朱廣偉，鄒 偉，國(guó)超旋，秦伯強(qiáng)，張運(yùn)林，許 海，朱夢(mèng)圓

(中國(guó)科學(xué)院南京地理與湖泊研究所,湖泊與環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站，南京 210008)

太湖局部藍(lán)藻水華問(wèn)題自1970s中期就開(kāi)始得到關(guān)注[1]，至1988年時(shí)已經(jīng)比較嚴(yán)重，5-11月北部太湖藍(lán)藻水華發(fā)生已經(jīng)比較普遍，藍(lán)藻水華面積可達(dá)1000 km2，1991年已經(jīng)引發(fā)了無(wú)錫梅梁灣梅園水廠停水事件[2]. 此后太湖的富營(yíng)養(yǎng)化治理逐漸展開(kāi)，流域洗滌劑禁磷、面源污染控制、湖體生態(tài)修復(fù)等治理工程先后實(shí)施[3-4]. 然而，本世紀(jì)以來(lái)，太湖的藍(lán)藻水華問(wèn)題反而明顯加重，2007年發(fā)生了貢湖水源地供水危機(jī)事件[5]，引發(fā)了新一輪投入強(qiáng)度更大的污染治理，太湖入湖河道和水體總磷濃度開(kāi)始下降[6-7]. 2017年，江蘇省人民政府發(fā)布了《江蘇省“十三五”太湖流域水環(huán)境綜合治理行動(dòng)方案》，提出太湖2020年總磷(TP)控制目標(biāo)為Ⅲ類(lèi)水，即0.05 mg/L. 然而2017年太湖水體藍(lán)藻水華再次大暴發(fā)，水體TP濃度反彈增高[8]，2017年與2010年相比，太湖水體葉綠素a濃度從19.4 μg/L增高到45.5 μg/L, 藻類(lèi)密度從1702×104cells/L增高到12227×104cells/L, 藍(lán)藻密度從1394×104cells/L增高到11766×104cells/L, TP濃度增高16.9%[9], 這些變化使得2020年太湖TP控制目標(biāo)的實(shí)現(xiàn)難度增大. 因此，有必要重新審視太湖水體磷的問(wèn)題.

磷是湖泊富營(yíng)養(yǎng)化過(guò)程中極其重要的營(yíng)養(yǎng)元素[10], 是湖泊營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)評(píng)價(jià)的關(guān)鍵指標(biāo)[11]. 然而，地處亞熱帶的長(zhǎng)江中下游洪泛平原地區(qū)淺水湖泊的磷本底高，湖底底泥富含磷，湖泊生產(chǎn)力高[12-13]，給該地區(qū)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化控制帶來(lái)了極大的挑戰(zhàn). 特別是大型淺水湖泊，風(fēng)浪發(fā)育充分，底泥再懸浮頻繁，磷的內(nèi)源供給通量大、速度快、效率高[14-15]. 因此，從區(qū)域地理本底基本特征來(lái)看，太湖、巢湖等長(zhǎng)江中下游地區(qū)淺水湖泊的藍(lán)藻水華發(fā)生風(fēng)險(xiǎn)高，磷控制難度大[16].

太湖水體磷濃度并非簡(jiǎn)單的輸入、輸出、沉降、自?xún)暨^(guò)程，而是受出入湖磷收支平衡、湖體水體-沉積物交換平衡、水相生物吸收與分解釋放平衡的多重控制，特別是藍(lán)藻水華生消過(guò)程中引發(fā)的營(yíng)養(yǎng)鹽“四重循環(huán)”[17]，使得水相磷濃度變化機(jī)制復(fù)雜，時(shí)空波動(dòng)較大，影響因素多. 出入湖磷收支方面，太湖的磷外源負(fù)荷可達(dá)2800 t/a[18]，湖體凈滯留率在50%左右，且年際變化大[19-21]. 內(nèi)源交換方面，基于靜態(tài)釋放培養(yǎng)法估算的太湖內(nèi)源磷負(fù)荷可達(dá)899 t/a[22]，而基于動(dòng)態(tài)釋放的內(nèi)源磷釋放通量估算值還遠(yuǎn)超此值[23]. 太湖水相磷的生物吸收、微生物分解等水相磷循環(huán)過(guò)程速率極快，藍(lán)藻水華生長(zhǎng)和腐爛分解過(guò)程都對(duì)水體磷濃度及其環(huán)境生態(tài)效應(yīng)影響極大[24-25]，藻類(lèi)生長(zhǎng)能夠通過(guò)分泌堿性磷酸酶等機(jī)制加快水相磷再生，水相平均58%的顆粒態(tài)磷能夠轉(zhuǎn)化成藻類(lèi)可吸收利用的溶解態(tài)磷[26]. 這些內(nèi)、外源及水相磷遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程的交織，使得太湖水相磷濃度變化具有很大的不確定性.

在經(jīng)歷了10年的污染綜合治理之后，太湖的出入湖水量和磷負(fù)荷，水體氮濃度及形態(tài)，水體沉水植被分布與群落結(jié)構(gòu)，湖體漁業(yè)方式及強(qiáng)度等，均發(fā)生了較大的變化[27]，甚至藻類(lèi)的群落結(jié)構(gòu)也發(fā)生了較大的變化[28]. 這些變化可能對(duì)水體磷濃度、時(shí)空分布及其藍(lán)藻水華效應(yīng)產(chǎn)生不同的影響. 本文依托中國(guó)科學(xué)院太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站(TLLER)2005年以來(lái)對(duì)太湖32個(gè)點(diǎn)位季度水質(zhì)監(jiān)測(cè)結(jié)果，結(jié)合太湖水位、水量變化監(jiān)測(cè)，擬從水相不同形態(tài)磷的賦存量變化角度，分析太湖水體磷的變化特征、驅(qū)動(dòng)因素及其控制對(duì)策，并嘗試分析太湖2020年TP控制目標(biāo)實(shí)現(xiàn)的不確定性，為太湖藍(lán)藻水華治理和水生態(tài)修復(fù)管理提供科技支撐.

