河流氮磷和水量輸入對太湖富營養(yǎng)化的影響機理研究

胡曉燕，朱元榮，孫福紅，陶艷茹，高可偉，馬蕙蕙，蔣 娟，邴小杰,4

1. 長江大學地球科學學院，湖北 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，甘肅 蘭州 730070

4. 內蒙古大學生態(tài)與環(huán)境學院，內蒙古 呼和浩特 010021

湖泊是陸地表層系統(tǒng)各要素相互作用的節(jié)點，是地表極其珍貴的水資源，尤其淡水湖泊為人類的生產生活提供基本保障[1-3]. 我國的湖泊眾多，面積1 km2及以上湖泊數(shù)量達2 621 個，總面積可達8.2×104km2[4]，其中淡水湖泊面積為3.6×104km2，尤其是長江中下游地區(qū)分布著我國最大的淡水湖泊群[5]. 然而，隨著社會經濟發(fā)展和資源的過度開發(fā)使用，湖泊富營養(yǎng)化等生態(tài)環(huán)境問題十分突出，制約著區(qū)域經濟綠色發(fā)展和“山水林田湖草沙”一體化保護和系統(tǒng)治理. 因此，關于營養(yǎng)鹽、富營養(yǎng)化和藍藻水華的研究依然備受關注[5]. 其中，氮(N)、磷(P)營養(yǎng)鹽負荷的輸入及其導致的內源負荷的快速匯集是湖泊富營養(yǎng)化的關鍵因素[6-7].

入湖河流是外源氮磷負荷輸入湖泊的主要途徑[8-10]. 近年來，我國在河流氮磷輸入負荷及湖泊富營養(yǎng)化治理方面取得了積極成效[11-12]. 然而，基于我國典型湖泊主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)對比研究及其對湖體富營養(yǎng)化的影響分析表明，目前入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)水平仍然是我國一些湖泊水體富營養(yǎng)化的重要影響因素之一[13]. 另外，水量及其導致?lián)Q水周期的變化也是一些湖泊水體ρ(TN)、ρ(TP)和富營養(yǎng)化程度的重要影響因素之一[13-14]. 目前，我國湖泊入湖河流氮磷控制標準主要依據(jù)《地表水質量標準》(GB 3838—2002). 然而，現(xiàn)行的地表水質量標準在一些湖泊流域入湖河流和湖體ρ(TN)、ρ(TP)控制管理上存在不足與爭議[15-16]. 因此，在《地表水質量標準》(GB 3838—2002)基礎上，探討河湖氮磷協(xié)同控制問題對于一些湖泊，尤其是富營養(yǎng)化湖泊外源氮磷的輸入負荷控制，以及湖泊富營養(yǎng)化的控制具有重要意義. 同時，進一步科學有效、嚴格控制外源氮磷輸入負荷，仍然是湖泊富營養(yǎng)化治理首要和長期任務，是生態(tài)修復、內源治理等途徑的前提和基本保障[8,13].

結合湖泊水質控制標準或目標，一些水質模型如EFDC、CE-Qual-W2、WASP、Bathtub 模型(湖盆水質分析模擬程序)等，被廣泛應用于國內外入湖河流及點源、面源營養(yǎng)鹽負荷控制模擬研究、方案制定等方面[17]. 其中，Bathtub 模型是基于美國500 多個湖庫氣候條件參數(shù)、氮磷水質、Chla、水量等數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，專門針對營養(yǎng)鹽輸入負荷-湖庫富營養(yǎng)化響應關系開發(fā)的經驗水質模型，由水量平衡、營養(yǎng)鹽平衡、富營養(yǎng)化響應〔ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)和透明度等描述〕3 個部分組成的經驗模型[18]. 該模型可以模擬湖泊和水庫等水體內營養(yǎng)鹽的平流和擴散傳輸，預測營養(yǎng)鹽輸入負荷對湖庫ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)等定量化影響[19]. 與Lakeweb 模型、MIKE 模型、CE-QUAL-W2模型[20]等常見的湖泊水生態(tài)模型相比，Bathtub 模型所需數(shù)據(jù)量相對較少，模擬效果滿足日常管理精度要求. 因此，該模型被EPA 推薦為制定富營養(yǎng)化湖庫營養(yǎng)鹽TMDL 計劃的模型之一. 目前，我國已有一些學者嘗試引入Bathtub 模型研究入湖河流、湖體ρ(TN)、ρ(TP)協(xié)同控制或標準銜接方面的研究，并取得了較好效果[15,21].

