古夫河上覆水和表层沉积物中总氮和总磷空间分布特征及其相关性
汤逊湖·南湖及墨水湖底泥沉积物中氮
汤逊湖㊃南湖及墨水湖底泥沉积物中氮磷的释放特征林子阳１，姜应和１∗，程润喜２，胡芳２，周欢２，陈铭楷１（１．武汉理工大学土木工程与建筑学院，湖北武汉４３００７０；２．路德环境科技股份有限公司，湖北武汉４３００００）摘要㊀在夏季环境下以武汉汤逊湖㊁南湖和墨水湖的底泥沉积物为目标，采用蒸馏水作为上覆水进行静态释放试验，监测各试验柱上覆水中氮磷营养盐的变化趋势，计算ＴＮ㊁ＴＰ的累计释放量，分析湖泊底泥中氮磷营养盐的释放规律㊂结果表明，各湖泊底泥样本向上覆水中释放的氮主要以ＮＯ３－－Ｎ的形式存在；墨水湖底泥向上覆水中释放的氮最多，南湖底泥向上覆水中释放的磷最多㊂３个湖泊的底泥向上覆水释放的氮磷总量仅占底泥氮磷总量的极少部分，说明汤逊湖㊁南湖和墨水湖底泥均具有较大的氮磷释放潜力㊂关键词㊀氮磷；底泥沉积物；释放特征中图分类号㊀Ｘ５２４㊀㊀文献标识码㊀Ａ㊀㊀文章编号㊀０５１７－６６１１（２０２３）０２－００６４－０４ｄｏｉ：１０．３９６９／ｊ．ｉｓｓｎ．０５１７－６６１１．２０２３．０２．０１７㊀㊀㊀㊀㊀开放科学（资源服务）标识码（ＯＳＩＤ）：ＲｅｌｅａｓｅＣｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆＮｉｔｒｏｇｅｎａｎｄＰｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎｔｈｅＳｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ，ＳｏｕｔｈＬａｋｅａｎｄＭｏｓｈｕｉＬａｋｅＬＩＮＺｉ⁃ｙａｎｇ１，ＪＩＡＮＧＹｉｎｇ⁃ｈｅ１，ＣＨＥＮＧＲｕｎ⁃ｘｉ２ｅｔａｌ㊀（１．ＳｃｈｏｏｌｏｆＣｉｖｉｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇａｎｄＡｒｃｈｉｔｅｃｔｕｒｅ，ＷｕｈａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｗｕｈａｎ，Ｈｕｂｅｉ４３００７０；２．ＲｏａｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙＣｏ．，Ｌｔｄ．，Ｗｕｈａｎ，Ｈｕｂｅｉ４３００００）Ａｂｓｔｒａｃｔ㊀Ｕｎｄｅｒｔｈｅｓｕｍｍｅｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，ｔａｋｉｎｇｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ，ＳｏｕｔｈＬａｋｅａｎｄＭｏｓｈｕｉＬａｋｅｉｎＷｕｈａｎａｓｔｈｅｔａｒｇｅｔ，ｔｈｅｓｔａｔｉｃｒｅｌｅａｓｅｔｅｓｔｗａｓｃｏｎｄｕｃｔｅｄｗｉｔｈｄｉｓｔｉｌｌｅｄｗａｔｅｒａｓｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｔｏｍｏｎｉｔｏｒｔｈｅｃｈａｎｇｅｔｒｅｎｄｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｎｕｔｒｉｅｎｔｓｉｎｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｆｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎ，ｃａｌｃｕｌａｔｅｔｈｅｃｕｍｕｌａｔｉｖｅｒｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＮａｎｄＴＰ，ａｎｄａｎａｌｙｚｅｔｈｅｒｅｌｅａｓｅｒｕｌｅｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｎｕｔｒｉｅｎｔｓｉｎｔｈｅｌａｋｅｓｅｄｉｍｅｎｔ．ＴｈｅｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｅｄｔｈａｔｔｈｅｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｌｅａｓｅｄｔｏｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｆｒｏｍｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓａｍｐｌｅｓｏｆｅａｃｈｌａｋｅｍａｉｎｌｙｅｘｉｓｔｅｄｉｎｔｈｅｆｏｒｍｏｆＮＯ３－－Ｎ；ｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆＭｏｓｈｕｉＬａｋｅｒｅｌｅａｓｅｄｔｈｅｍｏｓｔｎｉｔｒｏｇｅｎｔｏｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒ，ａｎｄｔｈｅｓｅｄｉ⁃ｍｅｎｔｏｆＳｏｕｔｈＬａｋｅｒｅｌｅａｓｅｄｔｈｅｍｏｓｔｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｔｏｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒ．Ｔｈｅｔｏｔａｌｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅｌｅａｓｅｄｂｙｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆｔｈｅｔｈｒｅｅｌａｋｅｓｆｒｏｍｔｈｅｕｐｐｅｒｗａｔｅｒｃｏｖｅｒａｃｃｏｕｎｔｓｆｏｒｏｎｌｙａｖｅｒｙｓｍａｌｌｐａｒｔｏｆｔｈｅｔｏｔａｌｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｏｆｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔ，ｉｎｄｉｃａｔｉｎｇｔｈａｔｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ，ＳｏｕｔｈＬａｋｅａｎｄＭｏｓｈｕｉＬａｋｅａｌｌｈａｄｇｒｅａｔｅｒｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅｌｅａｓｅｐｏｔｅｎｔｉａｌ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ㊀Ｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ；Ｓｅｄｉｍｅｎｔ；Ｒｅｌｅａｓｅｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃ基金项目㊀路德环境科技股份有限公司科技攻关项目（ＬＤＨＪ２０２００１０２）㊂作者简介㊀林子阳（１９９６ ），男，湖北武汉人，硕士研究生，研究方向：水污染控制理论及应用㊂∗通信作者，教授，博士，博士生导师，从事水污染控制理论及应用研究㊂收稿日期㊀２０２２－０２－１７㊀㊀汤逊湖位于武汉市东南部，水域面积达４７．６２ｋｍ２，横跨江夏区㊁洪山区和东湖新技术开发区，是武汉最大的城中湖；南湖位于武昌南部，水域面积达７．６７ｋｍ２，是武汉市第三大的城中湖；墨水湖位于汉阳西南，水域面积达３．６４ｋｍ２，为浅水湖泊㊂随着湖泊周边城市发展，各类污染物排入湖中，造成水体污染㊂水中营养盐通过一系列理化作用，逐渐蓄积于湖泊底泥之中㊂其中，氮㊁磷等营养盐是湖泊底泥营养盐的主要组成部分，对水体环境影响极大㊂在外界环境的影响下，底泥中的氮磷元素部分被沉水植物吸收，重新参与物质循环；部分以闭蓄态或结合态的形式稳定存在，难以被释放；部分通过扩散作用重新进入上覆水中，造成二次污染［１］㊂这部分重新被释放的氮磷元素，也是湖泊水体治理水质难以根本好转的主因之一㊂底泥中氮磷的释放是一个物理㊁化学和生物综合作用的过程，其释放㊁累积和输送遵循一定的规律［２］㊂底泥中氮磷的释放受到如ＤＯ㊁温度㊁ｐＨ㊁上覆水污染物浓度等因素的影响［３］㊂笔者以汤逊湖㊁南湖和墨水湖为研究对象，采用实验室静态模拟法对底泥氮磷释放规律进行研究㊂１㊀材料与方法１．１㊀样品的采集㊀将带上覆水和底泥的柱样定义为Ａ类试验柱样，不带上覆水的底泥柱样定义为Ｂ类试验柱样㊂在汤逊湖（１１４ʎ２３ᶄＥ，３０ʎ２５ᶄＮ）㊁南湖（１１４ʎ２１ᶄＥ，３０ʎ３０ᶄＮ）和墨水湖（１１４ʎ１４ᶄＥ，３０ʎ３２ᶄＮ）各设一个取样点，每一取样点取１个Ａ类试验柱样和２个Ｂ类试验柱样㊂Ａ类试验柱样取样管长为２．５ｍ，上覆水采样深度不小于１．５ｍ，底泥采样深度不小于７０ｃｍ；Ｂ类试验柱样取样管长为１．５ｍ，底泥采样深度不小于１．０ｍ㊂取样点具体位置如图１所示㊂图１㊀采样点分布Ｆｉｇ．１㊀Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｓａｍｐｌｉｎｇｐｏｉｎｔｓ１．２㊀样品的处理㊀各试验柱样被带回试验室后，将Ａ类试验柱样的上覆水用虹吸管调整至相同深度（上覆水深度为１．５ｍ）㊂对上覆水进行测量所得各理化指标如表１所示㊂对Ｂ类试验柱样的表层（０ ５ｃｍ）底泥进行采样，吸除水分后置于阴凉处自然风干，研磨后过１００目筛，保存在聚乙烯袋中备用㊂测得底泥ＴＮ㊁ＴＰ含量如表２所示㊂㊀㊀㊀安徽农业科学，Ｊ．ＡｎｈｕｉＡｇｒｉｃ．Ｓｃｉ．２０２３，５１（２）：６４－６７表１㊀各湖泊上覆水理化指标Ｔａｂｌｅ１㊀Ｐｈｙｓｉｃａｌａｎｄｃｈｅｍｉｃａｌｉｎｄｉｃａｔｏｒｓｏｆｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｉｎｅａｃｈｌａｋｅ湖泊名称ＬａｋｅｎａｍｅｐＨＤＯｍｇ／ＬＴＮｍｇ／ＬＴＰｍｇ／ＬＮＨ４＋－Ｎｍｇ／ＬＮＯ３－－Ｎｍｇ／Ｌ汤逊湖ＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ７．