2021, Vol. 33 
(2: 太湖流域水环境监测中心, 无锡 214131)
(2: Taihu Basin Hydrology & Water Resources Monitoring Center, Wuxi 214131, P. R. China)
太湖治理历史悠久，古代和近代的治理大多以避水害、兴水利，改善航运、灌溉等为主[1]. 新中国成立后至1987年，太湖治理以围湖造地、农田灌溉、圩区建设等为主，主要是对分散的、区域条块分割的小范围水域进行治理[2-3]. 1987年国家计委批复《太湖流域综合治理总体规划方案》开始了以流域为单元的综合治理[4]，随后30多年太湖流域人口、土地利用状况、产业结构和布局发生了巨大的变化[5-7].
湖泊营养状态的变化综合反映经济社会发展程度、治理与保护之间的相互关系，不同的发展阶段其驱动因子各不相同[8-13]. 2007年太湖蓝藻暴发等原因导致无锡市供水水源污染[14]，严重影响了当地近百万群众的正常生活. 党中央、国务院对太湖治理工作高度重视，2008年启动实施太湖流域水环境综合治理[15]，经过13年的太湖综合治理和系统治理，太湖流域水环境状况显著改善，太湖以及入湖河道水质明显好转[16-17]. 然而当前太湖富营养化问题仍然突出，作为太湖富营养化的重要控制性指标——总磷(TP)浓度仍长期在高位波动，成为制约太湖水环境进一步改善的主要因素[18-20]. 为寻求科学精准的治理方法路径，需要对可能影响太湖TP浓度变化的主要驱动因子进行系统分析，以找出能够通过人工干预进行治理的有效措施. 为此，本文采用40多年(1980-2020年)太湖TP浓度监测资料，分析其时空变化过程，并对驱动因子进行分析讨论，揭示经济社会发展、用水结构变化和自然因素耦合作用下太湖TP浓度变化特征和响应关系，为太湖流域水环境治理精准施策提供技术支撑.
1 数据来源和方法 1.1 数据来源本文所采用的数据主要为水利部太湖流域管理局(以下简称"太湖局")组织开展的太湖水资源、水环境、水生态监测数据.
1.1.1 水环境监测数据太湖局于1997年起对太湖流域水环境开展系统的监测，主要包括22条主要入太湖河道水质、水量同步监测，太湖水质和蓝藻监测，太湖蓝藻水华卫星遥感监测，太湖高等水生植物人工和卫星遥感调查，太湖生物多样性调查，太湖水源地水质监测等，20多年来共累积和形成了太湖及环太湖河流水量水质、水生态监测数据276万余组，为研究入湖河流水质演变、入湖污染物总量的演变奠定了坚实的基础. 1997年太湖布设7个水质监测点，后经过多次站点补充完善，到2006年监测站点扩充至33个并沿用至今(图 1). 监测频次1997年为两月一次，1998年开始为每月一次. 2000年开始同步开展太湖藻类监测. 水质监测采用国家标准方法，藻类监测采用行业规范人工镜检方法，均先后通过实验室国家级计量认证，采样及检测过程符合《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)和《水环境监测规范》(SL 219-2013). 高等水生植物的监测2012年前为人工监测，2012年后采用人工监测与卫星遥感解译结合.
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图 1 不同时期太湖监测站点布设 Fig.1 The layout of in monitoring stations in Lake Taihu in different periods |
本文所采用的1985-1996年的数据主要来自太湖局组织开展的专题研究成果，部分摘自公开文献的数据已在文中逐一标明出处.
1.1.2 水资源监测数据本文所采用的环太湖出入湖水量数据来自太湖局组织江苏、浙江水文部门共同开展的环太湖水文巡测资料整编成果，其它水资源监测统计数据来自太湖局组织编制的年度《太湖流域水资源公报》[21]和《太湖流域水资源调查评价报告》[22].
1.2 数据处理1997年以前太湖TP浓度总体均值空间上采用各站点的算术平均值，时间上采用1-12月算术平均值作为年度均值；1997年之后太湖TP浓度总体均值空间上为站点构建泰森多边形后的面积加权平均值. 入湖河流TP平均浓度均为水量加权平均值. 环太湖进出湖污染负荷量计算基于环太湖进出湖水量资料、水质资料，考虑统一巡测段内入湖河流进出水量、水质的不同加权计算，以便于构建长系列资料进行历史变化规律的分析.
1.3 分析方法在GIS软件中以克里金法进行内插求得太湖TP浓度分布，以分析太湖TP浓度时空变化趋势. 采用对比分析、聚类分析、数理统计分析等方法对太湖TP浓度与各驱动因子之间的响应关系进行分析.
