李茂田，孫千里＊＊，王 紅，劉 演，賴小鶴

(1:華東師范大學(xué)河口海岸學(xué)國家重點實驗室，上海200062)(2:華東師范大學(xué)地理系，上海200062)

硅在地殼中平均含量約為27.6%，僅次于氧［1］.硅大部分以硅鋁酸鹽(CaAl2Si2O8)的形式固定在巖石中，每年僅有19～46 Tmol(萬億摩爾)風化為溶解硅(DSi)，其中大部分進入陸地生態(tài)系統(tǒng)，只有5 Tmol左右通過河流輸入海洋生態(tài)系統(tǒng)，成為動植物生長發(fā)育所必須的營養(yǎng)要素［2］.近幾十年來，河流溶解硅通量下降成為世界范圍內(nèi)的一個普遍現(xiàn)象.例如:長江大通站(位于長江下游安徽省境內(nèi)，是長江入海前的控制站)DSi濃度從1960s的平均109 μmol/L下降到1980s的平均77.5 μmol/L，下降了約30%，被認為是導(dǎo)致長江口藻類優(yōu)勢種群中硅藻比例下降、甲藻比例相對上升的重要原因［3－4］;多瑙河自1970s以來，入海溶解硅(DSi)的通量減少了80%，引發(fā)了黑海浮游植物優(yōu)勢種由硅藻向非硅藻(鞭毛藻和顆石藻)種群的轉(zhuǎn)變［5］;黃河自1960s以來也出現(xiàn)入海溶解硅通量的減少，Si/N比值下降，營養(yǎng)鹽結(jié)構(gòu)顯著改變的情況［6］.另外，硅酸巖風化產(chǎn)生溶解硅的過程以及溶解硅被硅藻吸收的過程都能從大氣中吸收CO2，并最終將CO2固定到巖石圈中，對減少大氣中CO2含量也有重要影響［7］.但是河流入海DSi通量的減少會引起海洋硅藻類比例減少，進而造成硅藻埋藏量減少，使大氣中的CO2含量增加［8］.鑒于河流入海DSi變動對河口、海洋生態(tài)系統(tǒng)及全球碳循環(huán)的深遠影響，探究入海DSi下降的原因及過程一直是國內(nèi)外學(xué)術(shù)界關(guān)注的焦點之一［9－10］.近年來，大量研究聚焦在流域水庫的“生物過濾器(biological and biochemical filter)”效應(yīng).1970s，Vollenweider和Dillon 等最早提出水庫營養(yǎng)鹽的“生物過濾器”概念及計算模式［11－12］.Humborg 等［5］、Conley 等［13］和 Friedl等［14］通過水庫面積、BSi等指標研究了水庫的DSi“生物過濾器”滯留效應(yīng).這些研究認為水庫的過濾器效應(yīng)是DSi入海通量減少的主要原因.但是，最近的研究表明，水庫“生物過濾器”對DSi的滯留量遠小于入海DSi通量的減少［5，14，39－40］.這使深入研究水庫的“過濾器”過程及其滯留效應(yīng)成為迫切需要.本文以長江流域為研究對象，利用長江入海水沙、DSi、溶解無機氮(DIN)、溶解無機磷(DIP)以及162個大型水庫的庫容、徑流量、總磷(TP)等記錄資料，應(yīng)用Vollenweider模型，計算水庫“生物過濾器”導(dǎo)致的DSi滯留量，探討長江流域水庫的“過濾器”對入海DSi通量的影響.

1 研究區(qū)域概況

長江是中國第一大河流，流域面積約1.8×106km2，年均徑流量達9.6×1011m3，并攜帶1.78×108～2.00×108t溶解態(tài)物質(zhì)輸入東海，對長江口及東海近海生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生重要的影響［15－16］.長江宜昌以上為上游，長約4500 km，主要支流有金沙江、雅礱江、大渡河、岷江、沱江、涪江、嘉陵江和烏江;湖北宜昌至江西湖口為中游，長955 km，主要支流有漢江、洞庭湖水系和鄱陽湖水系;湖口以下為下游，長約930 km，主要支流有巢湖水系、青戈江、水陽江、滁河、黃浦江.因中下游人口眾多，流域的大型水庫目前主要集中于中下游支流流域(圖1).

