太湖出入湖河道与湖体水质季节差异分析

2024-07-12 17:16| 来源: 网络整理| 查看: 265

湖泊具备供水、航运、大气调节、水质净化、土壤保持以及维持生物多样性等多种功能[1], 对人类的生产生活有着极其重要的意义.但近年来逐渐加重的全球性湖泊富营养化问题, 给湖泊生态功能的发挥带来前所未有的挑战.中国湖泊的富营养化问题十分严峻, 特别是东部平原河网地区[2], 成为我国地表水生态环境治理的重点区域.

太湖流域位于长江三角洲, 湖泊富营养化问题由来已久. 2007年蓝藻水华灾害引发了无锡市水危机事件[3], 自此, 太湖蓝藻水华的防治工作受到空前的重视.有研究表明, 1985~2015期间, 湖体水质呈现先恶化、后好转的变化趋势[4].然而, 由于太湖湖体营养盐浓度存在显著的时空异质性, 并且外源污染影响巨大[5], 太湖的富营养化问题并未得到根本改观.太湖80%以上的外源营养负荷来自周边河道, 是蓝藻水华频繁暴发的重要驱动因素[6~9]. 2007年以来, 主要入湖河流营养盐浓度总体呈现下降趋势, 并且与之相对应的湖体水质也开始好转[10], 但是改善的幅度与治理目标还有很大差距.燕姝雯等[11]对环太湖入出湖河流水量及污染负荷的研究表明, 太湖周边不同区域入湖污染负荷差异显著, 且出入湖河流水质对湖体水质影响较大.

太湖流域处于经济高度发展的长江三角洲地区, 其河道水质受局地性的人类活动影响巨大, 而其广阔的流域面积也导致处于不同地理位置的河道污染程度及类型差异显著.作为一个大型浅水湖泊, 太湖水力停留时间一般不足300 d[12], 流域稠密的水网和湖体较强的自净能力导致太湖湖体水质和生态类型存在很大的空间异质性[13].目前的河道与湖体水质关系研究, 大都是基于全湖平均水质数据来进行评估和分析的, 这会掩盖不同湖区水质差异性对分析结果的巨大影响, 从而严重影响分析结果和结论, 甚至产生误导性的结论.因此, 将河道与湖体进行对应的分区处理, 探讨不同分区对应河道的外源输入与相应湖区水质的关系, 能够更加深入了解区域水质对湖体的影响规律.这方面, 韩晓霞等[14]对比分析了环太湖河道与对应湖区氮素及其他相关指标变化特征, 但仅为夏季短时间尺度, 其季节代表性不够. Li等[15]研究了太湖周边地域氮(N)、磷(P)入湖负荷及太湖不同湖区N、P和叶绿素a (Chla)分布情况, 但未系统分析河道与对应湖区的相互关系.

本研究基于2016年对环太湖16条主要出入湖河道以及对应湖区的逐月水质监测数据, 比较不同湖区与对应河道的水质差异、联系及其季节变化特征, 试图阐明太湖湖体受入湖河流的营养盐输入的影响强度和蓝藻水华响应特征, 以期为太湖流域污染控制提供科学支撑.

1 材料与方法 1.1 研究区概况及采样点布设

太湖(119°52′~120°36′E、30°55′~31°32′N)是我国第三大淡水湖泊, 也是典型的浅水湖泊[13, 16], 水域面积2 338 km2, 平均水深1.9 m, 承担着农业灌溉、工业、娱乐用水及居住生活用水等重要功能.

本次监测的16条河流依次为望虞河、胥江、瓜泾、太浦河、大钱港、长兜港、长兴港、合溪港、大浦河和陈东港(合并样品)、沙塘港、殷村港、漕桥河、太滆运河、雅浦港以及直湖港, 采样频次为每月一次(如图 1).此外, 在太湖湖体设32个监测点位, 其中THL00、THL01、THL03~08、THL10、THL13、THL14、THL16、THL17、THL32点位为逐月监测, 全湖点位样品在2、5、8、11月采集(如图 1).