2 结果与分析 2.1 太湖TP浓度时序变化特征1980s中期太湖TP浓度持续快速升高，1995年达到峰值0.133 mg/L，比1987年升高了358.6 % [23-25]，这段时期简称为"TP急剧上升期". 之后太湖TP浓度呈快速下降趋势，到2009年TP浓度下降到1995年至今最低值，为0.062 mg/L，与1995年相比下降了53.4 % [26-28]，这段时期简称为"TP快速下降期". 2009年之后太湖TP浓度出现了起伏波动，到2019年为0.087 mg/L，比2009年升高40.3 % [29-30]，随后2020年出现好转，TP浓度为0.073 mg/L，较2019年下降19.2 %，这段时期简称为"TP窄幅波动期"(图 2).
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图 2 1980-2020年太湖TP浓度年际变化趋势 Fig.2 Changes of the annual average TP concentration of Lake Taihu from 1980 to 2020 |
根据太湖各监测点年均TP浓度值采用克里金插值绘制不同年份太湖TP浓度空间分布的等值线图(图 3). 1987年太湖TP浓度普遍较低，整体趋势为"北高南低"，浓度较高的区域为五里湖、梅梁湖以及部分东部湖区，浓度最低的区域为湖心区，东部湖区TP浓度高是因为该部分湖区有大量的围湖农场[31-32]. 到1995年太湖除东部湖区以外，其他湖区TP浓度均为劣Ⅴ类水平. 2000-2005年太湖整体TP浓度有所下降，基本形成了"西北高、东部低"空间分布格局，梅梁湖、竺山湖、西北沿岸、西南沿岸等太湖主要入流湖区TP浓度明显高于其他湖区[26]. 这段时期梅梁湖内因有武进港、直湖港、梁溪河等入湖河流，特别是梁溪河将无锡市城市面源污水排入太湖，梅梁湖成了太湖水质最差的湖区[33]. 2007年无锡市供水危机之后，在不危及防洪安全的情况下梅梁湖沿岸口门常年大部分关闭，设计装机50 m3/s的梅梁湖泵站常年从太湖抽水，经梁溪河或五里湖排入江南运河. 切断主要外源直接输入后，梅梁湖水质有所好转[34]. 2015-2020年太湖TP浓度呈现的是"西北高东南低"的格局[30, 35]. 前人研究表明75 % 的入湖TP负荷来自湖西地区，从竺山湖、西北沿岸进入太湖；15 % 的入湖TP负荷来自浙西地区，从西南沿岸河流进入太湖[29-30]. 1987-2007年湖西区入湖水量占比56 %，浙西区入湖水量占比23 %，1995、2000、2005年的太湖TP空间格局与来水情况相吻合. 2008-2020年由于水文情势变化，湖西区入湖水量占比升高至66 %，浙西区入湖水量占比减小至21 %，浙江苕溪在枯水期表现为出湖状态[36]，因此2010、2015、2020年太湖TP浓度时空变化格局为从TP浓度高的竺山湖和西北沿岸区域逐渐向东南扩散.
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图 3 太湖TP浓度时空变化 Fig.3 Temporal and spatial changes of TP concentration in Lake Taihu |
根据太湖近20年逐月TP浓度统计出2001-2010年和2011-2020年每个月的多年平均浓度，以及20年的最大、最小值，绘制太湖逐月多年TP平均浓度变化趋势图(图 4a). 由此可知，9月份TP浓度变幅最大，达0.096 mg/L，其次为1月、2月、6月、8月. 分别统计2001-2010年与2011-2020年2个时段每月太湖TP浓度可知，7月份在2个时段中TP浓度均最低且几乎相等，分别为0.060和0.061 mg/L. 以TP浓度最低的7月为界，2001-2010年1-6月平均TP浓度为0.077 mg/L，8-12月平均TP浓度为0.076 mg/L，上半年略高于下半年. 与2001-2010年相比，2011-2020年太湖逐月TP浓度发生较大变化，1-6月平均为0.072 mg/L，8-12月平均为0.087 mg/L，下半年明显高于上半年. 结果表明，近十年来太湖TP浓度上半年下降了6.9 %，而下半年上升了14.5 %.
