羅慧萍，唐 見，曹慧群，趙科鋒

(1.長江科學院 流域水環(huán)境研究所，武漢 430010； 2. 長江科學院 流域水資源與生態(tài)環(huán)境科學湖北省重點實驗室，武漢 430010)

1 研究背景

近年來，河湖水系連通作為新時期解決我國水問題的重大戰(zhàn)略舉措受到了高度重視，全國各地紛紛加快了水系連通工程的建設。河湖水網(wǎng)連通在重置區(qū)域水資源格局的同時，也改變了水體原有的水力特性和物質循環(huán)情勢，對河湖水環(huán)境、水生態(tài)產(chǎn)生影響[1-3]。河湖水網(wǎng)連通對水生態(tài)環(huán)境的影響是水網(wǎng)連通研究領域的熱點之一，很多學者對此進行了研究。部分學者認為河湖水網(wǎng)連通能有效改善河湖水質、水生態(tài)環(huán)境，如高強等[4]通過水網(wǎng)聯(lián)合調控試驗和測驗數(shù)據(jù)，分析得到水網(wǎng)連通后河涌水質平均改善率達27.06%；孫靜月等[5]通過建立湯遜湖-梁子湖連通的二維水動力水質模型，模擬分析得到水網(wǎng)連通后湖區(qū)水體置換效率高、超標水體面積比例明顯降低，有效改善了水生態(tài)環(huán)境；吳慶等[6]針對枝江市金湖水體水量不足、水質惡化問題，設計從長江引水，通過建立長江-金湖連通數(shù)學模型，計算得到引水能較好地改善金湖水質。也有部分學者通過研究認為河湖水網(wǎng)連通有一定污染風險，如郜會彩等[7]利用數(shù)學模型預測得到漢陽湖群調水可能產(chǎn)生湖泊水體污染遷移；馮順新等[8]根據(jù)2002—2003年引江濟太調水前后的實測數(shù)據(jù)，評價得到調水使太湖流域水功能區(qū)富營養(yǎng)化指數(shù)在部分湖區(qū)下降、部分湖區(qū)升高，總體有所改善,但不顯著；周宇昊等[9]通過武漢后官湖、三角湖水環(huán)境容量計算和污染指數(shù)評價，分析得到兩湖連通后綜合污染程度較嚴重，可能對水環(huán)境質量良好的后官湖造成污染威脅；崔廣柏等[10]通過在常熟城區(qū)河網(wǎng)開展引水實驗，分析得到現(xiàn)狀河網(wǎng)連通下的引水對水量分配與水質改善均有限，部分斷面水質甚至惡化。由此可見，河湖水網(wǎng)連通對水生態(tài)環(huán)境的影響因河湖而異[11]，能產(chǎn)生正面的環(huán)境效應，也有可能產(chǎn)生新的環(huán)境污染[12]?？傮w而言，目前河湖水網(wǎng)連通對水環(huán)境、水生態(tài)的影響研究集中在水質方面，關于水生態(tài)的研究偏少且以定性分析為主，而水網(wǎng)連通的水生態(tài)環(huán)境影響是復雜的，缺少科學計算、定量分析的研究結果不一定符合真實情況。

武漢大東湖生態(tài)水網(wǎng)構建了以全國最大的城中湖—東湖為中心，通過港渠將東湖、沙湖、北湖、楊春湖、嚴東湖、嚴西湖六湖連通，并與長江相連。由于功能定位和人類活動干擾的差異，六湖管理目標及水質、富營養(yǎng)化現(xiàn)狀差別較大，另外，水質為地表水Ⅲ類標準的長江水中TP濃度對湖泊而言為地表水(湖、庫)V類標準。在這種情況下，六湖及長江連通引水后，長江水進入湖泊、湖泊之間水體發(fā)生交換是否會產(chǎn)生污染轉移？湖泊水體富營養(yǎng)化能否得到控制？鑒于此，本文以大東湖水網(wǎng)為研究對象，構建大東湖水網(wǎng)水生態(tài)環(huán)境數(shù)學模型，在模擬預測COD、TN、TP、Chl-a等富營養(yǎng)化評價指標的基礎上，定量計算和評價水網(wǎng)連通前后湖泊營養(yǎng)狀態(tài)的變化，為水網(wǎng)連通的水生態(tài)環(huán)境影響定量評價提供新思路，也為大東湖生態(tài)水網(wǎng)連通工程的管理運行提供參考依據(jù)。

