三岔湖沉積物揭示的湖泊營養化進程與人類活動的關系

賈濱洋 ,付文麗,于 靜,張 聰,唐 亞 (1.四川大學建筑與環境學院,四川 成都 61001；.成都市環境保護科學研究院,四川 成都 61007；.簡陽市環境監測站,四川 成都 6100；.成都理工大學,四川 成都610051)

氮磷等營養鹽過量輸入引起的湖泊水體富營養化問題是環境學的熱點問題之一[1].水體富營養化會引起藻類及其它浮游生物的迅速繁殖,水體溶解氧下降,水質惡化,魚類及其他水生生物大量死亡.水體中的氮、磷等營養元素來源有外源性和內源性兩種,當外源性污染物得到有效控制的情況下,內源性污染物將成為水體營養物負荷的主要來源[2],而內源性污染物主要來源于沉積物[3-4].沉積物可以在一定條件下通過間隙水與上覆水之間實現營養鹽的交換,從而影響上覆水中營養鹽的含量:它既是水體污染物的源,又是水體污染物的匯[5-6],對湖泊富營養化具有重要的影響.此外,沉積物能夠記錄湖泊水體的富營養化過程[7].通過沉積物年代學研究,可以追溯全球或區域環境演變和氣候變化信息及其與人類活動的關系,區分人類活動和自然因素引起的氣候變化對湖泊環境的不同影響,為湖泊環境整治和生態修復提供科學依據[8].210Pb[9]、137Cs[10]是沉積物定年應用較為廣泛的年代學研究方法,適用于近現代人類活動的研究[11];210Pb、137Cs法相互印證[12],使沉積速率的計算以及年代的確定趨于定量化、精確化,快速省時方便[13].四川省三岔湖位于天府新區范圍內,是四川省的旅游建設重點區,但對其富營養狀態及其與流域人類活動的關系還缺乏了解.本研究采用210Pb和137Cs法對近代沉積物定年,建立三岔湖沉積物的年代學序列,分析沉積物物理化學性質的變化格局,結合流域內社會經濟事件,揭示三岔湖的富營養化進程及其與人類活動的關系,為以后的湖泊治理指明方向.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

三岔湖于1977年在絳溪河上筑壩成湖,是四川省第二大人工湖泊,為丘陵湖泊型水庫,緊鄰成都市東南部,為中亞熱帶濕潤性季風氣候.2010年6月和9月對三岔湖表層沉積物進行了兩次采樣,按均勻布點的原則在湖中布設了30個采樣點(圖 1),用重力采樣器(型號:ZH7690)采集表層(0～5cm)沉積物樣,每個采樣點采集四次,所采樣品在現場立即均勻混合成一個樣品,然后裝入潔凈聚乙烯塑料袋;所有樣品運回實驗室低溫(4℃)保存.樣品在冷凍干燥機(型號:Eppendorf 5804R)上干燥后,用玻璃棒壓散,剔除石礪及動植物殘體等雜質,四分法取其 1/4作測試樣品,經瑪瑙研缽研細過200目尼龍篩后,儲于聚乙烯瓶中.

沉積湖芯物柱狀樣的采集選在三岔湖內沉積環境較穩定的中部區域,2010年 7月用ZH7690型重力采樣器獲取柱狀湖泊沉積物巖芯42cm,采樣點水深 24m,采樣點位置:30°17′58.682″N,104°16′29.038″E.柱 狀 樣 品 按1cm間隔分樣.所有樣品低溫冷藏后帶回實驗室,按上述方法操處理后備用.

1.2 樣品處理和分析

1.2.1 沉積物的分析方法 沉積物的顏色為肉眼觀察,氣味用鼻嗅,pH 值用 pH 計測定(型號:SDT-300),氧化還原電位采用便攜式 OPR測定儀(型號:OPR-411)測定.含水率用烘箱測定,燒灼率采用馬弗爐測定.年代測定在中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊沉積與環境重點實驗室完成.137Cs和210Pb測定采用EG&G Ortec公司生產高純鍺低本底γ譜分析系統,標準源及活度標定由中國原子能研究院提供.樣品密封于樣品瓶3周,使其達到放射性平衡,然后分別用46.5和661.6keV的γ能譜測量210Pb和137Cs的比活度,測量誤差小于 5%,采用 CRS(恒定放射性通量模式)法定年[14].總有機碳(TOC)用島津 TOC-V CPN元素分析儀測定,總氮(TN)采用堿性過硫酸鉀氧化法測定,總磷(TP)采用紫外分光光度法測定。

1.2.2 測試結果的數據處理 數據用 SPSS 13.0處理,異常值通過統計檢驗剔除,各種數據的相關性分析采用Pearson相關系數的雙尾檢驗進行.圖形制作在Origin8.1和Arcgis9.3中完成.

