2023, Vol. 35 
(2: 西昌生态环境监测站, 西昌 615000)
(3: 清华大学环境学院, 北京 100084)
(2: Xichang Environmental Monitoring Station, Xichang 615000, P.R. China)
(3: School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, P.R. China)
湖泊作为重要的内陆水资源，具有调节气候、记录环境、维持生态系统平衡等功能[1]。云贵高原湖泊多由地质断陷构造而成，流域无大江大河流经，季节性入湖河流多，出湖河道少，换水周期长，生态脆弱且敏感[2-3]。流域是湖泊的集水区域，能影响湖水的补给来源、水情变化与水质好坏等[4]。同时，湖泊生态系统与流域径流关系密切，入湖径流为湖泊提供了重要清洁水源[5]，但也向湖泊输送了氮、磷、有机质等点源或面源污染物[6]。
入湖河流水质受流域自然条件与人为活动共同作用，降雨、农业活动、城镇化等对河流影响显著[7-9]。连心桥等[8]指出太湖入湖河道营养盐与土地利用关系紧密，河流氮磷浓度与耕地、建筑用地面积正相关；项颂等[9]发现降雨量增多导致2014年洱海主要入湖水系在雨季水质整体较差，污染物浓度高于标准要求。流域污染物是导致国内众多湖泊水体污染的重要外源，而地表径流是其主要入湖渠道[10-11]。严春丽等[12]指出洱海“北三江”输入的农业面源是北部湖区磷污染的主要来源；翟淑华等[13]发现2015年与2016年环太湖河道输入的总磷负荷量分别占太湖湖区总磷负荷的66.8% 与74.2%，是其主要外源；崔嘉宇等[14]说明了洪泽湖入湖河流与临近湖区总氮、总磷浓度显著正相关，河流水质影响了湖区营养盐浓度。因此，研究入湖河流水质及其湖区响应，对修复流域水环境、控制湖泊富营养化具有重要的实际意义。
邛海是云贵高原水域面积大于25 km2的11个天然湖泊之一，位于四川省西昌市，担负着流域水源供给、旅游与灌溉等功能[15]。近年来，邛海出现富营养化风险，水环境退化问题引人关注[16]。朱静平等[17]对邛海营养状态进行了评估，指出2010年海河口水质较差，呈中-富营养状态。时瑶等[18]发现2020年邛海湖区枯水季总氮、总磷、氨氮浓度高于丰水季，且高浓度污染物集中在海河口与高枧湾水域。然而，作为湖泊外源污染输入的主要渠道和连通湖泊与陆地生态系统的重要纽带，邛海入湖河流水质及其湖区响应却鲜有关注。因此，以邛海入湖河流及其影响区为主要区域，对入湖河流及其影响区的水质特征以及响应关系展开分析，以期为邛海流域污染防治和水环境修复提供科学参考。
1 材料与方法 1.1 研究区域概况邛海是四川省第二大湖泊，属于长江流域雅砻江水系，流域地处我国西南亚热带高原山区。邛海流域面积307.67 km2，湖面积27.41 km2，平均水深11 m，最大水深18.3 m，储水量约2.93×108 m3。流域全年盛行南北风，多年平均降雨量1013.1 mm，平均气温17℃；气候干湿分明，85% 降雨集中在6—9月。流域水系发达，主要有高仓河、官坝河、鹅掌河等11条河溪，共计流域面积232.14 km2，约占邛海流域总面积的75.45% (图 1)。
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图 1 邛海流域及样点 Fig.1 Lake Qionghai basin and sampling sites |
另外，邛海湖区共计有5个入湖河流影响区水质监测断面：东部水域的官坝河、鹅掌河与小青河入湖影响区(L1~L3)，分别受纳官坝河、鹅掌河与小青河(R1~R3)来水；中部水域的小渔村断面(L4)，受纳小渔村子流域的河流(R4~R7)来水；西北部湖区的高枧湾断面(L5)，受纳高仓河与大石坂子流域的河流(R8~R11)来水。L1~L5平均水深分别约为8.52、9.33、10.06、6.47、1.51 m，地理位置如图 1。
1.2 数据来源 1.2.1 水质数据研究收集了邛海2011—2020年主要入湖河流官坝河、鹅掌河和小青河(R1~R3)与2017—2021年5个入湖河流影响区(L1~L5)的逐月水质数据，指标有水温(WT)、透明度(SD)、pH、溶解氧(DO)、高锰酸盐指数(CODMn)、总氮(TN)、总磷(TP)、氨氮(NH3-N)、叶绿素(Chl.a)、悬浮物(SS)，数据来源于西昌生态环境监测站。同时，采用《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)对邛海河流与湖区水质评价分类，且基于TP、TN、CODMn、Chl.a与SD计算综合营养指数(TLI)，用于表征邛海湖区营养状态，计算过程参考文献[19]。此外，为全面了解邛海入湖河流水质状况，于2021年3—8月对流域11条河溪(R1~R11)开展共计5次水质调查，指标有TP、TN、化学需氧量(COD)、NH3-N、pH。样品采集与分析测试方法参照国家标准，采样点位如图 1。
