兴凯湖水体磷形态特征及与气候变化的响应关系

汪洋，谢自建，孙黛茜,3，李春华，叶春*，王文全，魏伟伟，王昊

1.新疆农业大学资源与环境学院

2.湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室, 中国环境科学研究院

3.温州大学生命与环境科学学院

磷是地球环境循环中最重要的营养元素之一，也是湖泊生态系统中的重要组成部分，过量的磷输入会提高湖泊富营养化的发生风险[1]。兴凯湖是亚洲东北部最大的淡水湖，也是中国和俄罗斯面积最大的跨国界湖泊[2]。自20 世纪60 年代以来，由于流域内工业、农业和城镇化的快速发展，人类活动对流域内水环境状况产生了重要的影响[3-4]。《黑龙江省生态环境状况公报》显示，2012—2021 年，兴凯湖水体营养状态由中营养逐渐转变为轻度富营养，总磷（TP）是主要的超标因子[5]。磷在水体中有多种赋存形态，水体中磷的形态组成对水环境和水生态功能影响存在明显差异性[6]。因此，探明兴凯湖水体磷素形态组成及含量分布特征，是制定区域水环境和水生态治理措施的科学基础[7-8]。

21 世纪以来，气候变暖逐渐成为全球关注的热点问题。自20 世纪50 年代以来，我国东北地区气温呈逐步上升趋势，降水量在近些年绝对变率和相对变率较大，且该地区气候敏感性较高，极端天气频发[9-10]。气候变化引起的水温升高、强降水频发、风速增大等会导致水体营养盐浓度升高，增加水体富营养化发生风险[11]。安国英等[12]以洱海为例的研究表明，1989—2019 年湖泊水体TP 浓度与冬季平均气温、高锰酸盐指数与冬季或夏季平均气温均呈正相关，水体综合营养指数与年平均气温呈正相关、与年降水量呈负相关；此外，韩玉丽等[13]研究表明，伴随着气候变暖，极端降水事件增加，流域面源污染负荷产生量增大，导致白洋淀湖区中氮、磷等营养物质浓度上升。因此，研究水质对气候变化的响应，对流域水环境综合治理及应对极端气候具有重要的意义。

目前，有关兴凯湖的研究主要集中在湖泊水生生物多样性[14–16]和农业可持续发展[17–19]方面，对兴凯湖湖泊磷的研究主要集中在沉积物磷[20-21]，而有关兴凯湖水体磷形态特征的研究较为鲜见，更加缺乏气候变化对兴凯湖水质的影响研究。因此，笔者以兴凯湖中国湖区为研究对象，通过调查兴凯湖水体磷的时空变化及组成特征，分析兴凯湖地区气候变化规律，探究兴凯湖水质对气候变化的响应关系，旨在为兴凯湖水环境治理和保护提供科学依据。

1 研究区与研究方法

1.1 研究区概况

兴凯湖位于亚洲东北部，由大、小兴凯湖组成，小兴凯湖为中国内陆湖泊，大兴凯湖北属中国，南属俄罗斯，研究区为兴凯湖中国湖区（简称兴凯湖），包括小兴凯湖和大兴凯湖中国湖区（简称大兴凯湖）（图1），两湖间隔一条沙岗，由湖岗上的泄洪闸相通。小兴凯湖位于大兴凯湖北部，平均水深为2.45 m，湖泊面积约176 km2；大兴凯湖平均水深为6.58 m，湖区面积约1 240 km2。入湖河流是兴凯湖水资源的主要来源，小兴凯湖入湖河流主要分布在北岸，穆棱河为其主要水源，小兴凯湖湖水通过第一、第二泄洪闸进入大兴凯湖；大兴凯湖入湖河流主要分布在湖西部，大兴凯湖湖水通过中俄界河松阿察河排出，其是大兴凯湖唯一泄洪通道。流域内土地利用类型以耕地、林地为主，植被类型以阔叶林和栽培植物为主，栽培植物主要包括玉米、水稻等。

图1 兴凯湖及其采样点位分布示意Fig.1 Schematic diagram of Xingkai Lake and distribution of the sampling points

