长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系
长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系_张路
J. Lake Sci.(湖泊科学), 2008, 20(3): 263-270. E-mail: jlakes@©2008 by Journal of Lake Sciences长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系*张路, 范成新, 王建军, 陈宇炜, 姜加虎(中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室, 南京 210008)摘 要: 运用聚类分析、主成分分析和相关矩阵的统计分析手段, 对长江中下游湖群共18个湖泊的沉积物氮磷释放风险以及湖泊沉积物、间隙水和上覆水中氮磷形态以及其他相关地球化学参数进行分析. 草型和藻型湖泊的环境差异是造成氮磷释放风险的主要原因. 氮磷释放风险与铁磷、藻类可利用磷、总氮、总磷、上覆水氮磷含量、间隙水氮含量、孔隙度和有机质含量间的关系最为密切. 决定磷酸盐释放风险的主要形态磷是藻类可利用磷和铁磷, 其他形态磷或者含量较低或者不易被转化释放, 对磷酸盐释放风险影响较小. 有机磷含量对磷的释放风险没有直接决定作用, 但它与有机质含量间呈显著正相关.关键词: 沉积物; 氮磷; 营养盐形态; 释放风险; 湖泊Nitrogen and phosphorus forms and release risks of lake sediments from the middle and lower reaches of the Yangtze RiverZHANG Lu, FAN Chengxin, WANG Jianjun, CHEN Yuwei & JIANG Jiahu(State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, P.R.China)Abstract: Cluster analysis, principal component analysis and correlation matrix analysis were used to analysis the nitrogen and phosphorus release risks from sediments in 18 lakes located in the middle and lower reaches of the Yangtze River, as well as the nitrogen and phosphorus forms and related geochemical parameters from sediments, pore waters and overlying waters. The ecological difference of macrophyte and algae dominated lakes was the main reason of the difference of nitrogen and phosphorus release. The release risks were well correlated with the iron-bound phosphorus (FeP), algae available phosphorus (AAP), total nitrogen (TN), total phosphorus (TP) in sediment, the content of nitrogen and phosphorus in overlying and pore waters, porosity and organic matter content of surficial sediment. The AAP and FeP was the main phosphorus forms deciding the phosphorus release risk and other forms were in less effect on it due to the lower contents or lower transformation ability. The sediment organic phosphorus was not directly related to the phosphorus release risks but remarkably positively correlated to organic matter contents in sediment.Keywords: Sediment; nitrogen and phosphorus; nutrients form; release risk; lake沉积物是湖泊及其流域中营养盐及其他污染物的重要归宿和蓄积库. 沉积物中蕴藏的营养盐可以在一定的环境条件下向上覆水体释放. 这种潜在释放能力的大小主要取决于湖泊沉积物及其上覆水体的物理化学和生物特性的改变. 在湖泊底泥营养盐释放风险的研究中, 沉积物的物理和化学的特性(包括其含量和地球化学形态)是影响沉积物中氮磷营养要素迁移、转化以及生态效应的重要参数.长江中下游有许多由长江洪泛和自然演化形成的湖泊, 其中大于1km2的650多个湖泊中大部分属于浅水湖泊. 这些湖泊目前普遍受到了湖泊水质恶化, 富营养化程度加重的影响, 其生态环境和社会经济效益严重受损. 对浅水湖泊而言, 由于其更复杂的生态类型, 更加频繁的水土界面营养盐交换以及更易受动力作用的影响, 沉积物中营养盐含量和形态的差异对与水土界面交换和上覆水的营养盐含量影响机制更加复杂[1-2]. 虽然湖泊沉积物氮磷形态, 间隙水氮磷含量与潜在释放之间的关系已有一些研究[3-7], 但仍然缺乏较*科技部基础性工作专项(2006FY110600)和国家自然科学基金项目(40501064, 40730528)联合资助. 2006-10-26收稿;2007-12-24收修改稿. 张路, 男, 1975年生, 博士, 副研究员; E-mail: luzhang@.J. Lake Sci .(湖泊科学), 2008, 20(3)264大量样本的系统综合分析. 本文从沉积物营养盐形态与释放风险之间关系的角度, 对长江中下游地区的若干浅水湖泊进行了分类定量探讨, 尤其是对比了草、藻型两类湖泊之间释放风险的差异, 与目前仅为单一湖泊的相关研究相比, 更能揭示湖泊氮磷形态以及相应的地球化学参数对营养盐释放风险的影响规律.1 湖泊背景及样点选择在长江中下游湖群选取18个不同环境类型、不同沉积物及水体营养盐负荷的湖泊(图1). 其中, 洞庭湖、鄱阳湖及洪湖的采样点在湖区中位置如图1所示, 由于这3个湖泊面积较大, 其样点仅代表采样湖区的情况. 其余湖泊的样点一般选择在湖泊中心区. 16个湖泊中, 共有6个湖泊(样点湖区)未见水草, 其中洞庭湖和鄱阳湖未见水草可能是由于采样点区域为砂性沉积物, 且水深较深, 水草无法生长所致. 而另外四个湖泊: 武山湖、八里湖、菜子湖和东湖也未见水草. 其余12个湖泊均有不同程度的水草生长. 表1显示了这些研究湖泊的一些环境参数和采样点位置.表1 18个研究湖泊位置及基本状况*Tab. 1 Location and basic status of 18 analyzed lakes上覆水(mg/L)湖名 地点 东经 北纬 样点水深(m)透明度(cm )水草状况*PO 43- NH 4+西凉子湖湖北咸宁 29°55′31″ 114°07′52″ 1.3 130 1 0.021 0.568 保安湖 黄石大冶 30°17′22″ 114°43′20″ 2.1 200 1 0.002 0.129 洞庭湖 湖南岳阳 29°21′33″ 113°03′17″ 0.9 50 0 0.034 0.161 大官湖 宿松县 30°1′8″ 116°22′51″ 1.4 20 1 0.008 0.378 鄱阳湖 九江星子县29°26′30″ 116°2′21″ 3.2 50 0 0.007 0.157 鲁湖 咸宁北 30°13′50″ 114°10′59″ 2.1 85 1 0.008 0.174 梁子湖 湖北鄂州 30°14′9″ 114°36′57″ 2.0 160 1 0.010 0.449 泊湖 宿松县 30°10′33″ 116°22′45″ 2.0 30 1 0.007 0.190 洪湖 洪湖市区 29°45′53″ 113°22′37″ 1.5 150 1 0.008 0.235 石塘湖 安徽安庆 30°37′41.8″ 117°5′50.4″ 1.1 60 1 0.006 0.295 西武昌湖 安庆怀宁县30°15′36.7″ 116°4′47.8″ 1.1 60 1 0.004 0.397 策湖 黄冈地区 30°15′24″ 115°08′45″ 1.5 80 1 0.102 0.776 太白湖 宿松县 29°58′11″ 115°49′15″ 2.1 50 1 0.011 1.289 武山湖 黄冈地区 29°53′45″ 115°35′38″ 1.8 65 0 0.208 3.648 大冶湖 黄石大冶 30°5′39″ 114°59′34″ 1.0 70 1 0.028 0.582 八里湖 九江市郊 29°41′13″ 115°56′34″ 2.7 50 0 0.013 0.211 菜子湖 安徽桐城 30°50′9″ 117°2′ 7″ 1.0 15 0 0.017 0.438 东湖武汉市区30°33′16″ 114°23′38″ 3.8 80 00.037 0.734* 1表示样点附近肉眼可见水草; 0表示肉眼不可见水草.图1 长江中下游湖群及样点示意图Fig.1 Sketch map of sampling locations along the middle and lower reaches of the Yangtze River张 路等: 长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系2652 研究方法2.1 沉积物释放实验对柱状沉积物进行原柱样控温培养, 获得沉积物的氮磷营养盐释放速率[8]. 释放速率flux 按下式计算[8]:n011a 1()()/n j-j-j flux V C C V C C S t =⎡⎤=−+−⋅⎢⎥⎣⎦∑其中, flux 为释放速度(mg/(m 2·d)); V 为柱中上覆水体积(L); C n 、C 0、C j -1为第n 次、0次(即初始)和j -１次采样时某物质含量(mg/L); C a 为添加水样中的物质含量(mg/L); Ｖj -1为第j -1次采样体积(L); S 为柱样中水－沉积物接触面积(m 2); t 为释放时间(d). 所计算的NH 4+和PO 43-潜在释放均为3d 平均表观释放速率, 分别以小写参数符号的形式表示为nflux 和pflux (下同). 2.2 表层沉积物生物地球化学参数沉积物释放实验结束后, 将沉积物柱样按1cm 厚度分层. 取10g 左右的表层沉积物进行以下分析: 形态磷[9]: 利用连续提取法, 对沉积物中的形态磷进行分级提取. 由于闭蓄态磷在生物地球化学循环中参与磷的短时相的交换转化的可能性非常小, 虽进行了提取, 但数据相关分析时未予考虑. 因此主要考虑了如下五种形态磷: 铁结合态磷(fep , mg/kg)、可交换态磷(lp , mg/kg)、铝结合态磷(alp , mg/kg)、钙结合态磷(cap , mg/kg)、有机磷(orgp , mg/kg).对沉积物样品同时测定: 藻类可利用磷[10], 即利用碱性提取法, 对沉积物中可潜在供藻类利用的磷量(aap , mg/kg)进行分析. 利用强酸消解法测定沉积物中的总磷(tp , mg/kg)、总氮(tn , mg/kg); 用高温灼烧法测定有机质含量(以烧失量计, 表示为loi , %); 105℃下烘干法测定沉积物孔隙度(por , %). 2.3 上层间隙水生物地球化学参数将分层的表层沉积物样进行离心和过滤, 获取间隙水, 立即测定间隙水中酸碱度(ph ); 利用比色分析法测定溶解性磷酸盐(po4p )、溶解性氨态氮(nh4p ); 利用总有机碳分析仪(1020A)同步测定了间隙水中溶解性总有机碳(toc )和溶解性总无机碳(tic ). 2.4 湖泊水体基本参数湖水透明度(以透明度盘深度Secchi Depth 表示, sd , cm); 用比色分析法测定溶解性磷酸盐(po4w , mg/L)、溶解性氨态氮(nh4w , mg/L); 电导率仪测定水体中的电导率(ec , µs/cm). 另外, 考察了采样点有无水草(plant , 有水草赋值为1, 无水草赋值为0).3 结果3.1 营养盐及释放风险的地球化学参数聚类分析将18个长江中下游湖泊的生物地球化学特征参数分为4类: 1)表层沉积物: lp , alp , cap, orgp , fep , aap , tp , tn , loi , por ; 2)上层间隙水: ph , po4p , nh4p , toc , tic ; 3)水土界面营养盐潜在释放: pflux , nflux ; 4)湖泊水体基本参数: sd , po4w , nh4w , ec , plant . 从生物地球化学角度出发, 这22个参数都是与营养盐在水土界面上的潜在释放风险和沉积物的营养盐含量、形态和转化相关联的参数. 将参数值构建成一个22×18(参数×样点数)的矩阵, 并对其进行聚类分析(组间均值联接法, SPSS 10.0). 在聚类分析中, 未将采样点有无水草(plant )作为系统变量, 以排除该变量对聚类分析可能产生的影响.聚类分析结果(图2)显示: 这18个湖可以分成具有显著差异的两组(组1和组2), 而组2又可以分为较小差异的两组(组3和组4). 在对湖泊分组的生物地球化学意义进行讨论时我们发现, 组1的4个湖泊: 武山湖、八里湖、菜籽湖和东湖所在样点都未见水草生长. 在全部18个研究湖泊中, 未观察到有水草存在的湖泊共有6个(表1), 除了组1表示的4个无水生植被的湖泊外, 洞庭湖和鄱阳湖在采样点附近区域也未观察到水生植被. 但是, 考虑到洞庭湖和鄱阳湖的采样点没有水草可能与砂性底质和水深有关, 因此, 可以认为组1代表的是没有水草生长的藻型湖泊, 其显著特点是沉积物总磷和藻类可利用磷含量均较高, 属于高营养本底的湖泊. 而组2分为组3和组4, 其中组3有6个湖泊: 泊湖、大冶湖、太白湖、西凉子湖、鲁湖和洪湖, 组4有8个湖泊: 石塘湖、策湖、大官湖、鄱阳湖、梁子J. Lake Sci.(湖泊科学), 2008, 20(3) 266湖、西武昌湖、保安湖、洞庭湖. 该组除洞庭湖和鄱阳湖未见水草外, 其余湖泊为草型湖泊, 且沉积物的营养本底较底.图2 组间均值联接聚类分析法系统树Fig.2 Systematic tree of between group linkage cluster analysis3.2 潜在释放与沉积物、间隙水和上覆水氮磷含量氮磷潜在释放均以沉积物高氮磷营养本底的武山湖为最高, 同样该湖泊沉积物间隙水中的可溶性氮磷含量也相对较高. 同时由于沉积物的潜在释放导致该湖泊的上覆水溶解性氮磷含量在18个湖泊中最高(图3). 从图3中看出, 组1四个湖泊的沉积物总磷和总氮含量平均值为1187mg/kg和2286mg/kg. 与此相比较, 组3组4共14个湖泊沉积物的总磷和总氮含量平均值仅分别为625mg/kg和1122mg/kg. 由于沉积物中的氮磷首先要转化成间隙水中的可溶性氮磷才能在浓度梯度或者动力作用下向上覆水方向移动, 形成潜在释放, 介于沉积物和上覆水之间的媒介－间隙水的含量就非常重要. 从结果看, 组1湖泊的间隙水中溶解性氮磷平均含量分别为4.23mg/kg和0.02mg/kg, 而组3和组4的湖泊为1.84mg/kg和0.02mg/kg. 由于组1湖泊的沉积物和间隙水氮磷含量均高于组3和组4, 因此可以预计组1湖泊的氮磷潜在释放可能高于组3和组4. 实验结果证实了这样的猜测: 组1四个湖泊的磷酸盐和氨态氮的潜在释放速率平均为0.41mg/(m2·d)和13.2mg/(m2·d), 显著高于组3和组4的0.18mg/(m2·d)和3.33mg/(m2·d). 因此, 从这个结果可以直观地认为沉积物氮磷含量与氮磷潜在释放间有一定的对应关系.3.3 湖泊磷释放与磷含量结果按聚类分析结果, 将18个湖泊分为三组. 图4显示了各湖泊组磷释放风险与沉积物中fep、aap、tp 以及间隙水磷po4p、上覆水磷po4w的比较结果. 四个藻型湖泊的磷释放通量高于组3和组4, 组3和组4的释放风险中值相近, 但组3各湖泊的释放风险差异大于组4. fep含量结果为组1>组3>组4, 但组1四个湖泊含量差异较大. aap和tp含量规律类似与fep. 但组1的数据分离度小于fep. 上覆水磷酸盐含量各组间差异并不显著, 但间隙水中磷酸盐含量表现为组1>组3 ≈组4.张 路等: 长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系267图3 氮磷潜在释放与沉积物、间隙水、上覆水氮磷含量Fig.3 Potential release of nitrogen and phosphorus and their contents in sediments, pore waters and ovelying coaters图4 三组不同湖泊磷释放潜力和沉积物、间隙水和上覆水磷含量比较箱式图Fig.4 Comparison of potential release of phosphorus and contents of phosphorus in sediments, pore waters and overlying watersN f l u x (m g /(m ·d )t n (m g /k g )n h 4p (m g /L )n h 4w (m g /L ) 武山菜籽泊太白鲁石塘大官梁子保安武山菜籽泊太白鲁石塘大官梁子保安2形态磷含量(m g /k g )磷含量(m g /L )磷含量(m g /L )2J. Lake Sci .(湖泊科学), 2008, 20(3)2684 讨论4.1 沉积物氮磷潜在释放参数的因子分析在进行相关分析前, 有必要对22项与潜在释放有关的生物地球化学参数进行因子分析, 即运用主成分分析法, 筛选出与沉积物潜在释放相关联的参数. 从理论上说, 沉积物的营养盐含量、形态及相应的物理化学条件是影响营养盐潜在释放的条件, 按照连续提取法对沉积物形态磷进行分级提取后, 沉积物形态磷可以分为潜在释放的磷源: 可交换态磷、铝磷、铁磷和有机磷难以利用的磷源: 钙磷等. 而沉积物的有机质含量、间隙水氮磷含量以及酸碱度和有无沉水植物等条件. 可能是影响沉积物氮磷潜在释放的因素.图5表示这些生物地球化学特征参数在经主成分分析(经最大方差法旋转和Kaiser 均一化, Varimax with Kaiser normalization)提取主要因子后, 分为2个主成分(主成分1和主成分2). 