氮磷营养盐是河流、湖泊生态系统中不可或缺的组成部分, 它们为浮游植物提供了合成有机质的物质基础^{[1, 2]}.受水动力、温度等环境因子的影响, 氮磷营养盐浓度呈现一定的空间分布^[3], 使得湖泊浮游植物也具有明显的空间分布特征^[4~6].湖泊营养盐和浮游植物生长之间的关系是湖泊生态学研究的重要内容, 长期为国内外研究热点^[7~10].

自2003年蓄水以来, 三峡大坝建设造成库区支流库湾水文、水动力条件改变, 使得部分水体出现富营养化^{[11, 12]}.此外, 干流水体的倒灌引起支流水体流速降低等水文条件变化^[13], 同时使库区库湾营养盐分布空间分异明显^[14], 其变化过程较为复杂.开州区汉丰湖位于三峡水库一级支流澎溪河的上游, 是三峡库区最大的前置库^[15].与库区其他水体相比, 汉丰湖的水文条件及生态环境特征具有特异性^[16].目前对于汉丰湖的研究主要集中于汉丰湖运行前营养状态与浮游植物群落结构、环境因子等的水质水生态变化特征, 蓄水期营养状态变化^[17~19]；试运行期间的水质、水生态评价^[16], 以及生态系统功能评价^{[20, 21]}等方面.而对于汉丰湖正式运行后的营养盐及其对浮游植物分布影响方面的研究还不多见.本文以开州区汉丰湖为研究对象, 基于2018年1~12月汉丰湖氮磷营养盐、Chl-a及透明度等指标的逐月监测数据, 分析氮磷营养盐在汉丰湖区域的时空分布规律及结构特征, 并结合相关环境因子讨论其变化原因.本研究对于了解汉丰湖正式运行后营养盐的生物地球化学过程有着重要的意义, 以期为库区其他类似库湾的研究提供参考, 并为汉丰湖以及三峡库区水生态保护提供科学依据.

汉丰湖位于重庆市开州区丰乐镇(图 1), 汉丰湖是为减小三峡水库蓄水造成的55 km²消落区对开州区生态环境的不良影响而建.它位于开州区城区东河与南河交汇处, 范围东起乌杨桥水位调节坝, 西至镇东大丘. 2017年底汉丰湖水位调节坝正式运行蓄水, 常年水位为170~175 m, 库周长为36.4 km, 湖泊东西跨度12.51 km, 南北跨度5.86 km, 西段狭窄, 东段开阔, 呈“Y”字形沿县城东西延展, 蓄水量8 000万m³, 常年水面14.8 km², 是我国西部内陆最大的城市人工湖. 2018年7月末发现研究区域全境出现较为严重的水华现象, 8月中旬实施排水重蓄措施, 水位受影响较大, 9月水华现象完全消失.

图 1

Fig. 1

图 1 汉丰湖采样点分布情况示意 Fig. 1 Location map of sampling sites in Hanfeng Lake

汉丰湖范围内根据控制断面的地理位置特征设置7个采样点, 其中HF1和HF7为湖体控制断面, HF2~HF6为支流来水控制断面, 点位设置情况见表 1.

表 1 (Table 1)

表 1 汉丰湖站监测点位情况 Table 1 Basic information on sampling sites in Hanfeng Lake 采样点 名称 经纬度 HF1 调节坝 108°26′11″E 31°11′22″N HF2 东湖郡 108°24′40″E 31°11′16″N HF3 东河大桥 108°25′01″E 31°12′05″N HF4 头道沟入口 108°23′58″E 31°11′13″N HF5 石龙船大桥 108°19′41″E 31°11′37″N HF6 镇东大丘 108°22′22″E 31°10′16″N HF7 东南河交汇 108°24′47″E 31°11′19″N

