曾華獻，王敬富 ，李玉麟3，陳敬安，金祖雪,4，賀康康,4，楊小紅,4

(1：中國科學院地球化學研究所環(huán)境地球化學國家重點實驗室，貴陽 550081) (2：中國科學院大學，北京 100049) (3：貴陽市兩湖一庫環(huán)境保護監(jiān)測站，貴陽 551400) (4：貴州大學資源與環(huán)境工程學院，貴陽 550025)

湖泊富營養(yǎng)化是指在自然因素和人類活動的影響下，大量營養(yǎng)鹽輸入湖泊水體，使湖泊逐步由生產力水平較低的貧營養(yǎng)狀態(tài)轉向生產力水平較高的富營養(yǎng)狀態(tài)的一種現(xiàn)象[1]. 影響湖泊水質的自然環(huán)境包括水文及水動力、流域特征、水生生物、氣候變化等[2]，人類活動主要有人口狀況、經濟發(fā)展水平、土地利用結構、生態(tài)和水利工程及水資源開發(fā)利用狀況等[3]. 人類活動產生的污染物往往不經處理向自然環(huán)境排放，這可能是造成水質惡化的一個因素[4]. 人類活動影響下的水體富營養(yǎng)化、有機污染等是云貴高原湖泊污染的主要驅動因子，其受污染程度與沿岸人民的生產生活強度密切相關[5]. 湖泊富營養(yǎng)化導致水庫老化速率增加、造成下層水體缺氧、改變水體顏色等，通過污染源管理等措施，可減輕湖泊的污染負荷，減少養(yǎng)分輸入[6].

紅楓湖水庫具有供水、發(fā)電、養(yǎng)殖、防洪、旅游及調節(jié)自然生態(tài)環(huán)境等多種功能，在貴州省國民經濟和社會發(fā)展中發(fā)揮著重要作用[7]分析紅楓湖長時間尺度的水質變化情況及影響因素，對流域污染控制、生態(tài)環(huán)境保護具有重要意義[8]. 1990s以來，紅楓湖水體富營養(yǎng)化逐漸加劇. 1999年實施以削減氮、磷入湖排放量為目的的綜合治理一期工程后，紅楓湖水體富營養(yǎng)化得到有效控制[9].富營養(yǎng)化導致水體中浮游植物迅速增殖，而水體葉綠素a(Chl.a) 濃度是表征浮游植物生物量和指示湖泊富營養(yǎng)化程度的一個重要指標，在富營養(yǎng)化湖泊中，Chl.a濃度直接與浮游植物生物量相對應[10]. 本文利用貴陽市兩湖一庫環(huán)境保護監(jiān)測站2009-2018年監(jiān)測的紅楓湖逐月水質數(shù)據(jù)，分析紅楓湖10年來水質變化特征，結合兩湖一庫環(huán)境保護監(jiān)測站提供的水文氣象數(shù)據(jù)，研究水體Chl.a濃度和營養(yǎng)鹽、水文氣象條件的關系，以期為紅楓湖的水環(huán)境治理和水資源開發(fā)利用提供數(shù)據(jù)支撐.

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)域概況和采樣方法

紅楓湖是貴州省最大的高原人工湖泊之一，位于貴州省清鎮(zhèn)市(26°26′～26°35′N, 106°19′～106°28′E)，湖區(qū)主要由北湖和南湖組成，上至羊昌河，下到偏山寨[11]，地處貴州中部烏江主要支流貓?zhí)拥纳嫌危饔蛎娣e1596 km2，總庫容6.01億m3，平均水深10.15 m[12]. 紅楓湖設計正常高水位1240.00 m，死水位1227.50 m，枯水期 (12-2月) 1228 m，漲水期 (3-5月) 1237 m，豐水期 (6-8月) 1233 m，平水期 (9-11月) 1230 m. 紅楓湖流域屬于亞熱帶季風濕潤氣候帶，年均氣溫14.4℃ (4.1～22.7℃)，年均降水量1174.7～1386.1 mm，供水量占貴陽市主城區(qū)用水量的70%[8].