８５５．０１．７３０．２１２０．８９０．３７南湖ＳｏｕｔｈＬａｋｅ８．２８５．５１．６９０．２３１０．９００．６２墨水湖ＭｏｓｈｕｉＬａｋｅ７．６２４．８２．３２０．１９８１．３２０．６８表２㊀各湖泊底泥中ＴＮ、ＴＰ含量Ｔａｂｌｅ２㊀ＣｏｎｔｅｎｔｓｏｆＴＮａｎｄＴＰｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｓｉｎｅａｃｈｌａｋｅ单位：ｍｇ／ｋｇ湖泊名称ＬａｋｅｎａｍｅＴＮＴＰ汤逊湖ＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ２５７１４１２１２南湖ＳｏｕｔｈＬａｋｅ４７１５２５３５墨水湖ＭｏｓｈｕｉＬａｋｅ４０４５２１１２１．３㊀底泥释放营养盐试验方法㊀将从３个湖泊各取的１个Ａ类试验柱样分别命名为汤逊湖㊁南湖和墨水湖试验柱㊂该试验采样时间为夏季，试验期间水温维持在（３０ʃ１）ħ㊂将试验柱中原上覆水替换为蒸馏水㊂监测上覆水中ＤＯ㊁ＴＮ㊁ＮＨ４＋－Ｎ㊁ＮＯ３－－Ｎ和ＴＰ的变化，前期每隔２４ｈ取样并检测，后期取样并检测的时间间隔为４８ｈ，每次采集水样后分别用蒸馏水补足㊂㊀㊀累计释放量γ（ｍｇ）用以下公式计算［４］：γｎ＝Ｖ（Ｃｎ－Ｃ０）＋ ｎ－１ｊ＝１［Ｖｉ（Ｃｊ－Ｃａ）］（１）式中，Ｖ为试验柱中上覆水总体积（Ｌ）；ｎ为采样次数，ｎȡ２，当ｎ＝１，仅取式右两项中的第一项；Ｖｊ为每次采集水样的体积（Ｌ）；Ｃｎ为第ｎ次采样时测出的营养盐浓度（ｍｇ／Ｌ）；Ｃｊ为第ｊ次采样时测出的营养盐浓度（ｍｇ／Ｌ）；Ｃａ为每次取样后补充水样中营养盐浓度（ｍｇ／Ｌ）；Ｃ０为各类上覆水中营养盐的初始浓度（ｍｇ／Ｌ）㊂１．４㊀水质检测方法㊀上覆水中ＤＯ采用ＪＰＢ－６０７Ａ溶解氧仪测定㊂ＴＮ㊁ＮＨ４＋－Ｎ㊁ＮＯ３－－Ｎ和ＴＰ采用‘水和废水监测分析方法（第四版）“提供的方法测定：ＴＮ采用过硫酸钾氧化，紫外分光光度法测定；ＴＰ采用钼酸铵分光光度法测定；ＮＨ４＋－Ｎ采用纳氏试剂比色法测定；ＮＯ３－－Ｎ采用紫外分光光度法测定㊂２㊀结果与分析２．１㊀上覆水中各指标的变化㊀不同湖泊底泥条件下，上覆水中各指标的变化趋势如图２所示㊂由图２可知，３个试验柱中水样各指标的变化趋势基本一致㊂ＤＯ含量在１０ｄ前持续下降，可能是好氧微生物的持续活动导致的［５］；１６ｄ后ＤＯ略有回升，此时其他营养盐浓度基本处于平衡阶段，水体环图２㊀各试验柱上覆水各指标随时间变化曲线Ｆｉｇ．２㊀Ｖａｒｉａｔｉｏｎｃｕｒｖｅｏｆｖａｒｉｏｕｓｉｎｄｉｃａｔｏｒｓｏｆｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｎｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎｗｉｔｈｔｉｍｅ境相对稳定，说明存在一定程度的大气复氧㊂ＴＮ㊁ＮＯ３－－Ｎ和ＴＰ均呈持续上升趋势，墨水湖试验柱的上覆水中ＴＮ浓度最高，汤逊湖试验柱次之，南湖试验柱最低；ＮＯ３－－Ｎ浓度排序与ＴＮ一致；南湖试验柱的上覆水中ＴＰ浓度最高，汤逊湖试验柱次之，墨水湖试验柱最低㊂由表１可知，对于原上覆水而言，ＴＮ浓度表现为墨水湖＞汤逊湖＞南湖，与试验结果相符，且各试验柱中上覆水ＴＮ的最终浓度均小于各湖泊实测结果㊂这可能是因为在自然湖泊的上覆水环境内存在大量生物活动，以汤逊湖为例，现仍有相当规模的渔业养殖［６］㊂它们的代谢活动所产生的氮元素部分悬浮在上覆水中，进一步提高了ＴＮ的含量㊂ＴＰ浓度表现为南湖＞汤逊湖＞墨水湖，主要以溶解性磷酸盐（ＳＲＰ）的形式存在［７］，也与试验结果相符，但各试验柱中上覆水ＴＰ的最终浓度均大于各湖泊实测结果㊂该试验在夏季进行，气温较高，史静等［８］研究表５６５１卷２期㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀林子阳等㊀汤逊湖·南湖及墨水湖底泥沉积物中氮磷的释放特征明，温度对氮磷元素释放的影响类似，但对磷的影响更显著㊂且当温度升高到一定程度后，由于生物活性不再提高，氮的释放不再明显增强，而磷由于氧化还原电位的降低和含磷沉积物溶解加快等原因，释放更为明显［９］㊂而自然水体中存在藻类及沉水植物对溶解性磷酸盐的吸收，降低了环境中磷的浓度，所以各湖泊ＴＰ的实测数据会低于试验条件下释放的ＴＰ㊂ＮＨ４＋－Ｎ表现出先上升后下降的趋势，这可能与底泥中有机氮转化为氨氮和硝化反应有关㊂２．２㊀上覆水中氮类营养盐变化㊀不同湖泊底泥条件下，上覆水中各类含氮营养盐变化如图３所示㊂由图３可知，各试验柱中ＴＮ绝大部分由ＮＯ３－－Ｎ组成㊂说明氮元素主要以无机氮的形式向上覆水中释放，难以以有机氮的形式释放㊂在试验初期，各试验柱均出现ＮＨ４＋－Ｎ浓度迅速上升的趋势，这可能是由于在向试验柱内注入蒸馏水的过程中，对底泥造成了一定扰动，且试验初期水体中溶解氧充足㊂这可能是因为底泥中存在好氧微生物将有机氮转化为氨氮［１０］㊂在前１０ｄ，水体中溶解氧持续下降，ＮＨ４＋－Ｎ也持续下降，ＮＯ３－－Ｎ则持续上升，说明水体中存在硝化反应将ＮＨ４＋－Ｎ转化为ＮＯ３－－Ｎ㊂但也可以看出，ＮＯ３－－Ｎ增长的量大于ＮＨ４＋－Ｎ减少的量，说明底泥仍在向上覆水中释放ＮＯ３－－Ｎ或释放ＮＨ４＋－Ｎ并转化为ＮＯ３－－Ｎ㊂陶玉炎等［１１］研究表明，溶解氧缺乏的条件下，沉积物氮主要以ＮＨ４＋－Ｎ形式释放，溶解氧充足条件下，沉积物氮主要以ＮＯ３－－Ｎ形式释放㊂王圣瑞等［１２］研究表明，底泥中可释放的氮主要以ＮＯ３－－Ｎ的形式存在；且由于土壤带负电荷，铵根带正电荷，易被土壤吸附难以释放，而硝酸根带负电荷，更容易释放㊂图３㊀各试验柱上覆水含氮营养盐随时间变化曲线Ｆｉｇ．３㊀Ｖａｒｉａｔｉｏｎｃｕｒｖｅｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎｃｏｎｔａｉｎｉｎｇｎｕｔｒｉｅｎｔｓａｌｔｓｉｎｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｆｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎｗｉｔｈｔｉｍｅ２．３㊀上覆水中ＴＮ㊁ＴＰ累计释放量的变化㊀从各试验柱上覆水中ＴＮ和ＴＰ累计释放量的变化趋势（图４）可以看出，不同湖泊底泥氮磷的累计释放量变化趋势基本相同㊂由于释放强度受上覆水与底泥间的浓度差影响，根据Ｆｉｃｋ第一扩散定律［１３］，在静态释放条件下，由于底泥－水界面浓度梯度的影响，底泥ＴＮ和ＴＰ的释放速率在初期最大，随时间的延续，释放速率逐渐降低［１４］，则累计释放量的增长也由陡变缓；最终，随着浓度差的不断缩小，扩散作用不断减弱，上覆水与底泥间逐渐达到某个平衡点，累计释放量不再明显增长，呈现出动态平衡状态㊂试验结束时墨水湖ＴＮ的累计释放量最大，说明墨水湖可能具有更大的氮释放能力；南湖ＴＰ的累计释放量最大，说明南湖可能具有更大的磷释放能力㊂图４㊀各试验柱上覆水ＴＮ（ａ）和ＴＰ（ｂ）累计释放量随时间变化曲线Ｆｉｇ．４㊀ＶａｒｉａｔｉｏｎｃｕｒｖｅｏｆｃｕｍｕｌａｔｉｖｅｒｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＮ（ａ）ａｎｄＴＰ（ｂ）ｉｎｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｆｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎｗｉｔｈｔｉｍｅ２．４㊀底泥沉积物氮磷存在形态对释放的影响㊀底泥中的氮磷元素并不都具有向上覆水中释放的潜力㊂不同湖泊表层底泥ＴＮ中可转化态氮（ＴＡＮ㊁ＴＴＮ）及ＴＰ中易转化态磷占比区别均较大㊂王圣瑞等［１２］对太湖等长江中下游湖泊的表层底泥测量发现，ＴＮ中可交换氮（ＥＮ）占比为６．２９％ １９．２４％；对太湖和武汉月湖表层底泥的研究发现，ＴＮ中ＴＡＮ的占比随粒径的降低而升高［１５］，其中最容易释放的ＩＥＦ－Ｎ是可转化态无机氮的主体，占总可转化态氮的７．３７％ ２２．２５％㊂赵宝刚等［１６］研究发现骆马湖等４个湖泊表层底泥ＴＮ中ＴＡＮ占比均值为５０．９３％ ７３．１０％，ＩＥＦ－Ｎ占ＴＴＮ的６．７４％６６㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀安徽农业科学㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀２０２３年８．８２％㊂叶华香等［１７］对南山湖表层底泥测量发现，潜在可移动形态磷占ＴＰ的５４．０６％㊂马金玉等［１８］研究表明，最易释放的ＥＸ－Ｐ占华阳河湖群表层底泥ＴＰ的０．４％ ４．９％㊂周帆琦等［１９］测得武汉南湖与东湖表层底泥ＴＰ中ＥＸ－Ｐ占比为３％ １１％㊂上述试验均表明，不同湖泊的表层底泥具有各自的形态分布特征，ＴＮ㊁ＴＰ中具有释放潜力的部分占比也因湖泊环境和外源输入的不同而有差异㊂此次试验测得３个湖泊表层（０ ５ｃｍ）底泥的干重约为１６６ｇ，根据表２的各湖泊底泥ＴＮ㊁ＴＰ含量计算得出的各湖泊累计释放量占表层底泥内氮磷含量的比值如表３所示㊂从表３可以看出，该试验中各湖泊底泥氮磷累计释放量仅占表层底泥氮磷含量的极少部分，显然低于潜在可释放的氮磷总量㊂大量可释放的氮磷留存在底泥中，形成内源污染，使得湖泊水质情况难以好转，持续呈现富营养化㊂通过２０１６２０２０年武汉水务局发布的武汉市水资源公报［２０－２４］可知，汤逊湖水质条件为Ⅴ类，中度富营养化，水质变化稳定；南湖水质条件仍为劣Ⅴ类，中度富营养化；墨水湖水质条件由劣Ⅴ类转为Ⅴ类，中度富营养化，水质有所好转㊂这说明底泥中大量富集的氮磷营养盐对湖泊环境的治理仍形成较大阻碍㊂表３㊀各湖泊累计释放量占比Ｔａｂｌｅ３㊀Ｔｈｅｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｏｆｃｕｍｕｌａｔｉｖｅｒｅｌｅａｓｅｏｆｅａｃｈｌａｋｅ湖泊名称ＬａｋｅｎａｍｅＴＮ底泥ＴＮ量ＴＮａｍｏｕｎｔｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔｍｇ释放ＴＮ量ＲｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＮʊｍｇ释放量占比Ｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｏｆｒｅｌｅａｓｅｄａｍｏｕｎｔʊ％ＴＰ底泥ＴＰ量ＴＰａｍｏｕｎｔｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔｍｇ释放ＴＰ量ＲｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＰʊｍｇ释放量占比Ｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｏｆｒｅｌｅａｓｅｄａｍｏｕｎｔʊ％汤逊湖ＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ４２６８６．