2 資料和方法

2.1 長江入海水沙及DSi、DIN、DIP濃度數(shù)據(jù)庫

長江入海流量、泥沙通量及DSi、DIN、DIP濃度數(shù)據(jù)收集于長江水文泥沙資料年報及相關(guān)論文，其中1961-1987年的資料為長江下游大通站月平均記錄資料［17］，1988-2000 年為大通站年記錄資料［18－20］.大通站距離河口口門640多千米，是長江河口潮汐影響的最上臨界面，歷來被作為長江入海物質(zhì)的代表站［15－16］.各類資料說明如下:泥沙通量主要為懸移質(zhì)(懸沙)通量，未考慮河床推移質(zhì);DSi指溶解態(tài)的硅酸根離子(SiO23－);DIP指溶解態(tài)的磷酸根離子(PO23－);另外，因溶解態(tài)無機氮中，溶解態(tài)硝酸鹽所占比例能達70% ～95%［20］，故本文中DIN指溶解態(tài)硝酸根離子()，不包含溶解態(tài)亞硝酸鹽和銨鹽.數(shù)據(jù)庫中DSi、DIN和DIP的測定方法如下:水樣經(jīng)過0.45 μm醋酸纖維濾膜過濾，然后依次用硅鉬藍法測定DSi，配位滴定法(EDTA titration)測定 DIN 和 DIP［19－20］.

2.2 長江流域水庫容量、上游徑流量和TP濃度數(shù)據(jù)庫

據(jù)長江水利委員會統(tǒng)計資料，至2006年，長江流域共建有各類水庫45691座，總庫容1600×108m3，其中中小型水庫45495個，庫容合計約有40×108m3，僅占流域總庫容的0.25%，對流域庫容的貢獻很?。?1］.因此，本文只對流域內(nèi)162個大型(庫容大于1×108m3)水庫進行研究.為計算水庫“過濾器”滯留效應(yīng)，依據(jù)計算DSi“生物過濾器”滯留量的要求，統(tǒng)計了水庫的最大庫容量、水庫上游多年平均徑流量、水庫TP的濃度、水庫竣工的年份等參數(shù).其中，水庫中TP是根據(jù)所在支流的主要控制站的TP而取值.各支流主要控制站TP數(shù)據(jù)來源于1997年4-5月份的現(xiàn)場調(diào)查［20］;其他數(shù)據(jù)來源于《長江年鑒》、《長江大辭典》和《2008年全國水利發(fā)展統(tǒng)計公報》［21－23］.162個水庫的空間分布如圖1所示.

圖1 長江流域水系及水庫分布Fig.1 Distribution of main branches and big reservoirs in the Yangtze River drainage basin

2.3 長江入海DSi、DIN、DIP通量和水庫DSi生物滯留量、泥沙淤積量、DSi泥沙滯留量的計算方法

長江入海DSi、DIN、DIP通量:指單位時間內(nèi)通過大通斷面的DSi、DIN、DIP質(zhì)量，計算方法為:

式中，F(xiàn)i是DSi年入海通量，Qij是第i年第j月平均流量，Cij是第i年第j月平均DSi濃度.DIN和DIP的年入海通量計算方法也是如此.

水庫DSi“生物過濾器”滯留量:是指水庫內(nèi)藻類生長發(fā)育吸收的DSi量，其估算關(guān)鍵是建立藻類的DSi動力學(xué)模型，這類浮游植物動力學(xué)模型目前主要有營養(yǎng)鹽經(jīng)驗?zāi)Ｐ?、浮游植物動力學(xué)模型、浮游植物生態(tài)系統(tǒng)模型，其中后兩種模型主要針對具體湖泊和水庫，需要大量的物理、化學(xué)和生物學(xué)參量去模擬浮游植物生產(chǎn)量［24－25］，顯然不適合作為各類水庫的統(tǒng)一模型.為統(tǒng)一估算流域各類水庫藻類的生產(chǎn)量，只能采用參數(shù)較少的通用營養(yǎng)鹽經(jīng)驗?zāi)Ｐ蛠磉M行不同類型水庫的生產(chǎn)力估算.本文采用的是在長江流域8個水庫、31個湖泊中進行過驗證［26］的Vollenweider模型，該模型通過建立TP與浮游藻類生產(chǎn)力的簡單關(guān)系進行生產(chǎn)力的估算［27－28］.長江流域水域浮游植物生產(chǎn)力通常受磷營養(yǎng)鹽的限制［26，29］，因此不同類型水庫具備統(tǒng)一應(yīng)用Vollenweider模型的基礎(chǔ)，然后通過浮游藻類P/Si比率即可估算藻類吸收固定的DSi量.這個模型計算DSi滯留量的步驟如下:

1)利用Vollenweider經(jīng)驗公式計算水庫對碳的滯留量，公式為:

式中，∑Cj是水庫第j年的固碳量，［TP］ij是第j年第i個水庫的總磷濃度，Tw是水庫對上游徑流的最大滯留時間，即水庫上游的多年平均徑流量/水庫的最大庫容.另外，絕大多數(shù)水庫(除三峽、丹江口等少數(shù)水庫外)沒有TP數(shù)據(jù)，每個水庫中TP只能根據(jù)所在支流主要控制站1997年現(xiàn)場測量的TP取值［20］，這樣既能體現(xiàn)出不同水庫TP的空間差異性，也能使TP值接近目前水庫實際的TP值.

2)利用水庫對碳的固定量，根據(jù)生物細胞對營養(yǎng)元素吸收的比律(Redfield比率)以及硅藻占整個水域初級生產(chǎn)力的比重，估算水庫對硅營養(yǎng)鹽的滯留量.經(jīng)典的生物細胞吸收和固定營養(yǎng)元素的比率為C∶Si∶N ∶P=106 ∶16 ∶16 ∶1［30－31］.中國湖泊和水庫中，長江流域浮游藻類包括 8 個門，其中藍藻門、硅藻門、綠藻門為主要優(yōu)勢門［32］.因不同水庫的營養(yǎng)結(jié)構(gòu)、程度不同，硅藻所占浮游藻類的生物量比重也呈現(xiàn)較大差異性.例如三峽水庫中，硅藻種類占浮游藻類種類的48.9%［33］，漢江流域丹江口水庫、鄱陽湖撫河流域洪門水庫等硅藻類生物量占初級生產(chǎn)力的比重分別為62.5%和30%［34－35］;考慮到大型水庫庫容占流域的比重較大，本文采用50%作為長江流域水庫中硅藻與整個初級生產(chǎn)力的比率.根據(jù)上述生產(chǎn)力中C與Si的比率關(guān)系，水庫對硅的固定能力計算公式為:

式中，∑Si為水庫對硅的年固定量.

水庫DSi“生物過濾器”滯留效率=100%(DSi生物固定量/長江入海DSi通量的減少量).

水庫的泥沙淤積量估算:根據(jù)2002年的《中國河流泥沙公報》［36］，據(jù)截止1992年的調(diào)查資料，上游地區(qū)水庫年淤積量約為1.4×108m3，年淤積率約0.68%.其中，大型水庫年淤積率為0.65%，中型水庫為0.39%，小型水庫為0.90%.按照保守的估計，我們將全流域水庫的淤積率統(tǒng)一按最小的淤積率0.39%計算長江流域水庫的截沙能力，即水庫截沙量的計算如下:水庫的截沙量=水庫庫容×0.0039×泥沙的容重.

水庫DSi泥沙滯留量:鑒于陸地水庫內(nèi)溶解硅的無機滯留研究尚未見報道，本文水庫內(nèi)泥沙對DSi滯留量只能通過間接估算，即:水庫DSi泥沙滯留量=長江入海DSi 的減少量-水庫DSi生物滯留量.

