2022, Vol. 43
2. 中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室, 南京 210008;
3. 中国科学院大学, 北京 100049;
4. 淮阴师范学院江苏省区域现代农业与环境保护协同创新中心, 淮阴 223300
, LIU Chang-qing2,3 , SHI Xiao-li2,4
, LI Yun1 , FAN Zi-wu1 , JIA Ben-you1 , LIAO Yi-peng1
2. State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;
3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
4. Jiangsu Collaborative Innovation Center of Regional Modern Agriculture & Environmental Protection, Huaiyin Normal University, Huaiyin 223300, China
洪泽湖为我国第四大淡水湖泊, 位于江苏淮安和宿迁境内(33°06′~33°40′N, 118°10′~118°52′E).作为淮河流域的重要水源地以及南水北调东线工程的重要调蓄库, 洪泽湖在气候调节、防洪抗旱、饮用水供给、农业灌溉、水产养殖、生态保护和文化旅游等方面都有着重要作用.自20世纪70年代, 由于湖区围网圈圩面积增加以及生产生活等点源面源污染排入, 加重了洪泽湖內源负荷和外源污染, 导致湖泊水质下降[1~3].自2013年南水北调东线工程通水后, 洪泽湖的水位、水量和水体滞留时间等波动较大.调蓄湖泊独特的水文条件与调水方式, 使洪泽湖表现出与太湖、巢湖等湖泊不同的富营养化特征, 湖泊水质变化趋势更加复杂.
湖泊富营养化往往会导致藻类大量生长, 增加藻华暴发风险, 进而破坏湖泊生态系统稳定, 威胁人类生产生活安全[4~6].目前普遍认为气候变暖与富营养化存在叠加效应, 会导致湖泊藻华在时间与空间上的扩张[7~9], 这一扩张现象在太湖与巢湖等典型富营养湖泊也有相关报道[10, 11].虽然洪泽湖营养盐浓度与藻华盛行的太湖基本相当[12], 但良好的水动力条件, 避免了藻华的大规模暴发.然而在成子湖以及溧河洼湖区由于水力交换较慢, 藻类生物量较高, 在适合的条件下容易形成短期的区域藻华[13, 14].近些年来, 淮河流域治理对淮河水质造成重要影响, 由于洪泽湖90%的入湖水来自于淮河, 这势必对洪泽湖水质和富营养化状态产生影响.但由于不同湖区的水动力和生态环境不同, 淮河对其水质的影响也不尽相同.此外南水北调工程引起湖泊水质与水动力条件的改变, 与气候变暖一起共同影响洪泽湖藻类生长.本文分析了2011~2020年洪泽湖11个点位和淮河入湖的逐月监测数据, 有效评估了洪泽湖近十年来富营养化状态的总体变化趋势, 藻类生长的控制因素等, 以期为洪泽湖的富营养化防控、蓝藻预测和调水水质安全保障提供理论依据.
1 研究方法 1.1 野外调查洪泽湖水质调查于2011~2020年进行, 每月中旬进行采样, 共布设湖区采样点11个以及淮河入湖口采样点1个(图 1).根据地理位置以及水文要素等条件, 将湖区采样点分为3个区: 北区(成子湖、高湖、宿迁北、韩桥)、东区(宿迁南、淮安西、淮安北、西顺河-+、蒋坝)、西区(临淮、溧河洼).利用2 L有机玻璃采水器分别采集表层、中层和下层水样并充分混合, 水深及透明度(SD)分别使用测深仪及塞氏盘现场测定, 水温(WT)、pH和溶解氧(DO)由YSI水质分析仪于水下50 cm处测得.
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圆形点位为北区, 三角形点位为东区, 星形点位为西区, 倒三角形为淮河入湖口 图 1 洪泽湖水质监测点位示意 Fig. 1 Sample sites of Lake Hongze |
水样运回实验室进行下一步分析.水样利用GF/C玻璃纤维滤膜进行过滤, 参照标准方法测定溶解性营养盐: 硝态氮(NO3--N)、亚硝态氮(NO2--N)、铵态氮(NH4+-N)和磷酸盐(PO43--P)浓度[15].采用GF/C滤膜和热乙醇萃取分光光度法测定叶绿素a(Chl-a, 表征总藻含量).未过滤水样分别使用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法和钼酸铵分光光度法测定总磷(TP) 和总氮(TN) 浓度, 高锰酸盐指数采用高锰酸盐滴定法测定.