４３０．１５２０１４．５７２．２７南湖ＳｏｕｔｈＬａｋｅ７８４５．５５０．７１４２１５．０３１．１９墨水湖ＭｏｓｈｕｉＬａｋｅ６７１７．９３１．１８３５１２．０６０．５９３㊀结论（１）夏季环境下各湖泊底泥样本向上覆水中释放的氮主要以ＮＯ３－－Ｎ的形式存在，墨水湖底泥向上覆水中释放的氮最多，有较强的释放能力；南湖底泥向上覆水中释放的磷最多，有较强的释放能力㊂在未来的治理计划中可针对各湖泊不同的释放特点进行针对性治理㊂（２）各湖泊底泥具备释放潜力的氮磷元素占比具有不同特征，最终呈现出的释放总量不一定由不同湖泊底泥间的氮磷总量简单决定㊂此次试验中向上覆水释放的氮磷含量仅占底泥氮磷总量的极少部分，说明汤逊湖㊁南湖和墨水湖底泥均具有较大的氮磷释放潜力，这也是导致各湖泊富营养化的主因之一㊂参考文献［１］ＷＵＺ，ＬＩＵＹ，ＬＩＡＮＧＺＹ，ｅｔａｌ．Ｉｎｔｅｒｎａｌｃｙｃｌｉｎｇ，ｎｏｔｅｘｔｅｒｎａｌｌｏａｄｉｎｇ，ｄｅ⁃ｃｉｄｅｓｔｈｅｎｕｔｒｉｅｎｔｌｉｍｉｔａｔｉｏｎｉｎｅｕｔｒｏｐｈｉｃｌａｋｅ：Ａｄｙｎａｍｉｃｍｏｄｅｌｗｉｔｈｔｅｍ⁃ｐｏｒａｌＢａｙｅｓｉａｎｈｉｅｒａｒｃｈｉｃａｌｉｎｆｅｒｅｎｃｅ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒｒｅｓｅａｒｃｈ，２０１７，１１６：２３１－２４０．［２］陈平，倪龙琦．河湖底泥中氮磷迁移转化的研究进展［Ｊ］．徐州工程学院学报（自然科学版），２０２０，３５（２）：６０－６６．［３］张茜，冯民权，郝晓燕．上覆水环境条件对底泥氮磷释放的影响研究［Ｊ］．环境污染与防治，２０２０，４２（１）：７－１１．［４］金相灿，屠清瑛．湖泊富营养化调查规范［Ｍ］．２版．北京：中国环境科学出版社，１９９０：２１９．［５］黄炜惠．中国水环境溶解氧基准与标准初步研究［Ｄ］．北京：中国环境科学研究院，２０２１．［６］杜明普，王红丽，刘康福，等．生态渔业养殖模式下汤逊湖鱼产力估算及对内源污染的影响［Ｊ］．环境工程技术学报，２０２１，１１（２）：２７８－２８２．［７］ＹＵＰＰ，ＷＡＮＧＪＦ，ＣＨＥＮＪＧ，ｅｔａｌ．Ｓｕｃｃｅｓｓｆｕｌｃｏｎｔｒｏｌｏｆｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅ⁃ｌｅａｓｅｆｒｏｍｓｅｄｉｍｅｎｔｓｕｓｉｎｇｏｘｙｇｅｎｎａｎｏ⁃ｂｕｂｂｌｅ⁃ｍｏｄｉｆｉｅｄｍｉｎｅｒａｌｓ［Ｊ］．Ｓｃｉ⁃ｅｎｃｅｏｆｔｈｅｔｏｔａｌｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２０１９，６６３：６５４－６６１．［８］史静，于秀芳，夏运生，等．影响富营养化湖泊底泥氮㊁磷释放的因素［Ｊ］．水土保持通报，２０１６，３６（３）：２４１－２４４．［９］周成，杨国录，陆晶，等．河湖底泥污染物释放影响因素及底泥处理的研究进展［Ｊ］．环境工程，２０１６，３４（５）：１１３－１１７，９４．［１０］王红，阮爱东，徐洁．太湖氨化功能菌群的分布及其有机氮降解条件［Ｊ］．河南科学，２０１９，３７（３）：４３９－４４６．［１１］陶玉炎，耿金菊，王荣俊，等．环境条件变化对河流沉积物 三氮 释放的影响［Ｊ］．环境科学与技术，２０１３，３６（Ｓ１）：４１－４４，７８．［１２］王圣瑞，焦立新，金相灿，等．长江中下游浅水湖泊沉积物总氮㊁可交换态氮与固定态铵的赋存特征［Ｊ］．环境科学学报，２００８，２８（１）：３７－４３．［１３］贾艳乐，贾飞虎，马慧杰，等．白洋淀上覆水氮磷浓度对沉积物氮磷释放的影响［Ｊ］．中国环境管理干部学院学报，２０１９，２９（３）：８９－９３．［１４］韩宁，郝卓，徐亚娟，等．江西香溪流域干湿季交替下底泥氮释放机制及其对流域氮输出的贡献［Ｊ］．环境科学，２０１６，３７（２）：５３４－５４１．［１５］王圣瑞，金相灿，焦立新．不同污染程度湖泊沉积物中不同粒级可转化态氮分布［Ｊ］．环境科学研究，２００７，２０（３）：５２－５７．［１６］赵宝刚，张夏彬，昝逢宇，等．不同湖泊表层沉积物氮形态的分布特征与影响因素［Ｊ］．中国环境科学，２０２１，４１（２）：８３７－８４７．［１７］叶华香，臧淑英，尉文佳，等．南山湖沉积物磷形态时空分布特征［Ｊ］．环境工程，２０１９，３７（５）：１０５－１１０，１１６．［１８］马金玉，罗千里，王文才，等．华阳河湖群表层沉积物磷形态及生物有效性［Ｊ］．长江流域资源与环境，２０２１，３０（１２）：２９６２－２９７１．［１９］周帆琦，沙茜，张维昊，等．武汉东湖和南湖沉积物中磷形态分布特征与相关分析［Ｊ］．湖泊科学，２０１４，２６（３）：４０１－４０９．［２０］黄天荣，易相军．２０１６年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１６．［２１］徐照彪，易相军．２０１７年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１７．［２２］徐照彪，王沫．２０１８年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１８．［２３］徐照彪，王沫．２０１９年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１９．［２４］徐照彪，王沫．２０２０年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０２０．７６５１卷２期㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀林子阳等㊀汤逊湖·南湖及墨水湖底泥沉积物中氮磷的释放特征。
基于GIS的白洋淀典型淀区水体中氮形态的时空分布规律研究
实 验所 用试 剂 均 为分 析纯 。 １ ． ２ 样 品采 集 与处 理 ２ ０ ０ ９年 ５月 １ ５日， ２ ０ ０ ９年 ８月 １ ５日， ２ ０ ０ ９
年 ｌ ０月 １ ５日 ， ２ ０ １ ０年 ３月 １ ５日先 后 ４次 在 白
基金项 目： 国家水 体污染控制与治理科技重大专项（ ２ ｏ ０ ８ ｚ ｘ ０ ７ ２ ０ ９ — ０ ０ ８ ） ； 河北省科技支撑计划项 目（ １ ０ ２ ７ ６ ７ １ ０ Ｄ ） 。
《 天津农林科技｝ ２ ０ １ ３ 年 ４月第 ２ 期（ 总第 ２ ３ ２ 期）
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氮 ～
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摘要 ：文章对白洋淀环淀中村水域不同地点的上覆水和表层沉积物 间隙水 中氮的不 同形态及其在空 间上的分布特征进行 了分析研 究。 结果表明： ① 间隙水总氮质量浓度均高于上覆水总氮质量浓度。 上
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究尤为重要 ， 它可以为湖泊 富营养化 的控制提供 １ 材料 和方 法 重 要依 据 。 １ ． １ 实 验仪 器及 试剂 白洋 淀 是 华 北 最 大 的淡 水 湖 ， 素有 “ 华 北 明 分 光 光 度计 ｕ ｖ 一 ２ ６ ０ ０ ［ 尤尼科 （ 上海 ） 仪 器 有 珠” 之称 ， 具 有 沼泽 和水 域等 生态 系 统 。白洋 淀 的 限公 司１ ； 低 速 台式 自动 平衡 离心 机 （ Ｄ Ｔ ５ — ２ ， 北京 特 点是 人 湖河 流 短 ， 没有 外 流 域 大江 和大 河补 充 时 代 北 利 离 心 机 有 限公 司 ） ； 恒温振荡器 （ Ｔ Ｈ Ｚ 一 水源 ， 来 水 量少 ， 水资源严重匮乏 ， 水 交换 慢 ， 效 ８ ２ ， 上海 兰科仪 器 有 限公 司 ） 。
河道沉积物的分布特性
