2008～2022 年我國湖泊有機質相關指標時空演變

付 蕊,劉沙沙*,索誠宇,任 藝,吳豐昌(.北京科技大學能源與環境工程學院,北京 00083；.中國環境科學研究院,北京 000)

隨著工業化以及城市化進程的加快,重金屬污染[1]以及富營養化[2]等湖泊環境問題日益突出.“十二五”以來,我國水環境質量顯著改善,但是,部分湖泊有機質濃度仍呈現較高水平[3-6],且出現增加趨勢,成為制約其水質達標的關鍵因素.

水環境中有機質的來源以及環境行為復雜,人類活動產生的生活污水以及工業廢水的排放會直接使湖泊中有機質濃度驟增[7],同時會引起湖泊中的營養負載情況發生變化,影響系統內微生物的種群組成及其活動,從而影響有機質的生物降解過程[8].除此之外,湖泊的水環境條件(營養鹽[9],DO[10], pH[11]等)也會對有機質的濃度產生影響.此外,湖泊深度[7],水力停留時間[12],溫度[13],降水量[14]以及土地利用類型[15]等也會對有機質的生物地球化學循環過程產生影響.我國湖泊分布廣泛,自然地理條件差異較大,勢必影響其有機質的時空分布特征.化學需氧量(COD),高錳酸鹽指數(COD-Mn)和生化需氧量(BOD5)的變化可以間接了解我國水環境的有機污染狀況,并為水環境質量評價提供數據支撐[16-18].關于有機質的分布特征,國內外研究多集中于某個湖泊或流域[19-25],對于大尺度,長時間序列上的有機質時空演變特征研究較少.與此同時,詳細的水質監測信息及其分析對水質評價具有重要意義[26],并為探究有機質在大尺度上的時空分布特征提供了良好的數據支持.

本文基于2008～2022 年的水質監測數據,采用M-K 檢驗,相關性分析以及PCA 分析等數理統計方法探究有機質及相關營養指標在時間序列上的分布規律以及其空間異質性特征,以期闡明我國湖泊有機質濃度的區域性差異,為制訂科學及差異化的水環境質量標準提供理論依據.

1 材料與方法

1.1 數據來源

2008～2015 年的研究數據來源于中國水質周報數據,共計259 個斷面,數據記錄為45091 條(表1).數據信息包括站點名稱,所屬流域,所在水系,斷面情況,監測時間以及各監測項目的監測值.監測項目主要為:pH值,DO,氨氮(NH3-N),COD-Mn;2016～ 2022年4月的研究數據來源于中國環境監測總站的湖庫點位逐月監測數據,共計395 個斷面,數據記錄為20107 條(表1).獲取的數據信息包括水深,流量,電導率,透明度(SD),葉綠素(Chla)以及24 個《地表水環境質量標準》[GB3838-2002]中規定的基本項目.

表1 五大湖區具體信息Table 1 Detailed information of five lake-zones

本文涉及的監測項目為有機質相關指標以及湖泊營養狀態相關指標,有機質相關指標包括: COD,COD-Mn,BOD5,DO;湖泊營養狀態相關指標包括:NH3-N,TP,TN,SD,Chla.

1.2 分析方法

湖泊綜合營養等級評價按照《湖泊(水庫)富營養化評價方法及分級技術規定》[27].本研究采用R-studio 實現異常值和空值的不參與運算等的數據預處理,監測指標月均值和年均值的匯總以及相關性分析;通過origin實現時間序列上數據的可視化以及PCA分析;在ArcGIS 10.7中進行相關指標的空間異質性分析.

