葉文琪 ,劉翰仁 ,李尚魯 ,廖一波 ,陳悅 ,湯雁濱 ,陳全震,壽鹿,杜萍

(1.自然資源部第二海洋研究所自然資源部海洋生態(tài)系統(tǒng)動力學重點實驗室 杭州 310012;2.浙江省海洋監(jiān)測預報中心 杭州 310007)

0 引言

在生態(tài)文明約束下,清潔能源在電力供應中占比不斷提高[1]。核電作為一種清潔能源,是控制世界溫室氣體排放的最重要措施之一。按照《核電中長期發(fā)展規(guī)劃(2005—2020 年)》,到2020 年,我國總投產核電容量將達到4 000萬k W,年發(fā)電量達到2 600億k W·h,占全國發(fā)電量6%以上[2]。目前,我國核電正在加速建設,濱海核電運行對海洋生態(tài)環(huán)境的影響備受關注。

正常條件下,核電的環(huán)境影響主要還是溫排水對水生生物的影響以及冷卻水取水導致的生物卷吸效應[3]。美國從20 世紀60 年代開始監(jiān)測溫排水和殺生劑對水生生物的影響,分析取水撞擊和夾帶導致的生物損失,結果顯示,閉式循環(huán)冷卻水系統(tǒng)因溫排水量小而對水生生物的負面影響小[4];直流冷卻水系統(tǒng)會改變擴散條件差的受納水體(封閉、半封閉的海灣、淺灘等)或低緯度海域的水溫環(huán)境,水體溫度升高或晝夜熱變化規(guī)律改變將導致生物群落多樣性、豐度和生態(tài)系統(tǒng)功能改變[3,5-6]。我國濱海核電廠均采用直流冷卻水系統(tǒng)。2000年以來國內開展了大量溫排水生態(tài)效應的實驗和原位短期研究,而長期研究僅見于大亞灣核電站[7]。魏新渝等[7]及所引用文獻認為,大亞灣核電溫排水導致鄰近海域浮游植物群落結構變化,春、冬季中華哲水蚤密度降低,大型底棲動物生產力水平顯著下降,斑和鯛科魚類產卵地遷移等。然而,王友紹等[8]依據30 余年生態(tài)監(jiān)測數據,綜合多種因素認為,大亞灣核電站溫排水對周圍海域生態(tài)環(huán)境存在一定影響,但不會影響大亞灣生態(tài)系統(tǒng)的變化趨勢,無機氮磷比(TIN∶P)是關鍵驅動因子?？梢?基于長期數據的綜合評估核電生態(tài)效應對于正確判斷核電的生態(tài)影響至關重要。

秦山核電站是我國運行最早、規(guī)模最大的核電站,瀕臨強潮河口杭州灣,水交換條件良好;大亞灣為半封閉海灣,稀釋擴散條件較差。研究秦山核電站鄰近海域生態(tài)環(huán)境長期變化,與大亞灣核電站對比,更有利于為我國核電的選址和設計提供參考。同時,杭州灣海域生態(tài)環(huán)境健康發(fā)展事關大灣區(qū)建設和國家長三角一體化發(fā)展,摸清電廠的生態(tài)效應是研究杭州灣海域演變機制的重要組成部分。但秦山核電站鄰近海域生態(tài)環(huán)境長期變化罕有研究,本研究比較1989年和1990年、1995年和1996年[9-25]、2010年和2012年[26-27]鄰近海域和潮間帶的生態(tài)調查結果,探討核電運行對生態(tài)環(huán)境的長期影響。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域及電廠概況

秦山核電站是中國自行設計、建造和運營管理的第一座核電站。一期工程機組裝機容量32萬k W,1994年4 月投入商業(yè)運行,與大亞灣核電站投運(1994年2月)幾乎同時。秦山核電站二期1號-4號機組裝機容量均為65 萬k W,分別于2002 年4月、2004年5月、2010年10月和2011年12月投入商業(yè)運行。三期1 號和2 號機組裝機容量均為72.8萬k W,分別于2002年12月和2003年7月投入商業(yè)運行。目前,秦山核電基地(含方家山核電工程)共9臺機組投產發(fā)電,總裝機容量達656.4萬k W,年發(fā)電量約500億k W·h,成為國內核電機組數量最多、堆型最豐富、裝機最大的核電基地。秦山核電的溫排水排放達到520 m3/s,超過中國多數河流的徑流量;排水口溫排水溫升達到8℃[26]。

