我國典型湖泊及其入湖河流氮磷水質協(xié)同控制探討*

高可偉，朱元榮，孫福紅，陳艷卿，廖海清，馬蕙蕙,3，胡曉燕

(1：長江大學地球科學學院，武漢 430100) (2：中國環(huán)境科學研究院，環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012) (3：西北師范大學地理與環(huán)境科學學院，蘭州 730070)

湖泊是地表生態(tài)系統(tǒng)各要素相互作用的節(jié)點，是地球上重要的淡水資源庫、物種基因庫和洪水調蓄庫等，與人類的生產、生活息息相關[1]. 我國湖泊眾多，分布廣泛，目前共有1.0 km2以上的自然湖泊約為2693個，分布在28個省(自治區(qū)、直轄市)，總面積8.1萬km2，約占國土面積的0.9%[1]. 這些湖泊具有非常重要的價值，例如為人類提供生活飲用水、農業(yè)灌溉水等可利用價值；維持一些重要生態(tài)價值及為生物提供棲息地；甚至一些湖泊擁有非常重要的文化和宗教價值[2]. 與河流相比，湖泊一般具有3個基本特征，包括集成性、換水周期長和復雜的反應動力學，這些特征也相對容易導致氮磷等營養(yǎng)鹽匯聚、累積，從而導致多數(shù)湖泊較易富營養(yǎng)化和暴發(fā)藍藻水華[3]. 湖泊流域經濟快速發(fā)展和人類活動加劇，進一步導致氮磷等營養(yǎng)鹽大量輸入湖體并長期累積于沉積物和生物體等，從而極大加速了湖泊富營養(yǎng)化進程和生態(tài)系統(tǒng)結構等變化. 目前，富營養(yǎng)化也已經成為我國湖泊面臨的主要生態(tài)環(huán)境問題之一[4].

外源氮、磷營養(yǎng)鹽負荷的輸入，例如含氮磷生活、工農業(yè)生產廢水的輸入等，是引起湖泊氮磷負荷急劇增加并引起藍藻水華暴發(fā)的主要因素之一[5-7]. 近年來我國對外源氮磷的輸入負荷，尤其是點源輸入負荷控制取得了積極成效[8]，湖泊富營養(yǎng)化及藍藻水華治理需要進一步協(xié)同開展外源削減、內源控制以及生態(tài)修復[9-12]. 其中，外源氮磷輸入進一步嚴格控制，可能仍是我國一些湖泊，尤其是一些國控重點湖泊富營養(yǎng)化治理的長期和首要任務，是其他途徑有效治理的前提和基本保障. 河流是點源、面源輸入湖泊的中間過程和重要紐帶，點源、面源基本通過入湖河流匯聚并最終輸入至湖泊[13]. 例如，我國大型淺水湖泊、流域內河網密布的太湖，其主要入湖河流污染輸入負荷可占入湖污染負荷總量的70%～80%[14].

一般而言，河流、湖泊在地形地貌和基本屬性等方面存在較明顯差異[15-16]，尤其是水動力、水力停留時間、分層等，最終體現(xiàn)在生物對氮、磷等營養(yǎng)鹽的響應存在顯著差異[15]. 因此，河流、湖泊制定氮、磷基準或標準的方法不同或最終限值上差別較大，河流、湖泊的氮、磷基準或標準限值一般分別制定[17-18]. 目前，國際上如美國[19]、英國[20-21]、加拿大[22-23]、日本[24]和韓國[25]等國家制定的河流、湖泊氮磷的基準或標準限值中并未直接體現(xiàn)入湖河流與湖泊水體氮磷水質協(xié)同控制，而是分別制定適合河流和湖泊保護的氮磷水質基準或標準限值. 我國現(xiàn)行《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838—2002)中地表水質量標準基本項目標準限值一欄中規(guī)定了河流、湖庫各類別水質標準限值，是我國湖泊流域河流、湖泊氮、磷控制的基本依據(jù). 依據(jù)不同水體、功能和生物響應等，基于科學研究基礎和社會經濟條件等，分別制定河流和湖泊水體氮、磷基準或標準限值是必要的.

