分层小水库沉积物-水界面热交换时空变化特征

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水环境修复总结

水环境修复总结1、水环境承载能力：在一定水域，在水体功能能够继续保持并仍保持良好生态系统的条件下，容纳污水及污染物的最大能力2.空间异质性：生态过程和格局在空间分布上的异质性和复杂性，可以理解为空间斑块和梯度的总和3、地下水：存在于地表以下岩（土）层空隙中各种不同形式水的统称4.水体富营养化是指由于接受过多的营养物质，如氮和磷，导致湖泊和其他水体生产力异常增加的过程5、污染生态效应：污染物进入水环境后，对水生生态系统的结构和功能产生某些影响，这种表现在生态系统中的响应即为污染生态效应6.水文循环：水在海洋、大气和陆地之间无休止的运动7、空气吹脱：在一定压力条件下，将压缩空气注入受污染区域，将溶解在地下水中的挥发性化合物、吸附在土壤颗粒表面上的化合物以及阻塞在土壤空隙中的化合物驱赶出来8.湖滨带：湖水和流域陆地生态系统之间的生态过渡带9、含水层：能够透过并给出相当数量水的岩层10、隔水层：不能透过与给出水，或者透过与给出水的数量微不足道的岩层11.水体季节性分层：由于水体传热不均匀，在水深较大的湖泊和水库中出现季节性温度分层12、承压水：充满于两个稳定隔水层之间的含水层中的地下水13.饱和渗流：饱和区的潜水和承压水在重力作用下运动14、湖泊：地面上洼地积水形成比较宽广的水域15、河流廊道：指与河流联系紧密的河岸带和洪泛区等生态系统，包括陆地、植物、动物及其内部的河溪网络16.景观破碎化：景观中生态系统之间的各种功能联系被破坏或连接程度降低生物放大：同一食物链上的高营养级生物通过吞食低营养级生物蓄积某种元素或难降解物质，使其在体内的浓度随营养级数提高而增大的现象污染生态效应：污染物进入水环境后，对水生生态系统的结构和功能产生某些影响，这种表现在生态系统中的反应是污染的生态效应。

潜水：饱和带中第一个具有自由水面的含水层的水渗流：地下水在岩土空隙中的运动现象经典生物操纵：即通过去除食浮游生物者或添加食鱼动物降低浮游生物食性鱼的数量，使浮游动物的生物量增加和体形增大，从而提高浮游动物对浮游植物的摄食效率，降低浮游植物的数量非经典生物操纵法：通过控制凶猛的鱼类和以浮游生物为食的鱼类（鲢鱼和鳙鱼），直接放牧蓝藻水华的生物操纵方法水体季节性分层影响因素：气温和太阳辐射浅水湖泊沉积物中污染物迁移扩散，积累和分布受湖泊风生环流的控制。

湖泊水-沉积物界面SiO3-Si交换通量研究

摘要：以乌梁素海（WLSH ）和岱海（DH ）为研究对象，采用柱状芯样模拟法，开展了湖泊水-沉积物界面溶解性硅酸盐（SiO 3-Si ）扩散通量研究。

结果表明，在夏季90d 的时间内，浅水草型湖泊乌梁素海明水区沉积物-水界面交换速率约为1.28mmol ·m -2·d -1，沉积物约向上覆水体释放了963.07t SiO 3-Si ；而深水藻型湖泊岱海深、浅湖区沉积物-水界面交换速率分别为1.10、1.95mmol ·m -2·d -1，沉积物约向上覆水体释放了893.41t SiO 3-Si 。

SiO 3-Si 在水-沉积物界面的交换速率与两湖沉积物中粘土矿物含量、生物硅（BSi ）含量及沉积物的粒度有较好的相关性。

沉积物释放的SiO 3-Si 对维持湖泊初级生产力有重要作用，乌梁素海沉积物释放的硅可提供浮游植物所需硅的11.96%，岱海沉积物释放的硅可提供浮游植物所需硅的41.3%。

从元素化学计量学角度考虑，结合两个湖泊上覆水营养盐浓度变化，随湖泊富营养化水平的逐渐提高，磷有可能成为乌梁素海初级生产力的潜在限制因子，而Si 是岱海初级生产力可能的限制因子。

关键词：硅；扩散通量；释放速率；水-沉积物界面；湖泊中图分类号：X524文献标志码：A 文章编号：1672-2043（2015）12-2349-08doi:10.11654/jaes.2015.12.014湖泊水-沉积物界面SiO 3-Si 交换通量研究颜道浩1，吕昌伟1，2*，何江1，2，王伟颖1，左乐1，李磊1（1.内蒙古大学环境与资源学院，呼和浩特010021；2.内蒙古大学环境地质研究所，呼和浩特010021）Exchange Fluxes of SiO 3-Si Across Water-Sediment Interface in Different LakesYAN Dao-hao 1,L ÜChang-wei 1,2*,HE Jiang 1,2,WANG Wei-ying 1,ZUO Le 1,LI Lei 1（1.College of Environment and Resources,Inner Mongolia University,Huhhot 010021,China;2.Institute of Environmental Geology,Inner Mongolia University,Huhhot 010021,China ）Abstract ：Silicon （Si ）flux greatly influences Si concentrations and primary productivity of aquatic ecosystems.An investigation was con -ducted to examine the release characteristics and fluxes of SiO 3-Si across the water-sediment interface in Lake Wuliangsuhai （WLSH ）andDaihai （DH ）by employing columnar simulation method.During the summer of 90days,the exchange rate of SiO 3-Si at the water-sedimentinterface was about 1.28mmol ·m -2·d -1,with 963.07t of SiO 3-Si released into lake water in WLSH,while it was about 1.10mmol ·m -2·d -1and 1.95mmol ·m -2·d -1in the deep and shoal water zones,respectively,with 893.41t of SiO 3-Si entered in Lake DH.This indicated that the sediments in WLSH and DH functioned as source of SiO 3-Si in the summer.The exchange rate of SiO 3-Si at sediments-water interface was correlated with clay and biogenic silica （BSi ）content and particle size of the sediments.Silicon released from sediments played an important role in maintaining lake primary productivity,providing 15%and 49.5%of SiO 3-Si required by phytoplankton in WLSH and DH,respec -tively.The stoichiometry results showed that phosphorus and SiO 3-Si would be the limiting nutrients for the primary productivity of phyto -plankton in WLSH and DH,respectively.Keywords ：SiO 3-Si ；diffusion flux ；release rate ；sediment-water interface ；lake收稿日期：2015-06-21基金项目：国家自然科学基金项目（41003049，40863003）；内蒙古自然科学基金项目（2015MS0404，2009BS0601）作者简介：颜道浩（1989—），男，硕士研究生，研究方向为环境地球化学。

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。

中国东部陆架海锋面的时空变化及其对细颗粒沉积物输运和沉积的影响

DOI: 10.16562/ki.0256-1492.2019050602中国东部陆架海锋面的时空变化及其对细颗粒沉积物输运和沉积的影响袁萍1，王厚杰1，毕乃双1，吴晓1，张勇21. 中国海洋大学海洋地球科学学院，海底科学与探测技术教育部重点实验室，青岛 2661002. 中国地质调查局青岛海洋地质研究所，青岛 266071摘要：本文利用中国东部陆架海不同季节的航次观测数据与HYCOM 模式数据，分析了HYCOM 模式输出的水体温盐数据在中国东部陆架海的适用性，并探讨了中国东部陆架海表底层温盐锋面的时空变化及其对细颗粒沉积物输运和沉积的影响。

研究结果表明，中国东部陆架海表、底层温度锋（盐度锋）的分布趋势基本一致（不考虑冲绳海槽以东的海域），但底层锋面的强度和锋区范围明显大于表层。

锋面的位置很好的体现了海区流系的基本格局。

表、底层温度锋面基本处于几大水团的交界处，说明表、底层温度锋面的分布与研究区环流和水团配置情况密切相关。

而表、底层盐度锋面的分布则与研究区入海径流、沿岸流以及暖流等的分布密切相关。

此外，对比锋面与中国东部陆架各泥质沉积区的位置可以发现，研究区温盐锋面的空间分布和季节变化对于泥质沉积区的形成具有重要的控制作用。

关键词：中国东部陆架海；锋面；时空变化；细颗粒沉积物；沉积物输运；泥质沉积区中图分类号：P76 文献标识码：ATemporal and spatial variations of oceanic fronts and their impact on transportation and deposition of fine-grained sediments in the East China Shelf SeasYUAN Ping 1, WANG Houjie 1, BI Naishuang 1, WU Xiao 1, ZHANG Yong 21. College of Marine Geosciences, Ocean University of China, Key Laboratory of Submarine Geosciences and Prospecting Technique, Ministry of Education,Qingdao 266100,China2. Qingdao Institute of Marine Geology, China Geological Survey, Qingdao 266071,ChinaAbstract: Observed hydrologic datasets and HYCOM modelling data were used in this paper to evaluate the applicability and stability of the HYCOM temperature and salinity data to the temporal-spatial distribution of oceanic fronts and its impact on transportation and deposition of fine-grained sediments in the East China Shelf Seas. The results show that the distribution of thermal fronts or salinity fronts are similar on the surface and bottom in the Bohai, Yellow and East China Seas excluding the east of Okinawa Trough. However, the strength and coverage of the fronts on the bottom are larger than those on the surface. The location of thermal fronts depends on the basic structure of currents. Both the surface and bottom thermal fronts develop along the boundaries of water masses, suggesting that thermal current fronts are closely related to the current and water masses of the study area. However, the distribution of the salinity fronts is greatly influenced by water discharge, coastal currents and warm currents. In addition, the distribution of mud patches in the Eastern China Shelf Sea are closely related to the patterns of oceanic fronts, which means that the thermal and salinity fronts do play a critical role in the formation of mud deposits.Key words: East China Shelf Seas; oceanic fronts; temporal and spatial variation; fine-grained sediment; sediment transportation; mud patches中国东部陆架边缘海（渤海、黄海、东海）是世界上最宽浅的陆架海之一，发育了一系列泥质沉积体，这些泥质体不仅是细颗粒沉积物[1-3]、重金属[4-5]以及有机污染物[6-9]的主要物质汇，同时由于这些泥质体沉积连续、信息记录完整，因此，包含了丰富的海洋（黑潮演变，黄海暖流变异，海平面变化）和陆地（东亚季风演化，物源区气候变化）环境变化信息[3,10-13]，是沉积物源汇研究和海陆相互作用资助项目：国家杰出青年科学基金项目“河口海岸学：现代黄河入海沉积物从源到汇的关键沉积动力过程”（41525021）；国家重点研发计划项目课题“大型水库调控下河口沉积动力过程及其生物地球化学效应”（2016YFA0600903）作者简介：袁萍（1989—），女，博士研究生，海洋地质专业，E-mail ：yuanping89@ISSN 0256-1492海洋地质与第四纪地质第 40 卷第 3 期CN 37-1117/PMARINE GEOLOGY & QUATERNARY GEOLOGYVol.40, No.3研究的重要信息载体。

亚热带河口陆基养虾塘水体溶解性碳浓度及沉积物-水界面碳通量时空动态特征

亚热带河口陆基养虾塘水体溶解性碳浓度及沉积物-水界面碳通量时空动态特征杨平;金宝石;谭立山;仝川【摘要】Aquaculture ponds play an important role in the global carbon cycle.In order to understand the dynamics of carbon in the shrimp ponds,dissolved carbon (dissolved organic carbon [DOC] and dissolved inorganic carbon [DIC]) concentrations in the pond water column,and the exchange fluxes of dissolved carbon across the sediment-water interface,were investigated in the Min River estuary (MRE) and Jiulong River estuary (JRE) on the southeast coast of China.Water and sediment samples were collected using a hydrophore and sediment sampler from three shrimp ponds in June,August,and October2015,respectively.Meanwhile,water-quality indicators (water temperature,pH,dissolved oxygen,and salinity) were measured in situ using a portable instrument.The dissolved carbon concentration in water was analyzed using a SHIMADZU TOC-VCPH-VCPH/CPN analyzer.Sediment oxygen and nutrient exchange (SONE) incubation techniques were used to measure the rates of dissolved carbon fluxes.The results showed that dissolved carbon concentrations in the pond water,and fluxes across the sediment-water interface from the estuaries of shrimp ponds greatly varied in spatial and seasonal dynamics.Mean dissolved carbon concentrations and fluxes were significantly higher from the shrimp ponds in the Min River estuary than in the Jiulong River estuary (P＜0.05).Average seasonaldissolved carbon concentrations (or fluxes) in the Min River estuary and Jiulong River estuary followed the order:August＞October＞June and October＞August＞June,respectively.The variations in dissolved carbon concentrations in the water were significantly positively correlated with the dissolved carbon fluxes across the sediment-water interface,indicating that the process of dissolved carbon release in the sediment affects the dynamic variation of dissolved carbon concentrations in the water column.Overall,the dynamic variation of dissolved carbon concentrations and fluxes in the shrimp ponds could be due to the synthetic action of abiotic factors (e.g.,temperature and salinity),the foraging and metabolic activity of shrimp,and feed supply.Our study highlights the need to consider the spatio-temporal difference of carbonic biogeochemical cycles to better understand the dynamic of carbon cycling from the aquaculture ecosystems in the estuaries.%以福建闽江和九龙江河口陆基养虾塘为研究对象,通过野外原位观测和室内模拟培养实验,开展了河口陆基养虾塘养殖期间水体溶解性有机碳(DOC)和溶解性无机碳(DIC)及养虾塘沉积物-水界面碳交换通量变化特征的研究.结果表明:时间变化上,养虾塘水体溶解性碳浓度及沉积物-水界面碳通量在闽江河口呈现8月中旬＞10月中旬＞6月中旬的特征,在九龙江河口表现为随养殖阶段推移而增加的趋势;空间变化上,闽江河口养虾塘水体溶解性碳浓度及沉积物-水界面碳通量显著高于九龙江河口;沉积物释放溶解性碳速率与水体溶解性碳浓度呈现显著正相关关系,沉积物碳释放过程是引起养虾塘水体溶解性碳浓度时空变化的重要因素.表明河口区水产养虾塘碳循环研究时需考虑不同形态碳生物地球化学循环的时空差异性.【期刊名称】《生态学报》【年(卷),期】2018(038)006【总页数】13页(P1994-2006)【关键词】溶解性有机碳;溶解性无机碳;碳通量;沉积物-水界面;水体;水产养殖塘;福建【作者】杨平;金宝石;谭立山;仝川【作者单位】福建师范大学地理科学学院,福州350007;湿润亚热带生态-地理过程教育部重点实验室,福州350007;福建师范大学地理科学学院,福州350007;福建师范大学地理科学学院,福州350007;福建师范大学地理科学学院,福州350007;湿润亚热带生态-地理过程教育部重点实验室,福州350007;福建师范大学亚热带湿地研究中心,福州350007【正文语种】中文全球气候变化已成为21世纪人类所面临的最大生态环境问题之一[1]。

大型水库热分层的水质响应特征与成因分析

收稿日期：2020-07-03；网络首发时间：2021-01-22网络首发地址：https:///kcms/detail/.20210122.1104.002.html基金项目：国家重点研发计划项目（2016YFC0401701）；中国水科院团队建设及人才培养重点项目（WE0145B592017）；中国水科院基本科研业务费项目（WE0163A052018，WE0145B422019，HTWE0202A242016）作者简介：李步东（1993-），硕士，主要从事流域水环境数学模型研究。

