2012-2018年洪澤湖水質(zhì)時空變化與原因分析*

李 穎,張 禎,程建華,鄒亮華,張慶吉,張 敏,龔志軍,謝世友,蔡永久**

(1:西南大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院,重慶 400715) (2:中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所，中國科學(xué)院流域地理學(xué)重點實驗室,南京 210008) (3:江蘇省洪澤湖水利工程管理處,淮安 223100) (4:江蘇省水利勘測設(shè)計研究院有限公司，揚州 225127) (5:江西師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院,南昌 330027)

中國地域?qū)拸V，自然環(huán)境區(qū)域分異明顯，湖泊數(shù)量多、分布廣、類型多樣. 著名的五大淡水湖所處的東部平原湖區(qū)，其中面積大于1 km2的湖泊共 634個,合計面積 21053 km2，湖泊數(shù)量和面積分別占全國湖泊總數(shù)量和總面積的23.5%和25.9%[1]. 近幾十年來，隨著區(qū)域氣候變化和人類活動加劇，本地區(qū)湖泊面臨著面積萎縮、水體富營養(yǎng)化、水生植被衰退等多重環(huán)境問題，進而導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能退化，反饋制約著社會經(jīng)濟可持續(xù)發(fā)展[2-3].

洪澤湖是我國五大淡水湖之一，具有防洪、飲用水供給、灌溉、航運、水產(chǎn)養(yǎng)殖和生物多樣性維持等多種功能，同時也是南水北調(diào)東線工程的重要調(diào)蓄庫[4]. 近年來，大規(guī)模圈圩圍網(wǎng)養(yǎng)殖、水質(zhì)惡化、富營養(yǎng)化和生物多樣性減少正威脅著洪澤湖生態(tài)安全[5]. 相較于五大淡水湖中其他湖泊，對洪澤湖的科學(xué)研究較為薄弱[6]. 以往針對洪澤湖水環(huán)境已開展了一些研究，主要集中在葉綠素a(Chl.a)濃度的時空變化[7-8]、水質(zhì)類別評價、沉積物營養(yǎng)鹽和重金屬污染等方面[9-11]. 隨著時間推移，洪澤湖水質(zhì)與營養(yǎng)狀態(tài)發(fā)生階段性改變，經(jīng)歷了1973-1984年水質(zhì)良好[12]、1990-1993年營養(yǎng)型與有機化學(xué)的復(fù)合型污染[10]、1996-2000年期間水質(zhì)有所改善[13]、2007-2012年有機污染依然嚴(yán)重等階段[14]. 2014-2017年，洪澤湖水質(zhì)在空間分布上西南部和東南部污染較嚴(yán)重，部分區(qū)域達到劣Ⅴ類水，湖泊整體處于輕度富營養(yǎng)狀態(tài)[15-16]. 近年來，國家對湖泊水環(huán)境治理力度不斷加大，洪澤湖也實施了多項保護治理措施，如退圩還湖、禁止采砂和入湖污染物控制，這可能會對洪澤湖水環(huán)境產(chǎn)生新的影響，因此有必要加強對洪澤湖水質(zhì)演變趨勢和原因的分析. 為此，本文基于2012-2018年洪澤湖逐月水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù)，分析水質(zhì)的長期變化特征，結(jié)合相關(guān)文獻資料探討驅(qū)動水質(zhì)指標(biāo)變化的主要因素，以期為洪澤湖水環(huán)境的保護和治理提供科學(xué)數(shù)據(jù)支撐.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

洪澤湖位于江蘇省北部淮安、宿遷兩市(33°06′～33°40′N，118°10′～118°52′E)，地處淮河、沂河水系的中下游. 洪澤湖屬淺水湖，長60 km，最大寬度58 km，平均水深1.35 m，最大水深4.75 m; 現(xiàn)狀正常蓄水位13.00 m，南水北調(diào)東線一期工程實施后，規(guī)劃蓄水位13.50 m，相應(yīng)水面積1793 km2、庫容37.3億m3，主要入湖河流淮河占總?cè)牒恿鞯?0%以上，經(jīng)過三河閘、二河閘兩個主要出湖閘門流入淮河入江水道和二河[15]. 成子湖水動力條件較弱，水生植物覆蓋度較高; 西部溧河洼水深較淺，是水產(chǎn)養(yǎng)殖的主要分布區(qū)[7]. 淮河入湖口到三河閘、二河閘為行洪通道，水域較為開闊，水流速度較快，水生植物稀少，本文稱為過水區(qū).

