引江濟湖的主要目的不是稀釋污染物,而是修復自然水文節(jié)律及自凈能力

王洪鑄

(中國科學院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術(shù)國家重點實驗室, 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)濟湖工程立項論證。然而, 所實施的工程甚少達到預期效果, 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“如何科學實施江湖連通”這個科學問題, 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)良好的機制, 指出江河與湖泊的連通工程應以修復自然水位波動等天然節(jié)律為主要目的, 并給出實施建議。

1 湖泊引水沖釋案例

引水工程很多, 但長期運行且有數(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。望虞河引江濟太工程始于2002 年。實測數(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等指標沒有降低, 反而增加了入湖營養(yǎng)負荷; 長江干流引水口TP和TN(2011—2018)分別高達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]。可見,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)的達到62; 同時, 對引水進行除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[2]。基于1977—1988年的數(shù)據(jù), 分析發(fā)現(xiàn)換水率增大導致內(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濃度下降導致內(nèi)源P擴散; 由于內(nèi)源P釋放, 引水導致湖水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70年代, 該湖嚴重富營養(yǎng)化, 1977—1979年TP為0.2—0.8 mg/L, Chl.a為80—450 μg/L; 藍藻(顫藻Oscillatoria)水華周年出現(xiàn), 強烈的光合作用使pH升高, 最高達10, 進而導致沉積物中鐵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, 因為引水TP高;引水除P后的西湖、Moses Lake和Lake Veluwe有明顯水質(zhì)改善作用, 因為引水TP遠低于湖水的。

2 引水沖釋模型

P是導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: 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: 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TPa極低時, Δρw越高越好; 若TPa達到一定水平時, Δρw不高時可降低TPL, 但Δρw過高反而導致TPL上升; 若TPa達到較高水平時, 引水只會導致TPL上升, 且當湖泊原來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, 與模型預測結(jié)果(最后一列)大體相當; 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)化嚴重不僅因為污染負荷高, 還因為藻類的營養(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)的機制

根據(jù)我們及其他學者的研究, 江湖自由水文連通改善湖泊水質(zhì)的機制有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, 且具有很強的恢復能力; 中等波幅(約5 m)時植物多樣性達到最大[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, 導致植被嚴重衰退[33,34]。(2)水位波動可導致湖濱帶季節(jié)性變淺和干涸, 增加氧化還原電位和光照強度,進而促進有機質(zhì)和污染物分解、增強底質(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, 土壤有機質(zhì)和總磷含量明顯較低[40]。(3)湖水泥沙多且流動導致浮游藻類對營養(yǎng)的利用效率下降, 因為渾濁的湖水使藻類長時間處于光補償點以下[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)復雜[33]。這些應該是通江湖泊水質(zhì)優(yōu)良的重要原因,但相關(guān)研究尚屬空白。

以上機制大致可分為兩大類, 一是通江湖泊對污染有較強的凈化能力(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是修復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)水生植被蓋度修復目標計算湖泊的周年水位動態(tài)需求; 春秋應為低水位, 以促進植物萌發(fā); 春夏應控制水位上漲速率, 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, 分別修復幼魚洄游入湖通道和成魚入江洄游通道[33]。

5 總結(jié)

科學可行的目標是正確實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10%—20%, 故也只適用于較小水體。若以降低pH進而控制內(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是修復自由水文連通和自然水位波動, 以增強湖泊自凈能力; 該模式耗水不多, 但效果最好。

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

致謝:

中國科學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, 謹致謝忱！