欽州灣海洋環境的富營養化水平評價及其對浮游植物葉綠素a的影響

康建華,林毅力,王雨,藍文陸

(1.自然資源部第三海洋研究所 廈門 361005;2.廣西壯族自治區海洋環境監測中心站 北海 536000)

0 引言

欽州灣是廣西近岸海域規模最大的一個港灣,欽江、茅嶺江和大風江等河流注入該海灣,欽州灣內部的茅尾海是中國最重要的蠔苗培育和大蠔生產基地之一。隨著“海上絲綢之路”和“廣西自由貿易試驗區”的建設以及茅尾海國家級海洋公園的建立,欽州港區位和資源優勢逐漸凸顯,茅尾海的重要性也日益提高。近年來,欽州灣水產養殖業規模不斷擴大,工業化和城市化的加劇嚴重威脅海洋生態系統的結構[1],生態環境安全問題隨之成為重要的關注點[2-3],而與生態環境安全密切相關的化學需氧量(COD)和營養鹽參數則成為學者們研究的重點[2]。據報道,茅尾海的氮、磷和COD濃度不斷增加,富營養化趨勢逐漸加重,不僅導致生態系統退化,漁民漁業減產,甚至已影響到人類的健康安全[4]。公眾對富營養化的強烈關注也促使評估富營養化的科學研究的水平不斷提高。葉綠素a是海洋系統最基本也是關鍵的生態參數,它的分布包含海區基本的生態過程信息和生態系統的動力學特征,目前的研究中,以葉綠素a濃度代表的浮游植物生物量作為水體富營養化、藻華和生產力高低的評判標準也被普遍接受[5]。因此,研究其與富營養化水平的關系理所當然地成為任何一個海洋生態系統安全評價的關鍵點。

為了解決富營養化威脅生態環境安全的問題,世界范圍內的學者們已經開發了許多綜合評估方法[6],其中以化學指標為主的營養指標方法在中國近岸水域得到廣泛的應用[7]。近年來,有關欽州灣海域營養鹽特征和富營養化及其對生態影響的研究相對較少[8-11],而經濟的發展,養殖業和其他工業的不斷擴大卻導致陸源入海污染不斷增多,污染數量和范圍也不斷增大,營養鹽和浮游植物生物量水平也處于不斷的變化當中。本項研究工作的主要目標是確定欽州灣營養水平的分布和變化,使用單因子污染和富營養化指數方法評估欽州灣富營養化狀況及其對基礎生態參數浮游植物葉綠素a的影響,以期幫助開發和管理人員用合適的方法評估欽州灣生態環境的長期演變,為保證實施海洋可持續發展戰略提供基礎數據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集和測定方法

本研究在欽州灣一共設置16個調查站位(圖1),調查時間為2015年11月。每個站位水樣通過HYDRO BIOS采水器分層采取,采樣層次為表層和底層。

圖1 欽州灣采樣站位

葉綠素a的測定方法按照《海洋調查規范》[12](GB/T 12763.6—2007)推薦的萃取熒光法進行。每份水樣取375 m L,加入兩滴1%碳酸鎂溶液,用Whatman GF/F玻璃纖維濾膜過濾,收集的濾膜用90%丙酮萃取,定容至10 m L,放置冰箱內低溫(0℃)下萃取20～24小時后,用TURNER-10-AU-005-CE熒光儀測定。

COD和營養鹽的測定方法則按照《海洋監測規范》[13](GB17378.4—2007)所規定的方法進行,其中COD濃度采用堿性高錳酸鉀法進行測定,硝酸鹽(NO3-N)采用鎘柱還原法、亞硝酸鹽(NO2-N)采用萘乙二胺分光光度法、銨氮(NH4-N)采用次溴酸鹽氧化法、磷酸鹽(PO4-P)采用磷鉬藍萃取分光光度法、硅酸鹽(SiO3-Si)則采用硅鉬黃法分別測定。

1.2 評價方法

1.2.1 單因子污染指數法

目前判斷海水水質污染程度主要研究的指標是COD、溶解無機氮(DIN)、溶解無機磷(DIP),采用的評價方法是《近海海洋環境監測規范》[14]提出的單因子污染指數法。具體的計算公式如下:

式中:Pi為污染物i的污染指數;Ci代表污染物i的實測值;Si代表污染物i的第N類(N為一、二、三、四)評價標準閾值。本研究以我國《海水水質標準》[15]第N類(N為一、二、三、四)的標準閾值作為評價標準。當Pi＞1時,表明水質超標第N類,如果Pi≤1時,表明水質符合第N類標準。

1.2.2 富營養化指數法

海水富營養化水平采用的評價方法是《近海海洋環境監測規范》[16]提出的富營養化指數法。具體的計算公式如下:

式中:E為富營養化指數(無單位),CCOD、CDIN、CDIP分別代表COD、DIN、DIP的濃度(單位為mg/L)。當E＜1時,表明水質處于貧營養狀態;1≤E＜2時,水質處于輕度富營養狀態;2≤E＜5時,水質處于中度富營養狀態;5≤E＜15時,水質處于重度富營養狀態;E≥15時,水質處于嚴重富營養狀態。

2 結果

2.1 海水COD和營養鹽水平分布

欽州灣COD、DIN和DIP以及SiO3-Si的水平分布特征如圖2所示。COD平均值為1.44 mg/L,變化范圍為0.65～2.49 mg/L,從灣頂的茅尾海向灣外逐漸增加。DIN和DIP以及SiO3-Si平均值分別為0.21 mg/L,0.018 mg/L,1.16 mg/L,變化范圍分別為0.04～0.49 mg/L,0.001～0.043 mg/L,0.13～2.62 mg/L,平面分布的變化與COD相似,均表現為沿著鹽度增加的梯度從灣頂向灣外逐漸降低,DIP在灣外幾乎接近于零。

2.2 海水富營養化水平的評價

2.2.1 單因子污染指數法評價結果

單因子污染指數法的評價結果如圖3所示。從COD單因子污染指數來看,除茅尾海內的4個測站不符合一類海水水質標準外,其他站均達一類水質標準,未受COD污染。DIN單因子污染指數則顯示調查海域不符合一類海水水質標準的范圍有所擴大,已高達一半站位,其中茅尾海內的2號和4號站劣于二類標準,1號和3號站甚至劣于三類標準。DIP單因子污染指數表明不符合一類海水水質標準的站位與DIN基本一致,不同的是茅尾海內的4個測站均劣于三類標準。

圖2 欽州灣COD(mg/L)和營養鹽(mg/L)的平面分布

綜合來看,COD、DIN、DIP在欽州灣的茅尾海內部均有超標現象,部分站位的DIN、DIP甚至劣于三類標準,污染較嚴重。但也有近一半的站位達到一類海水水質標準,未受任何污染,這些站位多集中于遠離近岸的外灣。

圖3 欽州灣不同水質標準下不同污染物的污染指數

2.2.2 富營養化指數法評價結果

圖4結果表明,欽州灣富營養化指數E的變化范圍介于0.00～11.83之間,平均為2.67。從圖5可以看出,富營養化指數E空間分布特征與營養鹽基本保持一致,總體呈現從灣頂向灣外逐漸降低的分布趨勢。根據富營養化分級指標,茅尾海內部的富營養化指數E平均為8.63,處于重度富營養化狀態,其中以欽江口、茅嶺江口的富營養化程度最為嚴重。連接茅尾海和外部的“咽喉口”航道上處于中度富營養化狀態,茅尾海入海口區域情況相對好轉,為輕度富營養化狀態。由茅尾海入海口區域向外發展,則全部顯示為貧營養化狀態。

圖4 欽州灣富營養化指數的評價結果

圖5 欽州灣富營養化指數E的水平分布

2.3 葉綠素a的水平分布

葉綠素a的平面分布由灣頂向灣外總體呈現低-高-低的趨勢(圖6)。欽州灣葉綠素a的平均值為2.93 mg/m3,變化范圍為1.13～8.52 mg/m3,最高值出現在防城港核電站排水口附近的9號站,最低值則位于外灣最遠端的16號站。值得注意的是,受徑流影響強烈、污染和富營養化皆較重的茅尾海內,葉綠素a值在高營養鹽條件下并未保持高值,平均僅1.83 mg/m3。

