武漢城區(qū)湖泊水質時空差異及其與污染源的空間關聯(lián)分析

霍雯蓉,許 峰,王文薈,尹述政,黃運新

(湖北大學資源環(huán)境學院，湖北 武漢 430062)

湖泊是生態(tài)系統(tǒng)中重要的組成部分，具有維持生物多樣性、調節(jié)氣候、緩解漬水、凈化水質等多種生態(tài)功能，同時作為城市系統(tǒng)的獨特景觀，還影響著城市建設規(guī)劃和人文景觀塑造[1]，對城市的生態(tài)化建設也具有特殊意義，因此關于湖泊水質的研究尤為重要。

武漢市作為長江中下游典型的依水而建的城市，其湖泊水環(huán)境直接影響著城市居民的生活、城市的經(jīng)濟發(fā)展和社會和諧。然而，隨著社會和經(jīng)濟的發(fā)展，武漢城區(qū)各大湖泊受到了不同程度的污染，致使湖泊生態(tài)環(huán)境受到影響，系統(tǒng)功能的發(fā)揮受到制約，故有必要對武漢城區(qū)湖泊水質進行分析研究[2]。由于湖泊的水質在不同的時間和空間上不盡相同甚至會有明顯的差異[3]，因此對湖泊水質進行評價以及對其時空差異、影響因素和污染源分析尤為重要，也可為湖泊管理與治理方案制定提供科學依據(jù)。如陳珍等[4]通過對神定河流域水質空間變化特征進行分析，結果發(fā)現(xiàn)神定河流域最上游水質最好，支流百二河河段的水質較差，但其水質總體優(yōu)于張灣河河段；申洪鑫等[5]等通過對大汶河水質進行分析，結果發(fā)現(xiàn)枯水期大汶河水質明顯優(yōu)于豐水期，且從大汶河上游至下游其水質污染程度逐漸加重。對于湖泊面源污染負荷解析，楊水化等[6]以武漢市典型富營養(yǎng)化湖泊后官湖為研究對象，解析了2016 年后官湖中CODCr、NH3-N、TP和TN的主要污染負荷來源，結果發(fā)現(xiàn)后宮湖中TP主要來自于面源污染，貢獻率為71%，其中農業(yè)種植和水產(chǎn)養(yǎng)殖分別占比為41%和30%。

為了解武漢市重點湖泊水質的時空差異性及污染來源，本文選取武漢市6個重點湖泊作為研究對象，首先根據(jù)行政區(qū)劃和地理位置將武漢城區(qū)6個湖泊分為主城區(qū)和近城區(qū)兩大類，其中主城區(qū)包括外沙湖、東湖，墨水湖，近城區(qū)包括湯遜湖、后官湖、東大湖；然后通過布設采樣點對湖泊水質指標進行監(jiān)測，并運用遙感解譯、箱線圖、方差分析對武漢市兩城區(qū)的湖泊水質進行了時空差異分析；最后利用排污系數(shù)法和SCS模型計算了不同污染源的污染負荷，并通過湖泊水質指標含量與土地利用類型之間的相關性分析，驗證了湖泊水質時空差異與污染源的空間關聯(lián)性。

1 數(shù)據(jù)來源與研究方法

1.1 數(shù)據(jù)來源

1.1.1 湖泊水質數(shù)據(jù)

湖泊水質數(shù)據(jù)來源于2020年11月和2021年3月實地調查采樣與實驗檢測分析獲得，主要選擇湖泊中TP、TN、NH3-N、CODCr和CODMn5個代表性指標數(shù)據(jù)。由于6個湖區(qū)范圍較大，且湖泊形態(tài)大小不一，故采樣點應在盡量覆蓋整個調查范圍且能切實反映湖泊水質特點的原則下，考慮徑流的特點，并根據(jù)各個湖泊的形態(tài)與實際情況在淺水區(qū)(<0.5 m)設置采樣點，共布設采樣點39 個，其中湯遜湖7個，后官湖9個，外沙湖6個，墨水湖5個，東大湖6個，東湖6個，具體采樣點位置如圖1所示。本次共采樣3次，每隔1 h采樣1次。