E-mail ：通讯作者：刘晓波（1978-），博士，教授级高级工程师，主要从事水环境数值模拟、河湖健康评估理论与方法等研究。

E-mail ：文章编号：1672-3031（2021）01-0156-09中国水利水电科学研究院学报第19卷第1期大型水库热分层的水质响应特征与成因分析李步东，刘畅，刘晓波，王世岩（中国水利水电科学研究院水生态环境研究所，北京100038）摘要：为研究大型水库热分层期间水质的响应特征及成因，于2018年4月—2018年12月对大黑汀水库坝前水体的水温及溶解氧等理化指标进行了连续性垂向监测，在此基础上分析了大黑汀水库季节性热分层变化规律以及各水质指标的响应特征。

结果表明：（1）大黑汀水库水体呈典型的单循环混合模式，热分层期间，溶解氧在垂向分布同样表现出季节性变化，且在水体底部出现严重的缺氧现象，但在形成时间上比热分层略有迟滞；（2）氨氮、总磷、磷酸盐以及铁、锰浓度表现为底层>中层>表层的变化趋势。

研究表明，水体热分层会改变水体中溶解氧的垂向分布结构，并进一步导致沉积物向上覆水体释放大量的氮、磷营养盐以及铁、锰等污染物，对水库的正常运行和管理产生不利影响。

关键词：热分层；缺氧现象；营养盐；还原性金属；水质中图分类号：X524文献标识码：A doi ：10.13244/ki.jiwhr.202001131研究背景河道筑坝成库后热力学条件发生明显改变，水库水温出现垂向分层现象［1-2］，而水体发生季节性热分层是湖沼学中最基本的物理过程［3-4］，在高温季节，深水湖泊上层湖体由于受到较强的来自大气及太阳辐射的物质和能量交换，致使湖体上下层产生温差，温差导致了水密度的不同，进而导致垂向剖面水温结构自上而下形成变温层、温跃层和滞温层［5］，呈现出季节性分层现象。

水动力条件对沉积物—水界面氧通量的影响

水动力条件对沉积物—水界面氧通量的影响郑阳华;邹浩东;何强;李宏;张青;陈德敏;艾海男【摘要】氧环境决定了水体沉积物中各种生命所需元素的最终归趋,沉积物—水界面是水相与沉积物相氧传递的重要场所,而水动力条件是影响沉积物—水界面氧传递的重要因素.选择三峡库区一级支流御临河为研究对象,根据长年监测数据建立实验室模型,采用声学多普勒流速测试仪及微电极测试系统构建了非侵入式涡度相关测试系统,探究了不同水动力条件对沉积物—水界面氧通量的影响.结果表明:水体静止状态下沉积物—水界面溶解氧浓度随时间的增加而减少,非静止状态下随时间的增加而增加;沉积物—水界面氧通量随水体流速的增加而增加.根据氧通量求解对应流速下垂直涡动扩散系数并进行线性拟合,当水体流速为0.01-0.14 m/s时,垂直涡动扩散系数与水体流速的相关性最好,此时沉积物—水界面氧通量的传递以涡动扩散为主导.【期刊名称】《湖泊科学》【年(卷),期】2018(030)006【总页数】8页(P1552-1559)【关键词】沉积物—水界面;涡度相关测试系统;水动力条件;氧通量;垂直涡动扩散系数;水体流速;御临河【作者】郑阳华;邹浩东;何强;李宏;张青;陈德敏;艾海男【作者单位】重庆市环境保护局,重庆401147;重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室,重庆400044;重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室,重庆400044;重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室,重庆400044;长沙市规划设计院有限责任公司,长沙410000;重庆大学法学院,重庆400044;重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室,重庆400044【正文语种】中文沉积物是水体中物质与能量代谢的重要场所[1], 沉积物中氧环境决定了物质在沉积物中的赋存形态与最终归趋[2-7]. 沉积物中的氧主要来源于上覆水体中溶解氧的传递,而沉积物-水界面(sediment-water interface,SWI)是氧传递发生的重要区域.这种传递作用主要受以下几种条件的影响：(1)沉积物的耗氧——沉积物中的耗氧过程主要有生物呼吸作用(如底栖生物、微生物)、有机物质降解作用(如有机碳化合物)、还原性物质的氧化作用(处于还原态的硫、铁、锰等)；(2)上覆水体中的氧浓度——水体中氧浓度受大气复氧、浮游植物光合作用产氧等影响；(3)水体水动力条件——氧从水相向沉积物相的传递方式包括分子扩散与涡动扩散,水动力条件主要影响扩散的速率.关于SWI氧通量的研究,大部分集中在海洋[8-10],近年来,也有学者开始关注湖泊中氧的传递过程,但对于河流水体中氧传递过程却关注较少,而且往往将SWI氧通量与水中营养盐等物质相关联[11-15]. 然而,SWI氧通量的大小除了与水体中的物质有关之外,水动力条件也是影响它的重要因素. 目前,关于水动力条件对SWI氧通量影响的相关研究还比较少.在准确表征SWI氧通量的产生、影响因素方面,高精度的原位监测技术成为了主要制约因素. 随着计算机科学的发展以及传感技术的进步,非侵入式涡度相关原位监测技术被逐步应用于SWI通量的研究中[16] 其理论基础是由Montgomery(1948)、Swinbank(1951)、Obukhov(1951)提出的[17],核心在于对测试点流速与氧浓度的同步监测. 该方法在过去的几十年内已经普遍应用于土壤-大气、海洋-大气、海洋-沉积物等界面之间的CO2、水汽等的通量测量[18-19],近年来慢慢被应用于天然水体的通量原位监测[20-21]. 如McGinnis等与Brand等[22-23]分别采用涡度相关技术对Wohlen水库和Alpnach湖的SWI氧通量进行了研究,结果表明涡度相关技术是测量天然水体氧通量的一种极为有效的方法.SWI氧通量受外部环境条件影响较大,特别是水动力条件. 因为水动力条件会改变氧在SWI的传质原理,而以往的研究对此关注较少. 论文选取三峡库区一级支流御临河为研究对象,原位采集底泥沉积物与上覆水,模拟天然水体环境. 构建非侵入式涡度相关测试系统,探究不同水动力条件对SWI氧通量的影响, 旨在深化人们对水体SWI氧通量的理解.1 材料与方法1.1 实验装置图1 装置示意图(1. 多普勒测速仪；2. 溶解氧微电极；3. 自动往返轨道；4. 搅拌转子；5. 微电极测试系统；6. 多普勒测速系统)Fig.1 The schematic diagram of the device实验装置如图1所示. 该实验装置为长×宽×高=1.2 m×1.0 m×0.8 m的长方体水槽,框体材质为有机玻璃. 在距长方形水槽短边40 cm处左右各设置一根铁架,在铁架中心对称设置两台可调转速的搅拌转子,通过调节转速,可模拟各种水动力条件. 装置正中铺设有速度可调节的自动往返轨道,多普勒测速仪可固定在轨道下方自动往复. 轨道中间设置有可伸缩调节高度的竖杆,将溶解氧微电极固定于竖杆上,调竖杆节高度使微电极探头位于多普勒测速仪正下方. 实验过程中所用多普勒测速仪与微电极测试系统通过电缆各自连接多普勒测速仪主机及微电极测试系统主机,用于将各自信号输出到计算机并通过相应软件转变为所需数据.图2 御临河区位Fig.2 The location of Yulin River1.2 实验材料研究采用的样品底泥沉积物及上覆水均采集于御临河(图2). 御临河(29°34′45″～30°07′22″N,106°27′30″～106°57′58″E),是三峡库区库尾、长江一级支流. 根据长年监测数据,受三峡工程成库与回水影响,御临河在每年4-9月处于放水期,平均流速约为0.05～0.33 m/s; 10月-次年3月处于蓄水期,平均流速约为0.01～0.08 m/s,河流呈现明显的湖库型特征. 使用便携式沉积物采样器采集底泥,所采底泥沉积物尽量减少扰动,保持原状并将其迅速放置于聚乙烯桶内密封保存,运回实验室进行预处理. 将经预处理后的底泥均匀平铺在装置底部,厚度约为10 cm. 上覆水用简易采水器于同一位置采集,置于聚乙烯桶内,运回实验室. 实验开始前对上覆水进行测试,高锰酸盐指数为12 mg/L,总氮浓度为1.8 mg/L,氨氮浓度为1.6 mg/L,总磷浓度为0.1 mg/L. 用虹吸法将上覆水引入水槽,控制水深为50 cm,实验室温度25℃,气压981.45 hPa.1.3 非侵入式涡度相关测试技术涡度相关是一种基于湍流理论和统计分析的测试技术,采用非侵入式涡度相关测试技术[16]测量不同水动力条件下的SWI氧通量,原理简介如下.水体中任意时刻和位置处,控制水柱中由平流传输和分子扩散引起的垂直氧通量O2Flux(mmol/(m2·s))可表示为：(1)式中,uz为垂直流速(m/s),C为溶解氧浓度(mmol/m3),D为水中分子扩散系数,z为垂直距离为氧的浓度梯度(mmol/m4).因为湍流扩散在绝大部分自然水体扩散边界层中起主导作用,分子扩散作用可忽略,上式可简化为：O2Flux=uz·C(2)此外,由雷诺分解,有(时均速度+脉动速度)和(时均浓度+脉动浓度).假定代入上式,运用雷诺平均法则,上式可进一步简化为：(3)式中,N指实验中计算时段内获得的由溶解氧浓度及对应垂直流速组成的有效数据的组数,表示氧通量在计算时段内的时均值. 该式表明,某段时间内垂直方向上通过单位面积的氧通量大小等于水流的垂直流速与氧脉动浓度的协方差.实验原始数据由多普勒测速仪(River Surveyor M9,美国SonTek公司)以及溶解氧微电极(OX25,丹麦Unisense公司)获得. 其中,溶解氧微电极主要测量实验装置往返轨道中心点下方对应SWI中心点上方(底泥中心点上方10 cm)处的溶解氧浓度,设置为每3 s获取1个溶解氧数据. 多普勒测速仪主要测量不同水动力条件下该点的垂直流速. 测得SWI中心点上方位置的垂直流速以及溶解氧浓度后,利用上述涡度相关测试技术即可计算出对应水动力条件下SWI的氧通量.1.4 垂直涡动扩散系数求解方法自然状态下的河流一般处于紊流状态. 水体的涡动程度可以用垂直涡动扩散系数(Coefficient of vertical eddy diffusion,Kv)来衡量. 垂直涡动扩散系数是对混合强度的一个度量,用以表征在水体上、下层之间气体和营养物质的交换,以及动量和热量的交换[24]. Imboden和Emerson[25]基于菲克(Fick)方程,使用温跃层的Kv和缺氧湖下层与好氧混合层之间的磷浓度梯度计算出磷扩散进入混合层的通量. 类似地,用溶解氧的Kv乘以水体上下层之间氧的垂直浓度梯度时,得到的数值可以提供这两个区域之间单位面积氧的交换率,即氧通量. 计算公式如下：(4)式中,Kv为垂直涡动扩散系数(m2/s).1.5 实验设计根据长年监测结果,选取5个不同的水动力条件,通过依次调节搅拌转子转速,使实验装置测量点在垂直流速为0±0.01、0.03±0.02、0.07±0.02、0.12±0.02和0.20±0.02 m/s(平均流速为0、0.03、0.07、0.12和0.20 m/s)的条件下分别运行1 h,即为1组实验. 每组实验重复进行5次.2 结果与讨论2.1 不同水动力条件下SWI氧通量的解析以平均流速为0 m/s为例,展示利用涡度相关测试技术所获得的单组测试结果(图3). 当监测点垂直流速介于-0.01～0.01 m/s之间时,取3 min为周期,用微电极测得的瞬时溶解氧浓度C计算该周期内溶解氧平均浓度之后由雷诺分解计算溶解氧脉动浓度C′；用多普勒测速仪测得该点瞬时垂直流速uz,假定则根据非侵入式涡度相关测试系统算法计算与C′的协方差,即得该周期内SWI氧通量在-1.756～1.031 mmol/(m2·h)之间波动. 同理,以30 min为周期,计算得到静止状态下SWI氧通量为-0.230 mmol/(m2·h),负号表明,氧在SWI由水相向沉积物相传递.图3 平均流速为0 m/s时监测点垂直流速、氧浓度和SWI氧通量 Fig.3 Vertical velocity, O2 concentration and SWI oxygen flux when the average velocity is 0 m/s当平均流速为0 m/s时,5组实验中监测点的溶解氧浓度均随时间的增加而减少. 产生这种现象的原因可能是水体在静止状态下,氧从水相向沉积物相传递速度大于气相向水相复氧速度,导致上覆水体中溶解氧浓度不断降低,在第1组实验中从29.994 mmol/m3降至27.424 mmol/m3,溶解氧浓度变化量为-2.570 mmol/m3. 而当水体处于非静止状态,即平均流速大于0 m/s时(图4),监测点的溶解氧浓度均随时间的增加而增加,且变化幅度随扰动流速的增加而增加. 这可能是由于水体扰动使得大气复氧速率增加,而氧在SWI中的传递除了受水动力条件的影响外,还受其他因素的影响,导致氧从水相传递至沉积物相出现滞后,因而造成监测点溶解氧的累积.图4 监测点溶解氧浓度Fig.4 The dissolved oxygen concentration of the monitoring point图5 实验氧通量结果Fig.5 The oxygen flux results of the experiment依次提高搅拌速度改变水动力条件,重复进行5次实验,即为1组实验. 重复进行5组实验,利用上述计算方法,得到氧通量(图5).图6 水体流速为0～0.01 m/s(a)、0.01～0.14 m/s(b)和0.18～0.22 m/s(c)时垂直涡动扩散系数随流速变化Fig.6 The variety of vertical eddy diffusion coefficient with flow rate at the velocity of 0～0.01 m/s(a)， 0.01～0.14m/s(b) and 0.18～0.22 m/s(c)在实验模拟的水动力条件范围内,SWI氧通量大小随着平均流速的升高而升高,在平均流速0、0.03、0.07、0.12和0.20 m/s下的氧通量平均值±标准差分别为-0.213±0.022、-0.561±0.080、-0.952±0.092、-1.561±0.140和-2.955±0.094 mmol/(m2·h),误差在实验允许范围内.2.2 不同水动力条件对垂直涡动扩散系数的影响根据实验数据,首先求出每3 min周期测量点SWI氧通量,然后利用公式(4)求解不同流速下Kv. 根据数据分布特点,选择进行线性拟合,建立水体流速与 Kv之间的单因素回归模型,得出不同水体流速u与Kv的拟合函数Kv=au+b. 其中a具有m的量纲,b具有m2/s的量纲,根据不同的流速区间,a、b取值不同.1)水体流速为0～0.01 m/s时SWI的Kv模型(图6a). 当水体流速为0～0.01 m/s 时,溶解氧的Kv与水体流速的拟合函数为：Kv=1.085×10-7u+8.662×10-10(5)式中,Kv为垂直涡动扩散系数(m2/s)；u为水体流速(m/s).此时,垂直涡动扩散系数在0.9×10-9～2.2×10-9 m2/s之间,与Hofman等[28]测定的氧在沉积物表层的扩散系数(0.003×10-9～0.010×10-9 m2/s)在数量级上是一致的,不同之处在于当水体流速接近0.01 m/s已不能与曲线较好的拟合. 另外,垂直涡动扩散系数与流速的R2值达到0.8611,相关性较好. 结果表明,当水体流速介于0～0.01 m/s之间时,由于流速非常小,此时分子扩散与涡动扩散的共同作用造成SWI溶解氧的传递.2)水体流速为0.01～0.14 m/s时SWI的Kv模型(图6b). 当水体流速为0.01～0.14 m/s时,溶解氧的Kv与水体流速的拟合函数为：Kv=1.165×10-7u+8.637×10-8(6)此时,水体处于紊动且底泥未悬浮状态,溶解氧Kv随着水体流速的增加线性增加,垂直涡动扩散系数与流速之间的R2值达到0.9828,此阶段SWI氧通量主要由垂直涡动扩散起主导作用,数量级远远大于分子扩散. 随着水体流速增大,引起SWI水体的扰动,扩散边界层(diffusive boundary layer,DBL)厚度不断减少,底边界层(bottom boundary layer,BBL)厚度不断增加,紊动传质距离增加. 形成较大的溶解氧扩散梯度,沉积物作为汇,溶解氧由上覆水体源源不断向沉积物补充.3)水体流速为0.18～0.22 m/s时SWI的Kv模型(图6c). 当水体流速为0.18～0.22 m/s时,溶解氧的Kv与水体流速的拟合函数为：Kv=2.686×10-6u-2.885×10-7(7)此时底泥沉积物普遍开始悬浮,水体开始浑浊,悬浮量随着速度的增加而增加. 沉积物中还原性物质迅速耗氧,靠近底泥的BBL甚至可能形成缺氧状态. 随着水体流速的增加,BBL中涡动扩散更加明显. 垂直涡动扩散系数与流速之间的R2值仅为0.1306. 其原因是沉积物再悬浮时,底泥中的有机物和还原性物质与溶解氧的接触面积大大增加并充分反应,氧通量大幅增长,而涡动扩散系数不再仅受水体流速影响.2.3 不同水动力条件下SWI氧通量的变化规律由5组实验每小时氧通量变化量与变化率图(此时氧通量变化量与变化率在数值上相等)可知,不同水动力条件下的氧通量变化量与变化率呈现明显的三段式特征,具体表现为：0～1 h,水体处于静止状态,平均流速为0 m/s,此时有少量氧通量存在. 1～2 h,水体平均流速为0.03 m/s,水体由静止开始缓慢流动,分子扩散与涡动扩散共同起主导作用,上覆水体氧浓度迅速增加,变化率从无到有,斜率较大,平均为0.348mmol/(m2·h2).图7 不同水动力条件下SWI氧通量的变化量与变化率Fig.7 The change of SWI oxygen flux and the rate of change under different hydrodynamic conditions2～3和3～4 h的水体平均流速分别为 0.07 和0.12 m/s,此时水体处于紊动状态,涡动扩散起主导作用. 此时,溶解氧由水相向沉积物相传递的大小主要由水体流态决定,BBL涡旋尺度在这个流速区间增加较慢,变化率较为平缓,氧通量变化率平均值分别为0.390和0.609 mmol/(m2·h2)(图7).4～5 h,水体平均流速变为0.20 m/s,水体处于紊动状态. 同时,SWI表层底泥开始悬浮,表层底泥与水的接触面积大大增加,沉积物中耗氧物质与氧充分反应,微生物呼吸作用更为活跃,氧浓度梯度大,传质速率高,氧通量变化率达1.394 mmol/(m2·h2),约为4 h末的2.3倍. 此时,涡动扩散系数不再仅受水体流速影响(图7).3 结论利用涡度相关技术测试了不同水动力条件下SWI氧通量大小,分析了不同水动力条件下氧通量的变化规律和影响因素,得出以下结论：1)不同水动力条件对SWI溶解氧浓度有较大影响. 在静止状态下,氧从水相向沉积物相传递速度大于气相向水相复氧速度,导致上覆水体中溶解氧浓度不断降低；在非静止状态下,由于水体存在扰动,复氧速度与SWI氧传递速度均随平均流速的增加不断增加,而复氧速度始终大于传递速度,上覆水体溶解氧浓度不断增加.2)不同水动力条件对SWI氧通量的影响显著,随着平均流速的增加,氧通量增加.3)不同水动力条件下,将垂直涡动扩散系数与平均流速进行线性拟合. 当水体流速为0～0.01 m/s时,Kv与流速的相关性较好,R2=0.8611,此时溶解氧受分子扩散和涡动扩散共同影响；当水体流速为0.01～0.14 m/s时,Kv与流速的相关性最好,R2=0.9828,此时溶解氧以涡动扩散为主；当水体流速为0.18～0.22 m/s时,溶解氧以涡动扩散为主,但Kv与流速的相关性较差.4 参考文献【相关文献】[1] Wu FC, Wan GJ, Cai YR et al. 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一个抽水水库的沉积物及其无机磷含量的分布特点