采用M-K 檢驗判定各個監測指標在長時間序列上的變化趨勢,在M-K 檢驗中,存在假設H0時間序列(x1,x2,…,xn)是n 個獨立的,同分布的樣本,以及雙邊備擇假設H1:對于所有的k, j≤n,且k≠j, Xj與Xk的分布是不相同的.則檢驗的統計量S:

其中:

式中:S 為正態分布,均值為0,方差VAR=n(n-1)(2n+5)/18.當n>10 時標準的正態統計量Z 由下式計 算:

在給定的置信水平α 下,若|Z|≥Z1-α/2,則原假設不被接受,隨著時間的變化,數據出現明顯的變化趨勢,Z>0 則體現上升趨勢,Z<0 則體現下降趨勢[28].

采用Pearson 相關性分析方法定性分析各指標的相關性.相關性分析中兩個重要的參數為Pearson相關系數(r 值)與顯著性水平(P 值).| r |越接近于1,表明兩變量的相關性程度越高,關系越密切.P 值是用于判斷樣本取得的相關性系數是否存在意義,P<0.05 或P<0.01 則認為兩個變量之間有顯著性關系.為了探究不同湖區有機質相關指標的分布差異,參照文獻中的劃分依據,將全國湖泊按照所處省份劃分為五大湖區:東部湖區,東北湖區,蒙新湖區,青藏高原湖區以及云貴湖區[15,29](表1),并采用PCA 對全國各湖泊的12 個監測指標數據進行“降維”處理,得出相應的主成分以及解釋度,量化全國湖泊水質空間異質性特征的驅動因素.

2 結果與討論

2.1 全國湖泊水質時間演變特征

2.1.1 有機質相關指標長時間序列演變趨勢 由圖1 可見,2016 年1 月～2022 年4 月,全國湖泊COD和BOD5變化范圍分別為 11.65～27.28mg/L、1.36～3.37mg/L.2008 年1 月～2022 年4 月,COD-Mn 和DO變化范圍分別為3.04～7.06mg/L、5.38～11.39mg/L.從變化趨勢上看,COD,BOD5與COD-Mn 基本一致,均呈現出先平穩后劇增的變化趨勢.在濃度上呈現COD > COD-Mn > BOD5.幾個指標中,DO 呈現一定的周期性變化趨勢,具體表現為夏季低,冬季高,并且最高值一般出現于12 月至次年的2 月;從整體上,DO 呈現穩步上升的趨勢,也在一定程度上證明了我國湖泊水環境的改善.

圖1 2008～2022 年COD,COD-Mn,DO 及BOD5月均值變化趨勢Fig.1 The trend of Monthly mean value of COD, COD-Mn,DO and BOD5 from 2008 to 2022

在年際變化M-K 檢驗上,DO 濃度變化趨勢Z值為4.707(P<0.001),通過了置信度為99%的顯著性檢驗(|Z|>2.58),呈現顯著的上升趨勢,以每年0.19mg/L 的速度增加(P<0.001).COD-Mn 濃度變化趨勢Z 值為-3.3651(P<0.001),通過了置信度為99%的顯著性檢驗(|Z|>2.58),呈現顯著的下降趨勢.2013～2015 年全國湖泊COD-Mn 出現了反常升高,3年均值較2012 年增加了0.75mg/L,2016 年后降低至3.63mg/L(圖2).值得注意的是,在2018 年后 CODMn 又出現了一定程度的上升趨勢,需要探究其背后的原因并遏制其上升趨勢.COD 與BOD5的整體變化趨勢類似,2016～2020 年呈現下降趨勢,于2021 年發生突變,濃度分別達到15.82 以及1.99mg/L(圖2).BOD5/COD 代表水體中可被微生物分解部分的比例,又稱可生化指數,當BOD5/COD>0.4 時,對應的可生化性較高[30-31].2018～2022 年,BOD5/COD 值從0.1079 增加至0.1347,代表可降解部分的有機質增加,因此這可能是全國湖泊有機質濃度增加的重要原因之一.