圖1 武漢城區(qū)各湖泊及采樣點位置Fig.1 Locations of lakes and sampling points in Wuhan city

湖泊水樣預處理方法均按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》(4版)[7]進行，并對湖泊水樣中TP、TN、NH3-N、CODCr和CODMn含量在實驗室進行檢測，具體檢測方法分別為鉬銻抗分光光度法(GB/T 11893—1989)、堿性過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法(GB/T 11894—1989)、納氏試劑分光光度法(GB/T 7479—1987)、重鉻酸鉀法(GB 11914—89)和酸性高錳酸鉀法(GB 11892—89)，所有樣品處理在實驗室進行，均設置了2個平行樣，在樣品檢測數(shù)據(jù)質量控制方面，保證其相對平均誤差在5%以內。

1.1.2 遙感數(shù)據(jù)

遙感數(shù)據(jù)來源于地理空間數(shù)據(jù)云，采用2期武漢市遙感影像，分別為2021年2月Landsat7遙感影像和2020年10月Landsat8遙感影像，云量均小于10%。本次遙感數(shù)據(jù)先利用ArcGIS 10.3提取湖泊1 km緩沖區(qū)為區(qū)域邊界，并在ENVI 5.2的支持下采用最大似然法對研究區(qū)土地利用類型數(shù)據(jù)進行提?。蝗缓笸ㄟ^目視解譯人機交互式方法修正分類結果來保證結果的準確性[8]；最后利用ArcGIS 10.3結合野外考察,根據(jù)實際情況將湖泊周邊的土地利用類型劃分為建設用地、農用地、植被用地以及未利用地。其中建設用地指城區(qū)住宅、公共設施等用地，城區(qū)農用地一般指耕地、池塘等[9]，研究區(qū)域周邊多以旱地為主，故本文農用地指耕地，由于主城區(qū)湖泊周圍不涉及大范圍的林地、草地、園地等，其均為植被綠化，近城區(qū)湖泊有較小范圍的林地，多為植被綠化，故本文將城市綠化用地、較小面積林地統(tǒng)稱為植被用地以便后續(xù)研究。整合武漢城區(qū)6個湖泊周邊土地利用類型，其結果見圖2。

圖2 武漢城區(qū)6個湖泊周邊土地利用類型的空間分布Fig.2 Types and spatial distribution of land use around the six lakes of Wuhan city

1.1.3 污染源數(shù)據(jù)

武漢市主城區(qū)和近城區(qū)水產(chǎn)品養(yǎng)殖產(chǎn)量、種植業(yè)面積以及畜禽出欄數(shù)據(jù)參考《2020年湖北農村統(tǒng)計年鑒》，其中各類水產(chǎn)品養(yǎng)殖產(chǎn)排污系數(shù)參考《第一次全國污染源普查水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)污染源產(chǎn)排污系數(shù)手冊》，畜禽養(yǎng)殖產(chǎn)排污系數(shù)參照《第一次全國污染源普查畜禽養(yǎng)殖業(yè)源產(chǎn)排污系數(shù)手冊》《全國水環(huán)境容量核定技術指南》，城市地表徑流污染計算所用降雨數(shù)據(jù)來源于中國氣象數(shù)據(jù)網(wǎng)和中科院資源環(huán)境科學數(shù)據(jù)中心。

1.2 研究方法

1.2.1 箱線圖

本文利用箱線圖對武漢市兩城區(qū)春、秋兩季湖泊水質指標含量進行了統(tǒng)計分析，計算基本統(tǒng)計指標。箱線圖是采用數(shù)據(jù)中5個統(tǒng)計量即上四分位數(shù)、中位數(shù)、下四分位數(shù)、上下限和異常值來描述數(shù)據(jù)分散程度、對稱性等的統(tǒng)計方法，其優(yōu)點是能夠直觀地識別數(shù)據(jù)中的異常值，并且在不受異常值的影響下，能夠準確、穩(wěn)定地描繪出數(shù)據(jù)的離散分布情況以及數(shù)據(jù)的分批對比情況。

1.2.2 方差分析

本文采用單因素和雙因素方差分析對湖泊水樣采樣點水質的空間和季節(jié)差異進行分析。其中，空間因子包括主城區(qū)和近城區(qū)兩個水平；季節(jié)因子包括春季和秋季兩個水平。單因素方差分析指的是以空間因子或季節(jié)因子作為影響因子的方差分析；而雙因素方差分析指的是以空間和季節(jié)作為影響因子的方差分析。

