朱廣偉,秦伯強(qiáng),張運(yùn)林,李 淵,朱夢圓,許 海,張毅博

(1:中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站,南京 210008)(2:浙江工商大學(xué)旅游與城鄉(xiāng)規(guī)劃學(xué)院，杭州 310018)

磷是自然湖泊及水庫中影響水體營養(yǎng)狀態(tài)及浮游植物生產(chǎn)力的最主要營養(yǎng)元素[1]，是湖泊生態(tài)環(huán)境保護(hù)中最關(guān)注的元素[2].我國生態(tài)環(huán)境部每年發(fā)布的《中國生態(tài)環(huán)境狀況公報》中，關(guān)于湖泊(水庫)的水環(huán)境問題部分，磷是最常見的污染指標(biāo).湖泊與水庫中磷濃度及其變化，既受人類活動污染狀況的影響，也受湖泊流域自然地球化學(xué)過程及湖體生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)及變化的影響.揭示湖泊和水庫中磷的濃度變化特征及驅(qū)動機(jī)制，是制定相關(guān)水體磷控制目標(biāo)及削減策略的前提.

淺水湖泊是目前我國磷濃度控制、達(dá)標(biāo)管理的難點(diǎn)，湖泊的營養(yǎng)本底及湖沼學(xué)自然過程是影響治理難度的重要因素.淺水湖泊中底泥動力懸浮過程頻繁，顆粒磷沉降這一水體磷自凈方式在淺水湖泊中大為減弱[3]，湖泊水體磷濃度對外源削減的響應(yīng)遲鈍[4].羊向東等利用古湖沼學(xué)技術(shù)，推斷太白湖等長江中下游地區(qū)湖泊的總磷(TP)本底為0.05 mg/L[5].生態(tài)環(huán)境部2020年12月30日發(fā)布的《湖泊營養(yǎng)鹽基準(zhǔn)——中東部湖區(qū)(總磷、總氮、葉綠素a)(2020年版)》，確定該區(qū)域湖泊TP的基準(zhǔn)為0.029 mg/L.這意味著，該區(qū)域湖泊即使未受任何人為污染，依據(jù)GB 3838-2002中關(guān)于湖庫水質(zhì)分類的TP濃度限值，水體TP濃度已經(jīng)處于Ⅲ類(>0.025 mg/L)～Ⅳ類(>0.050 mg/L)狀態(tài).疊加了強(qiáng)烈的人類活動因素后，該區(qū)域部分湖泊的TP控制目標(biāo)設(shè)定為Ⅲ類水，極具挑戰(zhàn).氣候波動將引發(fā)湖泊生態(tài)系統(tǒng)的磷平衡發(fā)生變化，也是湖泊TP濃度波動的自然驅(qū)動力之一.近年來，我國多個淺水湖泊治理中出現(xiàn)TP濃度“反彈”的現(xiàn)象，如2017年太湖水體TP濃度升高[6-7]，2019年龍感湖、黃大湖、泊湖等長江中下游湖泊水體TP濃度升高[8-9]，也成為許多淺水湖泊控磷目標(biāo)實(shí)現(xiàn)困難的重要成因.因此，弄清湖泊水體磷濃度變化的驅(qū)動因素，區(qū)分自然波動與人為污染的貢獻(xiàn)，對湖泊水質(zhì)目標(biāo)的科學(xué)設(shè)定意義重大.

太湖是我國最早開展水體磷濃度觀測記錄的湖泊之一.從1949年10月，中國科學(xué)院水生生物研究所的朱樹屏、楊光圻先生就開始對太湖北部的五里湖和梅梁灣進(jìn)行為期1年的逐月磷濃度觀測[10]，至今已有70余年.1960年夏(6月15日-8月25日)，中國科學(xué)院南京地理所組織隊(duì)伍對全太湖135個點(diǎn)進(jìn)行采樣調(diào)查，測定水體磷濃度[11].1980-1981年，江蘇省科委設(shè)置“太湖環(huán)境質(zhì)量評價”項(xiàng)目，調(diào)查了太湖水面50個樣點(diǎn)及環(huán)湖9條河道的水體磷濃度[12].1987年5月-1988年3月，國家“七五”攻關(guān)課題“太湖主要入湖污染及其控制研究”在太湖布設(shè)39個采樣點(diǎn)，開展了5次水體磷濃度采樣調(diào)查[13].自1991年10月以來，中國科學(xué)院太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站(TLLER)開始按照中國生態(tài)系統(tǒng)研究網(wǎng)絡(luò)(CERN)的觀測規(guī)范，在太湖布設(shè)固定點(diǎn)位實(shí)施逐月水體磷濃度監(jiān)測，觀測記錄持續(xù)至今[14].從70年來的調(diào)查結(jié)果看，太湖水體磷濃度在早期就存在較大的時空差異.比如1949年調(diào)查時，五里湖水體年均磷酸鹽濃度為0.022 mg/L，但最高月份已達(dá)0.154 mg/L[10].1960年夏天調(diào)查時，多數(shù)湖區(qū)水體磷酸鹽濃度低于0.02 mg/L，但東太湖部分水域已達(dá)0.28 mg/L[11].

太湖、巢湖、滇池等湖泊的富營養(yǎng)化治理已近40年.目前包括這“三湖”在內(nèi)，許多湖泊的磷控制依然未能達(dá)到預(yù)期的治理規(guī)劃目標(biāo).系統(tǒng)回顧這些湖泊水體磷濃度的長期變化特征，探尋影響大型淺水湖泊水體磷濃度變化的驅(qū)動因素，將為下一步我國湖泊富營養(yǎng)化控制目標(biāo)與方案制定提供借鑒.本文試圖通過回顧分析太湖70年來水體磷濃度的變化特征，特別是分析主要時段水體磷濃度的月變化過程、顆粒態(tài)與溶解態(tài)比例變化，以及不同年代的空間變化，刻畫淺水湖泊水體磷濃度的波動強(qiáng)度，解析影響淺水湖泊水體磷濃度變化的驅(qū)動因素，為類似大型淺水湖泊磷濃度控制及生態(tài)保護(hù)策略的制定提供借鑒.

