第1章绪论
　　1.1北京市面临的主要水问题
　　城市滨水而建，因水而兴。北京地处海河流域，早在3000余年前北京建城即选择在古永定河渡口（高巍等，2005），现已建成集政治、文化、经济为一体的国际特大型都市。水作为城市建设与发展的基础性、战略性资源，是保证城乡社会经济发展的基石，是保护及提升城市生态环境质量的关键因素。随着北京市社会经济的高速发展，受城市规模的不断扩大、高强度的人类活动不断增加等因素的影响，北京市水资源的可持续利用正面临严峻的挑战：水资源严重短缺，长期的水资源过度开发导致地表水和地下水环境恶化、战略储备水量减少、水资源供需矛盾加剧等（李会安，2007），严重影响了城市功能的完善和人们生活水平的提高，成为制约经济社会发展的重要因素。
　　北京市经济持续快速增长、人口规模的扩大以及建设国际特大社会经济中心城市的需求，对北京市水资源数量和质量都提出了更高的要求，原本缺水的北京市面临更加突出的供水矛盾与水资源可持续利用挑战（马东春，2008）。近十年来，北京市年人均水资源供水量仅为161m3（北京市水务局，2016），约为全国平均水平的1/10，世界水平的1/40，属于极度缺水地区（李其军，2013）。合理开发和利用水资源是缓解水资源短缺的重要措施，北京市通过调整产业结构，提高水资源重复利用率；实施南水北调工程进行跨区域调水，已具备外调10亿m3优质水资源的条件（岳冰等，2011）；加强中水和雨洪水资源利用，再生水利用量将达到12亿m3（贾雪梅等，2013）。
　　水体污染、水环境遭到严重破坏，影响北京市河湖水生态系统健康，同时也对城市人居环境造成较大影响。城市水体污染的主要源头是城市污水，包括生活污水和未达标排放的工业废水，这些废污水富含金属、重金属、有机污染物、放射性污染物、细菌、病毒等，排放进入地表径流会污染水体，并且其中的污染物随水流下渗进入地下水，进而影响地下水环境质量。依据《北京市水资源公报》（2016），河道水体监测结果表明，符合Ⅳ类水质标准河长121.4km，占评价河长5.2%；符合Ⅴ类水质标准河长102.9km，占评价河长4.4%；劣于Ⅴ类水质标准河长883.7km，占评价河长37.9%。湖泊水质符合Ⅳ-Ⅴ类水质标准的面积为192.0km2，占评价面积的26.7%。地下水监测结果表明，浅层地下水符合Ⅳ-Ⅴ类水质标准的面积达2769km2，占平原区总面积的43.3%，主要超标指标为总硬度、氨氮、硝态氮；深层地下水符合Ⅳ-Ⅴ类水质标准的面积达713km2，占评价区面积的20.8%，主要超标指标为氨氮、氟化物、锰等。总体而言，北京市地表水、湖泊及地下水有1/5～1/2区域处于劣质水状态，尤其是浅层地下水受污染状况严重。
　　水资源可持续利用是关系到北京市社会经济长远健康发展的战略性问题，水资源短缺、水环境日趋恶化和水生态系统日趋衰退是水资源可持续利用面临的主要问题，是“大北京”时代建设发展的当务之急。强化水资源的开发利用，探索安全高效的水体污染控制技术，提高水资源的利用效率，努力打造一个环境优美、人与自然和谐的“大北京”时代是水利工作者的职责所在。
　　1.2再生水补给北京市河湖生态用水的重要性与需求
　　近年来，北京市城市河湖水系逐渐萎缩、内湖富营养化不断加重、水环境质量日益恶化、城市水生态系统日趋衰退、水生态系统服务功能日渐丧失（王超等，2005）。水是城市河湖水系生态与环境治理的核心和关键，给河湖生态用水补充足够的水源是亟须解决的问题。但在水资源本已匮乏的城区，河湖生态用水很大程度上需要通过充分挖掘再生水等非常规水资源来解决。城市再生水具有不受气候影响、不与邻近地区争水、就地可取、稳定可靠等优点，将处理过的污水再生回用为河湖生态用水已经成为缓解城市河湖生态危机问题的有力措施之一。根据《北京市水资源公报》（2016），2016年北京市污水排放总量为17.0亿m3，污水处理量15.3亿m3，污水处理率90%；其中城六区污水排放总量为11.2亿m3，污水处理量10.9亿m3，污水处理率97%。北京市污水处理能力为再生水回用提供了基础保证。