3 結(jié)果

3.1 長江入海水沙與DSi、DIN、DIP通量變化及其相關(guān)關(guān)系

長江大通站多年平均流量為29792 m3/s(1960-2000年)，年均最大流量為43142 m3/s(1998年)，年均最小流量為21318 m3/s(1976年).1960s-1990s間年均流量非常接近，因此盡管年際波動較大，年流量自1960年來并沒有明顯增大或減小的趨勢(圖2A).大通站多年平均懸沙通量為4.28×108t(1960-2000年)，年最大懸沙通量為6.80×108t(1964年)，年最小懸沙通量為2.40×108t(1994年).懸沙通量呈現(xiàn)明顯下降趨勢，1960s平均懸沙通量最大達5.08 ×108t/a，1970s和1980s分別減少到4.36 ×108和4.25 ×108t/a，至1990s減少到3.41 ×108t/a(圖2B)，比1960s約減少33.13%.

大通站DSi多年平均入海通量為6.50×106t/a，年最大通量為9.20×106t(1964年)，年最小通量為3.89×106t(1985 年，圖2C).DSi入海通量1960s-1990s也呈現(xiàn)明顯下降趨勢，其中1960s年均通量最大達7.30 ×106t/a，1970s為 6.05 ×106t/a，至1980s-1990s減少到約5.45×106t/a(圖2C)，比1960s減少大約25.3%.與DSi入海通量趨勢相反，大通站DIN、DIP入海通量則呈現(xiàn)明顯上升趨勢.DIN入海通量1960s-1970s年均通量為 1.11×106t/a，1980s增加到 3.10 ×106t/a，至 1990s迅速增加到 5.70 ×106t(圖2D)，比1960s增加了約410%;DIP入海通量1960s-1970s年間變化不大，年均通量為1.09 ×104～1.95 ×104t/a，但1980s-1990s增加到4.60×104t/a(圖2E)，比1960s增加了約133%.

盡管大通站入海徑流量1960s來沒有明顯的增加和減少趨勢，但DSi通量與流量之間還是呈現(xiàn)出正相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)(R2)達0.61(圖2F).DSi通量與懸沙通量之間也呈現(xiàn)顯著的正相關(guān)關(guān)系，R2達0.71(圖2G).DSi通量與DIN通量之間表現(xiàn)出顯著的負相關(guān)關(guān)系，R2達0.65(圖2H).另外，DSi通量與DIP通量之間沒有顯著的相關(guān)關(guān)系(圖2I).

3.2 長江流域大型水庫時空分布及其對徑流的滯留

圖2 大通站入海水沙與DSi、DIN、DIP通量的變化及其相關(guān)關(guān)系(其中圖A～E源于文獻［4］)Fig.2 Annual variations and correlations of discharge，suspend sediment，DSi flux，DIN flux and DIP flux of Datong station

至2006年，長江流域共建設(shè)162座庫容大于1×108m3的水庫，累計庫容達1554×108m3，占年均徑流量9604×108m3的16.8%.按庫容分類，大于20×108m3的水庫共有16座，累計庫容為1121×108m3，占全流域的66%.大于10×108m3的水庫共有31座，累計庫容為1326×108m3，占全流域的78%.大于5×108m3的水庫共有54座，累計庫容為1481×108m3，占全流域的87%(圖1，圖3A).1950年前，長江流域基本沒有大型水庫(庫容大于1×108m3)，1950年建國后，各流域開始了持續(xù)的建壩活動，長江流域總庫容的逐年迅速增加，1960s、1970s、1980s和1990s流域平均總庫容分別達到180 ×108、480 ×108、750 ×108和 1200 ×108m3，平均每年增加庫容30×108m3(圖3A).另外，流域庫容因丹江口、三峽等大型水庫的修建，在1960、1965、1982和1997年等年份呈現(xiàn)臺階式的增長(圖3A).

從水庫的流域分布看，長江大型水庫有明顯區(qū)域性分布特點.盡管中、下游干流長度僅為1900 km，占全長的30%，但是大型水庫卻主要分布在中、下游，162個大型水庫中，中、下游水庫數(shù)分別為93和21，上游46個.在1554×108m3總庫容中，上、中、下游支流所占比重分別為18.7%、48.0%、7.5%.另外，干流只有三峽和葛洲壩水庫，但都是超大型水庫，其庫容和為409×108m3，占總庫容的26.3%.另外，從支流分布看，水庫主要分布在嘉陵江、烏江、漢江和洞庭湖水系及鄱陽湖水系(圖1，圖3B).

