興凱湖百余年營養演化歷史及營養物基準

李亮芳，李春華，葉 春，初元滿，李秀宇，張鈺珮，冼漢標, ，謝自建，魏偉偉， 董旭輝, *

1. 廣州大學 地理科學與遙感學院，廣州 510006

2. 中國環境科學研究院 湖泊水污染治理與生態修復技術國家工程實驗室 國家環境保護湖泊污染控制重點實驗室，北京 100012

3.雞西市生態環境局，雞西 158100

4. 生態環境部環境工程評估中心，北京 100012

5. 廣州大學氣候與環境變化研究中心，廣州 510006

湖泊生態系統是陸地生態系統重要組成部分，其健康與安全對社會經濟發展、人類繁衍生息等方面起著重要保障作用（王蘇民和竇鴻身，1998）。然而伴隨著社會經濟發展，湖泊污染和富營養化逐漸成為了當今世界普遍關注的生態安全問題。例如：近年來我國長江經濟帶93%的湖泊達到了富營養化水平，平均水質處于Ⅳ類和Ⅴ類之間，嚴重危及流域內的社會發展（羊向東等，2020a）。近些年來，盡管我國各級政府逐步意識到生態安全的重要性，加大了解決湖泊污染和富營養化問題的力度，湖泊生態系統尚未見根本性好轉，惡化情況反復不絕，湖泊管理者也愈來愈意識到，水體歷史環境演化過程，包括發生富營養化的時間、驅動因素等背景信息，特別是湖泊營養物基準的確立，對富營養化湖泊的治理意義重大（Battarbee et al，2005；羊向東等，2020a）。

認識湖泊水體的演化歷史往往需要借助長期的湖泊環境數據序列。在缺乏監測記錄的情況下，湖泊沉積物中的大量生物、理化信息，可用于重建湖泊及其流域生態環境演變歷史，從而為湖泊治理提供依據（沈吉，2009；羊向東等，2020b）。其中硅藻是使用最為廣泛的一種指標，它是水生態系統初級生產力的重要組成部分，對水體環境指標如營養鹽、pH值、鹽度等變化響應敏感。特定的水環境存在著特定的硅藻群落，而一定群落特征的硅藻組合也指示著特定的環境特征（Stoermer and Smol，2010）?；诖斯柙迦郝?— 水環境特征的映射關系，可以應用硅藻群落的演化特征來定性或定量重建（例如相似匹配的方法 —— Analogue Matching，Simpson et al，2005），評估各種水體歷史時期的環境特征（Birks and John，2012）。例如：歐盟水框架委員會指定硅藻作為一種必備的用于水環境評估的生物指標，將不同的硅藻群落構成與基準狀態下的群落構成進行對比（計算生態距離），即可評估水體環境偏離自然背景環境的程度（European Community，2000）。其余的多項沉積物指標，例如化學元素Pb、Zn、Cd、Cu等可提供湖泊的重金屬污染信息，而沉積物總磷（TP）濃度在一定程度上（存在遷移趨勢，但在非草型湖、風浪擾動大的湖泊中）提供了一種水體營養水平的間接指標（Liu et al，2007）。這些指標的綜合集成對比，可以揭示水體富營養化過程及驅動要素（Bennion et al，2015），還可以用于確定人類活動較少時期的水體營養狀態信息，可為具體湖泊的營養控制提供治理的參照目標，即基準環境（Bennion et al，2011）。