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图 4 2001-2020年太湖全湖(a)、西部湖区(b)和东部湖区(c)TP浓度逐月变化 Fig.4 The changes of monthly TP concentration in whole(a), west part(b) and east part(c) of Lake Taihu from 2001 to 2020 |
选取太湖6、12、19号3个监测点作为西部湖区典型代表，选取14、17、18、23号4个监测点作为东部湖区典型代表，取其算术平均值作为区域代表值，分析对比2个区域的TP浓度变化差异. 由图 4b和4c可知，西部湖区与全湖的TP浓度年内变化规律相似，东部湖区则相对独立，与全湖TP浓度年内变化没有相似性.
3 太湖总磷变化的驱动因子以及湖泊的响应太湖TP浓度变化反映的是经济社会发展状况、污染物的总排放量、治理与保护之间的平衡关系，具体到特定的年份，则会受到水文气象、水生态状况等因素影响[26-28, 30, 35-37].
3.1 经济社会发展、用水量、废污水排放量对太湖TP浓度的影响本研究分析了1980-2019年太湖流域年人均GDP与工业用水量和2000-2019年太湖流域年人均GDP与废污水排放量的关系(图 5, 图 6)，二者趋势线均呈倒U型，较好地契合了环境库兹涅茨曲线(EKC)的特点，即在经济发展初期阶段经济增长、人均收入的提高会导致环境质量的下降, 然而一旦经济发展超越了某一临界值点, 随着技术进步和产业结构优化，人均收入的进一步提高反而会降低环境污染、改善环境质量[38]. 1980-2007年太湖流域人均GDP从0.15万元增长到5.8万元，工业用水量从82.7亿m3增加到233.0亿m3，2000-2007年太湖流域人均GDP从2.7万元增长到5.8万元，废污水排放量从50.1亿m3增加到63.0亿m3，2007年之后工业用水量和废污水排放量都不再随人均GDP的增加而增加，这与2007年发生的无锡供水危机后，太湖流域开始开展较大规模的水环境综合治理有关[15].
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图 5 1980-2019年太湖流域年人均GDP与工业用水量的关系 Fig.5 The relationship between annual GDP per capita and industrial water consumption in Lake Taihu Basin from 1980 to 2019 |
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图 6 2000-2019年太湖流域年人均GDP与废污水排放量的关系 Fig.6 The relationship between annual GDP per capita and sewage discharge in Lake Taihu Basin from 2000 to 2019 |
从太湖流域用水结构来看(图 7)，1980-2007年工业用水占比不断增加，从35.3 % 增至62.5 %，2007年后基本维持在60 % 左右；与之相对的，1980-2007年农业用水大幅下降，从59.5 % 减至25.3 %，2007年后小幅减少[22]；1980-2019年随着流域人口密度的增加，生活用水占比基本保持小幅平稳上涨，平均每年增长0.3 %. 据监测分析，水体中的磷主要来源为生活污水、工业废水、化肥、有机磷农药及洗涤剂等[8, 23-24]. 生活污水中的含磷量与人口规模和生活质量、公众环保意识等相关[39]，工业废水的含磷量与产业结构和规模相关[40-41]，来自农药化肥的磷与耕作方式和农业产量相关[42-43]. 1985-1995年，随着经济社会高速发展，流域用水总量和排放量也快速增加[42]，与此同时太湖水质急剧恶化，TP浓度快速升高[44]. 2001-2006年太湖TP浓度变化趋势基本与工业用水占比变化保持一致，2007年后随着治理力度加大，工业废水处理率提升、产业结构优化，尽管工业用水占比基本不变，太湖TP浓度仍较2006年大幅下降，2007-2019年太湖TP浓度窄幅波动，略有上升，年均涨幅约1.46 %，这可能与持续增加的生活用水占比有关.
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图 7 1980-2019年太湖流域用水结构与太湖TP浓度的关系 Fig.7 The relationship between water-using structure in Lake Taihu Basin and TP concentration in Lake Taihu from 1980 to 2019 |
最严格的水资源管理制度实施以来，太湖流域总用水量和用水效率得到了很好的控制[21]. 2000年太湖流域废污水排放量是50.1亿t，到2019年增长到63.8亿t，增幅27.3 %. 与此同时，万元GDP用水量则从2000年的297.1 m3下降到了2019年35.0 m3，降幅88.2 %. 由此表明，加强水资源管理、提高水资源安全集约利用对流域减排发挥了重要作用. 太湖流域多年平均本地水资源量约为175亿m3，这部分水资源量主要来自降水[22]. 经典型年监测，太湖流域雨水中的TP浓度约为0.023 mg/L[7, 18]. 这部分相对清洁的水资源，经过地面的产流、汇流，最后到河流、湖泊. 假设太湖流域废污水的接管率已经达到100 % (根据太湖局组织开展流域水环境综合治理效果评估, 测算太湖流域城镇生活污水实际接管率约为78 %)，且全部处理到一级A排放，即污水处理厂排出的63.8亿t尾水TP浓度为0.50 mg/L，在此条件下计算可得，雨水和污水处理厂尾水混合后的TP浓度已经达到0.150 mg/L. 再加上农业、城市面源随雨水的输入，导致近10年主要入太湖河道的TP平均浓度是0.187 mg/L，明显高于2008年国务院批复《太湖流域水环境综合治理总体方案》中的0.12~0.13 mg/L. 因此要降低河网TP浓度，除了治理面源以外，需继续加大节水减排减少废污水的排放量，并适当提高污水处理排放标准.
