2021, Vol. 33 
(2: 江苏省苏力环境科技有限责任公司, 南京 210036)
(3: 南京大学环境学院, 南京 210023)
(2: Jiangsu Suli Environmental Science and Technology Co., Ltd, Nanjing 210036, P. R. China)
(3: School of Environment, Nanjing University, Nanjing 210023, P. R. China)
当前水体富营养化已成为我国湖泊突出的环境问题[1]，包括蓝藻水华暴发、湖泊生态系统的破坏等[2]，这些环境问题严重影响人类的正常生活生产活动. 经典湖沼学认为，氮磷等是湖泊富营养化风险的重要促发因素[3]，特别是对于太湖、巢湖、武汉东湖、滇池等富营养化突出、蓝藻多发的湖泊[4-7]，研究其氮磷浓度变化已成为国内外研究热点. 洪泽湖长期处于中轻度富营养化状态，但洪泽湖为过水型湖泊[8]，独特的水文特征本不利于蓝藻水华的发生，然而随着近年来流域经济的快速发展，氮磷等营养盐入湖通量增多，近年来也多次出现了蓝藻水华现象，并长期处于中轻度富营养化状态[9]. 根据江苏省环境监测中心监测结果，总氮、总磷为影响洪泽湖水质的主要指标，长期超《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)Ⅲ类标准，有些月份甚至为劣Ⅴ类；2017—2019年间洪泽湖共计发生过9次蓝藻水华，最大发生面积从最初的16 km2增加到36 km2，蓝藻水华面积有逐年增大的趋势，发生蓝藻水华的风险也逐渐加剧. 近年来，已有学者对洪泽湖水质状况、富营养问题等开展了研究. 王兆群等[10]对洪泽湖水质富营养化和水质状况进行了分析评价，得出影响洪泽湖湖体水质的主要指标为总氮、总磷. 齐凌燕等[11-12]对洪泽湖叶绿素a浓度时空变化进行了研究，发现叶绿素a浓度在湖区和季节上有明显差异. 吴天浩等[13]对洪泽湖浮游植物进行了研究，发现洪泽湖蓝藻门和绿藻门为优势门类，且北部和西部湖区丰度较高. 韩年等[14]对洪泽湖入湖河流沉积物有机磷输入转化机理进行了分析，认为入湖河流周边外源污染物排放是湖泊有机磷输入的主要来源. 目前关于洪泽湖的研究大多局限在湖体，以及淮河、徐洪河、新老濉河等少数入湖河流上，缺乏对周边环湖河流开展系统性研究. 洪泽湖水质状况受周边入湖河流影响显著[15]，这些入湖河流附近人类活动频繁，存在生活污水、工业废水以及农业面源等污染源[16]. 氮、磷等营养盐通过地表径流经入湖河流最终汇入洪泽湖，加剧了湖体富营养化和蓝藻水华暴发的风险[17-18].
本研究追踪了2010—2019年间洪泽湖湖体监测数据，在环洪泽湖出入湖河流布设监测断面，对出入湖河流氮磷等污染物浓度进行监测，并从时间及空间角度对其变化特性进行了分析. 治湖先治河，调查河流污染状况，探讨入湖河流与湖区水质的关系，深入了解区域水质对湖体的影响规律，为追踪洪泽湖污染来源提供理论依据，为洪泽湖及其周边流域开展有针对性的流域环境保护与管理提供指导，助力提升长江经济带生态环境质量，对控制水体富营养化、预防蓝藻水华暴发，保护山东省、江苏省乃至长江三角洲区域的水体环境具有重大意义.
1 材料与方法 1.1 研究区域概况洪泽湖(33°06′~33°40′N，118°10′~118°52′E)，是我国第四大淡水湖，淮河流域下游，连通长江与淮河，位于长江经济带和淮河经济带的交汇点，分属淮安、宿迁两市，属浅水型湖泊，死水位11.3 m，汛期水位12.5 m，是国家南水北调东线工程重要调蓄湖泊以及江苏省淮安和宿迁地区重要水源[19]. 洪泽湖水体的补给主要来自地表径流，入湖河流主要在湖西部、北部和南部，如湖西部的安东河、徐洪河、新老濉河、新老汴河、怀洪新河和淮河等；湖南部的维桥河和高桥河等；湖北部的张福河、赵公河、南淮泗河、黄码河、高松河、成子河、马化河、肖河、五河、古山河和西民便河等，其中淮河的入湖水量最大[20]. 出湖河流主要集中在湖东部，主要有三河(入江水道)、苏北灌溉总渠和淮沭新河等.
1.2 监测点位布设本研究共布设监测点位38个，涉及洪泽湖湖体、25条入湖河流，2条出湖河流，其中湖体测点6个，入湖河流监测断面30个，出湖河流监测断面2个. 点位布设规范按照《地表水和污水监测技术规范》(HJ91—2002)，具体河流以及点位布设信息见表 1和图 1. 洪泽湖点位监测频次为每年12次，时间段从2010年1月-2020年9月，每月上旬监测1次. 出入湖河流监测和例行监测保持一致，时间段从2019年10月-2020年9月，每月上旬监测1次.
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表 1 洪泽湖各测点情况 Tab. 1 Situation of monitor points in Lake Hongze |
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图 1 洪泽湖研究区域 Fig.1 Distribution of studied area in Lake Hongze |
湖体监测指标为《地表水环境质量标准》中的24项以及与富营养化相关的透明度(SD)、叶绿素a(Chl.a) 等，为例行监测. 出入湖河流监测指标为湖体出现过超Ⅲ类标准的指标以及常规指标，包含水温、溶解氧(DO)、浊度、电导率、化学需氧量(COD)、氨氮(NH3-N)、五日生化需氧量(BOD5)、高锰酸盐指数(CODMn)、总磷(TP)、总氮(TN). 其中水温、DO、浊度和电导率利用YSI 6600多参数水质分析仪现场测定，其余指标采样带回实验室进行测定. 采样均参照《地表水和污水采样技术规范》(HJ 91—2002)中的要求，采集表层(水面下0.5 m)水样，现场过滤、冷藏，TP需静置30 min，水样指标放置在相应的样品瓶中，其中BOD5采用溶解氧瓶并低温避光保存，其余均用硬质玻璃瓶，COD、TP、TN、NH3-N需添加硫酸调节pH≤2. CODMn的测定参照《水质高锰酸盐指数的测定方法》(GB 11892—1989)，COD的测定参照《水质化学需氧量的测定重铬酸盐法》(HJ 828—2017)，BOD5的测定参照《水质五日生化需氧量(BOD5)的测定稀释接种法)》(HJ 505—2009)，NH3-N浓度的测定参照《水质氨氮的测定纳氏试剂分光光度法》(HJ 535—2009)，TP浓度的测定参照《水质总磷的测定钼酸铵分光光度法》(GB 11893—1989)，TN浓度的测定参照《水质总氮的测定碱性过硫酸钾紫外分光光度法》(GB 11894—1989).
