水是维系湿地生态系统稳定和健康的决定性因子^[1],湿地的水环境（主要指水文情势、水质状况等）是湿地生态系统的重要组成部分,也是导致湿地的形成、发展、演替、消亡与再生的关键^[2,3]。全球气候变化与高强度人类活动改变了湿地水环境状况,导致湿地水资源短缺、面积萎缩乃至消亡、水质恶化、生境破坏、生物多样性减少等一系列水与生态问题,已引起国际社会的普遍关注^[4,5]。国内外湿地水环境演变的研究多结合RS、GIS手段,综合社会经济要素,关注于气候变化和人类活动影响下湿地水环境长时间序列的变化及趋势 ^[6,7]。

查干湖是中国半干旱区典型的苏打盐碱型平原浅水湖泊,是吉林西部重要的生态屏障,也是吉林省最重要的渔业基地。据查干湖志,查干湖年鱼捕捞量为5.7×10³t,年产芦苇 3.5×10⁴t,具重要的经济价值。但查干湖湿地现已面临农业面源污染、碱化、有机污染等生态环境问题^[8-10],生态功能和渔业经济价值受到威胁。目前,吉林省承担着增产百亿斤粮食的重任,主要途径之一开发盐碱荒地发展灌区,农田退水中的盐碱、N、P污染物势必会对查干湖湿地水环境安全和生态系统健康带来潜在风险。因此,开展查干湖湿地水环境演变特征研究,可为保护与维持湿地生态系统健康及水环境安全提供详实可靠的依据,并为西部土地整理工程对查干湖水质影响的预测与评估提供基础资料。

1 研究区概况与研究方法

1.1 研究区概况

查干湖 (124°03′E~24°34′E,45°05′N~45°30′N) 位于松嫩平原中部,是国家级自然保护区。查干湖湿地是由湖泊、沼泽、沼泽化草甸等不同生态系统复合而成的、以浅水型湖泊为核心的典型湿地生态系统,属半干旱温带大陆性季风气候,1980~2012年年均温5.7℃,年降水量422 mm,4~9月降水量占全年85.5%。

广义的查干湖由查干湖、新庙泡、辛甸泡、库里泡组成,新庙泡经人工渠与查干湖贯通并由渠尾川头闸控制湖、泡之间的水位,查干湖泄水入库里泡后进入嫩江(图1)。

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图1   查干湖及周边灌区位置

Fig.1   The location of Chagan Lake and distribution of irrigated area

1.2 研究方法

1.2.1 数据来源

文中所用查干湖湿地历史水位资料来自于《查干湖渔场志》^[11]及松原市水文局,历史水质资料来自于《引松工程志》^[12]、吉林省水文局、中科院东北地理与农业生态研究所。

1.2.2 基于卡尔森指数的综合营养状态评价

采用卡尔森指数法对查干湖湿地进行综合营养状态评价^[13],计算公式为：

TLI=∑j=1mWj×TLI(j)

式中,TLI—综合营养状态指数;W_j—第j种参数营养状态指数的相关权重;TLI(j) —第j种参数的营养状态指数。本文选取叶绿素a (chl-a)、透明度(SD)、总氮(TN)、总磷(TP)、高锰酸钾指数(COD_Mn)5个参数为评价指标。

1.2.3 基于主成分赋权法的水质模糊数学综合评价

1) 建立评价因子集：筛选p个环境因子为评价指标,建立因子集：

U=X1，X2，⋯⋯，Xn;

2) 建立评价集：根据《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)^[14],地表水水域功能和保护目标,将地表水水质分成5类,故确定评价集为：

3) 建立隶属度函数矩阵R：

R=r11r12⋯r1nr21r22⋯r2n⋮⋮⋮rp1rp2⋯rpn

R代表了每一种污染因子对每一级环境质量标准的隶属程度,矩阵中的元素r_ij为第i种污染物因子定位于第j级标准的可能性,即第i种污染物因子对j级标准的隶属度;本文用降半梯形分布来刻画隶属度^[15],其隶属度函数为：

式中,S_j为评价因子i第j类水质的国家标准值;C_j为评价因子i的监测值;

4) 通过SPSS16.0进行主成分分析确定权重,其分析步骤如下：将原始数据标准化;建立变量的协差阵;计算相关系数阵的特征根及单位特征向量;根据累计贡献率取主成分,使其特征值大于1或累计贡献率大于85%,选取k个主成分,建立主成分模型：