湖泊營養物基準值是指營養物對湖泊產生的生態效應不危及其生存水體功能或用途的最大可接受濃度或限值（Bennion et al，2011）。有關湖泊營養物基準的建立，國外早在20世紀80年代末就開始了研究工作。例如：美國率先在1998年制訂了區域營養物基準國家戰略，完成了湖泊、河流、河口海岸和濕地的營養物基準技術指南（EPA，1998）；歐洲于2000年也開始了對營養物基準的研究，并發布了水法《水框架指南》（WFD）（European Community，2000）；國外大量學者在研究營養物基準的過程中，逐步形成了統計分析法、壓力 — 響應模型、模型推斷法、古湖沼學法等多種研究方案（霍守亮等，2017）。相比國外，國內學者對湖泊營養物基準研究的起步時間較晚，但也取得了豐富成果。例如：李小平等（2012）運用古湖沼學方法，對上海市郊淀山湖不同湖區進行鉆孔分析，再根據多個沉積柱對比研究及重建的硅藻 — 水體TP濃度結果，提出治理淀山湖的營養物基準水體TP值為55 μg · L-1；陳奇等（2010）采用TP、TN、葉綠素a、塞氏透明度四項指標的歷史監測數據，結合若干統計學方法建立了巢湖營養物基準參照狀態；張亞麗（2012）通過大量調查分析優選蒙新高原湖區營養物基準指標，研究礦化度作為蒙新高原湖區湖泊營養物基準影響指標的可行性，并運用湖泊群體分析法初步建立了該湖區營養物基準建議值；郭佳林等（2012）以結構方程模型（SEM）推測出的營養物基準候選值及文獻確定的參照狀態值為基礎，再通過比較大型溞（Daphnia magna）的生長繁殖狀況，初步確定了中東部湖區營養物基準值；揣小明等（2012）通過概率統計與Carlson模型相結合的方法，制定出呼倫湖、太湖和滇池TP基準參考值分別為80 μg · L-1、30 μg · L-1和60 μg · L-1。綜上可見，近年來國內外有關湖泊營養物基準的研究工作有著重要進展。然而，完善營養物基準的制定，仍需要更多的區域、湖泊個體研究案例。

本研究選擇東北亞大型淺水湖泊——興凱湖，借助已有的水環境監測數據及多指標分析的古湖沼學方法，結合放射性測年結果，對湖內多個位置的鉆孔進行物理、化學和生物多指標分析，重建了該湖百余年的環境演變過程；基于高分辨率的沉積硅藻群落分析，定量分析興凱湖富營養化轉變的時間點，以及富營養化轉變前后生態環境響應特征，利用興凱湖硅藻群落差異及參比元素的方法確立了水體及沉積物中主要營養元素的環境基準，為治理、維持興凱湖及其流域良好的生態環境提供重要的科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

本研究區域地處黑龍江省雞西市密山市境內，距離密山市區50 km，其范圍西起白棱河口，北鄰穆棱河，東北與雞西市虎林市交界，東以松阿察河、南與俄羅斯相接。興凱湖南北長95 km，東西寬約71 km。由于地殼構造陷落的緣故，形成了大、小興凱湖，整體呈橢圓形、北寬南窄，兩湖之間隔著一條長約90 km、寬約1 km的天然湖崗（陳利軍等，2017）。大興凱湖是一個跨國境湖，湖區總面積為4380 km2，平均水深4 m，最深處10 m；小興凱湖湖區面積為145.5 km2，平均水深為1.8 m，最大水深3 m，全部屬我國所有（胡富林，2006）（圖1）?！芭d凱”是滿語，表意為水從高處來。興凱湖湖床坡度很緩，地形大致為西南部高、東部低，多年平均徑流量為68.7×108m3，水位年際和年內變幅不大，其水系是烏蘇里江流域的組成部分。因為地處溫帶季風氣候區，夏季降水量大，約占全年降水量的50% — 60%，河流補給以降水為主，湖泊水位明顯地受入湖河流的水情控制（孫冬和孫曉俊，2006）。盡管早在1994年我國就批準設立了興凱湖國家自然保護區，且中俄兩國在1996年也簽署了《關于興凱湖自然保護區協定》，但近些年來興凱湖流域內開發力度增強，農場增多，耕地面積加大，水環境受到了城市化、旅游業發展，特別是工農業生產污水排放的影響，富營養化趨勢增強，水域生態系統有退化風險（樸德雄和王鳳昆，2011）。2010年與2011年興凱湖水質監測數據顯示（嵇曉燕等，2013；毛玉梅等，2013）：興凱湖水體pH年均值在7.56 — 7.97，偏弱堿性，大興凱湖TP濃度為70 — 80 μg · L-1，TN濃度為400 —500 μg · L-1，小興凱湖TP濃度為80 — 90 μg · L-1，TN濃度為700 μg · L-1左右。