1.4 数据处理及研究方法1) 为了更科学地分析河流外源污染物输入对湖体的影响，根据入湖河流河口位置，将湖体及其入湖河流分成4个分区，分别为南部：对应湖体W1测点，河流W11、W34和W8测点；东部：对应湖体W3测点，河流W7、W19、W26、W27、W28和W30测点；西部：对应湖体W5测点，河流W13、W15、W16和W18测点；北部：对应湖体W6测点，河流W12、W17、W20~W25测点. 以2019年10月-2020年9月洪泽湖湖体和出入湖河流月监测数据，分不同湖体与对应河流分别计算河流平均和月份平均. 首先采用IBM SPSS Statistics 20软件进行非参数方差检验，然后分别对湖体和对应河流进行时间和空间分析，分析入湖河流月份差异和空间差异对湖体TN、TP浓度的影响程度.
2) 以2019年10月-2020年9月洪泽湖湖体和出入湖河流月监测数据，结合采样时间和南水北调(东线)2019—2020年调水情况，按照调水期(2020年1—5月)、非调水期(2019年10—12月和2020年6月、9月)和极端降水期(2020年7月、8月)分指标取平均值.
3) 根据选取的主要污染物指标，借助Esri ArcGis 10.2.2软件运用反距离插值(IDW)方法对洪泽湖及其周边河流的空间TN、TP指标浓度进行可视化分析，探究洪泽湖主要污染来源.
4) 湖泊营养状态指数计算与评价：采用生态环境部2011年发布的《地表水环境质量评价办法(试行)》(环办〔2011〕22号)计算湖泊营养状态指数，涉及Chl.a、TP、TN、SD、CODMn 5个指标，计算综合营养状态指数时各因子相应贡献权重分别为0.266、0.188、0.179、0.183和0.183. 计算结果用于讨论浮游植物与富营养化、Chl.a浓度的关系，以探究对湖体TN、TP浓度分布的影响.
2 结果与分析 2.1 湖体水质年变化特征分析根据2010—2019年洪泽湖月均水质的统计结果，对出现过超Ⅲ类标准的COD、CODMn、BOD5、DO、NH3-N、TN和TP浓度以及代表湖体藻类生物量的Chl.a共8个指标的年均浓度进行分析. 结合6个湖体监测点位的位置以及与非调水期湖流[21]方向，将湖体6个测点分为上下游进行分析，其中W1、W2、W3测点位于水流的下游，年浓度变化特征较一致，W4、W5、W6测点位于水流的上游，年浓度变化特征较一致.
对湖体单测点进行分析，下游3个监测点位中，CODMn、COD、DO、BOD5、NH3-N的年均浓度分别在3.5~4.8、13.0~15.3、8.4~9.9、0.9~3.6和0.11~0.53 mg/L范围内，均值分别为4.2、14.1、9.40、2.7和0.37 mg/L，单指标类别均达到Ⅲ类. TP、TN和Chl.a的年均浓度在0.078~0.146、1.56~2.15和0.0066~0.0183 mg/L范围内，均值分别为0.113、1.88和0.0116 mg/L. 上游3个监测点位中，BOD5的年均浓度在1.1~3.2 mg/L，均值为2.3 mg/L，均达到Ⅲ类. CODMn、COD、DO、NH3-N、TP、TN和Chl.a的年均浓度分别在3.8~6.6、14.4~43.9、5.39~9.79、0.12~1.03、0.056~0.263、0.77~1.74和0.0017~0.0158 mg/L范围内，均值分别为5.1、25.0、7.50、0.51、0.108、1.26和0.0053 mg/L. 比较上下游测点浓度发现，COD、TN和Chl.a上下游差异明显，其中COD浓度均值上游分别约为下游的1.8倍，TN和Chl.a浓度则是下游约为上游的1.5和2.2倍.
对湖体、上游、下游均值进行分析，年浓度变化情况如图 2所示，2010—2019年湖体的CODMn、COD、NH3-N年均浓度呈现明显下降趋势，DO、Chl.a浓度呈现明显上升趋势，BOD5呈现先上升后下降再上升趋势，TP浓度稳中有降，TN浓度则无明显变化趋势. 在2010—2016年CODMn、COD、DO、TN 4项指标上、下游均值差距较大，2017—2019年上、下游均值差距明显缩小，CODMn和COD上游高于下游，DO和TN浓度则是上游低于下游. 在2010—2016年BOD5上游均值低于下游均值，2017—2019年上游均值高于下游均值，且差距则呈现扩大-缩小-扩大的特点. TP浓度上、下游同湖体均值变化规律，但上下游之间无明显差距. 在2010—2017年Chl.a浓度下游均值高于上游，且差距较大，2017—2019年则无明显差距.
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图 2 洪泽湖湖体主要环境因子变化规律(下游为W1、W2、W3均值；上游W4、W5、W6均值) Fig.2 Changes of key environmental factors in Lake Hongze (downstream average: W1, W2, W3, upstream average: W4, W5, W6) |
综合年浓度变化规律结果表明：CODMn、DO、NH3-N和BOD5除上游的W4测点CODMn在2015年为6.6 mg/L，W5测点NH3-N浓度在2012年为1.02 mg/L，均为Ⅳ类外，其余测点年均浓度相对较低，均达Ⅲ类，非影响洪泽湖水质的指标. COD除上游的W4、W5和W6测点在2016年之前浓度超Ⅲ类标准外，其余测点年均浓度相对较低，为洪泽湖已经控制和改善的指标. TP各年浓度均高于0.5 mg/L(Ⅲ类标准)，TN浓度除上游的W4、W5和W6测点在2016年之前有低于1.00 mg/L(Ⅲ类标准)之外，其余测点年均浓度均高于1.00 mg/L，TP和TN为影响洪泽湖水质的主要指标. Chl.a浓度年变化与TN、TP有一定关系[1, 22]，TN、TP浓度的居高不下与2016年以后上游Chl.a浓度的快速上升密切相关. 由于湖泊对N、P有一定的缓冲能力，2016年之前上游Chl.a保持在较低浓度，但由于N、P的居高不下，超过湖泊的缓冲能力，导致2016年后上游Chl.a浓度迅速升高. 而且2016年之前Chl.a下游均值高于上游，表现的规律与TN相同，表明TN对Chl.a的影响较大.
2.2 河流与湖体水质分区比较对河流和湖体2019年10月-2020年9月共12个月的DO、CODMn、COD、BOD5、NH3-N、TP和TN数据进行非参数方差分析，结果表明，不同湖区及对应河流之间各水质指标存在显著性差异(Kruskal-Wallis，P＜0.05).
