西溪湿地底泥氮、磷和有机质含量竖向分布规律

陈如海,詹良通*,陈云敏,胡洪志 (.浙江大学软弱土与环境土工教育部重点实验室,浙江 杭州 30058；. 杭州市林水局,浙江 杭州 3004)

据报道[1-2],全球范围内 30%～40%的湖泊和水库受富营养化的影响,20世纪 90年代后期的调查结果表明,我国富营养化的湖泊数已经占调查湖泊总数的 77%以上,对饮用水源、渔业或者娱乐用水影响很大.对已经富营养化的湖泊,只依靠减少外来营养物质的输入,短期内对改善湖泊水质的作用效果非常缓慢,其原因在于底泥中的氮磷向上覆水体逐渐释放,使水体质量难以在短时间得到改善[3-4].有文献报道,云南滇池中 80%的氮和 90%的磷分布在底泥中[5],因此,控制和修复水体富营养化,不但要减少外来营养物质的过量输入,而且要加大对富营养化程度很高的底泥的治理.国内外许多学者对底泥富营养化问题做了相关的研究[6-9],结果发现底泥富营养化严重,对水体存在潜在生态风险.底泥在持续的外界扰动条件下,氮、磷的释放显著增加,并且由于很容易吸附在水中胶体上不易沉淀而影响水质的改善[10].随着人们对水体及底泥富营养化规律认识的不断深入,修复受污染的水体,保持良好的水环境质量是人们的最终目标,而底泥富营养化程度测试与评价在其中发挥着重要的作用.

西溪湿地是一个属河流兼沼泽型的国家级湿地,调查取样区域面积约 3.15km2,区内河网密布,池塘众多,水面率高达50%.近年来,该湿地水体透明度下降,部分河道水华丛生,水体富营养化程度较重.据调查,该湿地水体及底泥中氮、磷和有机污染物主要来自 3个方面:一是湿地上游乡镇部分未经截流处理的生活和工业污水均通过河道进入该湿地;二是湿地地处城郊,随着城市化的推进,该湿地实现了户户通自来水,失去了保护水质的动力;三是养猪业占了当地农业养殖近 70%,生产生活污染对湿地水体的影响比较严重[11].

本研究利用特制的取土器钻取连续完整的湿地底泥,测试了总氮(TN)、总磷(TP)、有机质(OM)在底泥中的含量,同时对表层底泥孔隙水及上覆水中TN、TP、COD等污染项目进行了测试,分析了各测试项目在底泥竖向上的分布规律和特征,为湿地底泥疏浚深度的选取提供了一定的依据;同时,各测试项目在底泥孔隙水及底泥上覆水体中含量的测试和分析,为进一步研究污染物在底泥中累积-扩散规律提供参考.

1 材料与方法

1.1 取样

本次取样从2007年1月开始,历时2d,共布置5个样点,均分布在该湿地各主要河道中(图1).为保证取底泥成功,每个点位设置 2个取样孔(zk1、zk2),以供平行测试.取样时尽量避开受行船扰动较大的河道中心位置,并且保证取样点位未曾被疏浚过;为了避免地表冲积物对底泥的影响,取样点一般需距离河岸 3～5m,以确保所取底泥样品具有较好的代表性和典型性.

图1 取样点分布示意Fig.1 Locations of sediment sampling

取样时,在2条水泥船上架设特制的水下取土器,将3m长PVC取样管置入取样器中,用夯锤将取样器打入底泥 1～2m深度,然后一次性提取 1～2m连续完整底泥样.该方法可保证所取底泥样被最小限度扰动,且避免其被污染或被水体稀释.取样器提出后,将PVC管连同所取底泥锯成小段,密封、保存在试样箱中.在每个底泥取样点位置用取样瓶在水面以下50cm取2个样作为底泥上覆水水样.

本次调查共取小段底泥样 65个,水样 10个.各点位取样深度为 1.0～1.8m,视底泥硬度差异而定.

1.2 测试项目

本次测试项目包括底泥中TN、TP、OM和底泥孔隙水、上覆水中TN、TP、COD、NH4+-N、pH值等.此外,还对样品中重金属含量进行测试,但暂不对其进行讨论.

1.3 样品处理与分析方法

1.3.1 水样处理 底泥样品运抵实验室后先进行表层底泥(0～20cm深度,下同)孔隙水的提取,下部不能立即处理的底泥样,置于-18℃保存.采用文献[12]的方法将表层底泥高速离心(5000r/min, 20min)后得少量上层清液,合并各离心管上层清液并经0.45μm滤膜过滤得到待分析孔隙水水样.从底泥上覆水体取得的水样经沃特曼 1号滤纸过滤后,测定水样pH值,0～4℃低温保存待分析. 1.3.2 底泥处理 从每段(长 20cm)底泥样中切取约 400g湿泥,置于风干盘中自然晾干(含水量约为3%),剔除沙石等粗颗粒异物后,拌匀、细磨过60目筛,再多次拌匀后用四分法取其中一份置于广口玻璃瓶中备用.细磨过筛后的底泥先经过WX-4000型微波炉进行分步消解后,再移至电热板上赶酸、定容,供进一步测试.

