王洪鑄 王海軍 李 艷 馬碩楠,2 于 清,2

(1. 中國科學(xué)院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術(shù)國家重點實驗室, 武漢 430072; 2. 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049)

水體富營養(yǎng)化是全球普遍存在的嚴重水環(huán)境問題。我國湖泊的富營養(yǎng)化問題尤為突出, 最典型的案例是2007年太湖藍藻水華事件, 致使無錫市五百萬人的飲用水和生活用水嚴重短缺。因此, 治理富營養(yǎng)化是中國和世界的重大需求。關(guān)于富營養(yǎng)化的治理, 有大量全湖實驗和湖泊治理實踐表明只控磷(P)就可使湖泊貧營養(yǎng)化[1—4], 但也有不少人認為需要氮(N)和P皆控[5—9]。由于N和P皆控成本高昂, 可達只控P的4—15倍[3,10], 故確定是否控N具有極為重要的現(xiàn)實意義。

Weber于1907年把eutrophic(富營養(yǎng)的)、mesotrophic(中營養(yǎng)的)和oligotrophic(貧營養(yǎng)的)的德文形式[n?hrstoffreichere (eutrophe) dan mittelreiche(mesotrophe) und zuletzt n?hrstoffarme (oligotrophe)]引入科學(xué), 描述泥炭沼澤土壤的營養(yǎng)水平; 1919年,Naumann用這些詞匯描述肉眼判定的水型, 試圖反映營養(yǎng)物質(zhì)和浮游藻類的多寡[11,12]。隨后, 根據(jù)局域湖泊的地形、物理和化學(xué)特征以及從細菌到魚類、水鳥的各種指示生物, 諸多學(xué)者嘗試劃分湖泊營養(yǎng)類型, 產(chǎn)生了許多復(fù)雜而難用的分類方法[11,13]。自20世紀(jì)70年代至今, 主要依據(jù)初級生產(chǎn)者的生物量和生產(chǎn)量劃分營養(yǎng)類型, 而放棄過去認為的原因和后果指標(biāo)[13,14]。所謂的富營養(yǎng)化(Eutrophication)是水體初級生產(chǎn)者(浮游藻類、著生藻類和大型水生植物)的生物量和生產(chǎn)量從低到高的演變過程,即從貧營養(yǎng)到富營養(yǎng)狀態(tài); 反之, 則為貧營養(yǎng)化(Oligotrophication)[13]。依據(jù)初級生產(chǎn)者類型, 富營養(yǎng)化分為藻型和草型(大型植物); 依據(jù)原因, 分為自然(Natural)和人為(Cultural)兩類。嚴重的富營養(yǎng)化影響供水安全(如藻類水華、沼澤化、毒素和異味物質(zhì)、缺氧、有害氣體), 破壞生態(tài)系統(tǒng)(如生物多樣性下降、魚類死亡和食物網(wǎng)簡化), 降低景觀和休憩價值。因藻型富營養(yǎng)化最常見且危害較大, 本文只討論該類災(zāi)害的控制問題。

何種營養(yǎng)增多導(dǎo)致富營養(yǎng)化？何種營養(yǎng)減少可控制富營養(yǎng)化？過去至現(xiàn)在的研究一般把這兩個問題歸為一個問題, 即限制性營養(yǎng)因子。Naumann猜測導(dǎo)致富營養(yǎng)化的主要因子是P和N[11,15]。通過對美國康涅狄格州及紐約49個湖泊數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析, Deevey[16]發(fā)現(xiàn)夏季浮游藻類葉綠素與冬季平均總磷(TP)的相關(guān)系數(shù)遠高于前者與冬季硝態(tài)氮(-N)和重碳酸堿度的相關(guān)系數(shù), 因而認為P是最重要限制因子; 隨后不少學(xué)者提出了類似的觀點[17]。同時, 實驗室的生物測試顯示微量元素(鐵、硼、銅、鈷和鉬), 以及有機生長因子(維生素B12、B1和E、激素)和有機螯合劑等, 也可能是限制因子[17]。

人為富營養(yǎng)化伴隨著人類文明, 沉積物分析顯示古羅馬時期湖泊就因人類活動而發(fā)生了水華。20世紀(jì)初期至中期, 富營養(yǎng)化問題在歐美等地日趨嚴重[4]。1966年, 經(jīng)濟合作與發(fā)展組織(OECD)委托瑞士學(xué)者Vollenweider收集研究富營養(yǎng)化相關(guān)文獻,尋求系統(tǒng)的治理方略。兩年后, Vollenweider[17]提交了里程碑式的綜述報告, 首先指出P和N是導(dǎo)致富營養(yǎng)化最重要的營養(yǎng)因子, 且P的限制作用常更強, 然后分析了湖水TP與外源負荷的關(guān)系及其影響因子, 進而建立了湖泊流域管理的系統(tǒng)框架。該報告雖從未正式出版, 但被廣泛引用, 并被成功應(yīng)用于伊利湖(Lake Erie)等北美湖泊的富營養(yǎng)化治理。Vollenweider[17]給出了P的限制作用強于N的三個證據(jù): (1)由貧營養(yǎng)至富營養(yǎng)的過程中, 浮游藻類優(yōu)勢種發(fā)生演替, 它們的最低需P量增加, 而需N量的變化無規(guī)律, 暗示P是限制因子; (2)初級生產(chǎn)力(冬季堿度-夏季堿度)與冬季TP的相關(guān)系數(shù)明顯大于與冬季無機N的相關(guān)系數(shù), 且TP超過閾值時高生產(chǎn)力的概率更大; (3)生物測試顯示: 浮游藻類生產(chǎn)力由低、中至高的過程中, 限制因子分別是P和N。Hutchinson[12]給出了另一個重要證據(jù): 根據(jù)巖石圈元素相對含量與植物體元素相對含量的比值, P的供給最稀缺, 故P是最可能的限制因子。

美國華盛頓湖(87.6 km2)治理案例說明降P即可逆轉(zhuǎn)富營養(yǎng)化。自20世紀(jì)30年代, 大量污水排入該湖, 富營養(yǎng)化和藍藻水華嚴重。1963—1968年入湖污水被完全截斷。至1975年, 該湖得以恢復(fù)。根據(jù)幾十年的數(shù)據(jù), Edmondson推斷治理成功的主因是減少了P輸入, 因為浮游藻類葉綠素含量與P濃度明顯正相關(guān), 而與N和碳(C)濃度相關(guān)不明顯[18—20]。

Vollenweider和Edmondson等[17—20]學(xué)者的工作已較清楚地說明P是浮游藻類的主要限制因子。這個結(jié)論意味著要限制含P洗滌劑的生產(chǎn), 因而受到了相關(guān)利益集團的反對。受有關(guān)廠商的資助, 有些學(xué)者根據(jù)小尺度的營養(yǎng)添加實驗聲稱導(dǎo)致藻類水華的因子是C而不是P, 認為過量外源有機質(zhì)分解產(chǎn)生二氧化碳, 從而促進藻類生長[14,21,22]。這個觀點受到鼓吹, 引發(fā)了關(guān)于限制營養(yǎng)的激烈爭論[23]。

為解決上述爭論, Schindler領(lǐng)導(dǎo)的團隊于1969年在加拿大實驗湖區(qū)的227號湖開展全湖營養(yǎng)添加實驗。該湖溶解性無機C的含量很低, 但在添加P和N后迅速富營養(yǎng)化, 因為二氧化碳能通過水氣界面得到補充[24—26]。該實驗徹底否定了C限制觀點。隨后, 該團隊在226號湖和其他湖泊繼續(xù)開展系列全湖實驗, 證明: 單添加P能導(dǎo)致湖泊富營養(yǎng)化, 而單添加N則不能; 添加N和P后停止添加P即可使湖泊實現(xiàn)貧營養(yǎng)化(詳見后文3.2)。因此, 北美和歐洲的許多湖泊采取了控P措施, 并取得了成功(詳見后文3.2)。

根據(jù)小尺度的營養(yǎng)添加實驗和氮磷比假說, 有些學(xué)者認為N也是藻類的重要限制因子, 同樣需要控制[27,28]。然而, Hutchinson[12]和Schindler[29]等早就認為控N可誘發(fā)固N藍藻大量生長。為了證實這一假說, Schindler團隊在227號湖通過減少和停止添加N繼續(xù)開展實驗(1969—2009)[1,30]。結(jié)果表明:減少N的輸入可大大促進固N藍藻的生長; 只要P充足且時間足夠, 固N作用就可使藻類總量達到較高水平, 從而使湖泊保持高度富營養(yǎng)狀態(tài)。這充分說明: 就藻類總量控制而言, 富營養(yǎng)化治理無需控N,只需控P。

過去關(guān)于富營養(yǎng)化的全湖實驗和治理實踐大多集中在高緯度地區(qū)。為此, 我們自2010年起在長江中游實驗池塘開展了系列實驗, 結(jié)果證實富營養(yǎng)化治理只需控P的結(jié)論同樣適用于亞熱帶等低緯度地區(qū)[31](詳見后文3.2)。中外研究已充分證明: 在數(shù)月至數(shù)年的尺度上, 消減N負荷不能控制浮游藻類的總量, 只有控P才能長期有效地治理富營養(yǎng)化及藍藻水華[2]?？諝庵写嬖诖罅康牡獨? 水體可以通過生物固N和閃電固N補充N的不足, 迄今全球自然固N量仍占總量(包括N肥生產(chǎn))的50%以上, 富營養(yǎng)湖泊藻類固N量占全部N輸入的28%(6%—82%)[32]。但是P沒有類似的補充途徑, 且其化合物溶解性較差, 故P成為限制藻類生長的最重要因素。

考慮到某些N形態(tài)的生態(tài)毒性等負面效應(yīng), 我們提出應(yīng)放寬控N, 集中控P[2]。進而, 系統(tǒng)研究了高N的生態(tài)效應(yīng), 初一步確定了放寬控N的限度(詳見后文5)。