表 1 汉丰湖站监测点位情况 Table 1 Basic information on sampling sites in Hanfeng Lake

每月下旬乘坐快艇携带便携式GPS确定采样点, 沿监测断面进行监测.设置断面中垂线分层采样：按各采样点水深(H)分别在水面以下0.5 m、1/2H和H-0.5 m等分上、中和下3层采样；水深大于10 m分上中下3层采样, 水深小于10 m分上下两层采样.采用便携式水深测定仪测定水深, 采用美国哈希便携式多参数水质仪(HydrolabDS5X, HACH, 美国)测定水温(T)、pH、溶解氧(DO)和电导率, 采用塞氏盘法测定透明度.每个采样点采集的上中下3层水样均用聚乙烯瓶分装并4℃冷藏带回实验室立即进行相关水质指标测定：叶绿素a浓度(Chl-a)采用丙酮提取-分光光度法测定；水体总氮(TN)、溶解性总氮(DN)采用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法测定(测定波长220 nm), 硝酸盐氮(NO₃^--N)采用紫外分光光度法测定；亚硝态氮(NO₂^--N)采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定, 铵态氮(NH₄⁺-N)采用纳氏试剂分光光度法测定, 溶解无机氮(DIN)=NO₃^--N+NO₂^--N+NH₄⁺-N；总磷(TP)、溶解性总磷(DP)采用过硫酸钾氧化-钼蓝比色法测定(测定波长: 700 nm)；溶解性正磷酸盐(SRP)采用钼蓝比色法测定；高锰酸盐指数采用酸性高锰酸钾滴定法测定.

利用SPSS 25.0软件进行数据处理与分析.采用单因素方差分析检验(One-way ANOVA)不同水深及不同月份水样营养盐浓度的差异, 利用Pearson分析探究各营养盐浓度之间的相关关系.本文显著水平为：P < 0.05为差异显著, P < 0.01为差异极显著.采用Originlab 2018绘图.

不同水深营养盐浓度差异不显著(TP：P=0.695, DP：P=0.959, SRP：P=0.786, TN：P=0.751, DN：P=0.654, NO₃^--N：P=0.832, NH₄⁺-N：P=0.323, NO₂^--N：P=0.976), 且上中下层变化趋势相似, 表明汉丰湖水体全年无明显层化现象, 水体垂直混合较为均匀, 故后文选取不同水深营养盐浓度平均值进行分析与讨论.

研究区域全年水深变化范围为3.0~17.0 m, 最大值出现在1月的HF1(17.0 m), 最小值出现在8月的HF2(3.0 m).三峡库区每年9月开始蓄水, 2月开始泄水, 汉丰湖水位会受三峡水位调度的显著影响.此外, 汉丰湖7、8月发生严重水华, 采用了排水重蓄的方法来改善水质, 此措施也对湖区水位产生较大影响.其他月份汉丰湖水位变动均小于5.5 m(除去8月水深后, HF1：13.5~17.0 m；HF2：7.5~9.9 m；HF3：10.5~16.0 m；HF4：7.3~9.8 m；HF5：11.9~15.5 m；HF6：6.3~11.0 m；HF7：11.5~16.3 m), 水位变化趋势与年内三峡水位调度规律相近.汉丰湖全年水温范围为9.79~32.26℃, 上层平均水温为21.13℃, 中层平均水温为19.76℃, 下层平均水温为19.19℃(图 2). 2018年, 汉丰湖整体水温与气温的变化趋势一致, 呈现冬春季节水温较低, 夏秋季节水温较高的变化趋势, 7、8月水温最高.全年各断面水温之间无明显差异, 夏季上层水温高于中下层水温, 其余各季度上中下3层水温差异不大, 且水温变化趋势相同.