太湖是我國典型大型淺水湖泊，對區(qū)域生態(tài)環(huán)境、經濟等具有非常重要作用，2007 年暴發(fā)太湖水危機以來，其富營養(yǎng)化治理更是引起了黨中央、國務院和社會各界的廣泛關注[22-23]. 2007 年以來治理也取得了顯著的成效[24]. 然而，2016 年以來，太湖ρ(TP)開始反彈，藍藻水華暴發(fā)態(tài)勢嚴峻[25]. 其中，外源磷負荷輸入控制仍是關鍵因素和瓶頸[12]，同時河湖氮磷控制標準不銜接問題引起了廣泛關注[16,26]. 因此，該研究擬采用Bathtub 模型構建太湖主要入湖河流與湖體ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)響應關系. 在此基礎上，探討了太湖主要入湖河流水質、水量變化對湖體富營養(yǎng)化的影響，以及太湖主要入湖河流與湖體ρ(TN)、ρ(TP)和水量協(xié)同控制，以期為太湖流域河湖氮磷協(xié)同控制以及外源輸入負荷的科學管控提供依據(jù).

1 研究區(qū)域、數(shù)據(jù)與分析方法

1.1 區(qū)域概況

太湖流域河網(wǎng)密布，其中，太滆南運河、社瀆港、直湖港等22 條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%[27]. 盡管2003 年以來，太湖主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)顯著下降，然而入湖河流水量呈顯著增加趨勢，綜合導致了近20 年入湖負荷或通量并未顯著的下降[13]. 太湖ρ(TN)呈現(xiàn)下降趨勢，但是ρ(TP)一直在0.05～0.10 mg/L 范圍內波動.太湖ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)水平在空間上差異性較大，西北部湖區(qū)ρ(TN)、ρ(TP)水平較高，同時也聚集了大量藍藻水華，而東南部湖區(qū)ρ(TN)、ρ(TP)水平相對較低，水生植物分布較廣、水生態(tài)狀況相對較好.因此，該研究擬將太湖分為3 個主要湖區(qū)：西北部湖區(qū)、中心段湖區(qū)、東南部湖區(qū).

1.2 數(shù)據(jù)來源與處理

2013—2018 年 太 湖ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)逐月水質數(shù)據(jù)來源于生態(tài)環(huán)境部太湖常規(guī)監(jiān)測點位以及主要出入湖河流監(jiān)測(見圖1). 水量、降雨量、水位等相關水文數(shù)據(jù)主要來源于太湖流域管理局公開的《水情年報》《水情月報》《太湖健康狀況報告》《“引江濟太”年報》或水文站等提供的數(shù)據(jù)資料.

圖 1 太湖湖區(qū)劃分及監(jiān)測點位示意Fig.1 The division of Lake Taihu and the distribution of monitoring points

其中，2013—2018 年太湖ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)逐月水質空間分布數(shù)據(jù)，在ArcGIS 10.2 軟件中通過反距離權重法插值分析獲得，并采用掩膜提取法分析了西北部湖區(qū)、中心段湖區(qū)、東南部湖區(qū)的ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)平均值. 采用Origin 2021 和Excel 2016軟件開展相關數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析及繪圖.

