2020, Vol. 41
2. 河南工程学院资源与环境学院, 郑州 451191
, LI Heng-peng1
, JIANG San-yuan1 , MA Pei2 , LAI Xi-jun1 , DENG Jian-cai1 , CHEN Dong-qiang1 , GENG Jian-wei1
2. Schools of Resources and Environmental Engineering, Henan Institute of Engineering, Zhengzhou 451191, China
随着全球气候变化加剧, 极端降水事件的发生频率越来越高, 氮、磷等营养元素随洪水冲刷进入地表河湖并输送至近海大陆架, 加剧了水体富营养化的强度, 已成为全球河流、湖泊以及近海水域的主要环境问题[1~3].水体富营养化会引起河湖生态结构和功能发生显著变化, 导致生态系统退化, 造成水质型缺水, 严重制约流域经济的可持续发展[4~6].我国长江中下游浅水湖泊富营养化呈日益加重的趋势[6~9], 研究者从湖泊水环境演变[7, 10]、水体与沉积物营养盐时空分布[8, 11~13]、气候演变[14]、土地利用变化与河流水质污染的相关性[15]等方面, 对长江中下游浅水湖泊及出入湖河流的富营养化特征与影响机制进行了广泛地研究, 但是多局限于对河流或者湖体的独立研究, 从河流-湖泊系统角度进行的研究相对较少.
长荡湖(Changdang Lake, CDL)位于太湖西北部, 是江苏省第七大淡水湖, 兼具供水、灌溉、水产等多种功能, 是太湖上游重要的水源地.湖区周围共有大小进出河流44条, 东部通过河流与滆湖连通, 并最终流入太湖, 是太湖入湖径流和污染物负荷的来源之一.流域内河网密布, 流向复杂, 北部是以大运河为骨干河道的运河水系, 中部是以长荡湖为中心的水系, 南部是以南河干流为主的南河水系.近年来, 随着城市化、工业化、旅游业与水产养殖业的发展, 长荡湖及环湖河流水质总体呈下降趋势, 湖体已达到中度富营养状态[16, 17], 河湖水生态功能严重退化, 严重危及流域城乡居民的饮水安全.本研究从河流-湖泊系统的角度, 分析长荡湖流域(Changdang Lake catchment, CDL catchment)水体营养盐的时空分布特征及其影响机制, 这对于加强流域综合管理与河湖水污染治理、保障居民饮水安全并促进社会经济可持续发展具有重要的指导意义.
1 材料与方法 1.1 研究区概况长荡湖流域(119°04′~119°44′E, 31°17′~31°59′N)位于江苏省常州市, 属于亚热带季风气候, 四季分明, 年降水量在1000~1400 mm之间, 多年平均降水量为1115.1 mm, 降雨主要集中于5~9月[18].流域面积2161.46 km2, 北起香草河和丹金溧漕河, 南至淳溧河, 西起茅山山脉, 东以直线边界横跨出湖河流并流入滆湖水系, 最终流入太湖(图 1).地势西高东低, 西部为山地, 约占43.3%;北部、东部和南部为平原, 约占56.7%.流域内河网密布, 流向复杂.丹金溧漕河来源于京杭大运河, 纵贯流域南北, 是流域最大的入湖河流, 汇集了通济河和薛埠河等河流后分流注入长荡湖.湖区东部通过中干河、北干河和湟里河等河流与滆湖连通, 并转注太湖(图 1).长荡湖南北长约15.5 km, 东西宽约9 km, 湖泊面积85.31 km2, 平均水深1.1 m, 换水周期55.7 d[18].
|
图 1 长荡湖流域在太湖流域位置、河湖水系及监测点分布示意 Fig. 1 Location of CDL catchment in the Lake Tai basin, river-lake system, and spatial sampling sites |
考虑了流域土地利用类型、地形、水系和乡镇分布等特征, 在长荡湖流域骨干河网(包括丹金溧漕河、通济河和薛埠河等入湖河道、北干河等出湖河道和南河等过境河道)选取33个河流采样点, 根据季节划分(3~5月为春季, 6~8月为夏季, 9~11月为秋季, 12~次年2月为冬季), 分别于2016年的1、4、6、7、10月和2017年的4、6、7、10、12月中上旬开展了河流水质水量同步监测, 夏季丰水期在6月加采一次.长荡湖湖区水质监测时期为2016年2~11月和2017年1~12月的每月中旬, 测定结果由江苏省水利科学研究院提供.