1 材料和方法

1.1 監(jiān)測(cè)點(diǎn)布設(shè)與采樣方法

太湖水位監(jiān)測(cè)點(diǎn)設(shè)在太湖梅梁灣灣口東側(cè)TLLER的水上觀測(cè)場(chǎng)，毗鄰貢湖灣(31°25′10″N，120°12′57″E). 每日8:00、14:00、20:00時(shí)3次讀取水尺(以吳淞基準(zhǔn)面為參照)，平均值為當(dāng)日水位值. 通過(guò)TLLER站區(qū)的氣象觀測(cè)場(chǎng)獲得逐日的氣溫、光照、風(fēng)速、風(fēng)向、降雨量等氣象參數(shù).

從2005年1月以來(lái)，太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站在全湖布設(shè)32個(gè)逐季度監(jiān)測(cè)點(diǎn)，開(kāi)展現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查和水質(zhì)、生物指標(biāo)采樣分析(圖1). 每次調(diào)查均測(cè)定水深值，并根據(jù)多年的水深數(shù)據(jù)，以及測(cè)定水深時(shí)同日TLLER測(cè)定的水位值，估算出32個(gè)點(diǎn)位的湖底平均高程，再以泰森多邊形插值，獲得各個(gè)監(jiān)測(cè)點(diǎn)位所代表水域的面積(圖1)，以面積和水深乘積獲得該點(diǎn)位代表區(qū)域的水量，累積可得該季度全湖總水量.

圖1 太湖站水質(zhì)和生物調(diào)查點(diǎn)分布及泰森多變性插值的代表區(qū)域Fig.1 Distribution of seasonal monitor sites and their representative regions interpolated by Thiessen polygon method in Lake Taihu

水質(zhì)調(diào)查中，西北部的竺山灣(TH16、TH17)和大浦口(TH10)、北部的梅梁灣(TH00、TH01、TH03、TH04、TH05、TH06、TH32)、東北部的貢湖灣(TH13、TH14)以及湖心區(qū)北部(TH07、TH08)這14個(gè)點(diǎn)采樣頻次為逐月采樣，其余點(diǎn)位則是逐季度采樣(圖1)，分別在2月、5月、8月、11月采樣，相應(yīng)代表冬、春、夏、秋季節(jié).

用于分析水體營(yíng)養(yǎng)鹽和浮游植物葉綠素a濃度(Chl.a，μg/L)的水樣為水柱中表、中、底3層混合樣，用2.5 L有機(jī)玻璃采水器分別采集水下20 cm(表層)、底泥上20 cm(底層)及50%水深處(中層)的水樣，現(xiàn)場(chǎng)混勻，灌裝于5 L水樣桶中，帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行營(yíng)養(yǎng)鹽和Chl.a等指標(biāo)分析.

1.2 水質(zhì)分析方法

1.3 水相磷的賦存量計(jì)算及統(tǒng)計(jì)方法

基于水量計(jì)算基礎(chǔ)上的水相磷賦存量計(jì)算方法與趙林林的計(jì)算方法相同[31]，即采用各點(diǎn)代表水域的水量與測(cè)定各形態(tài)磷濃度的乘積. 分區(qū)、分季度及年際平均水質(zhì)指標(biāo)采用各區(qū)、各季度、各年的數(shù)學(xué)平均值. TN、TP、Chl.a的平均值中剔除了幾次異常高值(TP超過(guò)1.0 mg/L，伴隨大量藻類(lèi)堆積，TN、TP、Chl.a約為夏季正常均值的5～10倍). 各形態(tài)磷的庫(kù)存量計(jì)算時(shí)，以該季度水位值計(jì)算而得的各點(diǎn)位代表水量與濃度值的乘積，然后加和所得.

空間分析時(shí)，將太湖劃分為西北(NW)、東北(NE)、西南(SW)、東南(SE)4個(gè)區(qū)，西北區(qū)由點(diǎn)位TH16、TH17、TH10、TH18、TH08、TH07、TH32、TH05、TH04、TH03、TH06、TH01、TH00共13個(gè)點(diǎn)代表區(qū)域組成；東北區(qū)由TH09、TH15、TH31、TH13、TH14共5個(gè)點(diǎn)代表區(qū)域組成；西南區(qū)由TH19、TH20、TH21、TH22、TH23、TH11共6個(gè)點(diǎn)代表區(qū)域組成，其余8個(gè)點(diǎn)位為東南區(qū).

分析影響總磷賦存量(CTP)、總顆粒磷賦存量(CPP)、溶解性總磷賦存量(CDTP)、溶解性有機(jī)磷賦存量(CDOP)及總反應(yīng)性活性磷(CSRP)與環(huán)境因子之間的關(guān)聯(lián)時(shí)，采用隨機(jī)森林模型(Random Forest)確定環(huán)境因子的相對(duì)貢獻(xiàn)比率，利用交叉驗(yàn)證生成了2000棵樹(shù)，每棵樹(shù)每個(gè)節(jié)點(diǎn)預(yù)選3個(gè)特征變量，預(yù)測(cè)變量的重要性取決于其在各個(gè)樹(shù)中被選擇的頻率[32]. 該分析通過(guò)R軟件中的隨機(jī)森林 SRC包和GG 隨機(jī)森林包子函數(shù)實(shí)現(xiàn). 不同因素間的相關(guān)性判別使用Pearson系數(shù)(P)，P<0.05為顯著相關(guān)，P<0.01為極顯著相關(guān).

2 結(jié)果與分析

2.1 各形態(tài)磷濃度長(zhǎng)期變化

2017年太湖水體磷濃度出現(xiàn)了明顯的反彈. 2005-2018年太湖各形態(tài)磷濃度的年均值如圖2所示. 就TP濃度而言，14年的平均值為0.113 mg/L，其中最高值出現(xiàn)在2006年(0.134 mg/L)，而第二高的峰值出現(xiàn)在2017年(0.131 mg/L)；最低值出現(xiàn)在2010年(0.086 mg/L). 2006-2017年的12年TP濃度變化大致呈“V”型，2006-2010年下降明顯，而2010-2017年則逐步上升. 與環(huán)保部門(mén)的監(jiān)測(cè)結(jié)果相比[7]，TLLER的TP濃度監(jiān)測(cè)結(jié)果偏高，這與TLLER監(jiān)測(cè)方案中西北部高污染湖區(qū)布點(diǎn)偏多、樣品預(yù)處理中未進(jìn)行靜置沉降預(yù)處理等監(jiān)測(cè)方法不同有關(guān)，不影響基于同一監(jiān)測(cè)方案下的結(jié)果比較.