图 1 Fig. 1 图 1 环湖河道及湖区采样点分布示意 Fig. 1 Distribution of sample sites in Lake Taihu and rivers around the lake

结合流域特征、湖体形貌、水生生物分布等信息, 将湖区划分为以下几个区域：梅梁湾(包括点位THL00、THL01、THL03~06、THL09、THL15、THL32);竺山湾(包括THL16、THL17);西北湖区(包括THL10、THL18、THL19);西南湖区(包括THL11、THL20、THL22);东太湖(包括THL12、THL24、THL25);胥口湾(包括THL26-30);贡湖湾(包括THL13、THL14、THL31)以及湖心区(包括THL07、THL08、THL21、THL23).根据河道入湖口的位置将河道和相关湖体进行相对应的划分(湖心区除外), 分别为：梅梁湾河道(THR16)、竺山湾河道(THR11~15)、西北湖区河道(THR09与THR10合并样)、西南湖区河道(THR05~08)、东太湖河道(THR03、THR04)、胥口湾河道(THR02)、贡湖湾河道(THR01).河流及湖体具体点位和分区如图 1所示.

1.2 样品采集与分析

利用YSI 6600 V2型多参数水质监测仪现场测定水温(WT)、pH值、浊度(NTU)、溶解氧(DO)、电导率(Cond)等指标.水深(WD)和透明度(SD)分别利用Speedtech测深仪和塞氏盘现场测定.河道与湖体均采集表层(0.5 m)水样, 现场过滤、冷藏, 带回实验室分析水质指标, 包括总氮(TN)、溶解态总氮(DTN)、氨氮(NH4+-N)、总磷(TP)、溶解态总磷(DTP)、磷酸盐(PO43--P)、高锰酸盐指数、五日生化需氧量(BOD5)和叶绿素a(Chla). TN和DTN采用过硫酸钾消解紫外分光光度法测定, NH4+-N采用纳氏试剂比色法测定, TP和DTP采用钼酸铵分光光度法测定, PO43--P采用磷钼蓝分光光度法测定, 高锰酸盐指数采用高锰酸盐滴定法测定, BOD5采用稀释接种法测定, Chla采用热乙醇萃取分光光度法测量.

2 结果与分析 2.1 河道与湖体水质年变化

河道与湖体各理化指标逐月变化如图 2所示.河道TN、DTN和NH4+-N最低浓度和最高浓度均出现8月和3月, 浓度范围分别为1.87~4.82、1.12~4.44和0.11~1.73 mg·L-1, 三者年平均浓度分别为(3.55±0.95)、(3.00±0.69)、(0.89±0.45)mg·L-1, 分别是湖体对应参数浓度的1.3、1.8和3.4倍.需要指出的是, 与早期报道相比, 2016年的河道周年监测结果表明氮的浓度峰值明显下降.比如翟淑华等[17]报道的2000~2002年间太湖无锡地区入湖河道TN年均值分别为6.58、7.94、7.26 mg·L-1, 2016年的监测结果与之相比, 降低了52%, 部分反映出近年来太湖流域治污的成效, 同时也可能是水情差异造成的.

图 2 Fig. 2 图 2 太湖环湖河道及湖体各营养盐指标逐月变化 Fig. 2 Monthly average concentrations of nutrients in the inflow rivers and the lake at Lake Taihu

湖体与河道TN、DTN的年最低浓度均出现在8月; 湖体与河道DTN、NH4+-N的最高浓度均出现在3月.两者不同的是, 湖体TN在7月出现峰值(4.13 mg·L-1), NH4+-N在4月最低(0.09 mg·L-1).

河道TP最高浓度和最低浓度则分别出现在2016年的12月(0.218 mg·L-1)和2月(0.127 mg·L-1), 而湖体TP最高浓度出现在7月(0.219 mg·L-1), 最低则在1月(0.080 mg·L-1).河道TP年平均值为(0.158±0.024) mg·L-1, 湖体TP的年平均值为(0.132±0.048) mg·L-1.相比而言, 2000~2002年无锡与常州入湖河道的TP平均值为0.270 mg·L-1[17], 2016年年均值与之相比下降了41%.

