2007-2019年太湖藻型和草型湖區(qū)葉綠素a變化特征及影響因子*

吳東浩，賈更華，吳浩云

(1：太湖流域水文水資源監(jiān)測中心，無錫 214024) (2：水利部太湖流域管理局，上海 200434)

太湖流域面積為36895 km2，行政區(qū)劃分屬江蘇、浙江、上海和安徽三省一市，是我國經(jīng)濟最發(fā)達(dá)、大中城市最密集的地區(qū)之一，地理和戰(zhàn)略優(yōu)勢突出. 太湖水域面積為2338 km2，是流域最大的湖泊，也是流域水資源調(diào)度的中心，同時作為流域重要飲用水水源地，年供水量達(dá)15億m3，直接服務(wù)人口960萬. 2007年，由藍(lán)藻水華引發(fā)的黑水團導(dǎo)致了無錫供水危機. 此事件發(fā)生后，國家加大了太湖藍(lán)藻治理力度，于2008年5月批復(fù)《太湖流域水環(huán)境綜合治理總體方案》. 隨著太湖流域水環(huán)境綜合治理工作的深入推進，太湖水質(zhì)狀況總體改善明顯，但總磷濃度和葉綠素a濃度卻顯著升高[1-2]，王華等的研究結(jié)果顯示2017年太湖總磷濃度和藍(lán)藻密度較2010年均明顯上升[1]，藍(lán)藻水華問題依舊是太湖水生態(tài)系統(tǒng)受損的最主要表征，也仍將是新一輪太湖流域水環(huán)境綜合治理需重點解決的核心問題之一.

一直以來，關(guān)于太湖藍(lán)藻水華或葉綠素a的相關(guān)研究較多，氣溫升高[3-6]、風(fēng)速降低[3-5]、極端天氣增多[7]、日照時間延長[5]等均有利于太湖藍(lán)藻水華的發(fā)生，但相關(guān)研究主要針對太湖水華嚴(yán)重的藻型湖區(qū)，鮮有關(guān)于藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)葉綠素a變化的對比分析，以及不同類型湖區(qū)葉綠素a對外界脅迫響應(yīng)差異方面的相關(guān)研究. 同時，降雨對葉綠素a和藍(lán)藻水華具有重要影響，但關(guān)于降雨對太湖藍(lán)藻水華影響的研究相對較少，且相關(guān)研究選用的雨量數(shù)據(jù)均來自于太湖或周邊少數(shù)幾個雨量站[2,4]，并不能準(zhǔn)確闡明太湖藍(lán)藻水華與降雨之間的定量響應(yīng)關(guān)系.

本研究基于2007-2019年太湖逐月監(jiān)測數(shù)據(jù)，在闡明太湖藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)葉綠素a濃度變化特征的基礎(chǔ)上，分析研究水溫、風(fēng)速、湖西區(qū)降雨、沉水植物分布等因素對太湖不同類型湖區(qū)葉綠素a的影響，提出相關(guān)對策、措施和建議，期望可為新一輪太湖流域水環(huán)境綜合治理及太湖藍(lán)藻防控提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

根據(jù)太湖流域地形地貌、河道水系分布及治理特點等，太湖流域分為8個水利分區(qū)，分別為湖西區(qū)、浙西區(qū)、太湖區(qū)、武澄錫虞區(qū)、陽澄淀泖區(qū)、杭嘉湖區(qū)、浦西區(qū)和浦東區(qū). 太湖環(huán)湖大堤采取“東控西敞”的設(shè)計，即東段大堤的口門全部進行控制(封堵或建控制建筑物)，西段(上游)大堤口門基本敞開. 湖西區(qū)位于太湖的上游，面積7549 km2，占流域總面積的20.5%，該區(qū)域的河道污染物可直接進入太湖，對太湖水生態(tài)環(huán)境的影響最大.

太湖是典型的大型淺水湖泊，根據(jù)夏季是否有沉水植物植物分布，可分別劃分為藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)，其中藻型湖區(qū)主要包括北部湖區(qū)、西部沿岸區(qū)、南太湖及湖心區(qū)等水域，面積約占65%；草型湖區(qū)主要包括東太湖、胥湖、箭湖等東部水域，面積約占35%[8]. 在太湖布設(shè)31個水質(zhì)監(jiān)測站點，其中藻型湖區(qū)24個站點，草型湖區(qū)7個站點(圖1). 2007-2019年，逐月采集水樣對總磷、葉綠素a濃度等指標(biāo)進行監(jiān)測.

