汪洋，謝自建，孫黛茜,3，李春華，葉春*，王文全，魏偉偉，王昊

1.新疆農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院

2.湖泊水污染治理與生態(tài)修復(fù)技術(shù)國家工程實驗室, 中國環(huán)境科學(xué)研究院

3.溫州大學(xué)生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院

磷是地球環(huán)境循環(huán)中最重要的營養(yǎng)元素之一，也是湖泊生態(tài)系統(tǒng)中的重要組成部分，過量的磷輸入會提高湖泊富營養(yǎng)化的發(fā)生風(fēng)險[1]。興凱湖是亞洲東北部最大的淡水湖，也是中國和俄羅斯面積最大的跨國界湖泊[2]。自20 世紀(jì)60 年代以來，由于流域內(nèi)工業(yè)、農(nóng)業(yè)和城鎮(zhèn)化的快速發(fā)展，人類活動對流域內(nèi)水環(huán)境狀況產(chǎn)生了重要的影響[3-4]?！逗邶埥∩鷳B(tài)環(huán)境狀況公報》顯示，2012—2021 年，興凱湖水體營養(yǎng)狀態(tài)由中營養(yǎng)逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)檩p度富營養(yǎng)，總磷（TP）是主要的超標(biāo)因子[5]。磷在水體中有多種賦存形態(tài)，水體中磷的形態(tài)組成對水環(huán)境和水生態(tài)功能影響存在明顯差異性[6]。因此，探明興凱湖水體磷素形態(tài)組成及含量分布特征，是制定區(qū)域水環(huán)境和水生態(tài)治理措施的科學(xué)基礎(chǔ)[7-8]。

21 世紀(jì)以來，氣候變暖逐漸成為全球關(guān)注的熱點問題。自20 世紀(jì)50 年代以來，我國東北地區(qū)氣溫呈逐步上升趨勢，降水量在近些年絕對變率和相對變率較大，且該地區(qū)氣候敏感性較高，極端天氣頻發(fā)[9-10]。氣候變化引起的水溫升高、強(qiáng)降水頻發(fā)、風(fēng)速增大等會導(dǎo)致水體營養(yǎng)鹽濃度升高，增加水體富營養(yǎng)化發(fā)生風(fēng)險[11]。安國英等[12]以洱海為例的研究表明，1989—2019 年湖泊水體TP 濃度與冬季平均氣溫、高錳酸鹽指數(shù)與冬季或夏季平均氣溫均呈正相關(guān)，水體綜合營養(yǎng)指數(shù)與年平均氣溫呈正相關(guān)、與年降水量呈負(fù)相關(guān)；此外，韓玉麗等[13]研究表明，伴隨著氣候變暖，極端降水事件增加，流域面源污染負(fù)荷產(chǎn)生量增大，導(dǎo)致白洋淀湖區(qū)中氮、磷等營養(yǎng)物質(zhì)濃度上升。因此，研究水質(zhì)對氣候變化的響應(yīng)，對流域水環(huán)境綜合治理及應(yīng)對極端氣候具有重要的意義。

目前，有關(guān)興凱湖的研究主要集中在湖泊水生生物多樣性[14–16]和農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展[17–19]方面，對興凱湖湖泊磷的研究主要集中在沉積物磷[20-21]，而有關(guān)興凱湖水體磷形態(tài)特征的研究較為鮮見，更加缺乏氣候變化對興凱湖水質(zhì)的影響研究。因此，筆者以興凱湖中國湖區(qū)為研究對象，通過調(diào)查興凱湖水體磷的時空變化及組成特征，分析興凱湖地區(qū)氣候變化規(guī)律，探究興凱湖水質(zhì)對氣候變化的響應(yīng)關(guān)系，旨在為興凱湖水環(huán)境治理和保護(hù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

