太湖梅梁湾地区人类活动对湖泊沉积环境的影响

宓 莹，黄昌春，杨 浩，刘会玉，王延华，谢 标

(1．南京师范大学地理科学学院江苏省环境演变与生态建设重点实验室，南京210023)(2．江苏省地理信息资源开发与利用协同创新中心，南京210023)

0 引言

湖泊沉积物是指示湖泊及其流域环境演变过程中蕴含生物、物理、化学信息的重要且有效的载体之一［1-3］。湖泊底泥长期接纳并蓄积了大量的重金属与营养盐类物质，保存有人类活动、湖区生态环境变迁的丰富信息，因而成为记录流域人类活动以及湖泊生态环境演变的“自然数据库”［4］。自上世纪50年代开始，随着实验技术的不断突破，湖泊沉积学的研究就已着眼于分析沉积物中的各种环境代用指标，其中包括物理指标 (岩性和粒度等)、化学指标 (营养盐和重金属元素等)及生物指标 (介形类、色素和硅藻等)等［5-7］。通过对湖泊沉积物多环境代用指标的分析可以重建和恢复湖泊及其流域的环境演变历史，揭示湖泊营养状态的演变历程［7-8］，从而为改善湖泊及其周边区域的生态环境状况以及恢复湖泊生产力提供理论依据。综合运用沉积物色素、粒度、磁学、重金属、营养元素等各种环境代用指标重现湖区生态环境演变历史，已有十分丰富的成果积累［6，9-10］，但各种环境代用指标在垂向上的变化大都受到湖泊沉积速率的影响，将沉积速率与其他环境代用指标相结合共同揭示湖区环境变迁的成果尚显薄弱。

太湖是中国第三大淡水湖，位居长江三角洲地带，濒临无锡、苏州等经济发达地带。太湖是一个典型的大型浅水湖泊，平均水深仅2.12 m，集水面积36 500 km2［11］。太湖流域具有悠久的人类文明发展史，是20世纪初民族工业的发源地［12］。随着太湖流域工农业经济的迅猛发展，大量工农业及生活废水排入太湖，致使湖泊中氮磷等营养物质急剧增加，水质恶化，富营养化问题日趋严峻。1990年以来，太湖梅梁湾地区5—10月份均有蓝藻水华出现，且7、8月份最为严重［13］。太湖北部湖区“藻型化”严重，目前已成为典型的“藻型”湖［6］。鉴于此，拟对采集于太湖梅梁湾地区的沉积物样品进行沉积速率、粒度、重金属、TN、TP、TOC及其相关关系的分析，旨在揭示太湖流域沉积物环境演化趋势及其与人类活动的关系，为太湖流域水体富营养化的治理提供理论指导。

1 材料与方法

1.1 样品采集

2012年10月，使用重力采样器在太湖梅梁湾采得连续的柱状岩芯 (120°10'9.82″E、31°26'18.77″N，图1)，采得的沉积物柱芯长约35 cm。采集后将柱芯带回实验室放入超低温冰箱里冷冻，按0.5 cm间隔连续分样，然后进行真空冷冻干燥、研磨。

1.2 分析方法

1.2.1 沉积物年代测定

称取经冷冻干燥、研磨后过100目筛的土样10.0 g左右装满同一规格的塑料容器，蜡封20 d左右以使226Ra和210Pb处于衰变平衡，利用美国EG＆GORTEC公司生产的高纯锗探测器、数字化谱仪及多通道分析系统测定放射性核素的含量。样品的测量时间均≥40 000 s。210Pbex的比活度由210Pb的比活度与226Ra比活度的差值计算得到。其中210Pb、226Ra与137Cs的比活度分别由46.5 Kev、351.9 Kev与661.6 Kev处的γ射线谱峰面积求算。

1.2.2 粒度测定

使用英国Malven公司生产的Mastersizer2000型激光粒度仪进行粒度测定:取0.50 g原状土样置于100 mL的小烧杯中，加入10 mL 10%的双氧水去除有机质，待反应充分后，再加入10 mL 10%的盐酸去除碳酸盐类物质，然后加蒸馏水至100 mL，静置12 h后，用虹吸法吸取上清液，重复3～4次，目的是洗去过量的盐酸使溶液渐趋于中性，最后加入10 mL 1 mol的分散剂六偏磷酸钠，摇匀后置于超声波仪中振荡离散15 min，形成高分散的颗粒悬浮液供测定。