1.3 沉積物厚度和分布范圍的測量

利用HydroBoxTM精密水下回聲測深儀測量三岔湖沉積物的厚度和分布范圍.測量時測船在三岔湖內呈“之”字型前進,采用GPS測量定位.并利用重力采樣儀對測船所經路徑進行隨機采點測深,與相同位置測深儀聲納系統采集數據相比,誤差介于 1～2m,因此可認為所測數據是準確的.

2 結果與討論

2.1 三岔湖沉積物基本理化特性及其對內源污染釋放的影響

除東風渠北干渠入三岔湖處的沉積物顏色呈黃褐色、無特殊氣味外,其它所有點位的沉積物顏色均為黑色,有惡臭氣味.沉積物表層(0～5cm)的平均含水率最高,在 78%～87%之間,為黑色流塑狀;向下含水率逐漸減小,至底部減至50%.沉積物的燒灼率平均值為 13.3%,說明沉積物中含有大量的有機質.豐富的有機物利于微生物的繁殖,微生物能夠大量分解有機物,引起氨態氮等營養元素的大量釋放[15],這是水體富營養化重要的潛在影響因子.

圖1 采樣點與三岔湖沉積物厚度Fig.1 Sampling points and sediment thickness in the Sancha Lake

除東風渠北干渠入湖處的沉積物外,其它湖區的沉積物均處于強還原環境,氧化還原電位在-54mV～-239mV 之間(圖 2),說明沉積物中不含或含極微量游離氧和其它強氧化劑,而富含大量有機殘體等還原性物質.在自然水環境中,沉積物中有機質的分解會消耗水環境中的溶解氧,使底層水處于厭氧環境.而厭氧狀態可促進磷在沉積物中的遷移和釋放[16],嚴重時還會引發泛庫事件[17].

pH值是沉積物的重要性質,直接影響底質磷的釋放和鐵、錳等金屬的賦存形態.研究表明pH值過高和過低都會增加磷的釋放,只有pH值接近中性時底質磷的釋放比較困難[18-19].三岔湖表層沉積物(0～5cm)以微堿性為主,其中pH值最大值為8.3,最小值為7.3.在此條件下,沉積物中的鐵磷不容易釋放出來.

內源污染釋放還受微生物、溫度等環境因子的影響[20].微生物活動有利于沉積物中P向水體釋放,細菌分解的直接結果是加快了溶解氧的消耗,同時微生物可把沉積物中有機態磷轉化、分解成無機態磷,把不溶性磷轉化成可溶性磷[21].由于溫度升高會增加沉積物中微生物和生物的活動,促進生物擾動、礦化作用和厭氧轉化等過程,導致間隙水耗氧作用加強，使表層沉積物呈還原狀態,促使Fe3+還原為Fe2+,加速磷酸鹽的釋放,因此溫度升高有利于沉積物釋磷[22].

圖2 三岔湖表層沉積物(0～5cm)氧化還原電位分布Fig.2 Redox potential of surface sediments (0 ～ 5cm) in the Sancha Lake

2.2 沉積物的沉積速率與人類活動的關系

根據210Pb測量計算結果,結合137Cs時標,采用恒定放射性通量模式(Constant Rate of Supply,CRS)[23-24]建立了三岔湖沉積物年代序列,并計算了三岔湖沉積速率(圖 3).根據年代分析可以得出[25],樣品底部為1952年,31cm處約為建庫年代(1977年),25cm處為1990年,12cm處為2005年,樣品頂部為 2010年.沉積物沉積速率為 0.24～4.67cm/a,質量累積速率為 0.12～0.67g/(cm2·a).從 1977 年建庫以來,沉積速率逐漸增大,在 2009年達到頂峰(4.67cm/a).