ＡｂｔａｔＴｒｕｈｍｅｓｒｎｅｐｒｃｅｓｚａｔｎｎｅｃｎｅｔｆｏｇｎｃｐｏｐｏｃｉｅｉｎｓｆｕｅｔｒｇｅｅ— ｓｒｃ：ｈｏｇａｕｉｇｔａｔｌｉｅｆｃｉｓｄｔｏｔｎｓｉｒａｉｈｓｈｒｎｓｄｍｅｔｐｍｐｄｓａｅｒｓｒｈｉｒｏａｈｏ５ｎｉｏａｏ
林彰文，顾继光，韩博平
（暨南大学水生生物研究所，广东广州５０３）６２１
摘
要：通过对抽水水库—— 大镜山水库沉积物粒径组成以及沉积物的无机磷形态分级分离的测定，了抽水水库沉积物及其研究
无机磷含量的分布特点。结果表明，４个特征区域沉积物粒径组成差异较大，总无机磷含量在水库４个区域从人出水口至库尾呈明显的递减趋势，无机磷组分中，ＯＰ平均含量最高，以 — 其次是Ｆ — 再Ｐ，ａＰＡ一，
，
ｐｔｒｎｏａｉｎｏｔｒｉｌｔｎｕｌｔｅｗｅｎａｐｍｐｄｓｏａｅｒｓｒｏｒａｄａｔｐｃｌｅｅｏｒｔｅｄｓｒｕｉｎｏｄｍｅｔｎａｔｎａｄｌｃｔｏｆｅｅｄｏｔｔｅｕｅｔｒｇｅｅｉｎｉａｓｒｉ，ｈｉｔｂｔｆｅｉｎｓａｄｅｗａｎａｅｂｖｙｒｖｉｏｓ
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宜昌市天福庙水库沉积物磷形态分布特征及其释放通量估算