對于富營養(yǎng)化治理應(yīng)放寬控N的觀點, 至今有不少人反對。雖然他們所說各種理由均不充分(詳見后文4), 但是仍然有很大的迷惑性。為從根本上駁倒嚴格控N觀點, 本文首先系統(tǒng)回顧了富營養(yǎng)化及限制性營養(yǎng)的研究歷史; 然后辨析限制因子概念的本質(zhì), 介紹減控因子新概念, 指出限制因子并不一定是減控因子; 繼而, 系統(tǒng)整理P為富營養(yǎng)化減控因子的系列證據(jù); 逐一反駁控N觀點的各種理由;闡述高N的生態(tài)效應(yīng), 給出放寬控N的限度; 最后,提出湖泊富營養(yǎng)化的系統(tǒng)管理對策。

1 限制因子概念及其發(fā)展

最小因子法則實質(zhì)上最早由德國農(nóng)學(xué)家和化學(xué)家Sprengel于1828年闡述。他指出: 植物發(fā)育需要12種物質(zhì)(鹽); 若任一種缺失, 植物將無法生長;若某一種的可利用量不能滿足植物特性的需求, 植物將生長不好。1840年, 德國化學(xué)家Liebig在專著《有機化學(xué)及其在農(nóng)業(yè)和生理學(xué)中的應(yīng)用》中轉(zhuǎn)述了這一規(guī)律, 但是沒有標(biāo)明出處; 1862年, 第七版正式提出最小因子法則。由于Liebig的巨大影響,該法則長期被冠以他的名字。德國史學(xué)家建議: 該法則應(yīng)被稱為Sprengel-Liebig Law of the Minimum[33]。

最初, 最小因子法則只涉及營養(yǎng)鹽, 此后擴展到溫度、光照、二氧化碳和水分等多種環(huán)境因子[34],適用對象從植物擴展到所有生物, 從個體擴展到種群和群落。1913年, 美國生態(tài)學(xué)家Shelford在最小因子法則上又提出了耐受性法則, 即每種生物對任一必需的環(huán)境(生態(tài))因子有耐受的上限和下限及適宜區(qū)[35]。當(dāng)一種環(huán)境(生態(tài))因子接近或超過生物的耐受限, 為最難以獲得的因子, 或為控制生物過程的最慢因子, 即成為限制因子(Limiting factor), 決定生物的生存、生長、繁衍和分布范圍[35,36]。由于分布區(qū)環(huán)境的時空異質(zhì)性, 特定時空點的限制因子可隨之變化, 任何必需的環(huán)境因子均可成為限制因子[37, 38]。

限制因子的直接判定依據(jù)(即操作定義)是因子改變實驗, 即當(dāng)改變某個環(huán)境因子(常自耐受限向適宜區(qū)改變, 如添加生物可利用營養(yǎng)物質(zhì))時, 若生物過程的速率(如初級生產(chǎn)量)或生態(tài)系統(tǒng)組分的大小(如生物量)發(fā)生顯著的相應(yīng)變化, 則稱該因子為限制因子[39]。20世紀(jì)60—70年代以前, 一般認為特定時空點的限制因子只有一個。后來, 中小尺度的實驗顯示存在多種資源限制(Multiple resource limitation)現(xiàn)象[39—41], 即分別改變多個因子時生物或生態(tài)系統(tǒng)均顯著變化, 或同時改變多個因子時顯著變化, 而單獨改變時無顯著變化。多種資源限制現(xiàn)象有三種機制[39]: (1)資源供給平衡改變導(dǎo)致植物發(fā)生生理和形態(tài)(如根莖比例)變化, 以便分配更多物質(zhì)和能量去獲取最稀缺的資源[42—44]。這種現(xiàn)象在通過截然不同途徑獲得的資源(如光、二氧化碳、水和營養(yǎng))分別改變時表現(xiàn)得最為明顯[43]。(2)資源供給的正相互作用。例如, 在陸地[45,46]和水體[1,31]生態(tài)系統(tǒng)中, 添加P導(dǎo)致固N速率上升, 從而使N的總量最終達到與P供給量相匹配的水平。反之, 添加N可促進陸地生物產(chǎn)生更多胞外磷酸酶來分解土壤有機P[47—49], 水體也有類似的現(xiàn)象[50—52]。然而, P和N供給的相互作用并不對稱, P供給量決定系統(tǒng)N的總量, 而N供給量只影響P循環(huán)速率, 卻不影響總量。N和P供給的正作用是中小尺度實驗中不少陸地、淡水和海洋系統(tǒng)表現(xiàn)為N和P共同限制的重要原因[41]。(3)在群落水平, 不同種類的資源需求不同[53]。例如, 由于不同種類細菌對C/P的需求不同, 導(dǎo)致在一定的C/P范圍內(nèi)培養(yǎng)細菌群落的生物量保持不變,同時添加C和P生物量則變化[54]。

限制因子可以分為近期限制因子(Proximate limiting factor)和終極限制因子(Ultimate limiting factor)[55,56]。近期限制因子的改變在中小時空尺度上直接導(dǎo)致生物過程或生物庫變化, 而終極限制因子的改變在大尺度上導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)完全變化, 一般不僅改變生物過程的速率, 而且持久顯著地改變生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和種類組成[39]。尺度大小是相對所研究生態(tài)過程的時空尺度而言的。例如, 由于人為富營養(yǎng)化過程發(fā)生的時間尺度為數(shù)年至百年, 空間尺度為單個水體(如湖泊)、流域水系或區(qū)域水體,在數(shù)天至數(shù)月的封閉瓶至圍隔實驗得出的限制因子為近期限制因子, 而數(shù)年至數(shù)十年的全湖施肥實驗得出的限制因子為終極限制因子。陸生植物的生命周期較長, 研究尺度應(yīng)該更大。由于生態(tài)系統(tǒng)是開放的復(fù)雜的適應(yīng)系統(tǒng), 近期限制因子不一定能指示終極限制因子, 兩者間常存在明顯不同(參見后文4.1)。生態(tài)系統(tǒng)管理更應(yīng)關(guān)注終極限制因子,但過去的研究集中于易分析的近期限制因子; 這種現(xiàn)象必須改變。

2 新概念: 減控因子

限制因子的定義和判定清楚地顯示, 其目的是確定促進生物生長的因子(圖 1A)。反之, 應(yīng)是抑制過度生長的因子。為此, 我們提出了一個新概念即減控因子(Abating factor)(圖 1B), 其定義是: 在生態(tài)系統(tǒng)管理中, 能夠抑制生物個體、種群和群落過度繁盛的必需環(huán)境因子(間接減控因子), 或直接減滅生物本身的物理(機械)、化學(xué)和生物因子(直接減控因子), 且成本效益最大; 生物必需(或致命)、管理尺度可控、實際應(yīng)用可行和比較成本最低是減控因子的四個充分必要條件[57]。

確定減控因子的步驟如下: (1) 必需性分析: 確定必需的環(huán)境因子(植物: 光、溫度、二氧化碳、水和必需營養(yǎng)元素等; 動物: 光、溫度、氧氣、水、食物和住所等)及直接減少、殺滅生物的途徑。(2) 可控性分析: 分析在實際管理中必需因子能否被長期有效控制, 或者減滅方法是否長期有效,進而選定若干備選減控因子。(3) 可行性分析: 分析備選減控因子的負面效應(yīng)及其與管理邊界條件的相容性, 進一步篩選減控因子。(4) 成本分析: 比較上述減控方法的顯性和隱性成本, 初步確定成本最低的為減控因子。(5) 開展大尺度實驗和應(yīng)用驗證, 最終確定減控因子。

在我們的實驗湖沼學(xué)基地, 有些營養(yǎng)添加實驗池塘周邊生長了不少濕生和挺水植物, 吸收了添加的營養(yǎng), 嚴重干擾了實驗。下面以我們對這些植物的成功控制經(jīng)驗為例說明減控因子的確定步驟(圖 2):

(1)可控性分析: 由于面積不大, 可用石棉瓦等材料有效遮光。二氧化碳、溫度和水難以控制。N、P和鉀(K)等必需元素可能是限制因子, 因P易沉積、好控制, 選擇P, 可通過控源和基底P鈍化等方法控制。收割和除草劑法有效, 但需多次使用。尚無有效的生物控制法(寄生和牧食等)。

(2)可行性分析: 除草劑污染池塘, 影響實驗, 不可行。

(3)成本分析: 用石棉瓦覆蓋控光僅一次投入,成本低, 而控P和收割需持續(xù)進行, 成本高。

(4)應(yīng)用驗證: 2013年覆蓋石棉瓦, 池塘邊植物一直得到有效控制。

這個例子說明, 非限制因子也可成為減控因子,而限制因子不一定是減控因子。P很可能是濕生和陸生植物的限制因子甚至是終極限制因子[39], 但是幾乎不可能通過降P抑制雜草和入侵種, 而是要使用機械、化學(xué)和生物控制手段[58,59]。

3 富營養(yǎng)化減控因子的分析與驗證

3.1 減控因子分析

圖3顯示了湖泊富營養(yǎng)化減控因子的分析過程與結(jié)果。說明如下:

圖1 限制因子(A)和減控因子(B)概念示意圖(以具多板閘門的水箱說明)Fig. 1 Diagrams of limiting factor (A) and abating factor (B) concepts, each using a water box with a multi-boards gate

(1)必需性分析: 藻類有20種必需營養(yǎng)元素(大量元素C、氫(H)、氧(O)、N、P和硫(S); 微量元素鈣(Ca)、鎂(Mg)、鈉(Na)、氯(Cl)、K、硅(Si)、鐵(Fe)、錳(Mn)、鉬(Mo)、銅(Cu)、鈷(Co)、鋅(Zn)、硼(B)和釩(V)[60]。直接減滅法詳見后文6.4和6.5。

圖2 池塘邊雜草減控因子的確定步驟Fig. 2 Procedure to determine the abating factor of pondside weeds