依據(jù)水庫對上游徑流滯留時間的大小，162個大型水庫可分為7類，分別為0.001～0.01、0.01～0.05、0.05 ～0.1、0.1 ～0.5、0.5 ～1、1 ～2、2 ～4 年.每類水庫數(shù)分別為:9、20、32、48、23、20 和10(圖3C);累計庫容分別為:32.0 ×108、48.2 ×108、594.2 ×108、495.4 ×108、272.2 ×108、205.6 ×108和42.7 ×108m3(圖3D).因此，長江流域50%以上的水庫的徑流滯留時間大于0.1年，而且大于0.05年以上水庫的庫容占全部水庫庫容的90%以上，即長江流域絕大部分的庫容對徑流的滯留能力都超過0.05年.所以，長江流域水庫對徑流的調(diào)節(jié)和控制作用明顯，改變了徑流的自然特性.

3.3 長江流域大型水庫對DSi和泥沙的滯留

根據(jù)Vollenweider模型計算結(jié)果，長江流域162座大型水庫通過“生物過濾器”效應(yīng)，對DSi的累計滯留量達85×104t/a(圖4A)，占年均入海DSi通量(1990-2000 年)5.4×106t/a的15.7%，占入海 DSi通量減少量(1990s相比1960s)1.85×106t/a(圖2C)的45.9%.其中，16座大于20×108m3的水庫滯留的 DSi占所有水庫的50%，31座大于10×108m3的水庫滯留的DSi占所有水庫的60%，54座大于5×108m3的水庫滯留的DSi占所有水庫的70%(圖4A).從時間分布看，伴隨著長江流域總庫容逐年增加，水庫對DSi的滯留量也呈現(xiàn)逐年增加的趨勢，1960s、1970s、1980s和1990s流域平均滯留 DSi分別達到10 ×104、25 ×104、45 ×104和75×104t/a，平均每年增加2×104t(圖4A).從DSi滯留的流域分布看，長江上游、中游和下游支流大型水庫滯留 DSi的量分布達到26.0 ×104、33.3 ×104和7.5 ×104t/a，所占比重分別為31.0%、33.3%和9.0%.另外，干流三峽和葛洲壩水庫滯留DSi的量為18.2×104t/a，占所有水庫的21.0%.(圖1，圖4B).

圖3 長江流域大型水庫的時空分布及其對上游徑流的滯留時間Fig.3 Spatial－temporal distribution of big reservoirs and retention time of runoff in the Yangtze River drainage basin

根據(jù)保守的水庫泥沙年淤積率計算結(jié)果，長江流域162座大型水庫，對泥沙的累計淤積量達6.75×108t/a(圖4C)，其中，16座大于20×108m3的水庫泥沙淤積量占所有水庫的66%，31座大于10×108m3的水庫泥沙淤積量占所有水庫的78%，54座大于5×108m3的水庫泥沙淤積量占所有水庫的87%(圖4C).從時間分布看，水庫的泥沙淤積量也呈現(xiàn)逐年增加的趨勢，1960s、1970s、1980s和1990s大型水庫平均泥沙淤積量分別達到0.9 ×108、2.0 ×108、3.8 ×108和6.0 ×108t/a，平均每年增加庫容 0.16 ×108t(圖4C).從流域分布看，干流三峽和葛洲壩水庫泥沙淤積量為1.6×108t/a，占所有水庫的26.3%;長江上游、中游和下游支流大型水庫泥沙淤積量所占比重分別為17.8%、48.0%和7.5%(圖1，圖4D).

