引江濟(jì)湖的主要目的不是稀釋污染物,而是修復(fù)自然水文節(jié)律及自凈能力

王洪鑄

(中國科學(xué)院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術(shù)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 武漢 430072)

在我國湖泊富營養(yǎng)化治理中, 不少人情不自禁地想到引水沖釋, 視之為靈丹妙藥。于是, 諸多引江(河)濟(jì)湖工程立項(xiàng)論證。然而, 所實(shí)施的工程甚少達(dá)到預(yù)期效果, 多數(shù)的效果十分有限, 甚至沒有。國內(nèi)外曾對單個引水工程的效果做過監(jiān)測和模擬研究[1,2], 但迄今尚無系統(tǒng)的綜述分析。圍繞“如何科學(xué)實(shí)施江湖連通”這個科學(xué)問題, 本文首先通過案例分析和模型模擬, 指出引水沖釋效果取決于是否有足夠的低磷水源, 然后分析長江通江湖泊水質(zhì)良好的機(jī)制, 指出江河與湖泊的連通工程應(yīng)以修復(fù)自然水位波動等天然節(jié)律為主要目的, 并給出實(shí)施建議。

1 湖泊引水沖釋案例

引水工程很多, 但長期運(yùn)行且有數(shù)據(jù)的并不多。以下是國內(nèi)外若干典型案例。

1.1 太湖

太湖面積2338 km2, 平均水深1.89 m, 容積44.28億m3, 年換水率約1.2。望虞河引江濟(jì)太工程始于2002 年。實(shí)測數(shù)據(jù)和模型模擬均顯示: 引水僅對貢湖等湖灣聚集的藻類有一定的沖釋作用, 而對太湖大湖的水質(zhì)改善沒有作用[1,3—7]。引水入湖口的貢湖及出湖口的梅梁灣等北部水域常有水華聚集, 藻密度較低的引水對這些水域有沖釋作用,可降低湖水Chl.a(葉綠素a); 但由于每年引水量僅占太湖總水量的20%左右, 引水對大湖藻類幾乎沒有沖釋作用。引水后太湖大湖湖水的TP(總磷)、TN(總氮)和Chl.a等指標(biāo)沒有降低, 反而增加了入湖營養(yǎng)負(fù)荷; 長江干流引水口TP和TN(2011—2018)分別高達(dá)0.15(0.05—0.22)和3.7(1.7—5.4)[中值(范圍)][8], 望虞河入湖口TP和TN(2007—2016)分別為0.12(0.11—0.14) mg/L和2.89(2.43—3.33) mg/L, 而太湖的TP和TN(2007—2016)分別為0.07(0.06—0.08) mg/L和2.17(1.85—2.48) mg/L[9]。

1.2 尚湖

尚湖位于江蘇常熟市, 由具橋孔的大堤分隔成東、西2個湖區(qū), 是該市的主要飲用水源。面積約8 km2, 容積約1100萬m3, 平均水深 1.8 m。除降雨外, 該湖水源是長江干流(水質(zhì)參數(shù)見1.1)。引水經(jīng)望虞河先入西湖區(qū), 后入東湖區(qū)。2008—2009年,每年引水約1800萬m3, 年換水率約1.6。2008年10月—2009年9月, 西湖區(qū)的營養(yǎng)物濃度明顯高于東湖區(qū)的 [TP: 0.25(0.15—0.62) mg/L, 0.17(0.10—0.62) mg/L; TN: 0.44(0.18—0.85) mg/L, 0.30(0.16—0.44) mg/L]; 引水中TP和TN較引水前升高2—3 倍,經(jīng)數(shù)十天沉降和自凈后降至引水前水平; 全湖Chl.a為10.8(4.9—26.5) μg/L, 處于富營養(yǎng)狀態(tài)[10]?？梢?由于江水TP很高, 所引江水必須經(jīng)西湖區(qū)這個前置庫處理, 才能使東湖區(qū)取水口水質(zhì)達(dá)到要求。

