駱馬湖水體氮磷時空變化及其趨勢分析★

張 毅，高方述，吳到懋

（江蘇省宿遷環境監測中心，江蘇 宿遷 223600）

0 引言

駱馬湖是江蘇省第四大湖泊，對南水北調東線工程具有重要的調蓄作用，同時也是宿遷市的重要飲用水源地，承擔著宿遷市區供水功能[1]，入湖河流主要有沂河水系、南四湖水系和邳蒼地區共40 多條支流。據統計，駱馬湖年水位變幅為1.90～5.73 m，年換水10 次左右，屬典型過水性湖泊。

氮磷是浮游植物生長必需的營養元素，其濃度變化影響湖泊富營養化進程[2-4]。已有研究發現，2001—2005 年駱馬湖水體總氮（TN）和總磷（TP）濃度呈增加趨勢，并導致駱馬湖從中營養化向輕度富營養化轉變[5]，2006—2011 年駱馬湖TN、TP 濃度雖有波動，但變化趨勢不明顯[6]，富營養化已成為駱馬湖主要環境問題，氮、磷是水體富營養化主要限制性因子[7-10]。近幾年，由于駱馬湖流域工業和農業的迅速發展，水體富營養化、重金屬污染和PPCPs 污染等問題受到廣泛關注，并開展相關時空變化特征研究[11-13]。然而，已有研究因采樣點偏少難以體現全湖水質特征[12]，或根據功能區域設置采樣點，沒有考慮駱馬湖過水性湖泊特征[11]，或研究的時間僅局限于某一季節的空間分布規律[14]，缺少對駱馬湖全湖全年氮磷空間特征和季節變化規律的深入分析。為此，本文基于2019 年8 月—2020 年8 月對駱馬湖全湖32 個采樣點的水質氮磷指標，對其時空分布情況進行直觀分析，探求水體中氮磷時空變異特征，分析其潛在影響因素，為加強駱馬湖水質管理和保護提供有效的理論依據。

1 材料與方法

1.1 點位布設與采樣時間

采樣點布設考慮駱馬湖的形態特征、圍網養殖分布以及入湖、出湖河流等情形，共布設32 個采樣點（圖1），基本覆蓋駱馬湖整個水域。監測時間段為2019 年9 月—2020 年8 月，監測頻率為每月1 次。為便于分析，將整個駱馬湖分為6 個區域。A 區為西北部水系進水區；B 區為西部敞水區；C 區為嶂山閘出水區，D 區為飲用水源地所在湖灣區，E 區為中心湖區，F 為黃墩湖所在區域。將1—12 月，按一年四季分為春、夏、秋、冬四個季節。

圖1 駱馬湖采樣點分布

1.2 樣品采集與測試

采集的0.5 m 表層水樣貯存在潤洗后的聚氯乙烯瓶中，當天送回實驗室，樣品避光于冰箱4 ℃保存，所有標均在3 d 內測完，檢測指標為總磷（TP）、總氮（TN），監測分析方法按國家標準規范進行。

1.3 數據處理與分析

使用ArcGIS10.1 對監測指標濃度含量進行空間插值分析，得到各指標空間分布。采用Excel2010 和SPSS19.0 進行數據處理和統計分析。

2 結果與分析

2.1 駱馬湖TN 的時空分布規律

駱馬湖水體中TN 濃度時空分布差異明顯，各采樣點的ρ（TN）范圍為0.19～7.39 mg/L，全湖平均為2.79 mg/L。總體上來看，呈現ρ（TN）整體呈北高南低態勢，且汛期過后隨著時間的推移，高濃度區域有一個明顯的由南到北的擴散軌跡（見圖2）。