不同河流时间平均与湖体对应分区的水质结果如表 2所示，由于DO浓度和其他指标浓度不同，浓度高的水质较好，因此对湖体和对应河流DO浓度单独分析. 结果表明，DO浓度范围在8.68~10.08 mg/L之间，对应水质类别为Ⅰ类，对湖体和河流水质无影响，且湖体DO浓度普遍略高于河流. 对于其他指标分湖区进行分析：南部湖体对应河流的CODMn、COD、BOD5、NH3-N、TP和TN浓度约为湖体的1.7、1.5、1.6、4.7、1.4和3.9倍. 东部湖体对应河流的CODMn、COD、BOD5、NH3-N和TN浓度约为湖体的1.4、1.3、1.6、3.4和1.7倍，湖体TP浓度则是河流的1.1倍. 西部湖体对应河流的CODMn、COD、BOD5、NH3-N、TP和TN浓度约为湖体的1.2、1.2、1.1、5.1、1.4和1.8倍. 北部湖体对应河流的CODMn、COD、BOD5、NH3-N、TP和TN浓度约为湖体的1.2、1.3、1.5、3.7、2.1和2.3倍. 上述结果表明，出入河流水质明显劣于对应湖体，降水引发水量补给的同时营养盐的入湖通量也会大大增加，特别是NH3-N和TN，在不同月份之间浓度变化较大(CV范围分别在0.732~1.558和0.404~1.138之间，相较其他指标高)，受降水的影响较大.
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表 2 不同分区河流时间平均与临近湖体水质比较(mg/L)* Tab. 2 Comparison of water quality time mean between rivers and corresponding lake regions(mg/L) |
不同河流空间平均与湖体对应分区的平均水质结果如表 3所示，西部湖体对应河流各指标浓度空间平均与时间平均略有差异，其余湖体和其对应河流各指标空间平均同时间平均. 各湖体对应临近河流NH3-N、TP和TN的CV分别在0.296~0.553、0.022~0.328和0.121~0.516之间，NH3-N和TP浓度在北部湖体对应河流的CV较高，分别为0.553和0.328，TN浓度在南部湖体对应河流的CV较高，为0.516，说明NH3-N和TP浓度在北部湖体对应河流之间差异明显，TN浓度在南部湖体对应河流之间差异明显；TP浓度在西部湖体对应河流的CV较小，为0.022，表明西部湖体对应河流之间TP浓度差异不明显.
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表 3 不同分区河流空间平均与临近湖体水质比较(mg/L)* Tab. 3 Comparison of water quality space mean between rivers and corresponding lake regions(mg/L) |
从空间影响和时间影响比较来看，各湖体对应河流的BOD5空间平均的CV较时间平均高，表明BOD5浓度在不同河流之间差异明显，湖体受不同河流的影响大于不同月份影响，即空间影响大于时间影响；而对于NH3-N、TP和TN，空间与时间CV相比相对较小，湖体受不同月份的影响大于河流不同的影响，即时间影响大于空间影响.
2.3 河流和湖体TN、TP时空异质性根据2019年10月-2020年9月入湖河流采样数据以及湖体例行数据，结合2019—2020年南水北调东线实际调水情况，按调水期、非调水期和极端降水期分别分析入湖河流和湖体TN、TP情况. 为更好的呈现入湖河流对湖体的影响，通过Arcgis进行空间插值，可视化呈现湖体和河流TN、TP浓度分布情况，根据河流和湖体调水期、非调水期以及极端降水期TN、TP浓度分布，综合分析湖体TN、TP浓度分布以及入湖河流对湖体TN、TP的贡献. 图 3和图 4是河流和湖库TN、TP浓度的空间分布.
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图 3 调水期和非调水期TP、TN空间分布 Fig.3 Spatial distribution of total phosphorus and total nitrogen during the water diversion period and water non-diversion period |
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图 4 极端降雨期TP、TN空间分布 Fig.4 Spatial distribution of total phosphorus and total nitrogen during the extreme rainfall period |
根据TP浓度的时空分布可知，湖体调水期TP浓度最低，范围在0.045~0.110 mg/L之间，平均浓度为0.077 mg/L；非调水期湖体TP浓度稍高，范围在0.058~0.123 mg/L之间，平均浓度为0.097 mg/L；极端降水期湖体TP浓度最高，范围在0.133~0.244 mg/L之间，平均浓度为0.164 mg/L. 湖体及河道的TP浓度在空间上的分布根据水期呈现不同的特征. 调水期间入湖河流整体对湖体TP的影响相对较小，影响主要来自宿城区的五河、肖河、马化河、西民便河和古山河以及盱眙县的维桥河和高桥河7条入湖河流. 非调水期入湖河流对湖体TP的影响相对调水期较大，除上述7条河流外，泗洪县的怀洪新河对湖体TP的影响也较大. 极端降水期湖体北部TP浓度最大，中部次之，南部最小，从北向南呈现明显递减趋势；入湖河流整体对湖体TP的影响与调水期和非调水期相比大大增加，且入湖河流和湖体的TP浓度空间变化规律较一致. 北部的马化河、肖河、成子河、五河、古山河和西民便河TP浓度较其他入湖河流高，其中五河TP浓度达0.670 mg/L，其次为肖河TP浓度达0.620 mg/L，较调水期分别增加3.0和2.6倍，较非调水期分别增加4.9和4.2倍；湖体南部入湖河流维桥河和高桥河的TP浓度反而有所降低，分别为0.120和0.130 mg/L，说明维桥河和高桥河的TP受极端降水影响较小，较多的降水反而对TP浓度起到稀释作用. 湖体西部的入湖河流受极端降水影响较大，泗洪县的徐洪河受的影响较其他西部入湖河流大，TP浓度为0.332 mg/L，较调水期和非调水期分别增加2.5和1.7倍，由于徐洪河位于调水通道上，因此应重点关注调水期间遭遇突发性降水对调水水质的影响.