秦山核電站坐落于杭州灣北岸的浙江省嘉興市海鹽縣。杭州灣屬強潮河口,平均潮差531 cm,最大可能潮差985 cm;潮汐為非正規(guī)淺海半日潮,漲落潮將錢塘江徑流水和灣外海水充分混合;受S型往復流的作用,海水鹽度一直維持著河口低鹽水平;平均水深8～10 m;具低水色、低透明度、高懸浮體濃度、高營養(yǎng)鹽以及低生物生產力等生態(tài)特征[11,16,28]。受亞熱帶季風影響和海洋氣流調節(jié),杭州灣的溫鹽具有明顯的季節(jié)和年際變化,降雨主要集中在4-9月,占年降水量69%,多年平均降雨量在900～1 500 mm[28]。海底底質以粉砂為主,多為堅實的“鐵板砂”,由于潮流的往返沖刷,沉積環(huán)境極不穩(wěn)定,底棲生物貧乏[20]。

1.2 數據來源與分析

秦山核電站運行前期(1989—1990年)和運行期間(1995—1996年和2010—2012年),自然資源部第二海洋研究所(原國家海洋局第二海洋研究所)在廠址鄰近海域和潮間帶開展了生態(tài)環(huán)境調查(圖1)。海域調查時間分別為1989年4月(春季)、7月(夏季)、10月(秋季)、1990年1月(冬季);1995年10月、1996年1 月、1996 年4 月、1996 年7 月、2010 年10月、2012年5月。潮間帶調查時間分別為1985年4月、9月和2010年10月、2012年5月大潮期間。海域生態(tài)環(huán)境調查內容包含葉綠素a、網采(水采)浮游植物、大中型浮游動物和大型底棲生物,并同步測定海水溫度、鹽度、p H 和懸浮物、溶解氧、營養(yǎng)鹽濃度,以及沉積物有機質含量等理化參數。葉綠素a測定用淬滅熒光法。網采浮游植物采用淺Ⅲ浮游生物網(網口內徑37 cm,網口面積0.1 m2,網長140 cm,篩絹孔徑為77μm)自底至表作垂直拖網采集,水采浮游植物采集500 mL表層海水,顯微鏡鑒定和計數。大中型浮游動物采用淺I型浮游生物網(網口內徑50 cm,網口面積0.2 m2,網長145 cm,篩絹孔徑為505μm)從底至表層垂直拖網采集,體視鏡和顯微鏡下鑒定和計數,天平稱量。大型底棲生物使用0.1m2的采泥器采樣,經0.5 mm 孔徑套篩沖洗出生物樣品,體視鏡和顯微鏡下鑒定和計數,天平稱量。

本研究利用3個年代的海域調查數據分析秦山核電站鄰近海域海洋生物長期變化;利用2個年代的潮間帶調查數據分析核電站鄰近潮間帶生物長期變化。

2 結果與討論

2.1 理化環(huán)境變化

2.1.1 水體環(huán)境變化

秦山核電鄰近海域的溫鹽影響因素多、波動大(表1、表2)。夏、秋、冬季的溫度年際差異較小,春季有升高趨勢,但難以判定電廠溫排水對春季溫度的影響。因為2012年春季調查時間是5月,其他年份是4月,故2012年春季水溫明顯偏高,而且1996年春季調查期間連續(xù)陰雨,溫度偏低,故無法確定溫升是溫排水的影響。鹽度受徑流、降雨和海水入侵影響,徑流影響最明顯[11]。1996年春季連續(xù)陰雨,徑流和降雨較大,鹽度較低;其他季節(jié)降雨少,外海水入侵勢力增強導致鹽度高于1989年春季同期[24];杭州灣5月降水明顯高于4月[28],因此2012年春季鹽度低于其他年份。該海域海水混濁、懸浮泥砂含量高的特征未變化(表3);高溶解氧含量和海水弱堿性環(huán)境也基本穩(wěn)定(表4和表5)。

