太湖北部藍藻集聚區水體富營養化時空變化研究*

武晗琪 李琦暉 李 琪 顧 蓬 鄭 正 張威振#

(1.成都理工大學生態環境學院，四川 成都 610059；2.復旦大學環境科學與工程系，上海200433；3.江南大學環境與土木工程學院，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，尤其在太湖灣及湖濱帶由于藍藻水華堆積沉降，區域營養化狀態復雜。2007年無錫飲用水事件發生后，當地政府進一步加大對太湖流域水環境綜合治理，常規監測N、P、葉綠素a(Chl-a)等水體營養狀態評價指標的變化，對進一步加強太湖水環境管理有著重要的意義。

目前針對水體營養狀態的評估方法有多種，包括單因子營養狀態評價法、生物學方法、模糊數學運算法、灰色聚類法、灰色局勢(層次)決策法、神經網絡法等[1]；針對沉積物中營養鹽污染狀況的評價通常采用有機指數(OI)評價法、沉積物總磷(TP)污染評價標準、綜合污染指數(FF)評價法等。N/P(質量比，下同)也是評估營養鹽結構的主要指標之一[2]，浮游植物體內N/P大致在16左右，在對水體中營養鹽的相對限制情況進行評價時，通常認為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才能真正體現出對富營養化的貢獻，這種現象可稱為潛在性富營養化[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狀態研究，根據營養狀態指標的監測，對水體、表層沉積物的富營養化程度、營養鹽礦化速率、潛在性富營養狀態等進行評估，為下一步開展藍藻集聚區相關研究提供支撐。

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、營養鹽指標含量的檢測分析。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、營養鹽指標含量的檢測分析。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《湖泊富營養化調查規范》，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 沉積物理化指標的測定

沉積物中TP、TN、氨氮、硝態氮和高錳酸鹽指數均參考《沉積物質量調查評估手冊》中的方法測定。

1.3 營養狀態評估方法

1.3.1 水體營養狀態評估

(1) 單因子營養狀態評價法

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

(2) 卡爾森營養狀態指數(TSIM)評價法

TSIM選取Chl-a、SD、TP 3個理化指標對水體營養狀態進行評估，根據TSIM計算結果分為貧營養狀態(TSIM≤37)、中營養狀態(37

表1 單因子營養狀態評價等級Table 1 Classification of eutrophication level of single factor evaluation

(3) 綜合營養狀態指數(TLI)評價法

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

1.3.2 沉積物營養狀態評估

(1)OI評價法

有機氮通常被作為衡量沉積物是否被營養鹽污染的重要指標。OI根據沉積物中有機碳與有機氮含量計算[7]，可將沉積物營養狀態分為清潔(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。

(2) 沉積物TP污染評價標準

本研究在美國環境保護署(USEPA)制定的沉積物分類標準的基礎上，將TP污染程度進行細化，細化后TP分級標準為：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FF計算結果，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 潛在性富營養評價法

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

1.4 數據處理

所有樣品分析均做3次平行，3次分析結果的誤差<5%，實驗結果以平均值表示。實驗數據采用SPSS 16.0進行統計檢驗、相關性分析。

2 結果與討論

2.1 太湖灣水體及沉積物營養狀態

2.1.1 太湖梅梁灣水體及沉積物營養狀態

2016—2018年夏季梅梁灣各采樣點水體理化指標相對穩定，溫度在28～35 ℃，DO在10 mg/L左右，pH呈中性偏堿，SD、TD與Chl-a變化無明顯規律。分析原因，夏季水體中藍藻相對較多，且隨著風向等外界條件改變，呈游動型、區域性特征，此外太湖為淺水型湖泊，風浪擾動也會影響湖水中懸浮物的分布，對水體的TD、SD產生一定影響[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鹽指標變化見表3。可以看出，水體近岸點位(M1、M2、M3)高錳酸鹽指數較大，這是因為近岸點位靠近岸邊碼頭，受人為活動干擾較大。總體看來，梅梁灣2017年TN、TDN含量高于另外兩年，氨氮含量相對平穩，硝態氮呈現逐年略微下降狀態。朱廣偉等[11]研究發現，2017年太湖水華面積、生物量、持續時間等指標在近14年來均為最嚴重，湖泛強度最大，成為太湖水體TN、TDN等指標偏高的主要原因。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鹽的分布有關[12]。梅梁灣2016—2018年8月表層沉積物營養鹽分布見圖2，沉積物中高錳酸鹽指數和TN均表現出湖岸邊際效應，即靠近岸邊含量較高，且呈現出2017年>2016年>2018年的年際變化特點，TP變化則相對平穩。

表2 潛在性富營養狀態評價標準Table 2 Grading standard of potential eutrophication evaluation

表3 梅梁灣水體營養鹽指標變化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鹽指標變化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狀態

2018年竺山灣不同季節間水體溫度在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清澈。DO、pH等指標變化幅度較小，不存在明顯的季節差異。

