崔嘉宇，郭 蓉，宋興偉，張 悅，陳 晨，呂學(xué)研，董圓媛

(1：江蘇省環(huán)境監(jiān)測中心, 南京 210019)(2：江蘇省蘇力環(huán)境科技有限責(zé)任公司, 南京 210036)(3：南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京 210023)

當(dāng)前水體富營養(yǎng)化已成為我國湖泊突出的環(huán)境問題[1]，包括藍(lán)藻水華暴發(fā)、湖泊生態(tài)系統(tǒng)的破壞等[2]，這些環(huán)境問題嚴(yán)重影響人類的正常生活生產(chǎn)活動. 經(jīng)典湖沼學(xué)認(rèn)為，氮磷等是湖泊富營養(yǎng)化風(fēng)險的重要促發(fā)因素[3]，特別是對于太湖、巢湖、武漢東湖、滇池等富營養(yǎng)化突出、藍(lán)藻多發(fā)的湖泊[4-7]，研究其氮磷濃度變化已成為國內(nèi)外研究熱點(diǎn). 洪澤湖長期處于中輕度富營養(yǎng)化狀態(tài)，但洪澤湖為過水型湖泊[8]，獨(dú)特的水文特征本不利于藍(lán)藻水華的發(fā)生，然而隨著近年來流域經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，氮磷等營養(yǎng)鹽入湖通量增多，近年來也多次出現(xiàn)了藍(lán)藻水華現(xiàn)象，并長期處于中輕度富營養(yǎng)化狀態(tài)[9]. 根據(jù)江蘇省環(huán)境監(jiān)測中心監(jiān)測結(jié)果，總氮、總磷為影響洪澤湖水質(zhì)的主要指標(biāo)，長期超《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838-2002)Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)，有些月份甚至為劣Ⅴ類；2017-2019年間洪澤湖共計發(fā)生過9次藍(lán)藻水華，最大發(fā)生面積從最初的16 km2增加到36 km2，藍(lán)藻水華面積有逐年增大的趨勢，發(fā)生藍(lán)藻水華的風(fēng)險也逐漸加劇. 近年來，已有學(xué)者對洪澤湖水質(zhì)狀況、富營養(yǎng)問題等開展了研究. 王兆群等[10]對洪澤湖水質(zhì)富營養(yǎng)化和水質(zhì)狀況進(jìn)行了分析評價，得出影響洪澤湖湖體水質(zhì)的主要指標(biāo)為總氮、總磷. 齊凌燕等[11-12]對洪澤湖葉綠素a濃度時空變化進(jìn)行了研究，發(fā)現(xiàn)葉綠素a濃度在湖區(qū)和季節(jié)上有明顯差異. 吳天浩等[13]對洪澤湖浮游植物進(jìn)行了研究，發(fā)現(xiàn)洪澤湖藍(lán)藻門和綠藻門為優(yōu)勢門類，且北部和西部湖區(qū)豐度較高. 韓年等[14]對洪澤湖入湖河流沉積物有機(jī)磷輸入轉(zhuǎn)化機(jī)理進(jìn)行了分析，認(rèn)為入湖河流周邊外源污染物排放是湖泊有機(jī)磷輸入的主要來源. 目前關(guān)于洪澤湖的研究大多局限在湖體，以及淮河、徐洪河、新老濉河等少數(shù)入湖河流上，缺乏對周邊環(huán)湖河流開展系統(tǒng)性研究. 洪澤湖水質(zhì)狀況受周邊入湖河流影響顯著[15]，這些入湖河流附近人類活動頻繁，存在生活污水、工業(yè)廢水以及農(nóng)業(yè)面源等污染源[16]. 氮、磷等營養(yǎng)鹽通過地表徑流經(jīng)入湖河流最終匯入洪澤湖，加劇了湖體富營養(yǎng)化和藍(lán)藻水華暴發(fā)的風(fēng)險[17-18].

本研究追蹤了2010-2019年間洪澤湖湖體監(jiān)測數(shù)據(jù)，在環(huán)洪澤湖出入湖河流布設(shè)監(jiān)測斷面，對出入湖河流氮磷等污染物濃度進(jìn)行監(jiān)測，并從時間及空間角度對其變化特性進(jìn)行了分析. 治湖先治河，調(diào)查河流污染狀況，探討入湖河流與湖區(qū)水質(zhì)的關(guān)系，深入了解區(qū)域水質(zhì)對湖體的影響規(guī)律，為追蹤洪澤湖污染來源提供理論依據(jù)，為洪澤湖及其周邊流域開展有針對性的流域環(huán)境保護(hù)與管理提供指導(dǎo)，助力提升長江經(jīng)濟(jì)帶生態(tài)環(huán)境質(zhì)量，對控制水體富營養(yǎng)化、預(yù)防藍(lán)藻水華暴發(fā)，保護(hù)山東省、江蘇省乃至長江三角洲區(qū)域的水體環(huán)境具有重大意義.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

洪澤湖(33°06′～33°40′N，118°10′～118°52′E)，是我國第四大淡水湖，淮河流域下游，連通長江與淮河，位于長江經(jīng)濟(jì)帶和淮河經(jīng)濟(jì)帶的交匯點(diǎn)，分屬淮安、宿遷兩市，屬淺水型湖泊，死水位11.3 m，汛期水位12.5 m，是國家南水北調(diào)東線工程重要調(diào)蓄湖泊以及江蘇省淮安和宿遷地區(qū)重要水源[19]. 洪澤湖水體的補(bǔ)給主要來自地表徑流，入湖河流主要在湖西部、北部和南部，如湖西部的安東河、徐洪河、新老濉河、新老汴河、懷洪新河和淮河等；湖南部的維橋河和高橋河等；湖北部的張福河、趙公河、南淮泗河、黃碼河、高松河、成子河、馬化河、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東部，主要有三河(入江水道)、蘇北灌溉總渠和淮沭新河等.

