引江济湖的主要目的不是稀释污染物,而是修复自然水文节律及自净能力

王洪铸

(中国科学院水生生物研究所淡水生态与生物技术国家重点实验室, 武汉 430072)

在我国湖泊富营养化治理中, 不少人情不自禁地想到引水冲释, 视之为灵丹妙药。于是, 诸多引江(河)济湖工程立项论证。然而, 所实施的工程甚少达到预期效果, 多数的效果十分有限, 甚至没有。国内外曾对单个引水工程的效果做过监测和模拟研究[1,2], 但迄今尚无系统的综述分析。围绕“如何科学实施江湖连通”这个科学问题, 本文首先通过案例分析和模型模拟, 指出引水冲释效果取决于是否有足够的低磷水源, 然后分析长江通江湖泊水质良好的机制, 指出江河与湖泊的连通工程应以修复自然水位波动等天然节律为主要目的, 并给出实施建议。

1 湖泊引水冲释案例

引水工程很多, 但长期运行且有数据的并不多。以下是国内外若干典型案例。

1.1 太湖

太湖面积2338 km2, 平均水深1.89 m, 容积44.28亿m3, 年换水率约1.2。望虞河引江济太工程始于2002 年。实测数据和模型模拟均显示: 引水仅对贡湖等湖湾聚集的藻类有一定的冲释作用, 而对太湖大湖的水质改善没有作用[1,3—7]。引水入湖口的贡湖及出湖口的梅梁湾等北部水域常有水华聚集, 藻密度较低的引水对这些水域有冲释作用,可降低湖水Chl.a(叶绿素a); 但由于每年引水量仅占太湖总水量的20%左右, 引水对大湖藻类几乎没有冲释作用。引水后太湖大湖湖水的TP(总磷)、TN(总氮)和Chl.a等指标没有降低, 反而增加了入湖营养负荷; 长江干流引水口TP和TN(2011—2018)分别高达0.15(0.05—0.22)和3.7(1.7—5.4)[中值(范围)][8], 望虞河入湖口TP和TN(2007—2016)分别为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)分别为0.07(0.06—0.08) mg/L和2.17(1.85—2.48) mg/L[9]。

1.2 尚湖

尚湖位于江苏常熟市, 由具桥孔的大堤分隔成东、西2个湖区, 是该市的主要饮用水源。面积约8 km2, 容积约1100万m3, 平均水深 1.8 m。除降雨外, 该湖水源是长江干流(水质参数见1.1)。引水经望虞河先入西湖区, 后入东湖区。2008—2009年,每年引水约1800万m3, 年换水率约1.6。2008年10月—2009年9月, 西湖区的营养物浓度明显高于东湖区的 [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较引水前升高2—3 倍,经数十天沉降和自净后降至引水前水平; 全湖Chl.a为10.8(4.9—26.5) μg/L, 处于富营养状态[10]。可见,由于江水TP很高, 所引江水必须经西湖区这个前置库处理, 才能使东湖区取水口水质达到要求。

1.3 西湖

杭州西湖面积6.4 km2, 平均水深2.3 m, 容积约1400万m3, 自然条件下年入湖水量1430万m3。1986—2002年, 从钱塘江直接引水(TP: 0.07 mg/L;TN: 1.7 mg/L), 每年约 2000万m3, 年换水率由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分别为0.12—0.14 mg/L和52.9—69.5 μg/L,引水后分别为0.11—0.15 mg/L和57.8—78.1 μg/L,两个指标变化不大, TN亦如此; 仅引水口小南湖的水质改善较明显, TP由0.12降至0.08 mg/L, Chl.a由57.8降至39.5 μg/L(1985—1992年数据), 该区面积仅0.089 km2, 年换水率达112, 引水后湖水TP与江水的基本一样[11]。2003年2—9 月后, 年引水量增至13000万m3, 全湖年换水率增至10.5, 小南湖和西里湖等湖区的达到62; 同时, 对引水进行除P处理,TP降至0.04 mg/L左右, TN变化较小, 为2—3 mg/L。与2001—2002年相比, 2003—2005年小南湖、西里湖、北里湖和外湖的Chl.a分别下降了29%、43%、17%和17%, 后2个湖区的降幅不大。在西里湖,2000年和2002年TP为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为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内源P释放; 两个湖区的TN变化不大[12—14]。因此, 只有源水TP很低且水量足够, 引水才能有效降低湖水TP, 进而降低Chl.a。