1 材料與方法

1.1 數(shù)據(jù)來源及其監(jiān)測點(diǎn)位

本文采用的磷數(shù)據(jù)，監(jiān)測資料來源于7個階段，各階段水面點(diǎn)位的布設(shè)見圖1.其中，1949年10月-1950年10月，朱樹屏等布設(shè)了2個點(diǎn)位，分別位于五里湖及梅梁灣的梅園[10]，即圖1中的TH09及TH00.1960年夏天進(jìn)行太湖資源調(diào)查時，布設(shè)湖體調(diào)查點(diǎn)位共計(jì)135個，選擇其中代表性的點(diǎn)位7個[11].1980-1981年調(diào)查時，共布設(shè)湖體調(diào)查點(diǎn)位50個[12].1987年5月-1988年3月，湖體布設(shè)水質(zhì)調(diào)查點(diǎn)37個[13](圖1).1991年TLLER按CERN規(guī)范觀測后，觀測點(diǎn)位也經(jīng)過了3次調(diào)整：1991-1996年，在太湖布設(shè)10個采樣點(diǎn)，即圖1中的TH00～TH09；1997-2004年增加4個出入湖河口，即TH10～TH13；2005年起，監(jiān)測點(diǎn)增加到32個，去掉了TH02，新增19個點(diǎn)，即圖1中的TH00～TH32.32個監(jiān)測點(diǎn)位中，逐月監(jiān)測點(diǎn)14個，即TH00、TH01、TH03～TH08、TH10、TH13～TH14、TH16～TH17、TH32，其余點(diǎn)位為季度采樣，分別于2、5、8和11月采樣[14].

圖1 各時期太湖水體磷濃度調(diào)查點(diǎn)位

采樣方法上，1949年朱樹屏等調(diào)查時，采集表層和底層2層水樣分別測定[10]，本文所用結(jié)果為其表層、底層平均值.1960、1981及1987年的調(diào)查，報告中未明確采樣深度，推斷為表層樣.1991-2004年TLLER調(diào)查中均為表層水體采樣.2005年以后TLLER調(diào)查時，每個點(diǎn)位采集表層(水下0.2 m)、中層(水深的一半深度，一般為1.0～1.5 m左右)、底層(底泥上0.2 m)3層水樣進(jìn)行混合后，取樣分析[14].據(jù)2003年7月在太湖梅梁灣2.4 m水深水域進(jìn)行為期1周的水柱磷濃度分層監(jiān)測(共分5層)，水柱TP、溶解性總磷(TDP)、溶解性反應(yīng)活性磷(DRP)的平均濃度分別為0.097、0.050、0.007 mg/L，而同時表層0.2 m深度分別為0.098、0.051、0.008 mg/L[15]，表明在太湖的開敞水域，水柱磷濃度垂向分布大致均勻，表層采樣與水柱分層混合采樣的結(jié)果具有可比性.

1.2 水體磷形態(tài)及相關(guān)指標(biāo)測定方法

TLLER進(jìn)行的水體TP、TDP濃度測定方法分別為過硫酸鉀氧化、鉬銻抗顯色分光光度法(GB 11893-1989)，測定波長為700 nm(島津UV-2450型分光光度計(jì))，該方法較早由日本學(xué)者Junko Ebina等提出[16].其中，TP與TDP測定區(qū)別在于是否進(jìn)行水樣過濾.濾膜一般為孔徑1.2 μm的GF/C濾膜(英國Waterman公司).TP測定時，水樣完全混合，包括水體中不易沉淀的懸浮顆粒態(tài)及生物體等，與過硫酸鉀氧化劑溶液混合后在滅菌鍋中全部氧化分解，取上清液鉬-銻-抗顯色測定水體TP濃度.而濾后液氧化分解、顯色測定的則為TDP.此外，對于濾后液不進(jìn)行堿性過硫酸鉀氧化分解而直接進(jìn)行鉬-銻-抗顯色，所獲得的是水體中易于表現(xiàn)出磷酸根化學(xué)活性的部分磷，即DRP.

1949-1950年、1960年及1981-1982年調(diào)查時，測定指標(biāo)為磷酸鹽，也是采用水體中直接添加鉬酸銨、抗壞血酸試劑形成藍(lán)色的磷鉬雜多酸，立即用分光光度計(jì)比色測定.該方法與目前使用的GB 11893-1989中的方法基本一致，但未采用堿性過硫酸鉀試劑氧化分解，也未進(jìn)行過濾，直接進(jìn)行酸性鉬-銻-抗顯色[17]，包括了部分顆粒態(tài)磷轉(zhuǎn)化為磷酸根的部分磷.盡管其測定結(jié)果表達(dá)為磷酸根磷，但其濃度應(yīng)高于DRP，更接近TDP.因此，在后文的對比分析中，將這3個時段測定的磷濃度作為TDP進(jìn)行分析.

水體透明度(SD)的測定采用直徑為25 cm的黑白盤現(xiàn)場測定.水體懸浮顆粒物(SS)濃度的測定采用GF/C濾膜過濾、103～105℃烘干法獲得.水體浮游植物葉綠素a(Chl.a)測定時，過濾濾膜為孔徑0.5 μm的醋酸纖維濾膜，或孔徑約為0.7 μm的GF/F玻璃纖維濾膜(Whatman公司)，將藻類細(xì)胞截留在濾膜上，然后將濾膜冷凍、研磨使細(xì)胞破裂，熱乙醇提取其中的色素，定容后分光光度法測定Chl.a濃度[18].

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)方法

數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)及繪圖主要采用Office Excel軟件完成，SS與各形態(tài)磷、Chl.a與各形態(tài)磷的關(guān)系擬合用Origin 2018軟件完成.在對2005年以來水體TP濃度分析時，進(jìn)行了異常值剔除，即對高于多年平均值3倍誤差以上的數(shù)據(jù)進(jìn)行剔除.2005-2020年的全湖3840個總磷測定平均值為0.135 mg/L，相對誤差為0.153 mg/L，均值加上3倍誤差值為0.596 mg/L.為此，將濃度高于0.596 mg/L以上的數(shù)據(jù)，共計(jì)31套剔除.這些數(shù)據(jù)大多是5-9月的水華高發(fā)季節(jié)某些嚴(yán)重水華堆積點(diǎn)位的樣品數(shù)據(jù)，代表性較差.

2 結(jié)果

2.1 太湖水體TP及TDP歷史變化特征

以記錄相對完整的太湖五里湖TH09點(diǎn)位、梅梁灣梁溪河口的TH00點(diǎn)位及太湖湖心的TH08點(diǎn)位為例，1991-2020年水體TP濃度的逐月變化特征，如圖2所示.