其中, 反映释放风险的nflux 和pflux 的两个参数与fep 、aap 、tn 、tp 、po4w 、nh4w 、nh4p 、por 和loi 在同一个主成分1中. 这11个参数构成了影响氮磷营养盐释放风险的主要生物地球化学参数. 从主成分1中可以看出, fep 和aap 提取的因子信息最大, 从统计角度出发, 可以认为这两个参数对该主成分的贡献最大, 而tn , tp , pflux 和nflux 提取的因子信息也较大, 说明这四个参数也是该主成分的重要组成信息. 而loi 、por 、po4w 、nh4w 、nh4p 对该主成分的构成也有一定的贡献, 但不起决定作用. 主成分2包含的参数信息, 如alp 、lp 、cap 和orgp 等与组1中磷释放风险的参数分属两个主成分, 可能说明了这些形态磷对磷的释放风险不起决定作用. 从主成分2中还能看出, 表征湖泊有无水草的特征参数plant 出现在该组中, 是否也说明了有无水草的生长与湖泊沉积物的营养盐释放风险间并不一定有必然的联系. 而主成分2中的ph 可能也说明水体酸碱度与沉积物的营养盐释放风险间的联系并不十分密切, 同样的结论在太湖的梅梁湾和东太湖这两个湖区的沉积物营养盐释放比较研究中得到[4]. 虽然也有一些研究报道认为间隙水酸碱度与沉积物营养盐释放间存在联系[11], 但同样也有许多研究对此结论持怀疑态度[12]. 主成分2中plant 和sd 、ph 具有较高的因子信息可能预示着水草可能对控制湖水透明度和酸碱度有一定的关联作用.图5 营养盐及释放风险生物地球化学参数主成分分析Fig.5 Principal component analysis on biogeochemical parameters of nutrients and their release risks主成分1主成分2张路等: 长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系269在进一步分析相关关系前, 对主成分分析的可靠性进一步分析, 分析结果显示主成分1中的参数的公因子方差提取比例都超过了50%(除pflux和por), 且aap在主成分1中提取的公因子方差最高; 而主成分2的公因子方差提取比例均未超过50%. 这预示着相比主成分2, 主成分1的因子提取具有更高的可靠性.4.2沉积物磷形态与磷释放的相关分析已有研究表明, 影响磷潜在释放的形态磷主要是可交换态磷、铝磷、铁磷和一部分有机磷. 前期研究[9]认为虽然可交换态磷和铝磷是容易释放或者容易转化成易释放磷的形态磷, 但是由于沉积物中这两个形态磷的含量很低, 不能决定磷的潜在释放. 而具有易转化性和较高含量的铁磷和一部分有机磷是决定沉积物间隙水磷酸盐含量以及磷释放的形态. 在这18个湖泊的研究中, 发现了类似的结论. 虽然这18个湖泊具有不同的营养盐负荷、不同的环境类型, 但是可交换态磷和铝磷的含量均很低, 约比铁磷低2-3个数量级. 因此, 这些易转化的磷形态与磷释放之间的相关关系比较弱.考虑到聚类分析得到的结果——组1和组3、4间具有较大的差异, 因此在分析这些形态磷和潜在释放之间关系时, 主要考虑了组3和组4的14个湖泊, 相关分析结果仅考虑了这些有水草生长的湖泊.与磷的潜在释放关系最为密切的是藻类可利用磷(aap), 皮尔逊相关系数r＝0.78, 显著因子p＝0.002, 属于极显著正相关. 由于铁结合态磷(fep), 也基本能反映aap的含量, 因此, 磷的潜在释放与fep间也呈极显著正相关. 其他的形态磷均未发现显著的相关关系. 这个结论与太湖几个湖区得到的结论基本类似. 因此, 对于这些湖泊而言, 决定磷潜在释放的沉积物形态磷组分主要是铁磷, 用藻类可利用磷含量来指示磷潜在释放的量也具有较高可靠性.4.3沉积物氮磷形态与潜在释放特征参数的相关关系将聚类分析中构建的22×18的矩阵进行相关分析, 其中未将水草参数考虑在相关关系分析中. 从分析结果看(表2), 与磷的潜在释放显著正相关的主要参数有nflux、fep、aap、tp、po4w和nh4w, 显著负相关的有toc、tic. 与氮的潜在释放显著正相关的有aap、tp、tn, 极显著正相关的有nh4p、po4w、nh4w. 由于po4w和nh4w之间的极显著正相关关系, 所以氮的潜在释放与po4w有关, 但显然水体中的磷酸盐含量(po4w)高低不是决定氮的潜在释放的因素; 同样的, 与磷的潜在释放显著正相关的nh4w也不能说明水体中溶解性氨氮(nh4w)是决定沉积物磷释放的因素. 与此类似, 由于总磷(tp)、藻类可利用磷(aap)和总氮(tn)之间存在极显著的相关性, 因此, 造成了沉积物氮磷潜在释放与这些参数间的表观相关性.从与沉积物氮磷的潜在释放相关的参数看, 主要是沉积物氮磷营养盐的含量决定的. 而铁结合态磷与磷潜在释放间相对较好的相关系数表明用铁结合态磷表征磷的潜在释放是比较合乎规律的, 其次是用aap来表征的藻类可利用磷. po4w与磷潜在释放间的正相关关系可能是释放的结果. 可以推测, 如果水体中的磷酸盐含量与沉积物的潜在释放相关, 那么这样的湖泊水体中的磷酸盐的来源可能与内源性磷关系更大, 而不是外源性磷.从表2还可以预示出: 钙结合态磷(cap)与其他参数均没有显著相关, 仅与电导率(ec)有一定的关联. 由于钙结合态磷是非常不活跃的形态磷, 主要受热力学中的溶解沉淀平衡控制, 而磷酸钙的溶度积K sp为1.6×1044, 很难被溶解, 因此对间隙水、上覆水磷以及磷潜在释放的影响较小, 一般来说钙结合态磷主要表现出沉积埋藏的特性. 有机磷(orgp)与表征有机质含量的loi极显著正相关, 说明这两个参数表征的是有机污染而不是营养盐的污染. 类似的结论在太湖也被发现.间隙水的氨氮含量与氮的潜在释放极显著相关, 而间隙水磷的含量与潜在释放间没有显著相关关系, 是否预示着间隙水中氮的迁移转化更多的受浓度梯度的控制, 而磷在间隙水中的迁移并非只受浓度梯度的控制, 在这个过程中有机磷矿化等地球化学过程可能也起到了很重要的作用[2].5 结论将氮磷释放风险及与之相关的沉积物、间隙水和上覆水中氮磷形态、含量及其它地球化学参数进行聚类分析, 认为湖泊环境类型的差异是造成这些因素差异的最主要原因. 氮磷释放风险与铁磷、藻类可利用磷、总氮、总磷、上覆水氮磷含量、间隙水氮含量、孔隙度和有机质含量间的关系最为密切. 决定磷酸盐释放风险的主要形态磷是藻类可利用磷, 其次为铁磷. 沉积物中有机磷与有机质呈显著正相关,J. Lake Sci .(湖泊科学), 2008, 20(3)270而其他形态磷或者含量较低或者不易被转化释放, 对磷酸盐释放风险影响较小.表2 沉积物氮磷形态与潜在释放特征参数相关关系* Tab. 2 Correlation between nitrogen and phosphorus forms and potential release parametersp f l ux n f l ux f e pl pa l pc a p o r gp a a p t pt np o rl o ip he c n h 4p p o 4p t o ct i cs d p o 4wnfux .53 bfep .50 b.30lp-.04 -.05 -.12alp -.17 -.03 -.08 .84 acap -.14 -.38 -.31 .35. 02orgp -.29 .25 -.08 .49 b . 49 b . 32aap .45 b .41 b .87 a .13. 21 -. 28 . 08 tp .39 b .34 b .63 a . 48 b .58 b-. 14 . 37 . 88 atn .29 .41 b .80 a . 10 . 21 -. 14 . 16 . 94 a . 84 apor .23 .13 .14 . 09 . 13 . 18 . 38 . 28. 35. 28loi .02 .19 -.02 . 28 . 39 . 25 . 62a. 16. 33. 22. 80 aph -.32 -.10 -.23 . 21 . 18 . 06 . 18 -. 35-. 12-. 29-. 15-. 08ec-.07 .03 -.21 . 01 . 02 . 49 b . 24 -. 13-. 05. 06. 26. 46 b -. 05nh4p .31 .71 a -.04 -. 07 . 02 -. 09 . 19 . 19. 19. 24. 20. 33-. 19. 48 bpo4p -.04 .08 -.19 . 43 . 44 -. 18 . 03 -. 12. 06-. 08-. 29-. 14. 52b-. 19-. 15toc -.42 b -.35 -.22 . 13 . 03 . 36 -. 11-. 33-. 28-. 23-. 63a -. 45. 24. 31-. 11. 05tic -.42 b -.31 -.32 . 46 b. 23 . 36 . 07 -. 39-. 15-. 34-. 43-. 35. 57 b . 12-. 19. 33. 69 asd-.19 -.31 -.43 b. 08 . 11 . 46 . 16 -. 43-. 30-. 27. 16. 24. 21. 47 b -. 07. 04. 42 . 09po4w .45 b.69 a.01 . 22 . 09 . 16 . 24 . 25. 27. 28. 11. 26-. 11. 48 b. 84a. 03. 05 -. 01 -. 02 nh4w .55 b .66 a .07 . 06 . 10 -. 03 . 05 . 35. 33. 37. 29. 35-. 24. 50 b . 91a -. 08 -. 12 -. 23 -. 03 . 89 a *Pearson 双尾检验; a: 极显著相关p <0.01; b: 显著相关p <0.05; 符号说明见1.2. 6 参考文献[1] Wetzel RG. Limnology. Lake and River Ecosystems (Third Edition). San Diego: Academic Press, 2001: 625-627.[2] 范成新, 张 路, 秦伯强等. 风浪作用下太湖悬浮态颗粒物中磷的动态释放估算. 中国科学(D 辑), 2003, 33(8): 760-768. [3] 徐 清, 刘晓端, 王辉锋等. 密云水库沉积物内源磷负荷的研究. 中国科学(D 辑), 2005, 35(增Ⅰ): 281-287. [4] 张 路, 范成新, 王建军等. 太湖水土界面氮磷交换通量的时空差异. 环境科学, 2006, 27(8): 1537-1543.[5] 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其相互关系分析. 湖泊科学, 2000, 12(4): 359-366. [6] 范成新, 张 路, 秦伯强等. 太湖沉积物－水界面生源要素迁移机制及定量化——I.氨态氮释放速率的空间差异及源汇通量. 湖泊科学, 2004, 16(1): 10-20.[7] 黄清辉, 王子健, 王东红等. 太湖表层沉积物的磷吸附容量及其释放风险评估. 湖泊科学, 2004, 16(2): 97-104. [8] 范成新, 张 路, 杨龙元等. 湖泊沉积物氮磷内源负荷模拟. 海洋与湖沼, 2002, 33(4): 370-377.[9] 张 路, 范成新, 池俏俏等. 太湖及其主要入湖河流沉积磷形态分布研究. 地球化学, 2004, 33(4): 423-432. [10] 张 路, 范成新, 朱广伟等. 长江中下游湖泊沉积物生物可利用磷分布特征. 湖泊科学, 2006, 18(1): 36-42.[11] Xie LQ, Xie P, Tang HJ. Enhancement of dissolved phosphorus release from sediment to lake water by Microcystis blooms-anenclosure experiment in a hyper-eutrophic, subtropical Chinese lake. Environmental Pollution , 2003, 122: 391-399.[12] Gibson CE, Wang G, Foy RH et al . The importance of catchment and lake processes in the phosphorus budget of a large lake.Chemosphere , 2001, 42: 215-220.。
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深入探究湿地沉积物磷释放风险1 研究背景湿地是水陆相互作用形成的特殊自然综合体，是地球上最富生物多样性的生态系统和人类最重要的生存环境之一，与森林、海洋并称为全球3 大生态系统。
由于在抵御洪水、控制污染、调节径流、调节气候等方面具有重要作用，也被誉为地球之肾。
但是21 世纪来，受经济发展、城市化过程、气候变化影响，湿地退化已成为一种全球现象，美国自殖民时期以来50%的湿地已消失，欧洲的大部分国家也损失50%以上，而我国71%湿地受到人类活动严重威胁，故退化湿地的恢复与重建尤为重要。
磷是水体浮游植物生长的限制性因子，磷的过量输入被认为是导致水体发生富营养化的主要因素之一。
在湿地中，大多数外源磷通过溶解性磷吸附作用或与有机颗粒物结合在沉积物中一起沉降下来，但是沉积物对磷的吸附是有限的。
当外源磷输入减少时，沉积物中吸附的磷会再次释放到上覆水中。
因而沉积物内源磷的滞留是水体富营养化的一个重要来源，长期以往将会影响湿地水体质量，进而影响退化湿地的恢复进程。
大多数研究发现，湿地沉积物磷含量及不同形态释放风险对湿地生态系统健康存在重要影响。
国内外对湿地沉积物磷形态分布特征及环境意义、释放风险等进行了大量研究，如夏威夷滨海湿地，路易斯安那湿地，黄河三角洲新生湿地，盐城河口湿地等。
沉积物充当了磷的汇或源，而不同形态的磷具有不同的生物有效性及释放潜能，这对于退化湿地的生态恢复过程具有重大影响。
因此通过研究湿地沉积物磷分布特征与赋存状态，并结合具体湿地的理化性质，明晰湿地恢复过程中沉积物不同形态磷含量及其释放风险就显得十分重要。
2 湿地沉积物磷赋存形态湿地沉积物中不同形态磷的分布特征及吸附解吸特性，影响着湿地生态系统功能。
此外，磷的形态不同，其生物有效性也不同，进而影响湿地的生态恢复效果，尤其是湿地的植被恢复。
故有必要对沉积物中磷进行分级研究。
沉积物中磷形态一般大致分为有机磷(OP)与无机磷(IP)。
(1)无机磷磷赋存形态。
长江中下游浅水湖泊沉积物磷释放动力学
过 夜 ，所用 药 品均 为 分析 纯 。
１３ 分 析 方 法 ．
１ 材 料 与 方 法
１１ 样 品采 集 ．
长 江 中下游 ６个 浅 水湖泊 ，利用 柱装 采 样器 采 集表 层 １ ｍ 沉 积 物样 品 ，共 １ ０ｃ ３个 。其 中太湖 采
基 金项 目 ：国家 重点基 础 研究 发展 规划 项 目 （ ０ ２ ／ Ｉ３４） ２ ０ Ｃ３ ２ ０ ｄ
湖泊上覆水体磷浓度的重要因素ｐ。特别是在外源 ｌ
污染 得到控 制 的条 件下 ，作 为 内源 的沉 积 物磷 释放 对上覆水体的磷浓度有重要影响 。沉积物组成特 】 征 是 影响其 释 放磷 的重 要 因素 ，但 不 同研 究者 在针 对 不 同 的研 究 地点 ，得 到 的结 论 并不 完 全相 同 。研 究表明沉积物磷释放受其铁 、 铝氧化物含量影响显 著【，也 有研 究发 现 沉积 物有 机 质 能够 与铁 铝 等金 ５ 】 属 离 子发 生络 合 ， 而限制 沉 积物 的磷 释放 【 另 进 ｏ ； 有研 究认 为 沉 积 物 中有 机 碳 和 碳 酸 钙 含量 对 磷 释 放 也 有重 要影 响 Ｌ Ｊ长江 中下 游地 区是我 国浅 水 湖 ８。 泊分 布最 为集 中的 区域 ，也是 我 国 富营养 化湖 泊 的 主要分布 区域【 。目前对该地 区湖泊沉积物磷的释 Ｊ 川
长 江 中下游 浅 水 湖 泊 沉 积 物 磷 释 放 动 力 学
金 丹越 ，王圣 瑞 ，步青云
１ ．中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地， ／ 国家环境保护湖泊污染控制重点实验室 ，北京 １０ １ ； ０ ０２
２ ．天津 航道 勘察 设计 研究 院 ，天津 ３０ ４ ００２
摘要 ：在室 内模拟条件下 ，通过沉积物磷 释放动力学实验 ，研究 ＿长汀 中下游浅 水湖 泊 １ 厂 ３个沉 积物的磷释放动力学特征 ， 并分析 丫沉积物组成特 对磷 释放 动力学的影响 ， 果表明 ： １ 指数动 力学模 型可以很好地拟合长汀 中下游浅水 湖泊 沉积 结 （ ） 物磷释放动力学特征 ，前 ２ ０ ｈ为怏反应 ，磷 释放速度较大 ，随后进入慢反应 ，逐渐达 到最 大释放最 ；（ ２）沉积物磷 释放动 力学特征 其组成有关 ，其 中＿ 卜总氮 、总磷和有机质含最呈 著正相关 ， 沙粒含量呈 著负相关 ，而 粘粒 含最没有 达到 著水平 ，与 Ｏｌ ｎＰ（ ． ｔｏ．－Ｎａ Ｏ ， Ｈ ８ ｓ ． ０ １ ＨＣ ３ｐ ． ｅ ５ｏ Ｌ ５提取 的磷 ）和易解吸态磷 （ Ｄ Ｒ Ｐ）含量达极 著正相关水平 ；（ 可 以 ３） 根据总磷和有效磷含量来 比较 和预 测湖泊沉积物磷释放动力学特征 ， 且根据有效磷 含最可以得到 比根据总磷含 帚更 可靠 的结
长江中下游浅水湖沉积物磷形态及其分布特征研究
（ 国环境科学研究院湖泊生态环境研究中心， 中 北京 １０ １ ） ００ ２
摘
要： 对长江中下游 ７ 浅水 湖泊 的表层沉 积物 ， 个 应用淡水沉积物中磷形态的标准测试程序（ Ｍ ）， Ｓ Ｔ ￣ 定了其 中的总磷 、 Ｊ ｔ 无机磷 、
有机磷、 铝磷和钙磷等 ５ 铁／ 个部份 ， 分析 了各形态磷之间以及各形态磷与沉积物理化性质如总氮、 有机质、 主要氧化物组 成之 间的
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长江中下游浅水湖泊沉积物磷释放动力学
生态环境 2007, 16(3): 725-729 Ecology and Environment E-mail: editor@基金项目：国家重点基础研究发展规划项目（2002CB412304）作者简介：金丹越（1972－），女，工程师，主要从事富营养化控制与生态修复研究。