1.3.3 测试方法 底泥及水样各项目的测试均严格按照国家相关标准或《土壤环境监测规范》推荐的等效方法进行,每个项目测试时都同时做2个平行空白测试,具体方法及参考标准如表1所示.

表1 各项目测试方法及参考标准Table 1 Testing methods and referred standards

2 结果与讨论

2.1 底泥中TN、TP的分布

湿地各个取样点底泥中TN、TP(均指干土中的含量,下同)及其竖直方向上的变化如图2所示.从整个湿地范围上看,在表层底泥中TN、TP的含量明显高于湿地陆域土壤中的平均含量(TN陆域=0.14%、TP陆域=0.09%)[11].需要说明的是,图2中所标陆域TN、TP平均含量是指湿地陆地多处采样点 TN、TP含量的平均值.西溪湿地表层底泥中TN、TP含量高于其在陆域平均含量,一方面说明排入湿地水体中的外源性N、P等营养物质在底泥表层有相当程度的富集,另一方面也表明可以用陆域TN、TP平均含量大致判断底泥受外源性排入水体中营养物质影响的范围和深度.从相关性来看,各取样点TN、TP相关系数为0.69～0.97,呈显著正相关,这表明伴随着底泥富营养化程度的变化,N、P在底泥累积过程中有较高的同步性.

图2 底泥TN、TP含量竖直方向分布Fig.2 Changes of TN、TP contents with the depth of sediments

竖直方向上,底泥TN、TP含量总体呈下降趋势,在40～60cm深度附近开始达到或趋近其陆域平均值,2、3、4取样点在60cm深度附近TN、TP变化幅度很小并趋于稳定;而1和5号取样点TN、TP随深度增加急剧减小.范成新等[6]对太湖30cm深度范围内底泥N、P进行测试时发现,表层 10cm深度以上含量较高,与本次测试结果比较吻合;桑稳姣等[22]对武汉墨水湖4个地点80cm深度底泥污染测试时发现,TN、TP在底泥10～40cm深度处达到最大,40cm以下TN、TP含量逐渐变小并趋于稳定,与本次测试中底泥TN、TP垂向分布特征较为相似.

2.2 底泥中OM的分布

由图3可见,OM的最大值基本都在表层底泥中出现,随着深度的增加,OM逐渐减小,除2号样点外,其余各点OM在40cm深度内均接近或低于湿地陆域有机质平均含量(OM陆域=2.55%)[11].各取样点中,表层底泥OM含量最大值约为陆域OM平均含量的2倍(1号样点);表层底泥OM含量约为最下部底泥OM含量的3～4倍.这说明底泥表层可能存在较重的有机物污染.Sahu等[23]对印度Thane Creek地区底泥有机污染测试时发现,在底泥中40cm深度以上有机污染物多氯联苯含量较高,40cm深度以下含量急剧减少,这些痕量有机污染物变化的结果与本研究OM在竖直方向上的分布也有一定的相似性.

图3 底泥中OM含量竖直方向分布Fig.3 Change of OM content with the depth of sediments

在竖直方向上, OM与TN、TP在各个取样点的相关性非常显著(表2),这表明湿地底泥中的N、P主要来自有机污染物的迁移和累积,湿地水体及底泥富营养化与有机污染物不断排入密切相关.孙宁波等[24]对黄河三角洲水库底泥中N、P特征进行研究时也发现,底泥中OM含量与底泥中TN含量呈极显著相关关系,且N、P在底泥中的积累具有高度同步性;由于底泥中TN与OM之间存在着良好的线性关系,可以通过OM预测TN[25].这些结果与本研究所发现的规律比较一致.

表2 OM与TN、TP在底泥竖直方向上的相关系数Table 2 Correlation among the distributions of OM and TN, TP along the depth

通过底泥竖直方向上TN、TP、OM的变化与其陆域平均含量的比较发现,0～60cm深度底泥中各营养物质含量变化较大,与上覆水体之间存在物质交换关系,可称其为活性层,60cm深度以下营养物质含量接近或低于陆域土壤平均值,其与上覆水体之间存在物质交换关系不明显,可称其为相对稳定层.上述划分有待于今后进一步论证.