1.2 監(jiān)測點(diǎn)位布設(shè)

本研究共布設(shè)監(jiān)測點(diǎn)位38個，涉及洪澤湖湖體、25條入湖河流，2條出湖河流，其中湖體測點(diǎn)6個，入湖河流監(jiān)測斷面30個，出湖河流監(jiān)測斷面2個. 點(diǎn)位布設(shè)規(guī)范按照《地表水和污水監(jiān)測技術(shù)規(guī)范》(HJ91-2002)，具體河流以及點(diǎn)位布設(shè)信息見表1和圖1. 洪澤湖點(diǎn)位監(jiān)測頻次為每年12次，時間段從2010年1月-2020年9月，每月上旬監(jiān)測1次. 出入湖河流監(jiān)測和例行監(jiān)測保持一致，時間段從2019年10月-2020年9月，每月上旬監(jiān)測1次.

表1 洪澤湖各測點(diǎn)情況Tab.1 Situation of monitor points in Lake Hongze

圖1 洪澤湖研究區(qū)域Fig.1 Distribution of studied area in Lake Hongze

1.3 水質(zhì)樣品分析方法

湖體監(jiān)測指標(biāo)為《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中的24項(xiàng)以及與富營養(yǎng)化相關(guān)的透明度(SD)、葉綠素a(Chl.a)等，為例行監(jiān)測. 出入湖河流監(jiān)測指標(biāo)為湖體出現(xiàn)過超Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)的指標(biāo)以及常規(guī)指標(biāo)，包含水溫、溶解氧(DO)、濁度、電導(dǎo)率、化學(xué)需氧量(COD)、氨氮(NH3-N)、五日生化需氧量(BOD5)、高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)、總磷(TP)、總氮(TN). 其中水溫、DO、濁度和電導(dǎo)率利用YSI 6600多參數(shù)水質(zhì)分析儀現(xiàn)場測定，其余指標(biāo)采樣帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行測定. 采樣均參照《地表水和污水采樣技術(shù)規(guī)范》(HJ 91-2002)中的要求，采集表層(水面下0.5 m)水樣，現(xiàn)場過濾、冷藏，TP需靜置30 min，水樣指標(biāo)放置在相應(yīng)的樣品瓶中，其中BOD5采用溶解氧瓶并低溫避光保存，其余均用硬質(zhì)玻璃瓶，COD、TP、TN、NH3-N需添加硫酸調(diào)節(jié)pH≤2. CODMn的測定參照《水質(zhì) 高錳酸鹽指數(shù)的測定方法》(GB 11892-1989)，COD的測定參照《水質(zhì) 化學(xué)需氧量的測定 重鉻酸鹽法》(HJ 828-2017)，BOD5的測定參照《水質(zhì) 五日生化需氧量(BOD5)的測定 稀釋接種法)》(HJ 505-2009)，NH3-N濃度的測定參照《水質(zhì) 氨氮的測定 納氏試劑分光光度法》(HJ 535-2009)，TP濃度的測定參照《水質(zhì) 總磷的測定 鉬酸銨分光光度法》(GB 11893-1989)，TN濃度的測定參照《水質(zhì) 總氮的測定 堿性過硫酸鉀紫外分光光度法》(GB 11894-1989).

1.4 數(shù)據(jù)處理及研究方法

1)為了更科學(xué)地分析河流外源污染物輸入對湖體的影響，根據(jù)入湖河流河口位置，將湖體及其入湖河流分成4個分區(qū)，分別為南部：對應(yīng)湖體W1測點(diǎn)，河流W11、W34和W8測點(diǎn)；東部：對應(yīng)湖體W3測點(diǎn)，河流W7、W19、W26、W27、W28和W30測點(diǎn)；西部：對應(yīng)湖體W5測點(diǎn)，河流W13、W15、W16和W18測點(diǎn)；北部：對應(yīng)湖體W6測點(diǎn)，河流W12、W17、W20～W25測點(diǎn). 以2019年10月-2020年9月洪澤湖湖體和出入湖河流月監(jiān)測數(shù)據(jù)，分不同湖體與對應(yīng)河流分別計算河流平均和月份平均. 首先采用IBM SPSS Statistics 20軟件進(jìn)行非參數(shù)方差檢驗(yàn)，然后分別對湖體和對應(yīng)河流進(jìn)行時間和空間分析，分析入湖河流月份差異和空間差異對湖體TN、TP濃度的影響程度.

2)以2019年10月-2020年9月洪澤湖湖體和出入湖河流月監(jiān)測數(shù)據(jù)，結(jié)合采樣時間和南水北調(diào)(東線)2019-2020年調(diào)水情況，按照調(diào)水期(2020年1-5月)、非調(diào)水期(2019年10-12月和2020年6月、9月)和極端降水期(2020年7月、8月)分指標(biāo)取平均值.

3)根據(jù)選取的主要污染物指標(biāo)，借助Esri ArcGis 10.2.2軟件運(yùn)用反距離插值(IDW)方法對洪澤湖及其周邊河流的空間TN、TP指標(biāo)濃度進(jìn)行可視化分析，探究洪澤湖主要污染來源.

4)湖泊營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)計算與評價：采用生態(tài)環(huán)境部2011年發(fā)布的《地表水環(huán)境質(zhì)量評價辦法(試行)》(環(huán)辦〔2011〕22號)計算湖泊營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)，涉及Chl.a、TP、TN、SD、CODMn5個指標(biāo)，計算綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)時各因子相應(yīng)貢獻(xiàn)權(quán)重分別為0.266、0.188、0.179、0.183和0.183. 計算結(jié)果用于討論浮游植物與富營養(yǎng)化、Chl.a濃度的關(guān)系，以探究對湖體TN、TP濃度分布的影響.

2 結(jié)果與分析

2.1 湖體水質(zhì)年變化特征分析

根據(jù)2010-2019年洪澤湖月均水質(zhì)的統(tǒng)計結(jié)果，對出現(xiàn)過超Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)的COD、CODMn、BOD5、DO、NH3-N、TN和TP濃度以及代表湖體藻類生物量的Chl.a共8個指標(biāo)的年均濃度進(jìn)行分析. 結(jié)合6個湖體監(jiān)測點(diǎn)位的位置以及與非調(diào)水期湖流[21]方向，將湖體6個測點(diǎn)分為上下游進(jìn)行分析，其中W1、W2、W3測點(diǎn)位于水流的下游，年濃度變化特征較一致，W4、W5、W6測點(diǎn)位于水流的上游，年濃度變化特征較一致.