貴陽市兩湖一庫環(huán)境保護監(jiān)測站在紅楓湖布設7個采樣點 (圖1)，分別為來水河流匯合處三岔河 (SCH)、后午 (HW)、西郊水廠 (XJSC)、南湖與北湖交界處花魚洞 (HYD)、大壩 (DB)、腰洞 (YD)、北湖主要河流入口偏山寨 (PSZ). 2009-2018年對上述采樣點進行逐月水質監(jiān)測，監(jiān)測指標包括總氮(TN)、總磷(TP)、氨氮(NH3-N)、氟化物、Chl.a濃度、溶解氧(DO)、高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)、糞大腸菌群、水溫、pH、透明度(SD)共11項，均由貴陽市兩湖一庫環(huán)境保護監(jiān)測站測定. 水文氣象數(shù)據(jù)也由貴陽市兩湖一庫環(huán)境保護監(jiān)測站提供，包括2009-2018年紅楓湖逐日水位數(shù)據(jù)，2010-2015年紅楓湖逐日氣象數(shù)據(jù)，包括日照時數(shù)、云量、氣壓、氣溫、降雨量、風速、風向、濕度、蒸發(fā)量共9項.

圖1 紅楓湖監(jiān)測點分布Fig.1 Distribution of sampling sites in Lake Hongfeng

1.2 富營養(yǎng)化指數(shù)評價方法

目前我國湖泊富營養(yǎng)化評價指標已形成共識，選擇反映水庫藻類數(shù)量的Chl.a濃度作為主導評價參數(shù)，與Chl.a濃度有顯著相關關系的TN、TP、CODMn、SD等作為富營養(yǎng)化評價基本因子[13]. 富營養(yǎng)化評價方法多樣，主要有營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)法、修正的營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)、綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù) (TLI)、營養(yǎng)度指數(shù)法和評分法[1]. 本研究采用綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)法進行水質評價，該方法應用廣泛，評價結果準確性較高[14].

綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的計算公式為[1]：

(1)

(2)

TLI(TP)=10 ×[9.436 +1.624 ln (TP)]

(3)

TLI(TN)=10 ×[5.453 +1.694 ln (TN)]

(4)

TLI(CODMn) =10 ×[0.109 +2.661 ln (CODMn)]

(5)

TLI(SD)=10 ×[5.118 -1.94 ln (SD)]

(6)

TLI(Chl.a)=10 ×[2.5 +1.086 ln (Chl.a)]

(7)

式中，TLI(Σ) 代表綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)，Wj代表第j種參數(shù)的營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的相關權重，TLI(j) 代表第j種參數(shù)的營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)，rij為第j種參數(shù)與Chl.a的相關關系 (表1) ，m代表參評參數(shù)個數(shù)；公式(3)～(7) 為各項目營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的計算公式，其中SD的單位m，Chl.a的單位是mg/m3，其余單位均為mg/L. 為了說明湖泊富營養(yǎng)狀態(tài)情況，采用0～100的一系列連續(xù)數(shù)字對湖泊營養(yǎng)狀態(tài)進行分級(表2).

表1 湖泊水體Chl.a濃度與其他參數(shù)之間的相關關系[15]

表2 湖泊營養(yǎng)狀態(tài)分級[13]

1.3 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計方法

水質指標采用 Excel 2010軟件計算出的每月7個采樣點監(jiān)測數(shù)據(jù)的數(shù)學平均值，水文氣象因子采用Excel 2010軟件計算出的每月監(jiān)測數(shù)據(jù)的數(shù)學平均值，相關性分析采用 SPSS 24軟件的Pearson相關系數(shù)法完成，圖像采用OriginPro 2017軟件繪制.