宜昌市天福庙水库沉积物磷形态分布特征及其释放通量估算刘明盟;李永福;葛继稳;赵增辉;郑伟;包宇飞【摘要】为揭示天福庙水库沉积物中磷的形态及空问分布特征,探讨沉积物-水界面磷的释放通量及其主要影响因素,在天福庙水库库区内设立了6个采样点,采用SMT(磷形态标准测试程序)法测量其沉积物中磷的形态组成,对沉积物磷空间分布、间隙水及上覆水PO43-质量浓度变化特征进行了分析,估算了磷释放通量.结果表明:①库区沉积物中TP主要由Ca-P(钙磷)构成,TP在水库库尾和支流入库处具有较高的质量分数,分别为4 904.6、5 015.2 mg/kg.TP、IP(无机磷)、Ca-P时空动态具有一致性,磷矿石灰污染是重要原因.②孔隙水中PO43-质量浓度在沉积物表层1～3 cm内存在很高的峰值,达11.3 mg/L,各采样点均高于上覆水中PO43-质量浓度,存在向上覆水释放PO43-的风险,孔隙水中PO43-质量浓度与TP质量分数及磷形态相关.③采用孔隙水扩散模型法估算PO43-在沉积物-上覆水界面上的释放通量,库区沉积物磷释放通量范围为0.13～3.08 mg/(m2·d),平均值为1.03 mg/(m2 ·d),处于较高水平.研究显示,磷矿开采是干流沉积物磷来源和形态组成的重要原因,库区磷释放通量与水流扰动密切相关,坝前、支流交汇处、库尾是库区内源磷污染的主要区域.【期刊名称】《环境科学研究》【年(卷),期】2018(031)007【总页数】8页(P1258-1265)【关键词】沉积物;磷形态;分布特征;释放通量【作者】刘明盟;李永福;葛继稳;赵增辉;郑伟;包宇飞【作者单位】中国地质大学(武汉)盆地水文过程与湿地生态恢复学术创新基地,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(武汉)盆地水文过程与湿地生态恢复学术创新基地,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(武汉)盆地水文过程与湿地生态恢复学术创新基地,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;宜昌市黄柏河流域管理局,湖北宜昌 443000;宜昌市黄柏河流域管理局,湖北宜昌 443000;中国水利水电科学研究院水环境研究所,北京100038【正文语种】中文【中图分类】X37沉积物内源性污染是水源水库面临的突出问题,湖库沉积物通常可被看成磷的“汇”和“源”，在环境条件适宜下沉积物磷会通过沉积物-水界面大量释放进入上覆水体[1-2]. 磷的赋存形态决定了沉积物向水体释放磷元素的能力[3-4]. 各种磷形态中，铁铝结合态磷被认为是最具反应活性的形式[5]，Ca-P(钙磷)是活性较低的惰性磷，对水体富营养化影响小，在pH降低时可大量释放[6]，OP(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，主要通过微生物分解为IP(无机磷)，再进入上覆水参与生物地球化学循环[7]. 由于人类活动的干扰，流域形态日趋单一化、渠道化和湖库化[8]，在水深较大、水体分层的水库中，沉积物磷一方面在浓度梯度作用下不断向上层水体扩散，另一方面季节交替时，水库发生“翻库”现象，释放的磷会随上升水流被带至水库表层，使库区水体富营养化，水质恶化[9].我国流域型水库众多，其中大部分已运行20 a以上，天福庙水库位于黄柏河流域上游，是宜昌市饮用水源地之一，由于其固有性质所限，泥沙淤积情况日益严重，且水体TP质量浓度偏高. 水源水库有别于一般意义上的湖库，其最大的差别在于前者对水质要求更高. 在外源磷得到有效控制的情况下，淤泥的内源磷释放成为影响库区水质的重要因素，因此沉积物中磷的赋存形态及其分布规律亟待开展更加系统和全面的研究. 该研究通过对库区沉积物磷的系统性分析，为库区管理和内源性治理提供前提和依据.1 材料与方法1.1 研究区域概况黄柏河为长江一级支流，自上而下建有4座水库，天福庙水库处于黄柏河流域东支上游第二级，流域内山势陡峻，河谷深切，洪水涨落迅猛，为典型的山溪型河流，河谷形态多呈梯形或U型，河床为砂卵石覆盖. 天福庙库区人口稀少，除有部分磷矿企业外，基本为植被所覆盖. 坝址以上集水面积为553.6 km2，多年平均径流量为7.6 m3/s，多年平均径流总量为2.69×108 m3，总库容为 6 040×104 m3，正常蓄水位为409 m，平均水深为30 m，最深处可达50 m，为中型水库，建成已有30余a.1.2 采样点分布该研究于2016年6月在天福庙水库库区开展了为期7 d的取样调查，选点原则为支流交汇处、坝前淤积处、库尾、库中等6个采样点，其中4号和6号采样点为主干流，来水量较大，5号采样点位于库区最大支流神龙河入口处， 2号和3号采样点为水库回水区，仅降雨期间有水流入库，1号采样点位于坝首，采样期间水库水位处于402.48～402.70 m，未发生降雨. 采用差分DGPS导航定位，采样点分布见图1.图1 天福庙水库采样点分布Fig.1 Sampling points of Tianfumiao Reservoir 1.3 样品采样与处理沉积物样品采用柱状采样器采集，采样过程中不扰动沉积物. 沉积物按照2 cm分层后，装入带有刻度的聚乙烯离心管，4 ℃密封保存. 沉积物-水界面的上覆水，采用负压导流管引出，储存于500 mL的聚乙烯瓶中. 所得样品运回实验室进一步处理.在实验室条件下对水库不同深度的沉积物样品进行分析，采用L53R-1型冷冻离心机(湖南迈达仪器有限公司)以 4 000 r/min离心15 min得到对应沉积物的孔隙水，孔隙水样品经过孔径为0.45 μm的玻璃纤维滤膜(Whatman，英国)过滤，并在24 h之内进行PO43-质量浓度的测定，检测仪器为全自动化学分析仪(Themo Fisher，美国)，分析方法参考文献[10]. 剩下的沉积物泥样自然风干后，称重、研磨、200目(0.075 mm×0.075 mm筛孔)过筛后，密封保存备用.采用SMT(磷形态标准测试程序)法对沉积物中各形态磷进行提取，测定各形态磷质量分数. SMT法将沉积物中磷分成5种形态，分别为TP、IP、OP、Fe/Al-P、Ca-P [11].1.4 数据处理与分析沉积物容重计算公式：BD=(d-b)/v(1)沉积物的孔隙度计算公式：φo=1-BD/ρ(2)式中：BD为沉积物容重，g/cm3; b为已知铝盒质量，g; v为已知铝盒体积，cm3; d为烘干后铝盒与干土的质量，g; φo为表层沉积物的孔隙度; ρ为沉积物密度，一般取2.65 g/cm3.所有样品采集均设3个平行，所得数据采用 Excel 2007、Origin 9.0和 SPSS 23.0、ArcGIS 10.2进行图表绘制和统计分析.2 结果与分析2.1 沉积物磷形态空间分布特征图2 天福庙水库各采样点磷形态构成Fig.2 Phosphorus form of Tianfumiao Reservoir sampling points天福庙水库6个采样点沉积物磷形态平均质量分数的构成如图2所示. 从图2可以看出，天福庙水库6个采样点的TP质量分数范围为 1 255.3～5 015.2 mg/kg，平均值为 2 771.6 mg/kg，表明天福庙水库沉积物的磷负荷已经较为严重，磷的释放易引起水体的富营养化和水质恶化[12]. 沉积物中Ca-P的质量分数介于713.3～4 346.8 mg/kg之间，平均值为2 179.3 mg/kg，占TP质量分数的78.6%，占IP质量分数的93.7%，Ca-P是库区沉积物的主要组成成分. Fe/Al-P 质量分数介于109.1～162.4 mg/kg之间，平均值为126.3 mg/kg，占TP质量分数的4.6%，占IP质量分数的5.5%，质量分数相对较低. 水平分布上，1号、5号、6号采样点Fe/Al-P质量分数较高，2～4号采样点质量分数较低，但变化幅度不大，反映了沉积物环境处于相对稳定的状态.沉积物TP主要由IP构成，OP占比较低. IP质量分数介于802.1～4 520.3 mg/kg之间，平均值为 2 326.9 mg/kg，占TP质量分数的83.9%. OP 质量分数介于263.2～500.0 mg/kg之间，平均值为444.7 mg/kg，占TP质量分数的16.0%. OP、Fe/Al-P各采样点质量分数较小，库区主要受Ca-P污染.各采样点的磷形态垂向分布情况如图3所示. 从图3可以看出，TP质量分数总体波动变化规律不一. 各采样点TP质量分数不同的变化规律，反映了不同的水力沉积和外部复杂的变化环境. Fe/Al-P质量分数随深度增加而变化不大，主要是因为其质量分数较小，随深度增加矿物晶型有序化，吸附能力较弱，还原性条件下相对稳定. OP 在沉积过程中不断被生物分解、利用，转化为IP，其垂直方向无明显变化规律. TP和Ca-P、IP质量分数垂直方向上变化趋势一致，4～6号采样点TP、Ca-P、IP质量分数均表现为先下降后上升，这与库区本身所处特大型磷矿床上和受磷矿开采产生的含磷污水从干流入库有关，其表层约7 cm以上Ca-P质量分数随深度增加而逐渐减小，表明Ca-P还在不断输入. 在上覆水强大的压力下成岩作用过程中不稳定的水合PO43-等会向较为稳定的磷灰石转化，同时流域固有的碱性土壤地球化学环境特点使得该水库沉积物中磷主要以磷灰石形式存在，这是沉积物芯柱底层Ca-P质量分数较高的原因，因此Ca-P质量分数随深度的增加先降后升.注： a、b、c、d、e、f分别表示1号、2号、3号、4号、5号、6号采样点.图3 天福庙水库各采样点磷形态垂向分布Fig.3 Vertical distribution of phosphorus patterns of Tianfumiao Reservoir s ampling points2.2 沉积物孔隙水及上覆水PO43-质量浓度变化特征图4 天福庙水库各采样点孔隙水PO43-质量浓度Fig.4 PO43-of pore water in Tianfumiao Reservoir sampling points孔隙水作为沉积物空隙中的自由水，是连接沉积物和上覆水的纽带，其中污染带的迁移是影响上覆水化学特征的重要因素[13]. 天福庙水库孔隙水PO43-质量浓度在沉积物表层1～3 cm内存在很高的峰值，且大于上覆水中PO43-质量浓度，存在向上覆水释放PO43-的风险. 由图4可知，1号、5号、6号采样点沉积物芯柱孔隙水PO43-质量浓度范围为0.95～3.08 mg/L，平均值为1.82 mg/L. 2～4号采样点沉积物芯柱孔隙水PO43-质量浓度范围为0.37～0.9 mg/L，平均值为0.606 mg/L，显著低于1号、5号、6号采样点. 推测认为1号采样点位于坝首，水面较宽，水流缓慢，沉降作用较明显，易于几条入库河流所携带营养物质的沉积[14]. 5号采样点位于支流入库处，6号采样点位于库尾，上游河流携带污染物进入库区时，断面扩大，流速减慢，污染物易于沉积[15]. 5号采样点在表层1～3 cm处存在一个很高的峰值，达11.3 mg/L，反映了5号采样点入库支流污染情况较严重.孔隙水PO43-质量浓度与磷形态密切相关，2号、3号采样点OP、Fe/Al-P质量分数占TP质量分数相对较高，OP矿化降解可产生溶解态磷，同时底层有机质降解消耗DO，Fe/Al-P还原溶解，释放出的PO43-通过孔隙水向上迁移，上部沉积物由于氧化还原电位较高，二价铁被氧化为三价铁又与部分PO43-结合沉淀下来，形成表层PO43-迁移的“屏蔽效应”，导致孔隙水PO43-质量浓度随深度增加而增加. 4～6号采样点OP、Fe/Al-P质量分数占TP质量分数较低，沉积物以Ca-P 为主，主要受表层水流扰动影响而释放，因此表层5 cm以上孔隙水PO43-质量浓度较高，随深度增加而降低，约6 cm以下趋于稳定. 1号采样点由于表层Ca-P 质量分数较高，因此与4～6号采样点孔隙水PO43-质量浓度变化趋势相似.上覆水PO43-质量浓度水平方向无明显变化规律(见表1)，但通过与各影响因素的相关分析表明，其与水库水深呈显著正相关(R=0.89，P<0.05). 一方面，附着在悬浮物上TP密度较大，向底层迁移，库区水体分层，水深越大，则上下水层交换越少，底层PO43-分布越多. 另一方面大坝发电出水口高于1号采样点底部约25 m，底层水体流动性弱，换水周期长，一旦受到污染，很难输出. 因此水深越大，上覆水高程低于发电出水口水位，PO43-质量浓度越高.表1 天福庙水库各采样点上覆水PO43-质量浓度及水深Table 1 PO43-of overlying water and water depth inTianfumiao Reservoir sampling points采样点编号上覆水PO43-质量浓度∕(mg∕L)水深∕m10.8213820.1123230.0752440.8603450.2592660.038172.3 沉积物芯柱磷释放通量估算水-沉积物界面磷的释放主要通过：①有机质分解，产生的PO43-有一部分在被沉积物中的铁氧化物颗粒吸附前，就迅速扩散至上覆水体; ②表层受扰动使下层沉积物孔隙水的PO43-直接释放到上覆水体; ③铁氧化物的还原等[16]. 释放出来的磷首先进入孔隙水中，然后通过沉积物表面扩散进入上覆水，整个过程主要受浓度差支配. 天福庙水库扰动作用较小，水深较大，可以认为分子扩散是沉积物溶解组分通过孔隙水向上覆水体迁移的最主要方式，采用孔隙水扩散模型法估算PO43-在沉积物-上覆水界面上的释放通量，孔隙水的分子扩散过程满足Fick第一定律：(3)式中：F为扩散通量，表示单位面积每天扩散的PO43-质量，mg/(m2· d); Ds为分子扩散系数;为沉积物-水界面营养盐浓度梯度〔mg/(L·cm)〕，其计算方法是利用沉积物与水界面2 cm深的沉积物间隙水与上覆水的PO43-质量浓度差计算得到, 即浓度梯度为0～2 cm沉积物间隙水与上覆水中PO43-质量浓度差，再除以1 cm得到.Ds为考虑了沉积物弯曲效应的实际分子扩散系数. 由于Ds包括弯曲度的影响，在实际工作中沉积物弯曲度的测量十分困难，所以通常根据稀溶液中溶质的扩散系数来推导. 分子扩散系数(Ds)与孔隙度(φo)之间的经验关系[17]如下：Ds=φoD0φo<0.7(4)Ds=φo2D0φo>0.7(5)式中：D0为营养盐在无限稀释溶液中的理想扩散系数，取6.12×10-6 cm2/s. 通过对比国内其他湖库磷释放通量发现，长江上游其他支流[18]为-0.60～2.47 mg/(m2·a) (冬季)、滇池[19]为0.90～2.06 mg/(m2·d)、太湖[20]为1.09 mg/(m2·d).天福庙水库沉积物磷释放通量范围为0.13～3.08 mg/(m2·d)(见表2)，平均值为1.03 mg/(m2·d)，处于较高水平，是天福庙水库富营养化的一个潜在隐患.表2 天福庙水库磷释放通量估算Table 2 Estimation of phosphate release fluxes in Tianfumiao Reservoir采样点编号φocxx=0∕[mg∕(L·cm)]F∕[mg∕(m2·d)]10.3731.5691.1520.3530.3430.2230.3490. 1590.1340.4840.5400.6750.23011.0413.0860.3281.6620.943 讨论3.1 沉积物磷空间分布形成原因分析库区周边磷矿资源丰富，均产于震旦系的大型沉积矿床，P2O5质量分数为20%～30%，磷矿开采方式多为地下开采形式. 根据常年监测显示，2013年以前库区基本为GB 3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅱ类及以上水质，目前为GB 3838—2002 Ⅲ类水质，春、秋季部分时间由于藻类生长恶化为GB 3838—2002 Ⅳ类水质，库区水体TP质量浓度处于相对偏高水平(见图5).图5 神龙河入河口、水库库尾、库首TP质量浓度Fig.5 TP content of Shenlong River, tail and head of the reservoir天福庙水库水体磷污染源主要有上游水库及支流来水、周围磷矿点源污染、农村面源、洪水对山林的冲刷等几个方面. 由于库区磷污染源来自上游，TP主要由以Ca-P为主的磷灰石组成，磷矿开采产生的磷灰石颗粒较大，水库水深较大，底部水流动力弱，沉积后仅其中的细沙易于随水流向下游迁移，因此TP质量浓度从库尾至库首逐渐减少. 支流入库处TP质量浓度较其他采样点更高，支流是外源磷污染物输入的主要通道，这与张奇等[21]对滇池的研究结果一致.根据沉积物各组分的相关关系分析得知，沉积物中TP质量分数与IP、Ca-P质量分数之间相关系数高达0.95(P<0.01)以上，三者的时空动态具有一致性，且主要受Ca-P质量分数的影响，Ca-P一方面来源于水生动物尸体的沉积，另一方面根据库区周边矿企分布情况，矿井涌水，矿渣淋溶水，开采运输过程中产生的磷矿石灰等也是Ca-P的重要来源. 2号、3号采样点没有磷矿企业存在的支流与1号、4～6号采样点受磷矿开采影响的干流相比，Ca-P质量分数在垂直方向变化存在明显不同，后者沉积物表层Ca-P质量分数变化趋势反映了Ca-P在不断输入，前者则没有这种趋势，因此认为沉积物Ca-P质量分数与周边磷矿企业产生的磷灰石密切相关. 这与李乐等[22]对滇池的研究结果相似，滇池南部有丰富的磷矿分布，沉积物中Ca-P质量分数较高，平均值为 1 047 mg/kg，占TP质量分数的46.2%，磷矿企业的开采会导致大量磷灰石在雨季随暴雨冲刷沉积于库底. 天福庙水库OP质量分数较低，OP质量分数与人为活动有关，主要来源为农业面源污染[23]. 该研究得出天福庙水库沉积物Ca-P质量分数最高，且在受磷矿企业影响的区域不断输入至沉积物表层，磷矿开采产生的污染是库区干流沉积物磷来源和形态组成的重要原因之一，农业面源等污染较少.3.2 沉积物芯柱磷释放通量变化特征分析天福庙水库沉积物TP质量分数平均值为 2 771.6 mg/kg，比丹江口表层沉积物TP质量分数(平均值为642.5 mg/kg)高4倍之多[24]，也明显高于海河沉积物TP 质量分数(范围为968～2 017 mg/kg)[25]. 尽管TP质量分数很高，但磷的释放通量并没有成倍增加，表明磷的释放通量与TP质量分数没有关系，这与孙淑娟等[26]研究结果一致. 沉积物磷释放受到温度、DO质量浓度、pH、水流扰动等多种因素的综合影响，取样期间，表层水温为26 ℃，上覆水温度为12 ℃，pH在8左右，DO质量浓度为4～6 mg/L. 一方面，上覆水的微碱性，使得OH-和PO43-竞争有效结合位点，导致沉积物磷的释放[27]. 另一方面，上覆水的厌氧环境以及底部沉积物的耗氧及水温分层，大气覆氧传递受限，使得底部为厌氧环境，在厌氧条件下沉积物中有机污染物厌氧分解产生小分子有机酸，导致底部多相界面处pH降低，弱酸性环境会导致主要成分Ca-P的溶解释放.河流水动力特征对沉积物-水界面磷吸附-释放具有显著影响作用，弱水动力条件下沉积物容易吸附磷素，而强水动力条件下河流沉积物倾向于释放磷素，水流的冲击使得滞留沉积物被冲刷、再悬浮，磷素被大量释放流出[28-31]. 采样期间库尾来水流量约12 m3/s，5号采样点神龙河入河口被淹没长度约800 m，来水量约3 m3/s，坝首发电出库流量约12 m3/s. 库首1号采样点所处位置水深较大、水面开阔、水力停留时间较长，即便沉积物受水流扰动较少，磷释放通量依然较高，这与Kõiv等[32]研究结果一致. 2号、3号采样点因处在水库回水区，无入库流量和磷矿开采企业，同时沉积物TP质量分数较低，所以磷释放通量相对较低. 5号采样点释放通量异常升高，可能与该支流磷矿企业较多，来自库尾和支流的流量在此汇合与含磷污水的输入加剧了磷的释放. 上游来水量的扰动及周边磷矿企业的开采是天福庙水库库尾、入库支流磷释放通量较高的重要原因.4 结论a) 天福庙水库沉积物中TP质量分数以Ca-P为主，平均值从库首至库尾逐步增加，库尾和支流入库处TP具有较高的质量分数，受磷矿开采影响的干流TP主要来源于磷矿石灰.b) 天福庙水库孔隙水中PO43-质量浓度在沉积物表层1～3 cm内存在很高的峰值，且大于上覆水中PO43-质量浓度，存在向上覆水释放PO43-的风险. 坝前、支流交汇处、库尾孔隙水PO43-质量浓度高于其他位置，释放通量最高，是库区内源磷污染的主要区域.c) 天福庙库区沉积物磷释放通量平均水平为1.03 mg/(m2·d)，水流的冲击及周边磷矿企业的开采是天福庙水库库尾、入库支流磷释放通量较高的重要因素.参考文献(References)：【相关文献】[1]BOSTROM B,PERSSON G,BROBERG B.Bioavailability of different phosphorus forms in fresh water systenm[J].Hydrobiologia,1988,170(1):133-155.[2] 王圣瑞.湖泊沉积物-水界面过程:氮磷生物地球化学[M].北京:科学出版社,2003:1-25.[3]WU Fengchang,QING Hairuo,WAN Guojiang.Regeneration of N,P and Si near the sedimen t-water interface of lakes from southwestern China plateau[J].Water Research,2001,35(5):13 34-1337.[4]TORRES I C,TURNER B L,REDDY K R.The chemical nature of phosphorus in subtropical lake sediments[J].Aquatic Geochemistry,2014,20(4):437-457.[5]CHRISTOPHORIDIS C,FYTIANOS K.Conditions affecting the release of phosphorus from su rface lake sediments[J].Journal of Environmental Quality,2006,35(4):1181-1192.[6] KAISERLI A,VOUTSA D,SAMARA C.Phosphorus fractionation in lake sediments-lakes Volvi and Koronia,N.Greece[J].Chemosphere,2002,46(8):1147-1155.[7]ZHANG Zhijian,WANG 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亚热带深水库沉积物-水界面磷释放受控因子的研究

ｒｎｅｏ４．－８．ｋ・ｇ，ｉｅａｕｎｕＩｏｏｎｅｈｓｈｒｓｎｅｏｇｎｃｐｏｐｏｓｗｒｅｐｅｏｄｒｎｒｅａｇｆ１５９２７ｇｋ～ｗｈｌｔｌｍｉｉｍ／ｎｂｕｄｄｐｏｐｏｄｔｒａｉｈｓｈｒｅｅｔｒｐｎｅａｔｍｓｎｔ６ｅｈｒｕａｈｕｈｏｆｉｈｓｒｃｅｉｎ，ｈｃａｂｕ０ｕａｅｓｄｍｅｔｗｉｈｗｓａｏｔ％－５ｏｅｔｔｌｈｓｈｒｓＴｅｌｔｇｆｃｏｓｒｅｒｌａｅｏｈｓｈｒｓｔｈｅｉｎ－ａｅｆ７８％ｆｈａｏｐｏ．ｈｍｉｎｔｒｅｅｓｆｏｐｏｅｓｄｍｅｔｗｔｒｔｏｐｕｉｉａｏｈｆｔｐｕａｔｉｔｒａｅｗｅｅａｓｘｍｉｅｓｎｐｉｚｄｓｎｈｓｔｏ，ｎｈｗｈｔｈＨａｕｓｔｅｍｏｔｍｐｒａｔａｔｒＩｄｉｏ，ｅｎｅｆｃｒｌｏｅａｎｄｕｉｇｏｔｍｉｙｔｅｉｍｅｈｄａｄｉｓｏｓｔａｅｐｖｅｗａｓｉｏｔｎｃｏ．ｎａｄｔｎｔｅｓｔｔｌｈｆｉｈＤＯｃｎｅｔａｉｎａｄｔｅｔｍｐｒｔｒｌｏａｅｔｎｐｏｐｏｓｅｅｓｎｏｔｅｓｄｍｅｔｏｏｅｙｗａｅｂｉｕｌ．ｒｈｓｈｒｓｗｓｏｃｎｒｔｏｎｅｅａｕｅａｓｆｃｈｓｈｒｌａｉｇｆｍｅｉｎｖｄａｔｒｖｏｓＭｏｅｐｏｐｏａｈｏｕｒｒｈｔｏｙｕｒｌａｅｏｔｅｓｄｍｅｔｔｖｒｙｗａｅｎｅｅａｋｌｅｎｅｏｉａｄｈｇｅｅｅａｕｅｃｎｉｏ．ｗｖｒｔｅｒｌａｉｇｒｔｆｅｅｓｄｆｍｅｉｎｏｏｅｌｔｒｕｄｒｔｌａｉ，ａａｒｂｃｎｉｈｒｔｍｐｒｔｒｏｄｔｎＨｏｅｅ，ｈｅｅｓｎａｅｏｒｈａｈｎｉｐｏｐｏｓｏｔｅｓｄｍｅｔｏｏｅｌｙｗａｅｔａｈｓｃｉｎｄｄｎｔｈｗａｓｇｉｃｎｉｅｅｃ．ｈｓｈｒｍｅｉｎｖｒａｔｒｃｅｔｉｏｏｉｎｆａｔｆｒｎｅｕｆｒｈｔａｅｏｓｉｄｆ