1.2.3 不同污染源的污染負荷計算

水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)污染源污染負荷以排污系數(shù)法測算；種植業(yè)污染源污染負荷按照土地種植單位面積負荷量框算污染物排放量，由于武漢城區(qū)種植業(yè)以旱地為主，故參照相關研究成果[10]中旱地污染物排出量，將其作為標準與種植面積相乘來測算污染物排放量；畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染源污染負荷計算根據(jù)全國水環(huán)境容量核定要求，將牲畜和家禽數(shù)量換算成豬的數(shù)量，并以入湖系數(shù)[7]來核定污染物排放量;城市徑流污染采用SCS 模型，其計算方法參考相關文獻[11-14]。在上述各污染源污染負荷計算過程中，需采用面積比例法獲得研究區(qū)占行政區(qū)面積的比值，再利用該比值計算得到武漢市主城區(qū)和近城區(qū)不同污染源污染物的入湖總量。

2 研究結果與分析

2.1 湖泊水質指標時空差異分析

武漢市主城區(qū)和近城區(qū)6個湖泊中各水質指標的箱線圖，見圖3。

由圖3可以看出：

圖3 武漢市主城區(qū)和近城區(qū)6個湖泊中各水質指標的箱線圖Fig.3 Boxplot of water quality indicators of the six lakes in main urban area and nearby urban and suburban area of Wuhan

(1) 在秋季，武漢市主城區(qū)湖泊中TP含量分布較分散，平均含量為0.207 mg/L，近城區(qū)湖泊中TP含量分布較集中，平均含量為0.207 mg/L；主城區(qū)湖泊中TN含量分布較分散，近城區(qū)湖泊中TN含量分布較集中且湖泊中TN含量上限有一個溫和異常值，為3.77 mg/L；主城區(qū)湖泊中NH3-N含量分布較近城區(qū)分散，且無異常值；兩城區(qū)湖泊中CODMn含量分布較集中，秋季近城區(qū)湖泊中CODMn含量下限有一個溫和異常值，為3.50 mg/L，主城區(qū)湖泊中CODCr含量較近城區(qū)分布分散。

(2) 在春季，武漢市主城區(qū)湖泊中TP含量較近城區(qū)分散，主城區(qū)湖泊中TP含量上限有極限異常值，為1.11 mg/L，近城區(qū)湖泊中TP含量上限有一個溫和異常值，為0.42 mg/L；主城區(qū)湖泊中TN含量分布較近城區(qū)集中，主城區(qū)湖泊中TN含量上限有一個溫和異常值，為10.33 mg/L；主城區(qū)湖泊中NH3-N含量分布較近城區(qū)分散；兩城區(qū)湖泊中CODMn含量分布較集中，主城區(qū)湖泊中CODMn含量上限有一個極限異常值，為23.27 mg/L，近城區(qū)湖泊中CODMn含量有一個溫和異常值，為7.40 mg/L；主城區(qū)湖泊中CODCr含量分布與近城區(qū)相似，近城區(qū)湖泊中CODCr含量上限有一個溫和異常值，為54.60 mg/L。

整體上看，武漢城區(qū)湖泊中TP、CODCr、CODMn含量表現(xiàn)為春季較秋季低，而湖泊中TN、NH3-N含量表現(xiàn)為春季較秋季高，湖泊中TP、TN、CODCr、CODMn、NH3-N含量分布情況都表現(xiàn)為主城區(qū)較近城區(qū)分散，說明武漢城區(qū)湖泊水質從秋季到春季有逐漸變好的趨勢。

剔除圖3中異常值后武漢城區(qū)各湖泊中所有水質指標含量均滿足獨立性、正態(tài)性和方差齊性，可采用方差分析法，分別以空間和季節(jié)作為固定因子，對武漢城區(qū)6個湖泊中各水質指標含量進行方差分析，其分析結果見表1。

