尹煒 王超 張洪

摘要：“十三五”以來(lái)，長(zhǎng)江干流水體中總磷濃度達(dá)標(biāo)，但中上游支流和中下游湖泊水體中的總磷超標(biāo)明顯，總磷已經(jīng)成為長(zhǎng)江流域水體主要污染指標(biāo)。尤其是長(zhǎng)江上游梯級(jí)水庫(kù)的建成運(yùn)行，改變了水沙條件，顆粒態(tài)磷大幅減少，溶解態(tài)磷有所增加，磷輸移形態(tài)的改變加劇了中下游的總磷問(wèn)題，并產(chǎn)生了系列生態(tài)環(huán)境效應(yīng)。上游支流水體中磷的輸入加速了梯級(jí)水庫(kù)水體中磷的累積，水質(zhì)污染和富營(yíng)養(yǎng)化潛在風(fēng)險(xiǎn)增加;中下游顆粒態(tài)磷減少改變了磷形態(tài)的分布，增加了環(huán)境脆弱性;下游淺水湖泊水體中磷超標(biāo)驅(qū)動(dòng)了內(nèi)源循環(huán)，加速了湖泊富營(yíng)養(yǎng)化過(guò)程;長(zhǎng)江入海磷通量劇減，將對(duì)近岸水域生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生深遠(yuǎn)影響。針對(duì)長(zhǎng)江總磷問(wèn)題開(kāi)展了分析研究，結(jié)果表明：①應(yīng)對(duì)磷輸入源頭采取控制措施，諸如加強(qiáng)“三磷”問(wèn)題治理，遏制中上游重點(diǎn)支流的磷超標(biāo)趨勢(shì)，同時(shí)要加快城鎮(zhèn)污水收集/處理基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)，完善農(nóng)業(yè)面源管控和湖泊生態(tài)修復(fù)體系，控制中下游磷排放源;② 應(yīng)當(dāng)實(shí)施上游梯級(jí)水庫(kù)群泥沙聯(lián)合調(diào)度，減少庫(kù)內(nèi)淤積，增加輸沙能力以及增加中下游顆粒態(tài)磷水平和磷入海通量;③ 建議完善總磷監(jiān)測(cè)的標(biāo)準(zhǔn)方法，強(qiáng)化全沙總磷的監(jiān)測(cè)，磷濃度和通量監(jiān)測(cè)并重，以便為長(zhǎng)江總磷管控提供科學(xué)系統(tǒng)的數(shù)據(jù)支撐。

關(guān) 鍵 詞：總磷; 水沙變化; 富營(yíng)養(yǎng)化; 入海通量; 監(jiān)測(cè)方法; 對(duì)策建議; 長(zhǎng)江流域

中圖法分類號(hào)： X52

文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A

DOI：10.16232/j.cnki.1001-4179.2022.04.008

0 引 言

磷是生物生長(zhǎng)的必要元素，但過(guò)量的磷會(huì)造成河流湖泊富營(yíng)養(yǎng)化、浮游生物和淡水藻類大量繁殖、水的含氧量下降、水質(zhì)惡化等問(wèn)題[1-2]。磷是評(píng)價(jià)河湖水體健康與否的重要指標(biāo)[3-4]，因此對(duì)地表水體中含磷總量進(jìn)行控制，是保持水體水質(zhì)和維持水生態(tài)系統(tǒng)健康的重要措施。

河流是磷等生源要素的陸海傳輸通道[5]。據(jù)估算，全球河流每年傳輸?shù)胶Ｑ蟮牧卓偭考s為600萬(wàn)～900萬(wàn)t[6]，其中90%以上是顆粒態(tài)磷[7]。長(zhǎng)江是亞洲第一大河流，其磷循環(huán)過(guò)程主要受控于肥料的施用和后續(xù)的食品消耗以及含磷污染物排放。長(zhǎng)江也是東海海域磷的主要輸入來(lái)源，占到了所有河流輸入磷的80%以上，約為12萬(wàn)～24萬(wàn)t/a[8]，對(duì)東海，乃至對(duì)西太平洋近海海域生態(tài)環(huán)境都具有重要影響[9]。

長(zhǎng)江流域過(guò)去50 a經(jīng)歷了快速的城鎮(zhèn)化和農(nóng)業(yè)集約化過(guò)程，其水污染狀況不容樂(lè)觀[10]。2006～2015年間，長(zhǎng)江流域各?。ㄊ校┫嗬^實(shí)施了以COD和氨氮為核心的總量控制和污染減排措施，水體耗氧污染控制取得了顯著的成效，總磷問(wèn)題逐漸凸顯。對(duì)比2016年和2011年數(shù)據(jù)，長(zhǎng)江上、中、下游氨氮濃度降幅分別為62.7%，46.8%和39.5%，高于總磷濃度降幅44.2%，4.9%和34.1%。2016年，總磷作為首要超標(biāo)因子的斷面占比為32.5%，高于氨氮占比26.2%，也高于高錳酸鹽指數(shù)（1.4%）等其他指標(biāo)的占比[11]，顯然，總磷已經(jīng)成為長(zhǎng)江流域水體主要污染指標(biāo)。此外，以三峽水庫(kù)為代表的長(zhǎng)江上游干支流水庫(kù)群的常態(tài)化運(yùn)行，已徹底改變了長(zhǎng)江中下游生態(tài)水文過(guò)程和泥沙輸移量，對(duì)流域磷輸移過(guò)程產(chǎn)生了深遠(yuǎn)影響，并可能會(huì)進(jìn)一步影響到中下游乃至近海水生態(tài)系統(tǒng)的演替方向。有鑒于此，本文系統(tǒng)梳理了長(zhǎng)江流域總磷問(wèn)題的基本特點(diǎn)，并分析其可能產(chǎn)生的生態(tài)環(huán)境效益，在此基礎(chǔ)上，提出了長(zhǎng)江流域總磷問(wèn)題的解決對(duì)策和建議，可為流域管理提供參考。

1 長(zhǎng)江流域總磷問(wèn)題的基本特點(diǎn)

1.1 干流總磷達(dá)標(biāo)，但支流超標(biāo)明顯，超標(biāo)斷面主要分布在中上游區(qū)域

長(zhǎng)江干流水體總磷總體達(dá)標(biāo)，且近年來(lái)持續(xù)改善。2019年，長(zhǎng)江干流除江蘇省無(wú)錫市小灣斷面為Ⅲ類水質(zhì)外，其他斷面水質(zhì)均為Ⅱ類。2016～2019年，長(zhǎng)江干流總磷濃度持續(xù)下降，2019年長(zhǎng)江總磷年均濃度為0.081 mg/L，比2016年下降23.7%。從長(zhǎng)江干流水體總磷濃度沿程變化情況來(lái)看：上游水體總磷濃度相對(duì)較低，水質(zhì)均可達(dá)到Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)，隨后到湖北省境內(nèi)河段有所升高，到江西省和安徽省境內(nèi)河段后濃度下降，到江蘇省境內(nèi)及入?？诤佣魏?，其濃度又出現(xiàn)小幅升高;2019年，總磷濃度波動(dòng)較為平穩(wěn)（見(jiàn)圖1）。

