汉江是长江中游主要支流, 发源于陕西宁强县秦岭南麓, 干流流经陕西和湖北两省^[1], 其在蔡甸新沟进入武汉境内, 在武汉市中心龙王庙汇入长江, 武汉境内流程约62 km.汉江武汉段河道弯曲, 江面丰水期宽度约400 m, 枯水期仅100 m左右.汉江干流武汉段主要被划分为汉江武汉保留区和汉江武汉蔡甸、东西湖区农业、工业用水区及汉江武汉城区、蔡甸、东西湖区饮用水源、工业用水区, 这3个重要水功能区水质管理目标均为《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)Ⅲ类^[2].为加强城市饮用水水源地保护工作, 武汉汉江水源地作为一个整体被纳入全国重要饮用水水源地名录^[3], 其包括了武汉城区以汉江为水源的西湖、蔡甸、白鹤嘴、余氏墩、琴断口和宗关等水厂水源地.据统计, 这些水厂年总供水量总计在4亿t^[4]以上.按武汉市城市集中式地表水饮用水水源保护要求^[5], 上述水厂水源地一级保护区水域范围为取水口上游1~2 km, 至下游均为100 m, 横向为整个河道宽度; 一级保护区水质要求为不得低于《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)中Ⅱ类标准.

汉江水环境质量的优劣直接关系到沿江居民安居乐业和社会经济发展等重大问题.汉江中下游水体水质、水污染状况及其变化已有一些分析^[6~11].自1992年2月在汉江中下游首次观测到“水华”以来, 因“水华”频发, 该水域水环境问题引起了广泛关注^[12~18]; 随着引汉济渭、南水北调中线工程和鄂北调水等大型水利工程的建成运行, 因调水对汉江中下游水环境带来的影响受到更进一步关注^[19~24].但汉江作为武汉市城市主要供水水源地, 其水质变化趋势及风险分析鲜见报道.长期持续监测结果显示, 除“水华”现象外, 宗关、琴断口和白鹤嘴等水厂水源地一级保护区内水体部分月份存在水质评价结果超Ⅲ类^[4]的情况.因此, 聚焦水源地属性, 本文以武汉汉江水源地为研究对象, 应用MK(Mann-Kendall) 趋势分析等手段对其变化进行分析, 综合评估水源地水环境现状、污染物时空分布特征和潜在风险, 旨在为水源地保护管理、水质改善和城市供水安全等提供技术支持.

武汉汉江水源地是一系列水厂水源地概称.目前武汉市以汉江为水源的水厂主要有西湖水厂、蔡甸水厂、白鹤嘴水厂、余氏墩水厂、琴断口水厂、宗关水厂和国棉水厂(2017年停止运行), 其中白鹤嘴水厂、琴断口水厂和宗关水厂这3个水厂供水量约占上述水厂总供水量的90%, 占到全市总供水量的近30%.各水厂取水口通常设置在河道较靠近河岸部分.为更好研究武汉汉江水源地水质状况, 综合考虑河道特征和水厂取水因素, 参照《水环境监测规范》(SL 219)在每个水厂取水口上游约1 km处设置监测断面(位于水源地一级保护区范围), 并在每个断面距岸约5 m、10 m和50 m的位置设置采样垂线, 采集水面以下0.5 m水样开展检测.各水厂和采样断面位置示意见图 1.

图 1

Fig. 1

图 1 武汉汉江水源地相关水厂及监测断面位置示意 Fig. 1 Location of water plants and monitoring sections in Wuhan Hanjiang River water source

选取2004~2021年系列监测成果进行分析.水质指标选取水温、pH、透明度、高锰酸盐指数、氨氮、总磷、总氮、浮游植物定性及定量和叶绿素a等.另外, 2022年初对可溶性二氧化硅进行了补充监测.其中, 水温和pH等参数使用便携式多参数分析仪器、透明度采用塞式圆盘法现场测定, 高锰酸盐指数、总氮、总磷、氨氮、可溶性二氧化硅和浮游植物定性及定量等参数的检测均参照国家或行业标准方法进行.