圖3 三岔湖沉積物年代序列和沉積速率Fig.3 Vertical distribution of 137Cs and 210Pbex of lake core and sedimentation rate in the Sancha Lake

三岔湖沉積速率的變化與人類活動密切相關.在三岔湖剛建庫時,該區域處于自然格局狀態,流域內幾乎全部為農業(產值約 1000萬元,可比價,下同),總人口約為 7萬,湖水清澈,水質良好[26-27],沉積速率低.改革開放以后,經濟快速發展,三岔湖流域內人口增長較快,旅游業、工業、農業和漁業快速發展.2009年,總人口為 11.6萬人,生產總值達到 56282萬元,其中農業產值45379萬元,工業產值 167萬元,第三產業產值10736萬元,第三產業中旅游業產值約占50%[28].但整個流域內污水處理等基礎配套工程少,工農漁業等產生的廢棄物未經處理或只經簡單處理(以化糞池為主)即直排入湖.此外,流域內森林覆蓋面積一度由建國初的 20%下降至 1996年的4.6%,水土流失加劇,而農藥、化肥施用量逐年增加[26-28],使得三岔湖沉積速率急劇增大.

網箱養魚對沉積物養分含量有重要影響.從1990年左右開始,三岔湖開始發展網箱養魚,養殖面積逐年增長,到 2005年達到 7290箱,面積 378畝,超過規定標準(《淡水網箱養魚通用技術要求》(SC/T1006-1992))的 10倍以上.網箱養魚的污染物負荷與湖區網箱養魚年產量和餌料有關[29],魚的大量代謝物和排泄物沉積到湖底,成為重要的有機質污染物來源[30].我國飼料普遍存在懸浮性、保形性較差的缺點,沒有被魚攝食的飼料顆粒及粉末均沉入庫底.加上許多網箱飼喂技術水平低,超量投喂飼料,投飼前沒有篩選飼料粉末等技術失誤,更多的殘余飼料沉積到湖庫底部.據估算,2000～2009年網箱養魚造成的污染負荷平均約為磷 46.5t/a,氮324t/a[25].由于污染物的長期積累,三岔湖在特定環境條件下于1996年和2009年爆發了泛庫事件[17,31].

2.3 沉積物對三岔湖富營養化歷程的記錄

通過走訪當地居民和對監測資料的分析,三岔湖建庫初期水質為貧營養狀態,水體透明度可達十幾米;隨著人類活動的加劇,水質不斷惡化,透明度降低,水體呈富營養化狀態:1991年全湖TP為 0.05mg/L、TN為 0.5mg/L,2000年為0.16mg/L和1.37mg/L,2009年為0.09mg/L和2.31mg/L(資料來源:簡陽市環境保護局).

沉積物中TOC、TN、TP及C/N隨深度變化,結合沉積物放射性測年可以揭示沉積物中碳氮磷隨時間的變化格局,從而反映出三岔湖富營養化歷程.沉積物中 TOC、TN、TP在水平方向的變化則可反映湖泊不同區域自然條件和人類利用方式的差異.

2.3.1 垂直分布 從圖 4可以看出,TP、TN和TOC變化趨比較接近,從1977年建庫到 1990之間3種污染物只有小幅增加,增幅分別為29.6%、38.7% 和21.3%;而在1990年之后三者迅速增加,至1996年前后含量分別為9.33mg/g、2.16mg/g和 18.4mg/g,增幅分別達到 426%、370%和353%;1996之后三者有所下降,但2000年后又開始迅速增加,至2005年前后達到頂峰,此時TP、TN和 TOC含量分別達到 16.8mg/g 、3.6mg/g和 29.9mg/g,這一階段增幅達到 359%、157%和225%;2005年之后 3種污染物又開始下降,至2010年含量穩定在 1.46～2.68mg/g、1.2～2.6mg/g和9.6～17.1mg/g之間.

圖4 沉積物中P、N、C垂向分布Fig.4 Vertical distribution of TP, TN, TOC and C/N ratio of sediments in the Sancha Lake

三岔湖沉積物中碳、氮、磷的變化格局反映了不同時期營養鹽的不同來源,來源與工業、農業、旅游業和漁業等人類活動相關.從三岔湖營養鹽在不同年代的變化格局,結合對三岔湖庫區社會經濟的調查結果推測,在三岔湖建庫之前,人為活動影響較小,湖區自然環境良好,湖泊環境主要呈自然沉積狀態,沉積物中營養元素較低,而且保持著穩定的狀態;從 1990年代開始,區域人口增加,旅游業、工業和農業發展很快,廢水、農藥和化肥使用量大大增加,加上從1990年開始逐步增長的網箱養魚,外源物質輸入對三岔湖的影響較大,大量的氮、磷輸入湖泊,增加了湖泊的初級生產力,沉積物中碳、氮、磷第一次高速增加;2000年以后湖區網箱養殖業和旅游業得到進一步發展,養殖過程中產生大量的殘餌、排泄物和糞便等直接進入水體,除部分被浮游生物利用外,絕大部分最終進入沉積物中累積下來,當浮游生物死亡后,最終也進入沉積物中;除此之外,由于缺乏排水管網和污水處理設施,旅游和生活污水未處理或僅簡單處理便直接排入三岔湖.上述這些原因都使輸入三岔湖的營養鹽大為增加,至2005年達到頂峰.2005年之后,隨著網箱養殖被取締和民眾環保意識的提高,碳、氮、磷的輸入量逐漸減少.

