湖南省大通湖百余年環(huán)境演化歷史及營養(yǎng)物基準的建立

廖粵軍 李春華 董旭輝,3 魏偉偉

(1.廣州大學地理科學與遙感學院,廣州 510006;2.湖泊水污染治理與生態(tài)修復技術(shù)國家工程實驗室,國家環(huán)境保護湖泊污染控制重點實驗室,中國環(huán)境科學研究院,北京 100012;3.廣州大學氣候與環(huán)境變化研究中心,廣州 510006)

湖泊生態(tài)系統(tǒng)具有眾多的生態(tài)及社會服務功能,健康的湖泊生態(tài)系統(tǒng)是區(qū)域可持續(xù)發(fā)展的必要保障。長江中下游地區(qū)是我國湖泊分布密度最大的地區(qū)之一[1],“湖廣熟天下足”,“魚米之鄉(xiāng)”等美譽皆仰仗于眾多的湖泊資源。近幾十年來,隨著該區(qū)經(jīng)濟的快速發(fā)展,人口急劇地增加,工業(yè)化城市化進程的加快、氣候變化和土地利用方式的轉(zhuǎn)變等諸多因素導致眾多湖泊生態(tài)系統(tǒng)退化,水質(zhì)下降,普遍出現(xiàn)了富營養(yǎng)化的問題。關于湖泊富營養(yǎng)化的治理,盡管我國各級政府投入了大量的人力物力,但缺乏對水體歷史環(huán)境演變過程,包括湖泊退化的時間、變率和驅(qū)動因素等背景信息,特別是缺乏對湖泊營養(yǎng)物基準的認識,給我國湖泊富營養(yǎng)化問題的識別、評價和管理帶來很大的難度[2]。

營養(yǎng)物基準是指水體在未受到或受到微量人類干擾時的生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)狀況,同時也是水體污染控制的基礎[3],其制定對協(xié)助管理者控制人為的富營養(yǎng)化,保護水質(zhì)和水生生物完整性具有重要意義[4]。關于環(huán)境基準研究,國際上早在20世紀80年代就開始了相關工作,現(xiàn)已形成了相對完整的環(huán)境基準體系,為環(huán)境標準的制定和頒布奠定了科學基礎。美國是最早開展營養(yǎng)物基準研究的國家,1998年制定了區(qū)域營養(yǎng)物基準的國家戰(zhàn)略[5],目前已經(jīng)形成分區(qū)分級的營養(yǎng)物基準體系。歐盟在2000年頒布的《水框架指南》中也開始對營養(yǎng)物基準進行研究[6]。統(tǒng)計分析法、壓力-響應模型、模型推斷法、古湖沼學法等多種方法被用來制定營養(yǎng)物基準,而其最為核心的內(nèi)容是確定生態(tài)分區(qū)的營養(yǎng)物指標和參照狀態(tài)[7]。盡管我國湖泊的營養(yǎng)基準工作開展的較晚,但已取得了諸多成果。如席北斗等[8]建立了湖泊營養(yǎng)物基準的制定框架,確定典型湖區(qū)的營養(yǎng)物基準,并對基準值進行了技術(shù)經(jīng)濟可行性分析和評估;Huo等[9]采用統(tǒng)計分析法和模型推斷法對東部、云貴和東南等湖區(qū)進行案例研究,綜合分析了這些方法在我國湖泊營養(yǎng)物基準制定的適用性;Dong等[10]利用古湖沼學方法建立長江中下游地區(qū)10個湖泊的水體營養(yǎng)物基準(總磷濃度為50 μg/L)。2020年春,中國環(huán)境科學研究院提出了中國湖泊(中東部湖區(qū))營養(yǎng)物基準的征求意見稿,他們結(jié)合我國生態(tài)環(huán)境特點采用壓力-響應模型法,暫定東部湖區(qū)的營養(yǎng)物TP基準值為29 μg/L,以期為湖泊生態(tài)風險評估和環(huán)境管理提供依據(jù)。

