蔡 梅，錢 旭，王元元，陸志華，張 瑋

(1：太湖流域管理局水利發(fā)展研究中心，上海 200434) (2：上海海洋大學(xué)農(nóng)業(yè)部魚類營養(yǎng)與環(huán)境生態(tài)研究中心，上海 201306)

磷是生命體物質(zhì)合成的必需元素[1]，其環(huán)境濃度的變化會影響生物個體的生長和種群的演替，是影響湖泊富營養(yǎng)化進程的主要限制因子[2-3]. 湖泊中磷濃度的變化，既受集水區(qū)(湖泊流域)內(nèi)人為活動的影響，也與湖泊流域自然地球化學(xué)過程及湖體生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)的變化密切相關(guān)[4]. 目前，大型淺水湖泊磷污染是我國磷濃度控制、達標管理的難點[5-7]；由于風(fēng)浪對沉積物與水界面的干擾大，沉積物頻繁再懸浮，導(dǎo)致顆粒磷沉降較難[8]，淺水湖泊對外源磷削減的響應(yīng)較為遲鈍[9]. 因此，研究磷在淺水湖泊中的分布特征及影響因素，對于淺水湖泊水環(huán)境治理具有十分重要的科學(xué)價值和現(xiàn)實意義.

太湖是我國第三大淺水湖泊，是江浙滬地區(qū)的重要水源地，也是整個流域的水資源調(diào)配中心和水生態(tài)系統(tǒng)核心，對長江下游地區(qū)的經(jīng)濟發(fā)展有舉足輕重的影響. 因此，太湖的富營養(yǎng)化問題一直受到社會各界的廣泛關(guān)注. 近年來，太湖水體中氮濃度顯著下降，但磷濃度仍然處于高位波動[10]，因此，探究湖體中磷濃度變化特征及其來源成為當前國內(nèi)外學(xué)者關(guān)注的重點. 長序列監(jiān)測資料表明，太湖水體磷濃度一直存在較大時空差異性[10]，究其原因，與太湖流域經(jīng)濟高速發(fā)展密切相關(guān)；流域上游污染負荷的增加是制約太湖水質(zhì)的重要因素，入湖水體中的磷是湖體中磷的主要來源[11-13]，研究太湖中磷污染特征需重點關(guān)注入湖湖區(qū). 除外源輸入外，太湖沉積物的內(nèi)源釋放也是導(dǎo)致水體磷濃度居高不下的原因之一，其中，0～30 cm的表層沉積物釋放風(fēng)險最大[14]，水土界面磷交換通量與湖區(qū)水生動植物、微生物等密切相關(guān)[15-16]. 已有的研究在一定程度上揭示了太湖中磷的污染特征，但受不同因素制約，此類研究主要集中在單一介質(zhì)中磷的變化，缺乏對不同類型湖區(qū)、不同介質(zhì)中磷元素的分布特征及其相互間關(guān)系的系統(tǒng)性研究.

本文聚焦太湖重點湖區(qū)，通過對主要入湖湖區(qū)竺山湖、西部沿岸區(qū)、南部沿岸區(qū)以及主要出湖湖區(qū)東太湖不同介質(zhì)中(表層水、上覆水、間隙水和沉積物)總磷(TP)污染及交換特征進行分析，研究了影響湖區(qū)TP的主要環(huán)境因子，探討了人類活動與不同湖區(qū)TP濃度的關(guān)系，以期為新時期太湖磷治理提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 樣品采集

太湖與流域河網(wǎng)水量交換總體呈“西北進、東南出”的格局. 本文選擇太湖主要入湖湖區(qū)竺山湖、西部沿岸區(qū)、南部沿岸區(qū)以及主要出湖湖區(qū)東太湖作為研究對象，共布設(shè)10個采樣點(圖1). 其中，竺山湖的入湖河流承納的水體及污染物主要來源于常州市武進區(qū)及無錫市宜興北部區(qū)域，隨著太湖水環(huán)境綜合治理的實施，常州武進區(qū)的武進港、雅浦港已基本無入流[17]. 西部沿岸區(qū)入湖河流承納的水體及污染物主要來源于無錫市宜興城區(qū)及其上游常州市溧陽縣及金壇區(qū)等區(qū)域，南部沿岸區(qū)入湖河流承納的水體及污染物主要來源于湖州市，東太湖出湖河流主要流向蘇州市吳江區(qū)、嘉興市嘉善縣和上海市.