Tel: +86-10-84915277；E-mail: wangsr@ *通讯作者：王圣瑞，Tel: +86-10-84915277；E-mail: shengruiwang@ 收稿日期：2007-01-17长江中下游浅水湖泊沉积物磷释放动力学金丹越1，2，王圣瑞1*，步青云11. 中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地//国家环境保护湖泊污染控制重点实验室，北京 100012；2. 天津航道勘察设计研究院，天津 300042摘要：在室内模拟条件下，通过沉积物磷释放动力学实验，研究了长江中下游浅水湖泊13个沉积物的磷释放动力学特征，并分析了沉积物组成特征对磷释放动力学的影响，结果表明：（1）指数动力学模型可以很好地拟合长江中下游浅水湖泊沉积物磷释放动力学特征，前20 h 为快反应，磷释放速度较大，随后进入慢反应，逐渐达到最大释放量；（2）沉积物磷释放动力学特征与其组成有关，其中与总氮、总磷和有机质含量呈显著正相关，与沙粒含量呈显著负相关，而与粘粒含量没有达到显著水平，与Olsen-P （0.5 mol·L -1 NaHCO 3, pH 8.5 提取的磷）和易解吸态磷（RDP ）含量达极显著正相关水平；（3）可以根据总磷和有效磷含量来比较和预测湖泊沉积物磷释放动力学特征，且根据有效磷含量可以得到比根据总磷含量更可靠的结果。
研究成果可为系统揭示浅水湖泊富营养化发生机制提供依据。
关键词：沉积物；磷；释放动力学；沉积物组成；长江中下游浅水湖泊中图分类号：X131.1 文献标识码：A 文章编号：1672-2175（2007）03-0725-05磷作为湖泊生态系统主要营养元素之一，也是水体生产力的关键性限制元素，对湖泊富营养化具有非常重要的影响[1-2]。
沉积物磷形态及影响因素研究进展
沉积物磷形态及影响因素研究进展作者：张奇来源：《绿色科技》2017年第10期摘要：指出了磷是多数淡水湖泊的营养控制性因子，沉积物中的磷向上覆水体释放会对水体中磷含量产生重要影响。
不同形态的磷有着不同的释放强度，而且影响因素也有所不同。
对沉积物磷形态及其影响因素的相关研究进行了总结，分析了其中存在的一些问题，并对以后的发展提出了展望。
关键词：沉积物；磷形态；影响因素中图分类号：P512.2文献标识码：A 文章编号：16749944（2017）100135041 引言沉积物是湖泊生态系统三大环境要素之一，通常是勃土、泥沙、有机质及各种矿物的混合物，经过长时间物理、化学和生物等作用及水体传输而沉积于水体底部所形成[1]。
人类活动产生的污染物随地表径流、降水等进入湖泊，经过一段时期积累，逐步埋藏形成沉积物[2]，因此沉积物营养物质的含量和分布特征，是了解和研究区域营养物质沉积历史和环境变迁的一种重要依据[3]。
沉积物是水体中营养物质的“汇”和“源”[4]，当外源营养物质不断注入湖泊，营养盐在湖泊沉积物中逐步积累，使沉积物成为了上覆水体中营养物质的“汇”[5]。
但是当外部环境发生变化时，被沉积物吸附的营养物质能通过解析、溶解等作用返回上覆水体，会对湖泊水质恶化产生重要的影响，此时沉积物便成为上覆水体营养物质的“源”[6]。
磷是绝大多数淡水湖泊的营养控制性因子[7]，沉积物中的磷，特别是“活性”的含磷组分的再生活化，可能导致沉积物向水体的磷释放，形成湖泊系统磷负荷的重要内源[8]，因此湖泊沉积物中磷形态分析研究有助于认识沉积物-水界面之间磷的交换机制和沉积物内源磷负荷机制[9]，也是了解水体沉积物磷地球化学循环的重要途径[10]。
因此笔者总结了沉积物磷形态及其影响因素的研究进展，以期找到现存的一些不足之处，并为沉积物磷形态的相关研究提出些许展望。
2 沉积物磷形态提取方法沉积物中磷以无机磷（IP）及有机磷（OP）两大类形式存在，其中无机磷的存在形式还可以进一步分为易交换态或弱吸附态磷、铝结合磷、铁结合磷、钙结合磷[11]；OP由于分离和鉴定困难，许多学者将有机磷看作一个形态[12]，实际上有机磷又可以分为糖类磷酸盐、核苷酸、腐殖质和富里酸部分、磷酸酯、膦酸盐[13]，不同形态IP 和OP的释放机制，稳定性及生物有效性差异甚远[14]。
沉积物中氮磷元素的形态分析与去除技术
沉积物中氮磷元素的形态分析与去除技术近年来，国内外的许多水体中都出现了氮磷污染问题。
因为氮磷元素是植物生长的必需元素，而过多的氮磷元素则会造成水体富营养化、细菌滋生、藻类水华等现象，不仅让水体变得混浊臭臭的，还会对水生生物造成极大的危害。
为了避免水体受到氮磷污染，许多科学家和研究人员投入了大量的研究力量，在沉积物中的氮磷元素形态分析与去除技术方面进行了深入探索。
首先，我们来谈一谈沉积物中氮磷元素存在的形态。
氮和磷元素在水体中主要以有机形态（如蛋白质、核酸等）和无机形态（如硝酸盐、亚硝酸盐等）存在。
其中，无机氮和无机磷在水体中的占比较大，而有机氮和有机磷则主要存在于沉积物中。
在沉积物中，氮磷元素的形态主要有三种类型：可交换态、还原态和稳定态。
可交换态是指氮磷元素与沉积物颗粒表面吸附作用较弱，可以与外界环境交换的形态。
可交换态氮主要存在于铵态和硝态两种形式。
当外界环境中含有丰富的氮源时，可交换态氮会迅速释放到水体中，使水质变得混浊浑浊。
有时，这种现象甚至会引起藻类的大量繁殖，从而形成水华。
可交换态磷主要存在于磷酸盐的形式，它与水体中其他物质相比，较容易被吸附到颗粒表面上。
还原态是指氮磷元素处于低价态或还原化合物中的形态。
它们与可交换态相比，吸附能力更强，难以被外界环境所影响。
还原态氮主要以氨态和有机氮的形式存在。
由于还原态氮并不容易被微生物降解，因此难以转化为其他形态，对水体污染的影响也非常大。
还原态磷则主要以微生物耗氧作用产生的铁锰磷酸盐形式存在。
稳定态是指氮磷元素与沉积物颗粒结合较为牢固的形态。
它们与可交换态和还原态相比，吸附能力更强，难以被外界环境所影响。
稳定态氮主要以有机氮的形式存在，在水体中很难转化为其他形态。
稳定态磷则主要以钙磷酸盐的形式存在，其释放速度较慢，对水体污染的影响也相对较小。
了解了沉积物中氮磷元素的形态，我们接下来可以探讨一下如何去除其中的污染物。
这方面的技术也是比较多的，常用的方法主要有化学还原法、生物还原法、吸附法和沉淀法等。
洪湖沉积物内源污染及其氮磷释放特征
第 35 卷 第 1 期环 境 科 学 研 究Vol.35，No.1 2022 年 1 月Research of Environmental Sciences Jan.，2022洪湖沉积物内源污染及其氮磷释放特征刘 昔1，邓兆林3，张 露2，谢婷婷1，王学雷2，杨 超2，厉恩华2，王 智2*1. 生态环境部长江流域生态环境监督管理局生态环境监测与科学研究中心, 湖北武汉 4300102. 中国科学院精密测量科学与技术创新研究院, 环境与灾害监测评估湖北省重点实验室, 湖北武汉 4300613. 荆州市洪湖湿地自然保护区管理局, 湖北荆州 433200摘要：为研究洪湖沉积物污染特征及内源营养盐释放规律，在不同季节对洪湖13个沉积物采样点进行调查，并利用柱状沉积物采样器原位采集沉积物开展静态模拟释放试验. 结果表明：①洪湖沉积物有机质、总氮和总磷含量的平均值分别为19%、4 407.4 mg/kg 和1 421.0 mg/kg，内源污染严重；②洪湖沉积物污染可能是水体中氮磷营养盐的重要来源之一，在5 d的静态释放模拟试验中，夏季上覆水中总氮和总磷平均浓度分别升高1.467和0.042 mg/L，冬季分别升高0.224和0.036 mg/L；③洪湖沉积物中氮磷的释放表现出显著的时空差异，夏季洪湖沉积物总氮、总磷的平均释放速率分别为133.9和4.0 mg/(m2·d)，冬季分别为32.1和3.4 mg/(m2·d)；④根据试验结果估算，洪湖沉积物氮的释放潜力为3 500~14 000 t/a，磷的释放潜力为350~400 t/a. 研究显示，在控制流域外源污染输入和减少湖区面源污染的同时，应从根本上改善洪湖水质并重塑洪湖湿地生态系统结构与功能，在科学指导下采取远近结合的方式分区域在洪湖开展受污染沉积物的修复工作.关键词：洪湖；沉积物；内源污染；氮磷释放中图分类号：X52文章编号：1001-6929（2022）01-0080-09文献标志码：A DOI：10.13198/j.issn.1001-6929.2021.09.22Sediment Endogenous Pollution and Release Characteristics of Honghu LakeLIU Xi1，DENG Zhaolin3，ZHANG Lu2，XIE Tingting1，WANG Xuelei2，YANG Chao2，LI Enhua2，WANG Zhi2*1. Ecological Environment Monitoring and Scientific Research Center, Yangtze River Basin Ecological Environment Supervision and Administration Bureau, Ministry of Ecological Environment, Wuhan 430010, China2. Key Laboratory for Environment and Disaster Monitoring and Evaluation of Hubei, Innovation Academy for Precision Measurement Science and Technology, Chinese Academy of Sciences, Wuhan 430061, China3. Honghu Wetland Natural Reserve Administration, Jingzhou 433200, ChinaAbstract：In order to investigate the sediment pollution characteristics and nutrient release from the sediments in Honghu Lake, 13 sediment samples were investigated in different seasons, and static simulation experiments were carried out using in-situ column sediment samplers. The results showed that the average contents of organic matter, total nitrogen (TN) and total phosphorus (TP) in Honghu sediments were 19%, 4,407.4 mg/kg and 1,421.0 mg/kg, respectively, indicating that the endogenous pollution of Honghu Lake could not be ignored. In the 5-day static release simulation experiment, the average concentrations of TN and TP in the overlying water increased by 1.467 and 0.042 mg/L in summer, and 0.224 and 0.036 mg/L in winter. The average release rates of TN and TP from sediments were 133.9 and 4.0 mg/(m2·d) in summer, and 32.1 and 3.4 mg/(m2·d) in winter, respectively. According to the experimental results, the N release potential from sediments in Honghu Lake was calculated to be 3,500-14,000 t/a, and P release potential was 350-400 t/a. Therefore, while controlling the input of external pollution and reducing the non-point source pollution, the sediments in the highly polluted area should be restored under scientific guidance.Keywords：Honghu Lake；sediment；endogenous pollution；nitrogen and phosphorus release收稿日期：2021-06-29 修订日期：2021-09-17作者简介：刘昔（1994-），男，湖北洪湖人，liuxi162@.*责任作者，王智（1983-），男，湖北罗田人，研究员，博士，博导，主要从事湿地生态与环境效应研究，zwang@基金项目：国家自然科学基金项目（No.41601545，41671512）；中国科学院青年促进会项目（No.2018369）Supported by National Natural Science Foundation of China (No.41601545，41671512)；Youth Innovation Promotion Association, Chinese Academy of Sciences (No.2018369)沉积物作为湖泊生态系统的重要组成部分，是湖泊氮磷营养元素的重要储存载体，也是水生动植物物质交换和能量循环的重要媒介[1]. 沉积物中污染物的来源、分布和赋存等受到自然和人类活动的重要影响，如水文水动力过程、外源污染负荷输入、湿地水环境演化等[2]. 随着湖泊外源污染物输入的增加及富营养化进程的加剧，沉积物中营养物质不断累积，可能发展为湖泊内源污染的主导因子[3-4]. 当外界条件发生改变时，湖泊沉积物中氮磷营养元素可以通过扩散、对流、再悬浮等过程释放到上覆水体，从而引发湖泊污染[5-6]. 有研究[7]表明，在外源污染负荷受到严格控制的情况下，湖泊沉积物中的氮磷向其上覆水体的释放可能成为湖泊水质恶化和富营养化的重要原因. 随着流域外源营养盐污染负荷的控制，沉积物内源磷负荷对湖泊富营养化的贡献程度呈增大趋势[8]. 因此，准确估算湖泊沉积物氮磷释放强度并揭示其时空分布规律对湖泊富营养化控制和生态修复具有重要的指导意义.沉积物和上覆水的营养盐交换是判断湖泊沉积物具有“汇”或“源”作用的重要标志，研究富营养化湖泊内源污染特征对于全面开展风险评价工作至关重要[9]. 目前，常用的湖泊内源污染定量估算方法主要有质量衡算法、孔隙水扩散模型和柱状芯样模拟法3种[10]. 其中，质量衡算法可以粗略地对封闭湖泊内源污染负荷进行估算，但在计算外源输入复杂的湖泊时误差较大[11]；孔隙水扩散模型法需要的参数较多且研究过程复杂，在实际中很难得到应用[12]；而柱状芯样模拟法通过原位获取湖泊沉积物，很大程度上模拟了湖泊沉积物营养盐的原位释放规律，其应用最为广泛[13-14]. 王斌等[15]通过现场监测和室内模拟相结合的方式研究茜坑水库沉积物内源污染对水质的影响，结果表明，氨氮的平均释放速率为7.36 mg/(m2·d)，总磷的平均释放速率为2.20 mg/(m2·d)；张茜等[16]通过室内沉积物-上覆水释放模拟试验对漳泽水库沉积物中氮磷释放规律进行研究，发现水温和溶解氧浓度对氮磷释放具有显著影响；裴佳瑶等[17]在雁鸣湖关于沉积物内源营养盐释放的研究结果表明，氮磷释放速率随着温度的升高而增加，但随溶解氧浓度的增加而减小.km2洪湖是湖北省第一大淡水湖泊，面积约350 ，是江汉平原四湖流域主要的调蓄型湖泊，也是长江中下游流域典型的浅水湖泊，具有防洪调蓄、净化水质、调节气候、维持生物多样性等生态功能[18]. 2016年，洪湖遭受特大洪水，导致水生植物大面积死亡及周边冲击性污染负荷汇入湖内，加之上游污染物的持续输入，水质显著下降，其生态系统结构与功能受到威胁.目前，洪湖围网养殖拆除工作已经全部完成，基本上恢复了围网养殖前的景观格局，但长期、大面积的围网养殖可能导致洪湖沉积物受到不同程度的污染[19-20].近年来洪湖水质波动明显，关于洪湖沉积物内源污染负荷的系统研究鲜有报道. 该研究通过柱状芯样法，考虑到温度对沉积物氮磷释放的影响，选取不同季节的洪湖沉积物进行模拟试验，探讨洪湖沉积物氮磷释放的时空差异、影响因素及与水体中氮磷含量的相关关系. 基于洪湖沉积物氮磷释放的区域性特征，该研究可为洪湖湿地开展沉积物修复治理提供理论依据和数据支撑.1 材料与方法1.1研究区概况与样品采集洪湖位于湖北省中南部的江汉平原四湖流域下游，地理坐标为113°12′E~113°26′E、29°49′N~29°58′N，水域范围东西长约23.4 km，南北宽约20.8 km，岸线总长度约104.5 km[21]. 分别于2020年7月2日（夏季）和2020年12月24日（冬季）在洪湖不同采样区域原位采集13根柱状沉积物样，沉积物厚度不少于25 cm 且两次采样点位置完全相同（见图1）. 采样完成后，保留柱状管内上覆水，密封遮光垂直放置带回实验室. 同时，为研究洪湖沉积物污染特征，于2020年7月采样时另采集了一份沉积物样品用于理化指标的测定.野外调查时用PSC-1/40彼得森采泥器（面积1/40 m2，丹麦KC-Denmark公司）采集表层沉积物样品（深度约25 cm），每个采样点重复采集样品3次，然后取混合样装入密封袋带回实验室. 沉积物样品在实验室避光通风处风干、磨碎、过孔径0.15 mm筛，用于沉积物样品分析.1.2试验设计与样品分析在实验室内将各柱状管内的上覆水用虹吸法抽到同一容器中，然后向容器中加入同期取得的洪湖水样，得到约20 L洪湖全湖水体混合样，经过滤后得到试验原水样，即刻取原水样保存并作为初始模拟状态. 最后，将试验原水用虹吸法沿内壁小心滴注到各柱状管，蔽光存放，开始沉积物氮磷的静态释放模拟试验，试验装置示意见图2. 柱状管内壁直径为5.6 cm，初始状态下每根柱状管内加入试验原水样1 L，每次试验取用水样体积为50 mL，并在取样结束后向柱状管内补充等体积的原混合水样. 为减少取样过程对沉积物的扰动，采用移液管取表层沉积物上25 cm第 1 期刘 昔等：洪湖沉积物内源污染及其氮磷释放特征81处上覆水并在取样结束后沿内壁缓慢补充上覆水. 洪湖沉积物营养盐的静态释放试验共计取样4次，分别于注入原水样后24、48、72和120 h 进行取样，测试指标包括总氮和总磷. 第一次模拟试验时间段为2020年7月3−8日，该时间段内的平均温度为32.3 ℃；第二次模拟试验时间为2020年12月25−30日，该时间段内的平均温度为4.9 ℃.图 2 模拟试验装置示意Fig.2 Schematic diagram ofsimulation experiment为探究沉积物中氮磷的释放速率与水体及沉积物中氮磷含量的相关性，于2020年7月采样时使用EXO2水质仪(YSI, USA)对采样点的水温、pH 、电导率、叶绿素a 、溶解氧等指标进行即时测定，同时对该次采样各柱状管内上覆水中氮磷浓度进行测定.沉积物有机质含量用烧失重法测定；总氮浓度采用HJ 636−2012《水质总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》测定；总磷浓度采用GB/T 11893−1989《水质总磷的测定 钼酸铵分光光度法》测定.1.3 沉积物中氮磷的释放速率温度是影响沉积物中氮磷释放的重要因素[22]，因此分别选择高温的夏季和寒冷的冬季进行模拟试验.