滇池水質及營養狀態時空變化特征

黃 杰，王 英 才，鄧 曉 慶，施 擇，楊 春 艷

(1.生態環境部長江流域生態環境監督管理局 生態環境監測與科學研究中心，湖北 武漢 430010； 2.云南省生態環境監測中心，云南 昆明 650034)

0 引 言

滇池是云南省境內最大的天然湖泊，屬長江流域金沙江水系，素有高原明珠的美譽[1-2]，兼有昆明市城市供水、工農業用水、旅游、航運、水產養殖、氣候調節等功能，對昆明市的經濟社會發展起著至關重要的作用。滇池位于昆明市西南郊，東南臨呈貢、晉寧兩縣，西北近西山、官渡兩區，湖泊面積298 km2，湖容量12.9億m3，湖體弓形，背向東，南北長40 km，東西寬12 km，平均湖面寬度7.5 km，湖岸線長164.3 km，湖底由北向南傾斜，坡底平緩，中部較平，屬典型淺水湖泊，最大水深10.9 m，平均水深4.4 m[3]。

滇池湖體由海埂分南北兩區，北部湖區稱草海(10.8 km2)，南部湖區是滇池的主體部分，稱外海(298.2 km2)[3-5]。滇池湖區無大江大河的良好水源注入，自凈能力有限。滇池湖水主要依賴地表徑流和湖面降水補給，流域面積小，水資源少，無過境水補給，主要入湖河流有位于東北部的盤龍江、東白沙河、寶象河、馬料河，東部的洛龍河、撈魚河、梁王河，東南部的大河、柴河和西南部的東大河等，西部來水全為短小溪流。湖水出流位于西南部的海口河，建有節制閘，出流經螳螂川下注普渡河，最終匯入金沙江[1-2]。

湖泊的壽命從幾千年至幾百萬年不等，大致可以分為青春期、成年期、老年期和衰退期[4]。滇池是典型的老年期湖泊，在自然條件下湖體的演變歷程相對緩慢，而滇池周邊社會經濟的快速發展所產生的破壞與污染加速了滇池的演變，滇池水質惡化及水體富營養化問題成為滇池治理過程中的一大難題[6-9]。

“十二五”和“十三五”期間國家和地方政府圍繞滇池開展了一系列治理工程[10-12]。牛欄江-滇池補水工程作為云南省水資源優化配置的重大工程，自2013年12月28日投入運行以來，截至2019年3月底總調水量已達30.41億m3。以滇池約15億m3的庫容來計算，牛欄江-滇池補水工程相當于補充了2個滇池庫容的水量(http：∥www.gov.cn/xinwen/2019-04/23/content_5385476.htm)。湖泊水質的時空動態格局是湖泊治理成效最為真實的反映。本研究通過整理近10 a(2011～2020年)滇池水質監測數據，分析滇池水質的年際變化特征，探討滇池富營養化問題的解決策略，為滇池水生態環境保護治理提供理論支持。

1 材料與方法

1.1 研究區域與監測點位

研究區域為滇池(24°40′～25°02′N，102°36′～102°47′E)的草海及外海水域。監測點位共10個(見圖1)，包含位于外海的8個監測點位，分別為灰灣中(HWZ)、觀音山西(GYSX)、觀音山中(GYSZ)、觀音山東(GYSD)、滇池南(DCN)、海口西(HKX)、羅家營(LJY)、白魚口(BYK)；位于草海的斷橋(DQ)和草海中心(CHZX)2個監測點位。采樣點深度為水下0.5 m，2011～2020年期間，每月進行一次監測。監測指標包括葉綠素a(Chl-a)、水溫(T)、pH、電導率(σ)、透明度(SD)、溶解氧(DO)、高錳酸鹽指數(CODMn)、五日生化需氧量(BOD5)、化學需氧量(COD)、氨氮(NH3-N)、總氮(TN)、總磷(TP)等。

圖1 滇池水質監測點Fig.1 Water quality monitoring sites in Dianchi Lake

1.2 研究方法

本研究所有監測點位均為地表水國控斷面，監測數據由云南省生態環境監測中心提供。樣品采集、測量、監測數據處理及質量控制嚴格按照GB 3838-2002《地表水環境質量標準》、SL 219-2013《水環境監測規范》、HJ/T 91-2002《地表水和污水監測技術規范》、GB/T 14581-93《水質 湖泊和水庫采樣技術指導》、總站水字[2019]603號《地表水總磷現場前處理技術規定(試行)》等相關水質監測技術規范要求進行。監測單位具備相關監測資質及各監測項目的計量認證資格。