2 研究區(qū)域

隨著大東湖水網(wǎng)周邊城市化進程的加快和社會經(jīng)濟的快速發(fā)展，大量工業(yè)廢水、生活污水、養(yǎng)殖廢水、城市降雨徑流等污染進入湖泊，導致湖泊水質下降，藻類大量繁殖，富營養(yǎng)化日趨嚴重。為改善大東湖水網(wǎng)水生態(tài)環(huán)境，武漢市提出了“大東湖生態(tài)水網(wǎng)構建”，通過長江、東湖、沙湖、楊春湖、嚴西湖、嚴東湖、北湖1江6湖連通，實現(xiàn)“引江入湖”，促進河湖水體交換、水質改善、生態(tài)恢復。大東湖水網(wǎng)連通后(東沙湖已連通)，近期將通過青山港和曾家巷引長江水入東湖、沙湖、楊春湖、嚴西湖、北湖(嚴東湖在遠期與梁子湖連通后引水)，引水流量為40 m3/s，引水線路包括小、中、大3個循環(huán)階段(見圖1)。

圖1 大東湖水網(wǎng)連通后引水線路Fig.1 Water diversion lines after water network connection of the Great Donghu Lake

(1)沙湖小循環(huán)：每年4月21—30日曾家巷引水10 m3/s，流經(jīng)沙湖后，通過羅家路閘站排出。

(2)東湖中循環(huán)：每年5月1—31日曾家巷引水10 m3/s、青山港引水30 m3/s，流經(jīng)沙湖、楊春湖、東湖后，通過羅家路閘站排出。

(3)大東湖大循環(huán)：每年6月1日—10月31日曾家巷引水10 m3/s、青山港引水30 m3/s，流經(jīng)沙湖、楊春湖、東湖后，25%水量通過羅家路閘站排出，75%水量通過九峰渠進入嚴西湖、北湖。

3 研究方法

3.1 水生態(tài)環(huán)境數(shù)學模型構建

3.1.1 模型基本設置

大東湖水網(wǎng)水生態(tài)環(huán)境數(shù)學模型計算方程包括水動力控制方程、水質質量守恒方程、藻類生長動力學方程。水動力計算包括水位、流速等，是其他方程計算的基礎；水質計算包括COD、TN、TP等；藻類計算主要為藻類生物量，用Chl-a表示。模型采用笛卡爾直角坐標網(wǎng)格，共劃分45 135個網(wǎng)格，x方向上網(wǎng)格邊長約20～40 m，y方向上網(wǎng)格邊長約25～50 m；湖底地形利用斷面實測數(shù)據(jù)，采用最近臨近點法插值得到。

3.1.2 模型邊界條件設置

模型主要考慮入湖點源、入湖面源、底泥釋放、大氣沉降、氣象條件、風況等對水動力、水質、藻類生長的影響。

①入湖點源：實地調研確定大東湖水網(wǎng)主要入湖點源有16個，根據(jù)大東湖水系內總人口日均產(chǎn)污量估算得到各點源入湖流量為0.142 m3/s，點源中COD、TN、TP平均濃度分別為67.1、11.18、0.77 mg/L[13]。

②入湖面源：結合大東湖區(qū)域地形，分析降雨徑流匯流路徑，確定大東湖水網(wǎng)匯水口共計24個，匯水流量根據(jù)降水量、地表匯水面積、產(chǎn)流系數(shù)計算；面源中COD、TN、TP平均濃度分別為36.10、17.63、1.36 mg/L[13]。

③底泥釋放：TN、TP釋放速率分別為60、30 mg/(m2·d)[13]。

④大氣沉降：COD、TN、TP沉降速率分別為16.80、2.00、0.10 mg/(m2·d)[14]。

⑤氣象條件、風況：氣象條件、風況采用武漢站2014—2016年逐日實測值。

3.1.3 模型參數(shù)率定驗證

采用東湖、沙湖、楊春湖、嚴西湖、嚴東湖、北湖2014—2016年實測COD、TN、TP、Chl-a濃度對模型水動力、水質、藻類等模塊參數(shù)進行率定驗證，模擬得到各點位、各時間點COD、TN、TP、Chl-a的模擬值與實測值總體分布特征相近，相對誤差大部分在30%以內，19個主要參數(shù)確定結果見表1。

表1 水生態(tài)環(huán)境數(shù)學模型參數(shù)取值Table 1 Parameters of mathematical water eco- environmental model

