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(2: 中国科学院南京地理与湖泊研究所, 中国科学院流域地理学重点实验室, 南京 210008)
(3: 江苏省洪泽湖水利工程管理处, 淮安 223100)
(4: 江苏省水利勘测设计研究院有限公司, 扬州 225127)
(5: 江西师范大学生命科学学院, 南昌 330027)
(2: Key Laboratory of Watershed Geographic Sciences, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, P. R. China)
(3: Administrative Office of Hongze Lake Water Conservancy Project, Jiangsu Province, Huaian 223100, P. R. China)
(4: Jiangsu Surveying and Design Institute of Water Resources Co., Ltd, Yangzhou 225127, P. R. China)
(5: College of Life Sciences, Jiangxi Normal University, Nanchang 330027, P. R. China)
中国地域宽广，自然环境区域分异明显，湖泊数量多、分布广、类型多样. 著名的五大淡水湖所处的东部平原湖区，其中面积大于1 km2的湖泊共634个, 合计面积21053 km2，湖泊数量和面积分别占全国湖泊总数量和总面积的23.5 % 和25.9 % [1]. 近几十年来，随着区域气候变化和人类活动加剧，本地区湖泊面临着面积萎缩、水体富营养化、水生植被衰退等多重环境问题，进而导致生态系统结构与功能退化，反馈制约着社会经济可持续发展[2-3].
洪泽湖是我国五大淡水湖之一，具有防洪、饮用水供给、灌溉、航运、水产养殖和生物多样性维持等多种功能，同时也是南水北调东线工程的重要调蓄库[4]. 近年来，大规模圈圩围网养殖、水质恶化、富营养化和生物多样性减少正威胁着洪泽湖生态安全[5]. 相较于五大淡水湖中其他湖泊，对洪泽湖的科学研究较为薄弱[6]. 以往针对洪泽湖水环境已开展了一些研究，主要集中在叶绿素a(Chl.a)浓度的时空变化[7-8]、水质类别评价、沉积物营养盐和重金属污染等方面[9-11]. 随着时间推移，洪泽湖水质与营养状态发生阶段性改变，经历了1973-1984年水质良好[12]、1990-1993年营养型与有机化学的复合型污染[10]、1996-2000年期间水质有所改善[13]、2007-2012年有机污染依然严重等阶段[14]. 2014-2017年，洪泽湖水质在空间分布上西南部和东南部污染较严重，部分区域达到劣Ⅴ类水，湖泊整体处于轻度富营养状态[15-16]. 近年来，国家对湖泊水环境治理力度不断加大，洪泽湖也实施了多项保护治理措施，如退圩还湖、禁止采砂和入湖污染物控制，这可能会对洪泽湖水环境产生新的影响，因此有必要加强对洪泽湖水质演变趋势和原因的分析. 为此，本文基于2012-2018年洪泽湖逐月水质监测数据，分析水质的长期变化特征，结合相关文献资料探讨驱动水质指标变化的主要因素，以期为洪泽湖水环境的保护和治理提供科学数据支撑.
1 材料与方法 1.1 研究区域概况洪泽湖位于江苏省北部淮安、宿迁两市(33°06′~33°40′N，118°10′~118°52′E)，地处淮河、沂河水系的中下游. 洪泽湖属浅水湖，长60 km，最大宽度58 km，平均水深1.35 m，最大水深4.75 m; 现状正常蓄水位13.00 m，南水北调东线一期工程实施后，规划蓄水位13.50 m，相应水面积1793 km2、库容37.3亿m3，主要入湖河流淮河占总入湖河流的70 % 以上，经过三河闸、二河闸两个主要出湖闸门流入淮河入江水道和二河[15]. 成子湖水动力条件较弱，水生植物覆盖度较高; 西部溧河洼水深较浅，是水产养殖的主要分布区[7]. 淮河入湖口到三河闸、二河闸为行洪通道，水域较为开阔，水流速度较快，水生植物稀少，本文称为过水区.