圖6 欽州灣葉綠素a(mg/m3)的水平分布

3 討論

3.1 富營養化水平的原因分析

單因子污染和富營養化指數法的評價結果表明,欽州灣的污染狀況和富營養化程度從灣頂至灣外呈現由重至輕的梯度變化,進而形成了兩個“極端區域”:一個是灣頂的茅尾海,污染指數劣于三類海水水質標準并重度富營養化;一個是外灣21.4°N以南,污染指數符合一類海水水質標準并貧營養化。

表1展示了富營養化指數E和海洋環境因子的相關性。結果顯示,富營養化指數不僅與COD及營養鹽顯著正相關,同時和溫度(T)、鹽度(S)、真光層深度(Zeu)、p H、溶解氧(DO)之間存在著顯著的負相關關系。該結果同時反映了COD與DIN、DIP和SiO3-Si的同源性,揭示河流輸入是它們的主要來源,這與多數學者的分析結果一致[11,17]。

表1 富營養化指數E和海洋環境因子的相關性

從地形上來看,茅尾海作為一個相對較封閉的河口灣,同時受到欽江和茅嶺江的入海河流輸入的影響,鹽度相比外灣明顯更低[18]。由于河流帶來大量的泥沙,導致真光層深度Zeu以及DO較外灣低,而咽喉段的存在對于茅尾海內污染物的擴散和降解來說,起到一個巨大的阻滯作用,這將直接拉長污染物在茅尾海內的停留時間[19]。從營養鹽上來看,茅尾海內DIN的平均值為0.43 mg/L,DIP為0.04 mg/L,SiO3-Si為2.43 mg/L,與近幾年的研究結果相差不大。事實上,茅尾海由于國家海洋公園的建立以及紅樹林自然保護區的優勢[20],政府保護性政策的及時干預使得我們在沿岸并沒有發現較為集中的污水排放口,反而是大量的牡蠣養殖以及河流的輸入成了高濃度營養鹽和COD的主要來源[21]。

茅尾海的入海口區域,富營養化指數明顯降低,平均值僅為1.28,表明河流和陸源帶來的營養鹽被迅速降低,一方面歸因其灣內牡蠣等貝類和大蝦等養殖濾食了大量的藻類和大顆粒的懸浮物[22];另一方面,這可能與入海口上方存在紅樹林濕地生態系統有關,有研究表明,陸源輸入的DIN很大程度上會被紅樹林截留,從而減輕其營養負荷[11]。

欽州灣的外灣區域,富營養化指數幾乎趨近于零,尤其是DIP的含量更是低于浮游植物生長要求的閾值下限,N/P(摩爾比)嚴重失衡(圖7),硅藻等浮游植物表現為顯著的磷限制[23]。這主要歸因于外灣遠離河口,主要受到外海水的影響,現場觀測未發現大面積水產養殖,較少的陸源污水排放,加上浮游植物的生長消耗利用了大量的磷酸鹽[20],三重因素導致其處于貧營養狀態。

3.2 葉綠素a與環境因子的關系

表2展示了浮游植物葉綠素a和海洋環境因子的相關性。結果表明,葉綠素a與任何一個環境因子均不存在相關性。

表2 浮游植物葉綠素a和海洋環境因子的相關性

續表

圖7 欽州灣葉綠素a與真光層深度和N/P的相關性

眾所周知,葉綠素a的含量受到很多環境影響因子的影響,其中一種參數的極端限制可能會將其他因子的作用直接掩蓋[24],在本次研究中,也發現了這種現象:當外灣的站位由于N/P的嚴重失衡(高于50)或者茅尾海內灣及灣口真光層深度嚴重下降(低于3.5 m)的情況下,浮游植物生長將受到嚴重限制,葉綠素a含量會明顯下降。假設其中的一種極端限制不存在時,葉綠素a的其他影響因素則更容易直觀顯現。例如,本次研究中,當去除外灣極端磷限制的4個站時,葉綠素a和真光層深度則表現顯著的正相關關系,當去除茅尾海內灣透明度較低的7個站時,葉綠素a和N/P則表現顯著的負相關關系(圖7)。這表明,只有在真光層深度(平均7.3 m)和營養鹽(N/P平均30)同時相對較合適的情況下,浮游植物才能較好地生長,葉綠素a才有可能形成高值。由此可見,貝類等濾食大粒徑的浮游植物,高渾濁度、嚴重富營養化的內灣,過度貧營養化、N/P嚴重失衡的外灣,均會對葉綠素a的提高造成不利影響。