湖泊沉積物中包含了大量生物和理化方面的信息,能重建湖泊及流域的生態(tài)系統(tǒng)、環(huán)境演化歷史。隨著實驗技術(shù)和分析手段的提高,目前越來越多的生物指標已廣泛地運用到了古環(huán)境的定量重建,而在眾多的生物指標中,硅藻是最常用的指標之一。一方面,硅藻作為生物指標,能直接響應于所有的水質(zhì)因子,反映水環(huán)境某段時間的平均狀況,克服監(jiān)測的不穩(wěn)定性[11];另一方面,硅藻種類多,分布廣,保存性好,對水質(zhì)響應敏感,并且不同硅藻對環(huán)境有明確的生態(tài)耐幅[12]。目前,世界上許多地方已建立了區(qū)域性的硅藻-總磷轉(zhuǎn)換函數(shù),盡管該轉(zhuǎn)換函數(shù)方法仍存在一定的不確定性(例如受到多要素的共同影響、重建環(huán)境要素梯度的限制及生物體非線性響應特征等)[13],但從湖泊環(huán)境管理的角度來看,這是定量獲得湖泊歷史環(huán)境參數(shù)的唯一手段,仍然能為地區(qū)湖泊富營養(yǎng)化的治理提供重要信息。

本研究通過古湖沼學的手段,對獲取的沉積鉆孔進行210Pb/137Cs放射性年代、燒失量、金屬元素、沉積硅藻和沉積物總磷等指標分析,重建湖泊歷史時期的演化特征。水體富營養(yǎng)化的成因,通常是營養(yǎng)要素氮和磷的過量輸入造成的[9],對于長江中下游大多數(shù)湖泊來說,磷元素是最重要的生源要素[14]。營養(yǎng)物指標我們選取水體總磷濃度,參照狀態(tài)的時間選取在富營養(yǎng)化發(fā)生前的一段較為穩(wěn)定的時間(～1850AD)[15]。利用已經(jīng)建立的長江中下游地區(qū)硅藻總磷轉(zhuǎn)換函數(shù)[16]和高分辨率的沉積硅藻數(shù)據(jù),重建湖泊水體總磷濃度的演化歷史,建立營養(yǎng)物基準值,揭示湖泊水質(zhì)退化的時間及變率,分析湖泊環(huán)境變化的主導因素,為湖泊的治理和修復提供可供參考的目標。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

大通湖位于湖南省益陽市南縣東南,長江中游荊江南岸。大通湖20世紀50年代初原有面積313.4 km2,后期經(jīng)不斷地圍墾后,湖面日漸縮小,現(xiàn)有面積80.1 km2,水位28.8 m,平均水深2.58 m,最大水深2.94 m,湖區(qū)屬中亞熱帶向北亞熱帶過度的季風濕潤氣候,年均氣溫16.6℃,降水量1237.7 mm,其中4—9月約占年降水總量的68%。湖水主要依賴湖面降水和地表徑流補給,主要的入湖河流有四條,分別是大新河、老河、五七運河和蘇河[1]。由于人工漁業(yè)養(yǎng)殖的興起,多年的化肥養(yǎng)魚使大通湖水草覆蓋面日益減少,水域生態(tài)系統(tǒng)嚴重退化[17]。2019年7月采樣時水體總磷濃度為294 μg/L,總氮濃度為2.27 mg/L,總磷總氮嚴重超標。