圖2 有機質相關指標年均值變化趨勢Fig.2 The trend of Annual mean value of organic matter related indicators

2.1.2 湖泊營養狀態相關指標時間長時間序列演變趨勢 由圖3 可見,2008 年1 月～2022 年4 月,NH3-N 變化范圍為0.09～1.23mg/L,均值為0.38mg/L.2016 年1 月～2022 年4 月,TP 變化范圍為0.03～0.12mg/L,均值為0.05mg/L;Chla 變化范圍為0.01～0.05mg/L,均值為0.02mg/L.NH3-N 年均值濃度變化趨勢Z 值為-4.6632(P<0.001),通過了置信度為99%的顯著性檢驗(|Z|>2.58),呈現顯著的下降趨勢,從2008 年開始以每年0.05mg/L 的速度下降(P<0.001),目前全國各湖泊氨氮濃度普遍低于0.15mg/L(國家地表水環境質量Ⅰ類標準)(圖4).“十二五”期間NH3-N 被列為重點防治指標,對該指標的減排起到了顯著成效.TP 濃度除2021 年6 月(0.12mg/L)以及8 月(0.11mg/L)出現的高濃度以外,其余月份濃度均處于0.03～0.10mg/L,符合國家地表水環境質量Ⅱ類水體標準.Chla 濃度基本穩定于0.01～0.03mg/L,變化較為平穩,其突變值與TP,COD,BOD5以及COD-Mn相同,出現于2021 年,表明湖泊中TP 濃度和藻類生物量增加可能與湖泊有機質濃度的增加有關.三指標未體現明顯的周期性特征.除NH3-N外,2021年各個指標均出現不同程度的升高(圖4),湖泊水環境質量呈現一定的走低趨勢,背后的原因需要進一步的探究.

圖3 2008～2022 年NH3-N,TP,Chla 月均值變化趨勢Fig.3 The trend of monthly mean value of NH3-N, TP and Chla from 2008 to 2022

圖4 NH3-N,TP 以及Chla 年均值變化趨勢Fig.4 The trend of annual mean value of NH3-N, TP and Chla

綜合營養指數TLI 變化范圍為45.58～59.52,全國湖泊營養狀態呈現中營養級以及富營養級.TLI與COD,COD-Mn 以及BOD5的變化趨勢基本相同,2016～2021 年前變化較為平穩,僅有7 個月份綜合營養指數超過50,并且超出率低于2%.2021年開始TLI開始大幅度的上升,截至2022 年4 月,已經有10 個月份的綜合營養指數超過50,呈現富營養級的狀態,并且在2021 年8 月達到了最高值59.52(圖5).TLI與COD 等有機質相關指標的變化協同性表明湖泊營養程度與湖泊有機質升高具有一定的相關關系.

圖5 2016～2022 年綜合營養指數TLI 月變化趨勢Fig.5 The trend of monthly mean value of TLI from 2016 to 2022

2.1.3 湖泊監測指標相關性 對全國湖泊逐月監測指標數據進行相關性分析發現,COD-Mn 與DO呈顯著負相關性(r=-0.50, P<0.05),與COD,BOD5,TP,NH3-N 以及Chla 均體現顯著正相關性(r>0.50,P<0.05);BOD5與TP(r=0.61, P<0.05)以及COD(r=0.77, P<0.05)呈現顯著強正相關性;COD 與TP(r=0.80, P<0.05)以及Chla(r=0.61, P<0.05)顯著強正相關;TP 與Chla 顯著強正相關(r=0.54, P<0.05)(表2).COD,BOD5與COD-Mn3 個監測指標都可描述湖泊還原性物質的濃度,因此體現了良好的強正相關性.DO 與其他其余6 指標均呈現顯著負相關性,與COD-Mn 相關性較強,DO 代表水中的溶解氧濃度,是水質評價中的關鍵指標,其值越高代表湖泊生態系統的環境質量越高.COD,BOD5與COD-Mn 作為湖泊中的耗氧物質的表征指標,故與DO 呈現負相關性.NH3-N 除與COD-Mn 體現顯著強相關性外,與其他指標的相關性較弱,在時間序列圖中也可直觀地看出,NH3-N 的變化趨勢與其他指標的協同變化不明顯.長江流域中NH3-N 與COD-Mn 也呈現顯著的正相關性[26],推測全國湖泊可能整體體現出NH3-N 與COD-Mn 同源的特征.