本次調查葉綠素a最高值(8.52 mg/m3)的9號站位于防城港核電站的排水口,巧合的是9號站的溫度(26.62℃)也是全海域最高的,并且其營養鹽值也相對較高(DIN=0.21 mg/L,DIP=0.18 mg/L,SiO3-Si=1.00 mg/L)。雖然本次研究海域葉綠素a與溫度并沒有呈現出顯著正相關關系,但正如前段分析的原因一樣,極端環境因子可能把溫度對浮游植物的作用有所掩蓋。很多研究表明,熱污染造成的區域性水溫上升,會改變浮游植物的生物量和生產力、物種組成、多樣性和生理習性,進而對整個生態系統的物質循環和能量流動造成影響[25-26]。應該說,熱污染的生態影響是非常有可能存在的,僅靠一個航次的數據無法完全說明問題,需要更多、更長期的數據來系統地分析和研究浮游植物群落結構和生物量對核電站溫排水響應的變動規律及其機制,長期不間斷的監測結果不僅能有效評估污染影響區域的生態系統安全,而且對于保護和生態恢復以及人類的漁業生產同樣具有非常重要的科學意義。

4 結論與建議

4.1 結論

(1)COD、DIN、DIP、SiO3-Si、富營養化指數的水平分布均呈現從灣頂的茅尾海向灣外逐漸降低的趨勢。灣頂的茅尾海,COD和營養鹽的污染指數劣于三類海水水質標準并重度富營養化;外灣21.4°N以南,污染指數符合一類海水水質標準并貧營養化。葉綠素a的平面分布由灣頂向灣外總體呈現低-高-低的趨勢,其最高值出現在防城港核電站排水口附近的9號站,最低值則位于外灣貧營養鹽區域最遠端的16號站。

(2)相關性分析顯示,富營養化指數與COD及營養鹽呈顯著正相關關系,與溫度、鹽度和真光層深度Zeu、p H、DO呈顯著負相關關系。造成茅尾海內重度富營養化的主要原因是河流輸入、相對封閉的地形以及過度的牡蠣養殖。茅尾海入海口的富營養化緩解則主要歸功于灣內貝類的濾食和紅樹林對營養鹽的截留。而外海的貧營養化則是因為無大面積水產養殖,較少的陸源污水排放以及浮游植物對磷酸鹽的大量消耗。

(3)葉綠素a在茅尾海和外灣兩個區域均呈現低值,原因卻各不相同:富營養化的茅尾海內主要是由于貝類濾食大量大粒徑浮游植物和真光層深度嚴重下降引起,而貧營養化的外灣則是N/P嚴重失衡,浮游植物生長受磷限制導致。另外,核電站排水口附近的熱污染很可能會引起葉綠素a含量的提高。

4.2 建議

結合目前的調查結果和歷史資料來看,欽州灣近些年沿岸的工業、農業、養殖業等迅速擴展,該海域的生態環境承受的壓力越來越大[27-28],而茅尾海更是由于養殖業的高度發達已呈現重度富營養化狀態[29],企沙附近的防城港核電站溫排水對海洋藻類的影響也初現端倪[30],對欽州灣的海洋資源進行合理開發利用的同時做到盡量降低對海洋生態環境的影響和破壞,保持海洋的可持續發展和利用,成為海洋開發和管理決策者們需要思考的問題。筆者僅就本研究的結果提出以下幾點建議。

(1)鑒于茅尾海內污染和富營養化較為嚴重,建議嚴格控制污水排放,適當減少養殖規模,擴大紅樹林的種植面積,改善生態環境。

(2)由于欽州灣是一個半封閉的港灣,建議加強水質的監控和環境管理,通過鋪設管道等措施將欽州灣附近沿岸的工業和生活污水集中排放于貧營養狀態的灣外,盡可能減少灣內的污染。

(3)建議在防城港核電站排水口附近海域設置定點連續監測站位,定期分析和研究生物地球化學參數對核電站溫排水以及富營養化響應的變動規律及其機制,為將來生態環境影響評估提供基礎的科學參數。