1.2 样品采集

参照《湖泊调查技术规程》[22]，采用网格法布设水体采样点位，共布设采样点55 个（图1），其中小兴凯湖24 个（编号为X1~X24），大兴凯湖31 个（编号为D1~D31）。选择非冰封期开展样品采集，采样时间为2022 年5 月，采样后进行低温避光保存，并迅速运回实验室进行相关指标测定。

1.3 样品测定与历史数据来源

TP 浓度采用过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法测定，溶解性总磷（DTP）浓度采用0.45 µm 滤膜过滤后，用硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法测定；溶解性无机磷（DIP）浓度采用0.45 µm 滤膜过滤后，用钼锑抗分光光度法测定；颗粒态磷（PP）浓度为TP 与DTP浓度的差值；溶解性有机磷（DOP）浓度为DTP 与DIP 浓度的差值。悬浮物（SS）浓度采用0.45 µm 滤膜过滤，经103~105 ℃烘干后得到；叶绿素a（Chla）浓度采用90%丙酮浸泡提取后，用分光光度法测定。上述分析方法均参照《水和废水监测分析方法》[23]测定。现场测定指标中，pH 采用便携式pH 计（PHBJ-260 型，上海雷磁）测定，溶解氧（DO）浓度采用便携式溶解氧测定仪（JPBJ-608 型，上海雷磁）测定，电导率（EC）采用便携式电导率仪（DDBJ-350 型，上海雷磁）测定，水深采用便携式手持声呐水深探测仪（SM-5A 型，Speedtech）测定。

2010—2021 年大、小兴凯湖TP 浓度的年度和月度变化历史数据采用黑龙江省鸡西市生态环境局监测的大、小兴凯湖国控断面数据，气象数据来源于国家气象科学数据中心（http://data.cma.cn/）。

1.4 数据分析

采用Excel 2019 软件对不同形态磷浓度进行统计分析，采用Arc GIS 10.7 软件绘制采样点位分布图和磷形态空间分布图，采用IBM SPSS Statistics 进行Pearson 相关性分析，使用Origin Pro 2021 软件绘制TP 浓度变化特征图。

2 结果与分析

2.1 2010—2021 年兴凯湖水体TP 浓度变化特征

2010—2021 年兴凯湖水体TP 浓度变化如图2所示。大、小兴凯湖TP 浓度平均值分别为0.082 和0.073 mg/L，参照GB 3838—2002《地表水环境质量标准》中Ⅲ类标准（≤0.05 mg/L），大、小兴凯湖水体TP 浓度超标率分别为67%和45%。研究期内大兴凯湖TP 浓度整体呈上升趋势，其中2010—2016 年缓慢增加后下降，平均浓度为0.066 mg/L；2017 年后TP 浓 度 快 速 升 高，2019 年 高 达0.140 mg/L；2019 年后虽有所下降，但TP 浓度仍较高。小兴凯湖TP 浓度在2010—2016 年呈下降趋势，2017 年后呈缓慢上升趋势，相比之下小兴凯湖TP 浓度在2017 年后有所下降，从0.074 mg/L 降至0.067 mg/L。

图2 2010—2021 年兴凯湖水体TP 浓度变化趋势Fig.2 Variation of TP concentration in Xingkai Lake from 2010 to 2021