F1=a11x1+a21x2+⋯+ap1xpF2=a12x1+a22x2+⋯+ap2xp⋮Fk=a1kx1+a2kx2+⋯+apkxp

其中,a_ij描述第i个因子对第j个主成分的贡献,它与该主成分对应方差的贡献率E_j的组合,便是需要确定的第i个环境因子的权重值^[16],即：

Wi=∑j=1kaij×Ej

归一化处理 ： Wi0=Wi∑i=1pWi

得到权重集： W=w10⋯wi0⋯wp0

本文选取溶解氧(DO)、氨氮(NH₄⁺-N)、总氮(TN)、总磷(TP)、高锰酸钾指数(COD_Mn)、重铬酸钾指数(COD_Cr)、五日生物需氧量(BOD₅)7个指标为评价指标,故p=7,因水质分为五类,故n=5。

5) 综合评价：环境质量的模糊评价法归结为,已知各污染因子对环境质量标准的隶属度函数矩阵R与各因子的权重向量W,求出向量B(环境归属类别)。

B=W×R=b1b2⋯bn

利用最大隶属度原则评价水体所属级别,b_j反映了实际环境质量对各级环境标准的隶属水平,找到它的最大值就可判断出实际环境质量的归类^[17]。

2 结果与讨论

2.1 查干湖湿地水文情势分析

水位的年际、年内变化显示：引松工程通水后,1984~1986年查干湖年内最高水位显著增加,由1983年的128.2 m涨至1986年131.23 m,1987~1997年在129.8~130.3 m小幅波动,1998年特大洪水导致嫩江和霍林河洪水倒灌使最高水位涨至132.03 m（图2）;年内农田退水在每年4月20日左右流入查干湖,加之降雨的影响,在6~9月水位涨幅显著,9月20日左右农田退水停止,从10月中旬至次年4月20日由于没有水源补给,冬季蒸发渗漏导致水位下降30 cm左右（图3）。查干湖的补给水源,在1981~1985 年期间,主要是天然水源,引松工程通水后,主要是人工水源。查干湖与地下水存在明显的交互关系,引松工程通水前,查干湖为地下水补给水量;引松工程通水后（1986 年后）,地下水为查干湖补给水量^[18] 。

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图2   年内最高水位变化趋势图

Fig.2   Annual changes of the highest daily water level in Chagan Lake

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图3   查干湖月均水位变化趋势

Fig.3   Monthly changes of water level in Chagan Lake

2.2 查干湖湿地水质演变特征分析

2.2.1 水化学特征

对比引松工程通水前后水质发现(表1)：查干湖主湖区pH、硝酸盐、氨氮水平均下降明显,水质大幅改善;新庙泡pH、碱度、硝酸盐也有降低趋势但变幅略小,因农田退水中携有灌区流失的营养元素,氨氮增加。 查干湖湿地主要依赖地表径流补给和降雨补给。20世纪70年代查干湖因上游经济发展,经济用水挤占生态用水,入湖径流量减少致使其pH高达12,水面面积不足50 km²,1984年引松工程运行将前郭灌区的农田退水引入查干湖,使得查干湖主湖区和新庙泡盐碱化得以缓解,但是其所携带的营养元素使首当其冲的新庙泡氨氮含量增加。

由查干湖水体piper三线图(图4)知,查干湖主湖区和新庙泡阳离子均以Na⁺ 为主,阴离子以HCO₃^- 为主。20世纪80年代后期查干湖主湖区水化学类型为HCO₃-Na 型,新庙泡为HCO₃ -SO₄-Na型,新庙泡TDS (991.0 mg/L)显著低于主湖区 (2 146.44 mg/L)。2006年和2009年查干湖主湖区水化学类型仍为HCO₃-Na 型,2009年新庙泡为HCO₃-Na-Ca-Mg型。较20世纪80年代后期,Na⁺ 控制作用下降、HCO₃^- 地位上升、含盐量显著下降。查干湖主湖区1994年9月TDS为1.78 mg/L^[19],1995及1996年分别为1.74 mg/L,1.40 mg/L^[11],与2006年(864.50 mg/L)、2009年(955.04 mg/L)对比发现,2006年与2009年的TDS显著降低。而查干湖土著鱼类受精卵发育和仔、幼鱼发育对盐度的耐受限度分别为2 g/L和3 g/L,目前盐度水平尚未达到对查干湖的渔业产生重大影响。