河道DTP、PO43--P的最高浓度和最低浓度出现在9月和11月, 浓度范围分别为0.043~0.081 mg·L-1及0.031~0.059 mg·L-1, 年平均浓度依次为(0.061±0.011)mg·L-1和(0.041±0.008)mg·L-1.湖体DTP与PO43--P浓度最低值与最高值时间同步, 分别为4月和8月, 变化范围分别为0.021~0.063 mg·L-1和0.004~0.041 mg·L-1.河道DTP和PO43--P年平均浓度分别是湖体的1.7倍和2.2倍.

高锰酸盐指数湖体年平均浓度为(5.12±1.78)mg·L-1, 是河道的1.2倍, 并且在7月出现远远高于河道的峰值, 达到10.37 mg·L-1, 主要原因可能是相较于河道, 湖体水华暴发期间藻类生物量的增加向水体引入大量的有机质, 同时, 高锰酸盐指数和Chla呈极显著正相关(P < 0.01), 也说明了藻体生物量对高锰酸盐指数的贡献.湖体的BOD5年平均浓度为(3.47±2.03)mg·L-1, 并在2016年6~8月出现高峰期, 7月湖体浓度是河道的2.1倍.而在4月, 湖体与河道的BOD5均出现小高峰, 湖体该月的BOD5浓度为3.95 mg·L-1, 河道浓度为4.49 mg·L-1.

2.2 河道与湖体水质分区比较

为更科学系统地分析河道外源输入对湖体的影响, 对太湖湖体进行分区, 河道按照河口位置与湖体进行对应分区.非参数方差分析结果表明, 文中不同湖区及相应河道之间各水质指标均存在显著差异(Kruskal-Wallis, P < 0.05).

河道与湖体对应分区的水质结果如表 1所示.梅梁湾湖区对应河道中TN、DTN、NH4+-N、TP、DTP、PO43--P、BOD5浓度约为湖体的1.7、2.9、7.4、1.2、2.4、3.3和1.4倍, 湖体高锰酸盐指数则是河道的1.5倍.竺山湾湖区对应河道中DTN、NH4+-N和PO43--P浓度分别是湖体的1.3、1.9和1.2倍.西北湖区河道中DTN、NH4+-N、DTP、PO43--P浓度分别为对应湖区的1.2、1.5、1.3和1.4倍.西南区河道TN、DTN、NH4+-N、TP、DTP、PO43--P、BOD5分别是对应湖区的1.6、2.0、3.0、1.2、1.7、3.0和1.3倍.东太湖区域河道中TN、DTN、NH4+-N、PO43--P分别是对应湖区浓度的1.2、1.3、2.7和2.0倍.胥口湾河道TN、DTN、NH4+-N、TP、DTP、PO43--P、BOD5浓度分别是对应湖区的1.7、2.1、8.6、1.9、2.8、8.0和1.3倍.贡湖湾河道中TN、DTN、NH4+-N、TP、DTP、PO43--P浓度分别是湖体的1.3、1.4、3.3、1.4、1.5和2.4倍.上述结果表明, 出入湖河道水质明显劣于对应湖区.对于太湖这种出入河道流速大多很小的平原河网湖泊, 河网地区的水质差, 自净能力小.因此, 降雨引发的水量补给也同时增大了营养盐的入湖通量.