1.2 樣品的采集及實驗室分析

2019年7月利用重力采樣器,選取大通湖湖心處(29°12′33.40′′N,112°31′41.58′′E),進行柱狀沉積巖芯的提取?，F(xiàn)場對鉆孔沉積物樣品按1 cm間隔進行采集,樣品密封保存帶回實驗室后置于4℃冰箱冷藏以備分析。實驗室分析項目包括:年代137Cs及210Pb活度測定、燒失量、磁化率、金屬元素、沉積物總磷(TP)和硅藻分析。本文只對鉆孔40 cm上部的沉積物進行分析研究,各代用指標的測試間距均為2 cm。210Pb和137Cs 活度采用高純鍺井型探測器(HPGe GWL-120-15)測定[18]。燒失量(LOI)通過把樣品放入馬弗爐中,在550℃的高溫下灼燒4h測得。地球化學元素(包括Al、Fe、Ca、Na、K、Mg、Ti、Co、V、Cr、Be、Ba、Sr、Cu、Pb、Zn、Mn、Ni及P等19種元素)含量采用美國Leeman Labs Profile電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀(ICP-AES)測定[19];頻率磁化率(χfd)采用捷克AGICO公司生產(chǎn)的MFK1系列卡帕橋磁化率儀測定;硅藻樣品采用鹽酸和雙氧水處理后制片[20],屬種鑒定主要參照Krammer&Lange-Bertalot的分類系統(tǒng)[21],對每個沉積物樣品至少鑒定300粒以上,屬種豐度用百分比表示。

1.3 流域資料數(shù)據(jù)

由于采樣點大通湖位于湖南省益陽市,因此選擇益陽市人口和國民生產(chǎn)總值數(shù)據(jù)來反映流域人口和社會經(jīng)濟發(fā)展狀況,數(shù)據(jù)來源于《益陽統(tǒng)計年鑒》[22]和《湖南年鑒》[23],為配合沉積指標數(shù)據(jù)分析,對少數(shù)缺乏人口數(shù)據(jù)的年份采取均值內(nèi)插的方法來建立連續(xù)的人口數(shù)據(jù)。氣象數(shù)據(jù)來源于中國氣象數(shù)據(jù)網(wǎng)(http://data.cma.cn),選取益陽南縣站年均氣溫、降水量和風速的氣象資料數(shù)據(jù),來代表流域的氣候變化。如圖1所示,GDP在進入2000年后快速增加;人口自1960年以來呈明顯地上升趨勢;年均溫整體呈波動升高趨勢,年均風速呈明顯的下降趨勢,年降水量變化趨勢不顯著。

1.4 數(shù)理分析

利用主成分分析(Principal Component Analysis,PCA),計算出硅藻種群數(shù)據(jù)PCA1軸的得分,將PCA1軸的得分與各環(huán)境變量(人口、GDP、氣溫、風速、磁化率、燒失量、沉積物TP、Pb、Fe、Fe/Mn)做相關分析,進行初步篩選找到與硅藻PCA1軸得分相關系數(shù)最強的幾個環(huán)境因素導入冗余分析,進一步揭示硅藻與解釋變量之間的關系。由于現(xiàn)代監(jiān)測資料數(shù)據(jù)均在1950年以后,比沉積指標的時間序列要短,在相關分析中所有指標的時間統(tǒng)一選取1950年以后的數(shù)據(jù)。冗余分析( Redundancy Analysis,RDA)是一種直接梯度分析方法,能在多維空間揭示環(huán)境變量對生物屬種群落變化的影響份額[24]。因為缺乏歷史時期的詳細記錄,將沉積指標作為環(huán)境代用指標,根據(jù)其指標意義,來揭示具體的環(huán)境驅(qū)動要素。做冗余分析時選取至少在2個樣品中出現(xiàn)并含量大于1%的硅藻屬種作為響應變量,相關分析篩選出來的環(huán)境因素作為解釋變量,基于蒙特卡洛置換檢驗(P＜0.01;n=999,非限制性置換)逐步預選篩選出解釋硅藻種群演替的顯著因子。RDA在CANOCO5.0軟件中進行。