图 2

Fig. 2

(a)、(b)、(c)分别表示表示上、中、下水层, 下同 图 2 2018年汉丰湖水体水温(T)和叶绿素(Chl-a)时空变化特征 Fig. 2 Spatial-temporal variations of water temperature (T) and chlorophyll a (Chl-a) in Hanfeng Lake in 2018

从图 2可以看出, 中汉丰湖Chl-a浓度总体变化范围在1.29~68.58 mg ·m^-3之间, 平均浓度为8.21 mg ·m^-3, 全年变化幅度较大.如图 2所示, 空间上各个监测断面之间Chl-a浓度差异较大, 各断面Chl-a年平均值HF5最低, HF4最高.时间上, 上层Chl-a浓度全年一共出现3个峰值, 分别是3月、7月和10月, 7月出现峰值与当时暴发水华有较大关系, 以1月Chl-a浓度最小. 1~3月Chl-a浓度呈递增趋势, 3~6月下降, 7~12月呈波动变化, 变化幅度较前几个月偏小.上中下层均以3月Chl-a浓度最大.

如图 3, 各采样点pH值变化范围在6.75~8.81之间, 均值为7.91, 基本为弱碱性水质.空间上全年汉丰湖上中下3层pH变化趋势相同, 各层pH值大小关系为：上层＞中层＞下层, 各采样点之间的pH差异较小.时间上均表现为4、7月pH值相对较高, 其他月份pH值相差不大.汉丰湖的DO浓度在1.20~18.47 mg ·L^-1之间变化, 全年DO平均浓度为5.80 mg ·L^-1.空间上, 各断面上中下3层DO浓度变化趋势基本一致, 汉丰湖DO平均浓度表现为：上层(6.61 mg ·L^-1)＞中层(5.64 mg ·L^-1)＞下层(4.99 mg ·L^-1).时间上表现为1~3月波动增加, 3~9月波动减小, 9~12月又波动增加的趋势.

图 3

Fig. 3

图 3 2018年汉丰湖水体溶解氧(DO)和pH时空变化特征 Fig. 3 Spatial-temporal variations of dissolved oxygen (DO) and pH in Hanfeng Lake in 2018

汉丰湖水体TN平均浓度在0.58~3.57 mg ·L^-1之间, 均值为1.52 mg ·L^-1.空间上, 汉丰湖上中下3层TN浓度变化趋势基本一致, 1~5月表现为下层的TN浓度略大于中上层, 其他月份上中下层浓度相近；全年各监测断面TN浓度差异较大, 各断面中HF6最高, HF1最低.时间上, 1~9月波动减小, 10~12月TN浓度较低且呈上升趋势, 最低值均出现在10月, 4月和7月出现了明显峰值(图 4).NO₃^--N平均浓度在0.41~2.33 mg ·L^-1之间, 均值0.81 mg ·L^-1.NH₄⁺-N平均浓度在0.001~0.60 mg ·L^-1之间, 均值0.09 mg ·L^-1.空间上, 全年各断面之间NO₃^--N浓度有较明显的差异, 上中下3层NO₃^--N浓度变化趋势几乎一致. 1~5月NO₃^--N与TN的变化趋势相同, 但在7月出现较大幅度的降低, 处于稳定形态的NO₃^--N较少. 9月NO₃^--N出现浓度的峰值, 与汉丰湖排水重蓄有较大关系, 重蓄后水体整体TN浓度较低.

图 4

Fig. 4

图 4 2018年汉丰湖水体总氮(TN)和硝态氮(NO3--N)时空分布特征 Fig. 4 Spatial-temporal distributions of total nitrogen (TN) and nitrate nitrogen (NO3--N) in Hanfeng Lake in 2018

由图 5可知, 上中下3层NH₄⁺-N浓度变化趋势一致, 中上层各断面差异不明显, 全年下层NH₄⁺-N浓度各断面间存在的差异较上中两层偏大.时间上, NH₄⁺-N浓度在7月出现最大值, 浓度明显高于其他月份, 9月的NH₄⁺-N浓度最低, 此外其他月份的浓度变化不明显, 总体浓度较低.NO₂^--N浓度变化范围介于0.001~0.368 mg ·L^-1, 平均浓度为0.05 mg ·L^-1.空间上, 各点位上中层的时间变化规律一致, 下层除1月外, 规律也与其余两层相近, HF4、HF1浓度较高, HF2最低.时间上, 1~4月波动减小, 5~6月急剧增大, 7~12月波动减小, 全年大多数月份平均浓度处于较低水平.