圖2 太湖水體各形態(tài)磷濃度的年均值變化Fig.2 Variation of yearly average phosphorus concentration in Lake Taihu

太湖水體中TP與DTP濃度的多年變化趨勢(shì)并不相同. TP濃度的變化主要受PP濃度變化影響. 從圖2可以看出，太湖水體中TP濃度的變化基本與PP變化一致，而與DTP等溶解性磷濃度的年均值變化曲線差異很大. PP平均濃度占TP濃度的69%，而DTP平均濃度只占TP濃度的31%. 太湖水體中DTP濃度的多年平均值為0.036 mg/L，峰值分別出現(xiàn)在2008年和2013年，年均濃度值分別為0.047和0.048 mg/L. 盡管這兩年TP濃度也都出現(xiàn)了一個(gè)峰值，但是由于PP濃度變化不大，TP濃度的峰值都不是多年最高的. 而在TP濃度出現(xiàn)峰值的2006年和2017年，DTP濃度反而下降，分別為0.031和0.029 mg/L，而且低于多年平均.

太湖SRP的濃度變化與DTP大致一致，多年平均值為0.015 mg/L. 值得注意的是，TP和PP濃度出現(xiàn)峰值的時(shí)候，SRP濃度也相當(dāng)?shù)?，?017年的SRP濃度均值僅為0.013 mg/L，低于多年平均值. 太湖DOP濃度的多年平均值為0.021 mg/L，大多數(shù)年份都高于SRP濃度平均值，多年變化趨勢(shì)也與DTP更為接近.

2.2 各形態(tài)磷濃度的季節(jié)波動(dòng)性

作為一個(gè)受納多個(gè)大中型城市來(lái)水、風(fēng)浪擾動(dòng)頻繁引起表層底泥顆粒物再懸浮、兼有草型湖區(qū)和藍(lán)藻水華嚴(yán)重湖區(qū)的大型淺水湖泊，太湖水體磷濃度存在極大的時(shí)空差異性. 在評(píng)價(jià)太湖的磷濃度變化、設(shè)定太湖的磷控制目標(biāo)時(shí)必須充分考慮時(shí)空波動(dòng)性.

圖3 太湖全湖水體總磷濃度(TP-S)的季節(jié)變化及北太湖總磷濃度(TP-M)的月變化Fig.3 Variations of seasonal total phosphorus concentration in whole-lake and monthly variations of total phosphorus concentrations in northern Lake Taihu

從全太湖32個(gè)監(jiān)測(cè)點(diǎn)位的逐季度TP濃度平均值(TP-S)與北太湖14個(gè)監(jiān)測(cè)點(diǎn)位逐月水體TP濃度平均值(TP-M)及其誤差量變化(圖3)可以看出，(1)TP-S與TP-M的變化趨勢(shì)一致，說(shuō)明TP-S能夠反映出太湖水體磷的變化過(guò)程；(2)TP-S多年均值明顯低于TP-M，TP-S為0.113 mg/L (n=56)，而TP-M為0.149 mg/L (n=156)，全湖均值是北太湖均值的76%，這與月均值采樣點(diǎn)更多地落在污染相對(duì)嚴(yán)重的西北太湖、梅梁灣等有關(guān)；(3)由14個(gè)點(diǎn)位數(shù)據(jù)平均而來(lái)的TP-M值誤差更大、波動(dòng)性更強(qiáng)，平均誤差為0.084 mg/L，占平均值(0.149 mg/L)的56%，表明污染相對(duì)較重的北太湖，各個(gè)監(jiān)測(cè)點(diǎn)之間的差異性也非常大.

基于季度32個(gè)監(jiān)測(cè)點(diǎn)位獲得的全湖各形態(tài)磷濃度的季度變化(圖4)進(jìn)一步顯示，與年均值相比(圖2)，全湖季度均值表現(xiàn)出更大的波動(dòng)性. 8月代表夏季，是太湖水體TP峰值出現(xiàn)的高發(fā)期. TP的季度變化曲線顯示，排名最高的前5年及均值分別為：2006年，0.182 mg/L；2013年，0.179 mg/L；2016年，0.175 mg/L；2017年，0.170 mg/L；2011年，0.153 mg/L. 這種異常峰值均出現(xiàn)在藍(lán)藻水華相對(duì)較重的夏季，說(shuō)明就總磷而言，其濃度極值受藍(lán)藻水華情勢(shì)的影響特別大. 從14年的平均值而言，8月份的TP平均值為0.135 mg/L (n=14)，夏季顯著高于其余季節(jié)，而秋、冬、春季的差別不大(11月、2月和5月的均值分別為0.107、0.108和0.103 mg/L).

圖4 太湖各形態(tài)磷濃度的季度變化Fig.4 Seasonal variations of different phosphorus fractions in Lake Taihu

夏季TP和PP濃度的峰值往往同步出現(xiàn)(圖4). 2005-2018年間，太湖全湖PP濃度最高值出現(xiàn)在2006年8月(0.149 mg/L)，次峰值出現(xiàn)在2017年(0.119 mg/L)、2013年(0.116 mg/L)、2017年(0.114 mg/L)和2016年(0.112 mg/L).

DTP濃度的季節(jié)波動(dòng)性要小于PP濃度，多年平均值介于0.012～0.069 mg/L之間，但是仍然出現(xiàn)多個(gè)明顯偏離均值的異常情況. 比如2013年、2016年和2007年夏季的平均值分別為0.069、0.063和0.061 mg/L. 而SRP濃度的峰值分別出現(xiàn)在2016年、2013年、2007年和2017年的8月. DOP則在2008年出現(xiàn)一個(gè)峰值，近年來(lái)呈現(xiàn)穩(wěn)定下降的趨勢(shì).