大通湖湖水總磷濃度的定量重建基于沉積硅藻的群落構(gòu)成,以及已建立的長江中下游地區(qū)硅藻-總磷轉(zhuǎn)換函數(shù)模型[16]。該轉(zhuǎn)換函數(shù)的建立是基于45個湖泊的硅藻和環(huán)境數(shù)據(jù)庫典型對應分析的結(jié)果,即總磷是解釋硅藻種群變化最大的環(huán)境因子,利用加權(quán)回歸模型建立硅藻與總磷的關系。定量重建的過程在C2程序中運行[25]?？紤]到長江中下游特有的地理背景及環(huán)境演化歷史,本文參照Dong等[10]研究將1850s的硅藻總磷重建值作為大通湖富營養(yǎng)化治理的環(huán)境基準值。

圖1 1950s以來大通湖流域經(jīng)濟和氣候指標變化Fig.1 Changes in economic and climatic parameters in Datong Lake Catchment since 1950s

2 結(jié)果

2.1 沉積年代的確定

圖2 DT1巖芯沉積物210Pb活度(a)、137Cs比活度(b)及年代-深度對應圖(c)Fig.2 The activities of unsupported 210Pbex(a)and 137Cs(b),and the age-depth relationship(c)in sediments of DT1 Core

大通湖沉積物年代的確定主要依據(jù)210Pb/137Cs的測試結(jié)果(圖2)?？紤]到百年尺度的沉積速率的非恒定性和沉積物的壓實作用,采用恒定放射性通量模式(CRS)計算出湖泊的沉積速率,大通湖沉積鉆孔中在14 cm處出現(xiàn)一137Cs的峰值,對應于1963年的全球核試驗。沉積巖芯年代與深度的對應關系如圖2所示,40 cm所處的年代是為1853年左右。通過CRS模式計算得出沉積巖芯的平均沉積速率為0.24 cm/a。

2.2 硅藻組合

大通湖沉積柱DT1共鑒定出21屬43種。以浮游和底棲類型出現(xiàn)為主,附生類型亦經(jīng)常出現(xiàn)(圖3)。從圖中可以看出,顆粒直鏈藻(Aulacoseira granulata)是一個主要的優(yōu)勢種,在10 cm前后(對應1980年左右),鉆孔沉積柱的顆粒直鏈藻的含量和硅藻組合發(fā)生了重大的改變。在10 cm以下,顆粒直鏈藻為絕對的優(yōu)勢種,占總含量的60%—80%,且到鉆孔底部均有出現(xiàn),硅藻種類較少,伴有低營養(yǎng)的浮游種Aulacoseira ambigua、Cyclotella bodanica、附生種Fragilaria capucina、Cocconeis placentula、Gyrosigma acuminatum和Eunotia等,含量較低,不超過15%。在10 cm以上,顆粒直鏈藻的含量快速下降,DT1在1—9 cm處顆粒直鏈藻的含量只有不到5%,硅藻種類開始增多,與此同時C y clostephanostholiformis、Cyclotella meneghiniana、Stephanodiscus hantzschii和S. minutulus等富營養(yǎng)屬種開始增多。

圖3 大通湖百余年來硅藻種群演替及水體總磷濃度重建Fig.3 Main diatom species in sediment core and diatom-inferred epilimnetic TP of Datong Lake

沉積柱DT1中鑒定出的所有硅藻均在長江中下游硅藻-總磷轉(zhuǎn)換函數(shù)的表層硅藻數(shù)據(jù)庫中有出現(xiàn),且沉積硅藻的優(yōu)勢屬種在表層數(shù)據(jù)庫中出現(xiàn)數(shù)量也較大,有明確的總磷梯度上的最佳值及忍耐值,因此大通湖化石硅藻運用到該轉(zhuǎn)換函數(shù)進行歷史總磷濃度的重建,具有較高的可靠性。硅藻組合和硅藻總磷推導值(DI-TP)揭示近160余年大通湖經(jīng)歷了4個不同的營養(yǎng)演化階段。根據(jù)營養(yǎng)狀態(tài)劃分標準,在大約1930年之前,大通湖處于中營養(yǎng)狀態(tài)(DITP在50—60 μg/L波動)。在1930—1980年,耐營養(yǎng)種的小幅增加,反映大通湖出現(xiàn)小幅營養(yǎng)富集(DITP在66—83μg/L波動)。1980—2010年,湖泊營養(yǎng)快速增加,特別是2000年以來富營養(yǎng)種已在硅藻組合中占絕對優(yōu)勢,表明大通湖處于富營養(yǎng)化狀態(tài)(年均最高值達202 μg/L)。2010年后,營養(yǎng)水平有所回落(127—152 μg/L)。