1.3 统计分析利用综合营养状态指数公式对洪泽湖水质进行富营养状态评价, 公式如下:
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式中, TLI(Σ)为综合营养状态指数, TLI(j)为第j种参数的营养状态指数, Wj为第j种参数的营养状态指数的相关权重.本次富营养化状况评价指标选用: Chl-a浓度、TP浓度、TN浓度、SD和高锰酸盐指数, 并结合其他指数与Chl-a浓度的相关关系, 确定其相关权重Wj分别为: 0.266 3、0.187 9、0.179、0.183 4和0.183 4.当TLI(Σ) < 30时, 为贫营养状态; 当30 ≤ TLI(Σ)≤ 50时, 为中营养状态; 当TLI(Σ)＞50时, 为富营养状态, 其中, 50 < TLI(Σ)≤ 60时, 为轻度富营养状态; 60 < TLI(Σ)≤ 70时, 为中度富营养状态; TLI(Σ)＞70时, 为重度富营养状态[16].在同一营养状态下, 指数值越高, 其营养状态越高.
利用局部加权回归(LOESS)拟合洪泽湖各水质指标的历史演替趋势, 相关分析利用R包ggplot2的stat_smooth函数; 线性回归模型用于检验各变量变化趋势在整体时间上的显著性, 当P < 0.05时为显著变化.利用判断双因素方差分析季节与区域对各水质指标的影响, 相关分析在R包stats中完成; 线性逐步回归模型用于分析洪泽湖各水质因子与藻类生物量相关性, 相关分析在R包stats中完成.文中相关制图则由R包ggplot2及ArcGIS 10.2完成.
2 结果与分析 2.1 洪泽湖与淮河总体水质特征洪泽湖总体水质指标在过去十年间(2011~2020年)发生了显著变化(图 2).其中, 洪泽湖水深与pH整体上呈现显著下降趋势(P＜0.05), 水深由2.33 m下降至2.06 m, pH由8.20下降至7.93; 而SD和WT在过去十年呈现显著升高趋势(P＜0.05), SD由0.32 m上升至0.37 m, WT由16.63℃上升至19.63℃; 高锰酸盐指数在过去十年间显著上升, 从2011年4.31 mg·L-1增加至2020年5.13 mg·L-1(P＜0.05).
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蓝色实线为LOESS回归线, 灰色区域为95%置信区间, 红色实线表示线性回归显著上升或下降 图 2 2011~2020年洪泽湖水质指标变化趋势 Fig. 2 Variation trend of water quality of Lake Hongze from 2011 to 2020 |
2011~2020年间, 洪泽湖多项营养盐浓度发生显著变化(图 2).除NH4+-N外, 洪泽湖其他氮营养盐(TN、NO3--N和NO2--N)在十年间显著下降(P＜0.05). ρ(TN)由1.46 mg·L-1下降至1.33 mg·L-1, ρ(NO3--N)由0.83 mg·L-1下降至0.69 mg·L-1, ρ(NO2--N) 由0.023 mg·L-1下降至0.017 mg·L-1, 而ρ(NH4+-N)由0.13 mg·L-1上升至0.16 mg·L-1.与TN浓度下降趋势不同, 洪泽湖ρ(TP)呈现轻微上升趋势(P＜0.05), 由0.074 mg·L-1上升至0.076 mg·L-1.TN和TP浓度的不同变化趋势也导致了N∶P由26.29显著下降至21.13(P＜0.05). 2011~2020年间随着营养盐的下降, 洪泽湖藻类生物量显著下降.在十年间, 洪泽湖藻类生物量保持显著地持续下降趋势, 从2011年的0.016 mg·L-1下降至2020年的0.010 mg·L-1.虽然洪泽湖TLI近十年在50.70~55.80之间波动, 但整体上仍处于下降趋势(P＜0.05).
淮河作为洪泽湖最主要的入湖河流, 其水质与洪泽湖水质紧密相关.总体上, 淮河pH、DO、高锰酸盐指数和TN浓度与洪泽湖在十年间变化趋势一致, 而NH4+-N变化趋势相反(图 3).其中, 高锰酸盐指数由3.85 mg·L-1显著上升至4.59 mg·L-1(P＜0.05), ρ(TN)由3.56 mg·L-1显著下降至2.10 mg·L-1(P＜0.05), ρ(NH4+-N)由0.30 mg·L-1显著下降至0.13 mg·L-1(P＜0.05); 淮河TP没有显著变化, 十年均值为0.082 mg·L-1.虽然淮河营养盐在过去十年间发生了变化, 但其仍显著高于洪泽湖.