1.2 樣品采集及實驗室分析

如圖1所示，2021年5月下旬，分別在小興凱湖湖心東側（45°18′36″ N，132°40′48″ E）、大興凱湖湖心附近（45°14′24″ N，132°17′24″ E）及與俄羅斯交界附近（45°05′24″ N，132°42′00″E），利用重力采樣器進行柱狀沉積巖心的提取，巖心名稱相應標記為XK03、XK05和XK07?，F場對所得到的3根柱狀沉積物按照1 cm間隔進行分樣，所得樣品置于4℃冰箱中冷藏帶回實驗室。

圖1 興凱湖區域概況Fig. 1 Overview of Xingkai Lake region

根據沉積柱的巖心特征及沉積速率預估，對各沉積柱的上部進行不同的指標分析（如XK03孔的上部30 cm，XK05孔的上部40 cm，XK07孔的上部14 cm），測試間距均為2 cm。本研究以XK03孔為主要測試巖心進行詳細的年代測定，年代放射性元素210Pb和137Cs活度用高純鍺井型探測器（HPGe GWL-120-15）測定（Appleby，2002）；鑒于百余年時間尺度下的沉積速率具有非恒定性和沉積物的壓實作用，故采取恒定放射性通量模式（CRS）來計算湖泊底泥的沉積速率；燒失量（LOI）通過把樣品放入馬弗爐中，于550℃的高溫下灼燒4 h測得；地球化學元素（包括K、Al、Na、P、Ca、Fe、Mg、Zn、V、Ti、Ba、Be、Sr、Cr、As、Ni、Sb、Mo、Cu及Tl等24種元素）含量采用美國Leeman Labs Profile電感耦合等離子體原子發射光譜儀（ICP-AES）測定 ；頻率磁化率（χfd）采用捷克AGICO公司生產的MFK1系列卡帕橋磁化率儀測得高頻磁化率、低頻磁化率后經計算兩者差異百分比所得，儀器工作條件低頻為976 Hz，高頻為15616 Hz。硅藻用鹽酸和雙氧水對沉積物樣品處理后制片鑒定（Battarbee，1984），屬種鑒定主要以Krammer & Lange-Bertalot分類系統為標準（Krammer and Lange-Bertalot，1999），同時參考興凱湖流域已有的硅藻屬種圖版（葛蕾，2014），每片沉積物樣品至少鑒定出300個硅藻以上，硅藻屬種豐富度用百分比表示。

1.3 水質數據及流域資料的搜集

本研究區位于我國黑龍江省雞西市，故選取雞西市國民生產總值（GDP）、人口和耕地面積等指標來反映流域人口和社會經濟發展狀況，數據來源于《2020年雞西市統計年鑒》（雞西市統計局和國家統計局雞西調查隊，2020）和《1949 — 2009龍江六十年》（李玉濤，2009）。流域氣候參數來自雞西市氣象觀測站 —— 虎林站的年均氣溫、降水量和風速數據，部分氣象數據來源于國家氣象信息中心網（http://data.cma.cn），年均降水量獲取于廖東霞等（2021）的研究成果。如圖2所示：GDP在2000年后整體呈現快速增加的態勢；除去個別異常年份，人口數量自20世紀50年代至2000年，增長速度由快變慢，2000年后人口數量持續降低，總體上該地區人口密度偏低；耕地面積前50 a增長緩慢，近20多年增長加速；年均氣溫呈波動升高趨勢；年均降水量波動起伏性較大，但整體趨勢較為穩定；年均風速呈逐年減少趨勢。興凱湖的水質監測數據較少，最早的紀錄來源于黑龍江省雞西市環境監測站，監測結果取自1994 — 1998年，大興凱湖CODMn為5.42 mg · L-1，BOD5為1.59 —2.91 mg · L-1，TP為35 μg · L-1（樸德雄和王鳳昆，2011）。

圖2 20世紀50年代以來興凱湖流域經濟和氣候指標變化Fig. 2 Changes of economic and climate indices in Xingkai Lake Basin since 1950s