2 結果與討論

2.1 2009-2018年紅楓湖水質變化趨勢

2009-2018年紅楓湖逐月水質變化如圖2所示. 紅楓湖水體逐月TN濃度波動較大 (0.56～2.80 mg/L)，最低值出現(xiàn)在2011年9月，最高值出現(xiàn)在2010年7月. 1-12月紅楓湖逐月水體TN濃度均值分別為1.44、1.40、1.47、1.49、1.26、1.45、1.93、1.59、1.18、1.36、1.34和1.21 mg/L，春夏季高于秋冬季，其中又以夏季濃度最高. 夏季紅楓湖處于豐水期，降雨量增多使地表徑流增大，導致地表化肥大量流失，造成TN濃度的增高[16]. 夏季高溫導致沉積物中的氮礦化速率加快，在風浪的擾動下水體中TN濃度升高，冬季水溫較低，水體中懸浮顆粒物溶解度下降有利于其沉積，進而水體中TN濃度降低[17]. 水體TN濃度最高值一般出現(xiàn)在春夏季，其中2010、2012、2014-2018年出現(xiàn)在7月，其余年份出現(xiàn)在3、4月. 水體TN濃度最低值一般出現(xiàn)在秋冬季，其中2010、2012、2015、2017年最低值出現(xiàn)在5、6月，在7月均回升到最高值，其余6年出現(xiàn)在秋冬季. 十年間紅楓湖水體TN濃度年均值呈現(xiàn)雙峰值 (1.13～1.78 mg/L)，2010年達到峰值后快速下降，2011-2014年連續(xù)緩慢上升至第2個峰值(1.63 mg/L)后呈下降趨勢，2018年小幅上升到1.28 mg/L，較2010年的峰值下降了28%.

紅楓湖水體逐月TP濃度波動較大 (0.016～0.103 mg/L)，最低值出現(xiàn)在2014年2月，最高值出現(xiàn)在2009年11月. 1-12月紅楓湖水體TP濃度均值分別為0.035、0.029、0.028、0.033、0.037、0.040、0.042、0.030、0.030、0.031、0.035和0.036 mg/L，夏季濃度略高于冬季. 溫度影響微生物活性和藻類的降解，進而影響磷的釋放，通常高溫下沉積物磷釋放量比低溫時高[18]，夏季沉積物向上覆水釋放磷速率也高于冬季，可能由于在夏季湖水底層的還原環(huán)境下沉積物表層的早期成巖作用生成磷酸鹽進入孔隙水而促進了沉積物向上覆水體釋放磷[19]. 紅楓湖沉積物中磷負荷較高，在短時間內就能累積以活性磷形式存在的磷，隨著環(huán)境因子的改變，極有可能出現(xiàn)底泥二次污染[20]. 2010年2月開始，TP濃度大幅下降，2011年5月、2013年4-7月有小幅上升，其余時間TP濃度均處于較低水平，總體呈下降趨勢. 就年均值而言，2009年TP濃度達到峰值0.078 mg/L(Ⅳ類水質)，2013年小幅上升達到0.040 mg/L(Ⅲ類水質)，2014-2018年有小幅波動(0.020～0.026 mg/L)，較2009年的峰值下降67%.

NH3-N濃度的變化趨勢與TP濃度相似，逐月濃度波動較大 (0.007～0.710 mg/L)，最低值出現(xiàn)在2018年11、12月，最高值出現(xiàn)在2009年10月. 1-12月紅楓湖逐月水體NH3-N濃度均值分別為0.101、0.100、0.134、0.152、0.095、0.095、0.065、0.075、0.084、0.140、0.066和0.070 mg/L，春季>冬季>秋季>夏季. 相關研究表明紅楓湖水體NH3-N分布呈現(xiàn)出夏季>冬季>秋季的規(guī)律，主要由于降水量和徑流量對氮濃度影響較大[21]，與本文研究存在差異，可能存在其他因素對紅楓湖水體NH3-N濃度起作用，需要進一步研究. 就年均值而言NH3-N濃度整體呈下降趨勢，2009年達到峰值0.25 mg/L (Ⅱ類水質) 后快速下降，2013年小幅上升達到0.12 mg/L(Ⅰ類水質)，2014-2018年在較低水平波動 (0.024～0.090 mg/L).

紅楓湖水體逐月Chl.a濃度波動較大 (0.8～38.9 mg/m3) ，最低值出現(xiàn)在2010年4月，最高值出現(xiàn)在2011年6月. 1-12月水體Chl.a濃度均值分別為4.96、6.03、5.24、9.94、13.16、18.25、18.31、11.23、12.20、7.94、6.33和6.00 mg/m3，夏季>春季>秋季>冬季. 十年間Chl.a濃度最高值均在6、7月出現(xiàn)，年內先上升后下降. 春季浮游植物處于快速生長期，營養(yǎng)鹽的大量消耗明顯抑制其生長，此時Chl.a濃度相對較低. 夏季浮游植物生長穩(wěn)定，營養(yǎng)鹽限制得到緩解，浮游植物生物量上升較快，導致水體中Chl.a濃度顯著升高. 秋季浮游植物處于衰退期，Chl.a濃度逐漸降低[22]，冬季浮游植物處于休眠期，導致Chl.a濃度最低[23]. 就年均值而言，整體呈下降趨勢，2011年達到峰值18.1 mg/m3，2011-2014年急劇下降至6.4 mg/m3，2017年降到10年內最低值4.4 mg/m3，較2011年的峰值下降了76%，2018年上升到8.9 mg/m3.