圖1 太湖水質(zhì)監(jiān)測站點布設(shè)及湖西區(qū)雨量站分布Fig.1 Sampling sites of Lake Taihu and precipitation stations in Huxi sub-region of the Taihu Basin

1.2 水文氣象及水質(zhì)數(shù)據(jù)

水溫數(shù)據(jù)來自洞庭西山國家基本水文站，風(fēng)速數(shù)據(jù)來自宜興氣象基本站，降雨量數(shù)據(jù)來自湖西區(qū)19個代表雨量站[9].

水下0.5 m分別采集水樣用于總磷和葉綠素a濃度的分析. 總磷指標(biāo)的檢測嚴(yán)格按照《國家地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838-2002)相關(guān)要求，水樣送至實驗室自然沉降30 min后，用虹吸管吸取上層非沉降部分進行檢測，總磷指標(biāo)的測定采用鉬酸銨分光光度法(GB 11893-1989). 采集水樣1000 mL，并加入1 mL 1%的碳酸鎂懸濁液，防止酸化引起的色素溶解，采用紫外分光光度法(SL88-2012)測定葉綠素a濃度.

1.3 太湖水生植物遙感監(jiān)測

基于環(huán)境小衛(wèi)星HJ-1A/B CCD影像進行太湖水生植物分布現(xiàn)狀解析，對遙感影像進行大氣校正與幾何校正處理，計算歸一化植被指數(shù)NDVI(normalized difference vegetation index)，采用決策樹分類法，對近年來太湖典型月份的沉水植物、挺水植物、湖泊水面進行遙感初分類，結(jié)合野外實地調(diào)查數(shù)據(jù)對解譯數(shù)據(jù)進行校準(zhǔn)，應(yīng)用ArcGIS繪制太湖水生植物分布圖并統(tǒng)計不同類型水生植物分布面積[10].

1.4 數(shù)據(jù)分析方法

在單站降水量統(tǒng)計分析的基礎(chǔ)上，采用面積加權(quán)法計算湖西區(qū)面降雨量[9]；參照段仲昭等的方法[11]，定義連續(xù)5日極端降雨量(P5day)用于反映湖西區(qū)極端降雨變化情況. 以泰森多邊形插值獲取31個水質(zhì)監(jiān)測站點代表的水域面積，采用面積加權(quán)法計算藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)總磷、葉綠素a濃度及近年來藻類和藍(lán)藻密度變化. 在進行數(shù)據(jù)分析的過程中，未剔除任何監(jiān)測數(shù)據(jù)，2007-2019年所有逐月監(jiān)測結(jié)果均用于數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析.

采用Mann-Kendall非參數(shù)檢驗(M-K檢驗)，分析太湖葉綠素a濃度和總磷濃度的突變情況. M-K檢驗是最初由Mann提出，經(jīng)Kendall修改后，廣泛使用的一種非參數(shù)檢驗方法，它適用于長時間序列的氣象及水文數(shù)據(jù)的突變特征和變化趨勢的顯著性檢驗[11]. 采用Pearson系數(shù)分析水溫、風(fēng)速、湖西區(qū)降雨、沉水植物分布等因素與太湖不同類型湖區(qū)葉綠素a之間的關(guān)系，P<0.05為顯著相關(guān)，P<0.01為極顯著相關(guān). 采用獨立樣本t檢驗對比分析不同時段太湖葉綠素a和總磷濃度差異. 數(shù)據(jù)統(tǒng)計及分析在Excel 2010、SPSS 20.0和MATLAB中完成，部分繪圖在Origin 9.0中完成.

2 結(jié)果與分析

2.1 不同類型湖區(qū)葉綠素a變化特征

M-K檢驗結(jié)果表明，藻型湖區(qū)的葉綠素a變化可分為兩個階段，2016年為葉綠素a變化的拐點. 第1階段(2007-2015年)藻型湖區(qū)的葉綠素a濃度平均值為25.7 μg/L，第2階段(2016-2019年)的葉綠素a濃度平均值為46.3 μg/L(圖2). 采用獨立樣本t檢驗對藻型湖區(qū)兩個階段的葉綠素a濃度進行統(tǒng)計分析，結(jié)果顯示第1階段藻型湖區(qū)的葉綠素a濃度顯著低于第2階段(t=-4.26，P<0.01). 2007-2015年，藻型湖區(qū)的葉綠素a濃度除了2014年(33.0 μg/L)略高外，其他年份均低于30.0 μg/L；而2016-2019年藻型湖區(qū)的葉綠素a濃度均高于30.0 μg/L，最大值出現(xiàn)在2019年，達(dá)到55.7 μg/L. 從年際變化來看，2007-2019年藻型湖區(qū)的葉綠素a濃度總體呈波動上升趨勢，與朱廣偉等的研究結(jié)果一致[2]. 2007年無錫市發(fā)生由于藍(lán)藻水華引發(fā)的供水危機，當(dāng)年的藻型湖區(qū)葉綠素a濃度為25.9 μg/L，2019年上升至55.7 μg/L，上升了1.2倍.