沉积物中氮磷释放速率的计算方法[23-24]如下：式中：M 为释放速率，mg/(m 2·d)；V 为上覆水体积，L ；C n 、C 0、C i−1分别为第n 次、初始状态下和第i−1次采样时监测指标的浓度，mg/L ；V i−1为第i−1次的取样体积，L ；S 为柱状管中沉积物和上覆水的接触面积，m 2；t 为释放时间，d. 考虑到氨氮和硝氮之间的相互转化及不同价态磷之间的相互转化，计算时采用的是总氮和总磷的含量.1.4数据处理与分析方法采用反距离加权法进行空间插值，探讨氮磷含量及沉积物氮磷释放的时空分布差异；采用Spearman 相关分析和线性回归分析，探讨沉积物氮磷释放影响因素[25]. 数据采用SPSS 19.0、ArcGIS 10.4、R 语言和Origin 8.0等软件进行数据处理和制图.2 结果与讨论2.1 洪湖沉积物污染分布特征在过去20余年，洪湖受到长期、高强度的围网养殖人类活动影响，沉积物污染问题不容忽视[26]. 洪湖沉积物中有机质、总氮和总磷的污染特征如图3所示. 洪湖沉积物中有机质含量平均值为19%，变化范围在11%~26%之间，表明洪湖沉积物中营养物质图 1 洪湖的地理区位及采样点的分布情况Fig.1 Study area and distribution of sampling sites in Honghu Lake82环 境 科 学 研 究第 35 卷丰富，肥力较高. 有机质作为营养物质的载体，是沉积物中的一种自然胶体，也是评判沉积物中有机污染程度的一个重要指标[27]. 洪湖沉积物中总氮含量在3 329.9~6 045.6 mg/kg 之间，平均值为4 407.4 mg/kg ，其中，S09采样点（西南部）和S12采样点（东北部）较高；总磷含量在896.9~2 950.5 mg/kg 之间，平均值为1 421.0 mg/kg ，总磷含量最高的是S01采样点（蓝田河口冲积扇尾屿），其次为S02采样点（汉沙河口）.图 3 洪湖积物中有机质、总氮和总磷的污染特征Fig.3 Pollution characteristics of organic matter, total nitrogen and total phosphorus in surfacesediments of Honghu Lake我国9个典型湖泊中有机质、总氮和总磷的污染情况[28]如表1所示. 与国内其他湖泊相比较，洪湖沉积物中有机质和氮磷含量均处于较高的水平，洪湖有机质含量在报道的9个湖泊中是最高的，与杞麓湖（19%）持平；总氮含量仅次于杞麓湖（5 825.6 mg/kg ）和泸沽湖（4 772.6 mg/kg ），在报道的9个湖泊中排名第三位；总磷含量仅次于泸沽湖（1 576.8 mg/kg ）和五大连池（1 580.8 mg/kg ），在报道的9个湖泊中排名第三位. 因此，洪湖沉积物中有机质和氮磷含量在国内湖泊中处于较高水平，这可能与洪湖长期的围网养殖历程有关[29].虽然洪湖围网养殖已于2016年底全部拆除完成，但通过对洪湖沉积物物理化学的分析发现，围网养殖活动对洪湖生态系统造成的影响是长期的，很大一部分营养元素沉降到了湖泊底泥中. 伴随着风浪对湖泊的扰动，沉积物中的氮磷会重新释放到湖泊水体中，同时部分有机质成分也会经过矿化作用释放出大量氮磷元素，并消耗水体中的溶解氧[30]. 在以往对洪湖的研究中，学者们常将重点放在洪湖水质的变化及外源污染的防治上，而忽略了沉积物中氮磷的释放对湖泊水质造成的影响[31].2.2 沉积物中氮磷的释放特征洪湖沉积物氮磷的静态释放模拟试验分别于2020年7月（夏季）和2020年12月（冬季）进行，每次试验共计5 d ，取样4次. 在2020年7月，初始状态下试验原水中总氮浓度为2.816 mg/L ，总磷浓度为第 1 期刘 昔等：洪湖沉积物内源污染及其氮磷释放特征830.018 mg/L ；在2020年12月，初始状态下试验原水中总氮浓度为2.189 mg/L ，总磷浓度为0.022 mg/L ，试验周期内柱状管内上覆水中氮磷浓度变化如图4所示. 在5 d 的模拟试验时间内，夏季试验柱状管内上覆水中总氮平均浓度升高1.467 mg/L ，总磷平均浓度升高0.042 mg/L ；冬季试验柱状管内上覆水中总氮平均浓度升高0.224 mg/L ，总磷平均浓度升高0.036mg/L. 由此推测： ①夏季氮磷的释放潜力显著高于冬季（浓度变化大），温度变化可能是影响沉积物氮磷释放的重要因素；②沉积物中氮磷的释放导致上覆水中氮磷浓度增加，沉积物污染可能是洪湖水环境中氮磷的重要来源之一.2.3 沉积物中氮磷的释放速率洪湖沉积物中氮磷的释放速率及其空间分布情况如图5所示，2020年7月（夏季）洪湖沉积物中总氮的平均释放速率为133.9 mg/(m 2·d)，变化范围在98.0~159.0 mg/(m 2·d)之间，所有水域的沉积物均为氮元素污染的源，其中最大值出现在小港水域；而2020年12月（冬季）洪湖沉积物中总氮的平均释放速率为32.1 mg/(m 2·d)，变化范围在−31.5~116.3 mg/(m 2·d)之间，部分水域沉积物成为了总氮的汇，值得关注的是，小港水域（夏季最大的源）在冬季成为了洪湖氮元素最大的汇；2020年7月（夏季）洪湖沉积物中总磷的表 1 中国9个典型湖泊沉积物污染特征Table 1 Characteristics of sediment pollution innine Chinese typical lakes湖泊有机质含量/%总氮含量/（mg/kg ）总磷含量/（mg/kg ）洪湖19 4 407.4 1 421.0巢湖7 2 045.9 1 071.8青海湖7 2 269.1519.8杞麓湖19 5 825.6849.7程海7 2 290.8631.3泸沽湖16 4 772.6 1 576.8乌梁素海5 2 194.7712.1呼伦湖8 1 176.5742.4镜泊湖10 2 850.1 1 171.7五大连池173 287.21 580.8注：除洪湖外，其余湖泊数据来自文献[28].注：图中彩色圆点表示实测值.图 4 模拟试验柱状管内上覆水中氮磷浓度随时间的变化情况Fig.4 Temporal variation of nitrogen and phosphorus content in overlying water in simulated experimental device84环 境 科 学 研 究第 35 卷平均释放速率为4.0 mg/(m 2·d)，蓝田水域沉积物中总磷的释放速率远大于其他水域；2020年12月（冬季）洪湖沉积物中总磷的平均释放速率为3.4 mg/(m 2·d)，全湖水域沉积物均为磷元素污染的源.总体来看，洪湖沉积物中氮磷的释放速率在夏季高于冬季，说明高温促进了沉积物中氮磷的释放. 首先，温度升高会直接或间接地影响微生物活性，如生物反硝化作用会促进沉积物中氮的释放；其次，温度升高会促进沉积物的有机矿化作用，导致沉积物-水界面的氧化还原电位降低，呈现出还原状态，进而使部分与金属离子结合的磷酸根离子释放；最后，矿化过程产生大量二氧化碳，导致钙结合态磷的释放也相应加快[32]. 以2020年7月洪湖沉积物中氮磷释放速率为例，与同期滇池和太湖沉积物氮磷释放对比发现，洪湖沉积物中总氮的释放速率低于滇池〔平均值为163.1 mg/(m 2·d)，最大值为190.9 mg/(m 2·d)〕[7]，但高于东太湖〔平均值为42.2 mg/(m 2·d)，最大值为60.6mg/(m 2·d)〕[12,33]；同样地，洪湖沉积物中总磷的释放速图 5 洪湖沉积物中氮磷释放速率的季节性变化与空间分布特征Fig.5 Seasonal variation and spatial distribution of nitrogen and phosphorus release rate of Honghu Lake第 1 期刘 昔等：洪湖沉积物内源污染及其氮磷释放特征85率低于滇池，但与东太湖持平，滇池和东太湖中总磷的平均释放速率分别为4.9和3.4 mg/(m 2·d). 按照该试验结果的理想状态进行估算，洪湖底泥中总磷的释放潜力为350~400 t/a ，总氮的释放潜力为3 500~14 000 t/a ，与外源营养盐的输入总量相当甚至略高，洪湖沉积物污染可能是导致洪湖水质持续恶化的重要原因之一[34].因此，在对洪湖生态环境进行综合治理时，应当统筹协调流域上中下游污染防治，控制点源污染和面源污染，切实改善流域内洪湖的主要入湖河流水质（四湖总干渠）；同时应当加强洪湖湖区的管理与生态恢复，减少洪湖周边污染物向湖区的排放，在科学指导下修复污染严重的沉积物并逐步恢复水生植被群落，提升洪湖生态系统结构完整性与功能性[35].2.4 沉积物中氮磷释放加速率与水环境因子的相关性分析采用线性回归分析探究洪湖沉积物中氮磷的释放速率与水体、沉积物中氮磷含量的空间相关性，由图6可见，洪湖沉积物中氮磷释放速率与水体中氮磷含量的空间一致性不显著（P >0.05），相关系数较低，可能原因是洪湖属于浅水型湖泊，受风浪影响较大，水动力过程复杂，导致水体中氮磷发生迁移转化；沉积物中氮磷的释放速率与沉积物中氮磷含量呈显著相关（P <0.05），说明受污染的沉积物具有较强的氮磷释放潜力，是湖泊水体氮磷的主要内源污染来源.图 6 洪湖沉积物中氮磷释放速率与水体、沉积物中氮磷含量的空间相关性分析Fig.6 Spatial correlation analysis of nutrient release rate and its content in water or sediment of Honghu Lake自2016年底洪湖围网完全拆除后，近年来洪湖水质没有得到根本性改善[34]，一方面是2016年大洪水对洪湖生态系统造成了毁灭性破坏，另一方面是洪湖在长期的围网养殖过程中，不仅破坏了养殖区的水生植物，同时过量营养元素的投放导致了湖泊富营养化和底泥恶化，20余年来过度的围网养殖给洪湖生态系统带来的影响是深远的，彻底恢复洪湖生态环境还需要较长的时间和过程.3 结论与展望a ）洪湖沉积物受污染情况严重，与国内其他湖泊相比处于较高的污染水平. 洪湖沉积物中有机质含量平均值为19%，在相比较的9个湖泊中排名第一位；总氮和总磷含量平均值分别为4 407.4和1 421.0 mg/kg ，在相比较的9个湖泊中均排名第三位.b ）沉积物内源污染导致洪湖上覆水中氮磷浓度升高. 在5 d 的沉积物氮磷释放模拟试验中，夏季上覆水中总氮平均浓度升高1.467 mg/L ，总磷平均浓度升高0.042 mg/L ；冬季上覆水中总氮平均浓度升高0.224 mg/L ，总磷平均浓度升高0.036 mg/L.c ）受长期的围网养殖影响，内源污染控制是洪湖湿地水环境综合治理与生态系统修复的重要内容. 按照该研究模拟试验结果的理想状态估算，洪湖沉积物中总氮的释放潜力为3 500~14 000 t/a ，总磷的释放潜力为350~400 t/a ，解决内源污染问题迫在眉睫.86环 境 科 学 研 究第 35 卷d ）该研究通过室内原位模拟试验揭示了洪湖沉积物中氮磷释放的时空分布特征，但是未对区域水文过程和生物因素影响进行研究. 在进一步的研究中应深入探讨水文过程和不同生物扰动对沉积物氮磷释放的作用机理与机制.参考文献(References )：杨洋，刘其根，胡忠军，等. 太湖流域沉积物碳氮磷分布与污染评价[J ]. 环境科学学报，2014，34(12)：3057-3064.YANG Y ，LIU Q G ，HU Z J ，et al. 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长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系
ｒ ｌ ｓ ｓ ｓ ｅｅ ｌｃ ｒ ｌ ｅ ｔ ｔｅ ｒｎ ｂ ｕ ｄｐ ｏ ｐ ｏｕ （ ｅ ） ａ ａ ａｌ ｌ ｐ ｏ ｐ ｏ ｕ （ ＡＰ ，ｏａ ｎｔ ｇ ｎ（Ｎ）ｔｔｌ ｅ ａｅ ｉ ｒ ｗｅｌ ｏ ｅａ ｄｗｉ ｏ － ｏ ｎ ｈ ｓ ｈ ｒｓ Ｆ Ｐ ， ｌ ｅ ｖ ｉ ｂｅ ｈ ｓ ｈ ｒ ｓ Ａ ） ｔｔ ｉ ｏ ｅ Ｔ ，ｏａ ｅ ｒｋ ｗ ｔ ｈｈ ｉ ｇ ａ ａ ｌ ｒ
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Ｌ ｋ ｃ． ａ ｅ ｉ 湖泊科 学）２ ０ ，０３：６ —７ Ｓ （ ， ０ ８ ２ （）２ ３２ ０ ｈ ｐ／ ｗｗｊ ｋ ｓ ｒ． — ｉ ｊ ｋｓ ｉｌｓ ｃ ｎ ｔ ：ｗ ，ａ ｅ． ｇ Ｅｍａｌ ｌ ｅ＠ｎｇａ． ． ｔ ／ ｌ ｏ ：ａ ａｃ ￣ ０ ８ ｙ ｏ ｒａ ｏ Ｌ ｋ ｃｅｃｓ ２ ０ Ｊ ｕｎ ｌｆ ａｅＳｉｎｅ ｂ
长江中下游湖泊群落水平下沉水植物碳、氮、磷化学计量特征及其影响因素
解释 了总变异的 ５ ． ２ ５ ％． 通过该ቤተ መጻሕፍቲ ባይዱ究结果推测 ， 在恢复湖泊水生植被 的实践过程 中， 相 对于底泥 ， 对 上覆水 光照条件进行
控制可能更加迫切．
关键词 ： 沉水植物群落 ； 生 态 化 学计 量 学 ； 长 江 中下 游 湖 泊 ； 底泥 ； 上覆 水
Ｃｏ ｍ ｍｕ ｎ ｉ ｔ ｙ ｌ ｅ ｖ ｅ ｌ ｓ ｔ ｏ ｉ ｃ ｈ ｉ ｏ ｍｅ ｔ ｒ ｉ ｃ ｃ ｈ ａ ｒ ａ ｃ ｔ ｅ ｒ ｉ ｓ ｔ ｉ ｃ ｓ ｏ ｆ ｓ ｕ ｂ ｍｅ ｒ ｇ ｅ ｄ ｍａ ｃ ｒ ｏ ｐ ｈ ｙ ｔ ｅ ｓ ａ ｎ ｄ ｔ ｈ ｅ ｉ ｒ ｉ ｎ ｆ ｌ ｕ — ｅ ｎ ｃ ｉ ｎ ｇ ｆ ａ ｃ ｔ ｏ ｒ ｓ ｉ ｎ ｔ ｈ ｅ ｍｉ ｄ － ｌ ｏ ｗｅ ｒ Ｙａ ｎ ｇ ｔ ｚ ｅ ｌ ａ ｋ ｅ ｓ
摘
要：以长江中下游 ｌ ４个湖泊沉水植物为研究对象 ， 分析群落水平 下沉水植物碳 （ ｃ ） 、 氮（ Ｎ） 、 磷（ Ｐ ） 的化学计量特征
及其影响 因素． 结果显示 ， 沉水植 物群落 ｃ含量平均为 ３ ８ ６ ． ９ ３ ￣ ２ ５ ． ８ Ｏ ｍ ｇ ／ ｇ ， 范 围为 ３ １ ５ ． ９ ８ ～ ４ ４ １ ． ９ ７ ｍｇ ／ ｇ ， Ｎ和 Ｐ含量 的平 均值分别为 ２ ６ ． １ ０ ￣ ４ ． ８ ４和 ２ ． ６ ４ ＋ ０ ． ９ ９ ｍ ｇ ／ ｇ ， 范 围分别为 １ ３ ． ７ ５ ～ ４ ０ ． ８ ９和 １ ． Ｏ １ ～５ ． ９ ２ ｍ ｇ ／ｇ ． 与物种水平研究 相比， 群落水平 下沉水植物 Ｃ、 Ｎ、 Ｐ化学计量 特征变异 系数较小 ， 内稳定性更强 ． 群落 ｃ含量与 Ｐ含量具有显著相关性 ， 而与 Ｎ含量不相 关， 这说 明 ｃ元素与 Ｎ和 Ｐ之 间的耦合关系并不一致 ； Ｎ： Ｐ比与 Ｐ含量之间具有极显 著的负相关关 系， 但 与 Ｎ含量不相 关， 说 明沉水植物群落 Ｐ含量 的变异对 Ｎ： Ｐ比起主导作用． 冗余分析表 明， 环境 因子解释 了沉水植物群 落化学计量特征
东湖、汤逊湖和梁子湖沉积物磷形态及pH对磷释放的影响
要分布区，对维持 区域经济 的可持续发展具有重 要 的意义 。本文选取长江 中游富营养化程度不 同 的 ３个湖泊 ，东湖 、汤逊湖和梁子湖作为研究对 象， 分析了沉积物的磷形态和不 同 ｐ Ｈ条件下湖泊 沉积 物磷 释放 特 征 的差异 性 ，探讨 了沉积 物理 化 性质 与磷 释放 之 间 的关 系 ， 旨在 为湖 泊水 环境 评 价 和管理 等提供 参考 依据 。
摘要 ：文章采用淡水沉积物 中磷形态标准测试程序（ Ｓ ＭＴ ） 研究 了东湖 、汤逊湖 和梁子湖沉积物 中磷的形态分布 ，并 比较 了不 同ｐ Ｈ条 件下沉积 物磷 释放特征 的差异性 。 结果表 明 ： 东湖沉积物总磷 质量分数最高 ， 平均值 １ ． ２ ３ ２ ｍ ｇ ・ ｇ ～， 其次为汤逊湖（ Ｏ ． ７ ６ ２ ｍｇ ・ ｇ 。 ） ，梁子湖沉积物总磷质量分数最低（ ０ ． ５ ７ ２ ｍｇ － ｇ 。 ） ；３ 个湖泊上覆水 总磷质量浓度也表现出类 似的变化规律 ，线性相关 性分析显示上覆水 中总磷质量浓度与沉积物总磷质量分数 显著 正相关 。 东湖和梁子湖沉积物总磷 中无机磷 和有机磷所 占比例 较接 近 ， 汤逊湖无机磷所 占比例远低 于有机磷 。不同湖泊之间磷形态的分 布并 没有一定 的规律性 ，湖泊 的地理分布 以及人为 因素可能是造成磷形态差异 的主要 因素 。当 ｐ Ｈ为 ２ ． ０ ～ ７ ． ０时 ， ３ 个湖泊沉积物 中溶解性活性磷（ ｓ Ｒ Ｐ ） 释放 量均呈先增加后减 小的趋势 ；当 ｐ Ｈ为 ７ ． ０ — １ ２ ． ０时 ，Ｓ Ｒ Ｐ释放量呈增加趋势。相关分析结果表 明，Ｓ Ｒ Ｐ的释放与有机质的质量分数无显著相 关ｌ 生。方 差分 析结 果显示 ３个湖泊沉积物在黏粒和粉粒组成上均没有显著差异（ Ｐ ＞ ０ ． １ ） ，表 明实验样品的粒径组 成不是造成 各个湖泊间磷 释放 差异 的原 因。不同 ｐ Ｈ条件下 ，Ｓ Ｒ Ｐ释放量与沉积物总磷质量分数显著正相关 ；酸性环境下 ，Ｓ Ｒ Ｐ释放量 与酸式磷 （ ＨＣ １ 。 Ｐ ） 的相关 性优 于碱式磷（ Ｎａ Ｏ Ｈ． Ｐ ） ，碱性环境 下则 刚好相反 。 关键词 ：沉积物 ；总磷 ；ｐ Ｈ；磷 释放 ；浅水湖泊
长江中下游浅水湖泊沉积物中磷的形态及其与水相磷的关系
等[8] 在 Ruttenberg 提出的沉积物磷分级提取方法[9] 的基础上 ,将土壤中磷的分级提取方法融合
进去 ,使磷的形态意义更加明确. 本研究采用李悦等[8] 的方法 ,并略作改动. 具体改动点为 :1)
为更好地避免因风干等过程引起的形态变化 ,采用新鲜沉积物直接进行磷的形态分析 ,而非采
用风干沉积物样 ;2) 由于步骤过于繁琐 ,且在前期对太湖 、巢湖 、龙感湖等长江中下游浅水湖泊
Fractionation of phosphorus in sediments and its relation with soluble
phosphorus contents in shallow lakes located in the middle and lower
reaches of Changjiang River , China
解连续提取法的精度 ,对洞庭湖 (水体总磷含量最高) 沉积物样品各分析了 4 个平行样. 就分级
提取的磷的形态意义而言 ,一般来说 ,闭蓄态磷主要是紧密包裹在铁 、铝等矿物颗粒中的磷 ,较
难释放 ;碎屑钙磷主要是包含在沉积物中的原生矿物颗粒中的一部分磷 ,一般也较难为生物利
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3期
朱广伟等 :长江中下游浅水湖泊沉积物中磷的形态及其与水相磷的关系
383
用 ;自生钙磷主要是沉积物中的由于生物作用沉积 、固结的颗粒磷 ,如羟基磷灰石等 ,这部分磷 一般也较难被生物利用 ;有机磷主要是沉积物中各种动 、植物残体 、腐殖质类有机物中含有的 磷 ,只有在有机物矿化以后才能被释放出来 ,也相对较难被生物利用. 交换态磷 、铝磷 、铁磷则 相对较易释放而为生物所利用几种形态 ,本研究称这 3 种形态为“活性磷”.