圖2 駱馬湖水體TN 時空分布特征

2.1.1 駱馬湖TN 的時間變化過程

從時間上看，駱馬湖中部敞水區和嶂山閘出水區水域10 月至次年2 月全湖TN 濃度污染相對較輕，至3—4 月駱馬湖西部和西北部水體中TN 高濃度區開始向南遷移，逐步影響中部敞水區和嶂山閘出水區水域，導致全湖TN 濃度基本維持在Ⅳ～Ⅴ類，南部和北部區域基本持平。進入夏季后，隨著雨季的到來，駱馬湖水位上漲，水域面積擴大，水體中TN 污染程度有所降低，5—6 月全湖平均水質可達Ⅲ類。每年7—8 月駱馬湖嶂山閘開始提閘放水，上游受污染的水體隨沂河、老沂河、運河等進入湖泊，水體水質逐步向南遷移影響全湖，7—9 月駱馬湖絕大部分水域水質為劣Ⅴ類，各采樣點位TN 濃度迅速上高，整個水域TN總氮平均質量濃度高達5.41 mg/L，遠高于其他月份。這說明駱馬湖作為典型過水性湖泊，其TN 污染主要來源于上游來水和湖區內水產養殖。

2.1.2 駱馬湖TN 的空間分布規律

單因素方差分析（one-way ANOVA）結果表明，上覆水中TN 空間分布差異性顯著（P＜0.01），其中A 區的濃度最大，F 區次之，全年TN 平均質量濃度分別為2.362 mg/L 和2.01 mg/L，屬于劣Ⅴ類水；C 區和D 區最小，全年TN 平均質量濃度值分別為1.32 mg/L 和1.37 mg/L，屬于Ⅳ類水質。從空間上來看，TN 高濃度區主要集中在駱馬湖西北部和西部的A 區和F 區，南部水域TN 相對較低。A 區和F 區網箱養魚較為發達，表明西北部湖區及黃墩湖區域是全湖TN 的濃度主要因素，西北部水系污染輸入和圍網養殖是全湖TN 的主要污染源。TN 濃度這種空間分布與駱馬湖作為過水性湖泊和入湖水系分布基本一致。

不同季節駱馬湖水體TN 的空間分布特征也不相同。春季TN 的高值區主要分布在西北部水系入湖口附近（A 區），水質總體上處于Ⅳ～Ⅴ類，其他區域水質總體上處于Ⅲ—Ⅳ類。夏季和秋季高值區都主要集中在黃墩湖（F 區）和西北部水系入湖口附近（A 區），水質基本處于Ⅳ—劣Ⅴ類水質。冬季TN 的高值區都主要集中在西北部水系入湖口附近（A 區），水質基本處于V 類水質，而其他區域水質處于Ⅲ—Ⅳ類水質。春夏兩季，除西北部水系入湖口附近（A 區）外，大部分區域上覆水TN 污染相對較輕，水質基本滿足Ⅲ—Ⅴ類水質要求。不同分區水質差別明顯。其中，F 區和A區全年大多時刻TN 濃度皆較高，水質基本處于Ⅴ—劣Ⅴ類，表明該區域氮污染源較為持續穩定。其余區域水質全部差于Ⅲ類，僅個別點位水質達到了劣Ⅴ類。南部D 區水域在1 月出現短期高值現象，因該區域無外部水系連通和圍網養殖，這可能是來自北部的TN 污染團在湖區自然擴散所致，具體原因有待調查。

2.2 駱馬湖TP 時空分布規律

駱馬湖水體中TP 濃度時空分布差異不明顯，各采樣點的ρ（TN）范圍為0.01～0.42 mg/L，全湖平均為0.072 mg/L。總體上來看，ρ（TN）空間變化與ρ（TN）大體相同，也呈北高南低態勢（見圖3）。

