河流氮磷和水量输入对太湖富营养化的影响机理研究

胡晓燕，朱元荣，孙福红，陶艳茹，高可伟，马蕙蕙，蒋 娟，邴小杰,4

1. 长江大学地球科学学院，湖北 武汉 430100

2. 中国环境科学研究院，环境基准与风险评估国家重点实验室，北京 100012

3. 西北师范大学地理与环境科学学院，甘肃 兰州 730070

4. 内蒙古大学生态与环境学院，内蒙古 呼和浩特 010021

湖泊是陆地表层系统各要素相互作用的节点，是地表极其珍贵的水资源，尤其淡水湖泊为人类的生产生活提供基本保障[1-3]. 我国的湖泊众多，面积1 km2及以上湖泊数量达2 621 个，总面积可达8.2×104km2[4]，其中淡水湖泊面积为3.6×104km2，尤其是长江中下游地区分布着我国最大的淡水湖泊群[5]. 然而，随着社会经济发展和资源的过度开发使用，湖泊富营养化等生态环境问题十分突出，制约着区域经济绿色发展和“山水林田湖草沙”一体化保护和系统治理. 因此，关于营养盐、富营养化和蓝藻水华的研究依然备受关注[5]. 其中，氮(N)、磷(P)营养盐负荷的输入及其导致的内源负荷的快速汇集是湖泊富营养化的关键因素[6-7].

入湖河流是外源氮磷负荷输入湖泊的主要途径[8-10]. 近年来，我国在河流氮磷输入负荷及湖泊富营养化治理方面取得了积极成效[11-12]. 然而，基于我国典型湖泊主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)对比研究及其对湖体富营养化的影响分析表明，目前入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)水平仍然是我国一些湖泊水体富营养化的重要影响因素之一[13]. 另外，水量及其导致换水周期的变化也是一些湖泊水体ρ(TN)、ρ(TP)和富营养化程度的重要影响因素之一[13-14]. 目前，我国湖泊入湖河流氮磷控制标准主要依据《地表水质量标准》(GB 3838—2002). 然而，现行的地表水质量标准在一些湖泊流域入湖河流和湖体ρ(TN)、ρ(TP)控制管理上存在不足与争议[15-16]. 因此，在《地表水质量标准》(GB 3838—2002)基础上，探讨河湖氮磷协同控制问题对于一些湖泊，尤其是富营养化湖泊外源氮磷的输入负荷控制，以及湖泊富营养化的控制具有重要意义. 同时，进一步科学有效、严格控制外源氮磷输入负荷，仍然是湖泊富营养化治理首要和长期任务，是生态修复、内源治理等途径的前提和基本保障[8,13].

结合湖泊水质控制标准或目标，一些水质模型如EFDC、CE-Qual-W2、WASP、Bathtub 模型(湖盆水质分析模拟程序)等，被广泛应用于国内外入湖河流及点源、面源营养盐负荷控制模拟研究、方案制定等方面[17]. 其中，Bathtub 模型是基于美国500 多个湖库气候条件参数、氮磷水质、Chla、水量等数据统计分析，专门针对营养盐输入负荷-湖库富营养化响应关系开发的经验水质模型，由水量平衡、营养盐平衡、富营养化响应〔ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)和透明度等描述〕3 个部分组成的经验模型[18]. 该模型可以模拟湖泊和水库等水体内营养盐的平流和扩散传输，预测营养盐输入负荷对湖库ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)等定量化影响[19]. 与Lakeweb 模型、MIKE 模型、CE-QUAL-W2模型[20]等常见的湖泊水生态模型相比，Bathtub 模型所需数据量相对较少，模拟效果满足日常管理精度要求. 因此，该模型被EPA 推荐为制定富营养化湖库营养盐TMDL 计划的模型之一. 目前，我国已有一些学者尝试引入Bathtub 模型研究入湖河流、湖体ρ(TN)、ρ(TP)协同控制或标准衔接方面的研究，并取得了较好效果[15,21].