1.3 西湖

杭州西湖面積6.4 km2, 平均水深2.3 m, 容積約1400萬m3, 自然條件下年入湖水量1430萬m3。1986—2002年, 從錢塘江直接引水(TP: 0.07 mg/L;TN: 1.7 mg/L), 每年約 2000萬m3, 年換水率由1.0增至2.5。引水前北里湖、岳湖、西里湖和外湖的湖水TP和Chl.a分別為0.12—0.14 mg/L和52.9—69.5 μg/L,引水后分別為0.11—0.15 mg/L和57.8—78.1 μg/L,兩個指標(biāo)變化不大, TN亦如此; 僅引水口小南湖的水質(zhì)改善較明顯, TP由0.12降至0.08 mg/L, Chl.a由57.8降至39.5 μg/L(1985—1992年數(shù)據(jù)), 該區(qū)面積僅0.089 km2, 年換水率達(dá)112, 引水后湖水TP與江水的基本一樣[11]。2003年2—9 月后, 年引水量增至13000萬m3, 全湖年換水率增至10.5, 小南湖和西里湖等湖區(qū)的達(dá)到62; 同時, 對引水進(jìn)行除P處理,TP降至0.04 mg/L左右, TN變化較小, 為2—3 mg/L。與2001—2002年相比, 2003—2005年小南湖、西里湖、北里湖和外湖的Chl.a分別下降了29%、43%、17%和17%, 后2個湖區(qū)的降幅不大。在西里湖,2000年和2002年TP為0.12—0.14 mg/L, 2003—2005年降至0.06—0.09 mg/L, 2006—2011年至0.03—0.04 mg/L; 在外湖, 2000年和2002年TP為0.1—0.14 mg/L, 2003—2005年只降至0.08—0.1 mg/L,2006—2011年至0.04—0.05 mg/L, 前三年下降慢的原因可能是內(nèi)源P釋放; 兩個湖區(qū)的TN變化不大[12—14]。因此, 只有源水TP很低且水量足夠, 引水才能有效降低湖水TP, 進(jìn)而降低Chl.a。

1.4 Moses Lake

美國華盛頓州Moses Lake樹枝狀, 湖泊面積27.9 km2, 平均水深5.6 m, 容積15560萬m3, 自然條件下年換水率約為1。20世紀(jì)70年代前高度富營養(yǎng)化, 湖水TP為0.15 mg/L, Chl.a為58 μg/L。1977—1988年, 從Columbia River大量引水(TP 0.02 mg/L),每年11800—14100萬m3, 受水湖區(qū)年換水率增至2.3—2.6, 湖水TP降至0.041—0.074 mg/L, Chl.a降至17—21 μg/L。2001—2016年引水量加大, 每年28400—32500萬m3, 受水湖區(qū)年換水交換率增至4.7—5.8, TP進(jìn)一步降至0.019—0.023 mg/L, Chl.a降至11 μg/L。2017—2018年, 引水量減少, 每年9300萬—13000萬m3, 受水湖區(qū)年換水交換率降至2.2—2.7, TP又增至0.027—0.041 mg/L, Chl.a增至7—18 μg/L, 與1986—1988年的水平相當(dāng)[2]?；?977—1988年的數(shù)據(jù), 分析發(fā)現(xiàn)換水率增大導(dǎo)致內(nèi)源P釋放, 兩者存在線性關(guān)系, 其原因可能是水-泥界面P濃度下降導(dǎo)致內(nèi)源P擴(kuò)散; 由于內(nèi)源P釋放, 引水導(dǎo)致湖水TP下降的速率隨著引水量增加而降低,直至為零[15]。在引水入湖區(qū)(Parker Horn)發(fā)現(xiàn), 換水率約為9%/d時, 換水可通過沖走藻類而有效減少藻類密度[16]。同樣, 在芬蘭海岸的一個河口區(qū)發(fā)現(xiàn),只有當(dāng)換水率大于阿氏顫藻(Oscillatoria agardhii)的特定生長率(Specific growth rate; 8.2%—19.1%/d),換水才能開始減少該藻的生物量[17]。