　　北京市共有再生水厂60余座，每天可提供约300万m3再生水，再生水已经成为北京城市河湖主要补水水源。同时，研究再生水作为河湖生态用水的可行性及其环境影响，并对再生水回用区的水生态系统健康进行实时监测具有重要的理论价值和现实意义。
　　1.3国内外相关研究发展历程与现状
　　1.3.1国内外再生水回用作为景观生态用水的应用现状
　　城市污水经过处理后再生利用已成为缓解全球水资源紧缺、水生态系统破坏等水问题的重要途径之一。在美国，再生水回用于景观生态环境用水工程实践较多。1932年美国加利福尼亚州旧金山建设了世界上第一个将污水处理厂出水回用为公园湖泊观赏用水的工程，到1947年为公园湖泊和景观灌溉供水已达3.8万m3/d，开始了真正意义上的再生水回用于城市景观环境；2004年，美国加利福尼亚州再生水年利用量达到6.48亿m3，其中景观用水年利用量达2亿m3，并且每年以15%的增长率增加，预计到2030年，美国再生水利用总量将占污水处理量的23%（Metcalf & Eddy et al.，2007）。日本于1962年开始了污水再利用，于20世纪70年代初见规模，80年代东京市利用Tamajyo污水处理厂的再生水重新恢复了东京郊外的Nobidome河，完全达到景观环境再利用的要求，经多年运行Nobidome河已恢复了原有生态。澳大利亚Adelaide市也将污水和屋顶雨水收集起来经过处理再生利用于湖泊补给水、水景、景观灌溉，以缓解该市用水紧张的局面。南非的Hartbeespoort水库接纳了该区约50%的再生水回用作为观赏性湖泊用水和饮用水水源。
　　我国城市污水回用于景观水体的研究起步较晚，最早始于“七五”国家科技攻关计划。“十五”期间，先后在天津、石家庄、合肥和西安等城市建成了一系列再生水用于景观水体的示范工程（黄金屏等，2008）。天津市补充生态居住区景观水体的工程将大约2万m3的再生水补充到人工湖中；石家庄市桥西污水处理厂将再生水用于民心河和沿河公园，再生水生产量一般为3万m3/d，最大生产量为10万m3/d；合肥市再生水回用工程一期规模10万m3/d，主要用于包河、银河、雨花塘、黑池坝补充水；西安市北石桥污水再生利用工程，为西安丰庆公园提供景观用水及绿化喷灌用水，湖中换水一次就可节约30万m3自来水。从上述工程实例来看，再生水的利用可有效改善城市景观环境，恢复城市河道、湖泊应有的景观水体功能。预计到2030年，全国再生水可利用量将达到767亿m3（李五勤等，2011）。
　　为配合开展城市污水再生利用工作，我国先后颁布了若干与景观水体有关的水质标准，如《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）中的Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ类水体考虑了景观娱乐水体的水质要求。从该标准可以看到，天然景观水体的水质标准中对重铬酸盐指数（CODCr）、五日生化需氧量（BOD5）、溶解氧（DO）以及N、P等指标控制极为严格。中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局发布的《城市污水再生利用景观环境用水水质》（GB/T 18921—2002）（现行标准为GB/T 18921—2019），与《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）中的景观娱乐用水的标准相比，主要的水质指标要求偏低，其中N、P指标要求更低。另外，也有城市颁布了一些地方性标准，如2005年北京市颁布了《水污染物排放标准》（DB 11/307—2005）（现行标准为《水污染物综合排放标准》（DB 11/307—2013）），规定排入Ⅲ类、Ⅳ类水体及其汇水范围的污水执行二级限值，但此标准的要求也远远低于《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）中的水质标准。