根據(jù)生態(tài)環(huán)境部國(guó)控?cái)嗝姹O(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，長(zhǎng)江上游總磷污染最重。長(zhǎng)江流域總磷污染最為嚴(yán)重的前30個(gè)斷面，上游分布有21個(gè)（占70%），總磷濃度在0.031～1.570 mg/L，水質(zhì)多為Ⅴ類～劣Ⅴ類[11]?？偭壮瑯?biāo)斷面主要集中在中上游的支流，包括四川省的沱江、岷江及涪江水系，云南省的金沙江水系，貴州省的烏江和沅江水系，以及湖北省的漢江支流[11]。岷江總磷濃度在0.160～0.250 mg/L之間波動(dòng)，2011～2015年水質(zhì)超過(guò)Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn);沱江總磷濃度總體呈下降趨勢(shì)，2015年和2016年水質(zhì)超過(guò)Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)。烏江總磷在2009～2014年污染最為嚴(yán)重，超標(biāo)頻率達(dá)到95.8%;2011年達(dá)到0.674 mg/L，超過(guò)Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)值2.37倍[12]。沅江上游清水江2011～2013年的總磷濃度均為劣Ⅴ類，2014～2016年有所下降，但仍超過(guò)Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。嘉陵江、漢江、贛江等支流總磷污染程度總體較低，水質(zhì)穩(wěn)定在Ⅱ類，但存在二級(jí)支流總磷超標(biāo)的問(wèn)題[13]。

長(zhǎng)江流域是中國(guó)磷礦、磷化工企業(yè)和磷石膏庫(kù)（簡(jiǎn)稱“三磷”）的主要分布區(qū)域，中上游尤為集中?！叭住笔菍?dǎo)致長(zhǎng)江中上游等局部區(qū)域總磷污染的主要原因。在長(zhǎng)江中上游的干、支流地區(qū)，依托豐富的磷礦資源，磷化工企業(yè)集聚而形成的產(chǎn)業(yè)帶，主要分布在四川省境內(nèi)的岷江、沱江流域，貴州省境內(nèi)的烏江流域和長(zhǎng)江湖北省境內(nèi)河段以及滇中地區(qū)。其中，四川省綿竹市、什邡市沿石亭江（沱江支流）形成了磷化工集聚發(fā)展帶，貴州省形成了“織金-息烽-開(kāi)陽(yáng)-甕安-福泉”磷化工產(chǎn)業(yè)帶，湖北省形成了宜昌、?？怠⑶G襄、黃麥嶺四大磷化工基地以及鶴峰、黃梅兩大磷肥基地，云南省形成了滇中磷礦勘查開(kāi)發(fā)基地。調(diào)查顯示，2015年，湖北省宜昌市近1/3的磷礦企業(yè)礦井涌水超過(guò)了GB8978-1996《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》的排放限值（0.5 mg/L）;2012年，貴州中化開(kāi)磷公司交椅山磷渣場(chǎng)通過(guò)喀斯特地貌滲漏導(dǎo)致烏江總磷超標(biāo)，滲漏點(diǎn)總磷最高濃度達(dá)到600 mg/L[13]。

根據(jù)長(zhǎng)江流域“三磷”專項(xiàng)排查整治行動(dòng)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)，55%的磷石膏庫(kù)企業(yè)、47%的磷肥企業(yè)、42%的黃磷企業(yè)和32%的含磷農(nóng)藥企業(yè)存在環(huán)境問(wèn)題。如湖北省宜昌市遠(yuǎn)安縣的4家磷化工企業(yè)排放的廢水總磷超標(biāo)，最高排放濃度達(dá)587 mg/L;貴州省甕安發(fā)財(cái)洞排口總磷濃度高達(dá)410 mg/L，是造成清水江羊昌河污染的主要因素[13]。雖然近年來(lái)對(duì)排口廢水的回收處理力度不斷加大，但磷化工企業(yè)總磷排放超標(biāo)的問(wèn)題仍比較普遍。另外，中國(guó)“三磷”行業(yè)環(huán)境管理政策不夠完善，在行業(yè)規(guī)范化管控、排放標(biāo)準(zhǔn)制定、綜合監(jiān)管等方面仍存在一定問(wèn)題，也是總磷污染的重要原因。

1.2 湖泊總磷污染不容樂(lè)觀，特別是中下游淺水湖泊總磷超標(biāo)現(xiàn)象普遍

長(zhǎng)江中下游地區(qū)是中國(guó)淡水湖泊資源最為集中的區(qū)域，擁有面積大于1 km2 的湖泊651個(gè)，面積大于100 km2的湖泊18個(gè)[14]，占中國(guó)淡水湖泊總面積的60%以上[15]，該地區(qū)也是中國(guó)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題最普遍的區(qū)域[16]。季鵬飛等[17]對(duì)長(zhǎng)江中下游26個(gè)典型湖泊春季和夏季的營(yíng)養(yǎng)鹽含量進(jìn)行了調(diào)查，結(jié)果表明TP濃度達(dá)到（0.210±0.150） mg/L，超過(guò)了世界經(jīng)濟(jì)合作與開(kāi)發(fā)組織（OECD）制定的超富營(yíng)養(yǎng)水平標(biāo)準(zhǔn)（TP>0.10 mg/L）。鄱陽(yáng)湖、太湖、洞庭湖、淀山湖、東湖等淺水湖泊總磷平均濃度均超過(guò)0.050 mg/L（Ⅳ類），其中，城市類型的東湖總磷平均濃度均超過(guò)0.100 mg/L（Ⅴ類），淀山湖總磷平均濃度超過(guò)0.200 mg/L（劣Ⅴ類）[18]。

近年來(lái)，雖然主要湖泊總磷污染有所緩解，但總磷濃度仍然處于較高水平?！笆濉逼陂g除太湖總磷濃度明顯升高外，其他重點(diǎn)湖泊總磷濃度呈不同程度下降。2019年，洞庭湖、鄱陽(yáng)湖、巢湖、滇池全湖總磷平均濃度分別為0.066，0.069，0.078 mg/L和0.071 mg/L，分別比2016年下降了21.9%，3.9%，15.2%和57.7%;太湖2019年全湖總磷平均濃度為0.081 mg/L，比2016年上升了21.7%。由于總磷超標(biāo)，太湖、巢湖、滇池、洞庭湖、鄱陽(yáng)湖等5個(gè)重點(diǎn)湖泊水質(zhì)類別以Ⅳ類為主，滇池水質(zhì)Ⅴ類點(diǎn)位比例占40%（見(jiàn)圖2）。

湖泊總磷超標(biāo)主要受到農(nóng)業(yè)面源、城鎮(zhèn)污水以及自身內(nèi)源的影響。一方面，長(zhǎng)江中下游是中國(guó)重要的糧食生產(chǎn)區(qū)，農(nóng)作物播種面積約占全國(guó)總播種面積的40%，施肥強(qiáng)度平均約為320 kg/hm2，均遠(yuǎn)高出發(fā)達(dá)國(guó)家公認(rèn)的225 kg/hm2的安全上限[19]。化肥施用資源化利用率很低，肥料吸收利用率平均僅有約35%。根據(jù)《中國(guó)統(tǒng)計(jì)年鑒》中各省磷肥施用量統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)得到的長(zhǎng)江流域2016年磷肥施用量為225.30萬(wàn)t，總磷流失量約為8.73萬(wàn)t，主要集中在中下游地區(qū)[20]。另一方面，長(zhǎng)江流域城市群密布，2014年，長(zhǎng)江經(jīng)濟(jì)帶城鎮(zhèn)生活總磷排放量約占全國(guó)的40%。雖然長(zhǎng)江中下游各省份的總磷平均去除率達(dá)到了80%以上，但污水處理設(shè)施總磷平均排放濃度仍然高達(dá)0.680 mg/L，高于地表水Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)[11]。加上當(dāng)前城鎮(zhèn)污水收集率普遍不高，部分未進(jìn)管網(wǎng)直接入湖的城鎮(zhèn)污水對(duì)總磷的影響可能更加突出。另外，長(zhǎng)江中下游區(qū)域多為淺水湖泊，湖泊沉積物是磷的蓄存庫(kù)，顆粒態(tài)有機(jī)磷很易沉降湖底，使湖底沉積物中營(yíng)養(yǎng)鹽含量遠(yuǎn)高于上覆水。天然湖泊中約70%的磷以顆粒有機(jī)態(tài)形式存在，特別易沉積富集于湖底沉積物，成為上覆水體營(yíng)養(yǎng)鹽的“潛在源”[21-22]。即使在外源磷的輸入得到控制后，其內(nèi)源釋放仍可使水體富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題持續(xù)數(shù)十年[23-24]。