1.2 樣點布設(shè)、水質(zhì)監(jiān)測與數(shù)據(jù)搜集

綜合考慮湖泊形態(tài)、水動力和人類活動等因素，共布設(shè)16個樣點，其中成子湖的采樣點為S1、S2、S8和S15，溧河洼為S9、S12、S13和S16，其余8個點布設(shè)在淮河入湖口至二河閘、三河閘水域的過水區(qū)(圖1). 在現(xiàn)場使用自制塞氏盤進行透明度(SD)測定，并用2.5 L有機玻璃采水器分別采集表層、中層和底層水樣，現(xiàn)場混勻后采集5 L水樣冷藏保存，帶回實驗室分析營養(yǎng)鹽和Chl.a濃度等指標(biāo). 總氮(TN)濃度測定采用過硫酸鉀氧化、紫外分光光度法 (GB 11894-1989)，總磷(TP)濃度測定采用過硫酸鉀氧化、鉬銻抗顯色分光光度法(GB 11893-1989),氨氮(NH3-N)濃度測定采用納氏試劑光度法(GB 7479-1987)，高錳酸鹽指數(shù)(IMn) 測定采用滴定法. Chl.a濃度測定采用熱乙醇萃取分光光度法，過濾水樣用Whatman GF/F玻璃纖維濾膜(孔徑約0.7 μm).

為分析洪澤湖水質(zhì)與淮河入湖水質(zhì)、水文氣象等因子的關(guān)系，搜集洪澤湖地區(qū)淮陰站的氣象數(shù)據(jù)，包括氣溫(Temp)、風(fēng)速(WS)、降水(Pre)，并搜集2012-2018年淮河入湖水量(Flow)、水質(zhì)、三河閘水位(WL)數(shù)據(jù)，以及2012-2017年洪澤湖懸浮物(SPM)的數(shù)據(jù)[16].

1.3 數(shù)據(jù)分析

為分析2012-2018年水質(zhì)變化趨勢，采用Mann-Kendall(MK)檢驗分析水質(zhì)指標(biāo)變化趨勢和突變點. 用R平臺中trend包mk.test函數(shù)進行MK統(tǒng)計檢驗，計算統(tǒng)計檢驗量ZMK，采用雙側(cè)檢驗，在α顯著水平下，如果|ZMK|>Z(1-α/2)，則拒絕無趨勢的原假設(shè)，認(rèn)為變化趨勢顯著;ZMK>0，則是顯著上升趨勢，ZMK<0，則是顯著下降趨勢，并利用MK檢驗突變點[17].

采用廣義可加模型(generalized additive models，GAM)確定影響水質(zhì)的因子. GAM模型是由數(shù)據(jù)驅(qū)動而非統(tǒng)計分布模型驅(qū)動的非參數(shù)回歸模型，可同時對部分解釋變量進行線性擬合，且對其他解釋變量進行光滑函數(shù)擬合. 模型不需要預(yù)先設(shè)定參數(shù)模型，模型通過解釋變量的平滑函數(shù)建立，能夠自動選擇并擬合出合適的多項式[18-19]. GAM分析使用R中mgcv包的gam函數(shù).

g(E(Y))=s1(Temp)+s2(WS)+s3(Pre)+s4(Flow)+s5(WL)+s6(SPM)+s7(H-Y)+β

(1)

式中，g是連接函數(shù)，s是光滑函數(shù)，E(Y)是因變量的期望值，X是水文氣象因子作為自變量. 構(gòu)建模型后，采用vif函數(shù)先排除共線性較高的自變量，以恒等聯(lián)系函數(shù)作為連接函數(shù)，平滑回歸項采用樣條平滑函數(shù)估計，通過不斷以P值刪除統(tǒng)計學(xué)不顯著的變量，對比不同模型之間的調(diào)整決定系數(shù)R2和赤池信息準(zhǔn)則AIC，得到最優(yōu)模型.

結(jié)果中，F(xiàn)檢驗值表示擬合強度，F(xiàn)值越大表明擬合關(guān)系越強烈，因子作用更強. 自由度表示變量之間的線性關(guān)系程度，自由度為1表示影響因素與因變量之間存在線性關(guān)系，自由度大于1表示影響因素與因變量之間存在非線性關(guān)系.

