吳曉東，王 露，晁建穎，廖澤勇，胡 垚，任偉祥，周夢蝶

(1：湖北師范大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院，黃石 435002) (2：生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學(xué)研究所，南京 210042)

水體懸浮物是指水體中不能透過特定規(guī)格過濾裝置的固體物質(zhì)，粒徑一般不大于0.45 μm，主要包括由浮游動植物、微生物和有機(jī)碎屑等組成的有機(jī)物和由無機(jī)碎屑、黏土等組成的無機(jī)物[1-2]. 懸浮物是水環(huán)境監(jiān)測和衡量水污染程度的關(guān)鍵指標(biāo)，也是水域生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)結(jié)構(gòu)的重要體現(xiàn). 懸浮物濃度變化直接影響水體透明度和進(jìn)入水體的光量，決定了太陽光在水下的分布和植物的光合作用，進(jìn)而影響湖泊初級生產(chǎn)力[3-6]. 此外，由于風(fēng)的擾動作用而產(chǎn)生的風(fēng)生流會使湖泊底部的沉積物處于再懸浮狀態(tài)，這一過程不僅使水體懸浮物濃度發(fā)生變化，而且會使?fàn)I養(yǎng)物質(zhì)存在場所發(fā)生改變，增加了水體中營養(yǎng)鹽的濃度，加劇了水體富營養(yǎng)化程度[7-8]. 水體中懸浮物也是各種污染物的重要載體，還能吸附和富集污染物，使水體環(huán)境發(fā)生變化而導(dǎo)致局部污染[9].

國內(nèi)外學(xué)者對懸浮物濃度及其與環(huán)境因子的關(guān)系、遙感反演與模型估算等方面開展了大量研究. 秦蘊(yùn)珊等[10]在渤海海域?qū)Ｋ械膽腋∥餇顩r進(jìn)行了現(xiàn)場調(diào)查；常秀玲等[11]通過野外調(diào)查，研究了湖北浮橋河水庫懸浮物的季節(jié)變化；張海威等[12]研究了艾比湖流域地表水水體懸浮物、總氮與總磷光譜診斷及空間分布特征；劉忠華等[13]通過對生物光學(xué)模型進(jìn)行合理的簡化，構(gòu)建了適用于太湖、巢湖水體總懸浮物濃度反演的半分析模型；周曉宇等[14]利用太湖水體原位觀測數(shù)據(jù)，在對光學(xué)復(fù)雜水體進(jìn)行分類的基礎(chǔ)上，建立了水體總懸浮物濃度高光譜反演模型；喬娜等[15]利用遙感反演模型分析了水生植物對懸浮物濃度的影響，得到水生植物與其覆蓋區(qū)水體總懸浮物濃度之間的定量關(guān)系，為淺水草型湖泊總懸浮物濃度遙感反演提供實(shí)用技術(shù)方法.

滆湖位于太湖流域上游，是典型淺水湖泊. 近幾十年來，滆湖水質(zhì)經(jīng)歷了4次較大的變化，水體中氮磷等營養(yǎng)鹽明顯增加，水體懸浮物的濃度也不斷升高[16]. 近些年，通過開展控源截污、拆除圍網(wǎng)和生態(tài)修復(fù)，滆湖水質(zhì)整體上到達(dá)了Ⅳ類，但是滆湖水體懸浮物濃度仍然較高，水體感官指標(biāo)沒有得到明顯的改善[17]. 本研究基于周年現(xiàn)場調(diào)查，探討滆湖水體懸浮物的分布特征及其影響因素，以期為滆湖及長江中下游類似淺水湖泊的生態(tài)修復(fù)提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