山东省周村水库季节演替中沉积物上覆水溶解性有机物的紫外-可见与三维荧光光学特征

山东省周村水库季节演替中沉积物上覆水溶解性有机物的紫外-可见与三维荧光光学特征周石磊;孙悦;张艺冉;战江;王函;黄廷林;丛海兵;崔建升;李再兴【摘要】运用三维荧光光谱(EEMs)技术结合平行因子分析法(PARAFAC)以及紫外-可见光谱技术(UV-vis),对周村水库季节演替过程中沉积物上覆水溶解性有机物(DOM)的紫外-可见以及三维荧光光谱特征进行分析.结果表明:周村水库上覆水的总氮、溶解性总氮、总有机碳和溶解性有机碳的季节性差异显著,并且冬季总氮浓度最高、夏秋季总有机碳浓度较高;夏秋季上覆水DOM的吸收系数a254和a355均高于冬春季,与有机物的分布相一致;4个季节上覆水DOM的E3/E4均大于3.5,说明DOM以富里酸为主,E2/E3(富里酸占DOM的比例)在夏秋季低于冬春季,而且各季节SR均大于1,表明DOM主要为生物源;三维荧光通过PARAFAC解析出3种组分:类腐殖质(C1)、可见区富里酸(C2)和类蛋白(C3);对3个组分进行相关性分析,结果显示C1、C2、C3之间具有显著的相关性;DOM的总荧光强度以及各组分的荧光强度均呈现出夏秋季高、冬春季低的特征,且各季节间差异显著;周村水库4个季节的DOM生物源指数(BIX)在0.8～1.0之间,表明水库DOM具有较强的自生源特征,与腐殖程度指标(HIX)的结果相吻合;主成分分析显示周村水库上覆水DOM 的光谱特征差异明显,夏秋季的DOM光谱特征相近、冬春季的水体DOM特征相似;并且组分C1、C2、C3与DOM特征参数(a254、SUVA280 、HIX、FI、BIX)以及溶解性有机碳呈显著相关.各荧光组分与水质参数(溶解性总氮和溶解性有机碳)的多元线性回归呈现很好的拟合,通过建立回归方程可以为以后研究周村水库水体四季的DOM光谱特征,分析水库水体的有机物污染特征,并为水库水质管理提供技术支持.【期刊名称】《湖泊科学》【年(卷),期】2019(031)005【总页数】13页(P1344-1356)【关键词】溶解有机质;周村水库;光谱特征;紫外-可见光谱;三维荧光光谱【作者】周石磊;孙悦;张艺冉;战江;王函;黄廷林;丛海兵;崔建升;李再兴【作者单位】河北科技大学环境科学与工程学院,河北省污染防治生物技术实验室,石家庄050018;河北科技大学环境科学与工程学院,河北省污染防治生物技术实验室,石家庄050018;河北科技大学环境科学与工程学院,河北省污染防治生物技术实验室,石家庄050018;河北科技大学环境科学与工程学院,河北省污染防治生物技术实验室,石家庄050018;河北科技大学环境科学与工程学院,河北省污染防治生物技术实验室,石家庄050018;西安建筑科技大学环境与市政工程学院,西安710055;扬州大学环境科学与工程学院,扬州225009;河北科技大学环境科学与工程学院,河北省污染防治生物技术实验室,石家庄050018;河北科技大学环境科学与工程学院,河北省污染防治生物技术实验室,石家庄050018【正文语种】中文溶解性有机质(DOM)主要包括亲水性有机酸、类蛋白、类氨基酸、类腐殖酸和碳水化合物等[1]，含有丰富的碳、氮、磷等要素；DOM演变过程涉及到水体污染物质的转化，因此会对水体水质演变有重要影响[2]；而且水厂在水处理过程中一些含氮DOM还会与消毒剂发生反应，产生消毒副产物，进而给水质安全带来潜在的危害[3-4]. 因此，近年来在天然环境水体中有关DOM组分、特性以及演变特征的研究成为热点[5].紫外-可见以及三维荧光结合平行因子分析技术因其灵敏高效的特征，被广泛用于表征河流[6-7]、河口[8-9]、湖泊[10-11]、水库[12-15]和湿地[16]等不同来源DOM的组成和来源. 然而，目前大多研究往往集中于某一特定时期或特定区域的DOM光谱特征解析. 比如：乔煜琦等[17]利用平行因子分析(PARAFAC)技术对藻华暴发季节太湖梅梁湾和开敞区水样中有色可溶性有机物进行三维荧光光谱分析，发现藻华的长期暴发可以显著改变湖泊有色可溶性有机物(CDOM)的组成，导致类腐殖酸物质比例提高；聂明华等[18]利用三维荧光光谱技术，结合平行因子分析法及自组织映射神经网络，对南昌市典型湖泊水体中不同粒径胶体的荧光物质组分、来源及结构等进行分析；张博等[19]采用化学连续提取与三维荧光光谱相结合的方法研究了蠡湖沉积物中可提取有机质的组成、结构和空间分布特征，并探讨了可提取态有机质组分与可交换态氮和弱吸附态磷之间的相关关系；文杨等[20]以沈阳市新开河为研究对象,考察了冰封期前、后河流底泥中DOM组分荧光特性的变化. 但是，关于水库季节演替中沉积物上覆水DOM光谱特征的研究却鲜有报道.众所周知，水库不同于一般的天然水体，因其作为城市的供水水源，担负着保障城市供水水质安全的重任，其水质安全影响人民的切身利益[21-22]. 众所周知，水库沉积物上覆水作为水库沉积物和水体交换的活跃地带，其水体的水质特征在水库碳、氮、磷等元素的循环中扮演重要角色；加之水库水体存在热分层现象，使沉积物上覆水的DOM变化特征更不同于一般的水体. 因此，在季节演变的时间尺度下开展周村水库沉积物上覆水平面空间的DOM光谱解析十分必要. 基于此，本研究利用紫外-可见吸收光谱以及三维荧光光谱分析技术，分析2015-2016年四季演替过程中周村水库沉积物上覆水水体的DOM组成和光谱特征. 旨在通过该研究，了解沉积物上覆水DOM的结构、来源以及对其生态环境效应的影响，以期为周村水库水体水质污染防治以及运行管理提供必要的科学依据.图1 周村水库沉积物上覆水采样点分布Fig.1 Location of overlying water sampling sites in Zhoucun Reservoir1 材料与方法1.1 采样地点和时间周村水库位于山东省枣庄市孟庄镇周村南，总库容8404万m3，是枣庄市主要的城市供水水源地. 本研究选取2015年的9月(秋季)、12月(冬季)，2016年的3月(春季)、6月(夏季)周村水库24个点位的沉积物上覆水为研究对象，采样点分布如图1所示.1.2 样品提取及测定将收集到的沉积物上覆水水样用0.45 μm玻璃纤维滤膜(预先450℃灼烧5 h)过滤得到溶解性有机物水体样品，并保存在4℃的冰箱内，在72 h之内完成DOM的光谱分析. 24 h内完成水样中溶解性总氮(DTN)、总氮(TN)、总有机碳(TOC)和溶解性有机碳的测定，其中DTN和TN浓度依据《水和废水监测分析方法》测定[23]，TOC和溶解性有机碳浓度用有机碳分析仪测定[24].1.3 紫外-可见吸收光谱的测定紫外-可见光谱采用DR6000分光光度计(美国HACH公司)测定，以Mill-Q水为空白，用1 cm石英比色皿，以1 nm为扫描间隔，在200～700 nm范围内进行吸光度测定. 吸收系数计算公式为[25-26]：a*(λ)=2.303 D(λ)/r(1)a(λ)=a*(λ)-a*(700)·λ/700(2)a(λ)=a(440)exp[S(440-λ)](3)式中，λ为波长，nm；a*(λ)为未经散射校正的波长为λ处的吸收系数，m-1；a(λ)为经过散射校正过后的波长为λ处的吸收系数，m-1；D(λ)为波长λ处的吸光度；r为光程路径，m. 本文选取a254 和a355来表示DOM的相对浓度. SR为光谱斜率比，为S275-295/S350-400. 与a*(λ)相比，SR更能反映出DOM的来源与分子量信息[27]. E2/E3是250 nm和365 nm处的紫外吸光度之比，其值与相对分子质量大小呈反比[28-29]. E3/E4是300 nm和400 nm处的紫外吸光度之比，用来衡量腐殖质的腐殖化程度和芳香性. SUVA260(a260/DOC)[27]用来表征DOM疏水组分的含量，SUVA280(a280/DOC)[30]用来表征DOM芳香性的强弱.1.4 三维荧光光谱的测定三维荧光光谱采用F97荧光分光光度计进行测定. 设备的激发波长、发射波长以及扫描速度等参数设置同黄廷林等[13]的研究. 利用超纯水做空白扣除散射影响，并结合Delaunnay三角形内插值法修正去除拉曼峰散射和瑞利散射[31]. 利用MATLAB 2014a软件把96个样品的荧光矩阵组合,采用N-way和DOMFluor工具箱进行平行因子分析[32]，并通过核一致性分析确定荧光组分数，利用折半分析来分析结果的可靠性[33].1.5 三维荧光光谱的特征指数荧光指数(FI=F470/F520)可以评价有机质来源和降解程度，计算方法见文献[34-35]；腐殖程度指标HIX[36]为254 nm激光波长下435～480 nm间荧光峰值与300～345 nm间荧光峰值积分值之商(F435～480/F300～345)，HIX指数越高则表示DOM腐殖化程度越高[37]；生物源指数指标(BIX=F380/F430)反映有机质自生源相对贡献率，同时可以评价生物可利用性的高低[38]；新鲜度指数(β∶α) 为激发波长为310 nm时荧光发射波长在380 nm处荧光强度与荧光发射波长在420～435 nm区间最大荧光强度的比值，是评估水体生物活性的重要依据.1.6 数据分析实验数据采用SPSS (22.0) 软件进行Pearson相关性分析和单因素方差分析. 应用Surfer (12.0)软件进行水库沉积物上覆水水体水质及荧光强度分布的绘制.2 结果与讨论2.1 水库沉积物上覆水中氮和有机碳的分布特征夏、秋季周村水库大部分区域沉积物上覆水水体的溶解性有机碳浓度要低于冬、春季(图2)，并且各季节间均呈显著差异 (P<0.01)，最高值出现在夏季(3.16±0.42 mg/L)(图2d)，最小值出现在春季(1.27±0.31 mg/L)(图2c). 而且靠近入库支流(西北部)和库湾的部分浓度相对较高. 周村水库中沉积物上覆水中TN(图3a)和DTN(图3b)浓度均在冬季出现最高值，并且与其他各季节呈显著差异 (P<0.001). 沉积物上覆水中TOC浓度的最大值出现在秋季(4.49±1.41 mg/L)，最小值出现在春季(1.80±0.32 mg/L)，并且与其他各季节呈显著差异 (P<0.001) (图3c).图2 周村水库不同季节溶解性有机碳(DOC)的分布特征Fig.2 Characteristics of distribution of dissolved organic carbon(DOC) in Zhoucun Reservoir in different seasons图3 周村水库不同季节总氮、溶解性总氮和总有机碳的分布特征Fig.3 Characteristics of distribution of TN, DTN and TOC in Zhoucun Reservoir in different seasons2.2 紫外-可见吸收光谱特征参数分析本研究用a254 和a355表示DOM的相对浓度，夏、秋季水库水体的a254 和a355明显高于冬、春季(图4a、b)，与溶解性有机碳的分布特征相一致，并且各季节间的a254 和a355呈显著差异(P<0.001). 有研究表明[29,39]：SR>1时，表征DOM主要为生物源；SR<1时，表征DOM主要为外源. 本研究中上覆水的SR 值为1.09～1.30，但是4个季节的SR值均大于1(图4c)，表明该时期间隙水中的DOM主要是生物源.图4 周村水库上覆水水体DOM的a254、a355和SR(***表示P<0.001)Fig.4 The a254, a355 and SR values of DOM in overlying water of Zhoucun Reservoir冬、春季周村水库上覆水DOM的E2/E3值较大，夏、秋季分布较集中；各季节间E2/E3呈显著差异(图5a)；从整体上看，冬、春季上覆水中的富里酸占比较大. 一般而言，当E3/E4<3.5时腐殖质以腐殖酸为主，E3/E4>3.5时以富里酸为主. 本研究中E3/E4的均值均大于3.5(图5b)，说明水库上覆水中DOM以富里酸为主；冬、春季上覆水的E3/E4比夏、秋季高，表明夏、秋季的腐殖化程度较高；冬季上覆水的E3/E4与春、夏、秋季呈显著差异(图5b).春季上覆水DOM的SUVA260最高(图5c)，表明春季样品的疏水性组分最高；春季SUVA280同样是最高的，其次依次为夏季、冬季和秋季，表明芳香化程度逐渐减弱(图5d)；各季节上覆水DOM的SUVA260和SUVA280呈显著正相关(P<0.01)，相关系数达到0.911，表明疏水性和芳香性结构关系密切，即芳香性结构主要存在于疏水组分中，与高洁等[27]研究三峡库区DOM的结论相一致.图5 周村水库上覆水DOM的E2/E3、E3/E4、SUVA260和SUVA280 (***表示P<0.001, **表示P<0.01, *表示P<0.05)Fig.5 E2/E3, E3/E4, SUVA260 and SUVA280 values of overlying water DOM in Zhoucun Reservoir2.3 沉积物上覆水的DOM三维荧光光谱及荧光组分分析2.3.1 沉积物上覆水DOM的三维荧光光谱为考察水库沉积物上覆水DOM的分布特征和组成情况，选取了水库主库区22#采样点4个季节的样品进行了三维荧光扫描(图 6), 可以看出，主库区秋季荧光峰有3个：长波类腐殖质(Ex/Em=355nm/460 nm)、富里酸峰(Ex/Em=340 nm/415 nm)和类蛋白峰(Ex/Em=280nm/315 nm). 但是随着季节的演替峰的强弱发生变化，不同季节间差异明显，因此，很有必要进一步分析其变化原因.图6 周村水库主库区不同季节水体的三维荧光光谱Fig.6 EEM spectra of DOMin the main area of Zhoucun Reservoir in different seasons图7 周村水库水体荧光组分的核一致性检验Fig.7 Core consistency of EEM samples in Zhoucun Reservoir2.3.2 沉积物上覆水DOM的荧光组分分析通过平行因子分析对四季水体样品进行三维荧光解析，分析DOM的成分构成. 因为PARAFAC对组分数很敏感，只有选择正确的组分数目，解析的结果才能反映真实的谱图. 从图7可以看到，荧光组分从2变为3时，核一致函数值急剧变小，而组分从3变成4时，核一致函数值变化程度减弱，初步确定成分F=3最合适. 与此同时，组分为3时核一致性系数为75.88%，位于80%附近，并且处于急剧下降段，因此建立因子数为3的PARAFAC模型. 与乔煜琦等[17]解析太湖溶解性有机物荧光组分的分析相一致.周村水库四季沉积物上覆水DOM的荧光光谱图如图8所示，共解析得到3种组分，类腐殖质(C1)、类富里酸(C2)以及类蛋白(C3). 结合前人研究成果(表1)，综合分析得到：C1的荧光峰位置是355 nm/460 nm (Ex/Em)，为长波类腐殖质(C峰)；C2的荧光峰位置是340 nm/415 nm (Ex/Em)，为长波类可见区富里酸；C3的荧光峰位置是280 nm/315 nm (Ex/Em)，为类色氨酸.图8 PARAFAC解析出的DOM中3个荧光组分及其激发发射波长位置Fig.8 Fluorescence spectra of three components identified by PARAFAC model表1 周村水库沉积物上覆水DOM的荧光组分特征Tab.1 Characteristics of components in overlying water of Zhoucun Reservoir组分Ex/Em/nm物质文献中的波长/nmC1360/460长波类腐殖质/陆源类腐殖质370/440[40]、350～440/430～510[39]C2340/410长波类可见区富里酸305～325/410～420[41-42]C3270/360类蛋白280/338～340[43-44]、275/340[45] 2.3.3 DOM的荧光组分强度及分布特征周村水库沉积物上覆水水体总荧光强度和各组分的荧光强度呈现夏秋季高于冬春季的特征(图9)，并且各季节间均呈现显著差异(P<0.01). 就荧光组分类腐殖质(C1)而言，夏季水库上覆水的荧光强度最大，为885.43±93.72 A.U.，最小值为春季的398.32±24.86 A.U.，夏季的C1荧光强度约为春季的2.22倍，可能与夏季底层沉积物释放以及径流输入有关；就荧光组分富里酸(C2)而言，秋季水库上覆水样品的荧光强度最大，为701.97±17.74 A.U.，最小值为春季的359.11±36.84 A.U., 秋季的C2荧光强度约为春季的1.95倍；就荧光组分类蛋白(C3)而言，夏季水库底层上覆水水体样品的荧光强度最大，达到661.47±44.21 A.U.，最小值为春季的342.26±57.27 A.U.，夏季的C3荧光强度约为春季的1.93倍；总荧光强度最高的为夏季，达到2204.81±157.52 A.U.，最低的为春季的1099.69±112.97 A.U.，夏季的总荧光强度约为春季的2倍. 经平行因子分析得到的3种荧光组分中，各个荧光组分在同一季节的相对含量差异不大，夏、秋季的C1在DOM总荧光强度中的占比达到38.69%～40.07%，高于冬、春季的36.42%～36.64%；冬季C2在总荧光强度的占比最大，达到38.51%±1.03%，远高于夏季的29.78%±1.63%；夏季的C3在DOM总荧光强度中的占比达到30.14%±2.82%，高于冬季的24.85%±1.22%.图9 周村水库沉积物上覆水DOM组分荧光强度的季节变化Fig.9 Seasonal variations of fluorescence intensity of DOM in overlying water of Zhoucun Reservoir表2 周村水库沉积物上覆水DOM中3个荧光组分的Pearson相关性Tab.2 Pearson correlation of three components of DOM in overlying water of Zhoucun ReservoirC1C2C3C11C20.940∗∗1C30.889∗∗0.793∗∗1**表示在0.01 水平相关性显著(双尾).Pearson相关性分析表明，周村水库沉积物上覆水DOM中类腐殖质(C1)与可见光区富里酸(C2)以及类蛋白(C3)两两间存在显著正相关性(表2)，表明3种组分具有同源性. 其中组分C1与组分C2的相关系数最高，达到0.940(P<0.01)，预示着C1与C2来源及物质组分有着较高的相似性.2.4 DOM的荧光特征参数分析Huguet等[38]指出BIX在0.7～0.8之间时，具有中度新近自生源特征；BIX在0.8～1.0之间时，具有较强的自生源特征；BIX大于1.0时，为生物活动产生. 本实验中BIX在0.8～1.0之间(图10a)，表明周村水库各季节的DOM呈现较强的自生源特征. Lavonen等[35]提出FI可以作为物质的来源以及DOM降解程度的指示指标，FI>1.8表示以自生源为主，FI<1.2表示以陆源输入为主. 冬、春、夏、秋季周村水库上覆水DOM的FI分别为1.87±0.05、1.76±0.06、1.63±0.04和1.72±0.04，冬季最高，表明冬季呈现自生源为主的特征，这与冬季水库径流少、外源输入贡献量低相一致，并且与张博等[46]研究发现太湖五里湖水体悬浮物中水溶性有机质FI均值为1.83、生物源大于陆源输入的结论相一致.Huguet等[38]指出4<HIX<6代表弱腐殖化特征及较强的自生源特征；HIX<4表示以自生源为主. 本研究中周村水库沉积物上覆水DOM的HIX指数都小于4(图10b)，并且春、夏季水体HIX指数要低于秋、冬季；表明春、夏季沉积物上覆水DOM的自生源特征更明显，与BIX指数以及紫外-可见吸收光谱SR的结论非常吻合；与张海威等[47]研究得到的新疆艾比湖入湖河流DOM的HIX<4，主要受到人类活动和微生物活动影响的结果相一致. 不同季节间HIX的差异显著(P<0.001)，表明不同季节沉积物上覆水的DOM来源存在差异. 新鲜度指数(β∶α)反映了新产生的DOM在整体DOM中所占的比例，是评估水体生物活性的重要依据. 周村水库β∶α分布在0.80～1.05之间(图10c)，除春、秋季以及秋、冬季样品的β∶α不存在显著差异(P>0.05)外，其他各季节间均存在显著差异(P<0.01). 图10 周村水库不同季节沉积物上覆水中DOM的FI-BIX、FI-HIX和FI-β∶α分布Fig.10 FI-BIX, FI-HIX, and FI-β:α distributions of DOM in overlying water ofZhoucun Reservoir in different seasons图11 周村水库不同季节沉积物上覆水DOM特征及水质参数的主成分分析Fig.11 Principal component analysis DOM and water quality parameters in overlying water of Zhoucun Reservoir in different seasons2.5 DOM的荧光组分与环境因子的相关分析为了进一步研究周村水库四季演变过程中DOM荧光组分和环境因子的关系，本研究进行了主成分分析(PCA)和Pearson相关性分析. PCA分析结果(图11)表明，PC1和PC2分别解释了71.27%和13.72%，总共解释84.99%的变化，PCA分析都能够很好地反映总体的变化. 同一季节的水体样本点分布相对集中，不同季节间分布差异明显；冬、春季的样本点位于PCA1的正半轴，而夏、秋季的样本点位于PCA1的负半轴. a254、a355、HIX和DOC与C1、C2、C3呈正相关，DTN、FI、BIX、β∶α、SUVA260以及SUVA280与C1、C2、C3呈负相关. 综上，可以侧面解释周村水库不同季节沉积物上覆水水体DOM组分和特征差异.从周村水库4个季节上覆水水体样品的3个荧光组分与DOM特征参数以及水质参数的相关性(表3)可以看出，腐殖质组分C1与a254、a355、SUVA260、SUVA280、FI、BIX、β∶α、DTN以及DOC呈显著相关(P<0.01)；富里酸组分C2与a254、a355、SUVA260、SUVA280、BIX、β∶α(P<0.05)、HIX以及DOC呈显著相关(P<0.01)；类蛋白C3与a254、a355、SUVA260、SUVA280、FI、BIX、β∶α、HIX、DTN以及DOC呈显著相关(P<0.01). 同时基于主要的相关性指标(R2>0.5)对荧光组分(C1、C2、C3)和水质指标(DTN和DOC)进行了多元线性回归，结果显示多元线性回归拟合的方程很好(表4)，将来可以通过水体的DOM特征参数和水质参数对水体DOM组分以及水质进行分析，有利于评估季节演变过程中溶解性有机物以及水质的特征，便于水库管理人员对有机污染物和水质进行评价.3 结论1)紫外-可见光谱特征显示夏、秋季周村水库上覆水DOM的吸收系数a254 和a355均高于冬、春季，与有机物的分布相一致；全年上覆水DOM以富里酸为主，主要表现为生物源；SUVA260和SUVA280呈显著正相关(P<0.01)，表明水体样品中DOM的芳香性结构主要存在于疏水组分中.表3 周村水库沉积物上覆水水体中3个荧光组分与特征参数及水质的相关性Tab.3 Correlation analysis of DOM indices-water quality parameters and three fluorescence components of overlying water in Zhoucun Reservoira254a355SUVA260SUVA280FIBIXβ∶αHIXDTNDOCC10.772∗∗0.67 2∗∗-0.314∗∗-0.560∗∗-0.559∗∗-0.550∗∗-0.432∗∗0.070-0.343∗∗0.893∗∗C20.634∗∗0.496∗∗-0.315∗∗-0.644∗∗-0.192-0.381∗∗-0.324∗∗0.455∗∗0.0780.771∗∗C30.817∗∗0.747∗∗-0.323∗∗-0.500∗∗-0.724∗∗-0.324∗∗-0.204∗0.285∗∗-0.610∗∗0.867∗∗**表示在0.01水平相关性显著(双尾)；*表示在0.05水平相关性显著(双尾).表4 荧光组分与特征参数及水质多元线性回归Tab.4 Multiple linear regression for DOM indices-water quality parameters and fluorescence components回归方程样品个数相关系数C1=0.376 a254-0.176 a355-0.114 SUVA280-0.032 FI-0.299 BIX+0.514 DOC+1882.25960.877∗C2=0.964 a254-0.479 a355-0.437 SUVA280+464.59960.654∗∗∗C3=0.518 a254-0.287 SUVA280-0.363FI+1258.55960.829∗∗∗DTN=0.307 FI-0.301 C3+0.305 HIX-3.34960.576∗∗DOC=0.155 C2+0.094 C3-0.345 SUVA280+ 0.474 a254-0.147 FI+3.41960.910∗∗***表示在0.001水平相关性显著(双尾)；**表示在0.01水平相关性显著(双尾)；*表示在0.05水平相关性显著(双尾).2)三维荧光光谱解析得到类腐殖质(C1)、富里酸(C2)和类蛋白(C3)各1种. 3种荧光组分具有显著的相关性(P<0.01)；DOM总荧光强度以及各组分荧光强度存在显著的季节性差异(P<0.001)；结合三维荧光特征指数FI、BIX以及HIX得到周村水库上覆水水体DOM具有以自生源为主、低腐殖化的特点.3)PCA分析显示周村水库沉积物上覆水DOM荧光特征季节差异明显，并且组分C1、C2和C3与DOM特征参数(a254、SUVA280、HIX、FI、BIX)以及水质参数(DOC)存在显著相关性(P<0.01)；多元线性回归分析能够很好地预测荧光组分和水质(DTN和DOC)的变化.4 参考文献【相关文献】[1] Driscoll CT, Lehtinen MD, Sullivan TJ. 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湖泊水-沉积物界面过程对营养物质迁移转化的影响