圖3 湖泊藻類水華減控因子確定步驟[57]Fig. 3 Procedure to determine the abating factor of algal blooms in lakes[57]

(2)可控性分析: 顯然, 在野外條件下, 光、溫度和水無法控制。篩選易控的必需營養(yǎng)元素可通過三個步驟: (A)選擇可能的限制性元素, 因為其含量一旦降低就可抑制藻類, 控制量較小。限制元素的候選者包括: (i) 在環(huán)境背景(如巖石圈)中相對含量與在生物體中相對含量比值最小的元素, 如P和Mo[12]; (ii) 水中含量接近或低于生物最小需求量的元素, 如P和N[61]; (iii) 生產(chǎn)量、生物量與環(huán)境營養(yǎng)含量緊密相關(guān)的元素, 如P和N[17]; (iv) 小尺度營養(yǎng)添加實驗顯示的限制元素, 如C、P、N、Fe和Mo[14,17,62,63]。(B) 選擇沉積型循環(huán)元素(P、Fe和Mo), 因為易沉積, 可能易控制, 而氣體型循環(huán)元素(C和N)可以從空氣補充, 難以控制。(C) 選擇大量元素(P), 因為微量元素需要量低, 控制它們至極低水平非常難。根據(jù)以上分析, 確定P為易控元素。在直接減滅法中, 機械清除只能清除表面水華, 對混勻的藻細胞無效; 絮凝沉降不適用于風(fēng)浪大的湖泊, 對有些藻類無效, 且影響其他生物; 沉水植被修復(fù)只在低中營養(yǎng)水平的淺水湖泊有效; 動物牧食(經(jīng)典生物操縱、濾食性魚類等)只適用于低營養(yǎng)水平湖泊, 效果不穩(wěn)定。

(3)可行性分析: 超聲波和殺藻劑對環(huán)境和其他生物有較大的負面影響, 且需反復(fù)施用, 只能用于景觀小水體等。

(4)成本分析: 換水所需凈水的量很大, 成本高,且水資源有限, 在絕大多數(shù)湖泊不可能實施。

(5)實驗和應(yīng)用驗證: 控P效果良好, 如下述。

3.2 全生態(tài)系統(tǒng)實驗和湖泊治理驗證

關(guān)于僅控磷就可控制富營養(yǎng)化的實驗20世紀(jì)70—80年代, 加拿大實驗湖區(qū)(49°N)開展了3個全湖實驗, 證明僅控P就可控制富營養(yǎng)化。(1) 304號湖(3.62 ha)實驗, 施肥期為1971—1976年。施肥前(1969—1970) 浮游藻類葉綠素a(Chl.a)為6.0—7.0 μg/L。1971—1972年, 每年添加0.40 g/m2的P, 5.2 g/m2的N(氯化銨)和5.5 g/m2的C(蔗糖), 隨后[6個月后(夏季)]發(fā)生藻類水華, Chl.a達到23.5—25.0 μg/L。1973—1974年, 停止添加P, 只添加N和C, Chl.a降低至未施肥前的水平(4.5—8.0 μg/L)。1975—1976年再次添加P和N(硝酸鈉), Chl.a再次上升, 至11.7—22.5 μg/L[3,64]。在停止施肥后, 水體總磷(TP)、總氮(TN)和Chl.a又迅速降低。(2) 226號湖(16.1 ha)實驗, 施肥期為1973—1980年。該湖呈“8”字形, 被塑料隔板分隔為基本相同的西南和東北兩個區(qū)。西南區(qū)每年添加1.92 g/m2的N(硝酸鈉)和3.67 g/m2的C(蔗糖), 1973—1975年間浮游藻類總量基本不變, 浮游藻類生物量(BPhyt)為2.7(0.7—4.9) mg/L, Chl.a為7.0(6.5—8.1) μg/L, 但在1976—1980年, 由于隔板破損, P由東北區(qū)流入,TP由0.009(0.008—0.011) mg/L升至0.01(0.008—0.015) mg/L,BPhyt增加至3.4(1.2—7.6) mg/L, Chl.a增加至8.0(5.4—10.5) μg/L。在東北區(qū), C和N添加率始終與南區(qū)相同; 每年添加0.34 g/m2的P(磷酸),藍藻水華持續(xù)發(fā)生,BPhyt為6.1(1.2—15.8) mg/L,Chl.a為11.7(3.1—19.9) μg/L。在停止加P后, 藻類水華很快(1981年)停止,BPhyt降至2.0(1.8—2.3) mg/L, Chl.a降至4.0(3.1—5.5) μg/L[65—67]。(3) 302號湖(23.7 ha)實驗, 施肥期為1982—1986年。該湖被分隔為南北兩個區(qū), 北區(qū)每年添加約4.2 g/m2的N(硝酸), 南區(qū)每年添加硫酸, 南、北區(qū)均不添加P。結(jié)果顯示兩區(qū)Chl.a和BPhyt均未增加, 只是由于pH的降低, 藻類組成發(fā)生了改變: 在南區(qū), 當(dāng)水體pH低于5.6時, 甲藻代替金藻成為優(yōu)勢類群, 當(dāng)pH繼續(xù)降低至低于5.3時, 硅藻和藍藻消失; 在北區(qū), 當(dāng)水體pH低于6.0時, 藻類從金藻占優(yōu)勢轉(zhuǎn)變?yōu)榫G藻和腰鞭毛蟲占優(yōu)勢。在北區(qū)停止施肥后, TN和-N迅速降低[3,68,69]。

我們在長江中游的湖北保安湖實驗站開展了兩個較長時間的實驗, 進一步證明僅控P就可控制富營養(yǎng)化。(1)中宇宙實驗, 實驗為期9個月, 在體積約800 L的聚乙烯桶內(nèi)開展。實驗共設(shè)4個處理,即+N+P、-N+P、+N-P和-N-P (+為添加; -為不添加) , 其中+N-P處理中TN的目標(biāo)濃度為2 mg/L,-N+P處理中TP的目標(biāo)濃度為0.2 mg/L。結(jié)果顯示:+N-P處理的Chl.a為4.17(0.68—13.42) μg/L,BPhyt為0.13(0.03—0.24) mg/L, 與-N-P處理的無明顯差別,分別是+N+P處理的25.5%和13.1%。(2)全系統(tǒng)實驗, 實驗為期18個月, 在水域面積約500 m2的池塘中開展, 和上述實驗設(shè)置了相同的4個處理, 其中+N-P處理中TN的目標(biāo)濃度為2 mg/L, -N+P處理中TP的目標(biāo)濃度為0.2 mg/L(自2011年7月TP目標(biāo)濃度提高至0.3 mg/L)。結(jié)果顯示: +N-P處理的Chl.a為23.6(1.6—58.0) μg/L,BPhyt為4.08(0.02—24.25) mg/L, 與-N-P處理的無顯著差別, 其均值分別為+N+P處理的59.5%和47.6%[31](圖 4)。

圖4 長江中游池塘施肥實驗(2010.12—2012.6)[57]Fig. 4 The fertilization experiment in the ponds in the middle Yangtze Basin (2010.12—2012.6)[57]

關(guān)于減氮不能控制浮游藻類總量的驗證加拿大實驗湖區(qū)(49°N)開展了兩個全湖實驗, 證明減N不能控制浮游藻類總量。(1)261號湖(5.6 ha), 施肥期為1973—1976年, 每年添加0.246 g/m2的P(磷酸)。Chl.a在施肥前的5年為1.9(0.1—3.4) μg/L, 施肥的4年間為6.4(4.3—8.9) μg/L; TN在施肥前為2.4(1.5—2.9) mg/L, 施肥后第3—4年明顯上升, 至3.7—5.6 mg/L。夏季睡蓮上附著魚腥藻(Anabaenasp.)的固N量較高[3,70]。(2)227號湖(5.0 ha), 施肥期為1969—2014年。P的施肥量保持不變, 每年添加0.48 g/m2的P(1969年使用磷酸鈉, 此后使用磷酸);N的施肥量逐步降低, 1969—1974年每年添加6.29 g/m2的N(硝酸鈉), 1975—1989年添加2.4 g/m2的N,1990—2014年不添加; 施肥N/P由約12降至約5, 然后降至0。三個階段浮游藻類總量均較高, Chl.a分別為32.2(15.5—59.0)、26.8(10.5—54.5)和23.9(12.0—35.0) μg/L。固N藍藻自第二階段前幾周開始出現(xiàn), 在20世紀(jì)80年代早期成為夏季優(yōu)勢種類,在第三階段其生物量超過總量的50%。固N量也相應(yīng)地從0增至0.64 g/(m2·y)(第二階段), 至1.21 g/(m2·y)(第三階段)。2011年的測算顯示: 水華期固N量占湖上層外源N輸入的69%—86%。減N前后TN變化不大, 三個階段分別為0.77(0.46—0.95)、1.09(0.79—1.47)和 0.81(0.55—1.10) mg/L[1,30,70—72]。國外還有兩個類似的實驗, 一是英國的Seathwaite Tarn水庫(54°N, 26.7 ha), 1992—1993年每年僅添加0.23 g/m3的P, Chl.a上升[73]; 二是加拿大的Far Lake(63°N, 3.7 ha), 1979—1981年每年僅添加0.1 g/m2的P(磷酸), 固N的附著生物和浮游藻類出現(xiàn), 但可能由于施肥時間較短, 浮游藻類生物量和生產(chǎn)量增加不明顯[3,74]。