根据TN浓度的时空分布可知，湖体非调水期TN浓度最低，范围在0.65~1.13 mg/L之间，平均浓度为0.90 mg/L；调水期间湖体TN浓度稍高，范围在1.08~1.79 mg/L之间，平均浓度为1.43 mg/L；极端降水期湖体TN浓度最高，范围在1.44~2.70 mg/L之间，平均浓度为1.80 mg/L. 湖体及河道的TN浓度在空间上的分布根据水期也呈现不同的特征. 从湖体看，调水期湖体南部近维桥河和高桥河入湖处较高，北部湖区次之，其余湖区相对较低；非调水期仅南部湖区近维桥河和高桥河入湖处湖体TN浓度较高，其余湖区普遍较低；极端降水期北部湖区TN浓度较其他湖区高，且从北向南呈现递减趋势. 从入湖河流看，非调水期入湖河流对湖体TN的影响较大的是维桥河和高桥河，其他河流对湖体TN的影响相对较小；调水期除维桥河和高桥河对湖体TN影响较大外，北部的古山河、五河、西民便河、肖河和马化河5条河流对湖体TN的影响较非调水期增加. 极端降水期北部入湖河流马化河、肖河、五河、古山河和西民便河对湖体TN的影响最大，且这5条河流按非调水期、调水期和极端降水期TN浓度呈现递增趋势，其中，肖河TN浓度最高为6.18 mg/L，较调水期和非调水期分别增加0.1和2.4倍. 湖体南部入湖河流维桥河和高桥河的TN浓度反而较低，分别为2.10和3.12 mg/L，较调水期分别降低78 % 和71 %，较非调水期分别降低69 % 和60 %，变化趋势、原因与TP较一致. 湖体西部的入湖河流TN浓度较调水期和非调水期也增加，说明西部的入湖河流TN浓度受极端降水影响也较大.
综合TN、TP浓度时空分布来看，调水与否对湖体及河流TN、TP浓度的空间分布情况影响较大. 调水时TP浓度沿调水流向逐渐升高，而湖体TN浓度则与之相反；根据湖体TN、TP平均浓度看，调水对湖体TP浓度具有消减作用，对TN浓度反而具有抬高作用. 从入湖河流来看，调水时周边入湖河流入湖流量小，湖体TN、TP受入湖河流影响小，使TP、TN在河道中蓄积，造成入湖河流TN、TP污染物浓度相对较高. 非调水时，湖体TN、TP受周边入湖河流影响较大，其中南、北部入湖河流对湖体TN、TP的影响最大.
3 讨论 3.1 入湖河流与湖体相关性分析根据TN、TP空间分布特征，南部和北部湖区相对其他湖区浓度较高，受入湖河流的影响较大，将南部、北部湖区和其对应的入湖河流的TN、TP浓度进行相关性分析. TP相关性如表 4所示，结果表明：北部湖区W6测点与其对应的入湖河流五河W22测点和肖河W23测点具有显著的相关性，相关性系数分别为0.587和0.545，表明北部湖区磷素的主要来源于五河和肖河. 南部湖区W1测点与淮河入湖口W10测点具有显著相关性，相关性系数为0.739，表明南部湖区的磷素来源主要为淮河上游来水影响. TN相关性如表 5所示，结果表明：北部湖区W6测点与其对应的入湖河流徐洪河W17、肖河W23测点和马化河W24测点具有显著的相关性，相关性系数分别为0.614、0.682和0.620，表明北部湖区氮素的主要来源于徐洪河、肖河和马化河. 南部湖区的W1测点与淮河入湖口W10测点和淮河下游W8测点具有显著相关性，相关性系数分别为0.639和0.516，表明南部湖区TN主要受淮河影响. 综合TP和TN的分析结果，徐洪河、肖河、五河和马化河是洪泽湖北部湖区氮磷的主要来源，是控制洪泽湖氮磷外源的主要入湖河流. 洪泽湖南部湖区主要受淮河影响，而淮河氮磷浓度相对其他入湖河流较低，对洪泽湖的影响幅度相对较小.
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表 4 河流与其对应湖区TP指标相关性 Tab. 4 The correlation of total phosphorus between rivers and corresponding lake regions |
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表 5 河流与其对应湖区TN指标相关性 Tab. 5 The correlation of total nitrogen between rivers and corresponding lake regions |
调水工程对洪泽湖湖体与入湖河流TN、TP浓度变化影响明显，其通过影响洪泽湖水位直接影响入湖河流TN、TP对湖体的输入，并间接影响入湖河流TN、TP的浓度. 2019—2020年度调水路线由入江水道入洪泽湖，经徐洪河出洪泽湖(图 1). 根据时空分布结果，并结合调水过程、入湖水量对入湖河流与湖体TN、TP分布的影响进行分析.
3.2.1 非调水期对河流与湖体TN、TP浓度的影响在非调水期，湖体北部的入湖河流成子河、马化河、肖河、五河、古山河、西民便河以及湖体南部的入湖河流维桥河和高桥河的TN、TP浓度相较其他入湖河流高，受此影响，临近入湖河流湖区TN、TP浓度也相对较高. 从入湖流量最大的淮河流量约89.6 m3/s[21]，与极端降水期流量4100 m3/s降低约45倍来看，此时洪泽湖流域处于枯平水期，且调水工程未进行调水，此时洪泽湖入湖水量和湖体水位均处于较低水平. 受流速慢、流量小，以及TP较TN更易在湖体中浓缩富集影响，TP的空间分布呈现从北向南，从西向东逐渐升高，这与湖流方向[21]相一致，而TN浓度则呈现出四周高，湖心低的趋势.
3.2.2 调水期对河流与湖体TN、TP浓度的影响在调水期，入湖河流TN、TP浓度较高的河流同非调水期，与TP浓度无明显上升不同的是TN浓度明显升高. 主要原因有：一是调水对洪泽湖湖体水位有一定抬高，此时调水通道入江水道由出湖变为入湖，使洪泽湖的水位抬高，且此时洪泽湖流域仍处于枯水期状态，受湖水顶托影响，入湖河流的入湖水量相对较小，特别是对距调水入湖口处最近的维桥河和高桥河的TN影响最为显著，2条河流TN浓度分别达到水期峰值，分别为9.90和10.64 mg/L. 结合国产高分系列卫星遥感影像分析，维桥河上游为盱眙县城，高桥河上游有大量农田且河道较窄，两者都易于污染物的蓄积. 二是N、P的入湖通量减少，导致污染物长时间在河道中富集，使河道中N、P浓度持续高位，且该水期为春季，春耕农田大量施肥，由于磷肥较氮肥更易吸附于土壤表面，一般性降雨氮素相较磷素更易流失汇入河流[23]，造成河流TN浓度明显升高.
在调水期，湖体TN、TP浓度分布主要受调水影响，调水入口附近的南部湖区TN、TP浓度与调水浓度几乎一致，W1测点和W8测点TN、TP浓度分别相差0.010和0.008 mg/L. 此时与南部湖区相关性较大的淮河对湖体水质影响降低，根据调水期湖流方向，距淮河入湖口最近的W2测点及相关性系数较高的W1测点均与淮河W10测点的TN浓度差别较大，分别相差0.50和0.44 mg/L. 并且调水对湖体TN、TP浓度具有一定消减作用：调水入洪泽湖的河流入江水道W8测点TP浓度为0.053 mg/L，TN浓度为1.80 mg/L，调水出洪泽湖的河流徐洪河W17测点TP浓度0.094 mg/L，TN浓度为2.15 mg/L，从中国水利部官网公布的本次调水水量约为7.03亿m3，可估算出调水使洪泽湖TP减少约28.8 t，TN减少约246.1 t.