滆湖(31°29′～31°42′N，119°44′～119°53′E)，橫跨江蘇省常州市武進(jìn)區(qū)和無錫宜興市，位于太湖流域西部，屬于太湖上游水系，是蘇南地區(qū)第二大湖泊(圖1). 滆湖南北長25 km，東西平均寬6.6 km，水域面積為164 km2，底泥蓄積量約為5400萬m3，底泥分布相對較淺，平均深度為0.25 m，平均水深1.59 m，是一個(gè)典型的淺水湖泊[18]. 滆湖溝通長江、太湖兩大水體，具有蓄洪灌溉、水產(chǎn)養(yǎng)殖、水上運(yùn)輸和調(diào)節(jié)局部小氣候等多種生態(tài)功能和生產(chǎn)功能[19]. 然而，隨著環(huán)滆湖地區(qū)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，入湖污染物增加和圍網(wǎng)養(yǎng)殖使得滆湖水體懸浮物濃度增加，水體透明度下降，沉水植被基本消亡，逐漸由淺水草型湖泊退化成為藻型湖泊，生態(tài)系統(tǒng)嚴(yán)重受損[20]. 2008年修建的沿江高速將滆湖分為南北兩個(gè)湖區(qū)，之后在湖北區(qū)開展了綜合治理，包括入湖河流改道、地形改造、藍(lán)藻打撈與水生植被恢復(fù)等措施[21]. 為了方便對比生態(tài)修復(fù)前后懸浮物濃度的變化，將滆湖分為A區(qū)(湖北區(qū))和B區(qū)(湖南區(qū))2個(gè)研究區(qū)域. 根據(jù)湖域面積，在A區(qū)設(shè)置6個(gè)監(jiān)測點(diǎn)(G1～G6)，在B區(qū)設(shè)置了14個(gè)監(jiān)測點(diǎn)(G7～G20).

圖1 滆湖位置和采樣點(diǎn)分布Fig.1 Location and sampling points of Lake Guhu

1.2 樣品采集和處理

全湖共設(shè)置20個(gè)采樣點(diǎn)，分別于2018-2019年春季(4月)、夏季(7月)、秋季(10月)和冬季(1月)對滆湖水體懸浮物濃度進(jìn)行調(diào)查(圖1).

用手持GPS定位導(dǎo)航，確定采樣點(diǎn)位置. 在距水面0.5 m處用容積為2 L有機(jī)玻璃采水器采集表層水體；取0.5 L水樣用GF/C微孔濾膜過濾懸浮物質(zhì)；取0.5 L水樣，用于提取和測定葉綠素a(Chl.a)濃度；取0.5 L水樣用于測定水體總氮(TN)、總磷(TP)、溶解性總氮(DTN)、溶解性總磷(DTP)等指標(biāo). 水樣放置在2～8℃保溫箱中保存，并在24 h內(nèi)進(jìn)行分析測試. 水深用回聲探測儀測定；采用過濾稱質(zhì)量法測定水體懸浮物(TSS)、有機(jī)懸浮物(OSS)和無機(jī)懸浮物(ISS)的濃度，鉬銻抗分光光度法測定TP和DTP濃度，過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測定TN和DTN濃度. PP=TP-DTP，PN=TN-DTN，以上指標(biāo)詳細(xì)方法均參考《水和廢水監(jiān)測分析方法(第四版)》[1].

1.3 數(shù)據(jù)處理

滆湖水體懸浮物濃度的監(jiān)測數(shù)據(jù)均為實(shí)地采樣分析得出. 依據(jù)經(jīng)緯度數(shù)據(jù)，利用ArcMap 10.2作出滆湖采樣點(diǎn)分布圖；相關(guān)分析采用皮爾遜(Pearson)相關(guān)系數(shù)法，空間插值分析采用普通克里格插值法(Kriging). 數(shù)據(jù)采用Excel 2010、Origin 8.0以及SPSS 20.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)檢驗(yàn)、繪圖和分析.

2 結(jié)果與分析

2.1 營養(yǎng)鹽特征

滆湖水體TN中，DTN占主要部分(圖2). TN濃度的變化范圍在1.30～4.57 mg/L之間，平均濃度為3.10±0.70 mg/L，季節(jié)變化趨勢表現(xiàn)為冬季>秋季>夏季>春季；A、B湖區(qū)TN平均濃度分別為3.50±0.35、2.93±0.75 mg/L. PN濃度變化范圍在0.09～1.73 mg/L之間，平均濃度為0.76±0.35 mg/L，A、B湖區(qū)的平均濃度分別為0.59±0.37、0.84±0.31 mg/L；全湖PN濃度季節(jié)變化趨勢表現(xiàn)為春季>夏季>冬季>秋季.

圖2 滆湖不同點(diǎn)位水體DTN、PN、DTP和PP分布特征Fig.2 Distribution characteristics of DTN, PN, DTP and PP in water of different sampling points in Lake Gehu

滆湖水體TP中，PP占主要部分(圖2). TP濃度的變化范圍在0.073～0.402 mg/L之間，平均濃度為0.172±0.052 mg/L，季節(jié)變化趨勢表現(xiàn)為夏季>春季>冬季>秋季；A湖區(qū)的平均濃度為0.180±0.040 mg/L，B湖區(qū)的平均濃度為0.168±0.056 mg/L. PP濃度變化范圍在0.042～0.224 mg/L之間，平均濃度為0.112±0.040 mg/L，A湖區(qū)的平均濃度為0.093±0.036 mg/L，B湖區(qū)的平均濃度為0.121±0.039 mg/L. 全湖PP濃度季節(jié)變化趨勢與TP一致.