M-K檢驗結(jié)果表明，草型湖區(qū)葉綠素a濃度變化的拐點年份也為2016年. 第1階段(2007-2015年)的葉綠素a濃度平均值為12.0 μg/L，第2階段(2016-2019年)的葉綠素a濃度平均值為20.2 μg/L(圖2). 統(tǒng)計結(jié)果表明，第1階段草型湖區(qū)的葉綠素a濃度也顯著低于第2階段(t=-7.26，P<0.01). 2007-2015年，草型湖區(qū)的葉綠素a濃度均低于20.0 μg/L，最小值出現(xiàn)在2014年，僅為10.6 μg/L；2016-2019年高于20.0 μg/L，最大值出現(xiàn)在2017年，達(dá)到24.0 μg/L.

圖2 2007-2019年太湖藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)葉綠素a濃度變化Fig.2 Variation of annual chlorophyll-a concentration of algae-dominant and macrophyte-dominant regions, Lake Taihu from 2007 to 2019

2.2 不同類型湖區(qū)總磷變化特征

M-K檢驗結(jié)果表明，藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)總磷濃度的拐點年份均為2015年. 第1階段(2007-2014年)，藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)總磷濃度分別為0.077和0.041 mg/L；第2階段(2015-2019年)則分別為0.091和0.047 mg/L(圖3). 統(tǒng)計結(jié)果表明，藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)2015-2019年的總磷濃度均極顯著高于2007-2014年(t分別為3.75和2.77，P<0.01). 《湖泊營養(yǎng)物基準(zhǔn)-中東部湖區(qū)(總磷、總氮、葉綠素a)》明確我國東部湖區(qū)的總磷基準(zhǔn)值為0.029 mg/L，2007-2019年太湖總磷濃度均明顯高于這一基準(zhǔn)值，為藻類生長和藍(lán)藻水華暴發(fā)提供了物質(zhì)基礎(chǔ)，尤其是2015年以后總磷濃度的上升更是為不同類型湖區(qū)葉綠素a濃度的上升創(chuàng)造了條件.

圖3 2007-2019年太湖藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)總磷濃度變化Fig.3 Annual total phosphorus concentrations of algae-dominant and macrophyte-dominant regions, Lake Taihu from 2007 to 2019

2.3 太湖水文氣象條件變化及對不同類型湖區(qū)葉綠素a的影響

2.3.1 水溫 2007年以來，太湖最低月平均水溫呈現(xiàn)“Ⅴ”型變化，2007年為6.27℃，之后逐漸降低，并于2011年達(dá)到最低(2.65℃)，之后呈明顯上升趨勢，于2019年達(dá)到最高(8.60℃). 與月最低水溫變化趨勢相似，前冬(上年12月至當(dāng)年2月)積溫也呈現(xiàn)“V”型變化，2011年最低，僅為511.40℃，2019年為近年來最高，達(dá)到859.80℃. 相關(guān)性分析結(jié)果表明，最低月平均水溫及前冬積溫的高低對藻型湖區(qū)葉綠素a濃度具有極顯著影響(r分別為0.77和0.74，P<0.01)，與朱廣偉等的研究結(jié)論一致[6]. 根據(jù)藍(lán)藻水華“四階段理論”，春季藍(lán)藻復(fù)蘇量與有效生理積溫呈正相關(guān)[12]，冬季最低溫度的上升，有利于底泥中的藍(lán)藻更早的復(fù)蘇和生長，更快形成生長競爭優(yōu)勢.

從圖4可以看出，2007-2019年，太湖年平均水溫也存在較大差異，最大值為19.10℃，最小值為17.28℃，相差1.82℃. 相關(guān)性分析結(jié)果表明，年平均水溫對藻型湖區(qū)葉綠素a也具有顯著影響(r=0.59，P<0.05). 李亞春等的研究結(jié)果也表明，大面積藍(lán)藻水華主要出現(xiàn)在日平均溫度≥20℃的情況下，其中25.1～30℃為高發(fā)區(qū)間[13]，藍(lán)藻對高溫的耐受能力強于其他藻類[14]，微囊藻(Microcystis)生長的適宜水溫為28～32℃且35℃的水溫并不會導(dǎo)致其生長速率明顯降低[15]，溫度上升總體有利于微囊藻的生長. 1971年以來環(huán)太湖地區(qū)氣溫整體上呈增暖趨勢[16]，且1992年以后太湖的年平均水溫每10年上升0.37℃[17]，在全球變暖大背景下，太湖水溫仍有可能進一步上升，將更有利于藻型湖區(qū)葉綠素a濃度的上升及藍(lán)藻水華的發(fā)生.