關于入湖河流、湖庫和不直接流入湖庫河流總磷(TP)控制閾值，Mackenthun[26]指出為防止水體富營養(yǎng)化，不直接流入湖庫河流TP理想的目標是0.1 mg/L以下；入湖(庫)河流在其流入處TP濃度不得超過0.05 mg/L；湖庫水體TP濃度不得超過0.025 mg/L. 顯然，入湖河流具有特殊性，而且其輸入的外源氮磷與湖體氮磷濃度、富營養(yǎng)化程度和藍藻水華暴發(fā)等往往緊密聯(lián)系[26]. 因此，入湖河流氮磷控制應該充分考慮下游湖泊富營養(yǎng)化控制和生態(tài)保護需求，并執(zhí)行比一般河流更為嚴格的限值. 例如美國環(huán)境保護局(EPA)頒布的河流與湖泊營養(yǎng)物基準制定指南中均提出了該要求，并通過日最大負荷(TMDL)計劃等配套措施實現(xiàn)湖泊及其入湖河流營養(yǎng)鹽協(xié)同控制[27-28]. 目前，我國現(xiàn)行《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)中對河流、湖泊水體的總氮(TN)、總磷(TP)標準限值的規(guī)定差異較大. 以地表水Ⅲ類水質控制目標為例：河流TP≤0.2 mg/L，TN未作要求；湖體TP≤0.05 mg/L，TN≤1.0 mg/L. 為了防治湖庫富營養(yǎng)化，與之相互配套發(fā)布了《湖庫富營養(yǎng)化防治技術政策》(環(huán)發(fā)[2004]59號)，但是《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)中河流、湖泊TN、TP標準限值仍然是考核基本依據(jù). 已有研究表明，如果同樣以Ⅲ類水質為入湖河流和湖泊水體控制標準，基于湖泊水體Ⅲ類水質控制目標，太湖西北部入湖河流TN協(xié)同控制限值應該設定在1.5～1.6 mg/L之間，TP協(xié)同控制限值設定在0.071～0.090 mg/L之間[29]；鄱陽湖主要入湖河流TN的控制限值應該設定在1.2 mg/L，TP的控制限值設定為0.075 mg/L[30]；陽澄湖入湖河流TN的控制限值應該設定在1.64～1.96 mg/L，TP的控制限值設定為0.060～0.076 mg/L[31]. 顯然，如果僅以現(xiàn)行《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)中Ⅲ類標準為湖泊及其入湖河流水質控制目標，河流的氮、磷控制標準可能難以滿足湖體氮、磷控制需求，對富營養(yǎng)化湖泊外源氮、磷輸入有效控制十分不利[29-31].

本研究基于“十三五”期間我國一些典型湖泊及其入湖河流TN、TP濃度差異，以及《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)執(zhí)行以來，我國大型淺水湖泊太湖入湖河流、湖體TN、TP濃度歷史差異、水量變化以及氮磷輸入負荷歷史變化，分析我國入湖河流氮、磷輸入對湖泊水體中氮、磷濃度和富營養(yǎng)化程度的影響，以此分析我國湖泊及其入湖河流氮、磷輸入協(xié)同控制的必要性；結合國內外關于入湖河流氮、磷控制相關法律法規(guī)、指南和研究現(xiàn)狀等，初步探討我國入湖河流和湖體氮、磷協(xié)同控制途徑并提出可能的政策建議，以期為富營養(yǎng)化湖泊外源氮、磷輸入負荷進一步科學控制和《地表水環(huán)境質量標準》修訂提供支撐和依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

基于“十三五”期間，我國開展水質監(jiān)測的110個重要湖泊中選取了不同區(qū)域、數(shù)據(jù)較完整的湖泊及其對應的主要入湖河流. 針對現(xiàn)行《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)執(zhí)行以來，入湖河流與湖泊水體TN、TP水質指標的歷史變化趨勢及其對比分析，選取數(shù)據(jù)較豐富、我國重點治理的大型淺水湖泊太湖及其主要入湖河流為代表性研究對象. 本研究涉及的我國典型湖泊及其主要入湖河流詳細信息見表1.

1.2 數(shù)據(jù)收集與來源

“十三五”期間，研究涉及的典型湖泊及其對應的主要入湖河流TN、TP數(shù)據(jù)來源于生態(tài)環(huán)境部國家地表水環(huán)境監(jiān)測數(shù)據(jù). 湖泊綜合富營養(yǎng)化指數(shù)(TLI(∑))等數(shù)據(jù)和信息來源于生態(tài)環(huán)境部歷年發(fā)布的《中國環(huán)境狀況公報》和《中國生態(tài)環(huán)境狀況公報》，或者湖泊所在省、市官方公開的《生態(tài)環(huán)境狀況公報》等. “十三五”期間，主要是2016-2019年月監(jiān)測數(shù)據(jù)，其中2019年一些月份監(jiān)測數(shù)據(jù)缺失，統(tǒng)計分析中僅以部分月份數(shù)據(jù)為統(tǒng)計分析依據(jù)，由于月份差異不是十分明顯，對總體規(guī)律分析影響不大.

另外，2003年以來，太湖及其入湖河流TN和TP水質、輸入負荷以及水量等歷史數(shù)據(jù)來源于太湖流域管理局公開的數(shù)據(jù)及基于太湖流域管理局水質和水量監(jiān)測數(shù)據(jù)發(fā)表的相關文獻資料[32-33]. 近年來太湖及其主要入湖河流TN、TP水質數(shù)據(jù)采用生態(tài)環(huán)境部國家地表水環(huán)境監(jiān)測數(shù)據(jù). 太湖流域管理局與生態(tài)環(huán)境監(jiān)測部門來源的TN、TP水質數(shù)據(jù)差異對總體變化趨勢、相互關系等研究影響較小.