数据经过检查、剔除异常值等处理后, 采用Microsoft Office Excel 2019进行整理和分析.水质因子间相关性采用SPSS 19进行分析.水质变化趋势及富营养化评价分别采用季节性Kendall检验方法和中国环境监测总站规定方法进行, 具体如下：

(1) 水质变化趋势评价  季节性Kendall检验方法, 水质变化趋势根据显著性水平α值确定.水质参数呈上升趋势(透明度呈下降、浊度呈上升), 表示趋于恶化; 反之趋于改善^[25].具体评价方法采用中国水利水电科学研究院水环境研究所开发的季节性Kendall趋势检验法评价软件进行.评价标准见表 1.

表 1 (Table 1)

表 1 水质变化趋势分析评价表 Table 1 Analysis and evaluation of water quality change trend 序号 显著性水平(α) 显著性 1 α≤0.01 高度显著 2 0.01＜α≤0.1 显著 3 α＞0.1 无趋势

表 1 水质变化趋势分析评价表 Table 1 Analysis and evaluation of water quality change trend

(2) 水体富营养化评价  水体富营养化是水环境中普遍存在的水质污染现象, 目前已有许多水质富营养化数学模型用来模拟各种水体的富营养化进程^[26]; 因适用于不同水域、气候环境等条件, 有些模型涉及参数也很多(可多达四五十种)^[27].为简化分析, 基于所研究水源地处于汉江河口段, 水体会受到长江顶托, 具有类似狭长湖泊的一些水文特征.因此, 本文参照中国环境监测总站富营养化评价及分级规定^[28]计算水源地水体富营养化指数[TLI(Σ)]并开展评价和分析.水体营养状态分级见表 2.

表 2 (Table 2)

表 2 水体营养状态分级 Table 2 Classification of water nutritional status TLI(Σ) 营养状态 TLI(Σ)≤30 贫营养(oligotropher) 30＜TLI(Σ)≤50 中营养(mesotropher) TLI(Σ)＞50 富营养(eutropher) 50＜TLI(Σ)≤60 轻度富营养(lighteutropher) 60＜TLI(Σ)≤70 中度富营养(middleeutropher) TLI(Σ)＞70 重度富营养(hypereutropher)

表 2 水体营养状态分级 Table 2 Classification of water nutritional status

统计结果见表 3.汉江干流水温随气温变化而变化, 1月汉江干流平均水温最低, 最低水温低于2℃; 平均水温最高出现在8月, 可接近30℃.水温与藻类生长关系密切(后文将详细讨论).pH平均值及中位值均在8.0附近小幅变动, 总体呈弱碱性; 1~3月和8月pH最高值均达到8.7以上, 在3月甚至出现>9.0的现象; 除8月外, 其他月份最高值均 < 8.6.天然地表水pH值一般为6~9之间.按照水源地保护相关要求, 水源地保护区内不允许设置排污口, 相关水厂水源地水体pH值升高可以排除点源影响.出现pH值升高, 基本可以判定其与藻类生长密切相关.水体中藻类生长时由于光合作用消耗二氧化碳, 破坏了碳酸平衡, 会造成表层pH值升高^[29~30], 藻类种群密度的增大会使酸碱度逐渐增加^[31].因此, 在监管中也可通过观测pH值变化初步研判汉江各水厂水源地藻类种群密度及变化趋势.各水厂水源地水体各月透明度中位值在40~60 cm之间, 汛期(5~10月)相对较高, 非汛期相对较低, 且月内变化较大, 最低仅约10 cm, 最高可达150 cm, 这可能与来水、监测垂线设置、水体营养(藻类生长)、光照和气象等条件有关.

表 3 (Table 3)