表2 COD-Mn,BOD5,COD,DO,NH3-N,TP 與Chla 相關系數Table 2 Correlation coefficient diagram of COD-Mn, BOD5,COD, DO, NH3-N, TP and Chla

COD 與TP 以及Chla 呈現的顯著正相關性表明湖泊營養程度和藻類生物量與COD 具有較好的響應關系,因此湖泊有機質的變化可能與藻類有機質的釋放密切相關.有研究表明,富營養化湖泊中,較高的營養鹽濃度促進藻類大量繁殖,進而釋放出大量藻源性有機質[32],與本文結果相一致.有機質的來源可分為外源以及內源,外源有機質主要是由人類活動產生的生活污水,工業廢水以及來自土壤,濕地,森林等生態系統的有機質等通過地表徑流,地下水以及降水等形式進入水體,也可稱為陸源有機質.內源有機質主要來自于藻類,水生植物以及微生物的代謝和死亡殘體分解等生命活動過程.相比于外源有機質,內源有機質腐殖化程度低,更易被生物降解,具有較高的生物可利用性[33-34].而本文發現BOD5確實與TP,Chla 正相關,進一步驗證了此觀點.以上結果表明,湖泊富營養化和藻類水華可能是影響我國有機質相關指標達標的關鍵因素.

綜合來看,湖泊有機質的升高的原因可能是湖泊富營養化以及藻類水華帶來的內源有機質的增加,但具體的貢獻度的量化指標以及分析方法仍需要進一步的研究.有機質不僅來源復雜,在湖泊水體中也會發生微生物降解,光降解,絮凝沉降以及吸附等環境行為,因此對其生物地球化學過程的研究存在一定的挑戰,未來對有機質的研究也會趨于與數理統計,建模,地理遙感等多學科交互[35],在很大程度上攻克其研究壁壘.

2.2 全國湖泊監測指標空間異質性分析

2.2.1 有機質指標及綜合營養指數空間異質性分析 在有效記錄的全國211 個湖泊中,COD 的7a 均值為15.08mg/L,符合國家地表水環境質量Ⅲ級標準.28 個湖泊的7a 均值COD 濃度較高,劣于Ⅲ類水體,主要分布在內蒙古自治區,云南省,新疆維吾爾自治區以及吉林省;其中青海湖,烏梁素海,草海以及白洋淀等17 個湖泊COD 均值為24.25mg/L,為Ⅳ類水體;貝爾湖,滇池等五個湖泊在COD濃度符合Ⅴ類水體標準;而達里諾爾湖,岱海,呼倫湖,莫莫格泡,杞麓湖以及異龍湖COD7a 均值濃度分別達到了208.50,123.00,82.97,60.32,41.24,53.80mg/L,被認定為劣V類水體,參照V 類水體標準限值40mg/L,其超標倍數分別為3.21,1.08,0.07,0.51,0.03 以及0.35(圖6).從COD 監測指標來看,全國湖泊達標水體,Ⅳ類水體,Ⅴ類水體,劣V 類水體占比分別為86.71%,8.1%,2.4%,2.8%.從流域的角度進行分析,滇池流域以及松花江流域的COD值較高,達到了30.73和21.53mg/L.由此反應出來的問題是:全國湖泊COD 整體濃度較低,超標湖泊占比較低,但是超標倍數高.

