湖南省大通湖百余年环境演化历史及营养物基准的建立

廖粤军 李春华 董旭辉,3 魏伟伟

(1.广州大学地理科学与遥感学院,广州 510006;2.湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,中国环境科学研究院,北京 100012;3.广州大学气候与环境变化研究中心,广州 510006)

湖泊生态系统具有众多的生态及社会服务功能,健康的湖泊生态系统是区域可持续发展的必要保障。长江中下游地区是我国湖泊分布密度最大的地区之一[1],“湖广熟天下足”,“鱼米之乡”等美誉皆仰仗于众多的湖泊资源。近几十年来,随着该区经济的快速发展,人口急剧地增加,工业化城市化进程的加快、气候变化和土地利用方式的转变等诸多因素导致众多湖泊生态系统退化,水质下降,普遍出现了富营养化的问题。关于湖泊富营养化的治理,尽管我国各级政府投入了大量的人力物力,但缺乏对水体历史环境演变过程,包括湖泊退化的时间、变率和驱动因素等背景信息,特别是缺乏对湖泊营养物基准的认识,给我国湖泊富营养化问题的识别、评价和管理带来很大的难度[2]。

营养物基准是指水体在未受到或受到微量人类干扰时的生态系统营养状况,同时也是水体污染控制的基础[3],其制定对协助管理者控制人为的富营养化,保护水质和水生生物完整性具有重要意义[4]。关于环境基准研究,国际上早在20世纪80年代就开始了相关工作,现已形成了相对完整的环境基准体系,为环境标准的制定和颁布奠定了科学基础。美国是最早开展营养物基准研究的国家,1998年制定了区域营养物基准的国家战略[5],目前已经形成分区分级的营养物基准体系。欧盟在2000年颁布的《水框架指南》中也开始对营养物基准进行研究[6]。统计分析法、压力-响应模型、模型推断法、古湖沼学法等多种方法被用来制定营养物基准,而其最为核心的内容是确定生态分区的营养物指标和参照状态[7]。尽管我国湖泊的营养基准工作开展的较晚,但已取得了诸多成果。如席北斗等[8]建立了湖泊营养物基准的制定框架,确定典型湖区的营养物基准,并对基准值进行了技术经济可行性分析和评估;Huo等[9]采用统计分析法和模型推断法对东部、云贵和东南等湖区进行案例研究,综合分析了这些方法在我国湖泊营养物基准制定的适用性;Dong等[10]利用古湖沼学方法建立长江中下游地区10个湖泊的水体营养物基准(总磷浓度为50 μg/L)。2020年春,中国环境科学研究院提出了中国湖泊(中东部湖区)营养物基准的征求意见稿,他们结合我国生态环境特点采用压力-响应模型法,暂定东部湖区的营养物TP基准值为29 μg/L,以期为湖泊生态风险评估和环境管理提供依据。

湖泊沉积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态系统、环境演化历史。随着实验技术和分析手段的提高,目前越来越多的生物指标已广泛地运用到了古环境的定量重建,而在众多的生物指标中,硅藻是最常用的指标之一。一方面,硅藻作为生物指标,能直接响应于所有的水质因子,反映水环境某段时间的平均状况,克服监测的不稳定性[11];另一方面,硅藻种类多,分布广,保存性好,对水质响应敏感,并且不同硅藻对环境有明确的生态耐幅[12]。目前,世界上许多地方已建立了区域性的硅藻-总磷转换函数,尽管该转换函数方法仍存在一定的不确定性(例如受到多要素的共同影响、重建环境要素梯度的限制及生物体非线性响应特征等)[13],但从湖泊环境管理的角度来看,这是定量获得湖泊历史环境参数的唯一手段,仍然能为地区湖泊富营养化的治理提供重要信息。