1.2 样点布设、水质监测与数据搜集综合考虑湖泊形态、水动力和人类活动等因素，共布设16个样点，其中成子湖的采样点为S1、S2、S8和S15，溧河洼为S9、S12、S13和S16，其余8个点布设在淮河入湖口至二河闸、三河闸水域的过水区(图 1). 在现场使用自制塞氏盘进行透明度(SD)测定，并用2.5 L有机玻璃采水器分别采集表层、中层和底层水样，现场混匀后采集5 L水样冷藏保存，带回实验室分析营养盐和Chl.a浓度等指标. 总氮(TN)浓度测定采用过硫酸钾氧化、紫外分光光度法(GB 11894-1989)，总磷(TP)浓度测定采用过硫酸钾氧化、钼锑抗显色分光光度法(GB 11893-1989), 氨氮(NH3-N)浓度测定采用纳氏试剂光度法(GB 7479-1987)，高锰酸盐指数(IMn) 测定采用滴定法. Chl.a浓度测定采用热乙醇萃取分光光度法，过滤水样用Whatman GF/F玻璃纤维滤膜(孔径约0.7 μm).
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图 1 洪泽湖采样点分布 Fig.1 Distribution of sampling sites in Lake Hongze |
为分析洪泽湖水质与淮河入湖水质、水文气象等因子的关系，搜集洪泽湖地区淮阴站的气象数据，包括气温(Temp)、风速(WS)、降水(Pre)，并搜集2012-2018年淮河入湖水量(Flow)、水质、三河闸水位(WL)数据，以及2012-2017年洪泽湖悬浮物(SPM)的数据[16].
1.3 数据分析为分析2012-2018年水质变化趋势，采用Mann-Kendall(MK)检验分析水质指标变化趋势和突变点. 用R平台中trend包mk.test函数进行MK统计检验，计算统计检验量ZMK，采用双侧检验，在α显著水平下，如果ZMK >Z(1－α/2)，则拒绝无趋势的原假设，认为变化趋势显著; ZMK>0，则是显著上升趋势，ZMK < 0，则是显著下降趋势，并利用MK检验突变点[17].
采用广义可加模型(generalized additive models，GAM)确定影响水质的因子. GAM模型是由数据驱动而非统计分布模型驱动的非参数回归模型，可同时对部分解释变量进行线性拟合，且对其他解释变量进行光滑函数拟合. 模型不需要预先设定参数模型，模型通过解释变量的平滑函数建立，能够自动选择并拟合出合适的多项式[18-19]. GAM分析使用R中mgcv包的gam函数.
| $ g\left( {E\left( Y \right)} \right) = {s_1}\left( {Temp} \right) + {s_2}\left( {WS} \right) + {s_3}\left( {Pre} \right) + {s_4}\left( {Flow} \right) + {s_5}\left( {WL} \right) + {s_6}\left( {SPM} \right) + {s_7}(H - Y) + \beta $ | (1) |
式中，g是连接函数，s是光滑函数，E(Y)是因变量的期望值，X是水文气象因子作为自变量. 构建模型后，采用vif函数先排除共线性较高的自变量，以恒等联系函数作为连接函数，平滑回归项采用样条平滑函数估计，通过不断以P值删除统计学不显著的变量，对比不同模型之间的调整决定系数R2和赤池信息准则AIC，得到最优模型.
结果中，F检验值表示拟合强度，F值越大表明拟合关系越强烈，因子作用更强. 自由度表示变量之间的线性关系程度，自由度为1表示影响因素与因变量之间存在线性关系，自由度大于1表示影响因素与因变量之间存在非线性关系.
2 结果 2.1 洪泽湖水文气象特征2012-2018年洪泽湖地区平均气温为15.1℃，冬季最低月平均气温为0.5℃，夏季最高月平均气温为29.3℃，年度变化较小. 2012-2018年降水量均值为1130 mm，呈逐年增加趋势，降水集中在夏季7月(165~364 mm)，冬季降水较少，除2018年外均低于60 mm. 平均风速多年均值为2.4 m/s，3月最大(3.7~2.7 m/s)，9月最小(1.6~2.0 m/s)，季节变换趋势明显. 2012-2018年淮河入湖水量变化较大，2013年水量最小(83亿m3)，2017年为375.5亿m3，多年均值为231亿m3，入湖水量主要集中在7-9月，占各年均总量的30 % ~57 %. 水位受人为调控，一般在6-8月处于低水位(多年均值12.6 m)，12月至下年4月处于高水位(13.2 m). 悬浮物浓度先升后降，2013年达到最大值(42 mg/L)，2017年浓度下降至32 mg/L，其中2015年悬浮物浓度较低(37.8 mg/L)(图 2).