1.2.2 样品分析方法pH、温度、溶解氧(dissolved oxygen, DO)和叶绿素a(Chlorophyll a, Chla)等参数在现场用YSI便携式水质监测仪进行测定.总氮(total nitrogen, TN)、总磷(total phosphorus, TP)、硝态氮(NO3--N)、氨氮(NH4+-N)和磷酸盐(PO43-)质量浓度按照国家标准方法测定:TN质量浓度采用过硫酸钾氧化、紫外分光光度法测定; TP质量浓度采用过硫酸钾氧化、钼锑抗显色分光光度法测定; NO3--N、NH4+-N和PO43-质量浓度用流动分析、分光光度法测定(荷兰Skalar SAN++型流动分析仪).高锰酸盐指数采用高锰酸钾氧化滴定法测定.采用声学多普勒三维流速剖面仪(acoustic doppler current profilers, ADCP)对流域内骨干河网河道的流量、时均流速、河宽以及断面面积进行测量, 每个断面往返测定两次, 同时确定河流流向.
1.2.3 河流与湖泊(水库)营养状态评估方法美国“河口营养状况评价”(NEEA-ASSETS)对利用Chla质量浓度评价河口富营养化状态进行了定义[19]: Chla>60 μg·L-1, 过度富营养化; 20~60 μg·L-1, 高度富营养化; 5~20 μg·L-1, 中度富营养化; ＜5 μg·L-1, 低度富营养化.
“湖泊(水库)富营养化评价标准”中的综合营养状态指数法(comprehensive trophic level index, TLI)以快捷性、准确性著称, 因此, 采用TLI指数法对长荡湖水体营养状态进行评价.分别采用Chla、TN、TP质量浓度、透明度(secchi depth, SD)和高锰酸盐指数等5项指标计算单因子营养状态指数, 通过加权计算得到综合营养状态指数.TLI计算公式为[20]:
|
(1) |
|
(2) |
式中, TLI(Σ)代表综合营养状态指数; TLI(j)代表第j种参数的营养状态指数的相关权重; Wj为以Chla为基准参数计算的第j种参数的营养状态指数的归一化相关权重, 其取值来源于我国26个典型湖泊(水库)调查数据计算获得的相关系数[21].rij为第j种参数与基准参数Chla的相关系数, 取值见表 1; m为评价参数的个数.
|
(3) |
|
(4) |
|
(5) |
|
(6) |
|
(7) |
|
表 1 中国湖泊(水库)部分参数与Chla的相关关系rij及rij2值 Table 1 Correlations of rij and rvij2 between some parameters and Chla in China's lakes (reservoirs) |
式中, Chla单位为mg·m-3; SD单位为m; 其他单位均为mg·L-1.
根据富营养化分级标准, 采用0~100的数字将湖泊营养状态分成5级:贫营养(0, 30)、中营养[30, 50]、轻度富营养(50, 60]、中度富营养(60, 70]、重度富营养(70, 100).
1.2.4 空间插值方法采用反距离权重(inverse distance weighted, IDW)法[22], 通过采样点的数值来推算未采样点的数值.反距离权重法假定每个测量点都有一种局部影响, 而这种影响会随着距离的增大而减小.
采用ArcGIS软件进行空间插值与土地利用分析、SPSS软件进行数据相关性分析, 相关分析采用皮尔森相关系数, 并进行显著性双侧检验.
1.2.5 河流营养盐年通量的计算方法基于现场监测的河流瞬时流量Qi, 结合室内分析获取的河流监测断面营养盐质量浓度ci, 采用公式(8)计算河流营养盐年通量.
|
(8) |
式中, Load指河流营养盐年通量, kg·a-1; Qi指现场监测的河流瞬时流量, m3·s-1; ci指河流监测断面营养盐质量浓度, 包括TN、TP、NH4+-N和高锰酸盐指数, mg·L-1; Di指监测月份的天数; i指监测月份; k为单位转换系数.
1.2.6 相关性分析采用IBM SPSS Statistics 19统计软件进行Pearson系数相关性分析.
2 结果与分析 2.1 河流水质参数与营养盐年通量的时空分布特征 2.1.1 河流营养盐质量浓度的时间分布特征长荡湖流域河流监测点TN平均质量浓度变化范围在2.73~4.81 mg·L-1之间, 平均值为(3.69±0.76)mg·L-1 [(图 2(a)]. 2016年TN平均质量浓度以1月最高(4.91 mg·L-1), 其次为4月(4.74 mg·L-1), 然后是6、7月, 10月最低(3.01 mg·L-1), TN污染严重程度表现为冬>春>夏>秋季; 2017年以4月最高(4.27 mg·L-1), 其次为12月(4.00 mg·L-1), 然后是6、7月, 10月最低(2.73 mg·L-1), TN污染严重程度表现为春>冬>夏>秋季.可见近2年长荡湖流域河流TN污染均表现为冬、春季劣于夏、秋季.
|
黑色圆点代表水质参数的平均值, 棕色柱子代表水质参数的主要分布范围, 星号代表最高值与最低值 图 2 长荡湖流域河流营养盐质量浓度时间变化(2016~2017年) Fig. 2 Variations in river nutrient concentrations in CDL catchment from 2016 to 2017 |
长荡湖流域河流监测点NO3--N平均质量浓度变化范围在1.46~2.85 mg·L-1之间, 平均值为(1.81±0.42)mg·L-1[(图 2(b)]. 2016年NO3--N平均质量浓度以4月最高(2.85 mg·L-1), 其次为10月(2.07 mg·L-1), 然后是1月, 7月最低(1.46 mg·L-1), NO3--N污染严重程度表现为春>秋>冬>夏季; 2017年以4月最高(2.02 mg·L-1), 其次为12月(1.65 mg·L-1), 然后是10月, 7月最低(1.50 mg·L-1), NO3--N污染严重程度表现为春>冬>秋>夏季.可见近2年长荡湖流域河流NO3--N污染严重程度均表现为春季最严重, 秋、冬季居中, 夏季最轻.
