霍雯蓉,許 峰,王文薈,尹述政,黃運(yùn)新

(湖北大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，湖北 武漢 430062)

湖泊是生態(tài)系統(tǒng)中重要的組成部分，具有維持生物多樣性、調(diào)節(jié)氣候、緩解漬水、凈化水質(zhì)等多種生態(tài)功能，同時(shí)作為城市系統(tǒng)的獨(dú)特景觀，還影響著城市建設(shè)規(guī)劃和人文景觀塑造[1]，對城市的生態(tài)化建設(shè)也具有特殊意義，因此關(guān)于湖泊水質(zhì)的研究尤為重要。

武漢市作為長江中下游典型的依水而建的城市，其湖泊水環(huán)境直接影響著城市居民的生活、城市的經(jīng)濟(jì)發(fā)展和社會和諧。然而，隨著社會和經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，武漢城區(qū)各大湖泊受到了不同程度的污染，致使湖泊生態(tài)環(huán)境受到影響，系統(tǒng)功能的發(fā)揮受到制約，故有必要對武漢城區(qū)湖泊水質(zhì)進(jìn)行分析研究[2]。由于湖泊的水質(zhì)在不同的時(shí)間和空間上不盡相同甚至?xí)忻黠@的差異[3]，因此對湖泊水質(zhì)進(jìn)行評價(jià)以及對其時(shí)空差異、影響因素和污染源分析尤為重要，也可為湖泊管理與治理方案制定提供科學(xué)依據(jù)。如陳珍等[4]通過對神定河流域水質(zhì)空間變化特征進(jìn)行分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)神定河流域最上游水質(zhì)最好，支流百二河河段的水質(zhì)較差，但其水質(zhì)總體優(yōu)于張灣河河段；申洪鑫等[5]等通過對大汶河水質(zhì)進(jìn)行分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)枯水期大汶河水質(zhì)明顯優(yōu)于豐水期，且從大汶河上游至下游其水質(zhì)污染程度逐漸加重。對于湖泊面源污染負(fù)荷解析，楊水化等[6]以武漢市典型富營養(yǎng)化湖泊后官湖為研究對象，解析了2016 年后官湖中CODCr、NH3-N、TP和TN的主要污染負(fù)荷來源，結(jié)果發(fā)現(xiàn)后宮湖中TP主要來自于面源污染，貢獻(xiàn)率為71%，其中農(nóng)業(yè)種植和水產(chǎn)養(yǎng)殖分別占比為41%和30%。

為了解武漢市重點(diǎn)湖泊水質(zhì)的時(shí)空差異性及污染來源，本文選取武漢市6個(gè)重點(diǎn)湖泊作為研究對象，首先根據(jù)行政區(qū)劃和地理位置將武漢城區(qū)6個(gè)湖泊分為主城區(qū)和近城區(qū)兩大類，其中主城區(qū)包括外沙湖、東湖，墨水湖，近城區(qū)包括湯遜湖、后官湖、東大湖；然后通過布設(shè)采樣點(diǎn)對湖泊水質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行監(jiān)測，并運(yùn)用遙感解譯、箱線圖、方差分析對武漢市兩城區(qū)的湖泊水質(zhì)進(jìn)行了時(shí)空差異分析；最后利用排污系數(shù)法和SCS模型計(jì)算了不同污染源的污染負(fù)荷，并通過湖泊水質(zhì)指標(biāo)含量與土地利用類型之間的相關(guān)性分析，驗(yàn)證了湖泊水質(zhì)時(shí)空差異與污染源的空間關(guān)聯(lián)性。

1 數(shù)據(jù)來源與研究方法

1.1 數(shù)據(jù)來源

1.1.1 湖泊水質(zhì)數(shù)據(jù)

湖泊水質(zhì)數(shù)據(jù)來源于2020年11月和2021年3月實(shí)地調(diào)查采樣與實(shí)驗(yàn)檢測分析獲得，主要選擇湖泊中TP、TN、NH3-N、CODCr和CODMn5個(gè)代表性指標(biāo)數(shù)據(jù)。由于6個(gè)湖區(qū)范圍較大，且湖泊形態(tài)大小不一，故采樣點(diǎn)應(yīng)在盡量覆蓋整個(gè)調(diào)查范圍且能切實(shí)反映湖泊水質(zhì)特點(diǎn)的原則下，考慮徑流的特點(diǎn)，并根據(jù)各個(gè)湖泊的形態(tài)與實(shí)際情況在淺水區(qū)(<0.5 m)設(shè)置采樣點(diǎn)，共布設(shè)采樣點(diǎn)39 個(gè)，其中湯遜湖7個(gè)，后官湖9個(gè)，外沙湖6個(gè)，墨水湖5個(gè)，東大湖6個(gè)，東湖6個(gè)，具體采樣點(diǎn)位置如圖1所示。本次共采樣3次，每隔1 h采樣1次。