长江中下游与云南高原湖泊沉积物磷形态及内源磷负荷
研究 院， 湖 泊生态环境创新基地， 国家环境保护湖泊污染控制重点实验室， 北京 １ ０ ０ ０ １ ２ ）
摘要 ： 为揭示 长江 中下游 与 云南 高原湖 泊沉 积物 磷形 态及沉 积 物一 水 界面磷 负荷特 征 。 探讨 其区 域差 异性 及主 要影 响因 素， 分析 了区域 内 ９ 个湖泊 １ ０ ０ 个 沉积 物样 品总磷 （ Ｔ Ｐ ） 及 不 同形态 磷 含量 ， 比较 了不 同湖 泊 沉积 物 一 水 界面 磷 负荷 ． 结 果表 明 ， 云南 高 原湖 泊 沉积 物 ∞（ Ｔ Ｐ ） 为 （ １ ２ ５ ６ ￣ ６ ２ １ ） ｍｇ ／ ｋ ｇ ， 高 于长 江 中下游 湖 泊【 （ ６ Ｏ １ ± ７ ６ ） ｍｇ ｇ ］ ； 前者 沉积 物 磷形 态 以钙结 合态 磷（ Ｈ Ｃ Ｉ — Ｐ ） 为 主， 主 要受 水土 流失 等 影响， 湖 泊 较高 的 矿化 度 易于磷 埋藏， 且沉积 物有 机质 含量 较高， 减 缓 了磷 的移动 能力 ， 其沉 积物 一 水 界面 磷 负荷为 ０ ． １ １ ． ０ ７ ｍｇ ／ （ ｍ２ ・ ｄ ） ， 对湖 泊 富营养 的贡献 较
小； 而长 江 中下游 湖 区湖 泊沉 积物 磷形 态 以可 还原 态磷 （ Ｂ Ｄ— Ｐ ） 等 形态 为 主， 主 要 由面源 及 浮游 植物 生 长调 控， 其 中可 移动 磷 （ Ｍｏ ｂ ｉ ｌ ｅ 一 只除残 渣 态磷 （ Ｒ ｅ ｓ — Ｐ ） 和 Ｈ Ｃ Ｉ — Ｐ 以外 的所 有 形态 磷 之和 ） 相 对含 量 占 ∞ （ Ｔ Ｐ ） 的 ６ ０ ． ６ ０ ％， 约 为 云南 高 原湖 泊 的 ２ 倍 ， 其 沉积 物 一 水 界面 磷 负 荷 为
长湖流域农田地表径流氮磷流失特征分析
长湖流域农田地表径流氮磷流失特征分析长湖流域是我国江苏省苏中平原的一个典型小流域，该流域的农业生产得到了快速发展，但同时也面临着农田地表径流中氮、磷等养分的流失问题。
本文通过对长湖流域内多个农田进行研究，分析了农田地表径流中氮、磷流失的特征。
首先是在不同颗粒级别下，氮、磷在农田地表径流中的流失。
研究表明，在沉积于农田表面的粗颗粒中，磷流失量较大，而氮的流失则相对较少；而在细颗粒中，氮、磷流失量均较大。
这是因为在粗颗粒的表面，磷容易被吸附并形成磷酸盐，从而导致其在土壤中的流动性较弱；而氮则更容易被水分带动，从而在细颗粒中更容易流失。
因此，减少粗颗粒在农田表面的覆盖，可以有效减缓磷的流失，从而达到减少氮磷流失的目的。
其次是在不同降雨量下，氮、磷在农田地表径流中的流失。
研究表明，在持续暴雨的情况下，农田中的氮、磷流失量均非常大，其中磷的流失量尤为明显。
随着降雨量的不断增加，农田的土壤结构会逐渐被破坏，导致氮、磷等养分在土壤中流动性变强，从而使其在径流中的流失量增加。
因此，农业生产中应该避免大量施肥和在降雨期间进行农业生产活动，在此基础上采用合理的排水和养分管理措施，有效减缓氮、磷等养分在农田地表径流中的流失。
最后是不同种植方式对农田地表径流中氮、磷等养分的影响。
研究表明，不同作物的生长过程中，其吸收养分能力不同，从而导致在农田地表径流中的流失量也有所不同。
具体而言，水稻和麦田的氮、磷流失量均较大，而玉米的流失量则相对较小。
这是因为水稻和麦田的生长过程中，需要大量的氮、磷等养分来支撑其生长，这些养分在生长过程中会被植物吸收，但同时也会在农田地表径流中流失；而玉米的生长过程中，其对氮、磷的需求量相对较小，因此在其生长过程中流失的养分也相对较少。
因此，在种植方式的选择和农业生产管理中，可以结合不同作物的特点，选择适宜作物和采用合理的农业生产管理措施，有效减缓氮、磷等养分在农田地表径流中的流失。
综上所述，针对长湖流域农田地表径流中氮、磷等养分的流失问题，可以从粗颗粒的覆盖、降雨量和种植方式等多个方面进行管理，有效减缓氮磷流失的程度，提高农业生产的可持续发展水平。
湖泊沉积物氮污染及其释放风险研究
2021年第5期广东化工第48卷总第439期 · 115 · 湖泊沉积物氮污染及其释放风险研究路丁(科盛环保科技股份有限公司技术中心，江苏南京210046)[摘要]湖泊水体富营养化已成为公认的重大环境问题，其中底泥氮污染是水体富营养化的重要原因之一。
本文对底泥氮的分级研究、氮的吸附性质研究、以及氮的释放风险评价进行了分析总结，期望对底泥氮污染的治理提供参考。
[关键词]水体；底泥；氮污染；释放风险[中图分类号]TQ [文献标识码]A [文章编号]1007-1865(2021)05-0115-02The Research of Nitrogen Pollution in Lake Sediments and Its Release RiskLu Ding(Technology Center of Kesheng Environmental Protection Technology Co., Ltd., Nanjing 210046, China) Abstract: The eutrophication of water has been a worldwide environmental problem, and the pollution of nitrogen in the sediments is one of major reasons for eutrophication. In this paper, the fraction, adsorption, and release risk of nitrogen in the sediments were analyzed and summarized. We hope that it may provide the reference for the treatment of nitrogen pollution in the sediments.Keywords: water；sediment；nitrogen pollution；release risk1 研究概况水体富营养化会导致大量的社会问题和生态问题的产生，如影响景观，恶臭味散发；生物多样性减少，生态系统优势种改变，可利用水资源大量减少等。
河流沉积物中磷的释放特性及其释放机理
·25·NO.12 2019( Cumulativety NO.48 )中国高新科技China High-tech 2019年第12期（总第48期）提高混凝土的防腐、阻锈能力。
一般采用具有高效减水、引气、增加混凝土密实度以及含有有效阻止钢筋锈蚀组分的复合型混凝土外加剂，对混凝土的性能进行改良。
工程上采用的增加混凝土密实度以及含有有效阻止钢筋锈蚀组分的复合型混凝土外加剂可选用CFA-ZF阻锈防腐型防水剂或CFA-EF防腐阻锈剂2种。
该两种防腐阻锈剂的特种超细微粉使混凝土的防腐薄弱环节氢氧化钙转化为耐腐蚀、坚硬的组分C-S-H凝胶，因此防腐阻锈剂掺入到混凝土中，一方面可以改善水泥水化密实性能，通过与混凝土中的胶凝材料反应形成胶体，进一步填充混凝土孔隙，阻止腐蚀性介质侵入混凝土结构内部，减少盐类腐蚀能力，同时抑制混凝土中的钙化物析出；另一方面，与钢筋表面反应形成钝化膜结构，保护钢筋，降低钢筋的锈蚀速度，提高钢筋的抗锈蚀能力。
通过这2个方面来提高混凝土的防腐、阻锈能力，从根本上转变普通混凝土的抗硫酸盐侵蚀能力。
中国建筑第五工程局有限公司山东公司某施工部在施工过程中采用CFA-EF防腐阻锈剂，该防腐阻锈剂在使用过程中，通过与专业建材研究院合作，在防腐、阻锈剂应用方面取得一定的研究结果。
在满足混凝土的工作性能及防腐阻锈能力的条件下，掺入7%～9%剂量的阻锈剂即可满足要求。
在此剂量范围内能够较大幅度地提高混凝土的耐久性能，同时在大体量混凝土使用过程中节省防腐、阻锈剂的使用量，提高混凝土的经济性。
扩大防腐、阻锈混凝土的使用范围，便于推广使用，有利于行业的进一步发展。
5 结语海滨城市的建筑环境复杂，防腐、阻锈混凝土的性能对海滨城市的建筑结构有十分重要的影响，它可以延长混凝土结构的使用寿命，保证建筑的安全性和稳定性，从而为国民经济做出积极的贡献。
在防腐、阻锈混凝土使用过程中，要做好原材料检测，配合比验证，防腐、阻锈效果的检测。
沉积物中磷形态及影响其释放的环境因素研究进展
水 作 为 生 命 之 源 ， 直 是 环 境 保 护 的 重 中 之 一 重 。在 我 国乃 至 世 界 大部 分 地 区 都 面 临着 水 质 性
笔者 从不 同形态 底 泥磷 的吸 附一 释放 机制 、 对环 境 因素 的响应 和不 同形 态 磷 、 同 影 响 因 素之 间 的 不
ｖ ｒｉｙ， ｉｉｇ １ Ｏ ４ ） ｅ ｓｔ Ｂｅｊ ｎ Ｏ ０ ８
Ａｂ ｔａ ｔ Ｐｈ ｓ ｈ ｒ ｓｉ ｅ ｕ ｒ ｐ ｉａｉｎ ｆｃｏ ｓｏ ｈ ｊｒｔ ｆｗａｅ ｏ ｉｓ Ａｆｅ ｈ ｕ ｓｄ ｈ ｓ ｓｒ ｃ ： ｏ ｐ ｏ ｕ ｓａｋ ｙ ｅ ｔｏ ｈｃ ｔ ａ ｔｒ ｆｔ ｅｍａｏ ｉｙ ｏ ｔｒｂ ｄｅ ． ｔｒｔｅ ｏ ｔｉｅｐ ｏ — ｏ
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长江中下游不同湖泊沉积物中重金属污染物的累积及其潜在生态风险评价
ke Sci.(湖泊科学),2010,22(5):675 683htt p://.E m a i:l jlakes@nig l 2010by J ournal of Lake Sciences长江中下游不同湖泊沉积物中重金属污染物的累积及其潜在生态风险评价*邴海健1,2,吴艳宏1**,刘恩峰1,羊向东1(1:中国科学院南京地理与湖泊研究所,湖泊与环境国家重点实验室,南京210008)(2:中国科学院研究生院,北京100049)摘 要:利用富集因子和H ak anson潜在生态风险指数法,结合年代学结果,对长江中下游湖泊太白湖、龙感湖、巢湖和西氿沉积物中重金属元素Co、C r、Cu、N i、Pb、Zn的富集程度进行了评价,并比较分析了上述重金属的潜在生态风险.结果表明,太白湖和龙感湖沉积物中各重金属富集程度均较低;巢湖沉积物中Co、C r、N i的富集程度接近中等水平,而Cu、Pb、Zn 的富集已经达到中等水平;西氿沉积物中Co的富集非常低,Cr、N i富集水平较低,Pb达到中等富集,Cu、Zn达到较高的富集水平.对4个湖泊沉积物中重金属的综合污染程度进行比较:巢湖>西氿>龙感湖>太白湖.各湖泊沉积物中单一元素的潜在生态风险都较低,但是,根据多元素潜在生态评价指数,各湖泊沉积物中重金属存在明显不同的潜在生态风险:巢湖>西氿>龙感湖>太白湖.总体上看,太白湖和巢湖沉积物重金属污染以及潜在生态风险自1965年以来一直在加重,而龙感湖和西氿沉积物在表层有下降的趋势.这种差异与各个湖泊流域内人类活动的方式和强度密切相关.巢湖和西氿流域内城市化、工业化发展迅速,人类活动导致大量重金属元素进入湖泊,给湖泊带来明显的污染;而龙感湖和太白湖流域人类活动主要以农业活动为主,人类活动对重金属的贡献相对较小.关键词:重金属;污染指标;生态风险;湖泊沉积物;长江中下游The accu m ulation and potential ecological risk evaluation of heavy m etals i n t he sedi m ent of different lakes w it hin t he m iddle and l o w er reaches of Yangtze R iverB ING H aijian1,2,WU Y anhong1,LIU Enfeng1&YANG X iangdong1(1:S t a t e K ey Laboratory of Lake Sci en ce and Environm ent,Nan ji n g In stitute ofG eog raphy and L i m nology,C hines e Acade m y o f Sciences,Nan ji ng210008,P.R.C h i na)(2:G radua t e U n i versity of C h i nes e Acad e m y o f Sciences,Beiji ng100049,P.R.C h i na)Abstrac:t Th e con centrati on s of Co,C r,Cu,N,i Pb and Zn i n the sed i m en ts of Lake Taiba,i Lak e Longgan,Lak e Chaohu and L ake X iji u i n the m i dd le and l ow er reaches ofYangtze R i ver,w ere d eter m i n ed.Co m b i ned w ith geochron ol ogy,en ri chm ent factors and H akanson Poten tialE cologicalR is k I nd ex w ere u s ed to evaluate the accum u l ation degree and the potenti al ecol ogical ri sk of heavy m et als i n the sed i m ent.The res u lts sho w ed that the stat us of heavy m etal enrich m en t i n t he sed i m ent ofLak eT ai bai and Lake Longgan w as i n t h e l o w er leve,l wh ile t hat ofC o,C r,N i i n t he Lake Ch aohu sed i m entw as lo w,and C u,Pb,Zn e n ri chm ent reac h ed m oderate l eve.l In the sed i m ent of Lake X iji u,the stat u s of heavy m etal en ri chm entw as d ifferen t fro m heavy m etals,wh ich Co en richmen tw as very l ow,C r and N i enric hm ent w as i n t he l ower l eve,l and Pb enrich m en t arri ved at them oderate leve,l and Cu,Zn en ri chm ent reached the h i gher leve.l The s t at u s of heavy metal con t a m i nati on i n the four l ake sed i m ents w as ranked as Lake Chaohu >Lake X ijiu>Lake Longgan>Lake Taiba.i The potenti al ecol ogi cal ris k i ndex of si ngle el e m en tw as very lo w,ho w ever,based on t he pot en tial ecological ris k i ndex ofm u lti ele men ts,therew as obvi ous d iff erence a m ong t hes e f ou r lakes:Lake Chaohu>Lak eX ijiu >Lake Longgan>Lak e Tai ba.i G enerall y,t he enrich m en t and potenti al ecol ogical ris k i n the sed i m ents of Lake Tai bai and Lake C haohu had been i ncreasi ng since1965,w hile t hose cond iti ons i n Lake Longgan and Lake Xiji u t ended to decrease i n the surface sed* **国家自然科学基金项目(40772203)资助.2009 10 30收稿;2010 01 30收修改稿.邴海健,男,1984年生,博士研究生;E m ai:l b i nghaiji an@s ohu.co m.通讯作者;E m ai:l yhw u@n i gl .676J.L ake Sci.(湖泊科学),2010,22(5) i m ent,all ofw hich strongly correlat ed w i th the w ay and i n te n sity of hum an acti vities i n t he catc hm ent areas.In t he catc hm ents of Lak e Chaohu and Lake X iji u,t he devel opm ent of i ndus tri aliz ati on and econo m y w as rap i d,and l ots of heavy m etals w ere d isc harged i n t o l ak es by human activi ti es,wh i ch m ade these lakes poll u ted.H o w ever,thew ay ofhum an acti vities i n Lake Longgan and Lake Xi ji u catch m en ts w as mai n l y about agri cu lt u re,wh i ch contri buted to a s m all porti on of heavy metal s i nto the sed i m ent.Keywords:H eavy m etals;poll u tion i ndex;ecological ri sk;lake sed i m en t;t he m i dd l e and l ow er reaches ofYangtze R iver重金属是难以生物降解的重要污染物,一旦进入环境并且达到一定的浓度,就会对环境产生极大的危害.