興凱湖位于亞洲東北部，由大、小興凱湖組成，小興凱湖為中國內(nèi)陸湖泊，大興凱湖北屬中國，南屬俄羅斯，研究區(qū)為興凱湖中國湖區(qū)（簡稱興凱湖），包括小興凱湖和大興凱湖中國湖區(qū)（簡稱大興凱湖）（圖1），兩湖間隔一條沙崗，由湖崗上的泄洪閘相通。小興凱湖位于大興凱湖北部，平均水深為2.45 m，湖泊面積約176 km2；大興凱湖平均水深為6.58 m，湖區(qū)面積約1 240 km2。入湖河流是興凱湖水資源的主要來源，小興凱湖入湖河流主要分布在北岸，穆棱河為其主要水源，小興凱湖湖水通過第一、第二泄洪閘進(jìn)入大興凱湖；大興凱湖入湖河流主要分布在湖西部，大興凱湖湖水通過中俄界河松阿察河排出，其是大興凱湖唯一泄洪通道。流域內(nèi)土地利用類型以耕地、林地為主，植被類型以闊葉林和栽培植物為主，栽培植物主要包括玉米、水稻等。

圖1 興凱湖及其采樣點位分布示意Fig.1 Schematic diagram of Xingkai Lake and distribution of the sampling points

1.2 樣品采集

參照《湖泊調(diào)查技術(shù)規(guī)程》[22]，采用網(wǎng)格法布設(shè)水體采樣點位，共布設(shè)采樣點55 個（圖1），其中小興凱湖24 個（編號為X1~X24），大興凱湖31 個（編號為D1~D31）。選擇非冰封期開展樣品采集，采樣時間為2022 年5 月，采樣后進(jìn)行低溫避光保存，并迅速運(yùn)回實驗室進(jìn)行相關(guān)指標(biāo)測定。

1.3 樣品測定與歷史數(shù)據(jù)來源

TP 濃度采用過硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法測定，溶解性總磷（DTP）濃度采用0.45 μm 濾膜過濾后，用硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法測定；溶解性無機(jī)磷（DIP）濃度采用0.45 μm 濾膜過濾后，用鉬銻抗分光光度法測定；顆粒態(tài)磷（PP）濃度為TP 與DTP濃度的差值；溶解性有機(jī)磷（DOP）濃度為DTP 與DIP 濃度的差值。懸浮物（SS）濃度采用0.45 μm 濾膜過濾，經(jīng)103~105 ℃烘干后得到；葉綠素a（Chla）濃度采用90%丙酮浸泡提取后，用分光光度法測定。上述分析方法均參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》[23]測定?，F(xiàn)場測定指標(biāo)中，pH 采用便攜式pH 計（PHBJ-260 型，上海雷磁）測定，溶解氧（DO）濃度采用便攜式溶解氧測定儀（JPBJ-608 型，上海雷磁）測定，電導(dǎo)率（EC）采用便攜式電導(dǎo)率儀（DDBJ-350 型，上海雷磁）測定，水深采用便攜式手持聲吶水深探測儀（SM-5A 型，Speedtech）測定。

2010—2021 年大、小興凱湖TP 濃度的年度和月度變化歷史數(shù)據(jù)采用黑龍江省雞西市生態(tài)環(huán)境局監(jiān)測的大、小興凱湖國控斷面數(shù)據(jù)，氣象數(shù)據(jù)來源于國家氣象科學(xué)數(shù)據(jù)中心（http://data.cma.cn/）。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2019 軟件對不同形態(tài)磷濃度進(jìn)行統(tǒng)計分析，采用Arc GIS 10.7 軟件繪制采樣點位分布圖和磷形態(tài)空間分布圖，采用IBM SPSS Statistics 進(jìn)行Pearson 相關(guān)性分析，使用Origin Pro 2021 軟件繪制TP 濃度變化特征圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 2010—2021 年興凱湖水體TP 濃度變化特征

2010—2021 年興凱湖水體TP 濃度變化如圖2所示。大、小興凱湖TP 濃度平均值分別為0.082 和0.073 mg/L，參照GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)（≤0.05 mg/L），大、小興凱湖水體TP 濃度超標(biāo)率分別為67%和45%。研究期內(nèi)大興凱湖TP 濃度整體呈上升趨勢，其中2010—2016 年緩慢增加后下降，平均濃度為0.066 mg/L；2017 年后TP 濃 度 快 速 升 高，2019 年 高 達(dá)0.140 mg/L；2019 年后雖有所下降，但TP 濃度仍較高。小興凱湖TP 濃度在2010—2016 年呈下降趨勢，2017 年后呈緩慢上升趨勢，相比之下小興凱湖TP 濃度在2017 年后有所下降，從0.074 mg/L 降至0.067 mg/L。