圖1 武漢城區(qū)各湖泊及采樣點(diǎn)位置Fig.1 Locations of lakes and sampling points in Wuhan city

湖泊水樣預(yù)處理方法均按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》(4版)[7]進(jìn)行，并對湖泊水樣中TP、TN、NH3-N、CODCr和CODMn含量在實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行檢測，具體檢測方法分別為鉬銻抗分光光度法(GB/T 11893—1989)、堿性過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法(GB/T 11894—1989)、納氏試劑分光光度法(GB/T 7479—1987)、重鉻酸鉀法(GB 11914—89)和酸性高錳酸鉀法(GB 11892—89)，所有樣品處理在實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行，均設(shè)置了2個(gè)平行樣，在樣品檢測數(shù)據(jù)質(zhì)量控制方面，保證其相對平均誤差在5%以內(nèi)。

1.1.2 遙感數(shù)據(jù)

遙感數(shù)據(jù)來源于地理空間數(shù)據(jù)云，采用2期武漢市遙感影像，分別為2021年2月Landsat7遙感影像和2020年10月Landsat8遙感影像，云量均小于10%。本次遙感數(shù)據(jù)先利用ArcGIS 10.3提取湖泊1 km緩沖區(qū)為區(qū)域邊界，并在ENVI 5.2的支持下采用最大似然法對研究區(qū)土地利用類型數(shù)據(jù)進(jìn)行提取；然后通過目視解譯人機(jī)交互式方法修正分類結(jié)果來保證結(jié)果的準(zhǔn)確性[8]；最后利用ArcGIS 10.3結(jié)合野外考察,根據(jù)實(shí)際情況將湖泊周邊的土地利用類型劃分為建設(shè)用地、農(nóng)用地、植被用地以及未利用地。其中建設(shè)用地指城區(qū)住宅、公共設(shè)施等用地，城區(qū)農(nóng)用地一般指耕地、池塘等[9]，研究區(qū)域周邊多以旱地為主，故本文農(nóng)用地指耕地，由于主城區(qū)湖泊周圍不涉及大范圍的林地、草地、園地等，其均為植被綠化，近城區(qū)湖泊有較小范圍的林地，多為植被綠化，故本文將城市綠化用地、較小面積林地統(tǒng)稱為植被用地以便后續(xù)研究。整合武漢城區(qū)6個(gè)湖泊周邊土地利用類型，其結(jié)果見圖2。

圖2 武漢城區(qū)6個(gè)湖泊周邊土地利用類型的空間分布Fig.2 Types and spatial distribution of land use around the six lakes of Wuhan city

1.1.3 污染源數(shù)據(jù)

武漢市主城區(qū)和近城區(qū)水產(chǎn)品養(yǎng)殖產(chǎn)量、種植業(yè)面積以及畜禽出欄數(shù)據(jù)參考《2020年湖北農(nóng)村統(tǒng)計(jì)年鑒》，其中各類水產(chǎn)品養(yǎng)殖產(chǎn)排污系數(shù)參考《第一次全國污染源普查水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)污染源產(chǎn)排污系數(shù)手冊》，畜禽養(yǎng)殖產(chǎn)排污系數(shù)參照《第一次全國污染源普查畜禽養(yǎng)殖業(yè)源產(chǎn)排污系數(shù)手冊》《全國水環(huán)境容量核定技術(shù)指南》，城市地表徑流污染計(jì)算所用降雨數(shù)據(jù)來源于中國氣象數(shù)據(jù)網(wǎng)和中科院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心。