湖泊沉积物是重金属元素的汇,进入到沉积物中的重金属元素不仅在沉积物中累积造成污染,而且也可以在生物体内累积,对生物体产生毒害作用[1].另外,重金属是具有潜在生态风险的污染物,由于水动力条件改变、生物扰动、物理化学条件改变等一系列复杂的过程,重金属又会从沉积物中释放出来[2],从而对水体产生 二次污染.人类活动对湖泊沉积物中重金属的污染起着非常重要的作用,湖泊流域内不同的人类活动方式和强度导致了湖泊沉积物中重金属污染程度存在明显的差异.对于不同类型的湖泊,其沉积物中重金属污染程度会存在较大差异.湖泊流域内人类活动以农业活动为主的湖泊,如太白湖和龙感湖,人类活动方式较为单一(主要以农业活动为主)、强度较弱,湖泊沉积物中重金属的污染程度就相对较低;而靠近城市区和工业区的湖泊,如巢湖、太湖,由于人类活动的方式多样、强度较大,重金属污染一般较为严重.长江中下游地区是我国湖泊密集区之一,随着近年来长江流域经济的快速发展,很多湖泊受到重金属的污染,这引起了许多学者的关注.范成新等[3]分析了太湖宜溧河水系沉积物中重金属的污染特征;吴艳宏等[4]的研究表明人类活动对湖滨湿地的破坏导致其对重金属的拦截作用减弱,从而加速了湖泊生态环境的恶化;刘恩峰等[5]利用回归分析探讨了太湖表层沉积物中重金属元素的来源;乔胜英等[6]针对武汉地区6个湖泊沉积物进行了重金属的潜在生态风险评价的研究;陈洁等[7]对巢湖10种重金属进行总量和形态分析,探讨了不同形态重金属的有效性;W u等[8]利用地球化学和统计方法区分了太湖流域东氿湖泊沉积物中重金属元素的人为来源;姚书春等[9]在定年的基础上,对沉积物中铅污染进行了研究.所有这些研究都揭示了在人类活动的影响下,长江中下游地区湖泊沉积物中重金属的污染程度在逐步增加.近年来,国内外众多学者从沉积学角度提出了多种重金属污染的评价方法,包括地质累积指数(I g eo)、富集因子(EF s)、沉积物质量基准法、潜在生态风险指数法、污染负荷指数法、脸谱图法等等.地质累积指数和富集因子是较为常用的评价重金属污染程度的方法,目前得到了广泛地应用[2,10 13].利用重金属的I ge o和EF s能够反映人类活动对重金属富集的影响,而且,结合年代学,还可以揭示出重金属的富集过程以及确定重金属的来源.沉积物质量基准法是目前美国、加拿大、北欧等国家和地区进行评价沉积物重金属质量基准的方法[14],我国起步较晚,应用还不成熟.瑞典著名地球化学家H akanson[15]提出的潜在生态风险指数法是目前常用的评价重金属污染程度的方法[16 20].该方法涉及到单项污染系数、重金属毒性响应系数以及潜在生态危害系数,不仅考虑了土壤重金属的含量,而且将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起,采用可比的、等价属性指数分级法进行评价[21].而且,将地质累积指数或者富集因子与该方法结合使用将会增加重金属污染评价的可靠性[18].本文选取长江中下游地区典型湖泊!!!太白湖、龙感湖、巢湖和西氿,通过沉积物中重金属元素的浓度,结合年代学结果,利用富集因子和H akanson潜在生态风险评价法对沉积物中重金属的富集程度及其潜在生态风险进行评价.同时,比较不同湖泊沉积物中重金属的富集程度及其潜在生态风险,旨在为湖泊环境质量的综合评价和污染治理提供科学依据.1研究区域介绍太白湖位于湖北省东部,横跨黄梅县和武穴市,原有面积约69.2k m2,围垦后现有面积25.1k m2,平均水深3.2m,流域面积960k m2.湖水依赖地表径流和湖面降水补给,主要入湖河流有荆竹河、考田河等.该湖属于典型的过水性湖泊,湖水大部分从南向东流经梅济港泄入龙感湖后排人长江,少量直接流入长江[22].龙感湖位于安徽和湖北两省交界的宿松和黄梅境内,系古长江变迁与跨长江两岸古彭蠡泽解体后的残邴海健等:长江中下游不同湖泊沉积物中重金属污染物的累积及其潜在生态风险评价677迹湖.原有湖泊面积578.95k m 2,此后由于大量围垦,湖泊面积不断缩小到现有的316.20k m 2,平均水深3.78m .该湖为过水性湖泊,湖水依赖地表径流和湖面降水补给,纳凉亭、二郎、黄梅、荆竹和梅川等河流来水,经湖泊调蓄后,一路由八一港经小池入长江;另一路入黄大湖、泊湖经华阳闸和杨湾闸分别注入长江[22].巢湖是我国五大淡水湖之一,位于安徽省中部,跨巢湖市、合肥市、肥西县、肥东县和泸江县.湖区面积769.55km 2,平均水深2.69m.湖泊依赖地表径流和湖面降水补给.由于人类活动的影响,巢湖流域生态环境受到严重破坏,湖盆淤积,水质恶化,目前已成为长江中下游地区典型的富营养湖泊[22].西氿位于江苏省宜兴市境内,是宜溧河入太湖前的水域,汇集了宜溧河流域所输送的物质.西氿面积12.40k m 2,平均水深1.85m.宜溧河是太湖主要的入湖河流之一,流域内林草、耕地等农业用地占流域面积的50%左右.但是,20世纪70年代以来,随着流域内城市化进程的加快,工业和经济迅猛发展,特别是有色金属冶炼、电镀等高污染企业的发展,增加了流域内的污染物负荷量,加速了水体和土壤的环境污染[23].2方法2.1样品的采集与处理2007年10月利用重力采样器分别在太白湖(TN)、龙感湖(LS)和巢湖(C H )采集沉积岩芯75c m 、100c m 和100c m,2004年9月利用重力采样器在西氿(X J)采集沉积物岩芯56c m.太白湖点样品采于北部湖心处,其它点样品全部在湖心处采集.对所获得沉积物柱样均按1cm 间隔取样分析.用于重金属元素地球化学分析的样品,室内常温下晾干待用.2.2元素分析A l 、C o 、C r 、Cu 、N i 、Pb 、Zn 等元素分析的样品用硝酸 氢氟酸 高氯酸湿法溶解后,采用美国LEE MAN LABSPROFILE 电感耦合等离子体原子发射光谱仪(ICP AES)测定其浓度,利用美国SPEX T M标准溶液,水系沉积物GSD 9和GSD 11为参考物质.样品分析误差小于∀10%.2.3数据分析2.3.1年代学 沉积物的定年采用210Pb 、137C s 以及沉积物的特征来确定,对于定年的描述详见文献[23].西氿和龙感湖沉积物年代数据引用Wu 等[23 24]的结果,而太白湖和巢湖沉积物年代引用刘恩峰等[25]的结果.2.3.2标准化元素的确定 对沉积物样品进行标准化处理可以消除沉积物粒度大小和矿物组成对元素含量变化的干扰.通常,可以作为标准化的元素有:A l 、Li 、Fe 、Sc 等[8,26 28].A l 常被用作标准化元素主要是由其化学性质决定:A l 在天然水体中的溶解度相当低,从而沉积物中A l 的含量与其在母岩中的含量具有较好的可比性;另外,风化过程中A l 属于惰性元素,迁移能力差,沉积物中A l 随粒度减小而线性增大.表1湖泊沉积物中重金属元素的背景值(m g /kg)T ab .1The baseli nes o f heavy m etals i n lake sed i m ents元素太白湖龙感湖巢湖西氿C o 18.014.911.214.0C r 95.974.150.468.2Cu 27.427.512.130.0N i 39.428.119.434.5Pb 37.635.620.439.3Zn66.673.739.0105.62.3.3元素背景值的确定 根据年代学结果,太白湖44.5c m 处对应1834年,龙感湖35.5c m 处对应1896年,巢湖42c m 处对应1824年,西氿56c m 处对应1886年.由此可见,岩芯最底部均处在工业化之前,人类活动对湖泊沉积物中重金属的贡献较小.因此,太白湖、龙感湖和巢湖均采用岩芯最底部10c m 元素浓度均值作为其背景值,而西氿采用底部6c m 元素浓度均值作为其背景值,计算得到的各元素背景值见表1.2.3.4重金属环境风险评价方法 本研究均取上部50cm 岩芯进行分析.(1)重金属的富集系数(EFs )按以下公式计算[11]:EF s =(M /Al)S /(M /A l)B(1)式中,(M /Al)S 是样品中重金属与A l 元素的浓度比,(M /A l)B 是背景样品中重金属与A l 元素浓度比.(2)H akanson 潜在生态风险评价.A.单一元素污染参数C if 为:C if =C i/C in(2)678J.L ake Sci.(湖泊科学),2010,22(5)式中,C i为沉积物中元素的实测值;C i n为沉积物中元素的背景值.C i f的污染程度划分为:C i f<1,污染程度低; 1#C i f<3,中等污染;3#C i f<6,较高污染;C i f∃6很高污染.单一污染元素的潜在生态风险参数E i r为:E i r=T i r%C i f(3)式中,T i r为单个污染元素的毒性响应参数.Co、Cr、Cu、Pb、N i、Zn的毒性响应参数分别为5,2,5,5,5和1[16,29].不同E i r值所对应的潜在生态风险为:E i r<40,低风险;40#E i r<80,中等风险;80#E i r<160,较高风险;160#E i r<320,高风险;E i r∃320,很高风险.B.多种污染元素的综合评价方法.沉积物污染程度Cd计算公式为:表2Cd和RI值变化范围及其对应的污染程度和潜在生态风险T ab.2T he changes o f Cdand R I co rresponding t hepo lluti on degree and potenti a l eco log ica l riskC d污染程度R I潜在生态风险程度C d<5低R I<50低5#C d<10中等50#R I<100中等10#C d<20较高100#R I<200较高C d ∃20很高R I∃200很高C d=&n i=1C i f(4)潜在生态风险指数RI计算公式为:RI=&n i=1E i r(5)因为本文研究的污染元素(Co、C r、Cu、Pb、N i、Zn)少于H akanson提出的8种,所以需要对Cd和RI进行相应的调整[18 19].重新定义后的重金属元素C d和R I范围见表2.3结果与讨论3.1重金属元素的浓度变化太白湖和龙感湖沉积物中各重金属的含量均超过它们的背景值,浓度变化不剧烈,说明整个岩芯重金属均达到不同程度的富集,但是重金属浓度与背景值差距小,富集程度较低;巢湖沉积物中重金属除Cu的部分浓度小于其背景值外,其它元素的浓度均超出背景值(表3).其中,Cu、N i的最高含量是其背景值的2倍多,Pb3倍多,Zn更是达到5倍多;西氿沉积物中Co、Cr、N i的浓度在背景值附近变化不大,而Cu、Pb、Zn的浓度均超出背景值,其中Cu的最大值是其背景值的4倍,Pb达到背景值的2倍,Zn甚至达到背景值的6倍.表3湖泊沉积物中重金属浓度的变化范围及平均值T ab.3The changes o f heavy m eta l concen tra ti ons and their averages i n the l ake sedi m en t湖泊浓度Co(m g/kg)C r(m g/kg)Cu(mg/kg)N i(m g/kg)Pb(m g/kg)Zn(mg/kg)太白湖变化范围19.5 25.896.6 118.429.3 34.939.2 49.040.9 58.671.8 100.0均值21.7104.631.943.948.686.2龙感湖变化范围13.2 22.577.9 114.230.1 46.229.1 46.234.7 54.164.7 122.8均值18.6101.640.839.444.594.5巢湖变化范围12.3 20.859.1 98.415.4 46.124.2 46.526.5 67.953.0 227.3均值17.378.124.835.141.5106.1西氿变化范围7.8 14.251.0 90.930.8 118.623.4 47.539.7 90.1123.1 644.8均值11.172.466.533.262.9360.3通过重金属浓度与背景值的比较,对比4个湖泊,太白湖和龙感湖沉积物重金属浓度相对较低;巢湖沉积物中各重金属的浓度均较高;西氿沉积物中Co、C r、N i浓度较低,而Cu、Pb、Zn浓度较高.但是,仅根据重金属浓度变化很难确定其富集程度,从而需要借助其它指标加以佐证.3.2沉积物中重金属污染现状分析3.2.1单一元素的污染现状分析 根据重金属富集因子(EFs)和单一元素污染参数(C i f)变化(表4),太白湖沉积物中元素Pb和Zn的富集程度最高,其它元素的EFs均小于1.0.Pb和Zn的C i f最高,其次是Co和邴海健等:长江中下游不同湖泊沉积物中重金属污染物的累积及其潜在生态风险评价679Cu,C r和N i最低.从而,太白湖沉积物中重金属富集程度较低.龙感湖沉积物中Cu的富集程度最高,其它元素均较低.Cu的C i f值也最高,之后依次是Zn、N i、Cr、Co、Pb.总体上看,龙感湖沉积物中重金属的累积程度也较低,但高于太白湖.)变化表4重金属富集因子(EF s)和单一元素污染参数(C ifT ab.4The changes of enrichm ent factors(EF s)and the index of sing le ele m ent po ll uti on of heavy m eta ls湖泊参数C o(均值)C r(均值)Cu(均值)N i(均值)Pb(均值)Zn(均值)太白湖EF s1.0 1.3(1.1)0.9 1.2(1.0)0.9 1.3(1.1)0.9 1.2(1.0) 1.0 1.3(1.2)1.0 1.4(1.2)C i f1.1 1.4(1.2) 1.0 1.2(1.1)1.1 1.3(1.2)1.0 1.2(1.1) 1.1 1.6(1.3)1.1 1.5(1.3)龙感湖EF s0.9 1.2(1.0) 1.0 1.3(1.1)1.0 1.5(1.2)1.0 1.3(1.1)0.9 1.1(1.0)0.8 1.3(1.0)C i f0.9 1.5(1.2) 1.1 1.5(1.4)1.1 1.7(1.5)1.0 1.6(1.4) 1.0 1.5(1.2)0.9 1.7(1.3)巢湖EF s0.8 1.4(1.0)0.9 1.4(1.0)1.0 2.4(1.4)1.0 1.8(1.2) 1.0 2.2(1.4)1.1 3.8(1.8)C i f1.1 1.9(1.5) 1.2 2.0(1.5)1.3 2.8(2.1)1.3 2.4(1.8) 1.3 3.3(2.0)1.4 5.8(2.7)西氿EF s0.8 1.1(0.9) 1.0 1.7(1.3)1.0 5.3(2.7)1.0 1.3(1.1) 1.0 2.7(1.9)1.2 8.5(4.1)C i f0.6 1.0(0.8)0.7 1.3(1.1)1.0 4.0(2.2)0.7 1.4(1.0) 1.0 2.3(1.6)1.2 6.1(3.4) 巢湖沉积物中Co、C r、N i的EF s和C i变化显示(表4),Co、C r、N i的富集处在低到中等水平;而Cu、Pb、fZn的EF s和C i f值相对较高,表明Cu、Pb、Zn污染达到中到较高的富集水平.西氿沉积物中C o的EFs和C i f值很小,说明Co的富集水平低;而从Cr、N i、Pb的EFs和C i f的变化来看,C r、N i的富集水平较低,Pb的富集达到中等水平;Cu、Zn的EF s和C i f值均较高,表明Cu、Zn的富集已经达到较高水平.3.2.2多元素污染现状分析 根据多元素污染评价参数C d的变化(图1),太白湖和龙感湖沉积物中多种重图1湖泊沉积物中多种金属元素的污染程度变化曲线F i g.1The curves of po ll uti on degree of m ulti ele m ents in the lake sed i m entsJ.L ake Sci.(湖泊科学),2010,22(5) 680金属的C d值分别在6.3 8.1和6.2 9.2之间变化,平均值分别为7.2和8.0.太白湖自1965年开始,C d一直大于7.0,污染程度一直在加重;而龙感湖整个岩芯中绝大部分C d都在7.0 9.0之间变化,1996年之后才逐渐下降,但是目前仍然大于6.0.因此,整体上讲,太白湖和龙感湖沉积物中重金属处于中等污染水平,而且各种重金属对总体污染的贡献大体相当.巢湖和西氿沉积物中多种重金属的C d值分别在7.617.9和6.014.6之间变化,平均值分别为11.7和10.1.巢湖自1965年开始,沉积物C d值一直处于10.0以上,而且目前仍然在增加,此前C d值也都在6.010.0之间,说明巢湖沉积物中重金属污染比较严重.而西氿沉积物中重金属C d值在19652000年均大于10.0,其它时间C d值处于6.010.0之间.虽然在20世纪90年代中后期逐渐降低,但是目前沉积物中重金属污染仍处于较高的水平.在各元素对总体污染的贡献方面,巢湖沉积物中各元素对总体污染的贡献为:Zn>Cu>Pb>C r>Co、N,i而西氿沉积物中各元素对总体污染的贡献为:Zn>Cu>Pb>Cr、N i>Co.根据多元素污染评价参数C的变化,4个湖泊沉积物中重金属污染程度的关系为:巢湖>西氿>龙感湖>太d白湖.3.3重金属潜在生态风险评价3.3.1单一元素潜在生态风险评价 4个湖泊沉积物中各种重金属元素的单一潜在生态风险指数均小于40.0(表5),即各湖泊沉积物中单一元素的潜在生态风险都很低.但是,不同的湖泊进行对比可以发现,Co、Cr、N i的潜在生态风险变化情况类似:巢湖>太白湖、龙感湖>西氿;对于Cu、Pb,巢湖>西氿>太白湖、龙感湖;Zn,西氿>巢湖>太白湖、龙感湖.