劉芫，劉蓬，劉琳，張冬萍，吳盛嵐，劉勝山，李海波*

1.湖北大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院

2.黃石市生態(tài)環(huán)境局

3.武昌理工學(xué)院

長江生態(tài)環(huán)境保護修復(fù)駐點跟蹤研究是貫徹習(xí)近平總書記關(guān)于長江經(jīng)濟帶“共抓大保護，不搞大開發(fā)”的重要指示精神、打好長江保護修復(fù)攻堅戰(zhàn)的重要舉措。大冶湖屬長江流域中下游南岸重要支流，也是湖北省重點保護湖泊之一。開展大冶湖水質(zhì)評價及水質(zhì)變化趨勢分析，探討水生態(tài)環(huán)境問題并提出修復(fù)治理措施，對提升大冶湖水生態(tài)環(huán)境質(zhì)量，落實長江大保護戰(zhàn)略具有重要現(xiàn)實意義。

1 大冶湖概況

大冶湖是黃石市境內(nèi)最大的天然湖泊，發(fā)源于鄂南幕阜山北麓，流域面積1 106 km2，正常水位18 m時湖泊面積為64.6 km2，容積2.025億m3，平均水深1.92 m。湖面位于 114°39′E～115°24′E，29°52′N～30°12′N，湖中心坐標(biāo) 115°5′46′E，30°5′25′N。大冶湖流域?qū)俚湫蛠啛釒Т箨懶詺夂?，冬冷夏熱，四季分明，氣候溫和，雨量充沛，光照充足，無霜期長。

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2 大冶湖水質(zhì)變化趨勢

2.1 監(jiān)測斷面

大冶湖水體自西向東流動，研究選取大冶湖大橋斷面（省控）、磊山湖心斷面（省控）、大冶湖閘斷面（國控）3個水質(zhì)常規(guī)監(jiān)測斷面（圖1），研究數(shù)據(jù)取自黃石市環(huán)境監(jiān)測站2015—2020年水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù)，以溶解氧（DO）、高錳酸鹽指數(shù)（CODMn）、化學(xué)需氧量（CODCr）、氨氮（NH3-N）、總氮（TN）和總磷（TP）6 項指標(biāo)為主要評價因子。

圖1 大冶湖監(jiān)測斷面示意Fig.1 Schematic diagram of monitoring sections of Daye Lake

2.2 水質(zhì)評價

內(nèi)梅羅指數(shù)法是當(dāng)前國內(nèi)外進行綜合污染指數(shù)計算的常用方法之一。該方法先求出各因子的分指數(shù)(超標(biāo)倍數(shù))，然后求出各分指數(shù)的平均值，取最大分指數(shù)和平均值進行計算。但該方法過于突出分指數(shù)最大因子對水質(zhì)的影響，且未考慮各污染因子的權(quán)重[1-3]。本研究采用改進的內(nèi)梅羅污染指數(shù)法對2015—2020年大冶湖3個監(jiān)測斷面水質(zhì)進行評價，具體步驟如下。

（5）計算各監(jiān)測斷面改進的內(nèi)梅羅污染指數(shù)：根據(jù)大冶湖3個斷面近6年（2015—2020年）監(jiān)測數(shù)據(jù)的平均值，按照式（3）～式（5）計算大冶湖3個監(jiān)測斷面改進的內(nèi)梅羅污染指數(shù)，結(jié)果見表3。

（1）選擇評價指標(biāo)：以 CODMn、CODCr、NH3-N、TN和TP作為評價指標(biāo)，選擇GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[4]作為評價標(biāo)準(zhǔn)，將水質(zhì)分為Ⅰ類(未污染)、Ⅱ類 (輕污染)、Ⅲ類 (中污染)、Ⅳ類 (重污染)、Ⅴ類(嚴(yán)重污染)5個等級。其中大冶湖閘斷面采用河流標(biāo)準(zhǔn)進行評價，大冶湖大橋斷面和磊山湖心斷面采用湖庫標(biāo)準(zhǔn)進行評價。

（2）確定水質(zhì)計算標(biāo)準(zhǔn)：參與水質(zhì)評價的大冶湖3個監(jiān)測斷面水質(zhì)目標(biāo)為Ⅲ類，因此本次水質(zhì)評價以Ⅲ類水質(zhì)為計算標(biāo)準(zhǔn)。