1.4 興凱湖基準環境的確立

歐美國家通常將基準環境的時間設定在工業革命和歐洲移民之前，即1850年左右（Bennion et al，2011）。在我國，工業革命開始的較晚，但由于長期的農業活動，湖泊生態系統在漫長的歷史中也受到了不同程度的影響。盡管如此，基于治理目標的現實性及可操作性，我國湖泊的基準狀況時間通常選擇在19世紀50年代左右（李小平等，2012；Dong et al，2016），甚至更晚的20世紀50年代（董旭輝和羊向東，2012）。本文選擇以XK03巖心為代表的1850年前生態環境為基準環境，則1850年前后的硅藻屬種組合可作為生態群落基準，當時的水環境狀況（如水體TP、TN及沉積物磷）作為水環境治理的理化基準。

歷史水體環境的定量重建基于相似匹配（analogue matching）的方法，即通過對比生物群落差異來確定環境要素的相對差異（Overpeck et al，1985；Simpson et al，2005），該方法的優勢在于可以避免多驅動要素的共線性干擾而被廣泛地應用于過去環境重建，例如：基于孢粉群落差異可同時重建溫度和降水的歷史值，可弱化兩者間（或與其他潛在環境要素）的共線性關系（Birks and John，2012）。生物群落的差異利用弦距（squared chord distance，SCD）來計算歷史時期硅藻群落演替偏離基準的大小，弦距范圍0 — 2分別代表了兩個完全一樣（SCD = 0）或完全不同的屬種組合（SCD = 2）（Overpeck et al，1985）。弦距計算公式如下：

其中：dij為弦距，pik、pjk分別是第i、j個樣品種屬k的百分含量。具體計算過程在Excel 2016中進行。

興凱湖底泥沉積物TP基準通過參比元素的回歸分析來確定。湖泊沉積物中的元素會受土壤母質、流域侵蝕、沉積速率、沉積物構成如粒度、有機質等條件的影響，這些影響通?？刹捎米匀粊碓吹膮⒈仍厝鏏l、Fe、Ti、Ca和Li等進行矯正（Soto-Jiménez and Páez-Osuna，2001；Bing et al，2016）。本研究中，由于Fe元素分別與3根沉積柱的沉積物TP有最佳的相關性，因此Fe被用作參比元素。通過建立參比元素Fe與沉積物TP濃度間的線性回歸關系（公式(2)），即同參比元素百分含量擬合較好的沉積物TP濃度，說明這些沉積物TP是來源于受外界干擾程度相對較低的樣品。因此可將這些樣品的沉積物TP濃度（BTP）均值作為其自然背景下沉積物TP的基準值（Teng et al，2009），回歸公式為：

其中：a和b為P＜0.01和R2＞0.9條件下的 線性回歸常數，CFe為參比元素濃度值。

2 結果

2.1 沉積年代的確定

自然放射性核素210Pb（半衰期為22.3 a）在沉積物中隨時間發生衰變遞減，根據沉積物中210Pb比活度隨深度變化曲線的擬合方程，結合210Pb衰變常數，可以計算出不同深度沉積物經歷的埋藏時間，從而建立年代與深度的對應關系。圖3所示興凱湖柱狀沉積物樣品210Pbex活度、137Cs活度、湖泊底泥沉積速率以及依據210Pbex、137Cs活度測試情況而確定的年代序列。137Cs活度數據顯示XK03沉積物在9 cm處出現峰值，此處大約對應于1959年。通過CRS模式計算XK03沉積巖心24 cm所處的年代是1806年。XK03沉積巖心1850年以后的沉積速率（sediment accumulation rate，SAR）相比之前呈增大趨勢，平均沉積速率為0.174 g · (cm2· a)-1。據此平均沉積速率計算，XK05沉積巖心底部20 cm處的年代早于1900年。

圖3 XK03巖心沉積物210Pb 活度、 137Cs 比活度、年代 — 深度對應及沉積速率Fig. 3 The 210Pb activity, 137Cs specific activity, age — depth relationship and sediment accumulation rate (SAR) of XK03 core