2.3 相關(guān)水質(zhì)、水文指標(biāo)的變化

圖5 太湖水體各形態(tài)氮全湖季度平均值變化Fig.5 Seasonal variations of different nitrogen fractions in Lake Taihu

2.3.2 葉綠素a從2005-2018年太湖水體浮游植物Chl.a的濃度變化(圖6)可以看出，太湖多年全湖平均Chl.a濃度為22.7 μg/L，但是季節(jié)變化很大，2月、5月、8月、11月的多年平均值分別為9.6、22.7、38.0、20.3 μg/L，夏季大于春、秋季，春、秋季相當(dāng)，冬季顯著低于其他季節(jié). 2012-2017年太湖夏季水體Chl.a濃度還呈現(xiàn)逐年升高的趨勢(shì)，8月的全湖平均值分別為28.7、36.7、48.0、52.2、53.2、56.6 μg/L，此外，2017年5月全湖平均Chl.a濃度達(dá)到多年最高值(60.6 μg/L). 2018年水體Chl.a濃度雖然顯著下降，但也出現(xiàn)了5月、8月雙峰，表明浮游植物生物量高值期的持續(xù)時(shí)間較長(zhǎng).

圖6 2005-2018年太湖水體葉綠素a濃度及高錳酸鹽指數(shù)的季節(jié)變化Fig.6 Variation of chlorophyll-a and permanganate index concentration in Lake Taihu from 2005 to 2018

2.3.3 高錳酸鹽指數(shù) 2005-2018年太湖全湖逐季度CODMn介于3.70～6.61 mg/L之間，平均值為4.64 mg/L (n=56). 其中2006年和2008年的夏季較高，均超過(guò)了6.0 mg/L的III類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)上限(GB 3838-2002). 總體而言，14年間，就年平均值而言，CODMn并未出現(xiàn)明顯的下降(圖6)，最大值出現(xiàn)在2006年，最低值出現(xiàn)在2013年. 其中2009-2015年總體變化較平穩(wěn)，但是2016年8月以后，CODMn濃度又開(kāi)始出現(xiàn)劇烈的季節(jié)波動(dòng)，2017年出現(xiàn)了春、夏、秋三季的高值，2018年的春、夏季值也都較高.

2.3.4 水位 從圖7中可以看出，2005-2018年太湖水位變幅在2.77～4.79 m之間，平均為3.27 m(吳淞基準(zhǔn)面). 水位超過(guò)4.00 m的情況共有4次，按出現(xiàn)的最高水位排序依次為2016年6月25日-7月29日(4.79 m)、2009年8月11-24日(4.23 m)、2015年7月12-25日(4.14 m)和2016年10月30日-11月2日(4.05 m). 2015年、2016年均為較豐水年，2016年高水位的持續(xù)時(shí)間長(zhǎng)、秋季出現(xiàn)超警戒水位，是14年來(lái)水位最高的一年，也是近50年來(lái)第二高的水位，僅比1999年的歷史最高水位低0.10 m.

圖7 2005-2018年太湖水位日變化及月均水量變化估算Fig.7 Daily water level and estimated monthly water volume in Lake Taihu from 2005 to 2018

2.3.5 水量 2005-2018年太湖的月均水量為64.1×108m3，最大值為92.5×108m3(2016年7月)，最小值為53.1×108m3(2011年5月). 2006年全年及2007年上半年持續(xù)低庫(kù)容，而2017年及2018年也均屬于水位偏枯的年份，與2007年及2017年的大規(guī)模藍(lán)藻水華事件同步.

2.3.6 其他 2005-2018年全太湖4個(gè)季度水體懸浮顆粒物濃度(SS)均較高，均值為58 mg/L，年度均值顯示近年來(lái)變化不大. 此外，作為一個(gè)較高濁度的大型淺水湖泊，太湖多年水體透明度均較低，平均為38 cm，2017-2018年明顯更低(34 cm).

2.4 各形態(tài)磷的水體賦存量變化

太湖全湖(CTP,Total)及西北(CTP,NW)、東北(CTP,NE)、西南(CTP,SW)、東南(CTP,SE)4個(gè)空間分區(qū)的水相TP賦存量變化如圖8所示. 2005-2018年太湖全湖水相磷賦存量的平均值為688 t，西北、東北、西南、東南的賦存量平均值分別為338、42、241及67 t. 其中西北湖區(qū)來(lái)水污染重、水體深度大、面積占比大等原因，水相TP的賦存量均值明顯大于其余湖區(qū).

圖8 2005-2018年太湖不同湖區(qū)水相總磷賦存量的季節(jié)變化Fig.8 Seasonal variation of total phosphorus capacity in water column of Lake Taihu from 2005 to 2018

從多年變化看，2005-2018年太湖全湖TP賦存量的最高值出現(xiàn)在2017年，2016年、2013年和2006年也比較高. 需要指出的是，藍(lán)藻水華面積相對(duì)較大的2007年、2017年，其前一年的水體TP賦存量總體處于相對(duì)高值；而藍(lán)藻水華面積相對(duì)較大的2017年和2013年，水體TP的賦存量也相對(duì)較高，從一個(gè)側(cè)面表明藍(lán)藻水華面積與湖體磷賦存量的相互影響. 從季節(jié)變化來(lái)看，夏季是水體TP賦存量高值期，2005-2018年平均冬、春、夏、秋季節(jié)湖體磷的賦存量分別為683、604、792、673 t，夏季水體磷的賦存量顯著高于其他季節(jié)，其次為冬季，而春季(5月)總體而言是水相磷賦存量最低的季節(jié)，從另一側(cè)面再次反映了藍(lán)藻水華出現(xiàn)面積對(duì)水相磷賦存量季節(jié)變化的影響.

分區(qū)變化上，西南、東南湖區(qū)磷賦存量的增加相對(duì)更加明顯. 2016-2018年西南湖區(qū)磷賦存量(CTP，SW)較2005-2015年的年均值增高了31%，而東南湖區(qū)(CTP,SE)2016-2018年平均值較之前的平均值增高了20%. 相比而言，2005-2015年西北湖區(qū)的平均磷賦存量為332 t，東北湖區(qū)的平均磷賦存量為42 t，2016-2018年西北湖區(qū)的平均磷負(fù)荷為362 t，東北湖區(qū)的平均磷賦存量為44 t，增幅分別僅為9%和5%，增幅明顯小于南部?jī)蓚€(gè)湖區(qū)，說(shuō)明近年來(lái)太湖南部湖區(qū)水相TP負(fù)荷的增幅明顯更大.