圖4 2007-2019年太湖最低月平均水溫及其與藻型湖區(qū)葉綠素a濃度的關(guān)系Fig.4 Variation of the lowest mean monthly water temperature and its relation with chlorophyll-a concentration of algae-dominant region, Lake Taihu from 2007 to 2019

與藻型湖區(qū)類似，水溫對草型湖區(qū)葉綠素a濃度也具有顯著影響. 最低月平均水溫、年平均水溫與草型湖區(qū)葉綠素a濃度呈顯著相關(guān)(r分別為0.68和0.65，P<0.05)，前冬積溫與草型湖區(qū)葉綠素a濃度呈極顯著相關(guān)(r=0.71，P<0.01).

2.3.2 風(fēng)速 2007-2019年太湖風(fēng)速呈現(xiàn)穩(wěn)定下降趨勢. 相關(guān)性分析結(jié)果表明，年均風(fēng)速與藻型湖區(qū)葉綠素a濃度之間呈極顯著負(fù)相關(guān)(r=-0.77，P<0.01，圖5). 藍(lán)藻具有偽空胞，可以隨著環(huán)境條件的變化，在水柱中主動上浮和下沉. 隨著風(fēng)速的下降，風(fēng)浪的擾動能力減弱，更有利于藍(lán)藻主動上浮至水面形成水華，在與其他浮游植物競爭中占據(jù)優(yōu)勢[18]. 同時，低風(fēng)速持續(xù)時間延長，湖底間歇性缺氧/厭氧的概率增加，更有利于淺水湖泊中底泥溶解性營養(yǎng)鹽的釋放，從而加重水體富營養(yǎng)化，有利于藍(lán)藻水華的發(fā)生[3]. Zhang等的研究結(jié)果表明，1992年以來太湖的日最大風(fēng)速和日平均風(fēng)速分別下降了1.00和0.68 m/s[17]，風(fēng)速條件變化趨勢將更有利于藻型湖區(qū)藍(lán)藻水華的暴發(fā). 草型湖區(qū)葉綠素a濃度與年均風(fēng)速之間呈顯著相關(guān)性(r=-0.69，P<0.05)，但相關(guān)性不如藻型湖區(qū).

圖5 2007-2019年太湖年平均風(fēng)速變化及其與藻型湖區(qū)葉綠素a濃度的關(guān)系Fig.5 Variation of mean annual wind speed and its relationship with chlorophyll-a concentration of algae-dominant region, Lake Taihu from 2007 to 2019

2.3.3 降雨量 2007-2019年湖西區(qū)降雨量總體呈上升趨勢且年際降雨量變化較為劇烈，最小值出現(xiàn)在2008年，為749.7 mm；最大值出現(xiàn)在2016年，達(dá)到2025.5 mm，是2008年的2.7倍. 湖西區(qū)年內(nèi)降雨過程變化更為劇烈，最小月降雨量出現(xiàn)在2010年11月，僅為2.8 mm；最大月降雨量出現(xiàn)在2015年6月，高達(dá)556 mm；從年內(nèi)降雨變化過程來看，5-9月是湖西區(qū)降雨的主要時段，占當(dāng)年降雨總量的57%～91%(圖6).

圖6 2007-2019年湖西區(qū) 逐月降雨量及年降雨量變化過程Fig.6 Monthly and annual precipitation variations in Huxi sub-region of the Taihu Basin from 2007 to 2019