1.2.3 总有机碳分析

图1 太湖及采样点位置Figure 1 Location of sediment core sampling sites

沉积物总有机碳 (TOC)含量使用Shimadzu TOC分析仪SSM-5000A固体进样模块测定，称取经过冷冻干燥后研磨过200目筛的样品0.20 g 2份分别置于干净的样品舟内，在900℃的炉温下加热测定总碳 (TC)含量。加入磷酸后在200℃下加热测定无机碳(IC)含量，总碳 (TC)含量与无机碳 (IC)含量之差即为总有机碳 (TOC)含量。数据结果表达为TOC(%，质量分数)，每个样品均测定平行双样，最终结果用其平均值表示。

1.2.4 总氮、总磷分析

沉积物总氮 (TN)、总磷 (TP)含量的测定使用过硫酸盐消化法［14］，使用 Shimadzu公司的UV3600紫外分光光度计进行测定。具体方法见参考文献［14］。最终数据结果表达为TN(%，质量分数)和TP(%，质量分数)，每个样品测定3个平行样，结果用其平均值表示。

1.2.5 重金属分析

重金属使用原子吸收分光光度法进行测量，共测得Cr、Pb、Mn 3种元素:称取经干燥研磨后的土样0.20 g置于聚四氟乙烯坩埚中，然后采用HNO3-HF-HClO4消解体系消解沉积物样品，使土样中的待测元素全部进入溶液中，待样品消煮结束后，用1%的硝酸定容至10 mL，摇匀待测。

2 结果与分析

2.1 沉积岩心年代序列及沉积速率

太湖梅梁湾沉积物137Cs和210Pbex比活度垂直分布见图2(a)。从沉积柱芯137Cs比活度的分布状况可看出:深度24 cm处开始出现137Cs，根据137Cs在北半球的沉降规律，初步断定此处为1954年沉降;深度17.5 cm处最先出现137Cs蓄积峰，标识了1963年的全球核素沉降;深度8 cm处也出现137Cs蓄积峰，这与1986年的切尔诺贝利核电站的核泄漏事件有关。从沉积柱芯210Pbex比活度的分布状况可看出210Pbex比活度并不随深度呈指数式衰减，这表明沉积物沉积速率可能会随时间发生改变。这可能是由于太湖是典型的浅水型湖泊，受人类活动的干扰强度大，故沉积速率存在多变，采用210Pbex CRS(稳恒沉积通量)计年模式［15］来计算太湖梅梁湾沉积物的年代序列。基于210Pbex CRS计年模式计算得到深度24 cm、20.5 cm、9 cm分别对应于1954年、1963年和1986年。不难发现，这一结果与137Cs计年法在同一深度所确定的年代存有一定的偏差，但偏差不是很大 (如图2(a)中虚线所示)。王小雷等人在对滇池沉积物计年的研究中也发现2种计年结果间存在偏差，并对偏差存在的原因作了合理性解释［15］。因此，结合210Pbex CRS计年结果来探讨太湖梅梁湾的环境演变历史基本上是可靠的。

图2(a) 太湖梅梁湾沉积物中137 Cs和210 Pbex比活度的垂直分布Figure 2(a) Vertical profiles of 210 Pbex and 137 Cs in sediments of Meiliang Bay

太湖沉积速率见图2(b)。计算得到研究区1865—2011年的平均沉积速率为0.29 g·cm－2·a－1，在过去100多年间太湖沉积速率是不稳定的，既存在比较缓慢的变化，也存在较为急剧的变化，但总体上呈现先升高，经过一段时间的高沉降率后逐渐降低的趋势。为了讨论人类活动的影响，将太湖梅梁湾沉积柱芯沉积速率分为3个阶段来分析。第一阶段:建国以前 (1865—1948年)，沉积速率在0.02 ～0.23 g·cm－2·a－1范围内波动，均值为 0.14 g·cm－2·a－1，沉积速率整体上呈现上升趋势;建国后至80年代初 (1949—1980年)，沉积速率在0.14 ～0.81 g·cm－2·a－1范围内波动，均值为0.43 g·cm－2·a－1，沉积速率的变动幅度大;80年代初至2011年，沉积速率在0.09～0.67 g·cm－2·a－1范围内波动，均值为0.23 g·cm－2·a－1，沉积速率呈先小幅度增加后下降的趋势。