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图 2 2012-2018年洪泽湖水文气象因素逐月变化趋势 Fig.2 Monthly changes in hydrometeorological factors in Lake Hongze from 2012 to 2018 |
2012-2018年洪泽湖超过Ⅲ类水的因子有TN和TP (表 1). 水质指标中，透明度范围为0.1~1.6 m，均值为0.48 m; IMn变化范围为3.11~5.93 mg/L，均值为4.13 mg/L (Ⅱ类); TN浓度变化范围为0.88~3.21 mg/L，均值为1.74 mg/L (Ⅴ类); TP浓度变化范围为0.003~0.150 mg/L，均值为0.08 mg/L (Ⅳ类). Chl.a浓度多年年均值为0.008 mg/L.
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表 1 2012-2018年洪泽湖水质指标年均值 Tab. 1 Annual averages of water quality parameters in Lake Hongze from 2012 to 2018 |
Mann-Kendall趋势检验结果显示，IMn、Chl.a的Z值分别为-4.73、-5.36，均呈显著下降趋势(P < 0.05)，在2015年6月识别出IMn与Chl.a突变点，在此之前变化较小，之后显著下降. TN、TP和透明度的Z值为-0.18、-0.24和1.13，整体变化趋势不显著(图 3)，存在多个突变点，局部年份变化明显，如透明度在2013-2014年的上升趋势、2015-2016年的轻微下降、2016年后略微上升的变化; TN浓度在2012年识别出突变点，2013-2015年为突变区域，TN浓度显著下降，2016-2018年TN浓度有所上升; TP在2013年产生突变点，浓度缓慢下降.
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图 3 2012-2018年洪泽湖水质指标逐月变化趋势 Fig.3 Monthly changes in water quality parameters in Lake Hongze from 2012 to 2018 |
方差分析结果显示，成子湖、溧河洼和过水区的透明度、TN和TP浓度均值存在显著差异(表 2). LSD法(最小显著性差异法)的多重比较结果显示，不同湖区的透明度、TN和TP浓度存在显著差异. 成子湖的透明度均值为0.62 m，显著高于溧河洼和过水区; 过水区的TN、TP浓度均值分别为2.06、0.09 mg/L，较成子湖和溧河洼高; 而IMn和Chl.a浓度在各湖区间差异不显著.
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表 2 洪泽湖不同湖区水质指标方差分析和多重比较 Tab. 2 One-way ANOVA and multiple comparisons of water quality parameters in different regions of Lake Hongze |
不同湖区水质MK检验结果显示(图 4)，成子湖、溧河洼和过水区的TN、TP的总体变化不明显; 过水区的透明度有显著上升; 而Chl.a浓度在成子湖、溧河洼和过水区的Z值分别为-5.53、-3.89和-4.73，均下降明显，IMn在成子湖、溧河洼的Z值为-6.84、-7.47，下降明显，而在过水区呈现上升趋势(Z值为2.77).
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图 4 2012-2018年洪泽湖不同湖区水质指标逐月变化趋势(图中水平线表示置信范围) Fig.4 Monthly changes in water quality parameters in different regions of Lake Hongze from 2012 to 2018 |
相关分析结果显示，淮河水质对洪泽湖的整体水质影响显著，尤其与氮、磷浓度呈极显著相关(表 3). 就不同湖区而言，过水区对于淮河水质变化的响应更加强烈，淮河水质与不同湖区水质的相关性由过水区、溧河洼、成子湖顺序逐渐减弱，其中与过水区的TN、TP浓度的相关系数分别达到0.757、0.626，表明淮河水质对于洪泽湖水质，尤其是氮、磷浓度存在显著影响.
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表 3 洪泽湖不同湖区与淮河水质指标Pearson相关系数 Tab. 3 Pearson correlation coefficient of water quality parameters between different regions of Lake Hongze and Huaihe River |
通过GAM模型分析水质指标与水文气象因子、淮河水质的关系. 结果显示，洪泽湖不同湖区水质的影响因素有所不同. 过水区与淮河的TN、TP浓度拟合，自由度为1，呈线性关系; 且IMn之间拟合度较高，进一步说明淮河与过水区水质呈强关联性. 成子湖、过水区的Chl.a浓度与IMn的关系较强，而溧河洼的Chl.a浓度与降水、透明度的关系显著. 在成子湖与溧河洼，透明度与淮河TP浓度的关系强烈，呈线性关系(表 4).
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表 4 洪泽湖不同湖区水质指标与水文气象、淮河水质等因素的GAM拟合结果 Tab. 4 GAM fitting results of water quality parameters and hydrometeorological influencing factors in different regions of Lake Hongze |
从整体和各湖区来看，洪泽湖2012-2018年TN、TP浓度均无显著变化. 整体均值维持在较高水平，而过水区TN、TP浓度较成子湖、溧河洼更高(图 5). 作为过水性湖泊，入湖河流长期持续的外源输入可能是使得湖泊氮、磷浓度偏高和空间分布差异的原因.
