2014—2019年焦岗湖水质时空变化与影响因子分析

高月香，严若孟,2，张毅敏,2①，彭福全，杨 飞,3，孔 明，赖秋英，朱月明，张志伟，陈 婷，张 涛

(1.生态环境部南京环境科学研究所，江苏 南京 210042；2.南京信息工程大学环境科学与工程学院，江苏 南京 210044；3.南京师范大学地理科学学院，江苏 南京 210034)

淮河流域支流众多，湖泊星罗棋布，其水面总面积约7 000 km2，总蓄水能力280 × 108m3。淮河水系的湖泊承转上中游淮河来水，具有调蓄洪水的功能[1]。淮河流域多数湖泊都存在不同程度的污染，湖泊水体的恶化将对淮河流域整体水质产生一定影响。焦岗湖是淮河流域重要的浅水湖泊，淮南市毛集实验区的备用饮用水源，2013年被列入国家良好湖泊保护名录[2]。焦岗湖也是淮河中游最大的生态湿地、安徽省重要的渔业生态基地和水资源调蓄地，还是国家级保护动物斑头雁、灰鹤和省级保护动物白鹭的重要栖息地。但近年来随着焦岗湖流域社会经济的快速发展，水质出现恶化趋势，部分区域部分时段的TN、TP严重超标，总体上不能满足GB 3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅲ类标准，水体呈轻度富营养化状态[3]。近年来，国家对湖泊水环境治理力度不断加大，焦岗湖实施了多项治理措施，如退网还湖工程、退田还湖与湖滨生态修复与防护工程等，焦岗湖水质有了不同程度的改善。笔者基于2014—2019年焦岗湖水质监测数据，分析水质变化特征，探讨驱动焦岗湖水质变化的主要因素，以期为浅水湖泊水环境的保护和治理提供参考性建议。

1 研究区与研究方法

1.1 研究区概况

焦岗湖位于淮河左岸，流域面积达480 km2，横跨安徽省淮南市和阜阳市。湖泊大致呈东西稍长南北稍窄的椭圆形，平均水深为2 m左右。年均气温15 ℃，年均水温14 ℃；多年平均降水量为905.2 mm，汛期为5—9月，降水年际变化较大，季节分配不均。焦岗湖水系通达，主要入湖河流有南中心沟、北中心沟、穆台沟、枣林涵、丁家沟等，主要出水河流为便民沟，便民沟为一人工河道，全长2.7 km，从焦岗湖东南流出汇入淮河。一般年份焦岗湖正常水位在17.5 m时湖区总面积为37.5 km2，蓄水量为2×107m3，雨季汛期水位在18.5 m时水面面积为46.7 km2，蓄水量为4×107m3[4]。湖区曾有养殖面积近13.0 km2，主要分布在湖中、西部，2019年年底已全部拆除。焦岗湖上游河道接纳大量生活污水以及湖区养殖是焦岗湖水环境持续污染的主要原因，污染物通过入湖河流进入湖体，影响湖区水质，同时湖区水质也与土地利用类型的变化密切相关[5]。

1.2 样点布设、水质监测与数据收集

综合考虑焦岗湖湖泊形态、不同区域水动力学特征和人类活动等因素，在湖区和4条入湖河流共布设16个采样点，采样点分布在入湖河流南中心沟(1～2)、北中心沟(3～4)、穆台沟(5～6)、枣林涵(7～8)、丁家沟(9～10)，湖区(11～16)(图1)。监测频次为每年12次，每月上旬监测1次，湖区点位监测时间段为2014年1月—2019年12月，入湖河流监测时间段为2017—2019年。

图1 焦岗湖采样点位置示意

使用5 L有机玻璃采水器采集表层水样，冷藏保存带回实验室分析营养盐和Chl-a浓度等指标。TN浓度测定采用过硫酸钾氧化、紫外分光光度法测定，TP浓度采用过硫酸钾氧化、钼锑抗显色分光光度法测定，CODMn采用滴定法测定，Chl-a浓度采用丙酮萃取分光光度法测定。透明度(SD)采用塞式盘法测定，水温、DO浓度、pH值采用YSI水质分析仪现场测定。

焦岗湖流域降水量等其他数据来自《淮南统计年鉴》《安徽统计年鉴》和《安徽省水资源公报》。

1.3 数据处理及分析

(1)为分析2014—2019年水质变化趋势，采用M-K趋势检验法分析水质变化趋势和突变点。M-K趋势检验法是一种非参数秩检验法[6-7]，不需要原始数据服从特定分布，也不受少数异常值和缺失数据的影响，被广泛应用于水文统计领域中[8-9]。