2.2 沉积物粒度变化

沉积岩芯粒度组成以细粉砂为主，黏土 (小于4μm)、细粉砂 (4～16 μm)的平均含量分别为 20.2%、41.5%，大于64μm的颗粒平均含量仅为1.0%，中值粒径 (Md)与粗粉砂(16～64μm)含量变化一致 (图3)。沉积岩芯粒度组成与其他湖区［16］的粒度组成以及刘恩峰等人［4］2005年在太湖北部湖区得到的结果基本一致，这反映出平原湖泊沉积物中粗颗粒物质少，颗粒组成细，时空变率比较小。

图2(b) 太湖沉积速率Figure 2(b) Sedimentation rates of Taihu Lake

图3 太湖沉积岩芯粒度变化Figure 3 Variation of grain size in the core sediment

沉积岩芯粒度变化大体上可分为3个阶段 (图3):沉积物粒度自底层至25.5 cm范围内逐渐变粗，并在29.5 cm处达到最粗，黏土含量由39.70%下降到15.97%;粒度在25.5 cm到13.5 cm范围内基本保持稳定，仅有稍微的波动;从13.5 cm处至表面粒度逐渐变细。

2.3 沉积物营养指标变化

近100多年来太湖沉积岩芯营养盐的垂向变化如图4所示。沉积岩芯营养盐的变化状况与粒度变化大体一致，将营养盐的变化分为与粒度变化大体一致的3个阶段。第一阶段，沉积物剖面33.5～25.5 cm处，TOC、TN、TP呈下降趋势，TOC从2.33%降低到0.76%，TN从0.34%降低到0.19%，TP从0.045%下降到0.029%;第二阶段，25.5～12.5 cm之间，除19～16 cm处，TOC、TN有较大的波动外，TOC、TN、TP总体保持平稳状态，TOC范围为0.73%～0.85%，均值为0.77%，TN范围为 0.18% ～0.24%，均值为0.22%，TP范围为 0.03% ～0.05%，均值为0.04%;第三阶段，0～12.5 cm处，TOC、TN和TP均随深度的变浅呈现增加的趋势，TN、TP的增长速度更为明显，其中，TN从0.21%增长到0.43%，TP由0.032%增加到0.12%。

图4 太湖沉积柱芯营养指标变化Figure 4 Variation in nutrients of the core sediment

2.4 沉积物重金属变化

图5为重金属Cr、Pb、Mn含量垂直变化图。Cd和Pb变化趋势比较一致:14 cm以下 (1975年以前)，Cd和Pb的累积速率比较缓慢，变化较为均匀;14 cm～0 cm，二者含量开始逐渐增加，Cd元素从0.04 mg·kg－1上升到0.67 mg·kg－1，均值为0.37 mg·kg－1，Pb 元素从6.04 mg·kg－1上升到52.06 mg·kg－1，均值为18.10 mg·kg－1，需要特别指出的是，沉积物表层Cd和Pb元素含量波动幅度比较大，个别年份出现低值，二者均有减小的发展趋势。Mn元素与上述营养盐及黏土 (＜4μm)的变化趋势较为一致，大致可分为3段:33.5～25.5 cm(1948年以前)，Mn含量呈减小的趋势，含量从1.81 g·kg－1下降到0.65 g·kg－1，均值为 0.98 g·kg－1;25.5 cm ～12 cm(相当于1948年～1980年)，Mn元素含量相对稳定;12 cm～0 cm，Mn元素含量开始逐渐增加，含量从 0.77 g·kg－1上升到 2.51 g·kg－1，均值为 1.67 g·kg－1。