河道沉积物的分布特性1 引言沉积物是水体氮素的重要归宿与来源,上覆水与孔隙水是沉积物-水界面中氮交换的主要媒介,无机氮是其重要的交换形态.可溶性氮素通过孔隙水向上覆水扩散迁移,使沉积物成为上覆水重要的氮素内源.影响沉积物-水界面氮交换过程的因素呈现多样化,包括沉积物的理化特征、溶解氧、氧化还原电位、pH、温度、水动力扰动等环境条件以及底栖生物扰动等生物因素.污补河流中污染物在分解转化过程中大量耗氧,使沉积物溶氧量急剧变化,再加上闸坝林立,水流舒缓,河流复氧能力差,沉积物-水界面呈现厌氧状态,对于氮素界面的交换过程及赋存形态有重要的影响.在北方半干旱地区,以海河流域为代表,天然径流少,污废水成为主要补给水源,河流呈现非常规水源补给特点.与传统意义上的河流相比,非常规水源补给河流随污水的汇入消纳了大量的污染物,产生了各类污染问题.滏阳河作为典型的非常规水源补给河流,承接着石家庄、邯郸、邢台、衡水、沧州等城市的工业及生活污废水,平均污径比由1980年的0.25上升到2007年的0.37.目前研究表明,滏阳河作为非常规水源补给河流存在严重的沉积物重金属污染问题,但对存在的氮营养盐污染及内源释放问题关注较少.滏阳河接纳的石化、制药等行业的污水及生活废水中含有大量的氮营养盐(Seved et al., 2010;Tang et al., 2011),排入河流增加了水体的氮负荷(王超等,2015a),低溶解氧进一步加剧了沉积物内源释放风险(郭建宁等,2010).滏阳河水体总氮浓度超国家地表水V类标准,外源输入是水体氮营养盐增加的重要原因(赵钰等,2014),但对沉积物这一重要的氮素内源未做进一步研究.本文针对滏阳河存在的氮素污染问题,采集不同河段的表层沉积物及柱状沉积物,研究表层沉积物氮素空间分布特点及上覆水-孔隙水氮营养盐垂直分布特征,并对沉积物-水界面无机氮扩散通量进行估算,对比滏阳河不同区段氮营养盐内源释放特征,为非常规水源补给河流富营养化防治提供理论支持.2 材料与方法2.1 研究区域概况滏阳河发源于太行山南段东麓邯郸市峰峰矿区,自东武仕水库流经磁县、邯郸等县市,于艾辛庄与滏阳新河汇合,流经衡水等地终至献县,与滹沱河汇合后称子牙河.滏阳河流域属北温带大陆性季风气候,平均气温13.4 ℃;年均降雨量550 mm,集中于7至9月份,占年降雨量70%.滏阳河干流全长402 km,流经石家庄、邢台、邯郸、衡水等重要城市,是一条集防洪、灌溉、排涝、航运等功能于一体的骨干河道.沿途城市人口稠密,制药、皮革等重污染产业广泛分布,其生产生活污水均排入滏阳河内.以艾辛庄为界,上游主要接纳邯郸市区及沿途各县污水,2007年共接纳污水1.25亿m3;下游承纳衡水市区、冀州、武强、武邑等县的生产生活废水,2007年接纳衡水市境内废水量0.54亿m3;此外,邢台市和石家庄市污废水顺子牙河支流最终汇入滏阳河.2.2 样品采集与分析2.2.1 表层沉积物采集研究设置采样点16个,于2014年6月采集表层沉积物及沉积柱.按照上游至下游进行样点编号,其中滏阳河上游包括S1~S9,下游样点为S10~S16.根据行政区段对采样点进行划分,可分为邯郸段(S1~S8)、邢台段(S9、S10)、衡水段(S11~S14)和沧州段(S15、S16).采样区域及采样点分布如图 1所示.图 1图 1 滏阳河沉积物采样点位置分布利用自重力采样器采集表层10 cm沉积物样品,储存于聚乙烯自封袋.沉积柱采集后静置24 h,用虹吸管自上而下对上覆水按5 cm进行分层,保存于聚乙烯瓶;对柱状样自上而下分割,按1 cm 分层,用0.45 μm微孔滤膜过滤得到孔隙水,保存于玻璃瓶.河流水样温度(T)、pH、溶解氧(DO)、氧化还原电位(ORP)利用水质分析仪现场测定.样品低温保存运输.到达实验室后,沉积物部分样品冷冻干燥,研磨,过100目尼龙筛,密封避光储存待分析;其余样品于4 ℃密封避光保存.2.2.2 样品分析参照《水和废水监测分析方法》(国家环境保护总局,2002)测定上覆水中氨氮(NH3-N)、硝氮(NO3--N)和亚硝氮(NO2--N);孔隙水各无机氮(DIN)含量用全自动化学分析仪(AMS Smart Chem 2000)测定.沉积物样品用2 mol·L-1的氯化钾溶液振荡提取1 h,0.45 μm滤膜过滤后测定提取液中氨氮(NH3-N)、硝氮(NO3--N)和亚硝氮(NO2--N)(鲍士旦等,2005).其中NH3-N采用靛酚蓝比色法,NO3--N采用双波长紫外分光光度法,NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法.采用元素分析仪测定沉积物总氮(TN)及碳氮比(C/N),沉积物中总有机氮(TON)为总氮与无机氮(氨氮、硝氮和亚硝氮之和)的差值.2.3 孔隙水扩散通量模型运用Fick第一扩散定律对沉积物-水界面间物质扩散通量进行估算.Fick第一定律适用于稳态扩散,即界面物质的交换过程为平衡状态,主要受浓度扩散控制(Paul et al., 2001,潘延安等,2014).扩散通量计算公式如下：式中,F为沉积物-水界面扩散通量(μmol·m-2·d-1);为沉积物-水界面物质浓度梯度(mg·L-1·cm-1);M为N的相对原子质量,取14 g·mol-1;Ds为考虑了沉积物弯曲效应的实际分子扩散系数(m2·s-1);与孔隙度(φ)间的关系式：Ds=φ·D0(φ< 0.7);Ds=φ2·D0(φ>0.7).式中,D0为理想溶液的扩散系数,温度25 ℃时,NH3-N、NO3--N和NO2--N的理想扩散系数(D0)分别为19.8×10-6、19.0×10-6、19.1×10-6cm2·s-1(吴文成等,2008).φ为沉积物孔隙度,其计算方法为：式中,Ww为沉积物鲜重(g);Wd为沉积物干重(g);ρ为表层沉积物平均密度与水密度比值,滏阳河沉积物主要为粉砂组成,取2.5(汪淼等,2015).采样点分布图用ArcGIS 10.0绘制;数据统计分析在SPSS 20.0上进行;数据制图在Origin 9.0上完成.3 结果与讨论3.1 表层沉积物氮素含量及空间分布滏阳河各采样点表层沉积物不同形态氮素的空间分布特征见图 2.滏阳河沉积物整体总氮质量浓度在770~10590 mg·kg-1之间,平均值为2584 mg·kg-1,高于EPA制定的沉积物总氮污染重污染标准(2000 mg·kg-1)(US EPA,2002),表明滏阳河整体处于TN重度污染水平.其中流域支流汇入点(S10、S11)TN浓度高达10590、5210 mg·kg-1,远超其他点位.其原因是上游支流接纳的氮素随水流汇集于河流交汇点并发生沉积,造成表层沉积物中TN浓度的升高.邯郸段、邢台段、衡水段和沧州段总氮浓度平均值分别为1756、5745、2664、2573 mg·kg-1,邢台段达整条河段的TN浓度最高值.牛尾河、北澧河、洨河及汪洋沟等支流河水含有大量的总氮,汇入邢台河段,使沉积物TN浓度增高.图 2图 2 滏阳河表层沉积物氮素空间分布特征有机氮(TON)是滏阳河表层沉积物中氮素的主要存在形式,其占总氮比例达84.9%~99.3%.滏阳河表层沉积物中TON的空间分布趋势与TN一致,均在邢台段达到最高值,5056 mg·kg-1.河流中的有机氮占总氮含量达14%~90%(Seitzinger et al., 1997),主要来源于水生生态系统中生物的分泌及腐烂分解,以及外源水体携带的颗粒态氮和溶解性有机氮的输入(Sujay et al., 2014).沉积物中C/N可以判定有机污染来源.Meyers等研究藻类的C/N一般在4～10 之间,而陆生植物的C/N一般大于20(Meyers,1994).滏阳河C/N平均值达18.24,说明滏阳河沉积物中TON更多来源于外源输入,且总氮中TON比例在世界河流中处于较高水平.表层沉积物NH3-N含量范围为3.23~1135.00 mg·kg-1,占TN比例达0.23%~10.70%,分布趋势与有机氮呈现一致性.氨化细菌在厌氧条件下使有机氮发生矿化产生NH3-N,而水体环境中NH3-N主要来源于有机氮的矿化及外源的输入(赵海超等,2013).滏阳河水系低氧现象突出(王超等,2015b),且上覆水流速较低,氧交换能力较弱,导致沉积物溶氧含量低,有机氮矿化生成NH3-N,则沉积物中NH3-N含量分布与有机氮呈现一致性.与之前研究相比(赵钰等,2014),滏阳河表层沉积物NO3--N含量明显上升,由17.20 mg·kg-1升至125.00 mg·kg-1,占TN比例由0.004%升至0.044%;NH3-N含量明显下降,由585.00 mg·kg-1降至164.00 mg·kg-1,占TN百分比由0.135%降至0.052%.NH3-N和NO3--N浓度的升降变化说明沉积物-水界面氧化还原环境发生改变,硝化细菌将NH3-N氧化为稳定的NO3--N.底泥氧化还原状态的改变说明了氨氮污染严重的水体正在逐渐恢复自净能力,水体环境有所改善.3.2 沉积物-水界面氮分布特征滏阳河各河段硝态氮浓度在上覆水到孔隙水的垂直剖面上呈现不同趋势：邢台、衡水和沧州段硝氮浓度随深度而逐渐降低,尤其是在孔隙水中急剧减少.以衡水段为例,NO3--N浓度在上覆水中为2.84 mg·L-1,在孔隙水中降至0.57 mg·L-1,到深层浓度小于0.10 mg·L-1.硝氮随深度变化呈递减趋势,可能与沉积物的氧化还原环境有关.溶解氧是沉积物硝化作用及反硝化作用的重要影响参数,邱昭政等研究发现好氧条件下平均氨氧化速率为14.2 mg·L-1·d-1,而厌氧条件仅有37.40%氨氮转化,平均速率为5.7 mg·L-1·d-1(邱昭政等,2013).未加扰动的沉积物处于缺氧环境,呈现还原环境,致使硝化反应减弱,无法将氨氮转化为NO3--N;同时有利于消耗NO3--N 的反硝化作用进行(Korom et al., 1992),导致NO3--N迅速减少.邢台、衡水和沧州段上覆水呈还原环境(表 1),水流平缓对沉积物扰动作用小,复氧能力较差,且有机物分解消耗溶解氧,沉积物还原性增强,影响硝化和反硝化作用的进行,从而影响沉积物中硝氮的分布.邯郸段硝氮浓度在进入沉积物-水界面后逐渐升高,在界面下11cm处达到最大值6.72 mg·L-1.孔隙水平均硝态氮浓度达3.54 mg·L-1,为上覆水8倍之多.邯郸段山区降水补给较多,地势高差悬殊较大,界面水动力或底栖生物扰动导致沉积物溶解氧含量增大,沉积物-水界面处于氧化状态,硝化作用增强,NH3-N被硝化细菌氧化,造成NO3--N浓度上升.表 1 各采样点表层沉积物及上覆水基本理化性质邯郸、邢台段氨氮浓度在垂直剖面上呈增大趋势,最高浓度分别达到17.70 mg·L-1和39.30 mg·L-1(图 3).NH3-N的含量与沉积物理化性质、氧化还原环境、水动力条件及污染源等有关.一方面,随深度的增加沉积物含氧量降低,还原环境有利于有机氮氨化作用进行,相应的消耗氨的硝化作用减弱,致使NH3-N在沉积物中发生累积,出现随深度升高的情况(刘峰等,2011).