3.2 富營養(yǎng)化評價方法

大東湖水網(wǎng)富營養(yǎng)化評價采用生態(tài)環(huán)境部推薦的“湖泊(水庫)富營養(yǎng)化評價方法及分級技術規(guī)定”中的綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)法(TLI)[15]。富營養(yǎng)化評價指標包括CODMn、TN、TP、Chl-a、透明度SD，其中TN、TP、Chl-a通過大東湖水網(wǎng)水生態(tài)環(huán)境數(shù)學模型模擬計算得到；CODMn根據(jù)2014—2016年實測COD、CODMn之間的相關性和模擬得到的COD換算得到；引水對透明度的影響機制較復雜，難以模擬預測，故連通前后均采用現(xiàn)狀實測值。營養(yǎng)狀態(tài)分級采用0～100系列連續(xù)數(shù)字，分為貧營養(yǎng)、中營養(yǎng)、輕度富營養(yǎng)、中度富營養(yǎng)、重度富營養(yǎng)。

4 研究結果

4.1 模擬工況設置

為進行連通引水前后湖泊富營養(yǎng)化狀態(tài)的對比分析，結合引水調度方案，設置連通前、后2種模擬工況，其中連通后模擬工況包括小、中、大3個循環(huán)階段。2種工況中入湖點源、入湖面源、底泥釋放、大氣沉降、氣象條件、風況等邊界條件均采用現(xiàn)狀情況。連通前，各湖泊水動力邊界采用控制常水位；連通后，各湖泊水動力邊界中入湖口根據(jù)引水調度方案設置流量、出湖口采用引水設計水位，水質、藻類邊界中入湖口采用2014—2016年同期實測長江水質、藻類生物量。大東湖水網(wǎng)連通前、后各工況具體邊界條件設置如表2、表3所示。

表2 大東湖水網(wǎng)連通前工況設置Table 2 Settings of conditions before water network connection

表3 水網(wǎng)連通后工況設置Table 3 Settings of conditions after water network connection

4.2 模擬結果分析

以引水結束時間點為典型時刻，分析水網(wǎng)連通后大東湖水網(wǎng)各湖泊水生態(tài)環(huán)境狀況，并與連通前同一時間點進行對比分析。根據(jù)模擬得到的大東湖水網(wǎng)連通前后COD、TN、TP、Chl-a的空間分布(由于篇幅有限，圖2僅展示富營養(yǎng)化關鍵指標Chl-a)，水網(wǎng)連通前后各富營養(yǎng)化指標空間平均值變化見圖3，超標水域面積比例變化見圖4。

圖2 水網(wǎng)連通前后Chl-a濃度空間分布對比(連通時間為2014-10-31)Fig.2 Spatial distributions of Chl-a concentration before and after water network connection on October 31,2014

圖3 水網(wǎng)連通前后COD、TN、TP、Chl-a平均濃度變化對比Fig.3 Variations of average COD, TN, TP and Chl-a concentrations before and after water network connection

圖4 水網(wǎng)連通前后COD、TN、TP超標水域面積比例 變化對比Fig.4 Proportions of areas with standard-exceeding COD, TN,and TP concentrations before and after water network connection

4.2.1 楊春湖

經(jīng)過中、大2個循環(huán)階段引水后，楊春湖水體與長江水充分交換。楊春湖水質目標為地表水Ⅳ類水質標準，COD平均濃度由19.89 mg/L降低為10.91mg/L，濃度比連通前明顯降低，超標水域面積比例由16.0%降低為0；TN平均濃度由3.11 mg/L降低為1.72 mg/L，濃度比連通前明顯降低，但超標水域面積比例仍為100%；TP平均濃度由0.31 mg/L降低為0.12 mg/L，濃度比連通前明顯降低，但由于地表水(湖、庫)Ⅳ類水質標準要求較高，引入的長江水TP濃度對湖泊而言為地表水(湖、庫)V類標準，超標水域面積比例仍為100%；Chl-a平均濃度由120.81 μg/L降低為3.47 μg/L，藻類生物量比連通前明顯降低。

4.2.2 沙 湖

4.2.3 東 湖

經(jīng)過中、大2個循環(huán)階段引水后，東湖水體與引水充分交換。東湖水質目標為地表水III類水質標準，COD平均濃度由10.81 mg/L降低為10.61 mg/L，超標水域面積比例由5.3%降低為5.0%，主要分布在廟湖，該部分水域水體幾乎不受引水影響；TN平均濃度由1.35 mg/L升高到1.53 mg/L，濃度比連通前明顯升高，尤其是受引水影響的水果湖、郭鄭湖、湯菱湖、筲箕湖、團湖、后湖等水域，超標水域面積比例由62.8%增加為100%，主要原因是從東沙湖連通渠進來的沙湖水體、東湖港進來的長江引水、新東湖港進來的楊春湖水體中TN濃度均比東湖本身高，導致原本水質達標的后湖大部分水域和團湖、湯菱湖局部水域反而超標；TP平均濃度由0.09 mg/L升高到0.13 mg/L，濃度比連通前明顯升高，超標水域面積比例由84.4%升高到94.9%，變化原因同TN。Chl-a平均濃度由32.37 μg/L升高到36.01 μg/L，除水果湖、廟湖等水域Chl-a濃度比連通前低，其余區(qū)域均升高。