表 1 (Table 1) 表 1 不同分区河道与临近湖体全年平均水质比较/mg·L-1 Table 1 Comparison of nutrient concentrations between rivers and corresponding lake regions/mg·L-1 分区位置 TN DTN NH4+-N TP DTP PO43--P 高锰酸盐指数 BOD5 梅梁湾河道 4.66±1.26 4.16±1.45 1.26±0.61 0.176±0.054 0.082±0.033 0.060±0.031 3.87±2.03 4.09±1.08 湖体 2.68±1.13 1.42±0.53 0.17±0.09 0.148±0.099 0.034±0.027 0.018±0.023 5.82±3.15 2.91±1.26 竺山湾河道 4.50±1.40 3.92±1.51 1.39±0.71 0.221±0.038 0.094±0.016 0.062±0.014 5.30±0.70 4.54±0.79 湖体 4.03±1.12 3.03±1.53 0.72±056 0.211±0.085 0.082±0.036 0.053±0.030 5.72±1.91 4.56±1.61 西北湖区河道 3.62±1.08 3.10±1.12 0.98±0.53 0.189±0.028 0.082±0.018 0.057±0.020 4.70±0.57 3.78±1.16 湖体 3.35±1.12 2.67±1.13 0.64±0.57 0.173±0.040 0.063±0.017 0.041±0.012 4.62±0.84 3.47±1.37 西南湖区河道 3.48±1.01 2.82±0.87 0.51±0.18 0.139±0.061 0.040±0.008 0.030±0.010 3.83±0.99 2.49±0.60 湖体 2.16±0.74 1.42±0.78 0.17±0.08 0.114±0.034 0.023±0.002 0.010±0.003 3.93±0.94 1.89±0.96 东太湖河道 1.72±0.52 1.38±0.54 0.32±0.25 0.063±0.017 0.019±0.011 0.008±0.008 3.28±0.41 1.21±0.38 湖体 1.48±0.42 1.08±0.49 0.12±0.09 0.064±0.016 0.017±0.004 0.004±0.001 3.68±0.84 1.83±0.90 胥口湾河道 2.52±2.12 2.30±2.05 1.03±1.28 0.095±0.060 0.045±0.041 0.032±0.035 3.57±0.60 2.31±1.60 湖体 1.50±0.65 1.10±0.68 0.12±0.07 0.051±0.011 0.016±0.004 0.004±0.001 3.59±0.43 1.73±0.35 贡湖湾河道 2.55±1.06 1.73±1.06 0.46±0.30 0.116±0.049 0.035±0.025 0.019±0.022 4.34±1.31 2.62±0.99 湖体 1.98±0.45 1.21±0.62 0.14±0.14 0.085±0.029 0.023±0.015 0.008±0.012 4.56±0.58 2.81±0.68 表 1 不同分区河道与临近湖体全年平均水质比较/mg·L-1 Table 1 Comparison of nutrient concentrations between rivers and corresponding lake regions/mg·L-1 2.3 湖体营养盐的时空异质性

本研究中, 太湖湖体主要的营养指标存在明显的时空异质性(图 3).纵观全湖, 各指标浓度均呈现自西北湖区向东南湖区逐步降低的现象, 表明东南湖区的水质明显好于西北湖区.主要原因是西北湖区所处流域范围内人口密度大、清洁来水比例低、河道自净能力差, 增加了该湖区入湖污染负荷[18].

图 3 Fig. 3 图 3 太湖湖体营养盐指标的空间异质性 Fig. 3 Spatial distribution of nutrients for 32 sites in Lake Taihu

TN浓度呈现出冬春季节高于夏秋季节的现象; 空间格局上, 西北湖区浓度明显高于东南湖区, 东太湖与胥口湾的TN浓度处于最低水平.然而, 颗粒态氮(PN)却表现出相反的时间格局.具体而言, PN浓度为夏秋季节高于冬春季节, 夏季浓度最高且竺山湾、梅梁湾、贡湖湾和湖心区北部位置浓度均大于1.50 mg·L-1.反映出夏季蓝藻等浮游植物生长对水体氮的固定作用.

TP和颗粒态磷(PP)浓度在湖区时空递减规律非常一致, 呈现出夏季水华期浓度显著高于非水华期的特点, 夏季整个西北湖区则都在0.16 mg·L-1以上.空间格局上来看, 竺山湾全年TP浓度均大于0.16 mg·L-1, 属于Ⅳ类甚至Ⅴ类水质, 而东太湖和胥口湾的TP浓度一直处于较低水平. PP浓度时空格局与TP基本一致.此外, 夏季PP浓度除竺山湾外, 在THL21、THL31点位以及梅梁湾部分区域也呈现较高浓度.