湖西區(qū)年降雨與當(dāng)年藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)葉綠素a濃度之間的相關(guān)性不明顯(r分別為0.35和0.31，P>0.05)，且湖西區(qū)1-6月降雨與藻型湖區(qū)5-7月的葉綠素a濃度之間的相關(guān)性也不明顯(r=0.19，P>0.05). 相關(guān)研究結(jié)果表明，極端降雨會促進當(dāng)年湖泊藍(lán)藻水華的暴發(fā)[18-19]. 本研究發(fā)現(xiàn)，湖西區(qū)當(dāng)年P(guān)5day與藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)下年度葉綠素a濃度之間的關(guān)系均顯著(r分別為0.60和0.62，P<0.05，圖7). 2007-2019年湖西區(qū)P5day最大值出現(xiàn)在2016年，達(dá)到293.7 mm. 降雨極端事件可以顯著改變湖泊的營養(yǎng)鹽輸入過程[18,20]，大雨強下土壤溶解性總磷的流失速率可達(dá)到小雨強下的25倍[20]. 由于極端降雨，大量的污染物會在短期內(nèi)大量進入太湖并導(dǎo)致年入湖污染負(fù)荷的上升，朱偉等的研究結(jié)果表明，2016年6-7月和10月的兩次洪峰分別帶入580.5和268.2 t磷進入太湖，占全年總量的50%[21]. 一般而言，磷是湖泊富營養(yǎng)化的限制因子，不同于氮元素的遷移轉(zhuǎn)化路徑，降雨帶入的磷進入太湖后很難經(jīng)由出湖河道排出，60%～70%滯留在湖體中，2016年流域發(fā)生的大洪水這一比例更是高達(dá)88%[21]. 在水體厭氧或缺氧[22]、pH變化[23]、溫度上升[24]等條件下沉積物中的磷會再次釋放進入湖體，從而為下年度藻類生長和藍(lán)藻水華創(chuàng)造有利條件.

圖7 2007-2019年湖西區(qū)P5day與 藻型湖區(qū)下年度葉綠素a濃度的關(guān)系Fig.7 Relationship between P5day in Huxi sub-region of the Taihu Basin and next year’s chlorophyll-a concentration of algae-dominant region from 2007 to 2019

2.4 水生植物分布對不同類型湖區(qū)葉綠素a的影響

遙感監(jiān)測結(jié)果顯示，2012-2014年太湖沉水植物分布面積基本穩(wěn)定在250 km2左右(不包括東太湖3000 hm2的圍網(wǎng)養(yǎng)殖面積，下同)，2015年驟降至約30 km2，2016年上升至約50 km2，之后逐漸緩慢恢復(fù)[10]. 如圖8所示，2012年5月28日太湖東部水域胥湖及東太湖沉水植物分布面積較廣，約270 km2，2015年同期(5月12日)僅為28 km2，2019年(5月21日)有所恢復(fù). 沉水植物分布面積較大的2014年，草型湖區(qū)葉綠素a濃度為10.7 μg/L；而沉水植物面積驟降后，草型湖區(qū)葉綠素a濃度迅速上升，2015和2016年草型湖區(qū)的葉綠素a濃度分別達(dá)到12.9和17.9 μg/L. 統(tǒng)計結(jié)果表明，沉水植物分布面積與草型湖區(qū)葉綠素a濃度呈顯著負(fù)相關(guān)(r=-0.84，P<0.01，圖9)，而與藻型湖區(qū)葉綠素a濃度之間相關(guān)性不密切(r=0.65，P>0.05)，可見沉水植物面積的減少促進了草型湖區(qū)藻類的生長及藍(lán)藻水華的發(fā)生. 沉水植物在抑制底泥再懸浮，吸收水體氮、磷等方面具有重要作用，同時其也可以與藻類競爭營養(yǎng)物質(zhì)并分泌化感物質(zhì)抑制藻類的生長，面積驟減后其對藻類生長的抑制作用明顯減弱，導(dǎo)致草型湖區(qū)葉綠素a濃度上升.

圖8 近年來太湖水生植物分布面積變化Fig.8 The comparison of submerged plant coverage of Lake Taihu in recent years

圖9 2013-2019年太湖沉水植物 分布面積與草型湖區(qū)葉綠素a濃度的關(guān)系Fig.9 Relationship between submerged plant coverage and chlorophyll-a concentration of macrophyte-dominant region, Lake Taihu from 2013 to 2019

另外，太湖沉水植物分布面積的驟減也為藍(lán)藻空間擴張創(chuàng)造了有利條件. 2014年以前太湖的水生植物優(yōu)勢種主要為馬來眼子菜、狐尾藻等“冠層型”沉水植物[8]，植物葉片可以長至水面. 這些“冠層型”沉水植物與荇菜等浮葉植物混生，可形成“天然屏障”，阻礙敞水區(qū)的藍(lán)藻向東太湖等草型湖區(qū)漂移. 水生植物減少后，“天然屏障”消失，大量藍(lán)藻直接漂移進入草型湖區(qū)，這可能是草型湖區(qū)，尤其是東太湖近年來藍(lán)藻水華強度上升的主要原因之一. 統(tǒng)計結(jié)果表明，2014年以前，藻型湖區(qū)藍(lán)藻水華強度與草型湖區(qū)相關(guān)性極小(r=0.01，P>0.05)，而2015年以后相關(guān)性顯著上升(r=0.41，P<0.01)，也證明了這一觀點.