滇池富營養狀況使用綜合營養狀態指數法(trophic level index，TLI)進行評價，該指數是以Chl-a、TN、TP、SD、CODMn為基礎的綜合評價指標[13-14]。

使用SPSS20.0軟件進行統計分析。使用獨立樣本t檢驗進行組間均值的差異性檢驗，顯著性水平設置為0.05。使用雙尾Pearson相關分析解釋水質參數之間的相關關系。本研究使用平方歐幾里得距離的Ward方法(Ward’s method with squared Euclidean distances)來衡量組間相似性，將10個樣點的TN、TP及Chl-a數據進行層次聚類分析。

2 結果與分析

2.1 滇池Chl-a、TP、TN的年度變化

根據滇池水域10個水質監測點位監測數據，分別對草海和外海的Chl-a、TP、TN的年際變化進行箱線圖分析，滇池水域Chl-a、TP、TN濃度變化趨勢見圖2及圖3。

圖2 草海水域Chl-a，TP，TN年度變化Fig.2 Temporal changes of Chl-a，TP，TN in Caohai Lake

圖3 外海水域Chl-a，TP，TN年度變化Fig.3 Temporal changes of Chl-a，TP，TN in Waihai Lake

Chl-a、TP、TN的濃度范圍由各監測斷面10 a間所有月度監測數據排序獲得，圖2以草海2個監測斷面的月度平均值為基礎進行繪制，圖3以外海每年8個監測斷面的月度平均值為基礎進行繪制。

草海水域，Chl-a、TP、TN的濃度范圍分別為0.002～1.012，0.030～0.718，0.20～9.97 mg/L。草海水域近5 a(2016～2020年)Chl-a濃度與2011～2015年比較相對較低且保持相對穩定，TP呈現持續下降趨勢；TN在2011～2017年之間呈現波動下降趨勢，而2018～2020年之間TN濃度有所反彈。

外海水域，Chl-a、TP、TN的濃度范圍分別為0.003～0.589，0.015～0.491，0.35～9.70 mg/L。外海水域Chl-a濃度近10 a保持相對穩定，TP濃度呈現持續下降趨勢。2011～2018年，外海TN濃度持續下降，而2019～2020年TN濃度有所上升。

2.2 水質參數間的相關關系

各水質參數(Chl-a、T、pH、σ、SD、DO、CODMn、BOD5、COD、NH3-N、TN、TP)之間的相關關系如表1所列。結果表明：Chl-a與BOD5、TP等參數呈顯著正相關。

2.3 滇池Chl-a、TP、TN的空間分布格局

結果顯示：草海水域Chl-a、TP、TN濃度均值分別為0.097 58，0.162 67，4.195 8 mg/L；外海水域Chl-a、TP、TN濃度均值分別為0.068 04，0.115 57，1.724 2 mg/L。草海水域的Chl-a、TP、TN濃度均顯著高于外海水域(t檢驗，p<0.01)，這表明草海水域的水質狀況比外海水域要差。聚類分析將滇池10個監測點位分成2類，類別1為外海8點位，類別2為草海2點位。聚類分析結果表明，滇池水域草海與外海水質存在較大差異，但草海與外海內部水質已呈現均質化(見圖4)。

2.4 滇池綜合營養狀態指數年際變化

草海水域的綜合營養狀態指數(均值=64.583，標準差=7.146)顯著大于外海水域(均值=62.913，標準差=4.649)的綜合營養狀態指數值(t檢驗，p<0.01)。整體來看，2011～2015年滇池草海水域的綜合營養狀態指數較高且保持相對穩定，在2016～2020年之間表現為先下降后上升的趨勢。外海水域綜合營養狀態指數在2011～2016年間持續下降，2017年突然躍升，2018年下降至10 a間最低水平后又逐漸上升(見圖5)。

表1 滇池水質參數間的相關系數Tab.1 Correlation coefficients between the environmental variables in Dianchi Lake

圖4 滇池10個監測點位葉綠素a、總氮、總磷聚類樹狀圖Fig.4 Cluster Dendrogram of Chl-a，TN，TP at 10 sampling sites