综上所述，太湖TP浓度的变化与经济社会发展的水平和质量、生产生活方式和公众意识息息相关，推动技术进步和产业结构优化、提高节水意识和水平、适当提高污水处理排放标准是降低TP浓度的关键[45].
3.2 入湖水量、入湖河流TP浓度、入湖负荷对太湖TP浓度的影响国务院于1997年批准了"太湖水污染防治‘九五’计划和2010年规划"，并于1998年底开展"太湖流域污染源达标排放行动"(简称"零点行动"，主要内容为太湖流域日排工业废水100 t以上的重点排污企业需在1999年1月1日零点以前达标排放[44]). "零点行动"在一定程度上削减了外源营养盐负荷，对遏制水环境恶化起到了一定作用，是太湖流域水环境综合治理的新起点. 如图 8所示1998-2001年太湖TP负荷呈现下降趋势. 其中1999年发生流域性特大洪水，降雨中心在流域南部，全年入湖水量108.2亿m3(表 1)，洪水年份入湖河流的TP浓度相对较低[40]，1999年环太湖入湖河流的平均浓度是此后20多年的最低值，为0.142 mg/L. 2002-2004年流域偏旱，沿江引水加大，入湖水量分别为103.3亿、106.3亿、81.4亿m3. 随后2005-2006年流域连续两年的枯水年，平均入湖水量仅为76.5亿m3，2006年太湖TP浓度显著升高，达0.097 mg/L，当年入太湖河流平均TP浓度也达到了近20多年的次高值0.232 mg/L. 2006年太湖除了TP以外的其他水质指标也是这段时期中最差的，这为2007年蓝藻大面积暴发带来隐患. 前人研究[46-47]同样证明在此期间太湖的水环境问题远没有解决，导致入湖TP负荷有所增加，太湖TP浓度呈波动状态.
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图 8 太湖、入湖河流TP浓度和入湖TP负荷的关系 Fig.8 The relationship among the TP concentration of Lake Taihu and the rivers entering the lake and the TP load entering the lake |
2008年国务院批复《太湖流域水环境综合治理总体方案》之后，太湖治理的力度加大，根据中国国际咨询公司2012年初完成的太湖流域水环境综合治理中期评估报告，4年间累计完成污染源治理、生态修复、河网整治、节水减排等11类项目1117.3亿元投资，到2011年底太湖流域已经完成工业点源治理项目98个，占总数的85.5 %，完成城镇污水处理项目472个，占总数的81.4 %，关停并转移落后产能企业5500余家. 在这期间全流域基本实现了城镇污水处理厂从一级B到一级A排放标准的提标，污水处理厂尾水排放中的含磷量基本减半. 因此太湖TP浓度连续6年在较低的水平波动，2007-2012年太湖TP浓度平均值为0.069 mg/L，且之后入湖TP浓度快速下降，表明太湖流域水环境综合治理是卓有成效的. 但值得注意的是，2007-2012年入湖河道的平均TP浓度是有系统性监测数据以来(1998-2020年)的最高值，年均值为0.213 mg/L，且入湖TP负荷年均值也是最高的，为2301.7 t/a，由此可见即便某段时间入湖负荷强度大，但生态系统仍然具有一定的稳定性和弹性，也说明太湖营养盐来源及浓度波动规律复杂，有待深入研究[45].