表1 海水溫度歷史變化[9-11,29] ℃

表2 海水鹽度歷史變化[9-11,29] ‰

表3 海水懸浮物歷史變化[9-10,12-13,29] mg/L

表4 海水溶解氧濃度歷史變化[9-10,12-13,29] mg/L

表5 海水p H 歷史變化[9-10,12-13,29]

秦山核電鄰近海域具有高營養(yǎng)鹽濃度、高氮磷比(N/P)特征[30]。3個年代數值對比,硝酸鹽、磷酸鹽和硅酸鹽濃度持續(xù)升高,亞硝酸鹽和銨鹽濃度呈先升高、后下降趨勢(表6至表10)。無機氮主要來源于工農業(yè)及生活污水,磷酸鹽來源多樣,硅酸鹽主要來源于土壤風化。受環(huán)杭州灣區(qū)工農業(yè)發(fā)展影響,近30年,灣內外營養(yǎng)鹽濃度升高明顯,其中無機氮增幅最大,主要與沿岸農田大量使用氮肥有關[30]。同時,杭州灣營養(yǎng)鹽濃度年際變化也受降雨、錢塘江徑流和長江沖淡水影響。

表6 海水硝酸鹽歷史變化[9-10,12,14,29] mg/L

表7 海水磷酸鹽歷史變化[9-10,12,14,29] mg/L

表8 海水硅酸鹽歷史變化[9-10,12,14,29] mg/L

表9 海水亞硝酸鹽歷史變化[9-10,12,14,29] mg/L

表10 海水銨鹽歷史變化[9-10,12,14,29] mg/L

2.1.2 沉積物環(huán)境變化

秦山核電鄰近海域1989—1990 年和1995—1996年沉積物有機碳年均含量分別為0.46%[9]和0.39%[10];2010—2012年沉積物有機碳含量均值為0.62%[29]?？梢?該海域沉積物中有機碳含量低,但略呈上升趨勢。

2.2 葉綠素a和浮游植物

葉綠素a濃度是浮游植物細胞密度的反映,受溫、鹽、光照和營養(yǎng)鹽濃度直接影響。杭州灣海域營養(yǎng)鹽豐富,溶解氧充足,但由于水體透明度低及往復潮流強烈沖刷,初級生產力和葉綠素a含量低[16]。1995—1996年降雨量小、徑流弱,調查區(qū)鹽度高于1989—1990年(除春季),攜帶高懸浮泥沙含量的海水進入,使透光率下降,限制浮游植物的生長繁殖,導致1995—1996年葉綠素a濃度和浮游植物細胞密度(水樣)明顯低于1989—1990年;同時,春季連綿陰雨,溫度低也是原因之一。與1989—1990年相比,2012 年春季溫度高、鹽度和懸浮物濃度低,硝酸鹽和磷酸鹽濃度為1989—1990年同期2倍以上,促使葉綠素a濃度明顯高、浮游植物細胞密度(網樣)約為1989—1990年的9倍;2010年秋季溫度稍高、懸浮物濃度稍低,硝酸鹽為1989—1990 年同期的2.7 倍,葉綠素a與1989—1990 年基本持平、浮游植物細胞密度約為1989—1990年的3 倍(表11 至表13)。可見溫度、鹽度和光照是研究海區(qū)浮游植物密度年際波動的主要限制因素,但當溫度、鹽度和光照條件良好時,高營養(yǎng)鹽會促進浮游植物旺發(fā)。陳悅等[27]發(fā)現2010—2012 年春、秋季電廠鄰近海域網采浮游植物豐度分別為杭州灣1981—1982年同季的27倍和71倍,認為營養(yǎng)鹽增加是主要原因。

表11 表層葉綠素a濃度歷史變化[9-10,16-18,23,27,29] μg/L

表12 浮游植物細胞密度歷史變化[9-10,16-18,23,27,29] 萬個/m3

表13 浮游植物種類數歷史變化[9-10,16-18,23,27,29]