圖2 2010—2021 年興凱湖水體TP 濃度變化趨勢Fig.2 Variation of TP concentration in Xingkai Lake from 2010 to 2021

2010—2021 年興凱湖TP 濃度月度變化如圖3所示，其中11 月—次年4 月屬冰封期，5—10 月屬非冰封期。冰封期大、小興凱湖TP 平均濃度分別為0.078 和0.055 mg/L，非冰封期分別為0.083 和0.080 mg/L。興凱湖冰封期TP 濃度低于非冰封期，這與呼倫湖冰封期TP 濃度低于非冰封期的研究結(jié)果類似[24]，其中大興凱湖的濃度差為0.006 mg/L，小興凱湖濃度差為0.025 mg/L。冰封期大、小興凱湖TP 濃度超標(biāo)率分別為56%、10%，冰封期在基本沒有外源污染負(fù)荷輸入情況下大興凱湖TP 濃度超標(biāo)率明顯高于小興凱湖，說明大興凱湖可能存在本底值較高的問題；非冰封期，大、小興凱湖TP 濃度超標(biāo)率分別為66%、60%，相較于冰封期，小興凱湖TP 濃度超標(biāo)率明顯上升。小興凱湖作為中國內(nèi)陸湖，其上游有穆棱市和雞西市，流域內(nèi)種植業(yè)產(chǎn)生的面源污染和生活污水由入湖河流進(jìn)入小興凱湖，這可能是造成小興凱湖非冰封期TP 濃度升高的主要原因[25]。特別是在7 月和10 月，小興凱湖TP 濃度分別為0.085 和0.102 mg/L，高于大興凱湖，表明外源輸入對小興凱湖TP 濃度影響較大。大興凱湖TP 濃度在非冰期呈持續(xù)性增長，在10 月達(dá)到最高（0.101 mg/L），屬Ⅴ類水質(zhì)，相比9 月的濃度提升了18%，這可能與流域內(nèi)的農(nóng)田退水有關(guān)。

圖3 2010—2021 年興凱湖水體TP 濃度月度變化Fig.3 Monthly variation characteristics of TP concentration in Xingkai Lake from 2010 to 2021

2.2 2022 年5 月興凱湖水體磷形態(tài)及空間分布特征

2022 年5 月興凱湖水體磷形態(tài)濃度如圖4 所示。大、小興凱湖TP 濃度平均值分別為0.204、0.117 mg/L。PP 是興凱湖水體中磷的主要形態(tài)，大興凱湖PP 平均濃度為0.122 mg/L，占比約60%，小興凱湖PP 平均濃度為0.089 mg/L，占比約76%，這與太湖和滇池相近（PP 占比分別為69%和72.6%）[26-27]。此外，大、小興凱湖PP 與TP 具有很強(qiáng)的相關(guān)性，均呈顯著正相關(guān)（P<0.05），表明PP 是興凱湖水體磷的主要組成部分。農(nóng)田退水、地表徑流、泄洪、風(fēng)浪攪動等均可影響PP 濃度，是TP 濃度超標(biāo)的主要影響因素。大、小興凱湖DTP 濃度平均值分別為0.082、0.028 mg/L，大、小興凱湖DTP 在TP 中占比的平均值分別為40%、24%。DIP 是大興凱湖DTP 的主要組成部分，平均濃度為0.073 mg/L，占比約90%；而小興凱湖DIP 和DOP 在DTP 中的占比接近，分別為53%和47%。大、小興凱湖PP 濃度差為0.032 mg/L，DTP 濃度差為0.055 mg/L，表明大、小興凱湖TP 濃度差異主要取決于水體中DTP 的濃度差，而大興凱湖DIP 占DTP 濃度的90%，因此，DIP 濃度差異可能是大興凱湖TP 濃度高于小興凱湖的主要原因。