1.2 研究方法

1.2.1 箱線圖

本文利用箱線圖對武漢市兩城區(qū)春、秋兩季湖泊水質(zhì)指標(biāo)含量進(jìn)行了統(tǒng)計(jì)分析，計(jì)算基本統(tǒng)計(jì)指標(biāo)。箱線圖是采用數(shù)據(jù)中5個(gè)統(tǒng)計(jì)量即上四分位數(shù)、中位數(shù)、下四分位數(shù)、上下限和異常值來描述數(shù)據(jù)分散程度、對稱性等的統(tǒng)計(jì)方法，其優(yōu)點(diǎn)是能夠直觀地識別數(shù)據(jù)中的異常值，并且在不受異常值的影響下，能夠準(zhǔn)確、穩(wěn)定地描繪出數(shù)據(jù)的離散分布情況以及數(shù)據(jù)的分批對比情況。

1.2.2 方差分析

本文采用單因素和雙因素方差分析對湖泊水樣采樣點(diǎn)水質(zhì)的空間和季節(jié)差異進(jìn)行分析。其中，空間因子包括主城區(qū)和近城區(qū)兩個(gè)水平；季節(jié)因子包括春季和秋季兩個(gè)水平。單因素方差分析指的是以空間因子或季節(jié)因子作為影響因子的方差分析；而雙因素方差分析指的是以空間和季節(jié)作為影響因子的方差分析。

1.2.3 不同污染源的污染負(fù)荷計(jì)算

水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)污染源污染負(fù)荷以排污系數(shù)法測算；種植業(yè)污染源污染負(fù)荷按照土地種植單位面積負(fù)荷量框算污染物排放量，由于武漢城區(qū)種植業(yè)以旱地為主，故參照相關(guān)研究成果[10]中旱地污染物排出量，將其作為標(biāo)準(zhǔn)與種植面積相乘來測算污染物排放量；畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染源污染負(fù)荷計(jì)算根據(jù)全國水環(huán)境容量核定要求，將牲畜和家禽數(shù)量換算成豬的數(shù)量，并以入湖系數(shù)[7]來核定污染物排放量;城市徑流污染采用SCS 模型，其計(jì)算方法參考相關(guān)文獻(xiàn)[11-14]。在上述各污染源污染負(fù)荷計(jì)算過程中，需采用面積比例法獲得研究區(qū)占行政區(qū)面積的比值，再利用該比值計(jì)算得到武漢市主城區(qū)和近城區(qū)不同污染源污染物的入湖總量。

2 研究結(jié)果與分析

2.1 湖泊水質(zhì)指標(biāo)時(shí)空差異分析

武漢市主城區(qū)和近城區(qū)6個(gè)湖泊中各水質(zhì)指標(biāo)的箱線圖，見圖3。

由圖3可以看出：

圖3 武漢市主城區(qū)和近城區(qū)6個(gè)湖泊中各水質(zhì)指標(biāo)的箱線圖Fig.3 Boxplot of water quality indicators of the six lakes in main urban area and nearby urban and suburban area of Wuhan

(1) 在秋季，武漢市主城區(qū)湖泊中TP含量分布較分散，平均含量為0.207 mg/L，近城區(qū)湖泊中TP含量分布較集中，平均含量為0.207 mg/L；主城區(qū)湖泊中TN含量分布較分散，近城區(qū)湖泊中TN含量分布較集中且湖泊中TN含量上限有一個(gè)溫和異常值，為3.77 mg/L；主城區(qū)湖泊中NH3-N含量分布較近城區(qū)分散，且無異常值；兩城區(qū)湖泊中CODMn含量分布較集中，秋季近城區(qū)湖泊中CODMn含量下限有一個(gè)溫和異常值，為3.50 mg/L，主城區(qū)湖泊中CODCr含量較近城區(qū)分布分散。

(2) 在春季，武漢市主城區(qū)湖泊中TP含量較近城區(qū)分散，主城區(qū)湖泊中TP含量上限有極限異常值，為1.11 mg/L，近城區(qū)湖泊中TP含量上限有一個(gè)溫和異常值，為0.42 mg/L；主城區(qū)湖泊中TN含量分布較近城區(qū)集中，主城區(qū)湖泊中TN含量上限有一個(gè)溫和異常值，為10.33 mg/L；主城區(qū)湖泊中NH3-N含量分布較近城區(qū)分散；兩城區(qū)湖泊中CODMn含量分布較集中，主城區(qū)湖泊中CODMn含量上限有一個(gè)極限異常值，為23.27 mg/L，近城區(qū)湖泊中CODMn含量有一個(gè)溫和異常值，為7.40 mg/L；主城區(qū)湖泊中CODCr含量分布與近城區(qū)相似，近城區(qū)湖泊中CODCr含量上限有一個(gè)溫和異常值，為54.60 mg/L。