2010—2021 年兴凯湖TP 浓度月度变化如图3所示，其中11 月—次年4 月属冰封期，5—10 月属非冰封期。冰封期大、小兴凯湖TP 平均浓度分别为0.078 和0.055 mg/L，非冰封期分别为0.083 和0.080 mg/L。兴凯湖冰封期TP 浓度低于非冰封期，这与呼伦湖冰封期TP 浓度低于非冰封期的研究结果类似[24]，其中大兴凯湖的浓度差为0.006 mg/L，小兴凯湖浓度差为0.025 mg/L。冰封期大、小兴凯湖TP 浓度超标率分别为56%、10%，冰封期在基本没有外源污染负荷输入情况下大兴凯湖TP 浓度超标率明显高于小兴凯湖，说明大兴凯湖可能存在本底值较高的问题；非冰封期，大、小兴凯湖TP 浓度超标率分别为66%、60%，相较于冰封期，小兴凯湖TP 浓度超标率明显上升。小兴凯湖作为中国内陆湖，其上游有穆棱市和鸡西市，流域内种植业产生的面源污染和生活污水由入湖河流进入小兴凯湖，这可能是造成小兴凯湖非冰封期TP 浓度升高的主要原因[25]。特别是在7 月和10 月，小兴凯湖TP 浓度分别为0.085 和0.102 mg/L，高于大兴凯湖，表明外源输入对小兴凯湖TP 浓度影响较大。大兴凯湖TP 浓度在非冰期呈持续性增长，在10 月达到最高（0.101 mg/L），属Ⅴ类水质，相比9 月的浓度提升了18%，这可能与流域内的农田退水有关。

图3 2010—2021 年兴凯湖水体TP 浓度月度变化Fig.3 Monthly variation characteristics of TP concentration in Xingkai Lake from 2010 to 2021

2.2 2022 年5 月兴凯湖水体磷形态及空间分布特征

2022 年5 月兴凯湖水体磷形态浓度如图4 所示。大、小兴凯湖TP 浓度平均值分别为0.204、0.117 mg/L。PP 是兴凯湖水体中磷的主要形态，大兴凯湖PP 平均浓度为0.122 mg/L，占比约60%，小兴凯湖PP 平均浓度为0.089 mg/L，占比约76%，这与太湖和滇池相近（PP 占比分别为69%和72.6%）[26-27]。此外，大、小兴凯湖PP 与TP 具有很强的相关性，均呈显著正相关（P<0.05），表明PP 是兴凯湖水体磷的主要组成部分。农田退水、地表径流、泄洪、风浪搅动等均可影响PP 浓度，是TP 浓度超标的主要影响因素。大、小兴凯湖DTP 浓度平均值分别为0.082、0.028 mg/L，大、小兴凯湖DTP 在TP 中占比的平均值分别为40%、24%。DIP 是大兴凯湖DTP 的主要组成部分，平均浓度为0.073 mg/L，占比约90%；而小兴凯湖DIP 和DOP 在DTP 中的占比接近，分别为53%和47%。大、小兴凯湖PP 浓度差为0.032 mg/L，DTP 浓度差为0.055 mg/L，表明大、小兴凯湖TP 浓度差异主要取决于水体中DTP 的浓度差，而大兴凯湖DIP 占DTP 浓度的90%，因此，DIP 浓度差异可能是大兴凯湖TP 浓度高于小兴凯湖的主要原因。

图4 2022 年5 月兴凯湖水体各磷形态浓度变化Fig.4 Concentration variation characteristics of phosphorus forms in Xingkai Lake in May, 2022

兴凯湖水体不同磷形态浓度空间分布如图5 所示。大、小兴凯湖磷形态空间分布特征较为明显，大兴凯湖磷形态浓度呈东西分布、小兴凯湖呈南北分布。小兴凯湖各磷形态浓度均呈现自北向南逐步降低，湖区北部入湖河流众多，入湖河流输入是小兴凯湖水体污染物空间差异的主要影响因素。特别是位于湖区东北部的穆棱河是兴凯湖最大的入湖河流，其入湖水量约占小兴凯湖入湖总水量的70%，流域面积占小兴凯湖流域面积约96%，由于融雪、降水侵蚀导致流域内水土流失随地表径流进入小兴凯湖，造成该湖区磷浓度较高[28]，其余入湖河流流量和泥沙输入量相对较小；再者，小兴凯湖南部湖滨区水生植被生长茂盛，加之藻类繁殖均会吸收磷降低其浓度[29]，进而导致南部湖区磷浓度较低。大兴凯湖TP、PP 浓度均呈现为东部大于西部，东部靠近小兴凯湖泄洪闸的区域PP 浓度较高，可能是由于在小兴凯湖泄洪期间大量颗粒物输入并累积滞留，在冰封期结束后易于再悬浮[30-31]。DTP、DIP 浓度呈现为西部大于东部，较明显地表现为靠近小兴凯湖的区域浓度较低，这主要是由于小兴凯湖DTP 浓度低于大兴凯湖，两湖的水体交换过程相当于稀释作用，降低了大兴凯湖东部湖区DTP 浓度。