由表1可知，通過單因素方差分析結果顯示，武漢城區(qū)湖泊中TP含量在季節(jié)變化上存在顯著性差異，在空間類型上不存在顯著差異；湖泊中TN含量在季節(jié)變化上無顯著性差異，在空間類型上僅在秋季有顯著性差異；湖泊中NH3-N含量在季節(jié)變化上無顯著性差異，在空間類型上存在顯著差異；湖泊中CODMn含量在季節(jié)變化上存在顯著性差異，在空間類型上僅在秋季有顯著性差異；湖泊中CODCr含量在季節(jié)變化上有顯著性差異，在空間類型上也有顯著性差異。單因素方差分析結果表明：季節(jié)變化對于武漢市近城區(qū)湖泊中TP含量的影響較主城區(qū)大，對兩城區(qū)湖泊中CODMn含量的影響相當，對近城區(qū)湖泊中CODCr含量的影響較主城區(qū)大，對兩城區(qū)湖泊中其余水質指標的影響不大；空間類型對于武漢城區(qū)湖泊中NH3-N和CODCr含量的影響較大，且春、秋兩季的影響程度相當，對湖泊中TN和CODMn含量僅在秋季有影響，對湖泊中TP含量沒有產(chǎn)生影響。

表1 武漢城區(qū)6個湖泊中各水質指標含量的方差分析結果Table 1 Results of variance analysis of water quality indicators in the six lakes of Wuhan city

由表1可知，通過雙因素方差分析結果顯示，在季節(jié)變化方面，湖泊中僅TN含量沒有顯著性差異；在空間類型方面，湖泊中僅TP含量沒有顯著性差異；在空間類型和季節(jié)變化的交互效應下僅湖泊中CODMn含量有顯著性差異。雙因素方差分析結果表明：季節(jié)變化僅對武漢城區(qū)湖泊中TN含量沒有影響；空間類型僅對武漢城區(qū)湖泊中TP含量沒有影響，即城市中湖泊水質的時空差異性較顯著。

2.2 不同污染源對湖泊水質指標的貢獻率

水產(chǎn)養(yǎng)殖、農業(yè)種植、畜禽養(yǎng)殖和城市地表徑流是武漢城區(qū)湖泊周邊的主要污染來源，根據(jù)不同污染源污染負荷的計算方法，可計算得到不同面源污染對武漢城區(qū)6個湖泊中各水質指標(TP、TN、NH3-N、CODCr)的貢獻率，見圖4。

由圖4可知：主城區(qū)城市地表徑流對湖泊中水質指標的貢獻率最大，其次為水產(chǎn)養(yǎng)殖和畜禽養(yǎng)殖，農業(yè)種植對湖泊中水質指標的貢獻率最??；近城區(qū)畜禽養(yǎng)殖對湖泊中水質指標TP、TN、NH3-N的貢獻率最大，貢獻率均在45%以上，其次為城市地表徑流和農業(yè)種植，其中城市地表徑流對湖泊中水質指標CODCr的貢獻率最大，其次為畜禽養(yǎng)殖。總體上來看，不同污染源對武漢城區(qū)湖泊中TN的貢獻率排序為城市地表徑流>畜禽養(yǎng)殖>水產(chǎn)養(yǎng)殖>農業(yè)種植，湖泊中TP的貢獻率排序為畜禽養(yǎng)殖 >農業(yè)種植>城市地表徑流>水產(chǎn)養(yǎng)殖，湖泊中NH3-N的貢獻率排序為城市地表徑流>畜禽養(yǎng)殖>水產(chǎn)養(yǎng)殖>農業(yè)種植，湖泊中CODCr貢獻率排序為城市地表徑流>水產(chǎn)養(yǎng)殖>畜禽養(yǎng)殖>農業(yè)種植，說明武漢市重要湖泊的面源污染源主要為城市地表徑流，其次為畜禽養(yǎng)殖和水產(chǎn)養(yǎng)殖，最后為農業(yè)種植。通過對比不同面源污染種類污染負荷的入湖量可知，武漢市近城區(qū)均高于主城區(qū)，這是因為近城區(qū)湖泊分布面積較大、范圍較廣，周圍城鎮(zhèn)居民較多，農業(yè)活動較多。

圖4 不同面源污染對武漢城區(qū)6個湖泊中各水質 指標的貢獻率Fig.4 Contribution rate of different non-point source pollution to water quality indicators of the six lakes in Wuhan city