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蓝色实线为LOESS回归线, 灰色区域为95%置信区间, 红色实线表示线性回归显著上升或下降 图 3 2011~2020年淮河水质变化趋势 Fig. 3 Variation trend of water quality of River Huaihe from 2011 to 2020 |
双因素方差分析结果表明, 洪泽湖水质营养状态在季节与区域上有显著差异(P＜0.05, 表 1).在不同湖区之间, 西区TLI最高(十年均值54.89), 东区次之(53.91), 而北区最低(52.71).北区和东区TLI在近十年来显著下降(P＜0.05), 而西区却没有显著改善.TLI的季节分布特征表明, 夏季TLI最高(55.20), 秋季次之(54.23), 而春(52.26)、冬(52.83)最低.为分析洪泽湖不同湖区富营养化状态特征, 笔者进一步探究了富营养化指数下的各个指标.
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表 1 洪泽湖各水质指标及时空分布双因素分析 Table 1 Water quality and two-way ANOVA results (area and season effect) in Lake Hongze |
根据双因素方差分析结果, 洪泽湖SD、高锰酸盐指数、TN、TP和Chl-a浓度受区域环境与季节条件的显著影响, 有明显的区域与季节分布特征(P＜0.05).在区域分布上, 东区水体的TN浓度要显著高于其他区域, 但其SD要显著低于其余区域.西区的高锰酸盐指数则显著高于东区与北区, 而TP浓度在东区和西区要显著高于北区(P＜0.05).而对于Chl-a浓度而言, 西区最高, 北区次之, 东区最低.季节分布上, 春冬季的SD和TN浓度要显著高于夏秋季(P＜0.05).高锰酸盐指数和TP浓度则在夏秋季较高(P＜0.05). Chl-a浓度则在夏季最高, 而秋季次之, 冬春季最低.
在此期间各湖区SD皆呈现下降趋势, 而高锰酸盐指数皆呈现上升趋势, 其上升趋势在西区更为显著(P＜0.05)(图 4).TN浓度仅在东区有显著变化, 在十年间持续显著下降(P＜0.05), 而淮河也有相同的下降趋势(P＜0.05).虽然淮河在过去十年间TP浓度没有显著变化, 但其浓度仍高于洪泽湖各湖区.因而, 作为主要收纳湖区, TP浓度在东区皆显著上升(P＜0.05).夏冬水体TP浓度差值常被用来衡量湖泊底泥内源释放能力, 近十年来其在不同湖区呈现出不同的变化趋势(图 5).过去十年间, 夏冬TP浓度差值北区和东区没有显著变化, 而西区由2012年的-2.79 μg·L-1上升至2020年的59.16 μg·L-1, 因而西区TP在过去十年间显著增加(P＜0.05), 并且增加幅度要高于东区.藻类生物量在不同湖区的演替趋势存在差异, 其仅在北区有显著变化, 并在十年间持续显著下降(P＜0.05).
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蓝色实线为LOESS回归线, 灰色区域为95%置信区间, 红色实线表示线性回归显著上升或下降 图 4 2011~2020年洪泽湖不同湖区水质营养状态变化趋势 Fig. 4 Variation trend of water trophic level in the different areas of Lake Hongze from 2011 to 2020 |
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蓝色实线为LOESS回归线, 灰色区域为95%置信区间, 红色实线表示线性回归显著上升或下降 图 5 2011~2020年洪泽湖不同湖区夏季与冬季的TP差值变化趋势 Fig. 5 Variation trend of TP difference between summer and winter in the different areas of Lake Hongze from 2011 to 2020 |
线性逐步回归模型表明, 洪泽湖Chl-a与WT、水深、NO3--N、NO2--N、DO、PO43--P、pH、NH4+-N和TP显著相关(P＜0.05, 表 2).作为藻类生物量演替的决定性因子, 洪泽湖WT与藻类显著正相关(P＜0.05), 与藻类生物量季节变化有密切联系.而NO3--N和NO2--N作为影响藻类生物量的重要水质因子, 其在不同湖区的浓度存在差异, 是影响藻类生物量区域分布的重要因素.