3.3 极端降雨对河流与湖体TN、TP浓度的影响在极端降雨期，入湖河流的TP浓度普遍高于其它水期，除北部的入湖河流马化河、肖河、五河仍是入湖河流中TP浓度较高的河流外，徐洪河和赵公河受极端降水影响较大，TP浓度分别从最低时0.094和0.052 mg/L升至0.332和0.270 mg/L. 与入湖河流水期变化规律一样，极端降雨期湖区整体TP浓度要显著高于其他水期，但全湖最高的区域在湖心区偏南部而非北部入湖河流临近湖区. 结合入湖水量及通量(表 6)综合分析入湖河流对湖体TP浓度的分布影响，主要原因如下：一是极端降雨期暴雨产生明显地表径流，径流将大量地表及浅层土壤内的氮磷污染物带入河道与湖区，且瞬时强降雨带来的强烈冲刷会导致土壤中附着的TP大量流失，汇入河流，导致水体内TP浓度大幅升高[23-24]；二是通过国产高分系列卫星查看洪泽湖北部入湖河流的遥感影像，北部入湖河流肖河、马化河、五河等，河宽较小，河长分别约15、10和11 km，且上游无明显河流汇入，周边主要为水产养殖、农田及少量村庄，故在极端降雨期虽汇入的TP较多，然而由于汇入的水量较小，仅会导致河流TP浓度大幅上升，但遇到全流域河流流量均大量增加时对湖体水质的影响能力有限，这与表 6中所测的流量为滞流状态相吻合. 三是淮河为影响洪泽湖最大的河流，瞬时流量达4100 m3/s，结合河流TP浓度，估算入湖通量约达1081.67 t. 根据洪水下泄流向，主要影响洪泽湖南部湖区水质，由于其流量大，顶托洪泽湖上游来水，使北部来水不能很快下泄，污染物在湖心区蓄积，导致湖心区偏南湖区TP浓度为全湖最高的区域. 四是怀洪新河和新濉河也是流量相对较大的河流，估算TP的入湖通量分别为46.40和45.49 t，为影响洪泽湖西部水质的主要河流，导致湖体西部区域TP浓度大幅上升. 综上所述洪泽湖湖体TP不仅受河流影响，在水量较大特别是极端降雨期，水量与水质浓度相比，水量对洪泽湖水质的影响更为显著.
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表 6 极端降雨期入湖河流流量及TN、TP浓度和通量 Tab. 6 Rivers flow into lake, concentration and flux of total nitrogen and total phosphorus during the extreme rainfall period |
降雨对氮素的影响与雨量的大小并无明显关系，而与降雨时长有关，而且TN对强降雨的响应弱于TP[25]，有研究表明，降雨历时长的小雨土壤中氮素养分流失量显著高于降雨历史短的大雨[23, 26]，降雨与径流中的TN浓度无显著关系[27]. 因此TN浓度在极端降雨期较其他水期河流总体无明显变化规律. 肖河、马化河、赵公河等在极端降雨期TN浓度上升幅度明显，此时北部湖区TN浓度达到水期峰值，这与肖河、马化河与北部湖区TN相关性显著较一致，进一步表明北部湖区TN主要受肖河和马化河影响. 而高桥河、维桥河TN浓度反而较低，主要原因如下：高桥河、维桥河承接洪泽湖洪水下泄，大流量的湖水快速的稀释TN，并携带下泄. 与入湖河流不同的是，湖体TN浓度受极端降雨影响明显，在洪泽湖过水流量较大的时候，TN浓度明显升高.
3.4 营养状态及浮游植物对湖体氮磷的影响 3.4.1 湖体营养状态与浮游植物分布特征从表 7中可以看出，洪泽湖湖体整体处于轻度到中度营养状态. 从湖区看，北部湖区W6测点营养状态指数(60.9)和Chl.a浓度(0.0262 mg/L)均最高，其次为东部湖区W3测点营养状态指数(58.4)和Chl.a浓度(0.0158 mg/L)，湖心区和南部湖区W1、W2测点营养状态指数(分别为55.5和57.2)和Chl.a浓度(0.0133和0.0133 mg/L)均较低；从水期看，湖体6个测点在极端降雨期营养状态指数均大于60，达到中度营养状态；西部湖区和南部湖区Chl.a浓度达到水期最低，而北部湖区Chl.a浓度达到水期峰值. 富营养程度的高低与Chl.a浓度密切相关，有研究表明富营养化的增加是水华重要的驱动因素，富营养化通过增加蓝藻和藻类生物量，加大光衰减，并改变短波辐射的垂直分布，促进热分层，从而为蓝藻的生长创造更稳定的环境，使得蓝藻成为优势藻，而且漂浮的蓝藻减少非浮游植物的可用光，通过竞争抑制的方式减少其他植物的量[28]. 另外有研究表明，洪泽湖主要浮游植物为蓝藻门、绿藻门和硅藻门[13]，而且蓝藻门为洪泽湖的优势门类. 就浮游植物丰度而言，北部湖区最高，西部湖区次之，湖心区和南部湖区等过水通道处相对较低[29]. 因此湖体营养状态与浮游植物的分布及生长状态密切相关且具有一致性.
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表 7 湖体W1~W6测点不同水期营养状态 Tab. 7 Lake nutrient status of W1-W6 sites in different water periods |
在表征湖泊营养状态的参数中，TN、TP、Chl.a是评价洪泽湖富营养化的关键指标，TN、TP都影响叶绿素的营养状态，通常情况下TP起主导作用，但Chl.a为超营养状态时，都起到重要影响作用[30]，洪泽湖近年来Chl.a浓度的显著上升趋势与TN、TP浓度的居高不下密切相关. 其中Chl.a亦是衡量藻类等生物量的重要因子，TN、TP负荷与浮游植物生物量有关[31]. 而且氮、磷营养盐是浮游植物生长不可或缺的元素，浮游植物因生长作用在一定程度上会导致湖体氮、磷浓度下降[32]，且受季节性影响，浮游植物的生长速度不同，因此营养状态及浮游植物分布特点对湖体TN、TP浓度的时空分布有重要影响.