太湖表層水體、環(huán)湖河道水質(zhì)數(shù)據(jù)源自太湖流域管理局水文水資源監(jiān)測中心以及《2018年太湖健康狀況報告》[18]，數(shù)據(jù)采樣頻率為每月1次，采集湖面下50 cm處水樣. 上覆水、間隙水及沉積物數(shù)據(jù)來自太湖流域管理局在2018年10-11月組織開展的太湖底泥情況勘測工作. 研究采集表層沉積物(0～30 cm)、間隙水、上覆水樣品測試相關(guān)參數(shù). 沉積物采用箱式采樣器和柱狀采樣器結(jié)合的方式分3層采集，一部分裝入密實聚乙烯塑料袋中，另一部分裝入聚乙烯塑料瓶中，加入少量10%乙酸鋅固定. 上覆水使用便攜式蠕動泵采集湖底以上50 cm水樣，間隙水從沉積物0～10 cm樣品中離心采集.

圖1 太湖研究區(qū)域采樣點位置Fig.1 Location of sampling sites in the study area of Lake Taihu

1.2 樣品處理與分析

表層水、上覆水、間隙水的TP測定依據(jù)GB 11893-1989，采用鉬酸銨分光光度法(上海棱光S22PC可見分光光度計)進行測定. 沉積物中TP的測定依據(jù)LY/T 1232-2015，采用ICP法(美國珀金埃爾默PE Optima8000)測定. 水體透明度(SD)依據(jù)SL87-1994的塞氏盤法現(xiàn)場測定，pH采用玻璃電極法(上海雷磁PHBJ-260型便攜式pH計)現(xiàn)場測定，溶解氧(DO)、氧化還原電位(ORP)采用上海雷磁多參數(shù)分析儀DZB-718B現(xiàn)場測定，高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)、化學(xué)需氧量(COD)、有機質(zhì)(OM)分別采用高錳酸鹽氧化法、重鉻酸鹽氧化法、重鉻酸鉀氧化-還原容量法測定，總有機碳(TOC)采用燃燒氧化-非分散紅外吸收法(德國elementar vario TOC cube總有機碳分析儀)測定，亞鐵離子(Fe2+)采用鄰菲啰啉分光光度法測定，酸可揮發(fā)性硫化物(AVS)采用碘量法測定.

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析

污染物在動態(tài)的“水-沉積物”系統(tǒng)中較難達到平衡狀態(tài). 為判斷研究區(qū)域沉積物對磷的吸附或釋放特征，依據(jù)相平衡分配法，引入分配系數(shù)Kd值(污染物在沉積物和上覆水中含量比值)來表征污染物在水和沉積物環(huán)境之間達到熱力學(xué)平衡狀態(tài)時，其在沉積相、水相兩者之間的分布情況.Kd為正，其值越高，則沉積物的吸附性越強，Kd為負則是釋放的表現(xiàn)[19]. 同時，引進KOM值(將Kd值除以O(shè)M值)來代表沉積物中有機質(zhì)歸一化分配系數(shù). 為便于制圖，本研究對Kd值取對數(shù)進行繪圖.

本研究采用WPS Office中WPS表格和SPSS 13.0軟件進行數(shù)據(jù)的處理和統(tǒng)計分析；采用Origin 2021軟件進行Pearson相關(guān)性分析和制圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 不同湖區(qū)中磷的分布特征