1.3 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

同一湖泊水體涉及多個點位監(jiān)測數(shù)據(jù)，采用算術平均值方式統(tǒng)計分析該湖泊水體監(jiān)測數(shù)值的平均值；同一湖泊對應多條入湖河流，均統(tǒng)計分析其算術平均值. 平均值計算樣本中的變化范圍采用標準偏差(SD)表示. 利用Origin 2018軟件開展相關性分析，并采用Pearson系數(shù)(雙尾檢驗)進行相關性分析. 柱狀圖、散點圖及其對應趨勢線等采用Excel 2019軟件作圖及分析.

2 結果與分析

2.1 “十三五”期間我國典型湖泊及其主要入湖河流氮磷水質對比分析

2.1.1 入湖河流與湖泊水體氮磷水平總體對比分析 近些年來，研究涉及的我國典型湖泊主要入湖河流TN、TP平均濃度基本較對應湖泊高，尤其是滇池、巢湖和太湖入湖河流TN、TP濃度較高(圖1). 其中，湖泊TN濃度變化范圍大，介于0.55～2.20 mg/L之間，處于湖泊水質Ⅱ～Ⅴ類；對應主要入湖河流TN濃度均值介于0.84 ～6.37 mg/L之間. 這些典型湖泊水體TP濃度介于0.01～0.10 mg/L之間，處于湖泊水質的Ⅱ～Ⅳ類，對應主要入湖河流TP濃度介于0.01～0.19 mg/L之間，屬于河流水質Ⅰ～Ⅲ類. 顯然，單純從水質類別上分析，入湖河流氮磷水質控制要優(yōu)于湖泊水體. 然而，從二者TN、TP實際濃度差異對比分析，表明入湖河流TN濃度是對應湖泊水體的0.96～3.09倍，TP濃度是對應湖泊水體的0.46～2.18倍. 另外，與湖泊水體TN、TP濃度相比，其對應入湖河流TN、TP濃度時空變化范圍較大，即圖1中誤差變化范圍相對較大.

進一步分析結果表明，研究所涉及的這些典型湖泊TN、TP濃度與其對應的主要入湖河流TN、TP濃度呈顯著正相關(圖2a，b). “十三五”期間，我國一些典型湖泊主要入湖河流氮磷輸入仍然對湖泊水體氮磷水平具有直接的影響，進而對湖泊富營養(yǎng)化水平產生了顯著影響(圖2c，d)，即隨著入湖河流TN、TP濃度的上升，湖體TLI(∑)顯著升高.

圖2 “十三五”期間我國典型湖泊及主要入湖河流氮磷營養(yǎng)鹽對湖體TN、TP和TLI(∑)的影響Fig.2 Influence of TN, TP concentrations of main inflow rivers on TN, TP and TLI(∑) of typical lakes during the 13th Five-Year Plan period

2.1.2 不同區(qū)域典型湖泊水體與入湖河流氮磷濃度關系的對比分析 以本研究涉及的東部平原湖區(qū)與云貴高原湖區(qū)的典型湖泊為例，發(fā)現(xiàn)不同地域典型湖泊與入湖河流氮磷濃度的相互關系存在一定差異(圖3，4). 基于線性統(tǒng)計分析而言，涉及的東部平原湖區(qū)典型湖泊TN濃度(y)與入湖河流TN濃度(x)的響應關系為：y=0.1022x+1.2749(P<0.05)；TP濃度的響應關系為：y=0.2397x+0.0515(P<0.05). 云貴高原湖區(qū)典型湖泊TN濃度(y)與入湖河流TN濃度(x)的響應關系為：y=0.239x+0.5822(P<0.01)；TP濃度的響應關系為：y=0.375x+0.0108(P<0.01). 以此為依據(jù)，東部平原湖區(qū)典型湖泊和云貴高原典型湖泊達到《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)不同TN、TP水質類別，推算入湖河流協(xié)同控制目標值詳見表2. 涉及的東部平原湖區(qū)和云貴高原湖區(qū)典型湖泊，不同湖泊水體TN、TP水質類別，入湖河流協(xié)同控制目標值可能存在較大差異. 僅僅通過河湖氮、磷協(xié)同控制，東部平原湖區(qū)這些典型湖泊可能難以達到湖泊水體TN、TP的Ⅲ類水質標準，云貴高原湖區(qū)這些典型湖泊可能可以達到較好的效果.

表2 基于線性關系推算東部平原湖區(qū)和云貴高原湖區(qū)典型湖泊入湖河流協(xié)同控制目標值

進一步分析表明，在同一湖區(qū)內的典型湖泊之間也存在河湖響應關系的明顯差異(圖3，4). 例如在東部平原湖區(qū)，南四湖與其他長江中下游湖泊TN、TP濃度對入湖河流TN、TP濃度的響應規(guī)律差異較大(圖3). 在云貴高原湖區(qū)，滇池入湖河流TN、TP濃度變化對湖泊水體TN、TP濃度具有決定性作用，然而紅楓湖和洱海入湖河流TN、TP濃度變化對湖泊水體TN、TP濃度的影響程度相對較小(圖4).