1.2.2 土地利用类型研究采用的空间数据有邛海流域的数字高程模型(DEM)，分辨率为30 m；2010年、2020年邛海流域遥感影像。DEM数据来源于地理空间数据云网站(http://www.gscloud.cn/search)；遥感影像数据为陆地资源卫星Landsat数据，下载于https://earthexplorer.usgs.gov，解译后获得流域土地利用数据。参照《土地利用现状分类》(GB/T 21010—2017)与流域实际情况，将邛海流域土地类型分为农业用地、生态用地与退化用地三大类。其中农业用地包括耕地(水田、旱地)与园地；生态用地包括林地(有林地、灌木林地)、草地、湖泊与湿地；退化用地包括城镇与农村居住地。
1.3 数据分析Spearman相关性分析是一种运用非参数度量变量之间相关性的统计方法。鉴于数据的非正态分布，研究采用Spearman相关性分析确认入湖河流水质与流域土地利用的相关关系，同时定量入湖河流水质与湖区营养状态的季节性响应关系。灰色关联分析(GRA)是一种多因素统计分析方法，能识别出所关注的指标受其它因素影响的相对强弱，并进行关联度排序[9]。关联度值介于0~1之间，该值越大表示影响越显著，关联度越高。研究采用灰色关联分析，识别邛海入湖河流影响区营养状态与河流水质的响应关系。
数据分析及作图采用Microsoft Excel 2016、SPSS statistics 22、SPSS Pro、ArcGIS 10.6、Origin 2021。
2 结果与讨论 2.1 邛海流域入湖河流水质特征 2.1.1 入湖河流水质空间分布特征基于河流子流域的土地利用(表 1)，将邛海入湖河流划分为3种类型：R1~R3流域生态用地面积占比高于60%，为自然型河流；R4~R7流经的小渔村流域农业用地占比高达88.38%，为农业型河流；R8~R11流经区域的退化类土地利用面积占比高于20%，为城镇型河流。2021年，邛海入湖河流水质调查结果显示，河流水质空间差异显著(图 2)。城镇型和农业型河流水质较差，TP、TN、COD、NH3-N浓度分别为0.832和0.495 mg/L、4.50和1.61 mg/L、25.25和26.00 mg/L、2.68和1.07 mg/L，分别是地表水Ⅲ类标准的4.16和2.48倍、4.5和1.61倍、1.26和1.3倍、2.68和1.07倍。自然型河流水质较好，TP、TN、COD与NH3-N浓度分别为0.073、0.97、9.67、0.09 mg/L，满足地表水Ⅲ类要求。入湖河流水体pH范围为7.39~8.55，呈弱碱性，R1~R3水体pH≥8.4，高于另外8条河流。
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表 1 2020年邛海主要子流域土地利用类型面积占比 Tab. 1 Area proportion of land use type in five Lake Qionghai sub-basins in 2020 |
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图 2 2021年邛海入湖河流水质特征 Fig.2 Water quality characteristics of inflowing rivers in Lake Qionghai in 2021 |
土地利用变化是人类与环境进行物质、能量交互作用的重要表现[20]；土地利用类型能够影响流域污染物的产生、分布与运输情况[21-22]。如图 3所示，邛海入湖河流污染物浓度与土地利用面积占比呈较好的相关关系：TP、TN与水田、农村居民用地面积呈显著正相关(P < 0.05)，与林地面积呈显著负相关(P < 0.05)；COD与草地面积呈显著负相关(P < 0.05)，NH3-N则与水田、农村用地面积呈显著正相关(P < 0.05)，与旱地、林地面积呈显著负相关(P < 0.05)。上述结果说明流域土地利用格局造成了邛海入湖河流水质的空间异质性。