1.4 Moses Lake

美国华盛顿州Moses Lake树枝状, 湖泊面积27.9 km2, 平均水深5.6 m, 容积15560万m3, 自然条件下年换水率约为1。20世纪70年代前高度富营养化, 湖水TP为0.15 mg/L, Chl.a为58 μg/L。1977—1988年, 从Columbia River大量引水(TP 0.02 mg/L),每年11800—14100万m3, 受水湖区年换水率增至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—32500万m3, 受水湖区年换水交换率增至4.7—5.8, TP进一步降至0.019—0.023 mg/L, Chl.a降至11 μg/L。2017—2018年, 引水量减少, 每年9300万—13000万m3, 受水湖区年换水交换率降至2.2—2.7, TP又增至0.027—0.041 mg/L, Chl.a增至7—18 μg/L, 与1986—1988年的水平相当[2]。基于1977—1988年的数据, 分析发现换水率增大导致内源P释放, 两者存在线性关系, 其原因可能是水-泥界面P浓度下降导致内源P扩散; 由于内源P释放, 引水导致湖水TP下降的速率随着引水量增加而降低,直至为零[15]。在引水入湖区(Parker Horn)发现, 换水率约为9%/d时, 换水可通过冲走藻类而有效减少藻类密度[16]。同样, 在芬兰海岸的一个河口区发现,只有当换水率大于阿氏颤藻(Oscillatoria agardhii)的特定生长率(Specific growth rate; 8.2%—19.1%/d),换水才能开始减少该藻的生物量[17]。

1.5 Lake Veluwe

荷兰Lake Veluwe, 面积32.4 km2, 平均水深1.28 m,年换水率为1.4。20世纪70年代, 该湖严重富营养化, 1977—1979年TP为0.2—0.8 mg/L, Chl.a为80—450 μg/L; 蓝藻(颤藻Oscillatoria)水华周年出现, 强烈的光合作用使pH升高, 最高达10, 进而导致沉积物中铁P释放, 夏季内源P释放率为1.5—5.9 mg/(m2·d)(1978—1979)。1972年开始污水处理, 至1979年初降外源P负荷由3降至1 g/(m2·y)。自1979—1980年,每年冬季(11月—次年3月)从地下水引水, 年换水率增至5.5; 地下水TP 为0.08—0.10 mg/L, 且水质较硬, 碱度高达200—300 mg HCO3/L, 可缓冲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约1个单位, 夏季内源P释放率降至0.0—0.8 mg/(m2·d)(1980—1993), 水华蓝藻优势度下降, 绿藻和硅藻有时为优势类群[18,19]。

以上案例中, 引水对太湖、尚湖和引水除P前的西湖的水质几乎没有改善作用, 因为引水TP高;引水除P后的西湖、Moses Lake和Lake Veluwe有明显水质改善作用, 因为引水TP远低于湖水的。

2 引水冲释模型

P是导致藻类过度繁殖即水体富营养化的关键因子, 又是富营养化的减控因子[14]。在稳定状态(Steady state)下, Vollenweider总磷模型普遍适用[20],且经过广泛验证。下面基于该模型分析引水对水质的影响。

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

式中, TPL为湖水TP全年平均浓度, TPi入湖水TP全年平均浓度,τw为水力滞留时间(year),ρw为换水率(1/year)(=1/τw)。

式(2)中,1/(1+ρw-0.5)=1–RTP。RTP为总磷滞留系数,即全年沉积磷量占全年外源磷负荷的比率, 故1–RTP为TPi在湖水中的剩余系数[21,22]。图 1B显示,ρw从0.1升至1时, 1–RTP由0.24快速升至0.50;ρw由2—4升至10时, 1–RTP趋于稳定, 为0.59—0.76,TPL接近TPi。若引水导致1–RTP增加n倍, 则TPi必需降至原TPi的1/n以下, 才可降低TPL。

在引水情况下, 式(2)可改写为:

式中, TPa引水TP全年平均浓度,ρw为引水前换水率, Δρw为引水后换水率增量。

图 1 Vollenweider总磷模型Fig. 1 Vollenweider’s model of total phosphorus

图 2 引水时Vollenweider总磷模型Fig. 2 Vollenweider’s model of total phosphorus when adding extra water

图 2A显示TPi=0.5 mg/L、ρw=0.1时引水的效应: 若TPa约小于0.1 mg/L, Δρw约增至0.5时TPL快速下降, 随后变慢; 若TPa继续增加, TPL先降后升, 但变化不大; 若TPa约大于0.3 mg/L, 引水导致TPL上升, 且Δρw约小于2时, 上升很快。图 2B显示TPi=0.5 mg/L、ρw=1时引水的效应: 若TPa约小于0.15 mg/L,Δρw约增至2时TPL下降较快, 随后变慢; 若TPa继续增加, TPL先降后升, 但变化不大; 若TPa约大于0.4 mg/L, 引水导致TPL上升。

以上模型分析显示, 只有TPa足够低, 引水才可能降低TPL; 当TPa极低时, Δρw越高越好; 若TPa达到一定水平时, Δρw不高时可降低TPL, 但Δρw过高反而导致TPL上升; 若TPa达到较高水平时, 引水只会导致TPL上升, 且当湖泊原来ρw很低时, Δρw上升初期TPL急剧上升。

表 1比较了几个湖泊引水前后相关参数。引水前后1–RTP之比为1.2—1.8; 相对于引水前的TPi,TPa均很低, 引水前后TPi之比为0.3—0.6; 引水前后的TPL之比多为0.1—0.7, 与模型预测结果(最后一列)大体相当; 只有西湖外湖等TPL没有降低, 这可能与内源释放有关[11]。因此, 在没有内源释放的稳定状态下, 用Vollenweider 总磷模型可较好预测引水的效果。

