九龍江流域上游淺水湖泊富營養化機制

李 穎,曹文志*,張玉珍,李文權,蘇彩霞,王飛飛,陳克華 (.廈門大學環境科學研究中心,近海海洋環境科學國家重點實驗室,福建 廈門 6005；.福建省環境科學研究院,福建 福州 50000；.廈門大學海洋學系,福建 廈門 6005；.龍巖市環境監測站,福建 龍巖 6000)

水體富營養化實際是湖泊或河流承納營養物質后的自然衰變過程.受人類活動影響,這一過程已被極大的加劇[1].人們對此事件的關注始于19世紀50年代美國Washington湖藍藻事件的暴發[2].2003年2月,美國環境保護署召開了圓桌會議指出多數水華暴發不僅與營養鹽濃度的升高相關,更與其組成變化有關.

近50年來,我國湖泊富營養化趨勢日趨嚴重,尤其是長江中下游地區[3].20世紀70年代之后10年,長江中下游和云貴高原地區主要湖泊的富營養化比例已從 5.0%升至 55.0%[4].淺水湖泊多分布于流域上游,具有結構簡單、污染來源少、人類干擾小的特點.本文對九龍江上游淺水湖泊——龍潭湖的富營養化機制進行了探討,以期為湖泊富營養化研究提供較好的基礎.

1 材料與方法

龍潭湖位于福建省龍巖市龍硿洞風景名勝區內,地處武夷山脈南段的喀斯特地貌區,為福建省第二大河——九龍江上游新安溪源頭的人工湖(圖1).湖面積約7500m2,容蓄約0.02km3,平均深度約 2.5m.湖水來源于上游山澗小溪,主要污染來源于附近餐飲排放的生活污水.

圖1 龍潭湖采樣站位示意Fig.1 Sampling sites in the Longtan Lake

樣品采集時間為2009年12月龍潭湖水華暴發期間,于龍潭湖內均布5個點采樣(圖1,1號為山澗水入口,5號為出口).鑒于水中溶解態磷(P)可能主要受水下20cm沉積物的影響,用抓斗式采樣器采集湖底表層沉積物(0~20cm)混合樣(以下簡稱沉積物),塑封冰凍保存帶回實驗室,經風干、磨細和過篩后測定總氮(TN)、總磷(TP)、可交換態硝氮(NO3--N)、可交換態銨氮(NH4+-N)、有機質和可交換態硅(Si).水體營養鹽和葉綠素a(Chl-a)數據由龍巖市環境監測站提供.

一定輸入負荷下,湖水 TN的濃度響應關系采用丹麥湖泊的經驗模型[5],TP濃度響應關系采用Vollenweider[6]和OECD[7]提出的模型,如下:

式中:TN、TP為湖水年均 TN、TP濃度, μg/L; TNin、TPin為TN、TP, μg/L;tw為流量加權水力停留時間, a; Zmean為平均水深, m.

2 結果與討論

2.1 流域上游淺水湖泊特點

該類型湖泊因地處流域上游,多為河流發源地或飲用水水源地.受地質構造影響,一般面積較小,水深小于 10m,沉積物與水體接觸面積較大,透光層深度與水深比例高,以物理擾動為主[8].受水深影響,湖泊夏季縱向熱分層不明顯,在無人為擾動情況下,外界營養鹽輸入易隨顆粒物滯留于沉積物中.與流域下游湖泊和城市淺水湖泊不同,由于地處流域上游,污染來源較少且單一,沉積速率一般高于下游淺水湖泊.流域上游淺水湖泊與中下游大型淺水湖泊對比見表1.

表1 流域上游淺水湖泊與流域中下游大型淺水湖泊基本特征對比Table 1 Comparisons of properties between shallow upstream lakes and shallow mid-downstream lakes in watersheds

2.2 富營養化期間龍潭湖水質特征及評價

水華暴發期間龍潭湖主要水質參數見圖 2.參照《地表水環境質量標準(GB3838-2002)》[10],龍潭湖水質基本達到Ⅲ類水標準.水華暴發期間,藻類以甲藻為優勢種,其中硅藻門占95%,甲藻門占 4%[11].白天藻類上浮于水面進行光合作用,導致水體溶解氧(DO)濃度接近飽和.藻類在水體CO2供應不足情況下,利用水體中 HCO3-而釋放出 OH-,水體呈略偏堿性(pH7.9,算術平均值)[12-14].