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图 3 入湖河流营养盐浓度与流域土地利用面积占比相关性分析 Fig.3 Spearman correlation analysis of nutrient concentration in the inflow rivers and land use area ratio in the basin |
邛海流域由东往西主要的土地利用类型依次为林草地、耕地与园地、城镇用地(图 4a)，土地退化程度逐渐升高，人为干扰强度逐渐增大。入湖河流中，位于流域东南部的自然型河流(R1~R3)污染物浓度显著低于其它河流(图 2)，这与其流域较高的林草地面积有关[22]。林草地的涵养水土能力强于耕地与建设用地，不易形成地表径流，这很大程度上削减了进入自然水体的地表污染负荷量[7, 23]。其次，林地植被与土壤层能对氮、磷、有机质等有效吸收降解，进一步减少入河面源污染物[21]。邛海湖盆区是流域主要的农业耕种区，土地利用以耕地与园地为主(图 4a)。农业用地的水土涵养能力较弱，化肥、农药等仅能被有限吸收，多数会以污染流失的方式进入河道[24]，导致农业型河流水质超标(图 2)。城镇已是众多流域地表水体主要的含氮污染源[7]，随着规模型企业迁出，生活污水成为了邛海城镇用地的主要污染形式。邛海西部靠近西昌城区，区域内环湖截污管道已修建一定规模，但湖区北岸的截污管道滴漏严重，汛期“雨污合流”问题突出[18]，导致城镇型河流氮、磷污染物浓度高(图 2)。
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图 4 2020年邛海流域土地利用类型及分布(a)；2010与2020年邛海流域土地利用类型及其占比(b) Fig.4 The types and distribution of land use in Lake Qionghai basin in 2020 (a); The patterns and proportion of land use in Lake Qionghai basin in 2010 and 2020(b) |
2011—2020年，TN是邛海主要入湖河流官坝河、鹅掌河与小青河(R1~R3)的首要污染因子，浓度范围分别为0.91~2.70、0.46~0.99、0.77~1.74 mg/L(图 5)。10年间，3条河流的CODMn、NH3-N、TP与TN浓度呈下降或先增加后下降趋势，且2017年后除R1的TN外均满足地表水Ⅲ类标准(图 5a)。流域土地优化在一定程度上改善了入湖河流水质[7, 9]。与2010年相比，2020年邛海流域林地与园地面积分别增加8.22%、2.82%，耕地面积减少6.14% (图 4b)。林地与设施园地面积增加、耕地面积减少增强了流域水土涵养能力，减缓了土壤侵蚀[24]，氮、磷等入河面源污染物得以削减，河流水质得以改善[25]。此外，2010年前后入湖河道上修建的拦沙坝有效地拦截了入河泥沙与有机颗粒物，降低了R1~R3的SS浓度[16]。然而，当拦沙坝的泥沙拦截量达到或超过设计容量时，对泥沙削减作用减弱，SS浓度再次升高(图 5a)，因此需要定期清淤。
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图 5 2011—2020年官坝河、鹅掌河与小青河(R1~R3)年际(a)与年内(b)水质特征 Fig.5 Annual (a) and seasonal (b) water quality characteristics of Guanba, Ezhang, and Xiaoqing Rivers (R1-R3) during 2011-2020 |
入湖河流水质有季节变化：TP、CODMn与SS浓度在雨季较高，而NH3-N与DO浓度在旱季较高(图 5b)。邛海流域降雨时空分布不均，雨季降雨约占全年降水量的93% [18]。高强度降雨形成的径流以“雨洪”为主，对流域地表冲刷强度大，农作物残骸、畜禽养殖废水与农村生活污水等因此汇入河道[26-27]，导致雨季河流营养盐浓度普遍较高。另外，夏季水温升高加快了河道微生物对NH3-N的转化，因此河流夏季NH3-N浓度偏低[6]。此外，降雨会增加河流DO浓度，但R1~R3雨季DO浓度反而降低，这可能是由于入湖河道上修建的拦沙坝减缓了水流流速，加上雨季水温高，水生植物大量繁殖，河流水气交换减弱所致[28]。