北部湖区较为封闭，水体流动性差，利于浮游植物的生长，丰度相较其他湖区高，由于温度升高能显著促进藻类对营养盐的吸收利用，夏季的环境更适合浮游植物特别是蓝藻的生长[33-34]，此时丰度较其他季节高. 旺盛的生长必然导致从湖体中泵取大量的营养盐，特别是对磷的吸收，一定程度上降低了湖体TP浓度. 这在极端降雨期和调水期表现的较为明显：在极端降雨期，北部湖区Chl.a浓度最高达0.0430 mg/L，并且此时富营养化程度最高，为66.8，蓝藻生长最为旺盛，此时丰度达到最大，所需要的营养盐也较多，虽受极端降雨影响，TP入湖量增大，但北部湖区TP的浓度及上升幅度低于临近入湖河流，且TP浓度相较其他湖区低. 而在调水期，此时处于春、冬季节，藻类生长缓慢，对氮、磷营养盐吸收较少，且受调水线路影响，北部湖区水体流动性进一步变差，此时北部湖区TP浓度为0.095 mg/L，相较其他湖区高.
湖心区和南部湖区由于浮游植物少，对氮、磷的吸收利用较少，因此受不同水期影响较大.在极端降水期，TP浓度达0.244 mg/L，较其他湖区和水期高. 在调水期，由于处于调水线路，水体流动性好，此时TP浓度和其他湖区和水期相比均处于低值，分别为0.057和0.045 mg/L.
综合浮游植物及各水期TP浓度、TN浓度的空间分布可以看出，浮游植物对湖体TP浓度分布影响较大，而对TN浓度的分布影响不大，且浮游植物对TP浓度分布呈现负相关，浮游植物生长旺盛的湖区TP浓度相对较低，因此浮游植物能一定程度减轻入湖河流TP浓度对湖体的影响.
3.5 自净能力对湖体TN、TP浓度的影响由于氮、磷循环的不同，湖体对氮、磷的净化能力表现不同. 洪泽湖湖体表现为对氮素的自净能力强，对磷素的自净能力弱，特别是在入湖流量较大的水期表现尤为明显. 以极端降雨期为例：此时湖体水流方向相对稳定，洪水从北部向南、自西向东穿过洪泽湖，经过湖体自净，湖体南部W1测点TN浓度(1.70 mg/L)相比湖体北部W6测点的浓度(3.45 mg/L)下降了1.75 mg/L，降幅为103 %，湖体东部测点W3的TN浓度(1.72 mg/L)相比湖体西部W5测点的浓度(2.43 mg/L)下降了0.71 mg/L，降幅为41.9 %. 而对于TP浓度，相同测点情况下，前者仅降低0.016 mg/L，降幅为10.7 %，后者反而上升了0.089 mg/L，升幅为67.4 %. 造成这种现象的主要原因有：一是洪泽湖湖体对氮磷有一定的自净能力，氮磷等营养盐浓度在湖体迁移过程中，通过沉降、沉水植物吸收、鱼类固定磷素以及氮素的反硝化等过程被湖体消减[35]. 二是夏季高温促进反硝化作用[36-37]，虽受极端降雨氮素入湖量较大，但在东部和南部湖区TN的浓度相对较低，表明湖体对氮的消减幅度大. 三是洪泽湖湖体TP浓度长期较高，湖体TP容量已相对饱和，因此对TP的消减作用较低.
4 结论1) 近年来洪泽湖湖体TN和TP等营养盐浓度长期处于高值，Chl.a浓度呈现明显上升趋势，是导致洪泽湖蓝藻爆发呈增长趋势的重要因素. 研究结果表明，25条环湖河流各项营养盐平均浓度均高于湖体，且入湖河流水质在时间和空间上对临近湖区营养盐浓度影响显著，尤其TN、TP最为明显，表明入湖河流营养盐输入是湖体营养盐的主要污染来源，控制入湖河流营养盐输入成为治理洪泽湖湖体富营养化问题的关键.
2) 南部和北部的入湖河流是影响洪泽湖湖体TN、TP最主要的河流，特别对非调水期湖体TN、TP浓度的空间分布影响显著. 受南部和北部入湖河流影响，湖体TN浓度分布呈现出从北向南先降后升的规律；受南部的维桥河和高桥河影响，湖体TP浓度分布呈现出从南向北逐渐降低的趋势.
3) 调水对湖体的TN、TP浓度分布以及入湖河流TN、TP的入湖量有显著影响. 一是洪泽湖水位抬高，入湖河流的入湖水量较小，此时入湖河流的TN、TP对湖体输入较小，洪泽湖TN、TP等营养盐的输入主要来自调水. 二是受调水TP浓度低，而TN浓度高影响，南部湖区TP浓度较低，TN浓度较高；受湖体对TN的消减作用大，TP的富集作用高影响，西北部湖区TP浓度较高，TN浓度较低. 三是调水期洪泽湖地区降水较少，入湖河流水位低，浓缩了营养盐浓度，导致南、北部主要入湖河流TN、TP浓度较高；同时受春耕施肥，氮素对入湖河流的影响较其他季节明显的叠加效应影响，导致南、北部入湖河流TN浓度达到峰值.
4) 极端降水期入湖河流TN、TP浓度增加，湖体TN、TP浓度在该水期达到峰值，并呈现出明显的空间分布特点. 一是由于极端降水带来的极大地表径流对地表的冲刷作用大大增强，地表径流夹裹着面源污染物大量汇入河流，导致入湖河流TN、TP增加，加之暴增的入湖水量必然导致湖体TN、TP输入量的增加. 二是湖体TN、TP浓度空间分布受洪水流向影响明显，洪水携带着大量污染物由北至南，由西向东穿过洪泽湖，湖体TP浓度总体呈现出从北向南，从西向东逐渐升高的特点，由于受浮游植物分布特点影响，湖体个别区域TP浓度会表现出不同的规律. 而受TN自净能力强的影响，TN浓度空间分布特征与TP相反. 此外受极端降雨期洪泽湖水量顶托影响，维桥河和高桥河的流向由入湖转变为出湖，此2条河流的TN、TP浓度反而低于其他水期.
