太湖北部藍藻集聚區(qū)水體富營養(yǎng)化時空變化研究*

武晗琪 李琦暉 李 琪 顧 蓬 鄭 正 張威振#

(1.成都理工大學(xué)生態(tài)環(huán)境學(xué)院，四川 成都 610059；2.復(fù)旦大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程系，上海200433；3.江南大學(xué)環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇 無錫 214122)

太湖是我國第三大淡水湖，長江中下游五大淡水湖之一。近年來，受泥沙淤積和圍湖造田等因素的影響，太湖藍藻水華事件頻發(fā)，尤其在太湖灣及湖濱帶由于藍藻水華堆積沉降，區(qū)域營養(yǎng)化狀態(tài)復(fù)雜。2007年無錫飲用水事件發(fā)生后，當(dāng)?shù)卣M一步加大對太湖流域水環(huán)境綜合治理，常規(guī)監(jiān)測N、P、葉綠素a(Chl-a)等水體營養(yǎng)狀態(tài)評價指標(biāo)的變化，對進一步加強太湖水環(huán)境管理有著重要的意義。

目前針對水體營養(yǎng)狀態(tài)的評估方法有多種，包括單因子營養(yǎng)狀態(tài)評價法、生物學(xué)方法、模糊數(shù)學(xué)運算法、灰色聚類法、灰色局勢(層次)決策法、神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)法等[1]；針對沉積物中營養(yǎng)鹽污染狀況的評價通常采用有機指數(shù)(OI)評價法、沉積物總磷(TP)污染評價標(biāo)準(zhǔn)、綜合污染指數(shù)(FF)評價法等。N/P(質(zhì)量比，下同)也是評估營養(yǎng)鹽結(jié)構(gòu)的主要指標(biāo)之一[2]，浮游植物體內(nèi)N/P大致在16左右，在對水體中營養(yǎng)鹽的相對限制情況進行評價時，通常認(rèn)為N/P<16時為氮限制，N/P>16時為磷限制，超出該比例剩余的N或P才能真正體現(xiàn)出對富營養(yǎng)化的貢獻，這種現(xiàn)象可稱為潛在性富營養(yǎng)化[3]。

鑒于此，本研究采用不同評價方法針對太湖兩個藍藻集聚區(qū)的代表性湖灣(梅梁灣、竺山灣)以及竺山灣湖濱帶開展了營養(yǎng)狀態(tài)研究，根據(jù)營養(yǎng)狀態(tài)指標(biāo)的監(jiān)測，對水體、表層沉積物的富營養(yǎng)化程度、營養(yǎng)鹽礦化速率、潛在性富營養(yǎng)狀態(tài)等進行評估，為下一步開展藍藻集聚區(qū)相關(guān)研究提供支撐。

1 材料與方法

1.1 采樣點位和采樣方法

于2016—2018年每年8月(夏季)采集梅梁灣水樣和沉積物樣品，進行理化指標(biāo)、營養(yǎng)鹽指標(biāo)含量的檢測分析。同時于2018年1月(冬季)、5月(春季)、8月(夏季)、11月(秋季)在竺山灣及其湖濱帶分別采集水樣、表層沉積物樣品，進行理化指標(biāo)、營養(yǎng)鹽指標(biāo)含量的檢測分析。采樣點分布見圖1。

1.2 檢測方法

1.2.1 水樣理化指標(biāo)的測定

溫度、pH采用便攜式PHB-4型pH計測定；溶解氧(DO)采用JPB-607A型雷磁溶氧儀測定；透明度(SD)采用塞氏SD盤測定；濁度(TD)采用WZB-172型TD計測定；高錳酸鹽指數(shù)采用高錳酸鉀法測定；TP、可溶性總磷(TDP)、可溶性正磷酸鹽(SRP)采用鉬酸銨分光光度法測定。參照《湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》，總氮(TN)、可溶性總氮(TDN)采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定，氨氮、硝態(tài)氮分別采用納氏試劑比色法、紫外分光光度法測定。Chl-a采用熱乙醇法測定。

1.2.2 水樣與沉積物酶活性及磷循環(huán)時間測定

水樣堿性磷酸酶活性(APA)采用堿性磷酸酶測定試劑盒(A059-2-2)測定；水樣中可酶解磷(EHP)參考張智等[4]提出的方法測定；沉積物中APA參考HADAS等[5]提出的方法測定。

