2015—2017年江西南昌軍山湖水體營養狀態演變特征

（黃河水利職業技術學院，河南 開封 475004）

水資源是人類生產及生活不可或缺的基礎物質之一[1]，大規模的水體富營養化程度加劇給我國當前水資源管理帶來了嚴峻的挑戰[2]。目前，有關湖泊、水庫和河流等水體富營養化的機理研究較多。王輝等[3]運用突變模型勢函數定量判別了連云港近岸海域的富營養化程度；鮑管強等[4]綜合神經網絡和綜合營養狀態指數法較好地評價了黑河流域富營養化狀況；王丹宇等[5]采用營養狀態指數法得出了尼爾基水庫的主要超標水質因子；趙建國等[6]采用對數型冪函數指數法解析了永定河懷來段的富營養化風險；殷守敬等[7]將遙感技術和綜合營養指數法結合應用評價了巢湖富營養化狀態。

水體富營養化評價方法較多[8-10]，主要有聚類分析法、主成分分析法、神經網絡法、模糊評價法和綜合營養狀態指數法（TLI）等。各種評價方法在運用中或多或少都有一定的缺點，如聚類分析法在權重的確定上主觀性較大[11]、主成分分析法數據處理計算量較大[12]、綜合營養狀態指數法不能反映出個別污染較重因子的貢獻率[13]、模糊評價法在隸屬函數的確定上客觀準確性較差、神經網絡法不能統一各評價指標量綱[14,15]。綜合營養指數法和營養狀態指數法分別是我國環保部門和水利部門認可的富營養化評價方法，加之計算較為方便，應用較多。目前應用綜合營養指數法大多都是在最后評價結果上深入分析以及在評價標準上進行細分[13]。軍山湖原屬于鄱陽湖，1959年建閘筑堤隔斷了與鄱陽湖的聯系。隔斷后水流變緩，水生態系統變化較大，水體自凈能力下降。湖內養殖強度加大，面源污染加劇，水體營養水平明顯上升[16]。近年來，有關軍山湖的研究較多[17-19]，但主要集中在水質因子的分析、浮游動物等，有關軍山湖水體營養狀況卻鮮有報道。軍山湖水質有惡化趨勢，分析及評價軍山湖水體營養狀態尤為必要。軍山湖水質目前整體較好，沒有個別污染較重的水質因子，且豐水期和枯水期的污染物濃度差異性不大[17]，故分不同時期對軍山湖進行營養狀態評價可能意義不大。判別軍山湖水體營養等級時，采用綜合營養狀態指數法可能精度更高。因此，本文選用該方法分析評價2015—2017年軍山湖水體的營養，以期為軍山湖水資源管理及水環境治理提供參考。

1 材料與方法

1.1 監測點與檢測方法

軍山湖（116°15'～116°21'E、28°23'～28°39'N）水體面積185～210km2，長約25km，寬約5km，最寬處達16km，流域面積為616km2，最大水深約6.5m，平均水深4.3m，是江西省南昌市進賢縣最大內湖，與金溪湖、青嵐湖相連。軍山湖盛產甲魚Trionyx sinensis、鱖Siniperca chuatsi、銀魚Hemisalanx prognathus Regan 等名貴水產品，為“無公害水產品養殖基地”。研究區山水環繞，地勢東南高、西北低，屬于熱帶季風濕潤氣候，雨量充沛，四季分明，丘陵地帶主要以黃棕壤為主，崗地以黃土為主，平原地主要以水稻土為主，年均氣溫17.1℃，冬季平均氣溫5.4℃，年均降水量為1075mm，年平均日照時間為2063h，年均風速為3m/s，并以東南風為主。

根據軍山湖形狀特征，本研究共設12 個采樣點，分別為S1（入湖口）、S2（軍山湖與鄱陽湖閘相通處）、其他點位（S3～S12）根據梅花布點設置原則，以4km×4km 為間距，設置于網格交叉點處。研究區地理位置及監測點位見圖1。2015年至2017年每年的1月、3月、5月、7月、9月和11月中旬采集軍山湖各監測點表層0.5m 處的水樣，用透明度盤現場測定各點位的透明度（SD）。水樣經過濾后裝入經長時間酸浸泡的聚乙烯瓶中，立即送至實驗室測定高錳酸鉀指數（CODMn）、總氮（TN）、總磷（TP）、葉綠素a（Chla）含量共4 個指標。TP 濃度采用鉬酸銨分光光度法測定、TN 濃度用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定、Chla 濃度用分光光度法測定。各水質因子檢測時嚴格按照《水和廢水測定方法》中相關操作步驟進行，每一項指標均平行測定三次。