2.2 硅藻屬種組合

對興凱湖XK03及XK05孔（分別代表小、大興凱湖）進行硅藻鑒定，檢出硅藻共30屬37個種（亞種），主要為浮游和底棲類型，附生類型較少。據鑒定結果可知：XK03柱、XK05柱硅藻屬種變化基本相同，主要的優勢種都是顆粒直鏈藻（Aulacoseira granulata）（圖4）。在XK03柱對應的2000年和XK05柱對應的2005年前后，顆粒直鏈藻的含量和硅藻屬種組合發生了較大改變。硅藻組合帶Ⅰ：20世紀末以前，硅藻屬種類型較少，顆粒直鏈藻是絕對的優勢種，直到鉆孔底部，都占每層樣品硅藻總含量的近90%或以上，偶爾伴有低營養的附生種Eunotiasp.、Fragilariasp.、Fragilaria construens、Gyrosigma strigilis和Nitzschiasp.等，含量比較低（＜5%）。硅藻組合帶Ⅱ：21世紀以來，顆粒直鏈藻含量下降明顯，逐年降低到45%左右，與此同時硅藻屬種類型開始增多，特別是富營養屬種Aulacoseira alpigena、Cyclostephanos dubius、Cyclotella meneghiniana、Fragilariasp.和Gomphonema等，其 中Cyclostephanos dubius含量增加最明顯，XK03柱中超過10%，XK05柱中則接近40%。

以XK03巖心的1850年前樣品中硅藻屬種組合百分比取平均值作為生態基準，利用弦距分別計算XK03和XK05巖心歷史時期硅藻群落演替偏離基準（SCD）的大?。▓D4）?？梢钥闯觯簾o 論 是XK03巖 心 還 是XK05巖 心，在20世紀末以前，硅藻群落演替較為穩定，幾乎與1850年以前的硅藻屬種組合相當（SCD范圍0.00014 — 0.00051），說明興凱湖及其流域生態環境在20世紀末以前相對良好，生物群落未發生重大變化；然而自21世紀以來，硅藻群落演替明顯偏離基準環境，富營養屬種在硅藻組合中所占比例增大，特別是大興凱湖，其生態環境偏離基準環境更大（SCD達0.27），說明近20 a內興凱湖營養水平上升顯著，流域內的人類活動干擾日益增強，外源污染物入湖量增多（樸德雄和王鳳昆，2011），表明興凱湖具有向富營養化狀態轉變的趨勢。

2.3 多指標分析

圖5顯示了興凱湖XK03孔近200 a來沉積指標TP、Pb、Fe、Fe / Mn比值、燒失量、磁化率和沉積速率（SAR）的綜合對比結果。Pb、Fe總體呈現明顯的上升趨勢；沉積物TP增加顯著，從1850年 前 的300 mg · kg-1增 加 到 目 前 的600 mg · kg-1左 右，Fe / Mn比 值 在1900年 前 相 對穩定，此后呈下降趨勢，頂部達最低值；頻率磁化率整體在減小，近20 a來減少速度略有加快；LOI在1980年前保持相對穩定，此后逐年增大；SAR總體呈現增大的趨勢，在20世紀60年代前后發生一次重大轉折，降至低值但此后仍持續緩慢升高。由此可知，自1850年以來，特別是21世紀以來，興凱湖有機物質含量增加，水體平均含氧量下降，重金屬污染顯現，表明興凱湖正趨于營養富集。

圖5 興凱湖（XK03巖心）沉積物多指標分析結果Fig. 5 Multi-index of sediment core XK03 in Xingkai Lake

2.4 興凱湖水體TP基準的制定

根據相似匹配重建原理，相似硅藻屬種組合具備相似的環境特征。旋距計算結果揭示：興凱湖1994 — 1998年的硅藻屬種組合與1850年以前的幾乎一致，具有高度相似性（SCD＜0.0005，圖3和圖4），說明在20世紀末以前的1994 — 1998年興凱湖生態環境狀況與基準環境相差甚微，故可根據1994 — 1998年的興凱湖水體TP監測值（樸德雄和王鳳昆，2011）的平均水平（TP：35 μg · L-1，TN：970 μg · L-1）建立興凱湖的水體營養基準。