图 5

Fig. 5

图 5 2018年汉丰湖水体铵态氮(NH4+-N)和亚硝态氮(NO2--N)时空分布特征 Fig. 5 Spatial-temporal distributions of ammonium nitrogen (NH4+-N) and nitrite nitrogen (NO2--N) in Hanfeng Lake in 2018

如图 6, 2018年汉丰湖TP浓度变化范围为0.05~0.75 mg ·L^-1, 均值0.17 mg ·L^-1.汉丰湖全年各断面不同水深TP浓度相差不大, 分析各监测断面TP平均浓度, HF1处TP浓度最低, HF7和HF4点位TP浓度较高, 表明南河和头道河为汉丰湖主要磷污染源, 整体上看, HF6(0.20 mg ·L^-1)＞HF2(0.17 mg ·L^-1)＞HF7(0.14 mg ·L^-1)＞HF1(0.13 mg ·L^-1), TP浓度从上游向下游递减.TP浓度以3月最高, 7月也出现峰值, 其余各月TP浓度相差不大且趋于平稳.

图 6

Fig. 6

图 6 2018年汉丰湖总磷(TP)、可溶性总磷(DP)和正磷酸盐(SRP)时空分布特征 Fig. 6 Spatial-temporal distribution of total phosphorus (TP), soluble total phosphorus (DP), and orthophosphate (SRP) in Hanfeng Lake in 2018v

DP浓度范围为0.011~0.30 mg ·L^-1, 均值为0.11 mg ·L^-1, 年内时空分布规律与TP相同.SRP浓度范围在0.001~0.283 mg ·L^-1之间, 均值为0.05 mg ·L^-1, 变化趋势与TP相似, 空间上同样表现为下游SRP浓度低于上游各监测断面.

根据Justi Dc'等^[22]的营养盐限制状况判断标准：当水体中N :P大于22时为P限制(N=DIN, P=SRP); 当N :P小于10时为N限制.本研究中, 汉丰湖上层、中层和下层水的N :P均值分别为59.821、73.572和105.383, N :P均远高于22(表 2), 表现为较强的P限制.

表 2 (Table 2)

表 2 2018年汉丰湖不同水深营养盐浓度 Table 2 Nutrient concentrations of different sampling depths in Hanfeng Lake in 2018 营养盐 上层 上层平均值 中层 中层平均值 下层 下层平均值 TP/mg·L-1 0.05~0.75 0.176 0.06~0.547 0.162 0.05~0.596 0.166 DP/mg·L-1 0.02~0.30 0.109 0.021~0.295 0.106 0.011~0.225 0.105 SRP/mg·L-1 0.001~0.28 0.051 0.001~0.251 0.047 0.001~0.218 0.048 TN/mg·L-1 0.71~2.87 1.519 0.577~3.568 1.486 0.601~3.203 1.539 DN/mg·L-1 0.44~2.26 1.153 0.411~2.233 1.103 0.431~2.331 1.114 NO3--N/mg·L-1 0.16~1.179 0.800 0.082~1.739 0.778 0.182~1.985 0.813 NH4+-N/mg·L-1 0.001~0.604 0.090 0.001~0.453 0.065 0.001~0.555 0.079 NO2--N/mg·L-1 0.001~0.598 0.060 0.002~0.589 0.054 ND~0.970 0.056 N:P 2.95~1 325.38 59.821 3.24~1 264.27 73.572 4.31~1 968.51 105.383

表 2 2018年汉丰湖不同水深营养盐浓度 Table 2 Nutrient concentrations of different sampling depths in Hanfeng Lake in 2018

由表 3可以看出T与Chl-a、DO、DP、N :P和NH₄⁺-N呈显著正相关, 与NO₃^--N呈显著负相关；Chl-a与T、pH、DO和TP呈显著正相关关系；pH与Chl-a、DO、TP、SRP、TN、DN、NH₄⁺-N和NO₃^--N呈显著正相关关系, 与NO₂^--N呈显著负相关关系；DO与T、Chl-a、pH、TP、TN、DN、NO₃^--N、NO₂^--N和N :P呈显著正相关关系, Chl-a和DO均与T呈显著正相关关系.