（3）計算各污染因子的權(quán)重：由式(1)、式(2)計算各污染因子的權(quán)重，結(jié)果見表1。

表1 各污染因子的權(quán)重Table 1 Weight of each pollution factor

式中：ωi為第i個污染因子的權(quán)重；m為污染因子的個數(shù)；si為第i個污染因子的計算標(biāo)準(zhǔn)；smax為m個污染因子計算標(biāo)準(zhǔn)的最大值。

由表1可以看出，TP的權(quán)重最大，即TP對該評價體系的影響最大，分別占整個評價體系權(quán)重的62.9%和90.02%。

（4）劃分污染等級：采用式(3)～式(5)計算各水質(zhì)級別改進的內(nèi)梅羅污染指數(shù)，從而得出用改進的內(nèi)梅羅污染指數(shù)劃分的污染等級標(biāo)準(zhǔn)（表2）。

表2 改進的內(nèi)梅羅污染指數(shù)劃分的水質(zhì)級別Table 2 Water quality grades divided by improved Nemero pollution index

大冶湖流域常用耕地面積大，約占流域總面積的55.66%，廣泛分布于各縣市鄉(xiāng)鎮(zhèn)農(nóng)村。流域內(nèi)化肥、農(nóng)藥年均使用量較高，加劇了湖區(qū)水質(zhì)污染。同時種植面源污染具有隨機性、廣泛性、滯后性、模糊性、潛伏性等特點，使流域面源污染防治面臨困難。

引導(dǎo)學(xué)生：讓學(xué)生認識到，實際生活中解決問題可以有多種方法，只要言之有理即可。以此讓學(xué)生大膽思考，不怕犯錯，不怕與眾不同。

表3 各斷面改進的內(nèi)梅羅污染指數(shù)及水質(zhì)評價結(jié)果Table 3 Improved Nemero pollution index and water quality evaluation results of each section

（6）判斷水質(zhì)級別：由表3可以看出，除2017年外，大冶湖閘斷面改進的內(nèi)梅羅污染指數(shù)為0.605～0.712，水質(zhì)級別基本穩(wěn)定在Ⅲ類（中污染），水質(zhì)達標(biāo)。2018年、2019年大冶湖大橋斷面改進的內(nèi)梅羅污染指數(shù)分別為2.282和2.120，水質(zhì)級別為Ⅴ類(嚴(yán)重污染)，其余年份均為Ⅳ類(重污染)。磊山湖心斷面改進的內(nèi)梅羅污染指數(shù)2015—2017年呈下降趨勢，2017年達到最低值（0.920），水質(zhì)級別為Ⅲ類（中污染）；2018年升至最高值（1.419），水質(zhì)級別達到Ⅳ類(重污染)；2018年之后雖逐年下降，但水質(zhì)級別仍為Ⅳ類(重污染)。

2.3 水質(zhì)逐年變化趨勢

大冶湖水環(huán)境功能管理目標(biāo)為GB 3838—2002中Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，2015—2020年6個因子年均水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù)如圖2所示。由圖2可知，2015—2020年大冶湖3個斷面DO、CODMn均能滿足Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，NH3-N除2018年大冶湖大橋斷面超標(biāo)外，其他年份均能滿足Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。2018年以前CODCr在3個斷面總體達標(biāo)，2018年以后在大冶湖大橋斷面和磊山湖心斷面出現(xiàn)少量超標(biāo)；總體看，3個斷面的CODCr基本呈現(xiàn)大冶湖大橋>磊山湖心>大冶湖閘的規(guī)律，并逐步有下降趨勢。這可能歸因于水體自西向東流動，水體稀釋、湖泊自凈以及湖泊治理過程對水質(zhì)的影響。TN在大冶湖大橋斷面絕大多數(shù)年份超標(biāo)，其中2018年出現(xiàn)年均濃度最高值（2.84 mg/L），超標(biāo)1.84倍，磊山湖心和大冶湖閘TN常年在Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)附近波動。針對TP，大冶湖閘斷面采用的是GB 3838—2002河流Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，因此近6年均未超標(biāo)，而大冶湖大橋和磊山湖心斷面采用的是湖庫Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，2015—2020年全部超標(biāo)。其中，2019年大冶湖大橋斷面TP濃度最高，為0.14 mg/L，超標(biāo)0.86倍?？傮w看，大冶湖近6年水質(zhì)介于Ⅳ類～Ⅴ類，TN、TP為特征污染因子。