圖1 采樣點分布Fig.1 Distribution of sampling points

1.2.3 沉積物理化指標(biāo)的測定

沉積物中TP、TN、氨氮、硝態(tài)氮和高錳酸鹽指數(shù)均參考《沉積物質(zhì)量調(diào)查評估手冊》中的方法測定。

1.3 營養(yǎng)狀態(tài)評估方法

1.3.1 水體營養(yǎng)狀態(tài)評估

(1) 單因子營養(yǎng)狀態(tài)評價法

單因子營養(yǎng)狀態(tài)評價法以5個有代表性的指標(biāo)(TP、TN、Chl-a、高錳酸鹽指數(shù)、SD)作為評價參數(shù)，參考文獻[1],將指標(biāo)數(shù)據(jù)水平分為8個等級(見表1)，水體營養(yǎng)狀態(tài)評價時根據(jù)5個指標(biāo)的等級水平，采取從重原則進行評價。

(2) 卡爾森營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)(TSIM)評價法

TSIM選取Chl-a、SD、TP 3個理化指標(biāo)對水體營養(yǎng)狀態(tài)進行評估，根據(jù)TSIM計算結(jié)果分為貧營養(yǎng)狀態(tài)(TSIM≤37)、中營養(yǎng)狀態(tài)(37

表1 單因子營養(yǎng)狀態(tài)評價等級Table 1 Classification of eutrophication level of single factor evaluation

(3) 綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)(TLI)評價法

TLI評價法利用TP、TN、Chl-a、SD和高錳酸鹽指數(shù)5個評價因子，通過換算得到TLI，將水體營養(yǎng)狀態(tài)分成貧營養(yǎng)(TLI<30)、中營養(yǎng)(30≤TLI<40)、輕度富營養(yǎng)(40≤TLI<60)、中度富營養(yǎng)(60≤TLI<70)、重度富營養(yǎng)(≥70) 5個等級，TLI計算參考文獻[1]。

1.3.2 沉積物營養(yǎng)狀態(tài)評估

(1)OI評價法

有機氮通常被作為衡量沉積物是否被營養(yǎng)鹽污染的重要指標(biāo)。OI根據(jù)沉積物中有機碳與有機氮含量計算[7]，可將沉積物營養(yǎng)狀態(tài)分為清潔(OI<0.05)，較清潔(0.05≤OI<0.20)，尚清潔(0.20≤OI<0.50)，有機氮污染(OI≥0.5) 4種狀態(tài)。

(2) 沉積物TP污染評價標(biāo)準(zhǔn)

本研究在美國環(huán)境保護署(USEPA)制定的沉積物分類標(biāo)準(zhǔn)的基礎(chǔ)上，將TP污染程度進行細(xì)化，細(xì)化后TP分級標(biāo)準(zhǔn)為：無污染(TP≤0.420 mg/g)、輕度污染(0.420 mg/g1.000 mg/g)。

(3)FF評價法

FF評價法是以1960年實測的太湖沉積物中TN、TP的平均值作為本底值的對照評估方法，根據(jù)FF計算結(jié)果，污染程度分級為清潔(FF<1.0)、輕度污染(1.0≤FF≤1.5)、中度污染(1.52.0)[8]。

1.3.3 潛在性富營養(yǎng)評價法

郭衛(wèi)東等[9]提出了一種新的富營養(yǎng)評價模式，該模式為突出營養(yǎng)鹽的限制特征，以對浮游植物生長起制約作用的溶解性無機氮(DIN，本研究以硝態(tài)氮和氨氮之和計)、SRP作為評估指標(biāo)，根據(jù)N/P水平將水體富營養(yǎng)狀態(tài)分為9種，具體見表2。

1.4 數(shù)據(jù)處理

所有樣品分析均做3次平行，3次分析結(jié)果的誤差<5%，實驗結(jié)果以平均值表示。實驗數(shù)據(jù)采用SPSS 16.0進行統(tǒng)計檢驗、相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 太湖灣水體及沉積物營養(yǎng)狀態(tài)

2.1.1 太湖梅梁灣水體及沉積物營養(yǎng)狀態(tài)

2016—2018年夏季梅梁灣各采樣點水體理化指標(biāo)相對穩(wěn)定，溫度在28～35 ℃，DO在10 mg/L左右，pH呈中性偏堿，SD、TD與Chl-a變化無明顯規(guī)律。分析原因，夏季水體中藍藻相對較多，且隨著風(fēng)向等外界條件改變，呈游動型、區(qū)域性特征，此外太湖為淺水型湖泊，風(fēng)浪擾動也會影響湖水中懸浮物的分布，對水體的TD、SD產(chǎn)生一定影響[10]。不同點位間Chl-a差別較大，近岸采樣點的Chl-a相對較高，年際間Chl-a也存在一定差別，梅梁灣各采樣點Chl-a平均值為2018年>2017年>2016年。