图5 太湖沉积岩芯重金属变化Figure 5 Variation of heavy metal contents of the core sediment

3 讨论

3.1 沉积物营养元素与粒度关系

太湖北部梅梁湾地区沉积物中TOC、TN与黏土含量 (＜4μm)的关系如图6所示。结果表明，太湖北部底泥中TN、TOC含量与黏土含量呈现显著的正相关关系，说明TOC、TN元素主要吸附在细颗粒沉积物中，其中TOC含量与黏土含量的线性相关系数达到0.871，远高于TN含量与黏土含量的相关系数，说明TOC含量的变化与沉积物粒度的变化密切相关。TP含量与沉积物各粒径相关关系如图7所示，研究结果表明，TP含量与细颗粒沉积物含量呈正相关，而与粗颗粒沉积物含量呈负相关或无明显性关性，这可能是由磷在沉积物中的形态所决定的。何会军［17］等人在长江口及毗邻海区的研究结果表明:不同形态磷在不同粒径沉积物中的含量不尽相同，有机磷、自生磷灰石磷在小于8μm粒级沉积物中含量较高，粒径增大含量反而下降，碎屑磷则主要集中在32～63μm以及大于63μm粗粒径沉积物中。据此可以推断，此沉积柱芯中有机磷含量比较高，而碎屑磷含量比较低。这一研究结果与陆敏等人［18］在梅梁湾地区的研究结果不一致。陆敏等人的研究结果显示TP与黏土含量无显著相关性，碎屑磷为磷的最主要组分，占总磷的60%～73%。究其原因，可能是采样点位置有所差异，也可能是由于近十年来湖区沉积环境发生变化导致磷形态发生变化，具体原因还有待于进一步探讨。

图6 太湖沉积物中TOC、TN与黏土含量的相关关系Figure 6 Correlation between sedimentary TOC，TN contents and clay

图7 太湖沉积物中TP与粒径的相关关系Figure 7 Correlation between sedimentary TPcontents and grain size

图8 太湖沉积岩芯TN/TP变化趋势Figure 8 Variation of TN/TPin the sediment

3.2 沉积物中氮－磷的相互关系

湖泊沉积物中的氮磷，作为生命活动所必需的元素之一，在水体富营养化的过程中起着至关重要的作用［19-21］。湖泊沉积物中的氮、磷大都来自上覆水体中颗粒态氮磷以及浮游水生动植物残体的堆积，沉积物中N、P含量及比值通常为水体中N、P聚积、沉积及沉积物中N、P溶出、释放2种动态过程的综合反映［22］，因此研究湖泊沉积物中TN/TP比值对于确定湖泊的限制性因子以及探讨湖泊历史时期的营养状况具有重要意义。

剖面中TN/TP随深度的变化如图8所示。沉积物剖面中TN/TP在3.55～7.75范围内波动，平均值为5.77，远小于Redfield比 (C∶N∶P=106∶16∶1)。一方面反映出沉积物中的磷主要是陆源输入;另一方面反映了浅水湖泊太湖流域沉积物－水界面生物化学作用剧烈，低浓度的溶解氧使氮因矿化和降解而损失，而磷则富集于沉积物中［23-27］。近几十年来，表层沉积物中TN/TP含量迅速减少，反映了湖区TP的大量输入，说明人为磷元素的大量输入是导致太湖水体富营养化的主要原因。

3.3 沉积物重金属变化分析

流域中的基岩、土壤经过风化、侵蚀后，搬运到湖区发生沉积，因此湖泊沉积物中的重金属元素受母岩、气候和沉积环境等诸多因素的综合影响，随着人类活动范围和强度的不断加大，沉积物中重金属元素特征转变为自然过程和人类活动双重作用的结果。已有研究表明，自然状态下沉积物中的重金属含量与黏土含量呈正相关关系，但人为因素可使两者间的相关关系发生改变［28-30］。