1.3 梯級(jí)水庫(kù)改變水沙條件，顆粒態(tài)磷大幅減少，但溶解態(tài)磷有所增加

三峽工程1994年正式動(dòng)工興建，三峽水庫(kù)在經(jīng)歷了135，156 m和172 m高程試驗(yàn)性蓄水后，于2010年成功蓄水至175 m高程。此后，三峽水庫(kù)一直在145～175 m高程運(yùn)行。不僅如此，長(zhǎng)江上游金沙江河段系列大型水電站，如魯?shù)乩?、觀音巖、溪洛渡、向家壩等水電站也于2013年前后陸續(xù)建成并下閘蓄水。這一系列大型水利工程的建設(shè)運(yùn)行對(duì)長(zhǎng)江中下游水文情勢(shì)產(chǎn)生了重要影響，其中，與總磷密切相關(guān)的就是中下游水體泥沙含量明顯減少。長(zhǎng)江中下游干流宜昌、漢口和大通等主要控制站2003～2018年平均含沙量與2000年前相比，減少比例在68.2%～92.5%之間;懸浮物含量也隨之顯著減少，2003～2019 年與1998～2002年相比，三峽壩下南津關(guān)斷面懸浮物濃度下降了近90%，漢口和吳淞口等斷面的懸浮物濃度下降也超過(guò)了50%。因此，2003年后，長(zhǎng)江中下游干流水體已形成新的水沙條件[25]。

新水沙條件下，顆粒態(tài)磷明顯減少，并導(dǎo)致總磷濃度大幅下降。三峽水庫(kù)對(duì)磷的滯留效應(yīng)從2005年開(kāi)始凸顯，蓄水試運(yùn)行階段，干流斷面總磷的年均濃度在2008年沿程明顯降低;上游梯級(jí)電站運(yùn)行后（2014～2017年），干流斷面總磷濃度平均下降45%[26]。伴隨著懸浮物輸出的減少，長(zhǎng)江中下游總磷濃度也明顯降低。三峽壩下南津關(guān)斷面總磷（TP）濃度平均下降30%（平水期下降40%，豐水期下降32%，枯水期下降17%）。與此同時(shí)，斷面磷形態(tài)發(fā)生了明顯變化，由顆粒態(tài)（TPP）為主轉(zhuǎn)變?yōu)橐匀芙鈶B(tài)磷（TDP）為主，2003年以后，TDP/TP中位值達(dá)到了0.561。雖然下游漢口和吳淞口斷面顆粒態(tài)磷（TPP）逐步恢復(fù)，TPP/TP中位值分別上升到0.567和0.738，但顆粒態(tài)磷所占比例依然較三峽水庫(kù)蓄水前期有明顯降低[25]。

由于泥沙和懸浮物減少使得水中顆粒吸附和封鎖磷的能力削弱，水體中更多的磷轉(zhuǎn)移到水相，導(dǎo)致溶解態(tài)磷有所增加。模擬結(jié)果顯示：宜昌站非汛期和汛期平均溶解態(tài)磷濃度已經(jīng)從1990年以前的0.029 mg/L和0.027 mg/L分別提高到了2009～2016年的0.065 mg/L和0.037 mg/L[27]（見(jiàn)圖3（a））。根據(jù)實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)，三峽大壩下游南津關(guān)斷面1998～2003年溶解態(tài)磷平均值為0.068 mg/L，2013～2019年平均值則達(dá)到了0.090 mg/L，總體呈明顯上升的趨勢(shì)[25];宜昌站非汛期溶解態(tài)磷從2003年前的0.035 mg/L提高到了2009年后的0.070～0.080 mg/L[27]（見(jiàn)圖3（b））。

2 長(zhǎng)江流域總磷問(wèn)題的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)

2.1 支流磷輸入加速了上游水庫(kù)磷累積，水質(zhì)污染風(fēng)險(xiǎn)增加

由于部分支流水體中總磷長(zhǎng)期超標(biāo)，大量潛在污染積累到了上游水庫(kù)。周琴等[12]測(cè)算表明，長(zhǎng)江干流河段的總磷年均負(fù)荷在1.125～2.669 kg/s（平均值為1.658 kg/s）;嘉陵江輸入總磷的年均負(fù)荷在0.213～0.425 kg/s（平均值為0.317 kg/s）;烏江輸入總磷的年均負(fù)荷在0.290～0.739 kg/s（平均值為0.509 kg/s）。3條河流總磷的通量之和（年平均值為2.483 kg/s）略大于干流清溪場(chǎng)斷面總磷的通量（年平均值為2.145 kg/s），部分總磷負(fù)荷沉積在三峽庫(kù)區(qū)。

三峽水庫(kù)上下層之間熱和物質(zhì)交換更有利于刺激底泥中磷及其他有機(jī)質(zhì)分解并快速進(jìn)入表層;有機(jī)質(zhì)釋放后快速消耗溶解氧，形成低氧環(huán)境，進(jìn)一步加速了沉積物中磷的釋放[28]。隨著上游烏東德、白鶴灘、溪洛渡和向家壩等大型梯級(jí)水電的開(kāi)發(fā)投產(chǎn)，水溫抬升的效應(yīng)將進(jìn)一步突出。監(jiān)測(cè)資料顯示，2013年，向家壩、溪洛渡和亭子口水電站先后蓄水后，朱沱、寸灘和宜昌冬季平均水溫（2014～2016年）分別抬高了4，2，1 ℃。堆積在上游庫(kù)底的生物可利用磷（BAP）釋放出來(lái)和泥沙封磷作用降低也會(huì)抬高三峽水庫(kù)入庫(kù)溶解磷濃度，這些環(huán)境壓力對(duì)三峽水庫(kù)的水質(zhì)安全都是嚴(yán)重的挑戰(zhàn)[27]。

2.2 淺水湖泊磷超標(biāo)驅(qū)動(dòng)了內(nèi)源循環(huán)機(jī)制，加速湖泊富營(yíng)養(yǎng)化過(guò)程

湖泊富營(yíng)養(yǎng)化主要受到氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽的控制。生物可通過(guò)固氮作用直接從大氣獲取氮源，而在厭氧條件下有機(jī)氮又可被還原成氮?dú)饣貧w大氣，這個(gè)循環(huán)過(guò)程為湖泊藻類提供了幾乎取之不盡的氮源[29-30]。然而磷主要儲(chǔ)藏在巖石和土壤中，經(jīng)天然侵蝕或人為開(kāi)采而流入水域，循環(huán)周期往往長(zhǎng)達(dá)數(shù)萬(wàn)年。由于來(lái)源有限，且容易沉積，磷對(duì)湖泊初級(jí)生產(chǎn)的限制作用必然比氮更強(qiáng)[6]。因此，在藻類等浮游生物生長(zhǎng)所需的各種營(yíng)養(yǎng)鹽類中，磷是最主要的限制因子。根據(jù)計(jì)算，每1 g氮可增殖10.8 g藻類，每1 g磷可增殖78.0 g藻類。水體中的磷含量直接決定了藻類的增殖速率，進(jìn)而影響到水體富營(yíng)養(yǎng)化進(jìn)程[31]。