2016—2018年夏季梅梁灣水體各采樣點營養(yǎng)鹽指標(biāo)變化見表3。可以看出，水體近岸點位(M1、M2、M3)高錳酸鹽指數(shù)較大，這是因為近岸點位靠近岸邊碼頭，受人為活動干擾較大?？傮w看來，梅梁灣2017年TN、TDN含量高于另外兩年，氨氮含量相對平穩(wěn)，硝態(tài)氮呈現(xiàn)逐年略微下降狀態(tài)。朱廣偉等[11]研究發(fā)現(xiàn)，2017年太湖水華面積、生物量、持續(xù)時間等指標(biāo)在近14年來均為最嚴(yán)重，湖泛強度最大，成為太湖水體TN、TDN等指標(biāo)偏高的主要原因。相比而言，梅梁灣水體2016—2018年夏季TP總體變化不大，但各點位之間含量存在一定的差異性，如M2、M6點位間TP和TDP差異最大，說明水體磷分布存在明顯的區(qū)域性。分析原因，一方面M2接近直湖港入湖河道，外源輸入增加了M2點位的磷濃度。另一方面與磷本身弱遷移屬性以及該水域沉積物中磷營養(yǎng)鹽的分布有關(guān)[12]。梅梁灣2016—2018年8月表層沉積物營養(yǎng)鹽分布見圖2，沉積物中高錳酸鹽指數(shù)和TN均表現(xiàn)出湖岸邊際效應(yīng)，即靠近岸邊含量較高，且呈現(xiàn)出2017年>2016年>2018年的年際變化特點，TP變化則相對平穩(wěn)。

表2 潛在性富營養(yǎng)狀態(tài)評價標(biāo)準(zhǔn)Table 2 Grading standard of potential eutrophication evaluation

表3 梅梁灣水體營養(yǎng)鹽指標(biāo)變化Table 3 Variation of nutrient index of water body in Meiliang Bay mg/L

圖2 梅梁灣沉積物中營養(yǎng)鹽指標(biāo)變化Fig.2 Variation of nutrient index of sediment in Meiliang Bay

2.1.2 太湖竺山灣水體及沉積物營養(yǎng)狀態(tài)

2018年竺山灣不同季節(jié)間水體溫度在5.2～33.2 ℃、SD在7.9～42.9 cm、Chl-a在9.92～43.22 μg/L、TD在11.78～54.37 NTU，變化幅度均較大，說明存在明顯的季節(jié)差異。其中，夏季SD低、Chl-a高，是受到藻類生物量的影響。而冬季氣溫較低，水體中浮游植物大量減少，TD、Chl-a降低，SD增加，水體外觀較其他季節(jié)清澈。DO、pH等指標(biāo)變化幅度較小，不存在明顯的季節(jié)差異。

2018年竺山灣水體在不同季節(jié)的營養(yǎng)鹽指標(biāo)變化見表4。比較發(fā)現(xiàn)，夏季竺山灣水體中各種氮營養(yǎng)鹽含量偏高，尤其是硝態(tài)氮。分析原因，夏季太湖湖面聚集大量藍藻，阻礙了大氣中的氧氣向水中輸送。同時，藍藻大量繁殖也伴隨著死亡腐爛，進一步消耗水體中的DO，阻礙硝化反應(yīng)，減少反硝化反應(yīng)的底物，進而影響脫氮。ZHU等[13]證明藻類積累會影響沉積物脫氮。WU等[14]也發(fā)現(xiàn)在夏季藻華期間，微囊藻的生長對無機氮的富集有正響應(yīng)。竺山灣秋、冬兩季水體TP含量較夏季高，夏季為藍藻大量繁殖季節(jié)，而水體TP含量降低，這是由于藍藻生長過程存在磷儲備特征[15]。夏季水體TN呈總體上升趨勢而TP呈下降趨勢，是由藍藻的大量繁殖、聚集、腐解共同引起。竺山灣表層沉積物中營養(yǎng)鹽分布情況見圖3，除TP外，其他指標(biāo)均表現(xiàn)出季節(jié)性變化，且8月含量偏高。

2.1.3 竺山灣湖濱帶水體及沉積物營養(yǎng)狀態(tài)

竺山灣湖濱帶水體理化指標(biāo)同竺山灣水體理化指標(biāo)比較接近，不再贅述。水體中營養(yǎng)鹽指標(biāo)變化見表5，沉積物營養(yǎng)鹽指標(biāo)變化見圖4。