长荡湖流域河流监测点NH4+-N平均质量浓度变化范围在0.35~2.39 mg·L-1之间, 平均值为(1.03±0.61)mg·L-1[(图 2(c)]. 2016年NH4+-N平均质量浓度以1月最高(2.39 mg·L-1), 其次为6月(1.48 mg·L-1), 然后是4月, 10月最低(0.35 mg·L-1). 2017年NH4+-N平均质量浓度以12月最高(1.29 mg·L-1), 其次为4月(1.04 mg·L-1), 然后是6月和7月, 10月最低(0.49 mg·L-1).可见近两年长荡湖流域河流NH4+-N污染均表现为冬>春>夏>秋季.在冬、春季节污染最严重, 在夏、秋季节污染相对较轻, 水质表现为优于Ⅲ类水.与2016年相比, 2017年冬季河流氨氮污染程度减轻了一个级别.
长荡湖流域河流监测点TP平均质量浓度变化范围在0.14~1.08 mg·L-1之间, 平均值为(0.38±0.31)mg·L-1[图 2(d)]. 2016年TP平均质量浓度以10月最高(1.08 mg·L-1), 其次为1月(0.65 mg·L-1), 水质表现为劣V类水; 然后是7、4月, 6月最低(0.13 mg·L-1).河流TP污染严重程度表现为秋、冬季劣于春、夏季. 2017年TP平均质量浓度均在IV类水标准线(0.3 mg·L-1)以下, 河流TP污染严重程度表现为冬、春季劣于夏、秋季. 2017年河流TP污染明显比2016年有所减轻, 特别是7月和10月的TP平均质量浓度显著降低.
长荡湖流域河流监测点Chla平均质量浓度变化范围在(3.11~128.43)μg·L-1之间, 平均值为(25.74±37.00)μg·L-1[图 2(e)]. 2016年河流Chla平均质量浓度表现为夏、春季高于冬、秋季, 6月异常偏高, 2017年表现为冬、春季高于夏、秋季.根据美国“河口营养状况评价”(NEEA-ASSETS)标准[19], 2016~2017年长荡湖流域河流呈中-高度富营养化状态, 在2016年6月出现重度富营养化, 2016年4月以及2017年4和12月为高度富营养化, 2016年7月、2017年6月和10月表现为中度富营养化, 仅2017年7月出现低度富营养化.
长荡湖流域河流监测点高锰酸盐指数变化范围在4.34~6.94mg·L-1之间, 平均值为(6.35±0.81)mg·L-1[图 2(f)], 根据地表水环境监测质量标准GB 3838-2002, 监测期高锰酸盐指数基本都低于Ⅰ和Ⅱ类水质标准限值(15 mg·L-1), 季节差异不大.
2.1.2 河流营养盐年通量的空间分布特征2017年长荡湖流域骨干河网TN、NH4+-N、TP和高锰酸盐指数年通量的空间分布如图 3所示, 可看出, TN、NH4+-N、TP和高锰酸盐指数年通量较高的监测点都位于丹金溧漕河, 沿着丹金溧漕河干流从南向北分布.丹金溧漕河干流、通济河和薛埠河TN年通量分别为3.42×106、1.82×105和9.74×104 kg, TP年通量分别为1.00×106、7.46×104和2.13×104 kg, NH4+-N年通量分别为2.07×106、1.55×105和6.09×104 kg, 丹金溧漕河干流氮、磷年通量为通济河和薛埠河年通量总和的10~12倍.出湖河流TN、TP和NH4+-N年通量分别为5.57×105、8.52×104和3.16×105 kg, 分别占丹金溧漕河干流年通量的16.28%、8.48%和15.25%.高锰酸盐指数年通量不仅在丹金溧漕河干流较高(平均为3.56×106 kg), 在出湖河流北干河和中干河也比较高(平均为1.51×106 kg), 分别为通济河和薛埠河年通量总和的7和3倍.