圖4 2022 年5 月興凱湖水體各磷形態(tài)濃度變化Fig.4 Concentration variation characteristics of phosphorus forms in Xingkai Lake in May, 2022

興凱湖水體不同磷形態(tài)濃度空間分布如圖5 所示。大、小興凱湖磷形態(tài)空間分布特征較為明顯，大興凱湖磷形態(tài)濃度呈東西分布、小興凱湖呈南北分布。小興凱湖各磷形態(tài)濃度均呈現(xiàn)自北向南逐步降低，湖區(qū)北部入湖河流眾多，入湖河流輸入是小興凱湖水體污染物空間差異的主要影響因素。特別是位于湖區(qū)東北部的穆棱河是興凱湖最大的入湖河流，其入湖水量約占小興凱湖入湖總水量的70%，流域面積占小興凱湖流域面積約96%，由于融雪、降水侵蝕導(dǎo)致流域內(nèi)水土流失隨地表徑流進(jìn)入小興凱湖，造成該湖區(qū)磷濃度較高[28]，其余入湖河流流量和泥沙輸入量相對較?。辉僬?，小興凱湖南部湖濱區(qū)水生植被生長茂盛，加之藻類繁殖均會吸收磷降低其濃度[29]，進(jìn)而導(dǎo)致南部湖區(qū)磷濃度較低。大興凱湖TP、PP 濃度均呈現(xiàn)為東部大于西部，東部靠近小興凱湖泄洪閘的區(qū)域PP 濃度較高，可能是由于在小興凱湖泄洪期間大量顆粒物輸入并累積滯留，在冰封期結(jié)束后易于再懸浮[30-31]。DTP、DIP 濃度呈現(xiàn)為西部大于東部，較明顯地表現(xiàn)為靠近小興凱湖的區(qū)域濃度較低，這主要是由于小興凱湖DTP 濃度低于大興凱湖，兩湖的水體交換過程相當(dāng)于稀釋作用，降低了大興凱湖東部湖區(qū)DTP 濃度。

圖5 2022 年5 月興凱湖水體磷形態(tài)空間分布Fig.5 Spatial distribution characteristics of phosphorus forms in Xingkai Lake in May, 2022

2.3 興凱湖地區(qū)不同氣候條件下TP 變化特征

2010—2021 年興凱湖地區(qū)氣候變化特征如圖6所示。興凱湖地區(qū)2010—2021 年年均氣溫為3.63~5.36 ℃〔圖6（a）〕，年均氣溫平均以0.10 ℃/a的速度增長（y=0.116 4x+3.765 2，R2=0.611 6），明顯高于1979—2019 年的氣溫升高速率（0.024 ℃/a）[32]，2019 年為氣溫最高年，達(dá)5.37 ℃；月度氣溫變化結(jié)果顯示〔圖6（b）〕，區(qū)域內(nèi)1—7 月氣溫呈上升趨勢，在3 月氣溫升到0 ℃以上，7—12 月氣溫呈下降趨勢，從11 月開始?xì)鉁亟抵? ℃以下。此外，年均日溫 差 以0.07 ℃/a 的 速 度 增 長（y=0.052 3x+9.522，R2=0.394 2），2019 年日溫差最高（平均為10.4 ℃）〔圖6（c）〕，溫差月度均值變化〔圖6（d）〕顯示，4 月和10 月溫差較高，而7 月和8 月溫差較低。2010—2021 年，興凱湖多年年均降水量為608 mm，變化范圍為348~829 mm〔圖6（e）〕，區(qū)域內(nèi)多年降水量整體 呈 上 升 趨 勢（y=7.377 3x-560.36，R2=0.038 1），2020 年降水量最高，達(dá)到829 mm；月度降水量變化結(jié)果顯示〔圖6（f）〕，7—8 月為降水量較高的月份，平均降水量為128 mm，10 月—次年4 月降水量較小，月均降水量低于50 mm。2010—2021 年，興凱湖地區(qū)多年平均風(fēng)速呈上升趨勢（y=0.018 1x+2.497 6，R2=0.277 8），2012 年平均風(fēng)速最低（2.5 m/s），2019 年最高（2.8 m/s）〔圖6（g）〕，7 月平均風(fēng)速最低（2.1 m/s），4 月最高（3.2 m/s）〔圖6（h）〕。同樣的，區(qū)域內(nèi)月均最大風(fēng)速整體呈上升趨勢（y=0.010 1x+5.467 2，R2=0.051 3），2017 年和2019 年最大風(fēng)速平均為5.81 m/s〔圖6（i）〕，最大風(fēng)速中4 月和10 月較高，分別為6.7 和5.7 m/s，7 月最低，為4.4 m/s〔圖6（j）〕。