對湖體單測點(diǎn)進(jìn)行分析，下游3個監(jiān)測點(diǎn)位中，CODMn、COD、DO、BOD5、NH3-N的年均濃度分別在3.5～4.8、13.0～15.3、8.4～9.9、0.9～3.6和0.11～0.53 mg/L范圍內(nèi)，均值分別為4.2、14.1、9.40、2.7和0.37 mg/L，單指標(biāo)類別均達(dá)到Ⅲ類. TP、TN和Chl.a的年均濃度在0.078～0.146、1.56～2.15和0.0066～0.0183 mg/L范圍內(nèi)，均值分別為0.113、1.88和0.0116 mg/L. 上游3個監(jiān)測點(diǎn)位中，BOD5的年均濃度在1.1～3.2 mg/L，均值為2.3 mg/L，均達(dá)到Ⅲ類. CODMn、COD、DO、 NH3-N、TP、TN和Chl.a的年均濃度分別在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范圍內(nèi)，均值分別為5.1、25.0、7.50、0.51、0.108、1.26和0.0053 mg/L. 比較上下游測點(diǎn)濃度發(fā)現(xiàn)，COD、TN和Chl.a上下游差異明顯，其中 COD濃度均值上游分別約為下游的1.8倍，TN和Chl.a濃度則是下游約為上游的1.5和2.2倍.

對湖體、上游、下游均值進(jìn)行分析，年濃度變化情況如圖2所示，2010-2019年湖體的CODMn、COD、NH3-N年均濃度呈現(xiàn)明顯下降趨勢，DO、Chl.a濃度呈現(xiàn)明顯上升趨勢，BOD5呈現(xiàn)先上升后下降再上升趨勢，TP濃度穩(wěn)中有降，TN濃度則無明顯變化趨勢. 在2010-2016年CODMn、COD、DO、TN 4項(xiàng)指標(biāo)上、下游均值差距較大，2017-2019年上、下游均值差距明顯縮小，CODMn和COD上游高于下游，DO和TN濃度則是上游低于下游. 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，且差距則呈現(xiàn)擴(kuò)大-縮小-擴(kuò)大的特點(diǎn). TP濃度上、下游同湖體均值變化規(guī)律，但上下游之間無明顯差距. 在2010-2017年Chl.a濃度下游均值高于上游，且差距較大，2017-2019年則無明顯差距.

圖2 洪澤湖湖體主要環(huán)境因子變化規(guī)律(下游為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)

綜合年濃度變化規(guī)律結(jié)果表明：CODMn、DO、NH3-N和BOD5除上游的W4測點(diǎn)CODMn在2015年為6.6 mg/L，W5測點(diǎn)NH3-N濃度在2012年為1.02 mg/L，均為Ⅳ類外，其余測點(diǎn)年均濃度相對較低，均達(dá)Ⅲ類，非影響洪澤湖水質(zhì)的指標(biāo). COD除上游的W4、W5和W6測點(diǎn)在2016年之前濃度超Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)外，其余測點(diǎn)年均濃度相對較低，為洪澤湖已經(jīng)控制和改善的指標(biāo). TP各年濃度均高于0.5 mg/L(Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn))，TN濃度除上游的W4、W5和W6測點(diǎn)在2016年之前有低于1.00 mg/L(Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn))之外，其余測點(diǎn)年均濃度均高于1.00 mg/L，TP和TN為影響洪澤湖水質(zhì)的主要指標(biāo). Chl.a濃度年變化與TN、TP有一定關(guān)系[1,22]，TN、TP濃度的居高不下與2016年以后上游Chl.a濃度的快速上升密切相關(guān). 由于湖泊對N、P有一定的緩沖能力，2016年之前上游Chl.a保持在較低濃度，但由于N、P的居高不下，超過湖泊的緩沖能力，導(dǎo)致2016年后上游Chl.a濃度迅速升高. 而且2016年之前Chl.a下游均值高于上游，表現(xiàn)的規(guī)律與TN相同，表明TN對Chl.a的影響較大.

2.2 河流與湖體水質(zhì)分區(qū)比較

對河流和湖體2019年10月-2020年9月共12個月的DO、CODMn、COD、BOD5、NH3-N、TP和TN數(shù)據(jù)進(jìn)行非參數(shù)方差分析，結(jié)果表明，不同湖區(qū)及對應(yīng)河流之間各水質(zhì)指標(biāo)存在顯著性差異(Kruskal-Wallis，P<0.05).

不同河流時間平均與湖體對應(yīng)分區(qū)的水質(zhì)結(jié)果如表2所示，由于DO濃度和其他指標(biāo)濃度不同，濃度高的水質(zhì)較好，因此對湖體和對應(yīng)河流DO濃度單獨(dú)分析. 結(jié)果表明，DO濃度范圍在8.68～10.08 mg/L之間，對應(yīng)水質(zhì)類別為Ⅰ類，對湖體和河流水質(zhì)無影響，且湖體DO濃度普遍略高于河流. 對于其他指標(biāo)分湖區(qū)進(jìn)行分析：南部湖體對應(yīng)河流的CODMn、COD、BOD5、NH3-N、TP和TN濃度約為湖體的1.7、1.5、1.6、4.7、1.4和3.9倍. 東部湖體對應(yīng)河流的CODMn、COD、BOD5、NH3-N和TN濃度約為湖體的1.4、1.3、1.6、3.4和1.7倍，湖體TP濃度則是河流的1.1倍. 西部湖體對應(yīng)河流的CODMn、COD、BOD5、NH3-N、TP和TN濃度約為湖體的1.2、1.2、1.1、5.1、1.4和1.8倍. 北部湖體對應(yīng)河流的CODMn、COD、BOD5、NH3-N、TP和TN濃度約為湖體的1.2、1.3、1.5、3.7、2.1和2.3倍. 上述結(jié)果表明，出入河流水質(zhì)明顯劣于對應(yīng)湖體，降水引發(fā)水量補(bǔ)給的同時營養(yǎng)鹽的入湖通量也會大大增加，特別是NH3-N和TN，在不同月份之間濃度變化較大(CV范圍分別在0.732～1.558和0.404～1.138之間，相較其他指標(biāo)高)，受降水的影響較大.