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图 5 2012-2018年洪泽湖总氮、总磷浓度均值空间格局 Fig.5 Spatial patterns in average concentrations of TN and TP in Lake Hongze from 2012 to 2018 |
河流的外源输入是洪泽湖水质变化的关键影响因素，淮河水质与洪泽湖水质的相关性较高. 根据以往的研究和淮河水资源公报的数据，淮河的化学需氧量、氨氮浓度逐年下降[20]，淮河TN、TP浓度处于较高水平(图 6)，这与洪泽湖的TN、TP浓度在缓慢降低中仍然维持在较高水平的现象较一致[13, 21]. 随着近年来淮河水环境治理工作的加强，流域内污染物排放也呈逐步减少趋势，对流域内水质变化起到了积极作用.
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图 6 淮河干流化学需氧量、氨氮排放量[20]与总氮、总磷浓度长期变化特征 Fig.6 Changes in discharges of COD and NH3-N and concentration of TN and TP in the mainstream of Huaihe River |
长期的高浓度氮、磷输入可能是洪泽湖氮、磷浓度较高的重要原因. 氮、磷元素的循环模式中，氮元素主要依靠反硝化作用和出湖河流流出湖泊系统，部分元素以颗粒态氮的形式沉降至泥水界面[22]. 磷元素在稳定水体环境中，经历不断的悬浮沉降再悬浮的过程，由于缺少氮元素的水气界面交换去除的过程，更容易滞留湖体[23-24]. 有研究认为，1983-2005年的洪泽湖入湖泥沙淤积率达到47 %，年均540万t，73 % 分布在淮河入湖处，部分进入湖中[25-26]. 不断输入的营养盐及泥沙吸附作用使得湖泊氮、磷元素在湖泊富集[27]，再通过扰动等物理作用、生物促进的硝化反硝化等化学作用释放到湖泊中，形成高浓度TN、TP. 另一方面，近年来洪泽湖蓄水泄洪调控能力有所加强，南水北调工程实施后，非汛期规划蓄水位由13 m提升至13.5 m，进一步提升了洪泽湖水环境容量，可能也是促进氮、磷元素变化趋于稳定的因素之一[4].
而氮、磷浓度的空间分异(图 5)，可能是不同湖区受到淮河的影响程度不同造成的. GAM分析结果中，过水区的水质与淮河水质变化的关系更加显著，对于悬浮物浓度的变化响应更加明显. 这是由于洪泽湖形态复杂，存在吞吐流和风生流两种湖流形式[28]，当夏季淮河汛期来临时，洪泽湖下游闸门开启，强大的泄流形成引起全湖的吞吐流，造成各个湖区水体交换频率的差异，过水区水流速度较快，而成子湖、溧河洼湖区水体交换速度较慢. 一方面，成子湖、溧河洼水体交换频率相对较低、流速较慢，水生植物较多，水体中颗粒态氮、磷元素发生沉降，导致水体中TN、TP浓度相对较低. 另一方面，流速较低时，底泥仅产生浓度梯度释放的分子扩散，流速增大，泥水边界中孔隙水释放氮、磷，流速继续增加会使大量悬浮物进入水体[29-30]. 过水区更高的流速形成大量悬浮物，底泥释放导致较高的TN、TP浓度，从而形成了TN、TP浓度的空间差异.
3.2 洪泽湖叶绿素a浓度变化在TN、TP浓度变化不大的条件下，2012-2018年洪泽湖整体和各湖区Chl.a浓度下降明显. 影响藻类生长繁殖的因素很多，如适宜的光照、温度、稳定的水体环境等，在适宜的条件下聚集才能形成水华[31]. GAM模型中Chl.a浓度与IMn、降水、透明度关系较强. IMn表征了水体中被高锰酸盐氧化的无机质和有机质浓度，藻类生长繁殖过程影响湖泊中有机质浓度，会对IMn变化产生直接影响[32]. 而降水和透明度仅与溧河洼Chl.a浓度变化有关.