1.3 Bathtub 模型模擬分析

1.3.1 模擬區(qū)域劃分

該研究結合太湖主要出入湖河流流向特征，將太湖分為水力上串聯(lián)的3 個區(qū)域(見圖1). 其中，陳東港、漕橋河、大浦港等大部分主要入湖河流集中在西北部湖區(qū)，區(qū)域內污染物濃度相對較高；長興港、苕溪、旄兒港等入湖河流位于中心段湖區(qū)，區(qū)域內污染物濃度次之；出湖水量和河流主要分布在東南部湖區(qū)，包括太湖流域陽澄淀柳區(qū)和杭嘉湖區(qū)的出湖河流以及太浦河等.

1.3.2 模型參數(shù)設定

Bathtub 模型運行和設定的主要參數(shù)如表1 所示.其中，全局變量包括湖泊換水周期、降水量、蒸發(fā)量、水位變化、大氣沉降外部輸入負荷等. 分段，即綜合考慮水體水力流動方向、空間特征等對整個湖泊水體進行合理空間劃分和模擬分析，該研究具體分段方式如圖1 所示. 支流參數(shù)，即湖泊出入湖河流水質、水量等參數(shù)，該研究涉及環(huán)太湖22 條主要入湖河流和5 條主要出湖河流的水量、ρ(TN)和ρ(TP)等參數(shù).

表 1 Bathtub 模型參數(shù)統(tǒng)計結果Table 1 Statistics for parameters of the Bathtub model

1.3.3 模型率定與驗證

基于2013—2014 年太湖流域參數(shù)，開展了Bathtub模型中具體模塊選擇及參數(shù)率定(見表2)，同時采用2015—2018 年實際監(jiān)測數(shù)據(jù)進行驗證(見圖2). 結果表明，ρ(TN)、ρ(TP)的模型模擬預測值與實測值基本吻合，而且均呈顯著相關，模擬結果良好. 其中，西北部湖區(qū)的ρ(Chla)模擬效果較好，且模擬值與實際監(jiān)測值呈顯著相關，中心段湖區(qū)、東南部湖區(qū)水體ρ(Chla)模擬預測值與實測值也基本吻合，但是缺少明顯的變化，無統(tǒng)計學顯著性差異.

表 2 Bathtub 模型模塊選擇及系數(shù)校正Table 2 Coefficient correction and the selection of modules in Bathtub model

圖 2 太湖執(zhí)行Bathtub 模型的率定及驗證效果Fig.2 Calibration and verification of Bathtub model in Lake Taihu

2 結果與討論

2.1 主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)變化對湖體富營養(yǎng)化的影響

基于Bathtub 模型的參數(shù)率定與驗證，構建了22條主要入湖河流與太湖連續(xù)劃分區(qū)域ρ(TN)、ρ(TP)的響應關系(見圖3、4). 模擬結果表明，太湖不同區(qū)域ρ(TN)、ρ(TP)均隨著主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)的增加而顯著升高. 這與Xu 等[15]模擬結果基本一致，表明太湖ρ(TN)和ρ(TP)仍然與主要入湖河流氮磷的輸入存在顯著性相關關系. 但是，2013—2018 年期間，不同年份太湖流域河湖氮磷的響應關系存在較大差異(見圖3、4)，尤其是河湖ρ(TP)的響應關系(見圖4). 這可能由于近些年來主要河流外源輸入與內源釋放對湖體ρ(TN)、ρ(TP)，以及藍藻水華生長的貢獻比例發(fā)生了較大變化[27-29].

圖 3 2013—2018 年太湖主要入湖河流ρ(TN)變化對西北部湖區(qū)、中心段湖區(qū)、東南部湖區(qū)ρ(TN)影響以及入湖河流ρ(TN)實際監(jiān)測值的變化趨勢Fig.3 The influence of ρ(TN) of the main inflows to ρ(TN) of the northwestern area, the central area, and the southeast area, and the monitoring value of ρ(TN) of the main inflows from 2013 to 2018