4 討論

4.1 DSi變化與徑流、懸沙及DIN、DIP變化之間的關(guān)系

長江入海水沙和DSi、DIN、DIP通量變化及其相關(guān)關(guān)系的結(jié)果表明:長江流域自1960s以來，河流的入海DSi通量呈現(xiàn)明顯的下降趨勢，這一過程與入海徑流波動、懸沙通量不斷減少，DIN通量和DIP通量不斷增加的過程同時發(fā)生(圖2)，相關(guān)分析進一步表明:河流入海DSi與徑流量、懸沙通量呈正相關(guān)關(guān)系，R2分別達0.61和0.71;與DIN通量呈現(xiàn)負相關(guān)關(guān)系，R2達0.65;但與DIP通量的相關(guān)性較弱(圖2).上述結(jié)果表明:河流流量下降、泥沙淤積加強、河流DIN通量增加會導(dǎo)致水體中DSi濃度下降，進而引起DSi入海通量減少.首先根據(jù)河流DSi通量的定義，近幾十年來長江徑流量沒有明顯下降而DSi通量下降的結(jié)果只能表明DSi濃度的下降.其次，河流中泥沙的淤積會吸附DSi沉積致使DSi濃度下降，尤其是水庫的泥沙淤積效應(yīng)以及水滯留效應(yīng)，會產(chǎn)生“泥沙過濾器”效應(yīng).第三，河流中DIN、DIP的增加使河流的營養(yǎng)水平提高，使藻類容易生長，雖然目前水庫的藻類生產(chǎn)力仍受到磷的限制，但是水庫內(nèi)藻類仍更容易生長發(fā)育吸收DSi，導(dǎo)致DSi濃度下降和通量下降，產(chǎn)生“生物過濾器”滯留效應(yīng)［13－14］，我們將在后面更進一步探討這種過濾器效應(yīng).

圖4 長江流域大型水庫的DSi生物滯留量和泥沙淤積量的時空分布Fig.4 Spatial－temporal distribution of DSi retention and sediment of big reservoirs in the Yangtze River drainage basin

4.2 大型水庫的“泥沙過濾器”效應(yīng)和DSi“生物過濾器”效應(yīng)

大型水庫的時空分布及對徑流的滯留時間結(jié)果表明:自1950年以來，即使按有效庫容(一般約占總庫容的70%)算，水庫攔截的徑流量也已經(jīng)占流域年均徑流量的11.76%，其中以三峽、丹江口等為代表的庫容大于5×108m3的54座大型水庫攔截的徑流已占全流域的87%.另外，90%以上的水庫對上游徑流的滯留時間大于0.05年(18 d)(圖3).水庫水體滯留時間的存在使水庫內(nèi)藻類開始生長發(fā)育，吸收水體的營養(yǎng)鹽，產(chǎn)生營養(yǎng)鹽“生物過濾器”滯留效應(yīng).一般來說當滯留時間超過浮游植物充分增長所需的周期(2周)，水庫內(nèi)的藻類就會生長［37－38］，而長江流域90%以上的水庫對徑流的滯留時間都超過2周，加上水庫泥沙沉積加速、透明度增加、光合作用加速，進入水庫的氮、磷增加，均導(dǎo)致水庫內(nèi)藻類的大幅度暴發(fā)，導(dǎo)致攜帶營養(yǎng)鹽的生物滯留.尤其當DSi被硅藻吸收建造殼體，其死亡后的殼體中硅再溶解的速率非常慢，這使DSi隨著殼體的沉積而埋藏于水庫沉積物中.本研究也確實表明，長江流域的水庫產(chǎn)生了顯著的“生物過濾器”效應(yīng)和“泥沙過濾器”效應(yīng).水庫的“生物過濾器”，對DSi的累計滯留量達0.85×106t/a，約占年均入海DSi通量(1990-2000年)5.4×106t/a的15.7%.自1950年來，DSi的滯留量逐年增加(圖4A)，大型水庫對DSi的貢獻量巨大，三峽水庫滯留DSi量達17×104t/a.需要指出的是，水庫通過硅藻固定的DSi不會全部沉積在水庫里，有一部分硅藻會隨著水庫放水進入下游，這部分流失的硅藻占水庫硅藻生產(chǎn)量的比率不大.對于死亡硅藻，因為構(gòu)成藻類的原生質(zhì)密度都大于水，硅藻會下沉，硅藻顆粒大小為1～500 μm，大部分都大于100 μm［32］，沉積速度較快，對于滯留時間超過2周以上的水庫(占90%以上，圖3)來說，死亡硅藻應(yīng)該有充分的時間沉積于水庫內(nèi).對于活體硅藻，可以通過生物浮游機制，一直生活在水體上層隨水庫放水進入下游，關(guān)鍵是有多少活體硅藻能進入下游，長江各類水庫滯留時間不一，平均滯留時間為0.3年(4個月，圖3)，按藻類充分發(fā)育生長的周期(2周)計算，平均發(fā)育8個周期的硅藻，放水時段水庫內(nèi)活體硅藻生產(chǎn)量最多占全年生產(chǎn)量的1/8.無論沉積于水庫還是進入下游，DSi都已經(jīng)由無機態(tài)轉(zhuǎn)為有機態(tài)而移出.其次，水庫蓄水引起水面坡降減小，使進入水庫徑流流速明顯減緩甚至靜止，懸浮物濃度因顆粒物加速沉積而減少，產(chǎn)生“泥沙過濾器”效應(yīng).總體來看，1950年來，由于水庫數(shù)量的增加，大型水庫總淤積量平均每年增加0.16×108t，至2006年，162座大型水庫總淤積量達6.75×108t/a(圖4C).不但導(dǎo)致入海懸沙通量由1960s的5.08×108t/a下降到1990s的3.41×108t/a，下降幅度達32.8%(圖2B);而且還導(dǎo)致泥沙吸附DSi沉積而滯留于水庫，這種泥沙吸附滯留DSi的過程討論如下.