(3) 利用硅-焓方程法與硅-焓圖解法估算研究區(qū)地?zé)崴谢烊肜渌谋壤?，其中地?zé)峋欣渌烊氡壤秊?9.47%～70.19%，初始溫度為182.36 ℃～212.22 ℃，溫泉中冷水混入比例為63.33%～86.93%，初始溫度為172.58 ℃～258.23℃，研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)，隨地?zé)峋疃仍黾?，混入冷水比例大幅降低，但計算的初始溫度較實際溫度仍然偏高。

圖2 大冶湖3個斷面主要污染因子年變化趨勢Fig.2 Annual variation trend of main pollution factors in three sections of Daye Lake

根據(jù)《地表水環(huán)境質(zhì)量評價辦法（試行）》，采用Spearman秩相關(guān)系數(shù)法，進一步分析大冶湖流域內(nèi)多時段的水質(zhì)變化趨勢及變化程度。秩相關(guān)系數(shù)法是衡量時間序列變化趨勢在統(tǒng)計上有無顯著性的常用方法，原理是將2個因子的樣本值從小到大排列位次，以各因子樣本值的位次代替實際數(shù)據(jù)加以計算[5]，公式如下：

式中：rs為秩相關(guān)系數(shù)；n為樣本個數(shù)；N為時間周期數(shù)；di為變量Xi和Yi的差值；Xi為周期1～N按濃度從小到大排列的序號；Yi為按時間排列的序號。

1.4 研究假設(shè) 品牌真實性是消費者對品牌各種線索評判的結(jié)果，其實質(zhì)是消費者對品牌要素及活動的總體感知和評價；徐偉等[12]研究發(fā)現(xiàn)品牌真實性有助于人們了解品牌的內(nèi)在和外在屬性，并能激發(fā)消費者對品牌的正向評價，Newman等[21]研究發(fā)現(xiàn)若產(chǎn)品的真實性高，那么消費者對產(chǎn)品的估價更高；Assiouras等[22]研究發(fā)現(xiàn)品牌真實性正向影響消費者的品牌依戀，而消費者的品牌依戀正向影響消費者對該品牌的態(tài)度和行為。

表4 秩相關(guān)系數(shù)的臨界值（Wp）Table 4 Critical value of rank correlation coefficient (Wp)

采用監(jiān)測數(shù)據(jù)年均值計算大冶湖3個斷面2015—2020年6個因子的rs，結(jié)果如圖3所示。由圖3可知，大冶湖3個斷面大部分水質(zhì)指標(biāo)的|rs|≤0.829（N=6），表明大冶湖3個斷面在近6年內(nèi)水質(zhì)變化大體穩(wěn)定。其中，大冶湖閘斷面CODMn的|rs|>0.829（N=6），表明大冶湖閘斷面CODMn變化趨勢在置信水平95%時有顯著意義，大冶湖閘斷面CODMn有下降趨勢。大冶湖閘斷面其余5個水質(zhì)指標(biāo)的|rs|≤0.829（N=6），表明大冶湖閘斷面的DO、CODCr、NH3-H、TP和TN變化趨勢在置信水平95%沒有顯著意義，水質(zhì)變化平穩(wěn)。大冶湖大橋和磊山湖心斷面6個水質(zhì)指標(biāo)的|rs|≤0.829（N=6），表明這2個斷面的水質(zhì)較穩(wěn)定。

圖3 2015—2020年大冶湖3個斷面污染因子秩相關(guān)系數(shù)Fig.3 Rank correlation coefficients of major pollution factors in three sections of Daye Lake from 2015 to 2020

總之，2015—2020年各項水質(zhì)指標(biāo)大體平穩(wěn)，沒有出現(xiàn)水質(zhì)惡化的趨勢，表明近年來大冶湖水質(zhì)得到了一定程度的治理。