設定入湖河流同一ρ(TN)目標值情景下，2013—2018 年各湖區(qū)ρ(TN)響應值逐漸降低. 這可能由于近年來平均溫度上升有利于藍藻生長與水華暴發(fā)導致了有機質累積，以及氣候條件(如風速下降)等大環(huán)境變化有利于太湖氮的反硝化過程[28-30]. 同時，近些年太湖主要入湖河流ρ(TN)也有小幅下降(見圖3)，綜合因素導致近些年入湖河流ρ(TN)對湖體影響有所減弱，湖體ρ(TN)持續(xù)下降. 與湖體ρ(TN)響應不同，入湖河流同一ρ(TP)目標值情景下，2013—2016年湖體各區(qū)段TP 響應濃度逐漸降低，2017 年和2018 年湖體ρ(TP)快速升高. 這可能由于2013—2018年期間，太湖水量(降雨量)、水生植被面積、內源釋放強度等發(fā)生較大的變化. 其中，2015 年、2016 年極端降雨天氣可能導致了大量TP 負荷輸入[31]，同時太湖水生態(tài)系統(tǒng)遭到了嚴重破壞，東部湖區(qū)大面積水生植被的退化[25]，減少了對磷元素的吸收同時又增加了風浪對底泥的擾動再懸浮，加劇內源釋放進一步惡化了湖體自然生態(tài)環(huán)境. 另外，與氮反硝化過程不同，長期以來氣候緩慢變化，如風速下降導致的太湖靜穩(wěn)態(tài)條件被認為有利于藍藻水華聚集暴發(fā)，有機質聚集降解、藍藻泵吸作用等促進了內源磷釋放[28-29]，導致近幾年來ρ(TP)的反彈.

太湖流域主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)對各區(qū)域的富營養(yǎng)化的影響存在明顯差異(見圖3、4)：隨著入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)升高，太湖西北部響應濃度最高，即對西北部湖區(qū)影響程度較大且直接，對東南部湖區(qū)的影響較小. 這與太湖水質長期的空間分布一致，即西北部ρ(TN)、ρ(TP)高于東南部[32]. 太湖流域主要入湖河流氮磷污染負荷輸入集中在西北部湖區(qū)，對于典型大型淺水湖泊而言，這些輸入氮磷負荷易在沉積物中快速累積，一方面可能導致沉積物對污染物的吸附以及自凈能力下降；另一方面累積的內源氮磷再釋放強度增大，這可能綜合導致西北部湖區(qū)對入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)輸入更為敏感，對上覆水的影響更為直接[33-34]. 因此，針對太湖ρ(TN)、ρ(TP)以及富營養(yǎng)化控制，建議設定區(qū)域差異化目標. 例如，以Bathtub 模擬結果分析，西北部湖區(qū)ρ(TN)、ρ(TP)階段性目標值仍建議控制在Ⅳ～Ⅴ類水質標準，而其他區(qū)域控制在Ⅳ類水質標準及以下.

圖 4 2013—2018 年太湖主要入湖河流ρ(TP)變化對西北部湖區(qū)、中心段湖區(qū)、東南部湖區(qū)ρ(TP)影響以及入湖河流ρ(TP)實際監(jiān)測值的變化趨勢Fig.4 The influence of ρ(TP) of the main inflows to ρ(TP) of the northwestern area, the central area, and the southeast area, and the monitoring value of ρ(TP) of the main inflows from 2013 to 2018