图5 2022 年5 月兴凯湖水体磷形态空间分布Fig.5 Spatial distribution characteristics of phosphorus forms in Xingkai Lake in May, 2022

2.3 兴凯湖地区不同气候条件下TP 变化特征

2010—2021 年兴凯湖地区气候变化特征如图6所示。兴凯湖地区2010—2021 年年均气温为3.63~5.36 ℃〔图6（a）〕，年均气温平均以0.10 ℃/a的速度增长（y=0.116 4x+3.765 2，R2=0.611 6），明显高于1979—2019 年的气温升高速率（0.024 ℃/a）[32]，2019 年为气温最高年，达5.37 ℃；月度气温变化结果显示〔图6（b）〕，区域内1—7 月气温呈上升趋势，在3 月气温升到0 ℃以上，7—12 月气温呈下降趋势，从11 月开始气温降至0 ℃以下。此外，年均日温 差 以0.07 ℃/a 的 速 度 增 长（y=0.052 3x+9.522，R2=0.394 2），2019 年日温差最高（平均为10.4 ℃）〔图6（c）〕，温差月度均值变化〔图6（d）〕显示，4 月和10 月温差较高，而7 月和8 月温差较低。2010—2021 年，兴凯湖多年年均降水量为608 mm，变化范围为348~829 mm〔图6（e）〕，区域内多年降水量整体 呈 上 升 趋 势（y=7.377 3x-560.36，R2=0.038 1），2020 年降水量最高，达到829 mm；月度降水量变化结果显示〔图6（f）〕，7—8 月为降水量较高的月份，平均降水量为128 mm，10 月—次年4 月降水量较小，月均降水量低于50 mm。2010—2021 年，兴凯湖地区多年平均风速呈上升趋势（y=0.018 1x+2.497 6，R2=0.277 8），2012 年平均风速最低（2.5 m/s），2019 年最高（2.8 m/s）〔图6（g）〕，7 月平均风速最低（2.1 m/s），4 月最高（3.2 m/s）〔图6（h）〕。同样的，区域内月均最大风速整体呈上升趋势（y=0.010 1x+5.467 2，R2=0.051 3），2017 年和2019 年最大风速平均为5.81 m/s〔图6（i）〕，最大风速中4 月和10 月较高，分别为6.7 和5.7 m/s，7 月最低，为4.4 m/s〔图6（j）〕。

图6 兴凯湖地区气候指标的年度和月度变化Fig.6 Annual and monthly variation characteristics of climatic factors in Xingkai Lake area

不同气候条件下兴凯湖水体TP 浓度变化如表1所示，不同降水量、平均气温及平均风速条件下小兴凯湖水体TP 浓度具有一定差异性，而大兴凯湖整体差异不大。随着气温升高，小兴凯湖水体TP 浓度由（0.07±0.04）mg/L 增加至（0.08±0.02）mg/L，超标率由51%（<10 ℃）增加至79%（≥20 ℃）；而大兴凯湖不同气温条件下TP 浓度均在0.08 mg/L 左右，超标率为63%~79%。降水量对TP 浓度的影响与气温变化相似，随着降水量增加，小兴凯湖TP 浓度由（0.07±0.04）mg/L 增加至（0.08±0.02）mg/L，超标率由50%（<25 mm）增加至77%（≥50 mm）；大兴凯湖在不同降水量条件下TP 浓度均保持在0.08 mg/L 左右，随着降水量增加，TP 浓度超标率由63%增加至70%。平均风速对兴凯湖水体TP 浓度的影响与气温、降水量呈相反趋势，随着平均风速增加，小兴凯湖TP 浓度由（0.08±0.02）mg/L 降低至（0.06±0.02）mg/L，超标率由83%（<2 m/s）降低至36%（≥3 m/s）；大兴凯湖TP 浓度由（0.09±0.02）mg/L 降低至（0.07±0.02）mg/L，随着风速增加，TP 超标率由87%降低至55%。