整體上看，武漢城區(qū)湖泊中TP、CODCr、CODMn含量表現(xiàn)為春季較秋季低，而湖泊中TN、NH3-N含量表現(xiàn)為春季較秋季高，湖泊中TP、TN、CODCr、CODMn、NH3-N含量分布情況都表現(xiàn)為主城區(qū)較近城區(qū)分散，說明武漢城區(qū)湖泊水質(zhì)從秋季到春季有逐漸變好的趨勢。

剔除圖3中異常值后武漢城區(qū)各湖泊中所有水質(zhì)指標(biāo)含量均滿足獨(dú)立性、正態(tài)性和方差齊性，可采用方差分析法，分別以空間和季節(jié)作為固定因子，對武漢城區(qū)6個(gè)湖泊中各水質(zhì)指標(biāo)含量進(jìn)行方差分析，其分析結(jié)果見表1。

由表1可知，通過單因素方差分析結(jié)果顯示，武漢城區(qū)湖泊中TP含量在季節(jié)變化上存在顯著性差異，在空間類型上不存在顯著差異；湖泊中TN含量在季節(jié)變化上無顯著性差異，在空間類型上僅在秋季有顯著性差異；湖泊中NH3-N含量在季節(jié)變化上無顯著性差異，在空間類型上存在顯著差異；湖泊中CODMn含量在季節(jié)變化上存在顯著性差異，在空間類型上僅在秋季有顯著性差異；湖泊中CODCr含量在季節(jié)變化上有顯著性差異，在空間類型上也有顯著性差異。單因素方差分析結(jié)果表明：季節(jié)變化對于武漢市近城區(qū)湖泊中TP含量的影響較主城區(qū)大，對兩城區(qū)湖泊中CODMn含量的影響相當(dāng)，對近城區(qū)湖泊中CODCr含量的影響較主城區(qū)大，對兩城區(qū)湖泊中其余水質(zhì)指標(biāo)的影響不大；空間類型對于武漢城區(qū)湖泊中NH3-N和CODCr含量的影響較大，且春、秋兩季的影響程度相當(dāng)，對湖泊中TN和CODMn含量僅在秋季有影響，對湖泊中TP含量沒有產(chǎn)生影響。

表1 武漢城區(qū)6個(gè)湖泊中各水質(zhì)指標(biāo)含量的方差分析結(jié)果Table 1 Results of variance analysis of water quality indicators in the six lakes of Wuhan city

由表1可知，通過雙因素方差分析結(jié)果顯示，在季節(jié)變化方面，湖泊中僅TN含量沒有顯著性差異；在空間類型方面，湖泊中僅TP含量沒有顯著性差異；在空間類型和季節(jié)變化的交互效應(yīng)下僅湖泊中CODMn含量有顯著性差異。雙因素方差分析結(jié)果表明：季節(jié)變化僅對武漢城區(qū)湖泊中TN含量沒有影響；空間類型僅對武漢城區(qū)湖泊中TP含量沒有影響，即城市中湖泊水質(zhì)的時(shí)空差異性較顯著。

2.2 不同污染源對湖泊水質(zhì)指標(biāo)的貢獻(xiàn)率

水產(chǎn)養(yǎng)殖、農(nóng)業(yè)種植、畜禽養(yǎng)殖和城市地表徑流是武漢城區(qū)湖泊周邊的主要污染來源，根據(jù)不同污染源污染負(fù)荷的計(jì)算方法，可計(jì)算得到不同面源污染對武漢城區(qū)6個(gè)湖泊中各水質(zhì)指標(biāo)(TP、TN、NH3-N、CODCr)的貢獻(xiàn)率，見圖4。