我們開展的兩個較長時間的實驗進一步證明減N不能控制浮游藻類總量。(1)就中宇宙實驗來說, -N+P處理的Chl.a為9.72(0.10—33.49) μg/L,BPhyt為0.49(0.01—2.26) mg/L, 和+N+P處理的相差不多, 分別是+N-P和-N-P處理的2.3—2.4倍和2.7—3.8倍。-N+P處理的TN雖然未能超過+N+P和+N-P處理, 但在整個實驗的大部分時段都高于-N-P處理。實驗結(jié)束時的N收支計算顯示,-N+P處理的凈自然N輸入量是+N+P的1.4倍,-N-P的是+N-P的2倍[75](圖 5), 說明減N導(dǎo)致凈自然N輸入量增加。(2)就全系統(tǒng)實驗來說, -N+P處理的Chl.a為42.95(9.79—100.70) μg/L,BPhyt為10.83(0.16—75.66) mg/L, 與+N+P處理的相近, 其均值分別為兩個未加P處理的1.6—1.8倍和2.7—3.6倍;-N+P處理的DPhyt是其他三個處理的2.1—3.0倍。-N+P處理的固N異形胞密度是+N+P的4.5倍, 異形胞較多時TN: TP為10—25; -N+P處理的TN逐步上升, 在實驗的第4個月即與+N+P處理的TN相當(dāng), 隨后甚至超過后者[31]。

圖5 長江中游中宇宙施肥實驗的凈自然氮輸入(固氮量-反硝化量, 2010.12—2011.9)[75]Fig. 5 Net nitrogen inputs(fixed-denitrified N) in the fertilization experiment in the mesocosms in the middle Yangtze Basin(2010.12—2011.9)[75]

在我們的池塘實驗中, -N+P處理的TN和異形胞數(shù)量均在數(shù)月內(nèi)達到了較高水平[31]。在加拿大實驗湖區(qū), 261號湖在添加P肥的第3年TN才開始出現(xiàn)明顯上升[65]; 在 227號湖, 減N后第5年異形胞數(shù)量才達到較高水平[1]。這說明亞熱帶水體的固N速率比溫帶高, 其原因應(yīng)歸于兩個區(qū)域間的溫度差異。本實驗所在區(qū)域(30°N)的年均氣溫約19℃, 湖水表面一般不結(jié)冰, 而加拿大實驗湖區(qū)(49°N)的年平均氣溫約3℃, 每年僅5—10月為無冰期。研究表明, 固N酶活性在5—15℃隨溫度上升緩慢升高,15—30℃快速上升, 隨后下降[76—78]; 溫度較高時湖泊固N速率比較低時高出數(shù)倍[70,79]。

湖泊治理驗證在高緯度地區(qū)(42—59°N),已有不少集中控P即可遏制湖泊富營養(yǎng)化的成功案例[3,80], 如Lake Washington[2,18—20]、Lake Erie[81]和Lake Zürich[82]。下面簡述4個代表者:

(1) Lake M?laren(59°N, Sweden)[83,84], 該湖包括許多湖區(qū), 總面積達1120 km2, 包括3個區(qū): Galten區(qū)(61 km2)、Bj?rkfj?rden區(qū)(340 km2)和Ekoln區(qū)(30 km2)。20世紀(jì)60年代時, 該湖已嚴重富營養(yǎng)化,每年6—9月藍藻水華持續(xù)發(fā)生。在1966—1973年間, Galten區(qū)的TP為0.067 mg/L, TN為1.3 mg/L,BPhyt為6.3 mg/L; Bj?rkfj?rden區(qū)的TP為0.03 mg/L,TN為0.7 mg/L,BPhyt為0.9 mg/L; Ekoln 區(qū)的TP為0.093 mg/L, TN為1.4 mg/L,BPhyt為3.1 mg/L。自1975年開始控制P和其他工業(yè)廢水的排放, TP開始下降, TN僅在Galten區(qū)有所下降, 但各湖區(qū)藻類總量都開始下降, 藍藻水華僅在每年夏末短時間出現(xiàn)。1985—1995年, Galten區(qū)的TP為0.05 mg/L, TN(1980—1983)為0.9 mg/L,BPhyt為3.9 mg/L; Bj?rkfj?rden區(qū)的TP為0.022 mg/L, TN(1980—1983)為0.7 mg/L,BPhyt為0.6 mg/L; Ekoln區(qū)的TP為0.055 mg/L,TN(1980—1983)為1.8 mg/L,BPhyt為1.3 mg/L。

(2) Lake Constance(49°N, Germany)[85,86], 該湖面積達473 km2。在20世紀(jì)30年代, 該湖為貧營養(yǎng)狀態(tài), TP小于0.002 mg/L。1951—1981年, 大量城市和工業(yè)污水排入湖中, 1979年時TP達0.087 mg/L,Chl.a約6 μg/L, 以隱藻和硅藻為主的水華頻發(fā)。從1959年開始實施控制外源P輸入的治理工程, TP開始下降, 自2000年后富營養(yǎng)化基本得到控制。至2007年時TP降至0.076 mg/L, Chl.a降至約2 μg/L, 水華現(xiàn)象不再發(fā)生。達213 km2。從20世紀(jì)60年代開始,由于受農(nóng)業(yè)和

(3)LakeMaggiore(46°N,Sweden)[87],該湖面積工業(yè)污染影響, 湖泊面臨富營養(yǎng)化問題, 至1976年TP為0.013 mg/L,-N(該湖TN的主要成分)為0.76 mg/L, 1981年(首次檢測)Chl.a為5.51 μg/L。從1976年開始以控P為主的治理工程, 到1990年湖泊恢復(fù)到污染前水平。此時,-N較治理前沒有明顯變化, 為0.78 mg/L, TP降至0.008 mg/L, Chl.a降至4 μg/L。

(4) Moses Lake(47°N, 美國華盛頓州)[88]。該湖面積29 km2, 平均水深5.6 m。20世紀(jì)70年代前高度富營養(yǎng)化, 1969—1970年湖水TP為0.15 mg/L, TN為1.2 mg/L, Chl.a為52 μg/L。1977—2001年大量引水至入湖溪流, 加上流域治理, 使入流TP和TN分別從約0.15和1.2 mg/L(1969—1970)下降至0.03和0.4 mg/L(2001)。雖然引水中TN/TP較高, 但固N藍藻束絲藻(Aphanizomenon)仍長期占優(yōu)勢直至內(nèi)源P釋放停止。2001年, 湖水TP、TN和Chl.a降至0.01 mg/L、0.13 mg/L和17 μg/L。

美歐用化學(xué)藥品鈍化湖內(nèi)活性P, 有不少成功案例。例如美國北方湖泊用鋁鹽鈍化沉積物P的效果表明: 在6個淺水湖泊(無溫躍層), 施用鋁鹽5—11年后, TP和Chl.a分別下降了48%和40%; 在7個深水湖泊(有溫躍層), 5—18年后 TP和Chl.a均下降了42%[89]。又如: 荷蘭的Lake Rauwbraken(51.5°N,4 ha)使用聚合氯化鋁和鎖P劑對水柱和沉積物P沉降鈍化, 5年內(nèi)湖水平均TP下降了92%(0.169—0.014 mg/L), Chl.a下降了81%(19.5—3.7 μg/L)[90]。這些湖內(nèi)P鈍化實踐是很好的全湖實驗, 再次證明只控P就可控制富營養(yǎng)化。

在亞熱帶地區(qū), 也有一些類似的案例。(1) 杭州西湖(30°N), 自1986—2011年以來, 以引水和削減外源為主的綜合治理使湖水TP均值下降了58%—76%(0.12—0.04 mg/L), TN只下降了7%—9%(2.5—2.3 mg/L), 而Chl.a降低了69%—94%(160—30 μg/L, 圖 6)[91—101]; 斯皮爾曼相關(guān)分析顯示全湖Chl.a的變幅與TP的變幅顯著正相關(guān)(r=0.68,P=0.004,n=14), 而與TN的變幅無關(guān)(r=-0.4,P=0.13,n=14); 引水后藍藻密度占比有所下降, 綠藻占比有所增加, 且藻類種類數(shù)有所增加[102]。(2)美國的Lake Apopka(28°N), 1994—2004年的外源削減使TP下降了54%(0.23—0.11 mg/L), 而TN只下降了26%(5.3—3.9 mg/L), 結(jié)果Chl.a還是下降了37%(94—60 mg/L); 回歸顯示Chl.a與TP關(guān)系較強[103]。

圖6 1986—2011年西湖的外湖(A)、西里湖(B)和全湖(C)的總氮(mg/L)、總磷(×10-1 mg/L)和葉綠素a(×102 μg/L)的變化Fig. 6 Changes in total nitrogen (TN, mg/L), total phosphorus(TP, ×10-1 mg/L) and phytoplankton chlorophyll a (Chl.a, ×102 μg/L) in the two subareas, Waihu (A) and Xilihu (B), and the whole lake (C) of Lake Xihu (1986—2011)

海洋和陸地生態(tài)系統(tǒng)的佐證根據(jù)中小尺度的營養(yǎng)添加實驗, 以及較高鹽度(>10‰—12‰)水域浮游異形胞固N藍藻少或無的現(xiàn)象, 不少學(xué)者認為N是河口和海洋浮游藻類的限制因子, 因而應(yīng)采用N、P皆控策略控制富營養(yǎng)化[5,6,41,104—106]。但是這個觀點缺乏足夠的證據(jù)。首先, 限制營養(yǎng)并不一定是減控因子。其次, 實驗尺度太小, 最大的是僅13.1 m3中宇宙, 持續(xù)時間9周[107]。第三, 近期研究表明: 海洋非異形胞絲狀藍藻(如束毛藻Trichodesmium)和單細胞藍藻(如黏球藻Gloeocapsa)的固N貢獻相當(dāng)可觀, 少數(shù)種類在有氧條件下也能固N[108—111]。近海(包括高鹽度水)沉積物異養(yǎng)微生物固N率遠高于過去的估算, 可達反硝化率的8倍, 使沉積物從N匯變?yōu)镹源[112—114]。事實上, 在低鹽度的斯德哥爾摩河口區(qū), 已通過集中控P成功地控制了富營養(yǎng)化[1]。