圖9 2005-2018年太湖不同形態(tài)水相磷賦存量的季度變化Fig.9 Capacities variations of different fractions of phosphorus in Lake Taihu from 2005 to 2018

不同形態(tài)磷庫(kù)的變化較為劇烈(圖9). PP是磷庫(kù)的主要貢獻(xiàn)者，CPP多年季度平均值為487 t，而CDTP平均值為201 t，分別占CTP的71%和29%，這與兩種形態(tài)磷在磷濃度中的占比情況一致. 在CDTP中，CDOP的多年平均值為119 t，CSRP的多年平均值為83 t.

CPP的多年變化呈“V”字型，2006-2012年期間明顯下降，而2012-2017年則呈上升趨勢(shì).CSRP總體呈上升趨勢(shì). 自2013年以后，SRP的水相賦存量開(kāi)始升高，2013-2018年均值較2005-2012年均值增高63%. 其中2005-2012年夏季的CSRP均值為73 t，2013-2018年夏季均值為168 t，增幅達(dá)到130%，也成為水相磷庫(kù)中較為重要的一部分.

利用隨機(jī)森林模型定量分析了水位、水量、水體透明度、水體浮游植物Chl.a、CODMn、SS濃度等可能影響水體磷賦存量的環(huán)境因子與水相不同形態(tài)磷庫(kù)的相對(duì)貢獻(xiàn)比率(圖10)，結(jié)果顯示，與藻類(lèi)生物量直接或者間接相關(guān)的要素(SS、Chl.a和CODMn)與CPP和CDTP的相互聯(lián)系最為密切，是主要貢獻(xiàn)因子. 當(dāng)然，賦存量的主要貢獻(xiàn)因子也包含了磷對(duì)該指標(biāo)的相互影響，并不完全是單向的決定因子. 而水位、水量等表征水體總水量變化的指標(biāo)對(duì)水相顆粒態(tài)磷賦存量(CPP)影響的貢獻(xiàn)并不大.

圖10 不同環(huán)境因子對(duì)太湖不同形態(tài)水相磷賦存量影響的相對(duì)貢獻(xiàn)率Fig.10 Relative contribution of different environmental factors to phosphorus capacities in Lake Taihu

浮游植物Chl.a對(duì)所有形態(tài)的磷水相賦存量均有較大的貢獻(xiàn)，特別是對(duì)DOP磷的貢獻(xiàn)，是幾個(gè)因子中占比最大的. 水位與水量對(duì)幾種溶解性磷賦存量的影響差別很大(圖10). 水位對(duì)TDP、DOP及SRP賦存量的影響比重均較大，而水量的影響卻明顯較小，說(shuō)明太湖的水位變化對(duì)水體溶解性磷的影響較大. 原因可能是因?yàn)樗簧咧?，下層水體的缺氧頻次和強(qiáng)度增加，這既增加了底泥釋放溶解性磷的風(fēng)險(xiǎn)，也增加了水相PP的厭氧分解機(jī)會(huì)，最終增大了各形態(tài)水體溶解性磷的比例.

3 討論

3.1 外源磷負(fù)荷仍深刻影響著太湖水體磷的賦存量

外源負(fù)荷超過(guò)湖泊的自?xún)裟芰κ呛锤粻I(yíng)養(yǎng)化發(fā)生的根本原因. 因此，外源入湖負(fù)荷的有效控制是湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的基本前提. 太湖自1970s中后期，由于圍墾和水利工程建設(shè)引起的水文條件變化(水位年變幅由1950s的1.94 m下降到1970s的1.20 m)，以及工農(nóng)業(yè)的巨大發(fā)展(1960-1980年流域糧食產(chǎn)量增加3倍、工業(yè)產(chǎn)值增加近10倍)，外源負(fù)荷增加，“梅梁灣和五里湖水域每逢夏季出現(xiàn)大量的‘水花’現(xiàn)象”[1]，1988年10月8日，在太湖湖心的平臺(tái)山附近，調(diào)查發(fā)現(xiàn)過(guò)近1000 km2的表層藍(lán)藻水華現(xiàn)象[2]，1990年7月，梅梁灣藍(lán)藻水華嚴(yán)重，影響梅園水廠供水，致使無(wú)錫市116家工廠停產(chǎn)，市區(qū)許多居民家無(wú)法供水[2]. 顯然，即便是在1980s，太湖的外源磷負(fù)荷也已經(jīng)超過(guò)了太湖的正常自?xún)裟芰ι舷?

太湖的年度外源磷負(fù)荷明顯高于湖體水相磷的蓄積量. 據(jù)黃漪平等的調(diào)查估算，1986年太湖的入湖磷負(fù)荷為1576.91 t/a，1987年為896.54 t/a，1988年為1282.19 t/a，相應(yīng)地，當(dāng)年湖泊磷的凈滯留量分別為675.25、-100.20和252.98 t/a[21]. 1998-2000年，Kelderman等依據(jù)太湖的水量收支及河道磷濃度，估算出1998-2000年太湖入湖磷負(fù)荷分別為1750、1560和1450 t/a，湖體凈滯留磷負(fù)荷分別為1060、1000和1040 t/a，外源磷負(fù)荷顯著高于1980s[19]. 2001年5月-2002年4月，許朋柱等通過(guò)115條環(huán)湖河道逐月水質(zhì)調(diào)查及水文平衡計(jì)算，估算出太湖入湖磷負(fù)荷為1029.37 t/a，凈滯留361.10 t/a[20]. 而據(jù)余輝等的估算，2007年太湖磷的河道入湖污染負(fù)荷為2091 t/a[33]. 王華等報(bào)道了太湖2010-2017年的河道入湖磷負(fù)荷, 平均值為2200 t/a[9]. 這些報(bào)道表明, 太湖的外源磷負(fù)荷與本研究估算的688 t的水相平均磷蓄積量相比，外源負(fù)荷明顯高于水相磷庫(kù)的數(shù)倍，從收支上看，太湖的磷庫(kù)在不斷增加.