由表5可見，濱湖帶水體TN具有明顯的季節(jié)變化規(guī)律，表現(xiàn)為夏季TN最高，春、秋季TN水平基本相當(dāng)，冬季TN最低，氨氮波動范圍相對較小。這與竺山灣內(nèi)氮營養(yǎng)鹽的變化規(guī)律相似，可能都是因為藍藻積聚影響反硝化，阻礙脫氮反應(yīng)使得TN在8月出現(xiàn)峰值。湖濱帶水體TP在冬季最高，可能由于該階段藍藻含量最低，對磷的吸收減弱；EHP含量在不同季節(jié)間波動范圍相對較小。湖濱帶表層沉積物中高錳酸鹽指數(shù)和TN一直處于較高水平，其中高錳酸鹽指數(shù)在冬季含量相對較低，而TN在4個季節(jié)濃度變化較小，TP也相對穩(wěn)定。

圖3 竺山灣沉積物中營養(yǎng)鹽指標(biāo)的變化Fig.3 Variation of nutrient index of sediment in Zhushan Bay

比較梅梁灣、竺山灣以及湖濱帶水體理化指標(biāo)發(fā)現(xiàn)，不同點位及時間的Chl-a波動范圍較大。通過數(shù)據(jù)統(tǒng)計發(fā)現(xiàn)，Chl-a總體與TN呈正相關(guān)，與DIN呈負(fù)相關(guān)，可能由于藻類生長會消耗水體中的DIN，并在藻體內(nèi)轉(zhuǎn)化成有機氮(氨基酸等)。綜合考慮，梅梁灣、竺山灣及湖濱帶水體污染狀態(tài)為湖濱帶>竺山灣>梅梁灣，湖濱帶磷營養(yǎng)鹽含量偏高，一方面藍藻堆積于湖濱帶，加劇藻體內(nèi)部競爭，導(dǎo)致部分藍藻水華消亡，磷營養(yǎng)鹽重新釋放到水體中；另一方面，湖濱帶與入湖河道相接，污染物通過入湖河道加劇湖濱帶的污染。翟淑華等[16]對環(huán)太湖河道進出湖的TP負(fù)荷量進行計算，結(jié)果表明河道輸入的TP負(fù)荷量是太湖TP濃度升高的主要外源，同時沉水植物驟減導(dǎo)致湖體對磷的吸收轉(zhuǎn)化能力下降也會影響TP負(fù)荷量。因此，在后續(xù)的太湖水質(zhì)監(jiān)測中，不僅要關(guān)注湖泊中水質(zhì)指標(biāo)的變化，還要關(guān)注湖濱帶由藍藻堆積引起的營養(yǎng)鹽空間再分配。

2.2 太湖灣營養(yǎng)狀態(tài)綜合評估

2.2.1 水體營養(yǎng)狀態(tài)評估結(jié)果

采用不同評價方法對太湖水體營養(yǎng)狀態(tài)進行評價，并對評價結(jié)果進行比較分析。根據(jù)水樣檢測結(jié)果，在單因子營養(yǎng)狀態(tài)評價中，呈非富營養(yǎng)的水樣占18.12%，呈中富營養(yǎng)、富營養(yǎng)、嚴(yán)重富營養(yǎng)、超嚴(yán)重富營養(yǎng)的水樣分別占1.61%、69.35%、7.69%、3.23%；根據(jù)TSIM的計算結(jié)果，所有水樣全部表現(xiàn)為富營養(yǎng)狀態(tài)；而TLI評價結(jié)果表明，82.26%的水樣為輕度富營養(yǎng)，而呈中營養(yǎng)的水樣占17.74%。雖然不同的評價體系得出不同的富營養(yǎng)狀態(tài)評價結(jié)果，鑒于太湖灣水體總體營養(yǎng)現(xiàn)狀，綜合比較各評價體系的評價結(jié)果，認(rèn)為TLI評價結(jié)果最接近太湖實際情況，太湖灣水體表現(xiàn)為輕度富營養(yǎng)化。

表5 竺山灣湖濱帶營養(yǎng)鹽指標(biāo)變化Table 5 Variation of nutrient index of water body in lakeside zone of Zhushan Bay mg/L

圖4 竺山灣湖濱帶沉積物中營養(yǎng)鹽指標(biāo)的變化Fig.4 Variation of nutrient index of sediment in lakeside zone of Zhushan Bay