用SPASS 19 求取各監測點中各營養因子的最大值、最小值、平均值、標準差和各水質指標的相關性，采用T 檢驗法剔除離群值（各點位的營養因子以年份為單位進行統計），若個別離群數據被剔除后則求取剩下數據的平均值作為該點位營養因子在該年份的平均濃度。

1.2 綜合營養狀態指數法

參照《地表水環境質量評價方法》中對綜合營養狀態指數法的描述，選取Chla、TN、TP、CODMn和SD 五個水質指標計算軍山湖各監測點的綜合營養狀態指數，計算公式如下：

式中：TLI（∑），綜合營養狀態指數；TLI（j），第j 種物質營養狀態指數；Wj，第j 種物質在該評價體系中所占比重。

各水質指標的營養狀態公式分別為：

取Chla 作為基準參數，第j 種營養物質歸一化以后的權重計算方法如下：

式中：rij，第j 種物質與葉綠素a 的相關系數；m，參評營養物質的個數。查相關規范[13]，各營養物質與Chla 的相關性系數及計算后的權重值如表1所示，評價標準如表2 所示。

表1 軍山湖水中各營養物質與Chla 的相關性系數與計算權重值Tab.1 Correlation coefficient and calculated weight value between each nutrient content and Chla content in Junshan Lake

2 結果與分析

2.1 水體營養狀態空間變化特征

對2015—2017年各監測點營養狀態指數（表3）分析可知：三年來，軍山湖北半部監測點營養狀態指數低于南半部，且三年來S1、S2、S3、S4 點營養指數值相差不大，說明三年來湖泊入口處（S1）來水水質較好，附近無新增污染源排放；2015年12 個監測點中只有S7、S10、S11、S12 點處于中營養狀態，其他點位處于貧營養狀態，且這三個點的綜合狀態指數均接近于30（貧營養與中營養分界值），這主要是由于軍山湖水產養殖主要集中在S7、S10 兩個監測點附近，而S11、S12 處于中營養可能是該兩點處于湖泊末端，水體交換周期較長，水質受S10 點水產養殖的影響。S7 點的五種營養因子指數中TLI（TP） 最高，S10、S11 和S12 三個點位均是TLI（CODMn）最高。推測可能是：在湖泊交叉點兩邊圈養不同的水產種類；2016年12 個監測點中僅有S1、S2、S3、S4、S5 五個點位處于貧營養狀態，其他點位處于中營養狀態，這是因為該年當地政府加大了對水產養殖的鼓勵力度，養殖水域面積大幅度增加，軍山湖中所圈養的水產種類也有所增加；2017年S1、S2、S3、S4 4 個點位處于貧營養，其他點位處于中營養，且養殖區域及附近的點位營養指數較2016年增大較多，這可能是因為軍山湖屬于相對封閉的湖泊，水體交換周期長，再加上養殖所產生的污染物常年積累所致；2017年S10、S11、S12 三個點位的綜合指數值均為40 以上，尤其是S11，綜合指數值為46.2，說明有轉化為輕度富營養的趨勢，應加強控制養殖規模。

2.2 水體營養狀態時間變化分析

由表4 可知：三年來，軍山湖水質處于貧營養—中營養狀態。2015年TLI（∑）為24.34～31.75、2016年TLI（∑）為25.17～35.62、2017年TLI（∑）為26.43～46.2，說明湖泊富營養化程度逐年加劇；2015—2017年各營養物質的TLI 最大值逐年增加，說明Chla、TN、TP、CODMn四種污染物質濃度均有所上升；2017年各營養元素的TLI 變化范圍遠大于2015年和2016年，且各營養元素的TLI 最大值均出現在2017年，說明2017年軍山湖水質惡化嚴重；2017年營養狀態指數中最大值為TLI（TP），說明2017年軍山湖污染最嚴重的指標為TP。

2.3 Arcgis 數學模型的構建

目前有關Arcgis 在水環境中的應用不少見，但大多數用于提取一些基本信息（如邊界信息、底高程坐標、土地利用類型等），而對其空間分析工具應用較少。本文中各監測點間距較大，若以現有的幾個監測點來評價全湖的富營養化狀況具有一定的片面性，嘗試在該軟件構建模型解決這一問題。模型構建步驟如下：①在線地圖提取出研究區邊界信息，隨后導入各監測點地理坐標；②在監測點位屬性表中輸入對應年份和月份的TLI 值；③通過“字段計算器”算出對應年份的TLI 值；④采用“克里金插值”、“反距離權重插值”法內插生成空間分布圖（以2015年的數據為例，內插時扣除S3、S5 點位的信息）；⑤根據生成后的圖提取S3 和S5 點位的TLI得分，將該提取值與實際值進行比較，選取精度較好的一種方法對12 個監測點重新進行插值；⑥采用“創建漁網”工具以500×500m 在研究區共提取到83 個點位及其TLI 值；⑦根據這83 個點位的TLI 值重新內插生成空間分布圖。