外源磷控制的效果被入湖水量增加所抵消. 近年來(lái)，盡管太湖入湖河道水體中TP濃度有所下降[7]，但是，由于太湖入湖水量并未下降，特別是2015-2016年降雨量有較大增加，太湖的外源負(fù)荷并未大幅度下降. 據(jù)翟淑華等的估算，2010年太湖入湖TP負(fù)荷為2800 t，其中1456 t滯留于湖中，滯留率約52%[18]. 此外，據(jù)江蘇省水文水資源勘測(cè)局的監(jiān)測(cè)估算，2009-2017年太湖入湖磷負(fù)荷介于1610～2250 t/a之間，平均值為1900 t/a[34]. 盡管不同部門(mén)、不同監(jiān)測(cè)點(diǎn)位和頻次調(diào)查所估算的磷負(fù)荷有所差異，但是其趨勢(shì)基本一致，估算的太湖磷收支平衡結(jié)果基本可靠. 2007年以來(lái)太湖的外源磷入湖負(fù)荷并未大幅度下降，外源磷負(fù)荷仍在1500 t/a以上，年滯留量仍在1000 t/a上下. 這也就是說(shuō)，對(duì)磷而言，太湖仍處于“收”大于“支”的凈“匯”階段. 朱偉等的調(diào)查分析認(rèn)為，太湖2015-2016年水相磷濃度反彈與當(dāng)年2次大洪水密切關(guān)聯(lián)，特別是2016年的洪水，是導(dǎo)致水體磷濃度顯著升高的主要因素[35].

Richardson和Qian利用北美濕地?cái)?shù)據(jù)庫(kù)(NAWDB)統(tǒng)計(jì)分析了126個(gè)北美天然和人工濕地的磷負(fù)荷與出水磷濃度之間的關(guān)系，發(fā)現(xiàn)濕地系統(tǒng)能夠較穩(wěn)定控制出水磷濃度上限為1 g/(m2·a)[36]. 太湖作為一個(gè)大型淺水湖泊，大型維束管植物覆蓋區(qū)面積不足全湖的20%，對(duì)外源磷的自?xún)裟芰?yīng)遠(yuǎn)低于此值. 即便按此凈化效率計(jì)算，太湖2338 km2的水面，磷凈化負(fù)荷的上限也只有2338 t/a. 目前太湖的外源磷負(fù)荷與此上限值基本相當(dāng)，說(shuō)明太湖的外源負(fù)荷仍處于較高的水平, 外源磷負(fù)荷仍深刻影響著太湖水體磷的賦存量. 這給太湖持續(xù)降低水體磷濃度的治理目標(biāo)帶來(lái)了極大的挑戰(zhàn).

3.2 藍(lán)藻水華情勢(shì)顯著影響著水相磷賦存量及其季節(jié)變化

太湖水相磷的賦存量還受湖體水-沉積物頻繁交換過(guò)程影響. 依據(jù)湖泊的面積與水深比，太湖是一個(gè)大型“極淺水”湖泊[37]，在沒(méi)有水草植被保護(hù)的湖區(qū)，水體往往長(zhǎng)期處于渾濁狀態(tài)，水相顆粒磷豐富，內(nèi)源補(bǔ)給充分，水體磷濃度, 特別是水體TP濃度很難處于較低的水平[38], 這從本研究中揭示的PP是太湖水相磷主要存在形態(tài)的現(xiàn)象一致. 在這種水相磷濃度已經(jīng)處于較高水平的淺水湖泊中，藻類(lèi)的季節(jié)性生消過(guò)程對(duì)沉積物-上覆水中磷的相間分配起到極大的影響[39]. 藻類(lèi)大量生長(zhǎng)，特別是水華發(fā)生期間，能夠通過(guò)增高水相pH[24]，降低下層或者底層水體溶解氧水平[25]，釋放促發(fā)PP轉(zhuǎn)化釋放的磷酸酶等作用機(jī)制[26]，促進(jìn)底泥釋放，增加水相顆粒磷庫(kù). 在這種情況下，水體磷濃度成為藻類(lèi)生物量大量生長(zhǎng)、藍(lán)藻水華形成過(guò)程的“果”，而非藻類(lèi)生長(zhǎng)和藍(lán)藻水華形成的“因”[24]. 當(dāng)然，這種“因”、“果”的轉(zhuǎn)化，其前提是水相磷濃度的基礎(chǔ)水平不低[40].

太湖水體與底泥的磷交換，除了受風(fēng)浪擾動(dòng)的影響之外，還受藍(lán)藻等藻類(lèi)生物吸收及其在水相滯留過(guò)程影響. 對(duì)于微囊藻等太湖優(yōu)勢(shì)藍(lán)藻屬的生長(zhǎng)及水華形成而言，太湖水體的磷供給十分充足. 當(dāng)前太湖水體磷濃度的平均值達(dá)到了0.113 mg/L，顯著超過(guò)Xu等實(shí)驗(yàn)研究獲得的太湖水華藍(lán)藻生物量生長(zhǎng)受到磷限制濃度的上限值(0.05 mg/L)[40]，因此，太湖水相中的磷濃度季節(jié)性增高，特別是PP濃度的季節(jié)性增高，相當(dāng)大的因素是藻類(lèi)生物量季節(jié)性大幅度增高的結(jié)果. 太湖不但水體磷濃度現(xiàn)存量高，還有很高的供給能力. 首先，太湖的換水周期短，以2010年為例，翟淑華等依據(jù)太湖流域管理局水文監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)表明當(dāng)年入湖水量為118.83×108m3，本研究估算的2010年年均水體水量為65.0×108m3，由此估算當(dāng)年的換水周期為200 d，而類(lèi)似2016年的洪水年，換水周期還大大縮短. 在如此快的換水條件下，太湖環(huán)湖河道較高的磷濃度保障了湖體磷濃度不可能處于較低水平. 查慧銘等2016年逐月調(diào)查了出入湖河道水體磷濃度，發(fā)現(xiàn)16條主要出入湖河道水體TP濃度平均值為0.156 mg/L，明顯高于對(duì)應(yīng)的湖區(qū)磷濃度，其中梅梁灣、竺山灣、西北湖區(qū)沿岸入湖河道水體TP濃度年均值分別為0.176、0.221和0.189 mg/L，而東太湖、胥口灣等湖區(qū)沿岸的出湖河道水體TP濃度年均值分別為0.063和0.095 mg/L，入湖河道來(lái)水TP濃度又顯著高于出湖河道[41]. 其次，底泥再懸浮對(duì)水相磷供給強(qiáng)度大、頻次高. Zhu等在太湖6個(gè)點(diǎn)位實(shí)施了再懸浮通量的周年觀測(cè)，發(fā)現(xiàn)藻型湖區(qū)磷的再懸浮通量為0.141 g/(m2·d)，相應(yīng)地草型湖區(qū)的磷再懸浮通量為0.009 g/(m2·d)[38]，這表明太湖目前仍有極強(qiáng)的內(nèi)源磷補(bǔ)給能力.