2 結(jié)果

2.1 洪澤湖水文氣象特征

2012-2018年洪澤湖地區(qū)平均氣溫為15.1℃，冬季最低月平均氣溫為0.5℃，夏季最高月平均氣溫為29.3℃，年度變化較小. 2012-2018年降水量均值為1130 mm，呈逐年增加趨勢，降水集中在夏季7月(165～364 mm)，冬季降水較少，除2018年外均低于60 mm. 平均風(fēng)速多年均值為2.4 m/s，3月最大(3.7～2.7 m/s)，9月最小(1.6～2.0 m/s)，季節(jié)變換趨勢明顯. 2012-2018年淮河入湖水量變化較大，2013年水量最小(83億m3)，2017年為375.5億m3，多年均值為231億m3，入湖水量主要集中在7-9月，占各年均總量的30%～57%. 水位受人為調(diào)控，一般在6-8月處于低水位(多年均值12.6 m)，12月至下年4月處于高水位(13.2 m). 懸浮物濃度先升后降，2013年達到最大值(42 mg/L)，2017年濃度下降至32 mg/L，其中2015年懸浮物濃度較低(37.8 mg/L)(圖2).

圖2 2012-2018年洪澤湖水文氣象因素逐月變化趨勢Fig.2 Monthly changes in hydrometeorological factors in Lake Hongze from 2012 to 2018

2.2 水質(zhì)總體變化特征

2012-2018年洪澤湖超過Ⅲ類水的因子有TN和TP (表1). 水質(zhì)指標(biāo)中，透明度范圍為0.1～1.6 m，均值為0.48 m;IMn變化范圍為3.11～5.93 mg/L，均值為4.13 mg/L (Ⅱ類); TN濃度變化范圍為0.88～3.21 mg/L，均值為1.74 mg/L (Ⅴ類); TP濃度變化范圍為0.003～0.150 mg/L，均值為0.08 mg/L (Ⅳ類). Chl.a濃度多年年均值為0.008 mg/L.

Mann-Kendall趨勢檢驗結(jié)果顯示，IMn、Chl.a的Z值分別為-4.73、-5.36，均呈顯著下降趨勢(P<0.05)，在2015年6月識別出IMn與Chl.a突變點，在此之前變化較小，之后顯著下降. TN、TP和透明度的Z值為-0.18、-0.24和1.13，整體變化趨勢不顯著(圖3)，存在多個突變點，局部年份變化明顯，如透明度在2013-2014年的上升趨勢、2015-2016年的輕微下降、2016年后略微上升的變化; TN濃度在2012年識別出突變點，2013-2015年為突變區(qū)域，TN濃度顯著下降，2016-2018年TN濃度有所上升; TP在2013年產(chǎn)生突變點，濃度緩慢下降.

表1 2012-2018年洪澤湖水質(zhì)指標(biāo)年均值

圖3 2012-2018年洪澤湖水質(zhì)指標(biāo)逐月變化趨勢Fig.3 Monthly changes in water quality parameters in Lake Hongze from 2012 to 2018

2.3 不同湖區(qū)水質(zhì)變化特征

方差分析結(jié)果顯示，成子湖、溧河洼和過水區(qū)的透明度、TN和TP濃度均值存在顯著差異(表2). LSD法(最小顯著性差異法)的多重比較結(jié)果顯示，不同湖區(qū)的透明度、TN和TP濃度存在顯著差異. 成子湖的透明度均值為0.62 m，顯著高于溧河洼和過水區(qū); 過水區(qū)的TN、TP濃度均值分別為2.06、0.09 mg/L，較成子湖和溧河洼高; 而IMn和Chl.a濃度在各湖區(qū)間差異不顯著.

式中，QBCF為評價區(qū)域農(nóng)產(chǎn)品的重金屬生物可利用風(fēng)險商；A為研究區(qū)農(nóng)產(chǎn)品中重金屬的實測質(zhì)量分?jǐn)?shù)均值，mg·kg-1；C為研究區(qū)土壤中重金屬的實測質(zhì)量分?jǐn)?shù)均值，mg·kg-1；CS為土壤重金屬的限量值，采用GB 15618中規(guī)定的土壤污染風(fēng)險篩選值，mg·kg-1；S為農(nóng)產(chǎn)品重金屬的限量標(biāo)準(zhǔn)值，采用 GB 2762中規(guī)定的食物中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)，mg·kg-1；SE為研究農(nóng)產(chǎn)品中重金屬i的實測值的標(biāo)準(zhǔn)誤差。

表2 洪澤湖不同湖區(qū)水質(zhì)指標(biāo)方差分析和多重比較

不同湖區(qū)水質(zhì)MK檢驗結(jié)果顯示(圖4)，成子湖、溧河洼和過水區(qū)的TN、TP的總體變化不明顯; 過水區(qū)的透明度有顯著上升; 而Chl.a濃度在成子湖、溧河洼和過水區(qū)的Z值分別為-5.53、-3.89和-4.73，均下降明顯，IMn在成子湖、溧河洼的Z值為-6.84、-7.47，下降明顯，而在過水區(qū)呈現(xiàn)上升趨勢(Z值為2.77).

