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市政污水排放是城市水环境污染的重要来源。RAHMAN等[1]采用PMF受体模型解析了达卡市高尔山湖污染来源，发现在旱季42.94%的点源营养物质来自于市政污水。引起城市水资源紧张的主要因素是城市人口密度和用水强度等。ZHAO等[2]对京津冀城市群的水资源承载力的研究发现，有近50%的城市水资源承载力处于超负荷状态，其人口密度、城市公共用水强度和节水投资强度是影响城市水资源承载力的主要因素。造成城市水生态破坏的重要原因是城市对土地的开发利用。LUO等[3]对河南沙颖河流域内郑州、平顶山、许昌、周口等9个地市的研究发现，与河流水质相比，土地利用变化和城市化对水生态状况的影响更大。由此可见，城市建设会给水生态环境系统带来巨大威胁，而我国当前城市化水平处于历史高点，故城市在水环境、水资源和水生态方面面临着巨大压力，亟需采取有效的改善方案。
我国华北区域的水污染严重、水资源严重匮乏和水生态问题突出。相关各城市均采取了一系列措施来改善水生态环境质量，并取得了一定成效。潘留明等[4]介绍了天津市在外环河水环境改善中采用投菌、浮床、沉床和人工湿地工艺实现了水环境质量提升。侯晓帮等[5]介绍了在洛阳市瀍河水环境整治中采用控源截污、清淤疏浚、河道复氧、生态补水等水质保障措施。王勇等[6]介绍了青岛市在墨水河治理过程中通过采用截污、清淤、绿化和中水回用等工程措施，实现了水体COD和氨氮浓度的大幅削减。尽管上述案例对制定城市水生态环境质量提升有一定借鉴作用，但不难看出当前城市水生态环境治理对策在系统性方面仍存在欠缺，多数城市在水生态环境整治中仅着眼于城市单个河流或湖泊的水环境质量提升，对水资源和水生态方面的考虑不足。因此，在城市水生态环境治理中，应建立起从城市整个水体角度考虑的“水环境、水资源、水生态”三水统筹推进的系统治理思路。
针对上述问题，本研究将从“水环境、水资源、水生态”三方面对华北片区内79个城市建成区面临的水生态环境问题进行解析，并给出城市水生态环境质量提升分阶段目标、综合整治对策建议，为实现区域内城市水生态环境质量提升提供参考。
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研究区域共包含79座城市 (图1) ，包括北京市、天津市，以及河北、山西、山东、河南、陕西、江苏 (北) 和安徽 (北) 等省的77座城市，主要涉及黄河、淮河和海河三大流域。其中，区域内黄河干流长2 078 km，主要支流包括无定河、汾河和渭河等，涉及24个城市；区域内淮河流域北部包含洪汝河、沙颍河、西淝河等水系，涉及29个城市；海河流域内包含北运河、永定河、大清河、子牙河和南运河五大水系，涉及22个城市；此外，汉中、安康、南阳和滁州4市位于长江流域。研究区流域总面积约1.01×106 km²，区域地表水资源量1.304×1011 m³，约占我国水资源总量的6%。
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本研究中水环境质量相关数据来源于研究区域内各省市《2016—2020年生态环境状况公报》，水资源相关数据来源于区域内各省市《2020年水资源公报》，有关城市涉给排水基础设施建设情况的相关数据来源于《2020年中国城市建设统计年鉴》，工业废水排放量及工业源COD排放量分别来源于《2018年中国城市统计年鉴》和《2018年各省市统计年鉴》。
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城市水生态环境系统是一个由“水环境、水资源和水生态”构成的相互联系和作用的复杂动态系统，任何“一水”出现问题，其他“两水”都会受到影响。从水环境角度来看，污染物排放量激增使得水质下降，进而造成水资源使用价值下降、水生态系统破坏；从水资源角度来看，取水量增大使得水资源短缺，进而造成污染物降解困难，水生生境恶化；从水生态角度来看，水生态空间被侵占进而使得水体自净和水源涵养功能消失。城市水生态环境系统涵盖了城市所有涉水方面，包括城市污水收集处理、再生水回用、雨水收集利用、河湖岸带和水生生物等关键节点 (图2) ，对保持城市水生态环境健康具有不可或缺的作用。城市的高速发展极易使上述某关键节点出现问题进而波及整个水生态环境系统。为此，从“三水”角度总结了华北片区水生态环境特征，并从污水收集处理、再生水利用、河岸带和水生生物等关键节点对相关问题进行了深入解析。
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1) 水环境状况。研究区域内共有省控及以上断面1 000余个。2016—2020年，这些断面水环境质量大幅改善 (图3) ，水质优III比例由2016年的51.31%升至2020年的71%，劣V类比例由2016年的20.93%降至1.6%，水质为IV类及以下主要污染因子为COD、氨氮。但这些断面水质还不能代表城市内水体水质状况，城市内河湖由于受各类污染物大量排放的影响，水质明显更差。2019年，该地区城市内水体劣V类水质占比高达36%，以COD和氨氮污染为主。其中，北京市北小河、通惠河、护城河、凉水河、昆明湖等11个水体共计21个点位中有13个点位水质类别在IV类及以下，占比达61.9%；北小河上游，通惠河上游和昆明湖3处监测结果为劣V类水质；天津市海河、北运河、子牙河、新开河4条城区内水体共计8个点位中仅子牙河 (下游) 和新开河 (上游) 2个点位达到了IV类水质，其余6个点位均为劣V类水质。2020年区域内城市黑臭水体共计835条 (图4) ，占全国黑臭水体数量的28.65%，主要集中在河南、山东和江苏 (北) 3省城市内。其中，北京市、信阳市、徐州市和淮安市的黑臭水体数量在50条以上。
2) 水生态状况。区域内城市水生态系统健康状况整体较差，城市河湖水系连通性被破坏，部分城市水生态系统接近崩溃。同时表现出明显的地区集聚效应，在人口密集的工业城市河湖水生态系统健康程度均极差，如京津冀工业区、山西大同周边以矿业为主的工业区，以及山东、河南的国家粮食生产地区[7]。
北京市的北运河水生态健康状态处于一般健康状态。与上世纪80年代相比，天津市浮游动物、底栖动物、大型鱼类和水生植物种类锐减，分布水平明显降低。除北运河外，天津全市水体水生态健康状态普遍处于“一般”状态，水生态健康状况脆弱；廊坊市10个河流监测断面中7个断面水生态健康状态处于“轻度污染”水平；淮河流域河南段11个地市河流生态系统健康状况处于“脆弱”水平的断面近75%[8]；渭河宝鸡至渭南段水生态系统处于亚健康状态，生物完整性状况呈病态，物种损失严重[9]。
3) 水资源状况。研究区域城市水资源极度匮乏，“有河皆干”现象突出。区域内人均水资源量仅为357 m³，约为全国的1/6，属于极度缺水的地区，各城市人均水资源总量见图5。区域内79个城市中除汉中市和安康市外，其余均存在不同程度的水量型缺水问题，其中58个城市人均水资源量不足500 m³，处于极度缺水状态，加之区域内城市水环境质量普遍较差，区域内多数城市存在不同程度的水质型缺水问题，如郑州、盐城、连云港、宿迁、宝鸡、西安、临汾和运城等城市。区域内城市水量型和水质型缺水问题严重，其中京津冀城市群水量型和水质型缺水问题更加突出，已严重制约了城市的可持续发展。
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1) 生活污水排放量大，污水收集和处理设施存在短板。区域内主要城市生活污水排放量与城镇人口数量见图6。城镇人口基数越大城市生活污水排放量越高，由此带来的生活污染问题则更加严重。研究区域内城市人口密集，2019年区域内城镇人口约2.6×108，占全国城镇人口的32%。城市居民的日常生活会产生大量生活污水需收集处理，故在生活污水收集处理方面存在极大的挑战。基于区域城镇人口分布情况，北京、天津、青岛，以及各省会城市等城镇化水平较高的城市常常面临更严峻的生活污水收集处理问题。对于区域内其他城市而言，尽管人口数量的差异会使其城镇生活污水排放量比发达地区的更少，但其污水收集处理设施的建设也相对落后，导致其同样面临着生活污水直排入河的问题。基于此，对研究区域内城市污水收集处理系统开展分析。