973计划课题2004年度总结报告项目名称：湖泊富营养化过程与蓝藻水华暴发机理研究课题名称：湖泊水－沉积物界面过程对营养物迁移转化影响研究课题编号：2002CB412304课题负责人：金相灿刘建彤课题依托单位：中国环境科学研究院中国科学院水生生物研究所二零零四年十二月十五日本课题自2003 年启动以来，紧紧围绕国家需求、课题任务书的任务要求和目前国际、国内的研究进展，开展了大量的野外调查检测、室内分析和模拟试验研究工作。

下面从以下几个方面，对整个第四课题在2004 年度的研究工作做一概括性总结。

一、年度计划执行情况1．年度计划完成情况 1.1课题拟完成的研究内容和预期目标根据课题任务书的要求，本课题第二年度应完成下列研究内容。

1.1.1 掌握水体理化因素和生物因素对生源要素在水-沉积物界面形态转化的影响；1.1.2 研究富营养化条件下，水-沉积物界面微生态结构的维持机理；1.1.3 确定污染湖区主要生源要素的形态与生物可利用性之间的关系；1.1.4 掌握跨介质间营养物的动态赋存以及热力学平衡与营养状态的关系；1.1.5 在国内外核心刊物上发表文章4 篇，其中中国环境科学研究院和中科院水生生物研究所分别发表 2 篇。

1.2 课题完成的研究内容和目标1.2.1浅水湖泊水-沉积物界面物质交换过程及其水动力影响机制现场调查采样，分析，完成冬、夏两季样品采集工作，进行实验室内外分析数据的初步整理。

初步总结完成沉积物-水界面氧化还原条件的控制机理研究。

1.2.2 湖泊营养物的微生态转化及生化动力学针对长江中下游的五大浅水湖泊（滇池、洪泽湖、洞庭湖、巢湖和太湖）和两个城市湖泊（武汉月湖和南京玄武湖）进行现场调查采样、分析，进行实验室内外分析数据的整理，总结长江中下游湖泊的基本理化特征和营养状况；同时重点研究太湖不同富营养水平湖区，分春夏秋冬四季对太湖流域的梅梁湖鼋头渚、梅梁湾小丁湾、梅梁湖蠡园、贡湖、东太湖等湖区进行野外调查，分析上覆水、沉积物样品中各种理化性质。