基于當(dāng)前太湖的營(yíng)養(yǎng)鹽水平和補(bǔ)給能力，太湖水體的藍(lán)藻水華出現(xiàn)面積變化大，對(duì)水相磷的反饋強(qiáng)，顯著影響著水相磷蓄積量及其季節(jié)變化. 大量的研究表明，營(yíng)養(yǎng)鹽只是藍(lán)藻水華強(qiáng)度的影響因素之一. 而氣象條件、水文過(guò)程、食物鏈等其他因素對(duì)藍(lán)藻水華的情勢(shì)影響很大[42]. 對(duì)太湖而言，上述要素的影響往往超過(guò)營(yíng)養(yǎng)鹽的影響. 對(duì)太湖水體磷濃度影響較大的藍(lán)藻水華情勢(shì)，受氣候、水文情勢(shì)的影響，近年來(lái)出現(xiàn)了加重的趨勢(shì)，特別是2017年，太湖藍(lán)藻水華的面積、生物量、持續(xù)時(shí)間等強(qiáng)度指標(biāo)均為近14年來(lái)最嚴(yán)重的，成為太湖水體磷濃度在2016-2018年陡增的主要原因[8]. Shi等通過(guò)高頻反演2003-2017年太湖藍(lán)藻水華發(fā)生時(shí)間和強(qiáng)度，發(fā)現(xiàn)15年期間太湖藍(lán)藻水華的物候條件發(fā)生了顯著變化，梅梁灣適宜藍(lán)藻水華出現(xiàn)的物候?qū)W條件提前了29 d，主要因素包括春季氣溫的升高、風(fēng)速的下降等[43]. Yang等分析了太湖2007-2015年藍(lán)藻水華發(fā)生的氣象條件，發(fā)現(xiàn)2012年以后極端氣候事件誘發(fā)的大規(guī)模藍(lán)藻水華的次數(shù)明顯增高，暴雨、強(qiáng)風(fēng)之后形成大規(guī)模藍(lán)藻水華的頻次在明顯增加[44]. 因此，這種極端的氣候條件引發(fā)了藍(lán)藻水化事件的大規(guī)模暴發(fā)，加大了水相對(duì)沉積相中的磷的“泵吸效應(yīng)”，大大提高了水相總磷的賦存量. 這與本研究發(fā)現(xiàn)的夏季水相磷的賦存量明顯高于其他季節(jié)相一致.

3.3 太湖水相磷賦存量動(dòng)態(tài)變化對(duì)水質(zhì)目標(biāo)管理的挑戰(zhàn)

2017年太湖藍(lán)藻水華的大規(guī)模暴發(fā)及湖體磷年均濃度的反彈，使得太湖的環(huán)境管理部門(mén)不得不重新考慮《江蘇省“十三五”太湖流域水環(huán)境綜合治理行動(dòng)方案》設(shè)定的2020年太湖磷的治理目標(biāo). 就目前的太湖水體TP濃度變化趨勢(shì)看，2020年全湖全年平均TP濃度低于0.05 mg/L的目標(biāo)實(shí)現(xiàn)難度大.

湖泊水相磷濃度波動(dòng)變化，是長(zhǎng)江中下游地區(qū)的非草型湖泊普遍存在的現(xiàn)象. 湖泊水體中TP 0.05 mg/L的濃度水平，已經(jīng)接近長(zhǎng)江中下游地區(qū)淺水湖泊的自然本底. Yang等通過(guò)長(zhǎng)江中下游49個(gè)湖泊硅藻-水體總磷濃度的轉(zhuǎn)化函數(shù)構(gòu)建，估算出長(zhǎng)江中下游流域的典型草-藻型兼具的淺水湖泊太白湖在1920s時(shí)，水體TP濃度處于0.043～0.062 mg/L之間[13]，這表明，在長(zhǎng)江中下游地區(qū)的淺水湖泊，在當(dāng)前的社會(huì)經(jīng)濟(jì)和流域人類(lèi)活動(dòng)強(qiáng)度下，水體TP濃度0.05 mg/L是一個(gè)很容易突破的營(yíng)養(yǎng)鹽水平. 朱樹(shù)屏等在1949-1950年對(duì)太湖梅梁灣梅園附近水域的逐月調(diào)查中，發(fā)現(xiàn)太湖水體中磷濃度的不穩(wěn)定性：1949年10-11月表層水磷酸根濃度維持在0.016～0.030 mg/L，底層水在0.037～0.050 mg/L之間(水深2.4 m，底層至泥上30 cm處)；12月至次年3月，表層水為0.011～0.017 mg/L，底層水為0.010～0.019 mg/L；4月，一場(chǎng)大雨之后，水體磷酸根濃度為0.025～0.154 mg/L；5-10月，表層水又回到0.001～0.010 mg/L，底層水為0.002～0.018 mg/L[45]. 以太湖站32個(gè)點(diǎn)位的季度調(diào)查結(jié)果看，2017-2018年水體SRP(磷酸根為主)濃度介于0.001～0.124 mg/L之間，平均值為0.014 mg/L(圖2)，其范圍及均值與1950年調(diào)查時(shí)差別不大. 1960年6月15日-8月25日中國(guó)科學(xué)院南京地理研究所組織的太湖綜合調(diào)查時(shí)發(fā)現(xiàn)，磷酸根濃度介于0.01～0.05 mg/L之間，最大為0.28 mg/L，其中東太湖和馬山南部較高(0.16～0.25 mg/L)[46]. 可見(jiàn)當(dāng)時(shí)的水體磷濃度空間差別大，局部含量高，水相階段性呈現(xiàn)高磷狀態(tài)，是太湖局部湖區(qū)的固有屬性，特別是那些沒(méi)有水草覆蓋的河口區(qū)域.