2018年竺山灣水體在不同季節的營養鹽指標變化見表4。比較發現，夏季竺山灣水體中各種氮營養鹽含量偏高，尤其是硝態氮。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，減少反硝化反應的底物，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]也發現在夏季藻華期間，微囊藻的生長對無機氮的富集有正響應。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，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鹽分布情況見圖3，除TP外，其他指標均表現出季節性變化，且8月含量偏高。

2.1.3 竺山灣湖濱帶水體及沉積物營養狀態

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

由表5可見，濱湖帶水體TN具有明顯的季節變化規律，表現為夏季TN最高，春、秋季TN水平基本相當，冬季TN最低，氨氮波動范圍相對較小。這與竺山灣內氮營養鹽的變化規律相似，可能都是因為藍藻積聚影響反硝化，阻礙脫氮反應使得TN在8月出現峰值。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含量在不同季節間波動范圍相對較小。湖濱帶表層沉積物中高錳酸鹽指數和TN一直處于較高水平，其中高錳酸鹽指數在冬季含量相對較低，而TN在4個季節濃度變化較小，TP也相對穩定。

圖3 竺山灣沉積物中營養鹽指標的變化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發現，不同點位及時間的Chl-a波動范圍較大。通過數據統計發現，Chl-a總體與TN呈正相關，與DIN呈負相關，可能由于藻類生長會消耗水體中的DIN，并在藻體內轉化成有機氮(氨基酸等)。綜合考慮，梅梁灣、竺山灣及湖濱帶水體污染狀態為湖濱帶>竺山灣>梅梁灣，湖濱帶磷營養鹽含量偏高，一方面藍藻堆積于湖濱帶，加劇藻體內部競爭，導致部分藍藻水華消亡，磷營養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]對環太湖河道進出湖的TP負荷量進行計算，結果表明河道輸入的TP負荷量是太湖TP濃度升高的主要外源，同時沉水植物驟減導致湖體對磷的吸收轉化能力下降也會影響TP負荷量。因此，在后續的太湖水質監測中，不僅要關注湖泊中水質指標的變化，還要關注湖濱帶由藍藻堆積引起的營養鹽空間再分配。

2.2 太湖灣營養狀態綜合評估

2.2.1 水體營養狀態評估結果

采用不同評價方法對太湖水體營養狀態進行評價，并對評價結果進行比較分析。根據水樣檢測結果，在單因子營養狀態評價中，呈非富營養的水樣占18.12%，呈中富營養、富營養、嚴重富營養、超嚴重富營養的水樣分別占1.61%、69.35%、7.69%、3.23%；根據TSIM的計算結果，所有水樣全部表現為富營養狀態；而TLI評價結果表明，82.26%的水樣為輕度富營養，而呈中營養的水樣占17.74%。雖然不同的評價體系得出不同的富營養狀態評價結果，鑒于太湖灣水體總體營養現狀，綜合比較各評價體系的評價結果，認為TLI評價結果最接近太湖實際情況，太湖灣水體表現為輕度富營養化。

表5 竺山灣湖濱帶營養鹽指標變化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鹽指標的變化Fig.4 Variation of nutrient index of sediment in lakeside zone of Zhushan Bay

2.2.2 沉積物營養狀態評估結果

用不同評價方法對太湖沉積物的營養狀態進行評價，并對評價結果進行比較分析。根據OI評價結果，所有沉積物樣本均受到有機氮污染；FF評價結果顯示，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，沉積物樣本呈現多元的評價結果，呈重度污染、嚴重污染、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、蝦網的布局等均有可能對淺水湖泊的表層底泥產生擾動，影響營養鹽的分布[17]。

2.3 潛在性富營養評價與營養鹽礦化速率

2.3.1 潛在性富營養評價結果

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

2.3.2 營養鹽的礦化速率

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最大反應速率(Vm)及米氏常數(Km)，同時將Vm、Km及EHP代入Michaelis-Menten方程求出堿性磷酸酶的反應速度[19]，結合SRP濃度及堿性磷酸酶反應速度，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(數分鐘)的循環，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藍藻水華現象，水中其他形態的磷可通過酶解轉化為SRP而被藻類利用。此外，最近也有研究表明貧營養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 論

梅梁灣水體中TN年際變化較大，TP年際變化相對較小；沉積物中TN及高錳酸鹽指數等均呈現出湖岸邊際效應及明顯的年際變化，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、高錳酸鹽指數均表現出季節性變化。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和TN一直處于較高水平，TN、TP季節變化均較小。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，與DIN呈負相關。太湖灣水體污染狀態總體為湖濱帶>竺山灣>梅梁灣。水體營養狀態評估結果表明，太湖灣水體總體為輕度富營養化，沉積物均表現為有機氮污染，不同評價方法各采樣點的營養狀態差異較大。潛在性富營養評估發現太湖灣水體主要呈磷限制潛在性富營養狀態。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。