圖2 2009-2018年紅楓湖主要水質指標變化趨勢Fig.2 The variations of the water quality indexes of Lake Hongfeng from 2009 to 2018

詹蘇等[24]對2003-2009年紅楓湖水體的富營養(yǎng)化特征進行分析，結果表明這7年間水體TP濃度為0.005～3.91 mg/L，TN濃度為0.71～5.99 mg/L，與本文數(shù)據(jù)相比，2009-2018年紅楓湖的TP、TN濃度明顯降低. 2003年以來紅楓湖水體TP濃度超標主要分兩個階段，第1階段為羊昌河斷面上游的天峰化工廠磷石膏尾礦庫覆膜工程結束前，尾礦庫露天堆放的400萬噸磷石膏經雨水沖刷隨地表徑流進入羊昌河，羊昌河是紅楓湖的最大支流，污染物經焦家橋至觀音橋進入紅楓湖南湖. 第2階段是2009年10月該工程結束后，紅楓湖水體TP濃度逐步下降. 紅楓湖水體TN濃度變化也與工業(yè)污染源有關，紅楓湖最大的氮污染源貴州化肥廠 (時稱為貴州美豐化工廠) 排放的污水匯入位于偏山寨與腰洞兩條監(jiān)測垂線之間的北湖. 2007年上半年建成工業(yè)污水處理設施后，氮排放大幅削減，2013年左右該廠停產，TN濃度呈波動趨勢. 總體而言，紅楓湖水質有明顯改善，與近年來當?shù)卣铜h(huán)保部門對紅楓湖加強監(jiān)管有關.

圖3 2009-2018年紅楓湖平均庫水位變化趨勢Fig.3 The variations of the mean reservoir water level of Lake Hongfeng from 2009 to 2018

圖4 2009-2018年紅楓湖水溫和氣溫變化趨勢Fig.4 The variations of the water temperature and air temperature of Lake Hongfeng from 2009 to 2018

2.2 水文氣象因子變化

圖5 2010-2015年紅楓湖累計降雨量變化趨勢Fig.5 The variations of the accumulated rainfall of Lake Hongfeng from 2010 to 2015

為更好研究紅楓湖水質和水文氣象因子之間的關系，對水位、水溫、氣溫、降雨量等主要水文氣象條件進行分析. 2009-2018年貴陽市兩湖一庫環(huán)境保護監(jiān)測站監(jiān)測的紅楓湖逐月水位變化表明，監(jiān)測期間最低水位出現(xiàn)在2013年5月，為1232.37 m，最高水位出現(xiàn)在2015年11月，為1239.88 m，最高水位和最低水位之差為7.51 m (圖3). 最高水位有6年出現(xiàn)在7、8月 (6-8月處于豐水期)，最低水位有6年出現(xiàn)在5月. 十年間水位年均值分別為1236.28、1235.93、1235.67、1236.41、1233.96、1236.06、1238.22、1236.39、1235.85和1236.51 m，2014年之前水位緩慢下降，此后明顯增高，2015年水位明顯高于前幾年，2017、2018年水位小幅下降. 年內的水位差在一定程度可以反映年內湖體的換水情況[25]，十年間的年內水位差值分別為3.25、4.79、2.09、3.54、2.61、6.63、4.49、3.76、4.56和2.12 m.