表 3 武汉汉江各水厂水源地水体水质监测结果统计 Table 3 Statistical table of water quality data of Wuhan Hanjiang River water source 项目 特征值 1月 2月 3月 4月 5月 6月 7月 8月 9月 10月 11月 12月 水温 /℃ 范围 1.8~15.0 3.0~16.4 4.0~17.5 10.0~25.0 18.0~28.1 15.5~31.0 23.0~32.0 22.0~33.2 18.0~32.1 17.7~27.2 8.0~21.0 3.0~16.5 中位值 8.0 8.6 12.9 17.5 22.0 26.0 28.2 29.2 26.3 22.0 17.0 11.4 平均值 8.16 8.81 12.34 17.43 21.83 25.87 28.09 29.10 26.41 21.91 16.67 11.57 pH 范围 7.59~8.71 7.56~8.90 7.70~9.10 7.70~8.40 7.73~8.50 7.37~8.60 7.14~8.40 7.34~8.80 7.48~8.30 7.40~8.21 7.60~8.20 7.67~8.30 中位值 8.07 8.10 8.10 8.04 8.00 8.00 8.00 8.00 8.00 7.90 8.00 8.00 平均值 8.05 8.13 8.11 8.05 8.03 7.91 7.88 7.92 7.91 7.88 7.97 8.01 >9.0占比/% — — 0.67 — — — — — — — — — 透明度 /cm 范围 10~95 10~80 15~150 15~110 15~130 15~130 5~140 10~85 5~110 10~85 10~85 10~100 中位值 40 40 45 55 60 60 60 50 45 45 40 40 平均值 41.0 42.6 44.2 54.3 59.8 60.5 55.2 47.0 45.3 43.5 42.3 43.3 高锰酸盐指数 /mg·L-1 范围 1.44~4.26 1.73~5.51 1.70~5.68 1.50~4.20 1.56~5.60 1.58~4.80 1.53~5.42 1.45~6.90 1.62~4.89 1.68~4.90 1.32~4.48 1.40~5.73 中位值 2.68 2.78 2.66 2.48 2.38 2.49 2.78 2.72 2.64 2.68 2.60 2.57 平均值 2.76 2.92 2.80 2.58 2.44 2.62 2.86 2.88 2.70 2.71 2.67 2.63 >4.0 mg·L-1占比/% 1.40 9.10 4.02 1.02 0.77 2.33 5.73 5.51 3.14 1.06 0.39 1.94 >6.0 mg·L-1占比/% — — — — — — — 0.79 — — — — 氨氮 /mg·L-1 范围 < 0.025~0.89 < 0.025~0.74 < 0.025~0.48 < 0.025~0.83 < 0.025~1.08 < 0.025~0.94 < 0.025~0.67 < 0.025~0.63 < 0.025~0.80 < 0.025~0.54 < 0.025~0.71 < 0.025~0.59 中位值 0.18 0.15 0.16 0.10 0.11 0.13 0.09 0.06 0.08 0.08 0.09 0.12 平均值 0.20 0.18 0.17 0.14 0.14 0.17 0.12 0.09 0.09 0.11 0.14 0.16 >0.50mg·L-1占比/% 2.81 0.80 — 0.77 1.53 2.20 1.43 0.39 0.39 — 1.42 0.52 >1.0mg·L-1占比/% — — — — 0.38 — — — — — — — 总磷 /mg·L-1 范围 0.03~0.25 0.04~0.33 0.05~0.17 0.03~0.28 0.01~0.27 中位值 0.10 0.10 0.08 0.10 0.10 平均值 0.10 0.10 0.09 0.11 0.11 >0.1mg·L-1占比/% 33.60 47.15 20.03 48.84 45.24 >0.2mg·L-1占比/% 0.14 1.36 — 1.94 2.51 总氮 /mg·L-1 范围 1.34~2.52 1.06~2.96 1.02~2.75 0.50~2.58 0.73~2.88 中位值 1.89 1.87 1.87 1.63 1.77 平均值 1.92 1.92 1.91 1.62 1.76 >1.0mg·L-1占比/% 100 100 100 98.84 99.60 N/P 范围 11.0~39.1 8.7~39.1 13.3~44.5 8.0~32.9 9.2~29.6 13.5~28.5 平均值 19.7 19.1 23.6 16.5 17.6 19.3 浊度 /NTU 范围 9~151 2~137 6~114 1.5~277 2~227 中位值 30.3 29.0 25.0 41.5 49.5 平均值 36.2 32.7 28.5 59.1 61.3 叶绿素a /μg·L-1 范围 0.2~130.8 1~143.9 0.3~28.4 0.5~42.7 0.5~18.8 中位值 9.4 7.2 4.6 3.0 2.2 平均值 19.2 14.4 5.9 4.5 2.8 藻类密度 ×104/cell·L-1 范围 4.2~4 200 3.9~5 300 4.9~1 291 1.0~1 582 1.4~450 中位值 268 200 127 91.5 30.0 平均值 552 468 190 159 80.1 可溶性二氧化硅1) /mg·L-1 范围 8.60~9.24 6.71~9.27 平均值 9.02 7.97 1)2022年初补充测定结果