|
图 3 2017年长荡湖流域河流污染物年通量空间分布 Fig. 3 Spatial distribution of river nutrient loads in CDL catchment in 2017 |
长荡湖水体2016~2017年TN、NO3--N、NH4+-N、TP、Chla质量浓度和高锰酸盐指数逐月分布如图 4所示.TN平均质量浓度在1.10~4.74 mg·L-1之间, 平均值为(2.25±0.94)mg·L-1, 未达到地表湖库水质Ⅲ类标准. 2016年秋、冬季湖区TN污染最严重, 9、10和11月TN平均质量浓度均超过了V类水标准限值(2 mg·L-1); 春季居中, 夏季TN污染最轻.与2016年相比, 2017年冬(2月)、春(3~5月)和夏季(6月)TN污染加重; 秋季(9~11月)TN污染有所减轻[图 4(a)].
|
红色圆点代表水质参数的平均值, 绿色柱子代表水质参数的主要分布范围, 星号代表最高值与最低值 图 4 长荡湖水质参数时间变化(2016~2017年) Fig. 4 Temporal variations in water quality parameters in CDL from 2016 to 2017 |
湖区水体NO3--N平均质量浓度变化范围在0.17~1.77 mg·L-1之间, 平均值为(0.98±0.47)mg·L-1. 2016年2月平均质量浓度最高(1.51 mg·L-1), 8月最低(0.32 mg·L-1), 按湖区NO3--N污染严重程度表现为冬>秋>春>夏季. 2017年2月平均质量浓度最高(1.77 mg·L-1), 7月最低(0.15 mg·L-1), 按湖区NO3--N污染严重程度表现为冬>春>秋>夏季.可见这两年长荡湖水体冬季NO3--N污染最严重, 春、秋季居中, 夏季污染相对最轻[图 4(b)].
湖区水体NH4+-N平均质量浓度变化范围在0.03~0.53 mg·L-1之间, 平均值为(0.19±0.14)mg·L-1. 2016年2月平均质量浓度最高(0.38 mg·L-1), 7月最低(0.06 mg·L-1), 按湖区NH4+-N污染严重程度表现为冬>秋>春>夏季. 2017年1月平均质量浓度最高(0.53 mg·L-1), 12月最低(0.03 mg·L-1), 按湖区NH4+-N污染严重程度表现为夏>冬>春>秋季.近两年长荡湖NH4+-N污染总体较轻, 水质类别属于优于Ⅲ类水, 但是季节差异较大, 表现在2016年夏季NH4+-N污染相比较其它季节最轻, 而2017年夏季NH4+-N污染相比较其它季节最严重[图 4(c)].
湖区水体TP平均质量浓度变化范围在0.06~0.15 mg·L-1之间, 平均值为(0.11±0.03)mg·L-1. 2016年9月平均质量浓度最高(0.14 mg·L-1), 超过IV类水标准, 11月最低(0.06 mg·L-1), 按湖区TP污染严重程度表现为秋>冬>春>夏季. 2017年7月平均质量浓度最高(0.14 mg·L-1), 10月最低(0.08 mg·L-1), 按湖区TP污染严重程度表现为夏>冬>秋>春季.近两年冬季长荡湖区TP污染比较严重, 夏季TP污染具有较大的差异, 表现在2016年夏季TP污染相比较其它季节最轻, 而2017年夏季TP污染相比较其它季节最严重[图 4(d)].
湖区水体Chla平均质量浓度变化范围在7.65~42.96 μg·L-1之间, 平均值为(18.71±8.76)ug·L-1. 2016年8月平均质量浓度最高(32.04 μg·L-1), 10月最低(7.65 μg·L-1), 按湖区Chla水平表现为春>夏>冬>秋季. 2017年5月平均质量浓度最高(42.96 μg·L-1), 11月最低(8.81 μg·L-1), 按湖区Chla水平高低表现为春>秋>夏>冬季.近两年春季是长荡湖区藻类高发期, 其次为夏季[图 4(e)].
湖区水体高锰酸盐指数变化范围在1.85~6.41 mg·L-1之间, 平均值为(4.59±1.09)mg·L-1. 2016年9月高锰酸盐指数最高(6.41 mg·L-1), 11月最低(1.85 mg·L-1), 按湖区高锰酸盐指数污染严重程度表现为夏>春>冬>秋季. 2017年7月高锰酸盐指数最高(5.95 mg·L-1), 3月最低(4.06 mg·L-1), 按湖区高锰酸盐指数污染严重程度表现为夏>春>冬>秋季[图 4(f)].近两年长荡湖区高锰酸盐指数均低于15 mg·L-1, 水质类别为I类和Ⅱ类水, 表明湖区水体受有机污染相对较轻.