2.4 水體富營養(yǎng)化程度

大冶湖3個常規(guī)監(jiān)測斷面中，大冶湖閘為國控斷面，其水環(huán)境質(zhì)量評價采用河流水質(zhì)評價結(jié)果，不包括營養(yǎng)狀態(tài)評價。因此，大冶湖營養(yǎng)狀態(tài)評價僅參考大冶湖大橋和磊山湖心2個省控斷面數(shù)據(jù)。根據(jù)《湖泊(水庫)富營養(yǎng)化評價方法及分級技術(shù)規(guī)定》，選取綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)〔TLI(∑)〕法對大冶湖的富營養(yǎng)化程度進行評價[7]。采用0～100的一系列連續(xù)值對湖泊營養(yǎng)狀態(tài)進行分級，TLI(∑)分級標(biāo)準(zhǔn)見表5。2個省控斷面TLI(∑)計算結(jié)果如圖4所示。

將rs的絕對值（|rs|）與Spearman秩相關(guān)系數(shù)統(tǒng)計表（表4）中的臨界值（Wp）進行比較，當(dāng)|rs|>Wp，表明變化趨勢有顯著意義。如果rs為負值，表明在評價時段內(nèi)有關(guān)統(tǒng)計量項目變化呈下降或好轉(zhuǎn)趨勢；rs為正值，則表明在評價時段內(nèi)有關(guān)統(tǒng)計量項目變化呈上升或加重趨勢。當(dāng)|rs|≤Wp，則表明變化趨勢沒有顯著意義，表明在評價時段內(nèi)水質(zhì)變化穩(wěn)定或平穩(wěn)[6]。

圖4 2015—2020年大冶湖2個斷面營養(yǎng)狀態(tài)變化趨勢Fig.4 Variation trends of eutrophication in two sections of Daye Lake from 2015 to 2020

表5 營養(yǎng)狀態(tài)分級表Table 5 Nutritional status grading table

由圖4可知，近6年來，大冶湖大橋斷面的富營養(yǎng)化程度要高于磊山湖心，且2個斷面的營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)都呈逐步上升趨勢，其中2018年和2019年大冶湖大橋斷面營養(yǎng)狀態(tài)從輕度富營養(yǎng)上升至中度富營養(yǎng)。總體來看，雖然大冶湖平均營養(yǎng)水平大致為輕度富營養(yǎng)化狀態(tài)，但水體營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)呈逐步上升的態(tài)勢，說明大冶湖還需加大水體富營養(yǎng)化治理力度。

3 水生態(tài)環(huán)境問題解析

3.1 湖體形態(tài)萎縮，湖濱緩沖帶被侵占

由于歷史原因，多年來大冶湖圍湖造田、圍湖養(yǎng)魚行為時有發(fā)生，使得湖泊面積和容積嚴(yán)重萎縮[8]。將20世紀(jì)50年代大冶湖測繪圖與1999年、2019年大冶湖遙感圖疊加，得到典型年代大冶湖湖面影像如圖5所示。黃色代表20世紀(jì)50年代，面積為126.0 km2；綠色代表90年代，面積為90.4 km2；藍色代表目前狀態(tài)，面積為64.6 km2。可見，從20世紀(jì)50年代至2019年大冶湖水面面積縮小了49%，湖體容積也由3.60億m3減至2.05億m3，減少了43%。湖體萎縮降低了湖泊連通性、削減了湖泊自然凈化能力[9]。同時，大冶湖周邊農(nóng)田、菜地、魚塘較多，湖濱緩沖帶被侵占，不利于初期雨水和城市徑流的污染防治。

圖5 大冶湖歷史典型年代遙感影像疊加圖Fig.5 Overlay map of remote sensing images in typical historical years of Daye Lake

3.2 農(nóng)業(yè)農(nóng)村面源污染突出

據(jù)調(diào)查，流域內(nèi)污水處理廠存在超負荷運行、管網(wǎng)建設(shè)不足、污水收集率偏低等問題，大冶市、下陸區(qū)、鐵山區(qū)部分管網(wǎng)老舊、損壞嚴(yán)重?zé)o法發(fā)揮作用，多級管網(wǎng)施工尚未完成，污水管網(wǎng)對接工程仍在建設(shè)。大冶湖流域內(nèi)城鎮(zhèn)生活污水因收集處理率低，已成為大冶湖的主要污染源之一。