圖5 滇池草海及外海綜合營養狀態指數年際變化Fig.5 Temporal changes of TLI in Caohai Lake and Waihai Lake

3 討 論

3.1 滇池水質及富營養化控制效果分析

滇池流域以約占云南省0.75%的土地面積承載了全省約23%的GDP和8%的人口，是云南省人口高度密集、城鎮化程度最高的地區，污染排放超過了環境承載力。加之滇池本身自凈能力弱，環境承載力有限，使得滇池水污染嚴重，富營養化問題日益突出，水華時有發生。經過近10 a綜合治理，滇池外海水質由2011～2015年的劣Ⅴ類轉變為2016～2020年的以Ⅳ，Ⅴ類為主；營養狀態由2011～2015年的中度富營養轉變為輕度-中度富營養(見表2)。滇池草海水質由2011～2015年的劣Ⅴ類轉變為2016～2020年的Ⅳ，Ⅴ類；營養狀態由2011～2015年的中度-重度富營養轉變為2016～2020年的輕度-中度富營養(見表2)。

表2 滇池水域水質及綜合營養狀態指數年度變化Tab.2 Water quality and TLI of Danchi Lake for each year

聚類分析結果反映出滇池水域草海與外海水質存在較大差異，但草海與外海內部水質已呈現均質化。這可能跟近期的牛欄江-滇池引水工程加速了滇池水體的循環速度，促進了水體流動有一定的關系。據新華社報道，自2013年12月28日投入運行以來，牛欄江-滇池補水工程截至2019年3月底總調水量已達30.41億m3，相當于2個滇池的庫容(http：∥www.gov.cn/xinwen/2019-04/23/content_5385476.htm)，補水對于滇池水體加快水流速度，改善水體循環顯然具有一定的作用。亦有研究表明，滇池引入牛欄江水后TP和TN含量明顯降低，滇池富營養化程度和水質狀況得到改善[10]。牛欄江引水工程的實施可能是本研究發現的滇池近年富營養化狀況及水質得以改善的主要原因之一。

本研究表明草海水域的Chl-a、TP、TN、TLI等指標濃度較外海水域高，這可能跟草海污染物濃度本底值較高有一定的關系。草海西園隧道工程自1996年運行后，原本排入外海的污水不斷進入草海，草海TP、TN、CODMn等指標快速上升，使草海水質惡化，明顯較外海水質差[10]。

滇池流域目前開展多項措施推進滇池水環境綜合治理，包括推進經濟結構轉型升級、完善污染物控制體系、提高水資源利用效率、開展水環境綜合治理與保護、提升監管能力等措施[15-16]。隨著環湖截污、外流域調水與節水、入湖河道整治、農業農村面源污染治理、生態修復與建設、生態清淤工程等多項治理措施分步有序推進與逐步落實[10]，滇池水質及富營養狀態發生了好轉的趨勢。尤其是引牛欄江水入滇池后明顯地降低了滇池中TP和TN含量，降低了滇池富營養化程度，改善了滇池的水質[10，17]。值得注意的是，近幾年草海及外海的TLI、TN均有反彈的趨勢，而滇池年度水質波動的主要因素亦是富營養類污染物[18]，由此可見滇池的治理仍然是一個艱巨的工程，需進一步加強綜合治理措施，鞏固治理成果。

3.2 營養鹽對滇池富營養化的影響

Chl-a能夠反映出浮游植物現存生物量[19]，是衡量水體初級生產力及反映水體富營養化程度的主要指標[20]。雖然滇池草海及外海綜合營養狀態指數近5 a有所下降，但草海及外海Chl-a濃度仍處于較高水平，尤其外海的Chl-a濃度未發生顯著變化。這反映出草海及外海水域浮游植物密度仍處于較高水平，仍存在較高水華暴發的風險。

相關性分析結果表明，滇池水域Chl-a與BOD5及TP等顯著相關，進一步說明磷對滇池富營養化起到至關重要的作用。諸多研究表明，氮磷的比值與藻類生長直接相關，藻類生長正常代謝所需的氮磷比為7；當氮磷比大于7時，磷可能是限制性營養鹽；當氮磷比小于7時氮可能是限制性營養鹽[21]。本研究結果顯示，草海水域氮磷比均值為25，外海水域為15，這表明磷可能是滇池水域藻類生長的限制性營養鹽。因此，滇池富營養化控制，仍需要進一步加強控磷措施。但富營養化的淺水湖泊存在氮磷雙限現象，且滇池水域氮磷本底值均較高，淺水湖泊需要在控磷基礎上協同控氮，加速湖泊的恢復與水質的改善[22-23]。本研究發現，滇池總磷近年有所下降，但總氮近幾年有反彈上升的趨勢，從氮磷協同控制的角度，接下來應進一步加強滇池水域總氮的控制力度。