| [1] |
Zhu GW, Xu H, Zhu MY et al. Changing characteristics and driving factors of trophic state of lakes in the middle and lower reaches of Yangtze River in the past 30 years. J Lake Sci, 2019, 31(6): 1510-1524. [朱广伟, 许海, 朱梦圆等. 三十年来长江中下游湖泊富营养化状况变迁及其影响因素. 湖泊科学, 2019, 31(6): 1510-1524. DOI:10.18307/2019.0622] |
| [2] |
Liu H, Wang HX, Sheng LX. Progress of ecological control techniques for eutrophication of lakes in China. Hubei Agricultural Sciences, 2020, 59(1): 5-10. [刘韩, 王汉席, 盛连喜. 中国湖泊水体富营养化生态治理技术研究进展. 湖北农业科学, 2020, 59(1): 5-10.] |
| [3] |
Li QQ, Huo SL, Zan FY et al. The distribution of nutrients and particle size, their correlations in surface sediments of different lakes, China. Journal of Agro-Environment Science, 2010, 29(12): 2390-2397. [李青芹, 霍守亮, 昝逢宇等. 我国湖泊沉积物营养盐和粒度分布及其关系研究. 农业环境科学学报, 2010, 29(12): 2390-2397.] |
| [4] |
Dai XL, Qian PQ, Ye L et al. Changes in nitrogen and phosphorus concentrations in Lake Taihu, 1985-2015. J Lake Sci, 2016, 28(5): 935-943. [戴秀丽, 钱佩琪, 叶凉等. 太湖水体氮、磷浓度演变趋势(1985-2015年). 湖泊科学, 2016, 28(5): 935-943. DOI:10.18307/2016.0502] |
| [5] |
Xi SS, Zhou CC, Liu GJ et al. Spatial and temporal distributions of nitrogen and phosphate in the Chaohu Lake. Environmental Science, 2016, 37(2): 542-547. [奚姗姗, 周春财, 刘桂建等. 巢湖水体氮磷营养盐时空分布特征. 环境科学, 2016, 37(2): 542-547. DOI:10.13227/j.hjkx.2016.02.019] |
| [6] |
Wang JH, He L, Yang C et al. Comparison of algal bloom related meteorological and water quality factors and algal bloom conditions among Lakes Taihu, Chaohu, and Dianchi (1981-2015). J Lake Sci, 2018, 30(4): 897-906. [王菁晗, 何吕奇姝, 杨成等. 太湖、巢湖、滇池水华与相关气象、水质因子及其响应的比较(1981-2015年). 湖泊科学, 2018, 30(4): 897-906. DOI:10.18307/2018.0403] |
| [7] |
Cheng WJ, Bao L, Luo XX et al. Characteristics of phosphorus in the sediment of Dianchi Lake and its effects on algae. Journal of Agricultural Resources and Environment, 2019, 36(6): 822-828. [程文娟, 包立, 罗雄鑫等. 滇池水体沉积物磷素特征及其对藻类的影响. 农业资源与环境学报, 2019, 36(6): 822-828. DOI:10.13254/j.jare.2018.0310] |
| [8] |
Zhu SQ, Dou HS. Lake Hongze: Water resources and aquatic biological resources. Hefei: China University of Science and Technology Press, 1993: 37-89. [朱松泉, 窦鸿身. 洪泽湖: 水资源和水生生物资源. 合肥: 中国科学技术大学出版社, 1993: 37-89.]
|
| [9] |
Zhu TS, Liu M, Shen HL et al. Eutrophication assessment and limited factors of impounded lakes in the east route of south-to-north water transfer project. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2019, 28(12): 2992-3002. [朱天顺, 刘梅, 申恒伦等. 南水北调东线湖群水体营养状态评价及其限制因子研究. 长江流域资源与环境, 2019, 28(12): 2992-3002. DOI:10.11870/cjlyzyyhj201912019] |
| [10] |
Wang ZQ, Zhang NH, Zhang Y et al. Eutrophication assessment of water quality in Hongze lake. Environmental Monitoring and Forewarning, 2010, 2(6): 31-35. [王兆群, 张宁红, 张咏等. 洪泽湖水质富营养化评价. 环境监控与预警, 2010, 2(6): 31-35. DOI:10.3969/j.issn.1674-6732.2010.06.010] |
| [11] |
Qi LY, Huang JC, Gao JF et al. Spatial-temporal variation characteristics of chlorophyll-a concentration in Lake Hongze. J Lake Sci, 2016, 28(3): 583-591. [齐凌艳, 黄佳聪, 高俊峰等. 洪泽湖叶绿素a浓度的时空变化特征. 湖泊科学, 2016, 28(3): 583-591. DOI:10.18307/2016.0314] |
| [12] |
Liu G, Li Y M, Lv H et al. Remote sensing of chlorophyll-a concentrations in lake Hongze using long time series MERIS observations. Environmental Science, 2017, 38(9): 3645-3656. [刘阁, 李云梅, 吕恒等. 基于MERIS影像的洪泽湖叶绿素a浓度时空变化规律分析. 环境科学, 2017, 38(9): 3645-3656. DOI:10.13227/j.hjkx.201702192] |
| [13] |
Wu TH, Liu JS, Deng JM et al. Community structure of phytoplankton and bioassessment of water quality in a large water-carrying lake, Lake Hongze. J Lake Sci, 2019, 31(2): 440-448. [吴天浩, 刘劲松, 邓建明等. 大型过水性湖泊——洪泽湖浮游植物群落结构及其水质生物评价. 湖泊科学, 2019, 31(2): 440-448. DOI:10.18307/2019.0213] |
| [14] |
Han N, Yuan XY, Zhou HH et al. Distribution characteristics of organic phosphorus in the sediments of rivers entering the Lake Hongze and the effects of exogenous substances on their fraction transformation. J Lake Sci, 2020, 32(3): 665-675. [韩年, 袁旭音, 周慧华等. 洪泽湖入湖河流沉积物有机磷分布特征及外源输入对其形态转化的影响. 湖泊科学, 2020, 32(3): 665-675. DOI:10.18307/2020.0307] |
| [15] |
Gao JF, Jiang ZG, Dou HS et al. Protection and development of the great freshwater lakes in China. Beijing: Science Press, 2012. [高俊峰, 蒋志刚, 窦洪生等. 中国五大淡水湖保护与发展. 北京: 科学出版社, 2012.]