大冶湖流域水系發(fā)達，流域內(nèi)農(nóng)村生活污水分布較散，規(guī)模較小，鄉(xiāng)鎮(zhèn)污水處理廠二三級管網(wǎng)建設(shè)不全，農(nóng)村生活產(chǎn)生的大量污水直接排入附近溝渠，最后匯入大冶湖。根據(jù)監(jiān)測結(jié)果，直接連通大冶湖的主要一級河港TN濃度大部分超標(biāo)，雖然大部分河港TP濃度達到了河流Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)，但按照湖庫Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)，超標(biāo)率高達80%～90%，這也是制約大冶湖水環(huán)境保護的關(guān)鍵問題之一。

3.2.2 農(nóng)業(yè)種植污染治理有待加強

設(shè)λ*,θ*,s*-,s*+為最優(yōu)解，則：當(dāng)θ=1，且s*-,s*+都為0時，則認為該指標(biāo)配置有效，即醫(yī)療衛(wèi)生資源的投入得到了充分利用；當(dāng)θ=1，且s*-≠0或s*+≠0時，則認為弱有效，若其中s*+>0，則表示投入過剩，S*-<0，則表示產(chǎn)出不足；當(dāng)θ0<1，則認為該決策單元為無效，即投入的資源沒有得到充分的利用。

式中：ci為第i個污染因子的實測值；Fi為第i個污染因子的實測值與標(biāo)準(zhǔn)值的比值；Fi,max為Fi的最大值；為Fi的平均值；Fω為權(quán)重最大的污染因子的Fi；P′為改進的內(nèi)梅羅污染指數(shù)。

大冶湖流域養(yǎng)殖業(yè)發(fā)達，存在大量人工魚塘和魚池養(yǎng)魚活動，但綠色養(yǎng)殖和精養(yǎng)魚池標(biāo)準(zhǔn)化建設(shè)相對滯后，養(yǎng)魚尾水間接進入大冶湖，尾水達標(biāo)排放監(jiān)管能力不足。同時，部分魚塘與湖泊僅一堤之隔，中間無任何凈化措施，養(yǎng)殖污水直排入大冶湖[10]。

目前黃石市禁養(yǎng)區(qū)的畜禽養(yǎng)殖場已經(jīng)完成關(guān)停搬遷，但禁養(yǎng)區(qū)之外部分養(yǎng)殖場設(shè)備簡陋，污水處理設(shè)施運行不穩(wěn)定，小型散養(yǎng)甚至沒有污水處理設(shè)施。廢水經(jīng)過養(yǎng)殖場所周邊的溝渠最終匯入到大冶湖，間接影響流域水生態(tài)環(huán)境。

3.2.3 畜禽養(yǎng)殖、水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水治理需進一步加強

正能量、積極向上是客觀而非自我標(biāo)榜的。因而評判、考量是否積極向上，是否正能量，也不能以個人好惡為標(biāo)準(zhǔn)，須察其作用結(jié)果才能下結(jié)論。而察其作用結(jié)果，也不能以是否有利于一時一事一地做判斷，而應(yīng)從是否利大局、利長期上找答案。讓個別領(lǐng)導(dǎo)歡喜的某些一時一地歌舞升平及贊頌，不僅不能利大局利長期，反而很可能害大局壞長期。像某些大叫大嚷正能量的“心靈雞湯”，雖聽起來甜蜜順耳，但卻是回避矛盾、麻痹神經(jīng)、不解決問題的糖衣止疼片，有的甚至扭曲或掩蓋矛盾與問題，誤導(dǎo)人們偏離解決問題的正確軌道而入歧途。而一些不那么中聽甚至刺耳的針時弊砭惡丑醫(yī)病癥的批評之聲，揭露的雖是負面問題，得到的卻是扶正祛邪、治病療疾的正效果。

3.3 城鄉(xiāng)污水收集處理設(shè)施建設(shè)相對滯后

在社會經(jīng)濟高速發(fā)展的時代，城鄉(xiāng)污水收集處理設(shè)施建設(shè)普遍滯后，鄉(xiāng)鎮(zhèn)污水收集處理設(shè)施建設(shè)尤顯突出[11]。造成這一困境的原因，有環(huán)保資金投入不足，籌資渠道不暢等因素，也有設(shè)施運行是否可行、處理是否有效等技術(shù)原因。大冶湖流域環(huán)?；A(chǔ)設(shè)施建設(shè)的相對滯后，不僅直接影響大冶湖水環(huán)境質(zhì)量目標(biāo)的實現(xiàn)，也正成為制約經(jīng)濟可持續(xù)發(fā)展的瓶頸。