用RStudio平台中的trend包mk.test函数进行M-K统计检验，计算统计检验量(Z)，采用双侧检验，在α显著水平下，如果|Z|>Z(1-α/2)，则拒绝无趋势的原假设，认为变化趋势显著；Z>0为显著上升趋势，Z<0为显著下降趋势，|Z|>1.28、1.64、2.32分别表示通过90%、95%和99%置信度的显著性检验。UF、UB为标准正态分布，UF是按照时间序列计算得出的统计量序列，UB是按照时间逆序计算得出的统计量序列。利用Matlab软件计算UF和UB，UF>0表示呈增长趋势；UF<0表示呈减小趋势；当|UF|>α，表明水质指标上升或者下降的趋势显著。UF和UB的交点通过显著性检验时即为突变点。

(2)采用《地表水环境质量评价方法(试行)》(环办(2011)22号)计算湖泊营养状态指数[10]，涉及TP浓度、TN浓度、SD、Chl-a浓度、CODMn这5个指标，计算综合营养状态指数时各因子贡献权重分别为0.266、0.188、0.179、0.183、0.183。计算结果用于讨论浮游植物、TP浓度、TN浓度与富营养化的关系。综合营养状态指数分级如下：0～30为贫营养，>30～50为中营养，>50～60为轻度富营养，>60～70为中度富营养，>70～100为高度富营养[11]。

(3)利用ArcGIS 10.7软件对焦岗湖及周边河流的CODMn、TP浓度、TN浓度进行空间可视化分析。

2 结果与分析

2.1 湖区水质年际变化特征

焦岗湖地处淮河流域，5—9月为丰水期，12月—翌年2月为枯水期，其余月份为平水期。2014—2019年焦岗湖超过Ⅲ类水的因子有CODMn、TN浓度和TP浓度(表1)。

表1 2014—2019年焦岗湖水质指标年均值

CODMn范围为2.00～7.43 mg·L-1，2014年CODMn年均值为5.94 mg·L-1，2019年减小为4.57 mg·L-1，6 a均值为5.05 mg·L-1(Ⅲ类)；ρ(TP)为0.02～0.18 mg·L-1，年均值由2014年的0.08 mg·L-1减小为2019年的0.05 mg·L-1，6 a均值为0.06 mg·L-1(Ⅳ类)；ρ(TN)为0.22～1.55 mg·L-1，2014年均值为0.88 mg·L-1，2019年均值为0.71 mg·L-1，6 a均值为0.78 mg·L-1(Ⅲ类)；SD为0.21～1.34 m，均值为0.79 m；ρ(Chl-a)为0.038～0.400 mg·L-1，均值为0.394 mg·L-1。

如图2所示，对焦岗湖2014—2019年水质数据作M-K趋势检验分析。α为显著性水平，|α|=1.96。CODMn的Z值为-2.1，呈轻微下降趋势(P<0.05)，CODMn的突变点出现在2015年12月和2016年12月，2016年12月之后明显下降；TP浓度、TN浓度、SD和Chl-a的Z值分别为-1.5、-1.4、-1.2和1.2，整体变化趋势不显著，存在多个突变点，局部年份变化明显，如TN浓度在2014、2015、2017年轻微上升，2016、2019年出现轻微下降趋势，Chl-a浓度在2014—2018年轻微上升，2019年出现轻微下降趋势。

UF和UB分别为按照时间顺序和逆序计算得出的统计量序列。

基于CODMn、TP浓度、TN浓度、SD、Chl-a浓度逐月数据，对焦岗湖进行富营养化状态评价，结果如图3所示。2014—2019年焦岗湖各月综合营养状态指数(TLI)范围为42.7～61.6，5—8月TLI值最高，2014年7月达61.6，已经接近中度富营养状态，应当引起重视。