另一方面,氨氮的离子态易被带负电的沉积颗粒胶体吸附,导致在深层的累积.衡水段进入沉积物-水界面氨氮浓度先降低再逐步升高,在-7 cm处达到最低值28.80 mg·L-1.沧州段氨氮浓度在垂直方向上随深度增加而降低,上覆水氨氮平均浓度为(27.3±1.80)mg·L-1,是孔隙水氨氮平均含量的2.7倍.衡水段与沧州段NH3-N垂直方向变化趋势的改变可能是由于外源NH3-N的输入.石家庄市作为子牙河水系中最大的氨氮排放区域,其工业氨氮排放量占水系工业源氨氮排放量的81.00%.石家庄市连同衡水、沧州段的污水一起注入滏阳河下游,使衡水、沧州段上覆水氨氮浓度达51.70、27.30 mg·L-1,远高于邯郸、邢台河段.水体NH3-N浓度在2005年达到峰值,2009年下降后11年再次升高的变化趋势与衡水段沉积物NH3-N变化趋势一致(荣楠等,2015).支流外源高氨氮的摄入可能是上覆水氨氮浓度高于表层孔隙水,出现随深度而降低的现象的原因.图 3图 3 滏阳河上覆水和孔隙水硝氮、氨氮垂直分布特征对滏阳河各河段样点上覆水与孔隙水中NH3-N和NO3--N浓度进行统计分析(图 4).上覆水与孔隙水中NO3--N变化趋势在邯郸段存在较大差异,上覆水NO3--N在邯郸段达到低值,平均浓度达0.43 mg·L-1;而在孔隙水中则达整个河段最高值,达4.59 mg·L-1.其原因可能在于邯郸段沉积物中较高溶解氧促使硝化作用进行,抑制了消耗NO3--N的反硝化作用,使沉积物孔隙水中容纳更多的NO3--N.NH3-N浓度在上覆水与孔隙水中变化趋势一致,在衡水段分别达到最高值,51.66和57.72 mg·L-1.支流外源氨氮的大量排放可能是造成衡水段高值的主要原因,限制污水排放将会有助于改善该段界面高氨氮的现状.图 4图 4 滏阳河上覆水和孔隙水硝氮、氨氮浓度空间分布特征3.3 沉积物-水界面无机氮扩散通量自然水体沉积物-水界面水流速度较小,上覆水和孔隙水氮营养盐浓度存在明显的差异,浓度梯度引起由高浓度向低浓度扩散是营养盐的主要迁移过程(吴文成等,2008).若不考虑生物扰动、风浪扰动、界面反应等物化因素,将沉积物-水界面物质扩散简化为分子扩散(秦伯强等,2005),利用Fick第一扩散定律估算沉积物-水界面无机氮的扩散通量,结果见表 2.表 2 滏阳河沉积物-水界面无机氮扩散通量上覆水与孔隙水中营养盐浓度存在差异,导致由高浓度向低浓度的扩散.邯郸段与邢台段沉积物-水界面NH3-N表现为由沉积物向上覆水扩散,扩散通量最大值分别达1093 μmol·m-2·d-1、1471 μmol·m-2·d-1.衡水段与沧州段部分点位NH3-N表现为上覆水向沉积物中扩散,扩散通量在-932~-456 μmol·m-2·d-1之间.不同河段NH3-N扩散通量存在差异,其原因可能是各段水源组成差异导致扩散通量的不同.邯郸与邢台段主要有上游山区降水及沿岸生活污水汇入,而衡水段则接纳上游洨河和邵村排干排入的较高污染的生活废水及皮革、制药等工业废水.石家庄作为子牙河水系中最大的氨氮排放区域,其排放的高氨氮废水也汇入衡水和沧州段.另外一个原因是沿河污水排放总量梯度造成水体氨氮含量差异,致使扩散通量变化.由全国污染源普查统计数据分析,邯郸段和邢台段2007年接纳污水2.45亿m3,而衡水段接纳包括石家庄在内的污水总量4.02亿m3.滏阳河下游大量无数排放使上覆水体氨氮浓度高于沉积物及其孔隙水,则氨氮向下沉积,沉积物发挥“汇”的作用,从上覆水中吸附氨氮.邯郸段沉积物-水界面NO3--N整体上表现为由沉积物向上覆水扩散,扩散通量范围为4.21~309.56 μmol·m-2·d-1.邢台、衡水、沧州各段NO3--N表现为由上覆水向沉积物扩散,最小扩散通量低于-150 μmol·m-2·d-1.NO3--N在沉积物-水界面的扩散通量受沉积物结构、含氧量、有机质含量、生物扰动等因素影响(陈朱虹等,2014).受生物及水体扰动,邯郸段表层沉积物处于氧化环境,硝化作用的进行产生大量的NO3--N,使沉积物孔隙水中浓度高于上覆水,表现为向上覆水体扩散的特征.而邢台、衡水、沧州各段沉积物含氧量较低且有机物分解耗氧使沉积物处于低氧状态,致使硝化反应抑制,反硝化作用消耗NO3--N,造成孔隙水NO3--N浓度低于上覆水,沉积物表现为NO3--N的汇.NO2--N作为硝化与反硝化作用的中间产物,含量低且不稳定存在,因此其扩散通量意义不明确(Hall et al., 1996).滏阳河作为典型的非常规水源补给河流,以生活及工业污废水等非常规水源补给为主,污径比达0.37.与以自然降水为主要补给水源的河流相比,高氮废水的输入加大了沉积物氮素本底.以珠江为例,广州段沉积物总氮含量达1130~2900 mg·kg-1,而滏阳河总氮浓度在770~10590 mg·kg-1之间,沉积物氮含量处于较高水平(吴文成等,2008).与珠江相比,滏阳河沉积物-水界面氨氮扩散通量达-932~1471 μmol·m-2·d-1,处于较高水平,并且下游因外源高污染污水的输入,氨氮仍向沉积物进行扩散,即使控制外源排放,沉积物仍会有内源释放风险,将会为后期河流治理与修复带来困难,急需引起相关治理部门的重视.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
长江中下游浅水湖泊中总氮及其形态的时空分布
长江中下游浅水湖泊中总氮及其形态的时空分布王东红,黄清辉,王春霞,马梅,王子健(中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室)摘要:分析和比较了长江中下游3个浅水湖泊———太湖、巢湖和龙感湖夏、秋和冬季沉积物和上覆水中的总氮及其氮形态,描述了氮及其各形态在3个湖泊中的时空分布特征.结果表明:空间上,无论是在表层沉积物还是在上覆水中,太湖中总氮的含量均高于其他2个湖泊,且在太湖和巢湖都呈现西高东低的分布特征.氨氮在沉积物和上覆水及溶解态硝态氮在上覆水中的分布与总氮分布趋势基本相同.巢湖沉积物中氨氮浓度所占的比例稍高于太湖和龙感湖.在不同季节,表层沉积物和上覆水中的总氮含量冬季高于秋季和夏季,表层沉积物中氨氮浓度在秋季最高.巢湖和龙感湖上覆水中的溶解态硝态氮在冬季浓度较高,而在太湖西北部这种季节差异几乎没有,氨氮的浓度季节性差异也不十分明显.关键词:总氮;氨氮;硝态氮;沉积物;上覆水中图分类号:X524 文献标识码:A 文章编号:025023301(2004)增刊20027204基金项目:中国科学院知识创新工程重大项目(KZCX12SW 2122Ⅱ232);国家自然科学基金项目(40273046)作者简介:王东红(1968～),女,博士,主要研究方向为湖泊富营养化.T emporal and Spatial Distribution of Total Nitrogen and Its Species in Shallow Eutrophic Lakes of ChinaWAN G Dong 2hong ,HUAN G Qing 2hui ,WAN G Chun 2xia ,MA Mei ,WAN G Zi 2jian(State K ey Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry ,Research Center for Eco 2Environmental Sciences ,Chinese Academy of Sciences ,Beijing 100085,China )Abstract :The temporal and spatial distribution of total nitrogen (Tot 2N )and its species in sediments and overlying water of three shal 2low eutrophic lakes (Taihu Lake ,Chaohu Lake and Longganhu Lake )in China were examined and analyzed.The spatial characteris 2tic showed that higher concentration of Tot 2N in sediments and overlying water were observed in Taihu Lake.The concentration of (Tot 2N )was higher in the west side than that in the east side in Taihu Lake and Chaohu Lake.The s patial distribution trend of dis 2solved ammonium nitrogen (DAN )in sediments and overlying water and dissolved nitrate and nitrite (DNN )in overlying water were same as the distribution of Tot 2N.The proportion of ammonium in sediment was higher in Chaohu Lake.The temporal difference showed that higher concentration of Tot 2N in sediments and overlying water was occurred in winter ,but higher concentration of am 2monium in sediments was occurred in autumn.DNN in overlying water of Chaohu Lake and Longganhu Lake was higher in winter.However ,temporal difference of DNN in the north 2west of Taihu Lake and DAN were not significant.K ey w ords :total nitrogen ;dissolved ammonium nitrogen ;dissolved nitrate and nitrite ;sediment ;overlying water 长江中下游平原是我国浅水湖泊分布最集中的地区,也是我国富营养化湖泊分布的主要地区.