Cole和Heil[115]提出了N與P平衡假說, 即: 若時間足夠長, 任何生態(tài)系統(tǒng)中生物活性N的水平將與生物活性P的供給相平衡。該假說在水生態(tài)系統(tǒng)上已得到了證實(如上述), 在陸地生態(tài)系統(tǒng)上也得到相當(dāng)多證據(jù): (1)土壤母質(zhì)的P含量及風(fēng)化程度(后者關(guān)乎P的可利用性)決定土壤的N(和有機碳)含量[116,117],土壤P含量對N含量有很高的預(yù)測能力[118]; (2)僅施用P肥可增加土壤N含量, 如新西蘭某天然草地施用過磷酸鈣25年, 添加1 kg的P平均增加5.7 kg的N[116]。(3)添加P可顯著增加根瘤數(shù)量和含N量[119]、豆科植物的含N量[120]。(4)火燒后草原的可利用P增加, 固N藍藻生物量和固N酶活性隨之增加, 美國大草原估算的固N量為21 kg/(ha·y)[45]。(5)藍藻型地衣的固N量相當(dāng)可觀[121]。(6)在生物可利用P較缺乏的土壤發(fā)育早期和晚期, 森林落葉中添加P可顯著增加異養(yǎng)固N菌的酶活[122]。不過, 由于陸地生態(tài)系統(tǒng)的初級生產(chǎn)者壽命長, 且N和P的生物可利用性較難量化, 目前還沒有類似于淡水的全系系統(tǒng)實驗證據(jù)。

4 控氮觀點的邏輯和實驗錯誤

4.1 用不恰當(dāng)?shù)姆椒ù_定限制因子, 進而錯誤地推定減控因子

營養(yǎng)添加實驗的原水來自于富營養(yǎng)化水體中小尺度的營養(yǎng)添加實驗的原水一般來自于研究水體, 而有些水體已經(jīng)富營養(yǎng)化。例如, Xu等[122]和Paerl等[124]的原位掛瓶實驗所用太湖超富營養(yǎng)化的原水, TP、TN和Chl.a分別達0.09—0.21 mg/L、2.0—4.9 mg/L和28—110 μg/L。又如, Kolzau等[125]室內(nèi)培養(yǎng)實驗從4個德國湖泊所采原水的TP、TN和Chl.a分別達0.03—0.10 mg/L、0.6—1.5 mg/L和15—61 μg/L。這樣的實驗設(shè)計顯然不符合邏輯。實驗?zāi)康氖遣槊鲗?dǎo)致水體浮游藻類過度繁殖的營養(yǎng)因子, 故實驗應(yīng)基于富營養(yǎng)化前的狀態(tài), 至少實驗原水應(yīng)采自接近富營養(yǎng)化前狀態(tài)的水體?；诟粻I養(yǎng)化原水的營養(yǎng)添加實驗至多只能預(yù)測營養(yǎng)負荷繼續(xù)增加時富營養(yǎng)化水體的反應(yīng)。這些實驗結(jié)果一般顯示為N限制或N和P限制[122,125], 因為TN/TP隨營養(yǎng)水平(TP和Chl.a)增加而下降[126—128]。系列研究發(fā)現(xiàn): 無論外源輸入的TN/TP如何, 伴隨富營養(yǎng)化的低氧至無氧狀態(tài)加劇反硝化作用, 使脫N量達TN輸入的42%—64%(濕地和湖泊均值), 卻促進內(nèi)源P釋放, 從而降低水柱的TN/TP[129—133]。

用小尺度的營養(yǎng)添加實驗判定限制因子大部分營養(yǎng)添加實驗的時空尺度較小, 可分為瓶生物測試和圍隔實驗兩類。實際上, 這類實驗只能判定近期限制營養(yǎng), 更不能判定減控因子。

瓶生物測試是在盛有藻類培養(yǎng)或水體原水的封閉瓶中進行, 實驗時間為幾個小時至幾天。這種實驗系統(tǒng)過度簡化, 且時間太短, 不能模擬與空氣的氣體交換、固N等長期過程。20世紀(jì)60—70年代有研究者用瓶生物測試(以及小型中宇宙實驗)顯示C是限制因子, 認為需要控C, 而不是P, 但僅加C和N的全湖實驗顯示藻類總量沒有變化, 而僅加P的全湖實驗表明從水氣界面輸入的二氧化碳能夠較快彌補C的不足, 從而使藻類總量達到與P相當(dāng)?shù)乃絒1,3,29,71]。同樣, 瓶生物測試常常顯示N限制[122],進而認為需要控N, 但是僅加N的全系統(tǒng)實驗顯示藻類總量沒有增加, 而僅加P的全系統(tǒng)實驗顯示生物固N以及大氣沉降、地表徑流、N再生利用和反硝化速率降低等過程能夠彌補N的不足[3]。

中宇宙實驗包括原位圍隔實驗和異位模擬實驗, 實驗時間常為幾天至幾周。這種實驗有難以克服的缺點, 如: 空間尺度小, 不能容納各類生物, 特別是捕食者和夜間活動動物; 時間尺度小(著生物過多、滲漏等原因), 不能準(zhǔn)確評價對慢反應(yīng)生物和生物地化過程的影響; 切斷了沿岸帶-浮游區(qū)和流域-水體等重要相互作用。因此, 中宇宙實驗的結(jié)果多難以外推到真實水體[134]。若實驗設(shè)計能恰當(dāng)模擬小尺度的生態(tài)過程, 中宇宙實驗也可得到有價值的結(jié)果, 但仍需全系統(tǒng)實驗和野外觀測的最終驗證。就營養(yǎng)添加實驗而言, 雖然可通過水氣界面向水體補充N, 但由于時間太短, 難以完全彌補N的不足[134], 導(dǎo)致實驗顯示P限制, 如加拿大實驗湖區(qū)和丹麥湖泊的原位圍隔實驗[135,136]。因此, 中宇宙實驗顯示的依然是近期限制營養(yǎng)因子。

用氮磷比假說推斷限制因子通過對N和P與Chl.a關(guān)系以偏概全的歸納, Sakamoto最早提出氮磷比假說, 認為N/P較大時藻類受P限制,TN/TP較小時受N限制, TN/TP中等時受二者共同限制。隨后不少學(xué)者效仿, 試圖通過比較不同TN/TP下Chl.a/TP和Chl.a/TN的大小以及N和P對Chl.a變異的解釋率來分析藻類營養(yǎng)限制類型, 但這些研究均缺乏嚴格的統(tǒng)計檢驗。依據(jù)在長江流域40多個不同類型湖泊的多年調(diào)查結(jié)果, 我們系統(tǒng)深入地分析了TN、TP與Chl.a的關(guān)系。首先, 依據(jù)Sakamoto提出的TN/TP閾值將湖泊分為三個組, 比較lg(TN)、lg(TP)與lg(Chl.a)的回歸關(guān)系, 發(fā)現(xiàn)各組TP對Chl.a變異的解釋率(R2)和預(yù)測能力(百分誤差率)均高于TN。然后, 進一步比較全部TN/TP范圍內(nèi)TP和TN對Chl.a變異的解釋率, 發(fā)現(xiàn)兩者之差與TN/TP無關(guān), 且在70%的數(shù)據(jù)組中TP對Chl.a的解釋率高于TN。最后, 分析lg(Chl.a/TP)與lg(TN/TP)、lg(Chl.a/TN)與lg(TP/TN)的回歸關(guān)系, 發(fā)現(xiàn)在給定TP時Chl.a變化不受TN的影響, 即Chl.a/TP趨向于一個定值, 而在給定TN時Chl.a隨TP濃度的上升而迅速增加。因此, 我們的研究徹底否定了以TN/TP為指數(shù)來判別藻類營養(yǎng)限制類型的傳統(tǒng)觀點。

想當(dāng)然地把限制因子當(dāng)作減控因子基于小尺度營養(yǎng)添加實驗以及被否定的氮磷比假說, 研究者發(fā)現(xiàn)有些水體存在N限制和P限制季節(jié)性交替出現(xiàn)的現(xiàn)象, 或者N和P共同限制。雖然至多只能判定近期限制營養(yǎng), 但研究者多據(jù)此推定終極限制因子和減控因子, 認為需要控N[5—9,106,122,137]。顯然,這是錯誤的。

4.2 依據(jù)短時間尺度的證據(jù), 認為固氮不能彌補N的不足

有些學(xué)者認為, 有些湖泊的浮游異形胞藻類年固N量低, 反硝化作用較強, 固N不能彌補N的不足[8,106,137,138]。這種觀點缺乏生態(tài)系統(tǒng)尺度的長期實驗證據(jù)[139]。只要每年的N凈增量大于零, 在足夠長的時間內(nèi)就一定能夠彌補N的不足。除浮游異形胞藻類固N外, N的輸入項還有著生異形胞藻類、浮游無異形胞藻類和異養(yǎng)細菌固N[109,110,140]、閃電固N以及地表徑流輸入等; 除漁業(yè)產(chǎn)品和出水外,N的輸出項主要是反硝化, 其速率隨N輸入量減少而減少[129]。因此, 湖泊可通過固N和減少脫N彌補N的不足。盡管高緯度湖泊的固N酶活性較低[31],但在加拿大實驗湖泊的227湖, 在減N和停N的40年間(1975—2014年), TN和Chl.a一直維持在與P相當(dāng)?shù)乃絒1,30,72]。在低緯度湖泊, 彌補N不足則較快。在我們僅加P的池塘中, TN和Chl.a在數(shù)月內(nèi)就達到了與P相當(dāng)?shù)乃?。值得一提的? 在中宇宙實驗中, 雖然僅加P處理沒有異形胞固N藻類, 但所獲得自然N補給(自然輸入-反硝化)是其他三個處理的1.4—4.5倍, 這只可能歸因于脫N量降低和其他生物固N。同樣, 關(guān)于河口和近海固N不能彌補N不足的觀點也沒有足夠的證據(jù)(詳見前文)。

4.3 認為重污染湖泊內(nèi)源負荷P難以控制, 因而需要控N。

有些學(xué)者以湖泊內(nèi)源P負荷難以控制為由反對集中控P[5,8,106]。內(nèi)源P消減確實是一個緩慢的過程, 外源控制10—15年后才停止釋放[141]。但是, 這并不能成為控N的理由, 因為若不能有效控制內(nèi)源P釋放, 在水力滯留時間較長的湖泊中控N的努力將被生物固N和減少脫N所抵消。這已為我們和加拿大僅加P的實驗所證明, 只是P源不同而已。