圖4 2012-2018年洪澤湖不同湖區(qū)水質(zhì)指標(biāo)逐月變化趨勢(圖中水平線表示置信范圍)Fig.4 Monthly changes in water quality parameters in different regions of Lake Hongze from 2012 to 2018

2.4 水質(zhì)變化的影響因素分析

相關(guān)分析結(jié)果顯示，淮河水質(zhì)對洪澤湖的整體水質(zhì)影響顯著，尤其與氮、磷濃度呈極顯著相關(guān)(表3). 就不同湖區(qū)而言，過水區(qū)對于淮河水質(zhì)變化的響應(yīng)更加強烈，淮河水質(zhì)與不同湖區(qū)水質(zhì)的相關(guān)性由過水區(qū)、溧河洼、成子湖順序逐漸減弱，其中與過水區(qū)的TN、TP濃度的相關(guān)系數(shù)分別達到0.757、0.626，表明淮河水質(zhì)對于洪澤湖水質(zhì)，尤其是氮、磷濃度存在顯著影響.

表3 洪澤湖不同湖區(qū)與淮河水質(zhì)指標(biāo)Pearson相關(guān)系數(shù)

通過GAM模型分析水質(zhì)指標(biāo)與水文氣象因子、淮河水質(zhì)的關(guān)系. 結(jié)果顯示，洪澤湖不同湖區(qū)水質(zhì)的影響因素有所不同. 過水區(qū)與淮河的TN、TP濃度擬合，自由度為1，呈線性關(guān)系; 且IMn之間擬合度較高，進一步說明淮河與過水區(qū)水質(zhì)呈強關(guān)聯(lián)性. 成子湖、過水區(qū)的Chl.a濃度與IMn的關(guān)系較強，而溧河洼的Chl.a濃度與降水、透明度的關(guān)系顯著. 在成子湖與溧河洼，透明度與淮河TP濃度的關(guān)系強烈，呈線性關(guān)系(表4).

表4 洪澤湖不同湖區(qū)水質(zhì)指標(biāo)與水文氣象、淮河水質(zhì)等因素的GAM擬合結(jié)果

3 討論

3.1 洪澤湖營養(yǎng)元素的時空變化

從整體和各湖區(qū)來看，洪澤湖2012-2018年TN、TP濃度均無顯著變化. 整體均值維持在較高水平，而過水區(qū)TN、TP濃度較成子湖、溧河洼更高(圖5). 作為過水性湖泊，入湖河流長期持續(xù)的外源輸入可能是使得湖泊氮、磷濃度偏高和空間分布差異的原因.

圖5 2012-2018年洪澤湖總氮、總磷濃度均值空間格局Fig.5 Spatial patterns in average concentrations of TN and TP in Lake Hongze from 2012 to 2018

河流的外源輸入是洪澤湖水質(zhì)變化的關(guān)鍵影響因素，淮河水質(zhì)與洪澤湖水質(zhì)的相關(guān)性較高. 根據(jù)以往的研究和淮河水資源公報的數(shù)據(jù)，淮河的化學(xué)需氧量、氨氮濃度逐年下降[20]，淮河TN、TP濃度處于較高水平(圖6)，這與洪澤湖的TN、TP濃度在緩慢降低中仍然維持在較高水平的現(xiàn)象較一致[13,21]. 隨著近年來淮河水環(huán)境治理工作的加強，流域內(nèi)污染物排放也呈逐步減少趨勢，對流域內(nèi)水質(zhì)變化起到了積極作用.