太湖是我国典型大型浅水湖泊，对区域生态环境、经济等具有非常重要作用，2007 年暴发太湖水危机以来，其富营养化治理更是引起了党中央、国务院和社会各界的广泛关注[22-23]. 2007 年以来治理也取得了显著的成效[24]. 然而，2016 年以来，太湖ρ(TP)开始反弹，蓝藻水华暴发态势严峻[25]. 其中，外源磷负荷输入控制仍是关键因素和瓶颈[12]，同时河湖氮磷控制标准不衔接问题引起了广泛关注[16,26]. 因此，该研究拟采用Bathtub 模型构建太湖主要入湖河流与湖体ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)响应关系. 在此基础上，探讨了太湖主要入湖河流水质、水量变化对湖体富营养化的影响，以及太湖主要入湖河流与湖体ρ(TN)、ρ(TP)和水量协同控制，以期为太湖流域河湖氮磷协同控制以及外源输入负荷的科学管控提供依据.

1 研究区域、数据与分析方法

1.1 区域概况

太湖流域河网密布，其中，太滆南运河、社渎港、直湖港等22 条主要入湖河流污染输入负荷可占入湖污染负荷总量的70%～80%[27]. 尽管2003 年以来，太湖主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)显著下降，然而入湖河流水量呈显著增加趋势，综合导致了近20 年入湖负荷或通量并未显著的下降[13]. 太湖ρ(TN)呈现下降趋势，但是ρ(TP)一直在0.05～0.10 mg/L 范围内波动.太湖ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)水平在空间上差异性较大，西北部湖区ρ(TN)、ρ(TP)水平较高，同时也聚集了大量蓝藻水华，而东南部湖区ρ(TN)、ρ(TP)水平相对较低，水生植物分布较广、水生态状况相对较好.因此，该研究拟将太湖分为3 个主要湖区：西北部湖区、中心段湖区、东南部湖区.

1.2 数据来源与处理

2013—2018 年 太 湖ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)逐月水质数据来源于生态环境部太湖常规监测点位以及主要出入湖河流监测(见图1). 水量、降雨量、水位等相关水文数据主要来源于太湖流域管理局公开的《水情年报》《水情月报》《太湖健康状况报告》《“引江济太”年报》或水文站等提供的数据资料.

图 1 太湖湖区划分及监测点位示意Fig.1 The division of Lake Taihu and the distribution of monitoring points

其中，2013—2018 年太湖ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)逐月水质空间分布数据，在ArcGIS 10.2 软件中通过反距离权重法插值分析获得，并采用掩膜提取法分析了西北部湖区、中心段湖区、东南部湖区的ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)平均值. 采用Origin 2021 和Excel 2016软件开展相关数据统计分析及绘图.

1.3 Bathtub 模型模拟分析

1.3.1 模拟区域划分

该研究结合太湖主要出入湖河流流向特征，将太湖分为水力上串联的3 个区域(见图1). 其中，陈东港、漕桥河、大浦港等大部分主要入湖河流集中在西北部湖区，区域内污染物浓度相对较高；长兴港、苕溪、旄儿港等入湖河流位于中心段湖区，区域内污染物浓度次之；出湖水量和河流主要分布在东南部湖区，包括太湖流域阳澄淀柳区和杭嘉湖区的出湖河流以及太浦河等.

1.3.2 模型参数设定

Bathtub 模型运行和设定的主要参数如表1 所示.其中，全局变量包括湖泊换水周期、降水量、蒸发量、水位变化、大气沉降外部输入负荷等. 分段，即综合考虑水体水力流动方向、空间特征等对整个湖泊水体进行合理空间划分和模拟分析，该研究具体分段方式如图1 所示. 支流参数，即湖泊出入湖河流水质、水量等参数，该研究涉及环太湖22 条主要入湖河流和5 条主要出湖河流的水量、ρ(TN)和ρ(TP)等参数.

表 1 Bathtub 模型参数统计结果Table 1 Statistics for parameters of the Bathtub model

1.3.3 模型率定与验证

基于2013—2014 年太湖流域参数，开展了Bathtub模型中具体模块选择及参数率定(见表2)，同时采用2015—2018 年实际监测数据进行验证(见图2). 结果表明，ρ(TN)、ρ(TP)的模型模拟预测值与实测值基本吻合，而且均呈显著相关，模拟结果良好. 其中，西北部湖区的ρ(Chla)模拟效果较好，且模拟值与实际监测值呈显著相关，中心段湖区、东南部湖区水体ρ(Chla)模拟预测值与实测值也基本吻合，但是缺少明显的变化，无统计学显著性差异.