圖2 太湖典型監(jiān)測點(diǎn)水體TP濃度月變化

月間水體濃度波動較大是太湖水體TP的基本特征.以TH00為例，TP濃度最小值為0.031 mg/L，最大值為0.824 mg/L，均值為0.207 mg/L，誤差值為0.141 mg/L，這還不包括2005年之后剔出的31個異常值.對于湖心區(qū)的TH08，波動性明顯小于河口區(qū)的TH00，TP濃度最小值為0.014 mg/L，最大值為0.359 mg/L，平均值為0.090 mg/L，總體誤差值為0.049 mg/L.而位于五里湖的TH09，TP濃度最小值為0.005 mg/L，最大值為0.302 mg/L，平均值為0.122 mg/L，誤差值為0.062 mg/L.3個點(diǎn)位的相對誤差分別為68%、54%及51%，均超過了50%以上，表明在太湖大部分水域中，水體TP濃度一年中均存在較大的波動性.

長期來看，在年內(nèi)TP濃度存在一定波動性的背景下，3個點(diǎn)位的水體TP濃度也具有一定的規(guī)律性.TH00、TH09兩個靠近無錫市區(qū)的點(diǎn)位，年內(nèi)波動性和年均濃度都呈現(xiàn)了明顯的下降，這又反映出無錫市磷污染治理等流域人類活動變化的影響力.以五里湖的TH09為例，2003年啟動了國家863項(xiàng)目“重污染水體底泥環(huán)保疏浚與生態(tài)重建技術(shù)”[19]，對五里湖(又稱為“蠡湖”)進(jìn)行了系統(tǒng)的退漁還湖、面源治理及生態(tài)修復(fù)，外源磷入湖負(fù)荷大幅度削減，水體TP濃度發(fā)生了明顯的突變：1991-2002年的TP濃度平均值為0.140 mg/L(范圍為0.005～0.302 mg/L，n=54)，誤差值為0.081 mg/L，相對誤差為58%.而2003-2020年的TP濃度平均值為0.111 mg/L(范圍為0.034～0.283 mg/L，n=86)，誤差為0.043 mg/L，相對誤差為39%，平均濃度及波動性均明顯下降.處于梁溪河口的TH00點(diǎn)位，在2007年無錫水危機(jī)發(fā)生之后，啟動了瀆山泵站排水工程，使得梁溪河從一個入湖河道變成一個出湖河道，梅梁灣最大的磷外源被切斷，該點(diǎn)位的水體TP濃度也發(fā)生巨大變化.1991年-2007年5月，TH00點(diǎn)位的水體TP濃度平均值為0.266 mg/L(范圍為0.032～0.824 mg/L，n=189)，誤差為0.137 mg/L，而2007年6月-2020年12月，該點(diǎn)的TP濃度均值下降為0.138 mg/L(范圍為0.031～0.681 mg/L，n=161)，誤差為0.112 mg/L，均值下降了58%.此外，在2007年之前，該點(diǎn)的極大值均發(fā)生在11月至次年3月的非水華季，枯水季節(jié)的低水位及梁溪河入湖污染對該點(diǎn)的磷波動起主導(dǎo)的作用，呈現(xiàn)典型的外源控制特征.而2007年開始，該點(diǎn)TP濃度超過0.4 mg/L的高值均發(fā)生在5-9月的水華季，藍(lán)藻水華物質(zhì)的河口堆積成為該點(diǎn)磷濃度異常的主導(dǎo)因子，呈現(xiàn)典型的內(nèi)源控制特征.

位于湖心區(qū)的TH08點(diǎn)位，受河道入湖過程及藍(lán)藻水華堆積等偶然因素的影響概率大為減少，總體TP濃度的波動性顯著小于濱岸帶點(diǎn)位.TH08點(diǎn)位TP濃度月監(jiān)測值的多年誤差明顯小于TH00及TH09，多年均值為0.090 mg/L，濃度范圍為0.014～0.359 mg/L(n=349).值得關(guān)注的是，2017年之后該點(diǎn)的TP波動性明顯增大.在2017年以前，該點(diǎn)的TP濃度均值為0.082 mg/L(范圍為0.014～0.216 mg/L，n=301)，誤差為0.039 mg/L，而2017-2020年，該點(diǎn)的TP濃度均值增至0.140 mg/L(范圍為0.050～0.359 mg/L，n= 48)，誤差增加到0.076 mg/L，與2017年之后太湖湖心區(qū)的藍(lán)藻水華問題加劇有關(guān)[6].此外，2007年之后，由于梅梁灣的入湖污染基本得到控制，梁溪河基本成了排水河道，空間上呈現(xiàn)貢湖灣、湖心區(qū)向梅梁灣補(bǔ)給水量的水文特征，湖心區(qū)與梅梁灣的TP濃度逐漸均一化.這在TH08與TH00的TP月度變化曲線在2007年之后趨于一致的現(xiàn)象中可以得到驗(yàn)證.

由于去掉了顆粒態(tài)磷，太湖TDP濃度的時空波動性明顯小于TP，但仍表現(xiàn)出較大的季節(jié)和空間差異，如圖3所示.TDP存在較高年內(nèi)波動性的現(xiàn)象,在1949-1950年的調(diào)查中已經(jīng)存在.1949年10月-1950年10月的13次調(diào)查中，梅梁灣TH00附近水域的TDP濃度(未過濾樣的磷酸根濃度)均值為0.020 mg/L[10]，水柱平均最大值為0.060 mg/L，誤差值為0.018 mg/L，相對誤差達(dá)到90%.而當(dāng)時五里湖的TDP濃度均值為0.022 mg/L，水柱平均最大值為0.085 mg/L，相對誤差則為100%.在1991-2007年期間TH00點(diǎn)位TDP變幅相對更大.而湖心區(qū)的TH08點(diǎn)位，2007年后TDP年內(nèi)變幅也呈現(xiàn)增大的現(xiàn)象，這與TP反映的近年來磷均值及波動性增高的現(xiàn)象一致.

圖3 太湖典型監(jiān)測點(diǎn)水體TDP濃度月變化

1960年夏天調(diào)查時太湖水體磷酸鹽濃度依然呈現(xiàn)較大的時空差異性.調(diào)查表明夏季太湖水體磷酸根濃度一般在0.01～0.05 mg/L之間，但最大值可達(dá)0.28 mg/L.其中東太湖及馬山南較高，達(dá)0.16～0.25 mg/L，其他地區(qū)均在0.02 mg/L左右[11].1981-1982年調(diào)查時，全湖50個點(diǎn)位，水體可溶性磷酸鹽濃度介于0.020～ 0.055 mg/L之間，平均值為0.036 mg/L，湖心平均值為0.034 mg/L，入湖河道平均值為0.057 mg/L，平均值較1960年有明顯的增加[12]，但空間差異性減小.1987年5、7、9、12月及1988年3月調(diào)查時，全湖TP濃度平均值分別為0.036、0.025、0.013、0.068、0.114 mg/L，就月均值而言，同樣表現(xiàn)出較大波動性，而每個月的全湖不同樣點(diǎn)之間，也存在較大的差異，如5次調(diào)查的全湖TP濃度范圍分別為0～0.13、0～0.18、0～0.053、0～0.608及0.037～0.485 mg/L[13].