研究區(qū)域表層水和上覆水TP濃度差異較小(圖2)，平均值均為0.10 mg/L，略高于《2018年太湖健康報告》中的均值(0.079 mg/L)，這與本研究中未包含水質(zhì)較好的湖心區(qū)、貢湖區(qū)以及東部胥湖區(qū)有關(guān)，同時也反映出淺水湖泊易受風(fēng)力擾動、理化指標垂直分層不明顯的特點. 從上覆水和間隙水TP濃度差異而言，沉積物-水界面濃度梯度較大，后者均值約為前者的7倍，表明沉積物具有較強的釋放風(fēng)險. 張潤宇等[20]對太湖春季沉積物間隙水中磷的界面釋放研究也表明，間隙水中各形態(tài)的磷均具有向上覆水釋放的趨勢. 表層水TP濃度變異系數(shù)均高于底層，一方面是由于表層水更易受風(fēng)力擾動的影響，另一方面，與表層水光照強烈、溶解氧高、磷的遷移轉(zhuǎn)化比底層快也有關(guān)[21]. 本研究中表層沉積物TP含量為474～2160 mg/kg，入湖湖區(qū)中，竺山湖、西部沿岸區(qū)和南部沿岸區(qū)部分點位TP含量超出全湖均值665 mg/kg，出湖湖區(qū)所有點位TP含量均低于平均值，可見，外源輸入的大部分磷滯留在太湖中.

與國內(nèi)其他大型淺水湖泊TP特征對比(表1)，除呼倫湖、滇池外，國內(nèi)主要大型淺水湖泊表層水TP濃度基本相當，但本研究中表層沉積物TP污染程度偏重，僅次于洪湖、滇池，超出洞庭湖、鄱陽湖，洪澤湖、巢湖等多個同類湖泊TP平均含量(832 mg/kg)，超出美國環(huán)境保護署(USEPA)規(guī)定的重度污染區(qū)標準(650 mg/kg).

表1 研究區(qū)TP特征與其他湖泊對比

圖2 不同點位各介質(zhì)中TP濃度特征Fig.2 Characteristics of TP concentration in different media at differentsites

從空間分布而言，本研究中TP濃度總體呈西部高于東部、北部高于南部的特征(竺山湖>西部沿岸區(qū)>南部沿岸區(qū)>東太湖)(圖2)，這可能與外源影響輸入以及磷元素易于被吸附沉降緊密相關(guān)[38]. 竺山湖各介質(zhì)中TP濃度均明顯高于其它湖區(qū)，一方面，竺山湖是入湖污染負荷的主要承納區(qū)，大量生活污水、工農(nóng)業(yè)廢水匯入湖區(qū)，入湖水量和污染物通量均較高[39]；另一方面，竺山湖為湖灣，相對閉塞，具有水流不暢和污染物易積聚的特點，且其位于盛行風(fēng)東南風(fēng)的下風(fēng)向[40]，在外源輸入和內(nèi)源釋放的共同作用下，營養(yǎng)負荷高，容易出現(xiàn)水華、“湖泛”等現(xiàn)象[41]. 相較于竺山湖，西部沿岸區(qū)和南部沿岸區(qū)同是入湖污染負荷主要承納區(qū)，但由于這兩個區(qū)域均為開敞湖區(qū)，污染程度略輕于竺山湖，西部湖區(qū)入湖負荷量高于南部湖區(qū). 東太湖是主要出水湖區(qū)，也是典型的草型湖區(qū)，自然水體中TP濃度低于0.05 mg/L，未達到吳雅麗等[42]研究認為春季藻類生長的TP閾值0.059 mg/L. 太湖換水周期超過150天[43]，磷元素通過西部入湖河道進入太湖后，經(jīng)吸附、沉降，到達東太湖時其濃度大幅降低. 此外，東太湖沉積物中TP含量略高于1980s太湖沉積物中TP含量(440 mg/kg)，這可能與1980s后期快速發(fā)展的圍網(wǎng)養(yǎng)殖有關(guān)[44]，但由于湖區(qū)沉水植物生長繁茂，通過根系直接吸收底泥中的氮磷營養(yǎng)鹽[45]，促使表層沉積物中TP含量處于相對較低的水平.

2.2 不同介質(zhì)中磷的交換特征分析

TP的lgKd值介于3.59～4.14 L/kg之間(圖3). 侯俊等[46]認為太湖沉積物中Pb、Cu、Zn、Cr的分配系數(shù)分別在449.47～7927.64 L/kg之間，對其取對數(shù)則為2.6～3.9 L/kg. 與其相比，本研究水域中TP具有較強的沉積物吸附特性，沉積物作為“匯”的特征明顯強于其“源”的特征.