長(zhǎng)江流域的湖泊多為平原淺水湖泊，透光層相對(duì)比例較高，受風(fēng)浪影響大，湖泊總磷超標(biāo)極易形成正反饋效應(yīng)。影響湖泊沉積物營(yíng)養(yǎng)鹽釋放的途徑與因素多樣，主要有風(fēng)浪與底棲動(dòng)物擾動(dòng)、浮游植物上浮及水生植物根部傳遞等[32-33]。其中，風(fēng)浪擾動(dòng)改變淺水湖泊沉積物的溫度、pH值、氧化還原電位、鐵和錳含量等[34-35]，還原條件下，水土界面的磷釋放速率甚至比氧化環(huán)境下高1個(gè)數(shù)量級(jí)[36]。受風(fēng)浪影響，水土界面頻受風(fēng)浪擾動(dòng)，好氧生物層的相對(duì)比例較高，生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)復(fù)雜，內(nèi)源釋放的影響因素多樣。秦伯強(qiáng)等[37]研究發(fā)現(xiàn)，風(fēng)浪擾動(dòng)對(duì)淺水湖泊水土界面營(yíng)養(yǎng)鹽釋放具有顯著影響，風(fēng)浪擾動(dòng)能夠引起水體溶解性磷濃度顯著提高，從而產(chǎn)生暴發(fā)性釋放。風(fēng)浪將沉降在湖底的浮游植物懸浮起來(lái)，也將位于沉積物最頂部的8 cm的底泥中的可溶活性磷（SRP）釋放出來(lái)[14]。也就是說(shuō)，過(guò)高的總磷會(huì)觸發(fā)藻類增殖，死亡殘?bào)w中的有機(jī)磷會(huì)快速分解釋放，形成可利用磷重新回到水體，又加速了藻類的增殖，如此循環(huán)。

2.3 顆粒磷減少改變了磷形態(tài)的分布，增加環(huán)境的脆弱性

泥沙是水中的重要磷庫(kù)，發(fā)揮著污染緩沖和營(yíng)養(yǎng)調(diào)節(jié)等重要作用。泥沙顆粒的吸附作用可有效降低高磷污染期間水體溶解磷濃度，又可通過(guò)解吸補(bǔ)充低磷期間浮游生物對(duì)磷的需求。在上游水庫(kù)長(zhǎng)期攔沙條件下，泥沙顆粒輸出大幅減少，泥沙對(duì)磷的緩沖作用降低，使得河流不能穩(wěn)定發(fā)揮調(diào)節(jié)磷的作用。同時(shí)，泥沙顆粒減少大幅抬高了溶解性磷的濃度，特別是在非汛期清水下泄的情況下，磷以溶解態(tài)直接進(jìn)入環(huán)境循環(huán)，增加了環(huán)境的脆弱性[27]。

研究表明，由于水庫(kù)建設(shè)和水土流失減少，1980～2015年，大通站的總磷、顆粒態(tài)磷以及懸浮泥沙的輸出通量均呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，分別凈降低了52%，75%和75%。然而，1980～2015年，河流溶解性磷輸出通量則呈現(xiàn)顯著的增加趨勢(shì)（凈增加了7倍），主要原因是泥沙顆粒減少促進(jìn)了磷的形態(tài)轉(zhuǎn)化，加之污染排放和化肥農(nóng)藥等磷輸入的增加，從而顯著提高了溶解性磷輸出的通量[38]。大通站顆粒態(tài)磷占總磷的比例由1980年的97%持續(xù)下降到了2015年的50%，而溶解態(tài)磷占總磷的比例由3%增加到了50%[39]。盡管河流總磷和顆粒態(tài)磷輸出通量下降了，但是由于溶解態(tài)磷輸出通量和比例的增加，水體對(duì)磷污染的緩沖能力將顯著降低。

另外，泥沙減少會(huì)增加水體透明度，也會(huì)對(duì)磷的循環(huán)利用產(chǎn)生影響。實(shí)測(cè)資料顯示，三峽庫(kù)區(qū)非汛期水體透光深度比長(zhǎng)江自然水體透光深度增加了8～10倍、藻密度提高了1個(gè)數(shù)量級(jí)。浮游生物增加會(huì)加快磷的循環(huán)，而生物代謝也會(huì)大量增加耗氧量，加上三峽水庫(kù)秋末至春初水溫顯著抬高，飽和溶解氧降低，低氧問(wèn)題可能進(jìn)一步加劇底質(zhì)磷的釋放[29]，從而加大了水庫(kù)藻類暴發(fā)的風(fēng)險(xiǎn)，同時(shí)也降低了水體對(duì)磷的調(diào)節(jié)能力。

2.4 水庫(kù)攔截減少了入海的磷通量，改變近岸水域生態(tài)環(huán)境

對(duì)全球的大型水庫(kù)統(tǒng)計(jì)調(diào)查顯示，河流上的建庫(kù)對(duì)海洋岸帶區(qū)域的物質(zhì)通量有著顯著影響[40]。長(zhǎng)江流域5萬(wàn)座大壩的修建，尤其是2003年三峽大壩的建設(shè)，造成了長(zhǎng)江下游河道從20世紀(jì)50～80年代的物質(zhì)通量每年累積0.09億t演變?yōu)槿龒{大壩建成后每年侵蝕0.06億t[41]。三峽大壩修建后，位于壩下44 km的宜昌站平均每年泥沙量相比于三峽大壩修建前下降了84%;2003～2007年期間，平均每年有1.62億t泥沙被大壩攔截，其中有92%沉積在寸灘至壩前區(qū)域[24]。由于泥沙攔截，三峽大壩下游河床侵蝕明顯加重，但河床侵蝕的增量并不能抵消大壩泥沙攔截造成的泥沙減少量，因此，長(zhǎng)江河口的泥沙通量總體而言減少了31%（0.85億t）[43]。

由于泥沙被攔截，長(zhǎng)江輸出的磷通量顯著降低。據(jù)測(cè)算，1961～1990年，長(zhǎng)江上游年平均總磷通量約為22.3萬(wàn)t，其中汛期（6～10月）占87%，顆粒態(tài)磷通量占95%。2003～2012年，宜昌站TP和PP分別減少了77.6%和84.6%，流域水庫(kù)每年攔截顆粒態(tài)磷19萬(wàn)t（包括三峽水庫(kù)及其上游水庫(kù)的作用），其中，17萬(wàn)t（89.3%）是汛期通量[27]。與1990年前相比，長(zhǎng)江輸出的磷通量減少了80%左右。自然水域中的正常生物代謝的氮磷比一般在15～16或以此為平均值的一定范圍內(nèi)[44-45]，磷輸出通量大規(guī)模減少后，河口及周邊海域營(yíng)養(yǎng)狀況與環(huán)境條件必然發(fā)生改變，影響初級(jí)生產(chǎn)力和浮游生物，藻類也會(huì)發(fā)生選擇性變異。國(guó)際上，很多建壩大河都出現(xiàn)了這類現(xiàn)象，如多瑙河上游建壩改變了河流營(yíng)養(yǎng)結(jié)構(gòu)，導(dǎo)致下游海域甲藻、顆石藻和寄生有害藻大量增加[46];阿斯旺高壩攔沙攔磷嚴(yán)重影響到了尼羅河地中海河口初級(jí)生產(chǎn)力與魚(yú)的產(chǎn)量[47]。