3 討論

3.1 太湖藍(lán)藻水華變化特征及原因分析

2007-2109年太湖藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)葉綠素a濃度均呈波動上升趨勢，水溫、風(fēng)速、降雨條件均有利于藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)葉綠素a濃度的升高. 2017年和2019年的最低月平均水溫分別為7.48和8.40℃，明顯高于2007-2019年的均值(5.89℃)，可能是這兩年太湖藍(lán)藻水華強度達(dá)到歷史最高水平的關(guān)鍵影響因子. 同時，野外調(diào)查也發(fā)現(xiàn)，2016以來草型湖區(qū)藍(lán)藻水華已成為常態(tài)，高溫時段經(jīng)?？梢娒黠@藍(lán)藻水華. 草型湖區(qū)位于太湖的下游，是上游來水的主要排水通道. 沉水植物減少后，藻型湖區(qū)產(chǎn)生的藍(lán)藻在水流搬運及風(fēng)生流的作用下直接進入草型湖區(qū)，從而導(dǎo)致水體透明度降低，進而對草型湖區(qū)湖泊生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生較大脅迫，需加強關(guān)注.

本研究也發(fā)現(xiàn)，風(fēng)速對草型湖區(qū)葉綠素a的影響程度低于藻型湖區(qū)，而降雨對草型湖區(qū)葉綠素a的影響程度高于藻型湖區(qū)，這與不同生境類型的藻類組成差異有密切關(guān)系. 藻型湖區(qū)藍(lán)藻密度占絕對優(yōu)勢，藻類組成單一，動力擾動強度較小的水體更有利于藍(lán)藻生長，因此風(fēng)速的降低對藻型湖區(qū)葉綠素a的影響更大. 同時，草型湖區(qū)總磷濃度明顯低于藻型湖區(qū)，營養(yǎng)鹽的限制作用相對更加突出，藻類生長對外源輸入污染物響應(yīng)更直接，因此降雨對草型湖區(qū)葉綠素a的影響更大. 另外，由于太湖沉水植物分布面積小且空間差異大，主要分布在東部湖區(qū)，因此其對北部湖區(qū)、西部湖區(qū)、南部湖區(qū)和湖心區(qū)等水域的藻類生長抑制作用微弱，二者之間的相關(guān)性不明顯.

本文重點研究了水文、氣象及水質(zhì)變化對太湖藍(lán)藻水華的影響. 許多研究結(jié)果均表明，底泥內(nèi)源釋放與湖泊富營養(yǎng)化和藍(lán)藻水華之間存在密切聯(lián)系[25-26]，Ding的研究結(jié)果表明太湖底泥SRP釋放存在明顯的季節(jié)性變化，從而導(dǎo)致水華期間水體出現(xiàn)氮限制[27]，Yang等在巢湖也發(fā)現(xiàn)了類似的變化特點[28]. 太湖是典型的大型淺水湖泊，污染底泥較豐富，且受風(fēng)浪擾動影響大[26]. 有必要加強太湖不同湖區(qū)底泥磷釋放與藍(lán)藻水華之間的定量響應(yīng)關(guān)系研究，科學(xué)指導(dǎo)太湖藍(lán)藻防控.

3.2 太湖水生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)變化

本研究也發(fā)現(xiàn)，太湖藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)的水質(zhì)變差較藍(lán)藻水華提前一年，水質(zhì)變差的拐點為2015年，而水華加劇的拐點為2016年. 生態(tài)系統(tǒng)在轉(zhuǎn)變?yōu)橐粋€具有不同的結(jié)構(gòu)和功能的穩(wěn)態(tài)之前所能夠承受的擾動大小稱為生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)力(ecological resilience)[29]. 太湖作為大型淺水湖泊，具有較強的生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)力，由于生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部復(fù)雜的動力學(xué)過程及負(fù)反饋(stabilizing feedback)機制，使其能夠承受一定的外部壓力，維持當(dāng)前的穩(wěn)態(tài)而不發(fā)生明顯變化[30]，因此在2015年流域大洪水及沉水植物面積驟減等因子共同影響下，太湖僅表現(xiàn)出水質(zhì)有所惡化，而葉綠素a濃度并未明顯上升. 但2016年又發(fā)生了創(chuàng)歷史新高的流域特大洪水，降雨量較常年偏多47%，由于大洪水引發(fā)的外界脅迫超出了其生態(tài)閾值(ecological threshold)，導(dǎo)致藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)的葉綠素a濃度均明顯上升，并達(dá)到新的穩(wěn)態(tài). 同時，由于生態(tài)系統(tǒng)存在一定的遲滯效應(yīng)(hysteresis)，達(dá)到新的穩(wěn)態(tài)后能夠保持其長期具有穩(wěn)定性[31]，這可能是2017年入湖污染負(fù)荷較2016年明顯減少[1]，但藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)葉綠素a濃度仍保持較高水平的一個重要原因.