3.2.1 農(nóng)村生活污染影響較大

聚焦“一個戰(zhàn)略目標(biāo)”。就是要確保高質(zhì)量完成脫貧攻堅任務(wù)，既要打贏，也要打好。打贏，就是要確保低收入人口收入和經(jīng)濟薄弱村集體經(jīng)濟收入達標(biāo)，穩(wěn)定實現(xiàn)低收入人口“兩不愁三保障”，經(jīng)濟薄弱地區(qū)基本公共服務(wù)主要指標(biāo)接近全省平均水平。打好，就是要體現(xiàn)我省2020年實現(xiàn)高水平全面建成小康社會的目標(biāo)要求，確保政策落實到位，確保人民群眾滿意，同時，要建立健全鞏固脫貧成效、緩解相對貧困長效機制和制度框架。

3.4 生活污水處理廠尾水直接入湖

流域內(nèi)城南污水處理廠、山南污水廠每天約有5萬～6萬t尾水直排進大冶湖，大箕鋪污水處理廠運行后每天約有3萬t尾水直排入大冶湖。污水處理廠執(zhí)行GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級A標(biāo)準(zhǔn)，TN出水濃度為15 mg/L，TP出水濃度為0.5 mg/L，分別為河流Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的15倍和10倍，尾水水質(zhì)濃度遠高于大冶湖Ⅲ類水質(zhì)目標(biāo)，對大冶湖水環(huán)境保護造成了一定影響。

BOT模式雖然可為城際鐵路建設(shè)提供大量資金，但其建設(shè)期及運營期的管理過程完全不受政府控制，在我國關(guān)系到國計民生的城際鐵路建設(shè)中尚無充分的經(jīng)驗支撐。BT模式建設(shè)成本過高，政府對項目建設(shè)的掌控力較差，項目建設(shè)質(zhì)量存在隱患。TOT模式由于未涉及建造環(huán)節(jié)，故前期工作量較少，運作程序相對簡化，項目風(fēng)險亦相對較低，但關(guān)于城際鐵路資產(chǎn)的價格評估控制難度較大，且僅適用于已開通運營的城際鐵路項目，對江蘇省城際鐵路建設(shè)項目適用性較低。ABS模式組織形式簡單，應(yīng)用范圍較廣，但相關(guān)擔(dān)保政策、監(jiān)管措施和償債機制等不夠成熟。

4 水生態(tài)修復(fù)措施

4.1 湖體生態(tài)保護與修復(fù)

以大冶湖生態(tài)保護為中心，開展湖泊生態(tài)修復(fù)工程。結(jié)合河湖連通開展江湖生物通道建設(shè)、水環(huán)境綜合整治和生態(tài)修復(fù)工程，包括底泥疏浚、沉水植被恢復(fù)工程等，同時加強大冶湖外湖生態(tài)保育工作，促進湖泊水生植被的恢復(fù)和生態(tài)系統(tǒng)向好演替發(fā)展。在大冶湖受人為干擾嚴(yán)重的子湖汊湖和實施退垸還湖的圩垸實施水生植物群落恢復(fù)工程。適宜的水生植物能夠適應(yīng)所在的水-土-氣候變化，容易栽種、快速生長，在不同的生長環(huán)境中易于形成穩(wěn)定的群落，對于湖體污染具有良好的去除和抑制作用[12-13]。常見的水生植物有蘆葦、菱筍、蒲草、苦草、輪葉黑藻、穗花狐尾藻等[14]。

4.2 湖濱緩沖帶生態(tài)修復(fù)

湖濱緩沖帶是入湖面源重要的攔蓄和消納場所，湖濱帶在涵養(yǎng)水源、蓄洪防旱、促淤造地、凈化水體、維護生物多樣性和保持生態(tài)平衡等方面有著十分重要的作用[15]。湖濱緩沖帶包括綠化隔離帶、喬草防護帶、灌草濕生帶、挺水植物帶、沉水植物帶。綠化隔離帶主要對湖泊周圍起隔離功能，并具有一定的經(jīng)濟性和觀賞性；喬草防護帶、灌草濕生帶是水陸生態(tài)平衡帶，對徑流起到污染降解和凈化作用；挺水植物帶、沉水植物帶是湖泊水生植物帶，對湖水水質(zhì)起到凈化作用。