對于富營養化湖泊水體的判斷標準,國內外略有差別.美國EPA在水質富營養化研究中所采用的是 Gekstatter提出的標準值,其富營養狀態參數 TP>0.02mg/L,Chl-a>10mg/m3.而我國《湖泊富營養化調查規范(第二版)》[15]中提出富營養型湖泊水質標準為 TN>0.7mg/L,TP>0.05mg/L.龍潭湖水華暴發中后期水體TN、TP平均濃度分別為 0.53,0.048mg/L,依據我國標準,達中度富營養化(表2).而使用修正的卡森指數法進行營養狀態評價(表3)(無水體透明度數值,故不考慮TSIm (SD)).水體中的TSIm(TP)大于50, TSIm (Chl-a)介于30~50間,綜合富營養化狀態數為50.4,呈現輕度富營養化狀態.

圖2 龍潭湖水華暴發中后期水質狀況Fig.2 Water quality during the medium-late phases of an algal bloom in the Longtan Lake

表2 龍潭湖營養類型Table 2 The trophic level of the Longtan Lake

表3 龍潭湖修正的卡森富營養化狀態指標Table 3 The revised Carson trophic state index in the Longtan Lake

2.3 富營養化期間龍潭湖沉積物特征

對龍潭湖沉積物營養鹽的測定結果顯示,龍潭湖沉積物中可交換態 NH4+-N含量約為NO3--N的10倍(圖3).這是因為沉積物的離子交換易將NH4+與有機顆粒和無機顆粒結合,吸附于沉積物表面,從而減緩了其擴散,降低了其遷移性.而NO3-不易通過離子交換吸附在沉積物上,在水體中的流通性很強.雖然被固定的NH4+釋放的速度很慢,但其是微生物體吸收N的主要形式,對藻類生長存在重要的影響.將龍潭湖沉積物中的TP含量與其所在的九龍江流域其他土地利用類型對比可見,龍潭湖沉積物TP含量(均值0.52mg/g干重(下同))明顯大于無施肥林地(0.122mg/g),比施肥的果園(0.496mg/g)略高.湖泊沉積物中 TP的含量明顯高于同一區域未受干擾的土壤TP含量,可初步推斷湖泊沉積物中大部分 TP來源于外界輸入,而這些暫時滯留下的 TP,在一定的條件下可通過再懸浮或礦化等向上覆水體釋放,而影響水體水質.龍潭湖沉積物有機質(OM)含量并不高,平均值為 3.2%.受我省原生礦物豐富的影響,龍潭湖沉積物中Fe和Mn的含量較高.

圖3 龍潭湖水華暴發中后期沉積物營養鹽狀況Fig.3 Chemical properties of the sediments during medium-late phases of an algal bloom in the Longtan Lake

2.4 富營養化機制探討

2.4.1 與富營養化深水湖庫比較 深水湖泊多數蓄水量大(一般>108m3),換水周期大于 1年,營養鹽滯留時間長,滯留量大,特別是庫區,富營養化水體TN和TP濃度遠高于淺水湖泊(表4).受熱分層影響,存在季節性缺氧.春季入湖的低溫水體下沉,將底部藻類和營養鹽帶至上層,為夏季高溫和強輻射條件下的藻類暴發創造了條件[16-17].

龍潭湖作為淺水湖泊因自身的水動力條件差而易于富集營養鹽,營養物質容易在湖泊中人為干擾較強區域及出入口處聚集,導致出口處(點位1、5)沉積物中TN與TP含量高于湖心區域,使湖泊的脆弱性增大(圖 3)[18].內源 P釋放使 TP較之TN濃度的升高加劇了水體富營養化的暴發.