若湖水滯留時間較短, N的累積滯留量較小, 則大幅度減N可在一定程度上降低重富營養(yǎng)湖泊的藻類總量, 但根治富營養(yǎng)化仍需控P。例如, 德國柏林的Lake Müggelsee, 面積7.3 km2, 平均水深4.9 m, 水力的滯留時間只有6—8周; 與1979—1990年相比,1997—2003年的外源P、N負荷分別減少52%[5.9—2.8 g/(m2·a)]、67%[138—45 g/(m2·a)], 但夏季TP和TN分別只減少20%(231—185 μg/L)、42%(1880—1090 μg/L), 因為夏季內(nèi)源P釋放降低了TN/TP(<7.2),進而誘導(dǎo)固N藍藻水華(Aphanizomenon flos-aquae);夏季浮游藻類生物量減少了55%(15.9—7.2 mm3/L),與夏季TN和春季TP顯著相關(guān), 與夏季TP不顯著相關(guān), 春季生物量與TP顯著相關(guān); 因此, 若不進一步控P, 該湖仍將處于富營養(yǎng)狀態(tài)[142]。

5 高氮的生態(tài)效應(yīng)及放寬控氮的限度

5.1 高氮的生態(tài)效應(yīng)

對水華類型的影響在高N、P負荷比和高無機N濃度等條件下, 富營養(yǎng)湖泊易發(fā)產(chǎn)毒的微囊藻等非固N藍藻水華[143,144]; 在低N、P負荷比條件下, 春季常發(fā)生固N藍藻水華(有的產(chǎn)毒), N累積后的夏季也常發(fā)生非固N藻類水華[1,31,145]; 因而放寬控N或可延長非固N藍藻水華的持續(xù)時間。由于浮游藻類和水華藍藻總量取決于TP[146—148], 且各類水華均有較大危害, 故只有控P才能根治水華。當(dāng)然,若不考慮成本, N、P皆控或有助于控制非固N藍藻水華。

對水生動物的影響對無脊椎動物和魚類的小尺度實驗表明, 氨和亞硝酸根()存在一定的毒性, 而硝酸根()的毒性較弱[149—152]。氨的有毒形態(tài)是游離的分子態(tài)氨(NH3), 而離子態(tài)銨()無毒或微毒[153]。NH3可破壞水生動物的鰓黏膜, 影響動物的輸氧、ATP產(chǎn)生、滲透調(diào)節(jié)和免疫等生理活動等[152]。除可使魚類等動物體內(nèi)組織缺氧而導(dǎo)致死亡外, 還可引起動物體內(nèi)電解質(zhì)失衡、膜電位變化,影響骨骼肌收縮和心臟功能等[154—157]。天然水體中的濃度一般很低,實際毒性很小。自身無毒, 只是在生物體內(nèi)轉(zhuǎn)化為后才有毒[152]。

鑒于氨對水生動物的潛在毒性效應(yīng), 美國環(huán)保署給出了很嚴格的地表水氨氮濃度基準(zhǔn)[158], 急性暴露和慢性暴露的總氨(TAN)限值分別為17 mg·TAN/L和1.9 mg·TAN/L(以N計的標(biāo)準(zhǔn)化總氨濃度,pH=7, 水溫=20℃)。然而, 該基準(zhǔn)所依據(jù)的實驗均在室內(nèi)純水條件下開展, 持續(xù)數(shù)天或數(shù)周。這種實驗在方法的標(biāo)準(zhǔn)化和結(jié)果的可比性等方面很有優(yōu)勢, 但難以反映自然條件下氨對水生動物的真實效應(yīng)。為此, 我們在池塘中以鰱、鳙和鯽為對象開展了為期1周年的全生態(tài)系統(tǒng)實驗[159]。10個池塘中TN的梯度為0.8—41.2 mg/L, TAN的梯度為2.6—113.8 mg/L, NH3為0.01—0.54 mg/L, 高N實驗池的濃度達到甚至超過了這幾種魚的半致死濃度(TAN: 22.3—120.3 mg/L; NH3: 0.33—0.73 mg/L)。然而, 在高N池塘未見魚死亡, 且生長速率明顯高于低N池塘。 從這三種魚的生長和存活來看, TN、TAN和NH3的無觀察效應(yīng)濃度分別約為41、114和0.5 mg/L。湖庫河流的氨濃度一般遠低于高N池塘的, 因此野外條件下氨對魚的存活和生長一般沒有負面影響。

對水生植物的影響關(guān)于對沉水植物影響,小尺度實驗顯示有脅迫作用, 而大尺度實驗和野外調(diào)查顯示水下光照充足時高N和高均沒有明確的負面效應(yīng)。急慢性實驗顯示: 當(dāng)-N>1 mg/L時, 銨對沉水植物有生理脅迫效應(yīng), 包括降低光合速率、影響C、N代謝和加速體內(nèi)抗氧化反應(yīng)等[160—165], 但植物具有解毒機制, 即可利用碳水化合物將組織富集的轉(zhuǎn)化為游離氨基酸等物質(zhì)[166,167];對植物無負面影響[168,169]。5個月的中宇宙(1 m深, TP≈0.024 mg/L)實驗表明,-N和-N分別為10mg/L的處理對苦草生長和繁殖均無影響[169]。丹麥的湖泊調(diào)查[170,171]顯示,若TP>0.1—0.2mg/L,TN為1—2mg/L的水體無沉水植物, 但若TP<0.1 mg/L,植物與N的關(guān)系不明顯;有報道[172,173]稱高N可降低沉水植物物種多樣性, 其實應(yīng)歸因于高P。通過3—18個月的全生態(tài)系統(tǒng)實驗(池塘TP:0.02[0.005—0.059 mg/L, 中值(范圍)], 我們發(fā)現(xiàn): 蓮座型的苦草在TN和-N分別達到12和6 mg/L時仍能良好生長, 且快速生長季對高N的耐受性更高; 冠層型的菹草較苦草具有更高的高N耐受性;在所有處理池塘(TN: 1.5—23.7 mg/L,-N: 0.7—10.5 mg/L), 苦草種群均呈擴增趨勢; 狐尾藻種群在次高濃度組(TN:16.7mg/L,-N: 5.0 mg/L)及其以下擴增, 但在最高濃度組未擴增[174—176]。以上研究說明, 在天然水體中, 若TP較低(TP<0.1 mg/L), 高TN(12—17 mg/L)和-N(5—6 mg/L)對沉水植物沒有明顯的負面效應(yīng),因為水下光照充足,植物可通過合成充足的碳水化合物來解除NH+4的毒性。富營養(yǎng)水體沉水植物衰退的主因是高P導(dǎo)致藻類增多, 進而對植物產(chǎn)生弱光脅迫; 所見N與植物的負相關(guān)性只是間接反映了N與P的相關(guān)性。

據(jù)報道, 在英國泥炭湖泊[SRP(溶解反應(yīng)性磷)高達0.22(0.04—0.53 mg/L)], 高N(NO3-N>6—12 mg/L)可降低蘆葦(Phragmites australis)根莖比,導(dǎo)致植物倒伏[177]。除特高的P和N氮濃度外, 倒伏很可能還與該類湖泊基底松軟有關(guān)。在巢湖西部的藍藻水華堆積區(qū), 在黏土上種植的蘆葦?shù)韧λ参锷L良好, 形成的種群已延續(xù)多年。迄今, 尚無我國富營養(yǎng)水體挺水植物倒伏的報道。

對內(nèi)源磷釋放的影響和對內(nèi)源P釋放的影響有所不同, 前者超過閾值后有促進作用, 后者則主要是抑制作用。我們2個月的中宇宙添加實驗表明: TN＜5.3 [0.3—12.8 mg/L, 中值(范圍)]、-N＜3.2(1.6—7.2) mg/L時, 內(nèi)源P釋放不明顯; 當(dāng)TN＞10.9(4.9—29.3) mg/L、-N＞7.4(4.3—15.6) mg/L時, 內(nèi)源P釋放明顯[52]; 一年的池塘添加實驗發(fā)現(xiàn): TN＜7.1(0.3—26.6) mg/L、-N＜0.7(0.1—8.2) mg/L時, 內(nèi)源P釋放不明顯, TN＞12.8(1.0—59.3) mg/L、-N＞0.8(0.1—8.4) mg/L時, 內(nèi)源P釋放明顯(作者未發(fā)表數(shù)據(jù))。N/P增高導(dǎo)致堿性磷酸酶活性增加是高N促進內(nèi)源P釋放的主要機制[52]。國外研究表明-N濃度超過1—5mg/L時抑制內(nèi)源P釋放,其機制是升高氧化還原電位從而增強滯留P的能力[178—182]。我們3個月的中宇宙-N添加實驗發(fā)現(xiàn): TN≥5.8(0.9—8.4) mg/L、-N≥3.4(0.1—7.8) mg/L時,內(nèi)源P釋放被阻止; 但停止添加后, 隨著的消耗殆盡, 高N處理組(TN≥10 mg/L)的內(nèi)源P顯著釋放(作者未發(fā)表數(shù)據(jù))。綜上可知, 使內(nèi)源P不釋放的TN閾值為5—10 mg/L。

對大氣和陸地的影響過多的活性N有增多溫室氣體(氮氧化物和氨氣)、參與霧霾形成、導(dǎo)致陸地土壤酸化和生物多樣性下降等副作用[4,183]。有報道指出過量的N肥釋放氨氣, 是我國華北霧霾形成的重要原因之一[75]。因此, 需要減少N肥的使用量。這與本文放寬控N的觀點并不矛盾。我們主張放寬的是已進入廢水和地表水的N化合物, 其在污水處理系統(tǒng)和自然水體中均需經(jīng)過揮發(fā)、硝化和反硝化等過程, 最終產(chǎn)物基本一致。并且, 全球污染河湖的N量只占人工固N總量(221 Tg/y, 包括化石燃料燃燒)的百分之幾[4]。因此, 水體放寬控N不會影響大氣和陸地生態(tài)系統(tǒng)。