4.2.4 嚴西湖

經(jīng)過大循環(huán)階段引水后，從九峰渠引入的東湖水與嚴西湖湖水充分混合。嚴西湖水質目標為地表水III類水質標準，COD平均濃度由19.81 mg/L降低為13.43 mg/L，超標水域面積比例由30.9%降低為15.4%，濃度、超標水域面積均比連通前明顯降低，超標區(qū)域主要集中在受引水影響較小的北面湖區(qū)狹窄處；TN平均濃度由1.03 mg/L升高到1.58 mg/L，超標水域面積比例由19.1%升高到85.9%，濃度、超標水域面積均比連通前明顯增加，主要原因是從東湖進入嚴西湖的水體中TN濃度比嚴西湖本身高，導致引水主流線路上原本水質達標的水體也超標；TP平均濃度由0.22 mg/L降低為0.14 mg/L，但由于地表水(湖、庫)Ⅳ類水質標準要求較高，超標水域面積比例仍為100%；Chl-a平均濃度由15.23 μg/L升高到32.13 μg/L，濃度比連通前有所升高，尤其是是受引水影響的主流線路上。

4.2.5 北 湖

經(jīng)過大循環(huán)階段引水后，從紅旗渠引入的嚴西湖湖水與北湖湖水充分混合。北湖水質目標為地表水Ⅳ類水質標準，COD平均濃度由18.93 mg/L降低為18.15 mg/L，超標水域面積比例由11.8%降低為11.1%，濃度、超標水域面積均有小幅度降低，尤其是受引水影響的局部水域，北部湖區(qū)排污口局部水域由于受引水影響較小仍然超標嚴重；TN平均濃度由3.59 mg/L降低為2.07 mg/L，濃度比連通前明顯降低，尤其在引水混合稀釋、污染物擴散速度加快影響下的南部湖區(qū)，但超標水域面積比例仍為100%，主要原因是北湖本身TN濃度較高；TP平均濃度由0.27 mg/L降低為0.22 mg/L，超標水域面積比例由100.0%降低為83.8%，超標濃度、超標水域面積降低幅度較小，主要是北湖本身TP濃度較高，引水影響的水域有限；Chl-a平均濃度由11.14 μg/L降低為8.73 μg/L，濃度比連通前有所降低。

4.3 富營養(yǎng)化影響評價

根據(jù)大東湖水網(wǎng)連通前后COD、TN、TP、Chl-a濃度的空間分布，計算、插值得到水網(wǎng)連通前后各湖泊綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)TLI的空間分布見圖5，分析得到連通前后TLI平均值、營養(yǎng)狀態(tài)比例變化見圖6。

圖5 水網(wǎng)連通前后TLI空間分布對比Fig.5 Spatial distribution of TLI before and after water network connection

圖6 水網(wǎng)連通前后TLI平均值、各營養(yǎng)狀態(tài)比例變化對比Fig.6 Variations of average TLI and proportions of areas of different water trophic states before and after water network connection

水網(wǎng)連通對湖泊富營養(yǎng)化的影響分析如下。

4.3.1 楊春湖

定義1 節(jié)點集合Nodes={T,M,P,Q}。T,M,P,Q均為Nodes的子集，依次表示任務、物料、工藝、質量視圖節(jié)點的集合。用t′,m′,p′,q′表示各視圖的根節(jié)點，即t′表示虛擬的總任務節(jié)點，m′表示整機節(jié)點，p′表示虛擬的總工藝節(jié)點，q′表示虛擬的總質量信息節(jié)點，則有：

楊春湖綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)TLI連通前最大為78.23、最小為76.85、平均為77.63，連通后最大為72.50、最小為38.95、平均為41.00。連通后，TLI、水體營養(yǎng)程度明顯降低，水體由以重度富營養(yǎng)為主降為以中營養(yǎng)為主，中營養(yǎng)水域面積比例為96.8%，西南角局部狹窄區(qū)域水域受引水影響有限，為輕度富營養(yǎng)水域面積比例為3.2%。