lgKOM值與lgKd值存在一定的正相關(guān)，但并不顯著(P<0.05)，推測沉積物磷可能并非有機磷，而是活性較強的無機磷，如以金屬結(jié)合態(tài)磷、礦物表面吸附的可交換態(tài)磷和間隙水中以溶解態(tài)磷等形式存在的磷. 劉雪芳[47]通過對太湖全湖21個監(jiān)測點位的分析發(fā)現(xiàn)，太湖沉積物中無機磷含量占TP含量的比例為58%～76%. 相較于有機磷，無機磷更容易受風(fēng)浪擾動而參與湖體磷循環(huán)，進而對湖區(qū)內(nèi)水生生物造成較大的影響[48-49]. 汪明等[50]發(fā)現(xiàn)，太湖藻類生長與TP、溶解性磷酸鹽(DIP)、顆粒態(tài)磷(PP)含量的相關(guān)性明顯高于溶解性有機磷(DOP). 這些研究均與本研究結(jié)果基本一致.

圖3 研究區(qū)域TP在沉積物-水界面的分配特征Fig.3 Distribution characteristics of TP at the sediment-water interface in the study area

太湖內(nèi)源釋放更多來源于間隙水，其擴散符合Fick第一定律，即沉積物-水界面營養(yǎng)鹽的擴散轉(zhuǎn)移通量主要取決于水土界面處間隙水和上覆水中營養(yǎng)鹽的濃度梯度[2,20,51-52]. 本研究水域沉積物-水界面TP濃度梯度值平均約為0.61 mg/L，間隙水存在向上覆水釋放磷的風(fēng)險. 竺山湖和西部沿岸區(qū)沉積物-水界面TP濃度梯度值超過平均水平，分別為1.20和0.83 mg/L，表明竺山湖和西部沿岸區(qū)內(nèi)源釋放磷的潛在風(fēng)險相對更高，這與陸源輸入對湖區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的強烈影響有關(guān). 南部湖區(qū)和東太湖沉積物-水界面TP濃度梯度值相對較小，主要是因為南部沿岸區(qū)外源輸入相對較少，東太湖是非陸源污染的受水區(qū)，且沿岸區(qū)域水生植物長勢較好，沉水植物群落結(jié)構(gòu)及其抵抗力穩(wěn)定性和恢復(fù)力穩(wěn)定性均較強[53]，既有較強的磷吸收能力，又可固磷減少沉積物-水界面的遷移通量，從而降低這兩個湖區(qū)TP污染程度.

2.3 磷與其他指標的相關(guān)性分析

本研究中，表層水體pH總體為中性略偏堿性，透明度偏低(<0.5 m)；DO濃度較高，達到地表Ⅰ類，但上覆水部分區(qū)域DO濃度偏低(<5 mg/L)(表2). 表層水有機物污染較小，上覆水、間隙水COD濃度變幅則較大，間隙水COD濃度最高達51.00 mg/L，屬于地表劣Ⅴ類. 本研究的調(diào)查時間處于秋冬季節(jié)(10-11月)，但表層水ρ(Chl.a)總體偏高且變幅較大，最高值出現(xiàn)在竺山湖B22龍頭站點位，達169.40 μg/L，J12竺山湖和J13大浦點位分別為112.85和110.30 μg/L，其余點位Chl.a濃度在10～35 μg/L之間. 從ORP和Fe2+來看，沉積物總體呈現(xiàn)還原環(huán)境.

表2 不同介質(zhì)理化特征指標范圍

相關(guān)性分析表明，水體中影響TP濃度的因子數(shù)目多于沉積物(表層水>上覆水>間隙水>沉積物)(圖4)，說明影響自然水體中TP濃度的因素較多且十分復(fù)雜. 具體而言，表層水中TP濃度不僅與同環(huán)境中的pH、CODMn、Chl.a密切相關(guān)，且同時會受上覆水的TP、pH、COD，間隙水的TP、pH、COD、Fe2+，以及表層沉積物的TP、Fe2+等多諸多因素的影響. 影響上覆水中TP濃度的環(huán)境因子和表層水基本相當，更加證實淺水湖泊理化指標無明顯垂直分層差異性. 水柱中的TP濃度和相關(guān)環(huán)境因子會影響間隙水和表層沉積物中TP濃度[54]，從相關(guān)強度而言，間隙水比表層沉積物更易受到影響.