表 3 武汉汉江各水厂水源地水体水质监测结果统计 Table 3 Statistical table of water quality data of Wuhan Hanjiang River water source

高锰酸盐指数测值在1.32~6.90mg·L^-1之间变动, 波动较大; 各月度中位值与平均值均在2.7mg·L^-1附近小幅波动, 波幅 < 0.3mg·L^-1; 统计结果显示各月均有一定比例的高锰酸盐指数测值>4.0 mg·L^-1, 2、7和8月这3个月比例相对较高, 尤其是2月这一比例接近10%; 8月还存在0.79%的测值>6.0mg·L^-1.2月汉江上游来水量相对较小, 7月和8月处于汉江主汛期, 来水量较大, 高锰酸盐指数测值的这种变化可能与来水有密切关联.氨氮测值范围在 < 0.025~1.08mg·L^-1之间, 中位值和平均值范围分别为0.06~0.18mg·L^-1和0.09~0.20mg·L^-1.除3月和10月外, 其他月份均存在测值高于0.5mg·L^-1的现象, 其中6月比例最高, 达到2.2%, 1、5、7和11月在1%~2%之间, 其余月份均低于1%; 5月有0.38%测值>1mg·L^-1.根据《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002), 高锰酸盐指数为4.0mg·L^-1和6.0mg·L^-1、氨氮为0.5mg·L^-1和1.0mg·L^-1是该两参数地表水Ⅱ类和Ⅲ类标准限值.这表明各水厂水源地高锰酸盐指数、氨氮两参数评价结果以优于(含)Ⅱ类为主, 但偶尔会出现Ⅲ类和Ⅳ类的时段.

总磷测值范围在0.01~0.33mg·L^-1之间, 中位值和平均值分别在0.08~0.10mg·L^-1和0.09~0.11mg·L^-1之间.所监测的2~4月和9~10月这5个月测值>0.1mg·L^-1的比例最低为4月的20.03%, 其次为2月的33.60%, 其余月份则接近50%; 除4月外, 各月测值>0.2mg·L^-1的占比分别为0.14%、1.36%、1.94%和2.51%.按照《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)进行评价, 武汉市各水源地总磷虽主要以优于(含)Ⅱ类为主, 但符合Ⅲ类乃至达到Ⅳ类的情况仍占一定比例.由此可见, 尽管水源地评价结果可以满足所在重要水功能区水质管理要求, 但难以全面达到饮用水水源地一级保护区水质保护目标^[5].虽然在实际工作中一般以断面各测点测定值的平均值进行水质评价, 这样处理后评价结果劣于Ⅱ类水质的比例会有所降低, 但统计结果表明武汉汉江水源地水质总磷、氨氮和有机污染物与管理要求仍会存在一定差距, 尤其是总磷.

总氮测值范围为0.50~2.96 mg·L^-1, 中位值和平均值范围分别为1.63~1.89mg·L^-1和1.62~1.92 mg·L^-1; 浊度测值范围为1.5~277NTU, 中位值和平均值范围分别为25.0~49.5NTU和28.5~61.3NTU; 叶绿素a测值范围为0.2~143.9 μg·L^-1, 中位值和平均值范围分别为2.2~9.4 μg·L^-1和2.8~19.2 μg·L^-1; 藻类密度测值范围为1.0×10⁴~5 300×10⁴ cell·L^-1, 中位值和平均值范围分别为30×10⁴~268×10⁴ cell·L^-1和80.1×10⁴~552×10⁴ cell·L^-1.值得注意的是, 2~4月测值与9~10月相比较, 总氮、叶绿素a和藻类密度这3个参数, 前者明显高于后者, 而浊度正好相反; 与其他参数测值中位值与平均值基本接近不同, 叶绿素a和藻类密度等两参数测值两者差异较为明显.另外, 2~4月和9月藻类密度最大值均达到10⁷ cell·L^-1级别.参照相关标准^[32], 各水厂水源地2~4月和9月藻类密度最高值均高于10⁷ cell·L^-1, 可以判定这些月份均可能发生过轻度“水华”.