2.3 湖泊水質與土地利用類型的空間關聯(lián)性分析

結合上述得到的武漢市主城區(qū)和近城區(qū)土地利用類型面積占比和湖泊水質指標含量的變化結果(見表2)(其中，湖泊中各水質指標含量為6個湖泊全部采樣點的平均值±標準差)，并通過分析可知：主城區(qū)和近城區(qū)湖泊中水質指標僅TP含量無明顯變化；主城區(qū)3個湖泊周邊環(huán)境建設用地和植被用地較多，面積占比分別為38.37%和25.97%，而近城區(qū)3個湖泊周邊建設用地相對于主城區(qū)湖泊較少，面積占比為25.25%，且農用地和植被用地面積相當，面積占比分別為18.78%和16.14%。

表2 武漢城區(qū)土地利用類型面積占比和湖泊水質指標含量的變化結果Table 2 Results of changes in land use type area and lake water quality indicators in Wuhan city

為了進一步探尋湖泊水質指標含量與土地利用類型之間的聯(lián)系，對兩者之間進行了相關性分析，其分析結果見表3。

表3 武漢城區(qū)湖泊水質指標含量與土地利用類型面積占比的相關性分析結果Table 3 Correlation between lake water quality index and land use type area ratio in Wuhan city

由表3可知，武漢城區(qū)湖泊中TN和NH3-N含量與建設用地面積占比呈正相關性，湖泊中CODCr含量與植被用地面積占比呈負相關性，但湖泊中TP和CODMn含量與土地利用類型無顯著相關性，其含量變化可能受到多個土地利用類型的共同影響。該結果表明湖泊中污染物含量與土地利用類型的相關性對城市面源污染有一定的影響，即污染物含量隨著空間土地利用類型的差異而變化。由于受樣本量與時間的限制，雖然本研究現(xiàn)階段不能直接說明污染源的來源，但在一定程度上能了解潛在污染源且說明污染源存在空間關聯(lián)性。因此，在后續(xù)的研究中，需繼續(xù)對湖泊水質進行長期監(jiān)測并收集數(shù)據(jù)，以探究湖泊污染源機理為目的，建立合理的湖泊水質污染模型，在此基礎上進行更深入的研究。

3 討 論

上述研究結果表明：武漢市主城區(qū)湖泊水質指標含量分布相較于近城區(qū)分散，主城區(qū)和近城區(qū)湖泊中TN和NH3-N含量秋季均低于春季，這可能是由于春季農耕活動中施肥量增加，農田中的污染物通過地表徑流輸入到湖泊中，導致兩者含量升高。但總體而言，武漢主城區(qū)秋季湖泊水質指標含量均高于春季，由此說明春季湖泊水質較秋季有所改善。其原因為武漢市的降雨量為11月份小于3月份，說明春季是豐水期的過渡期，降雨量比秋季大，湖泊水體中污染物在集中降雨之后得到了一定的沖刷[15]，使得湖泊水體中污染物含量降低。采用單因素和雙因素方差分析對湖泊水質指標含量的時空差異進行分析，結果表明：兩者分析結果有一定的一致性，除湖泊中TN外其余水質指標含量均有明顯的季節(jié)差異，除湖泊中TP外其余水質指標含量均有明顯的空間差異，湖泊中TN含量無季節(jié)差異可能是由于播種期部分氮肥會揮發(fā)到大氣中，其部分會與土壤成分結合而殘留在土壤中[16]，導致通過地表徑流進入湖泊中的TN含量差異不大；主城區(qū)和近城區(qū)兩個空間類型對湖泊中TP含量的影響不大，主要原因是相較于其他污染物，TP更容易滯留在水體中，即便降雨對水體有一定的稀釋作用，其他污染物含量有所降低，但TP含量仍會維持在較高的水平。

一般來說，種植沉水植物對于吸附一定的污染物有明顯的作用，但沉水植物在不同的季節(jié)處于不同的生長期，不同生長期的沉水植物對污染物的凈化能力也有所不同，由此說明湖泊水質的季節(jié)性差異可能由氣候和植物種植等因素決定。由于武漢市主城區(qū)和近城區(qū)均以建設用地居多，植被用地次之，而近城區(qū)相對主城區(qū)建設用地較少，農用地較多，而不同土地利用類型與湖泊中各水質指標含量有一定的相關性，故這也是導致湖泊中其他水質指標含量存在空間差異性的原因之一。