圖6 2016～2021 年全國湖泊COD,BOD5,COD-Mn,TLI 空間分布Fig.6 Spatial distribution of COD, BOD5, COD-Mn, TLI in China’s lakes from 2016 to 2021

全國湖泊BOD57a均值為1.80mg/L,符合Ⅱ類水體標準,污染程度與COD 相比較輕.查干湖,杞麓湖,異龍湖,岱海等九個湖泊BOD5監測數值超過了Ⅲ類標準限值.COD 濃度較高的湖泊對應的BOD5也呈現了較高的濃度水平.COD-Mn 7a 均值為3.52mg/L,符合國家地表水Ⅱ類水體標準,共16 個湖泊超過Ⅲ類水體標準限值.從COD-Mn 監測指標來看,全國湖泊達標水體,Ⅳ類水體,Ⅴ類水體,劣V 類水體占比分別為92.4%,4.7%,1.4%,1.4%.值得注意的是,達里諾爾湖,岱海,莫莫格泡,杞麓湖以及異龍湖的有機質相關監測指標均呈現了高濃度值. COD-Mn 可能來自工業廢水[36],城市生活污水排放[37],農業面源以及浮游植物[38]等,同時氣候的變化也會對湖泊內部污染物的釋放和外部污染物的傳輸產生影響[39].對于不同的湖泊,各種因素的貢獻度也不同,探究重點關注湖泊的COD-Mn 的影響因素對解釋我國部分湖泊有機質濃度高的科學問題存在重要意義.

2016～2021 年全國湖泊綜合營養指數變化范圍為14.42～69.39,貧營養級,中營養級,富營養級占比分別為8.5%,63.5%以及28.0%.在富營養化湖泊中,79.7%的湖泊屬于輕度富營養級,20.3%的湖泊屬于中度富營養級,無重度富營養級的湖泊.前文中提到的有機質相關指標濃度較高的5個湖泊(達里諾爾湖,岱海,莫莫格泡,杞麓湖以及異龍湖)對應的湖泊營養等級都是富營養級.王璐等提出由地表徑流而來的有機物以及營養鹽可能是造成達里諾爾湖水質較差的主要原因[40].對杞麓湖有機質相關指標的時間序列變化分析發現,6a 間杞麓湖有機質相關指標(COD,BOD5,COD-Mn)均超過Ⅲ類標準限值,而且2019 年后 COD 指標超過40mg/L,被定義為劣Ⅴ類水體(圖7(a)).研究表明,由于耕地,建設用地,林地等流域土地變化,杞麓湖富營養化程度逐漸加重[41],可能是導致有機質相關指標變化的重要原因.從2008 年開始,異龍湖狀態逐步從草類植物穩定向藻類穩定過渡[42].除2021 年外,異龍湖COD 濃度呈現下降趨勢,然而BOD5濃度卻持續上升(圖7(b)).研究表明異龍湖的營養負荷大幅度減少對于Chla 濃度的降低并無太多正向作用,湖體中的水生植被與浮游植物存在很強的交互作用[43].故推測內源有機質對異龍湖有機質濃度,營養狀態以及水質的影響可能更大.先前的研究與本文相互印證,證明了湖泊營養狀態在解釋有機質空間異質性特征上的重要作 用.

圖7 杞麓湖、異龍湖以及呼倫湖COD, BOD5 和COD-Mn年變化Fig.7 The annual changes of COD, BOD5 and COD-Mn in Qilu Lake, Yilong Lake and Hulun Lake

2.2.2 五大湖區有機質空間分布異質性探究 由圖8 可見,在特征值大于1 的基礎上提取出3 個主成分,解釋度分別為41.0%,15.0%以及12.3%,共反映了全國湖泊68.3%的原始信息(圖8).COD,COD-Mn,BOD5,TP,NH3-N,TLI 等指標對PC1 軸的貢獻較大,而DO 對PC2 軸的貢獻較大,因此PC1 正軸代表了有機質和富營養化程度增大的方向,而PC2 負軸代表了DO 增加方向.COD,COD-Mn 與BOD5在PC1軸上的負載最高(表3),且PC1 軸對全國湖泊水質的解釋度較大,表明有機質相關指標是影響全國湖泊水質的關鍵因子.此外,TN,TP 與COD,COD-Mn,BOD5呈現的正相關性(圖8)與前文Pearson 相關性分析結果一致,表明湖泊營養水平與有機質具有較好的相關關系,與Liu 等研究結果一致[32].