沉積物的 C/N 反映了陸地植物(外源)和水生生物(內源)對沉積物中有機質含量貢獻的相對大小.若陸地植物對有機質含量的貢獻相對增大,或水生生物的貢獻相對減小,則C /N增高;反之,則C /N減低.除1996和2005年外,三岔湖沉積物的 C/N從上至下變化不大,一直穩定在6.49～8.94之間(圖 4),說明沉積物的來源一直較為穩定,以湖泊自生為主.由此推斷,三岔湖中外源營養鹽可能主要以無機態形式輸入[32],這與作者所進行的沉積物中磷的形態分析結果相符.無機態的營養鹽被湖泊浮游植物利用后,增加了初級生產力,從而使得沉積物中有機質的增加主要表現為內源作用.

2.3.2 水平分布 三岔湖沉積物平均厚度為0.26m,沉積物蓄積量為 7.3×106m3(圖 1).全湖沉積物厚度分布不均勻,表現為湖區中西部較厚,最大處沉積物厚度可達 0.46m.沉積物厚度與水體中的初級生產力以及人類活動有很大關系,一般認為人類活動較為劇烈的地方沉積物較多.在三岔湖中西部,湖灣多,是網箱養殖密集湖段,養殖過程中產生的殘餌、排泄物和魚類殘體落入湖底沉積下來,增加了沉積速率,而且還增加了營養物質,從而使得這片湖區的富營養化狀態較為嚴重;此外,這一區域縱橫交錯的湖灣也不利于湖水流動和交換,不利于污染物擴散和降解,這也加大沉積物的沉積速率.

圖 5 沉積物表層中 TP(左)、TN(中)、TOC(右)的變化Fig.5 Spatial variation of TP (left), TN (middle) and TOC (right) of sediments in the Sancha lake

沉積物中碳、氮、磷含量的水平分布特征(圖5)與沉積物厚度分布相似,都是西部網箱養殖密集區域含量較高(P的分布更為集中),說明在漁業養殖過程中有大量營養鹽類輸入.由于P沒有類似 C、N的大氣儲存庫,也沒有類似反硝化的機制使其形成短時期內的 P循環,因此水利條件對P的遷移轉化至關重要[33].在這一區域的湖灣多,不利于水流運動,使P分布不均勻,容易進入沉積物中而長期積累.因此,相對于氮元素,水體的富營養化進程會對磷的沉積產生明顯的影響.三岔湖沉積物中磷主要以無機磷為主,占總磷的70%[34],而且網箱養殖集中區域呈現明顯的 P累積現象,這證實磷主要來源于網箱養殖.在養殖過程中只有 10%的氮和 7%的磷能夠被利用,其它都以各種形式進入到環境中,大部分沉積下來[30],使網箱區沉積物中的 P遠高于無大量外源磷的對照點[34].沉積物中Fe-P/Ca-P的比值在網箱養殖(投餌)區要明顯高于鄰近的非網箱養殖區[34],可能是易引起富營養化的養殖廢水間接地促進了磷酸鹽在鐵/鋁的氮化物/氫氧化物上的結合與吸附[35].養殖時間越長,沉積物中磷的累積越明顯;而結合態的磷不容易釋放出來,所以停養后沉積物中磷含量的下降是一個相當長的過程.

3 結語

三岔湖沉積物的性狀與分布揭示了湖泊營養化進程與人類活動的關系;同時,沉積物富含有機質,是水體富營養化重要的潛在影響因子.三岔湖不同時期的沉積物的TOC、TN、TP與三岔湖水質呈現同樣的變化格局.三岔湖沉積物沉積速率和分布與三岔湖建庫以來的社會經濟發展水平和人類活動強弱呈正相關.網箱養殖是沉積物中磷的最重要來源.

要減緩甚至阻斷湖泊富營養化進程的關鍵是控制人類活動的強度,使其與水環境承載力相一致.必須堅決取締超過湖泊水環境容量的漁業養殖活動,盡快完善流域內的環保基礎設施,改進農業生產方式,減少農藥化肥等的施用量,湖區的旅游開發要控制在合理的范圍內.

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