與TP的波動性特征一致，TH00點(diǎn)位的TDP在1991-1996年變幅很大(圖3b)，均值為0.095 mg/L(n=55)，相對誤差達(dá)65%，而且月與月之間的濃度值跳躍性大, 反映出城市排污河道梁溪河污染狀況及其入湖排放對太湖水體TDP的沖擊.同期湖心區(qū)TH08點(diǎn)位TDP濃度均值為0.018 mg/L(n=47)，誤差為0.011 mg/L，波動性明顯小于TH00點(diǎn)位，且與TH00點(diǎn)位的低值濃度相當(dāng).

與TP類似，在2007年之前，河口區(qū)TH00點(diǎn)位的TDP濃度波動較大，2003年前五里湖TH09點(diǎn)位的TDP濃度也波動較大，后期3個點(diǎn)位的波動變化趨于一致.2001-2007年5月，TH00的TDP濃度均值為0.100 mg/L(n=73)，誤差為0.043 mg/L，之后均值為0.041 mg/L(n=163)，誤差為0.028 mg/L.TH09在2003年之前均值為0.057 mg/L，誤差為0.024 mg/L；之后為0.042 mg/L，誤差為0.027 mg/L.TH08在2007年5月之前的均值為0.017 mg/L(n=72)，誤差為0.011 mg/L，而之后則均值為0.033 mg/L(n=163)，誤差為0.020 mg/L，均值及波動性的增幅均接近50%.然而，與TP情況不同的是，TH08點(diǎn)位TDP的峰值出現(xiàn)在大多在非水華季節(jié)的10月至次年4月.2001-2020年共出現(xiàn)了24次TDP濃度超過0.050 mg/L的情況，其中20次發(fā)生在非水華高發(fā)季(5-9月)，包括10月份出現(xiàn)5次，3月份出現(xiàn)5次，2月份出現(xiàn)4次，1月份出現(xiàn)2次，4月2次，11月及12月各1次.非水華高發(fā)季的枯水期出現(xiàn)TDP的峰值，表明此時外源污染的影響較大.

2.2 太湖水體磷濃度年變化趨勢

2005年以來，在太湖水體磷監(jiān)測比較統(tǒng)一的情況下，根據(jù)北太湖14個點(diǎn)逐月監(jiān)測值及全太湖32個點(diǎn)逐季度監(jiān)測值，分別計(jì)算出北太湖、全太湖水體各形態(tài)磷濃度的數(shù)學(xué)平均值，如圖4.從圖上可以看出，2005-2020年間，北太湖與全太湖的TP、TDP及DRP年均值之間具有較好的一致性，北太湖始終高于全太湖.其中，北太湖TP平均值為0.147 mg/L，全太湖平均值為0.112 mg/L，北太湖較全太湖高出31%；北太湖TDP平均值為0.051 mg/L，全太湖為0.035 mg/L，北太湖較全太湖高出46%；北太湖DRP平均值為0.024 mg/L，全太湖為0.015 mg/L，北太湖較全太湖高出60%.北太湖與全太湖年均TP濃度之間的相關(guān)系數(shù)達(dá)0.83(n=16)，TDP濃度之間的相關(guān)系數(shù)為0.82，DRP濃度之間的相關(guān)系數(shù)為0.83，這說明即使太湖的水體磷濃度波動性較大，但是大量的調(diào)查結(jié)果之間是具有一定的可比性的.

圖4 北太湖及全太湖年均TP、TDP及DRP濃度年變化(N表示北太湖，W表示全太湖)

即便是從全湖年均值來看，年際之間的波動性仍較大，難以僅從外源污染負(fù)荷變化來解釋.2005-2020年的16年中，全太湖TP年均最小值為0.086 mg/L(2010年)，最大值為0.135 mg/L(2006年)，2010年較2006年4年內(nèi)降幅超過36%，難以僅從流域面源污染控制的方面完全解釋，因?yàn)橥庠次廴鞠鳒p是個逐漸變化的過程.2010年之后的變化也證明了其下降過程并不是個持續(xù)的過程.2010年的極低值出現(xiàn)很可能伴隨了湖體生態(tài)系統(tǒng)變化等非外源因素.即使是相對穩(wěn)定的TDP，年均值的最小值為0.023 mg/L(2005年)，最大值為0.047 mg/L(2008年)，相差了1倍.這種波動表明人類活動因素以外的自然因素對太湖磷濃度的影響是相當(dāng)明顯的.

從年均值的多年變化來看，有2個現(xiàn)象值得關(guān)注.第一，總體上全湖TP年均值與TDP之間的變化趨勢較為一致，但是2007年、2017年明顯呈相反的變化.這與2007及2017年特殊的藍(lán)藻水華情勢有關(guān)[6-7].第二，太湖水體中DRP濃度有增高的趨勢，特別是北太湖的增高趨勢更明顯些，即使是在TP濃度較高的2010-2014年間，DRP濃度沒有明顯下降.由于DRP是水體中與藻類生長關(guān)系最密切的磷形態(tài)，這一問題值得關(guān)注.

梁溪河泵站的啟用，通過改變河道外源污染負(fù)荷變化，顯著影響了TP、TDP的季節(jié)變化特征.TP、TDP在5-9月的水華高發(fā)季與非水華高發(fā)季的差別隨著2007年梁溪河調(diào)水泵站的啟用變化顯著(圖5).2007年梁溪河調(diào)水泵站啟動之前，梁溪河口TH00點(diǎn)位非水華高發(fā)季(10月-次年4月)的水體TP濃度(TH00-NB)總體高于水華高發(fā)季(TH00-B).調(diào)水之后，非水華季的濃度大幅度下降，甚至低于湖心區(qū)的TH08點(diǎn)位.對于TDP而言，盡管變化不如TP明顯，但是也明顯受到影響.