大型淺水湖泊一旦發(fā)生了藍(lán)藻水華問(wèn)題，其藻型生境具有較強(qiáng)的自我維持、自我強(qiáng)化機(jī)制，對(duì)營(yíng)養(yǎng)鹽的削減響應(yīng)遲鈍. 特別是淺水湖泊的生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)對(duì)氣候變暖、極端氣象和水文過(guò)程等氣候變化更加敏感和脆弱[47]，使得這些湖泊的藍(lán)藻水華問(wèn)題久治難愈. Qin等對(duì)太湖2007年以來(lái)的治理措施及湖泊響應(yīng)分析之后認(rèn)為，洪泛平原往往具備較高的營(yíng)養(yǎng)鹽本底，在氣候變化的疊加效應(yīng)以及持續(xù)的經(jīng)濟(jì)增長(zhǎng)背景下，使得太湖水環(huán)境改善對(duì)大規(guī)模的治理投入響應(yīng)遲鈍[8]. 國(guó)際上與之類(lèi)似的富營(yíng)養(yǎng)化湖泊如加拿大的Winnipeg[48]、美國(guó)佛羅里達(dá)的Okeechobee湖[47]、美加交界的伊利湖西部淺水部分區(qū)等[49]. 這些湖泊均在長(zhǎng)期治理后依然沒(méi)有將水體TP穩(wěn)定在較低水平[48-50].

考慮到暴發(fā)藍(lán)藻水華的湖泊水相磷濃度的非人類(lèi)活動(dòng)影響帶來(lái)的波動(dòng)性，在湖泊治理目標(biāo)考核上應(yīng)當(dāng)將考核重點(diǎn)放在污染源削減上. 既然大型淺水湖泊的水體TP對(duì)流域治理措施的響應(yīng)具有很大的不確定性，TP濃度的穩(wěn)定下降也是一個(gè)長(zhǎng)期的過(guò)程，湖泊水體TP濃度作為一個(gè)短期的、階段性的污染治理目標(biāo)就顯得不太恰當(dāng). 人類(lèi)活動(dòng)對(duì)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的貢獻(xiàn)，首先是污染源強(qiáng)度的增加，其次是流域營(yíng)養(yǎng)鹽輸移過(guò)程的變化，最后是營(yíng)養(yǎng)鹽入湖并引發(fā)藍(lán)藻水華等生態(tài)效應(yīng). 在這個(gè)過(guò)程中，人類(lèi)活動(dòng)首先能夠管控的是污染源強(qiáng)度，這與人類(lèi)工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過(guò)程的污染源排放以及污水處理廠的建設(shè)和運(yùn)行密切關(guān)聯(lián)；其次是流域輸移過(guò)程及入湖通量，這與流域土地利用和管理、濕地保護(hù)與效能提升以及水系水文過(guò)程與水利工程管控等密切聯(lián)系. 這兩項(xiàng)應(yīng)當(dāng)成為污染治理目標(biāo)的重點(diǎn)，而湖泊中生態(tài)系統(tǒng)的響應(yīng)，包括TP濃度的變化，除了受流域污染治理的影響之外，還受氣候變化等自然波動(dòng)的巨大影響，應(yīng)當(dāng)作為參考目標(biāo)，而非強(qiáng)制性目標(biāo). 此外，在水環(huán)境治理的時(shí)候，需要有整體性的概念. 沉積相作為水體的重要組成部分，是極大的磷庫(kù). 在管理中也應(yīng)考慮水相和沉積相的磷動(dòng)態(tài)交換作用. 治理目標(biāo)重點(diǎn)放在源強(qiáng)變化，使得污染治理的主體更加明確，污染治理目標(biāo)的實(shí)現(xiàn)也變得更加可控. 因此，建議將太湖水環(huán)境綜合治理行動(dòng)方案的治理目標(biāo)，調(diào)整到源強(qiáng)削減和入湖通量削減比例. 在具體的削減目標(biāo)方面，余輝、Xu、Wang等均給出了較為系統(tǒng)的目標(biāo)建議[33,40,51]，可以根據(jù)流域的社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展目標(biāo)，制定具體的分階段實(shí)施目標(biāo).

4 結(jié)論

1)2005-2018年間，太湖水體磷濃度年均值呈現(xiàn)下降、后上升的波動(dòng)模式，2016-2018年湖體TP濃度明顯升高，加大了太湖2020年平均水體TP控制到0.05 mg/L治理目標(biāo)的實(shí)現(xiàn)難度.

2)太湖水體磷濃度、水相賦存量及近年來(lái)的變化趨勢(shì)存在較大的空間和時(shí)間異質(zhì)性，14年來(lái)56個(gè)季節(jié)水相TP蓄積量平均值為688 t，其中季節(jié)平均值分別為604、792、673和683 t，夏季水相TP賦存量顯著高于其他季節(jié)，空間上，西北、西南兩個(gè)污染入流區(qū)的水相平均TP蓄積量為338和241 t，東北、東南湖區(qū)多年平均蓄積量分別為42和67 t，2016年以來(lái)的賦存量升高，南部湖區(qū)增幅明顯高于北部湖區(qū).

3)水情和藍(lán)藻水華面積變化對(duì)太湖水相磷濃度及其賦存量均有較大的影響. 水相磷賦存量與浮游植物Chl.a濃度、水位高低關(guān)系密切. 水量增加、換水加快能明顯增加太湖TP的外源入湖負(fù)荷，增大高磷濃度區(qū)的范圍，進(jìn)而增加全湖TP濃度平均值. 而水位增高，蓄水量增大，能明顯增加水相TP賦存量，提高對(duì)藻類(lèi)生長(zhǎng)的磷供給能力. 藍(lán)藻水華情勢(shì)及其伴隨的水相藍(lán)藻顆粒物高低對(duì)水相磷濃度及賦存量均有極大的影響.

4)太湖水相磷濃度及賦存量與水情、藻類(lèi)的密切關(guān)系，使得水體磷濃度高低除了受污染源控制的影響外，還很大程度上受水文氣象情勢(shì)等自然因素的影響. 在這種情況下，對(duì)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化治理效果的考核，應(yīng)當(dāng)更加側(cè)重對(duì)污染源削減程度的考核，而對(duì)于湖體磷濃度變化的評(píng)估，應(yīng)充分考慮氣候變化的因素.

致謝：太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站季江、錢(qián)榮樹(shù)、黃建明、沈睿杰、閔屾、鐘春妮、楊宏偉、韋金權(quán)、薛靜琛、龔志軍、毛志剛等監(jiān)測(cè)隊(duì)伍完成了樣品的采集與分析，在此一并表示感謝.