貴陽市兩湖一庫環(huán)境保護監(jiān)測站監(jiān)測的紅楓湖水庫水溫和氣溫變化趨勢相似 (圖4). 2009-2018年最高水溫出現(xiàn)在2017年8月，為27.8℃，最低水溫出現(xiàn)在2012年2月，為5.93℃. 1-12月逐月氣溫均值為 9.34、8.59、11.74、15.54、19.30、21.82、24.73、26.28、25.07、20.67、17.74和13.97℃，1-8月水溫逐漸升高，9-12月水溫逐漸降低. 多數(shù)藻類生長的最適溫度范圍為25～35℃，較高的水溫有利于藍藻成為優(yōu)勢種從而引起水華暴發(fā)[26]，紅楓湖在8、9月最適宜藻類生長. 十年內水溫年均值分別為18.28、18.03、17.33、17.41、17.43、17.80、17.78、18.21、18.46和18.27℃，年內溫差最大的是2011年(6～27.1℃)，最小的是2015年(8.6～24.5℃). 2010-2015年紅楓湖最高氣溫出現(xiàn)在2011年8月，為23.7℃，最低氣溫出現(xiàn)在2011年1月，為-0.8℃. 六年間氣溫年均值分別為14.86、14.25、14.04、15.43、15.01和15.25℃，年內氣溫波動最大的是2011年(-0.8～23.7℃)，最小的是2015年 (6～22.1℃)；這和上述水溫波動極值年份一致，水溫隨氣溫升高而升高，兩者關系密切.

2010-2015年年累計降雨量波動較大，2011年年累計降雨量出現(xiàn)最低值(768.7 mm)，2014年年累計降雨量出現(xiàn)最高值(1632.4 mm)(圖5). 就月降雨量而言，2014年7月累計降雨量超過400 mm，2010年6月，2012年6月、7月，2013年6月，2015年5、6月月累計降雨量均超過200 mm. 六年間春季降雨量均值為325.7 mm，夏季降雨量均值為537.9 mm，秋季降雨量均值為252.7 mm，冬季降雨量均值為56.9 mm，春夏季降水多而秋冬季降水少.

圖6 2009-2018年紅楓湖營養(yǎng)狀態(tài)評價Fig.6 Trophic state assessment of Lake Hongfeng from 2009 to 2018

2.3 紅楓湖營養(yǎng)狀態(tài)評價

2009-2018年紅楓湖水體大多處于中營養(yǎng)狀態(tài)，少數(shù)(11個月)處于輕度富營養(yǎng)狀態(tài)，且綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)整體呈波動式下降，2009年4月為最高值(52.94)，2015年2月為最低值(32.49)(圖6). 十年間TLI逐月均值分別為38.71、39.09、39.30、42.26、44.52、47.32、48.48、45.20、44.44、41.59、40.76和39.88，年內TLI先上升后下降，夏季TLI明顯高于其他季節(jié). 降雨帶入大量營養(yǎng)鹽的同時還會沖刷地面產生地表徑流，其中含有的大量營養(yǎng)物質隨之輸入湖中[27]，紅楓湖夏季降雨量最大，大量外源營養(yǎng)鹽隨之輸入湖中，導致營養(yǎng)狀態(tài)水平最高. 2003-2009年，紅楓湖的營養(yǎng)狀態(tài)處于中營養(yǎng)型至輕度富營養(yǎng)型之間[24]，2009-2018年間紅楓湖富營養(yǎng)化程度有所改善. 這可能與2007年以后貴州某些化工公司關停、上游多家企業(yè)生活污水處理設施運行等有關[28]，排入紅楓湖的廢水大幅減少，水體的氮、磷濃度也下降.

2.4 紅楓湖葉綠素a與營養(yǎng)鹽的相關性

將紅楓湖2009-2018年逐月Chl.a濃度與主要營養(yǎng)鹽指標進行相關性分析，結果表明Chl.a濃度與CODMn、NH3-N、TP濃度呈顯著正相關，與TN/TP呈顯著負相關，與TN濃度無顯著相關關系(表3)，和鄧河霞[29]、朱廣偉等[25]的研究結果一致. 大量研究表明湖泊中氮、磷等營養(yǎng)鹽對藻類生長均具有限制作用[30-32]. Chl.a濃度與CODMn呈顯著正相關，說明浮游植物是影響CODMn變化的主要原因. Chl.a濃度與TP濃度的相關性，不能表明藻類生物量受到TP濃度的影響，也不能表明水體磷濃度與藻類生長無關[25]. TN/TP常用來判斷氮或磷是否為限制性因素，大于16∶1，磷被認為是限制性因素；反之，氮通常被認為是限制性因素[33]. 紅楓湖水體10年內逐月TN/TP幾乎大于16∶1(5個月除外)，可以認為紅楓湖為磷限制型湖泊. 水體和沉積物中的氮磷比均對藻類生長起很大作用[31]. Chl.a濃度與TN的相關關系比較復雜，前人研究認為呈正、負相關的結論都存在[25，29]. 紅楓湖水體Chl.a濃度與TN濃度無顯著相關關系，可能由于紅楓湖為磷限制型湖泊，TN濃度的變化對其影響較小.