在人類社會初期，生產(chǎn)力水平極其低下，物質(zhì)生產(chǎn)與精神生產(chǎn)往往交織在一起，而隨著農(nóng)業(yè)和手工業(yè)的發(fā)展，精神文化生產(chǎn)活動作為一個獨立的領(lǐng)域與物質(zhì)生產(chǎn)相分離。出于統(tǒng)治階級利益的需要，統(tǒng)治階級中間往往產(chǎn)生專門從事精神生產(chǎn)的階層為階級統(tǒng)治地位的歷史正當(dāng)性做辯護。這一特定階層將統(tǒng)治階級的思想觀念灌輸給社會成員，以此獲得社會普遍意識這種虛假外觀。因此，在資產(chǎn)階級社會，文化創(chuàng)作被看作是上層精英的“專利”，而將人民群眾作為“虛假觀念”的被動接受者，忽視了廣大人民的主體作用。巴黎公社肯定人民群眾既是物質(zhì)財富的創(chuàng)造者，同時更是精神財富的創(chuàng)造者，因而采取了一系列的文化教育措施，使人民成為文化教育的主體。

4.3 退垸還湖工程

為保證湖體的完整性和連通性，實施退垸還湖工程?？梢詫μ缀⑺臆⒑?、林家湖、程家灣、五湖、有色湖等6個民垸退垸還湖，恢復(fù)其與大冶湖的自然連通，實施水生植物群落恢復(fù)工程。退垸還湖過程中還應(yīng)完善湖區(qū)漁民安置工作，按照屬地管理原則，由涉湖縣（市、區(qū)）政府（管委會）負責(zé)制定并落實漁民安置方案[16]。

從問卷的調(diào)查數(shù)據(jù)來看，廬山西海的游客主要集中于廬山西海及周邊地區(qū)，省內(nèi)外的游客較少，這也是影響廬山西海客源的一個重要原因。

4.4 入湖港渠環(huán)境整治

進出湖港渠是湖泊水質(zhì)交換的重要通道，對湖體水質(zhì)具有重要影響。大冶湖進出湖港渠均有不同程度河床淤積、岸線坍塌、河道侵占、植被缺失等問題。將上下游、南北岸入湖港渠整體納入水生態(tài)修復(fù)范圍，整體規(guī)劃設(shè)計，遵從河流自身的功能與生態(tài)定位，確保自然河道現(xiàn)有良好的河岸及河床走向。首先，在保證防洪安全的前提下，進行河底清淤，拆除阻水建筑物[17]；其次，構(gòu)建河道緩沖帶，逐步實現(xiàn)入湖河道生態(tài)岸帶建設(shè)。

4.5 生態(tài)濕地建設(shè)

生態(tài)濕地是人工模擬自然濕地的結(jié)構(gòu)和功能而建造的系統(tǒng)，主要由填料、植物、微生物組成。在人工濕地凈化污水過程中，主要依靠過濾、沉淀、離子交換、吸附、微生物降解和植物吸收等反應(yīng)，不但可以高效處理廢水中的營養(yǎng)鹽、懸浮物和有機污染物，在一定程度上還可以高效處理外源性生物活性物質(zhì)，如藻毒素和病原微生物等[18-19]。

5 結(jié)語

大冶湖流域面積約占黃石市國土面積的1/4，涉及黃石市三區(qū)、一市、一縣。環(huán)大冶湖地區(qū)發(fā)展，構(gòu)建大冶湖核心區(qū)組團是黃石市進一步發(fā)展面臨的新形勢和新任務(wù)。加強大冶湖水生態(tài)環(huán)境保護，不斷提升大冶湖水生態(tài)環(huán)境質(zhì)量是黃石市社會經(jīng)濟綠色發(fā)展的根本需要。湖泊水生態(tài)環(huán)境保護是一個長期的不斷完善的過程，只要持之以恒、生態(tài)優(yōu)先，上下游、左右岸共同努力，就會早日恢復(fù)大冶湖流域優(yōu)美的生態(tài)環(huán)境，促進長江流域人與自然的和諧共生。