稳定分层水库水质的季节性变化特征及扬水曝气水质改善

稳定分层水库水质的季节性变化特征及扬水曝气水质改善巨拓;黄廷林;马卫星;周子振【摘要】为了解深水型水库水体的热分层结构、水质特征及扬水曝气系统对水质的改善情况,对水温、溶解氧、pH、叶绿素a、营养盐、溶解性有机碳浓度等水质指标进行为期一年的监测,探讨各项指标的季节性变化规律.结果表明,黑河水库水体呈单循环混合模式,在310月形成自然热分层,水体的热分层导致相应水库水质明显分层.黑河水库为偏碱性水体,叶绿素a、总磷、总氮、铵态氮和溶解性有机碳浓度平均值分别为2.21μg/L、0.022 mg/L、1.32 mg/L、0.20 mg/L和2.93 mg/L,表明黑河水库处于中富营养状态.热分层期底部水体溶解氧浓度在0~7.9 mg/L之间,平均值为2.9 mg/L,氮磷质量比在41~100之间,表明黑河水库是一个底部季节性缺氧、高营养盐型水库.在水库自然热分层末期,应用扬水曝气技术,不仅改善了底部水体的厌氧/缺氧环境,抑制了厌氧/缺氧条件下内源污染物的释放和藻类的增殖,而且还使得水库水体提前混合,实现了强制混合与水体自然混合过程的有机衔接,延长了水质持续改善的作用时效,有效地改善了水环境,保障了安全供水.%In order to understand the thermal stratification, the characteristics of the water quality and the application of water-lift-ing aerator system in the deep reservoir, water temperature, dissolved oxygen, pH, chlorophyll-a, nutrient and dissolved organic carbon( DOC) were monitored in a whole year. The results showed that Heihe Reservoir belonged to single hybrid mode, and the natural thermal stratification period was from March to October. The thermal stratification led water quality stratifications. The chlorophyll-a, total phosphorus, total nitrogen, ammonium nitrogen and DOC average concentrations were 2. 21μg/L, 0. 022 mg/L, 1. 32 mg/L, 0. 20 mg/L and 2.93 mg/L, respectively, which showed that Heihe Reservoir was mesotrophic. In the thermal stratifi-cation period, the dissolved oxygen in the underlying water ranged from 0 mg/L to 7. 9 mg/L, with an average of 2. 9 mg/L, and the ratio of N/P was between 41 and 100, which showed that Heihe Reservoir had a seasonal hypoxia, with high nutrient concen-trations. Inthe end of natural thermal stratification period, the application of water-lifting aerator technology can not only improve the bottomanaerobic/anoxic environment, and reduce the release of endogenous pollutants and the proliferation of algae, but also en-hance the water mixture.【期刊名称】《湖泊科学》【年(卷),期】2015(000)005【总页数】10页(P819-828)【关键词】深水型水库;热分层;扬水曝气;提前混合;水质改善;黑河水库【作者】巨拓;黄廷林;马卫星;周子振【作者单位】西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西安710055;西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西安710055;西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西安710055;西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西安710055【正文语种】中文通常水库的建成会对其原有水质生态系统产生诸多影响[1]，改变天然河道的演变规律，使水环境系统出现类似于湖泊的“湖沼学反应”[2]，并引发河流水文情势、水生生态、水动力、地貌及水质等各方面的环境影响，水体热分层现象就是其中较为突出的问题之一.水体热分层泛指在同一水体中因冷、热水体密度差异所导致的水体物理分层过程，其主要表征为垂向水温梯度变化的不均匀.学者们将水体稳定热分层时的结构定义为典型的“三层式”水温分布模型[3]，即沿水深从上向下依次划分为温变层、温跃层和等温层.随着热分层效应日渐突出，水质周期性污染变得愈加严峻，如何高效、合理、可持续地对水质进行改善显得尤为重要，水质原位修复技术作为一项重要的水质改善手段得以应用.目前，国外常用的水质原位修复技术有：同温层曝气技术[4]、气泡混合技术[5]和扬水筒混合技术[6].其中，同温层曝气技术(亦称深水曝气技术)可直接对下层水体充氧，但不能破坏水体分层结构.国外对于深水曝气应用较多，且取得了良好的效果，如德国Wahnbach水库[7]、澳大利亚Barossa水库、美国Prince湖和Western Branch湖[8].气泡混合技术具有气泡与水接触面积大、直接充氧效率高等优点，在荷兰Nieuwe Meer湖[9]、英国Hanning-field水库[10]都有应用，但混合能力相对有限，在深水型湖库中应用难度很大.扬水筒混合技术主要通过混合上、下水层破坏水体分层结构，但不具备直接充氧功能，已被日本釜房水库、韩国Daechung湖[11]等湖库采用.国内应用较多的是生物接触氧化法[12]，但其工艺复杂、投资较大.本研究通过比较当前国内外水质原位修复技术，结合黑河水库实际水质污染现状与水文、水动力特性，认为同时具有混合充氧、抑制底泥污染物释放和藻类生长等功能的扬水曝气技术[13-14]，是有效改善黑河水库水质的首选工程措施.黑河水库位于陕西省西安市周至县马召镇南黑河峪口以上约1.5km处，距西安市86km，最大水深为106m，属深水型峡谷水库，地处中温带，具有典型的温带峡谷型水库的特征[15-17].目前，国内对热分层效应与内源污染物释放、水环境质量特征及藻类迁移分布的相关性等方面的研究尚有不足，现有研究多集中在水温分布的预测模拟[18-19]、简单物化因子的时空分布[20]及对下游河道的水质影响方面[21].如何有效降低内源污染负荷和改善水库水质，是水库目前面临的最大问题.本研究以黑河水库为研究对象，考察该水库目前的水环境质量现状、水体热分层结构特征及热分层效应[22-23]，探讨扬水曝气系统对水库水质的可能影响[24-25]，为水库水质的管理提供科学依据.1.1 黑河水库概况及水文特征1.1.1 水库概况黑河水库是一项以城市供水为主，兼有农灌、发电、防洪等综合利用的大(二)型水利工程.枢纽由拦河坝、泄洪洞、溢洪洞、引水洞、坝后电站及古河道防渗工程等建筑物组成.坝高130m，坝顶高程600m，坝顶长度422m，宽度11m，坝址控制流域面积1481km2，最大库容2×108 m3，有效库容1.77×108 m3，主库区最大水域面积4.68km2，水面宽度240～680m，库盆宽度50～200m，平均水深70～90m，最大水深106m，库底最小高程488.5m.正常高水位594.0m，汛限水位593.0m，每年向西安市供水3.05×108 m3，日平均供水量为76.0×104 m3，是目前西安市引水工程的主要水源，其水质的优劣直接影响着西安市民的用水安全.1.1.2 水库水文特征 2013年3月-2014年2月期间，水库最低水位出现在2013年5月3日，为545.2m(黄海高程)；最高水位出现在2013年7月28日，为591.18m；水库区域平均面降雨量在0.3～244mm之间，降雨量最大值出现在7月，最小值出现在12月；丰水期水位较高，枯水期水位相对较低；日平均入库流量在2013年12月最低，为2.7m3/s；最大值出现在2013年7月，为460m3/s.黑河水库每月的入库流量与降雨量具有相似的趋势.需要说明的是，汛期降雨多为暴雨，且持续时间长，致使流域内暴雨径流量急剧增大，冲刷大量泥沙、腐殖质等污染物进入水库，造成水质短期内的恶化.1.2 扬水曝气器介绍为控制热分层期底部水体中溶解氧(DO)的过度消耗所导致的水质恶化，需采取有效措施促进底部水体中DO的更新.最为直接的方法就是在热分层期采用适当方法增加水体中的DO，延迟热分层的形成或缩短分层期的持续时间，减缓其对底部水体中DO的消耗.扬水曝气技术是一种直接且有效的方法，其通过扬水曝气器以压缩空气为动力，压缩空气连续地通入环形空气释放管，由管道微孔向曝气室释放气泡，从而向水体充氧.充氧水流从回流室返回到下层水体，充氧后的尾气收集在气室中.当气体充满气室后，瞬间向上升筒释放并形成大的气弹.气弹迅速上浮，形成了上升的活塞流，推动上升筒中的水体加速上升，直至气弹冲出上升筒出口.随后，上升筒中的水流在惯性作用下继续上升，直至下一个气弹形成.上升筒不断从下端吸入水体输送到表层，被提升的底层水与表层水混合后向四周扩散，形成了上、下水层间的循环混合，不仅增加了水体DO浓度，而且提升了垂向水体的流动性和交换性，扰乱了水体的密度层，破坏了水体分层结构.黑河水库扬水曝气器是结合水库实际蓄水状况与水动力特性，在原普通淹没式扬水曝气器的基础上改进而来，布置于黑河水库大坝前1.1km范围内，共8台，间距250～300m，呈梅花形分布(图1).1.3 水样采集点1.3.1 主库区水样采集点结合主库区地形和径流特点，在黑河水库主库区设置S1、S2、S3、S4 4个采样点(图1)，其中前3个采样点分别位于水库不同水深处的原河道主流区，S4样点正对于泄洪塔附近.这4个点既能反映主库区不同地点、不同深度水质的变化情况，又能反映暴雨径流对主库区水质的影响.S1点位正对饮水塔附近，进行逐月多次采样，每个采样点在上部(水下0.5m)、底部(底泥上0.5m)及水深每隔10m处取样，采用有机玻璃垂向直立式采样器.水位和入库流量等数据由水库管理站提供.1.3.2 水库上游水样采集点黑河流域森林茂密、植被丰富，具有良好的水源涵养作用，且上游沿线地区无工矿企业及工业污染；村镇散落，居民较少，排放的生活污水较少.根据黑河水库上游河道水力特点，在水流平缓、冲刷作用较弱的地方选取7个代表性断面，每个断面的采样点设置在中弘线上(图2).1.4 数据处理方法与样品分析方法主库区水质研究采用正对于饮水塔附近的S1点的数据，并对上游7个采样点(CS3～CS9)的数据进行分析，研究其对主库区水质变化的影响.数据处理如下：① 将每月多次采集水样的水质数据取平均值，作为本月的水质数据；② 将各月各指标的数据采用SPSS软件进行统计分析.水质监测时间为2013年3月-2014月2月，水深、水温、DO、pH、叶绿素a(Chl.a)浓度等采用美国哈希公司多功能水质监测仪Hydrolab DS5现场原位在线测定，其原理与参数见表1，总磷(TP)、总氮(TN)、铵态氮(-N)、溶解性有机碳(DOC)、铁(Fe)浓度等水质指标均参照《水和废水监测分析方法》(第4版)[26]进行测定，其中TP浓度用钼锑钪分光光度法测定，TN浓度用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法测定.-N浓度用纳氏试剂比色法测定，DOC浓度用燃烧氧化-非分散红外吸收法测定，Fe浓度用邻菲罗啉分光光度法测定.2.1 水温的季节变化与垂直分层随着4月份气温的回升，黑河水库表层水温升高，密度减小，而底部水温仍然维持在原有状态，密度较大，上、底部水体密度存在显著差异，导致水库形成热分层，从而阻碍了上、底部水体间的物质混合交换[27].黑河水库属深水型水库，30m以上水温年际变化较大，上部水温全年在6.4～25.9℃范围内变化，底部水温则变幅较小(图3).3-10月热分层期，黑河水库水温保持“上高下低”的分层结构，上、底部温差在2.6～14.3℃之间，8月份水体分层最稳定，形成了深度为20m、温差为14.3℃的温跃层[28]；9月份后，由于扬水曝气系统的提水混合作用，使得水库水体提前开始混合，上、底部水体温差逐渐减小；至10月末，整个水体完全混合，温跃层消失，混合后水温也提高至17℃左右.黑河水库水体全年呈现单循环混合模式，显然这种分层结构与亚热带水库分层具有相似性，同时区别于其他地区的双混合型或全年稳定分层的水库[29].2.2 DO浓度的季节变化与垂直分层黑河水库水体DO浓度大小取决于复氧与耗氧过程的相对强弱，同时受水温、水质、水动力及氧分压等环境因素的综合影响[30].热分层期，DO浓度沿水深整体呈“上高下低”的趋势分布(图3)，这是由于表层水体在大气复氧和藻类光合作用的双重作用下，DO浓度接近当地气候件下的饱和DO浓度.随着水深的增加及温度梯度的存在，氧传质及光合产氧作用逐渐降低，而水体又不断耗氧，DO浓度随之降低；越接近水库底部，氧传质过程越受阻，加之水体及沉积物中有机质矿化降解不断耗氧，DO浓度越低，使库底出现缺氧或厌氧环境.黑河水库扬水曝气系统运行后，底部水体DO浓度明显提高.2.3 pH值的季节变化与垂直分层黑河水库为偏碱性水体(图3).热分层期，上部水体pH值在7.4～9.2之间，均值为8.4；中部水体pH值在7.3～8.4之间，均值为7.9；底部水体pH值在7.1～7.7之间，均值为7.4.上、中、底部水体pH值差异较大(P<0.01)，其中8月最为显著，这是由于这一时期藻类光合作用较强，大量消耗水中的CO2，对水环境中的碳酸盐动态平衡体系(//CO2)产生扰动，促使上部水体pH值升高并呈微碱性.随着水深增加，光照强度衰减，藻类丰度急剧下降，DO浓度不断降低，兼性厌氧菌逐渐变得活跃，它们在自身的新陈代谢及对水中有机质矿化降解的过程中，不断产生并积累CO2，致使底部水体pH值降低.在混合期，上、中、底部水体pH值总体差异不大(P>0.05).可见，黑河水库pH值亦具有季节性的分层特征，其变化与同时期水温、DO浓度变化趋势基本一致，总体上随水深的增加而减小；水库周期性分层与混合对水体酸碱度体系存在重要影响；pH值降低也会加快沉积物的释放，对水质产生影响.2.4 Chl.a浓度的季节变化与垂直分层水体中的Chl.a浓度水平在一定程度上反映了水中藻类数量，并且与藻类的生长活动、水体透明度、营养盐水平以及其自身悬浮特征有着密切关系[31].在连续一年的监测中，黑河水库上部水体Chl.a浓度在0.35～7.09μg/L之间，最低值出现在3月，最高值出现在8月，整体处于较高水平，而中部和底部水体Chl.a浓度则较低.5-8月，上部水体Chl.a浓度都处在5μg/L以上，丰水期其浓度明显高于枯水期(图3)，表明5-8月黑河水库水体处于富营养状态.热分层期，上、中、底部水体Chl.a浓度差异极显著(P<0.01)，而混合期则差异不大(P>0.05)，在混合期，氮、磷营养盐浓度较高，但Chl.a浓度却处于较低水平，可能受这一时期水温较低的影响.2.5 水体氮、磷、有机物浓度及浊度的季节变化与垂直分层2013年3月-2014年2月，黑河水库上部水体TP浓度变幅为0.004～0.032mg/L，年均值为0.014mg/L；中部水体TP浓度变幅为0.005～0.034mg/L，年均值为0.020mg/L；底部水体TP浓度变幅为0.008～0.052mg/L，年均值为0.031mg/L(图4).总体上，黑河水库TP浓度处于较低水平.热分层期，底部水体TP浓度在3月份最低，为0.008mg/L；但随着库底季节性缺氧的出现，沉积物附近氧化还原电位降低，不同形态的磷不断转化释放进入上覆水中，使得底部水体TP浓度迅速增大，极大值出现在5月和7月，分别为0.050和0.052mg/L.水体混合后底部水体DO浓度增加，磷释放受到抑制.热分层期，黑河水库上、中、底部水体TN浓度分别为1.28、1.33、1.35mg/L，-N浓度分别为0.14、0.23、0.26mg/L；混合期，上、中、底部水体TN浓度分别为1.37、1.30、1.28mg/L，-N浓度分别为0.20、0.18、0.20mg/L.显然，热分层期上部水体TN、-N浓度比混合期低(图4)，表明在厌氧状态下底泥中的氮开始向上覆水体中释放，分层则阻隔了其与上部水体之间的交换.总体来看，黑河水库目前的氮污染水平较高，TN浓度在6月达到最大值，接近2mg/L.而降雨量最大的7、8月，-N浓度高出年平均值2倍多.主要原因为：一方面，强降雨导致水库-N浓度升高；另一方面，上游水携带的腐殖质以及上游居民生活污染物进入库区，其中的有机氮在有利的好氧环境下经氨化菌转化为-N，从而使水库-N浓度升高.2013年3月-2014年2月，黑河水库上部水体DOC浓度变幅为1.91～4.73mg/L，年均值为3.18mg/L；中部水体DOC浓度变幅为1.37～3.94mg/L，年均值为2.75mg/L；底部水体DOC浓度变幅为1.68～4.04mg/L，年均值为2.85mg/L(图4).水体DOC浓度变化的主要原因为：① 厌氧条件下有机氮及有机质的分解伴随着DOC的释放，使得水体中DOC浓度增高；② 沉积物中释放的DOC被其中的微生物分解利用.在热分层期，底部水体出现缺氧，特别是4-6月，底部水体DO浓度为0mg/L，处于完全厌氧状态，有机氮及有机质大量分解、释放，进入上覆水中；混合初期，底部水体高浓度的DOC被携带进入中、上部水体，使中、上部水体DOC浓度增大.而随着混合期全库的好氧，沉积物中释放的DOC不断被微生物分解，分解速度超过了释放速度，主要原因是在好氧状态下-N释放量较少，伴随-N释放的DOC也较少，且释放出的有机物在好氧状态下很快被微生物分解利用，所以其DOC浓度一直处于较低的水平.降雨期间，雨水及上游水体的TN、-N浓度都较高；上游水入库，对主库区水体氮、磷营养盐及有机物影响较大(表2)，表明暴雨径流对主库区水体的污染不容忽视.在注重内源污染的同时应及时做好外源水营养盐及有机物输入的控制.降雨也导致上游水浊度大幅增大，并以径流的方式潜入到主库区，7月26日和30日主库区的水体浊度(93、77.3 NTU)分别比7月23日增加了50%和24%.2.6 扬水曝气技术对水体热分层结构及DO浓度的影响2.6.1 混合效果水温是反映扬水曝气器混合效果的重要指标之一.通过水温变化可以反映黑河水库扬水曝气器的混合效果(图5).扬水曝气系统运行前水体保持稳定的分层结构，上、下层水温差约为12℃.随着扬水曝气系统的持续运行，垂向热分层结构产生了较大程度的扰动，一方面降低了表层水体温度，另一方面迫使温跃层位置不断下迁，范围压缩，温差减小，等温层范围不断缩小，温变层范围不断扩大，且上、下层水体逐渐趋于均温化，水体混合效果显著.2.6.2 充氧效果扬水曝气系统开始运行前，底部水体DO浓度已降至0.1mg/L，DO浓度上高下低的分布趋势很显著；运行至第15d，底部水体DO浓度就已回升至6.0mg/L以上(图5)；随着扬水曝气系统的持续运行，DO浓度沿水深的垂向梯度大大减小，滞水层DO浓度大幅度提高，两者存在正相关性(r=0.591，YDO=5.454+0.147X运行时间)；运行末期，滞水层DO平均浓度较运行前升高了1.5倍，且上、下层水体DO浓度基本趋于一致.水体充氧效果显著(P<0.01).2.7 扬水曝气技术对水质改善效果的影响2.7.1 对沉积物中污染物释放的抑制夏、秋季，黑河水库底部水体DO浓度通常会降至2mg/L以下，使沉积物中氮、磷、铁、锰等污染物大量释放并向上覆水体中扩散，导致水库水质季节性污染.提高水体中DO浓度可以有效地控制底泥中污染物的释放.扬水曝气系统运行前，黑河水库底部水体TP浓度为0.042mg/L；随着扬水曝气系统的持续运行，中、下部水体TP浓度逐渐降低；运行至第25d，底部水体TP 浓度降至0.023mg/L，垂向水体TP平均浓度为0.016mg/L；运行40d后，水体已完全混合，底部和垂向水体TP浓度趋于一致，维持在0.010mg/L左右，较系统运行前底部TP浓度削减了76%，达到国家地表水环境质量标准Ⅱ类限值(0.025mg/L)要求.扬水曝气系统对TP的抑制效果显著(r=-0.840，P<0.01)(图6).扬水曝气系统运行前，黑河水库中、下部水体-N浓度较大，最大值为0.53mg/L；随着扬水曝气系统的持续运行，底部水体-N浓度逐步降低；运行至第25d，底部水体-N浓度降至0.33mg/L，垂向水体-N平均浓度为0.26mg/L；运行40d后，底部和垂向水体-N浓度趋于均匀，被平稳控制在0.23mg/L左右，较系统运行前底部水体-N浓度削减了50%，达到国家地表水环境质量标准Ⅱ类限值(0.5mg/L)要求.扬水曝气系统对-N浓度的抑制效果显著(r=-0.941，P<0.01)(图6).扬水曝气系统运行前，黑河水库水体中Fe浓度最大值高达0.67mg/L，超过国家地表水环境质量标准Ⅱ类限值(0.3mg/L)1倍以上；在扬水曝气系统运行过程中，中、下部水体的Fe浓度逐渐降低；运行至第25d，底部水体Fe浓度降至0.27mg/L，垂向水体Fe平均浓度为0.18mg/L；运行40d后，底部水体Fe浓度降至0.15mg/L，垂向水体Fe平均浓度为0.14mg/L，且上、下层水体Fe浓度趋于一致,垂向平均削减率达到86%.扬水曝气系统对Fe的抑制效果显著(r=-0.908，P<0.01)(图6).黑河水库水体中TP、-N、Fe浓度与扬水曝气系统运行时间之间均呈显著负相关(P<0.01)，相关系数(R2)分别达0.7054、0.8852和0.8249(图6).扬水曝气系统运行前后，黑河水库中锰浓度一直低于最低检测限值0.05mg/L.2.7.2 对藻类生长的抑制黑河水库中藻类丰度与Chl.a浓度的变化趋势基本一致(图7).扬水曝气运行前，藻类丰度与Chl.a浓度最大值均出现在0～5m之间水体中，5m以下水体中，藻类丰度与Chl.a浓度随着水深的增加而降低，并逐渐趋于稳定，符合中温带深水型水库藻类正常分布状态.运行初期，0～5m之间水体的藻类丰度与Chl.a浓度不断减小，10m以下水体的藻类丰度与Chl.a浓度相比运行前增加，主要原因是扬水曝气的充气混合作用将上部水体中的藻类输送到中、下部水体中；随着扬水曝气系统持续运行，不断被输送到下部水体的藻类光合作用受到抑制，逐渐衰亡，整个水体中藻类丰度不断降低.扬水曝气系统对藻类抑制效果显著(r=-0.835，P<0.01).对黑河水库全年水质的理化指标分析表明，黑河水库是一个底部季节性缺氧、高营养盐型水库，水体整体处于中-富营养状态.全年水体呈单循环混合模式，在3-10月形成热分层，水体热分层导致水库水质的分层.水体分层限制了垂向水层间氧的传质交换，加上水体和底泥的双重耗氧，致使底部水体DO浓度锐减，造成沉积物中营养盐释放进入上覆水，底层水体污染负荷大幅升高，在水体自然混合期，导致水库水质污染.黑河水库热分层末期，扬水曝气系统通过混合充氧增加水体DO浓度，增强垂向水体的流动性和交换性，破坏水体分层，使水体提前混合，延长水质持续改善的作用时效.扬水曝气系统的持续运行使水体底部TP浓度降至国家地表水环境质量标准Ⅱ类限值以下；水体底部-N浓度由0.45mg/L降至0.23mg/L；水体底部Fe浓度由0.42mg/L降至0.15mg/L；水体底部锰浓度低于最低检测限值(0.05mg/L)；水体上部Chl.a浓度由5.92μg/L降至1.66μg/L.扬水曝气系统有效抑制了底泥中污染物的释放，控制了藻类的生长繁殖，对黑河水质改善起到了至关重要的作用.【相关文献】[1] 韩博平.中国水库生态学研究的回顾与展望.湖泊科学,2010,22(2): 151-160.DOI10.18307/2010.0201.[2] 林国恩,望甜,林秋奇等.广东流溪河水库湖沼学变量的时空动态特征.湖泊科学,2009,21(3): 387-394.DOI 10.18307/2009.0312.[3] Geller W. 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广州流溪河水库沉积物粒度端元模型分析及其沉积动力学意义王艳杰;唐红渠;姜仕军【摘要】探讨广州市从化区流溪河水库建库以来50多年沉积环境和沉积物来源的空间差异及其演变过程.以流溪河水库不同区域的4个沉积柱为研究对象,利用端元模型分析粒度组分,结果显示:(1)河流搬运是流溪河水库的主要沉积物来源,从入库河流至水库大坝,沉积物颗粒由粗变细,说明水动力逐渐减弱.(2)入库口主要受河流搬运营力的影响;库湾区远离入库口,水动力较弱,以悬浮沉积为主;过渡区受水动力和建库初期原地沉积再搬运、再沉积的共同作用,经历了受多个物源的共同影响到单一河流占主导的演变过程.(3)建库以来,流溪河水库沉积速率呈现“高—低—高—低”的演变进程,与流域内降水量和土地利用的变化相关.水库沉积物组成存在明显的空间分区,且随水库环境演变而发生变化.【期刊名称】《成都理工大学学报（自然科学版）》【年(卷),期】2015(042)004【总页数】8页(P476-483)【关键词】沉积物粒度;端元模型;水动力;沉积环境;流溪河水库【作者】王艳杰;唐红渠;姜仕军【作者单位】暨南大学生态学系、广东省水体富营养化与赤潮防治广东普通高校重点实验室,广州510632;暨南大学生态学系、广东省水体富营养化与赤潮防治广东普通高校重点实验室,广州510632;暨南大学生态学系、广东省水体富营养化与赤潮防治广东普通高校重点实验室,广州510632【正文语种】中文【中图分类】P343.3自然界中大多数沉积物受一种或多种搬运营力、动力机制的共同作用，出现了多成因、多峰分布的粒度频率曲线特征，且同一类型沉积物因受地形、搬运介质及时空上的差异等多重影响，其粒度表征的频率曲线分布特征也各不相同［1］。