另外，溶解性磷通量占比的擴(kuò)大還導(dǎo)致了長(zhǎng)江口近岸海域浮游生物群落結(jié)構(gòu)的變化。如浮游藻類的優(yōu)勢(shì)藻種發(fā)生改變，中肋骨條藻的優(yōu)勢(shì)度降低，原甲藻優(yōu)勢(shì)度上升[48];浮游動(dòng)物的豐度也發(fā)生了變化，秋季橈足類豐度顯著增加，而大型甲殼動(dòng)物和肉食性膠質(zhì)動(dòng)物豐度顯著降低[49]。同時(shí)，近岸海域水體濁度的變化也會(huì)對(duì)河口環(huán)境的演化產(chǎn)生影響。長(zhǎng)江泥沙入海通量減少能夠增加近岸水體的透光性，提高長(zhǎng)江口及東海近岸海域的初級(jí)生產(chǎn)力[50];在入海泥沙通量降低的背景下，懸浮顆粒對(duì)溶解態(tài)磷的吸附能力將大幅下降，磷的地球化學(xué)遷移和循環(huán)過(guò)程的改變將顯著影響到未來(lái)長(zhǎng)江口海域的生態(tài)系統(tǒng)[48]。

3 對(duì)策和建議

針對(duì)長(zhǎng)江流域總磷問(wèn)題，應(yīng)對(duì)癥下藥、多措并舉，一方面，應(yīng)強(qiáng)化總磷來(lái)源管控和治理，另一方面，應(yīng)加強(qiáng)水沙調(diào)度和流域?qū)用嬲w調(diào)控。同時(shí)，應(yīng)完善總磷的監(jiān)測(cè)方法和考核機(jī)制。通過(guò)采取上述措施實(shí)施系統(tǒng)治理，來(lái)科學(xué)應(yīng)對(duì)長(zhǎng)江流域總磷問(wèn)題。

3.1 加強(qiáng)“三磷”問(wèn)題治理，遏制長(zhǎng)江中上游重點(diǎn)支流的磷超標(biāo)趨勢(shì)

（1） 針對(duì)湖北、貴州、四川等省磷礦開(kāi)采的重點(diǎn)區(qū)域，應(yīng)整改或關(guān)閉產(chǎn)能小于50萬(wàn)t/a的小磷礦;加強(qiáng)貴陽(yáng)市、甕安縣等地區(qū)重點(diǎn)磷礦開(kāi)采企業(yè)的污水回抽處理能力建設(shè)，強(qiáng)化磷礦資源管理。

（2） 針對(duì)總磷污染排放重點(diǎn)區(qū)域，應(yīng)對(duì)污染治理措施不到位的企業(yè)提出限期整改措施;加快涉磷化工企業(yè)廢水處理設(shè)施升級(jí)改造，加強(qiáng)廢水生物除磷、化學(xué)除磷工藝的末端治理，強(qiáng)化開(kāi)展無(wú)組織排放的綜合治理。

（3） 應(yīng)開(kāi)展磷石膏、磷渣倉(cāng)儲(chǔ)標(biāo)準(zhǔn)化管理，推進(jìn)磷石膏綜合利用和磷石膏渣場(chǎng)的監(jiān)管[11]。特別是針對(duì)卡斯特地貌條件下的堆場(chǎng)泄露問(wèn)題，要做好防滲措施和日常監(jiān)管，防控可能出現(xiàn)的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

另外，建議在摸清家底的基礎(chǔ)上，注重打組合拳，強(qiáng)化源頭減量、過(guò)程控制、末端治理、綜合利用，推動(dòng)長(zhǎng)江經(jīng)濟(jì)帶磷化工產(chǎn)業(yè)鏈綠色發(fā)展。精確核算中國(guó)各行業(yè)對(duì)磷資源的總需求量，著眼于全球涉磷產(chǎn)業(yè)格局，以用定產(chǎn)，從源頭上減輕“三磷”污染。同時(shí)，完善并推廣已產(chǎn)生良好環(huán)境效益的地方性政策，實(shí)現(xiàn)國(guó)家、地方、企業(yè)多渠道政策聯(lián)動(dòng)，推動(dòng)形成涉磷資源綜合利用產(chǎn)業(yè)鏈[51]。

3.2 加快城鎮(zhèn)污水處理基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)，完善農(nóng)業(yè)面源管控和湖泊生態(tài)修復(fù)體系，控制長(zhǎng)江中下游磷排放源

針對(duì)長(zhǎng)江經(jīng)濟(jì)帶城市群發(fā)展快，總磷負(fù)荷排放強(qiáng)度大的問(wèn)題，建議摸清長(zhǎng)江流域城鎮(zhèn)污水管網(wǎng)建設(shè)現(xiàn)狀，補(bǔ)齊污水收集管網(wǎng)短板，盡快實(shí)現(xiàn)污水管網(wǎng)全覆蓋、全收集、全處理。

（1） 強(qiáng)調(diào)新建污水集中處理設(shè)施，必須合理規(guī)劃建設(shè)服務(wù)片區(qū)污水收集管網(wǎng)，新建管網(wǎng)應(yīng)嚴(yán)格實(shí)行雨污分流。

（2） 加快消除城中村、老舊城區(qū)、城鄉(xiāng)結(jié)合部管網(wǎng)空白區(qū)，加快補(bǔ)齊“毛細(xì)血管”。

（3） 通過(guò)清污分流、管網(wǎng)更新修復(fù)、混錯(cuò)接改造等途徑，提升污水集中收集效能。

（4） 推進(jìn)雨污合流管網(wǎng)改造，降低溢流污染頻次。

針對(duì)長(zhǎng)江中下游區(qū)域農(nóng)業(yè)生產(chǎn)強(qiáng)度大，農(nóng)業(yè)面源污染突出的問(wèn)題，建議完善農(nóng)業(yè)種植和養(yǎng)殖綜合管控體系。農(nóng)業(yè)灌區(qū)的化肥流失和水產(chǎn)養(yǎng)殖等是總磷的主要污染源，目前尚未出臺(tái)相應(yīng)的水質(zhì)排放標(biāo)準(zhǔn)，管理仍然粗放，對(duì)此，應(yīng)根據(jù)受納水體的水功能區(qū)劃，確定農(nóng)田灌溉退水及水產(chǎn)養(yǎng)殖排水中的總磷排放限值。要加快劃定和建設(shè)糧食生產(chǎn)功能區(qū)、重要農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)保護(hù)區(qū)，積極推進(jìn)特色農(nóng)產(chǎn)品優(yōu)勢(shì)區(qū)建設(shè)，實(shí)現(xiàn)重要農(nóng)產(chǎn)品和特色農(nóng)產(chǎn)品向資源環(huán)境較好、生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定的優(yōu)勢(shì)區(qū)集中。依據(jù)土地消納糞污能力，合理確定養(yǎng)殖規(guī)模，適度調(diào)減水網(wǎng)密集區(qū)的畜禽養(yǎng)殖，引導(dǎo)畜牧業(yè)向環(huán)境容量大的地區(qū)轉(zhuǎn)移。

針對(duì)淺水湖泊內(nèi)源釋放風(fēng)險(xiǎn)高、總磷累積性污染嚴(yán)重問(wèn)題，建議加快實(shí)施重點(diǎn)湖泊生態(tài)修復(fù)。采取消浪、控藻、提高透明度和促進(jìn)淤積等措施，通過(guò)環(huán)境改善恢復(fù)水生植物。通過(guò)水生植物恢復(fù)引導(dǎo)生態(tài)系統(tǒng)向草型湖泊轉(zhuǎn)變，達(dá)到水質(zhì)凈化的目的[52]。