2.2 Chl.a濃度的季節(jié)變化特征

滆湖水體Chl.a濃度的季節(jié)變化趨勢為：夏季>秋季>春季>冬季(圖3). 全湖Chl.a平均濃度為39.57±36.32 μg/L，A區(qū)的平均濃度為24.52±30.95 μg/L，B區(qū)的平均濃度為58.51±36.54 μg/L. A區(qū)G5點(diǎn)位Chl.a濃度較高，結(jié)合文獻(xiàn)資料和現(xiàn)場觀測得出，G5點(diǎn)附近的Chl.a濃度較高是因?yàn)锽湖區(qū)的藻團(tuán)在夏季風(fēng)的作用下經(jīng)隔斷堤壩中的缺口涌向A湖區(qū)G5點(diǎn)而形成的[22].

圖3 滆湖水體不同點(diǎn)位Chl.a濃度的季節(jié)變化Fig.3 Seasonal variation of Chl.a concentrations in water of different sampling points in Lake Gehu

2.3 懸浮物的季節(jié)變化特征

滆湖水體懸浮物的季節(jié)變化特征亦比較明顯. 全湖TSS平均濃度的季節(jié)變化趨勢是：夏季>秋季>春季>冬季，且夏季明顯高于其他季節(jié)(圖4). 滆湖水體懸浮物春季、夏季、秋季、冬季的平均濃度分別為36.28±13.78、61.36±20.91、40.21±9.18和29.62±5.82 mg/L. A區(qū)和B區(qū)的TSS均以ISS為主，最高值均出現(xiàn)在夏季，且ISS和OSS所占的比例大致相同. A區(qū)夏季懸浮物濃度最高為55.60 mg/L，ISS占77.4%；冬季懸浮物濃度最低為5.20 mg/L，ISS占75.2%. B區(qū)夏季懸浮物濃度最高為105.87 mg/L，ISS占77.3%；冬季懸浮物濃度最低為6.67 mg/L，ISS占71.8%.

圖4 滆湖水體懸浮物濃度的季節(jié)變化 Fig.4 Seasonal variation of TSS concentration in water of Lake Gehu

2.4 懸浮物的空間變化特征

根據(jù)2018年4月至2019年1月的觀測資料，各采樣點(diǎn)懸浮物濃度的變化范圍在11.80～105.87 mg/L之間，平均濃度為41.87±18.09 mg/L，大致呈現(xiàn)出東岸大于西岸，沿岸大于湖心的趨勢. A區(qū)懸浮物平均濃度為37.04±17.62 mg/L，B區(qū)懸浮物平均濃度為43.94±19.63 mg/L，呈現(xiàn)出A區(qū)小于B區(qū)的狀況. 春季懸浮物濃度極高值出現(xiàn)在滆湖東南區(qū)域，極低值出現(xiàn)在東北和西南區(qū)域；夏季懸浮物極高值出現(xiàn)在湖心和東南區(qū)域，極低值出現(xiàn)在西南區(qū)域；秋季極高值主要出現(xiàn)在南部和東北區(qū)域，極低值在A區(qū)；冬季滆湖西部和A區(qū)較低，東岸濃度較高(圖5).

圖5 滆湖水體TSS在春季(a)、夏季(b)、秋季(c)和冬季(d)的空間分布特征 Fig.5 Spatial distribution of TSS in spring(a), summer(b), autumn(c) and winter(d) in water of Lake Gehu

2.5 透明度季節(jié)變化特征

滆湖水體透明度季節(jié)變化差異明顯(圖6). 從季節(jié)上看，滆湖冬季透明度最高，其次為春、秋季，夏季最低(平均僅為21.2 cm). 從空間上看，滆湖水體透明度空間差異較大. 總體上看，A區(qū)透明度高于B區(qū). A區(qū)春、夏、秋、冬水體透明度分別是B區(qū)的1.02、1.04、1.18和1.26倍.