表3 2009-2018年紅楓湖水體Chl.a濃度與營養(yǎng)鹽指標的相關矩陣

**在0.01級別(雙尾)，相關性顯著;*在0.05級別(雙尾)，相關性顯著.

表4 2009-2018年紅楓湖水體Chl.a濃度與水文條件的相關矩陣

**在0.01級別 (雙尾) ，相關性顯著. *在0.05級別 (雙尾) ，相關性顯著.

2.5 水文氣象條件對葉綠素a的影響

將紅楓湖水庫2009-2018年逐月Chl.a濃度與水位、水溫等水文條件進行相關性分析，結果表明，Chl.a濃度與水溫、pH呈顯著正相關，與SD呈顯著負相關；與水位無顯著相關關系 (表4).

陳宇煒等[34]對梅梁灣研究發(fā)現(xiàn)，氮、磷與藻類Chl.a濃度無顯著相關關系，而水溫與藻類Chl.a濃度呈較顯著相關，說明氮、磷濃度的變化對梅梁灣藻類的生長沒有直接的影響，水文條件可能是更重要的影響因子. SD是評價水庫水質最直觀的指標，浮游植物生物量或Chl.a濃度是影響水庫水體SD的主要因素[35]. 紅楓湖水體Chl.a濃度與SD呈顯著負相關，說明Chl.a濃度對SD的影響明顯，SD隨著Chl.a濃度的增加而降低. 水溫通過控制浮游植物光合作用與呼吸速率影響Chl.a濃度，溫度變化也會引起其他因子的變化，這些因子對浮游植物的生長起到一定作用[29]. 紅楓湖水體Chl.a濃度與水溫呈顯著正相關，可能是因為適宜的溫度有利于浮游植物的生長，合適范圍內溫度越高浮游植物生長越快. 紅楓湖水體Chl.a濃度與pH呈顯著正相關，研究表明在浮游植物大量繁殖的水體中，光合作用較強，消耗水體中大量CO2，因此藍藻水華發(fā)生伴隨CO2濃度降低和pH的上升[36-37]. 朱廣偉等[25]發(fā)現(xiàn)太湖水體Chl.a濃度與年均水位呈顯著正相關，這與本研究有所差異，可能因為紅楓湖屬于亞高原深水湖泊，平均水深約10.7 m，與太湖等存在較大差異，影響其水質的因素還需深入研究.

將紅楓湖水庫2010-2015年水體逐月Chl.a濃度與風速、氣溫、降雨量等氣象條件進行相關性分析，結果表明Chl.a濃度與降雨量、氣溫、日照時數(shù)呈顯著正相關，與氣壓呈顯著負相關；與濕度、風速無顯著相關關系(表5).

表5 2010-2015年紅楓湖水體Chl.a 濃度與氣象條件的相關矩陣

**在0.01級別 (雙尾) ，相關性顯著.

已有眾多學者對浮游植物生長與水文氣象因子之間的關系進行研究. 郭朝軒等[38]研究表明日照時間過長、氣溫升高、流入水量減少等可能是引發(fā)錢塘江水華的關鍵因素，內陸富營養(yǎng)化水域的營養(yǎng)鹽濃度和水文狀況都可能受到極端天氣的干擾. 施坤等[37]研究表明氣溫、風速和TN/TP是影響浮游植物物候的重要因素，共同主導著太湖浮游植物的物候過程. 余茂蕾等[39]研究表明風場對表層水體藍藻水華的空間分布具有決定性，能夠引起藍藻水華較高的空間異質性，藍藻水華物質的空間變化對水體顆粒態(tài)N、P、有機質等水質指標產生較大影響.