表2 不同分區(qū)河流時間平均與臨近湖體水質(zhì)比較(mg/L)*Tab.2 Comparison of water quality time mean between rivers and corresponding lake regions(mg/L)

不同河流空間平均與湖體對應(yīng)分區(qū)的平均水質(zhì)結(jié)果如表3所示，西部湖體對應(yīng)河流各指標(biāo)濃度空間平均與時間平均略有差異，其余湖體和其對應(yīng)河流各指標(biāo)空間平均同時間平均. 各湖體對應(yīng)臨近河流NH3-N、TP和TN的CV分別在0.296～0.553、0.022～0.328和0.121～0.516之間，NH3-N和TP濃度在北部湖體對應(yīng)河流的CV較高，分別為0.553和0.328，TN濃度在南部湖體對應(yīng)河流的CV較高，為0.516，說明NH3-N和TP濃度在北部湖體對應(yīng)河流之間差異明顯，TN濃度在南部湖體對應(yīng)河流之間差異明顯；TP濃度在西部湖體對應(yīng)河流的CV較小，為0.022，表明西部湖體對應(yīng)河流之間TP濃度差異不明顯.

表3 不同分區(qū)河流空間平均與臨近湖體水質(zhì)比較(mg/L)*Tab.3 Comparison of water quality space mean between rivers and corresponding lake regions(mg/L)

從空間影響和時間影響比較來看，各湖體對應(yīng)河流的BOD5空間平均的CV較時間平均高，表明BOD5濃度在不同河流之間差異明顯，湖體受不同河流的影響大于不同月份影響，即空間影響大于時間影響；而對于NH3-N、TP和TN，空間與時間CV相比相對較小，湖體受不同月份的影響大于河流不同的影響，即時間影響大于空間影響.

2.3 河流和湖體TN、TP時空異質(zhì)性

根據(jù)2019年10月-2020年9月入湖河流采樣數(shù)據(jù)以及湖體例行數(shù)據(jù)，結(jié)合2019-2020年南水北調(diào)東線實(shí)際調(diào)水情況，按調(diào)水期、非調(diào)水期和極端降水期分別分析入湖河流和湖體TN、TP情況. 為更好的呈現(xiàn)入湖河流對湖體的影響，通過Arcgis進(jìn)行空間插值，可視化呈現(xiàn)湖體和河流TN、TP濃度分布情況，根據(jù)河流和湖體調(diào)水期、非調(diào)水期以及極端降水期TN、TP濃度分布，綜合分析湖體TN、TP濃度分布以及入湖河流對湖體TN、TP的貢獻(xiàn). 圖3和圖4是河流和湖庫TN、TP濃度的空間分布.

圖3 調(diào)水期和非調(diào)水期TP、TN空間分布Fig.3 Spatial distribution of total phosphorus and total nitrogen during the water diversion period and water non-diversion period

圖4 極端降雨期TP、TN空間分布Fig.4 Spatial distribution of total phosphorus and total nitrogen during the extreme rainfall period

根據(jù)TP濃度的時空分布可知，湖體調(diào)水期TP濃度最低，范圍在0.045～0.110 mg/L之間，平均濃度為0.077 mg/L；非調(diào)水期湖體TP濃度稍高，范圍在0.058～0.123 mg/L之間，平均濃度為0.097 mg/L；極端降水期湖體TP濃度最高，范圍在0.133～0.244 mg/L之間，平均濃度為0.164 mg/L. 湖體及河道的TP濃度在空間上的分布根據(jù)水期呈現(xiàn)不同的特征. 調(diào)水期間入湖河流整體對湖體TP的影響相對較小，影響主要來自宿城區(qū)的五河、肖河、馬化河、西民便河和古山河以及盱眙縣的維橋河和高橋河7條入湖河流. 非調(diào)水期入湖河流對湖體TP的影響相對調(diào)水期較大，除上述7條河流外，泗洪縣的懷洪新河對湖體TP的影響也較大. 極端降水期湖體北部TP濃度最大，中部次之，南部最小，從北向南呈現(xiàn)明顯遞減趨勢；入湖河流整體對湖體TP的影響與調(diào)水期和非調(diào)水期相比大大增加，且入湖河流和湖體的TP濃度空間變化規(guī)律較一致. 北部的馬化河、肖河、成子河、五河、古山河和西民便河TP濃度較其他入湖河流高，其中五河TP濃度達(dá)0.670 mg/L，其次為肖河TP濃度達(dá)0.620 mg/L，較調(diào)水期分別增加3.0和2.6倍，較非調(diào)水期分別增加4.9和4.2倍；湖體南部入湖河流維橋河和高橋河的TP濃度反而有所降低，分別為0.120和0.130 mg/L，說明維橋河和高橋河的TP受極端降水影響較小，較多的降水反而對TP濃度起到稀釋作用. 湖體西部的入湖河流受極端降水影響較大，泗洪縣的徐洪河受的影響較其他西部入湖河流大，TP濃度為0.332 mg/L，較調(diào)水期和非調(diào)水期分別增加2.5和1.7倍，由于徐洪河位于調(diào)水通道上，因此應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注調(diào)水期間遭遇突發(fā)性降水對調(diào)水水質(zhì)的影響.