對人體健康的影響過量的離子可導(dǎo)致藍嬰綜合征等疾病。但是,-N的安全濃度很高, 達10—20 mg/L。地表水的-N一般遠低于安全值, 某些農(nóng)業(yè)區(qū)地下水的可能超過[183]。

5.2 放寬控氮的限度

如上所述, 我們的全生態(tài)系統(tǒng)實驗表明, TN、TAN和NH3對魚的無觀察效應(yīng)濃度分別約為41、114和0.5 mg/L。沉水植物對TN的無觀察效應(yīng)濃度為12—17 mg/L,-N的為5—6 mg/L; 沉積物P釋放對TN的無觀察效應(yīng)濃度為5 mg/L。因此, TN和-N的安全濃度均初步定為5 mg/L, 其適用范圍有待在更多的地區(qū)和更大的水域進行驗證。

按照我國的地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 3838-2002), Ⅰ—Ⅴ類水的TN標(biāo)準(zhǔn)限值分別為0.2、0.5、1.0、1.5和2.0 mg/L,-N的為0.15、0.5、1.0、1.5和2.0 mg/L。顯然, 這個標(biāo)準(zhǔn)過于嚴格, 導(dǎo)致有些水體僅因為N超標(biāo)就被判定為不達標(biāo)。我們建議分兩步放寬N的標(biāo)準(zhǔn)限值, 首先把所有水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的TN和-N均放寬至2 mg/L, 同時觀測實際效果,然后逐步放寬至5 mg/L左右。

6 富營養(yǎng)化的系統(tǒng)治理對策

綜上所述, 富營養(yǎng)化的實質(zhì)是TP過高導(dǎo)致的藻類過度生長, 其影響因素不僅包括營養(yǎng)輸入, 也包括物理、水文和生物等因素。在淺水湖泊, 富營養(yǎng)化問題表現(xiàn)為從沉水植被占優(yōu)勢的清水穩(wěn)態(tài)向浮游藻類占優(yōu)勢的濁水穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換。沉水植被具有減少沉積物再懸浮、吸儲營養(yǎng)和為食藻浮游動物提供躲避魚類攝食的避難所(后者僅適用于溫帶水體)等功能。在中等水深和中等面積的淺水湖泊中,TP低于0.04—0.06 mg/L為清水穩(wěn)態(tài), 高于0.08—0.12 μg/L時為濁水穩(wěn)態(tài), 中等P濃度時存在兩種狀態(tài)。水深影響TP閾值, 超過下限(3—4 m)時閾值明顯下降, 低于上限(1—2 m)時閾值大幅度上升[184]。在深水湖泊, 底層缺氧導(dǎo)致內(nèi)源P釋放與否可使水體濁清兩種備擇穩(wěn)態(tài)[185,186]。因此, 富營養(yǎng)化治理必需采取系統(tǒng)對策, 以修復(fù)物理、化學(xué)、水文和生物完整性。

6.1 湖盆物理完整性維護

由于圍墾、房地產(chǎn)開發(fā)、道路建設(shè)和泥沙淤積等原因, 許多湖泊的面積和容積銳減, 湖濱帶普遍堤岸華和硬質(zhì)化。湖盆減小可導(dǎo)致環(huán)境容量降低、污染物濃度上升, 并可因調(diào)蓄能力下降導(dǎo)致水位波幅過大而破壞水生植被。湖濱帶退化導(dǎo)致植被衰退, 從而喪失對污染物的攔截和消減能力。因此, 維護湖盆的物理完整性(大小和形態(tài))是湖泊生態(tài)系統(tǒng)管理的前提。

6.2 污染源控制

相對于湖泊水柱而言, 污染源分為來自流域的外源污染以及來自沉積物的內(nèi)源污染。

外源磷控制外源污染總量控制是當(dāng)前國際上最受認可和最為有效的水環(huán)境管理技術(shù)。例如, 根據(jù)1972年修改的清潔水法, 美國開始實施TMDL計劃。TMDL是最大日負荷總量(Total maximum daily load), 為水體持續(xù)達到水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)允許的某種污染物的最大接納量, 亦稱負荷容量(Loading capacity), 時間單位可為日、月、季或年。計算公式為: TMDL = ΣWLA + ΣLA + MOS, 式中: WLA(Wasteload allocation)為某現(xiàn)存或未來點源污染負荷配額, LA(Load allocations)為現(xiàn)存或未來的非點源及環(huán)境背景配額, MOS(Margin of safety)為安全邊際, 即為污染負荷與水質(zhì)關(guān)系的不確定性而保留的負荷配額。TMDL須考慮季節(jié)變化, 以使水質(zhì)全年達標(biāo)。

TMDL的實施步驟包括: (1)確定導(dǎo)致水體受損的主要污染物(如P); (2)確定量化的水質(zhì)指標(biāo)(如Chl.a和TP)和水質(zhì)目標(biāo); (3)分析污染源的類型、位置、通量及季節(jié)變化; (4)確定負荷容量。首先, 根據(jù)污染負荷及其生態(tài)效應(yīng)的季節(jié)變化, 確定容量分析的時間尺度和時段劃分。水交換較慢的湖泊等水體對負荷的短期變化不敏感, 可采用較長的尺度(如年), 而對溪流和河流等則應(yīng)采用較短的尺度(如日)。然后, 建立污染負荷與水質(zhì)響應(yīng)的耦合模型。優(yōu)先采用簡單實用的穩(wěn)定態(tài)的經(jīng)驗?zāi)Ｐ?如Vollenweider的P模型[187], 或根據(jù)歷史數(shù)據(jù)建立); 若不能滿足需要, 再考慮采用模擬模型等。最后, 根據(jù)水質(zhì)目標(biāo)計算全年及不同時段的負荷容量。(5)分配污染負荷。根據(jù)各類污染削減的邊際成本, 確定最小成本分配方案。污染背景值可根據(jù)參照水體或歷史數(shù)據(jù)確定。安全邊際可通過隱性或顯性法納入, 前者對水質(zhì)目標(biāo)、污染負荷和削減效率等參數(shù)采用保守值, 后者則直接給定配額(如容量的10%)。(6)實施TMDL方案, 同時開展監(jiān)測與評價,以及時調(diào)整方案[188]。

內(nèi)源磷控制內(nèi)源P負荷量分為毛負荷量和凈負荷量(扣除沉積量)。測算方法大致有兩種[189]:(1)直接測定法, 即通過測定不同區(qū)在缺氧等釋放期的P釋放速率計算, 所得結(jié)果為毛內(nèi)源負荷; (2)間接測定法, 即通過P收支及P滯留率的經(jīng)驗?zāi)Ｐ陀嬎銉?nèi)源P負荷。若缺乏兩者所需系統(tǒng)數(shù)據(jù), 可用TP的季節(jié)變化(如深水湖泊的夏季湖下層和秋季混合期)加以粗略估算。在計算水柱中內(nèi)外源負荷總量時, 只能用凈內(nèi)源負荷與外源負荷相加, 否則就重復(fù)計算了沉積量, 這一點值得特別注意。

若從湖泊形成之初看, 幾乎所有內(nèi)源污染均來自外源污染?？刂苾?nèi)源的根本措施是削減外源。據(jù)統(tǒng)計, 無論湖泊深淺, 控制外源10—15年后內(nèi)源P釋放停止[141]。若在預(yù)定的修復(fù)期內(nèi)內(nèi)源P負荷所占比重較大, 使修復(fù)目標(biāo)難以實現(xiàn), 則應(yīng)采取控制措施。

沉積物P的賦存形態(tài)復(fù)雜多樣, 有多種分級方法。S?ndergaard等[190]將沉積物P分溶解態(tài)P以及顆粒態(tài)的鐵P、鋁P、鈣P、黏土P和有機P。影響內(nèi)源P釋放的主要因子是P化合物的種類和含量及穩(wěn)定性、P吸附劑的種類和含量及結(jié)合力、氧化還原電位、pH、溫度; 在還原條件下, 鐵P釋放, 而鋁/鈣P穩(wěn)定;pH過高或過低致鋁/鐵/鈣P等釋放;高溫促進P釋放[190—192]。-N、風(fēng)浪導(dǎo)致的再懸浮、底棲動物擾動和沉水植物等因子對P釋放存在抑制或促進兩種可能[190]。高N/P等生態(tài)化學(xué)計量特征可誘導(dǎo)微生物及磷酸酶活化有機P和無機P, 導(dǎo)致P釋放[52,193—195]。內(nèi)源P湖內(nèi)控制的關(guān)鍵是將P形態(tài)由弱穩(wěn)定的轉(zhuǎn)化為強穩(wěn)定的。