本研究通过古湖沼学的手段,对获取的沉积钻孔进行210Pb/137Cs放射性年代、烧失量、金属元素、沉积硅藻和沉积物总磷等指标分析,重建湖泊历史时期的演化特征。水体富营养化的成因,通常是营养要素氮和磷的过量输入造成的[9],对于长江中下游大多数湖泊来说,磷元素是最重要的生源要素[14]。营养物指标我们选取水体总磷浓度,参照状态的时间选取在富营养化发生前的一段较为稳定的时间(～1850AD)[15]。利用已经建立的长江中下游地区硅藻总磷转换函数[16]和高分辨率的沉积硅藻数据,重建湖泊水体总磷浓度的演化历史,建立营养物基准值,揭示湖泊水质退化的时间及变率,分析湖泊环境变化的主导因素,为湖泊的治理和修复提供可供参考的目标。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

大通湖位于湖南省益阳市南县东南,长江中游荆江南岸。大通湖20世纪50年代初原有面积313.4 km2,后期经不断地围垦后,湖面日渐缩小,现有面积80.1 km2,水位28.8 m,平均水深2.58 m,最大水深2.94 m,湖区属中亚热带向北亚热带过度的季风湿润气候,年均气温16.6℃,降水量1237.7 mm,其中4—9月约占年降水总量的68%。湖水主要依赖湖面降水和地表径流补给,主要的入湖河流有四条,分别是大新河、老河、五七运河和苏河[1]。由于人工渔业养殖的兴起,多年的化肥养鱼使大通湖水草覆盖面日益减少,水域生态系统严重退化[17]。2019年7月采样时水体总磷浓度为294 μg/L,总氮浓度为2.27 mg/L,总磷总氮严重超标。

1.2 样品的采集及实验室分析

2019年7月利用重力采样器,选取大通湖湖心处(29°12′33.40′′N,112°31′41.58′′E),进行柱状沉积岩芯的提取。现场对钻孔沉积物样品按1 cm间隔进行采集,样品密封保存带回实验室后置于4℃冰箱冷藏以备分析。实验室分析项目包括:年代137Cs及210Pb活度测定、烧失量、磁化率、金属元素、沉积物总磷(TP)和硅藻分析。本文只对钻孔40 cm上部的沉积物进行分析研究,各代用指标的测试间距均为2 cm。210Pb和137Cs 活度采用高纯锗井型探测器(HPGe GWL-120-15)测定[18]。烧失量(LOI)通过把样品放入马弗炉中,在550℃的高温下灼烧4h测得。地球化学元素(包括Al、Fe、Ca、Na、K、Mg、Ti、Co、V、Cr、Be、Ba、Sr、Cu、Pb、Zn、Mn、Ni及P等19种元素)含量采用美国Leeman Labs Profile电感耦合等离子体原子发射光谱仪(ICP-AES)测定[19];频率磁化率(χfd)采用捷克AGICO公司生产的MFK1系列卡帕桥磁化率仪测定;硅藻样品采用盐酸和双氧水处理后制片[20],属种鉴定主要参照Krammer&Lange-Bertalot的分类系统[21],对每个沉积物样品至少鉴定300粒以上,属种丰度用百分比表示。

1.3 流域资料数据

由于采样点大通湖位于湖南省益阳市,因此选择益阳市人口和国民生产总值数据来反映流域人口和社会经济发展状况,数据来源于《益阳统计年鉴》[22]和《湖南年鉴》[23],为配合沉积指标数据分析,对少数缺乏人口数据的年份采取均值内插的方法来建立连续的人口数据。气象数据来源于中国气象数据网(http://data.cma.cn),选取益阳南县站年均气温、降水量和风速的气象资料数据,来代表流域的气候变化。如图1所示,GDP在进入2000年后快速增加;人口自1960年以来呈明显地上升趋势;年均温整体呈波动升高趋势,年均风速呈明显的下降趋势,年降水量变化趋势不显著。

1.4 数理分析

利用主成分分析(Principal Component Analysis,PCA),计算出硅藻种群数据PCA1轴的得分,将PCA1轴的得分与各环境变量(人口、GDP、气温、风速、磁化率、烧失量、沉积物TP、Pb、Fe、Fe/Mn)做相关分析,进行初步筛选找到与硅藻PCA1轴得分相关系数最强的几个环境因素导入冗余分析,进一步揭示硅藻与解释变量之间的关系。由于现代监测资料数据均在1950年以后,比沉积指标的时间序列要短,在相关分析中所有指标的时间统一选取1950年以后的数据。冗余分析( Redundancy Analysis,RDA)是一种直接梯度分析方法,能在多维空间揭示环境变量对生物属种群落变化的影响份额[24]。因为缺乏历史时期的详细记录,将沉积指标作为环境代用指标,根据其指标意义,来揭示具体的环境驱动要素。做冗余分析时选取至少在2个样品中出现并含量大于1%的硅藻属种作为响应变量,相关分析筛选出来的环境因素作为解释变量,基于蒙特卡洛置换检验(P＜0.01;n=999,非限制性置换)逐步预选筛选出解释硅藻种群演替的显著因子。RDA在CANOCO5.0软件中进行。