圖5 太湖水華高發(fā)季(B)與非水華高發(fā)季(NB)水體TP及TDP濃度變化對比

對于湖心區(qū)的TH08點(diǎn)位而言，總體而言是非水華季TP高于水華季，但是2017、2019及2020年的藻情相對嚴(yán)重年，水華季的TP濃度明顯高于非水華季，呈現(xiàn)較為反常的現(xiàn)象.而對于TDP而言，2017-2020年水華季均顯著高于非水華季，這與該區(qū)域近年來藻情的變化聯(lián)系密切.

2.3 太湖水體磷濃度空間變化

太湖水面面積2338 km2，出入流復(fù)雜，往復(fù)流頻繁，湖泊水質(zhì)與周邊入湖河道水質(zhì)關(guān)系密切，因此太湖水質(zhì)在空間上具有較大的差異性.此外，太湖不同湖灣水深不同，風(fēng)浪擾動強(qiáng)度不同，發(fā)育的水生植被不同，水質(zhì)差異較大.從圖4可以看出太湖不同湖區(qū)的磷濃度差異是巨大的.而這種差異主要由人類活動引起的外源污染負(fù)荷在過去的30年中不斷變化引起的.

圖6是不同時期太湖自北向南水體TP濃度的差別.從圖可以看出，1991-1992年，外源污染還比較局限與河口區(qū)，從梁溪河口的TH00到梅梁灣三山島的TH01點(diǎn)，TP濃度迅速下降.但是1993-1997年，梅梁灣外源污染較重，自梁溪河口至湖心區(qū)的TH08，呈現(xiàn)TP濃度不斷下降的趨勢.而1998-2003年的磷污染有明顯的減輕, 除TH00點(diǎn)位高于1993-1997年均值外，其余各點(diǎn)均低于1993-1997年均值，意味著1998年太湖“零點(diǎn)行動”等流域點(diǎn)源污染治理發(fā)揮了作用.

圖6 不同時期太湖水體TP濃度自北向南變化特征

太湖水體自北向南的TP變化梯度自2008年以后變化更明顯：整條曲線呈現(xiàn)扁平化，梅梁灣北部的高值區(qū)大幅度下降，而湖心區(qū)、南太湖不斷升高.特別是2018年以來，梅梁灣內(nèi)的5個點(diǎn)平均值為0.137 mg/L，湖心區(qū)TH07、TH08的均值為0.129 mg/L，而南太湖苕溪入口的小梅口為0.123 mg/L，呈現(xiàn)自北而南全太湖磷濃度均質(zhì)化的特征.這與太湖出入流變化導(dǎo)致的空間濃度場相對更加均一有關(guān)，包括望虞河引水與梁溪河泵站出水形成的流場變化等，以及整體北太湖來水量增加等因素[20].

同樣，太湖水體磷濃度自西向東也呈現(xiàn)逐漸均質(zhì)化的趨勢(圖7).但是這個均質(zhì)化過程并非持續(xù)發(fā)生的.從圖7可以看出，1998年，西太湖最大污染入湖河口區(qū)TH10與湖心區(qū)TH08的差別及濃度都相對較低.但是2003年之后自西向東TP濃度梯度變得十分明顯，西太湖TP濃度快速增高，同時湖心區(qū)TH08的濃度相應(yīng)升高.此后，2008年太湖流域及湖體的大規(guī)模污染治理開展之后，西部河口區(qū)的TH10仍繼續(xù)增高，但是湖心區(qū)TH08以東點(diǎn)位TP濃度則開始下降.然而，2013年之后，雖然西太湖的TH10、TH18等點(diǎn)位TP濃度繼續(xù)下降，但湖心區(qū)以東的點(diǎn)位則有所增高.2018年之后，西部重污染區(qū)的TH10、TH18點(diǎn)位TP濃度繼續(xù)下降，而湖心區(qū)大幅度增高，胥口灣、東太湖等東部清潔水域的TP濃度繼續(xù)增高，呈現(xiàn)出磷污染區(qū)東擴(kuò)的現(xiàn)象.其中的機(jī)制，既與1998年以來太湖的治理工程內(nèi)容發(fā)生變化有關(guān)，也與近年來太湖生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)變化，如東部湖區(qū)沉水植被的退化有關(guān).

圖7 不同時期太湖水體TP濃度自西向東變化特征

此外，自西向東，太湖水體中各形態(tài)磷的比例也發(fā)生了變化，如圖8所示.西部入湖河口區(qū)TH10的活性磷比例最高，而東部胥口灣、東太湖等相對清潔水域的活性磷比例也相對更低.這從一個方面表明外源磷輸入對湖體磷濃度的影響還是比較大的.

圖8 太湖水體自西向東不同點(diǎn)位水體中TDP/TP及DRP/TDP比值變化

3 討論

3.1 淺水湖泊水動力擾動引起底泥頻繁懸浮是水體磷濃度波動大的主要物理成因

顆粒態(tài)磷是太湖水體中磷的主要形態(tài).2005-2020年期間3840組調(diào)查數(shù)據(jù)的平均值表明，不能通過直徑約0.7 μm濾膜的顆粒態(tài)磷占TP的比例為66%，全湖平均的顆粒態(tài)濃度均值為0.077 mg/L.而較高的顆粒態(tài)磷濃度及其占比，是大型淺水湖泊頻繁發(fā)生底泥再懸浮過程的必然結(jié)果，原位觀測及底泥再懸浮通量的周年觀測都證明了大型淺水湖泊底泥再懸浮過程對水體顆粒磷濃度的巨大影響[21-22].

大型淺水湖泊，在沒有沉水植被遮蔽底泥的情況下，相對高的濁度、低的透明度是其常態(tài).2005-2020年，太湖各測點(diǎn)的SD平均值為0.39 m，SS的平均值為50.70 mg/L，SD與SS呈現(xiàn)明顯的冪函數(shù)相關(guān).按照我國湖泊營養(yǎng)狀態(tài)評價中的SD、Chl.a、TP、TN和高錳酸鹽指數(shù)5參數(shù)法評價，SD為0.39 m所對應(yīng)的營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)為69.4，屬富營養(yǎng)狀態(tài).若要太湖水體SD的營養(yǎng)狀態(tài)得分低于富營養(yǎng)，臨界值為1.06 m，按照太湖16年的數(shù)據(jù)擬合公式，太湖的SS需低于5.5 mg/L，水體透明度才能達(dá)到1.06 m.這在沒有水草的開敞水域，穩(wěn)定維持如此低濃度懸浮物的情況可能性不大.