圖3 “十三五”期間我國東部平原湖區(qū)湖泊水體氮磷濃度與其主要入 湖河流氮磷濃度的相互關系(月監(jiān)測數(shù)據(jù))Fig.3 Relationships between nutrients (TN and TP) of lakes and their main inflow rivers in the eastern plateau of China during the 13th Five-Year Plan period (monthly monitoring data)

圖4 “十三五”期間我國云貴高原湖區(qū)湖泊水體氮磷濃度及入湖河流氮磷濃度的相互關系(月監(jiān)測數(shù)據(jù))Fig.4 Relationships between nutrients (TN, TP) of lakes and their main inflow rivers in the Yunnan-Guizhou plateau of China during the 13th Five-Year Plan period (monthly monitoring data)

2.2 典型湖泊及其入湖河流氮磷控制歷史變化趨勢對比分析——以太湖為例

2.2.1 主要入湖河流和湖體TN、TP歷史變化趨勢及其對太湖富營養(yǎng)化的影響分析 總體而言，我國現(xiàn)行《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)執(zhí)行以來，環(huán)太湖主要入湖河流TN、TP濃度呈顯著下降趨勢(TN：r=-0.907，P<0.01，n=16；TP：r=-0.723，P<0.05，n=16)，太湖水體TN濃度呈顯著下降趨勢(r=-0.957，P<0.01，n=16)，而TP濃度波動明顯且無顯著下降或上升趨勢(r=-0.219，P>0.05，n=16). 2003-2019年期間，太湖水體TN濃度變化范圍為1.34～3.17 mg/L，均值為2.28 mg/L，其入湖河流TN濃度變化范圍為2.67～5.65 mg/L，均值為4.11 mg/L(圖5). 入湖河流與太湖水體TN濃度比值變化不大，主要入湖河流TN年均濃度約為太湖水體TN年均濃度的1.5～2.3倍，這表明GB 3838-2002執(zhí)行以來，環(huán)太湖入湖河流TN濃度與湖體TN濃度差異倍數(shù)或者響應關系基本保持穩(wěn)定. 太湖水體TP濃度變化范圍為0.056～0.102 mg/L，均值為0.075 mg/L，入湖河流TP濃度變化范圍為0.125～0.233 mg/L，均值為0.173 mg/L，入湖河流與湖區(qū)TP濃度對比倍數(shù)歷史變化較大，介于1.5～2.9之間，尤其是2015年以來變化較大(圖5). 這是由于2015以來，入湖河流TP濃度穩(wěn)中有降，而太湖水體TP濃度卻連續(xù)上升，綜合因素導致入湖河流與太湖水體TP濃度比值突然下降. 這可能是由于2015和2016年豐水年導致大量外源磷輸入并在太湖沉積物中累積，以及2015年沉水植物收割和水深增加引起沉水植物的減少，進而導致對磷吸收轉化能力下降等導致湖體TP濃度異常升高[14]. 這些因素可能對太湖流域河、湖氮磷協(xié)同控制問題提出了更高的要求，即為了太湖TP控制達到某一目標，需要對入湖河流TP濃度執(zhí)行更嚴格限值.

圖5 太湖2003-2019年入湖河流與湖體TN、TP濃度變化趨勢對比分析 Fig.5 Variation of TN and TP concentrations in overlying water of Lake Taihu and the main inflow rivers from 2003 to 2019

現(xiàn)行《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)執(zhí)行以來，入湖河流TN濃度可能一直是太湖水體TN濃度的主要影響因素(圖6a)，而入湖河流TP濃度對太湖水體TP濃度的影響比較復雜(圖6b)，這可能是由于內源磷不穩(wěn)定釋放等其他輸入因素影響較大. 與太湖水體氮磷對入湖河流氮磷的響應不同，太湖水體TLI(∑)對入湖河流TN、TP濃度具有顯著的響應關系(圖6c，d). 這表明，雖然太湖水體TP濃度與入湖河流TP濃度的響應關系復雜，但是入湖河流輸入磷卻是太湖富營養(yǎng)化的關鍵影響因素之一，說明單純太湖入湖河流氮、磷水質的提升對太湖富營養(yǎng)化程度的改善具有非常重要的作用.