4.3 “生物過濾器”效應(yīng)和“泥沙過濾器”效應(yīng)對入海DSi通量的影響

許多學(xué)者都認為水庫的“生物過濾器”是DSi入海通量減少的主要驅(qū)動力［5，11－13］.但是，本文的結(jié)果表明長江大通站入海DSi通量1960s-1990s共減少1.85×106t/a(圖2C)，而流域162個水庫“生物過濾器”對DSi的累計滯留量為0.85×106t/a，僅占年均入海DSi通量(1990-2000年)5.4 ×106t/a的 15.7%，占入海通量減少量的45.9%(圖4A).這說明水庫的“生物過濾器”不能完全解釋DSi入海通量減少的原因.實際上，這種矛盾也是世界范圍的普遍現(xiàn)象.例如:多瑙河入黑海的DSi在1972年鐵門大壩建設(shè)前后濃度分別為140和58 μmol/L，與原來相比減少了58%［5］，但最近的研究卻發(fā)現(xiàn)鐵門水庫內(nèi)，每年因硅藻活動產(chǎn)生的生物硅顆粒的沉降僅減少5%左右的DSi［14］，遠遠低于58%的減少幅度.科羅拉多河流入海DSi在大壩建設(shè)前后分別為225和133 μmol/L，下降40.8%［39］;尼羅河入海DSi濃度在阿斯旺大壩建設(shè)前后DSi分別為210和10 μmol/L，下降了95.2%［40］.但是根據(jù)模型計算，大壩對 DSi的滯留通量僅僅占全年通量的17%～18%［41］，遠遠小于各地觀測的實際值.這些事實表明，河流入海DSi減少的過程和機理遠比人們想象的復(fù)雜，尤其是完全用庫區(qū)硅藻暴發(fā)滯留DSi解釋河流DSi下降的機理和過程是不完善的.本文認為，除了水庫的“生物過濾器”外，大壩的“泥沙過濾器”也是入海DSi通量下降的主要驅(qū)動力，根據(jù)本文的計算結(jié)果，長江流域162個大壩的“泥沙過濾器”對流域泥沙累計淤積量貢獻巨大(圖4C)，除了直接造成懸沙入海通量的下降，“泥沙過濾器”效應(yīng)也會造成大量的DSi被沉積的泥沙所吸附沉淀，導(dǎo)致DSi通量減少.根據(jù)本文結(jié)果間接估算:水庫“泥沙過濾器”應(yīng)該導(dǎo)致0.9×106t/a的DSi滯留于水庫內(nèi)，占年均入海DSi通量(1990-2000年)5.4×106t/a的16%，占入海通量減少量的50%.