2.2 入湖水量變化對湖體富營養(yǎng)化影響

2.2.1 湖西區(qū)入湖水量對湖體ρ(TN)、ρ(TP)及ρ(Chla)影響分析

湖西區(qū)地處太湖流域西北部，是環(huán)太湖入湖水量的主要來源[35]，資料表明2013—2018 年湖西區(qū)入湖水量有明顯增多的趨勢，多年平均入湖水量為79.13×108m3，其中2016 年入湖水量高達105.5×108m3，遠大于其他年份，2013 年入湖水量最低為53.4×108m3.基于Bathtub 模型，進一步結合2013—2018 年湖西區(qū)水量變化范圍，模擬分析了湖西區(qū)入湖水量從40×108m3增至120×108m3的過程中，太湖不同區(qū)段ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)的響應過程(見圖5). 湖西區(qū)入湖河流水量的增加促進了太湖尤其是湖西區(qū)的富營養(yǎng)化程度，即表現(xiàn)為ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)升高.湖西區(qū)入湖河流水量由40×108m3增至120×108m3的過程中，太湖西北部湖區(qū)ρ(TN)最大可增加0.49 mg/L，ρ(TP)最大可增加0.03 mg/L，ρ(Chla)最大可增加0.005 mg/L. 湖西區(qū)入湖水量變化對太湖中心段湖區(qū)、東南部湖區(qū)富營養(yǎng)化程度的影響相對較小. 以東南部湖區(qū)為例，湖西區(qū)入湖河流水量由40×108m3增至120×108m3的過程中，ρ(TN)最大僅可增加0.17 mg/L，ρ(TP)最大可增加0.005 mg/L，ρ(Chla)最大可增加0.001 mg/L.

圖 5 湖西區(qū)入湖水量變化對西北部湖區(qū)、中心段湖區(qū)、東南部湖區(qū)湖體ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)的影響Fig.5 The influence of the change in the water volume of inflows to ρ(TN), ρ(TP), ρ(Chla) of the northwestern area,the central area, and the southeast area

入湖水量增加有利于改善湖體水運動條件，同時增加出湖水量，縮短了換水周期，有利于水體自凈能力的提升[36]. 但是，由于湖西區(qū)入湖河流水質長期較差，大量增加入湖水量可導致較高的氮磷負荷輸入，不利于西北部湖區(qū)富營養(yǎng)化控制. 因此，在相同的濃度控制標準或目標前提下，建議適當控制湖西區(qū)直接入湖水量. 胥瑞晨等[37]對湖西區(qū)入湖水量長期變化及原因分析表明，城市化率、氣候條件和沿江引水量都是導致其變化的主要原因，其中人為干擾(城市化率和沿江引水量)與自然影響(氣候條件)的貢獻率各占50%. 因此，未來通過合理、科學的措施，如強化海綿城市的建設、沿江水資源合理調度等，控制湖西區(qū)直接入湖水量具有一定可行性. 結合近些年水量的變化情況，建議將湖西區(qū)入湖水量控制在60×108～70×108m3左右，與極端的120×108m3相比，太湖西北部湖區(qū)ρ(TN)可降低0.10～0.30 mg/L，ρ(TP)可降低0.004～0.010 mg/L，ρ(Chla)也可隨之降低0.000 3～0.001 4 mg/L.

2.2.2 “引江濟太”對湖體ρ(TN)、ρ(TP)及ρ(Chla)的影響

為改善太湖水環(huán)境，優(yōu)化水資源配置，太湖流域從2002 年開始實施“引江濟太”調度工程，經望虞河將長江水體直接引入太湖，又經過太浦閘對下游地區(qū)供水，從而達到加快水體流動，縮短換水周期，提高水體自凈能力，改善水體質量的目的[38-39]. 結合2013—2018 年望虞河水量變化范圍和主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)監(jiān)測值，模擬分析了望虞河入湖水量從0 增至25×108m3過程中，太湖不同區(qū)段水體ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)的響應過程. 與湖西區(qū)入湖河流相比，望虞河水質較好，模擬結果表明其入湖河流水量增加在一定程度上降低了太湖的富營養(yǎng)化程度，尤其是促進了西北部湖區(qū)ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)的降低(見圖6). 望虞河入湖河流水量由0 增至25×108m3的過程中，太湖西北部湖區(qū)ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)可降低的最大值分別為0.36、0.006、0.001 mg/L. 望虞河入湖水量變化對太湖中心段區(qū)域、東南部湖區(qū)富營養(yǎng)化程度的影響相對較小. 以東南部湖區(qū)為例，望虞河入湖河流水量由0 增至25×108m3的過程中，ρ(TN)最大僅可降低0.07 mg/L，ρ(TP)最大僅可降低0.002 mg/L，ρ(Chla)甚至可增加0.001 mg/L.