表4 國內主要深水湖庫特征及水質參數Table 4 Properties and water qualities of some deep lakes and reservoirs in China

水體TN/TP比是影響湖泊藻類活動的重要因素之一.在有機物充足的情況下,水體及沉積物中微生物的活動受N、P含量的限制.以Redfield提出的浮游植物生長最佳 TN:TP質量比(7.2)為界.龍潭湖富營養化暴發期間,個別采樣點水質TN:TP甚至低至2,遠低于深水湖(基本>10).這說明,龍潭湖富營養化可能并非水質濃度升高導致,而是水質結構變化的主要結果[19].同時,由于湖泊深度較淺,水體無熱分層,總體溫度易受外界氣溫變化影響.富營養化期間,氣溫較常年高 5℃左右,水溫也隨之升高,這有助于刺激藻類活性,使其大量繁殖,最終暴發水華[11].

2.4.2 與下游大型富營養化淺水湖泊比較 我國大部分淺水湖泊分布在長江中下游地區,包括洞庭湖-江漢湖群,鄱陽-華陽湖群和太湖-三角洲湖群等,其多數已出現較嚴重的富營養化現象,水體TN、TP濃度均值為1.81和0.10mg/L(2003~ 2008年平均值)[9,18,20].根據地理位置至上而下,其水體TN、TP濃度逐漸上升.龍潭湖水質較接近于處于相對上游的洞庭湖-江漢湖群(圖4).

流域下游淺水湖泊面積大,污染來源廣,納污量大.其中鄱陽湖僅通過贛江入湖的 TN量即為3.4×104t/a,TP 5617t/a.太湖直接入湖量為 TN 7955t/a,TP 566t/a,遠高于污染物來源較單一的上游淺水湖泊[8-9,18,20](表 1).大量營養鹽隨顆粒態物質沉積下來,使長江中下游主要湖泊(區)表層沉積物(0~10cm)TN含量約在0.7~7.5mg/g之間,而龍潭湖為1.29mg/g,處于較低水平,與湖北大治市保安湖和安徽安慶市武昌湖相近[9,18,20].龍潭湖沉積物 TP含量(0.53mg/g)處于長江中下游湖泊表層沉積物(0.25~1.3mg/g)中等水平,與太湖相近.與巢湖相比(TN: 0.67mg/g, TP: 0.55mg/g),龍潭湖沉積物中TN含量偏高,TP含量相近,遠遠低于2000年時處于重富營養化的杭州西湖沉積物的TN和TP含量[9,18,20].作為外源輸入單一的淺水湖泊,如此高的沉積物TN和TP含量值得重視.

圖4 龍潭湖與國內主要淺水湖庫水體TN和TP濃度比較[9,18,20]Fig.4 Comparisons of TN and TP concentrations between the Longtan Lake and some main lakes in China[9,18,20]

研究表明,在湖泊水體的氮磷質量比(N/P)大于7.2:1時(氮磷原子數之比大于16:1),磷是限制性營養元素,同時還影響藻種類的演替.水華暴發期間,龍潭湖水體TN:TP均值為20.0,而沉積物TN/TP介于1.7~4.0,靠近餐飲區一側比值均小于2.這說明沉積物中較高的TP含量為上覆水提供充足的P來源,可能是引發湖泊富營養化的原因之一.

然而,沉積物中TN、TP含量的大小只能作為水體TN/TP變化的參考.由于不同湖泊的沉積速率存差異很大,甚至同一湖泊的不同湖區也有很大差別,而且還存在沉積物的再懸浮、背景值等問題,因此沉積物對上覆水及整個湖泊水體營養的貢獻還需更進一步研究.

2.4.3 內源磷釋放機制 龍潭湖積物 TN:TP (2.7)遠低于水體TN:TP(20.0)的現象,表明著P的內源釋放在此次水華暴發過程中起著關鍵作用.然而流域上游淺水湖泊水動力條件與下游大型淺水湖泊有所不同,導致其內源磷釋放機制存在差異.