表 3 (Table 3)

表 3 2018年汉丰湖营养盐与其他参数之间的皮尔逊相关性1) Table 3 Pearson coefficients between nutrient and other parameters in Hanfeng Lake in 2018 T Chl-a pH DO TP DP SRP TN DN NO3--N NH4+-N NO2--N N:P T 1 0.194** 0.064 0.332** 0.104 0.128* 0.065 0.022 -0.011 -0.185** 0.338** 0.02 0.211** Chl-a 1 0.441** 0.273** 0.265** 0.075 0.046 0.078 0.096 0.048 0.032 -0.038 0.055 pH 1 0.250** 0.224** 0.1 0.203** 0.291** 0.302** 0.240** 0.181** -0.164** -0.013 DO 1 0.217** -0.03 0.067 0.301** 0.242** 0.145** 0.029 0.189** 0.182** TP 1 0.455** 0.334** 0.288** 0.239** 0.184** 0.082 0.073 0.068 DP 1 0.624** 0.075 0.038 -0.131* 0.370** 0.216** -0.149** SRP 1 0.039 -0.044 -0.191** 0.363** 0.249** -0.327** TN 1 0.751** 0.620** 0.083 0.189** 0.215** DN 1 0.852** 0.013 0.159** 0.300** NO3--N 1 -0.292** -0.089 0.288** NH4+-N 1 0.174** -0.101 NO2--N 1 0.001 N:P 1 1)*表示显著性水平P＜0.05, **表示显著性水平P＜0.01

表 3 2018年汉丰湖营养盐与其他参数之间的皮尔逊相关性1) Table 3 Pearson coefficients between nutrient and other parameters in Hanfeng Lake in 2018

有研究表明, 三峡水库的建设对氮素的迁移与转化有显著的影响.由于水库的拦截效应和浮游植物及微生物的相互作用, 库区水体氮形态易相互转化^[23~26]. NO₃^--N、NH₄⁺-N和NO₂^--N是三峡入库河流中氮营养盐的主要成分, 高比例的溶解态氮量可以保证浮游生物对氮的充分利用.

1~8月中除了7、8月NH₄⁺-N浓度较高外, 其他月份浓度均较低, 没有明显的时空分布特征.由NH₄⁺-N和Chl-a时空分布图可知7月NH₄⁺-N大量增加与镇东大丘、头道沟两个入湖口外源排入大量NH₄⁺-N有关, 又由于工业废水是NH₄⁺-N的主要来源^[27], 可以推断7月NH₄⁺-N浓度大幅上升的原因可能是上游短时间内大量工业废水排放. 8月由于排水重蓄处理, NH₄⁺-N浓度已有明显降低但相较于其他月份依旧很高, 9月水华现象已完全消失NH₄⁺-N浓度出现了大幅下降.这可能是因为NH₄⁺-N是氮的还原态, 而NO₃^--N是氮的稳定形态, 氮污染多以还原态氮的形式排入水体, 经过硝化作用, NH₄⁺-N氧化成NO₂^--N, 然后再氧化成稳定的NO₃^--N, 这个过程要消耗掉水体中大量的氧(4.57 mg ·mg^-1)^[28], 结合本研究中NO₃^--N、NH₄⁺-N和DO浓度的时空分布, 可以直观地观察到3种指标的浓度变化与氮形态的转化过程一致.笔者推断9月NH₄⁺-N浓度出现大幅下降表明水体近期处于自净阶段, 经过7、8月的污染后大量NH₄⁺-N通过硝化作用转化为NO₃^--N, 再者NO₂^--N浓度较上月并没有增加, 表明硝化的中间过程已大致完成, 水体污染物已几乎分解完全, 9月水体已完成自净, 这与郑丙辉等^[28]对于水体营养盐转化的研究结论一致.NH₄⁺-N浓度10~12月呈现较低浓度且逐渐下降现象, Pearson相关分析发现水体中NH₄⁺-N浓度与NO₃^--N表现出明显的相关性, 从NH₄⁺-N和NO₃^--N浓度的时间变化趋势可以推断10~12月NH₄⁺-N的减少可能是由于硝化作用明显, 使得NH₄⁺-N不断转化为NO₃^--N且得不到有效地外源补充, 继而导致NH₄⁺-N浓度不断降低, 但当笔者引入DO数据综合分析时发现10~12月汉丰湖水体DO浓度是呈逐月增长趋势, 与硝化作用大量耗氧的研究事实相悖, 因而NH₄⁺-N的降低与硝化作用明显的假设并不成立.根据杨柳等^[29]和张国维^[30]对湖泊中浮游植物吸收营养盐的研究发现, 浮游植物群落对NH₄⁺-N具有较高的吸收潜力, Chl-a作为表征藻类等浮游植物现存生物量的重要指标^[14], 虽然根据Chl-a时空分布观察到10~12月Chl-a浓度呈现出下降趋势, 间接表明浮游植物的生物量随之逐月减少, 但汉丰湖藻类种类繁多^[16], 且不同种类藻类对营养盐的吸收速率各不相同^[31], 并不能通过Chl-a的降低推断得出浮游植物对于营养盐吸收速率降低, 再者10~12月表层DO浓度大幅增加, 可说明浮游植物产氧效率逐步变高^[32], 进而间接表明浮游植物对外界营养物质的吸收速率加快, 由此可以推断得出10~12月NH₄⁺-N浓度低且逐月下降的原因可能是浮游植物对于NH₄⁺-N的同化吸收速率大于水体中有机质矿化分解产生营养盐和营养盐外源补充的速率之和.