采用SPSS 19对各水源地水质参数相关性进行分析, 结果见表 4.结果显示, 在显著水平α=0.01(双尾)水平下, 各水源地监测断面水质监测参数间相关性良好, 相关系数均在0.93以上.这说明, 沿程各水厂水源地水体水质参数浓度间具有较好的一致性, 各污染物有着相近的来源, 即可以初步判定影响武汉汉江水源地水质的污染物来源为上游来水.

表 4 (Table 4)

表 4 武汉汉江各水厂水源地水体水质监测参数间相关性1) Table 4 Correlation between water quality parameters at different sites of Wuhan Hanjiang River water source 水源地 蔡甸 白鹤嘴 余氏墩 琴断口 宗关 西湖 0.958 0.987 0.982 0.976 0.970 蔡甸 0.953 0.948 0.944 0.936 白鹤嘴 0.987 0.984 0.956 余氏墩 0.970 0.965 琴断口 0.973 1)显著水平α=0.01(双尾)

表 4 武汉汉江各水厂水源地水体水质监测参数间相关性1) Table 4 Correlation between water quality parameters at different sites of Wuhan Hanjiang River water source

国际上一般认为, 水体中总磷和总氮测值分别达到0.02 mg·L^-1和0.2 mg·L^-1时就可能发生“水华”现象^[33].单从营养盐考虑, 各水厂水源地总磷和总氮测值远高于临界值.有研究表明氮磷比(N/P)与藻类大量增殖有密切关系, 一般N/P高(如＞30)意味着磷限制, N/P低(如＜5)意味着氮限制^[12]; 研究水域“水华”优势种为硅藻^[12].硅是硅藻生长所必需元素, 水体硅元素浓度与冠盘藻密度之间有着极显著的正相关关系^[34].统计结果显示, 汉江上各水厂水源地水体中N/P平均值在16.5~23.6之间, 可溶性二氧化硅含量达6.71 mg·L^-1以上, 意味着研究水域氮、磷和硅等营养盐充足, 藻类生长基本不受氮、磷和硅元素浓度限制.

在硅藻水华形成过程中, 温度、光照、流速和营养盐等均有着重要作用.一般而言, 春季水温会随着气温升高而上升, 光照充足, 适于硅藻繁殖.当前, 通过技术手段, 可以明确近年来汉江“水华”优势种为汉斯冠盘藻(Stephanodiscus hantzsschii)而非小环藻^{[12, 16]}.当温度和光照强度超过硅藻生长的最适温度范围时, 硅藻的生长会明显受到抑制; 不同种类对最适水温要求也不同, 如冠盘藻是5~10℃, 小环藻是≥23℃^[35].为分析2004~2021年间水温与藻类密度(形成“水华”, 对供水构成风险)的关系, 以两者测值作图, 具体见图 2.前文已经说明, 各水厂水源地水质参数间具有较好的一致性, 为简化分析, 仅以宗关水厂水源地为例.

图 2

Fig. 2

图 2 武汉汉江宗关水厂水源地水体藻类密度与水温相关性 Fig. 2 Correlation between algae density and water temperature and variation trend of nitrogen and phosphorus ratio at Zongguan Water Plant site in Wuhan Hanjiang River water source

由图 2可见, 在不考虑其他因素的情况下：①当水温从较低温度持续升高时, 宗关水厂水源地水体藻类密度快速升高, 其极有可能在较短时间内达到10⁷ cell·L^-1以上, 形成“水华”; 但当水温达到12℃以上, 藻类密度会急剧降低, 如图中位置A阴影所示; ②当水温在一段时间内持续低于6℃, 藻类密度可能也存在升高现象, 但基本不会出现“水华”, 如图中位置B阴影所示; ③当水温持续在较高水平(>12℃)时, 藻类密度基本会处于较低水平, 如图中位置C阴影所示.水温与藻类密度相关性统计分析结果显示, 水温是武汉汉江水源地藻类生长重要控制因素; 武汉段各水厂水源地藻类生长规律与冠盘藻一致性良好, 表明近20年研究水域“水华”优势种大概率均为冠盘藻, 而非小环藻.同时, 通过上述分析, 为精准防范“水华”对各水厂处理工艺造成不利影响, 可以通过水温观测进行预判风险并采取必要措施化解.