3.3 實(shí)施上游梯級(jí)水庫(kù)群泥沙聯(lián)合調(diào)度，減少庫(kù)內(nèi)淤積，增加輸沙能力

（1） 實(shí)施精細(xì)化“蓄清排渾”。三峽水庫(kù)采用“蓄清排渾”的基本措施來(lái)保證水庫(kù)有效庫(kù)容，即汛期盡量降低水庫(kù)運(yùn)行水位排沙，汛后泥沙含量減少后開(kāi)始蓄水。隨著上游金沙江等梯級(jí)水庫(kù)陸續(xù)建成，若要求水庫(kù)群在整個(gè)汛期維持低水位，等到汛后再集中開(kāi)始抬升水位蓄水，這種調(diào)度運(yùn)行方式不利于水資源的合理利用與高效利用[53]。為此，在新的水沙條件和上游水庫(kù)群聯(lián)合調(diào)度下，建議將汛期劃分為更小的時(shí)間單元，通過(guò)及時(shí)、準(zhǔn)確的水文泥沙監(jiān)測(cè)與預(yù)報(bào)，根據(jù)各時(shí)間單元內(nèi)水庫(kù)來(lái)水量的大小及水流含沙量的大小，實(shí)現(xiàn)精細(xì)化的“蓄清排渾”。所謂精細(xì)化的“蓄清排渾”，就是在“蓄清排渾”的基本原則下，充分利用長(zhǎng)江上游洪峰與沙峰在傳播過(guò)程中不同步的現(xiàn)象，通過(guò)建立較為完善的水情與泥沙實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)及預(yù)報(bào)體系，掌握實(shí)時(shí)入庫(kù)泥沙情況和沙峰在庫(kù)區(qū)的輸移情況;通過(guò)水庫(kù)的實(shí)時(shí)聯(lián)合調(diào)度，使沙峰排出庫(kù)外，實(shí)現(xiàn)長(zhǎng)江上游水庫(kù)群聯(lián)合運(yùn)用下的沙峰排沙調(diào)度[54]。

（2） 庫(kù)尾減淤。在水庫(kù)群聯(lián)合調(diào)度運(yùn)用下，當(dāng)需要開(kāi)展三峽水庫(kù)消落期沖沙減淤調(diào)度而寸灘來(lái)水又不理想時(shí)，可利用消落期上游水庫(kù)集中加大下泄水量，以滿足三峽水庫(kù)消落期沖沙減淤調(diào)度所需的寸灘流量條件，提高變動(dòng)回水區(qū)消落期的走沙能力。同時(shí)，合理安排各水庫(kù)的蓄水時(shí)機(jī)，科學(xué)調(diào)配泥沙，避免水庫(kù)庫(kù)尾可能出現(xiàn)的累積性淤積對(duì)防洪、航運(yùn)等造成影響[54]。

3.4 修訂完善總磷監(jiān)測(cè)的標(biāo)準(zhǔn)方法，強(qiáng)化全沙總磷的監(jiān)測(cè)，濃度和通量并重

現(xiàn)行的總磷監(jiān)測(cè)標(biāo)準(zhǔn)方法要求水樣澄清30 min后再分析“澄清樣”中的總磷。由于顆粒磷大量被排除，使相當(dāng)部分的磷被漏測(cè)，顆粒態(tài)磷被嚴(yán)重低估。有研究同時(shí)分析了三峽水庫(kù)蓄水前后庫(kù)區(qū)多個(gè)斷面的全沙渾樣總磷、沉淀30 min后的澄清樣總磷和0.45 μm濾膜過(guò)濾后的溶解性磷。結(jié)果顯示：澄清樣總磷明顯小于全沙總磷，泥沙濃度越大，澄清樣總磷和溶解性磷的比例越小[55]。自然條件下，長(zhǎng)江上游平均泥沙濃度大于1.00 kg/m3，環(huán)境監(jiān)測(cè)的澄清樣總磷只有全沙總磷的50%左右，溶解磷比例在10%以下。水庫(kù)攔沙，特別是非洪水期間泥沙濃度減少到0.33～0.06 kg/m3，上述比例分別上升到80%和45%以上[29]?？梢?jiàn)，泥沙是決定河流磷的關(guān)鍵變量。

由于顆粒磷大量漏測(cè)，水庫(kù)攔磷程度和作用被嚴(yán)重低估。如三峽水庫(kù)蓄水前后長(zhǎng)江宜昌站全沙總磷平均濃度在汛期（6～9月）和非汛期（10～5月）都大量減少，但澄清樣總磷減少程度并不十分顯著，而且在真正的枯水期（12月至次年3月）澄清樣總磷還有增加的趨勢(shì)。另一方面，監(jiān)測(cè)方法的系統(tǒng)誤差和過(guò)去對(duì)水庫(kù)泥沙的磷作用機(jī)理認(rèn)識(shí)不完善，也導(dǎo)致泥沙對(duì)磷的影響機(jī)理和實(shí)質(zhì)不能全面反映出來(lái)，河流上下游、豐枯季節(jié)和地區(qū)之間的污染與通量難以比較，對(duì)跨區(qū)域通量難以準(zhǔn)確考核。

因此，建議修改完善總磷監(jiān)測(cè)的標(biāo)準(zhǔn)方法，強(qiáng)化對(duì)全沙總磷的監(jiān)測(cè)。在濃度監(jiān)測(cè)的基礎(chǔ)上，開(kāi)展重要控制斷面的通量監(jiān)測(cè)，實(shí)施相鄰2個(gè)控制斷面的污染負(fù)荷區(qū)間測(cè)算，確定本河段或區(qū)域的污染輸出通量限值;實(shí)施跨界斷面濃度與輸出通量雙重控制，科學(xué)制定總磷負(fù)荷削減目標(biāo)[56]。隨著長(zhǎng)江大保護(hù)工作的深入推進(jìn)和水沙條件的演變，全面認(rèn)識(shí)長(zhǎng)江總磷的變化特征十分關(guān)鍵。完善總磷監(jiān)測(cè)方法，重新建立總磷的分析和評(píng)估體系，應(yīng)成為今后長(zhǎng)江流域水環(huán)境管理的重要工作。

4 結(jié) 論

“十三五”以來(lái)，長(zhǎng)江流域水體中總磷問(wèn)題日益突出，長(zhǎng)江干流總磷達(dá)標(biāo)，但其支流總磷超標(biāo)明顯，超標(biāo)斷面主要分布在長(zhǎng)江干流的中上游區(qū)域。湖泊總磷污染不容樂(lè)觀，特別是中下游淺水湖泊總磷超標(biāo)現(xiàn)象普遍。梯級(jí)水庫(kù)的修建改變了水沙條件，顆粒態(tài)磷大幅減少，但溶解態(tài)磷有所增加。長(zhǎng)江干流總磷超標(biāo)產(chǎn)生了一系列的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)：

（1） 長(zhǎng)江支流磷的輸入加速了上游水庫(kù)磷的累積，水質(zhì)污染風(fēng)險(xiǎn)增加;

（2） 淺水湖泊磷超標(biāo)驅(qū)動(dòng)了內(nèi)源循環(huán)機(jī)制，加速了湖泊富營(yíng)養(yǎng)化過(guò)程;

（3） 顆粒磷的減少改變了磷形態(tài)的分布，增加了環(huán)境的脆弱性;

（4） 水庫(kù)攔截減少了入海磷通量，改變了近岸水域生態(tài)環(huán)境。

為了防控長(zhǎng)江流域總磷污染，建議從以下幾個(gè)方面制定長(zhǎng)江流域總磷問(wèn)題的防控對(duì)策。

（1） 要加強(qiáng)“三磷”問(wèn)題治理，遏制長(zhǎng)江中上游重點(diǎn)支流的磷超標(biāo)趨勢(shì);

（2） 要加快城鎮(zhèn)污水處理基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)，完善農(nóng)業(yè)面源管控和湖泊生態(tài)修復(fù)體系，控制長(zhǎng)江中下游磷排放源;

（3） 建議實(shí)施上游梯級(jí)水庫(kù)群泥沙聯(lián)合調(diào)度，減少庫(kù)內(nèi)淤積，增加輸沙能力;

（4） 建議修訂完善總磷監(jiān)測(cè)的標(biāo)準(zhǔn)方法，強(qiáng)化全沙總磷的監(jiān)測(cè)，濃度和通量并重。

參考文獻(xiàn)：

[1] CONLEY D J，PAERL H W，HOWARTH R W，et al.Controlling eutrophication：nitrogen and phosphorus[J].Science，2009，323（5917）：1014-1015.