表2 軍山湖水中營養狀態評價標準Tab.2 Trophic status evaluation criteria in water of Junshan Lake

表3 2015—2017年軍山湖水中各監測點位營養狀態指數Tab.3 Nutritional status index of each monitoring point in water of Junshan Lake from 2015 to 2017

表4 2015—2017 年軍山湖水質營養狀態評價結果Tab.4 Trophic status evaluation of water in Junshan Lake from 2015 to 2017

經比較后“反距離權重”法插值結果精度更高（誤差在5%范圍內），根據上述方法生成了2015—2017年軍山湖全湖的綜合營養指數空間分布（圖2）。由圖2 可知：2015年僅養殖區域附近水體處于中營養狀態，其面積占47.5%；2016年在交叉點（S5）湖泊左右兩邊水體均屬于中營養狀態，2016年處于中營養狀態的水體面積繼續上升（占62.6%）；2017年中營養狀態的水體面積占78.3%，僅S1、S2、S3 三個點位附近水體處于貧營養，進一步說明軍山湖水體營養水平逐年上升，由2015年的貧營養為主演變為2017年的中營養為主，2017年貧營養水體面積僅占21.7%，S11 和S12 附近水體綜合營養指數均處于較高值，該部分水體轉化為輕度富營養等級的風險較大。

3 討論

本文結合Arcgis 與綜合營養狀態指數法揭示了軍山湖2015—2017年的營養狀態演變特征，結果表明：（1）軍山湖水體營養狀態等級由2015年的貧營養為主演變為2017年的中營養為主，營養水平逐年上升，綜合營養指數值中處于中營養等級的水體面積占比由2015年的47.5%升至2017年的78.3%；（2）軍山湖北半部分水質明顯優于南半部分，入口處與鄱陽湖堤壩附近水體三年內均處于貧營養狀態；（3）2017年軍山湖南半部分水體綜合營養指數值較高，轉化為輕度富營養等級風險較大。

2016年江西南昌軍山湖水體處于貧營養-中營養等級，這與匡武名等[17]的結論基本一致，但他們僅說明了軍山湖水體2016年的綜合等級，未闡述具體監測點的營養等級，筆者不僅得出了具體監測點水體營養等級，還分析了影響區域的水體面積占比。水體富營養化時水中氮、磷等營養物質過剩，營養物質輸入、輸出失衡引起浮游生物大量死亡，藻類等水生生物大量繁殖。氮磷比也是水體富營養化限制因子之一，氮磷比過高或者過低均抑制水體富營養化的發生，適宜藻類生長的氮磷比范圍雖大致一樣，但不同的研究區域還有一定的差別。限于篇幅，本文未探討適宜軍山湖藻類生長及繁殖的氮磷比，有待進一步研究。軍山湖水體在豐水期、枯水期、平水期污染物濃度相差不大，這與“水體中各營養物的含量隨季節變化較大”的結論有沖突，這是因為軍山湖由外界排入的污染物較少，與趙會等[19]研究結論基本一致。上文分析軍山湖Chla 與TN、TP呈顯著正相關，與匡武名等[17]研究結論一致，說明軍山湖TN、TP 的供應均有利于浮游植物的快速生長。推測雖然研究區內不同區域水產養殖種類不一，不同區域污染物濃度有一定差異，但全湖的TN/TP 始終處于適宜藻類生長繁殖的比例。

目前關于水體富營養化評價方法雖較多，但采用最多的還是環保部門和水利部門都認可的綜合營養指數法和營養狀態指數法[20，21]。這兩種方法所選取的評價因子雖然都一樣，但營養狀態指數法在計算時得先根據標準值求出各計算公式，計算相對較為復雜。當監測點位較少，收集的信息代表性不是強時，采用Arcgis 中“創建漁網”工具可有效解決這一問題。目前大部分水體富營養化的研究未分析各營養等級的面積占比。Arcgis 軟件具有強大的空間分析功能，被廣泛應用于各行各業[7]。Arcgis 與水體富營養化評價更深層次的結合運用也許是值得深入研究的課題。本文在生成空間分布圖時僅試探了“克里金插值”、“反距離權重插值”，最后決定選用“反距離權重插值”法內插出空間分布圖。該軟件中有很多種插值方法，而選用哪種插值方法會使結果精度更高還有待進一步研究。