1.5 Lake Veluwe

荷蘭Lake Veluwe, 面積32.4 km2, 平均水深1.28 m,年換水率為1.4。20世紀(jì)70年代, 該湖嚴(yán)重富營養(yǎng)化, 1977—1979年TP為0.2—0.8 mg/L, Chl.a為80—450 μg/L; 藍(lán)藻(顫藻Oscillatoria)水華周年出現(xiàn), 強(qiáng)烈的光合作用使pH升高, 最高達(dá)10, 進(jìn)而導(dǎo)致沉積物中鐵P釋放, 夏季內(nèi)源P釋放率為1.5—5.9 mg/(m2·d)(1978—1979)。1972年開始污水處理, 至1979年初降外源P負(fù)荷由3降至1 g/(m2·y)。自1979—1980年,每年冬季(11月—次年3月)從地下水引水, 年換水率增至5.5; 地下水TP 為0.08—0.10 mg/L, 且水質(zhì)較硬, 堿度高達(dá)200—300 mg HCO3/L, 可緩沖pH。引水后(1980—1985), TP降至0.1—0.3 mg/L, Chl.a降至50—250 μg/L, pH最高值和夏季均值下降了約1個單位, 夏季內(nèi)源P釋放率降至0.0—0.8 mg/(m2·d)(1980—1993), 水華藍(lán)藻優(yōu)勢度下降, 綠藻和硅藻有時為優(yōu)勢類群[18,19]。

以上案例中, 引水對太湖、尚湖和引水除P前的西湖的水質(zhì)幾乎沒有改善作用, 因?yàn)橐甌P高;引水除P后的西湖、Moses Lake和Lake Veluwe有明顯水質(zhì)改善作用, 因?yàn)橐甌P遠(yuǎn)低于湖水的。

2 引水沖釋模型

P是導(dǎo)致藻類過度繁殖即水體富營養(yǎng)化的關(guān)鍵因子, 又是富營養(yǎng)化的減控因子[14]。在穩(wěn)定狀態(tài)(Steady state)下, Vollenweider總磷模型普遍適用[20],且經(jīng)過廣泛驗(yàn)證。下面基于該模型分析引水對水質(zhì)的影響。

Vollenweider模型(圖 1A)可表述以下2種型式[16, 20]:

式中, TPL為湖水TP全年平均濃度, TPi入湖水TP全年平均濃度,τw為水力滯留時間(year),ρw為換水率(1/year)(=1/τw)。

式(2)中,1/(1+ρw-0.5)=1–RTP。RTP為總磷滯留系數(shù),即全年沉積磷量占全年外源磷負(fù)荷的比率, 故1–RTP為TPi在湖水中的剩余系數(shù)[21,22]。圖 1B顯示,ρw從0.1升至1時, 1–RTP由0.24快速升至0.50;ρw由2—4升至10時, 1–RTP趨于穩(wěn)定, 為0.59—0.76,TPL接近TPi。若引水導(dǎo)致1–RTP增加n倍, 則TPi必需降至原TPi的1/n以下, 才可降低TPL。

在引水情況下, 式(2)可改寫為:

式中, TPa引水TP全年平均濃度,ρw為引水前換水率, Δρw為引水后換水率增量。

圖 1 Vollenweider總磷模型Fig. 1 Vollenweider’s model of total phosphorus

圖 2 引水時Vollenweider總磷模型Fig. 2 Vollenweider’s model of total phosphorus when adding extra water

圖 2A顯示TPi=0.5 mg/L、ρw=0.1時引水的效應(yīng): 若TPa約小于0.1 mg/L, Δρw約增至0.5時TPL快速下降, 隨后變慢; 若TPa繼續(xù)增加, TPL先降后升, 但變化不大; 若TPa約大于0.3 mg/L, 引水導(dǎo)致TPL上升, 且Δρw約小于2時, 上升很快。圖 2B顯示TPi=0.5 mg/L、ρw=1時引水的效應(yīng): 若TPa約小于0.15 mg/L,Δρw約增至2時TPL下降較快, 隨后變慢; 若TPa繼續(xù)增加, TPL先降后升, 但變化不大; 若TPa約大于0.4 mg/L, 引水導(dǎo)致TPL上升。