2.3 多指標分析

硅藻樣品PCA第一軸解釋了硅藻屬種數(shù)據(jù)方差的56.8%。圖4顯示了硅藻樣品PCA第一軸得分、沉積物TP、Pb、Fe、Fe/Mn比值、燒失量、磁化率和沉積速率(Sediment Accumulation Rate,SAR)的綜合對比結(jié)果。硅藻PCA第一軸得分波動上升;沉積物TP在1970年前相對穩(wěn)定,隨后開始加速上升,2000年后有所降低;Fe呈顯著的下降趨勢;Pb在1960年前相對穩(wěn)定,此后快速上升;磁化率在1900年左右上升至最高點,20世紀初期到中期處于低值,1960年左右開始波動上升;SAR和LOI先升高后降低;而Fe/Mn比值在1930年前呈增加的趨勢,隨后波動下降,其中在1990—2000年期間下降幅度較大。

圖4 大通湖沉積物多指標分析結(jié)果Fig.4 Changes of sedimentary proxies in Datong Lake

2.4 環(huán)境變化的驅(qū)動要素分析

在相關分析的結(jié)果中(表1),篩選出4個與硅藻樣品PCA1軸得分相關系數(shù)較強的沉積物指標,由大到小排列分別是沉積物Pb、TP、Fe 和,將它們加入冗余分析中,進一步分析它們與硅藻組合變化的關系。冗余分析結(jié)果顯示(圖5),前兩軸共同解釋硅藻組合方差的54%,沉積物Pb和TP是解釋硅藻種群組合變化的顯著因子。第一軸主要與湖泊營養(yǎng)富集和重金屬污染相關,第一軸負半軸主要是1980年前發(fā)生未發(fā)生營養(yǎng)富集的樣點,正半軸都是1980年后發(fā)生營養(yǎng)富集和重金屬污染的樣點,自左往右反映湖泊營養(yǎng)水平的提高和重金屬污染的加劇。

表1 硅藻PCA1軸得分與多指標Pearson相關分析Tab.1 Pearson correlation analysis between scores in PCA axis 1 and multiple proxies

2.5 大通湖營養(yǎng)物基準的制定

沉積柱中鑒定出43種硅藻,均在建立硅藻總磷轉(zhuǎn)換函數(shù)的45個湖泊中出現(xiàn),利用化石硅藻數(shù)據(jù)和轉(zhuǎn)換函數(shù)模型,對大通湖百余年來的水體總磷濃度進行推導。結(jié)果表明:近百余年來湖水總磷濃度總體呈上升趨勢,在湖泊富營養(yǎng)化發(fā)生之前,特別是20世紀30年代以前,該湖較長時間內(nèi)維持著50—60 μg/L左右的總磷濃度,體現(xiàn)了較高的營養(yǎng)本底;在1980年后,湖水總磷濃度快速增長到100 μg/L以上。這與流域內(nèi)人類活動的日益增強,入湖營養(yǎng)物的逐漸增多的記錄相一致。

湖泊營養(yǎng)物基準的制定可以為湖泊富營養(yǎng)化治理提供重要信息。從過去百余年的總磷濃度變化范圍來看,在顯著的人類活動影響之前,大通湖長期保持著50—60 μg/L左右的總磷濃度,可以作為大通湖治理的營養(yǎng)物基準。同時對底層沉積物TP元素含量進行分析,可以選擇沉積物TP元素的營養(yǎng)本底值為～600 mg/kg。