2.2.2 沉積物營養(yǎng)狀態(tài)評估結(jié)果

用不同評價方法對太湖沉積物的營養(yǎng)狀態(tài)進行評價，并對評價結(jié)果進行比較分析。根據(jù)OI評價結(jié)果，所有沉積物樣本均受到有機氮污染；FF評價結(jié)果顯示，91.94%的沉積物樣本為重度污染，6.45%為中度污染，1.61%為輕度污染。由于沉積物中TP時空差異性較大，沉積物樣本呈現(xiàn)多元的評價結(jié)果，呈重度污染、嚴(yán)重污染、中度污染、輕度污染、無污染的沉積物樣本分別占30.65%、7.69%、24.19%、16.50%、20.97%。由此可知，在太湖水底也存在污染物分布區(qū)域性較強的特點，且在湖灣水域受人為活動影響較大，漁船航行、蝦網(wǎng)的布局等均有可能對淺水湖泊的表層底泥產(chǎn)生擾動，影響營養(yǎng)鹽的分布[17]。

2.3 潛在性富營養(yǎng)評價與營養(yǎng)鹽礦化速率

2.3.1 潛在性富營養(yǎng)評價結(jié)果

根據(jù)潛在性富營養(yǎng)評價方法的評估結(jié)果，梅梁灣水樣主要呈富營養(yǎng)(55.56%)、磷中等限制潛在性富營養(yǎng)(44.44%)兩種狀態(tài)；竺山灣水樣主要為富營養(yǎng)(27.78%)、磷限制潛在性富營養(yǎng)(66.67%)兩種狀態(tài)；湖濱帶水樣主要呈磷中等限制潛在性富營養(yǎng)(20.83%)和磷限制潛在性富營養(yǎng)(62.50%)兩種狀態(tài)。對太湖灣所有水樣進行總體分析發(fā)現(xiàn)，其中呈富營養(yǎng)狀態(tài)的占24.19%，呈磷中等限制潛在性富營養(yǎng)狀態(tài)的占25.80%，呈磷限制潛在性富營養(yǎng)狀態(tài)的占43.55%，呈中度營養(yǎng)狀態(tài)的占6.45%。因此，可以認(rèn)為太湖灣水體主要呈磷限制潛在性富營養(yǎng)狀態(tài)。

2.3.2 營養(yǎng)鹽的礦化速率

將竺山灣Z1～Z5采樣點的表層沉積物樣品混合，參考高光等[18]的方法，計算APA最大反應(yīng)速率(Vm)及米氏常數(shù)(Km)，同時將Vm、Km及EHP代入Michaelis-Menten方程求出堿性磷酸酶的反應(yīng)速度[19]，結(jié)合SRP濃度及堿性磷酸酶反應(yīng)速度，計算水體、底泥中磷的礦化時間。由表6可見，水體SRP礦化時間為96 min左右，沉積物SRP礦化時間為235 min左右，水體中SRP的礦化速率比沉積物快。有研究表明，不同水體及不同外界氣候條件下，APA的活性、磷礦化速率不同，有些水體中磷存在短時間尺度(數(shù)分鐘)的循環(huán)，這在一定程度上可以解釋為何水體SRP濃度較低時仍會出現(xiàn)藍藻水華現(xiàn)象，水中其他形態(tài)的磷可通過酶解轉(zhuǎn)化為SRP而被藻類利用。此外，最近也有研究表明貧營養(yǎng)的淡水也易于形成藻華[20]。

表6 竺山灣水體及沉積物SRP的礦化速率Table 6 SRP mineralization rate of water body and sediment in Zhushan Bay

3 結(jié) 論

梅梁灣水體中TN年際變化較大，TP年際變化相對較??；沉積物中TN及高錳酸鹽指數(shù)等均呈現(xiàn)出湖岸邊際效應(yīng)及明顯的年際變化，TP的年際差別不顯著。竺山灣夏季水體TN總體上升而TP下降，沉積物中除TP外，TN、DIN、高錳酸鹽指數(shù)均表現(xiàn)出季節(jié)性變化。竺山灣濱湖帶水體TN在夏季最高，TP在冬季最高，沉積物中高錳酸鹽指數(shù)和TN一直處于較高水平，TN、TP季節(jié)變化均較小。太湖灣水體中不同點位及時間的Chl-a波動范圍較大，它與水體TN總體呈正相關(guān)，與DIN呈負(fù)相關(guān)。太湖灣水體污染狀態(tài)總體為湖濱帶>竺山灣>梅梁灣。水體營養(yǎng)狀態(tài)評估結(jié)果表明，太湖灣水體總體為輕度富營養(yǎng)化，沉積物均表現(xiàn)為有機氮污染，不同評價方法各采樣點的營養(yǎng)狀態(tài)差異較大。潛在性富營養(yǎng)評估發(fā)現(xiàn)太湖灣水體主要呈磷限制潛在性富營養(yǎng)狀態(tài)。竺山灣的水體和沉積物中SRP礦化時間分別為96、235 min左右，水體中磷的礦化速率比沉積物快。