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表 2 洪泽湖藻类生物量与各水质因子的逐步线性回归模型 Table 2 Stepwise multiple regression model of Chl-a and water quality in Lake Hongze |
在温度的驱动下, 洪泽湖藻类生物量整体上在夏季最高, 但其变化趋势在不同湖区存在差异.除西区外, 洪泽湖夏季藻类生物量在其他湖区显著下降.线性逐步回归模型表明, 夏季藻类生物量与NO3--N、pH、TP、WT、NO2--N和PO43--P显著相关(P＜0.05), 其中NO3--N贡献度最大(表 2).
3 讨论 3.1 洪泽湖不同区域富营养化状态的演变趋势和原因2011~2020年间, 洪泽湖水质指标发生了显著变化, 整体上水质状态得到改善.过去十年间, 洪泽湖TN浓度呈现显著下降趋势, 而TP浓度却在缓慢升高.洪泽湖营养盐除受点源污染(工业和生活废水)影响外, 还受面源污染(入湖河流输入)影响[17].作为大型过水性湖泊, 淮河是洪泽湖最主要的入湖河流[3], 其入湖水质与洪泽湖水质紧密相关[18].由于湖区以三河入江为主流, 东区与淮河水力交换更加频繁, 其营养状态与淮河更加密切.近十年来淮河TN浓度的持续下降, 驱动了东区TN浓度的下降.虽然近十年来淮河TP浓度没有显著变化, 但其浓度仍显著高于洪泽湖, 导致东区TP浓度的持续增加.然而不同湖区对淮河水质响应的程度不同, 北区和西区TN浓度近十年无明显变化趋势, 也进一步说明这两个湖区受淮河水质影响较小.此外, 西区夏冬水体TP浓度差值在过去十年间显著增加, 表明该区域内源释放加剧, 内源污染是导致了西区TP浓度显著增加的主要原因[19].东区TP浓度差值在过去十年间无显著变化, 则进一步说明其TP浓度升高不是由内源释放导致的, 而主要还是受淮河入湖水质的影响.北区因水草相对覆盖度高, 是洪泽湖TP浓度最低区域, 近十年也没明显变化[20].洪泽湖TN和TP的不同变化趋势导致洪泽湖N∶P在近十年来的显著下降.虽然低氮磷比是否会有利于蓝藻在水体中形成优势仍存在争议[21~23], 但氮磷比的变化对藻类生物量以及群落结构演替产生的影响是毋庸置疑的[24, 25].因此, 在全湖氮磷比下降的情况下, 洪泽湖藻类生物量及群落结构将进一步发生变化.
洪泽湖高锰酸盐指数在过去十年显著升高, 表明洪泽湖有机物污染持续加重.通常而言, 湖泊有机物污染来自外源输入与内源释放[26, 27].作为主要的外源输入河道, 淮河近十年来高锰酸盐指数持续上升, 与洪泽湖三个湖区的变化趋势相同.此外洪泽湖高锰酸盐指数的绝对浓度高于淮河, 说明洪泽湖高锰酸盐指数的上升不仅受外源输入的影响, 更受湖泊内源有机物的影响.西区作为湿地保护区, 部分小区域水生植物茂密, 大部分区域藻类生物量高.该湖区高锰酸盐指数上升趋势更为显著, 说明水生植物和浮游藻类的分解可能是高锰酸盐指数的重要来源.
总体而言, 过去十年间洪泽湖富营养化(TLI)程度整体呈现下降趋势.其中, 由于淮河水质的改善, 洪泽湖东区TLI显著下降.而茂密的水生植被, 也使得北区TLI呈现下降趋势.然而, 由于内源释放的加剧, 洪泽湖西区富营养程度并没有得到改善.
3.2 外源与内源要素驱动下的洪泽湖藻类时空分布格局虽然TP和高锰酸盐指数仍在不断升高, 洪泽湖藻类生物量在十年间却持续下降.藻类生长受内生因素(藻类自身生理结构)和外界环境(营养盐, 气象条件和水动力条件等)的影响[28, 29].线性逐步回归模型表明温度是洪泽湖藻类生物量的决定性因子, 与太湖、巢湖等富营养化湖泊的规律一致[10, 11], 夏季洪泽湖藻类生物量明显增加.然而不同于其他富营养化湖泊春季藻类生物量逐渐上升的趋势[10, 11], 近些年来洪泽湖藻类生物量在秋季明显升高, 甚至出现全年峰值.洪泽湖具有独特的水文条件特征.近年来, 洪泽湖入湖水量持续增加[18], 水力停留时间缩短, 营养盐浓度不断下降, 导致洪泽湖藻类生物量的不断下降[29].此外, 淮河水在夏季(7~9月)集中入湖, 可能延迟了藻类生物量达到峰值的时间.