圖5 硅藻群落-環(huán)境參數(shù)間的RDA分析結(jié)果Fig.5 RDA analysis results on the relationship between diatom communities and environmental parameters

3 討論

3.1 大通湖近百余年環(huán)境演化

大通湖沉積硅藻組合清楚地揭示了大通湖百余年來的營養(yǎng)演化過程。年代序列的結(jié)果顯示,1847—1930年湖面開闊,四通八達,與長江相連,硅藻主要以A. granulata為優(yōu)勢種,A. granulata通常生活在中-富營養(yǎng)水體,其硅化程度高、具有較高沉降率、偏好擾動強烈的水體的屬種[26],指示了較強的水動力條件。動力作用導致的底泥懸浮也影響水下光照和初級生產(chǎn)力,此時附生硅藻含量和燒失量較低,水生植被發(fā)育程度不高,推測當時湖泊水體環(huán)境優(yōu)良,生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定。在1930—1980年,隨著建國后大通湖水產(chǎn)養(yǎng)殖場的建立,并開展大規(guī)模的環(huán)湖圍墾,沉積物TP開始緩慢增加,浮游種S.hantzschii和S. minutulus開始出現(xiàn),它們是長江中下游地區(qū)水體富營養(yǎng)化的指示性屬種[11],附生硅藻Eunotia和Fragilaria均有所上升,燒失量也在這個階段達到了一個峰值,表明當時水生植被有所增加。水生植被的發(fā)育可以有效地控制營養(yǎng)物質(zhì)的釋放,此時營養(yǎng)水平有所上升,水體總磷濃度維持在50—80 μg/L,硅藻含量仍主要以A. granulata為優(yōu)勢屬種,由于1949年冬大通湖筑堤圍垸成為內(nèi)湖,切斷了與長江的水體交換,該種含量也隨水動力的減弱開始逐漸降低。同時筑堤后長江入湖泥沙減少,有可能是20世紀50年代中后期沉積速率快速降低的原因之一。在1980年后,湖區(qū)大力發(fā)展?jié)O業(yè)養(yǎng)殖,由于高密度養(yǎng)殖、過度投肥及農(nóng)業(yè)面源污染的加劇,導致沉積物TP快速增加,且在2000年左右上升至最高點,同時Fe/Mn比值也在這個階段下降至谷值,指示了湖泊沉積物-水界面氧化還原電位的改變,湖泊底層水體可能趨于缺氧狀態(tài),加劇底泥營養(yǎng)物質(zhì)的釋放,DI-TP亦在大約2005年出現(xiàn)了峰值,達202 μg/L。此時A. granulata急劇下降,附生種Eunotia和Fragilaria逐漸減少,被浮游種S. hantzschii和S. minutulus為主要的優(yōu)勢種組合取替,并伴隨有C. tholiformis和C. meneghiniana等典型富營養(yǎng)屬種的出現(xiàn)。自1990年后大通湖水體總磷濃度常年在100 μg/L以上,標志著大通湖進入顯著富營養(yǎng)化的階段。