圖 6 望虞河“引江濟太”水量變化對西北部湖區(qū)、中心段湖區(qū)、東南部湖區(qū)湖體ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)的影響Fig.6 The influence of water diversion from Yangtze River to Lake Taihu by Wangyu River to ρ(TN), ρ(TP), ρ(Chla) of the northwestern area, the central area, and the southeast area

該研究的模擬結果表明，“引江濟太”有利于水體自凈的能力提升，這與已有研究結果[40-41]一致. 這主要由于“引江濟太”入湖水質較大多數(shù)入湖河流的水質優(yōu)良，而且“十三五”期間長江干流水質仍在不斷改善[42]. “引江濟太”入湖水量還能有效抑制局部水體藍藻水華的生長和聚集，并最大程度地減輕干旱對太湖生態(tài)環(huán)境及流域社會經濟發(fā)展的不利影響. 關于外部引水水量的增加方面，也應該遵循“科學調度”的原則，科學控制引水規(guī)模和時間[43]. 結合Bathtub 模擬結果，以及近些年水量的變化情況，建議將望虞河入湖水量控制在15×108～25×108m3之間，與未引水情景相比，太湖西北部湖區(qū)ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)可分別降低0.137、0.006 和0.000 6 mg/L.

2.3 太湖主要入湖河流與湖體氮磷協(xié)同控制探討

結合現(xiàn)行《地表水質量標準》(GB 3838—2002)，進一步模擬分析了太湖主要入湖河流與湖體氮磷標準限值銜接情況. 模擬了入湖河流執(zhí)行ρ(TP)各類標準限值情景下，太湖不同區(qū)域ρ(TP)響應值(見表3).結果表明，現(xiàn)行《地表水質量標準》(GB 3838—2002)對太湖流域而言，存在河湖標準不銜接上的不足. 其中，入湖河流設定同一標準限值，對西北部湖區(qū)水質類別的影響最大，ρ(TP)標準限值不銜接問題最為突出. 例如，入湖河流執(zhí)行Ⅱ類時，不同湖區(qū)ρ(TP)響應水質類別僅為Ⅲ～Ⅳ類. 這與我國一些典型湖泊河湖標準不銜接問題類似，如鄱陽湖等[13,21]. 因此，一些學者建議下一步修訂《地表水質量標準》(GB 3838—2002)過程中，完善或補充河湖銜接相關機制、配套政策措施[16].

表 3 入湖河流模擬執(zhí)行河流ρ(TP)標準限值時湖體ρ(TP)的響應值Table 3 Simulated results of ρ(TP) in lake area under river standard limits

基于湖泊ρ(TN)、ρ(TP)各類別水質標準限值，模擬試算了入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)控制限值(見表4、5). 結果表明，即使入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)控制在極限條件(接近于0)下，目前太湖ρ(TN)仍無法達到Ⅱ類及以上水質目標要求，ρ(TP)基本無法達到Ⅰ類水質標準限值. 這可能與太湖內源長期累積，以及大氣沉降氮磷輸入對水體ρ(TN)、ρ(TP)貢獻密切相關[28,44-45]. 結合近些年主要入湖河流ρ(TN)監(jiān)測值(平均值)介于2.72～3.45 mg/L 之間，太湖ρ(TN)標準仍建議控制在Ⅳ類水平. 2013—2018 年期間，隨著湖體反硝化過程增強，太湖ρ(TN)達到Ⅳ類標準，對應的入湖河流ρ(TN)控制限值逐漸放寬，但是僅依靠入湖河流ρ(TN)控制，可能也難以使太湖ρ(TN)達到Ⅲ類水平.