表 2 Bathtub 模型模块选择及系数校正Table 2 Coefficient correction and the selection of modules in Bathtub model

图 2 太湖执行Bathtub 模型的率定及验证效果Fig.2 Calibration and verification of Bathtub model in Lake Taihu

2 结果与讨论

2.1 主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)变化对湖体富营养化的影响

基于Bathtub 模型的参数率定与验证，构建了22条主要入湖河流与太湖连续划分区域ρ(TN)、ρ(TP)的响应关系(见图3、4). 模拟结果表明，太湖不同区域ρ(TN)、ρ(TP)均随着主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)的增加而显著升高. 这与Xu 等[15]模拟结果基本一致，表明太湖ρ(TN)和ρ(TP)仍然与主要入湖河流氮磷的输入存在显著性相关关系. 但是，2013—2018 年期间，不同年份太湖流域河湖氮磷的响应关系存在较大差异(见图3、4)，尤其是河湖ρ(TP)的响应关系(见图4). 这可能由于近些年来主要河流外源输入与内源释放对湖体ρ(TN)、ρ(TP)，以及蓝藻水华生长的贡献比例发生了较大变化[27-29].

图 3 2013—2018 年太湖主要入湖河流ρ(TN)变化对西北部湖区、中心段湖区、东南部湖区ρ(TN)影响以及入湖河流ρ(TN)实际监测值的变化趋势Fig.3 The influence of ρ(TN) of the main inflows to ρ(TN) of the northwestern area, the central area, and the southeast area, and the monitoring value of ρ(TN) of the main inflows from 2013 to 2018

设定入湖河流同一ρ(TN)目标值情景下，2013—2018 年各湖区ρ(TN)响应值逐渐降低. 这可能由于近年来平均温度上升有利于蓝藻生长与水华暴发导致了有机质累积，以及气候条件(如风速下降)等大环境变化有利于太湖氮的反硝化过程[28-30]. 同时，近些年太湖主要入湖河流ρ(TN)也有小幅下降(见图3)，综合因素导致近些年入湖河流ρ(TN)对湖体影响有所减弱，湖体ρ(TN)持续下降. 与湖体ρ(TN)响应不同，入湖河流同一ρ(TP)目标值情景下，2013—2016年湖体各区段TP 响应浓度逐渐降低，2017 年和2018 年湖体ρ(TP)快速升高. 这可能由于2013—2018年期间，太湖水量(降雨量)、水生植被面积、内源释放强度等发生较大的变化. 其中，2015 年、2016 年极端降雨天气可能导致了大量TP 负荷输入[31]，同时太湖水生态系统遭到了严重破坏，东部湖区大面积水生植被的退化[25]，减少了对磷元素的吸收同时又增加了风浪对底泥的扰动再悬浮，加剧内源释放进一步恶化了湖体自然生态环境. 另外，与氮反硝化过程不同，长期以来气候缓慢变化，如风速下降导致的太湖静稳态条件被认为有利于蓝藻水华聚集暴发，有机质聚集降解、蓝藻泵吸作用等促进了内源磷释放[28-29]，导致近几年来ρ(TP)的反弹.

太湖流域主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)对各区域的富营养化的影响存在明显差异(见图3、4)：随着入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)升高，太湖西北部响应浓度最高，即对西北部湖区影响程度较大且直接，对东南部湖区的影响较小. 这与太湖水质长期的空间分布一致，即西北部ρ(TN)、ρ(TP)高于东南部[32]. 太湖流域主要入湖河流氮磷污染负荷输入集中在西北部湖区，对于典型大型浅水湖泊而言，这些输入氮磷负荷易在沉积物中快速累积，一方面可能导致沉积物对污染物的吸附以及自净能力下降；另一方面累积的内源氮磷再释放强度增大，这可能综合导致西北部湖区对入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)输入更为敏感，对上覆水的影响更为直接[33-34]. 因此，针对太湖ρ(TN)、ρ(TP)以及富营养化控制，建议设定区域差异化目标. 例如，以Bathtub 模拟结果分析，西北部湖区ρ(TN)、ρ(TP)阶段性目标值仍建议控制在Ⅳ～Ⅴ类水质标准，而其他区域控制在Ⅳ类水质标准及以下.