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图4   查干湖水体piper三线图

Fig.4   Ternary diagrams of major cations and anions in Chagan Lake

2.2.2 查干湖水质时间演变特征

对比1985~2011年逐年9月水质的年际变化发现：引松工程通水初期查干湖水质大幅改善,透明度曾不足10 cm^[11],近年来稳定在40~60 cm(图5a),处于富营养化水平,与前人研究结果一致^[9,20];营养元素含量逐年下降(图5b),1985年9月查干湖TN、NH₄⁺-N、TP浓度分别高达2.94 mg/L、1.45 mg/L、1.49 mg/L,TN、TP为劣Ⅴ类水,NH₄⁺-N达Ⅳ类水^[14],2011年TN、NH₄⁺-N 、TP浓度分别为0.36 mg/L、0.29 mg/L、0.22 mg/L,分别达到Ⅲ类、Ⅱ类和劣Ⅴ类水质^[14];DO浓度由1985年的5.01 mg/L涨至1986年9.31 mg/L,近年来在7.8 ~9.0 mg/L 间波动,为Ⅰ类水质^[14] (图5c);COD_Mn在1985~2008年呈现降低趋势,由16.82 mg/L降至5.5 mg/L,2009~2011年显著增至12 mg/L(图5d),达Ⅴ类水质^[14]。

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图5   查干湖水质年际演化趋势

Fig.5   Interannual variations of water quality in Chagan Lake

从2006~2011年pH 在7.5~9.7间波动且呈增加趋势;SD在丰水期波动较大,枯水期较高;DO在5.0~13.3 mg/L间波动,年际间略有下降,在生长季5~10月波动降低,DO浓度与温度负相关,在7、8月达到极小值,多年DO含量符合渔业水质标准^[19];Chl-a在0.7~22 μg/L之间波动,年际间呈下降趋势,峰值出现在8~9月;TN近年来在0.24~2.81 mg/L之间波动,年际间呈降低趋势;TP在每年7~10月波动显著。

20世纪80年代末,查干湖透明度升高、碱化、富营养化、有机污染得以缓解,水环境有了大幅改善,但2006年以来水质碱化、有机污染趋势加剧。水质呈以年为周期的变化特征：枯水期(10月~次年4月)查干湖处于冰封时期,外界干扰小,透明度较高、氮磷营养元素经芦苇收割、水生生物捕获且外源输入降低,由于温度低DO水平相对较高,此阶段水质较好;随雨季到来,农田退水、地表径流汇聚非点源污染物,TN、TP出现起伏,丰水期(7~9月)随降雨的增多,雨水冲刷陆域和湖岸聚集的污染物,及旅游发展的干扰、浮游生物生长、风浪的影响使透明度波动下降,同时伴随着对污染物的稀释、生物的吸收,湖体的TN、TP逐渐降低,而生长季末期降雨减少、入湖径流量减少使TN、TP在9~10月大幅回升。

2.2.3 查干湖湿地水质空间差异

前郭灌区退水经高家桥进入新庙泡,由新庙泡经川头闸流入查干湖主湖区,诸多学者认为退水中携带的灌区土壤淋溶的盐碱已对湿地的生态系统健康构成威胁^[10,21]。通过对查干湖主湖区及新庙泡的进出口高家桥、川头闸水质分析可确定农田退水对查干湖主湖区和新庙泡的影响。

利用SPSS16.0对查干湖主湖区、高家桥、川头闸三点水质进行单因素方差分析及LSD检验发现：三点pH在0.05的水平上存在显著差异,主湖区>川头闸>高家桥,均值分别为8.7、8.5、7.9,表明现阶段农田退水可缓解查干湖主湖区碱化;TN水平三者之间没有显著差异,但均值高家桥>主湖区>川头闸,分别为1.47 mg/L、1.20 mg/L、1.14 mg/L,表明农田退水的确含有大量N素,但经新庙泡的净化、吸附、植被吸收等作用后对查干湖主湖区的水质没有显著影响;主湖区TP含量在0.05的水平上显著高于高家桥,而川头闸与主湖区、高家桥没有显著差异,均值表现为主湖区>川头闸>高家桥,分别为0.09 mg/L、0.07 mg/L、0.06 mg/L,表明农田退水中所含的磷素较少,查干湖底泥释放和再悬浮可能是影响其主湖区P含量的重要原因;三点高锰酸钾指数在0.05的水平上存在显著差异,表现为主湖区>川头闸>高家桥,均值分别为10.1 mg/L、8.2 mg/L、5.5 mg/L,表明查干湖主湖区有机污染较为严重,这主要是受外围牧区牲畜粪便及旅游业废水的影响。