圖6 淮河干流化學(xué)需氧量、氨氮排放量[20]與總氮、總磷濃度長期變化特征Fig.6 Changes in discharges of COD and NH3-N and concentration of TN and TP in the mainstream of Huaihe River

長期的高濃度氮、磷輸入可能是洪澤湖氮、磷濃度較高的重要原因. 氮、磷元素的循環(huán)模式中，氮元素主要依靠反硝化作用和出湖河流流出湖泊系統(tǒng)，部分元素以顆粒態(tài)氮的形式沉降至泥水界面[22]. 磷元素在穩(wěn)定水體環(huán)境中，經(jīng)歷不斷的懸浮-沉降-再懸浮的過程，由于缺少氮元素的水氣界面交換去除的過程，更容易滯留湖體[23-24]. 有研究認(rèn)為，1983-2005年的洪澤湖入湖泥沙淤積率達到47%，年均540萬t，73%分布在淮河入湖處，部分進入湖中[25-26]. 不斷輸入的營養(yǎng)鹽及泥沙吸附作用使得湖泊氮、磷元素在湖泊富集[27]，再通過擾動等物理作用、生物促進的硝化反硝化等化學(xué)作用釋放到湖泊中，形成高濃度TN、TP. 另一方面，近年來洪澤湖蓄水泄洪調(diào)控能力有所加強，南水北調(diào)工程實施后，非汛期規(guī)劃蓄水位由13 m提升至13.5 m，進一步提升了洪澤湖水環(huán)境容量，可能也是促進氮、磷元素變化趨于穩(wěn)定的因素之一[4].

而氮、磷濃度的空間分異(圖5)，可能是不同湖區(qū)受到淮河的影響程度不同造成的. GAM分析結(jié)果中，過水區(qū)的水質(zhì)與淮河水質(zhì)變化的關(guān)系更加顯著，對于懸浮物濃度的變化響應(yīng)更加明顯. 這是由于洪澤湖形態(tài)復(fù)雜，存在吞吐流和風(fēng)生流兩種湖流形式[28]，當(dāng)夏季淮河汛期來臨時，洪澤湖下游閘門開啟，強大的泄流形成引起全湖的吞吐流，造成各個湖區(qū)水體交換頻率的差異，過水區(qū)水流速度較快，而成子湖、溧河洼湖區(qū)水體交換速度較慢. 一方面，成子湖、溧河洼水體交換頻率相對較低、流速較慢，水生植物較多，水體中顆粒態(tài)氮、磷元素發(fā)生沉降，導(dǎo)致水體中TN、TP濃度相對較低. 另一方面，流速較低時，底泥僅產(chǎn)生濃度梯度釋放的分子擴散，流速增大，泥水邊界中孔隙水釋放氮、磷，流速繼續(xù)增加會使大量懸浮物進入水體[29-30]. 過水區(qū)更高的流速形成大量懸浮物，底泥釋放導(dǎo)致較高的TN、TP濃度，從而形成了TN、TP濃度的空間差異.

3.2 洪澤湖葉綠素a濃度變化

以往對藻類的研究表明，藻類生長和水華暴發(fā)可能存在臨界流速，隨著流速增大，藻類數(shù)量達到峰值后逐漸減少[33]. 有關(guān)洪澤湖浮游植物群落結(jié)構(gòu)研究也指出，綠藻在細(xì)胞豐度和生物量上是優(yōu)勢門類，而藍藻僅在細(xì)胞豐度上是優(yōu)勢門類[7]. 研究也表明，水動力作用的增強使得藻類聚集增值受到抑制，且易下沉的綠藻和硅藻替代能垂直自由運動的藍藻而成為優(yōu)勢種[34]. 2012-2018年淮河入湖水量增加明顯(圖2)，提高了水體交換能力，增加水流速度. 因此淮河水量增加導(dǎo)致湖泊換水速度加快，對于洪澤湖的藻類聚集增殖可能起到了抑制作用，達到了抑制營養(yǎng)化的積極效果.

湖流和風(fēng)能可能也會影響Chl.a濃度的分布. 本文結(jié)果顯示2015年以前不同湖區(qū)的Chl.a濃度有較大差異，成子湖、溧河洼Chl.a濃度較高. 由于湖流的原因，洪澤湖不同湖區(qū)水體環(huán)境的水流速度差異大，而溧河洼、成子湖受到吞吐流的影響較小，風(fēng)生流是主要的湖流形式[28]，較小流速和狹長的形態(tài)有利于藻類的聚集生長[35]. 同時，洪澤湖夏季盛行東南風(fēng)，在湖流和風(fēng)能的作用下，藻類可以由過水區(qū)向下風(fēng)區(qū)的溧河洼、成子湖聚集，形成較明顯的Chl.a濃度空間分布差異[36-37]. 2015年后，由于水量顯著增加，各湖區(qū)的水流速度加快，成子湖、溧河洼Chl.a濃度下降較明顯，各個湖區(qū)之間差異減小，但各區(qū)域的流場對流量變化響應(yīng)速度有所差異，模擬結(jié)果顯示，洪澤湖進出湖區(qū)域流速最高，其次為成子湖，流速最低區(qū)域為溧河洼，因此可能導(dǎo)致各區(qū)域Chl.a、IMn變化有所差異[38-39].