大通湖湖水总磷浓度的定量重建基于沉积硅藻的群落构成,以及已建立的长江中下游地区硅藻-总磷转换函数模型[16]。该转换函数的建立是基于45个湖泊的硅藻和环境数据库典型对应分析的结果,即总磷是解释硅藻种群变化最大的环境因子,利用加权回归模型建立硅藻与总磷的关系。定量重建的过程在C2程序中运行[25]。考虑到长江中下游特有的地理背景及环境演化历史,本文参照Dong等[10]研究将1850s的硅藻总磷重建值作为大通湖富营养化治理的环境基准值。

图1 1950s以来大通湖流域经济和气候指标变化Fig.1 Changes in economic and climatic parameters in Datong Lake Catchment since 1950s

2 结果

2.1 沉积年代的确定

图2 DT1岩芯沉积物210Pb活度(a)、137Cs比活度(b)及年代-深度对应图(c)Fig.2 The activities of unsupported 210Pbex(a)and 137Cs(b),and the age-depth relationship(c)in sediments of DT1 Core

大通湖沉积物年代的确定主要依据210Pb/137Cs的测试结果(图2)。考虑到百年尺度的沉积速率的非恒定性和沉积物的压实作用,采用恒定放射性通量模式(CRS)计算出湖泊的沉积速率,大通湖沉积钻孔中在14 cm处出现一137Cs的峰值,对应于1963年的全球核试验。沉积岩芯年代与深度的对应关系如图2所示,40 cm所处的年代是为1853年左右。通过CRS模式计算得出沉积岩芯的平均沉积速率为0.24 cm/a。

2.2 硅藻组合

大通湖沉积柱DT1共鉴定出21属43种。以浮游和底栖类型出现为主,附生类型亦经常出现(图3)。从图中可以看出,颗粒直链藻(Aulacoseira granulata)是一个主要的优势种,在10 cm前后(对应1980年左右),钻孔沉积柱的颗粒直链藻的含量和硅藻组合发生了重大的改变。在10 cm以下,颗粒直链藻为绝对的优势种,占总含量的60%—80%,且到钻孔底部均有出现,硅藻种类较少,伴有低营养的浮游种Aulacoseira ambigua、Cyclotella bodanica、附生种Fragilaria capucina、Cocconeis placentula、Gyrosigma acuminatum和Eunotia等,含量较低,不超过15%。在10 cm以上,颗粒直链藻的含量快速下降,DT1在1—9 cm处颗粒直链藻的含量只有不到5%,硅藻种类开始增多,与此同时C y clostephanostholiformis、Cyclotella meneghiniana、Stephanodiscus hantzschii和S. minutulus等富营养属种开始增多。

图3 大通湖百余年来硅藻种群演替及水体总磷浓度重建Fig.3 Main diatom species in sediment core and diatom-inferred epilimnetic TP of Datong Lake

沉积柱DT1中鉴定出的所有硅藻均在长江中下游硅藻-总磷转换函数的表层硅藻数据库中有出现,且沉积硅藻的优势属种在表层数据库中出现数量也较大,有明确的总磷梯度上的最佳值及忍耐值,因此大通湖化石硅藻运用到该转换函数进行历史总磷浓度的重建,具有较高的可靠性。硅藻组合和硅藻总磷推导值(DI-TP)揭示近160余年大通湖经历了4个不同的营养演化阶段。根据营养状态划分标准,在大约1930年之前,大通湖处于中营养状态(DITP在50—60 μg/L波动)。在1930—1980年,耐营养种的小幅增加,反映大通湖出现小幅营养富集(DITP在66—83μg/L波动)。1980—2010年,湖泊营养快速增加,特别是2000年以来富营养种已在硅藻组合中占绝对优势,表明大通湖处于富营养化状态(年均最高值达202 μg/L)。2010年后,营养水平有所回落(127—152 μg/L)。