2.2.2 长荡湖营养状态的时间变化根据湖泊富营养化分级标准[20, 21], 2016~2017年长荡湖TLI指数均在50以上, 达到了富营养化状态(图 5). 2016年湖区整体处于轻度富营养化状态, 个别月份(3、8、9和10月)处于中度富营养化状态. 2017年湖区TLI指数呈下降趋势, 1~7月处于中度富营养化状态, 8~12月处于轻度富营养化状态.
|
图 5 长荡湖逐月TLI指数与降水量变化(2016~2017年) Fig. 5 Monthly variations in TLI and precipitation in CDL from 2016 to 2017 |
2017年长荡湖的TN、TP和NH4+-N平均质量浓度插值结果如图 6所示.可看出湖西部河流入湖区TN、TP和NH4+-N平均质量浓度最高, 这里也是丹金溧漕河入湖的区域, 随着向湖心区、南部和东部湖区的扩散, 氮、磷质量浓度逐渐降低, 东部湖区的质量浓度最低.
|
图 6 2017年长荡湖TN、TP和NH4+-N质量浓度空间分布 Fig. 6 Spatial distribution of total nitrogen, total phosphorus, and ammonia nitrogen concentrations in CDL in 2017 |
以7号监测点为代表的西部湖区TN年平均质量浓度为2.95 mg·L-1, 以2号和8号监测点为代表的东部出湖区TN年平均质量浓度为1.78 mg·L-1, 根据地表水环境质量标准GB 3838-2002, 这两个湖区的水质相差一个级别, 分别属于劣V和V类水.西部湖区NH4+-N年平均质量浓度为0.58 mg·L-1, 东部出湖区NH4+-N年平均质量浓度为0.09 mg·L-1, 水质相差2个级别, 分别属于Ⅲ和I类水.西部湖区TP年平均质量浓度为0.15 mg·L-1, 东部出湖区TP年平均质量浓度为0.09 mg·L-1, 水质相差1个级别, 分别属于Ⅲ和Ⅱ类水.以3号监测点为代表的中部湖区TN、TP和NH4+-N平均质量浓度仅次于西部湖区, 以4号监测点为代表的北部湖区因同时受到中部和东部湖水的中和作用影响, 氮、磷污染水平有所波动.以1号监测点为代表的南部湖区氮、磷污染水平居中.
3 讨论 3.1 河湖系统水质参数的相关性分析与同期长荡湖湖体水质相比, 流域入湖河道TN、NO3--N、NH4+-N、TP质量浓度和高锰酸盐指数均值分别是湖体的1.93、2.14、6.52、2.09和1.32倍, 出湖河道TN、NO3--N、NH4+-N、TP质量浓度和高锰酸盐指数均值分别是湖体的1.10、0.76、1.58、1.31和1.30倍, 表明长荡湖流域入湖河流氮、磷污染严重, 而长荡湖具有强大的自净功能, 是太湖上游重要的水质净化库.对长荡湖流域河湖系统水质参数进行相关性分析(表 2), 发现湖体Chla质量浓度与河流氮质量浓度之间呈较弱的正相关关系, 与河流DO、pH呈负相关关系, 表明湖体生物量受到入湖河流氮输入的影响, 而且入湖河流的氧气充足与弱碱性可能有助于降低长荡湖的Chla水平.河流pH(7.4~8.5)与湖泊TP质量浓度之间呈显著正相关关系(P < 0.05), 表明入湖河流的pH会显著影响湖体的磷含量, 并进而影响湖体营养状态.
|
|
表 2 2016~2017年长荡湖流域河流与湖泊水质参数相关性矩阵1) Table 2 Correlation matrix of river and lake water quality parameters in CDL Catchment during 2016-2017 |
河流NO3--N与湖泊NO3--N质量浓度之间存在正相关关系, 表明河流输送是湖泊中NO3--N的重要来源之一.湖体TLI指数与河流流量之间、湖体PO43--P质量浓度与河流流量之间均在P < 0.05水平呈显著正相关关系(表 2), 表明河流的流量增加会促进湖泊氮、磷含量增长, 进而加剧湖泊富营养化.但是湖体TLI指数与河流其他水质参数之间基本不存在显著的相关关系, 表明流域河流与长荡湖分属于不同的水生态系统, 其水质和营养状态的发生发展有各自不同的特征与影响机制.
3.2 流域土地利用变化与河流水质的相关性分析长荡湖流域2000、2005、2010和2015年土地利用遥感解译结果如图 7所示.从中可知, 16 a来流域内土地利用变化主要表现为耕地面积显著减少和建设用地急剧增加的特点, 在2000~2010年间变化最显著, 2010~2015年变化不大.耕地面积从2000年的1594.8 km2减少到2015年的1356.7 km2, 减少了14.9%.城市建设用地面积从205.4 km2增加到347.8 km2, 增长了69.3%.林地面积从110.8 km2增加到133.4 km2, 水体面积从308.4 km2增加至370.8 km2, 湿地面积从5.5 km2增加至8.4 km2, 分别增长了20.5%、20.2%和51.4%. 2000年耕地占流域面积的71.6%, 建设用地、水体和林地面积分别占9.2%、13.8%和5%.耕地面积所占比例到2010年降低到59.8%, 到2015年有所回升, 提高到60.9%, 而建设用地、水体和林地面积显著增加, 在2015年所占比例分别提高到15.6%、16.6%和6%.长荡湖流域2000~2015年间城镇建设用地的扩张和耕地面积的萎缩, 与我国东部区域及太湖流域同期土地利用变化的空间格局基本一致[23, 24].