3.3 降雨對湖西區(qū)入湖負(fù)荷及藍(lán)藻水華的影響

湖西區(qū)北部運河平原區(qū)地面高程一般為6～7 m，洮滆、南河等腹部地區(qū)和東部沿湖地區(qū)地面高程一般為4～5 m，地勢呈西北高、東南低，逐漸向太湖傾斜[32]. 由于太湖環(huán)湖大堤的建設(shè)按照“東控西敞”的原則，湖西區(qū)的口門基本敞開. 湖西區(qū)的地勢條件及口門控制方式均有利于降雨產(chǎn)流直接進入太湖. 同時，近年來，江蘇省湖西地區(qū)加強了沿長江口門的引水力度，調(diào)水試驗表明湖西區(qū)高達(dá)70%的沿長江口門引水量會進入太湖[33]. 由于沿長江口門引水量的增加，導(dǎo)致湖西區(qū)河湖水位抬升，在降雨的作用下區(qū)域水資源更容易進入太湖，進一步提高了降雨與湖西區(qū)入湖水量之間的相關(guān)性. 另外，隨著流域經(jīng)濟社會的快速發(fā)展，城鎮(zhèn)建設(shè)用地、工礦倉儲用地、以及交通用地等不透水面積增加明顯，耕地(主要是水田)、林地以及湖泊濕地明顯減少[34]，導(dǎo)致相同的降雨條件下更容易產(chǎn)流. 多種因素共同作用下導(dǎo)致湖西區(qū)降雨量與湖西區(qū)入湖水量之間呈極顯著相關(guān)性(r=0.87，P<0.01).

湖西區(qū)土地利用類型較為豐富，人為活動影響較強，面源污染較為嚴(yán)峻，朱乾德針對湖西區(qū)的野外模擬試驗結(jié)果表明，降雨對地區(qū)的水質(zhì)污染具有重要影響[20]. 季海萍等的研究結(jié)果表明，2007-2018年環(huán)太湖年均入湖水量較1986-2006年同期增加29.9億m3，其中湖西區(qū)貢獻(xiàn)29.0億m3，降雨增多是主要影響因素之一[9]. 近年來，湖西地區(qū)入湖河道氮、磷濃度明顯降低，以湖西區(qū)入湖水量最大的城東港為例，2007年總氮和總磷平均濃度分別為5.88和0.204 mg/L，2019年分別降至2.52和0.166 mg/L，降幅分別為57%和19%. 雖然入湖水質(zhì)在改善，但由于入湖水量的上升，導(dǎo)致2007年以來湖西區(qū)入湖負(fù)荷仍居高不下[1]，且2016年太湖流域發(fā)生大洪水，入湖氮、磷負(fù)荷增加更為明顯[21].

太湖北部水域的研究結(jié)果表明，5-7月水體的葉綠素a濃度與上半年1-6月的降雨量有很好的相關(guān)性[2]，而本研究表明二者之間的相關(guān)性并不明顯(r=0.19，P>0.05). 太湖及流域面積大，降雨具有較大的空間差異性，本研究采用的雨量站多達(dá)19個，明顯多于該分析研究采用的雨量站數(shù)量，能較為全面地反映流域降雨對太湖藍(lán)藻水華的影響，這可能是導(dǎo)致研究結(jié)果存在較大差異的主要原因. 同時，降雨量越多，有效的光照時間可能越少，從而不利于藻類的繁殖，因此湖西區(qū)年降雨量與當(dāng)年藻型湖區(qū)葉綠素a濃度之間的關(guān)系也不明顯. 相反，由于極端降雨導(dǎo)致大量的總磷污染負(fù)荷進入太湖并沉積，在下年度合適的環(huán)境下會再次進入湖體，為藻類生長和藍(lán)藻水華提供關(guān)鍵營養(yǎng)鹽支撐.