从入湖水量看(表 1)，2008年开始太湖流域入湖水量大幅度增加，2008-2020年太湖年均入湖水量114.6亿m3较1985-2007年太湖年均入湖水量79.8亿m3增加43.6 %. 入湖水量的增加一方面是由于流域降水量增加导致[35]，一般情况洪水年份入湖河流的TP浓度会低一些，但不绝对，还得看降雨中心. 例如1999年降雨中心在杭嘉湖地区，浙西区来水水质好，入湖TP浓度较低，入湖TP负荷也较小. 2016年降雨中心在湖西区，入湖TP浓度较高，入湖TP负荷则比较大[48]. 另一方面前人研究表明，2000年前后沿江各闸经过改扩建，引排能力逐渐增强[35]. 这段时间由于入湖水量增加，入湖河道TP浓度呈下降趋势，但入湖TP负荷没有呈现下降趋势，1998-2007年太湖年入湖TP负荷均值为1658.3 t，净入湖TP负荷均值为1144.7 t，而2008-2019年太湖年入湖TP负荷均值为2159.8 t, 净入湖TP负荷均值为1533.0 t，两个时段相比，后者入湖TP负荷均值增加了30.2 %、净入湖TP负荷均值增加了33.9 %.
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表 1 1999-2020年入太湖水量 Tab. 1 The amount of water inflow into Lake Taihu from 1999 to 2020 |
综上，入湖水量、入湖河流TP浓度、入湖负荷对太湖TP浓度的影响是直接的，这三者的空间分布与太湖TP空间分布格局基本一致[30]，入湖水量、入湖河流TP浓度的变化最终通过入湖TP负荷的变化反映到太湖TP浓度的波动上，但这种变化存在滞后性，响应程度也不是绝对的.
3.3 蓝藻水华、水温对太湖TP浓度的影响太湖蓝藻水华从1980s在太湖五里湖、梅梁湖等水域出现，直到2010年之前蓝藻水华仍然主要出现在竺山湖、梅梁湖、西北沿岸和小部分湖心区，暴发时段一般情况出现在夏季[9-11]. 2010年后，特别是2015年后，蓝藻水华在时间、空间、生物量上均出现了"扩张"，从时间上看，太湖出现蓝藻水华的时段从原先的5-9月，逐渐延长到几乎全年都有，有些年份12月、2月等冬季时段也出现过超过500 km2的蓝藻水华的现象. 从空间上看，蓝藻几乎蔓延到全太湖所有湖区. 从强度上看，2010年太湖年均蓝藻密度比2007年增加26.8 %，2015年比2010年增加181.0 %，2020年又比2015年增加120.6 %. 蓝藻生长可增加底泥磷的释放和有机磷的转化，加快湖体磷循环，增加水体TP浓度[37, 49]. 从图 9可以看出，2010-2020年太湖TP浓度与蓝藻密度具有较好的相关性，两者相关系数高达0.72. 用入湖TP负荷从2200 t到1800 t之间的2015、2017、2019年3年的太湖逐月TP浓度与蓝藻密度做相关分析，相关系数为0.43(图 10). 蓝藻密度与TP浓度的监测数据较好地佐证了蓝藻水华强度加大可能会导致TP浓度升高.
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图 9 2010-2020年太湖TP浓度与蓝藻密度的关系 Fig.9 The relationship between TP concentration and cyanobacterial density in Lake Taihu from 2010 to 2020 |
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图 10 2015、2017和2019年太湖逐月TP浓度与蓝藻密度的关系 Fig.10 The relationship between monthly TP concentration and cyanobacterial density in Lake Taihu in 2015, 2017 and 2019 |
2015年以来国内外大量湖泊均出现蓝藻大面积高强度增长的现象[49]，引起了学者广泛关注，研究表明气象条件如风速、光照、气温的变化是导致蓝藻水华面积和强度增加的重要原因[9, 50]，气象条件变化又会进一步引起水温变化，进而影响蓝藻水华的发生. 朱广伟等[51]研究发现太湖蓝藻水华强度指标与冬季及初春日均水温和冬、春季有效积温呈显著正相关，2007年和2017年太湖蓝藻水华大暴发，都经历了冬季及早春的水温异常偏高过程. 太湖贡湖自动监测站的数据表明，2006-2010年冬季1月份的平均温度是7.63℃，而2016-2020年冬季1月份的平均温度是9.52℃，后者升高了1.89℃. 虽然水温与TP的响应关系目前还不明晰，徐升宝等[52]研究发现沉积物中磷释放速率随水温升高而升高，叶羽婷等[53]研究发现水温与太湖梅梁湾、湖心区、河口区综合营养状态指数均存在极显著相关且具有区位差异，但与TP浓度的相关性则不显著，但本研究证明了太湖蓝藻密度与太湖TP浓度的相关性，暖冬有利蓝藻生长，而蓝藻水华的增加则间接导致水体TP浓度的升高. 选取2001-2010和2011-2020年两个时段太湖逐月水温进行分析，结果表明1-6月两个时段水温相差不大，近十年平均升高0.075℃，7月较为特殊，水温降低1.34℃，8-12月的水温则明显升高，近十年平均升高1.13℃(图 11). 与水温差异相似的是，2011-2020年太湖8-12月的月均TP浓度也明显升高，较2001-2010年升高14.5 %.