根据Chla的时空分布可知, 冬季整个太湖均无明显水华产生.竺山湾、梅梁湾春季的Chla平均浓度超过35 μg·L-1, 部分区域浓度超过45 μg·L-1, 有形成水华产生的趋势.夏季整个北部湖区浓度均超过65 μg·L-1, 蓝藻水华事件频繁出现, 并呈现西北湖区向东南湖区递减的趋势.秋季水华产生区域主要在梅梁湾和竺山湾, 但部分区域仍高于55 μg·L-1.

就高锰酸盐指数而言, 春冬季节的全湖浓度均低于5.50 mg·L-1, 而在秋季除了梅梁湾部分区域达到6.50 mg·L-1外, 其余区域和春、冬季节相比区别不大.在水华频发的夏季, 高锰酸盐指数浓度达到峰值, 夏季整个北部湖区其浓度均高于6.50 mg·L-1, 在梅梁湾和竺山湾区域已经超过7.00 mg·L-1. BOD5的季节特征比高锰酸盐指数明显, 夏季平均浓度最高且高浓度区域最大, 几乎整个北部湖区浓度都在3.80 mg·L-1以上, 春、秋、冬这3个季节均是西北湖区的浓度显著高于湖体其他区域.

3 讨论 3.1 入、出湖河道与湖体各指标相关性分析

将河道与湖区分为入湖、出湖两部分, 并对各指标四季河湖浓度进行相关性分析.结果表明, 入湖河道与对应湖区的多个营养盐参数呈显著正相关(图 4).河道与湖区BOD5含量呈显著正相关(P=0.01), 其他指标均为极显著正相关(P < 0.01).

图 4 Fig. 4 图 4 入、出湖河道与对应湖区各指标相关性分析 Fig. 4 Correlation analysis between inflow rivers and Taihu Lake using different indexes

太湖的主要外源污染来自河道径流输入[19].河道与湖体氮素均呈显著正相关(P < 0.05), 而河湖中各形态磷均呈极显著正相关(P < 0.01).该结果表明, 河道N、P的外源输入是湖体营养盐的主要来源.且其它研究表明在河道入湖污染中, N和P是主要的入湖污染[8, 14, 20].因此, 太湖河道N、P径流输入的削减对湖体富营养化的控制具有重要意义.

高锰酸盐指数可有效地反映水体有机污染的程度[21, 22].入湖河道高锰酸盐指数与湖体浓度相关性不显著(P=0.291).可能的原因是除河道外源输入外, 湖体高锰酸盐指数还受湖体水位、水温等理化因子, 以及藻华暴发生长产生的内源污染等多种环境因子的共同影响[23, 24].比如, 在湖体枯水期, 水位降低使得库容减少, 因此高锰酸盐指数浓度会相对升高, 而2016年因特殊的夏季强降雨影响, 太湖年平均水深为3.52 m, 水位的上升会在一定程度上降低高锰酸盐指数的浓度.

湖体与出湖河道各指标的相关性均不显著(P>0.05), 甚至湖体与出湖河道部分指标呈现负相关的趋势.主要原因如下：首先, 太湖湖体对营养盐具有较强的自净功能, 营养盐浓度在湖体的迁移过程中, 通过碎屑沉降、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削减[25]; 其次, 选取的16条河流中, 确定出湖的河流数量较少, 在浓度计算以及相关性分析上会产生一定的误差, 从而造成统计分析结果的不显著[26]; 再次, 太湖流域河流流速慢, 出湖河道更多受局地性人类活动排污的影响, 降低了湖体来水对水质的影响能力.