3.4 太湖藻型湖區(qū)藍(lán)藻防控建議

由于遲滯效應(yīng)，湖泊生態(tài)系統(tǒng)達(dá)到新的平衡后很難在短時間內(nèi)發(fā)生轉(zhuǎn)變[31]，且隨著全球變暖，降雨極端事件發(fā)生的概率將會進一步增加，有利于大面積藍(lán)藻水華的暴發(fā)[7]；同時由于太湖本身就是一個巨大的“磷庫”，太湖藍(lán)藻水華強度在短期內(nèi)仍可能處于較高水平. 實踐證明，藍(lán)藻打撈是多年來控制太湖沿岸藻源性湖泛的主要且有效措施[35]，在高強度藍(lán)藻水華情形下，必須高度重視高溫時段太湖藍(lán)藻水華防控工作，進一步提高藍(lán)藻打撈處置效率，必要時輔以曝氣等措施，防止藍(lán)藻在水源地取水口附近水域堆積、死亡并誘發(fā)黑水團，保證水源地供水安全. 同時，2008-2017年較1986-2007年平均降雨量多150 mm，增加了13%，且流域降雨量有可能進一步增加[9]，會大幅抵消水質(zhì)濃度改善的效果，從而維持入湖負(fù)荷仍處于較高水平. 隨著林地及湖泊濕地的減少，對湖西區(qū)污染物的攔截、緩沖和凈化作用減弱，進而導(dǎo)致相同降雨量條件下更多的污染物進入太湖. 根據(jù)水利部太湖流域管理局發(fā)布的《太湖健康狀況報告》統(tǒng)計結(jié)果，湖西區(qū)總磷入湖污染通量約占總污染物入湖通量的75%[36]，在湖西區(qū)非點源污染占比超過50%的現(xiàn)狀下，迫切需要開展環(huán)境友好型的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)技術(shù)或建設(shè)氮、磷攔截工程等生態(tài)修復(fù)措施，并進一步加強降雨尤其是極端強降雨期間湖西區(qū)非點源污染的防控，推動湖西區(qū)入湖污染物通量逐步降低.

3.5 太湖草型湖區(qū)水生態(tài)修復(fù)

沉水植物對于淺水湖泊功能的發(fā)揮具有重要影響，沉水植物分布面積減少后，太湖東部水域的葉綠素a濃度明顯上升，雖然現(xiàn)階段太湖沉水植物分布面積較2015年明顯增加，但較2014年以前仍有很大差距，且東西山之間及東茭咀附近水域的沉水植物恢復(fù)速度極為緩慢. 已有研究結(jié)果表明，風(fēng)浪擾動是影響太湖沉水植物分布的決定因子之一[37]. 需要在入湖污染物“減排”基礎(chǔ)上實施“擴容”策略，強化太湖草型湖區(qū)沉水植物管控，進一步優(yōu)化太湖水位調(diào)控，同時積極探索適用于東西山之間及東茭咀附近水域的沉水植物生態(tài)修復(fù)方法，如布設(shè)消浪裝置，降低風(fēng)浪擾動強度，盡快恢復(fù)草型湖區(qū)沉水植物分布面積至2014年以前水平，充分發(fā)揮沉水植物對藍(lán)藻水華的抑制作用及對水質(zhì)的凈化作用.

4 結(jié)論

1)2007-2019年太湖藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)藍(lán)藻葉綠素a和總磷均呈波動上升趨勢，且兩種類型湖區(qū)葉綠素a變化的拐點年份均為2016年，總磷濃度變化拐點年份均為2015年.

2)年平均水溫、前冬積溫、最低月平均水溫與藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)葉綠素a濃度均呈顯著相關(guān). 湖西區(qū)年內(nèi)降雨過程和年際變化劇烈，湖西區(qū)年降雨量與當(dāng)年藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)葉綠素a濃度關(guān)系不明顯，而湖西區(qū)P5day與下年度藻型湖區(qū)和草型湖區(qū)葉綠素a濃度均呈顯著相關(guān). 沉水植物分布面積與草型湖區(qū)葉綠素a濃度呈顯著相關(guān).

3)在地形條件、口門控制方式、區(qū)域引水以及區(qū)域下墊面變化等因素共同作用下，湖西區(qū)降雨顯著影響區(qū)域入湖水量. 湖西區(qū)入湖污染物通量占總?cè)牒廴疚锿康谋壤撸捎诤鲄^(qū)入湖水量的上升，區(qū)域入湖污染物通量居高不下.

4)太湖藍(lán)藻水華強度在短期內(nèi)仍可能處于較高水平，必須高度重視沿岸帶藍(lán)藻打撈工作，同時需迫切探索適用于湖西區(qū)強降雨期間的污染防控技術(shù)，推動湖西區(qū)入湖污染物通量穩(wěn)步降低.

5)東西山之間及東交咀附近水域的沉水植物恢復(fù)速度極為緩慢，可通過布設(shè)消浪裝置等生態(tài)修復(fù)措施，降低風(fēng)浪擾動作用，盡快恢復(fù)草型湖區(qū)沉水植物分布面積至2014年以前水平.