|
图 7 长荡湖流域不同土地利用类型面积的变化(2000~2015年) Fig. 7 Changes in different land use areas in CDL Catchment from 2000 to 2015 |
基于流域2010年以后的土地利用变化不大, 对金坛市与溧阳市所辖乡镇不同类型土地利用的面积(2015年)与河流水质参数(2017年)的相关性进行了分析(表 3), 发现流域土地利用面积与河流水质参数之间存在显著正相关关系.其中, 耕地面积与河流TN和NO3--N质量浓度之间呈极显著正相关关系(P < 0.01), 说明农业面源污染物流失是河流TN和NO3--N污染物的重要来源.建设用地面积与河流TN、NH4+-N和TP质量浓度之间呈显著正相关关系(P < 0.05), 说明城镇污水排放是河流TN、NH4+-N和TP的重要来源.可见长荡湖流域河流氮、磷污染同时受到农业面源污染物流失与城镇污水排放的影响.
|
|
表 3 长荡湖流域河流营养盐质量浓度与土地利用面积的相关关系1) Table 3 Relationship between river nutrient concentrations and land use area |
3.3 大气沉降对河湖水质的影响
随着人类活性氮排放量的逐年增加, 大气氮沉降对地表水环境的污染效应日益受到国内外广泛关注[25~29].据估算, 2011~2015年我国大气氮沉降量约为(20.4±2.6)kg·(hm2·a)-1, 其中干、湿沉降量各占一半, 主要来源于化石能源消耗、农业氮肥施用、畜禽养殖排放等[25].长荡湖流域位于我国大气氮沉降量最高的长三角地带, 该区域大气无机氮总沉降量达45 kg·(hm2·a)-1[29], 照此推算, 长荡湖湖区无机氮总沉降量约为3.84×105 kg·a-1, 占丹金溧漕河TN年通量的11.23%, 是通济河和薛埠河TN年通量总和的1.37倍.
长荡湖流域属于亚热带季风气候, 四季分明, 降雨量年内分配不均, 5~9月降雨量占全年的60%[14]. 2016年属于气候异常年份, 全年降水量高达2263 mm, 大约为近30年(1978~2017年)降水量年平均值的2倍[14]; 其中, 2016年的4、6、7、9和10月降雨量都在279 mm以上(图 5).强降雨不仅使得河流流量暴涨, 还导致强烈的土壤侵蚀冲刷, 引起面源污染物流失汇入地表河湖系统, 从而增加水体营养盐的输入量.长荡湖流域河流TP质量浓度在2016年10月为全年最高[图 2(d)], 与2016年10月的强降雨相对应(图 5). 2016年8月降雨量不高, 但是受4~7月连续降雨的累积影响, 长荡湖TLI指数自8月开始升高, 随着9月份的强降雨达到峰值, 之后随着降雨量的减少而降低(图 5).
2017年长荡湖流域年降水量只有1210.3 mm, 比2016年减少了接近50%, 降水量的减少引起直接输入的水量和营养盐减少, 以及通过径流流失进入水体的营养盐也相应减少.因此, 与2016年相比, 2017年河流NH4+-N、TP、Chla和湖区TN质量浓度均明显下降[图 2(c)~2(e)和图 4(a)]. 2017年上半年, 长荡湖为中度富营养化状态, 下半年湖泊营养状态由中度转为轻度富营养化状态, 这可能与常州市在2016年底至2017年实施了“263”专项整治行动, 加强大气与水环境综合整治工作取得实效有密切关系.
4 结论(1) 2016~2017年, 长荡湖流域河湖系统氮、磷污染严重, 季节差异明显.河流TN与TP质量浓度均未达到地表河流水质Ⅴ类标准, 处于中~重度富营养化状态; 湖区TN与TP质量浓度均未达到地表湖库水质Ⅲ类标准, 处于轻~中度富营养化状态.丹金溧漕河干流氮、磷年通量是通济河、薛埠河年通量总和的10~12倍, 是流域主要的污染物输送通道.
(2) 流域河流与湖泊水质的时空分布有各自不同的特征与影响机制.流域耕地、建设用地面积与河流水质参数之间存在显著正相关关系, 说明河流氮、磷污染同时受到农业面源污染物流失与城镇污水排放的影响.长荡湖的污染物来源多样, 其TN、TP和NH4+-N质量浓度表现为从西部向东、南部降低的趋势, 湖区具有强大的自净功能.
(3) 与2016年相比, 2017年河流NH4+-N、TP、Chla和湖区TN质量浓度均有明显下降, 但是湖区富营养化状态由上半年的中度转为下半年的轻度, 这可能与常州市实施了“263”专项整治行动取得实效有关.