为探讨重金属元素变化与粒度变化之间的关系，判断人为因素对沉积物的影响，对重金属元素与粒度作了相关关系分析，并且计算得到Cd，Pb，Mn与黏土 (＜4μm)的相关系数分别为0.44，0.54和0.82，Cd和Pb元素与黏土含量呈弱相关关系，说明Cd和Pb元素受人为因素的影响比较大，Mn元素与黏土含量呈显著正相关关系，其含量随细颗粒含量的变化而变化，Mn元素的变化主要由粒度的变化引起。由图5可以看出:14 cm以下，即1975年以前，Cd和Pb元素含量比较稳定，以自然沉积为主;1975年以后，Cd和Pb元素含量开始增加，表明太湖梅梁湾地区在20世纪70年代中后期开始遭受Cd和Pb污染，污染历史与刘恩峰等人的研究结果较一致［30］。Pb含量的增加一方面是由于70年代末期无锡地区乡镇工业迅速发展，煤、石油等燃料的消耗量加大，大量的工业废水废气排入太湖;另一方面则是由含铅汽油的广泛使用所致，汽车以及太湖上航船所使用的含铅汽油在燃烧过程当中会释放出大量含铅废物，这些废气物进入水体后沉降。Cd含量增加则与工业废水的大量排放有关。沉积物表层Cd和Pb元素出现波动变化并且二者均有减少的发展趋势，这可能是由于20世纪90年代以来，随着太湖“零点”政策的实施以及对太湖治理的不断深化，废水排放达标率提高［31］。

3.4 人类活动与太湖梅梁湾地区环境演变关系探讨

沉积速率及其变化反映了在自然因素和人类活动的双重影响下，泥沙入湖量和排出量之间的动态变化过程［32］。沉积物粒度与沉积环境关系密切，其研究对重建百年尺度的气候干湿变化状况，恢复过去短时间尺度的气候变化和环境变迁，认识人类活动对自然环境的影响等方面均具有重要价值［33］。沉积物中的营养盐－碳、氮、磷含量是指示湖泊营养状况的常用地球化学指标［34］。氮和磷是水生生态系统中重要的生源要素，但二者的过度富集可导致水体发生富营养化。湖泊沉积物中的TN和TOC综合反映了湖泊初级生产力，较高的TOC和TN反映了土壤有机质、植物残体的输入和湖泊初级生产力的提高，沉积物TP含量指示了流域营养物质的输入［13］。重金属元素的垂向变化记录了流域人类活动与自然环境相互作用的历史，是评价环境演化趋势的重要指标之一［35］。因此，可通过沉积物粒度、沉积速率、有机碳、氮、磷、重金属等各种环境代用指标来探究人类活动与湖区生态环境演变的关系。

根据太湖沉积物粒度、沉积速率、有机碳、氮、磷、重金属含量等各种环境代用指标，将太湖梅梁湾地区百年来的环境特征划分为如下3个阶段，并根据这3个阶段来探究人类活动与湖区生态环境演变的关系:

阶段一，33.5 cm～25.5 cm相当于1865—1948年，此阶段沉积物沉积速率逐渐变大，且在1920年以后上升趋势明显，粒度变粗，黏土含量变少，而TOC、TN、TP呈下降趋势，这可能是由于20世纪20年代前后为太湖流域民族工业发展的昌盛时期［11］，民族工业的发展改变了此流域先前以农业活动为主的生产生活方式，人类活动方式及强度的改变加强了对湖区的扰动，使沉积速率增大，同时，人类活动增强导致流域物质风化程度减弱［6］，大颗粒物质被携入湖泊，致使湖区沉积物粒度变粗，黏土矿物比例相对较少。沉积物粒度发生变化会引起营养盐含量的变化，此阶段TOC、TN向上下降，这与粒度变粗有明显关系。刘恩峰等人在太湖的研究结果也表明沉积物粒度变化会对营养盐含量产生影响［4］。此外，此阶段沉积物中Mn元素含量亦随深度的变浅而减少，根据沉积物粒度变化的金属效应—沉积物粒度构成，尤其是黏土含量是影响金属元素含量的重要因素，并且Mn与黏土含量的相关系数达0.82，可以推测，因该时期沉积了大量粗颗粒物质，黏土矿物所占比重比较少，使得该时段Mn的含量减少。