圖4 興凱湖沉積柱XK03、XK05硅藻種群演替和種群相似性（弦距）比較結果Fig. 4 Diatom succession in core XK03 & XK05 and community similarity (SCD) comparison results in Xingkai Lake

2.5 興凱湖沉積物TP基準的確定

利用參比元素Fe可分別與XK03、XK05和XK07柱（考慮到后兩根沉積柱均采自大興凱湖，所以將其合并擴大樣品容量）沉積物TP的參比元素進行回歸分析?；貧w分析結果如圖6b、6c所示，選取每根柱子沉積物TP與參考元素擬合度（R2＞0.9）較好的點進行平均計算，得到大小興凱湖柱沉積物TP的基準分別為360 mg · kg-1和500 mg · kg-1。對比各沉積柱底部樣品（對應于20世紀50年代或19世紀50年代以前的環境）沉積物TP的平均濃度較為相符（圖6a）。

圖6 3根沉積柱TP含量及與參比元素（Fe）回歸分析結果Fig. 6 Historical sediment TP concentration and linear regression between sediment TP and reference elements (Fe)in sediment cores

3 討論

3.1 興凱湖近二百余年環境演化

本研究以采集的3根沉積巖心進行對比分析，諸多沉積物指標均呈現出相似的變化趨勢，預示著小興凱湖與大興凱湖受到共同的驅動要素的影響。盡管存在響應幅度、時間先后等細節上的一些差異，但總體上仍有較好的環境演變同步性。

硅藻群落的弦距計算結果揭示了該湖歷史上在相當長的時期內生態系統保持穩定。在20世紀末之前的百余年時間里（1800 — 1998年），該湖底泥沉積速率整體呈現增大的趨勢（圖3和圖5），暗示了湖泊淤積較快。由興凱湖流域內地形及水文特征可知，興凱湖處于地勢較低處，其湖面開闊，水源來自穆棱河等多條水流量較大的河流。據《雞西市志》與《密山縣志》記載，在清朝政府對雞西市實施封禁政策200 a后的1880年，逐步開發包括雞西市在內的邊境地區，吸引了眾多勞動人口，人類耕地活動愈來愈強（雞西市地方志編纂委員會，1996），興凱湖所處的密山縣，開墾面積從1912年的362.65 km2上升到1928年的442.1 km2，人均耕地達0.009 km2，可見土地開墾力度之大自古有之（密山縣志編纂委員會，1993），這勢必加重當地的水土流失，導致松動的土壤等顆粒物質逐漸增加并隨著河流匯入湖內逐漸沉積（孫冬和孫曉俊，2006；于淑玲等，2016；陳利軍等，2017）。值得注意的是，沉積速率在1959 — 1963年的變化較為特殊，其從1959年的峰值突然降低，這恰好對應國家20世紀60年代的“三年困難時期”，可能是自然災害頻發、氣候較為干旱、河水流量較低以及農產量急速下降、農民耕作積極性受挫的原因（雞西市地方志編纂委員會，1996），致使隨河流入湖土壤顆粒、巖石碎屑等物質減少。該階段湖泊中的硅藻屬種組合無明顯演替特征，Aulacoseira granulata是優勢屬種，平均含量接近90%，伴有少量的低營養屬種Gyrosigma strigilis和富營養屬種Cyclostephanos dubius，表明了該湖流域內環境變化不大，保持著與基準環境相似的生態狀況。Aulacoseira granulata一般生活在中—富營養水體之中，其硅化程度比較高，偏好擾動強烈的水體（Liu et al，2012）。興凱湖屬大型淺水湖泊，水體易受風浪影響，此時流域內年均風速較大，因此出現大量的Aulacoseira granulata屬種是正常的，說明湖泊水動力可能較強。此外，興凱湖自古以來是東北亞遷徙水鳥重要的“休憩廊道”，具有比較強的生物多樣性，有著“三江平原基因庫”的美譽（劉化金等，2020），也證實了此階段該湖流域內農田開墾度不高，人類活動干擾程度較低，具有良好的環境背景，這與湖泊沉積物TP、Pb等營養或重金屬元素含量增加緩慢的情況相符。