圖3 駱馬湖水體TP 時空分布特征

2.2.1 駱馬湖TP 的時間變化過程

從時間分布上來看，2019 年11 月至2020 年6 月駱馬湖全湖水體ρ（TP）相對較低，2019 年9 月和10 月雖然有極端高值存在，但全湖ρ（TP）平均值低于0.11 mg/L，而2020 年7、8 月份全湖ρ（TP）平均值都在0.15 mg/L 以上。特別是黃墩湖一年中有7 個月（1、2、7、9、10、11 和12 月），TP 濃度一直居高不下，表明黃墩湖外源輸入或黃墩湖內養殖業輸入，以及西北部入湖河流對駱馬湖水體TP 有一定的貢獻。但要最終判斷黃墩湖聯結駱馬湖通道以及西北部入湖河流TP輸入情況，需從黃墩湖和西北部入湖河流開始，沿程布點研究TP 的環境行為，從而達到估算其輸入通量的目的。

2.2.2 駱馬湖TP 的空間分布規律

整體而言，駱馬湖上覆水中TP 的空間分布差異不顯著（P＞0.05），TP 在駱馬湖的分布規律呈現為黃墩湖入湖口（F 區）以及北部圍網養殖區域（A 區）相對較高，TP 濃度達到Ⅳ類水質標準外，其余區域水體水質基本屬于Ⅲ類水質標準。從季節來看，春、夏、冬季TP 濃度整體較低，空間差異性不顯著（P＞0.05），ρ（TP）平均值為0.078 mg/L，除個別位于黃墩湖處點位的TP濃度稍高外，絕大多數點位TP 濃度滿足Ⅲ類水質標準；秋季TP 濃度空間差異顯著（P＜0.01），TP 的高值區主要集中在黃墩湖入湖口（F 區）以及北部圍網養殖區域（A 區），尤其是懸浮物較高的F 區，ρ（TP）平均值達到0.27 mg/L，水體已達到劣V 類，顯著劣于其他水域，可能因為7—9 月為高溫季節，水體中浮游藻類維持在一個較高水平，從而導致F 區和A 區的TP 濃度較其他季節高。

2.3 駱馬湖水體中氮磷濃度變化趨勢

TN、TP 是影響駱馬湖營養水平的主要因子，近20 年來一直維持在較高的濃度水平[7-9]。與2011 年相比[6]，2014 年，駱馬湖TN 的月均值為0.259～13.2 mg/L之間，年均值為1.009 mg/L，滿足Ⅳ類水質要求。2019年9 月—2020 年8 月，駱馬湖ρ（TN）的月均值為0.89～4.46 mg/L 之間，年均值為2.62 mg/L，整體處于劣Ⅴ類。與2011 年相比，全湖ρ（TN）污染問題進一步加劇，年均值增幅高達159.66%。2014 年，駱馬湖TP的月均值在0.026～0.223 mg/L 之間，年均值為0.07 mg/L，滿足Ⅳ類水質要求；2019 年9 月—2020 年8 月，駱馬湖ρ（TP）的月均值在0.03～0.21 mg/L 之間，年均值為0.08 mg/L，滿足Ⅳ類水質要求，2019 年9 月—2020 年8 月駱馬湖ρ（TP）平均值基本與2011 年持平。2019年9 月—2020 年8 月間，幾乎每個月均高于2011 年，尤其是TN 污染，這表明駱馬湖近十年控氮效果并不明顯，TN已經成為駱馬湖未來水環境質量提升的限制因子。

目前國際上一般認為當水體中的ρ（TN）和ρ（TP）分別達到0.2 mg/L 和0.02 mg/L，就有可能發生水華現象[15]，駱馬湖水體TN 和TP 濃度均超出了發生富營養化的氮、磷條件。ρ（TN）/ρ（TP）作為湖庫營養結構的重要表征，可以在一定程度上反映營養物輸入負荷對水體營養結構的影響，同時也是水體中浮游生物種群營養結構的重要影響因素和體現[16-17]。Guildford 等[18]提出的水中營養物限制性標準指出，ρ（TN）/ρ（TP）≤9.0（摩爾比為20）為氮限制狀態，ρ（TN）/ρ（TP）≥22.6（摩爾比為50）為磷限制狀態。本次調查發現，駱馬湖水體ρ（TN）/ρ（TP）年均值比＞22.6，說明駱馬湖水體處于磷限制狀態，但由于富營養化的復雜性，仍然要考慮氮的影響。