將2005-2020年所有監(jiān)測數(shù)據(jù)中按照SS濃度從小到大排序，按照0～5、5～10、10～20、20～30、30～40……290～300 mg/L進(jìn)行排序，分段獲得對應(yīng)數(shù)據(jù)組中TP、TDP、DRP濃度均值，然后構(gòu)建不同SS濃度段SS濃度均值與各形態(tài)磷濃度均值的對應(yīng)關(guān)系，如圖9所示.太湖水體TP與SS濃度之間存在顯著的冪函數(shù)關(guān)系：在SS濃度低于65 mg/L范圍內(nèi)，TP與SS濃度呈現(xiàn)較好的線性響應(yīng)關(guān)系，SS濃度越高，TP濃度越高.當(dāng)SS濃度大于65 mg/L之后，TP濃度隨SS濃度增加的趨勢變得明顯平緩，關(guān)系的波動性明顯增加.其原因是由于高濁度樣品的顆粒物來源的復(fù)雜性決定的.高濁度既可能是大風(fēng)浪擾動引起的無機(jī)顆粒物增高所致，也可能是藻類大量堆積所致.顆粒物成分不同，顆粒磷含量不同，導(dǎo)致總磷含量差別巨大.而TDP、DRP濃度與SS濃度的關(guān)系則更為復(fù)雜，在SS濃度低于30 mg/L以下時，TDP、DRP濃度隨SS濃度增加而快速增加，但當(dāng)SS濃度大于30 mg/L之后，2種溶解態(tài)磷濃度隨著水體SS濃度的增高，反而呈下降趨勢.這表明，水體懸浮顆粒物濃度較高時，會吸附水體中的溶解態(tài)磷，磷在水相與顆粒物相間的固液平衡，將朝著吸附的方向發(fā)展.但是，從圖10b中可以看出，隨著SS濃度升高，TDP的下垂曲線末端仍在0.033 mg/L左右，DRP的下降極值接近0.010 mg/L.太湖SS與各形態(tài)磷濃度的關(guān)系表明，在湖泊底泥再懸浮不能有效控制，水體透明度不能得到明顯改善的情況下，大型淺水湖泊水體磷濃度控制到Ⅲ類水水平(TP<0.05 mg/L)是相當(dāng)困難的.而控制到II類水目標(biāo)(TP<0.025 mg/L)是幾乎不可能的.這也是生態(tài)環(huán)境部將我國東部湖區(qū)水體TP濃度的基準(zhǔn)值定位0.029 mg/L的原因之一.由于大型淺水湖泊的水動力擾動過程頻繁，導(dǎo)致水體顆粒態(tài)磷及伴隨的溶解性磷不斷變化，使得該類型湖泊水體磷濃度存在較大的波動性.

3.2 浮游植物生物量時空變化大是富營養(yǎng)化湖泊水體磷濃度波動大的主要生物成因

磷是影響湖泊浮游植物生長及湖泊營養(yǎng)狀態(tài)的重要因素，是湖泊富營養(yǎng)化的限制性營養(yǎng)鹽.但是，當(dāng)湖泊水體中磷濃度超過一定的閾值，對藻類生物量增加的效應(yīng)會大大下降, 而藻類生物量的增加與聚積以生物體磷的形式反過來對營養(yǎng)鹽濃度的影響更大.據(jù)許海等研究，太湖的冬春季節(jié)浮游植物生長對磷比較敏感，而夏季則往往是氮磷共同限制，甚至是氮限制[23]，此時水體的磷濃度，可能是浮游植物生物體累積的結(jié)果，而非成因.由于淺水湖泊藻類高存量對水體pH、溶解氧等的巨大影響，富營養(yǎng)化湖泊藍(lán)藻水華反過來會促進(jìn)底泥磷釋放，加劇了水相磷濃度維持高值，成為水體磷濃度高低的重要影響因素.

將2005-2020年所有監(jiān)測數(shù)據(jù)中按照Chl.a濃度從小到大排序，按照0～5、5～10、10～20、20～30、30～40……190～200、200～220、220～240、240～280、280～360 μg/L進(jìn)行排序，分段獲得對應(yīng)數(shù)據(jù)組中TP、TDP、DRP濃度均值，然后構(gòu)建不同段Chl.a與各形態(tài)磷的關(guān)系，如圖10所示.從圖10a中可以看出，太湖水體Chl.a與TP濃度呈較好的冪函數(shù)關(guān)系，水體Chl.a濃度越高，水體TP濃度越高.表明水體浮游植物生物量高低是影響水體TP濃度高低的重要因素.根據(jù)圖10中Chl.a與TP濃度的擬合公式，按照2005-2020年太湖平均Chl.a濃度為27.1 μg/L計(jì)算，相應(yīng)水體TP的平衡濃度為0.132 mg/L.這說明，太湖藍(lán)藻水華等藻類高生物量問題無法得到根治的情況下，TP將持續(xù)處于較高水平.而增溫、暴雨、風(fēng)速下降等氣候因素引發(fā)的藻情變化，也勢必同時影響太湖水體的TP濃度，這與之前對2017年太湖水體TP“反彈”的機(jī)理分析相一致[6-7].與TP不同，TDP及DRP與Chl.a濃度的關(guān)系則成典型的單峰狀(圖10b，c).對于TDP而言，在Chl.a濃度低于157.0 μg/L時，TDP濃度隨著Chl.a濃度增高而增高，高于157.0 μg/L之后，則隨著Chl.a濃度的升高而降低.一般而言，太湖水體Chl.a濃度達(dá)到60 μg/L時，就意味著水體發(fā)生了藻類水華.Chl.a與TDP的這種峰值關(guān)系說明，當(dāng)藍(lán)藻水華過度堆積時，水體TDP濃度不會持續(xù)升高，而是到了一定濃度后，藻類吸附、利用的比例增加，使得水相中的表觀溶解態(tài)磷濃度下降.無論是TDP，還是DRP，隨Chl.a濃度增高而增高的區(qū)間都是相當(dāng)寬，也即在大多數(shù)情況下，伴隨著浮游植物生物量的增高，溶解性磷濃度是相應(yīng)升高的.其峰值，TDP能夠達(dá)到0.064 mg/L，DRP能夠達(dá)到0.042 mg/L，都明顯高于目前太湖水體的年均值.意味著如果太湖的藻情繼續(xù)惡化，藻類生物量進(jìn)一步增高，太湖水體溶解態(tài)磷濃度仍將增高.