3.2 大通環(huán)境演化驅(qū)動因素分析

利用大通湖的沉積指標、社會經(jīng)濟和氣候要素進行相關分析和冗余分析發(fā)現(xiàn),沉積物TP和Pb是影響硅藻種群演變的最主要的驅(qū)動力。TP是生物體生長不可或缺的營養(yǎng)物質(zhì),沉積物營養(yǎng)指標(TP)的高低與營養(yǎng)物質(zhì)的輸入直接相關,其含量的增多往往指示湖泊營養(yǎng)的富集[27]。1980年前沉積物TP含量穩(wěn)定,大通湖處于中營養(yǎng)階段,1980—2000年,湖泊營養(yǎng)物質(zhì)輸入增加,大通湖向富營養(yǎng)型湖泊過渡。益陽市是聞名“小有色金屬之鄉(xiāng)”,主要礦藏20多種,錳、銻、釩、磷礦和石煤等儲量豐富。受工業(yè)生產(chǎn),工礦開采等人類活動的影響,重金屬污染物通過廢水排放、大氣沉降等途徑蓄積在湖泊沉積物中,對水生生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成潛在的威脅。大通湖的重金屬(Pb)污染同樣表現(xiàn)出階段性,1960年前沉積物Pb含量穩(wěn)定,之后開始上升,這與當?shù)厝祟惢顒雍凸I(yè)的發(fā)展密切相關。統(tǒng)計資料顯示[22],益陽市總?cè)丝趶?964年的262萬人持續(xù)增長至2016年的484萬人,增長約3倍,1952—2017年益陽市民用汽車保有量增長約553倍,1952—2017年益陽市工業(yè)產(chǎn)值增長約5149倍。這些因素都可能是導致沉積物Pb元素在1960年后快速增加的原因。大通湖的富營養(yǎng)化與重金屬污染呈現(xiàn)同步的趨勢,表明近幾十年來,大通湖流域工農(nóng)業(yè)發(fā)展帶來的污水輸入可能是導致大通湖富營養(yǎng)化和重金屬污染的共同原因。

此外,氣候的變化在改變湖泊營養(yǎng)狀態(tài)中扮演了越來越重要的作用,大通湖營養(yǎng)富集過程與氣溫的波動上升和風速波動下降同步,且這兩個氣象要素與硅藻PCA1軸得分具有顯著的相關關系。湖泊是監(jiān)測氣候變化是有效的“哨兵”,因為他們對氣候變化響應敏感,能整合并保存流域內(nèi)的變化。氣候變化也往往是藻類爆發(fā)的一個重要因素[28]。已有研究表明,在淺水富營養(yǎng)化湖泊中,增溫會增強內(nèi)源營養(yǎng)負荷的釋放,進而促進富營養(yǎng)屬種的生長發(fā)育[29];此外,全球氣候變暖,能延長藻類生長的適宜時間。近50年來長江中下游地區(qū)極端降雨事件的增多[30],對流域內(nèi)的土壤造成沖刷,土壤侵蝕加大,也會增加入河湖的營養(yǎng)輸入,導致湖泊的富營養(yǎng)化[31]。受極端降水事件增多的影響,自1960年以來大通湖磁化率上升明顯。近年來風力要素對湖泊生態(tài)系統(tǒng)環(huán)境的影響逐漸成為人們關注的熱點,A. granulata對徑流和風速引起的水體擾動響應敏感,大通湖流域的風力和A. granulata有很好的對應,均呈顯著的下降趨勢,與沉積物TP相關程度較好,可能是影響湖泊營養(yǎng)的潛在因素。湖區(qū)風力下降頗為顯著,從1962年的3.1 m/s下降到2014年1.7 m/s,風力引起的風生流減弱,水體交換更新時間變長,水面相對靜止,湖水分層,為藻類的生長和水華的爆發(fā)提高了有利的外部環(huán)境。

3.3 大通湖營養(yǎng)物(TP)基準的確定

驗證硅藻-湖水總磷重建結(jié)果的有效性,最直接有效的方法就是將其與已有的監(jiān)測數(shù)據(jù)進行對比,但大通湖已有水質(zhì)監(jiān)測數(shù)據(jù)較少,只查找到近十年來有關學者做的零星研究。李德亮[32]等在2008年12月到2009年10月按季度對大通湖水質(zhì)監(jiān)測發(fā)現(xiàn)TP的變化范圍較大,在10—1220 μg/L(年均值220 μg/L),韓慶[33]等在2015年6—9月的實測值是190—350 μg/L,相比較近10年來的重建值呈現(xiàn)普遍偏低的現(xiàn)象。這種情況的可能原因有:(1)基于硅藻的重建值,是1年或數(shù)年的平均值(由于沉積物混合所致),因此,平均值普遍比大多監(jiān)測數(shù)據(jù)所采用的單個月份所測的水體總磷值偏低;(2)近年來大通湖的水質(zhì)-營養(yǎng)有所好轉(zhuǎn),盡管營養(yǎng)水平持續(xù)維持在輕富營養(yǎng)的水平。2017年益陽市政府對大通湖進行污染控制及生態(tài)修復,取得了一定的成效,2019年湖泊水質(zhì)由全湖劣Ⅴ類到Ⅴ類,其中5月提升至Ⅳ類水質(zhì)。