自20世紀末以來（1999 — 2020年）該湖流域環境逐漸偏離基準環境，發生了顯著變化，水體營養進一步富集。此時硅藻屬種類型變得豐富，即中營養屬種Aulacoseira granulata數量大幅下降，富營養屬種Aulacoseira alpigena、Cyclostephanos dubius、Cyclotella meneghiniana等大量出現，特別是硅藻屬種Cyclostephanos dubius數量增加明顯，指示了興凱湖營養水平升高的趨勢。據近20多年來的地方資料記載，當地城市發展迅速，經濟生產大幅上漲，流域內開墾的耕地面積快速擴大，表明工、農業得到了大力發展（圖2）。工業的發展必會導致工業廢水排放量增大，這與沉積物中Pb等重金屬元素含量上升相吻合。而該階段的沉積速率較1959年有所降低，表明興凱湖自然保護區的保護效果初現。但是當地開墾種植的面積還在繼續擴大（圖2），水土流失仍然嚴重，大量肥沃的黑土隨著農田廢水排放入湖，加之化肥的使用加快了農田磷的流失，勢必加重湖泊的富營養化，致使沉積物中TP等營養元素的快速增加。與此同時，年均氣溫逐年升高、年均降水量回升到600 mm及以上水平、年均風速逐年下降等氣候因素變化顯著，這對該湖流域環境的影響不可忽視，往往會與其他因素一起促使湖泊向更高富營養演化，比如湖泊水生植物過量繁殖、湖泊有機物含量增多等等（于丹等，1992；于淑玲等，2016），但其具體的驅動機制仍有待進一步分析。

興凱湖過去200 a來的沉積記錄體現出大湖生態系統往往具備較大的系統彈性。沉積物多指標揭示出在20世紀50年代前后，該湖流域及水體曾發生過較大的變化（圖5）：流域土地利用進一步加強，入湖的營養鹽及物質總量加大，污染物質如Pb等濃度顯著高于歷史時期，水體質量也有所下降（Fe / Mn比值降低表明水體缺氧狀況有所上升（Liu et al，2012））。然而，硅藻群落卻未體現出同步變化，直至20世紀末才發生較為顯著的變化，生物群落體現出相當的彈性。這一變化特征與同處我國東部的大型湖泊——太湖非常相似，太湖在顯著富營養化前，也是長期維持著以Aulacoseira granulata為主的硅藻群落（Dong et al，2008）。值得注意的是，硅藻群落分布較為單調，除Aulacoseira granulata外，其他屬種分布數量較少。這一硅藻群落分布特征與位于興凱湖附近的鏡泊湖非常相近，硅藻群落也較為單調，屬種分布數量亦較少（廖夢娜和李艷玲，2018）。據早期關于興凱湖硅藻群落的研究結果（于丹等，1992；范亞文和胡征宇，2004；邊歸國等，2012；葛雷，2014）：興凱湖流域硅藻歷史上群落較為單調的原因可能是水生植物的生長繁殖以及湖水的渾濁度較高，湖中水生植物的生長繁殖會分泌化感物質，大量的化感物質會抑制硅藻群落的發育，尤其是富營養化的藻類。