以上模型分析顯示, 只有TPa足夠低, 引水才可能降低TPL; 當(dāng)TPa極低時, Δρw越高越好; 若TPa達(dá)到一定水平時, Δρw不高時可降低TPL, 但Δρw過高反而導(dǎo)致TPL上升; 若TPa達(dá)到較高水平時, 引水只會導(dǎo)致TPL上升, 且當(dāng)湖泊原來ρw很低時, Δρw上升初期TPL急劇上升。

表 1比較了幾個湖泊引水前后相關(guān)參數(shù)。引水前后1–RTP之比為1.2—1.8; 相對于引水前的TPi,TPa均很低, 引水前后TPi之比為0.3—0.6; 引水前后的TPL之比多為0.1—0.7, 與模型預(yù)測結(jié)果(最后一列)大體相當(dāng); 只有西湖外湖等TPL沒有降低, 這可能與內(nèi)源釋放有關(guān)[11]。因此, 在沒有內(nèi)源釋放的穩(wěn)定狀態(tài)下, 用Vollenweider 總磷模型可較好預(yù)測引水的效果。

綜上, 模型分析和引水案例表明, 只有引水TP遠(yuǎn)低于入湖水TP, 且有足夠的源水, 引水才可能降低湖水TP。

表 1 湖泊引水前后的關(guān)鍵參數(shù)Tab. 1 Key parameters in the lakes before and after adding extra water

3 通江湖泊的水質(zhì)為什么較好？

3.1 阻隔湖泊、通江湖泊、干流和支流的水質(zhì)比較

圖 3顯示, 超/富營養(yǎng)阻隔湖泊Chl.a(中位數(shù))分別是通江湖泊、干流和支流的10.7、19.7和5.9倍,但TP僅為1.7、1.5和1倍, TN為1.3、1.2和1.5倍。阻隔湖泊(包括貧/中營養(yǎng))浮游藻類對營養(yǎng)的利用效率甚高, 其lg(Chl.a/TP)分別是通江湖泊、干流和支流的1.4、2.3和1.4倍; 數(shù)據(jù)分段計(jì)算顯示, 相同TP下阻隔湖泊Chl.a較通江湖泊、干流和支流的分別增加0.7—2.4、16.2—51.3和0.2—6.6倍。阻隔湖泊富營養(yǎng)化嚴(yán)重不僅因?yàn)槲廴矩?fù)荷高, 還因?yàn)樵孱惖臓I養(yǎng)利用效率高。洞庭湖、鄱陽湖和石臼湖等通江湖泊雖有不少支流匯入, 但營養(yǎng)水平明顯低于支流(高于貧/中營養(yǎng)阻隔湖泊; 參見下文, 機(jī)制1—2); 并且通江湖泊藻類對營養(yǎng)的利用效率很低(＜阻隔湖泊, ≈支流, ＞干流; 參見下文, 機(jī)制3—4);因此, 通江湖泊Chl.a低于支流和貧/中營養(yǎng)阻隔湖泊。