圖6 現(xiàn)行《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)執(zhí)行以來環(huán)太湖 主要入湖河流氮磷水質對湖體TN、TP和TLI(∑)的影響Fig.6 Influence of TN, TP concentrations of the main inflow rivers on TN, TP concentrations and TLI(∑) of Lake Taihu from the year 2003

2.2.2 水量變化對太湖流域入湖河流氮磷輸入負荷、湖體氮磷水質及TLI(∑)的影響分析 2003年以來，太湖入湖水量變化與TN、TP濃度變化趨勢相反，即入湖水量呈現(xiàn)顯著上升趨勢(圖7). 入湖河流水量增加抵消了氮、磷水質變化對輸入負荷的影響，即太湖TN、TP輸入負荷并未隨著TN、TP水質改善而發(fā)生明顯的下降趨勢(圖8). 進一步分析表明，入湖河流氮磷負荷與TLI(∑)并無顯著相關關系(TN：r=-0.246，P>0.05，n=16；TP：r=-0.398，P>0.05，n=16). 入湖河流TN、TP年輸入負荷變化具有一致性(r=0.872,P<0.01,n=16)，這表明二者來源、影響因素等可能高度一致，但是輸入湖體后對湖體氮、磷濃度的影響有明顯的差異(圖9).

圖7 2003-2018年環(huán)太湖入湖水量變化趨勢Fig.7 Variation trend of total volume of the main inflow water of Lake Taihu from 2003 to 2018

圖8 2003-2018入湖河流TN、TP污染負荷變化趨勢Fig.8 Variation trend of TN and TP load of inflow to Lake Taihu from 2003 to 2018

圖9 太湖2003-2018年入湖河流TN、TP污染負荷與太湖水體TN、TP濃度的關系Fig.9 Relationship between TN and TP loads and TN and TP concentrations in overlying water from Lake Taihu water from 2003 to 2018

入湖河流水量變化不僅僅是影響TN、TP輸入負荷的關鍵因素之一，也對湖泊水體本身TN、TP濃度的下降具有顯著的作用(表3). 這可能是由于氮磷水質的提升，水量增加，有利于縮短湖泊水體換水周期，加快湖體污染物的稀釋和自凈，提高出湖氮磷通量等. 進一步分析表明，與單純氮磷水質提升相似，水量的增加對湖泊水體的TLI(∑)也具有顯著的改善作用(表3). 因此，水質和水量協(xié)同控制，可能是太湖營養(yǎng)鹽和富營養(yǎng)化程度進一步有效控制和改善的重要手段.

表3 2003-2018年入湖水量與湖泊水體TN、TP濃度、輸入負荷之間的相關性分析(n=16)

3 討論

3.1 入湖河流氮磷輸入對我國典型湖泊水質和富營養(yǎng)化的影響

基于現(xiàn)行《地表水環(huán)境質量標準》，單純從水質類別評價，目前我國典型湖泊流域內入湖河流TN、TP水質類別優(yōu)于湖泊水體，其中TN無限值規(guī)定. 但是，總體、區(qū)域和歷史數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析均表明我國典型湖泊流域主要入湖河流氮磷濃度水平和輸入負荷對湖泊水體TN、TP水平及其富營養(yǎng)化具有顯著的影響. 這表明結合《地表水環(huán)境質量標準》，進一步開展我國入湖河流與湖泊氮磷協(xié)同控制十分必要和緊迫. 基于我國一些典型湖泊的TLI(∑)與入湖河流TN、TP濃度的擬合線性響應方程(圖2),表明湖泊不同營養(yǎng)水平控制目標，對應入湖河流TN、TP濃度需要控制到一個合理水平(表4). 總體而言，如果我國一些典型湖泊營養(yǎng)狀態(tài)控制在輕度富營養(yǎng)化水平以下，入湖河流TN濃度可能需要控制在2.66 mg/L以下，TP濃度控制在0.109 mg/L以下. 另外，隨著我國湖泊氮磷輸入長期累積、湖泊生態(tài)結構改變等，單純依靠入湖河流氮磷控制可能難以使一些典型湖泊達到中營養(yǎng)水平以下.

表4 基于我國典型湖泊不同營養(yǎng)水平控制目標的入湖河流氮磷協(xié)同控制限值

與入湖河流TN相比，入湖河流TP輸入對湖泊水體TP濃度的影響較大，對湖泊水體富營養(yǎng)化程度的影響更顯著(圖2). 這可能與河湖連續(xù)系統(tǒng)氮、磷不同生物地球化學過程密切相關[34-35]. 入湖河流輸入的部分氮在湖體內通過反硝化作用，最終以氮氣的形式返回于大氣. 相比之下，入湖河流輸入磷，僅能通過出湖水體等輸出，被湖體截留的磷均可能成為水體潛在內源磷. 以太湖為例，太湖水體中通過反硝化等途徑去除的TN約為太湖入湖河流輸入TN的50%左右[36]. 因此，從長期及湖體富營養(yǎng)化控制角度，為了有效防止磷在湖泊內的長期累積，開展入湖河流及其對應湖泊中磷的協(xié)同控制可能尤為重要.