圖6 興凱湖地區(qū)氣候指標(biāo)的年度和月度變化Fig.6 Annual and monthly variation characteristics of climatic factors in Xingkai Lake area

不同氣候條件下興凱湖水體TP 濃度變化如表1所示，不同降水量、平均氣溫及平均風(fēng)速條件下小興凱湖水體TP 濃度具有一定差異性，而大興凱湖整體差異不大。隨著氣溫升高，小興凱湖水體TP 濃度由（0.07±0.04）mg/L 增加至（0.08±0.02）mg/L，超標(biāo)率由51%（<10 ℃）增加至79%（≥20 ℃）；而大興凱湖不同氣溫條件下TP 濃度均在0.08 mg/L 左右，超標(biāo)率為63%~79%。降水量對TP 濃度的影響與氣溫變化相似，隨著降水量增加，小興凱湖TP 濃度由（0.07±0.04）mg/L 增加至（0.08±0.02）mg/L，超標(biāo)率由50%（<25 mm）增加至77%（≥50 mm）；大興凱湖在不同降水量條件下TP 濃度均保持在0.08 mg/L 左右，隨著降水量增加，TP 濃度超標(biāo)率由63%增加至70%。平均風(fēng)速對興凱湖水體TP 濃度的影響與氣溫、降水量呈相反趨勢，隨著平均風(fēng)速增加，小興凱湖TP 濃度由（0.08±0.02）mg/L 降低至（0.06±0.02）mg/L，超標(biāo)率由83%（<2 m/s）降低至36%（≥3 m/s）；大興凱湖TP 濃度由（0.09±0.02）mg/L 降低至（0.07±0.02）mg/L，隨著風(fēng)速增加，TP 超標(biāo)率由87%降低至55%。

表1 不同氣候條件下興凱湖水體TP 濃度及超標(biāo)率Table 1 TP concentration and excess rate in Xingkai Lake under different climatic conditions

3 討論

3.1 興凱湖磷形態(tài)與其他水質(zhì)因子的相關(guān)性分析

TP 濃度超標(biāo)是興凱湖水體面臨的嚴(yán)峻問題，PP 是TP 的主要組成部分，與其余磷形態(tài)具有密切的關(guān)系。大興凱湖水體DIP 是DTP 的主要組成部分（占比約90%），PP 與DOP 存在顯著負(fù)相關(guān)（r=-0.540，P<0.01）（表2）；而小興凱湖水體DIP 和DOP在DTP 中比例相近，分別為53%和47%，其中PP 與DIP 存在顯著正相關(guān)（r=0.479，P<0.05）（表3）。水體中PP 在水動力作用下可能釋放出DIP，特別是大興凱湖由于湖床坡度很緩，湖內(nèi)地形平坦，沒有湖心島或其他的風(fēng)浪削減措施，加上湖體北部為敞水區(qū)，風(fēng)浪攪動可能影響PP 的釋放和溶解。

表2 大興凱湖水體不同磷形態(tài)濃度與其他水質(zhì)指標(biāo)的相關(guān)性分析Table 2 Correlation analysis between phosphorus forms and other water quality factors in Great Xingkai Lake

表3 小興凱湖水體不同磷形態(tài)濃度與其他水質(zhì)指標(biāo)的相關(guān)性Table 3 Correlation between phosphorus forms and other water quality factors in Small Xingkai Lake