根據(jù)TN濃度的時空分布可知，湖體非調(diào)水期TN濃度最低，范圍在0.65～1.13 mg/L之間，平均濃度為0.90 mg/L；調(diào)水期間湖體TN濃度稍高，范圍在1.08～1.79 mg/L之間，平均濃度為1.43 mg/L；極端降水期湖體TN濃度最高，范圍在1.44～2.70 mg/L之間，平均濃度為1.80 mg/L. 湖體及河道的TN濃度在空間上的分布根據(jù)水期也呈現(xiàn)不同的特征. 從湖體看，調(diào)水期湖體南部近維橋河和高橋河入湖處較高，北部湖區(qū)次之，其余湖區(qū)相對較低；非調(diào)水期僅南部湖區(qū)近維橋河和高橋河入湖處湖體TN濃度較高，其余湖區(qū)普遍較低；極端降水期北部湖區(qū)TN濃度較其他湖區(qū)高，且從北向南呈現(xiàn)遞減趨勢. 從入湖河流看，非調(diào)水期入湖河流對湖體TN的影響較大的是維橋河和高橋河，其他河流對湖體TN的影響相對較小；調(diào)水期除維橋河和高橋河對湖體TN影響較大外，北部的古山河、五河、西民便河、肖河和馬化河5條河流對湖體TN的影響較非調(diào)水期增加. 極端降水期北部入湖河流馬化河、肖河、五河、古山河和西民便河對湖體TN的影響最大，且這5條河流按非調(diào)水期、調(diào)水期和極端降水期TN濃度呈現(xiàn)遞增趨勢，其中，肖河TN濃度最高為6.18 mg/L，較調(diào)水期和非調(diào)水期分別增加0.1和2.4倍. 湖體南部入湖河流維橋河和高橋河的TN濃度反而較低，分別為2.10 和3.12 mg/L，較調(diào)水期分別降低78%和71%，較非調(diào)水期分別降低69%和60%，變化趨勢、原因與TP較一致. 湖體西部的入湖河流TN濃度較調(diào)水期和非調(diào)水期也增加，說明西部的入湖河流TN濃度受極端降水影響也較大.

綜合TN、TP濃度時空分布來看，調(diào)水與否對湖體及河流TN、TP濃度的空間分布情況影響較大. 調(diào)水時TP濃度沿調(diào)水流向逐漸升高，而湖體TN濃度則與之相反；根據(jù)湖體TN、TP平均濃度看，調(diào)水對湖體TP濃度具有消減作用，對TN濃度反而具有抬高作用. 從入湖河流來看，調(diào)水時周邊入湖河流入湖流量小，湖體TN、TP受入湖河流影響小，使TP、TN在河道中蓄積，造成入湖河流TN、TP污染物濃度相對較高. 非調(diào)水時，湖體TN、TP受周邊入湖河流影響較大，其中南、北部入湖河流對湖體TN、TP的影響最大.

3 討論

3.1 入湖河流與湖體相關(guān)性分析

根據(jù)TN、TP空間分布特征，南部和北部湖區(qū)相對其他湖區(qū)濃度較高，受入湖河流的影響較大，將南部、北部湖區(qū)和其對應(yīng)的入湖河流的TN、TP濃度進(jìn)行相關(guān)性分析. TP相關(guān)性如表4所示，結(jié)果表明：北部湖區(qū)W6測點(diǎn)與其對應(yīng)的入湖河流五河W22測點(diǎn)和肖河W23測點(diǎn)具有顯著的相關(guān)性，相關(guān)性系數(shù)分別為0.587和0.545，表明北部湖區(qū)磷素的主要來源于五河和肖河. 南部湖區(qū)W1測點(diǎn)與淮河入湖口W10測點(diǎn)具有顯著相關(guān)性，相關(guān)性系數(shù)為0.739，表明南部湖區(qū)的磷素來源主要為淮河上游來水影響. TN相關(guān)性如表5所示，結(jié)果表明：北部湖區(qū)W6測點(diǎn)與其對應(yīng)的入湖河流徐洪河W17、肖河W23測點(diǎn)和馬化河W24測點(diǎn)具有顯著的相關(guān)性，相關(guān)性系數(shù)分別為0.614、0.682和0.620，表明北部湖區(qū)氮素的主要來源于徐洪河、肖河和馬化河. 南部湖區(qū)的W1測點(diǎn)與淮河入湖口W10測點(diǎn)和淮河下游W8測點(diǎn)具有顯著相關(guān)性，相關(guān)性系數(shù)分別為 0.639 和0.516，表明南部湖區(qū)TN主要受淮河影響. 綜合TP和TN的分析結(jié)果，徐洪河、肖河、五河和馬化河是洪澤湖北部湖區(qū)氮磷的主要來源，是控制洪澤湖氮磷外源的主要入湖河流. 洪澤湖南部湖區(qū)主要受淮河影響，而淮河氮磷濃度相對其他入湖河流較低，對洪澤湖的影響幅度相對較小.

表4 河流與其對應(yīng)湖區(qū)TP指標(biāo)相關(guān)性Tab.4 The correlation of total phosphorus between rivers and corresponding lake regions

表5 河流與其對應(yīng)湖區(qū)TN指標(biāo)相關(guān)性Tab.5 The correlation of total nitrogen between rivers and corresponding lake regions

3.2 調(diào)水工程對河流與湖體TN、TP濃度的影響

調(diào)水工程對洪澤湖湖體與入湖河流TN、TP濃度變化影響明顯，其通過影響洪澤湖水位直接影響入湖河流TN、TP對湖體的輸入，并間接影響入湖河流TN、TP的濃度. 2019-2020年度調(diào)水路線由入江水道入洪澤湖，經(jīng)徐洪河出洪澤湖(圖1). 根據(jù)時空分布結(jié)果，并結(jié)合調(diào)水過程、入湖水量對入湖河流與湖體TN、TP分布的影響進(jìn)行分析.

3.2.1 非調(diào)水期對河流與湖體TN、TP濃度的影響 在非調(diào)水期，湖體北部的入湖河流成子河、馬化河、肖河、五河、古山河、西民便河以及湖體南部的入湖河流維橋河和高橋河的TN、TP濃度相較其他入湖河流高，受此影響，臨近入湖河流湖區(qū)TN、TP濃度也相對較高. 從入湖流量最大的淮河流量約89.6 m3/s[21]，與極端降水期流量4100 m3/s降低約45倍來看，此時洪澤湖流域處于枯平水期，且調(diào)水工程未進(jìn)行調(diào)水，此時洪澤湖入湖水量和湖體水位均處于較低水平. 受流速慢、流量小，以及TP較TN更易在湖體中濃縮富集影響，TP的空間分布呈現(xiàn)從北向南，從西向東逐漸升高，這與湖流方向[21]相一致，而TN濃度則呈現(xiàn)出四周高，湖心低的趨勢.