圖6 滆湖水體透明度的季節(jié)變化 Fig.6 Seasonal variation of SD in water of Lake Gehu

3 討論

3.1 懸浮物時(shí)空分布規(guī)律

水體懸浮物濃度的季節(jié)變化規(guī)律與湖泊所處的地理位置、水深、盛行風(fēng)向和風(fēng)速的季節(jié)變化、水生植物的長枯以及藻類暴發(fā)的空間變化有關(guān). 一般而言，水體懸浮物與透明度呈負(fù)相關(guān)關(guān)系. 懸浮物濃度高的點(diǎn)位，透明度均較低，反之亦然. 以滆湖為代表的我國長江中下游淺水湖泊，受風(fēng)向和風(fēng)速變化的影響，不同湖區(qū)底部沉積物再懸浮存在較大差異. 夏、秋季氣溫高，在東南季風(fēng)的影響下，極易造成淺水區(qū)域底部沉積物的再懸??；尤其是夏、秋季藻類的大量暴發(fā)、死亡都會增加水體懸浮物的濃度. 冬、春季節(jié)，藻類生長緩慢，水體中懸浮物濃度相對較低. 懸浮物濃度的變化還與采樣的天氣有關(guān)，風(fēng)速大時(shí)，底部泥沙稍加擾動即會再懸浮，導(dǎo)致水體懸浮物濃度顯著增加.

不同季節(jié)滆湖TSS濃度的空間分布特征不同. 春季TSS極高值出現(xiàn)在B區(qū)東南部，該區(qū)平均水深為1.05 m，在風(fēng)力的作用下，沉積在湖泊底部的淤泥再懸浮而出現(xiàn)極高值. 夏季由于藻類的大量繁殖，TSS極高值出現(xiàn)在B區(qū)中心位置和東南部，而在A區(qū)和B區(qū)西南部TSS濃度相對較小. A區(qū)懸浮物濃度低主要是由于淺壩的阻擋，吹程縮短，加上生態(tài)修復(fù)工程的開展，水生植被覆蓋度增加[21]. 根據(jù)2019年的調(diào)查，A區(qū)水生植被覆蓋度達(dá)到10.31%，B區(qū)水生植被覆蓋度不到1%，兩個(gè)區(qū)域差異較大. 水生植物對水體具有過濾、消浪和阻擋泥沙再懸浮的作用，削減了水體中營養(yǎng)鹽的濃度，抑制了藻類的生長，從而有效降低了TSS濃度. 秋季TSS濃度的極高值出現(xiàn)在B區(qū)南部和東北區(qū)域，極低值出現(xiàn)在A區(qū)，懸浮物濃度略有偏高，平均濃度為40.20 mg/L. 冬季TSS平均濃度在4個(gè)季節(jié)中最低，最高值主要出現(xiàn)在湖泊東岸. 其主要原因是，冬季盛行西北風(fēng)，湖底沉積物在風(fēng)力作用下再懸浮并被裹挾至湖泊東岸.

3.2 水體中懸浮物與氮、磷的關(guān)系

研究表明，懸浮物的總量與水體中的總磷濃度和營養(yǎng)水平均呈正相關(guān)，是水體富營養(yǎng)化程度評價(jià)中的一個(gè)重要指標(biāo)[23]. 對于依據(jù)懸浮物濃度評價(jià)水體富營養(yǎng)化方面，目前尚未形成統(tǒng)一的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn). 有學(xué)者提出，貧營養(yǎng)型湖泊的懸浮物平均濃度為1.0 mg/L(變幅為0.02～9.17 mg/L)，中營養(yǎng)湖泊的懸浮物平均濃度為6.6 mg/L，富營養(yǎng)化湖泊的懸浮物平均濃度為7.3 mg/L(變幅為0.2～127.2 mg/L)，高度富營養(yǎng)化湖泊的懸浮物平均濃度為22 mg/L(變幅為5～64 mg/L)[24].

由結(jié)果可知，A湖區(qū)PN的平均濃度為0.59±0.37 mg/L，B湖區(qū)的則為0.84±0.31 mg/L ，前者是后者的70.23%；A、B湖區(qū)PP的平均濃度分別為0.093±0.036、0.121±0.039 mg/L，前者是后者的76.86%. 這說明A區(qū)經(jīng)過治理之后，PN、PP濃度明顯下降. 經(jīng)線性擬合發(fā)現(xiàn)，TSS與TN之間相關(guān)性不顯著(P>0.1)，與PN、TP和PP具有極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)(圖7). 相比而言，PP與TSS具有更強(qiáng)的相關(guān)性，并且PN在TN中所占的比例比PP在TP中所占的比例要低，說明TP受懸浮物的影響更大. 研究表明，受風(fēng)浪作用，湖泊很少處于完全靜止?fàn)顟B(tài)，由沉積物再懸浮而釋放出的營養(yǎng)鹽很難在短時(shí)間內(nèi)沉淀，會長期存在于水體中為水生植物供給營養(yǎng)元素. 由泥沙再懸浮作用釋放出的營養(yǎng)鹽隨著擾動作用的強(qiáng)度而發(fā)生變化，因而，PN與SS之間具有顯著的正相關(guān)關(guān)系；而水體中DTN濃度無太大的變化，TN與TSS相關(guān)性不明顯. 因此，在湖泊生態(tài)修復(fù)過程中應(yīng)當(dāng)采取適當(dāng)?shù)拇胧┛刂扑w懸浮物的濃度，減低因底泥釋放而產(chǎn)生的營養(yǎng)鹽[25].