2.3 底泥富营养化程度的评价

目前,国内外对河流及湖泊底泥富营养化程度的评价还缺乏统一的标准,考虑到近年来底泥富营养化最主要的原因是有机物和N、P物质的迅速增加,因此评价底泥富营养化程度必须综合考虑 N、P及有机物施加的影响.隋桂荣[26]运用有机指数法将太湖底泥分为4个污染等级,多年的应用实践表明该法能够对底泥富营养化程度进行简捷有效的评价[12,25].有机指数公式为:

式中:有机碳=OM/1.724;有机氮=TN×0.95.

根据式(1)和表3提供的评价标准,本湿地5个取样点表层底泥有机指数均大于0.5,其中,1号取样点表层底泥有机指数为 0.709,为所有底泥样中最大值,说明底泥有机污染及富营养化程度比较严重;20～60cm底泥有机指数均未大于 0.5,属于尚清洁,60cm深度以下,除个别点(3号样点)在 80cm深度泥样才达到较清洁标准外,其余均属于I类和II类(清洁或较清洁)底泥,基本没有受到外来污染物的污染.这一评价结果跟前面用陆域N、P平均含量进行底泥污染程度粗略判断的结果接近.

由表4可见,该湿地河道河水呈弱酸性,表层底泥孔隙水 pH值略低于上覆水体;对照国家地表水质量标准(GB3838-2002),该湿地水体NH4+-N含量超过国标V类水标准,TN含量则接近或超过国标V类水标准3倍以上,TP含量符合国家III类水的标准要求,这表明N元素是导致湿地富营养化的主要原因,其余各项目如COD、溶解氧(DO)等项目基本符合III～IV类水标准.

表3 底泥有机指数评价标准Table 3 Evaluation criteria of Organic index in sediment

表4 底泥孔隙水及上覆水中常规污染指标含量Table 4 Contents of conventional pollutants in the pore water of sediments and the upper water body

表层底泥孔隙水中TN、TP约为上覆水中含量的 2～5倍,孔隙水与上覆水之间存在着较大的浓度梯度,在水中营养物质不断沉淀的同时,底泥中营养物质也会向上覆水体中进行释放.而各取样点水体中TN、TP与其在孔隙水中的含量相关性(rN=0.25,rP=0.11)较小,这表明当前湿地底泥及孔隙水向上覆水释放N、P是影响水体富营养化的因素之一,但还不是唯一因素,它很可能与各取样点外源营养物质输入的变化、季节性水位变化、水体和底泥受扰动程度、水体温度变化等因素有关.范成新等[6]在研究NH4+-N和磷酸盐态磷在太湖底泥及上覆水中含量的相关性时也有相似的结论.在实验室不同水动力条件下,受扰动大的底泥N、P释放量会显著升高[28],该结论与现场测试的结果比较说明,湿地底泥中N、P的释放量由于影响因素较多而远比实验室条件下更为复杂,今后有必要考虑多因素交互作用的数值模拟分析,以对底泥及水体污染进行更科学的评价.

湿地底泥一方面不断累积河水中的有机污染物,成为河水中N、P等营养物质的“汇”,另一方面也会通过N、P在底泥孔隙水与河水中的浓度差不断向河水中进行释放而成为“源”.在无外源性营养物质输入的前提下,可以采取生物修复措施或化学方法进行水体修复治理,但耗时较长.在短时间要取得治理修复的效果,工程性措施如疏浚底泥是较好的措施之一.国内也有一些湖泊底泥疏浚后对水体水质改善效果不明显的报道[29-30],很大的原因在于疏浚深度的确定上存在一些问题,底泥疏浚深度不够的湿地或湖泊的水质不但不能得到改善,而且还可能进一步恶化[31].此外,底泥疏浚的费用较高,所以在底泥疏浚工程中疏浚深度的把握显得尤为重要.鉴于以上原因,本次测试所得底泥活性层 60cm深度可作为西溪湿地疏浚的深度,但具体疏浚还需要更多更细致的工程勘测进行决定.

3 结论

3.1 本湿地底泥中TN、TP、OM沿竖向变化呈显著正相关,随着埋深增加呈降低的规律明显,在60cm 深度附近趋于陆域土壤平均值.根据测试结果,底泥活性层厚度确定为60cm.

3.2 表层底泥中TN、TP、OM含量较高,不同深度底泥有机指数的差异表明:表层底泥受有机污染(富营养化程度)比较严重,20～60cm深度底泥属于尚清洁,60cm深度以下的稳定层底泥基本未受到有机污染或者为轻度污染.

3.3 上覆水、表层底泥孔隙水中各污染指标含量的比较表明:氮元素含量大大超过国家V类水标准,是引起该湿地富营养化的主要因素,其余指标满足III～IV类水标准;表层底泥孔隙水和上覆水之间存在3～5倍的浓度梯度,在适当条件下,底泥中氮磷等营养物质将向上覆水体释放.