3.2.2 調(diào)水期對河流與湖體TN、TP濃度的影響 在調(diào)水期，入湖河流TN、TP濃度較高的河流同非調(diào)水期，與TP濃度無明顯上升不同的是TN濃度明顯升高. 主要原因有：一是調(diào)水對洪澤湖湖體水位有一定抬高，此時調(diào)水通道入江水道由出湖變?yōu)槿牒?，使洪澤湖的水位抬高，且此時洪澤湖流域仍處于枯水期狀態(tài)，受湖水頂托影響，入湖河流的入湖水量相對較小，特別是對距調(diào)水入湖口處最近的維橋河和高橋河的TN影響最為顯著，2條河流TN濃度分別達(dá)到水期峰值，分別為9.90和10.64 mg/L. 結(jié)合國產(chǎn)高分系列衛(wèi)星遙感影像分析，維橋河上游為盱眙縣城，高橋河上游有大量農(nóng)田且河道較窄，兩者都易于污染物的蓄積. 二是N、P的入湖通量減少，導(dǎo)致污染物長時間在河道中富集，使河道中N、P濃度持續(xù)高位，且該水期為春季，春耕農(nóng)田大量施肥，由于磷肥較氮肥更易吸附于土壤表面，一般性降雨氮素相較磷素更易流失匯入河流[23]，造成河流TN濃度明顯升高.

在調(diào)水期，湖體TN、TP濃度分布主要受調(diào)水影響，調(diào)水入口附近的南部湖區(qū)TN、TP濃度與調(diào)水濃度幾乎一致，W1測點(diǎn)和W8測點(diǎn)TN、TP濃度分別相差0.010和0.008 mg/L. 此時與南部湖區(qū)相關(guān)性較大的淮河對湖體水質(zhì)影響降低，根據(jù)調(diào)水期湖流方向，距淮河入湖口最近的W2測點(diǎn)及相關(guān)性系數(shù)較高的W1測點(diǎn)均與淮河W10測點(diǎn)的TN濃度差別較大，分別相差0.50和0.44 mg/L. 并且調(diào)水對湖體TN、TP濃度具有一定消減作用：調(diào)水入洪澤湖的河流入江水道W8測點(diǎn)TP濃度為0.053 mg/L，TN濃度為1.80 mg/L，調(diào)水出洪澤湖的河流徐洪河W17測點(diǎn)TP濃度0.094 mg/L，TN濃度為2.15 mg/L，從中國水利部官網(wǎng)公布的本次調(diào)水水量約為7.03億m3，可估算出調(diào)水使洪澤湖TP減少約28.8 t，TN減少約246.1 t.

3.3 極端降雨對河流與湖體TN、TP濃度的影響

在極端降雨期，入湖河流的TP濃度普遍高于其它水期，除北部的入湖河流馬化河、肖河、五河仍是入湖河流中TP濃度較高的河流外，徐洪河和趙公河受極端降水影響較大，TP濃度分別從最低時0.094和0.052 mg/L升至0.332和0.270 mg/L. 與入湖河流水期變化規(guī)律一樣，極端降雨期湖區(qū)整體TP濃度要顯著高于其他水期，但全湖最高的區(qū)域在湖心區(qū)偏南部而非北部入湖河流臨近湖區(qū). 結(jié)合入湖水量及通量(表6)綜合分析入湖河流對湖體TP濃度的分布影響，主要原因如下：一是極端降雨期暴雨產(chǎn)生明顯地表徑流，徑流將大量地表及淺層土壤內(nèi)的氮磷污染物帶入河道與湖區(qū)，且瞬時強(qiáng)降雨帶來的強(qiáng)烈沖刷會導(dǎo)致土壤中附著的TP大量流失，匯入河流，導(dǎo)致水體內(nèi)TP濃度大幅升高[23-24]；二是通過國產(chǎn)高分系列衛(wèi)星查看洪澤湖北部入湖河流的遙感影像，北部入湖河流肖河、馬化河、五河等，河寬較小，河長分別約15、10和11 km，且上游無明顯河流匯入，周邊主要為水產(chǎn)養(yǎng)殖、農(nóng)田及少量村莊，故在極端降雨期雖匯入的TP較多，然而由于匯入的水量較小，僅會導(dǎo)致河流TP濃度大幅上升，但遇到全流域河流流量均大量增加時對湖體水質(zhì)的影響能力有限，這與表6中所測的流量為滯流狀態(tài)相吻合. 三是淮河為影響洪澤湖最大的河流，瞬時流量達(dá)4100 m3/s，結(jié)合河流TP濃度，估算入湖通量約達(dá)1081.67 t. 根據(jù)洪水下泄流向，主要影響洪澤湖南部湖區(qū)水質(zhì)，由于其流量大，頂托洪澤湖上游來水，使北部來水不能很快下泄，污染物在湖心區(qū)蓄積，導(dǎo)致湖心區(qū)偏南湖區(qū)TP濃度為全湖最高的區(qū)域. 四是懷洪新河和新濉河也是流量相對較大的河流，估算TP的入湖通量分別為46.40和45.49 t，為影響洪澤湖西部水質(zhì)的主要河流，導(dǎo)致湖體西部區(qū)域TP濃度大幅上升. 綜上所述洪澤湖湖體TP不僅受河流影響，在水量較大特別是極端降雨期，水量與水質(zhì)濃度相比，水量對洪澤湖水質(zhì)的影響更為顯著.