圖10 太湖水體Chl.a與水體TP、TDP、DRP的分段統(tǒng)計(jì)關(guān)系

浮游植物Chl.a濃度與TP濃度的關(guān)系，能夠解釋東太湖水質(zhì)惡化的現(xiàn)象.以東太湖TH12點(diǎn)位為例，2005年起，水體Chl.a濃度波動增加，特別是2011年起，隨著東太湖網(wǎng)圍養(yǎng)殖設(shè)施退出等經(jīng)營活動變化及太湖水情變化，底泥再懸浮加劇，浮游植物Chl.a增加，與水體TP濃度增高現(xiàn)象一致(圖11).

圖11 東太湖TH12點(diǎn)位水體Chl.a及TP濃度的年變化

3.3 流域排污方式變化及土地利用變化是太湖外源磷負(fù)荷久控不下的社會成因

太湖的富營養(yǎng)化治理，從1980s初就得到重視[12]，被列入國家“六五”、“七五”科技攻關(guān)任務(wù)[13]，特別是1998年開始的太湖水污染治理“零點(diǎn)行動”[24]，以及2007年無錫貢湖灣沙渚水廠發(fā)生的“水危機(jī)事件”之后的“兩個確?！?確保不發(fā)生大面積湖泛、確保飲用水安全)大規(guī)模流域污染治理，均將湖體磷濃度的有效控制作為治理成敗的目標(biāo)之一.然而，湖體磷濃度的控制仍不理想，特別是2017年太湖發(fā)生較大規(guī)模藍(lán)藻水華，水體磷濃度出現(xiàn)“反彈”，以及2020年春末夏初太湖藍(lán)藻水華的大規(guī)模暴發(fā)，均表明太湖水體磷濃度既沒有達(dá)到0.05 mg/L的磷控制目標(biāo)，也沒能發(fā)揮有效限制水華藍(lán)藻生長作用.因此，管理上，既要反思太湖水體TP控制目標(biāo)的可達(dá)性，也要考慮太湖流域磷的外源變化.

太湖的流域入湖磷負(fù)荷長期居高不下.據(jù)黃漪平對1987年環(huán)太湖入湖水量、水質(zhì)的聯(lián)合監(jiān)測表明，太湖河道入湖磷負(fù)荷為1326.69 t/a[13]，許朋柱等對2001-2002水文年的逐月水質(zhì)水量進(jìn)行調(diào)查表明，河道入湖磷負(fù)荷為1029 t/a[25]，而張紅舉通過水量水質(zhì)聯(lián)合監(jiān)測數(shù)據(jù)估算的2000-2012年環(huán)太湖河道入湖磷負(fù)荷年均值為1928 t/a，其中最小值在2001年，為1377 t，最大值在2010年，為2798 t[26].翟淑華等估算的2015、2016年太湖外源河道入湖量分別為2209、2594 t[27].而據(jù)江蘇省水文局的測算，2017年太湖的外源河道入湖總磷負(fù)荷仍達(dá)2200 t[28]，2019年和2020年4-10月份7個月的河道入湖磷負(fù)荷分別為918.8和1316.4 t.外源負(fù)荷持續(xù)偏高仍然是太湖水體磷濃度在高位波動的重要原因.據(jù)王華等分析，太湖2017年磷濃度偏高的根本原因是外源負(fù)荷量大[29].朱偉等將2017年太湖水體磷濃度反彈的成因歸于2016年的流域大洪水[30]，認(rèn)為2016年入湖水量較2006-2015年均值多60.8億m3，引起河道入湖磷負(fù)荷多579.2 t[30].

流域土地利用結(jié)構(gòu)變化及城市化發(fā)展可能是太湖流域外源磷負(fù)荷居高不下的主要原因.據(jù)田甲鳴等對1980年以來太湖流域土地利用變化及人口的資料分析，從1980-2010年，太湖流域耕地面積占比從63.89%下降到40.02%，而建設(shè)用地面積占比由9.70%增加到25.16%[31].建設(shè)用地的單位面積磷產(chǎn)率顯著高于耕地，隨著建設(shè)用地占比的增高，1980、1995、2000、2005及2010年太湖流域土地面源磷排放量分別為0.33、0.33、0.35、0.52、0.85 t/a，2000年以后流域單位面積的磷負(fù)荷大幅增加[31].此外，流域人口密度的增加是外源磷負(fù)荷增高的另一個重要原因.1980、1995、2000、2005及2010年5個時間段太湖流域人口密度依次分別為860、987、1054、1230、1563人/km2，污水排放量依次為28.60億、45.3億、53.4億、60.4億、63.2億t，污水量的增加相當(dāng)大程度上抵消了污水處理標(biāo)準(zhǔn)提高對磷排放量的削減貢獻(xiàn)[31].蘇偉忠等對比了2015年與1985年太湖流域土地利用的變化，1985年太湖林地、園草地、耕地、建設(shè)用地和水面的占比分別為12.17%、0.39%、59.99%、10.06%和17.35%，而2015年已經(jīng)分別變?yōu)?2.22%、1.91%、44.44%、25.36%及16.05%[32]，結(jié)果與田甲鳴等的研究相似.

隨著流域人口的增加，社會用水量相應(yīng)增高，可能改變了太湖來水的組成結(jié)構(gòu)，污水廠尾水在太湖外源來水中的總占比顯著增高，增加了太湖外源磷負(fù)荷.據(jù)歐維新等測算，2015年與1995年相比，太湖流域的水資源需求總量由237.34億m3增加到293.87億m3，增加了56.53億m3，其中生活用水量增加了19.49億m3，工業(yè)用水量增加了58.73億m3，農(nóng)業(yè)用水量下降了21.69億m3[33].

3.4 太湖水體磷濃度控制的技術(shù)途徑

太湖的富營養(yǎng)化治理開展了近40年，在流域污染源控制、水體生態(tài)修復(fù)、生態(tài)水利調(diào)度等方面均投入了大量的工程建設(shè).然而由于太湖流域的社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展快，土地利用狀況變化大，人口仍持續(xù)集聚，磷的污染負(fù)荷居高不下.加上淺水湖體生態(tài)系統(tǒng)脆弱，沉水植被退化，藍(lán)藻水華情勢依然嚴(yán)峻，水體磷濃度存在較高的波動性，致使太湖水體磷濃度仍在高位波動.基于目前太湖水體磷濃度自然波動大、外源負(fù)荷高的問題，進(jìn)一步降低水體磷濃度，可能的途徑包括：(1)提高污水處理廠的除磷標(biāo)準(zhǔn)；(2)控制流域建設(shè)用地比例，控制耕地的旱化比例；(3)大規(guī)?；謴?fù)太湖東部庫灣沉水植被；(4)調(diào)控太湖魚類結(jié)構(gòu)，提高生態(tài)系統(tǒng)抑藻控磷能力.