[2] XU H，PAERL H W，QIN B，et al.Nitrogen and Phosphorus inputs control phytoplankton growth in eutrophic Lake Taihu，China[J].Limnology and Oceanography，2010，55（1）：420-432.

[3] CARPENTER S R.Phosphorus control is critical to mitigating eutrophication[J].Proceedings of the National Academy of Sciences，2008，105（32）：11039-11040.

[4] LIANG Z，SORANNO P A，WAGNER T.The role of phosphorus and nitrogen on chlorophyll a：Evidence from hundreds of lakes[J].Water Research，2020，185：116236.

[5] WALLING D E.FANG D.Recent trends in the suspended sediment loads of the world′s rivers[J].Global and Planetary Change，2003，39（1-2）：111-126.

[6] REINHARD C T，PLANAVSKY N J，GILL B C，et al.Evolution of the global phosphorus cycle[J].Nature，2017，541（7637）：386-389.

[7] RUTTENBERG K C.The Global Phosphorus Cycle[M]∥Holland H D，TUREKIAN K K.Treatise on Geochemistry.Oxford：Pergamon Press，2003：585-643.

[8] TONG Y，WANG X，ZHEN G，et al.Nutrient loads flowing into coastal waters from the main rivers of China （2006-2012）[J].Science Reports，2015，5（1）：16678.

[9] LI M，XU K，WATANABE M，et al.Long-term variations in dissolved silicate，nitrogen，and phosphorus flux from the Yangtze River into the East China Sea and impacts on estuarine ecosystem[J].Estuarine，Coastal and Shelf Science，2007，71（1-2）：3-12.

[10] MüLLER B，BERG M，PERNET-COUDRIER B，et al.The geochemistry of the Yangtze River：Seasonality of concentrations and temporal trends of chemical loads[J].Global Biogeochemical Cycles，2012，26，GB2028.

[11] 秦延文，馬迎群，王麗婧，等.長(zhǎng)江流域總磷污染：分布特征來(lái)源解析控制對(duì)策[J].環(huán)境科學(xué)研究，2018，31（1）：9-14.

[12] 周琴，辛小康，尹煒，等.三峽水庫(kù)磷污染特性及變化趨勢(shì)研究[J].三峽生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)，2019，4（1）：16-21.

[13] 續(xù)衍雪，吳熙，路瑞，等.長(zhǎng)江經(jīng)濟(jì)帶總磷污染狀況與對(duì)策建議[J].中國(guó)環(huán)境管理，2018（1）：70-74.

[14] 秦伯強(qiáng).長(zhǎng)江中下游淺水湖泊富營(yíng)養(yǎng)化發(fā)生機(jī)制與控制途徑初探[J].湖泊科學(xué)，2002，14（3）：193-202.

[15] 王蘇民，竇鴻身.中國(guó)湖泊志[M].北京：科學(xué)出版社，1998.

[16] 朱廣偉，許海，朱夢(mèng)圓，等.三十年來(lái)長(zhǎng)江中下游湖泊富營(yíng)養(yǎng)化狀況變遷及其影響因素[J].湖泊科學(xué)，2019，31（6）：1510-152431.

[17] 季鵬飛，許海，詹旭，等.長(zhǎng)江中下游湖泊水體氮磷比時(shí)空變化特征及其影響因素[J].環(huán)境科學(xué)，2020，41（9）：154-165.

[18] 李娜，黎佳茜，李國(guó)文，等.中國(guó)典型湖泊富營(yíng)養(yǎng)化現(xiàn)狀與區(qū)域性差異分析[J].水生生物學(xué)報(bào)，2018，42（4）：854-864.

[19] HUANG J，XU C，RIDOUTT B G，et al.Nitrogen and phosphorus losses and eutrophication potential associated with fertilizer application to cropland in China[J].Journal of Cleaner Production，2017，159：171-179.

[20] 楊衛(wèi)，李瑞清.長(zhǎng)江和漢江總磷污染特征及成因分析[J].中國(guó)農(nóng)村水利水電，2021（1）：42-47.

[21] SONDERGAARD M，JENSEN J P，JEPPESEN E.Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes[J].Hydrobiologia，2003，506-509（1）：135-145.

[22] HUISMAN J，CODD G A，PAERL H W，et al.Cyanobacterial blooms[J].Nature Reviews Microbiology，2018，16（8）：471-483.

[23] 朱廣偉，秦伯強(qiáng)，高光，等.長(zhǎng)江中下游淺水湖泊沉積物中磷的形態(tài)及其與水相磷的關(guān)系[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2004，24（3）：381-388.

[24] DING S，CHEN M，GONG M，et al.Internal phosphorus loading from sediments causes seasonal nitrogen limitation for harmful algal blooms[J].Science of The Total Environment，2018，625（1）：872-884.

[25] 卓海華，婁保鋒，吳云麗，等.新水沙條件下長(zhǎng)江中下游干流水體總磷時(shí)空變化分析[J].環(huán)境科學(xué)，2020，41（12）：5371-5380.

[26] 翟婉盈，湛若云，卓海華，等.三峽水庫(kù)蓄水不同階段總磷的變化特征[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2019，39（12）：5069-5078.

[27] 周建軍，張曼，李哲.長(zhǎng)江上游水庫(kù)改變干流磷通量、效應(yīng)與修復(fù)對(duì)策[J].湖泊科學(xué)，2018，30（4）：865-880.

[28] REED D C，SLOMP C P，GUSTAFSSON B G.Sedimentary phosphorus dynamics and the evolution of bottom‐water hypoxia：A coupled benthic-pelagic model of a coastal system[J].Limnology and Oceanography，2011，56（3）：1075-1092.

[29] GRUBER N，GALLOWAY J N.An Earth-system perspective of the global nitrogen cycle[J].Nature，2008，451（7176）：293-296.

[30] JANSSEN A B G，JANSE J H，BEUSEN A H W，et al.How to model algal blooms in any lake on earth[J].Current Opinion in Environmental Sustainability，2019，36：1-10.

[31] 王孟，鄔紅娟，馬經(jīng)安.長(zhǎng)江流域大型水庫(kù)富營(yíng)養(yǎng)化特征及成因分析[J].長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境，2004，13（5）：477-481.

[32] 朱廣偉，秦伯強(qiáng)，高光.風(fēng)浪擾動(dòng)引起大型淺水湖泊內(nèi)源磷暴發(fā)性釋放的直接證據(jù)[J].科學(xué)通報(bào)，2005，50（1）：66-71.

[33] WANG S，JIN X，ZHAO H，et al.Effect of organic matter on sorption of dissolved organic and inorganic phosphorus in lake sediment[J].Colloids & Surfaces A（Physicochemical & Engineering Aspects），2007，297（1/3）：154-162.

[34] 謝平.淺水湖泊內(nèi)源磷負(fù)荷季節(jié)變化的生物驅(qū)動(dòng)機(jī)制[J].中國(guó)科學(xué)（地球科學(xué)），2005，35（增2）：11-23.