3 結論與討論

3.1 結論

1）駱馬湖水體中ρ（TN）在0.19～7.39 mg/L 之間，平均值為2.79 mg/L，水質為劣Ⅴ類。總體來看，TN 呈現北高南低的空間分布特征，秋季（7—9 月）泄洪期間因西部入湖河流污水進入湖泊，隨著時間的推移，TN 高濃度區域有一個明顯的由南到北的擴散軌跡，導致全湖秋季TN 濃度迅速升高，整體水質為劣Ⅴ類，遠高于其他月份，TN 濃度呈現秋季＞冬季＞春季＞夏季的特點。西北部湖區及黃墩湖區域是影響全湖TN 的濃度主要因素，其時空分布特征充分體現了駱馬湖作為過水性湖泊這一特點。

2）駱馬湖水體中ρ（TP）在0.01～0.42 mg/L 之間，平均值為0.072 mg/L，呈現北高南低的空間分布特征，時空差異差異不明顯。秋季（7—9 月）汛期TP 濃度空間差異顯著，主要高值區分布在黃墩湖入湖口以及北部圍網養殖區域，水體達劣Ⅴ類，顯著劣于其他水域。非汛期水體TP 受底泥磷釋放影響更大。外源輸入對駱馬湖TP 的影響較小，非汛期水體TP 可能受底泥磷釋放影響更大。

3）與2010 年相比，近10 年來全湖TN 污染問題進一步加劇，但TP 濃度變化趨勢不明顯，TN 已經成為駱馬湖未來水環境質量提升的限制因子。ρ（TN）/ρ（TP）顯示磷是駱馬湖的限制因子，但由于富營養化的復雜性，仍然要考慮氮的影響。

3.2 討論

秋季（7—9 月）駱馬湖均表現出TN 和TP 濃度顯著高于其他季節的特征，原因是駱馬湖入湖河道污染物主要來源于北部的中運河和沂河，7—9 為駱馬湖汛期，入湖水量大，大量污染物進入駱馬湖，進而導致湖區7—9 月TN 濃度居高不下[19]。但與非汛期相比，7—9 月TP 濃度增幅的絕對值明顯小于TN，其原因是駱馬湖入湖河流TP 濃度和輸入總量較TN 低很多，相差44 倍[19]，河道外源輸入對駱馬湖TP 的影響較小。目前駱馬湖圍網養殖面積僅有0.092 ha，僅占湖泊面積的3.19%，說明非汛期水體TP 可能受底泥磷釋放影響更大。空間上，TN 和TP 濃度呈北高南低的格局也受汛期入湖河道污染物匯入的影響。此外，駱馬湖的圍網養殖位于湖區北部，養殖投餌也會增加水體的營養負荷。相反，南部湖區圍網少，人類干擾較弱，又是沉水植被的主要分布區，已有研究表明駱馬湖有草區水體中TN、TP 含量低于無草區[20]。水生植物一方面對水體有直接的凈化作用，另外，植被的覆蓋削弱了風浪對沉積物的擾動，降低了沉積物營養鹽的釋放量。

綜合駱馬湖水體TN 和TP 的時空分布分析可以看出，要改善駱馬湖水質，降低水體中氮、磷濃度，需從控制外源、抑制氮磷內源釋放、恢復生態系統三個方面入手。一是利用湖濱帶各種生物吸附、攔截、凈化等作用控制地表徑流攜帶的干濕沉降污染物；二是對底泥污染嚴重的區域進行改性或者環保疏浚，達到控制內源釋放的目的；三是恢復湖區北部以沉水植被為主的生態系統，以抑制、減少氮、磷營養鹽的釋放。已有研究表明駱馬湖有草區水體中TN、TP 含量低于無草區[20]，因此駱馬湖北部區域沉水植物的恢復與重建是控制駱馬湖氮磷污染的關鍵。