图3 焦岗湖综合营养状态指数(TLI)逐月变化

2.2 入湖河流与湖区水质特征

如图4所示，2017—2019年焦岗湖及入湖河流ρ(TN)分别为0.10～0.59和0.15～2.83 mg·L-1，湖区多年均值为0.27 mg·L-1，入湖河流多年均值达0.61 mg·L-1；焦岗湖及入湖河流ρ(TP)分别为0.03～0.14和0.04～0.79 mg·L-1，湖区多年均值为0.08 mg·L-1，入湖河流多年均值为0.17 mg·L-1；焦岗湖及入湖河流CODMn分别为2.65～6.25和3.45～15.55 mg·L-1，湖区多年均值为4.71 mg·L-1，而穆台沟和枣林涵的多年均值分别高达6.85和6.71 mg·L-1。在空间分布上，入湖河流(焦岗湖西部和北部的南中心沟、北中心沟、枣林涵、穆台沟、丁家沟)TN浓度、TP浓度、CODMn明显比湖区内高，变化范围较大；湖区内浓度变化范围小，比较稳定。

图4 焦岗湖湖区及入湖河流水质空间分布

2.3 水质与环境因子的关系

2.3.1水环境因子主成分分析

为了探讨焦岗湖水体营养状态和环境因子的关系，对焦岗湖2014—2019年的环境因子和水质数据进行PCA分析。先对数据集进行KMO和Bartlett球形检验，若KMO检验结果大于0.5，Bartlett球形检验结果的P值小于0.05，说明各变量间具有相关性，可以进行主成分分析[12]。对水质数据进行因子分析，得到KMO检验结果为0.803，Bartlett球形检验结果的P值<0.05，说明该组数据适合进行PCA分析。利用SPSS 25.0和Origin 2021软件进行PCA分析，首先对原始数据进行标准化处理，然后得到相关系数矩阵，计算特征值和特征向量，并根据特征值确定主成分个数(表2)，选取特征值大于1的2个主成分[13]。

表2 主成分得分矩阵

如图5所示，丰水期、平水期和枯水期样本点聚类情况良好。在特征值>1的前提下，提取出2个主成分。主成分1与温度、TP浓度、TN浓度、降水量(P)、温度(T)、水深(D)、CODMn、Chl-a浓度呈显著正相关，与SD、DO浓度呈显著负相关，TP浓度、TN浓度可作为解释水体营养盐污染指标，CODMn为解释水体可还原污染物的指标，Chl-a浓度是反映植物生长状况的指标，SD、DO是水体浊度和溶解氧的体现，降水量、温度和水深则是对水质指标影响产生重要影响的物理指标。

图5 焦岗湖水质指标与环境因子的PCA分析Fig.5 PCA analysis of water quality indexes and environmental factors in Jiaogang Lake

主成分1主要解释焦岗湖水质指标和与水质最密切的物理指标；主成分2与pH值呈显著正相关，主成分2解释水体酸碱盐指标。CODMn、TP浓度、TN浓度的增长主要集中在丰水期，而枯水期DO浓度和SD有上升趋势。

2.3.2营养状态指数与环境因子相关性分析

降雨产生的地表径流会使面源污染物进入水体，增加入湖污染负荷通量，从而使得水质变差，同时温度的变化、植物的演替都可能会引起湖泊富营养化，因此探讨TLI和环境因子的关系至关重要[14]。用SPSS 25.0软件进行正态性检验，2014—2019年TLI、温度、DO浓度的P值分别为0.2、0.2、0.051，均大于0.05，满足正态分布。相关性分析结果如图6所示，在年尺度上，焦岗湖TLI指数和温度的R2为0.87，呈显著正相关关系(P<0.05)；TLI指数和DO的R2为-0.61，呈显著负相关关系(P<0.05)。

图6 焦岗湖环境因子与营养状态指数(TLI)的Pearson相关系数

3 讨论

3.1 焦岗湖水质时空变化

整体上看，焦岗湖主要污染物为TP、TN和CODMn，水质总体处于Ⅲ～Ⅳ类之间。2014—2019年焦岗湖CODMn呈轻微下降的趋势；TP浓度、TN浓度年均值总体上处于较高水平，变化趋势不明显。如图4所示，从不同区域来看，入湖河流TN浓度、TP浓度、CODMn明显高于湖区，入湖河流中穆台沟、枣林涵的污染物浓度最高，西北部和北部河流入湖口CODMn和TN浓度、TP浓度较高，湖心区域CODMn和TN浓度、TP浓度较低。