磷是藻類等初級生產(chǎn)者所必需的營養(yǎng)物質(zhì)，但藻類并非能利用所有水體中的磷，DIP 是易被吸收利用的一種磷形態(tài)[33]，其他形態(tài)磷可轉(zhuǎn)化為DIP 供藻類利用，而堿性磷酸酶可以催化有機(jī)磷水解成可被利用的DIP，其是由水體中細(xì)菌、浮游植物及其殘體在DIP 缺乏時分泌的一種物質(zhì)[34]。水體中堿性磷酸酶與DIP 間為典型的“抑制-誘導(dǎo)”關(guān)系，DIP 缺乏時分泌堿性磷酸酶誘導(dǎo)其余磷形態(tài)轉(zhuǎn)化為DIP，DIP 充足時抑制堿性磷酸酶分泌[35]。小興凱湖DIP 濃度為0.015 mg/L，處于缺乏狀態(tài)，滿足堿性磷酸酶的誘導(dǎo)條件，浮游植物與藻類等為滿足生長可能會分泌出堿性磷酸酶促進(jìn)有機(jī)磷轉(zhuǎn)換為DIP，藻類等得到生長繁殖的條件，其吸收DIP 后的代謝產(chǎn)物以有機(jī)態(tài)為主，因此Chla 濃度與水體DIP、DOP 濃度均呈顯著正相關(guān)（表3）；而大興凱湖水體中DIP 充足，濃度達(dá)到0.073 mg/L，堿性磷酸酶的分泌條件并不充足，且大興凱湖湖區(qū)基本沒有大型水生植物生長，僅水體中有少量藻類吸收DIP，使水體Chla 與DIP 呈顯著負(fù)相關(guān)（r=-0.432，P<0.01）（表2）。

厭氧環(huán)境可能會增加湖底沉積物中磷素釋放，厭氧狀態(tài)下沉積物中磷的釋放速率是有氧狀態(tài)下的37 倍[36]。水體中的DO 獲得途徑主要為大氣交換和水生植物的光合作用[37]，小興凱湖水深（平均水深2.45 m）小于大興凱湖（平均水深6.58 m），小興凱湖底部容易獲得氧氣從而提高DO 濃度，有助于抑制沉積物的釋放[38]；水生植物不僅可以凈化水質(zhì)，而且能夠抑制沉積物中營養(yǎng)物質(zhì)的釋放，小興凱湖分布較廣的水生植物也有利于DO 濃度的提高和抑制沉積物釋放。由于大興凱湖水深較大，很難通過水氣交換為底質(zhì)提供充足的氧氣，且大興凱湖幾乎沒有水生植物，通過光合作用補(bǔ)充氧氣的能力也有限，同時大興凱湖水質(zhì)長期處于輕度污染狀態(tài)，積累的有機(jī)物和營養(yǎng)鹽在被微生物分解的過程中需要消耗大量氧氣，使水體DO 濃度降低[39]，上述作用加劇了底質(zhì)缺氧的問題，促進(jìn)沉積物中磷的釋放。大、小興凱湖DOP 濃度均與DO 濃度呈顯著負(fù)相關(guān)（大興凱湖，r=-0.358，P<0.05；小興凱湖，r=-0.418，P<0.05），說明DO 濃度降低對于水體中DOP 增加起到促進(jìn)作用。