表5湖泊沉积物中单一污染元素的潜在生态风险参数(E)变化r)i n the l ake sedi m ent T ab.5The changes of potenti a l eco log ical risk o f sing le ele m ent(ErCo C r Cu N i Pb Zn 湖泊Er太白湖变化范围5.4 7.22.0 2.5 5.3 6.4 5.0 6.25.4 7.8 1.1 1.5均值 6.02.25.8 5.66.51.3龙感湖变化范围4.4 7.52.1 3.1 5.5 8.4 5.2 8.24.9 7.60.9 1.7均值 6.22.77.47.06.21.3巢湖变化范围5.5 9.32.3 3.9 6.4 19.1 6.3 12.06.5 16.7 1.4 5.8均值7.73.110.39.110.22.7西氿变化范围2.8 5.11.5 2.7 5.1 19.6 3.4 6.95.1 11.5 1.2 6.1均值 4.02.111.1 4.88.03.43.3.2多元素潜在生态风险评价 根据多元素潜在生态风险指数(RI)变化(图2),太白湖沉积物中重金属RI值在24.4 31.0间变化,平均值为27.3;龙感湖沉积物中重金属R I值在23.3 35.5间变化,平均值为30.9.太白湖和龙感湖沉积物中重金属RI值均小于50.0,处于低的潜在生态风险,但是太白湖的RI值处于逐步上升状态,这应当引起重视.巢湖沉积物中重金属R I值在28.7 62.9间变化,平均值为43.0;西氿沉积物中重金属RI值在20.1 45. 1间变化,平均值为33.4.巢湖沉积物中重金属R I值在1985年后一直大于50.0,而且处于逐渐增加的趋势,目前已经处于中等潜在生态风险程度;西氿沉积物中重金属RI值虽然总体上小于50.0,处于低生态风险,但是其RI值曾一度非常接近中等生态风险,近些年随着对重金属污染的重视,西氿沉积物中重金属的生态风险在逐渐降低.总体上看,各湖泊沉积物中重金属潜在生态风险程度为:巢湖>西氿>龙感湖>太白湖.但是,就目前的情况来看,龙感湖和西氿表层沉积物中重金属的潜在生态风险在逐步下降,这主要是由于20世纪90年代中后期开始,国家和当地政府加大了对流域工业发展的控制.以太湖流域为例,90年代中后期,宜兴市关闭了一大批高污染的中小型企业[23],重金属来源的减少使累积到沉积物中的重金属含量有明显下降趋势(图1),进而重金属对水体的潜在危害程度有所降低.3.4人类活动对湖泊沉积物中重金属的影响通过各种元素污染评价参数和潜在生态风险的对比,各湖泊沉积物中重金属的污染程度及其潜在生态邴海健等:长江中下游不同湖泊沉积物中重金属污染物的累积及其潜在生态风险评价681图2湖泊沉积物中重金属潜在生态风险指数(RI)变化曲线F i g.2T he curves o f potenti a l ecolog i ca l risk i ndex of heavy m eta ls i n t he l ake sedi m ents风险顺序为:巢湖>西氿>龙感湖>太白湖.这种污染差异与湖泊流域内人类活动的方式以及强度密切相关.本研究中,由巢湖沉积物中Cu、Pb、Zn的污染指标(EF s和C i f)以及多元素污染指标(C d)可以发现(表4,图1),Cu、Pb、Zn均处于较高污染水平,而且重金属的潜在生态风险也较高.近几年巢湖沉积物中重金属的污染水平和潜在生态风险一直处于上升状态,这反映了巢湖流域内人类活动对重金属的贡献.巢湖流域内拥有2500多家工矿企业和150多万城镇人口,每年通过河渠向湖中排放的各类工业废水、生活污水上亿吨[30],其中合肥市占绝大部分.近年来,合肥、巢湖市区工业发展和城市建设步伐加快,人口明显增多,使湖泊沉积物中累积了大量的重金属元素,尤其是Cu、Pb和Zn浓度较高.西氿位于宜兴市境内,随着流域内工业和经济的迅猛发展,特别是有色金属冶炼、电镀工业、印染等高污染企业的发展,增加了流域内的污染物负荷量,加速了水体的环境污染,尤其是20世纪70年代中期至90年代中期,重金属的污染状况非常严重(图1),虽然近些年各种政策的出台使污染状况有下降的趋势,但是目前西氿沉积物中重金属的污染水平仍然偏高[31].其中,Cu污染主要与西氿流域电镀工业有关,Cu具有生物累积效应以及与有机物具有较强的结合能力,这可能是造成底泥Cu污染的主要原因.Pb污染加重一方面与汽车及航船使用含铅汽油有关;另一方面,Pb污染以工业污染源为主,燃煤、电镀工业、生产合成橡胶等都可能造成Pb污染.沉积物中Zn的污染与Pb类似.与巢湖相比,西氿流域内人口相对较少,城市化进程低于巢湖流域内的城市化发展,这在很大程度上减缓了污染物向水体的排放,这也是西氿沉积物中重金属污染及其潜在生态风险低于巢湖的重要原因.太白湖和龙感湖各指标反映的重金属污染及其潜在生态风险较之巢湖和西氿明显偏低(表4,图1,图2).太白湖和龙感湖流域主要以农业生产为主[32],除化肥、农药等农业排放源及大气沉降之外,很少有其它重金属来J.L ake Sci.(湖泊科学),2010,22(5) 682源,人类活动方式的单一以及活动强度较低使其对湖泊沉积物重金属的贡献相对较小,这是太白湖、龙感湖与巢湖、西氿沉积物中重金属含量差异显著的主要原因.4结论(1)根据元素背景值、富集因子和单一元素污染参数,太白湖和龙感湖沉积物中各种重金属的富集程度均较低;巢湖沉积物中Co、Cr、N i的富集程度接近中等水平,而Cu、Pb、Zn已达到中等水平;西氿沉积物中Co的富集非常低,C r、N i富集水平较低,Pb达到中等富集水平,Cu、Zn达到较高的富集水平.(2)从总体上看,4个湖泊沉积物中重金属的污染程度关系为:巢湖>西氿>龙感湖>太白湖.太白湖和巢湖的污染自1965年以来一直在加重,而龙感湖和西氿沉积物中重金属的富集在表层有下降的趋势.<<40),但是根据多元素(3)太白湖、龙感湖、巢湖和西氿沉积物中单一元素的潜在风险都非常低(Er潜在生态风险指数,各湖泊沉积物中重金属的潜在生态风险还是存在明显的差异:巢湖>西氿>龙感湖>太白湖.与富集程度变化趋势类似,太白湖和巢湖的潜在生态风险一直在增加,而龙感湖和西氿随时间变化有下降的趋势.(4)各湖泊污染程度和潜在生态风险的差异与湖泊流域内人类活动的方式和强度密切相关.巢湖和西氿流域内城市、经济发展迅速,人口增多和工业化进程的加快给湖泊带来明显的污染;而龙感湖和太白湖流域人类活动主要以农业活动为主,人类活动的方式单一和强度较弱,对重金属污染的贡献相对较小.5参考文献[1] B ryan GW,Langston W J.B i oavail ab ili ty,accumu lati on and effects of h eavy m etals i n sed i m ents w it h s peci al ref eren ce toUn ited K i ngdo m est uaries:A rev i e w.E nvironmen t a lP oll u tion,1992,76:89 131.[2] Jara M arti n M E,Soto J i m enez M F,Paez O s una F.Bu l k and b i oavail ab le heavy m et als(C d,C u,Pb,and Zn)i n surf acesed i m ents fro m M az atl an H 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J. Lake Sci.(湖泊科学), 2008, 20(3): 263-270. E-mail: jlakes@©2008 by Journal of Lake Sciences长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系*张路, 范成新, 王建军, 陈宇炜, 姜加虎(中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室, 南京 210008)摘 要: 运用聚类分析、主成分分析和相关矩阵的统计分析手段, 对长江中下游湖群共18个湖泊的沉积物氮磷释放风险以及湖泊沉积物、间隙水和上覆水中氮磷形态以及其他相关地球化学参数进行分析. 草型和藻型湖泊的环境差异是造成氮磷释放风险的主要原因. 氮磷释放风险与铁磷、藻类可利用磷、总氮、总磷、上覆水氮磷含量、间隙水氮含量、孔隙度和有机质含量间的关系最为密切. 决定磷酸盐释放风险的主要形态磷是藻类可利用磷和铁磷, 其他形态磷或者含量较低或者不易被转化释放, 对磷酸盐释放风险影响较小. 有机磷含量对磷的释放风险没有直接决定作用, 但它与有机质含量间呈显著正相关.关键词: 沉积物; 氮磷; 营养盐形态; 释放风险; 湖泊Nitrogen and phosphorus forms and release risks of lake sediments from the middle and lower reaches of the Yangtze RiverZHANG Lu, FAN Chengxin, WANG Jianjun, CHEN Yuwei & JIANG Jiahu(State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, P.R.China)Abstract: Cluster analysis, principal component analysis and correlation matrix analysis were used to analysis the nitrogen and phosphorus release risks from sediments in 18 lakes located in the middle and lower reaches of the Yangtze River, as well as the nitrogen and phosphorus forms and related geochemical parameters from sediments, pore waters and overlying waters. The ecological difference of macrophyte and algae dominated lakes was the main reason of the difference of nitrogen and phosphorus release. The release risks were well correlated with the iron-bound phosphorus (FeP), algae available phosphorus (AAP), total nitrogen (TN), total phosphorus (TP) in sediment, the content of nitrogen and phosphorus in overlying and pore waters, porosity and organic matter content of surficial sediment. The AAP and FeP was the main phosphorus forms deciding the phosphorus release risk and other forms were in less effect on it due to the lower contents or lower transformation ability. The sediment organic phosphorus was not directly related to the phosphorus release risks but remarkably positively correlated to organic matter contents in sediment.Keywords: Sediment; nitrogen and phosphorus; nutrients form; release risk; lake沉积物是湖泊及其流域中营养盐及其他污染物的重要归宿和蓄积库. 沉积物中蕴藏的营养盐可以在一定的环境条件下向上覆水体释放. 这种潜在释放能力的大小主要取决于湖泊沉积物及其上覆水体的物理化学和生物特性的改变. 在湖泊底泥营养盐释放风险的研究中, 沉积物的物理和化学的特性(包括其含量和地球化学形态)是影响沉积物中氮磷营养要素迁移、转化以及生态效应的重要参数.长江中下游有许多由长江洪泛和自然演化形成的湖泊, 其中大于1km2的650多个湖泊中大部分属于浅水湖泊. 这些湖泊目前普遍受到了湖泊水质恶化, 富营养化程度加重的影响, 其生态环境和社会经济效益严重受损. 对浅水湖泊而言, 由于其更复杂的生态类型, 更加频繁的水土界面营养盐交换以及更易受动力作用的影响, 沉积物中营养盐含量和形态的差异对与水土界面交换和上覆水的营养盐含量影响机制更加复杂[1-2]. 虽然湖泊沉积物氮磷形态, 间隙水氮磷含量与潜在释放之间的关系已有一些研究[3-7], 但仍然缺乏较*科技部基础性工作专项(2006FY110600)和国家自然科学基金项目(40501064, 40730528)联合资助. 2006-10-26收稿;2007-12-24收修改稿. 张路, 男, 1975年生, 博士, 副研究员; E-mail: luzhang@.J. Lake Sci .(湖泊科学), 2008, 20(3)264大量样本的系统综合分析. 本文从沉积物营养盐形态与释放风险之间关系的角度, 对长江中下游地区的若干浅水湖泊进行了分类定量探讨, 尤其是对比了草、藻型两类湖泊之间释放风险的差异, 与目前仅为单一湖泊的相关研究相比, 更能揭示湖泊氮磷形态以及相应的地球化学参数对营养盐释放风险的影响规律.1 湖泊背景及样点选择在长江中下游湖群选取18个不同环境类型、不同沉积物及水体营养盐负荷的湖泊(图1). 其中, 洞庭湖、鄱阳湖及洪湖的采样点在湖区中位置如图1所示, 由于这3个湖泊面积较大, 其样点仅代表采样湖区的情况. 其余湖泊的样点一般选择在湖泊中心区. 16个湖泊中, 共有6个湖泊(样点湖区)未见水草, 其中洞庭湖和鄱阳湖未见水草可能是由于采样点区域为砂性沉积物, 且水深较深, 水草无法生长所致. 而另外四个湖泊: 武山湖、八里湖、菜子湖和东湖也未见水草. 其余12个湖泊均有不同程度的水草生长. 表1显示了这些研究湖泊的一些环境参数和采样点位置.表1 18个研究湖泊位置及基本状况*Tab. 1 Location and basic status of 18 analyzed lakes上覆水(mg/L)湖名 地点 东经 北纬 样点水深(m)透明度(cm )水草状况*PO 43- NH 4+西凉子湖湖北咸宁 29°55′31″ 114°07′52″ 1.3 130 1 0.021 0.568 保安湖 黄石大冶 30°17′22″ 114°43′20″ 2.1 200 1 0.002 0.129 洞庭湖 湖南岳阳 29°21′33″ 113°03′17″ 0.9 50 0 0.034 0.161 大官湖 宿松县 30°1′8″ 116°22′51″ 1.4 20 1 0.008 0.378 鄱阳湖 九江星子县29°26′30″ 116°2′21″ 3.2 50 0 0.007 0.157 鲁湖 咸宁北 30°13′50″ 114°10′59″ 2.1 85 1 0.008 0.174 梁子湖 湖北鄂州 30°14′9″ 114°36′57″ 2.0 160 1 0.010 0.449 泊湖 宿松县 30°10′33″ 116°22′45″ 2.0 30 1 0.007 0.190 洪湖 洪湖市区 29°45′53″ 113°22′37″ 1.5 150 1 0.008 0.235 石塘湖 安徽安庆 30°37′41.8″ 117°5′50.4″ 1.1 60 1 0.006 0.295 西武昌湖 安庆怀宁县30°15′36.7″ 116°4′47.8″ 1.1 60 1 0.004 0.397 策湖 黄冈地区 30°15′24″ 115°08′45″ 1.5 80 1 0.102 0.776 太白湖 宿松县 29°58′11″ 115°49′15″ 2.1 50 1 0.011 1.289 武山湖 黄冈地区 29°53′45″ 115°35′38″ 1.8 65 0 0.208 3.648 大冶湖 黄石大冶 30°5′39″ 114°59′34″ 1.0 70 1 0.028 0.582 八里湖 九江市郊 29°41′13″ 115°56′34″ 2.7 50 0 0.013 0.211 菜子湖 安徽桐城 30°50′9″ 117°2′ 7″ 1.0 15 0 0.017 0.438 东湖武汉市区30°33′16″ 114°23′38″ 3.8 80 00.037 0.734* 1表示样点附近肉眼可见水草; 0表示肉眼不可见水草.图1 长江中下游湖群及样点示意图Fig.1 Sketch map of sampling locations along the middle and lower reaches of the Yangtze River张 路等: 长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系2652 研究方法2.1 沉积物释放实验对柱状沉积物进行原柱样控温培养, 获得沉积物的氮磷营养盐释放速率[8]. 释放速率flux 按下式计算[8]:n011a 1()()/n j-j-j flux V C C V C C S t =⎡⎤=−+−⋅⎢⎥⎣⎦∑其中, flux 为释放速度(mg/(m 2·d)); V 为柱中上覆水体积(L); C n 、C 0、C j -1为第n 次、0次(即初始)和j -１次采样时某物质含量(mg/L); C a 为添加水样中的物质含量(mg/L); Ｖj -1为第j -1次采样体积(L); S 为柱样中水－沉积物接触面积(m 2); t 为释放时间(d). 所计算的NH 4+和PO 43-潜在释放均为3d 平均表观释放速率, 分别以小写参数符号的形式表示为nflux 和pflux (下同). 2.2 表层沉积物生物地球化学参数沉积物释放实验结束后, 将沉积物柱样按1cm 厚度分层. 