M-K趋势检验结果显示，2014—2019年焦岗湖SD和Chl-a浓度变化趋势不明显；CODMn呈下降趋势，近年来淮南市政府和相关部门为加强湖泊及流域管理能力建设，开展了流域污染源控制工程、水环境综合整治工程、湖泊及流域生态系统修复工程等一系列措施，对焦岗湖区域入湖河流和湖体水质有一定改善作用，这可能是焦岗湖CODMn下降的原因；TP浓度、TN浓度变化趋势比较稳定，浓度处于较高水平，尤其是TP浓度比较高，基本处于地表水Ⅳ～Ⅴ类水平，污染来源主要来自于湖体水产养殖。由于渔业养殖密度高，水生生物产生大量排泄物，导致TP浓度处于较高水平。相关研究表明，水产养殖过程中饲料的过量使用、动物的新陈代谢加剧水体内源污染[15]，部分磷以颗粒态形式在湖泊中经过悬浮—沉降—再悬浮的过程，滞留在湖体[16]。沉积物中的氮、磷再通过扰动、生物硝化和反硝化等作用释放到水体，形成高浓度TN、TP[17]。

3.2 入湖河流水质对湖体水质的影响

入湖河流中的氮、磷是湖泊重要的外源污染来源，入湖河流的水质分析对湖区水质的研究具有重要意义[18-19]。根据焦岗湖入湖河流与湖区水质特征比较，入湖河流中丁家沟和枣林涵的TN浓度较高，穆台沟和枣林涵的TP浓度和CODMn较高(图4)，入湖河流CODMn和TN浓度、TP浓度明显高于湖区内平均浓度，入湖河流的CODMn、TN浓度、TP浓度与湖区浓度均值之比分别为1.5、2.3、2.1。根据已有相似研究，洪泽湖TN浓度、TP浓度在缓慢降低却仍处较高水平，洪泽湖主要上游来水淮河TN浓度、TP浓度处于较高水平是其关键原因[20]；太湖出入湖河流对太湖水质的影响表明，外源补给对湖体营养盐浓度产生巨大影响[21]。焦岗湖入湖河流水质与焦岗湖水质的相关性显著，由此看出，河流的氮、磷外源输入是焦岗湖水质变化的关键影响因素。而且入湖河流污染物浓度变化范围大，河流水质受环境影响显著；湖区内水质波动范围小，水质稳定。

一方面，入湖河流的高浓度氮、磷外源输入可能是焦岗湖氮、磷浓度较高的重要原因，入湖河流的水质不同程度上影响湖区氮、磷的空间分布。高浓度氮、磷污染物通过入湖河流进入湖体[22]，湖区北部的穆台沟、西部的北中心沟和北部的枣林涵、丁家沟是污染比较严重的区域。北中心沟流经流域西部区域，TN浓度较高，由采样记录可得知，该区域南部分布有居民区及2个养鸭场，湖边有大片菜地，约1 km外有邹岗村，各种生活污水、养殖废水和农田径流流入河道，并且南、北中心沟入湖口区域有渔民围网养鱼，都会对焦岗湖水质产生一定影响；穆台沟流经流域北部农田密集区域，挟带着农业径流中较高浓度的氮、磷污染物有机物流入焦岗湖；枣林涵和丁家沟位于湖区东北部，区域内人口较密集，生活污水排放量大[23]，畜禽养殖废水和未经处理的生活污水直接排入河道，对湖体TN、TP浓度作出贡献。由于焦岗湖区域整体呈现西北高、东南低的趋势，下雨之后，污染物较高区域主要还是集中在丁家沟、枣林涵附近。另一方面，焦岗湖主要出湖河流仅有西南入淮河的便民沟，全长2.7 km，为一条人工河道，出湖水量比较小，这也可能是入湖河流氮、磷浓度对湖区水质影响显著的原因[24]。

3.3 环境因子对湖体营养状态的影响

主成分1作为解释水体水质和影响水质的物理指标，得分越高，表明与主成分1相关性越强，对水质与湖泊富营养化水平的影响也越大。根据主成分分析(表2)，温度、降水量和水深在主成分1中得分分别为0.926、0.564、0.528，温度、DO浓度与TLI的Pearson相关系数分别为0.87和-0.61，与TLI相关性显著，选取温度、降水量、水深和DO浓度为影响湖体营养状态的关键因子。根据综合营养状态指数法评价焦岗湖营养状态，可以看出焦岗湖处于中营养状态和轻富营养状态之间，在夏季TLI值接近中富营养状态。