圖7 滆湖水體TSS與氮(a)、磷(b)的相關(guān)關(guān)系Fig.7 Relationship between TSS and nitrogen(a), phosphorus(b) in water of Lake Gehu

3.3 水體中懸浮物的影響因素

滆湖入湖河流較多，是一個(gè)比較開放的湖泊，與外界的物質(zhì)與能量交換比較頻繁. 因此，滆湖水體懸浮物主要來源于河流輸入的泥沙以及風(fēng)力作用造成的泥沙再懸浮. 從全湖懸浮物組成來看，ISS占TSS的75.5%，OSS占TSS的24.5%，比例差別懸殊. A區(qū)和B區(qū)情況相似，均以ISS為主且，二者相差不大. 同時(shí)，從季節(jié)變化可以看出，在A區(qū)，夏季TSS濃度占全年的35.8%，冬季占全年的15.7%；B區(qū)夏季TSS濃度占全年的39.6%，冬季占全年的18.3%. 夏季，氣溫高藻類暴發(fā)，加之魚類活動強(qiáng)，懸浮物的濃度為一年最高；冬季氣溫低，浮游植物生物量較少，懸浮物濃度最低.

Chl.a與TSS濃度之間存在著較強(qiáng)相關(guān)關(guān)系(圖8a)，說明滆湖仍然是一個(gè)比較典型的富營養(yǎng)化湖泊. 作為OSS重要組成成分的浮游植物對水體懸浮物有著重要的影響，從懸浮物組成狀況來看，OSS占比較小，這與太湖水體懸浮物中OSS占TSS總量的30%大致相同[26]. 但不可忽視的是水體中Chl.a濃度仍然很高，部分點(diǎn)位甚至達(dá)到了105.87 μg/L.

滆湖平均水深較小，僅為1.59 m，最大水深在A區(qū)，為3.3 m，B區(qū)平均水深1.31 m，是一個(gè)典型的淺水湖泊. 從相關(guān)性分析來看(圖8b)，水深與TSS濃度的相關(guān)性較弱(0.05

圖8 滆湖水體TSS與Chl.a濃度(a)、水深(b)的相關(guān)關(guān)系 Fig.8 Relationship between TSS and Chl.a concentration(a), water depth(b) in water of Lake Gehu

從懸浮物時(shí)間變化以及氮磷與葉綠素a和懸浮物的相關(guān)關(guān)系可知，若要降低滆湖水體懸浮物濃度，控制水體營養(yǎng)鹽濃度，需從控制浮游植物暴發(fā)，減少泥沙再懸浮和恢復(fù)水生植被等措施入手. 從懸浮物的空間分布可以看出，經(jīng)過綜合治理的區(qū)域懸浮物濃度相對較低，這說明水生植被的恢復(fù)對水體具有過濾、吸附和消浪作用，是影響水體懸浮物濃度以及營養(yǎng)鹽濃度的重要因素[30-33]. 因此沉水植被恢復(fù)與重建是降低滆湖水體懸浮物濃度的重要措施.

4 結(jié)論

1)滆湖水體懸浮物濃度的變化范圍在11.80～105.87 mg/L之間，平均濃度為42.56 mg/L，大致呈現(xiàn)出東岸大于西岸，湖岸大于湖心的趨勢，并且A區(qū)懸浮物濃度小于B區(qū).

2)滆湖水體懸浮物春季、夏季、秋季和冬季的平均濃度分別為33.01、43.73、40.20和29.62 mg/L，夏季顯著高于其他季節(jié).

3)滆湖水體ISS和OSS占TSS的比例差異較大，且A區(qū)和B區(qū)均以ISS為主.

4)TSS與PN、TP和PP具有極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，藻類暴發(fā)和沉積物再懸浮是影響水體懸浮物濃度的重要因素.