由圖4可知：主城區(qū)城市地表徑流對湖泊中水質(zhì)指標(biāo)的貢獻(xiàn)率最大，其次為水產(chǎn)養(yǎng)殖和畜禽養(yǎng)殖，農(nóng)業(yè)種植對湖泊中水質(zhì)指標(biāo)的貢獻(xiàn)率最??；近城區(qū)畜禽養(yǎng)殖對湖泊中水質(zhì)指標(biāo)TP、TN、NH3-N的貢獻(xiàn)率最大，貢獻(xiàn)率均在45%以上，其次為城市地表徑流和農(nóng)業(yè)種植，其中城市地表徑流對湖泊中水質(zhì)指標(biāo)CODCr的貢獻(xiàn)率最大，其次為畜禽養(yǎng)殖?？傮w上來看，不同污染源對武漢城區(qū)湖泊中TN的貢獻(xiàn)率排序?yàn)槌鞘械乇韽搅?畜禽養(yǎng)殖>水產(chǎn)養(yǎng)殖>農(nóng)業(yè)種植，湖泊中TP的貢獻(xiàn)率排序?yàn)樾笄蒺B(yǎng)殖 >農(nóng)業(yè)種植>城市地表徑流>水產(chǎn)養(yǎng)殖，湖泊中NH3-N的貢獻(xiàn)率排序?yàn)槌鞘械乇韽搅?畜禽養(yǎng)殖>水產(chǎn)養(yǎng)殖>農(nóng)業(yè)種植，湖泊中CODCr貢獻(xiàn)率排序?yàn)槌鞘械乇韽搅?水產(chǎn)養(yǎng)殖>畜禽養(yǎng)殖>農(nóng)業(yè)種植，說明武漢市重要湖泊的面源污染源主要為城市地表徑流，其次為畜禽養(yǎng)殖和水產(chǎn)養(yǎng)殖，最后為農(nóng)業(yè)種植。通過對比不同面源污染種類污染負(fù)荷的入湖量可知，武漢市近城區(qū)均高于主城區(qū)，這是因?yàn)榻菂^(qū)湖泊分布面積較大、范圍較廣，周圍城鎮(zhèn)居民較多，農(nóng)業(yè)活動(dòng)較多。

圖4 不同面源污染對武漢城區(qū)6個(gè)湖泊中各水質(zhì) 指標(biāo)的貢獻(xiàn)率Fig.4 Contribution rate of different non-point source pollution to water quality indicators of the six lakes in Wuhan city

2.3 湖泊水質(zhì)與土地利用類型的空間關(guān)聯(lián)性分析

結(jié)合上述得到的武漢市主城區(qū)和近城區(qū)土地利用類型面積占比和湖泊水質(zhì)指標(biāo)含量的變化結(jié)果(見表2)(其中，湖泊中各水質(zhì)指標(biāo)含量為6個(gè)湖泊全部采樣點(diǎn)的平均值±標(biāo)準(zhǔn)差)，并通過分析可知：主城區(qū)和近城區(qū)湖泊中水質(zhì)指標(biāo)僅TP含量無明顯變化；主城區(qū)3個(gè)湖泊周邊環(huán)境建設(shè)用地和植被用地較多，面積占比分別為38.37%和25.97%，而近城區(qū)3個(gè)湖泊周邊建設(shè)用地相對于主城區(qū)湖泊較少，面積占比為25.25%，且農(nóng)用地和植被用地面積相當(dāng)，面積占比分別為18.78%和16.14%。

表2 武漢城區(qū)土地利用類型面積占比和湖泊水質(zhì)指標(biāo)含量的變化結(jié)果Table 2 Results of changes in land use type area and lake water quality indicators in Wuhan city

為了進(jìn)一步探尋湖泊水質(zhì)指標(biāo)含量與土地利用類型之間的聯(lián)系，對兩者之間進(jìn)行了相關(guān)性分析，其分析結(jié)果見表3。

表3 武漢城區(qū)湖泊水質(zhì)指標(biāo)含量與土地利用類型面積占比的相關(guān)性分析結(jié)果Table 3 Correlation between lake water quality index and land use type area ratio in Wuhan city

由表3可知，武漢城區(qū)湖泊中TN和NH3-N含量與建設(shè)用地面積占比呈正相關(guān)性，湖泊中CODCr含量與植被用地面積占比呈負(fù)相關(guān)性，但湖泊中TP和CODMn含量與土地利用類型無顯著相關(guān)性，其含量變化可能受到多個(gè)土地利用類型的共同影響。該結(jié)果表明湖泊中污染物含量與土地利用類型的相關(guān)性對城市面源污染有一定的影響，即污染物含量隨著空間土地利用類型的差異而變化。由于受樣本量與時(shí)間的限制，雖然本研究現(xiàn)階段不能直接說明污染源的來源，但在一定程度上能了解潛在污染源且說明污染源存在空間關(guān)聯(lián)性。因此，在后續(xù)的研究中，需繼續(xù)對湖泊水質(zhì)進(jìn)行長期監(jiān)測并收集數(shù)據(jù)，以探究湖泊污染源機(jī)理為目的，建立合理的湖泊水質(zhì)污染模型，在此基礎(chǔ)上進(jìn)行更深入的研究。