图 4 2013—2018 年太湖主要入湖河流ρ(TP)变化对西北部湖区、中心段湖区、东南部湖区ρ(TP)影响以及入湖河流ρ(TP)实际监测值的变化趋势Fig.4 The influence of ρ(TP) of the main inflows to ρ(TP) of the northwestern area, the central area, and the southeast area, and the monitoring value of ρ(TP) of the main inflows from 2013 to 2018

2.2 入湖水量变化对湖体富营养化影响

2.2.1 湖西区入湖水量对湖体ρ(TN)、ρ(TP)及ρ(Chla)影响分析

湖西区地处太湖流域西北部，是环太湖入湖水量的主要来源[35]，资料表明2013—2018 年湖西区入湖水量有明显增多的趋势，多年平均入湖水量为79.13×108m3，其中2016 年入湖水量高达105.5×108m3，远大于其他年份，2013 年入湖水量最低为53.4×108m3.基于Bathtub 模型，进一步结合2013—2018 年湖西区水量变化范围，模拟分析了湖西区入湖水量从40×108m3增至120×108m3的过程中，太湖不同区段ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)的响应过程(见图5). 湖西区入湖河流水量的增加促进了太湖尤其是湖西区的富营养化程度，即表现为ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)升高.湖西区入湖河流水量由40×108m3增至120×108m3的过程中，太湖西北部湖区ρ(TN)最大可增加0.49 mg/L，ρ(TP)最大可增加0.03 mg/L，ρ(Chla)最大可增加0.005 mg/L. 湖西区入湖水量变化对太湖中心段湖区、东南部湖区富营养化程度的影响相对较小. 以东南部湖区为例，湖西区入湖河流水量由40×108m3增至120×108m3的过程中，ρ(TN)最大仅可增加0.17 mg/L，ρ(TP)最大可增加0.005 mg/L，ρ(Chla)最大可增加0.001 mg/L.

图 5 湖西区入湖水量变化对西北部湖区、中心段湖区、东南部湖区湖体ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)的影响Fig.5 The influence of the change in the water volume of inflows to ρ(TN), ρ(TP), ρ(Chla) of the northwestern area,the central area, and the southeast area

入湖水量增加有利于改善湖体水运动条件，同时增加出湖水量，缩短了换水周期，有利于水体自净能力的提升[36]. 但是，由于湖西区入湖河流水质长期较差，大量增加入湖水量可导致较高的氮磷负荷输入，不利于西北部湖区富营养化控制. 因此，在相同的浓度控制标准或目标前提下，建议适当控制湖西区直接入湖水量. 胥瑞晨等[37]对湖西区入湖水量长期变化及原因分析表明，城市化率、气候条件和沿江引水量都是导致其变化的主要原因，其中人为干扰(城市化率和沿江引水量)与自然影响(气候条件)的贡献率各占50%. 因此，未来通过合理、科学的措施，如强化海绵城市的建设、沿江水资源合理调度等，控制湖西区直接入湖水量具有一定可行性. 结合近些年水量的变化情况，建议将湖西区入湖水量控制在60×108～70×108m3左右，与极端的120×108m3相比，太湖西北部湖区ρ(TN)可降低0.10～0.30 mg/L，ρ(TP)可降低0.004～0.010 mg/L，ρ(Chla)也可随之降低0.000 3～0.001 4 mg/L.