若外源污染已得到有效控制, 則可采取措施控制內(nèi)源P負荷。主要方法有四種: (1)鈍化(Inactivation)。用固P劑沉淀固定水柱和沉積物中的P。傳統(tǒng)的固P劑是鋁、鐵和鈣的化合物[196]。美國和歐洲主要使用硫酸鋁, 其水解形成聚合Al(OH)3, 吸附大量無機P; 效果不受無氧和低氧的影響; pH為6—8時效果最佳, 可用鋁酸鈉等調(diào)節(jié); 鋁鹽施用劑量計算有三種方法, 分別依據(jù)堿度、凈內(nèi)源P負荷和活性P[197,198], 后者為: 鋁的重量=沉積物活性無機P(弱結(jié)合態(tài)P(氯化銨提取)+鐵P)×100[199]。雖然所用鋁劑在酸性條件下會產(chǎn)生有害態(tài)鋁[Al(OH)2+和Al3+], 但可通過在軟水中適當(dāng)施用緩沖物質(zhì)加以控制, 大量實際應(yīng)用已證實了該法的生態(tài)安全性[196]。對美歐114個湖泊(面積3—725 ha, 平均水深1.2—15.7 m)的統(tǒng)計顯示, 鋁法固P效果持續(xù)很長, 在多混合淺水湖泊平均為5.7年, 在分層深水湖泊為21年[199—201]。鐵鹽(氯化鐵、硫酸鐵等)固P的最佳pH為5—7, 且需處于氧化狀態(tài)。鈣化合物(碳酸鈣、氫氧化鈣)固P的最佳pH為>9。與鋁法比, 鐵、鈣兩法的效果更易受環(huán)境的影響, 有效時間短得多[196,200]。20世紀(jì)末, 澳大利亞推出了鎖P劑(Phoslock), 主要成分為氧化鑭和膨潤土, 但商品價格很高[202,203]。(2)覆蓋(Capping)。添加清潔的泥沙、碎石、礦物和固廢等屏蔽沉積物, 吸附固化內(nèi)源P[204—206]。由于導(dǎo)致容積變小, 該法難以應(yīng)用于湖泊, 多用于海洋以屏蔽難降解污染物。(3)氧化。針對缺氧導(dǎo)致的內(nèi)源P釋放, 可采用充氣和添加氧化劑兩種方法[196,197]。Riplox法所用氧化劑是硝酸鈣(被反硝化), 常配以氯化鐵和氫氧化鈣[207], 但至今應(yīng)用不多, 尚需進一步研究。(4)清淤。主要有機械清淤(干挖、濕挖)和水力清淤(絞吸等)兩種方式[196,197]。在我國, 內(nèi)源污染控制主要采用清淤法。若淤積致水太淺、沉積物含難降解毒物, 則清淤是必需的。但若以移除P素為目的, 則成本比鈍化等方法高出好多倍, 且堆場難尋。鋁劑鈍化法在美歐得到長期廣泛應(yīng)用, 應(yīng)該作為內(nèi)源P控制的首選方法。

6.3 水文調(diào)控

在流域?qū)哟紊? 增加流域和環(huán)湖帶的水力滯留時間能有效削減面源污染[208]。方法包括: 增加森林和草地、濕地和低洼地, 構(gòu)建水濱緩沖帶, 優(yōu)化農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)等?？筛鶕?jù)面源負荷削減目標(biāo), 確定各類濕地和綠地的面積和寬度需求, 進而優(yōu)化土地利用空間格局。

在湖泊層次上, 水文調(diào)控有2個目的, 一是降低P濃度和沖走藻類, 二是恢復(fù)水生植被。主要三種方法: (1)稀釋與沖藻。前者引入低營養(yǎng)水以稀釋P濃度, 后者引水將浮游藻類沖走。因藻類繁殖速度極快, 每天的換水率應(yīng)到10%—15%。由于所需凈水的量很大, 稀釋與沖藻在大多數(shù)湖泊不可能實施, 但或可用于較小水體[196,197]。(2)選擇性排水。在深水湖庫, 選擇恰當(dāng)?shù)臅r機排出低氧和高P的底層水, 以降低內(nèi)源負荷。該法在歐美有一些應(yīng)用實例, 取得良好效果[196,197]。(3)水位調(diào)控。周期性水位波動是水生植被正常發(fā)育必不可少的條件。春季應(yīng)為低水位, 以促進植物萌發(fā); 春夏應(yīng)控制水位上漲速率, 以避免淹死植物[75]。我們已建立了一套方法, 可根據(jù)水生植被蓋度修復(fù)目標(biāo)計算水體的周年水位動態(tài)需求[209—210]。

6.4 生物調(diào)控

沉水植被修復(fù)對于沉水植被恢復(fù), 最重要的是做好工程實施前的可恢復(fù)條件評估工作。近年來, 我國的沉水植被恢復(fù)普遍存在一個誤區(qū), 不管前期條件如何一律實施植物栽種。根據(jù)我們的研究, 在水深約1.5—3.5 m的條件下, 當(dāng)湖水TP超過約0.1 mg/L時, 湖泊生態(tài)系統(tǒng)只可能處于浮游藻類占優(yōu)勢的濁水穩(wěn)態(tài); 當(dāng)TP低于約0.05 mg/L時, 湖泊處于以沉水植被占優(yōu)勢的清水穩(wěn)態(tài); 當(dāng)TP處于兩者之間時, 湖泊可為濁水穩(wěn)態(tài), 也可為清水穩(wěn)態(tài)[184]。顯然, 只有待P降低后方可實施植物種植等生態(tài)工程。

生物操縱生物操縱即增強動物對浮游藻類的攝食。經(jīng)典生物操縱是通過減少食浮游動物魚類從而增加大型溞等大型浮游動物對藻類的攝食。該法適用于溫帶的TP水平不高的中小湖泊, 且需不斷控魚; 但是, 不適用于亞熱帶和熱帶湖泊, 因其缺乏大型浮游動物[184,197]。非經(jīng)典生物操縱是用鰱鳙魚控制表面水華[211]。該法同樣只適用于TP水平不高的湖泊, 其作用是將較大的浮游藻類轉(zhuǎn)化為較小者, 但不能減少藻類總量, 不能提高水體透明度[148]。關(guān)于雙殼類濾食控藻, 有一些研究, 但尚無應(yīng)用實例[212,213]。

底食性魚類清除歐鳊、鯉和鯽等底食性魚類攪動沉積物, 導(dǎo)致內(nèi)源營養(yǎng)釋放, 增加水中懸浮物, 故清除它們對沉水植物恢復(fù)和內(nèi)源控制有一定作用[196]。由于這些魚類能自然繁殖, 持續(xù)清除的工作量很大, 該法適用于小水體生態(tài)修復(fù)的初期。

微生物添加20世紀(jì)70年代即開始研究溶藻微生物(病毒、細菌、放線菌、真菌)控藻, 但至今仍停留在實驗室階段, 原因是生物相互作用和環(huán)境條件復(fù)雜多變, 效果難以穩(wěn)定[196,214]。此外, 有研究采用非寄生微生物菌劑凈水技術(shù), 機理是營養(yǎng)競爭與循環(huán)等[215]; 同樣, 該技術(shù)亦無規(guī)模應(yīng)用。

大麥桿添加英國發(fā)現(xiàn)添加大麥桿可抑制藍藻等藻類, 機理尚不太清楚, 或因化感物質(zhì)及微生物抑藻。該法曾用于歐美的小水體, 但效果不穩(wěn)定, 甚至促進藻類生長[196,216]。

6.5 其他理化方法

水華應(yīng)急處理方法: (1)機械清除: 用機械設(shè)備將藍藻等水華聚集、移出[217,218]。(2)絮凝沉降: 用鋁、鈣等化合物以及改性黏土絮凝除藻[196,219]。(3)殺藻劑: 最有效的是過去常用的硫酸銅等銅化合物, 亦用除草劑等, 如草多索(Endothal)和敵草快(Diquat)。由于釋放藻毒素等有害物質(zhì)、毒害其他生物和銅等毒物積聚諸多副作用, 殺藻劑的應(yīng)用受到極大的限制[196]。

小水體控藻方法: (1)控光: 潑灑水溶性藍色性染料, 多用于深水水體; 遮蓋水面, 多用于處理后的水[196]。(2)超聲波: 破壞藻細胞、氣囊和毒素等[220,221]。

6.6 監(jiān)測評價與適應(yīng)性管理

湖泊富營養(yǎng)化治理是流域?qū)哟蔚膹?fù)雜系統(tǒng)工程, 需要建立湖泊及其流域生態(tài)系統(tǒng)的監(jiān)測評價體系, 包括湖盆、水文、污染源、理化水質(zhì)和生物群落等, 以檢驗治理方案的科學(xué)性和合理性、各項措施的落實情況與實施效果, 從而及時調(diào)整方案和措施, 實行適應(yīng)性管理。

7 總結(jié)

圍繞湖泊富營養(yǎng)化治理是否必需既控P又控N這一重大而現(xiàn)實的科學(xué)問題, 本文對所有相關(guān)觀點及其證據(jù)的科學(xué)性進行了系統(tǒng)辨析。首先, 對判定營養(yǎng)控制的主要依據(jù)——限制因子的概念發(fā)展及判定方法進行了全面回顧與分析, 明確指出該概念的目的是確定促進生物生長的因子。其次, 介紹了新概念——減控因子, 即抑制過度生物生長的因子, 其充要條件是生物必需(或致命)、管理尺度可控和實際應(yīng)用可行和比較成本最低。第三, 基于減控因子分析, 指出湖泊富營養(yǎng)化的減控因子是P; 進而總結(jié)了加拿大和中國的全生態(tài)系統(tǒng)實驗以及大量湖泊治理實踐的系統(tǒng)證據(jù)。這些充分證明: 僅控P就可控制富營養(yǎng)化, 而減N無助于控制浮游藻類總量, 反而會誘導(dǎo)固N藍藻大量生長。第四, 對控N觀點的邏輯和實驗依據(jù)逐一批駁。這些爭論或?qū)⑾拗埔蜃踊焱瑴p控因子, 或缺乏大尺度的實驗證據(jù)。因此, 僅就藻類總量控制而言, 富營養(yǎng)化治理無需控N, 只需控P。

由于N濃度過高時對水生植物等有一定的負面影響, 且可促進沉積物P的釋放, 我們建議分兩步放寬N的標(biāo)準(zhǔn)限值, 首先把所有水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的TN和-N均放寬至2 mg/L, 然后逐步放寬至5 mg/L左右。

湖泊富營養(yǎng)化治理應(yīng)采用系統(tǒng)對策。在維護湖盆物理完整性的基礎(chǔ)上, 最根本的措施是控制外源P負荷總量; 若內(nèi)源P負荷較大, 則可采取鈍化等方法。次之, 應(yīng)開展水位調(diào)控, 以修復(fù)水生植被, 實現(xiàn)濁-清穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換。

綜上所述, 湖泊富營養(yǎng)化治理均應(yīng)采取“放寬控N、集中控P”的策略, 以大幅度降低治理成本。