表6 極端降雨期入湖河流流量及TN、TP濃度和通量Tab.6 Rivers flow into lake, concentration and flux of total nitrogen and total phosphorus during the extreme rainfall period

降雨對氮素的影響與雨量的大小并無明顯關(guān)系，而與降雨時長有關(guān)，而且TN對強(qiáng)降雨的響應(yīng)弱于TP[25]，有研究表明，降雨歷時長的小雨土壤中氮素養(yǎng)分流失量顯著高于降雨歷史短的大雨[23,26]，降雨與徑流中的TN濃度無顯著關(guān)系[27]. 因此TN濃度在極端降雨期較其他水期河流總體無明顯變化規(guī)律. 肖河、馬化河、趙公河等在極端降雨期TN濃度上升幅度明顯，此時北部湖區(qū)TN濃度達(dá)到水期峰值，這與肖河、馬化河與北部湖區(qū)TN相關(guān)性顯著較一致，進(jìn)一步表明北部湖區(qū)TN主要受肖河和馬化河影響. 而高橋河、維橋河TN濃度反而較低，主要原因如下：高橋河、維橋河承接洪澤湖洪水下泄，大流量的湖水快速的稀釋TN，并攜帶下泄. 與入湖河流不同的是，湖體TN濃度受極端降雨影響明顯，在洪澤湖過水流量較大的時候，TN濃度明顯升高.

3.4 營養(yǎng)狀態(tài)及浮游植物對湖體氮磷的影響

3.4.1 湖體營養(yǎng)狀態(tài)與浮游植物分布特征 從表7中可以看出，洪澤湖湖體整體處于輕度到中度營養(yǎng)狀態(tài). 從湖區(qū)看，北部湖區(qū)W6測點(diǎn)營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)(60.9)和Chl.a濃度(0.0262 mg/L)均最高，其次為東部湖區(qū)W3測點(diǎn)營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)(58.4)和Chl.a濃度(0.0158 mg/L)，湖心區(qū)和南部湖區(qū)W1、W2測點(diǎn)營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)(分別為55.5和57.2)和Chl.a濃度(0.0133和0.0133 mg/L)均較低；從水期看，湖體6個測點(diǎn)在極端降雨期營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)均大于60，達(dá)到中度營養(yǎng)狀態(tài)；西部湖區(qū)和南部湖區(qū)Chl.a濃度達(dá)到水期最低，而北部湖區(qū)Chl.a濃度達(dá)到水期峰值. 富營養(yǎng)程度的高低與Chl.a濃度密切相關(guān)，有研究表明富營養(yǎng)化的增加是水華重要的驅(qū)動因素，富營養(yǎng)化通過增加藍(lán)藻和藻類生物量，加大光衰減，并改變短波輻射的垂直分布，促進(jìn)熱分層，從而為藍(lán)藻的生長創(chuàng)造更穩(wěn)定的環(huán)境，使得藍(lán)藻成為優(yōu)勢藻，而且漂浮的藍(lán)藻減少非浮游植物的可用光，通過競爭抑制的方式減少其他植物的量[28]. 另外有研究表明，洪澤湖主要浮游植物為藍(lán)藻門、綠藻門和硅藻門[13]，而且藍(lán)藻門為洪澤湖的優(yōu)勢門類. 就浮游植物豐度而言，北部湖區(qū)最高，西部湖區(qū)次之，湖心區(qū)和南部湖區(qū)等過水通道處相對較低[29]. 因此湖體營養(yǎng)狀態(tài)與浮游植物的分布及生長狀態(tài)密切相關(guān)且具有一致性.

表7 湖體W1～W6測點(diǎn)不同水期營養(yǎng)狀態(tài)Tab.7 Lake nutrient status of W1-W6 sites in different water periods

3.4.2 營養(yǎng)狀態(tài)及浮游植物對湖體TN、TP濃度時空分布特征的影響 在表征湖泊營養(yǎng)狀態(tài)的參數(shù)中，TN、TP、Chl.a是評價洪澤湖富營養(yǎng)化的關(guān)鍵指標(biāo)，TN、TP都影響葉綠素的營養(yǎng)狀態(tài)，通常情況下TP起主導(dǎo)作用，但Chl.a為超營養(yǎng)狀態(tài)時，都起到重要影響作用[30]，洪澤湖近年來Chl.a濃度的顯著上升趨勢與TN、TP濃度的居高不下密切相關(guān). 其中Chl.a亦是衡量藻類等生物量的重要因子，TN、TP負(fù)荷與浮游植物生物量有關(guān)[31]. 而且氮、磷營養(yǎng)鹽是浮游植物生長不可或缺的元素，浮游植物因生長作用在一定程度上會導(dǎo)致湖體氮、磷濃度下降[32]，且受季節(jié)性影響，浮游植物的生長速度不同，因此營養(yǎng)狀態(tài)及浮游植物分布特點(diǎn)對湖體TN、TP濃度的時空分布有重要影響.

北部湖區(qū)較為封閉，水體流動性差，利于浮游植物的生長，豐度相較其他湖區(qū)高，由于溫度升高能顯著促進(jìn)藻類對營養(yǎng)鹽的吸收利用，夏季的環(huán)境更適合浮游植物特別是藍(lán)藻的生長[33-34]，此時豐度較其他季節(jié)高. 旺盛的生長必然導(dǎo)致從湖體中泵取大量的營養(yǎng)鹽，特別是對磷的吸收，一定程度上降低了湖體TP濃度. 這在極端降雨期和調(diào)水期表現(xiàn)的較為明顯：在極端降雨期，北部湖區(qū)Chl.a濃度最高達(dá)0.0430 mg/L，并且此時富營養(yǎng)化程度最高，為66.8，藍(lán)藻生長最為旺盛，此時豐度達(dá)到最大，所需要的營養(yǎng)鹽也較多，雖受極端降雨影響，TP入湖量增大，但北部湖區(qū)TP的濃度及上升幅度低于臨近入湖河流，且TP濃度相較其他湖區(qū)低. 而在調(diào)水期，此時處于春、冬季節(jié)，藻類生長緩慢，對氮、磷營養(yǎng)鹽吸收較少，且受調(diào)水線路影響，北部湖區(qū)水體流動性進(jìn)一步變差，此時北部湖區(qū)TP濃度為0.095 mg/L，相較其他湖區(qū)高.