我国在“十五”期间大规模开展了湖泊水环境的治理,其中“三湖”治理是纳入国家计划的环境治理工作[1],而“三湖”中的太湖和巢湖就位于长江中下游地区.太湖地处北纬30°56′～31°34′和东经119°53′～120°34′之间,面积233811km 2,平均水深2m 左右[2].巢湖位于安徽省中部,处于长江、淮河两河流之间,湖体位于117°16′54″～117°51′46″E ,30°25′28″～31°43′28″N ,属长江下游左岸水系[3].龙感湖位于皖中平原西部,29°50′～30°05′N ,115°55′～116°20′E ,横跨安徽、湖北两省,地处长江北岸,与鄱阳湖隔江相峙.湖水面积为31612km 2,平均水深117m [4].长江中下游平原所形成的浅水湖泊密布及河网交错复杂的江湖复合生态系统,是我国特有的自然地貌景观,而对于像长江中下游平原地区的浅水湖泊富营养化的治理问题,尚无可以从国外借鉴的经验.虽然我国投入了很大的人力物力进行治理,但是收效不大,且情况有继续恶化的趋势.对于长江中下游湖泊的氮磷污染状况也已有大量的报道,但大多都集中在总氮和总磷上,对于形态的分布研究不多.近年来,人们对太湖和巢湖的底泥及其湖水中氮磷的空间分布也作了较多的调查和分析[5,6].龙感湖的富营养化状况也已经引起人们的关注[7],但对龙感湖的氮磷的空间分布情况目前还尚未见报道.一般而言,元素的生物有效性与其形态密切相关,氮磷的总量分析不足以反映其生物可利用性,因此本文选取长江中下游地区具有代表性的、第25卷增刊2004年6月环 境 科 学ENV IRONM EN TAL SCIENCEVol.25,Sup.J une ,2004营养化水平不同的3个浅水湖泊———太湖、巢湖和龙感湖为研究对象,分析了不同形态氮在3个湖泊沉积物和上覆水中的分布.比较了总氮和各形态氮含量在这3个浅水湖泊沉积物和上覆水中不同空间和季节的变化,为系统研究浅水湖泊富营养化发生机制以及对湖泊富营养化的治理提供依据.1 研究方法111 样品采集分别于2002年10月、2003年1月和7月(代表秋冬夏3个季节)在太湖、巢湖和龙感湖采集了表层沉积物和上覆水样品.采样点分布如图1所示.太湖为6个点(T1～T6),巢湖为4个点(C1～C4),龙感湖为3个点(L1～L3).表层沉积物用中国科学院地理与湖泊研究所自制的柱状采样器,采用虹吸法吸取柱状沉积物的上覆水,用针筒过滤器和0145μm的滤膜现场过滤.之后现场分取表层0～5cm样品,装入洁净的密实袋中,挤出袋中的空气,密封好,保存在加入冰袋的保温箱中,待船靠岸后迅速运回,冻存于-20℃冰箱中.同时在现场测定了表层沉积物和上覆水的温度、p H和Eh.112 分析方法对采集的表层沉积物和上覆水进行总氮(Tot2 N)及其形态的分析,包括氨氮和溶解性硝态氮[为溶解性硝态氮和亚硝态氮之和(DAN)].沉积物和水样中的总氮采用过硫酸钾高压消解法测定[8];沉积物中的氨氮用2mol/L KCl浸提,浸提液和水样采用水杨酸2次氯酸盐光度法测定[9];硝酸盐氮采用离子色谱法[9];亚硝酸盐氮采用N2(12奈基)2乙二胺光度法[9].每个样品均重复测定3次.2 结果与讨论211 总氮的时空分布在空间上,Tot2N在3个所研究的湖泊中,无论是在表层沉积物还是在上覆水中,太湖的含量均高于其他两个湖泊,结果如图2所示.对太湖来说,西北部(T1、T2和T3点)又高于湖心(T4和T5)和东太湖(T6),说明太湖的氮污染区主要是在五里湖、梅梁湾和竺山湖一带,这显然与人类活动密切相关.五里湖和梅梁湾一带是无锡市的生活污水排放区,竺山湖北面则有大量的农田,使得这一带氮污染比东太湖严重.此次测定的结果与以前的报道相比,总氮浓度有所升高[10,11],说明虽然这几年采取了很多措施进行治理,但是情况依然不容乐观.图1 采样点分布示意图Fig.1 Sampling sets巢湖表层沉积物中的总氮呈现出西高东低的趋势,但在冬季上覆水中东部则高于西部.张之源等[6]曾观测到巢湖东半湖湖水中总氮浓度高于西半湖的异常情况,与本研究的分析数据基本吻合,可能与巢湖地区的工农业污染有关.龙感湖的情况也不容乐观,虽然上覆水中的总氮浓度并不高,但是表层沉积物中的总氮平均含量与巢湖持平,应引起足够的重视.从季节变化来看(图2),3个湖泊表层沉积物中图2 总氮在表层沉积物和上覆水中的时空分布Fig.2 Spacial charactoristics of T ot2N in sediments and overlying water的总氮含量基本上是在夏季较低而冬季较高.这可能与夏季沉积物中微生物作用较为强烈有关.有研究表明,在硝酸盐输入充足的地带沉积物的脱氮作用的活跃性与周围的温度有着良好的相关性[12]但是太湖T1点表层沉积物在秋冬的差异不大,而T2和T3点表层沉积物秋季还高于冬季.这个区域该季节上覆水中高浓度的硝酸盐含量(见图4)可能是导致沉积物中总氮浓度升高的原因[13].上覆水中的总氮含量季节差异较为明显(图2B),冬季总氮浓度明显升高,这与浅水湖泊冬季水位偏低不无关系.尤其是巢湖差异最为明显,冬季总氮浓度比夏季高出数倍.212 各形态氮的时空分布沉积物及上覆水中氨氮的空间分布见图3.太湖西北部沉积物中的氨氮浓度明显要高于湖心地区,与总氮的分布趋势相同.但东太湖站位(T6)表层沉积物中的氨氮很高,尤其是在冬季甚至高于太湖的西北部.氨氮在上覆水中的分布亦呈现出这种趋势.氨氮是有机氮矿化的第一产物,东太湖(T6)有大面积的围网养殖区,可能是造成该湖区氨氮浓度升高的原因之一.巢湖表层沉积物中的氨氮浓度平均值与太湖大致相同,但巢湖沉积物中氨氮浓度所占的比例高于太湖.与总氮的分布趋势相同,氨氮在巢湖沉积物中的分布也呈现西高东低的趋势.龙感湖沉积物中氨氮浓度与太湖湖心区及巢湖东半湖持平.图3 氨氮在表层沉积物和上覆水中的时空分布Fig.3 S pacial characteristics of DAN in sediments and overlying water上覆水中的氨氮浓度分布见图2B,可以看出太湖上覆水中的氨氮浓度明显高于巢湖和龙感湖.特别是太湖的西北部,表明该地区氮污染情况非常严重.C2点监测到的冬季异常值可能存在着一定的偶然因素.溶解态硝态氮在上覆水中的空间分布见图4,可以看出其与总氮和氨氮的分布趋势基本相同.太湖的西北部和巢湖的西半湖仍然为浓度较高的地区.而太湖湖心区和东太湖地区(T4、T5和T6点)浓度较低,在冬季甚至低于龙感湖.总体来看秋季沉积物中氨氮浓度较高,冬季有个别站位氨氮浓度高于秋季.上覆水中氨氮的浓度季节性差异则不十分明显.分析巢湖上覆水中的氨氮浓度与氧化还原电位的关系,则发现其呈现负相关关系,当氧化还原电位升高时,其浓度降低,相关系数为-0187.与Xu 的结果基本一致[14].而太湖则没有呈现这种关系,这可能说明影响太湖氨氮浓度的条件较为复杂,其变化机理需要进一步研究.图4 上覆水中溶解态硝态氮的时空分布Fig.4 Temporal difference of DNN in overlying water冬季枯水期由于水位下降,上覆水中的溶解态硝态氮的浓度升高,在巢湖和龙感湖尤为明显,巢湖几乎与太湖西北部的浓度大致相同,尤其是C2点,接近3mg/L.龙感湖的溶解态硝态氮浓度也比秋季大约升高4～5倍.但是在太湖的西北部(T1、T2和T3点)这种季节差异几乎没有,说明这一带的硝态氮污染可能为输入性的,与季节变化无关.3 结论在空间上,3个湖泊中,无论是在表层沉积物还 是在上覆水中,太湖的总氮含量均高于其他两个湖泊,且在太湖和巢湖都呈现西高东低的分布特征.氨氮在沉积物和上覆水中及溶解态硝态氮在上覆水中的分布与总氮分布趋势基本相同.巢湖沉积物中氨氮浓度所占的比例稍高于太湖和龙感湖.在季节差异上,冬季表层沉积物和上覆水中的总氮含量高于秋季和夏季,表层沉积物中氨氮浓度在秋季最高.巢湖和龙感湖上覆水中的溶解态硝态氮在冬季浓度溶解态硝态氮的浓度较高,而在太湖西北部这种季节差异几乎没有,氨氮的浓度季节性差异也不十分明显.参考文献:[1] 秦伯强.长江中下游浅水湖泊富营养化发生机制与控制途径初探[J ].湖泊科学,2002,14(3):194～202.[2] 范成新,杨龙元,张路.太湖底泥及其间隙水中氮磷垂直分布及相互关系分析[J ].湖泊科学,2000,12(4):359～366.[3] 阎伍玖,鲍祥.巢湖流域农业活动与非点源污染的初步研究[J ].水土保持学报,2001,15(4):129～132.[4] 瞿文川,吴瑞金,羊向东.龙感湖地区近3000年来的气候环境变迁[J ].湖泊科学,1998,10(2):37～43.[5] 隋桂荣.太湖表层沉积物OM 、TN 、TP 的现状与评价[J ].湖泊科学,1996,8(4):319～324.[6] 张之源,王培华,张崇岱.巢湖营养化状况评价及水质恢复探讨[J ].环境科学研究,1999,12(5):45～48.[7] 羊向东张振克.近013ka 来龙感湖流域人类活动的湖泊环境响应[J ].中国科学:D 辑,2001,31(12):1031～1038.[8] 钱君龙,张连弟,乐美麟.过硫酸盐消化法测定土壤全氮全磷.土壤,1990,22(5):258～262.[9] 国家环保局《水和废水监测方法》编委会.水和废水监测方法[M ].中国环境科学出版社,1989.[10] 袁旭音,陈俊,陶于祥,等.太湖北部底泥中氮、磷的空间变化和环境意义[J ].地球化学,2002,31(4):321～328.[11] 隋桂荣.太湖表层沉积物OM 、TN 、TP 的现状与评价[J ].湖泊科学,1996,8(4):319～324.[12] 彭晓彤,周怀阳.海岸带沉积物中脱氮作用的研究进展[J ].海洋科学,2002,26(5):31～34.[13] Jorgensen K S ,Sorensen J.Two annual maxima of nitrate re 2duction and denitrification in estuarine sediment [J ].Mar.Ecol.Prog.Ser.,1988,94:267～274.[14] Xu F L ,Tao S ,Dawson1R W ,Xu Z R.The distributions andeffects of nutrients in the sediments of a shallow eutrophic Chi 2nese lake[J ].Hydrobiologia ,2003,429:85～93.。