風速改變湖庫垂向擾動速度和物質通量，降雨影響湖庫水位和入湖物質負荷，進而影響湖庫的生物化學過程[40]. 2010-2015年紅楓湖逐月風速均值均<3 m/s，研究表明風速<3 m/s有利于藍藻的集聚從而形成水華，引起Chl.a濃度的升高[41]，此時藍藻主要在湖面至0.3 m深的湖水中聚集[42]. 紅楓湖水體Chl.a濃度與風速無顯著相關關系，可能是由于紅楓湖湖體較深，風浪等擾動不易引起表層沉積物的再懸浮[43]，對 Chl.a濃度影響很小. 大量的外源污染物隨著降雨進入湖泊水體，對Chl.a濃度具有顯著影響. 極端降雨對浮游植物生物量造成損失，恢復速率取決于限制生長的因素，春夏季恢復快，秋冬季恢復慢[44]. 浮游植物的生長受到溫度的強烈控制，與水溫和氣溫呈顯著相關，溫度是影響浮游植物生物量最重要的因素[35]. 日照與水溫關系密切，一般來說日照時數(shù)越長水溫越高則越容易引發(fā)水華. 日照時數(shù)是影響浮游植物光合作用的關鍵因素之一，充足的日照是水華形成的必要條件[45]. 魯韋坤等[46]研究發(fā)現(xiàn)滇池水華發(fā)生頻率與日照時數(shù)呈顯著負相關，與本文結論相反，可能由于滇池紫外輻射強度高，前期日照時數(shù)多，藍藻已積累了足夠生物量，在陰天只要其他氣象條件合適也會發(fā)生水華. 有關大氣壓力對湖泊水華的直接影響目前缺少研究，濕度對湖泊水華的影響也需開展后續(xù)研究[42].

通過以上分析，紅楓湖水體Chl.a濃度除了與營養(yǎng)鹽濃度呈顯著相關性，也與部分氣象水文因子呈顯著相關性，Chl.a濃度的波動很大程度上受水文氣象因子的影響. 這表明：單純削減N、P營養(yǎng)物質的輸入并不能完全解決藻類水華問題，亟需對人工湖型水源地的水華發(fā)生機制及其關鍵控制因素開展深入研究.

3 結論

本研究通過對2009-2018年紅楓湖的逐月監(jiān)測數(shù)據(jù)進行分析，得到如下結論：

1)2009-2018年紅楓湖水體逐月TN濃度呈波動趨勢 (0.56～2.80 mg/L) ，春夏季高于秋冬季；逐月TP濃度波動較大 (0.016～0.103 mg/L) ，夏季濃度略高于冬季；逐月NH3-N濃度波動較大 (0.007～0.710 mg/L) ，春季>冬季>秋季>夏季；逐月Chl.a濃度波動較大 (0.8～38.9 mg/m3) ，夏季>春季>秋季>冬季. 紅楓湖夏季處于豐水期，降雨量增多使地表徑流增大，大量外源營養(yǎng)鹽隨之輸入湖泊導致營養(yǎng)鹽濃度增高；高溫條件下營養(yǎng)鹽的釋放量增多，浮游植物生物量也增加. 整體而言TP、NH3-N、Chl.a濃度呈下降趨勢，10年間水質有很大改善.

2)2009-2018年紅楓湖水體大多處于中營養(yǎng)狀態(tài)，少數(shù)(11個月)處于輕度富營養(yǎng)狀態(tài)，且綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)呈波動式下降，年內TLI先上升后下降，夏季降雨量最大，大量外源營養(yǎng)鹽隨之輸入湖中，導致營養(yǎng)狀態(tài)水平最高，夏季TLI明顯高于其他季節(jié).

3)紅楓湖水體Chl.a濃度與CODMn、NH3-N、TP呈顯著正相關，與TN/TP呈顯著負相關，紅楓湖為磷限制型湖泊，TN濃度、TN/TP均對藻類生長起很大作用. 紅楓湖水體Chl.a濃度與水溫、pH、降雨量、氣溫、日照時數(shù)呈顯著正相關，與SD、氣壓呈顯著負相關，與水位、濕度、風速無顯著相關關系. 紅楓湖水體SD隨著Chl.a濃度增加而降低；適宜范圍內溫度越高浮游植物生長越快；浮游植物大量繁殖導致pH上升；紅楓湖湖體較深，風浪擾動對水體Chl.a濃度影響很??；外源污染物隨降雨進入湖泊，對水體Chl.a濃度有顯著影響；充足的日照是水華形成的必要條件；有關氣壓和濕度對湖泊水華的影響需開展進一步研究. 上述研究表明紅楓湖水體Chl.a濃度受營養(yǎng)鹽和水文氣象條件的雙重控制.