2.3 多指标分析

硅藻样品PCA第一轴解释了硅藻属种数据方差的56.8%。图4显示了硅藻样品PCA第一轴得分、沉积物TP、Pb、Fe、Fe/Mn比值、烧失量、磁化率和沉积速率(Sediment Accumulation Rate,SAR)的综合对比结果。硅藻PCA第一轴得分波动上升;沉积物TP在1970年前相对稳定,随后开始加速上升,2000年后有所降低;Fe呈显著的下降趋势;Pb在1960年前相对稳定,此后快速上升;磁化率在1900年左右上升至最高点,20世纪初期到中期处于低值,1960年左右开始波动上升;SAR和LOI先升高后降低;而Fe/Mn比值在1930年前呈增加的趋势,随后波动下降,其中在1990—2000年期间下降幅度较大。

图4 大通湖沉积物多指标分析结果Fig.4 Changes of sedimentary proxies in Datong Lake

2.4 环境变化的驱动要素分析

在相关分析的结果中(表1),筛选出4个与硅藻样品PCA1轴得分相关系数较强的沉积物指标,由大到小排列分别是沉积物Pb、TP、Fe 和,将它们加入冗余分析中,进一步分析它们与硅藻组合变化的关系。冗余分析结果显示(图5),前两轴共同解释硅藻组合方差的54%,沉积物Pb和TP是解释硅藻种群组合变化的显著因子。第一轴主要与湖泊营养富集和重金属污染相关,第一轴负半轴主要是1980年前发生未发生营养富集的样点,正半轴都是1980年后发生营养富集和重金属污染的样点,自左往右反映湖泊营养水平的提高和重金属污染的加剧。

表1 硅藻PCA1轴得分与多指标Pearson相关分析Tab.1 Pearson correlation analysis between scores in PCA axis 1 and multiple proxies

2.5 大通湖营养物基准的制定

沉积柱中鉴定出43种硅藻,均在建立硅藻总磷转换函数的45个湖泊中出现,利用化石硅藻数据和转换函数模型,对大通湖百余年来的水体总磷浓度进行推导。结果表明:近百余年来湖水总磷浓度总体呈上升趋势,在湖泊富营养化发生之前,特别是20世纪30年代以前,该湖较长时间内维持着50—60 μg/L左右的总磷浓度,体现了较高的营养本底;在1980年后,湖水总磷浓度快速增长到100 μg/L以上。这与流域内人类活动的日益增强,入湖营养物的逐渐增多的记录相一致。

湖泊营养物基准的制定可以为湖泊富营养化治理提供重要信息。从过去百余年的总磷浓度变化范围来看,在显著的人类活动影响之前,大通湖长期保持着50—60 μg/L左右的总磷浓度,可以作为大通湖治理的营养物基准。同时对底层沉积物TP元素含量进行分析,可以选择沉积物TP元素的营养本底值为～600 mg/kg。

图5 硅藻群落-环境参数间的RDA分析结果Fig.5 RDA analysis results on the relationship between diatom communities and environmental parameters