研究区域内2020年城市建成区排水管网密度仅9.77 km·km−2，低于11.11 km·km−2的全国均值，整体排水管道建设较为滞后。研究区域内2020年各城市建成区管网密度见图7。79个城市中有57个城市建成区管网密度低于全国均值。管网建设滞后的问题主要集中在山西省、陕西省和河南省的省辖城市，其管道密度分别为7.68、7.34和8.86 km·km−2。区域内多数城市基础设施建设欠账多，尤其是城中村、城乡结合部等存在管网建设空白区，建成区管网建设滞后，导致污水收集率低，存在生活污水直排入河湖现象。区域内多数城市雨污分流的排水体制推行较快，但老城区的排水体制仍多以合流制为主，夏季降雨集中期间易发生溢流污染、内涝和水体反黑臭等问题。
排水管网建设的滞后造成研究区域污水收集率普遍偏低，大量生活污水排入河道。按污染物去除效果核算，区域内多个城市污水收集处理率仅约50%，如新乡、邢台等。2016年西安市长安区因污水管网建设不到位，使每天近8×104 t生活污水进入皂河河道。2020年山东省菏泽市因排水管网不完善，致其生活污水收集率仅为51.9%，赵王河、外护堤河、青年湖等水体都存在生活污水直排的现象，小黑河等水体部分河段呈现重度黑臭。
2020年研究区域城市污水处理厂平均运行负荷率为72%，低于77.86%的全国均值 (图8) 。统计数据显示，79个城市中有49个城市污水处理厂运行负荷率低于全国均值，多数城市污水处理能力已满足城市需求，甚至出现“大马拉小车”的现象。污水处理厂的低运行负荷率暴露了城市在污水处理方面存在“重建厂、轻管网”的问题，致使大量生活污水未经处理直接排放，污水处理设施的效能无法完全发挥。此外，部分城市污水处理设施超负荷运行，如三门峡市和延安市等。城市污水处理厂超负荷运行会使用大量污水溢流进河道，污水处理效果下降，出水水质变差。
尽管统计数据表明，区域内绝大多数城市污水处理能力已满足城市需求，但各地城市的快速扩张、人口聚集，使得多数城市在污水处理上存在着不均衡、不协调的问题。如北京市67座污水处理厂，有10座运行负荷率低于30%，但同时又有多座超负荷运行。部分城市污水处理实际效能低，污水处理厂排放标准执行不到位。唐山、秦皇岛、滨州等城市仍有14座污水厂未按“水十条”要求执行一级A排放标准。
2) 工业废水排放量大，钢铁、制药、石化行业污染严重。研究区域2017年部分城市工业废水和COD排放量见图9。2017区域工业废水排放量为3.376×109 t，占全国废水排放量的30.91%。其中，京津冀城市群和山东省是工业污染最为严重的地区，工业废水排放量1.857×109 t，占区域排放总量的55.02%。本研究收集的48个城市工业源COD共排放1.5×105 t，其中天津、唐山、潍坊和滨州等城市工业源污染物 (以COD计) 排放较为突出。
区域内各城市的工业基础扎实，目前依靠资源消耗而增加产值的企业是区域的经济主导，由此也带来了更加严重的污染问题。2019年区域内钢材产量占全国的52.7%，石油、煤炭等加工业营收占全国41.86%，医药制造业营收占全国38%。这些行业是区域经济增长的主要力量，但同时也严重威胁着区域内城市水生态环境质量，特别是京津冀地区钢铁、石化、制药、造纸、农副食品加工等行业的工业污染排放贡献较大。尽管各城市希望通过建设工业园区来解决工业污染排放问题，但由于入园要求低、工业废水处理难度大和园区管理经验不足等问题导致园区废水处理效果差，污染物集中排放，使园区逐渐成为城市内水环境污染最为严重的地区之一。例如，石家庄经开区内有30多家药企，园区污水处理厂受来水可生化性差、水质波动较大，导致运行不稳定[10]；2019年天津工业源COD、氨氮、总氮和总磷排放量分别为5 583、449、1 366和60 t，天津滨海工业区内有近1 000家石化和化工企业，污染排放负荷大、污水水质差异大，且含有大量难生物降解有机污染物和重金属，严重影响周边水体水质[11]。区域部分城市主要工业类型见表1。
3) 季节性径流污染严重。研究区域2019年逐月降水量及京津冀区域I-III类水质占比变化见图10。区域内降水季节分配很不均匀，主要集中在夏季。从京津冀区域地表水监测数据来看，城市水体水质与降雨量存在明显相关性。随着雨季来临，I-III类水质断面占比呈下降趋势，受初期雨水径流影响，6月份水体水质最差。而随着秋冬季降水量的减少，地表水水质逐渐变好。由此说明，造成雨季城市水体水质下降的重要原因是降雨径流引起的面源污染。
地表径流污染是城市面源污染的直接来源。近年来，研究区域城市面积不断扩大，不透水下垫面面积占比增大，下垫面容易累积大量污染物，造成径流水质普遍较差，特别是6月份径流水质最差。如太原市6月份工业区道路降雨径流中COD、氨氮分别为219 mg·L−1、2.05 mg·L−1 [12]；天津市6月份老城区道路降雨径流中COD、氨氮分别为276.65 mg·L−1、5.02 mg·L−1[13]。各主要污染物平均浓度均高于我国地表水环境质量V类标准。
合流制溢流及管道沉积物是面源污染重要来源，也是导致城市水体黑臭的重要因素。我国多数城市合流制排水体系截流倍数取1~2，造成排水系统对CSO的截流效率偏低，大量污水溢流进入河道，特别是雨天极易发生水体返黑臭现象。付朝臣等[14]对北京中心城区合流制溢流污染监测发现，溢流污水水质极差，COD为267 mg·L−1、氨氮为10.6 mg·L−1。管道沉积物的“零存整取”是溢流污水水质极差的重要原因之一，李海燕等[15]分析北京城区溢流污水的不同来源污染负荷后发现，沉积物污染负荷贡献率高达80%。
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1) 城市建设用地的扩张。城市建设用地的不断扩张是造成研究区域城市水域面积减少的重要原因之一。近年来，区域内城市建成区面积不断增加，其中有相当一部分增加的面积是通过缩窄河床、围湖造地等侵占城市水域空间的方式进行扩张的，这些活动造成了城市河湖水面面积大幅萎缩、斑块化数量增加等现象。河南省沿黄河流域8个地市1987—2002年湿地面积减少了19.18%，斑块化数量增加了21.27%[16]；海河流域自1950年以来，受城市开发建设影响湿地水面面积减少了72％[17]；贾梦圆等[18]对天津市不同发展条件下的土地利用变化情况的模拟结果表明，截至2025年，天津市主要水域均为易受城市扩张威胁的水生态敏感区域，大量二级河道、排水干渠、坑塘水面等毛细水网将在城市建设过程中被填埋和侵占。
2) 河湖岸带的开发利用。河湖岸带的开发利用是引起研究区域水体富营养化加剧的重要因素之一。研究区域内城市为防洪、稳固河岸和追求景观娱乐效果，对城市内河湖岸带进行了一系列的开发利用，如河道渠道化、裁弯取直、河湖岸带硬化和岸边植被带园林化等。淮河流域河南段11个地市自1950年以来建设的硬质化边坡长度达1.1×104 km，其城市河流边坡硬质化现象普遍[19]；京津冀非生态用途占有缓冲带比例高达48%，北京温榆河流域大约6 km的河岸带生态系统被开发占用[20]。城市对河湖岸带的开发利用隔断了水陆生态系统之间的联系，使河岸区域复杂多样的生境变得均一化，生物多样性减弱，水体自净化能力下降，也降低了河湖岸带控制径流污染的能力，造成富营养化问题加重，对水生态系统健康造成严重威胁。如北京潮白河下游水体流动性差，夏季富营养化严重，团城湖、玉渊潭湖和奥运湖等湖泊均处于轻度-中度富营养状态；自2012年起天津海河干流连续多年5—6月暴发蓝藻水华[21]；2018—2019年衡水市衡水湖处于轻度富营养水平。
3) 城市取排水量的增加。城市取排水量的增加引起的水质下降是造成城市水体生境退化及生物多样性减弱的主要原因。区域内2004—2019年工业和生活取水量增加了约16%，冶金、石化、造纸、等高耗水企业众多，人口密集，导致生活和工业取用水量增多，大量工业废水及生活污水排入城市水体。区域内城市河湖污废水等非常规水源补给十分明显，占比已超过60%，其京津冀河湖2001—2012年污径比范围为18.2%~71.6%，平均污径比为35.7%[22]。城市水体接纳大量污水导致水质明显下降，黑臭现象频发，水生态系统遭到严重破坏，生物种类和生物量也呈锐减状况，有的城市水生态系统甚至难以恢复。夏会娟等[23]发现，北京市清河和通惠河由于接纳了大量生活污水和工业废水，水生植物生境被破坏，造成其水生植物多样性处于较低水平，清河植被生物完整性值在0.23~0.38，处于一般水平，通惠河植被生物完整性值低于0.23，处于较差水平。