3.2 河道与湖体主要生源要素的季节动态特征

TN和DTN浓度均呈现冬春季节明显高于夏秋两季的特征, 这与朱广伟等人的研究结果相符[5, 10, 27].主要原因如下：一方面, 因冬春季节降雨较少, 湖体水位下降会使得氮素浓缩, 加之春耕时使用化肥引起大量含氮物质进入湖体, 增加湖体氮素浓度; 另一方面, 夏季高温促进反硝化作用, 消耗湖体氮素, 同时, 夏秋季节降雨量增加会在一定程度上稀释湖体营养盐浓度, 导致冬春季节湖体氮素浓度明显高于夏秋季节[5, 6, 28].

本研究发现夏季湖体TP远高于河道(图 2)以及冬季TP浓度仍高居不下的异常现象(图 3).本文认为, 前者可能与风速、水位(降水)、Chla三者的共同作用有关.据此, 对湖体各形态磷与上述3种因子的季节响应进行分析, 结果如图 5所示.在春、夏、秋这3个季节, TP、PP与风速呈明显相反的变化趋势.一般而言, 较低的风速(夏季：2.15 m·s-1), 蓝藻会上浮到水体表面[29, 30], 导致表层水中TP富集.此外, 较低风速下也存在藻华的堆积效应, 盛行风向下风口的采样点往往会出现极高的TP浓度[31].从水位的角度来看, 太湖2016年全年水位在夏季达到最高值(3.95 m), 夏季的高水位会对TP存在稀释效应, 但对应大降雨量也会导致地表径流增加, 从而加大河道向湖体的营养盐输送量.由图 5可以看出, TP和PP与水位及Chla变化趋势相一致, 表明降水带来的营养盐输入效应大于对水体营养盐的稀释效应.由图 5可知, 在夏季水华发生期, 藻类的大量生长与TP和PP的关系紧密[6, 32].水华产生的前中期, 藻类生长需要消耗大量的溶解态磷, 并产生对沉积物中DTP的泵吸效应[33], 造成此时DTP浓度下降; 水华后期, 藻类的分解作用会向水体释放大量磷素, 最终造成夏季太湖湖体TP升高[34, 35].

图 5 Fig. 5 图 5 湖体各形态磷对风速、水位、Chla的季节响应 Fig. 5 Seasonal response to wind speed, water level and Chla with various forms of phosphorus

从图 3可以看出, 冬季整个西部太湖TP浓度较高(TP>0.110 mg·L-1), 属于Ⅳ类水.此外, 冬季较高的TP浓度也可以为春季藻类生长提供物质基础, 而春季藻类生长带来的营养盐再分配也为夏季藻华暴发埋下伏笔.本文认为生活废水以及内源释放共同导致了太湖湖体冬季TP的高值, 呈现出非面源污染的特征.一般而言, 农业面源污染、工业、生活污水以及降水都是P污染的主要来源, 其中农业面源污染和降水受季节影响较大[36].农耕在春季开始, 因此可以排除农业污染对此现象造成的影响.冬季较少的降水量对应较低的水位(3.26 m), 从而产生湖体磷素的浓缩效应.同时, 冬季悬浮颗粒物(SS)浓度为全年第二高, 达到50.51 mg·L-1, SS的较高浓度也会造成TP浓度的升高[37].

3.3 极端降雨对河道及湖体营养盐的贡献分析

2016年太湖流域降水及太湖水位日监测结果如图 6所示. 2016年降雨集中在4~7月, 6月总降雨量全年最高(359.2 mm), 7月2日出现年度最大单日降雨量, 达到166.6 mm.相应地, 太湖湖体水位在4~7月也出现明显上升, 一度超过警戒值, 7月8日水位为4.79 m, 达到全年最高值.降水对太湖流域营养盐影响显著.在4~7月的强降雨过程中, 河道中TN与NH4+-N浓度明显下降, 而湖体TN浓度从5月起逐渐上升, 7月达到最高值, NH4+-N浓度则稳步上升(图 2).原因首先在于氮污染源的下降：4月起, 春耕已逐渐结束, 农业面源污染明显减弱, 从而带入河道的氮素也随之减少.其次, 暴雨会产生明显的地表径流, 对地表有较强的冲刷作用, 导致流域氮素的平均流失速率上升[38, 39], 因此导致河道氮素浓度下降.对于非点源污染, 降雨-径流过程会向水体输送大量的营养盐, 而降雨强度又是影响径流的最主要因素[40, 41], 加之湖体蓝藻等浮游植物生长对氮的累积作用, 导致该时间段内湖体的氮素浓度不断上升.