流域上游淺水湖泊多地處水系發源地的山谷地區,湖面風速小,湖流低,懸浮物主要以顆粒有機物為主,且常年懸浮在水體中,在低擾動情況下顆粒物將逐步沉降,或絮凝成吸附點位更多的聚集體,不利于顆粒物表面磷酸鹽釋放.而在外源輸入較少的情況下,上游淺水湖泊沉積物上覆水TP濃度一般較低,靜態釋放較之下游大型淺水湖泊強.而流域下游大型淺水湖泊,如太湖,湖流大(部分水區東西向湖流為-24.2~31.0cm/s),水-沉積物界面擾動十分頻繁[9].由風浪和湖流等水動力擾動引起的水力剪切易引起沉積物再懸浮,打破水-顆粒物邊界交換平衡,這種物理擾動導致的磷酸鹽釋放將在內源磷釋放中占主導地位[9].

上游淺水湖泊沉積物磷酸鹽的釋放受溫度和沉積物表面氧化還原條件的影響較大.一般而言,沉積物中的 P主要以有機磷、鋁結合態磷(Al-P)、鐵結合態磷(Fe-P)和鈣結合態磷(Ca-P)形式存在.Davison[21]于 1985年提出了沉積物-水系統氧化還原邊界層的概念.早期成巖過程中,沉積物中的Fe主要以沉積態形式存在.Fe3+易與PO43-形成難溶的磷酸鐵沉淀,而 Fe形成的膠體對水體中游離性P也有較強的吸附能力[22-24].夏季藻類大量繁殖后冬季逐漸消亡,累積的大量有機質降解可促進有機磷的降解釋放.同時,有機質降低過程中消耗大量氧氣,使水體趨于厭氧,沉積物中的Fe作為有機質降解的主要氧化劑從沉積物中被還原釋放出來,進而釋放出沉積物中的P,擴散進入上覆湖水[25-26].上游淺水湖泊容蓄小,水溫對氣溫升高響應迅速,更加劇了內源P的釋放.此外,由于龍潭湖地處喀斯特地貌區,Ca-P應為沉積物結合態P的主要存在形式,而水體較高的pH值正好為Ca-P的釋放提供了較好的外部條件.

3 趨勢預測

在山澗水以0.35mg/L TN和0.085mg/L TP濃度輸入湖中,水力停留時間約 4d的穩態情況下[11],湖水的TP和TN濃度將維持在0.077mg/L和 0.29mg/L(圖 3).即 TP濃度將高于當前值,而TN濃度比當前值略低.在內外因兼具情況下,水體可能再次發生富營養化.

將式(1)和(2)變型,求得達貧營養型水體的外源輸入限值(表 3).可見,在入流濃度減少的情況下,湖水水質將有所改善,但Jeppesen等[27-28]和S?ndergaard等[29]通過對全球35個湖泊(淺水湖泊約20個)長達30多年的外源削減研究發現,受內源釋放影響,湖水 TP濃度的降低將滯后10~15a,TN 滯后<5a[27-29].淺水湖泊因水層-底棲耦合作用強,且缺乏熱分層,夏季內源釋放明顯高于深水湖泊,不利于富營養化的控制.

表3 龍潭湖穩態水質與入流濃度預測Table 3 The predictions of water quality in Longtan Lake and inflow water

4 結論

4.1 流域上游淺水湖泊具有污染源少且單一的特點,較之深水湖泊水深淺(一般<10m),難形成熱分層,對外界溫度變化響應靈敏.外界溫度升高有助于刺激藻類活性,引發水華.

4.2 流域上游淺水湖泊中湖流等水動力條件比下游大型淺水湖泊差,不利于磷酸鹽釋放,營養鹽長期滯留于沉積物中,為富營養化暴發埋下隱患. 4.3 流域上游的淺水湖泊內源磷釋放主要受沉積物的氧化還原條件和溫度影響.同時 TP外源輸入控制存在很強滯后性(TP濃度的降低可滯后 10~15a),因此必須重視對內源釋放的了解,才能有效控制其富營養化的發生.

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