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1) 水资源开发利用强度大。研究区域内各城市2020年水资源总量及开发利用强度见图11。区域内京津冀、河南北部及山东北部水资源匮乏的城市水资源开发利用强度普遍较高。区域内降水量少且分布不均，造成江河径流量小，地表水资源条件先天不足，但人口产业发达造成生产、生活和生态环境用水刚需大，导致水资源开发利用强度极大，造成河流断流问题突出，加剧了区域内水资源短缺的现象。2020年区域水资源开发利用强度达到了56.13%，超过了世界公认的40%的安全警戒线。其中，海河流域水资源开发利用强度最大，已达到106%，以至于大部分支流长期处于断流状态。王晨等[24]发现，2018年春季京津冀地区13个城市均有干涸河道分布，其中保定、张家口、北京、石家庄4个城市的干涸河道长度均超过500 km，石家庄河道干涸比达到了44%。此外，城市对水资源的高强度开发利用使城市生产生活产生大量污染物排入水体，造成城市水环境质量不断下降，区域内城区劣V类水质的水体占比高达36%，进一步使城市陷入了水质型缺水的困境。
2) 水资源浪费严重。截至2021年底，研究区域内已建成节水型城市58个 (含县级市) ，占全国已建成节水型城市数量的43%。尽管如此，区域内仍有部分城市在生活、市政、工业用水方面均存在不同程度的水资源浪费现象。区域内2020年各城市生活、市政和工业用水指标统计情况见表2。
在生活用水方面，2020年区域内有18个城市居民生活用水量高于《城市居民生活用水量标准 (征求意见稿) 》中给出的第二阶梯用水量，住建部“关于印发《国家节水型城市考核标准》的通知” (建城[2018]25号) 中规定的节水器具普及率达到100%，但该区域多数城市未达到该要求，城市生活用水存在浪费现象。在市政公共供水方面，该区域城市公共供水管道漏损率约12.88%，超过节水城市考核标准中规定的10%的要求，有63个城市未达到该要求。其中，张家口、承德、枣庄、淮北和蚌埠等市的供水管道漏损率在17%左右。区域内2020年城市公共供水漏损水量共13.36亿m³，占全国地级及以上城市漏损水量的19.37%。在工业用水方面，近年来该区域工业节水力度不断加大，但在有数据统计的63个地级城市中仍有18个城市工业用水重复利用率低于节水城市考核标准中规定的83%的目标要求。
3) 再生水利用水平仍有提升空间。华北片区城市2020年再生水利用情况见图12。华北片区城市再生水利用水平仍由较大提升空间。从生产设施利用效率来看，仅郑州和青岛等14个城市再生水生产设施利用率达到90%以上，生产设施得到充分利用，需扩大生产能力。而多数城市生产设施面临闲置困境，太原和沧州等32个城市再生水生产能力仅发挥不到50%，需大力开发再生水利用途径。整体来看，淮河流域城市再生水生产设施利用水平较其他区域城市更高。从再生水利用率角度来看，海河流域和淮河流域城市再生水利用率水平整体较淮河流域更高。根据住建部《“十四五”城镇污水处理及资源化利用发展规划》 (发改环资〔2021〕827号；2021年6月) ，到2025年，全国地级及以上缺水城市再生水利用率目标达到25%以上，京津冀地区达到35%以上，黄河流域中下游地级及以上缺水城市力争达到30%。目前，石家庄、太原和大同等30个城市尚未达到其所对应规划目标，需进一步提高再生水利用率。
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基于对华北片区城市水生态环境问题的解析发现，制约城市水生态环境改善的根本原因在于城市面临的水生态环境问题是复杂多变。因此，在城市水生态环境治理中，建立起从整个城市水体角度考虑的“三水”统筹推进的系统治理思路是实现城市水生态环境质量全面提升的根本方法。为此，研究以“三水”统筹兼顾、多措并举和协调推进为理念，提出了近期 (2021—2025年) 、中期 (2026—2030年) 和远期 (2031—2035年) 3个阶段的水生态环境综合整治对策。
1) 近期阶段对策。近期阶段区域城市重点任务是推进城市点、面源污染深度减排，节水型城市构建，实现水环境质量提升及水资源状况改善，并辅以水体生态修复措施。
全面开展城市污染负荷削减工作。在生活源方面，需补齐污水收集与处理设施短板，对于排水管网密度低的城市，如阳泉、信阳、三门峡等市，加大排水管网建设力度，消除管网空白区；治理污水直排问题，设置截污管，完善北京、天津等管网建设较快城市人口聚集区生活污水毛细管网建设，提高污水收集率；对混错接和破损问题，开展混错接改造和老化破损管网修复工作，提升污水管网排放质量与水平；对污水处理效能低和执行排放标准落后的问题，加快推进唐山、秦皇岛和滨州等城市污水处理厂一级A提标改造。
在工业源削减方面，重点解决唐山、邯郸等城市钢铁行业，石家庄、东营等城市制药行业，天津、青岛、淄博等城市石化行业，榆林等城市煤化工行业等重点行业工业废水污染问题；推动全部工业企业入园，实施工业集聚区生态化改造，促进工业企业的良性集聚；完成钢铁、制药、石化等污染行业清洁生产改造；淘汰或改进现有落后的钢铁、石化、制药等工业废水处理技术；加强工业园区管理，完善园区污水收集处理设施，实现工业废水分类收集、分质处理。
在面源污染削减方面，各城市需全面开展汛期管网清淤工作防止初期降雨污染河湖；总结迁安、北京和天津海绵城市建设的经验与教训，形成适用于新老城区分区实施海绵城市建设的技术模式；构建“池-网-厂-河”联动机制，强化各污水处理厂处理水量的科学调配；坚持“点、线、面”结合，通过源头治理、末端拦截、分散调蓄、就地处理等方式，削减合流制溢流污染和面源污染；针对水资源短缺问题，需加强雨水的收集利用，构建“渗滞为主、蓄排结合、净用相辅”的综合雨水利用系统。采取上述污染负荷削减措施，使2025年受城市影响控制断面优III比例达60%以上，劣V比例降至15%以下，城市水体水功能区基本达标，建成区海绵城市建设占比达40%。
在节水城市构建方面，各城市要依据用水类型的不同遵循不同的量水发展原则，优化水资源配置，北京和天津等人水矛盾突出的城市，遵循“以水定人”的原则；唐山和烟台等水供需矛盾突出的城市，遵循“以水定产”的原则；运城和南阳等城水矛盾突出的城市，遵循“以水定城”原则。系统推进城市工业、生活和市政节水措施，初步完成节水型城市构建。提高城市工业用水重复利用率，特别是西安、邯郸和郑州等；控制缺水城市人均日生活用水量低于第二阶梯用水量，特别是北京、太原和西安等；控制城市供水管网漏损率在9%以下，特别是张家口、枣庄和淮北等。加大缺水城市再生水回用力度，特别是京津冀城市群；针对区域内河流干涸断流问题，各城市可参考北京市永定河干涸断流恢复的案例，制定相应的河流水量恢复方案，通过对再生水、雨洪水和工程引水等水资源的合理配置维持城市河流生态需水量，提高城市水体生态基流保障率。使2025年城区再生水利用率达35%以上，其中京津冀地区城市达40%以上，万元工业产值用水量降至16 m³以下，其中京津冀地区城市降至11 m³以下，城区部分河流恢复有水。
在水体生态修复方面，需强化河湖水生态空间管控，划分三带 (水域带、岸线带、缓冲带) 四区 (保护区、保留区、控制利用区、开发利用区) 的河流廊道水域岸线，严禁侵占水域及生态缓冲带，已被侵占的水域空间逐步恢复。针对水体富营养化、自净能力差等问题，各城市应通过河湖缓冲带修复、水系连通、水体水质净化和截污等工程措施，初步恢复城市水体自然特性和水生生境，改善水体水质，提高水体自净能力，抑制富营养化进程，以使2025年水生生物完整性指数达到“一般”水平。
2) 中期阶段对策。中期阶段在实现城市水环境质量提升的基础上，形成“水环境、水资源、水生态”统筹推进的系统治理格局，同时进一步提升水环境质量，推进水资源合理利用，初步恢复城市水生态系统。
全面完成节水型城市构建，持续推进城市全系统节水。在工业节水方面，严控钢铁、石化等高耗水行业新增产能，降低高耗水行业比重；推广一批适用于钢铁、石化等高耗水行业先进成熟的节水工艺、技术和装备；进一步提高城市工业用水效率，京津冀地区城市钢铁、制药和石化等行业用水效率需达国际先进水平；强化企业用水管理，加强节水技术改造，培育一批节水标杆园区和企业。在生活节水方面，推广节水器具，加强生活小区的节水型载体的建设力度，利用价格杠杆调整水价，促进节水。在市政节水方面，需加强城市节水基础的建设和管理，优化供用水结构，提升管网运行的管理水平，加快老旧供水管网的改造，进一步降低城市供水管网漏损率。在再生水回用方面，各城市应依托城镇污水厂提供再生水生产能力，同步加强再生水管道建设，加大工业和市政对再生水的利用力度；进一步加大城区河流生态补水力度，提高生态基流保障率。实现到2030年城区再生水利用率达到45%以上，其中京津冀地区城市达50%以上，万元工业产值用水量降至13 m3以下。其中，京津冀地区城市降至9 m³以下，城区主要河流恢复有水。