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图 11 2001-2020年太湖水温变化情况 Fig.11 The changes of water temperature of Lake Taihu from 2001 to 2020 |
综上，太湖TP浓度和水温的升高均有利于蓝藻水华的发生，而蓝藻水华的形成又可增加底泥磷释放和有机磷的转化，加快湖体磷循环，增加水体TP浓度.
3.4 高等水生植物对太湖TP浓度的影响根据《太湖生态环境地图集》[54]，1987年太湖周边沿岸和东山、西山等主要岛屿沿岸全线均有芦苇或苦草群落覆盖，东太湖全湖覆盖茭草、芦苇、苦草、轮叶黑藻等，到1997年太湖高等水生植物覆盖面积进一步扩大，竺山湖、西部沿岸的芦苇群面积减小，而贡湖、东部沿岸、胥湖、东茭嘴以南沿岸等区域增加了较大面积的马来眼子菜(图 12). 2012年以来太湖内芦苇等挺水植物分布范围和面积并未发生明显的起伏变化，每年5月份的均值为30.4 km2. 沉水植物的覆盖面积从2015年开始发生断崖式下降，从2012-2014年5月份覆盖面积均值258.9 km2到2015年的27.7 km2(图 13). 通过几年时间的涵养，太湖高等水生植物覆盖面积有所上升[55]，到2020年5月监测表明，太湖有沉水植物覆盖面积94.9 km2，挺水植物分布面积33.0 km2.
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图 12 不同年份太湖高等水生植物覆盖面积示意 Fig.12 Macrophytes area in Lake Taihu in different years |
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图 13 2012-2020年5月份遥感太湖高等水生植物覆盖面积 Fig.13 Remote sensing of macrophytes area in Lake Taihu in May from 2012 to 2020 |
郑莺[56]研究表明，沉水植物和挺水植物对水体中磷的吸收富集能力较强. 吴功果等[57]分析了1977-2009年洱海水生植物与浮游植物的历史变化，发现洱海从贫-中营养到富营养化初期，沉水植物种类减少，水生植物分布面积缩小，浮游植物数量大量增加，表明高等水生植物与藻类存在竞争关系，具有抑制蓝藻生长、减少底泥营养盐释放，避免风浪导致底泥再悬浮等作用[58-59]. 2015年与2014年相比，东茭嘴以西的南部沿岸沉水植物大面积减少. 随着阻隔西太湖和东太湖的天然屏障消亡，2016年开始东太湖蓝藻密度从原先的年均小于1500万cells/L，逐步上升到最大年均超过3500万cells/L(图 14). 与此同时，东太湖TP浓度也在2015年后有所上升，而东太湖蓝藻密度升高和TP浓度升高存在一定相关性和同步性. 分析东太湖TP浓度和蓝藻密度的变化，对分析太湖草型湖区的水生态环境变化具有重要意义. 图 14所示2007-2020年东太湖TP浓度的变化过程，2007-2014年东太湖TP浓度呈现波动状态，多年均值为0.041 mg/L，2015-2020年多年均值为0.050 mg/L，两个时段相比，后者升高了22 %. 2015年后东太湖蓝藻密度上升的幅度则更大，相同两时段蓝藻密度升高了3.36倍. 图 15用2014-2018年东太湖逐月的TP浓度与蓝藻密度进行相关分析，两者相关系数为0.572，说明两者存在较好的相关性. 以上分析说明，东太湖蓝藻密度与TP浓度的变化很大程度上受东部湖区沉水植物的分布和面积影响.
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图 14 2007-2020年东太湖TP浓度和蓝藻密度关系 Fig.14 The relationship between TP concentration and cyanobacterial density from 2007 to 2020 in East Lake Taihu |
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图 15 2014-2018年东太湖逐月TP浓度和蓝藻密度关系 Fig.15 The relationship between monthly TP concentration and cyanobacterial density in East Lake Taihu from 2014 to 2018 |
沉水植物主要分布在东部湖区，太湖TP的主要来源在西北湖区，图 16分析了太湖TP主要来源湖区竺山湖与东太湖TP浓度的关系，表明东太湖TP浓度与竺山湖TP浓度没有直接关联，就TP而言东太湖是一个相对独立的系统, 东太湖的TP浓度基本上不受入湖负荷变化的影响. 前文所述太湖TP浓度年内变化规律是冬春季低、夏秋季高，而水草则是冬春季少、夏秋季多，水草多的时段，太湖TP浓度反而高，这说明水草在太湖TP的变化中不是决定性的控制因子，但水草对其所覆盖的东部草型湖区的水质改善作用明显.