本研究提出湖水總磷(50—60 μg/L)值作為大通湖的水體營養(yǎng)基準值,對比《湖泊營養(yǎng)物基準—中東部湖區(qū)》(征求意見稿)中最新提出的建議基準值,本研究提出的基準較高。一方面,類似于其他長江中下游湖泊[10],大通湖位于長江中游洪泛平原地區(qū),農(nóng)業(yè)發(fā)達,人口眾多,受到長期人類活動的影響,加之亞熱帶濕熱季風性氣候加快營養(yǎng)循環(huán),這是湖營養(yǎng)物質(zhì)在歷史時期亦居高不下的最主要原因[34]。盡管基于硅藻組合的總磷轉(zhuǎn)換函數(shù)重建存在一定的誤差,但從硅藻的指示性意義來看,歷史時期不時出現(xiàn)的富營養(yǎng)化屬種(C. meneghiniana、S. hantzschii),揭示出過去歷史時期可能的確存在較高營養(yǎng)狀態(tài)。例如在氣候變化的影響下湖泊生產(chǎn)力會顯著提高,這一現(xiàn)象在巢湖500年前的記錄中得到了驗證[35];同樣地,來自山西公海2000余年的高山湖泊記錄[36]也揭示出早在隋唐和中世紀自然暖期下的高山湖泊發(fā)生了顯著的湖泊富營養(yǎng)化。因此,重建的高營養(yǎng)本底具有一定的合理性。此外,自1850年以來人類活動對自然的干擾日益增強,以及在1950s后全球變暖的背景下,使得我們當前的環(huán)境已經(jīng)同歷史時期相差甚遠,基準環(huán)境的制定亦需考慮到當前湖泊的治理難度及成本,基準值低,對環(huán)境的保護力度自然加大,就目標的可達性來看,將會付出極大的代價。特別是,湖泊個體會因自身地理氣候、湖盆形態(tài)、土地利用和人類活動方式的差別,治理實效會出現(xiàn)較大差異。因此在無法達到“一湖一策”的條件下,稍高的營養(yǎng)基準也不失一種更為合理的目標。例如吳超等[37]利用非參數(shù)法和線性回歸法對太湖流域8個湖泊確定的TP基準值為67 μg/L。

4 結(jié)論

(1)過去近百年來沉積硅藻群落發(fā)生了顯著的變化,隨著人類干擾的加強,硅藻由中營養(yǎng)的A.granulata及貧營養(yǎng)的浮游屬種如A. ambigua、C.bodanica、附生種F. capucina、C. placentula、G.acuminatum和Eunotia等為主占優(yōu)的組合過渡到近年來的以富營養(yǎng)的浮游類型屬種C. tholiformis、C.meneghiniana、S. hantzschii和S. minutulus等為主的組合,揭示出明顯的富營養(yǎng)化過程。(2)近百年來人類活動導致的外源營養(yǎng)輸入增加是導致大通湖環(huán)境演變的主導因子。因此大通湖停止投餌水產(chǎn)養(yǎng)殖,控制農(nóng)業(yè)面源污染,恢復水生植被,減少人類活動的干涉,是遏制富營養(yǎng)化的有效手段。(3)大通湖湖水總磷的基準值設置為50—60 μg/L,沉積物總磷的基準值為600 mg/kg。較高的營養(yǎng)本底表明大通湖在歷史時期長期內(nèi)維持著較高的營養(yǎng)水平,水質(zhì)較差,治理難度偏大。