此外，该阶段仍需持续推进城市点、面源污染深度减排，加大前期污染减排措施的实施力度，进一步削减城市点、面源污染负荷，并同步推进构建污染物减排措施长效监管机制构建。实现到2030年受城市影响控制断面优III比例达70%以上，劣V比例降至5%以下，城市水体水功能区基本达标，建成区海绵城市建设占比达到50%。
在水生态修复方面，需加快推进城市河湖缓冲带建设，实现城区河湖缓冲带全面修复，强化河湖缓冲带管控，恢复水陆生态系统之间的联系，全面恢复河流水生生境，人工引导恢复河道生物种群和水生动植物群落，提高生物多样性，初步恢复城市水生态系统。采用上述措施使2030年区域内城市水生生物完整性指数达到“好”的水平。
3) 远期阶段对策。远期阶段重点实现城市水生态系统全面恢复，构建以城市水生态系统健康为导向的“三水”统筹机制，城市水生态系统得到全面恢复。
在水生态恢复方面，实现河湖缓冲带全面恢复，全面恢复水生动植物群落结构和食物链，构成良性稳定的水生态系统，促进河道生态系统的动态平衡和自我修复。还需加强城市水生态环境的科学管理，实现城市水生态系统功能的长效保持，使2035年城市水生生物完整性维持“好”的水平。
此外，还需全面完成城市污染减排措施、节水措施及河流水量保障措施的长效监管、运营及维护机制的构建，实现水生态环境质量持续向好。使2030年受城市影响控制断面优III比例达80%以上，消除劣V类断面，城市水体水功能区全面达标，建成区海绵城市占比达60%以上，城区再生水利用率达50%以上，其中京津冀地区城市达55%以上，万元工业产值用水量降至11 m3以下，其中京津冀地区城市降至8 m³以下，城区全部河流恢复有水。
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1) 区域内城市水生态环境质量普遍较差，水体黑臭现象突出；城市水生态系统健康状况整体较差，部分城市接近崩溃；多数城市水资源极度短缺，水量型和水质型缺水问题突出。
2) 区域内城市水生态环境问题的内在因素包括：区域内城市生活污水排放量大，污水收集和处理设施仍存在短板；区域内城市钢铁、制药、石化行业污染严重，特别是山东省和京津冀城市群；季节性径流污染严重；城市建设用地的扩张、河湖岸带的开发利用和城市取排水量的增加等人类活动造成城市河湖面积萎缩、生境被破坏和生物多样性下降等水生态问题；受工业、生活和市政用水浪费，水资源匮乏导致开发利用强度大的影响造成城市河流干涸断流问题突出。
3) 从“水环境、水资源、水生态”三方面提出了9项指标，给出了近期 (2021—2025年) 、中期 (2026—2030年) 和远期阶段 (2031—2035年) 分阶段目标，并提出了“三水”统筹推进的分阶段综合整治对策，近期阶段以污染减排和节水城市构建为重点，辅以水生态修复措施，实现水环境质量提升；中期需全面推进“三水”统筹治理，实现水资源合理利用，水环境质量进一步提升，水生态系统初步恢复；远期阶段在实现水环境质量提升和水资源合理利用的基础上，实现城市水生态系统全面恢复，构建以城市水生态系统健康为导向的“三水”统筹考核机制，城市水生态环境保护修复取得实质性进展。
我国华北地区城市水生态环境现状分析及综合整治对策
Analysis of the current situation of urban water ecological environment and comprehensive improvement measures in North China
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摘要: 从水环境、水资源和水生态3个方面解析了我国华北片区城市水生态环境问题的内在因素。结果表明，区域城市生活污水排放量大，污水收集与处理设施仍存在短板；钢铁、制药、石化行业污染问题突出，特别是山东省和京津冀城市群；季节性降雨引起的城市面源污染不容忽视；城市水生态系统受损严重，水域面积大幅萎缩，河湖岸带破坏严重，富营养化进程加剧，生物多样性下降；城市水资源极度匮乏，水资源开发利用强度大，用水浪费严重，河流干涸断流问题突出。针对上述问题，提出了区域城市近期 (2021—2025年) 、中期 (2026—2030年) 和远期 (2031—2035年) 分阶段的城市水生态环境质量提升目标和综合整治对策建议。本研究结果可为同类北方城市解决水生态环境问题提供参考。Abstract: In this paper, the problems and the intrinsic factors residing in urban aquatic ecological environment in North China were analyzed from three aspects, i.e. the water quality, the water resources and the urban aquatic ecology. Results showed that the quantity of the domestic sewage discharged in urban area was huge, but there were still shortcomings in sewer networks and sewage treatment facilities. Pollution resulted by the discharges from the iron and steel, pharmaceutical and petrochemical industries were prominent, especially in the cities of Shandong Province and the Beijing-Tianjin-Hebei urban cluster. Urban non-source pollution caused by seasonal rainfall could not be ignored. Urban water ecosystems were severely damaged, the water area shrank significantly, the shoreland zones of urban rivers and lakes were severely damaged, the eutrophication of urban waters was enhanced, and the biodiversity declined. Problems with the urban water resources include the shortage of per capita water resources, over-exploited water resources, the waste of water resources in urban area, the insufficient flow rate in rivers, and the bad connectivity between waterbodies. In response to the above problems, termed objectives, solutions for the improvement and comprehensive remediation of urban aquatic ecological environment for cities North China was proposed in this paper. For the three terms, namely, the short-term (2021-2025), the medium-term (2026-2030) and the long-term (2031-2035), a roadmap for the improvement of urban aquatic ecological environment in the region was also formed.