一般而言, 因河流流动性相对较好, 其富营养化不如湖泊明显, 但部分河流近年来频发的“水华”现象使河流富营养化问题凸显出来.基于所研究水域具有类似狭长湖泊的一些水文特征.为了更好反映水体营养状态, 仍以宗关水厂水源地监测断面为例, TLI(Σ)计算结果及变化趋势见图 3.从中可见, 宗关水厂水源地水体总体处于中营养至轻度富营养状态, 极个别时段可能会出现中度富营养的状况, 未出现重度富营养情况.其TLI(Σ)中位值在中营养评价上限值(50)附近波动, 具体为2010年前在50上下小幅波动但总体微升; 2011~2012年达到最高值53.4, 然后小幅波动下降, 至2019年后该值明显低于50.这说明近年来武汉汉江水源地水体营养状态有好转趋势.

图 3

Fig. 3

图 3 武汉汉江宗关水厂水源地水体营养状态变化趋势 Fig. 3 Change trend of water nutritional status at Zongguan Water Plant site in Wuhan Hanjiang River water source

尽管如此, 因武汉汉江水源地处于汉江河口段, 该河段水流流速较为缓慢, 水体自净能力减弱, 且常受长江江水顶托, 营养元素易于富集, 研究水域营养指数虽有下降趋势, 但近年来“水华”频次并未明显降低.富营养化机制复杂, 除氮、磷外, 流态、流速、流量、气温、水温、透明度、照度和辐射量等物理指标及溶解氧、二氧化碳和可溶性硅酸盐等化学指标等均可成为其影响因子, 而最直接的影响因子应为流速.对于汉江武汉各水源地而言, 在上游营养盐输入浓度无显著变化且光照、气温等物理指标基本不变的情况下, 要进一步抑制“水华”可通过改变水体流速流量, 即加大上游来水量并结合工程调度使水体流速改变(波动), 使水体交换速度加快.这在南水北调工程、引江补汉及汉江中下游系列水库建成运行的大背景下通过联合调度应具有现实可操作性.

为了简化分析, 仅选取高锰酸盐指数、总磷、总氮和氨氮这4个相对较独立参数进行研究.南水北调中线工程2019~2020年度实际供水首次达到设计供水规模^[36].因此, 为了分析南水北调中线工程调水对武汉汉江水源地水质是否产生了影响, 分成调水前(2013~2014年, 阶段Ⅰ)、未满负荷调水期(2015~2018年, 阶段Ⅱ)和满负荷调水期(2019~2021年, 阶段Ⅲ)3个时段进行研究.变化过程详见图 4.

图 4

Fig. 4

纵坐标：以西湖水厂水源地各参数阶段Ⅰ浓度平均值为参照值, 其他测值与之相比, 变化率正值为增加, 负值为降低; 横坐标：下游水厂水源地监测断面距西湖水厂水源地监测断面距离, km 图 4 武汉汉江各水厂水源地水体水质参数沿程变化趋势 Fig. 4 Spatial variation trend of water quality parameters of Wuhan Hanjiang River water source

由图 4可见, 高锰酸盐指数、总磷、总氮和氨氮这4个参数变化趋势不尽相同.高锰酸盐指数在阶段Ⅰ西湖至琴断口水源地统计值基本保持稳定, 各水源地无显著差异; 余氏墩水厂水源地之前, 阶段Ⅱ各水源地较阶段Ⅰ升高约4.0%~6.5%, 阶段Ⅲ较阶段Ⅱ再升高约3.7%~7.1%; 阶段Ⅱ和阶段Ⅲ西湖至琴断口水源地统计值整体呈下降趋势, 至琴断口水源地3个阶段则差异不显著, 但琴断口至宗关出现较大幅度的升高.西湖至余氏墩水源地总磷在阶段Ⅰ基本稳定, 余氏墩至琴断口出现较大幅度下降, 但琴断口至宗关出现大幅升高; 阶段Ⅱ和阶段Ⅲ西湖至宗关水源地总磷总体稳定, 但阶段Ⅱ较阶段Ⅰ总体下降约18%, 阶段Ⅲ较阶段Ⅱ又下降约18%.总氮各阶段在西湖至蔡甸段呈下降趋势, 其后均呈现波动上升趋势, 但变幅均不太显著; 阶段Ⅱ较阶段Ⅰ、阶段Ⅲ较阶段Ⅱ分别下降9%和6%左右.氨氮在3个阶段均呈现波动下降趋势, 每阶段下降约7%; 阶段Ⅱ和阶段Ⅲ较阶段Ⅰ整体下降显著, 测值下降30%以上, 且各水源地阶段Ⅲ较阶段Ⅱ下降幅度大3%左右.