表1 不同气候条件下兴凯湖水体TP 浓度及超标率Table 1 TP concentration and excess rate in Xingkai Lake under different climatic conditions

3 讨论

3.1 兴凯湖磷形态与其他水质因子的相关性分析

TP 浓度超标是兴凯湖水体面临的严峻问题，PP 是TP 的主要组成部分，与其余磷形态具有密切的关系。大兴凯湖水体DIP 是DTP 的主要组成部分（占比约90%），PP 与DOP 存在显著负相关（r=-0.540，P<0.01）（表2）；而小兴凯湖水体DIP 和DOP在DTP 中比例相近，分别为53%和47%，其中PP 与DIP 存在显著正相关（r=0.479，P<0.05）（表3）。水体中PP 在水动力作用下可能释放出DIP，特别是大兴凯湖由于湖床坡度很缓，湖内地形平坦，没有湖心岛或其他的风浪削减措施，加上湖体北部为敞水区，风浪搅动可能影响PP 的释放和溶解。

表2 大兴凯湖水体不同磷形态浓度与其他水质指标的相关性分析Table 2 Correlation analysis between phosphorus forms and other water quality factors in Great Xingkai Lake

表3 小兴凯湖水体不同磷形态浓度与其他水质指标的相关性Table 3 Correlation between phosphorus forms and other water quality factors in Small Xingkai Lake

磷是藻类等初级生产者所必需的营养物质，但藻类并非能利用所有水体中的磷，DIP 是易被吸收利用的一种磷形态[33]，其他形态磷可转化为DIP 供藻类利用，而碱性磷酸酶可以催化有机磷水解成可被利用的DIP，其是由水体中细菌、浮游植物及其残体在DIP 缺乏时分泌的一种物质[34]。水体中碱性磷酸酶与DIP 间为典型的“抑制-诱导”关系，DIP 缺乏时分泌碱性磷酸酶诱导其余磷形态转化为DIP，DIP 充足时抑制碱性磷酸酶分泌[35]。小兴凯湖DIP 浓度为0.015 mg/L，处于缺乏状态，满足碱性磷酸酶的诱导条件，浮游植物与藻类等为满足生长可能会分泌出碱性磷酸酶促进有机磷转换为DIP，藻类等得到生长繁殖的条件，其吸收DIP 后的代谢产物以有机态为主，因此Chla 浓度与水体DIP、DOP 浓度均呈显著正相关（表3）；而大兴凯湖水体中DIP 充足，浓度达到0.073 mg/L，碱性磷酸酶的分泌条件并不充足，且大兴凯湖湖区基本没有大型水生植物生长，仅水体中有少量藻类吸收DIP，使水体Chla 与DIP 呈显著负相关（r=-0.432，P<0.01）（表2）。

厌氧环境可能会增加湖底沉积物中磷素释放，厌氧状态下沉积物中磷的释放速率是有氧状态下的37 倍[36]。水体中的DO 获得途径主要为大气交换和水生植物的光合作用[37]，小兴凯湖水深（平均水深2.45 m）小于大兴凯湖（平均水深6.58 m），小兴凯湖底部容易获得氧气从而提高DO 浓度，有助于抑制沉积物的释放[38]；水生植物不仅可以净化水质，而且能够抑制沉积物中营养物质的释放，小兴凯湖分布较广的水生植物也有利于DO 浓度的提高和抑制沉积物释放。由于大兴凯湖水深较大，很难通过水气交换为底质提供充足的氧气，且大兴凯湖几乎没有水生植物，通过光合作用补充氧气的能力也有限，同时大兴凯湖水质长期处于轻度污染状态，积累的有机物和营养盐在被微生物分解的过程中需要消耗大量氧气，使水体DO 浓度降低[39]，上述作用加剧了底质缺氧的问题，促进沉积物中磷的释放。大、小兴凯湖DOP 浓度均与DO 浓度呈显著负相关（大兴凯湖，r=-0.358，P<0.05；小兴凯湖，r=-0.418，P<0.05），说明DO 浓度降低对于水体中DOP 增加起到促进作用。