圖8 全國湖泊監測指標空間異質性PCA 結果Fig.8 Principal component analysis results of spatial heterogeneity of monitoring indicators in China’s lake from 2016 to 2022

表3 各監測指標主成分負載統計Table 3 Loadings of each indicator on the principal components

從樣點分布上看,不同湖區的樣點并未展現出較好的空間分布異質性.但是根據不同湖區在PCA 圖上的分布走向,蒙新湖區與COD-Mn,COD,BOD5,TP,TN等指標增加的方向一致(圖8),表明該類指標對蒙新湖區的水質影響尤為突出.有研究表明,溶解性總固體為內蒙古內部典型湖泊水質的主要特征因子,其中巴丹湖,岱海,呼倫湖以及烏梁素海等湖泊的問題較為突出[44].岱海的有機質成分穩定,并且結構復雜,多是難降解的,人類活動等外源可能對有機質濃度的變化影響顯著[45].2016～2020 年,呼倫湖COD 濃度長期高于40mg/L,被認定為劣Ⅴ類水體(圖7(c)).呼倫湖表層水體有機污染程度較高,并分析其有機質直接來源主要是生活污水,工業廢水的排放以及化石燃料的燃燒等人類活動,同時沙漠化導致的風滾草的分解產物的增加是有機質的一個主要的間接來源[6].蒙新湖區多高原湖泊,在治理力度不斷加大的背景下,高原湖泊的氮,磷的監測指標均有所降低,但是有機質相關指標呈現上升趨勢.對于我國高原湖泊有機質濃度高的問題,可能與其特殊的自然地理條件有關.有研究報道,高原湖泊微生物群落豐度較高[46],而較高的微生物泵效應可產生更多難降解有機質,從而增加湖泊有機質的量.此外,高原湖泊如內蒙古湖區草原植被茂盛,周邊雨水淋溶作用也可將大量草源性有機質帶入湖中,使得有機質增加[47].另一方面,人類活動程度增加,會導致陸源有機質等外源有機質輸入增加,湖泊內部有機質腐殖化程度加劇[48],并且隨著時間的發展,外源有機質以及周邊農田氮磷肥的輸入也會影響湖泊內部的營養狀態,使內源有機質增加[49].而湖泊自然地理要素特征與人類活動要素的貢獻孰輕孰重,還需進行進一步的研究,才能實現精準治污,促進我國湖泊生態環境總體改善.

3 結論

3.1 2008～2022 年,全國湖泊 DO 濃度以每年0.19mg/L 的速度增加(P<0.001),從 2008 年的7.09mg/L 增加至2022 年的10.04mg/L, COD-Mn 濃度從5.86mg/L 下降至3.17mg/L,我國湖泊水環境質量整體改善.然而COD,COD-Mn,BOD5,TLI 與Chla濃度近年來出現波動,且有增加趨勢.

3.2 相關性分析結果表明,COD-Mn 與TP,NH3- N以及Chla 均呈現顯著正相關性(r>0.50, P<0.05);BOD5與TP 呈現顯著強正相關性(r=0.61, P<0.05);COD 與TP(r=0.80, P<0.05)以及Chla(r=0.61, P<0.05)顯著強正相關,表明TP 濃度和葉綠素濃度可能是影響我國湖泊有機質變化的關鍵因素.

3.3 在空間尺度上,COD,COD-Mn 與BOD5等有機質相關指標為影響全國湖泊水質空間異質性特征的主要因素.且有機質濃度較高的湖泊地理分布較為明顯,主要集中于蒙新湖區和云貴高原湖區,可能與其特殊的自然地理因素有關,但有待進一步深入研究.

3.4 應考慮減少外源營養鹽匯入,控制湖泊富營養化程度與藻類水華.建議基于我國湖泊特殊的自然地理環境,制定差異化的地表水環境質量標準,以實現我國湖泊的精準管控.