3.2 興凱湖氣候因子與水體TP 的相關(guān)性分析

由興凱湖TP 濃度與氣候因子的相關(guān)性（表4）可知，氣溫、降水量、最大風(fēng)速和平均風(fēng)速均對小興凱湖水體TP 濃度影響較大，小興凱湖TP 濃度與氣溫、降水量呈顯著正相關(guān)，與最大風(fēng)速、平均風(fēng)速呈顯著負(fù)相關(guān)。氣溫與降水量的增加會顯著提升小興凱湖水體TP 濃度，尤其是在5—9 月，氣溫上升、降水量增加較快。氣溫與水溫緊密相關(guān)，多項研究表明水溫升高會誘導(dǎo)沉積物釋放出更多的營養(yǎng)鹽[40–42]。小興凱湖流域占興凱湖中國部分流域面積的92%，是該地區(qū)主要的集水區(qū)域，同時流域內(nèi)以農(nóng)業(yè)為主，降水量增加形成的地表徑流會造成大面積的水土流失，也會給小興凱湖帶入大量營養(yǎng)鹽；5—9 月平均最大風(fēng)速為4.9 m/s，可對水體產(chǎn)生擾動，由于小興凱湖水位較淺，沉積物易于再懸浮。11 月—次年4 月湖泊處于冰封期，雖風(fēng)速更大，但對冰封的水體難以產(chǎn)生擾動，同時受氣溫降低和外源輸入減少等因素共同影響，小興凱湖TP 濃度偏低，最大風(fēng)速和平均風(fēng)速與小興凱湖水體TP 濃度呈顯著負(fù)相關(guān)。氣象因子對磷的遷移轉(zhuǎn)化是協(xié)同的，氣溫的升高將會導(dǎo)致裸露的土壤干燥，在風(fēng)速增大的情況下易導(dǎo)致?lián)P塵的發(fā)生，通過大氣進(jìn)行營養(yǎng)鹽的遷移[43]；干燥的土壤表層在降水時易被雨水侵蝕，產(chǎn)生地表徑流營養(yǎng)鹽融于雨水或被懸浮物攜帶進(jìn)入湖泊，揚(yáng)塵也會被雨水重新帶回地表或直接進(jìn)入水體。氣溫上升會提高水溫，不僅會促進(jìn)水生植物殘體的分解[44]，也會誘導(dǎo)沉積物釋放營養(yǎng)鹽，在風(fēng)力作用導(dǎo)致水體擾動，可以加快水體垂向的物質(zhì)交換頻率，進(jìn)一步促進(jìn)沉積物釋放[45]；降水量上升會提高洪澇的發(fā)生率[46]，同時降水產(chǎn)流是農(nóng)田磷流失的主要途徑，直接帶來大量懸浮物與營養(yǎng)鹽，并且造成沉積物再懸浮，改變水體中SS 濃度，促進(jìn)營養(yǎng)物質(zhì)的遷移轉(zhuǎn)化[47]。

表4 興凱湖流域氣候因子與湖泊水體TP 濃度相關(guān)性Table 4 Correlation between climatic factors in Xingkai Lake area and TP in the lake body

大興凱湖水體TP 濃度與各氣候因子沒有顯著相關(guān)性，但與小興凱湖水體TP 濃度呈顯著正相關(guān)（r=0.357，P<0.01），表明小興凱湖水質(zhì)與大興凱湖水質(zhì)有緊密的關(guān)聯(lián)性。大、小興凱湖通過第一、第二泄洪閘相連，小興凱湖水位升高后湖水會通過泄洪閘流入大興凱湖。無論冰封期還是非冰封期，小興凱湖水體磷濃度均低于大興凱湖，這表明作為大興凱湖的類“前置庫”湖泊，小興凱湖在凈化上游流域面源污染方面起到了重要的作用。

4 結(jié)論

（1）2010—2021 年，大、小興凱湖水體TP 濃度平均值分別為0.082 和0.073 mg/L，參考地表水Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)，TP 超標(biāo)率分別為67%和45%，總體上大、小興凱湖冰封期水體TP 濃度均低于非冰封期。

（2）2022 年5 月，大興凱湖水體PP 濃度約占TP 濃度的60%，小興凱湖PP 濃度約占TP 濃度的76%，PP 是興凱湖水體TP 超標(biāo)的主要形態(tài)。大興凱湖水體DTP 濃度高于小興凱湖，且DTP 以DIP 為主，平均占比約90%，其是大、小興凱湖TP 濃度差的主要原因。

（3）小興凱湖水體TP 濃度與氣溫、降水量呈顯著正相關(guān)，與最大風(fēng)速、平均風(fēng)速呈顯著負(fù)相關(guān)；大興凱湖水體TP 濃度與各氣候因子沒有顯著相關(guān)性，但與小興凱湖水體TP 濃度呈顯著正相關(guān)。無論在冰封期還是非冰封期，小興凱湖水質(zhì)狀況（磷濃度）均優(yōu)于大興凱湖。