2.2.2 “引江济太”对湖体ρ(TN)、ρ(TP)及ρ(Chla)的影响

为改善太湖水环境，优化水资源配置，太湖流域从2002 年开始实施“引江济太”调度工程，经望虞河将长江水体直接引入太湖，又经过太浦闸对下游地区供水，从而达到加快水体流动，缩短换水周期，提高水体自净能力，改善水体质量的目的[38-39]. 结合2013—2018 年望虞河水量变化范围和主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)监测值，模拟分析了望虞河入湖水量从0 增至25×108m3过程中，太湖不同区段水体ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)的响应过程. 与湖西区入湖河流相比，望虞河水质较好，模拟结果表明其入湖河流水量增加在一定程度上降低了太湖的富营养化程度，尤其是促进了西北部湖区ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)的降低(见图6). 望虞河入湖河流水量由0 增至25×108m3的过程中，太湖西北部湖区ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)可降低的最大值分别为0.36、0.006、0.001 mg/L. 望虞河入湖水量变化对太湖中心段区域、东南部湖区富营养化程度的影响相对较小. 以东南部湖区为例，望虞河入湖河流水量由0 增至25×108m3的过程中，ρ(TN)最大仅可降低0.07 mg/L，ρ(TP)最大仅可降低0.002 mg/L，ρ(Chla)甚至可增加0.001 mg/L.

图 6 望虞河“引江济太”水量变化对西北部湖区、中心段湖区、东南部湖区湖体ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)的影响Fig.6 The influence of water diversion from Yangtze River to Lake Taihu by Wangyu River to ρ(TN), ρ(TP), ρ(Chla) of the northwestern area, the central area, and the southeast area

该研究的模拟结果表明，“引江济太”有利于水体自净的能力提升，这与已有研究结果[40-41]一致. 这主要由于“引江济太”入湖水质较大多数入湖河流的水质优良，而且“十三五”期间长江干流水质仍在不断改善[42]. “引江济太”入湖水量还能有效抑制局部水体蓝藻水华的生长和聚集，并最大程度地减轻干旱对太湖生态环境及流域社会经济发展的不利影响. 关于外部引水水量的增加方面，也应该遵循“科学调度”的原则，科学控制引水规模和时间[43]. 结合Bathtub 模拟结果，以及近些年水量的变化情况，建议将望虞河入湖水量控制在15×108～25×108m3之间，与未引水情景相比，太湖西北部湖区ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(Chla)可分别降低0.137、0.006 和0.000 6 mg/L.

2.3 太湖主要入湖河流与湖体氮磷协同控制探讨

结合现行《地表水质量标准》(GB 3838—2002)，进一步模拟分析了太湖主要入湖河流与湖体氮磷标准限值衔接情况. 模拟了入湖河流执行ρ(TP)各类标准限值情景下，太湖不同区域ρ(TP)响应值(见表3).结果表明，现行《地表水质量标准》(GB 3838—2002)对太湖流域而言，存在河湖标准不衔接上的不足. 其中，入湖河流设定同一标准限值，对西北部湖区水质类别的影响最大，ρ(TP)标准限值不衔接问题最为突出. 例如，入湖河流执行Ⅱ类时，不同湖区ρ(TP)响应水质类别仅为Ⅲ～Ⅳ类. 这与我国一些典型湖泊河湖标准不衔接问题类似，如鄱阳湖等[13,21]. 因此，一些学者建议下一步修订《地表水质量标准》(GB 3838—2002)过程中，完善或补充河湖衔接相关机制、配套政策措施[16].

表 3 入湖河流模拟执行河流ρ(TP)标准限值时湖体ρ(TP)的响应值Table 3 Simulated results of ρ(TP) in lake area under river standard limits

基于湖泊ρ(TN)、ρ(TP)各类别水质标准限值，模拟试算了入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)控制限值(见表4、5). 结果表明，即使入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)控制在极限条件(接近于0)下，目前太湖ρ(TN)仍无法达到Ⅱ类及以上水质目标要求，ρ(TP)基本无法达到Ⅰ类水质标准限值. 这可能与太湖内源长期累积，以及大气沉降氮磷输入对水体ρ(TN)、ρ(TP)贡献密切相关[28,44-45]. 结合近些年主要入湖河流ρ(TN)监测值(平均值)介于2.72～3.45 mg/L 之间，太湖ρ(TN)标准仍建议控制在Ⅳ类水平. 2013—2018 年期间，随着湖体反硝化过程增强，太湖ρ(TN)达到Ⅳ类标准，对应的入湖河流ρ(TN)控制限值逐渐放宽，但是仅依靠入湖河流ρ(TN)控制，可能也难以使太湖ρ(TN)达到Ⅲ类水平.