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铁是一种生物必须的营养元素，直接影响浮游植物的光合作用和碳水化合物形成，由于高含氧量和无机态铁的低溶解性，铁通常是制约HNLC海区（High nutrition low chlorophyll）初级生产力的关键微量元素[1-2]。大规模海洋施铁实验表明，水生态系统中生物可利用铁的增加可以显著提高浮游植物的生物量和光合作用率，从而提高初级生产力，并促使浮游植物的群落结构发生变化[3-7]。以往研究表明，光自养微生物对碳循环和全球气候起关键作用[8-9]。初级生产力的提高，深刻地影响着全球尺度的二氧化碳固定，对温室气体的控制具有重要意义。
水生态系统中，99%溶解性铁（dissolved iron，DFe）与有机配体结合。尽管大部分有机络合态铁不能直接被藻类利用，但通过一些地球化学转化过程，可转变为生物可利用铁[10-11]。Blazevic等[12]研究发现，海洋中腐殖酸结合态铁可以发生光还原反应，进而提高铁的生物可利用性。沼泽性河流是海洋DFe的重要来源[13]。沼泽性河流中大量存在的溶解性有机碳（DOC, dissolved organic carbon）与铁离子形成有机络合物，使水中保持较高浓度DFe。有机质中羧基和酚羟基是与铁络合的主要官能团。泥炭源中的酚酸类物质，含有稳定的芳香环结构。部分酚酸与铁有较高的配合能力，这类物质的存在保护了长距离迁移的DFe，保证了陆源DFe向水生态系统的有效输出[14]。
泥炭沼泽中存在多种类型酚酸，前人在金川泥炭中检测出了9种酚酸，包括对-羟基苯甲酸、丁香酸、香草酸、阿魏酸、对-香豆酸、没食子酸、原儿茶酸和咖啡酸，许多泥炭沼泽中都有这些酚酸的存在[14]。研究证实，酚酸等有机质可以和铁形成较为稳定的配合物，使其可以在淡水运输过程中迁移更长的距离[15]。其中，具有儿茶酚或者没食子酰基结构的原儿茶酸、没食子酸以及咖啡酸可以和Fe（Ⅱ）形成较为稳定的络合物，使得Fe（Ⅱ）在极易被氧化的碱性条件下也可以保存较长时间。而咖啡酸、没食子酸、原儿茶酸以及龙胆酸还对Fe（Ⅲ）有着明显的还原作用，同样有助于这两种铁形态之间的平衡[16]。
植物或微生物分泌代谢物质对环境中其他植物或微生物体产生不利或有利的影响，这种作用称为化感作用。在化感作用过程中分泌的物质即被称为化感物质，自然界的化感物质种类非常丰富，主要包括酚酸类、苯醌类、倍半萜类、黄酮类等几大类物质[17]。迄今发现的化感物质几乎都是植物的次生代谢物质，分子量较小，结构简单，其中酚酸类物质是一类重要的次生代谢产物，也是研究较多，被证实是化感活性较强的一类物质[18]。酚酸具有一定生物毒性。目前对于酚酸抑藻的机制还不十分清楚，其抑制作用可能通过多种方式实现。研究表明，酚酸与蛋白质分子易遵循疏水键-氢键多点键合理论结合。在酚酸存在的情况下，藻细胞的胞外磷酸酶活性受到抑制，碱性磷酸酶活性的抑制使藻利用磷的能力下降。酚酸与细胞膜蛋白的结合，会破坏生物体细胞膜结构，使植物多酚物质进一步穿过细胞膜，进入细胞体内，从而改变微生物细胞酶活性，减少藻类对外源性蛋白质的利用，并通过对细胞外酶的抑制达到抑藻的目的[19]。另外，如果酚酸进入细胞体后，通过与金属离子发生络合反应，形成沉淀而破坏微生物的正常新陈代谢也是植物多酚抑藻的原因所在[20]。尽管酚酸存在生物毒性，但适量前提下，对藻类生长有积极作用[21]。泥炭源典型酚酸与铁的络合物是否对藻类利用铁有显著影响尚待进一步研究。因此，探究酚-铁配合物络合稳定性及其生物可利用性有助于进一步了解生物对铁的吸收，更好地理解全球铁碳耦合循环。
铜绿微囊藻（microcystic aeruginosa） 是中国湖泊、水库及其他水域生态系统水体富营养化蓝藻水华的代表性藻类。本文铜绿微囊藻为培养对象，利用泥炭源典型酚酸及泥炭溶解有机质（DOM）开展了一系列培养试验，以期了解泥炭沼泽源酚酸以及酚-铁络合物对铜绿微囊藻生长的影响。
1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 实验材料
试验所用铜绿微囊藻藻源，由中国科学院水生生物研究所提供，采用BG-11培养基培养。
4种酚酸的配制：以1.7 g·L−1的浓度配制BG-11培养基，然后将对羟基苯甲酸、对香豆酸、水杨酸、咖啡酸加入，分别配制4份浓度为0.24 g·L−1的酚酸溶液。用0.22 μm滤膜在超净台中过滤，并用紫外光照射30 min，消除微生物的影响，现配现用。
藻种培养条件：实验前5天，将铜绿微囊藻进行扩大培养。光照强度4000 lx；光暗比24 h∶0 h；温度（25±1）°C；每天摇动培养瓶5次，使藻类生长进入对数生长期。进入对数增长期后，取铜绿微囊藻各300 mL加入到1 L锥形瓶，再加入BG-11培养基100 mL进行驯化培养。
1.2 实验设计
1.2.1 单一酚酸对铜绿微囊藻的抑制作用
由于对羟基苯甲酸和对香豆酸在泥炭中含量相对较高，水杨酸和咖啡酸和铁离子可以络合，实验选择这4种酚酸进行实验。
使用细胞计数仪确定当前藻液浓度，并根据藻液浓度取一定量的处于对数生长期的藻液加入250 mL锥形瓶内，其中分别添加稀释了不同倍数的酚酸溶液，最后用培养基补足，使得锥形瓶内的液体总体积达到150 mL。每个锥形瓶内藻的初始密度为105 cell·mL−1，酚酸的最终浓度梯度分别为0、10、20、40、60、80 mg·L−1，每组3个平行，置于光照培养箱内。培养温度为（20±1）℃，光照强度为4000 lx，24 h光照，每天震荡3—5次。
1.2.2 酚络合态铁对铜绿微囊藻生长的影响
选用水杨酸和咖啡酸与铁形成络合物，探究酚铁对藻类生长的影响。实验选择的酚酸浓度为5×10−5 mol·L−1，铁浓度为1×10−6 mol·L−1，在此条件下酚酸浓度为铁浓度的50倍，可以有效保护体系中的二价铁。此外，由于泥炭沼泽中也普遍存在草酸、柠檬酸、酒石酸、乙酸等无苯环的小分子有机酸，所以实验选择草酸、柠檬酸、乙酸作为干扰物质加入到酚铁体系中进行藻类的培养实验。
藻类的培养实验分为10组，每组添加的物质如下：A.水杨酸+硫酸亚铁；B.咖啡酸+硫酸亚铁；C.水杨酸+草酸+硫酸亚铁；D.水杨酸+乙酸+硫酸亚铁；E.咖啡酸+草酸+硫酸亚铁；F.咖啡酸+乙酸+硫酸亚铁；G.水杨酸+柠檬酸+硫酸亚铁；H.咖啡酸+柠檬酸+硫酸亚铁；I.不添加酸和铁的对照组；J.只添加铁的对照组。
以上试验均为期15 d，每隔48 h取样1次，记录藻细胞数量的变化，以及藻存活情况的变化和pH值的变化。培养周期结束后分别取10 mL和5 mL样品，测量样品中叶绿素a的含量和叶绿素荧光参数Fv/Fm（最大光能转化效率）。其中Fv/Fm常用来表征叶绿素PsⅡ（低铁环境藻类光系统Ⅱ）反应中心内禀光能转换效率，反映当时所有的PsⅡ反应中心均处于开放态时最大光量子产量。
1.2.3 生理指标的测定方法：
为测藻细胞存活率及藻细胞数量，使用5-CFDA染色，具体操作方法如下：
（1）用DMSO（二甲基亚砜）5-CFDA稀释至10 mmol·L−1。将99 μL已经配制好的BG-11培养基与1 μL的5-CFDA混合作为A液，摇晃10 s混匀；
（2）将50 μL样品与50 μL A液混匀，用移液枪至少吹打10次；
（3）在25℃条件下将上一步准备好的样品避光放置30 min；