[35] 王曉蓉，華兆哲，徐菱，等.環(huán)境條件變化對(duì)太湖沉積物磷釋放的影響[J].環(huán)境化學(xué)，1996（1）：15-19.

[36] WANG S，JIN X C，PANG Y.Phosphorus fractions and phosphate sorption characteristics in relation to the sediment compositions of shallow lakes in the middle and lower reaches of Yangtze River region，China[J].Journal of Colloid and Interface Science，2005，289（2）：339-346.

[37] 秦伯強(qiáng)，朱廣偉.長(zhǎng)江中下游地區(qū)湖泊水和沉積物中營(yíng)養(yǎng)鹽的賦存、循環(huán)及其交換特征[J].中國(guó)科學(xué)（地球科學(xué)），2005，35（增2）：1-10.

[38] 劉艷梅.1980-2015年長(zhǎng)江流域凈人為磷輸入和河流磷輸出動(dòng)態(tài)特征研究[D].杭州：浙江大學(xué)，2019.

[39] HU M，LIU Y，ZHANG Y，et al.Long-term （1980-2015） changes in net anthropogenic phosphorus inputs and riverine phosphorus export in the Yangtze River basin[J].Water Research，2020，177：115779.

[40] VRSMARTY C J，MEYBECK M，F(xiàn)EKETE B，et al.Anthropogenic sediment retention：major global impact from registered river impoundments[J].Global and Planetary Change，2003，39（1-2）：169-190.

[41] YANG S L，MILLIMAN J D，LI P，et al.50，000 dams later：erosion of the Yangtze River and its delta[J].Global and Planetary Change，2011，75（1-2）：14-20.

[42] HU B Q，YANG Z S，WANG H J，et al.Sedimentation in the Three Gorges Dam and its impact on the sediment flux from the Changjiang （Yangtze River），China[J].Hydrology & Earth System Sciences Discussions，2009，6（4）：5177-5204.

[43] YANG S L，ZHANG J，XU X J.Influence of the Three Gorges Dam on downstream delivery of sediment and its environmental implications，Yangtze River[J].Geophysical Research Letters，2007，34（10）：10.1029/2007GL029472.

[44] REDFIELD A C.The biological control of chemical factors in the environment[J].American Scientist，1958，46（3）：230A-221.

[45] TYRRELL T.The relative influences of nitrogen and phosphorus on oceanic primary production[J].Nature，1999，400（6744）：525-531.

[46] HUMBORG C，ITTEKKOT V，COCIASU A，et al.Effect of Danube River dam on Black Sea biogeochemistry and ecosystem structure[J].Nature，1997，386（6623）：385-388.

[47] NIXON S W.Replacing the Nile：are anthropogenic nutrients providing the fertility once brought to the Mediterranean by a great river？[J].AMBIO：A Journal of the Human Environment，2003，32（1）：30-39.

[48] 徐皓.長(zhǎng)江口溶解氮磷遷移通量估算及其對(duì)河口生態(tài)的影響[C]∥浙江省地理學(xué)會(huì)2015年學(xué)術(shù)年會(huì)論文集，2015：1-1.

[49] 王曉東.長(zhǎng)江口浮游動(dòng)物功能群的長(zhǎng)期變化：基于時(shí)間序列和生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)的視角[D].北京：中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，2017.

[50] 王保棟，孫霞.三峽大壩會(huì)減小東海的上升流和生產(chǎn)力嗎？：與陳鎮(zhèn)東先生商榷[J].海洋科學(xué)進(jìn)展，2007，25（3）：362-365.

[51] 時(shí)瑤，秦延文，馬迎群，等.長(zhǎng)江流域上游地區(qū)“三磷”污染現(xiàn)狀及對(duì)策研究[J].環(huán)境科學(xué)研究，2020，33（10）：2283-2289.

[52] 秦伯強(qiáng)，高光，胡維平，等.淺水湖泊生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)的理論與實(shí)踐思考[J].湖泊科學(xué)，2005，17（1）：9-16.

[53] 黃仁勇.長(zhǎng)江上游梯級(jí)水庫(kù)泥沙輸移與泥沙調(diào)度研究[D].武漢：武漢大學(xué)，2016.

[54] 金興平，許全喜.長(zhǎng)江上游水庫(kù)群聯(lián)合調(diào)度中的泥沙問(wèn)題[J].人民長(zhǎng)江，2018，49（3）：1-8，31.

[55] 婁保鋒，臧小平，洪一平，等.水樣不同處理方式對(duì)總磷監(jiān)測(cè)值的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2006，26（8）：1393-1399.

[56] 湯顯強(qiáng).長(zhǎng)江流域水體富營(yíng)養(yǎng)化演化驅(qū)動(dòng)機(jī)制及防控對(duì)策[J].人民長(zhǎng)江，2020，51（1）：80-87.

（編輯：趙秋云）

Consideration on total phosphorus problem in Yangtze River Basin

YIN Wei1，2，WANG Chao1，2，ZHANG Hong3，4

（1.Yangtze River Water Resources Protection Institute，Wuhan 430051，China; 2.Key Laboratory of Ecological Regulation of Non-point Source Pollution in Lake and Reservoir Water Sources，Chagnjiang River Water Resource Commission of the Ministry of Water Resources，Wuhan 430051，China; 3.State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry，Research Center for Eco-Environmental Sciences，Chinese Academy of Sciences，Beijing 100085，China; 4.University of Chinese Academy of Sciences，Beijing 100049，China）

Abstract：

During the 13th Five-Year Plan period，the total phosphorus concentration in the main stream of the Yangtze River met the water quality standard，but the total phosphorus in the middle and upper reaches of tributaries and lakes in the middle and lower reaches of the Yangtze River has exceeded the standard obviously.The establishment and operation of the cascade reservoirs in the upper reaches of the Yangtze River changed the water and sediment conditions，resulting in a significant reduction of particulate phosphorus but an increase of dissolved phosphorus.The change of phosphorus transport patterns aggravated the total phosphorus problem in the middle and lower reaches，and produced a series of ecological and environmental effects.The input of phosphorus from upstream tributaries accelerated the accumulation of phosphorus in cascade reservoirs and increased the potential risk of water pollution and eutrophication.The reduction of particulate phosphorus in the middle and downstream changed the distribution of phosphorus form and increased environmental vulnerability.The excessive phosphorus levels in shallow lakes drove the internal circulation mechanism and accelerated the eutrophication process.The steep decrease of phosphorus flux from the Yangtze River to the sea would have a profound impact on the ecological environment of the coastal waters.In view of the total phosphorus problem in the Yangtze River，it is suggested that the input source control should be carried out first，such as strengthening the control of the "three phosphorus" problem，curbing the trend of exceeding the standard of phosphorus in key tributaries in the middle and upper reaches of the Yangtze River.Meanwhile，the construction of urban sewage collection and treatment infrastructure should be accelerated，agricultural non-point source control and lake ecological restoration system should be improved，and phosphorus emission sources in the middle and lower reaches should be controlled.Secondly，it is suggested to implement joint sediment regulation of upstream cascade reservoirs to reduce siltation in the reservoir，increase sediment transport capacity，and increase particulate phosphorus level and phosphorus flux in the middle and lower reaches of the reservoir.Finally，it is suggested to improve the standard method of total phosphorus monitoring，strengthen the monitoring of total phosphorus in the whole sediment，and pay equal attention to the monitoring of phosphorus concentration and flux，so as to provide scientific and systematic data support for the control of total phosphorus in the Yangtze River.

Key words：

total phosphorus;water and sediment changes;eutrophication;flux to the sea;monitoring method;countermeasures and suggestions;Yangtze River Basin