3.3.1降水量对湖体营养状态的影响

2014—2019年焦岗湖区降水主要集中在5—9月，2015年6月降水量达到493.4 mm，是6 a中降雨最高的月份。降水对焦岗湖营养盐影响显著，丰水期污染物浓度明显高于平水期和枯水期。在5—9月的强降水过程中，焦岗湖TN浓度出现上升趋势，这是由于强降雨产生明显的地表径流，对地表有较强的冲刷作用，由地表径流进入湖体，导致湖体氮污染加剧[25]。大量研究表明，丰水期大量降水导致的地表径流，会使土壤中附着的氮进入湖区和河道，导致水体内污染物浓度增加[26]。焦岗湖附近主要为农田、水产养殖区域和少量村庄，含氮地表径流进入河流，随着入湖河流进入湖体[27]。同时湖体蓝藻等浮游植物生长对氮的累积作用，也可能是该时间段内湖体氮浓度上升的原因。

湖体TP浓度从5月开始上升，7月达到峰值。湖体4月发生春季藻类小高峰，藻类衰亡分解后会向水体释放磷，导致磷浓度从5月开始增加。7月湖体爆发蓝藻水华，溶解态的磷被藻类吸收转化为颗粒态贮存，导致溶解态磷浓度下降，加之强降雨向水体输送的大量营养盐，使得TP浓度在此时达到峰值。水华产生前中期，藻类生长需要大量的溶解态磷，并产生对沉积物中溶解态磷的泵吸效应[28]，水华后期，藻类的分解作用会向水体释放大量磷素，最终造成夏季湖体TP浓度升高[29]。

3.3.2温度、溶解氧和水深对湖体营养状态的影响

温度是诱发蓝藻爆发造成水质变差的重要原因。焦岗湖水温与湖体综合营养状态指数呈正相关关系，高温天气主要集中在6—9月，湖泊富营养化主要集中在6—12月，以晴朗天气为主，气温高，光照强，藻类繁殖速度快。适宜的温度对藻类、水生动植物的生长至关重要。常温下，蓝藻由于受到其他藻种生长的制约，并不会大规模爆发，蓝藻的生长速率随着水温的升高而增加，当达到高温季节，水温为25～35 ℃时，益生的单细胞藻类生长速度开始慢于蓝藻，极易造成蓝藻爆发和水华[30]。

在水环境中，溶解氧既是水体理化指标和生物学过程的综合反映，也是水体自净功能的重要参数。水体中的溶解氧不仅是各种生物新陈代谢的基础，而且溶解氧与水体无机盐、微量有机物的降解、反应息息相关，溶解氧的高低直接体现了水体的质量。焦岗湖溶解氧和TLI呈显著负相关关系，春冬季节溶解氧浓度大于夏秋季节，水中的溶解氧主要来自于水生植物的光合作用释放作用，在气温较高的夏季，藻类的大量生长消耗了大量的溶解氧，同时也会引起水质一定程度的恶化[31]。

湖泊环境及水动力特征主要体现在水深、泥土厚度、水流速度等方面，而水深是水动力条件的直接反映，也是湖泊蓄水量变化的直观表现[32]。湖泊水深的变化过程，会产生一定的流速梯度，引起湖内水体的扰动，对水体内氮、磷营养盐的浓度、悬浮物浓度及藻类微生物的分布产生重要影响[33]。在浅水湖泊中水深较大的地方受船只、风力等的扰动较小，易于透明度的保持，对内源中活性磷的释放有一定的削减，因而对改善水体营养状态有一定作用[34]。

4 结论

(1)整体上看，焦岗湖主要水质指标处于Ⅲ～Ⅳ类之间。2014—2019年CODMn、TP浓度呈下降趋势；TN浓度年均值总体在逐年减小，但年际变化趋势不明显。在空间分布上，焦岗湖流域水质状况存在显著差异。入湖河流污染物浓度显著高于湖区浓度，湖心区浓度最低，主要污染区域在湖区西北部和北部。入湖河流水质波动幅度大，湖区内水质比较稳定。

(2)通过焦岗湖入湖河流与湖区水质对比可知，入湖河流的污染物浓度对焦岗湖湖区水质影响显著，河流的氮、磷外源输入是焦岗湖水质变化的关键影响因素，控制入湖河流营养盐输入是焦岗湖湖体富营养化治理的关键。

(3)对焦岗湖水体营养状态和环境因子相关关系分析表明，焦岗湖营养状态受降水量、温度、溶解氧、水深等因素影响较强，在高温多雨的丰水期可以采取生态补水增加水量、改善生态环境的措施来实现湖泊营养状态的良性发展。