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图 16 2007-2020年竺山湖与东太湖TP浓度的关系 Fig.16 The relationship between TP concentration of Zhushan Lake and East Lake Taihu from 2007 to 2020 |
湖泊是流域物质的汇集地，流域内生产生活排放的磷伴随着泥沙以水为载体在湖泊中聚集，2001-2020年平均入湖TP负荷是1984.6 t，随水流出湖的TP通量是583.8 t，剩余1400.8 t TP则沉积于太湖. 在太湖中沉积的TP有小部分被水生动植物利用，大部分则沉积在底泥中. 胡开明等[35]研究了太湖底泥沉积物释放规律，提出底泥沉积物再悬浮通量与风速之间的定量关系. 2002-2006年太湖局组织开展的太湖底泥静态和动态释放试验，在底泥表层污染较严重的湖区和主要出入湖口，选定7个底泥释放试验采样点(图 17)，静态试验进行了5、15和25℃水温下溶解性总磷(DTP)、TP浓度的释放情况观测，动态试验则在静态的基础上增加了风的模拟. 结果表明，水温、风浪对太湖底泥磷的释放总体是正向影响，即风浪增加和温度的升高都可使得太湖底泥磷释放强度加大[60].
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图 17 太湖底泥释放试验采样点 Fig.17 Sampling sites of sediment release test in Lake Taihu |
太湖局于2018-2019年组织完成太湖污染底泥勘察研究，查明了太湖底泥分布、淤积和污染情况，太湖底泥以淤泥为主，全湖平均淤积厚度为0.54 m，系近现代之前所形成，物理化学性质较为稳定，对太湖水质影响不大. 太湖浮泥和流泥主要分布在0~30 cm浅层底泥中，具有较强的流动性，且孔隙较大，其所含的污染物质与水体接触交换较为频繁，是太湖底泥内源释放的主要来源. 经勘测，太湖浮泥和流泥在全湖均有分布，总淤积量38743万m3，平均淤积厚度17 cm[61]. 受外源输入、湖流以及蓝藻聚集等因素影响，太湖浮泥和流泥更易于在竺山湖、梅梁湖、西部沿岸区及南部沿岸区淤积[61-62]. 底泥释放形成的内源对太湖TP浓度的影响究竟有多大，朱广伟等[18]提出了太湖底泥静态条件下磷释放量. 综合各方研究的成果可以判断太湖底泥既是太湖TP的"汇"，同时也是"源". 现阶段是以"汇"为主还是"源"为主，关键看太湖TP的通量和水体TP浓度的变化. 太湖在常水位下的蓄水量约45亿m3, 近20年太湖TP的平均浓度为0.077 mg/L，也就是说太湖水体中的TP负荷仅为350 t. 近20年太湖年均入湖TP通量远大于出湖的通量，沉积于太湖底泥的TP负荷是太湖水体TP负荷的4倍左右，由此可见，目前状态下太湖底泥对TP的吸附和沉积作用要远大于释放作用. 综上，太湖部分湖区底泥在特定气象条件下释放TP成为内源，但大部分湖区、多数时段太湖底泥仍然表现为TP的"汇"而非"源".
3.6 太湖换水周期变化对太湖TP浓度的影响一般情况下，太湖水环境容量是指水体能达到目标功能且能保持良好健康的生态系统的情况下，所能接纳的污染物总量[63]. 就湖泊富营养化防治而言换水周期短比长好，对污染物的降解而言水体滞留时间对TP、CODMn的影响比较小，而对氨氮(NH3-N)的降解则滞留时间长更为有利，因此要讨论太湖换水周期长好还是短好，需要关注的是什么样的换水周期更有利于太湖水环境容量的提升[64].
前人研究表明，水体的水环境容量由稀释容量、迁移容量、自净容量三部分组成[65], 太湖水环境容量与水文、水动力、污染源等因素有关. 其中，与水环境容量正相关的因子有水量、水体流动的距离、平均流速，与水环境容量负相关的因子有水体中污染物背景值. 就同一水体而言流动距离不变，流速越大水环境容量越大，而流速越大，迁移时间越短，也就是换水周期越短水环境容量越大. 若是换水周期缩短到一定程度，湖泊直接变成了河流，这种状态下，水体的迁移容量增加、自净容量下降. 但就太湖而言，这种极端情况不会出现. 从长系列看，1985-2020年太湖平均换水周期179 d，2016年最短，为119 d，1994年最长，为252 d.