以往对藻类的研究表明，藻类生长和水华暴发可能存在临界流速，随着流速增大，藻类数量达到峰值后逐渐减少[33]. 有关洪泽湖浮游植物群落结构研究也指出，绿藻在细胞丰度和生物量上是优势门类，而蓝藻仅在细胞丰度上是优势门类[7]. 研究也表明，水动力作用的增强使得藻类聚集增值受到抑制，且易下沉的绿藻和硅藻替代能垂直自由运动的蓝藻而成为优势种[34]. 2012-2018年淮河入湖水量增加明显(图 2)，提高了水体交换能力，增加水流速度. 因此淮河水量增加导致湖泊换水速度加快，对于洪泽湖的藻类聚集增殖可能起到了抑制作用，达到了抑制营养化的积极效果.
湖流和风能可能也会影响Chl.a浓度的分布. 本文结果显示2015年以前不同湖区的Chl.a浓度有较大差异，成子湖、溧河洼Chl.a浓度较高. 由于湖流的原因，洪泽湖不同湖区水体环境的水流速度差异大，而溧河洼、成子湖受到吞吐流的影响较小，风生流是主要的湖流形式[28]，较小流速和狭长的形态有利于藻类的聚集生长[35]. 同时，洪泽湖夏季盛行东南风，在湖流和风能的作用下，藻类可以由过水区向下风区的溧河洼、成子湖聚集，形成较明显的Chl.a浓度空间分布差异[36-37]. 2015年后，由于水量显著增加，各湖区的水流速度加快，成子湖、溧河洼Chl.a浓度下降较明显，各个湖区之间差异减小，但各区域的流场对流量变化响应速度有所差异，模拟结果显示，洪泽湖进出湖区域流速最高，其次为成子湖，流速最低区域为溧河洼，因此可能导致各区域Chl.a、IMn变化有所差异[38-39].
3.3 富营养化控制与生态修复建议湖泊污染源量多面广，绝大部分污染物最终都通过环湖河道进入湖泊. 淮河是洪泽湖的主要入湖河流，较高的污染物输入可能是洪泽湖中氮磷元素富集的重要原因，如2003-2010年期间，淮河向洪泽湖平均输入TN和TP分别为7.2万和0.37万t，分别占总入湖通量的84.6 %、81.5 % [40]. 淮河对洪泽湖水质的决定性影响，因此提升淮河水环境质量对削减洪泽湖营养物外源输入至关重要. 应当进一步削减淮河上游氮、磷营养元素的输入，如控制工业污水排放、集中规模化农业生产以减少肥料污染、渔业养殖中的尾水处理，以此削减外源污染物、降低氮磷输入; 同时在可操作的情况下优化水利工程调度，维持湖泊水体交换能力，增强水体流动性，防控藻类的异常增殖[41].
内源污染也是洪泽湖水质变化的重要影响因素，大面积圈圩、围网养殖降低自然水域面积，养殖污染则形成过高的营养负荷, 过多的有机质也会引起水体缺氧[42]. 湖内还存在大量旅游船、住家船、餐饮船，高强度人类活动、污染输入与沉积物内源释放使得近年来水质改善效果不佳. 建议逐步压缩圈圩、围网养殖面积以减轻养殖污染输入、控制餐饮船数量以减少生活污水排放，并可在底泥内源重污染区(如溧河洼)开展生态疏浚, 降低内源负荷以提升湖泊水环境容量[43]. 对退圩还湖和生态疏浚区，分析典型水生植物对水位波动、水质条件、基底性状以及水下地形等环境特征的适应性，明确不同物种适宜的生境条件，基于微地形改造、基质改良、人工定植等方法，促进洪泽湖水生生物的恢复，构建湖滨带、湖湾的草型生态系统[44].
4 结论1) 2012-2018年洪泽湖Chl.a浓度、IMn总体呈显著下降趋势; 主要污染物TN、TP浓度变化趋势不明显，长期处于Ⅳ类和Ⅴ类水，与2012年以前的研究相比，氮、磷浓度略有降低.
2) 不同湖区来看，过水区、成子湖和溧河洼水质状况存在显著差异. 成子湖和溧河洼的IMn、Chl.a浓度较过水区高，TN、TP浓度则较过水区低; 透明度则是成子湖高于溧河洼和过水区. 2012-2018年不同湖区的Chl.a浓度均明显下降; 成子湖、溧河洼IMn下降显著，但过水区IMn呈上升趋势.
3) 过水区水质受悬浮物浓度和淮河入湖水质的影响较强，过水区的TN、TP浓度与淮河氮、磷浓度呈高度相关，且过水区与淮河的IMn亦显著相关. 成子湖、过水区的Chl.a浓度与水体IMn关联性强，而溧河洼的Chl.a浓度与降水、透明度关系显著.
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