1~6月, 由于温度逐渐升高浮游植物细胞分裂与生长的速率加快, 同时加速了浮游植物对于营养盐的同化速率, 因而水体中浮游植物的同化作用可能强于有机质的矿化分解作用, 导致NO₃^--N浓度逐渐缓慢地降低. 7月末汉丰湖发现水华现象, 8月进行了排水重蓄处理, 月末采样时已无水华现象, 7月浮游植物生物量较大, 但DO浓度却反而降低.这是由于在水华暴发过程中同时存在大量的浮游植物死亡, 其死亡分解会消耗大量的氧气^[32], 因而DO也随之降低.由于DO浓度较低无法提供硝化作用的必要条件, 即便NH₄⁺-N浓度在7月很高, 其中转化为NO₃^--N的也只是极少量, 导致NO₃^--N浓度在7月较低. 9月水体NO₃^--N浓度的增加, 综合DO浓度、NH₄⁺-N浓度随时间变化可以推断其原因为明显的硝化作用.前文已分析推断得到10~12月NH₄⁺-N降低与浮游植物对于NH₄⁺-N的同化吸收有关, 然而浮游植物对于NO₃^--N的吸收潜力较低^{[29, 30]}, 加之10~12月DIN浓度有一定幅度的增加, 其中NO₂^--N在10~12月保持较低浓度对DIN影响甚小, 可以由此看出NO₃^--N浓度从10~12月呈增加趋势的原因可能是该时间段水体中有机质矿化分解产生营养盐的速率大于浮游植物同化吸收营养盐的速率, 使得水体中的硝酸盐产生累积, 且因为全年汉丰湖水体未出现层化, 垂直混合较为均匀, 使得底泥内源释放的硝酸盐与中层、表层水体相混合导致表层中有稳定的NO₃^--N补充, 最终导致NO₃^--N浓度在该时段逐渐增加.

总体而言, NO₂^--N全年除1、5和6月外浓度较低且变化平稳, 1月NO₂^--N浓度出现全年最高值的原因可能是1月溶解氧浓度达到全年最低, 过低的溶解氧浓度会促使反硝化作用的发生, 进而导致了NO₂^--N浓度的增加.这与陈法锦等^[33]在湖光岩玛珥湖的研究结果类似.虽然5、6月NO₂^--N的增长现象以现有的数据和相关研究暂无法对其进行解释, 但由现有数据可以确定NO₂^--N浓度与DO呈极显著正相关(P＜0.01), 与pH呈及显著负相关(P＜0.01), 待后期测定进一步的数据后将对其以及相关指标进行更深入地研究以探明其变化原因.