（4）用移液枪将待测样品吹打10次或摇晃，使藻细胞分散，然后用移液枪取20 μL加入计数板内。在计数板插入仪器之前，稳定1 min，使样品在其中稳定下来。
将细胞染色后，使用细胞计数仪计数，并观察细胞的存活状态。
测量样品叶绿素a的含量：
（1）取藻液10 mL，4500 r·min-1离心15 min，去掉上层清液，将样品在4℃冰箱中放置1 d；
（2）取出后迅速加入5 mL的90%热乙醇（80℃）于80℃的热水浴萃取2 min，再用超声处理10 min，放在暗处萃取4 h后，用0.22 μm的滤头过滤。用酶标仪于波长665 nm和750 nm处测吸光值，然后滴加1滴1 mol·L−1的盐酸酸化，于波长665 nm和750 nm处再测吸光值。计算公式为：
Chla乙醇=27.9×[(E665−E750)−A665+A750)]×V乙醇/V样品 其中，Chla乙醇为热乙醇法测定的叶绿素a含量（μg·L−1）；E665是乙醇萃取液于波长665 nm的吸光值；E750是乙醇萃取液于波长750 nm的吸光值；A665为乙醇萃取液酸化后在665 nm处的吸光值；A750为乙醇萃取液在750 nm处的吸光值；V乙醇为乙醇萃取液的体积（mL），V样品为所取样品的体积（mL）。
抑制率计算公式：IR=（1-N/N0×100%）抑制率为负值则有促进效果，抑制率为正则抑制。
1.2.4 泥炭沼泽源酚络合态铁对铜绿微囊藻生长的影响
培养前准备：
（1）提取泥炭中的DOM；
（2）将样品通过H型阳离子柱交换柱，去除样品中存在的金属离子；然后将DOM样品按照<1 KDa，1—3 KDa，>3 KDa分成3份；
（3）将3份样品中加入FeSO4，待稳定一段时间后，取10 mL加入培养基中，加入后Fe的浓度为5×10−6 mol·L−1。
铜绿微囊藻培养实验分为5组，每组3份平行，每组添加的物质如下：A．无添加；B．Fe，浓度为5×10−6 mol·L−1；C．DOM-Fe（<1 KDa），Fe浓度为5×10−6 mol·L−1；D．DOM-Fe（1—3 KDa），Fe浓度为5×10−6 mol·L−1；E．DOM-Fe（>3 KDa），Fe浓度为5×10−6 mol·L−1。
实验均为期15 d，每隔48 h取样1次，记录藻细胞数量的变化，以及藻存活情况的变化。
2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 不同酚酸影响微囊藻生长的浓度效应
在微囊藻培养体系中分别加入不同浓度四种酚酸溶液，经过14 d培养和检测，得到微囊藻-酚酸的生长曲线如图1所示。图1中A、B为不同浓度的对羟基苯甲酸和对香豆酸对微囊藻生长情况的影响。可以看出，当酚酸浓度为10 mg·L−1和20 mg·L−1时，微囊藻的生长速率和最终达到的终点浓度明显高于控制组（0）抑制率为-23.5%—18%。从微囊藻浓度上来看，当酚酸浓度为10 mg·L−1和20 mg·L−1时，生长情况比较接近，说明在此浓度下，这两种酚酸对微囊藻的生长有一定的刺激作用。在A、B组中当酚酸浓度超过20 mg·L−1时，藻液浓度和藻的生长速率明显低于控制组；当浓度增加到40 mg·L−1时，这两种酚酸对微囊藻的生长起到了明显的抑制作用，而对羟基苯甲酸的对微囊藻生长的抑制作用更加明显；浓度继续增加到60—80 mg·L−1时，微囊藻前4—5天略有增长，然后基本停止了增长，保持在3×106 cell·mL−1左右。对香豆酸60 mg·L−1组的藻数量略高于80 mg·L−1组。
在C组水杨酸-微囊藻的实验中，水杨酸浓度为10 mg·L−1时，增长的速度与控制组接近，在8—10 d快速增长后，藻数量和控制组趋于一致。而当浓度大于10 mg·L−1时，都出现了明显的抑藻效果，抑制率约为80%。
结合图2中存活率来看（从培养的第4天开始测微囊藻的存活率）当浓度为10 mg·L−1时，微囊藻的存活率都略低于控制组，差值在10%左右浮动，当浓度为20—40 mg·L−1，在开始计数时，藻类的存活率就已不同程度地低于控制组，并且A、C、D存活率在4—14 d整体处于下降的趋势，可以看出，水杨酸对微囊藻的抑制作用最强。
表1是各组样品的Fv/Fm，最大光能转化效率Fv/Fm常用来表征叶绿素PsII反应中心内禀光能转换效率，反映当时所有的PsII反应中心均处于开放态时最大光量子产量。
在非胁迫环境下，植物叶片叶绿素荧光参数Fv/Fm变化极小，表现出稳定的特点，但在胁迫条件下，该参数明显下降[22]。Fv/Fm可作为植物受环境胁迫的响应指标[23]。控制组的Fv/Fm为0.308。一般情况下，微囊藻的Fv/Fm在0.3左右，当Fv/Fm过低表明藻类受到环境胁迫，PSII中心受到损伤进而降低光合作用效率。由表1可以看出，当水杨酸浓度大于20 mg·L−1时会对微囊藻的光合作用产生明显抑制，当各组酚酸浓度超过60 mg·L−1时，藻类基本停止了光合作用，这和前文中藻类的生物量变化和存活率相吻合。表2是各个组叶绿素含量的均值，数据表明：各组中相对低浓度的酚酸，不仅对藻类数量的增长有促进作用，也促进了叶绿素含量的增加。
表 1 铜绿微囊藻的Fv/FmTable 1. Fv/Fm of Microcystis aeruginosa对羟基苯甲酸P-hydroxybenzoic acid 对香豆酸P-coumaric acid 水杨酸Salicylic acid 咖啡酸Caffeic acid 010×10−620×10−640×10−660×10−680×10−6 0.3080.3100.2920.3020.0390.000 0.3080.3100.3140.3240.0490.000 0.3080.3090.0230.0140.0000.000 0.3080.3310.2760.3600.0380.000 注：0—80×10−6分别对应添加的4种酚酸浓度，表中数据是在微囊藻培养期结束时测得的Fv/Fm。 Note: 0—80×10−6 respectively correspond to the four added phenolic acid concentrations. The data in the table are the Fv/Fm measured at the end of the Microcystis culture period. | Show Table
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表 2 铜绿微囊藻叶绿素含量（g·L-1）Table 2. Chlorophyll content of Microcystis aeruginosa对羟基苯甲酸P-hydroxybenzoic acid 对香豆酸P-coumaric acid 水杨酸Salicylic acid 咖啡酸Caffeic acid 010×10−620×10−640×10−660×10−680×10−6 0.5681.0141.1380.7750.0000.000 0.5680.7370.8620.5680.0000.000 0.5680.7960.0090.0000.0000.000 0.5682.0932.2011.3590.0000.000 注：0—80×10−6分别对应添加的4种酚酸浓度，表中数据是微囊藻培养期结束时测得的叶绿素含量。 Note: 0—80×10−6 respectively correspond to the four phenolic acid concentrations added. The data in the table is the chlorophyll content measured at the end of the Microcystis culture period. | Show TableDownLoad:
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2.2 酚络合态铁的生物可利用性
根据上述试验结果可以得出，当这4种典型泥炭源酚酸的浓度达10 mg·L−1时，从生物量、存活率以及光合作用强度来说对微囊藻的生长没有明显抑制作用。普遍认为，藻类吸收Fe主要是离子形态，而不是有机络合态Fe[24]。目前，仅观察到在产生铁载体的微生物中存在铁载体复合物的吸收及其在细胞中的还原[25]。已有研究发现，有机络合态铁中铁的释放途径不同。其中包括简单的配体-金属平衡（Ligand-Metal balance），平衡在初级生产者消耗铁后发生变化，促进铁从络合物中分离。另一个途径是基于配体的降解，这也导致了Fe和配体的分离。第三种可能是通过有机态铁的还原，降低配体对铁的亲和力，并导致Fe的释放。这个过程可能是由于络合物的自还原/氧化而发生的，这意味着配体氧化同时也释放产生Fe[26]。尤其是光还原分解对铁的生物利用度有很大影响，这一释放铁途径被称为AHS（aquatic humic substances）机制[12]。
图3是加入不同酸和Fe2+的微囊藻生长曲线。施加和不加Fe2+的对照试验表明，在培养1—9 d，两组生长速度以及生物量大致相同。在第9天后，施加Fe2+组的生长速度放缓，最终的藻密度低于对照组。图3表明在没有配体存在的情况下，加入一定量的铁对微囊藻生长促进作用不明显。同时，观察发现，在藻类指数生长阶段出现了较高的pH值（高达10.5），这与二氧化碳生物需求增加有关。在指数生长结束和平台期开始后，pH值略下降。在藻类生长平缓或生长不良的样品中，pH值无显著变化，pH值大多保持在6—8。
能促进藻类生长的酚酸应当与三价铁有较高的亲和力，与二价铁有较低的亲和力[27]。试验表明，相对其他3种酚酸铁配合物体系，水杨酸铁不能有效地为微囊藻提供生物可利用性铁，这可能与水杨酸的稳定性较强有关[27]。对照表明，用咖啡酸处理的微囊藻生长良好，最高浓度达到2.19×107 cell·mL−1。这可能是咖啡酸中的儿茶酚基结构所引起的，并且有更高的氧化还原潜力，更容易将Fe从配合物中释放。Santana等 [28]的研究也证实了在生物条件下还原络合物的可能性。总体上，酚酸的加入提高了藻类对Fe的生物可利用率。
图2显示藻类存活率从第10天开始明显下降，藻类计数可能包括了死藻，因此选择第11天数据进行显著性分析。结果表明（表3），在0.05的置信水平下，咖啡酸的加入对微囊藻生长有显著促进作用，而水杨酸在0.05的置信水平下，对微囊藻生长无显著促进作用。
图 3 微囊藻生长曲线Figure 3. Microcystis growth curveA.水杨酸+硫酸亚铁 B.咖啡酸+硫酸亚铁 C.水杨酸+草酸+硫酸亚铁 D.水杨酸+乙酸+硫酸亚铁 E.咖啡酸+草酸+硫酸亚铁 F.咖啡酸+乙酸+硫酸亚铁 G.水杨酸+柠檬酸+硫酸亚铁 H.咖啡酸+柠檬酸+硫酸亚铁 1_3.不添加酸和铁的对照组 Fe1_3硫酸亚铁A. Salicylic acid+Ferrous sulfate B. Caffeic acid+Ferrous sulfate C. Salicylic acid+Oxalic acid+Ferrous sulfate D. Salicylic acid+Acetic acid+Ferrous sulfate E. Caffeic acid+Oxalic acid+Ferrous sulfate F. Caffeic acid+Acetic acid+Ferrous sulfate G. Salicylic acid+Citric acid+Ferrous sulfate H. Caffeic acid+Citric acid+Ferrous sulfate 1_3. Control group without acid and iron Fe1_3. Ferrous sulfate表 3 第11天不同试验组微囊藻浓度变化的相关性矩阵Table 3. Correlation matrix of changes in the concentration of Microcystis in different test groups on the 11th day1_3 Fe1_3 A B C D E F G H 1_3 1 0.963 0.971 −0.358 0.474 0.657 0.246 0.461 0.983 0.491 Fe1_3 0.963 1.00 1.000* −0.095 0.221 0.835 −0.022 0.682 0.996 0.707 A 0.971 1.000* 1.00 −0.126 0.251 0.818 0.008 0.659 0.999* 0.685 B −0.358 −0.095 −0.126 1.00 −0.992 0.468 −0.993 0.663 −0.179 0.637 C 0.474 0.221 0.251 −0.992 1.00 −0.352 0.970 −0.563 0.302 −0.534 D 0.657 0.835 0.818 0.468 −0.352 1.00 −0.569 0.972 0.785 0.979 E 0.246 −0.022 0.008 −0.993 0.970 −0.569 1.00 −0.746 0.062 −0.723 F 0.461 0.682 0.659 0.663 0.663 0.972 −0.746 1.00 0.618 0.999* G 0.983 0.996 0.999* −0.179 0.302 0.785 0.062 0.618 1.00 0.645 H 0.491 0.707 0.685 0.637 −0.534 0.979 −0.723 0.999* 0.645 1.00 注：*. 在 0.05 水平（双侧）上显著相关。Notes：*. Significant correlation at 0.05（bilateral） level. | Show TableDownLoad:
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2.3 泥炭沼泽源DOM-Fe的藻类可利用性
许多泥炭源有机质同时含有酚羟基和羧基，具有酚酸性质。但由于泥炭有机质组成复杂多样，现有技术尚不能有效分离不同性质有机化合物。因此，利用不同分子量段有机质与铁的络合物，开展藻类培养试验有助于客观评估泥炭源DOM-Fe的藻类可利用性。利用不同分子量段DOM-Fe，进行培养试验，铜绿微囊藻的生长情况如图4。表4 结果表明，在0.05 的置信水平下，不同组之间差异不具统计显著性，但图4 还是反映出有机态铁对藻类生长的促进趋势.