4.3.2 沙 湖

沙湖綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)TLI連通前最大為73.02、最小為69.95、平均為70.74，連通后最大為70.39、最小為39.49、平均為66.71。連通后，TLI有小幅度降低，尤其是受引水影響的西南面水域，水體由以重度富營養(yǎng)為主降低為以中度富營養(yǎng)為主，中度富營養(yǎng)水域面積比例為93.5%，西面局部水域處于輕度富營養(yǎng)水域面積比例為4.4%，引水口局部水域處于中營養(yǎng)、水域面積比例位1.4%，南面局部水域處于重度富營養(yǎng)狀態(tài)、水域面積比例為0.7%。

4.3.3 東 湖

東湖綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)TLI連通前最大為71.96、最小為57.72、平均為61.04，連通后最大為71.36、最小為41.56、平均為65.21。連通后，除水果湖、廟湖、湯菱湖、筲箕湖等局部水域TLI降低外，其他水域均升高。水果湖、郭鄭湖、筲箕湖、菱角湖、團湖、后湖、喻家湖以及湯菱湖等大部分水域仍以中度富營養(yǎng)為主，中度富營養(yǎng)水域面積比例為87.6%；廟湖水體受引水影響有限，大部分水體仍處于重度富營養(yǎng)狀態(tài)水域面積比例為5.3%；湯菱湖局部水域處于輕度富營養(yǎng)、局部處于中營養(yǎng)。

4.3.4 嚴西湖

嚴西湖綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)連通前最大為78.93、最小為48.60、平均為54.57，連通后最大為77.72、最小為50.43、平均為63.99。連通后，TLI明顯增加，水體由以輕度富營養(yǎng)為主升至以中度富營養(yǎng)為主，中度富營養(yǎng)水域面積比例為82.0%，其次為輕度富營養(yǎng)水域面積比例為14.8%，重度富營養(yǎng)水域面積比例為3.2%。

4.3.5 北 湖

北湖綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)TLI連通前最大為60.51、最小為32.07、平均為53.48，連通后最大為54.73、最小為30.39、平均為51.26。連通后，TLI、營養(yǎng)程度均有小幅度降低，水體仍以輕度富營養(yǎng)為主，輕度富營養(yǎng)水域面積比例由71.2%降低為65.8%，剩余大部分水域為中營養(yǎng)。

5 結 論

(1)大東湖水網(wǎng)連通引水后，楊春湖、沙湖、北湖水質得到改善、藻類生物量減少，COD、TN、TP、Chl-a濃度均明顯降低，但TN、TP仍超標嚴重，主要原因是本底濃度高、引水改善效果有限；東湖、嚴西湖水質均有一定惡化、藻類生物量增加，其中東湖COD濃度有一定降低，但大部分湖區(qū)TN、TP、Chl-a濃度明顯升高，水域超標面積比例增加，嚴西湖COD、TP濃度降低，TN、Chl-a濃度升高，水域超標面積比例增加，主要原因是長江引水、沙湖出水、楊春湖出水TN、TP濃度均高于東湖本底值，引水后東湖出水TN濃度高于嚴西湖本底濃度，N、P等營養(yǎng)物質的增加進一步促進藻類生長，導致Chl-a升高。

(2)大東湖水網(wǎng)連通引水后，楊春湖、沙湖、北湖水體富營養(yǎng)程度均降低，其中楊春湖大部分水域由重度富營養(yǎng)降低為中營養(yǎng)、沙湖大部分水域由重度富營養(yǎng)降低為中度富營養(yǎng)、北湖仍以輕度富營養(yǎng)為主；東湖、嚴西湖富營養(yǎng)程度均升高，其中東湖大部分水域仍處于中度富營養(yǎng)、嚴西湖大部分水域由輕度富營養(yǎng)降低為中度富營養(yǎng)。

(3)大東湖水網(wǎng)各湖泊水質、藻類生長、富營養(yǎng)化現(xiàn)狀差別較大，且湖泊中TP執(zhí)行的水質標準比長江水嚴苛得多，導致水網(wǎng)連通引水對各湖泊的影響各有不同。由此可見，水網(wǎng)連通對水環(huán)境、水生態(tài)的影響是復雜的，且存在一定污染風險，河湖不能盲目連通引水。建議后期通過大東湖水網(wǎng)連通多情景的模擬和試算，分析水網(wǎng)連通潛在的生態(tài)風險和制約條件，提出水網(wǎng)連通和引水調度的優(yōu)化對策和建議。