沿程的这种时空变化说明, 在南水北调输水各阶段各水厂水源地水体高锰酸盐指数、总磷、总氮和氨氮等参数发生了不同程度的变化, 且沿程变化不尽相同, 尽管本研究无法直接证明这种变化与调水工程建设有显著联系.同时, 西湖水厂水源地至宗关水厂水源地间沿程不同参数的变化趋势不一致, 说明在某些河段可能存在一定的污染物的输入, 如有机物和总磷.因研究河段基本无水体汇入, 若无污染物质的输入或输入量较低, 考虑水体自净因素等后, 理论上污染物浓度沿程应基本稳定或趋于降低.另外, 相对汉江流域多年平均水资源总量^[37]而言, 武汉汉江水源地各水厂不到5亿m³·a^-1的取水量对河道水文条件不会带来显著改变, 即使是2014年在南水北调中线开始调水以后取水量与观测到的最小年径流量^[38](仙桃站)相比也仅占约1/40.但是, 大规模调水肯定会减少/降低河道水量、流速和水位, 进而影响到污染物在水体的自净和扩散等过程, 间接影响水源地水质.

根据季节性Kendall检验方法, 研究2004~2021年流武汉汉江水源地水质指标变化趋势.具体见表 5.所研究参数中, 所有水源地水温无显著变化趋势.pH值在白鹤嘴、琴断口和宗关等靠近河口水厂水源地存在高度显著下降.透明度在除西湖和余氏墩这两个水厂水源地外高度显著或显著升高, 而水体浊度仅在西湖和蔡甸水厂水源地无显著变化外, 其余水厂水源地为高度显著下降或显著下降.高锰酸盐指数在上游段的西湖和蔡甸水厂水源地显著上升, 在余氏墩水厂水源地无显著变化, 在靠近河口段的白鹤嘴、琴断口和宗关这3个水厂水源地则高度显著下降.营养盐指标中, 总磷总体呈高度显著下降, 总氮在西湖和蔡甸这两个水厂水源地呈显著下降, 在其余水厂水源地无显著变化趋势; 氨氮在靠近上游来水的西湖、蔡甸和余氏墩等水厂水源地存在高度显著下降, 在其余水厂水源地无显著变化.藻类密度在各水厂水源地均呈显著或高度显著上升趋势, 而叶绿素a仅在白鹤嘴和琴断口这两个水厂水源地呈显著升高, 其余无显著变化趋势.这表明各水厂水源地有机污染趋势分化明显, 上游趋于加重, 而下游趋好; 总磷、总氮和氨氮总体稳定趋好但变化程度不一.

表 5 (Table 5)

表 5 武汉汉江各水厂水源地水体水质参数随时间变化趋势1) Table 5 Temporal variation trend of water quality of Wuhan Hanjiang River water source 序号 测站名称 水温 pH 透明度 高锰酸盐指数 总磷 α 趋势 α 趋势 α 趋势 α 趋势 α 趋势 1 西湖 0.432 9 — 0.488 0 — 0.131 3 — 0.028 0 ↗ 0.001 3 ↓ 2 蔡甸 0.488 0 — 0.364 5 — 0.074 7 ↗ 0.017 4 ↗ 0.000 0 ↓ 3 白鹤嘴 0.303 6 — 0.000 3 ↓ 0.000 0 ↑ 0.000 0 ↓ 0.002 4 ↓ 4 余氏墩 0.694 8 — 0.903 9 — 0.137 8 — 0.195 6 — 0.000 1 ↓ 5 琴断口 0.701 7 — 0.000 0 ↓ 0.000 0 ↑ 0.000 0 ↓ 0.000 4 ↓ 6 宗关 0.434 1 — 0.000 7 ↓ 0.000 0 ↑ 0.000 0 ↓ 0.016 1 ↘ 序号 测站名称 总氮 藻类密度 叶绿素a 氨氮 浊度 α 趋势 α 趋势 α 趋势 α 趋势 α 趋势 1 西湖 0.055 9 ↘ 0.002 4 ↑ 0.575 4 — 0.000 1 ↓ 0.639 2 — 2 蔡甸 0.069 0 ↘ 0.010 3 ↗ 0.744 1 — 0.000 0 ↓ 1.000 0 — 3 白鹤嘴 0.235 7 — 0.001 0 ↑ 0.013 3 ↗ 0.607 3 — 0.004 1 ↓ 4 余氏墩 0.102 0 — 0.003 3 ↑ 0.962 8 — 0.000 4 ↓ 0.049 0 ↘ 5 琴断口 0.397 0 — 0.002 2 ↑ 0.028 9 ↗ 0.861 1 — 0.004 4 ↓ 6 宗关 0.476 7 — 0.010 0 ↗ 0.107 5 — 0.402 9 — 0.038 6 ↘ 1)“α”表示显著性水平; “—”表示无明显升降趋势; “↗”表示显著上升; “↘”表示显著下降; “↑”表示高度显著上升; “↓”表示高度显著下降