通過面源污染量化分析可知：武漢市重點湖泊面源污染主要來自于城市地表徑流，其次為畜禽養(yǎng)殖和水產(chǎn)養(yǎng)殖，最后為農業(yè)種植。其主要原因是武漢城區(qū)農業(yè)活動相對于城鎮(zhèn)化建設較少，其中城市地表徑流來源有地表沉積、大氣沉降、城市排水[17]以及城市開發(fā)中土地利用方式的改變，使下墊面發(fā)生變化，降低了陸地的雨污受納控制能力[18-19]，導致污染物隨地表徑流進入湖泊中。

本文主要探究土地利用類型這一影響因素，通過將武漢城區(qū)湖泊水質指標含量與土地利用類型進行相關性分析，結果表明：湖泊中TN、NH3-N含量與建設用地呈顯著正相關性，湖泊中CODCr含量與植被用地呈顯著負相關性。這與相關研究文獻[20-23]的結論基本一致，初步確定了土地利用類型的空間差異影響著城市地表徑流，即其主要原因是城市建設發(fā)展中會增加多種街道、屋頂?shù)炔煌杆砻妫廴疚锿ㄟ^蓄積在其表面，在降雨過程中通過雨水沖刷進入受納水體，進而影響城市地表徑流；而植被用地的增加在徑流污染中會起到凈化水質的作用，但是大范圍的種植草地、林地也會導致湖泊水質惡化[24]。對此，在湖泊周邊建設中，可以考慮適當?shù)卦黾又脖挥玫?，按需合理配置土地利用類型，以減少湖泊水體污染。

禽畜養(yǎng)殖的污染主要源自畜禽糞便，一般會通過兩種途徑進入湖泊水體，即在飼養(yǎng)過程中直接排放進入水環(huán)境以及在堆放儲存過程中因降雨和其他原因進入湖泊水體[25]。由于畜禽糞尿的淋溶性很強，進入湖泊水體后除了會加速水體富營養(yǎng)化外，其有機物分解還會消耗湖泊水體中的溶解氧，導致湖泊水體中的水生生物死亡，加速湖泊水體污染。對此，有必要規(guī)范化畜禽養(yǎng)殖，加強管理，并探索無害化處理畜禽養(yǎng)殖糞尿的技術及設施[26]。

通過調研發(fā)現(xiàn)，武漢城區(qū)部分湖泊局部流域仍存在集約化水產(chǎn)養(yǎng)殖，投食投肥與產(chǎn)污直接在水體中進行，還有一些水生經(jīng)濟作物的大量種植，這也增加了湖區(qū)的氮、磷污染負荷[27]。對此，可以通過減緩水產(chǎn)養(yǎng)殖中餌料投放，及時收集和清除水體中排泄物，并合理規(guī)劃水生植物的種植來減輕湖泊水質污染。

農業(yè)種植的主要來源是農田的施肥與灌溉，武漢市近城區(qū)有湖泊仍以傳統(tǒng)農耕為主，精耕細作且大量地施用復合肥[6]，導致作物不能完全吸收，從而殘留在土壤中，經(jīng)澆水灌溉及雨水沖刷進入湖泊水體，導致水體中氮、磷含量增高，致使水體富營養(yǎng)化。對此，可以通過化肥的合理選擇與使用，或者推動種植業(yè)和畜禽養(yǎng)殖業(yè)綠色融合，讓畜禽養(yǎng)殖業(yè)產(chǎn)生的糞污養(yǎng)分替代化肥，這樣既可以處理和降低畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染排放，又可以降低種植業(yè)化肥施用量[28]，從而減緩湖泊水質污染。

4 結 論

由于武漢市主城區(qū)和近城區(qū)的土地利用格局和污染源構成不同，武漢市6個主要湖泊的水質在兩個區(qū)域之間存在顯著差異，這種差異不僅表現(xiàn)在空間水平上，而且表現(xiàn)在季節(jié)水平上。因此，城市湖泊污染的風險評估不僅要考慮空間因素，而且要考慮季節(jié)因素，將兩者綜合起來才能準確地評估湖泊水質的污染風險，確定有針對性的預防或治理措施。

采用水質調查和污染源空間關聯(lián)性分析相結合的方法不僅有助于了解城區(qū)湖泊水質的實際污染水平，而且對了解潛在的污染源、明確各污染源對湖泊水體污染的實際貢獻也有所幫助，其分析結果可為進一步探索城市湖泊的污染機理、實現(xiàn)城市湖泊污染的精準治理奠定基礎。