我國幅員遼闊，不同區(qū)域入湖河流對典型湖泊水體氮、磷水平和富營養(yǎng)化的影響程度可能存在較大差異. 即使在同一區(qū)域不同類型湖泊，入湖河流對湖體氮、磷水平及富營養(yǎng)的影響也可能存在較大差異. 以云貴高原湖區(qū)典型湖泊為例(圖4)，洱海、紅楓湖均屬于深水湖泊，而滇池屬于高原淺水湖泊. 入湖河流氮、磷輸入對深水湖泊和淺水湖泊氮磷水平的影響存在明顯差異：入湖河流氮、磷輸入對淺水湖泊的影響顯著，而對深水湖泊的影響程度較弱. 這可能是由于水深導致湖體內氮磷生物地球化學循環(huán)、自凈能力和生物響應等存在差異，淺水湖泊更易富營養(yǎng)化和暴發(fā)藍藻水華[37].

入湖河流氮磷輸入對湖泊水體水質和富營養(yǎng)化影響的決定性因素不僅僅是TN、TP濃度，水量可能也是重要因素之一. 以太湖為例，2003年以來，環(huán)太湖主要入湖河流氮磷水質和入湖水量均發(fā)生了顯著的變化. 基于太湖氮磷歷史數(shù)據(jù)分析和文獻研究報道[38-39]，實際上，入湖河流TN、TP濃度的降低和“引江濟太”等入湖水量的增加，均可以同時改善湖泊水體TN、TP濃度及富營養(yǎng)程度. 然而，環(huán)太湖主要入湖河流水質提升和水量增加，最終氮磷入湖負荷卻未發(fā)生顯著變化，這可能是影響太湖富營養(yǎng)化和藍藻水華仍頻繁暴發(fā)的重要因素之一. 基于湖泊水體TN、TP和富營養(yǎng)化改善目標，太湖入湖水量增加和氮磷濃度降低的同時，也進一步協(xié)同調控并有效降低氮磷入湖總量，在保證合理換水周期條件下，使湖體TN、TP濃度水平降低[39-40]. 因此，針對一些入湖水量變化較大的湖泊，入湖河流與湖泊水體氮磷協(xié)同控制應該同時考慮入湖河流的氮磷水質和水量，確保水質改善和水量調控對湖體富營養(yǎng)化改善起到更優(yōu)效果[41].

3.2 國際上關于入湖河流與湖泊水體氮磷協(xié)同控制的政策與案例

水質基準是指環(huán)境中特定污染物對特定對象(人或其他生物)產生不良或有害影響的最大劑量或濃度，不具有法律效力[42-45]. 同時，水體營養(yǎng)物基準的制定又與毒理學基準不同，需要綜合考慮地理區(qū)域、水體類型、基準指標、制定方法以及管理與評價等關鍵因素. 從河流與湖泊營養(yǎng)物基準制定的角度考慮，二者在分類方法、營養(yǎng)物主要指標和其他指標、數(shù)據(jù)分析和基準建立等方面均存在差異[17]，因此二者獲得的營養(yǎng)物基準值可能存在較大差異. 水體營養(yǎng)物標準是以營養(yǎng)物基準為依據(jù)，在考慮自然條件以及國家或地區(qū)的社會、技術、經濟等條件的基礎上，經過綜合分析后制定的，由國家有關管理部門或機關頒布，一般具有法律強制性[46]. 最終，河流、湖泊營養(yǎng)物基準與標準限值均存在一定差異，例如美國EPA推薦的不同生態(tài)分區(qū)河、湖氮磷基準均存在一定差異，一些河流基準值甚至要嚴格于湖庫水體基準值(表5).

表5 美國環(huán)境保護局推薦的部分營養(yǎng)物分區(qū)河、湖氮磷基準對比[27-28]

國際上，針對河流與湖泊營養(yǎng)物基準或標準限值存在差異，制定了一些補充技術、政策措施或法律法規(guī)等，充分考慮了入湖河流、湖泊水體氮磷協(xié)同控制. 例如，EPA現(xiàn)行的河流營養(yǎng)物制定的基準指南中針對入湖河流指出流入靜態(tài)水體(包括湖泊)的河流可能需要制定更為嚴格的營養(yǎng)物基準，并在標準限值中體現(xiàn)[27]. EPA現(xiàn)行湖泊、水庫營養(yǎng)物制定基準指南中明確指出基于美國《清潔水法》303(d)，針對受損水體需要開展每日最大負荷計劃(TMDLs)[28]，并對上游水體執(zhí)行更為嚴格、有實際效力的控制限值. 如果受損湖泊為氮磷引起的富營養(yǎng)化和藍藻水華問題，按照美國《清潔水法》303(d)要求，為了修復受損湖泊需要制定TMDLs計劃并按照削減計劃對點源面源負荷進行直接控制和削減. 在TMDL計算過程中需要考慮入湖河流氮、磷負荷，但最終是基于湖泊水體營養(yǎng)物和葉綠素a控制標準，制定點源和面源的污染控制削減方案，結合內源治理等最終達到富營養(yǎng)化湖泊修復目的. 以美國明尼蘇達州密西西比河源頭區(qū)域Little Turtle湖和Irving湖營養(yǎng)物削減TMDL計劃為例：Little Turtle湖和Irving湖出現(xiàn)富營養(yǎng)化問題，被納入EPA受損水體清單，按照美國《清潔水法》303(d)要求進一步制定具有實際效力的營養(yǎng)物削減TMDL計劃[47]. 該TMDL計劃方案制定過程中，表明入湖河流和湖泊執(zhí)行不同的TP標準是影響湖體富營養(yǎng)化和藍藻水華的重要原因(表6，7)，即湖泊TP標準限值為30 μg/L以下，但是對應區(qū)域河流TP標準限值為50 μg/L以下. 因此，為了滿足湖體富營養(yǎng)化控制，湖泊TP標準控制優(yōu)先于河流標準控制. 基于區(qū)域富營養(yǎng)化標準，以湖泊富營養(yǎng)化控制為最終目標，明尼蘇達州污染控制局通過HSPF模型和Bathtub模型等制定了詳細源頭磷污染源控制TMDL