2.2 入湖河流影响区水质特征2017—2021年，邛海入湖河流影响区水质空间差异显著，西部高枧湾水域(L5)水质较差。TP、TN是L5的主要污染物，年均浓度分别为0.065、0.58 mg/L，是Ⅱ类标准的2.6、1.16倍；CODMn与NH3-N满足Ⅱ类标准，但呈增加趋势(图 6a)。湖泊中、东部水域(L1~L4)的TP、TN、CODMn与NH3-N未超标，且在2017—2021年呈下降趋势，年均浓度分别为0.016~0.023、0.35~0.46、1.92~2.34、0.08~0.13 mg/L(图 6a)。另外，河流入湖影响区营养盐浓度有季节性差异：L5雨季的TN、TP浓度较高，L1~L3旱季的TN浓度较高(图 6b)；5个断面冬季的NH3-N与DO浓度较高，而仅L1、L5的CODMn有季节差异，夏季浓度较高(图 6b)。
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图 6 2017—2021年邛海入湖河流影响区年际(a)与年内(b)水质特征 Fig.6 Annual (a) and seasonal (b) water quality characteristics of the river-influenced areas in Lake Qionghai during 2017-2020 |
邛海西部流域的土地类型以农业与城镇用地为主，植被覆盖率低，农业与城镇污染源通过地表径流对L5影响显著。同时，L5水域水深浅、水体交换性差，污染物汇入后易出现富集现象，而Qin等[29]与Zhou等[30]也指出，浅水湖或深水湖的浅水区对外源污染物响应敏感，易污染且易富营养化。此外，L5水域水体与底泥之间的物质交换频繁，沉积物在风力、水力或鱼类扰动下易再次释放，造成湖泊二次污染[31]，延长修复周期、增加治理难度。在外源入湖污染负荷已得到一定削减和控制的情况下，由此导致的内源污染释放或许是2017—2021年L5水质仍不断恶化的原因之一[16]。另外，邛海西部水域呈半封闭式的“口袋状”，入湖水量小，湖区水体交换主要受风力影响，顺时针的风力环流使污染物往湖区北岸、东岸迁移，导致L5成为了全湖水质最差断面。
L1~L4水域宽阔、水体流动性好、水环境容纳量大，自净能力强，入湖污染物能被充分稀释[32]。同时，较大的湖水深度使得污染物沉积在湖泊底泥后不易悬浮，最终在微生物作用下降解或转化[30]。因此，2017—2021年L1~L4水质整体稳定，且随着上游植被增加与湖滨湿地修复，入湖面源污染物得以削减，水环境呈逐渐改善趋势。然而，春、冬季邛海湖面形成的风生流可能会加快水域间的水体交换，导致西部高污染水域的污染水团向湖泊中部、东部水域输移，对L1~L4断面水质产生不利影响。这或许是L1~L4部分污染物浓度在春、冬季较高的原因之一(图 6b)。
2.3 入湖河流影响区营养状态及其与河流水质响应2017—2021年，邛海入湖河流影响区L1~L4的TLI在31.91~38.56范围，处在中营养状态。相较之下，L5的Chl.a年均浓度为20.53 μg/L，且自2017年起年均增加2.39 μg/L；TLI值逐年升高，2021年达到50.23。目前，邛海湖区仍处于中营养状态，但L5水域已达轻度富营养化，暴发区域性蓝藻水华，破坏了水环境功能，危害了流域用水安全[16, 18]。
入湖河流是云贵高原湖泊重要的补给水源[9]，但其携带的污染物也是湖泊富营养化加剧的主要因素[33]。如盘龙江携昆明市生活污水进入滇池，造成滇池湖区水质退化[10]；苍山18溪流经密集的村落和农田后，携农业污染物入洱海，加剧湖泊富营养化[9]。在邛海，流经不同人为活动影响区的入湖河流水质差异显著，其对应的入湖影响区营养状态存在异质性(图 2)。灰色关联分析结果表明：湖区TLI值与入湖河流TN、COD、NH3-N、TP的关联系数分别为0.874、0.715、0.709、0.708。同时，由表 2可知，受纳高浓度入湖污染物的水域其Chl.a浓度与TLI值高，如L5水域，而汇入L1~L3的河流污染物浓度低，对应L1~L3的营养盐与Chl.a浓度以及TLI值较低。因此，上述结果说明，邛海入湖河流影响区的营养状态与入湖河流水质的响应关系显著。另外，表 3表明，L1~L3的TLI值及Chl.a浓度在旱季对R1~R3的入湖污染物浓度响应明显(P＜0.01)，但雨季的相关关系较弱。L4的TLI值和Chl.a浓度对入湖河流污染物的响应则在旱季较弱，雨季较明显(P＜0.01)；L5的TLI值与Chl.a浓度在年内对河流TN、TP浓度均呈现出较强的响应(P＜0.01)。