|
| [16] |
Xu YF, Chen ZP, Wu Y et al. Advances on agricultural non-point source pollution and the control in regions around Hung-tse Lake. Journal of Nanjing Forestry University: Natural Sciences Edition, 2016, 40(2): 1-8. [徐勇峰, 陈子鹏, 吴翼等. 环洪泽湖区域农业面源污染特征及控制对策. 南京林业大学学报: 自然科学版, 2016, 40(2): 1-8. DOI:10.3969/j.issn.1671-1165.2016.02.001] |
| [17] |
McDowell RW, Hill SJ. Speciation and distribution of organic phosphorus in river sediments: A national survey. Journal of Soils and Sediments, 2015, 15(12): 2369-2379. DOI:10.1007/s11368-015-1125-3 |
| [18] |
Carpenter SR. Eutrophication of aquatic ecosystems: Bistability and soil phosphorus. Proceedings of the National Academy of Science of the United States of America, 2005, 102(29): 10002-10005. DOI:10.1073/pnas.0503959102 |
| [19] |
Li W, Du X, Lin ML et al. Spatial-temporal variation characteristics of water quality in Hongze Lake based on PCA and SOM. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2013, 22(12): 1593-1601. [李为, 都雪, 林明利等. 基于PCA和SOM网络的洪泽湖水质时空变化特征分析. 长江流域资源与环境, 2013, 22(12): 1593-1601.] |
| [20] |
Chen CJ, Xu GB, Duan Y. Analysis on impacts from increasing discharges into Changjiang River and sea on water levels of Hongze Lake and main stream of Huaihe River. Water Resources and Hydropower Engineering, 2020, 51(8): 76-85. [陈春锦, 徐国宾, 段宇. 扩大入江、入海泄量对洪泽湖及其上游淮干水位影响分析. 水利水电技术, 2020, 51(8): 76-85.] |
| [21] |
Zhang YH, Hu WP, Peng ZL et al. Practical measure research on the spatial characteristics of lake currents in Lake Hongze. Chinese Journal of Hydrodynamics, 2020, 35(4): 541-549. [张怡辉, 胡维平, 彭兆亮等. 洪泽湖湖流空间特征的实测研究. 水动力学研究与进展: A辑, 2020, 35(4): 541-549.] |
| [22] |
Zha HM, Zhu MY, Zhu GW et al. Seasonal difference in water quality between lake and inflow/outflow rivers of Lake Taihu, China. Environmental Science, 2018, 39(3): 1102-1112. [查慧铭, 朱梦圆, 朱广伟等. 太湖出入湖河道与湖体水质季节差异分析. 环境科学, 2018, 39(3): 1102-1112. DOI:10.13227/j.hjkx.201707184] |
| [23] |
Xu YF. Study on nutrient runoff character of wheat-rice double cropping system field in meeting place of Hung-Tse Lake and Huaihe River[Dissertation]. Nanjing: Nanjing Forestry University, 2017. [徐勇峰. 洪泽湖河湖交汇区麦稻两熟农田径流氮磷流失特征研究[学位论文]. 南京: 南京林业大学, 2017. ]
|
| [24] |
Liu T, Hu ZX, Yang LY et al. Analysis on the forms and release potential of nutrients in sediments from lakes in the west Jiangsu Province. Environmental Science, 2012, 33(9): 3057-3063. [刘涛, 胡志新, 杨柳燕等. 江苏西部湖泊沉积物营养盐赋存形态和释放潜力差异性分析. 环境科学, 2012, 33(9): 3057-3063. DOI:10.13227/j.hjkx.2012.09.045] |
| [25] |
Lian XQ, Zhu GW, Yang WB et al. Effect of heavy rainfall on nitrogen and phosphorus concentrations in rivers at river-net plain. Environmental Science, 2020, 41(11): 4970-4980. [连心桥, 朱广伟, 杨文斌等. 强降雨对平原河网区入湖河道氮、磷影响. 环境科学, 2020, 41(11): 4970-4980. DOI:10.13227/j.hjkx.202003183] |
| [26] |
Chen J, Zhu GW, Xu H et al. Influence of rainfall intensity on the nutrient loading from an inflowing river in the plain river network of the Taihu catchment. Environmental Science, 2019, 40(11): 4924-4931. [陈洁, 朱广伟, 许海等. 不同雨强对太湖河网区河道入湖营养盐负荷影响. 环境科学, 2019, 40(11): 4924-4931. DOI:10.13227/j.hjkx.201905103] |
| [27] |
Shan LN, He YF, Chen J et al. Nitrogen surface runoff losses from a Chinese cabbage field under different nitrogen treatments in the Taihu Lake Basin, China. Agricultural Water Management, 2015, 159: 255-263. DOI:10.1016/j.agwat.2015.06.008 |
| [28] |
Brookes JD, Carey CC. Resilience to blooms. Science, 2011, 334(6052): 46-47. DOI:10.1126/science.1207349 |
| [29] |
Xue QJ, Rediske RR, Gong ZJ et al. Spatio-temporal variation of microcystins and its relationship to biotic and abiotic factors in Hongze Lake, China. Journal of Great Lakes Research, 2018, 44(2): 253-262. DOI:10.1016/j.jglr.2017.12.004 |
| [30] |
Liang ZY, Soranno PA, Wagner T. The role of phosphorus and nitrogen on chlorophyll a: Evidence from hundreds of lakes. Water Research, 2020, 185: 116236. DOI:10.1016/j.watres.2020.116236 |
| [31] |
Xu T, Yang T, Xiong ML. Time scales of external loading and spatial heterogeneity in nutrients-chlorophyll a response: Implication on eutrophication control in a large shallow lake. Ecological Engineering, 2020, 142: 105636. DOI:10.1016/j.ecoleng.2019.105636 |
| [32] |
Wu FC, Jin XC, Zhang RY et al. Effects and significance of organic nitrogen and phosphorous in the lake aquatic environment. J Lake Sci, 2010, 22(1): 1-7. [吴丰昌, 金相灿, 张润宇等. 论有机氮磷在湖泊水环境中的作用和重要性. 湖泊科学, 2010, 22(1): 1-7. DOI:10.18307/2010.0101] |
| [33] |
Ren Y, Pei HY, Hu WR et al. Spatiotemporal distribution pattern of cyanobacteria community and its relationship with the environmental factors in Hongze Lake, China. Environmental Monitoring and Assessment, 2014, 186(10): 6919-6933. DOI:10.1007/s10661-014-3899-y |
| [34] |
Huo SL, He ZS, Ma CZ et al. Spatio-temporal impacts of meteorological and geographic factors on the availability of nitrogen and phosphorus to algae in Chinese lakes. Journal of Hydrology, 2019, 572: 380-387. DOI:10.1016/j.jhydrol.2019.03.010 |
| [35] |
Yan XC, Wang MY, Xu XG et al. Migration of carbon, nitrogen and phosphorus during organic matter mineralization in eutrophic lake sediments. J Lake Sci, 2018, 30(2): 306-313. [闫兴成, 王明玥, 许晓光等. 富营养化湖泊沉积物有机质矿化过程中碳、氮、磷的迁移特征. 湖泊科学, 2018, 30(2): 306-313. DOI:10.18307/2018.0203] |
| [36] |
Zhou R, Yuan XY, Bawk M et al. Spatial distributions of transferable nitrogen forms and influencing factors in sediments from inflow rivers in different lake basins. Environmental Science, 2018, 39(3): 1122-1128. [周睿, 袁旭音, Marip Ja Bawk等. 不同湖泊入湖河流沉积物可转化态氮的空间分布及其影响因素. 环境科学, 2018, 39(3): 1122-1128. DOI:10.13227/j.hjkx.201706234] |
| [37] |
Shi J, Yu XF, Xia YS et al. Factors influencing release of nitrogen and phosphorus in eutrophication lake sediment. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2016, 36(3): 241-244. [史静, 于秀芳, 夏运生等. 影响富营养化湖泊底泥氮、磷释放的因素. 水土保持通报, 2016, 36(3): 241-244.] |