结果显示（图3和图4），不同分子量结合态Fe均促进了铜绿微囊藻的生长，但影响程度不同。添加Fe后，铜绿微囊藻的生物量和控制组相比均有增加，微囊藻生长得到促进，最终达到107 cell·mL−1。其中，微囊藻在7—11 d增长最快；其次，对比生长终点可以发现不同DOM-Fe促进效果存在差异：E组>D组>C组>B组>A组>无Fe组；第三，添加DOM显著促进了藻的生长。研究表明，相对于Fe3+，藻类更倾向于利用Fe2+[29]。这是由于具有一定还原能力的DOM可以减缓二价铁的氧化[30]，从而提高了藻类对铁的利用率。此外，不同分子量段DOM与Fe的络合稳定常数略有不同，较高分子量的DOM（>3 kD）与Fe的络合稳定常数较小[30]，在光照或者其他条件下容易发生解离，产生易被藻类利用的Fe。而泥炭源低分子量DOM（<1 KD）络合态铁，由于其络合稳定的常数相对较高，在培养体系中更加稳定，相对不易被藻类利用。
图 4 铜绿微囊藻生长曲线A.无添加 B.硫酸亚铁 C.DOM-Fe（<1KD ） D.DOM-Fe（1-3 KD） E.DOM-Fe（> 3KD）Figure 4. Microcystis aeruginosa growth curveA. No addition B. Ferrous sulfate C.DOM-Fe（<1KD） D.DOM-Fe（1-3KD） E.DOM-Fe（>3KD）表 4 第11天不同试验组铜绿微囊藻生长浓度变化的相关性矩阵Table 4. Correlation matrix of growth concentration changes of Microcystis aeruginosa in different test groups on the 11th dayA B C D E A 1 −.751 .350 −.167 .770 B −.751 1 −.881 .776 −.158 C .350 −.881 1 −.982 −.327 D −.167 .776 −.982 1 .500 E .770 −.158 −.327 .500 1 注：*. 在 0.05 水平（双侧）上显著相关. Notes：*. Significant correlation at 0.05（bilateral） level. | Show TableDownLoad:
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3. 结论（Conclusion）
（1）4种酚酸对藻类生长的影响均呈现“低促高抑”的规律。从藻类生物量和叶绿素含量来看，抑藻效果从高到低：水杨酸>对羟基苯甲酸>对香豆酸>咖啡酸；结合藻类的存活率，虽然低浓度酚酸刺激了藻类生物量的增长，但是也对藻类的生存产生了一定的负面影响：在添加10 mg·L−1酚酸的几组样品中，微囊藻的存活率都略低于控制组。
（2）添加酚酸的藻类样品中，当水杨酸浓度达到20 mg·L−1时，Fv/Fm明显降低（0.3降低到0.02左右），而其它3种酚酸浓度达到60 mg·L−1才出现抑制，说明水杨酸抑制作用最强。
（3）不同酚铁络合物的生物可利用性存在差异：相对咖啡酸和水杨酸，水杨酸络合态铁更难被藻类利用，除酚毒性效应外，还与其较高的络合稳定性有关。
（4）泥炭源不同分子段DOM-Fe对藻类生长的促进作用从高到低依次为：>3 KD，1—3 KD，<1 KD。高分子段DOM（>3 kD）与Fe的络合稳定常数最小，在光照或者其他条件下容易发生解离，更易释放Fe而被藻类利用；泥炭源低分子量DOM（<1 KD）络合态铁，因其络合稳定常数相对较高，相对不易被藻类利用。
致谢：感谢中国科学院水生生物研究所的大力支持。
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图 3 研究区域省控以上断面水质年际变化
Figure 3. Yearly changing in water quality of national and provincial control sections of regional cities from
图 4 研究区域城市黑臭水体分布
Figure 4. Distribution of black & smelly water bodies in the study area
图 5 研究区域2020年各城市人均水资源量
Figure 5. Per capita water resources in prefectural cities in the study area in 2020
图 6 研究区域主要城市生活污水排放量与城镇人口数量
Figure 6. Domestic wastewater discharge and urban population of major cities in the study area
图 7 研究区域内2020年各城市建成区排水管道密度
Figure 7. Density of drainage pipes in the built-up area of each city in the study area in 2020
图 8 研究区域2020年城市污水处理厂运行负荷率
Figure 8. Operational load rate of wastewater treatment plants in the study area in 2020
图 9 研究区域2017年部分城市工业废水和COD排放量
Figure 9. Industrial wastewater and COD emissions from selected municipalities in the study area in 2017
图 10 研究区域2019年逐月降雨量及京津冀区域I-III类水质占比变化
Figure 10. Month-by-month rainfall in the study area in 2019 and changes in the proportion of Class I-III water quality in the Beijing-Tianjin-Hebei region
图 11 区域各城市2020年水资源总量和开发利用强度
Figure 11. Total water resources and development and utilization intensity by cities in the study area in 2020
图 12 2020年华北片区城市再生水利用情况
Figure 12. Urban recycled water use in North China Region in 2020
表 1 研究区域部分城市主要工业类型
Table 1. Major types of industries in selected cities in the study area
城市 主要工业 城市 主要工业 城市 主要工业 城市 主要工业 天津 石化、钢铁 济南 钢铁、化工、食品 泰安 制药 菏泽 制药、石化 石家庄 制药 青岛 石化、啤酒生产 日照 钢铁 郑州 电子信息、制药、钢铁 唐山 钢铁 淄博 石化 临沂 冶金、化工、制药 新乡 制药、煤化工 太原 冶金、化工 枣庄 制药、造纸 德州 化工、食品加工 焦作 食品加工 盐城 化工 东营 采矿、石化、医药 聊城 化工 西安 装备制造 淮南 煤炭、化工 烟台 化工 滨州 化工 榆林 煤炭、化工
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表 2 研究区域2020年各城市生活、市政和工业用水指标统计情况
Table 2. Statistics of domestic, municipal and industrial water use indicators by city in the study area in 2020
城市名称 人均日生活用水量/(L·d−1) 第二阶梯人均用水量/(L·d−1) 公共供水管道漏损率 工业用水重复利用率 城市名称 人均日生活用水量/(L·d−1) 第二阶梯人均用水量/(L·d−1) 公共供水管道漏损率 工业用水重复利用率 北京 154.19 150.00 16.12% — 东营 179.53 150.00 5.91% 96.28% 天津 115.69 150.00 13.47% 97.75% 烟台 116.79 150.00 10.19% 79.73% 石家庄 122.22 150.00 13.85% 91.74% 潍坊 121.99 150.00 8.01% 92.47% 唐山 149.63 150.00 13.09% 97.76% 济宁 105.77 150.00 15.29% 90.28% 秦皇岛 136.91 150.00 16.30% 93.02% 泰安 85.59 150.00 12.02% — 邯郸 107.29 150.00 10.80% 18.34% 威海 121.76 150.00 11.26% 71.75% 邢台 167.25 150.00 15.10% — 日照 120.19 198.00 13.09% 92.00% 保定 125.45 150.00 12.77% 85.00% 临沂 118.88 198.00 8.39% — 张家口 97.54 150.00 17.44% 65.43% 德州 103.95 150.00 15.47% 45.45% 承德 135.34 150.00 17.25% 92.21% 聊城 84.03 150.00 8.11% — 沧州 169.48 150.00 12.15% 98.23% 滨州 167.43 150.00 9.89% 83.43% 廊坊 131.08 150.00 7.96% — 菏泽 143.60 150.00 14.60% 18.70% 衡水 117.40 150.00 12.73% 44.34% 郑州 128.95 150.00 13.46% 24.81% 太原 150.50 150.00 9.88% 95.52% 开封 161.27 150.00 16.18% 84.99% 大同 181.32 150.00 5.75% 84.00% 洛阳 126.87 150.00 12.66% 97.78% 阳泉 91.81 150.00 6.82% 83.91% 平顶山 146.27 150.00 11.75% 36.11% 长治 182.99 150.00 9.56% 44.00% 安阳 186.00 150.00 14.05% 98.88% 晋城 164.58 150.00 5.39% 85.93% 鹤壁 78.96 150.00 14.83% 98.43% 朔州 95.13 150.00 8.05% 95.67% 新乡 140.90 150.00 14.37% 97.14% 晋中 91.77 150.00 13.04% 95.12% 焦作 124.98 150.00 12.75% — 运城 147.33 150.00 8.53% — 濮阳 159.22 150.00 11.71% 97.87% 忻州 88.68 150.00 11.55% 38.24% 许昌 124.04 150.00 10.49% — 临汾 92.96 150.00 11.83% — 漯河 152.03 150.00 14.44% 89.10% 吕梁 103.97 150.00 10.52% 66.67% 三门峡 133.36 150.00 13.36% 90.17% 徐州 167.87 198.00 10.62% 94.80% 南阳 90.67 198.00 13.23% 97.54% 连云港 181.14 198.00 16.32% 95.75% 商丘 117.31 150.00 7.72% — 淮安 155.62 240.00 12.10% 90.44% 信阳 127.61 260.00 15.41% — 盐城 138.88 240.00 15.83% 1.18% 周口 153.65 150.00 16.15% 94.38% 宿迁 142.21 198.00 14.48% 84.25% 驻马店 170.38 198.00 15.25% 92.25% 蚌埠 271.73 198.00 16.50% 95.95% 西安 177.70 150.00 10.41% 1.16% 淮南 180.79 198.00 16.35% 87.36% 铜川 95.91 150.00 13.29% 68.92% 淮北 133.45 150.00 16.96% 81.07% 宝鸡 136.97 240.00 11.12% 81.95% 滁州 163.45 260.00 14.84% 92.05% 咸阳 176.22 150.00 6.69% — 阜阳 145.30 198.00 11.93% 94.79% 渭南 132.63 150.00 9.11% 42.96% 宿州 172.40 198.00 15.67% — 延安 97.07 150.00 13.97% 84.47% 亳州 202.59 198.00 15.30% 87.00% 汉中 141.01 260.00 15.69% 90.87% 济南 126.00 150.00 14.22% 96.33% 榆林 100.74 198.00 15.62% — 青岛 142.91 150.00 12.43% 92.54% 安康 125.56 260.00 14.97% — 淄博 110.83 150.00 11.94% 93.23% 商洛 132.76 240.00 12.41% — 枣庄 100.64 150.00 16.99% 86.92%
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