湖心區(qū)和南部湖區(qū)由于浮游植物少，對氮、磷的吸收利用較少，因此受不同水期影響較大.在極端降水期，TP濃度達(dá)0.244 mg/L，較其他湖區(qū)和水期高. 在調(diào)水期，由于處于調(diào)水線路，水體流動性好，此時TP濃度和其他湖區(qū)和水期相比均處于低值，分別為0.057和0.045 mg/L.

綜合浮游植物及各水期TP濃度、TN濃度的空間分布可以看出，浮游植物對湖體TP濃度分布影響較大，而對TN濃度的分布影響不大，且浮游植物對TP濃度分布呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)，浮游植物生長旺盛的湖區(qū)TP濃度相對較低，因此浮游植物能一定程度減輕入湖河流TP濃度對湖體的影響.

3.5 自凈能力對湖體TN、TP濃度的影響

由于氮、磷循環(huán)的不同，湖體對氮、磷的凈化能力表現(xiàn)不同. 洪澤湖湖體表現(xiàn)為對氮素的自凈能力強(qiáng)，對磷素的自凈能力弱，特別是在入湖流量較大的水期表現(xiàn)尤為明顯. 以極端降雨期為例：此時湖體水流方向相對穩(wěn)定，洪水從北部向南、自西向東穿過洪澤湖，經(jīng)過湖體自凈，湖體南部W1測點(diǎn)TN濃度(1.70 mg/L)相比湖體北部W6測點(diǎn)的濃度(3.45 mg/L)下降了1.75 mg/L，降幅為103%， 湖體東部測點(diǎn)W3的TN濃度(1.72 mg/L)相比湖體西部W5測點(diǎn)的濃度(2.43 mg/L)下降了0.71 mg/L，降幅為41.9%. 而對于TP濃度，相同測點(diǎn)情況下，前者僅降低0.016 mg/L，降幅為10.7%，后者反而上升了0.089 mg/L，升幅為67.4%. 造成這種現(xiàn)象的主要原因有：一是洪澤湖湖體對氮磷有一定的自凈能力，氮磷等營養(yǎng)鹽濃度在湖體遷移過程中，通過沉降、沉水植物吸收、魚類固定磷素以及氮素的反硝化等過程被湖體消減[35]. 二是夏季高溫促進(jìn)反硝化作用[36-37]，雖受極端降雨氮素入湖量較大，但在東部和南部湖區(qū)TN的濃度相對較低，表明湖體對氮的消減幅度大. 三是洪澤湖湖體TP濃度長期較高，湖體TP容量已相對飽和，因此對TP的消減作用較低.

4 結(jié)論

1)近年來洪澤湖湖體TN和TP等營養(yǎng)鹽濃度長期處于高值，Chl.a濃度呈現(xiàn)明顯上升趨勢，是導(dǎo)致洪澤湖藍(lán)藻爆發(fā)呈增長趨勢的重要因素. 研究結(jié)果表明，25條環(huán)湖河流各項(xiàng)營養(yǎng)鹽平均濃度均高于湖體，且入湖河流水質(zhì)在時間和空間上對臨近湖區(qū)營養(yǎng)鹽濃度影響顯著，尤其TN、TP最為明顯，表明入湖河流營養(yǎng)鹽輸入是湖體營養(yǎng)鹽的主要污染來源，控制入湖河流營養(yǎng)鹽輸入成為治理洪澤湖湖體富營養(yǎng)化問題的關(guān)鍵.

2)南部和北部的入湖河流是影響洪澤湖湖體TN、TP最主要的河流，特別對非調(diào)水期湖體TN、TP濃度的空間分布影響顯著. 受南部和北部入湖河流影響，湖體TN濃度分布呈現(xiàn)出從北向南先降后升的規(guī)律；受南部的維橋河和高橋河影響，湖體TP濃度分布呈現(xiàn)出從南向北逐漸降低的趨勢.

3)調(diào)水對湖體的TN、TP濃度分布以及入湖河流TN、TP的入湖量有顯著影響. 一是洪澤湖水位抬高，入湖河流的入湖水量較小，此時入湖河流的TN、TP對湖體輸入較小，洪澤湖TN、TP等營養(yǎng)鹽的輸入主要來自調(diào)水. 二是受調(diào)水TP濃度低，而TN濃度高影響，南部湖區(qū)TP濃度較低，TN濃度較高；受湖體對TN的消減作用大，TP的富集作用高影響，西北部湖區(qū)TP濃度較高，TN濃度較低. 三是調(diào)水期洪澤湖地區(qū)降水較少，入湖河流水位低，濃縮了營養(yǎng)鹽濃度，導(dǎo)致南、北部主要入湖河流TN、TP濃度較高；同時受春耕施肥，氮素對入湖河流的影響較其他季節(jié)明顯的疊加效應(yīng)影響，導(dǎo)致南、北部入湖河流TN濃度達(dá)到峰值.

4)極端降水期入湖河流TN、TP濃度增加，湖體TN、TP濃度在該水期達(dá)到峰值，并呈現(xiàn)出明顯的空間分布特點(diǎn). 一是由于極端降水帶來的極大地表徑流對地表的沖刷作用大大增強(qiáng)，地表徑流夾裹著面源污染物大量匯入河流，導(dǎo)致入湖河流TN、TP增加，加之暴增的入湖水量必然導(dǎo)致湖體TN、TP輸入量的增加. 二是湖體TN、TP濃度空間分布受洪水流向影響明顯，洪水?dāng)y帶著大量污染物由北至南，由西向東穿過洪澤湖，湖體TP濃度總體呈現(xiàn)出從北向南，從西向東逐漸升高的特點(diǎn)，由于受浮游植物分布特點(diǎn)影響，湖體個別區(qū)域TP濃度會表現(xiàn)出不同的規(guī)律. 而受TN自凈能力強(qiáng)的影響，TN濃度空間分布特征與TP相反. 此外受極端降雨期洪澤湖水量頂托影響，維橋河和高橋河的流向由入湖轉(zhuǎn)變?yōu)槌龊?，?條河流的TN、TP濃度反而低于其他水期.