3.2 兴凯湖气候因子与水体TP 的相关性分析

由兴凯湖TP 浓度与气候因子的相关性（表4）可知，气温、降水量、最大风速和平均风速均对小兴凯湖水体TP 浓度影响较大，小兴凯湖TP 浓度与气温、降水量呈显著正相关，与最大风速、平均风速呈显著负相关。气温与降水量的增加会显著提升小兴凯湖水体TP 浓度，尤其是在5—9 月，气温上升、降水量增加较快。气温与水温紧密相关，多项研究表明水温升高会诱导沉积物释放出更多的营养盐[40–42]。小兴凯湖流域占兴凯湖中国部分流域面积的92%，是该地区主要的集水区域，同时流域内以农业为主，降水量增加形成的地表径流会造成大面积的水土流失，也会给小兴凯湖带入大量营养盐；5—9 月平均最大风速为4.9 m/s，可对水体产生扰动，由于小兴凯湖水位较浅，沉积物易于再悬浮。11 月—次年4 月湖泊处于冰封期，虽风速更大，但对冰封的水体难以产生扰动，同时受气温降低和外源输入减少等因素共同影响，小兴凯湖TP 浓度偏低，最大风速和平均风速与小兴凯湖水体TP 浓度呈显著负相关。气象因子对磷的迁移转化是协同的，气温的升高将会导致裸露的土壤干燥，在风速增大的情况下易导致扬尘的发生，通过大气进行营养盐的迁移[43]；干燥的土壤表层在降水时易被雨水侵蚀，产生地表径流营养盐融于雨水或被悬浮物携带进入湖泊，扬尘也会被雨水重新带回地表或直接进入水体。气温上升会提高水温，不仅会促进水生植物残体的分解[44]，也会诱导沉积物释放营养盐，在风力作用导致水体扰动，可以加快水体垂向的物质交换频率，进一步促进沉积物释放[45]；降水量上升会提高洪涝的发生率[46]，同时降水产流是农田磷流失的主要途径，直接带来大量悬浮物与营养盐，并且造成沉积物再悬浮，改变水体中SS 浓度，促进营养物质的迁移转化[47]。

表4 兴凯湖流域气候因子与湖泊水体TP 浓度相关性Table 4 Correlation between climatic factors in Xingkai Lake area and TP in the lake body

大兴凯湖水体TP 浓度与各气候因子没有显著相关性，但与小兴凯湖水体TP 浓度呈显著正相关（r=0.357，P<0.01），表明小兴凯湖水质与大兴凯湖水质有紧密的关联性。大、小兴凯湖通过第一、第二泄洪闸相连，小兴凯湖水位升高后湖水会通过泄洪闸流入大兴凯湖。无论冰封期还是非冰封期，小兴凯湖水体磷浓度均低于大兴凯湖，这表明作为大兴凯湖的类“前置库”湖泊，小兴凯湖在净化上游流域面源污染方面起到了重要的作用。

4 结论

（1）2010—2021 年，大、小兴凯湖水体TP 浓度平均值分别为0.082 和0.073 mg/L，参考地表水Ⅲ类标准，TP 超标率分别为67%和45%，总体上大、小兴凯湖冰封期水体TP 浓度均低于非冰封期。

（2）2022 年5 月，大兴凯湖水体PP 浓度约占TP 浓度的60%，小兴凯湖PP 浓度约占TP 浓度的76%，PP 是兴凯湖水体TP 超标的主要形态。大兴凯湖水体DTP 浓度高于小兴凯湖，且DTP 以DIP 为主，平均占比约90%，其是大、小兴凯湖TP 浓度差的主要原因。

（3）小兴凯湖水体TP 浓度与气温、降水量呈显著正相关，与最大风速、平均风速呈显著负相关；大兴凯湖水体TP 浓度与各气候因子没有显著相关性，但与小兴凯湖水体TP 浓度呈显著正相关。无论在冰封期还是非冰封期，小兴凯湖水质状况（磷浓度）均优于大兴凯湖。