取10g 左右的表层沉积物进行以下分析: 形态磷[9]: 利用连续提取法, 对沉积物中的形态磷进行分级提取. 由于闭蓄态磷在生物地球化学循环中参与磷的短时相的交换转化的可能性非常小, 虽进行了提取, 但数据相关分析时未予考虑. 因此主要考虑了如下五种形态磷: 铁结合态磷(fep , mg/kg)、可交换态磷(lp , mg/kg)、铝结合态磷(alp , mg/kg)、钙结合态磷(cap , mg/kg)、有机磷(orgp , mg/kg).对沉积物样品同时测定: 藻类可利用磷[10], 即利用碱性提取法, 对沉积物中可潜在供藻类利用的磷量(aap , mg/kg)进行分析. 利用强酸消解法测定沉积物中的总磷(tp , mg/kg)、总氮(tn , mg/kg); 用高温灼烧法测定有机质含量(以烧失量计, 表示为loi , %); 105℃下烘干法测定沉积物孔隙度(por , %). 2.3 上层间隙水生物地球化学参数将分层的表层沉积物样进行离心和过滤, 获取间隙水, 立即测定间隙水中酸碱度(ph ); 利用比色分析法测定溶解性磷酸盐(po4p )、溶解性氨态氮(nh4p ); 利用总有机碳分析仪(1020A)同步测定了间隙水中溶解性总有机碳(toc )和溶解性总无机碳(tic ). 2.4 湖泊水体基本参数湖水透明度(以透明度盘深度Secchi Depth 表示, sd , cm); 用比色分析法测定溶解性磷酸盐(po4w , mg/L)、溶解性氨态氮(nh4w , mg/L); 电导率仪测定水体中的电导率(ec , µs/cm). 另外, 考察了采样点有无水草(plant , 有水草赋值为1, 无水草赋值为0).3 结果3.1 营养盐及释放风险的地球化学参数聚类分析将18个长江中下游湖泊的生物地球化学特征参数分为4类: 1)表层沉积物: lp , alp , cap, orgp , fep , aap , tp , tn , loi , por ; 2)上层间隙水: ph , po4p , nh4p , toc , tic ; 3)水土界面营养盐潜在释放: pflux , nflux ; 4)湖泊水体基本参数: sd , po4w , nh4w , ec , plant . 从生物地球化学角度出发, 这22个参数都是与营养盐在水土界面上的潜在释放风险和沉积物的营养盐含量、形态和转化相关联的参数. 将参数值构建成一个22×18(参数×样点数)的矩阵, 并对其进行聚类分析(组间均值联接法, SPSS 10.0). 在聚类分析中, 未将采样点有无水草(plant )作为系统变量, 以排除该变量对聚类分析可能产生的影响.聚类分析结果(图2)显示: 这18个湖可以分成具有显著差异的两组(组1和组2), 而组2又可以分为较小差异的两组(组3和组4). 在对湖泊分组的生物地球化学意义进行讨论时我们发现, 组1的4个湖泊: 武山湖、八里湖、菜籽湖和东湖所在样点都未见水草生长. 在全部18个研究湖泊中, 未观察到有水草存在的湖泊共有6个(表1), 除了组1表示的4个无水生植被的湖泊外, 洞庭湖和鄱阳湖在采样点附近区域也未观察到水生植被. 但是, 考虑到洞庭湖和鄱阳湖的采样点没有水草可能与砂性底质和水深有关, 因此, 可以认为组1代表的是没有水草生长的藻型湖泊, 其显著特点是沉积物总磷和藻类可利用磷含量均较高, 属于高营养本底的湖泊. 而组2分为组3和组4, 其中组3有6个湖泊: 泊湖、大冶湖、太白湖、西凉子湖、鲁湖和洪湖, 组4有8个湖泊: 石塘湖、策湖、大官湖、鄱阳湖、梁子J. Lake Sci.(湖泊科学), 2008, 20(3) 266湖、西武昌湖、保安湖、洞庭湖. 该组除洞庭湖和鄱阳湖未见水草外, 其余湖泊为草型湖泊, 且沉积物的营养本底较底.图2 组间均值联接聚类分析法系统树Fig.2 Systematic tree of between group linkage cluster analysis3.2 潜在释放与沉积物、间隙水和上覆水氮磷含量氮磷潜在释放均以沉积物高氮磷营养本底的武山湖为最高, 同样该湖泊沉积物间隙水中的可溶性氮磷含量也相对较高. 同时由于沉积物的潜在释放导致该湖泊的上覆水溶解性氮磷含量在18个湖泊中最高(图3). 从图3中看出, 组1四个湖泊的沉积物总磷和总氮含量平均值为1187mg/kg和2286mg/kg. 与此相比较, 组3组4共14个湖泊沉积物的总磷和总氮含量平均值仅分别为625mg/kg和1122mg/kg. 由于沉积物中的氮磷首先要转化成间隙水中的可溶性氮磷才能在浓度梯度或者动力作用下向上覆水方向移动, 形成潜在释放, 介于沉积物和上覆水之间的媒介－间隙水的含量就非常重要. 从结果看, 组1湖泊的间隙水中溶解性氮磷平均含量分别为4.23mg/kg和0.02mg/kg, 而组3和组4的湖泊为1.84mg/kg和0.02mg/kg. 由于组1湖泊的沉积物和间隙水氮磷含量均高于组3和组4, 因此可以预计组1湖泊的氮磷潜在释放可能高于组3和组4. 实验结果证实了这样的猜测: 组1四个湖泊的磷酸盐和氨态氮的潜在释放速率平均为0.41mg/(m2·d)和13.2mg/(m2·d), 显著高于组3和组4的0.18mg/(m2·d)和3.33mg/(m2·d). 因此, 从这个结果可以直观地认为沉积物氮磷含量与氮磷潜在释放间有一定的对应关系.3.3 湖泊磷释放与磷含量结果按聚类分析结果, 将18个湖泊分为三组. 图4显示了各湖泊组磷释放风险与沉积物中fep、aap、tp 以及间隙水磷po4p、上覆水磷po4w的比较结果. 四个藻型湖泊的磷释放通量高于组3和组4, 组3和组4的释放风险中值相近, 但组3各湖泊的释放风险差异大于组4. fep含量结果为组1>组3>组4, 但组1四个湖泊含量差异较大. aap和tp含量规律类似与fep. 但组1的数据分离度小于fep. 上覆水磷酸盐含量各组间差异并不显著, 但间隙水中磷酸盐含量表现为组1>组3 ≈组4.张 路等: 长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系267图3 氮磷潜在释放与沉积物、间隙水、上覆水氮磷含量Fig.3 Potential release of nitrogen and phosphorus and their contents in sediments, pore waters and ovelying coaters图4 三组不同湖泊磷释放潜力和沉积物、间隙水和上覆水磷含量比较箱式图Fig.4 Comparison of potential release of phosphorus and contents of phosphorus in sediments, pore waters and overlying watersN f l u x (m g /(m ·d )t n (m g /k g )n h 4p (m g /L )n h 4w (m g /L ) 武山菜籽泊太白鲁石塘大官梁子保安武山菜籽泊太白鲁石塘大官梁子保安2形态磷含量(m g /k g )磷含量(m g /L )磷含量(m g /L )2J. Lake Sci .(湖泊科学), 2008, 20(3)2684 讨论4.1 沉积物氮磷潜在释放参数的因子分析在进行相关分析前, 有必要对22项与潜在释放有关的生物地球化学参数进行因子分析, 即运用主成分分析法, 筛选出与沉积物潜在释放相关联的参数. 从理论上说, 沉积物的营养盐含量、形态及相应的物理化学条件是影响营养盐潜在释放的条件, 按照连续提取法对沉积物形态磷进行分级提取后, 沉积物形态磷可以分为潜在释放的磷源: 可交换态磷、铝磷、铁磷和有机磷难以利用的磷源: 钙磷等. 而沉积物的有机质含量、间隙水氮磷含量以及酸碱度和有无沉水植物等条件. 可能是影响沉积物氮磷潜在释放的因素.图5表示这些生物地球化学特征参数在经主成分分析(经最大方差法旋转和Kaiser 均一化, Varimax with Kaiser normalization)提取主要因子后, 分为2个主成分(主成分1和主成分2). 其中, 反映释放风险的nflux 和pflux 的两个参数与fep 、aap 、tn 、tp 、po4w 、nh4w 、nh4p 、por 和loi 在同一个主成分1中. 这11个参数构成了影响氮磷营养盐释放风险的主要生物地球化学参数. 从主成分1中可以看出, fep 和aap 提取的因子信息最大, 从统计角度出发, 可以认为这两个参数对该主成分的贡献最大, 而tn , tp , pflux 和nflux 提取的因子信息也较大, 说明这四个参数也是该主成分的重要组成信息. 而loi 、por 、po4w 、nh4w 、nh4p 对该主成分的构成也有一定的贡献, 但不起决定作用. 主成分2包含的参数信息, 如alp 、lp 、cap 和orgp 等与组1中磷释放风险的参数分属两个主成分, 可能说明了这些形态磷对磷的释放风险不起决定作用. 从主成分2中还能看出, 表征湖泊有无水草的特征参数plant 出现在该组中, 是否也说明了有无水草的生长与湖泊沉积物的营养盐释放风险间并不一定有必然的联系. 而主成分2中的ph 可能也说明水体酸碱度与沉积物的营养盐释放风险间的联系并不十分密切, 同样的结论在太湖的梅梁湾和东太湖这两个湖区的沉积物营养盐释放比较研究中得到[4]. 虽然也有一些研究报道认为间隙水酸碱度与沉积物营养盐释放间存在联系[11], 但同样也有许多研究对此结论持怀疑态度[12]. 主成分2中plant 和sd 、ph 具有较高的因子信息可能预示着水草可能对控制湖水透明度和酸碱度有一定的关联作用.图5 营养盐及释放风险生物地球化学参数主成分分析Fig.5 Principal component analysis on biogeochemical parameters of nutrients and their release risks主成分1主成分2张路等: 长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系269在进一步分析相关关系前, 对主成分分析的可靠性进一步分析, 分析结果显示主成分1中的参数的公因子方差提取比例都超过了50%(除pflux和por), 且aap在主成分1中提取的公因子方差最高; 而主成分2的公因子方差提取比例均未超过50%. 这预示着相比主成分2, 主成分1的因子提取具有更高的可靠性.4.2沉积物磷形态与磷释放的相关分析已有研究表明, 影响磷潜在释放的形态磷主要是可交换态磷、铝磷、铁磷和一部分有机磷. 前期研究[9]认为虽然可交换态磷和铝磷是容易释放或者容易转化成易释放磷的形态磷, 但是由于沉积物中这两个形态磷的含量很低, 不能决定磷的潜在释放. 而具有易转化性和较高含量的铁磷和一部分有机磷是决定沉积物间隙水磷酸盐含量以及磷释放的形态. 在这18个湖泊的研究中, 发现了类似的结论. 虽然这18个湖泊具有不同的营养盐负荷、不同的环境类型, 但是可交换态磷和铝磷的含量均很低, 约比铁磷低2-3个数量级. 因此, 这些易转化的磷形态与磷释放之间的相关关系比较弱.考虑到聚类分析得到的结果——组1和组3、4间具有较大的差异, 因此在分析这些形态磷和潜在释放之间关系时, 主要考虑了组3和组4的14个湖泊, 相关分析结果仅考虑了这些有水草生长的湖泊.与磷的潜在释放关系最为密切的是藻类可利用磷(aap), 皮尔逊相关系数r＝0.78, 显著因子p＝0.002, 属于极显著正相关. 由于铁结合态磷(fep), 也基本能反映aap的含量, 因此, 磷的潜在释放与fep间也呈极显著正相关. 其他的形态磷均未发现显著的相关关系. 这个结论与太湖几个湖区得到的结论基本类似. 因此, 对于这些湖泊而言, 决定磷潜在释放的沉积物形态磷组分主要是铁磷, 用藻类可利用磷含量来指示磷潜在释放的量也具有较高可靠性.4.3沉积物氮磷形态与潜在释放特征参数的相关关系将聚类分析中构建的22×18的矩阵进行相关分析, 其中未将水草参数考虑在相关关系分析中. 从分析结果看(表2), 与磷的潜在释放显著正相关的主要参数有nflux、fep、aap、tp、po4w和nh4w, 显著负相关的有toc、tic. 与氮的潜在释放显著正相关的有aap、tp、tn, 极显著正相关的有nh4p、po4w、nh4w. 由于po4w和nh4w之间的极显著正相关关系, 所以氮的潜在释放与po4w有关, 但显然水体中的磷酸盐含量(po4w)高低不是决定氮的潜在释放的因素; 同样的, 与磷的潜在释放显著正相关的nh4w也不能说明水体中溶解性氨氮(nh4w)是决定沉积物磷释放的因素. 与此类似, 由于总磷(tp)、藻类可利用磷(aap)和总氮(tn)之间存在极显著的相关性, 因此, 造成了沉积物氮磷潜在释放与这些参数间的表观相关性.从与沉积物氮磷的潜在释放相关的参数看, 主要是沉积物氮磷营养盐的含量决定的. 而铁结合态磷与磷潜在释放间相对较好的相关系数表明用铁结合态磷表征磷的潜在释放是比较合乎规律的, 其次是用aap来表征的藻类可利用磷. po4w与磷潜在释放间的正相关关系可能是释放的结果. 可以推测, 如果水体中的磷酸盐含量与沉积物的潜在释放相关, 那么这样的湖泊水体中的磷酸盐的来源可能与内源性磷关系更大, 而不是外源性磷.从表2还可以预示出: 钙结合态磷(cap)与其他参数均没有显著相关, 仅与电导率(ec)有一定的关联. 由于钙结合态磷是非常不活跃的形态磷, 主要受热力学中的溶解沉淀平衡控制, 而磷酸钙的溶度积K sp为1.6×1044, 很难被溶解, 因此对间隙水、上覆水磷以及磷潜在释放的影响较小, 一般来说钙结合态磷主要表现出沉积埋藏的特性. 有机磷(orgp)与表征有机质含量的loi极显著正相关, 说明这两个参数表征的是有机污染而不是营养盐的污染. 类似的结论在太湖也被发现.间隙水的氨氮含量与氮的潜在释放极显著相关, 而间隙水磷的含量与潜在释放间没有显著相关关系, 是否预示着间隙水中氮的迁移转化更多的受浓度梯度的控制, 而磷在间隙水中的迁移并非只受浓度梯度的控制, 在这个过程中有机磷矿化等地球化学过程可能也起到了很重要的作用[2].5 结论将氮磷释放风险及与之相关的沉积物、间隙水和上覆水中氮磷形态、含量及其它地球化学参数进行聚类分析, 认为湖泊环境类型的差异是造成这些因素差异的最主要原因. 氮磷释放风险与铁磷、藻类可利用磷、总氮、总磷、上覆水氮磷含量、间隙水氮含量、孔隙度和有机质含量间的关系最为密切. 决定磷酸盐释放风险的主要形态磷是藻类可利用磷, 其次为铁磷. 沉积物中有机磷与有机质呈显著正相关,J. Lake Sci .(湖泊科学), 2008, 20(3)270而其他形态磷或者含量较低或者不易被转化释放, 对磷酸盐释放风险影响较小.表2 沉积物氮磷形态与潜在释放特征参数相关关系* Tab. 2 Correlation between nitrogen and phosphorus forms and potential release parametersp f l ux n f l ux f e pl pa l pc a p o r gp a a p t pt np o rl o ip he c n h 4p p o 4p t o ct i cs d p o 4wnfux .53 bfep .50 b.30lp-.04 -.05 -.12alp -.17 -.03 -.08 .84 acap -.14 -.38 -.31 .35. 02orgp -.29 .25 -.08 .49 b . 49 b . 32aap .45 b .41 b .87 a .13. 21 -. 28 . 08 tp .39 b .34 b .63 a . 48 b .58 b-. 14 . 37 . 88 atn .29 .41 b .80 a . 10 . 21 -. 14 . 16 . 94 a . 84 apor .23 .13 .14 . 09 . 13 . 18 . 38 . 28. 35. 28loi .02 .19 -.02 . 28 . 39 . 25 . 62a. 16. 33. 22. 80 aph -.32 -.10 -.23 . 21 . 18 . 06 . 18 -. 35-. 12-. 29-. 15-. 08ec-.07 .03 -.21 . 01 . 02 . 49 b . 24 -. 13-. 05. 06. 26. 46 b -. 05nh4p .31 .71 a -.04 -. 07 . 02 -. 09 . 19 . 19. 19. 24. 20. 33-. 19. 48 bpo4p -.04 .08 -.19 . 43 . 44 -. 18 . 03 -. 12. 06-. 08-. 29-. 14. 52b-. 19-. 15toc -.42 b -.35 -.22 . 13 . 03 . 36 -. 11-. 33-. 28-. 23-. 63a -. 45. 24. 31-. 11. 05tic -.42 b -.31 -.32 . 46 b. 23 . 36 . 07 -. 39-. 15-. 34-. 43-. 35. 57 b . 12-. 19. 33. 69 asd-.19 -.31 -.43 b. 08 . 11 . 46 . 16 -. 43-. 30-. 27. 16. 24. 21. 47 b -. 07. 04. 42 . 09po4w .45 b.69 a.01 . 22 . 09 . 16 . 24 . 25. 27. 28. 11. 26-. 11. 48 b. 84a. 03. 05 -. 01 -. 02 nh4w .55 b .66 a .07 . 06 . 10 -. 03 . 05 . 35. 33. 37. 29. 35-. 24. 50 b . 91a -. 08 -. 12 -. 23 -. 03 . 89 a *Pearson 双尾检验; a: 极显著相关p <0.01; b: 显著相关p <0.05; 符号说明见1.2. 6 参考文献[1] Wetzel RG. 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