图 6 Fig. 6 图 6 太湖湖泊生态系统研究站站点降雨及水位周年变化 Fig. 6 Annual variation of rainfall and water level in TLLER

河道TP浓度在强降水过程中逐渐降低. DTP从5月开始升高, 7月之后回落(图 2), 这主要是由于在降雨-径流过程中, 磷素流失以PP为主[42], 暴雨强度对磷的携带能力影响很大.湖体TP从5月开始上升, 7月达到峰值, 而DTP在上升之后的7月开始下降.湖体4月发生春季藻类小高峰, 藻华衰亡分解后会向水体释P, 导致磷素从5月开始增加. 7月湖体暴发蓝藻水华, 溶解态的磷素被藻类吸收转化为颗粒态贮存, 导致DTP下降, 加之强降雨向水体输送的大量营养盐, 使得TP在此时达到峰值.

同时, 依据河道入湖流量与对应区域的TN、TP浓度, 估算出2016年河道TN、TP入湖污染负荷分别为6.51×104 t和0.261×104 t.根据湖体年平均水深结合水域面积和浓度, 估算出湖体TN、TP赋存量分别为1.8×104 t和0.88×104 t.对比2015年太湖健康状况报告, 2016年TN、TP的入湖污染负荷分别是2015年的1.4倍和1.3倍.湖体TN、TP赋存量则是赵林林等[43]研究的2005~2009年湖体平均赋存量的1.3倍和1.7倍.河道TN、TP的平均浓度与易娟等[10]的研究相近, 但入湖负荷量明显增大.由此可知, 因2016年强降雨导致的明显水情变化可强烈地影响河道营养盐负荷与湖体赋存量.

4 结论

(1) 2016年太湖16条主要环湖河道各营养盐形态平均浓度均高于湖体, 且不同分区入湖河流水质在季节与空间上都对相应湖区的营养盐浓度产生显著影响.研究表明, 目前河道营养盐输入仍然是湖体营养盐的主要来源, 可见对太湖富营养化的治理仍需将重点放在流域面源污染控制方面.

(2) 各营养盐指标呈现出明显的季节分异特征.氮素冬春季高, 一是由于冬季降雨少水位低浓缩了营养盐浓度, 二是受春耕施肥影响; 夏秋季低则是因为降雨增多起到了稀释作用.磷浓度的季节变化明显受水华影响, 在夏季达到最高值, 而TP除夏季浓度最高外, 在冬季仍保持较高的浓度和较大的污染区域.反映有机污染程度的高锰酸盐指数和BOD5均在水华暴发的夏季最高.夏季藻华暴发之后的营养盐再分配机制是导致TP与有机质值夏季异常高的原因之一.

(3) 太湖湖体污染有着明显的空间分布特征, 呈现自西北向东南污染程度逐渐降低的规律.西北区域除工农业发展比较迅速外, 因风向以及本身构局, 易于水华生长和堆积, 藻华衰亡分解再分配的营养盐容易在该区滞留, 使得西北湖区污染程度最为严重.

(4) 夏季极端降雨带来极大的地表径流, 对地表的冲刷作用也相应增强, 导致河道夏季N、P浓度下降; 而雨水本身含有N、P, 加之暴增的入流量, 使得湖体TN、TP在该季达到峰值.

致谢: 中国科学院太湖湖泊生态系统研究站提供采样协助及湖体同步数据, 薛静琛、钱荣树、夏丽萍、张成英实验员协助了水样处理及水质分析, 邹伟、邓瑜兵、邱敏、国超旋在论文写作方面给予了细心指导, 在此一并表示感谢.

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