圖4 TP與其他指標的相關(guān)性分析 (紅色圓圈表示正相關(guān)，藍色圓圈表示負相關(guān)，圓圈大小表示相關(guān)系數(shù)大小)Fig.4 Correlation results of TP and other parameters

表層水中的Chl.a濃度與上覆水和間隙水中的TP濃度均呈極顯著相關(guān)(P<0.01)，R2分別為0.916和0.832，與表層水和表層沉積物中的TP濃度呈顯著相關(guān)(P<0.05)，R2分別0.740和0.750(表3). Chl.a可表征水體浮游植物的生物量，不同介質(zhì)中磷濃度與Chl.a濃度均呈顯著或極顯著相關(guān)，可能說明磷和藍藻水華暴發(fā)緊密相關(guān). 一方面，TP濃度極大地影響了藻類的生長，水體中的磷對藻類生長有更強的緩沖力[21]. 另一方面，水體藻類的分布格局對不同區(qū)域不同介質(zhì)的TP濃度也有影響，高密度藻類(水華)在湖泊隨風(fēng)浪遷移，是磷元素遷移轉(zhuǎn)化途徑之一[55].

湖區(qū)中表征碳源的指標濃度和TP濃度也有較強的相關(guān)性(表3)，表層水中CODMn與TP濃度呈極顯著相關(guān)，R2達0.926；上覆水COD和上覆水TP以及間隙水TP均呈極顯著相關(guān)(P<0.01)；間隙水COD則和表層水TP、上覆水TP以及間隙水TP均呈極顯著相關(guān)(P<0.01). 碳源作為水生植物生長的重要營養(yǎng)元素之一，其與湖體中藻類、沉水植物生長都緊密相關(guān)，是湖體磷循環(huán)的影響因子之一. 胡穎等[56]研究表明太湖沉積物中存在聚磷菌，這種微生物在沉積物磷循環(huán)中起著重要的作用，其生長受碳源限制，這會直接導(dǎo)致碳源和磷源呈現(xiàn)顯著的正相關(guān)關(guān)系.

表3 研究區(qū)不同介質(zhì)中TP濃度與其他指標的相關(guān)關(guān)系

2.4 人類活動對湖區(qū)磷的影響

太湖現(xiàn)已全面取締入湖排污口. 2018年，入湖河道TP濃度與入湖湖區(qū)不同介質(zhì)中TP濃度表現(xiàn)出較強的空間一致性. 竺山湖入湖河道ρ(TP)在0.21～0.25 mg/L之間，劣于河道地表水Ⅲ類標準，顯著高于其它湖區(qū)(表4). 西部沿岸區(qū)入湖河道ρ(TP)在0.04～0.20 mg/L之間，均值雖已達到河道地表水Ⅲ類標準，但仍遠遠超過生態(tài)環(huán)境部2020年發(fā)布的《湖泊營養(yǎng)鹽基準-中東部湖區(qū)(總磷、總氮、葉綠素a)(2020年版)》中的基準值(0.029 mg/L). 南部湖區(qū)入湖河道ρ(TP)在0.06～0.15 mg/L之間，均值接近河道地表水Ⅱ類標準，是太湖入湖河道中水質(zhì)最好的區(qū)域(表4).

表4 入湖河道和入湖湖區(qū)ρ(TP)的對比

人類活動強度可直接影響湖區(qū)磷污染程度. 聚類分析表明，太湖湖體營養(yǎng)鹽濃度存在顯著空間異質(zhì)性，位于竺山湖和西部沿岸區(qū)的J12竺山湖、B22龍頭、J13大浦可聚為一類，南部湖區(qū)和東太湖可聚為一類，西部沿岸區(qū)和南部沿岸區(qū)交界J13A洑東單獨聚為一類，但其與南部湖區(qū)、東太湖更接近(圖5). 究其原因，竺山湖、西部湖區(qū)和南部湖區(qū)是太湖的主要入湖湖區(qū)，受人為活動影響較大，環(huán)湖河道是磷元素入湖最主要途徑，入太湖80%以上的磷負荷來自周邊河道[58]，其中，80%來自竺山湖和西部沿岸區(qū)入湖河道，僅16%來自南部沿岸區(qū)入湖河道. 東太湖是太湖主要出水區(qū)，雖有四十余年水面圍網(wǎng)養(yǎng)殖歷史，但無外源直接輸入，且該水域挺水植物(蘆葦、菰等)的生物量較高，可阻擋陸源徑流輸入；另外，苦草、金魚藻、菹草等沉水植物覆蓋度較高，水體自凈能力較強[20]. 南部沿岸區(qū)與東太湖TP濃度特征相似，反映出南部沿岸區(qū)外源輸入較少，沉積物對磷較強的吸附作用，該湖區(qū)對磷的自凈能力總體也較強.