黄河上中游表层沉积物磷的赋存形态特征
磷是一 种 重要 的生源要 素 ， 是 引起水 体 富营 也 养 化 的重要 因素 ｌ Ｊ 在海 。 】 。磷 陆相 互作 用 中的迁移 与循 环会 直接影 响到 水体 的初 级生产 力 ，并 因此影 响 到全球 碳循 环 。沉 积物 是磷输 送 、积 累和 再生 Ｊ 的重要 场所 ，对 磷 的循 环 过程有 着重 要 的影响 Ｉ Ｊ ４。 沉积 物 中能参 与界面 交换及 生 物可利 用 的磷 ，其含 量取 决于沉 积 物 中磷 的形态 ［。不 同结 合态 磷 在沉 ６ Ｊ
磷 形态 的研究 ，国外有 一些 报道 …Ｊ 国内研究 较 ，但
少 。河流是 向海 洋输 送磷 的主要 途径 之一 ，其沉 积 物 中磷形 态 的分布 ，会 影响 到河 流 中磷 的界 面交换 及 生物利 用 ， 而影 响到 磷 的输 送 、 环 和海一 进 循 陆相 互作 用 。黄河是世 界 上泥沙 含量 最大 的河 流 ，也是 受 人类活 动影 响最 大 的河 流之 一 。流域 内广 泛分 布 城市 和农业 区 ， 较多 的点／ 有 面源磷 输入 ｌ 。黄河流 ｊ 引
生态环境学报 ２ １ ，９６： ３ ８１６ ０ ０ １（） １５ —３２
Ｅｃ ｏ ｎｄ Ｅｎ ｒ ｎ ｅ ａ ｉｎｃ ｓ ｏｌｇｙ ａ ｖｉｏ ｍ ｎｔ １ Ｓｃ ｅ ｅ
ｈｔ： ｗ．ｅｃ． ｍ ｔ ／ ｐ／ ｗｗ ｊ ｓｉｏ ｅ ｃ
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黄 河 上 中游 表层 沉 积物 磷 的赋 存 形 态 特 征
山东省南四湖底泥中磷的形态分布特征
入湖口,并从上级湖区的白马河(S1)入湖口采集 量分布差别不大.周来等[8]对南四湖上级湖区表
底泥样品作为对照(图 1).将采集的柱状底泥样品 层沉积物磷的化学形态研究结果为 Fe-P 含量达
分层.由于底泥的不同沉积等特征,存在硬度差异, 到总磷含量的 89.81%~95.48%,其他各形态的磷
采集深度不同,所分层数也不同.按照每隔 5cm 进 含量较少.本研究中 Fe-P 含量约占4%~27%.Oc-P 含量比 级湖区及其主要入湖河流各采样点上覆水中总
较低,为 30~60μg/g,说明南四湖底泥中自然来源 磷的含量(表 1)均超过 0.02mg/L,这说明各采样
磷含量少,主要以人为输入为主.而 Fe-P 含量较 点处水体均有不同程度的富营养化.由表 1 可以
表层沉积物中总磷含量(表 1)在 415~658μg/g 源,这种潜在的内源性磷负荷与水体富营养化程 之间.其中 Ex-P 占总提取磷的 28%~40%, De-P 占 度有重要关系[15].一般自然水体中当磷浓度达到
总提取磷的 20%~35%,Fe-P 占总提取磷的 14%~ 0.02mg/L 就被界定为水体富营养化[16].南四湖下
图 2 表层沉积物中各形态磷的含量分布
图 1 南四湖采样点分布 Fig.1 Location of sampling sites in Nansi Lake
利用柱状采样器于 2007 年 11 月 20 日至 12
Fig.2 Content distribution of phosphorus forms in surface sediments
中国环境科学 2009,29(2)：125~129
China Environmental Science
水源水库沉积物磷形态分布及其释放特征
Ｐｈ ｓ ｈｏ ｕｓＦｏ ｍ ｓａ ｔ ｓｒｂｕ ｉ ｎ ｉ ｕｒ ｅ ｏ ｐ ｒ ｒ ｎｄ ＩｓＤｉｔ ｉ ｔｏ ｎ Ｓｏ ｃ Ｗ ａ ｅ ｓ ｒ ｏ ｒＳｅ ｍ ｅ ｔ ｒＲｅ ｅ ｖ ｉ ｄｉ ｎｔ
ＨＵＡＮＧ ｎ ｌｎ，ＹＡＮ ｈｕ ｎｇ，ＣＨＡＩＢｅ— ｉ ＬＩ Ｈｏ Ｔｉｇ—ｉ Ｓ ａ ｉｂｅ ， Ｕ ｎｇ
第４ ４卷 第 ７ 期 ２１年 ７ ０１ 月
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Ｊ ｕ ｎ ｏ ｉｎｉ ｎｖｒｉ பைடு நூலகம் ｏ ｒ ￣ ｆ ａｊｎＵ ｉｅｓ ｙ Ｔ ｔ
水 源 水 库 沉 积 物磷 形 态 分布 及 其释 放 特 征
黄廷林 ，延 霜 ，柴蓓蓓 ，刘 虹
ｆ ｒ ｓ ｉ ｈ ｅ ｈ ｔ ｒ ｓ ｄ ｍｅ ｔ ．Ｃｏ ｒ ｌ ｔ ｎ ｃ ｅ ｃ ｅ ｔ ｅｗｅ ｎ ｐ ｏ ｐ ｏ ｕ ｏ ｍ ｓ ａ ｄ Ｓ — ｔ ｒ ｑ ａ ｉ ｅ ｔ ｏ ｍ ｎ ｔ ｅ ｆ ｓ ｗａ ｅ ｅ ｉ ｎ ｓ ｒ ｒｅ ａ ｉ ｏ ｆ ｉｎ ｓ ｂ ｔ ｅ ｈ ｓ ｈ ｒ ｓ ｆ ｒ ｎ Ｃ ｏ ｉ ｍｅ ｗａ ｅ ｕ ｌ ｉ ｓ ｏ ｔ ｐ ｒ ｔｒａ ｄ ｓ ｍｅ ｏ ｈ ｒｓ ｄ ｍｅ ｔ ｅ ｃ ｅ ｉａ ｈ ｒ ｃ ｅ ｉ ｔ ｓｗｅ ｅａ ａ ｙ ｅ ． ｈ Ｐ ｃ ｎ ｅ ｔ ｎ ｓ ｒ ａ ｅ ｓ ｄ ｍ ｅ ｔ ｆ ｏ ｅ ｗａ ｅ ｎ ｏ ｔ ｅ ｅ ｉ ｎ ｏ ｈ ｍ ｃ ｌ ａ ａ ｔ ｒｓｉ ｒ ｎ ｌ ｚ ｄ Ｔ ｅ Ｔ ｏ ｔｎ ｕ ｆ ｃ ｅ ｉ ｎ ｇ ｃ ｃ ｉ ｏ
ｔ ｉ ｒｓ ｒ ｏｒｖ ｒ ｄ ｆ ｍ ．３～１５ ２８ － ｇ Ｔ ｅ ａ ｅａ ｅ ｃ ｎｅ ｔｏ ｅＡＩ ｏ ｎ ｈ ， ｈ ｒ ｓ Ｆ ／ － ） ｓ ｈ ｓ ｅ ｅｖ ｉ ａｉ ｏ １２ ０ ｅ ｒ １ ５ ９ ．３Ｐ ／ ． ｈ ｖ ｒ ｇ ｏ ｔｎ ｆＦ ／ — ｕ ｄ ｐ ｃ ｐ ｏｕ （ ｅＡ１ ｗａ ｇ ｂ ｓ Ｐ
大亚湾表层沉积物中磷的形态分布特征
大亚湾表层沉积物中磷的形态分布特征何桐;谢健;余汉生;方宏达【摘要】沉积物中不同形态的磷具有不同的生物有效性和地球化学行为,它们的含量和分布特征包含着许多环境地球化学信息.因此,对沉积物中磷的地球化学形态的研究具有重要的环境地球化学意义.采用SEDEX法将大亚湾表层沉积物中不同形态的磷分离开,继而分析表层沉积物中不同形态磷的含量、分布特征及其影响因素.结果表明,表层沉积物中总磷的含量较高,平均高达341.87 mg/kg;无机磷所占的比例很高,平均达85.11%,平均含量为290.81 mg/kg;有机磷的平均含量为51.05mg/kg.表层沉积物中的碎屑态磷是无机磷的主要赋存形态,平均占无机磷的47.67%;其次为自生磷灰石及钙结合态磷,平均占无机磷的34.79%;铁结合态磷和吸附态磷分别仅占无机磷中的10.23%和7.31%.其中,潜在的生物有效性磷(包括Ads-P、Fe-P和OP)平均占总磷的29.40%.在空间分布上,各站间不同形态磷的含量差异与污染物的陆源输入、沉积物性质等因素有关.【期刊名称】《中山大学学报（自然科学版）》【年(卷),期】2010(049)006【总页数】6页(P126-131)【关键词】磷形态;分布特征;生物有效性磷;表层沉积物;大亚湾【作者】何桐;谢健;余汉生;方宏达【作者单位】国家海洋局南海海洋工程勘察与环境研究院,广东,广州,510300;国家海洋局南海海洋工程勘察与环境研究院,广东,广州,510300;国家海洋局南海环境监测中心,广东,广州,510300;国家海洋局南海环境监测中心,广东,广州,510300【正文语种】中文【中图分类】P736.2;P762.33海洋中的磷作为重要的生源要素，不仅直接影响着海洋的初级生产力，而且磷与碳的关系密切，对海洋碳循环的影响巨大，直接与全球气候变化和全球生态环境变化相关[1]。
近年来，特别是IGBP核心计划JGOFS、GLOBEC、LOICZ、SOLAS等实施以来，对磷的生物地球化学有了系统深入的了解，具体体现在磷与海洋生物泵的关系，以及碳-氮-磷的耦合特征等方面，这些研究为深入研究磷的生态学功能奠定了基础[2]。
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古夫河上覆水和表层沉积物中总氮和总磷空间分布特征及其相关性曾露;葛继稳;王自业;冉桂花;吴述园;唐佳【摘要】对古夫河干流17个采样点的上覆水和表层沉积物中总氮和总磷含量进行调查,利用多元统计方法对数据进行分析,研究了上覆水和表层沉积物中总氮和总磷含量的空间分布特征及其相关性.结果表明:古夫河上覆水中总氮含量年均值总体上从GF01～GF12样点递减,在GF13～GF18样点增加,部分样点略有波动;上覆水中总磷含量在GF01～GF09样点变化不显著,在GF10～GF18样点分布差异较大;表层沉积物中总氮含量从GF01～GF05样点呈现先增加后减少的趋势,下游无明显的变化规律;表层沉积物中总磷含量无明显的变化规律;总体上古夫河上游古夫一神农架河段上覆水中总氮含量与表层沉积物中总氮含量无相关性,而在下游古夫库湾河段(GF14～GF18),上覆水中总氮含量与表层沉积物中总氮含量成显著正相关;古夫河上覆水中总磷含量与表层沉积物中总磷含量无相关性.【期刊名称】《安全与环境工程》【年(卷),期】2014(021)004【总页数】6页(P38-43)【关键词】古夫河;上覆水;表层沉积物;总氮;总磷;空间分布特征;相关性【作者】曾露;葛继稳;王自业;冉桂花;吴述园;唐佳【作者单位】中国地质大学湿地演化与生态恢复湖北省重点实验室生态环境研究所,湖北武汉430074;中国地质大学湿地演化与生态恢复湖北省重点实验室生态环境研究所,湖北武汉430074;中国地质大学湿地演化与生态恢复湖北省重点实验室生态环境研究所,湖北武汉430074;中国地质大学湿地演化与生态恢复湖北省重点实验室生态环境研究所,湖北武汉430074;中国地质大学湿地演化与生态恢复湖北省重点实验室生态环境研究所,湖北武汉430074;中国地质大学湿地演化与生态恢复湖北省重点实验室生态环境研究所,湖北武汉430074【正文语种】中文【中图分类】X52古夫河发源于湖北省神农架林区新华乡处，在响滩汇入香溪河，是位于香溪河上游的三大支流之一。