表 5 武汉汉江各水厂水源地水体水质参数随时间变化趋势1) Table 5 Temporal variation trend of water quality of Wuhan Hanjiang River water source

有研究认为, 氮、磷和硅等营养盐比率甚至可以对浮游藻类的组成和数量产生影响^[39~43], 如从以硅藻为主向鞭毛藻类(主要是甲藻)演化^[44].自1992年汉江武汉段发生“水华”以来, 其藻类优势种以硅藻为主^{[12, 16]}.硅藻的过量繁殖(暴发)虽然会给供水带来损害, 但其在淡水中即使发生水华也很少产生毒素^{[16, 45]}, 危害总体可控.武汉汉江水源地营养盐浓度随时间的演变趋势表明, 水源地中氮和磷等营养盐浓度及N/P正发生变化; 实测结果也证明了这种变化(图 5), 2004~2016年N/P稳中趋降, 但自2016年以来该值又快速波动上升趋势, 年均值从约16上升至27.2.这种变化非常值得关注, 尤其是在河口这种敏感水域, 其可能会导致水体中藻类优势种群及密度的重大改变.如何防范藻类优势种向对供水危害更大的方向演化应引起重视.

图 5

Fig. 5

图 5 武汉汉江宗关水厂水源地水体N/P变化趋势 Fig. 5 Variation trend of N/P at Zongguan Water Plant site in Wuhan Hanjiang River water source

近年来, 武汉汉江水源地水体中部分污染因子呈现出积极变化, 但所在水域“水华”发生频次并无明显降低, 影响程度还有所增强, 尤其是2018年“水华”, 其持续时间和影响范围远超过往, 最终通过丹江口及下游相关水库持续联合调度得以化解.结合本文分析, 未来要化解武汉汉江水源地存在的风险, 一是需要协调丹江口水库以下汉江沿线相关城市开展入河污染物溯源调查, 并大力开展截污减排工作, 减少污染物汇入; 二是积极通过新技术应用(如遥感)强化武汉汉江水源地富营养化监测并开展相关水域“水华”发生机制及预测和处置措施研究; 三是在上游大规模调水的背景下, 通过调度或工程措施确保河道具有足够的流量(使水体具有一定流速).

(1) 武汉汉江水源地水体水质基本可满足国家设立的重要水功能区水质管理要求, 但与武汉市城市集中式地表水饮用水水源一级保护区管理要求存在一定差距, 尤其是总磷存在较大超标风险; 各水厂水源地水体中污染因子间具有较好的同源性, 且水质参数随时空变化趋势存在一定差异, 说明水源地水质主要取决于上游来水, 研究河段内个别污染物也可能存在一定输入.

(2) 武汉汉江水源地水体总体处于中营养至轻度富营养状态, 极个别时段可能会出现中度富营养的状况, 未出现重度富营养情况.2004年至今, 营养指数呈先升后降趋势, 当前水体营养状态趋好趋势.各水厂水源地水体中藻类生长基本不受氮、磷和硅浓度限制, 在不考虑其他因素的情况下, 水温适宜时暴发硅藻“水华”的风险较高; 水体中N/P在2016年前变化不大, 2016年后升高明显, 其可能会导致水体中藻类优势种群及密度的重大改变, 给供水造成风险, 应引起重点关注.