3 討 論

上述研究結(jié)果表明：武漢市主城區(qū)湖泊水質(zhì)指標(biāo)含量分布相較于近城區(qū)分散，主城區(qū)和近城區(qū)湖泊中TN和NH3-N含量秋季均低于春季，這可能是由于春季農(nóng)耕活動(dòng)中施肥量增加，農(nóng)田中的污染物通過地表徑流輸入到湖泊中，導(dǎo)致兩者含量升高。但總體而言，武漢主城區(qū)秋季湖泊水質(zhì)指標(biāo)含量均高于春季，由此說明春季湖泊水質(zhì)較秋季有所改善。其原因?yàn)槲錆h市的降雨量為11月份小于3月份，說明春季是豐水期的過渡期，降雨量比秋季大，湖泊水體中污染物在集中降雨之后得到了一定的沖刷[15]，使得湖泊水體中污染物含量降低。采用單因素和雙因素方差分析對湖泊水質(zhì)指標(biāo)含量的時(shí)空差異進(jìn)行分析，結(jié)果表明：兩者分析結(jié)果有一定的一致性，除湖泊中TN外其余水質(zhì)指標(biāo)含量均有明顯的季節(jié)差異，除湖泊中TP外其余水質(zhì)指標(biāo)含量均有明顯的空間差異，湖泊中TN含量無季節(jié)差異可能是由于播種期部分氮肥會揮發(fā)到大氣中，其部分會與土壤成分結(jié)合而殘留在土壤中[16]，導(dǎo)致通過地表徑流進(jìn)入湖泊中的TN含量差異不大；主城區(qū)和近城區(qū)兩個(gè)空間類型對湖泊中TP含量的影響不大，主要原因是相較于其他污染物，TP更容易滯留在水體中，即便降雨對水體有一定的稀釋作用，其他污染物含量有所降低，但TP含量仍會維持在較高的水平。

一般來說，種植沉水植物對于吸附一定的污染物有明顯的作用，但沉水植物在不同的季節(jié)處于不同的生長期，不同生長期的沉水植物對污染物的凈化能力也有所不同，由此說明湖泊水質(zhì)的季節(jié)性差異可能由氣候和植物種植等因素決定。由于武漢市主城區(qū)和近城區(qū)均以建設(shè)用地居多，植被用地次之，而近城區(qū)相對主城區(qū)建設(shè)用地較少，農(nóng)用地較多，而不同土地利用類型與湖泊中各水質(zhì)指標(biāo)含量有一定的相關(guān)性，故這也是導(dǎo)致湖泊中其他水質(zhì)指標(biāo)含量存在空間差異性的原因之一。

通過面源污染量化分析可知：武漢市重點(diǎn)湖泊面源污染主要來自于城市地表徑流，其次為畜禽養(yǎng)殖和水產(chǎn)養(yǎng)殖，最后為農(nóng)業(yè)種植。其主要原因是武漢城區(qū)農(nóng)業(yè)活動(dòng)相對于城鎮(zhèn)化建設(shè)較少，其中城市地表徑流來源有地表沉積、大氣沉降、城市排水[17]以及城市開發(fā)中土地利用方式的改變，使下墊面發(fā)生變化，降低了陸地的雨污受納控制能力[18-19]，導(dǎo)致污染物隨地表徑流進(jìn)入湖泊中。