3 讨论

3.1 大通湖近百余年环境演化

大通湖沉积硅藻组合清楚地揭示了大通湖百余年来的营养演化过程。年代序列的结果显示,1847—1930年湖面开阔,四通八达,与长江相连,硅藻主要以A. granulata为优势种,A. granulata通常生活在中-富营养水体,其硅化程度高、具有较高沉降率、偏好扰动强烈的水体的属种[26],指示了较强的水动力条件。动力作用导致的底泥悬浮也影响水下光照和初级生产力,此时附生硅藻含量和烧失量较低,水生植被发育程度不高,推测当时湖泊水体环境优良,生态系统稳定。在1930—1980年,随着建国后大通湖水产养殖场的建立,并开展大规模的环湖围垦,沉积物TP开始缓慢增加,浮游种S.hantzschii和S. minutulus开始出现,它们是长江中下游地区水体富营养化的指示性属种[11],附生硅藻Eunotia和Fragilaria均有所上升,烧失量也在这个阶段达到了一个峰值,表明当时水生植被有所增加。水生植被的发育可以有效地控制营养物质的释放,此时营养水平有所上升,水体总磷浓度维持在50—80 μg/L,硅藻含量仍主要以A. granulata为优势属种,由于1949年冬大通湖筑堤围垸成为内湖,切断了与长江的水体交换,该种含量也随水动力的减弱开始逐渐降低。同时筑堤后长江入湖泥沙减少,有可能是20世纪50年代中后期沉积速率快速降低的原因之一。在1980年后,湖区大力发展渔业养殖,由于高密度养殖、过度投肥及农业面源污染的加剧,导致沉积物TP快速增加,且在2000年左右上升至最高点,同时Fe/Mn比值也在这个阶段下降至谷值,指示了湖泊沉积物-水界面氧化还原电位的改变,湖泊底层水体可能趋于缺氧状态,加剧底泥营养物质的释放,DI-TP亦在大约2005年出现了峰值,达202 μg/L。此时A. granulata急剧下降,附生种Eunotia和Fragilaria逐渐减少,被浮游种S. hantzschii和S. minutulus为主要的优势种组合取替,并伴随有C. tholiformis和C. meneghiniana等典型富营养属种的出现。自1990年后大通湖水体总磷浓度常年在100 μg/L以上,标志着大通湖进入显著富营养化的阶段。

3.2 大通环境演化驱动因素分析

利用大通湖的沉积指标、社会经济和气候要素进行相关分析和冗余分析发现,沉积物TP和Pb是影响硅藻种群演变的最主要的驱动力。TP是生物体生长不可或缺的营养物质,沉积物营养指标(TP)的高低与营养物质的输入直接相关,其含量的增多往往指示湖泊营养的富集[27]。1980年前沉积物TP含量稳定,大通湖处于中营养阶段,1980—2000年,湖泊营养物质输入增加,大通湖向富营养型湖泊过渡。益阳市是闻名“小有色金属之乡”,主要矿藏20多种,锰、锑、钒、磷矿和石煤等储量丰富。受工业生产,工矿开采等人类活动的影响,重金属污染物通过废水排放、大气沉降等途径蓄积在湖泊沉积物中,对水生生态系统构成潜在的威胁。大通湖的重金属(Pb)污染同样表现出阶段性,1960年前沉积物Pb含量稳定,之后开始上升,这与当地人类活动和工业的发展密切相关。统计资料显示[22],益阳市总人口从1964年的262万人持续增长至2016年的484万人,增长约3倍,1952—2017年益阳市民用汽车保有量增长约553倍,1952—2017年益阳市工业产值增长约5149倍。这些因素都可能是导致沉积物Pb元素在1960年后快速增加的原因。大通湖的富营养化与重金属污染呈现同步的趋势,表明近几十年来,大通湖流域工农业发展带来的污水输入可能是导致大通湖富营养化和重金属污染的共同原因。

此外,气候的变化在改变湖泊营养状态中扮演了越来越重要的作用,大通湖营养富集过程与气温的波动上升和风速波动下降同步,且这两个气象要素与硅藻PCA1轴得分具有显著的相关关系。湖泊是监测气候变化是有效的“哨兵”,因为他们对气候变化响应敏感,能整合并保存流域内的变化。气候变化也往往是藻类爆发的一个重要因素[28]。已有研究表明,在浅水富营养化湖泊中,增温会增强内源营养负荷的释放,进而促进富营养属种的生长发育[29];此外,全球气候变暖,能延长藻类生长的适宜时间。近50年来长江中下游地区极端降雨事件的增多[30],对流域内的土壤造成冲刷,土壤侵蚀加大,也会增加入河湖的营养输入,导致湖泊的富营养化[31]。受极端降水事件增多的影响,自1960年以来大通湖磁化率上升明显。近年来风力要素对湖泊生态系统环境的影响逐渐成为人们关注的热点,A. granulata对径流和风速引起的水体扰动响应敏感,大通湖流域的风力和A. granulata有很好的对应,均呈显著的下降趋势,与沉积物TP相关程度较好,可能是影响湖泊营养的潜在因素。湖区风力下降颇为显著,从1962年的3.1 m/s下降到2014年1.7 m/s,风力引起的风生流减弱,水体交换更新时间变长,水面相对静止,湖水分层,为藻类的生长和水华的爆发提高了有利的外部环境。