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表 2 湖区污染物与叶绿素a浓度、综合营养指数(TLI)及入湖污染物浓度 Tab. 2 Concentrations of nutrients and chlorophyll-a, trophic level index (TLI), and inflow pollutants concentration in different lake areas of Lake Qionghai |
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表 3 入湖污染物(TN、TP)与湖区营养状态季节性响应关系 Tab. 3 Seasonal response between inflow pollutants (TN, TP) and trophic level in the lake areas of Lake Qionghai |
湖区水文环境和入湖河流污染类型是影响高原湖泊营养状态及其水质响应的主要因素，水文环境决定了湖区的水环境容量，而入湖河流类型决定了湖区的外源污染特征。在水域封闭、水深浅的湖区，水环境容量小，受纳高污染水体后易富营养化[29]，如邛海L5水域汇入城镇型河流后，水环境急剧恶化、藻类异常增殖，Chl.a浓度与TLI值较高，并在2021年达轻度富营养化。并且，因其常年受纳流域城镇生活污水，L5水域的营养状态与入湖河流水质的响应关系在年内均较为显著。在水域宽阔、流动性好、湖水深的湖区，通常水环境容量较大、自净能力强，较低浓度河流污染物汇入后水环境能够基本维持稳定[31]。邛海L1~L3水域受纳自然型河流来水，污染物入湖量较少，且湖区宽阔、湖水深、水体流动性强，藻类缺乏稳定的生长条件，因而Chl.a浓度与TLI值较低。同时，因雨季湖泊水位升高、蓄水量增加，L1~L3水域营养盐浓度进一步被稀释，因此湖区营养水平与河流水质的响应关系不如旱季明显。另外，邛海L4水域受纳农业型河流，入湖污染物浓度高，但因湖区水深与水环境容量较大、流动性强，其营养盐与Chl.a浓度较低，水体处在富营养水平以下。同时，因小渔村上游集水域主要受农业面源污染，入湖河流水质在雨季较差，因此L4水域的营养状态与河流水质的响应关系在雨季相对明显。
2.4 流域水环境修复建议从污染区域来看，邛海流域的城镇型河流(R8~R11)污染普遍严重，水质多为Ⅴ类，甚至劣Ⅴ类，并且R4~R11目前仍然缺乏科学管理与定期监测，高污染水体汇入下游邛海湖区后，导致高枧湾水域(L5)污染加剧，达富营养状态。另外，流域农业型河流(R4~R7)河道短，距离湖泊较近，农业入湖污染物在雨季和湖区水质响应明显。因此，邛海城镇型与农业型入湖河流(R4~R11)和L5水域应是流域水环境修复的重点区域。从治理途径来看，加强R8~R11流经区域内的城镇生活污水收集处理、优化R4~R7子流域土地结构、增强湖区L5的自净能力等可以有效降低城镇与农业污染源对邛海水环境的不利影响，减缓湖泊水体富营养化[34]。
3 结论1) 2021年邛海入湖河流水质空间差异显著，城镇型河流(R8~R11)与农业型河流(R4~R7)水质较差，TP、TN、COD与NH3-N浓度严重超标(Ⅲ类标准)，而自然型河流(R1~R3)水质良好，污染物浓度满足标准要求。时间变化趋势上，2011—2021年邛海主要入湖河流官坝河，鹅掌河与小青河的营养盐浓度呈下降或先增加后下降趋势，水质逐渐改善；TN是3条河流10年间的首要污染因子，年均范围分别为0.91~2.70、0.46~0.99、0.77~1.74 mg/L。流域的土地利用差异导致了邛海河流水质的空间异质性，决定了入湖河流污染类型，同时也是入湖河流水质改善的关键因素之一。
2) 2017—2021年邛海入湖河流影响区的水环境时空差异性显著：L1~L4水域营养盐浓度低，且水质逐年改善；L5水域污染严重，TN、TP浓度是地表水Ⅱ类标准的2.6、1.16倍，水质仍在持续恶化。湖区水文环境和入湖河流污染类型是影响邛海营养水平及其河流水质响应关系的主要因素。L5水域水环境容量小，受纳上游城镇污水，因而叶绿素a浓度与TLI值高，2021年达富营养状态；L1~L3与L4水域水环境容量大，叶绿素a浓度与TLI值低，但因其分别汇入自然型和农业型河流，湖区营养状态与河流水质的响应关系存在季节性差异。
3) 邛海L5水域污染严重，水体达富营养化，而入湖河流R4~R11污染物浓度高，与湖区营养状态响应关系显著，两者应是目前邛海流域水环境修复的重点区域。此外，减少入湖外源负荷、增强湖区自净能力有利于减缓邛海水质恶化与富营养化。
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