本文主要探究土地利用類型這一影響因素，通過將武漢城區(qū)湖泊水質(zhì)指標(biāo)含量與土地利用類型進(jìn)行相關(guān)性分析，結(jié)果表明：湖泊中TN、NH3-N含量與建設(shè)用地呈顯著正相關(guān)性，湖泊中CODCr含量與植被用地呈顯著負(fù)相關(guān)性。這與相關(guān)研究文獻(xiàn)[20-23]的結(jié)論基本一致，初步確定了土地利用類型的空間差異影響著城市地表徑流，即其主要原因是城市建設(shè)發(fā)展中會增加多種街道、屋頂?shù)炔煌杆砻妫廴疚锿ㄟ^蓄積在其表面，在降雨過程中通過雨水沖刷進(jìn)入受納水體，進(jìn)而影響城市地表徑流；而植被用地的增加在徑流污染中會起到凈化水質(zhì)的作用，但是大范圍的種植草地、林地也會導(dǎo)致湖泊水質(zhì)惡化[24]。對此，在湖泊周邊建設(shè)中，可以考慮適當(dāng)?shù)卦黾又脖挥玫?，按需合理配置土地利用類型，以減少湖泊水體污染。

禽畜養(yǎng)殖的污染主要源自畜禽糞便，一般會通過兩種途徑進(jìn)入湖泊水體，即在飼養(yǎng)過程中直接排放進(jìn)入水環(huán)境以及在堆放儲存過程中因降雨和其他原因進(jìn)入湖泊水體[25]。由于畜禽糞尿的淋溶性很強(qiáng)，進(jìn)入湖泊水體后除了會加速水體富營養(yǎng)化外，其有機(jī)物分解還會消耗湖泊水體中的溶解氧，導(dǎo)致湖泊水體中的水生生物死亡，加速湖泊水體污染。對此，有必要規(guī)范化畜禽養(yǎng)殖，加強(qiáng)管理，并探索無害化處理畜禽養(yǎng)殖糞尿的技術(shù)及設(shè)施[26]。

通過調(diào)研發(fā)現(xiàn)，武漢城區(qū)部分湖泊局部流域仍存在集約化水產(chǎn)養(yǎng)殖，投食投肥與產(chǎn)污直接在水體中進(jìn)行，還有一些水生經(jīng)濟(jì)作物的大量種植，這也增加了湖區(qū)的氮、磷污染負(fù)荷[27]。對此，可以通過減緩水產(chǎn)養(yǎng)殖中餌料投放，及時(shí)收集和清除水體中排泄物，并合理規(guī)劃水生植物的種植來減輕湖泊水質(zhì)污染。

農(nóng)業(yè)種植的主要來源是農(nóng)田的施肥與灌溉，武漢市近城區(qū)有湖泊仍以傳統(tǒng)農(nóng)耕為主，精耕細(xì)作且大量地施用復(fù)合肥[6]，導(dǎo)致作物不能完全吸收，從而殘留在土壤中，經(jīng)澆水灌溉及雨水沖刷進(jìn)入湖泊水體，導(dǎo)致水體中氮、磷含量增高，致使水體富營養(yǎng)化。對此，可以通過化肥的合理選擇與使用，或者推動(dòng)種植業(yè)和畜禽養(yǎng)殖業(yè)綠色融合，讓畜禽養(yǎng)殖業(yè)產(chǎn)生的糞污養(yǎng)分替代化肥，這樣既可以處理和降低畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染排放，又可以降低種植業(yè)化肥施用量[28]，從而減緩湖泊水質(zhì)污染。

4 結(jié) 論

由于武漢市主城區(qū)和近城區(qū)的土地利用格局和污染源構(gòu)成不同，武漢市6個(gè)主要湖泊的水質(zhì)在兩個(gè)區(qū)域之間存在顯著差異，這種差異不僅表現(xiàn)在空間水平上，而且表現(xiàn)在季節(jié)水平上。因此，城市湖泊污染的風(fēng)險(xiǎn)評估不僅要考慮空間因素，而且要考慮季節(jié)因素，將兩者綜合起來才能準(zhǔn)確地評估湖泊水質(zhì)的污染風(fēng)險(xiǎn)，確定有針對性的預(yù)防或治理措施。

采用水質(zhì)調(diào)查和污染源空間關(guān)聯(lián)性分析相結(jié)合的方法不僅有助于了解城區(qū)湖泊水質(zhì)的實(shí)際污染水平，而且對了解潛在的污染源、明確各污染源對湖泊水體污染的實(shí)際貢獻(xiàn)也有所幫助，其分析結(jié)果可為進(jìn)一步探索城市湖泊的污染機(jī)理、實(shí)現(xiàn)城市湖泊污染的精準(zhǔn)治理奠定基礎(chǔ)。