致谢: 感谢中国科学院南京地理与湖泊研究所胡维平研究员进行野外工作指导, 博士研究生张英豪、顾炉华和李鹏程进行野外采样、数据分析与整理工作.
| [1] | Paerl H W, Hall N S, Hounshell A G, et al. Recent increase in catastrophic tropical cyclone flooding in coastal North Carolina, USA:long-term observations suggest a regime shift[J]. Scientific Reports, 2019, 9: 10620. DOI:10.1038/s41598-019-46928-9 |
| [2] | Beaulieu J J, DelSontro T, Downing J A. Eutrophication will increase methane emissions from lakes and impoundments during the 21st century[J]. Nature Communications, 2019, 10: 1375. DOI:10.1038/s41467-019-09100-5 |
| [3] | Turner R E, Nancy N R. Coastal eutrophication near the Mississippi river delta[J]. Nature, 1994, 368(6472): 619-621. DOI:10.1038/368619a0 |
| [4] | Zhang Y, Cheng L, Li K Y, et al. Nutrient enrichment homogenizes taxonomic and functional diversity of benthic macroinvertebrate assemblages in shallow lakes[J]. Limnology and Oceanography, 2019, 64(3): 1047-1058. DOI:10.1002/lno.11096 |
| [5] | Zhang Y L, Liu X H, Qin B Q, et al. Aquatic vegetation in response to increased eutrophication and degraded light climate in Eastern Lake Taihu:Implications for lake ecological restoration[J]. Scientific Reports, 2016, 6: 23867. DOI:10.1038/srep23867 |
| [6] |
秦伯强. 长江中下游浅水湖泊富营养化发生机制与控制途径初探[J]. 湖泊科学, 2002, 14(3): 193-202. Qin B Q. Approaches to mechanisms and control of eutrophication of shallow lakes in the middle and lower reaches of the Yangtze River[J]. Journal of Lake Sciences, 2002, 14(3): 193-202. DOI:10.3321/j.issn:1003-5427.2002.03.001 |
| [7] |
谷孝鸿, 曾庆飞, 毛志刚, 等. 太湖2007-2016十年水环境演变及"以渔改水"策略探讨[J]. 湖泊科学, 2019, 31(2): 305-318. Gu X H, Zeng Q F, Mao Z G, et al. Water environment change over the period 2007-2016 and the strategy of fishery improve the water quality of Lake Taihu[J]. Journal of Lake Sciences, 2019, 31(2): 305-318. |
| [8] |
朱广伟, 秦伯强, 张运林, 等. 2005-2017年北部太湖水体叶绿素a和营养盐变化及影响因素[J]. 湖泊科学, 2018, 30(2): 279-295. Zhu G W, Qin B Q, Zhang Y L, et al. Variation and driving factors of nutrients and chlorophyll-a concentrations in northern region of Lake Taihu, China, 2005-2017[J]. Journal of Lake Sciences, 2018, 30(2): 279-295. |
| [9] |
杜冰雪, 徐力刚, 张杰, 等. 鄱阳湖富营养化时空变化特征及其与水位的关系[J]. 环境科学研究, 2019, 32(5): 795-801. Du B X, Xu L G, Zhang J, et al. The spatial-temporal characteristics of eutrophication in Poyang Lake and its relationship with the water level[J]. Research of Environmental Sciences, 2019, 32(5): 795-801. |
| [10] |
张运林, 秦伯强. 太湖水环境的演变研究[J]. 海洋湖沼通报, 2001(2): 8-15. Zhang Y L, Qin B Q. Study on the evolvement of water environment in Taihu Lake[J]. Transactions of Oceanology and Limnology, 2001(2): 8-15. DOI:10.3969/j.issn.1003-6482.2001.02.002 |
| [11] |
余员龙, 任丽萍, 刘其根, 等. 2007-2008年千岛湖营养盐时空分布及其影响因素[J]. 湖泊科学, 2010, 22(5): 684-692. Yu Y L, Ren L P, Liu Q G, et al. Temporal and spatial distribution of nutrients and the influence factors of Lake Qiandao during 2007-2008[J]. Journal of Lake Sciences, 2010, 22(5): 684-692. |
| [12] |
袁和忠, 沈吉, 刘恩峰, 等. 太湖水体及表层沉积物磷空间分布特征及差异性分析[J]. 环境科学, 2010, 31(4): 954-960. Yuan H Z, Shen J, Liu E F, et al. Space distribution characteristics and diversity analysis of phosphorus from overlying water and surface sediments in Taihu Lake[J]. Environmental Science, 2010, 31(4): 954-960. |
| [13] |
朱林, 汪院生, 邓建才, 等. 长荡湖表层沉积物中营养盐空间分布与污染特征[J]. 水资源保护, 2015, 31(6): 135-140. Zhu L, Wang Y S, Deng J C, et al. Spatial distribution and contamination characteristics of nutrients in surface sediment of Changdang Lake[J]. Water Resources Protection, 2015, 31(6): 135-140. |