表 4 根據(jù)《地表水質量標準》(GB 3838—2002)湖泊水質標準限值試算的入湖河流ρ(TN)模擬限值Table 4 Simulation results of ρ(TN) of inflows based on different TN standard limits of lakes inthe Surface Water Quality Standards (GB 3838—2002)

表 5 根據(jù)《地表水質量標準》(GB 3838—2002)湖泊水質標準限值試算的入湖河流ρ(TP)模擬限值Table 5 Simulation results of ρ(TP) of inflows based on different TP standard limits of lakes in the Surface Water Quality Standards (GB 3838—2002)

基于太湖ρ(TP)達到Ⅳ類標準情景，試算的入湖河流ρ(TP)需控制在0.195～0.596 mg/L 之間；太湖ρ(TP)達到Ⅲ類標準，入湖河流ρ(TP)控制在0.058～0.147 mg/L 之間. 結合近些年主要入湖河流ρ(TP)監(jiān)測值(平均值)介于0.13～0.22 mg/L 之間，僅依靠入湖河流ρ(TP)控制，湖體難以達到Ⅲ類水質標準. 太湖ρ(TP)標準仍建議控制在Ⅲ～Ⅳ類水質之間. 尤其是2016 年以來，入湖河流ρ(TP)控制在極低水平，湖體才可能達到Ⅲ類水質標準. 如果考慮太湖流域來水背景值、區(qū)域必要的經濟發(fā)展等，目前入湖河流ρ(TP)遠無法達到該水平[32,46].

該研究進一步模擬分析了太湖西北部湖區(qū)達到各類水質標準限值，入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)的協(xié)同控制限值(見表6、7). 與全湖平均值相比，湖西區(qū)要達到同一標準限值，入湖河流的協(xié)同控制限值要更為嚴格. 因此，與全湖相比，在河湖氮磷銜接目標制定上，湖西區(qū)建議單獨設定協(xié)同控制目標濃度值. 結合近些年主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)監(jiān)測值，太湖西北部湖區(qū)ρ(TN)建議控制在Ⅳ～Ⅴ類水平，接近Ⅳ類水平，ρ(TN)建議控制在Ⅳ類水平.

表 6 基于太湖西北部湖區(qū)達到湖泊各類水質標準限值試算的入湖河流ρ(TN)控制限值Table 6 Simulation results of ρ(TN) of inflows based on different TN standard limits of the northwestern part of Lake Taihu

表 7 基于太湖西北部湖區(qū)達到湖泊各類水質標準限值試算的入湖河流ρ(TP)控制限值Table 7 Simulation results of ρ(TP) of inflows based on different TP standard limits of the northwestern part of Lake Taihu

3 結論與建議

a) 太湖主要入湖河流氮磷的輸入仍顯著影響太湖ρ(TN)、ρ(TP)，尤其是對西北部湖區(qū)的富營養(yǎng)化水平影響最大. 2013—2018 年期間，入湖河流ρ(TN)輸入對太湖ρ(TN)影響有所減弱；2016 年以來，除了入湖河流ρ(TP)輸入以外，內源磷釋放增強等可能對湖體ρ(TP)反彈起著更為關鍵作用.

b) 在入湖水量方面，湖西區(qū)入湖水量增加可導致太湖富營養(yǎng)化程度增加，而“引江濟太”水量輸入在一定程度上改善了太湖水質. 建議分區(qū)域控制直接入湖河流水量，其中，湖西區(qū)直接入湖水量控制在60×108～70×108m3之間，望虞河“引江濟太”水量控制在15×108～20×108m3之間.

c) 針對太湖流域而言，現(xiàn)行《地表水質量標準》(GB 3838—2002)在協(xié)同控制河湖氮磷方面存在一定的不足. 僅通過入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)控制，太湖ρ(TN)和ρ(TP)難以達到Ⅲ類水質標準.

d) 與全湖平均值相比，湖西區(qū)要達到同一標準限值，入湖河流的協(xié)同控制限值要更為嚴格. 在河湖氮磷銜接目標制定上，湖西區(qū)建議單獨設定協(xié)同控制目標濃度值. 另外，建議結合《地表水質量標準》(GB 3838—2002)，開展太湖流域水質、水量協(xié)同控制，有效約束入湖通量，達到河湖氮磷協(xié)同控制目的.