阶段二，33.5 cm～12.5 cm相当于1948—1980年，此阶段沉积物沉积速率变动幅度比较大，表明流域内人类活动增强。1949年以后，在大跃进和人民公社化的政策背景下，流域内的植被遭到严重破坏，在1958年至1962年期间出现第1个耕地流失高峰［36］，水土流失严重，致使沉积速率显著增大。20世纪六七十年代，在“文化大革命”的背景下，太湖周围的生态环境遭受新一轮的破坏，周围入湖泥沙增多，使得湖泊沉积速率相应增大。但此阶段TOC、TN和TP含量较为稳定，Cd、Pb与 Mn元素含量也相对稳定，变化均匀。这是因为这一时期太湖流域社会经济发展正处于历史困难时期［37］，经济发展滞缓，导致湖水污染的仅仅是农业非点源排放和生活垃圾，人为输入太湖的营养盐和重金属含量较少，因此底泥中重金属累积速率比较平稳，营养盐含量稳定，以自然循环为主。

阶段三，12.5 cm～0 cm相当于1980—2011年，此阶段沉积物沉积速率先小幅度增加后下降。改革开放以来，乡镇企业蓬勃发展，产业向农村延伸，大规模耕地被占用，导致在1985年至1986年期间太湖流域出现第2个耕地流失高峰［36］，故80年代初期，沉积速率增大。1998年以来，随着国家退耕还林、还草工程措施的实施以及太湖“零点”行动及其他污染治理措施的实施［31］，太湖的生态环境得到一定程度的改善，沉积速率亦相应的下降，表层沉积物中的Cd和Pb也出现减少的趋势。但整体而言，仍无法遏制人类活动对太湖生态环境破坏的现象。此阶段沉积物中细颗粒物质增多，TN、TP、TOC含量开始增加，重金属元素较前一阶段也有所增加，反映了湖区营养物质的大量输入和初级生产力的提高，湖泊发生明显的富营养化，重金属污染严重。分析其原因可能是，80年代以来，无锡工业化和城市化迅速发展，煤、石油等燃料的消耗量加大，黑色金属冶炼、皮革及电镀工业产生的大量的工业废水和生活污水排放入太湖，导致湖区内碳氮磷含量升高，重金属污染加重。

4 结论

通过对太湖北部梅梁湾地区沉积岩芯粒度、沉积速率、重金属 (Cd、Pb、Mn)、TOC、TN和TP等指标及其相关关系的分析，可以得到以下认识:

1)太湖北部底泥中TN、TOC含量与黏土含量呈现较好的相关性，说明TOC、TN元素主要吸附在细颗粒沉积物中，TOC含量与黏土含量的线性相关系数达到0.871，远高于TN含量与黏土含量的相关系数，说明TOC含量的变化与沉积物粒度的变化密切相关。

2)沉积物中Mn元素与黏土含量相关系数达0.82，且二者的变化趋势较为一致，说明Mn元素的变化主要是由粒度引起的。1975年以前，太湖梅梁湾地区Cd和Pb含量比较稳定，以自然沉积为主;20世纪70年代中后期，由于生活污水与工业废水的排放，太湖梅梁湾地区开始遭受Cd和Pb污染。

3)根据沉积物粒度、沉积速率、营养盐、重金属等各种环境代用指标，可将太湖梅梁湾地区百年来的环境特征划分为3个阶段，并根据这3个阶段来探究人类活动与湖区生态环境演变的关系:1865年到1948年期间，人类活动方式及强度的改变加强了对湖区的扰动，湖区沉积速率逐渐变大，粒度变粗，TOC、TN以及Mn元素向上下降;1948年到1980年期间，流域内人类活动进一步增强，沉积速率变动幅度比较大，但湖区生态环境较为稳定，这一时期导致湖水污染的仅仅是农业非点源排放和生活垃圾，人为输入太湖的营养盐和重金属数量比较少;1980年到2011年期间，无锡工业化和城市化迅速发展，煤、石油等燃料的消耗加大，大量的工业废水和生活污水排放入太湖，致使沉积物中营养物质大量输入和初级生产力提高，湖泊发生明显的富营养化，重金属污染严重。TN/TP表明人为磷元素的大量输入是导致太湖梅梁湾地区富营养化的主要原因。1998年以来各种污染治理措施的实施，使湖区生态环境有所改善，但整体而言，仍无法遏制人类活动对太湖生态环境破坏的现象。

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