表6 明尼蘇達州北部和森林生態(tài)區(qū)湖泊、淺水湖泊和水庫營養(yǎng)物/富營養(yǎng)化標準[47]

表7 美國北部河流營養(yǎng)鹽標準和總懸浮物標準[47]

計劃，基于最終TMDL計劃，河流作為過渡區(qū)域，理論上TP控制標準限值為29 μg/L，這個控制目標值甚至要嚴格于區(qū)域湖泊水體TP的標準限值(TP ≤ 30 μg/L)[47].

3.3 我國典型湖泊及入湖河流氮磷協(xié)同控制初步探討

基于本研究涉及的我國典型湖泊水體和入湖河流TN、TP濃度線性關系(圖2)推算，表明單獨以《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)規(guī)定限值控制這些典型湖泊入湖河流TN、TP濃度過于寬松(表8). 因此，針對入湖河流與湖泊氮磷協(xié)同控制，需要其他配套措施、方案，甚至制定區(qū)域、單個湖泊流域富營養(yǎng)化標準體系等. 關于河湖協(xié)同控制問題，張遠等[48]針對未來《地表水環(huán)境質量標準》修訂的探討中提出“基于總量控制方案，由當?shù)卣贫?，并銜接國家標準? 在實際政策層面，我國為了有效防止湖泊富營養(yǎng)化，與《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)配套的《湖庫富營養(yǎng)化防治技術政策》(環(huán)發(fā)[2004])于2004年發(fā)布，并于2017年發(fā)布其修訂版，在我國湖泊富營養(yǎng)化控制方面發(fā)揮了重要作用[49]. 2017年發(fā)布的《湖庫富營養(yǎng)化防治技術政策》(修訂版)(環(huán)境保護部，公告 2017年 第51號)，基于國內外湖泊富營養(yǎng)化防治經驗和教訓并結合國內外最新科技成果，其中“污染源治理”部分明確提出“根據(jù)湖(庫)水生態(tài)功能、流域經濟條件和技術水平，制定湖(庫)及入湖(庫)河流氮、磷分期質量標準和控制目標”. 除此之外，我國一些其他技術政策、規(guī)劃、指南等也突出了入湖河流和湖泊氮磷協(xié)同控制. 例如，《水質較好湖泊生態(tài)環(huán)境保護總體規(guī)劃》(2013-2020)提出了分區(qū)保護策略，要求對東部湖區(qū)和云貴高原湖區(qū)入湖河流TN、TP污染負荷進行削減和控制. 2017年，水利部制定的《“一河(湖)一策”方案編制指南(試行)》中，要求入湖河流“一河一策”方案要與湖泊方案銜接. 實踐過程中，我國對一些重點湖泊也單獨開展了入湖河流氮磷協(xié)同控制的規(guī)劃或方案制定，有效實施并取得實際效果. 例如，針對太湖富營養(yǎng)化問題，國家發(fā)展改革委員會實施的《太湖流域水環(huán)境綜合治理總體方案》、《太湖流域治理總體方案》(2013年修編)中基于湖體TN、TP控制目標，明確規(guī)定了主要入湖河流TN、TP控制目標濃度值，甚至入河(湖)TN、TP污染負荷總量[41]；針對滇池富營養(yǎng)化和藍藻水華問題，云南省也制定了《云南省水污染防治目標責任書》，其中規(guī)定了滇池流域18條主要入湖河流的階段性TN、TP控制目標[50].