古夫河流域水资源丰富，干流全长64.5km，流经兴山境内41km。
自三峡水库建成以来，三峡库区的水环境由典型的河流水体转变为类似湖泊水体，水流减缓，对污染物质的扩散和自净能力大大降低，水环境发生了根本性变化［1］。
尤其三峡水库蓄水后，香溪河水体富营养化速度不断加快，已多次暴发水华［2］。
目前，香溪河上游的古夫河流域水环境整体上较好，但是居民生活、农业生产、小水电站建设、磷矿生产等产生的污水外源输入造成水环境营养元素氮、磷含量偏高［3］。
有关研究表明，表层沉积物在水体污染中扮演着“双重”角色：既作为污染汇不断接纳水体中沉积下来的颗粒物质，又作为污染源向水体中释放营养物质［4—5］。
河流表层沉积物作为河流上覆水的重要物质源和营养物质氮、磷的重要蓄积库对河流上覆水物质循环迁移起着很重要的作用［6—7］。
沉积物在适当条件下释放营养物质进入水环境中，成为富营养化的主导因子［8］。
目前，对三峡库区香溪河干流沉积物中总氮和总磷的形态、时空分布特征［9—10］和吸附特征［11］有较多的研究，但对源头河流的研究相对较少。
古夫河作为香溪河一级支流，其水质变化将对该河流乃至香溪河水域生态系统产生一系列的影响［12］。
为此，本文对古夫河从源头追踪到库湾分析其上覆水和表层沉积物中总氮和总磷含量的空间分布特征及其相关性，了解古夫河河流上覆水和表层沉积物中氮、磷营养盐的状况，以为古夫河水资源管理和保护提供科学、可靠的依据，并为分析香溪河水域近年生态变化、进一步开展源头预防和控制水体富营养化提供科学依据。
1 材料与方法1.1 采样点设置在古夫河干流上采用GPS定位，按海拔50m间隔共设置20个采样点，从2010年8月至2011年6月（1月份由于冰冻封山未采样）对此20个采样点进行了频度为每月一次的监测调查。
本文根据数据的完整性、可靠性与可比性的需要选择了具有代表性的采样点进行分析，即选取了17个采样点，详见图1。
图1 古夫河流域采样点布设图Fig.1 Sample sites distribution of Gufu River1.2 样品采集与分析（1）上覆水水样的采集与处理：对于浅水河段水样的采集，在深度允许的情况下，在水下30cm左右处取表层水样；对于深水河段水样的采集，使用采水器采集水下3～5m处水样。
选择河流中间或者混合均匀且人为破坏小处采集水样，并将采集的水样存放在500mL容量的聚乙烯瓶中，现场加浓硫酸使水样pH值小于2，带回实验室进行分析。
水体中总氮含量采用碱性过硫酸钾消解－紫外分光光度法（GB 11894—89）测定；水体中总磷含量采用过硫酸钾消解－钼酸铵分光光度法（GB 11893—89）测定。
（2）表层沉积物的采集与处理：用改良彼得生采泥器采集表层底泥样品，装入保鲜袋带回实验室分析。
样品经自然风干后去除动植物残体及砂石等杂质，碾碎过100目筛，装入聚乙烯封口袋备用。
采用万分之一精度的电子称称取沉积物。
表层沉积物中总氮采用碱性过硫酸钾消解后取上清液，采用紫外分光光度法［13］测定其含量；表层沉积物中总磷的提取参照《湖泊富营养化调查规范》［14］中方法，采用钼锑抗分光光度法测定其含量。
1.3 数据处理采用Excel对上覆水和表层沉积物中的总氮和总磷含量空间分布进行统计分析；使用SPSS19.0统计软件对上覆水中氮、磷含量与表层沉积物中氮、磷含量进行相关性分析。
2 结果与讨论古夫河是一条典型的山区河流，流域大部分区域处于崇山峻岭中，古夫河下游临近古夫镇流域兴建有水库、水电站等水利设施，不仅明显改变了河流的水文状况，也破坏了河流的连续性和生态系统的完整性。
根据古夫河在不同空间的水质特点，将该河流划分为古夫—神农架河段（GF01～GF13样点）和古夫—库湾河段（GF14～GF18样点）两部分，以此来对比分析人为活动影响下古夫河上覆水和表层沉积物中氮、磷营养元素含量的空间变化特征。
2.1 古夫河上覆水中总氮和总磷含量的空间分布图2为古夫河上覆水中总氮和总磷含量的空间分布图。
由图2（a）可以看出：古夫河上覆水中总氮的含量变化范围为0.721～1.435mg/L，平均值为1.137 mg/L；上覆水中总氮含量年均值从源头向下游总体呈现先递减后增加的趋势，不同样点空间分布差异较显著，其中源头GF01样点总氮含量最高（1.435 mg/L），最小值出现在 GF12样点（0.721mg/L）。
分析原因认为，古夫河流经森林、耕地、水库和城镇，根据相关研究表明［15—16］，森林河流中含氮量要低于农田、村镇，而本研究与之相反，说明水体中的氮与所处区域的自然环境条件有着很大的关系。
GF01样点处于河流源头处的陡峭山体，雨水形成的地表径流冲刷强度大，降雨淋溶形成的径流携带富含营养的土壤和岩石碎屑进入河流，使水体中总氮含量增高；此外，森林地区富含养分的土壤随降雨形成的地表径流进入河流也将使水体中的总氮含量增加。
富含氮的水流沿河向下，随着支流的汇入，汇水面积增加水量增多，水体中的氮通过稀释、水生生物利用等自净作用，使下游水体中的总氮含量降低，如GF12（支流汇入）、GF13（水势较缓）点位明显低于其他各样点，这种突变性可能受河道所处地势较缓和支流的汇入影响。
在古夫—库湾河段，水库蓄水淹没的耕地中残留化肥的释放，以及库区内土质疏松，降雨时水力冲蚀作用强烈，极易发生水土流失，致使河水中总氮含量增高，而GF15样点出现的低值是否与古洞口引水式水电站蓄水放水有关，尚待进一步研究。
GF18样点位于古洞口二级水库减水河段区，紧靠古夫镇（兴山县城）下游，人类生产生活活动频繁，产生较多的农业污水和生产废水，水体中总氮含量较高可能受人为污染的影响较大。
图2 古夫河上覆水中总氮和总磷含量的空间分布图Fig.2 Spatial distribution of total nitrogen and total phosphorus in overlying water in Gufu River由图2（b）可以看出：古夫河上覆水中总磷的含量变化范围为0.013～0.076mg/L，平均值为0.030 mg/L；上覆水中总磷含量空间分布在古夫—神农架河段差异较大：在GF01～GF09河段内的总磷含量变化并不显著，且处于较低含量（年均值约为0.016 mg/L），但在GF10～GF11样点处异常突起，然后呈递减趋势，最小值出现在GF13样点（0.014mg/L）。
水体中总磷含量在GF10、GF11样点偏高的原因可能是源于点源污染，GF10样点附近是上游磷矿运输检测站点，GF11样点左岸有磷矿堆放点，雨水的冲刷作用导致河水总磷含量偏高，但经河流自净和稀释作用后，到GF13样点处，恢复到上游较低水平。
在古夫—库湾河段，由于水库的拦截作用使水体交换受阻，对磷的扩散和自净能力大大降低；此外，临近城镇居民增多，生活生产和农业活动逐渐频繁，总磷含量均值升高，与古夫—库湾河段总氮的变化趋势类似。
大量的研究表明，当水体中磷的供应量充足时，藻类可以得到充分的繁殖；反之，如果磷的供应量受到限制，藻类的生产量随之受到限制［17］。
目前，国际上一般认为，磷浓度为0.02mg/L是湖泊水库富营养化的临界浓度［18］。
由图2可以看出，古夫河下游上覆水GF10～GF12、GF14、GF18样点总磷含量超过了富营养化的临界值。
可见，古夫河下游上覆水中的磷具有一定的生态风险效应，在不利影响显现出来之前，相关部门应给予足够的重视。
2.2 古夫河表层沉积物中总氮和总磷含量的空间分布图3为古夫河表层沉积物中总氮和总磷含量的空间分布图。
由图3（a）可以看出：古夫河表层沉积物中总氮含量变化范围为0.255～1.703mg/g，平均值为0.927mg/g；表层沉积物中总氮含量空间分布差异显著，在古夫—神农架河段，从源头GF01～GF05样点总氮含量年均值呈现先增加后减少的趋势，下游无明显的变化规律，在GF10和GF13样点出现两次低谷（分别为0.255mg/g和0.259mg/g），后再呈递增趋势。
在古夫—库湾河段，水库区域内水体相对稳定、沉积率较高，沉积物中物质受上层水中悬浮颗粒物含量以及沉积过程影响［19］，总氮含量偏高。
GF15样点受上游引水式水电站取水影响，水文特征变化较大，水动力的扰动削弱了氮的沉积作用。
GF18样点位于古洞口二级水库减水河段区，紧靠古夫镇下游，所处区域土地利用程度较高，水土流失携带较多氮营养盐进入河流，使沉积物中总氮含量在GF18样点达到峰值（1.703mg/g）。
图3 古夫河表层沉积物中总氮和总磷含量的空间分布图Fig.3 Spatial distribution of total nitrogen and total phosphorus in sediments in Gufu River由图3（b）可以看出：古夫河表层沉积物中总磷含量变化范围为0.132～0.366mg/g，平均值为0.245mg/g；整条河流表层沉积物中总磷含量总体变幅不大，无明显的变化规律；表层沉积物中总磷含量最高值位于GF05样点（0.366mg/g），可能是局部河岸带侵蚀强烈所致；表层沉积物中总磷含量最低值出现在GF15A样点，是由于古夫—神农架河段居民分散，生产和生活产生的废水有限，人为活动对古夫河表层沉积物中磷的贡献较小。