3.4 对作为内污染源的底泥,疏浚应是一种更有效的治理措施,本次测试所得的活性层 60cm深度可作为湿地疏浚深度,但具体疏浚还需更多更细致的相关工程勘测进行决定.

[1] 苏 玲.水体富营养化 [J]. 世界环境, 1994,42(1):23-26.

[2] 马经安,李红清.浅谈国内外江河湖库水体富营养化状况 [J].长江流域资源与环境, 2002,11(6):575-577.

[3] Bootsma M C, Barendregt A, van Alphen J C A. Effectiveness of reducing external nutrient load entering a eutrophicated shallow lake ecosystem in the Naardermeer nature reserve, The Netherlands [J]. Biological Conservation, 1999,90:193-201.

[4] 吴根福,吴雪昌,金承涛.杭州西湖底泥释磷的初步研究 [J]. 中国环境科学, 1998,18(2):107-110.

[5] 张锡辉.水环境修复工程学原理与应用 [M]. 北京:化学工业出版社, 2002.

[6] 范成新,杨龙元,张 路.太湖底泥及其间隙水中氮磷垂直分布及相互关系分析 [J]. 湖泊科学, 2000,12(4):359-366.

[7] 彭自然.张饮江,张剑雯,等.世博园区水体底泥氮磷分布特征[J]. 环境科学与技术,2008,31(3):56-58.

[8] Risto H, Mika A K, Mirja S S. Vertical distribution of sediment enzyme activities involved in the cycling of carbon, nitrogen, phosphorus and sulphur in three boreal rural lakes [J]. Water Research, 2005,39:2319-2326.

[9] 杨丽原,沈 吉,张祖陆,等.南四湖表层底泥重金属和营养元素的多元分析 [J]. 中国环境科学, 2003,23(2):206-209.

[10] 孙小静,秦伯强,朱广伟,等.持续水动力作用下湖泊底泥胶体态氮、磷的释放 [J]. 环境科学, 2007,28(6):1223-1229.

[11] 吴 明,丁 平.西溪国家湿地公园生态监测体系研究报告(六) [R]. 杭州:西溪国家湿地公园示范项目研究组, 2007.

[12] 丰民义.东湖典型区域沉积物及间隙水中碳氮磷时空分布特征研究 [D]. 武汉:中国科学院水生生物研究所, 2007.

[13] GB6920-86 水质-pH值的测定-玻璃电极法 [S].

[14] GB7489-87 水质-溶解氧的测定-碘量法 [S].

[15] GB11914-89 水质-化学需氧量的测定-重铬酸盐法 [S].

[16] GB7478-87 水质-铵的测定-蒸镏和滴定法 [S].

[17] GB11894-89 水质-总氮的测定-碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法 [S].

[18] GB11893-89 水质-总磷的测定-钼酸铵分光光度法 [S].

[19] GB 9834-88 土壤有机质测定法[S].

[20] GB7173-87 土壤有机质测定[S].

[21] HJ/T166-2004 土壤环境监测技术规范 [S].

[22] 桑稳姣,程建军,姜应和.武汉墨水湖底泥中总氮、总磷污染特征分析 [J]. 中国给水排水, 2008,24(5):45-47.

[23] Sahu S K, Ajmal P Y, Pandit G G, et al. Vertical distribution of polychlorinated biphenyl congeners in sediment core frTOC Thane Creek area of Mumbai, India [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,164:1573-1579.

[24] 孙宁波,王宇庭,孙春光,等.黄河三角洲水库底泥中氮、磷特征及其与水体磷富营养化关系 [J]. 青岛农业大学学报(自然科学版), 2007,24(4):274-278.

[25] 王永华,钱少猛,徐南妮,等.巢湖东区底泥污染物分布特征及评价 [J]. 环境科学研究, 2004,17(6):22-26.

[26] 隋桂荣.太湖表层沉积物中OM、TN、TP的现状与评价 [J]. 湖泊科学,1996,8(4):319-324.

[27] GB3838-2002 地表水环境质量标准 [S].

[28] 李一平,逄 勇,吕 俊.水动力条件下底泥中氮磷释放通量 [J].湖泊科学, 2004,16(4):318-324.

[29] 朱 敏,王国祥,王 建.南京玄武湖清淤前后底泥主要污染指标的变化 [J]. 南京师范大学学报(工程技术版), 2004,4(2): 66-69.

[30] 王小雨,冯 江.湖泊富营养化治理的底泥疏浚工程 [J]. 环境保护, 2003,20(2):22-23.

[31] 濮培民,王国祥,胡春华,等.底泥疏浚能控制湖泊营养化吗 [J].湖泊科学, 2000,12(3):269-279.