本文根據(jù)Vollenweider模型估算的“生物過濾器”效應(yīng)是簡化各種條件得出的較粗糙的結(jié)果，目的是了解水庫對DSi吸收固定的基本趨勢，結(jié)果和各個水庫的實際情況肯定有較大的出入.為了驗證這種趨勢的可靠性，我們把本文的結(jié)果與2002年烏江生源要素的水壩攔截調(diào)查結(jié)果［42］進行了對比:烏江流域東風水庫、烏江渡水庫“生物過濾器”和“泥沙過濾器”對DSi的滯留量分別占入庫量的22.8%和10.7%，而我們計算的長江流域水庫對DSi的綜合滯留量約占入海通量的29%，雖然比實際水庫的調(diào)查值偏大，但考慮全流域的綜合情況，結(jié)果仍具有一定可信度，至少表明長江流域水庫對DSi的滯留不可忽視.

4.4 流域DSi的水庫滯留機制

雖然本文直接計算和間接估算了水庫的“生物過濾器”效應(yīng)和“泥沙過濾器”效應(yīng).但是對于水庫的“泥沙過濾器”，并沒有直接的測量結(jié)果和計算模型.“泥沙過濾器”為主要過程的滯留機制是下一步研究的主要內(nèi)容.實際上，建設(shè)初期水庫中顆粒物的沉積速率是天然湖泊的4.7倍［43］，水庫對DSi的滯留過程始終是在泥沙顆粒沉積過程中實現(xiàn)的.水庫滯留DSi是DSi、懸浮顆粒、生物三者之間的生物地球化學(xué)過程，主要為通過懸浮顆粒物吸附DSi的物理作用以及生物對DSi吸收的生物作用，經(jīng)過沉積將DSi逐漸移除的復(fù)雜過程［44］.其中，生物吸收DSi，最終以有機碎屑沉積于庫區(qū)，故也可歸結(jié)為懸浮顆粒物對DSi的移除過程.只考慮或者側(cè)重生物的DSi滯留效應(yīng)，肯定不能正確估算水庫的DSi滯留量［10］.水庫中的懸浮顆粒分為無機和有機碎屑，有機碎屑又分為外源輸入和內(nèi)源自生.3種碎屑對DSi的滯留過程、貢獻有根本區(qū)別.無機碎屑沉積對DSi的滯留機制是無機碎屑沉積作用導(dǎo)致DSi濃度減少.迄今為止，陸地水庫內(nèi)DSi的無機滯留研究尚未見報道.外源有機碎屑沉積對DSi的滯留機制主要是該碎屑沉積埋藏于庫區(qū)導(dǎo)致DSi濃度減少［45］.內(nèi)源有機碎屑沉積對DSi的滯留機制主要是因庫內(nèi)藻類生長吸收、死亡沉積埋藏導(dǎo)致DSi濃度減少，即前面所述的“生物過濾器”效應(yīng)，國內(nèi)外都有大量研究［46］.

5 結(jié)論

綜上所述，自1950年建國以來長江流域的水庫建設(shè)，形成了顯著的“泥沙過濾器”效應(yīng)和“生物過濾器”效應(yīng)，對入海泥沙和入海DSi通量產(chǎn)生了明顯的影響.首先，水庫形成“水過濾器”效應(yīng)，使徑流過程明顯受水庫的調(diào)節(jié)和控制，明顯改變了徑流的自然特性，流域90%以上的水庫對上游徑流的滯留時間大于0.05年.其次，水庫的“生物過濾器”效應(yīng)顯著，根據(jù)Vollenweider模型計算估計，162個大型水庫對DSi的累計滯留量達0.85×106t/a，占年均入海DSi通量(1990-2000年)的15.7%，占入海DSi通量減少量(1990s相比1960s)的45.9%.此外，研究也揭示水庫的“泥沙過濾器”效應(yīng)對DSi通量的影響不容忽視.大型水庫對泥沙的淤積直接造成懸沙入海通量下降的同時，也吸附大量的外源和內(nèi)源DSi顆粒沉淀，導(dǎo)致入海DSi通量減少.但是目前對水庫“泥沙過濾器”的滯留機理并不清楚，迫切需要展開深入研究.

致謝:感謝陳中原教授、程和琴教授、日本徐開欽教授、Masataka Watanabe教授對本研究資料收集提供的幫助和寶貴建議.

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