表8 基于線性關系的我國典型湖泊入湖河流TN、TP協(xié)同控制目標值

從這些典型湖泊獲得的統(tǒng)一的入湖河流氮磷協(xié)同控制目標值(表8)來看，顯然對于不同湖區(qū)典型湖泊入湖河流氮磷協(xié)同控制存在過于寬松或過于嚴格的情況(表2)，更無法適用于同一湖區(qū)內單個不同湖泊(圖3，4). 以研究涉及東部平原湖區(qū)典型湖泊而言，單獨通過入湖河流氮磷協(xié)同控制，多數(shù)湖泊可能無法達到Ⅲ類水質目標(表2)，這可能與流域背景、內源長期累積和釋放、生態(tài)結構改變等密切相關. 這些典型湖泊基本位于長江下游，”十三五”期間，長江中下游干流TP濃度基本已經達到0.1 mg/L左右[51]. 因此，這些東部平原湖區(qū)典型湖泊入湖河流TP控制顯然要充分考慮流域背景、內源累積和釋放等，設定合理的河湖氮磷協(xié)同控制目標. 因此，結合國內外研究和我國已有的技術政策等，以我國這些典型湖泊與其入湖河流氮磷協(xié)同控制分析為基礎，建議在考慮這些典型湖泊區(qū)域背景基礎上，結合《地表水環(huán)境質量標準》，開展“一湖一策”的入湖河流氮磷協(xié)同控制. 在此基礎上，一些水量變化大的湖泊流域入湖河流氮磷協(xié)同控制，在傳統(tǒng)的氮磷濃度的基礎上，也應該關注不同水量下TN、TP差異化協(xié)同控制，或者建立水質、水量、通量等多控制目標. 另外，鑒于我國典型湖泊入湖河流磷的輸入對湖泊水體磷水平和富營養(yǎng)化的影響較顯著，在大量湖泊流域數(shù)據(jù)分析和充分論證的基礎上，建議優(yōu)先嘗試開展入湖河流和湖泊磷協(xié)同控制.

關于入湖河流與湖體氮、磷協(xié)同控制還需要進一步加強科學研究，例如入湖河流輸入氮磷形態(tài)變化等對湖體氮、磷和富營養(yǎng)化的影響；除了主要入湖河流以外，一些細小支流氮、磷長期輸入對湖體氮、磷及富營養(yǎng)貢獻等[13]. 另外，《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)要求水體樣品采集30 min后，然后取上層非沉降部分測定有關水質指標，包括TP. 該樣品采集要求一定程度上有利于不同濁度水體樣品之間的比較，但是對水體樣品中實際TN、TP的測定產生了較大的影響，其中懸浮顆粒物(SS)是主要影響因素[52-53]. 以三峽水庫干流江段水樣為例，當SS濃度大于500 mg/L時，水體樣品中90%以上的磷賦存于SS中. 然而，按照《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)水樣采集要求，獲得水體樣品中TP僅代表了實際樣品中TP濃度的50%以下[53]. 因此，入湖河流、湖體在不同水動力條件下，二者顆粒態(tài)磷濃度差異大，通過該方法獲得數(shù)據(jù)進行對比分析，可能無法較好地反映入湖河流對湖體氮、磷和富營養(yǎng)化實際影響程度. 因此，建議考慮《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)水樣采集方式對入湖河流和湖體水體樣品氮磷定量分析的影響及其規(guī)律，并通過定量反推等方式反映在入湖河流氮、磷控制目標上.

4 結論

基于”十三五”期間我國一些典型湖泊及對應入湖河流TN、TP監(jiān)測數(shù)據(jù)對比分析，并結合2003-2018年期間太湖及其主要入湖河流TN、TP、入湖水量和入湖負荷對比分析，結合國際上入湖河流和湖泊氮、磷協(xié)同控制，以及《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)和相關配套政策、措施等，針對這些典型湖泊及其對應入湖河流獲得主要結論和政策建議如下：

1)入湖河流氮磷水平仍然是我國一些典型湖泊水體氮、磷水平和富營養(yǎng)化程度的重要影響因素之一，其中TP輸入對湖泊水體TP的影響較大，對湖體富營養(yǎng)化程度的影響更顯著，開展入湖河流及其對應湖泊中磷的協(xié)同控制可能尤為迫切.

2)我國一些典型湖泊氮磷水平和富營養(yǎng)化程度單純依靠入湖河流氮、磷控制已經無法較好地達到Ⅲ類水及以下水平，中營養(yǎng)化水平及以下，建議結合內源控制、生態(tài)修復等綜合治理.

3)統(tǒng)一的入湖河流氮磷協(xié)同控制目標值對于不同湖區(qū)典型湖泊入湖河流氮、磷協(xié)同控制存在過于寬松或過于嚴格的情況，更無法適用于單個不同湖泊. 因此，建議在考慮這些典型湖泊區(qū)域背景的基礎上，開展“一湖一策”的入湖河流氮磷協(xié)同控制.

4)入湖河流水量也是湖泊水體氮磷水平和富營養(yǎng)化程度重要因素之一. 一些水量變化大的典型湖泊流域入湖河流氮磷協(xié)同控制，在傳統(tǒng)的氮、磷濃度的基礎上，也應該關注不同水量下TN、TP差異化協(xié)同控制，或者建立水質、水量、通量等多控制目標.