2.3 查干湖水质营养化状态评价

2.3.1 基于卡尔森指数的综合营养状态评价

N/P是评价湖泊富营养化状态的重要指标之一。研究表明,藻类健康生长及生理平衡所需的氮磷质量比(N/P)为7∶1(氮磷原子数之比大于16∶1),大于这一比例时磷成为限制性营养元素^[22]。2009~2011年主湖区、高家桥、川头闸N/P(质量比)分别在1.5~120、2.2~95.3、1.5~53.25之间变动,三点没有显著性差异,均值分别为22.3、22.2、22.6,各点年内变化趋势一致,5~9月在波动中减小,10月达到峰值(图6)。查干湖水质呈现出磷限制的特征。

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图6   查干湖湿地2009~2011年N/P空间差异图

Fig.6   The spatial differences of N/P in Chagan Lake, 2009-2011

查干湖综合营养状态指数年际间呈降低趋势,表明近年来富营养化趋势有所缓解(图7a);2011年查干湖综合营养状态指数在40.5~50.2之间波动,年均值为50.0,处于中营养状态,空间上查干湖与川头闸差异不显著,高家桥TLI在0.01的水平上极显著低于查干湖与川头闸(p=0.01),水质最好(30<TLI≤50,中营养;50<TLI≤60,轻度富营养化)（图7b）。这也表明现阶段农田退水未加剧查干湖湿地的富营养化水平。

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图7   查干湖湿地TLI逐月变化趋势

Fig.7   Monthly variations of TLI in Chagan Lake

2.3.2 基于模糊综合评判法的水质评价

2006~2011年水质变化情况显示(表2),湖心水质对Ⅲ类水的隶属度显著下降,对Ⅳ类和Ⅴ类水的隶属度增大,水质由Ⅲ类演变为Ⅳ类,表明近6 a来查干湖水质呈现一定的恶化趋势。主要是由于COD_Mn、TN、BOD₅及TP呈现渐趋增加的变化趋势,这与水质时间演变趋势一致。从主成分反映的指标(表3)可以看出,2006~2011年前两个主成分所反映的指标各不相同：2006年第一主成分表现为有机污染型、2007年表现为氮磷污染型、2008~2010年为N污染和有机污染型、2011年表现为氮污染型。表明查干湖氮污染加重,有必要针对性的控制查干湖区域生活污水和畜禽粪便的污染。

3 结 论

1) 引松工程通水后查干湖水位在20世纪80年代后期显著增加,近年来维持在129.8~130.3 m。

2) 随水位的恢复,20世纪80年代后期查干湖湿地盐碱化、富营养化、有机污染大幅缓解;目前农田退水可缓解查干湖主湖区碱化,其所含的N素,经新庙泡的缓冲对主湖区的水质没有显著影响;湖体底泥释放和再悬浮则可能是影响其主湖区P含量的重要原因。现阶段引松泄干的农田退水未加剧查干湖湿地富营养化,但未来松原市盐渍化荒地开发为灌区后,产生的高盐碱、富营养的农田退水对查干湖湿地的威胁亟待评估。

3) 查干湖水质受流域陆源排放、湖泊内源释放以及水文情势等多重因素的交互作用,呈以年为周期变化特征,2006年以来富营养化缓解,但碱化、有机污染加剧,水质由Ⅲ类演变为IV类,呈以磷素为限制的中营养状态。

4) 为维系查干湖湿地水环境安全,特别是在未来大规模盐碱地开发背景下保障湿地生态系统健康,亟需建立健全水环境监测系统,重点监控农田退水的污染,针对性的控制区域生活污水和畜禽粪便的污染,开展查干湖水环境的模拟与预测研究,评估其面临的潜在生态风险,为湿地水环境保护与管理提供科技支撑。

致 谢：感谢中国科学院东北地理与农业生态研究所杨富亿研究员对本文的修改。

The authors have declared that no competing interests exist.

参考文献

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