除季节分布特征外, 洪泽湖藻类分布还存在显著的空间差异, 这主要受到各湖区的生境特征与水文条件影响.由于围网养殖和换水较慢等原因[30, 31], 西区高锰酸盐指数、NO3--N、NO2--N和NH4+-N浓度显著高于其他湖区, 导致藻类生物量高于其他区域.同时洪泽湖夏季盛行东南风, 湖流和风流使藻华向西区聚集, 导致该湖区藻类生物量升高[32, 33].北区密集的水草降低了该湖区营养盐浓度, 并为浮游动物及鱼类提供了栖息地, 有效抑制了藻类的生长[34~36].然而由于水动力条件较差[31], 该区域藻类生物量仍相对较高.东区作为淮河主要收纳湖区, 较短的换水周期[31], 使得该区域即使在淮河较高营养盐的输入下仍保持较低的藻类生物量.藻类生物量的降低也会提升湖泊透明度[37, 38], 虽然在过去十年间TP和高锰酸盐指数仍在升高, 但洪泽湖的富营养化程度逐步下降.
3.3 洪泽湖富营养化的控制策略洪泽湖TLI存在明显的时空分布特征.虽然过去十年洪泽湖富营养程度逐渐下降, 然而显著下降仅在北区和东区出现, 西区仍维持较高的富营养化水平.此外受藻类生长影响, 洪泽湖夏秋季富营养化程度较高.针对洪泽湖富营养化分布特征及成因, 对不同季节和湖区应当采取相应的富营养化控制措施[39~41].
(1) 削减入湖污染, 降低外源污染负荷.虽然近十年来洪泽湖TN显著下降, 但TP持续升高, 目前其浓度与蓝藻频频暴发的太湖基本相当[12, 42].虽然洪泽湖良好的水动力条件, 避免了蓝藻藻华的大规模暴发, 但西区和北区的湾区, 换水速率较慢, 藻华暴发风险较高.为降低蓝藻暴发风险, 需要对入湖河流(尤其是淮河)进行生态治理, 进一步削减入湖氮磷.
(2) 控制内源污染, 推进生态修复.湖区生产生活污染和底泥营养盐释放是洪泽湖内源污染的重要来源[3, 43, 44].通过推进退圩还湖工作, 减少湖区围网和圈圩养殖面积, 控制湖区生产生活污染.针对内源污染问题, 应进一步对洪泽湖全湖底泥污染状态进行摸底调查.根据调查结果与其它富营养化湖泊底泥治理经验[45], 开展生态疏浚工作.此外笔者调查发现, 北区茂密的水生植物减少了沉积物营养盐释放.因此需要根据洪泽湖的水深、透明度、湖流、沉积物理化性状等生境条件以及土著水生植物的群落特征, 在部分湖区进行水生植物群落的重建[34].
4 结论(1) 2011~2020年间, 洪泽湖富营养化程度整体呈现下降趋势.全湖TN和Chl-a浓度显著下降, 而TP浓度、高锰酸盐指数和SD显著上升.此外洪泽湖富营养化状态的变化趋势呈现空间差异: 东区是淮河入水的主要通道, TLI因淮河水质的改善而显著下降; 北区水生植被覆盖度较高, TLI呈现下降趋势; 西区内源释放强度增加, 营养化程度并没有得到改善.
(2) 洪泽湖藻类生物量的时间差异主要受温度影响, 夏季藻类生物量相对较高, 而生物量的绝对值受营养盐浓度的影响, 其中NO3--N影响最大.由于良好的水动力条件, 即使在营养浓度较高的情况下, 东区藻类生物量仍低显著低于其他区域.北区密集的水草降低了湖区营养盐, 并为浮游动物及鱼类提供了栖息地, 有效地抑制了藻类生长.西区水质相对差, 夏季内源释放强度增加, 水动力条件差, 藻类生物量最高.
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