3.2 江湖自由水文連通改善湖泊水質(zhì)的機(jī)制

根據(jù)我們及其他學(xué)者的研究, 江湖自由水文連通改善湖泊水質(zhì)的機(jī)制有4種: (1)通江湖泊的水位波動較大, 春季和秋季水位較低, 利于植物萌發(fā)生長, 因而水生植被發(fā)育良好, 尤其是挺水和濕生植被, 且具有很強(qiáng)的恢復(fù)能力; 中等波幅(約5 m)時植物多樣性達(dá)到最大[33,34]。植被系統(tǒng)具有吸儲、滯留和消解污染物的重要功能[35], 因而可有效凈化水質(zhì)。但是, 阻隔湖泊的水位波幅多小于1—2 m, 且常反季節(jié)波動, 冬春季水位高, 汛前卻降至最低, 導(dǎo)致植被嚴(yán)重衰退[33,34]。(2)水位波動可導(dǎo)致湖濱帶季節(jié)性變淺和干涸, 增加氧化還原電位和光照強(qiáng)度,進(jìn)而促進(jìn)有機(jī)質(zhì)和污染物分解、增強(qiáng)底質(zhì)對P的吸附能力[36—39]。對長江中下游湖泊的調(diào)查表明, 每年淹沒時間小于50d的湖濱帶, 土壤有機(jī)質(zhì)和總磷含量明顯較低[40]。(3)湖水泥沙多且流動導(dǎo)致浮游藻類對營養(yǎng)的利用效率下降, 因?yàn)闇啙岬暮乖孱愰L時間處于光補(bǔ)償點(diǎn)以下[33]。(4)與阻隔湖泊相比,通江湖泊生境異質(zhì)性大, 浮游植物、大型植物、底棲動物和魚類等類群的物種多樣性高, 且食物網(wǎng)復(fù)雜[33]。這些應(yīng)該是通江湖泊水質(zhì)優(yōu)良的重要原因,但相關(guān)研究尚屬空白。

以上機(jī)制大致可分為兩大類, 一是通江湖泊對污染有較強(qiáng)的凈化能力(1—2), 二是通江湖泊浮游藻類對營養(yǎng)物的利用效率較低(3—4)。這與圖 3顯示的結(jié)果相符。

圖 3 長江水系阻隔湖泊、通江湖泊、干流和支流的TP、TN、Chl. a 及 lg(Chl. a /TP)(1997—2019年數(shù)據(jù))Fig. 3 TP, TN, Chl. a and lg(Chl. a/TP) of mainstem-disconnected lakes, -connected lakes, the mainstem and tributaries of the Yangtze River system (The data from 1997 to 2019)

4 如何實(shí)施江(河)湖連通工程？

上述分析顯示, 湖泊與江河連通的主要目的應(yīng)是修復(fù)湖泊的自由水文連通和自然水位波動。我們已建立了一套方法, 可根據(jù)水生植被蓋度修復(fù)目標(biāo)計(jì)算湖泊的周年水位動態(tài)需求; 春秋應(yīng)為低水位, 以促進(jìn)植物萌發(fā); 春夏應(yīng)控制水位上漲速率, 以避免淹死植物[34,41]。此外, 根據(jù)長江江湖洄游性魚類的洄游規(guī)律, 可在4—9月和11—12月開閘, 分別修復(fù)幼魚洄游入湖通道和成魚入江洄游通道[33]。

5 總結(jié)

科學(xué)可行的目標(biāo)是正確實(shí)施江河與湖泊連通工程的基石。若以稀釋污染物為目的, 則需要大量的清潔源水; 由于凈水是稀缺資源, 一般難以大量獲得, 故引水沖釋只適用于較小水體。若以沖走藻類為目的, 換水率須大于優(yōu)勢藻類的特定生長率;由于每天換水率需高達(dá)10%—20%, 故也只適用于較小水體。若以降低pH進(jìn)而控制內(nèi)源磷釋放為目的, 則需高堿度的源水。對于多數(shù)湖泊尤其是淺水的, 連通工程的主要目的應(yīng)是修復(fù)自由水文連通和自然水位波動, 以增強(qiáng)湖泊自凈能力; 該模式耗水不多, 但效果最好。

本文首次對國內(nèi)外引水濟(jì)湖工程進(jìn)行了系統(tǒng)綜述, 提出了科學(xué)的新連通模式, 對有效實(shí)施江河與湖泊的連通工程具有重要指導(dǎo)價值。

致謝:

中國科學(xué)院水生生物研究所高文娟、和雅靜、張婷玉、申明華、李艷和王海軍協(xié)助做圖和整理資料, 張義提供部分西湖資料, 謹(jǐn)致謝忱！