滇池水體富營養化程度與滇池流域人口、昆明市GDP密切相關，流域人口的增加及經濟發展是滇池水體富營養化的主要原因[24]。21世紀初草海匯水區城鎮擴張、人口和 GDP 產值的快速增長導致草海污染物濃度大幅增加，而河流截污工程、農業農村面源污染的有效控制使得外海水域的氮磷上升不明顯，甚至有所下降[9]。本研究的結果也表明，滇池水域近5 a氮磷濃度較2011～2015年有所降低，這表明這些措施也取得了一定的效果，得益于滇池治理力度的加強[25]。

3.3 滇池治理策略展望

在富營養化相關的主要營養鹽指標總體降低的前提下，滇池尤其是外海水域近10 a Chl-a濃度保持較高水平且未發生顯著變化，這在一定程度反映出滇池浮游植物豐度仍較高且未得到有效控制，滇池生態系統結構和功能尚待進一步恢復。

20世紀中葉以來至21世紀初，隨著滇池流域水質污染及人類活動影響的加劇，滇池水生生物各類群種群組成及生態系統結構漸趨于簡單，生態系統功能逐漸退化甚至喪失[3]。1980年以前，滇池Chl-a濃度較低，浮游植物細胞密度不到106cells/L，2000年以后，浮游植物細胞密度已達108cells/L[26-27]，藍藻門微囊藻屬占絕對優勢[3]。與1980 s相比，2000年后，浮游動物生物量大幅下降，滇池浮游動物與浮游植物生物量的比例下降了2個數量級[27]。1980年至今，滇池底棲動物物種數也顯著降低，目前滇池底棲動物主要由極度耐污的寡毛類組成[3]。滇池大型水生植物種類數和多樣性顯著減少，物種數由1950 s的40余種下降至2000年后的10余種，一些不耐污種類(如海菜花[2])完全消失，分布面積及生物量迅速下降，水生植被覆蓋度由1950年的85%降低至2000年后的接近0[27]，建群種單一化，耐污染、抗風浪的高體型沉水植物成為優勢種[3]；滇池魚類種群受到生態系統變化及引種影響，發生較大改變，在1957年調查中滇池有23種土著魚類，1990年后僅剩4種[2，27]。

污染源控制及水生生態系統結構與功能的恢復是滇池水質及富營養化狀況能夠得到根本改善的必由之路。滇池水域應進一步加強水生生態系統結構和功能的恢復，增強滇池水生生態系統的穩定性及自凈能力。建議開展以下措施：① 徹底、準確地識別污染源，控制和減少過量的外部營養物流入湖泊；② 退耕還湖，恢復濱帶自然狀態，促進大型植物恢復；③ 通過生物操縱[26，28]手段，調整魚類群聚的種群結構，增加浮游動物數量，達到控制浮游植物生物量的目的[27]。

大型淺水湖泊富營養化的治理，需要多學科交叉，特別是基于湖泊-流域系統的氣象水文、生物地球化學和生態學的學科交叉，既要注重湖泊流域相結合，還需要重視自然科學和人文科學的有機融合[22]。“十四五”期間滇池治理任務仍然艱巨，要發揮現有治理措施的優勢，進一步強化滇池流域營養鹽相關指標的源頭控制，依據現階段治理成效評估階段性措施的優勢與不足，并通過合理的生態系統修復措施，逐步恢復滇池水生生態系統結構與功能。

4 結 論

利用2011～2020年之間滇池草海2個監測點位及外海8個點位的監測數據，分析了葉綠素a、總磷、總氮、綜合營養狀態指數的時空變化特征，得出結論如下：

(1) 總氮、總磷濃度在時間上呈現減小的趨勢，空間上草海區域大于外海區域，總體水質有所改善，但總氮濃度近年有上升趨勢；

(2) 綜合營養狀態指數總體呈現下降趨勢，但近年有反彈趨勢；

(3) 草海及外海的葉綠素a濃度年度變化不大，存在較高水華暴發的持續風險。