3.2 興凱湖營養物（TP）基準的建立

基于1850年基準環境的弦距計算結果可知：興凱湖在20世紀末即在1998年以前的生態環境與基準環境具有高度相似性，1998年以前湖泊水體TP實際監測濃度的平均水平可作為興凱湖的水體TP基準。該湖歷史上的水環境監測數據不多，且主要集中于2000年后（圖7），因此本研究采用樸德雄和王鳳昆（2011）于1994 — 1998年的大小興凱湖實際監測濃度平均值作為基準建立的參考。監測記錄表明1994—1998年大小興凱湖TP值分別為13 — 49 μg · L-1（均值35 μg · L-1）和13—71 μg · L-1，TN范 圍 為87.6 — 2650 μg · L-1，均 值970 μg · L-1。監 測 記 錄 還 表 明2016年 以 前大小興凱湖同期水體TP濃度較為接近，但2016年后小興凱湖水體TP整體低于大興凱湖，在一定尺度上表明我國所轄水體相關的環保措施已收到顯著成效。與此同時，水體TP濃度年內變化較大，例如2010年大小興凱湖浮動變幅可達100 μg · L-1，但在歷史時期大小興凱湖的變幅較為一致（如2016年前），因此在歷史時期特別是人為干擾相對弱的時期，大小興凱湖水體環境會更為接近。因此，從最終的水環境治理目標來看，可以將大小興凱湖的水體TP基準值均設置為該時期水環境監測的均值，即35 μg · L-1，作為共同的水體治理目標。該基準雖然比《湖泊營養物基準——中東部湖區》（征求意見稿）中最新提出的建議基準（29 μg · L-1）偏高，但是比劉麗娜（2019）設立的黑龍江省典型湖泊TP 59 μg · L-1的基準則更趨穩妥。

圖7 興凱湖水體總磷（TP）部分年代監測值及基準值Fig. 7 Monitoring records and the baseline of TP concentration in Xingkai Lake

大、小興凱湖沉積物TP的基準存在較大差異，兩者基準值分別為360 mg · kg-1和500 mg · kg-1。已有研究顯示：未污染的沉積物中元素的含量主要受控于沉積物的粒度、礦物組成和環境條件等因素（Murray et al，1999），而這種效應可以根據自然沉積狀態下，沉積物目標元素與參比元素具有較好的相關性，或目標元素與沉積物某一類參比元素具有較好的相關性，以消除沉積物成巖作用對元素含量的影響，同時也可以判定沉積物自然來源變化對元素含量的影響（Soto-Jiménez and Páez-Osuna，2001；Liu et al，2007）。本研究選擇Fe作為參比元素，可以有效地篩選出自然來源為主的樣品，進而確定TP的自然背景。過去百年來的沉積記錄揭示：小興凱湖沉積物TP的平均濃度值（XK03孔上部20 cm沉積物TP平均 值560 mg · kg-1）均 高 于 大 興 凱 湖（XK05、XK07孔上部20 cm沉積物TP的平均值分別為417 mg · kg-1、318 mg · kg-1）。這 一 特 征 反 映 了興凱湖沉積物磷的來源及遷移差異，靠近小興凱湖周邊陸源的物質來源豐富，可攜帶大量的營養鹽入湖，同時因其遷移距離相對較小，沉積物吸附的磷大多未向水體釋放，沉積物主要表現為營養物質的“匯”（Sondergaard et al，2001），因此其營養本底值較大興凱湖高，這與我國其他地區如長江中下游地區湖泊相當，例如：淀山湖沉積物TP基準為550 mg · kg-1（李小平等，2012），湖南省大通湖為600 mg · kg-1（廖粵軍等，2021）。顯然，在營養更為貧瘠的歷史時期，因為水體磷的缺乏，大小興凱湖沉積物的磷濃度應該相差無幾。因此，如果強調更高的治理目標，大小興凱湖沉積物TP的基準值均可定在360 mg · kg-1。

4 結論

百余年來興凱湖長期維持較為健康的生態環境狀況，沉積硅藻群落無顯著變化，僅在20世紀末以來人類活動干擾程度增強的背景下，硅藻屬種從以Aulacoseira granulata為代表的中營養優勢屬種組合過渡到以Cyclostephanos dubius等為代表的富營養屬種組合。興凱湖從中營養水平過渡到輕富營養化，當地日益增強的人類活動是主導因子。從環境治理的可行性及必要性考慮，盡管長期以來小興凱湖同期水體TP濃度高于大興凱湖，但興凱湖水體TP的基準值可設置為35 μg · L-1，作為共同的水體治理目標。對沉積物而言，大小興凱湖因受到沉積物來源及遷移的影響，大小興凱湖沉積物TP本底值分別設置為360 mg · kg-1、500 mg·kg-1。本研究工作從長期環境演化歷史的角度為東北典型的大型淺水湖泊制定了相應的水土營養基準，可為該湖的治理提供重要的參考目標。