综上, 模型分析和引水案例表明, 只有引水TP远低于入湖水TP, 且有足够的源水, 引水才可能降低湖水TP。

表 1 湖泊引水前后的关键参数Tab. 1 Key parameters in the lakes before and after adding extra water

3 通江湖泊的水质为什么较好？

3.1 阻隔湖泊、通江湖泊、干流和支流的水质比较

图 3显示, 超/富营养阻隔湖泊Chl.a(中位数)分别是通江湖泊、干流和支流的10.7、19.7和5.9倍,但TP仅为1.7、1.5和1倍, TN为1.3、1.2和1.5倍。阻隔湖泊(包括贫/中营养)浮游藻类对营养的利用效率甚高, 其lg(Chl.a/TP)分别是通江湖泊、干流和支流的1.4、2.3和1.4倍; 数据分段计算显示, 相同TP下阻隔湖泊Chl.a较通江湖泊、干流和支流的分别增加0.7—2.4、16.2—51.3和0.2—6.6倍。阻隔湖泊富营养化严重不仅因为污染负荷高, 还因为藻类的营养利用效率高。洞庭湖、鄱阳湖和石臼湖等通江湖泊虽有不少支流汇入, 但营养水平明显低于支流(高于贫/中营养阻隔湖泊; 参见下文, 机制1—2); 并且通江湖泊藻类对营养的利用效率很低(＜阻隔湖泊, ≈支流, ＞干流; 参见下文, 机制3—4);因此, 通江湖泊Chl.a低于支流和贫/中营养阻隔湖泊。

3.2 江湖自由水文连通改善湖泊水质的机制

根据我们及其他学者的研究, 江湖自由水文连通改善湖泊水质的机制有4种: (1)通江湖泊的水位波动较大, 春季和秋季水位较低, 利于植物萌发生长, 因而水生植被发育良好, 尤其是挺水和湿生植被, 且具有很强的恢复能力; 中等波幅(约5 m)时植物多样性达到最大[33,34]。植被系统具有吸储、滞留和消解污染物的重要功能[35], 因而可有效净化水质。但是, 阻隔湖泊的水位波幅多小于1—2 m, 且常反季节波动, 冬春季水位高, 汛前却降至最低, 导致植被严重衰退[33,34]。(2)水位波动可导致湖滨带季节性变浅和干涸, 增加氧化还原电位和光照强度,进而促进有机质和污染物分解、增强底质对P的吸附能力[36—39]。对长江中下游湖泊的调查表明, 每年淹没时间小于50d的湖滨带, 土壤有机质和总磷含量明显较低[40]。(3)湖水泥沙多且流动导致浮游藻类对营养的利用效率下降, 因为浑浊的湖水使藻类长时间处于光补偿点以下[33]。(4)与阻隔湖泊相比,通江湖泊生境异质性大, 浮游植物、大型植物、底栖动物和鱼类等类群的物种多样性高, 且食物网复杂[33]。这些应该是通江湖泊水质优良的重要原因,但相关研究尚属空白。

以上机制大致可分为两大类, 一是通江湖泊对污染有较强的净化能力(1—2), 二是通江湖泊浮游藻类对营养物的利用效率较低(3—4)。这与图 3显示的结果相符。

图 3 长江水系阻隔湖泊、通江湖泊、干流和支流的TP、TN、Chl. a 及 lg(Chl. a /TP)(1997—2019年数据)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 如何实施江(河)湖连通工程？

上述分析显示, 湖泊与江河连通的主要目的应是修复湖泊的自由水文连通和自然水位波动。我们已建立了一套方法, 可根据水生植被盖度修复目标计算湖泊的周年水位动态需求; 春秋应为低水位, 以促进植物萌发; 春夏应控制水位上涨速率, 以避免淹死植物[34,41]。此外, 根据长江江湖洄游性鱼类的洄游规律, 可在4—9月和11—12月开闸, 分别修复幼鱼洄游入湖通道和成鱼入江洄游通道[33]。

5 总结

科学可行的目标是正确实施江河与湖泊连通工程的基石。若以稀释污染物为目的, 则需要大量的清洁源水; 由于净水是稀缺资源, 一般难以大量获得, 故引水冲释只适用于较小水体。若以冲走藻类为目的, 换水率须大于优势藻类的特定生长率;由于每天换水率需高达10%—20%, 故也只适用于较小水体。若以降低pH进而控制内源磷释放为目的, 则需高碱度的源水。对于多数湖泊尤其是浅水的, 连通工程的主要目的应是修复自由水文连通和自然水位波动, 以增强湖泊自净能力; 该模式耗水不多, 但效果最好。

本文首次对国内外引水济湖工程进行了系统综述, 提出了科学的新连通模式, 对有效实施江河与湖泊的连通工程具有重要指导价值。

致谢:

中国科学院水生生物研究所高文娟、和雅静、张婷玉、申明华、李艳和王海军协助做图和整理资料, 张义提供部分西湖资料, 谨致谢忱！