沉积物粒度蕴含着水动力机制、降雨量和物源等多方面的信息，而利用这些信息可以揭示沉积环境的类型，推断气候变化以及沉积物扩散搬运的过程［2－4］。

为了获得并破译这些信息，人们多采用主成分分析（PCA）、聚类分析或者因子分析等方法，取得了诸多成果。

东江上游小流域河口前置库技术应用及库区沉积物变化特征研究

东江上游小流域河口前置库技术应用及库区沉积物变化特征研究东江上游小流域河口前置库技术应用及库区沉积物变化特征研究引言：随着社会经济的发展和人类对水资源的需求增加，水库建设成为了一种常见的水资源调控手段。

而在东江上游的小流域中，河口前置库技术的应用以及库区沉积物的变化特征研究成为了当前研究的焦点。

本文将从技术应用和沉积物变化两个方面进行探讨和研究。

一、东江上游小流域河口前置库技术应用东江上游的小流域地理条件复杂，水资源调控面临诸多难题。

河口前置库技术正是为了解决这些问题而提出的。

该技术是指在河口处设置一个水库，通过调整流量和水位，以达到流量均衡的目的。

该技术的应用可以解决下游河道水位过低和河水排泄不畅的问题，为下游农田灌溉和城市供水提供保障。

在东江上游小流域的应用中，河口前置库技术经过了几年的实践和改进。

通过对流量和水位的科学调控，成功解决了下游农田灌溉和城市供水的问题，并保持了河道的生态平衡。

同时，该技术也在一定程度上减轻了洪水带来的灾害，增加了河口周边地区的防洪能力，提高了土地的利用率。

二、库区沉积物变化特征研究库区沉积物是指在水库建设过程中沉积在库区底部的沉积物。

研究库区沉积物的变化特征对于水库的运行和管理至关重要。

在东江上游小流域的研究中，人们发现库区沉积物主要由悬浮物和沉降物组成。

研究发现，在河口前置库技术应用后，库区沉积物的变化有了显著的特征。

首先，沉积物的总量减少了，这主要归功于河口前置库调节流量和水位的作用。

其次，沉积物的质量也得到了改善，悬浮物含量减少，沉降物的质地也更加均匀。

库区沉积物的变化特征对水库的管理和维护提出了新的要求。

首先，定期进行沉积物清淤是必要的，以保证库容的有效利用和水库正常的运行。

其次，需要加强沉积物的监测和分析，以掌握沉积物的变化趋势，及时调整库区的管理措施。

结论：东江上游小流域河口前置库技术的应用为流域水资源调控提供了有效的手段，并成功解决了下游农田灌溉和城市供水的问题。

水源水库沉积物及其上覆水dom光谱特征

水源水库沉积物及其上覆水dom光谱特征
近年来，水源水库沉积物和其上覆水光谱特征的研究受到了越来越多的关注。

这种研究可以为环境研究、地球物理研究以及水源取用管理提供有价值的信息。

Dom光谱技术可以提供重要的参数信息以识别水源，应用范围已经从海洋环境扩大到湖泊和水库环境。

Dom光谱的关键参数，如原因抑制（FI）、有机质总蓝绿色指数（Tb:Bbg）和紫外索氏理论守恒（UV:SUVA）对湖泊和水库的沉积物的质量与其上覆水的质量有着重要的影响。

FI是Dom水化学參数中一个主要的參数，可以用来解释有机氮物质和硝酸盐形式在水体中分布情况，Tb:Bbg可用于识别水体中有机质的分布，UV:SUVA可用于提供水质的指示参数，评价水源来源及水质状况。

研究表明，水源水库沉积物及其上覆水Dom光谱特征对湖泊和水库环境研究有重要意义，可以提供有用的信息。

通过分析沉积物及其供应水体的Dom光谱特性，可以识别出水体的主要源头，并可以学习水源的交流和演变，从而用于水资源管理和取水影响的调控。

而后，我们也能更有效地保护湖泊和水库的水质，以期能够确保人们丰富的生活娱乐乐趣。

河道型水库沉积物有机碳空间分布特征及其埋藏效应

河道型水库沉积物有机碳空间分布特征及其埋藏效应秦勇;孙鹤;李姗泽;顾菲;曹珍;李小影;阎腾飞【期刊名称】《水利水电技术（中英文）》【年(卷),期】2024(55)2【摘要】【目的】河流筑坝对有机碳具有重要的拦截作用,影响内陆水体碳循环。

目前,河道型水库沉积物有机碳空间分布特征和自生有机碳埋藏通量仍不明确。

【方法】采用沉积物柱芯法、沉积物物理化学参数和碳同位素二元混合模型,对河道型水库(银盘水库)沉积物有机碳埋藏开展了调研。

【结果】结果显示:银盘水库沉积物有机碳含量变化范围为0.99%~1.32%,库中和坝前沉积柱有机碳含量均值分别为1.12%和1.16%;内源有机碳与总磷呈现显著正相关;有机碳埋藏速率变化范围为98.7~348.9 g C·m^(-2)·a^(-1),平均值为223.8 g C·m^(-2)·a^(-1),有机碳埋藏通量和内源有机碳埋藏通量分别为2.5×10^(9)g C·a^(-1)和1.8×10^(9)g C·a^(-1);内源有机碳对沉积物总有机碳的贡献比例为69.0%~75.2%,平均值为71.5%。

【结论】结果表明:河道型水库沉积柱有机碳含量从库中到坝前没有明显变化;水库内源有机质的生成与营养盐输入和水体滞留时间密切相关;银盘水库有机碳埋藏通量相当于全球水库有机碳埋藏通量的0.04‰,河道型水库是个重要的潜在碳汇。

研究结果能够为河道型水库碳埋藏研究和水电清洁型评估提供参考依据。

【总页数】10页(P123-132)【作者】秦勇;孙鹤;李姗泽;顾菲;曹珍;李小影;阎腾飞【作者单位】信阳农林学院;中国水利水电科学研究院水生态环境研究所;信阳市淮河流域消落带碳中和工程技术研究中心;上海大学环境与化学工程学院【正文语种】中文【中图分类】X524【相关文献】1.山仔水库沉积物含水率和有机质的空间分布特征研究2.云南洱海表层沉积物内外源有机碳的空间分布特征及其环境意义3.崇明东滩盐沼表层沉积物有机碳空间分布特征及其来源示踪研究4.三峡水库蓄水初期沉积物有机碳的分布特征因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。