3.3 富營養(yǎng)化控制與生態(tài)修復(fù)建議

湖泊污染源量多面廣，絕大部分污染物最終都通過環(huán)湖河道進入湖泊. 淮河是洪澤湖的主要入湖河流，較高的污染物輸入可能是洪澤湖中氮磷元素富集的重要原因，如2003-2010年期間，淮河向洪澤湖平均輸入TN和TP分別為7.2萬和0.37萬t，分別占總?cè)牒康?4.6%、81.5%[40]. 淮河對洪澤湖水質(zhì)的決定性影響，因此提升淮河水環(huán)境質(zhì)量對削減洪澤湖營養(yǎng)物外源輸入至關(guān)重要. 應(yīng)當(dāng)進一步削減淮河上游氮、磷營養(yǎng)元素的輸入，如控制工業(yè)污水排放、集中規(guī)模化農(nóng)業(yè)生產(chǎn)以減少肥料污染、漁業(yè)養(yǎng)殖中的尾水處理，以此削減外源污染物、降低氮磷輸入; 同時在可操作的情況下優(yōu)化水利工程調(diào)度，維持湖泊水體交換能力，增強水體流動性，防控藻類的異常增殖[41].

內(nèi)源污染也是洪澤湖水質(zhì)變化的重要影響因素，大面積圈圩、圍網(wǎng)養(yǎng)殖降低自然水域面積，養(yǎng)殖污染則形成過高的營養(yǎng)負(fù)荷,過多的有機質(zhì)也會引起水體缺氧[42]. 湖內(nèi)還存在大量旅游船、住家船、餐飲船，高強度人類活動、污染輸入與沉積物內(nèi)源釋放使得近年來水質(zhì)改善效果不佳. 建議逐步壓縮圈圩、圍網(wǎng)養(yǎng)殖面積以減輕養(yǎng)殖污染輸入、控制餐飲船數(shù)量以減少生活污水排放，并可在底泥內(nèi)源重污染區(qū)(如溧河洼)開展生態(tài)疏浚,降低內(nèi)源負(fù)荷以提升湖泊水環(huán)境容量[43]. 對退圩還湖和生態(tài)疏浚區(qū)，分析典型水生植物對水位波動、水質(zhì)條件、基底性狀以及水下地形等環(huán)境特征的適應(yīng)性，明確不同物種適宜的生境條件，基于微地形改造、基質(zhì)改良、人工定植等方法，促進洪澤湖水生生物的恢復(fù)，構(gòu)建湖濱帶、湖灣的草型生態(tài)系統(tǒng)[44].

4 結(jié)論

1) 2012-2018年洪澤湖Chl.a濃度、IMn總體呈顯著下降趨勢; 主要污染物TN、TP濃度變化趨勢不明顯，長期處于Ⅳ類和Ⅴ類水，與2012年以前的研究相比，氮、磷濃度略有降低.

2) 不同湖區(qū)來看，過水區(qū)、成子湖和溧河洼水質(zhì)狀況存在顯著差異. 成子湖和溧河洼的IMn、Chl.a濃度較過水區(qū)高，TN、TP濃度則較過水區(qū)低; 透明度則是成子湖高于溧河洼和過水區(qū). 2012-2018年不同湖區(qū)的Chl.a濃度均明顯下降; 成子湖、溧河洼IMn下降顯著，但過水區(qū)IMn呈上升趨勢.

3) 過水區(qū)水質(zhì)受懸浮物濃度和淮河入湖水質(zhì)的影響較強，過水區(qū)的TN、TP濃度與淮河氮、磷濃度呈高度相關(guān)，且過水區(qū)與淮河的IMn亦顯著相關(guān). 成子湖、過水區(qū)的Chl.a濃度與水體IMn關(guān)聯(lián)性強，而溧河洼的Chl.a濃度與降水、透明度關(guān)系顯著.