从图 18可见，太湖换水周期和太湖水质无直接对应关系，换水周期长水质较差的年份很多，反之亦然. 综合前文分析，太湖TP浓度的年际变化与入湖污染负荷、太湖高等水生植物分布面积、水温、蓝藻水华强度等有关，虽然针对特定的年份太湖TP浓度变化存在一定偶然性，但总体上入湖污染负荷、水温、蓝藻水华强度对太湖TP浓度的影响是正向的，高等水生植物分布面积对太湖TP浓度的影响是反向的，即入湖污染负荷大、水温升高、蓝藻水华强度增强，太湖TP浓度升高，高等水生植物分布面积扩大，太湖TP浓度则会降低. 表 2可见，2010-2019年的平均换水周期164.3 d，要比2000-2009年的平均换水周期199.6 d缩短了35.3 d，减少17.7 %；与此同期，太湖TP浓度的正向因子入湖TP负荷增加了21.6 %、蓝藻密度增加了900 %、12-2月冬季平均水温升高了8.9 %，反向因子春季高等水生植物面积在2015年之前基本稳定在270 km2左右，2015-2020年均值为101 km2，近十年大幅减少；而2010-2019年太湖TP平均浓度是0.077 mg/L，2000-2009年太湖TP平均浓度是0.079 mg/L，近十年反而下降了2.5 %. 在入湖TP负荷增加、蓝藻密度大幅增加、平均水温升高、高等水生植物面积减少等诸多不利因素的影响下，太湖TP浓度不升反降，表明适当缩短换水周期对太湖TP浓度的下降是有利的[66].
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图 18 太湖换水周期和太湖TP浓度关系 Fig.18 The relationship between TP concentration and hydraulic retention time of Lake Taihu |
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表 2 2000-2009和2010-2019年太湖TP浓度相关因子的变化 Tab. 2 Changes in related factors of TP concentration in Lake Taihu during 2000-2009 and 2010-2019 |
1) 伴随太湖流域40年来经济社会快速发展，太湖水环境实现了从失控到遏制，从退化到修复的转变. 从时间上看，1985-1995年太湖TP急剧升高，到1995年达到峰值后快速下降，2009年后进入了窄幅波动期. 从空间上看，1987年太湖TP浓度全湖普遍较低，五里湖、梅梁湖、东部沿岸区和东太湖部分区域浓度较高，1995-2005年基本形成"西北高东部低"的TP浓度分布格局，其中梅梁湖TP最高. 2010年后，太湖治理已见成效，梅梁湖水质好转，太湖TP浓度形成"西北高东南低"的格局. 太湖TP浓度的空间格局变化较好的反映了入湖污染物输入分布变化.
2) 驱动太湖TP变化的因子很多，机理复杂. 入湖水量、入湖河流TP浓度的变化最终通过入湖TP负荷的变化反映到太湖TP浓度的年际波动. 太湖TP浓度的波动与太湖蓝藻水华存在较好的响应关系，TP浓度高有利于蓝藻水华的形成，蓝藻水华的发生又会增加TP浓度. 高等水生植被可以吸收水体中的磷，并抑制底泥再悬浮降低内源磷的释放，高等水生植物覆盖面积对东太湖TP的影响至关重要. 底泥污染状况、风浪、水温、蓝藻水华等可能影响底泥磷释放，太湖部分湖区底泥在特定气象条件下释放TP成为内源，但现阶段太湖底泥对TP的吸附和沉积作用要远大于释放. 用近20年的数据对比分析表明，太湖换水周期缩短了35.3 d，在入湖TP负荷增加、蓝藻密度大幅增加、冬季平均水温升高、高等水生植物面积减少等诸多不利因素的影响下，太湖TP浓度不升反降. 综合太湖TP空间分布和诸多影响因子的分析讨论，太湖流域水环境综合治理13年太湖TP未见明显改善的主要原因是该13年入湖TP负荷没有减少，反而增加了30.2 %.
3) 在新一轮太湖治理应针对太湖TP人工能干预的影响因子采取有效的治理措施，积极开展控源截污、节水减排、水资源调控、高等水生植被恢复、重点污染湖区清淤疏浚等针对性措施.
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