3.3 大通湖营养物(TP)基准的确定

验证硅藻-湖水总磷重建结果的有效性,最直接有效的方法就是将其与已有的监测数据进行对比,但大通湖已有水质监测数据较少,只查找到近十年来有关学者做的零星研究。李德亮[32]等在2008年12月到2009年10月按季度对大通湖水质监测发现TP的变化范围较大,在10—1220 μg/L(年均值220 μg/L),韩庆[33]等在2015年6—9月的实测值是190—350 μg/L,相比较近10年来的重建值呈现普遍偏低的现象。这种情况的可能原因有:(1)基于硅藻的重建值,是1年或数年的平均值(由于沉积物混合所致),因此,平均值普遍比大多监测数据所采用的单个月份所测的水体总磷值偏低;(2)近年来大通湖的水质-营养有所好转,尽管营养水平持续维持在轻富营养的水平。2017年益阳市政府对大通湖进行污染控制及生态修复,取得了一定的成效,2019年湖泊水质由全湖劣Ⅴ类到Ⅴ类,其中5月提升至Ⅳ类水质。

本研究提出湖水总磷(50—60 μg/L)值作为大通湖的水体营养基准值,对比《湖泊营养物基准—中东部湖区》(征求意见稿)中最新提出的建议基准值,本研究提出的基准较高。一方面,类似于其他长江中下游湖泊[10],大通湖位于长江中游洪泛平原地区,农业发达,人口众多,受到长期人类活动的影响,加之亚热带湿热季风性气候加快营养循环,这是湖营养物质在历史时期亦居高不下的最主要原因[34]。尽管基于硅藻组合的总磷转换函数重建存在一定的误差,但从硅藻的指示性意义来看,历史时期不时出现的富营养化属种(C. meneghiniana、S. hantzschii),揭示出过去历史时期可能的确存在较高营养状态。例如在气候变化的影响下湖泊生产力会显著提高,这一现象在巢湖500年前的记录中得到了验证[35];同样地,来自山西公海2000余年的高山湖泊记录[36]也揭示出早在隋唐和中世纪自然暖期下的高山湖泊发生了显著的湖泊富营养化。因此,重建的高营养本底具有一定的合理性。此外,自1850年以来人类活动对自然的干扰日益增强,以及在1950s后全球变暖的背景下,使得我们当前的环境已经同历史时期相差甚远,基准环境的制定亦需考虑到当前湖泊的治理难度及成本,基准值低,对环境的保护力度自然加大,就目标的可达性来看,将会付出极大的代价。特别是,湖泊个体会因自身地理气候、湖盆形态、土地利用和人类活动方式的差别,治理实效会出现较大差异。因此在无法达到“一湖一策”的条件下,稍高的营养基准也不失一种更为合理的目标。例如吴超等[37]利用非参数法和线性回归法对太湖流域8个湖泊确定的TP基准值为67 μg/L。

4 结论

(1)过去近百年来沉积硅藻群落发生了显著的变化,随着人类干扰的加强,硅藻由中营养的A.granulata及贫营养的浮游属种如A. ambigua、C.bodanica、附生种F. capucina、C. placentula、G.acuminatum和Eunotia等为主占优的组合过渡到近年来的以富营养的浮游类型属种C. tholiformis、C.meneghiniana、S. hantzschii和S. minutulus等为主的组合,揭示出明显的富营养化过程。(2)近百年来人类活动导致的外源营养输入增加是导致大通湖环境演变的主导因子。因此大通湖停止投饵水产养殖,控制农业面源污染,恢复水生植被,减少人类活动的干涉,是遏制富营养化的有效手段。(3)大通湖湖水总磷的基准值设置为50—60 μg/L,沉积物总磷的基准值为600 mg/kg。较高的营养本底表明大通湖在历史时期长期内维持着较高的营养水平,水质较差,治理难度偏大。