圖5 不同采樣點位TP濃度特征Bray-Curtis聚類Fig.5 Bray-Curtis clustering of TP concentration characteristics at different sampling sites

生活污水、工業(yè)廢水和農(nóng)業(yè)面源污水等是太湖水體磷的主要來源[11]. 2018年，入太湖TP負荷約1900 t，遠遠超出程聲通等[59]估算的太湖宏觀水環(huán)境容量873 t. 因此，現(xiàn)階段流域經(jīng)濟社會發(fā)展是入湖TP負荷增加，影響受納水體水質(zhì)的重要因素[11]. 太湖西北是大規(guī)模的工業(yè)生產(chǎn)區(qū)，2018年，位于太湖西北部的無錫市、常州市人均GDP分別為17.43萬和14.93萬元，分別是當年全國人均GDP的2.7和2.3倍，大量的含磷工農(nóng)業(yè)污水和城市污水通過地表或地下徑流匯入太湖，導(dǎo)致太湖北部湖區(qū)TP濃度普遍高于其它湖區(qū). 農(nóng)業(yè)面源污染也是太湖上游磷污染的主要來源. 李恒鵬等[60]發(fā)現(xiàn)，太湖上游面源污染中農(nóng)業(yè)面源占56.20%；陳麗娜等[61]對武宜運河磷污染來源進行了解析，認為農(nóng)業(yè)面源(包括種植業(yè)、畜禽養(yǎng)殖業(yè)和水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè))的入河通量占入河總污染物量的85.9%.

綜上分析，竺山湖應(yīng)是當前太湖磷治理需要重點關(guān)注的水域，其外源污染影響較內(nèi)源更加突出，控源截污是竺山湖及上游區(qū)域治理重點，特別是要全面排查涉磷企業(yè)，探索實施TP排放濃度和排放總量的“雙控”制度，加快城中村、老舊城區(qū)、新建小區(qū)、城鄉(xiāng)結(jié)合部污水收集管網(wǎng)建設(shè)，加強各類行業(yè)污水收集，加快補齊城鎮(zhèn)污水收集管網(wǎng)短板，加強雨水管控，大力推進農(nóng)業(yè)綠色發(fā)展，加快農(nóng)村人居環(huán)境整治. 西部沿岸區(qū)在注重外源污染控制的同時，需同步關(guān)注內(nèi)源潛在風(fēng)險. 南部沿岸區(qū)周邊區(qū)域需妥善處理好未來經(jīng)濟發(fā)展與廢水排放負荷的關(guān)系，進一步提升現(xiàn)有入湖河道水質(zhì).

3 結(jié)論

1)本研究中表層水和底層上覆水的TP濃度平均值為0.10 mg/L，間隙水平均濃度約為上覆水的7倍；表層沉積物TP含量在474～2160 mg/kg，污染程度偏重. 磷污染總體呈現(xiàn)西部高于東部、北部高于南部的特征，入湖湖區(qū)污染程度明顯高于出湖湖區(qū).

2)太湖水體TP具有較強的沉積物吸附特性，屬于磷留存能力依賴于鐵的湖泊，沉積物磷的形態(tài)主要為活性較強的無機磷. pH對于內(nèi)部磷釋放特別重要，Chl.a、碳源、pH是和太湖磷濃度特征相關(guān)性最強的指標.

3)竺山湖外源污染影響較內(nèi)源污染更加突出，是當前太湖TP治理需重點關(guān)注的區(qū)域. 西部沿岸區(qū)在注重外源污染控制的同時，需同步關(guān)注內(nèi)源釋放的潛在風(fēng)險. 南部沿岸區(qū)周邊區(qū)域需妥善處理好未來經(jīng)濟發(fā)展與廢水排放負荷的關(guān)系.