污水處理廠尾水排放可能成為太湖流域重要的磷點(diǎn)源污染.在保持污水處理廠Ⅰ級A排放標(biāo)準(zhǔn)的情況下，水廠尾水中TP濃度接近0.5 mg/L，是太湖水體磷控制目標(biāo)0.05 mg/L的10倍.平均降水年份太湖流域的水資源供給量為325.43億m3，干旱年份只有251.36億m3[33]；而太湖流域的污水排放量在2010年就達(dá)到63.2億m3[31]，按1980-2010年的發(fā)展趨勢推算2020年至少達(dá)到73億m3，占太湖流域水資源量的22%，如果污水排放標(biāo)準(zhǔn)不進(jìn)行提升，稀釋達(dá)標(biāo)排放的污水處理廠尾水就使得流域入湖水體磷濃度處于湖庫標(biāo)準(zhǔn)的Ⅴ類水(超過0.10 mg/L)，成為太湖水體磷達(dá)標(biāo)的重要障礙.

控制建設(shè)用地?cái)U(kuò)張，控制耕地旱化，是有效控制流域面源磷污染的一種可行的途徑.面源污染控制的重點(diǎn)是土地利用調(diào)控.太湖流域建設(shè)用地、水田、旱地、水域、林地和草地的磷排放系數(shù)分別為3.45、2.56、2.56、1.175、0.18、0.18 kg/(hm2·a)[31]，單位面積建筑用地磷排放系數(shù)農(nóng)田高35%.近年來為追求經(jīng)濟(jì)效益，大量稻田等水田改為旱地，磷的面源流失量顯著增加.據(jù)閔炬等對太湖流域農(nóng)業(yè)用地2002-2017年種植結(jié)構(gòu)及氮磷流失負(fù)荷測算，稻田、果園、菜園、茶園的磷投放量分別為100.8、314.3、458.6、131.3 kg/hm2[34]，旱地作物，特別是茶果園的磷投放量顯著高于稻田.Jiao等在武進(jìn)等地的田間調(diào)查給出了類似的結(jié)論：經(jīng)濟(jì)驅(qū)動下水田向旱田轉(zhuǎn)變，旱田的磷排放負(fù)荷顯著高于水田，導(dǎo)致了區(qū)域磷面源排放強(qiáng)度增加[35].因此，在流域磷的面源控制方面，控制和調(diào)整土地利用結(jié)構(gòu)是關(guān)鍵.

內(nèi)源控制方面，淺水湖泊中草型生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)是一種較為可行的技術(shù)策略.湖泊是流域水中物質(zhì)的匯聚地，發(fā)揮流域水生態(tài)的“腎”功能.對磷而言，湖泊自凈作用包括2個方面：一是沉降并固定在底泥中，這是深水湖泊磷的主要自凈方式[3]；二是大型水草等植物的吸收或促淤沉積，這是淺水湖泊的主要自凈方式.北美濕地?cái)?shù)據(jù)庫資料統(tǒng)計(jì)表明，濕地對磷的吸收能力上限大約是1 g/(m2·a)[36].按此能力，若全太湖均為水生植被發(fā)育良好的草型濕地，磷自凈能力將達(dá)到2338 t/a.但太湖歷史上有記錄的水草面積也只有約600 km2，大部分湖面是沒有水草的藻型湖區(qū)，底泥再懸浮過程頻繁，對磷的自凈能力不大.據(jù)朱夢圓等在2012年8月-2013年9月對太湖4個藻型區(qū)、2個草型區(qū)進(jìn)行了半月1次的底泥再懸浮過程觀測[21]，太湖草型區(qū)水體磷濃度顯著低于藻型區(qū)(圖12)，2個草型區(qū)TP濃度年均值為0.030 mg/L，而4個藻型區(qū)的TP年均值為0.104 mg/L.因此，大面積恢復(fù)太湖的草型區(qū)水生植被，是實(shí)現(xiàn)全湖平均總磷濃度下降的一種可行途徑.

圖12 太湖草型湖區(qū)與藻型湖區(qū)水體TP濃度的周年變化對比

由于浮游植物生物量變化對太湖水體磷濃度波動具有強(qiáng)烈的反饋，通過調(diào)整湖泊魚類群落結(jié)構(gòu)，提高對浮游植物生物量的控制能力，是另一條控制水體磷濃度的生態(tài)修復(fù)技術(shù).毛志剛等對15年太湖食物鏈結(jié)構(gòu)變化及其與藍(lán)藻水華的關(guān)系研究發(fā)現(xiàn)，近年來太湖藍(lán)藻生物量增高是伴隨著底棲和浮游動物食性魚類生物量增加而增高的[37].魚類的食物鏈作用對藍(lán)藻水華的影響與營養(yǎng)鹽升高的作用相當(dāng)，控制太湖藍(lán)藻水華，必須對太湖魚類種群結(jié)構(gòu)進(jìn)行調(diào)控[37].

4 結(jié)論

1)太湖70年的磷濃度監(jiān)測表明，水體磷濃度存在較大的自然波動性.底泥懸浮引起的內(nèi)源釋放強(qiáng)度大、藻類水華引起的水相生物體存在的顆粒磷變化大，以及平原河網(wǎng)地區(qū)暴雨沖擊帶來的外源脈沖式補(bǔ)給等是大型淺水富營養(yǎng)化湖泊水體磷濃度波動性大的主要成因.制定類似太湖這種大型淺水湖泊的磷控制目標(biāo)時，應(yīng)充分考慮水體磷濃度的自然波動性.

2)近70年來太湖流域人類活動方式和強(qiáng)度、出入湖河道來水及其比例變化等對太湖水體磷濃度也產(chǎn)生了明顯的影響.社會發(fā)展帶來的排污量增加及流域城市化、耕地旱化等土地利用結(jié)構(gòu)變化背景下，太湖流域污水負(fù)荷高，總體流域自凈能力不足.近年來由于水情、藻情等變化，太湖水體磷的污染范圍有向東南湖區(qū)擴(kuò)大的趨勢.

3)未來進(jìn)一步降低太湖水體磷濃度，建議提高太湖流域污水處理廠的除磷標(biāo)準(zhǔn)，控制流域建設(shè)用地比例，控制流域耕地的旱化比例，大規(guī)?；謴?fù)太湖東部庫灣沉水植被，并開展太湖魚類結(jié)構(gòu)調(diào)控，提高生態(tài)系統(tǒng)抑藻控磷能力.