秦山核電鄰近海域浮游植物種類主要為廣布性近岸種、半咸水種和淡水種,也有少量暖水性外海種。浮游植物物種數年際波動大,基本與溫度正相關、與鹽度負相關,總種類數主要取決于淡水種的增減[10]。與1989年夏季相比,1996年夏季降雨量小、徑流弱,淡水種減少60余種[10],導致總種類數(水樣)下降明顯。1995—1996年其他3季和2010年秋季、2012年春季物種數(網樣)較1989—1990年同期均有不同程度的增加(表4),這與杭州灣海域1992—2012年的浮游植物種類數明顯增加趨勢一致[31]。

優(yōu)勢種也有變化。與1989—1990 年相比,2012年春季(網樣)和1996年夏季(水樣)具槽帕拉藻(Paralia sulcata)優(yōu)勢度提高;2010 年秋季(網樣)弓束圓篩藻小型變種(Coscinodiscus curvatulus var.minor)增加。兩者均為小型硅藻,小型硅藻占比增加的趨勢也在大亞灣核電站附近海域觀察到[32],這可能與海水升溫有關[33-35]。此外,研究顯示溫升會提高暖水種瓊氏圓篩藻(Coscinodiscus jonesianus)的細胞分裂速率[36],秦山核電鄰近海域春、秋季其網采豐度分別由1989—1990 年的32.5萬 個/m3和25.3萬個/m3增長到 2010—2012年的47.7萬個/m3和32.6萬個/m3[9,27],且豐度與溫度呈正相關,熱羽區(qū)較高[27,29],由此推測,溫升可能促進暖水種增加。

2.3 大中型浮游動物

浮游動物生物量和豐度年際波動明顯(表14至表16)。浮游動物豐度受溫度和鹽度影響,通常與溫度呈正相關、與鹽度呈負相關。優(yōu)勢種變化改變浮游動物平均大小,從而與豐度共同影響生物量。1996年春季調查期間水溫偏低,浮游動物豐度和生物量均較低;1995—1996年夏、秋、冬3季鹽度明顯高于1989—1990年同期,導致浮游動物豐度低,但因夏、秋季優(yōu)勢種長額刺糠蝦個體較大,且有較多個體大的球型側腕水母,導致夏、秋的生物量較1989—1990年反而略有上升[24]。2010年秋季浮游動物豐度、生物量和優(yōu)勢種變化完全符合以上規(guī)律;2012年春季優(yōu)勢種也符合以上規(guī)律,但2012年春季雖溫度高、鹽度低,浮游動物豐度依然最低,可能與理化環(huán)境的長期變化有關。象山港寧海電廠鄰近海域多年研究發(fā)現,排水口附近的大中型浮游動物豐度較低,與溫排水沖擊導致原優(yōu)勢種遷移和死亡有關[37],也與長期高溫脅迫導致浮游動物變小有關[38]?；诖送茰y,秦山核電站鄰近海域春季浮游動物豐度降低可能與溫排水有關——受到溫排水長期影響,浮游動物個體變小,導致大中型浮游動物數量下降。

表14 浮游動物生物量歷史變化[9-10,19,24,29] mg/m3

表15 浮游動物豐度平均值歷史變化[9-10,19,24,29] ind/m3

表16 浮游動物物種數歷史變化[9-10,19,24,29]

秦山核電鄰近海域浮游動物優(yōu)勢種為半咸水河口種(蟲肢歪水蚤、華哲水蚤、火腿許水蚤和江湖獨眼鉤蝦)和近岸低鹽種(長額刺糠蝦和真刺唇角水蚤)。優(yōu)勢種組成及優(yōu)勢度的年際變化受鹽度影響,隨鹽度升高,優(yōu)勢種由咸水河口種向近岸低鹽種轉變。與1989—1990年相比,1996年和2012年春季鹽度較低,半咸水河口種蟲肢歪水蚤優(yōu)勢度較高、近岸低鹽種真刺唇角水蚤優(yōu)勢度較低;1995—1996年夏、秋、冬季鹽度較高,半咸水河口種蟲肢歪水蚤優(yōu)勢度較低、近岸低鹽種長額刺糠蝦和真刺唇角水蚤優(yōu)勢度較高;2010 年秋季優(yōu)勢種與1989—1990年一致。因此,浮游動物優(yōu)勢種基本穩(wěn)定。