| [14] | 狄百花, 钱半吨, 杨明, 等. 1978-2017年溧阳市降水特征分析[J]. 河南农业, 2018(32): 27-29, 35. |
| [15] |
刘倩, 刘永杰, 余辉, 等. 太湖流域土地利用与河流水质污染状况的相关性研究[J]. 水污染防治, 2016, 34(8): 11-17. Liu Q, Liu Y J, Yu H, et al. The correlation study of land use and water quality pollution condition in Taihu Lake watershed[J]. Environmental Engineering, 2016, 34(8): 11-17. |
| [16] |
王菲菲, 李小平, 陈小华, 等. 长荡湖近15年营养状态评价及限制因子研究[J]. 环境科学与技术, 2012, 35(S1): 353-357. Wang F F, Li X P, Chen X H, et al. A study on the nutrition status evaluation and algal limiting factor in Lake Changdang the Last 15-years[J]. Environmental Science and Technology, 2012, 35(S1): 353-357. |
| [17] |
赵苇航, 朱彧, 朱亮, 等. 长荡湖水环境变化趋势及其主要影响因子[J]. 水资源保护, 2014, 30(6): 48-53. Zhao W H, Zhu Y, Zhu L, et al. Change trend of water environment in Changdang Lake and main impact factors[J]. Water Resources Protection, 2014, 30(6): 48-53. |
| [18] |
彭俊翔, 伍永年, 胡维平, 等. 长荡湖近61a降水量演化特征[J]. 长江流域资源与环境, 2016, 25(2): 292-299. Peng J X, Wu Y N, Hu W P, et al. The evolution characteristics of precipitation in the past 61 years at the lake Changdanghu[J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2016, 25(2): 292-299. |
| [19] | Bricker S B, Ferreira J G, Simas T. An integrated methodology for assessment of estuarine trophic status[J]. Ecological Modelling, 2003, 169(1): 39-60. DOI:10.1016/S0304-3800(03)00199-6 |
| [20] |
王明翠, 刘雪芹, 张建辉. 湖泊富营养化评价方法及分级标准[J]. 中国环境监测, 2002, 18(5): 47-49. Wang M C, Liu X Q, Zhang J H. Evaluate method and classification standard on lake eutrophication[J]. Environmental Monitoring in China, 2002, 18(5): 47-49. DOI:10.3969/j.issn.1002-6002.2002.05.018 |
| [21] |
殷守敬, 吴传庆, 王晨, 等. 综合遥感与地面观测的巢湖水体富营养化评价[J]. 中国环境监测, 2018, 34(1): 157-164. Yin S J, Wu C Q, Wang C, et al. Eutrophication assessment of Chaohu Lake using remote sensing and in-situ data[J]. Environmental Monitoring in China, 2018, 34(1): 157-164. |
| [22] | 汤国安, 杨昕. ArcGIS地理信息系统空间分析实验教程[M]. (第二版).北京: 科学出版社, 2012: 289-291. |
| [23] |
刘纪远, 宁佳, 匡文慧, 等. 2010-2015年中国土地利用变化的时空格局与新特征[J]. 地理学报, 2018, 73(5): 789-802. Liu J Y, Ning J, Kuang W H, et al. Spatio-temporal patterns and characteristics of land-use change in China during 2010-2015[J]. Acta Geographica Sinica, 2018, 73(5): 789-802. |
| [24] |
徐昔保, 杨桂山, 李恒鹏. 太湖流域土地利用变化对净初级生产力的影响[J]. 资源科学, 2011, 33(10): 1940-1947. Xu X B, Yang G S, Li H P. Impacts of land use change on net primary productivity in the Taihu Basin, China[J]. Resources Science, 2011, 33(10): 1940-1947. |
| [25] | Yu G R, Jia Y L, He N P, et al. Stabilization of atmospheric nitrogen deposition in China over the past decade[J]. Nature Geoscience, 2019, 12(6): 424-429. DOI:10.1038/s41561-019-0352-4 |
| [26] | Li Y, Schichtel B A, Walker J T, et al. Increasing importance of deposition of reduced nitrogen in the United States[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2016, 113(21): 5874-5879. |
| [27] | Liu X J, Zhang Y, Han W X, et al. Enhanced nitrogen deposition over China[J]. Nature, 2013, 494(7438): 459-462. DOI:10.1038/nature11917 |
| [28] | Galloway J N. Acid deposition:perspectives in time and space[J]. Water, Air, and Soil Pollution, 1995, 85(1): 15-25. |
| [29] | Zhao Y H, Zhang L, Chen Y F, et al. Atmospheric nitrogen deposition to China:a model analysis on nitrogen budget and critical load exceedance[J]. Atmospheric Environment, 2017, 153: 32-40. DOI:10.1016/j.atmosenv.2017.01.018 |