表 4 根据《地表水质量标准》(GB 3838—2002)湖泊水质标准限值试算的入湖河流ρ(TN)模拟限值Table 4 Simulation results of ρ(TN) of inflows based on different TN standard limits of lakes inthe Surface Water Quality Standards (GB 3838—2002)

表 5 根据《地表水质量标准》(GB 3838—2002)湖泊水质标准限值试算的入湖河流ρ(TP)模拟限值Table 5 Simulation results of ρ(TP) of inflows based on different TP standard limits of lakes in the Surface Water Quality Standards (GB 3838—2002)

基于太湖ρ(TP)达到Ⅳ类标准情景，试算的入湖河流ρ(TP)需控制在0.195～0.596 mg/L 之间；太湖ρ(TP)达到Ⅲ类标准，入湖河流ρ(TP)控制在0.058～0.147 mg/L 之间. 结合近些年主要入湖河流ρ(TP)监测值(平均值)介于0.13～0.22 mg/L 之间，仅依靠入湖河流ρ(TP)控制，湖体难以达到Ⅲ类水质标准. 太湖ρ(TP)标准仍建议控制在Ⅲ～Ⅳ类水质之间. 尤其是2016 年以来，入湖河流ρ(TP)控制在极低水平，湖体才可能达到Ⅲ类水质标准. 如果考虑太湖流域来水背景值、区域必要的经济发展等，目前入湖河流ρ(TP)远无法达到该水平[32,46].

该研究进一步模拟分析了太湖西北部湖区达到各类水质标准限值，入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)的协同控制限值(见表6、7). 与全湖平均值相比，湖西区要达到同一标准限值，入湖河流的协同控制限值要更为严格. 因此，与全湖相比，在河湖氮磷衔接目标制定上，湖西区建议单独设定协同控制目标浓度值. 结合近些年主要入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)监测值，太湖西北部湖区ρ(TN)建议控制在Ⅳ～Ⅴ类水平，接近Ⅳ类水平，ρ(TN)建议控制在Ⅳ类水平.

表 6 基于太湖西北部湖区达到湖泊各类水质标准限值试算的入湖河流ρ(TN)控制限值Table 6 Simulation results of ρ(TN) of inflows based on different TN standard limits of the northwestern part of Lake Taihu

表 7 基于太湖西北部湖区达到湖泊各类水质标准限值试算的入湖河流ρ(TP)控制限值Table 7 Simulation results of ρ(TP) of inflows based on different TP standard limits of the northwestern part of Lake Taihu

3 结论与建议

a) 太湖主要入湖河流氮磷的输入仍显著影响太湖ρ(TN)、ρ(TP)，尤其是对西北部湖区的富营养化水平影响最大. 2013—2018 年期间，入湖河流ρ(TN)输入对太湖ρ(TN)影响有所减弱；2016 年以来，除了入湖河流ρ(TP)输入以外，内源磷释放增强等可能对湖体ρ(TP)反弹起着更为关键作用.

b) 在入湖水量方面，湖西区入湖水量增加可导致太湖富营养化程度增加，而“引江济太”水量输入在一定程度上改善了太湖水质. 建议分区域控制直接入湖河流水量，其中，湖西区直接入湖水量控制在60×108～70×108m3之间，望虞河“引江济太”水量控制在15×108～20×108m3之间.

c) 针对太湖流域而言，现行《地表水质量标准》(GB 3838—2002)在协同控制河湖氮磷方面存在一定的不足. 仅通过入湖河流ρ(TN)、ρ(TP)控制，太湖ρ(TN)和ρ(TP)难以达到Ⅲ类水质标准.

d) 与全湖平均值相比，湖西区要达到同一标准限值，入湖河流的协同控制限值要更为严格. 在河湖氮磷衔接目标制定上，湖西区建议单独设定协同控制目标浓度值. 另外，建议结合《地表水质量标准》(GB 3838—2002)，开展太湖流域水质、水量协同控制，有效约束入湖通量，达到河湖氮磷协同控制目的.