2.4 大型底棲動物

秦山核電鄰近海域底質以粉砂為主,由于潮流的往返沖刷,沉積環(huán)境極不穩(wěn)定,多為堅實的鐵板砂,有機質含量少,底棲動物生物量和棲息密度均屬較低水平[20]。但3個年代的大型底棲動物物種數、生物量和棲息密度持續(xù)增加(表17 至表19)。1995—1996年與1989—1990年的優(yōu)勢種均為多鰓齒吻沙蠶和焦河藍蛤,2010—2012 年優(yōu)勢種中,焦河藍蛤未變,但是多鰓齒吻沙蠶不再是優(yōu)勢種。大型底棲生物種類、數量和鉤蝦增加與人類活動有關,圍填海、碼頭建設等工程改變海域水動力環(huán)境,從而影響底質類型和環(huán)境;同時,海域微藻旺發(fā)、沉降,導致沉積物有機質含量升高,為鉤蝦提供了豐富的食物來源[39]。

表17 大型底棲生物生物量歷史變化[9-10,20,25,29] g/m2

表18 大型底棲生物密度歷史變化[9-10,20,25,29] 個/m2

表19 大型底棲生物物種數歷史變化[9-10,20,25,29]

2.5 潮間帶生物

1985年潮間帶調查的6條斷面中,D 斷面是巖灘,其余5個斷面為軟質粉砂灘[21];2010—2012年的3條斷面分別為T1巖灘、T2泥灘、T3沙灘[29]。為有效比較2個年代的潮間帶生物變化,將底質分為硬相(巖灘)和軟相(泥灘、沙灘、粉砂灘)。2010—2012年潮間帶生物平均密度和生物量均較1985年增加,軟相底質與硬相底質的變化趨勢相同。1985年軟相底質潮間帶生物的年均密度和生物量 分 別 為44.93 個/m2和19.73 g/m2,低 于2010—2012 年 的217.97 個/m2和34.61 g/m2;1985年硬相底質潮間帶生物的年均密度和生物量分別為46.48 個/m2和59.93 g/m2,低于2010—2012年的95.83個/m2和444.80 g/m2。潮間帶生物密度和生物量的增加主要由中潮和低潮區(qū)生物增加導致的,高潮區(qū)反而是減少的(表20)。潮間帶生物數量變化趨勢可能與秦山核電站建成后鄰近海域潮間帶中人為采捕活動的減弱有關。1985年一期工程動工,在此之前,一些較大個體潮間帶生物如牡蠣、蟹等可能會被當地漁民采捕;而核電站建成后,當地漁村搬遷,周圍幾無漁捕活動,因此在2010—2012年采到大量大個體的近江牡蠣等,提高了潮間帶生物密度和生物量。同時秦山核電產生的溫排水也可能有助于潮間帶生物的附著及生長,且該區(qū)域沉積物有機質含量在升高,共同促進潮間帶生物密度和生物量增長[40]。

表20 潮間帶生物密度和生物量歷史變化[21,29]

2010—2012年的種類數較1985 年略有減少。1985年在硬相底質斷面采得潮間帶生物14種,軟相底質斷面14～38種;2010—2012年在硬相底質斷面僅采得10種(含4種藻類),軟相底質斷面7～16種[21,29]。2個年代生物類群均以甲殼類動物和軟體動物為主[21,29],多毛類較少,無明顯變化。

3 結語

綜上所述,由于秦山核電廠鄰近海域的觀測資料較少,本研究無法描述其鄰近海域生態(tài)變化的具體過程,基于現有數據,參考其他電廠生態(tài)效應的研究結果,筆者分析認為,秦山核電鄰近海域生態(tài)環(huán)境的主要變化是由營養(yǎng)鹽濃度升高和沉積物有機質增加導致的。營養(yǎng)鹽濃度升高是藻類豐度增加的最主要原因;溫排水的潛在影響主要是促進暖水性藻類增殖和浮游生物小型化;沉積物有機質增加和人類采捕活動減少可能是底棲生物和潮間帶生物減少的主要原因。因此,即使在水交換條件良好的海域,電廠溫排水的生態(tài)影響也應長期關注。