TP、DP和SRP全年除3、7月外浓度都在较小范围内上下浮动, 主要受水文和气象条件影响. 7月TP、DP和SRP浓度均出现了峰值, HF6的TP浓度明显高于其他断面, 由于镇东大丘上游为桃溪河子流域和南河子流域, 这两个子流域占到整个开州区面源污染TP贡献量的60.37%^[34], 因此推断TP、DP和SRP激增可能是由于上游面源污染造成的, 通过前文分析营养盐中仅有TP与Chl-a呈极显著正相关(P＜0.01), 自上游而下的磷盐堆积在流速缓慢的汉丰湖水体作为浮游植物生长的物质基础^[11], 更高的TP浓度促进了浮游植物的生长, 进而说明TP是7月汉丰湖水华的决定性因子, 该结果与陈焰等^[35]的研究结果一致. 3月汉丰湖TP、DP和SRP出现峰值不同于7月, 虽然上层TP、DP和SRP较高, 但观察中下层3月并没有出现峰值, 而4月出现了峰值, 这是由于3月采样前数日研究区域有较明显的降雨, 上游及沿岸流失的水土以异重流^[14]的形式汇入了汉丰湖, 造成了TP、DP和SRP浓度在汉丰湖中的层化, 上层高于下层和中层.经过一段时间的垂直混合, 4月末上中下层达到垂直混合均匀的状态, 以至于中层和下层TP、DP和SRP浓度在4月达到峰值.

空间上整体看来, TP、DP和SRP浓度均大体呈现从上游向下游递减的趋势.这与杨凡等^[27]在同为三峡库区支流的大宁河的研究得出了不同的结论, 究其原因是因为汉丰湖的磷盐主要是由各个入湖口和沿岸汇入汉丰湖内, 包括HF3、HF6和HF4, 其中HF6上游为南河子流域和桃溪河子流域, 面源污染、城市污染所提供的磷盐较多, HF3上游为东河子流域, HF4为汉丰湖子流域^[34], 这两个子流域所贡献的磷盐量较之南河、桃溪河流域之和偏少, 再者水体本身具有一定的自净能力^[36], 且水体中的浮游植物会对营养盐进行一定程度的吸收同化, 综合两方面因素使得汉丰湖TP、DP和SRP浓度的空间分布具有上述特征.

(1) 调节坝正式运行后汉丰湖上中下3层水体除3、4月磷盐浓度外其余月份营养盐浓度之间不存在显著差异, 全年上中下层变化趋势相似, 说明2018年汉丰湖水体营养盐浓度不存在明显层化现象, 水体垂直混合较为均匀.

(2) 水体自净作用缓解桃溪河、南河流域面源污染程度使得TP、DP和SRP浓度大体呈现从上游向下游递减的趋势.汉丰湖磷盐的来源主要是HF6上游的南河子流域和桃溪河子流域, 且TP是汉丰湖浮游植物生长的决定性因子.

(3) 1月NO₂^--N浓度达到全年最高值, 是由于溶解氧浓度过低导致NO₂^--N发生反硝化作用. 1~6月温度升高导致藻类同化吸收加速是NO₃^--N浓度降低的主要原因. 7月NH₄⁺-N浓度急剧增加同时Chl-a达到峰值, 非优势藻类的死亡分解大量消耗溶解氧, 使水体溶解氧浓度呈较低水平限制NH₄⁺-N硝化反应, 致使7月NO₃^--N浓度降低.湖底沉积物内源释放、水体的垂直混合、NH₄⁺-N的硝化均对10~12月汉丰湖水体中NO₃^--N浓度的升高有影响；10~12月NH₄⁺-N浓度降低与藻类对NH₄⁺-N的吸收潜力较大有关.