　　总体而言，景观及生态环境回用水在我国起步晚，再生水水质标准的制定还处在研究探索阶段，在沉积物、地表水和地下水的环境影响方面更缺乏足够的研究支持。实现地下水入渗补给需求和地下水水质安全等问题是亟须解决的问题。我国地域辽阔，环境条件复杂，只有使用标准的研究方法、持之以恒地对再生水回用型河道的水体水质、底泥等污染问题进行跟踪研究，才能获得令人信服的数据，及时发现再生水回用中的问题，进一步完善景观及生态环境回用标准的准则体系，为以后的深入研究提供基础资料。
　　1.3.2再生水补给河湖生态用水主要环境行为
　　1.河湖渗滤系统对污染物的去除效应与机制
　　河流渗滤系统是一种典型的多孔介质，其对水分入渗与污染物迁移转化起到主导作用。近年来国内外学者对沉积物、包气带的孔隙状况进行了大量的研究工作，从常规物理参数及数学分形特征两个方面对其进行表征。研究土壤孔隙结构特征的常见方法有直接法和间接法两种。关于孔隙结构特征的研究，过去多采用填充土柱或在野外挖取的非扰动土柱，通过染色示踪法、穿透曲线法等间接方法探究孔隙度、连通性等指标，这些方法只能得出孔隙的宏观特征，无法确定孔隙的微观特征及分布情况，属于间接法。切片法、X射线CT扫描摄像等方法能够确定孔隙的大小及分布（秦耀东等，2000），属于直接法。近年来，工业CT扫描成像技术较多地应用于多孔介质孔隙特征的研究。CT扫描图像由一定数量的图形元素组成，每一个图形元素对应扫描物体的一个位置，依据物体各个位置的X射线衰减系数把亮度值赋给图像中的每个图形元素，扫描物体不同密度区可在图像中以不同亮度表示，孔隙就可清晰地显示出来。
　　再生水通过河湖渗滤系统非饱和带渗滤到饱和带（含水层），在此过程中再生水中的污染物可以得到净化，该处理过程称为土壤渗滤（soil aquifer treatment，SAT）。SAT是再生水回用河湖生态用水低投资、低能耗、高净化效率、运行简单的处理技术（Quanrud et al.，1996；Westerhoff et al.，2000）。SAT系统净化机理包括过滤、沉淀、氧化、还原、吸附、离子交换、生物降解、硝化与反硝化、消毒以及地下水的分散和稀释等作用，其主要处理机制是生物降解（Tanja et al.，2006）。当回灌水通过土壤时，土壤颗粒所截留的有机物质使微生物快速繁殖，这些微生物又进一步吸附水中的有机物质，逐渐形成生物膜（Lance et al.，1980）。对于不同的回用水质和不同的包气带厚度，生物膜上微生物的数量和种类也不相同（Fierer et al.，2003）。在有机物被微生物降解的同时，土壤颗粒表面的生物膜由于新陈代谢而不断更新，因此能长期保持对污染物质的去除作用（成徐洲等，1999）。
　　针对SAT系统对污染物的迁移转化规律，研究最常采用的方法是构建人工土柱模拟系统（郑彦强，2010）。人工土柱模拟系统主要包括供水系统、模拟土柱、采集系统、排水系统、数据采集及控制系统，可实现不同包气带层厚度、不同减渗处理条件、不同水力负荷条件下的包气带中水分与污染物迁移转化规律研究。郑艳侠等（2008）在三家店水库下游的京永引水渠旁建立了人工渗滤系统，开展了不同季节和不同水力停留时间下三家店水库微污染水净化效果的试验研究。结果表明，随着温度降低，人工渗滤系统去除污染物的效果下降主要是由于微生物活性随温度的降低而下降。在达到要求的出水效果的前提下，可以适当缩短水力停留时间，减小人工渗滤系统规模，以提高效益。陈俊敏等（2009）采用人工试验土柱模拟人工快速渗滤系统，通过监测不同高度出水中的氨氮（NH+4-N）、硝态氮（NO-3-N）和总氮（TN）的浓度，得到其随高度的变化规律。试验结果表明：人工试验土柱中填料层0～1200mm段氨氮的去除率很高，约占总去除率95%，深度越小氨氮降解效率越高，深度越大氨氮降解效率越低；出水总氮浓度为16.50～21.85mg/L，去除率为28.35%～29.78%。