洪泽湖入湖河流沉积物有机磷分布特征及外源输入对其形态转化的影响*

2020-05-08袁旭音周慧华熊玉婷陈耀祖

湖泊科学 2020年3期

韩年，袁旭音，周慧华，朱海，熊玉婷，陈耀祖

(1:河海大学环境学院，南京 210098) (2:浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室，南京 210098)

有机磷是沉积物磷的重要组成部分，具有潜在的释放风险并转变为其他生物可利用形式[1-2]. 近年来，关于沉积物中有机磷的含量、形态、生物有效性等方面已有一些研究[3-4]，这些研究结果表明，沉积物有机磷在水体磷循环中起着至关重要的作用[5]. 沉积物中有机磷的含量约占总磷的20%～80%[6]，其分布和转化不仅与来源相关，且与沉积物的理化性质有关[7]. 以往有关沉积物有机磷研究大多限于单一河流或湖泊沉积物，少有结合不同地理环境、污染状况及土地利用方式的对比研究，也缺少外源输入条件下沉积物有机磷形态的长期变化分析，而这些综合研究对于深入了解流域沉积物有机磷的空间变化特征、迁移与转化行为十分重要.

洪泽湖水质状况受到入湖河流的显著影响[8]，而这些入湖河流附近人类活动频繁，且有较多的有机污染源(如畜禽养殖、生活污水). 因此，为了控制洪泽湖磷的输入，分析研究入湖河流沉积物有机磷的空间分布特征相当重要. 同时，入湖河流周边存在较多的生活污水、工业废水等污染源，进入水体的污染物质会影响有机磷的转化，增加水体富营养化风险. 研究外源物质对有机磷形态转化的长期影响可更加深入了解洪泽湖流域有机磷的循环过程，预测水体磷的长期变化趋势. 本研究采用Ivanoff等[9]的连续提取方法分析沉积物有机磷形态组成，利用冗余分析研究有机磷分布的影响因素；设计室内连续培养试验，探究外源添加物对不同污染水平沉积物有机磷形态转化的长期效应，以期为洪泽湖及周边流域开展有针对性的流域环境保护与管理提供指导.

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

洪泽湖位于江苏淮安市西南部，湖泊面积1597 km2，是我国第四大淡水湖. 现有研究资料表明，洪泽湖水体的主要污染物为总磷，而入湖河流输入为磷的主要来源[8]. 本研究以洪泽湖入湖河流成子河、安河、濉河和淮河的沉积物为研究对象，采样点分布如图1所示. 成子河沿途经过宿迁市、泗阳县等进入湖区，土地利用以草地、城镇用地为主，也有少量的养殖区[10]；安河起源于房亭河的荆山引河口，上游土地利用以林地、耕地为主，中游分布有较多的水产养殖地；濉河自宿县的张树闸起，穿浍塘沟闸分为两股，一股沿故道东流，为老濉河，一股东南流为新挖河道，为新濉河，本文研究的为老濉河. 近年来安河、濉河两岸污染负荷持续增加，主要是由于城市生活污水、工业废水和养殖废水的排入[11]. 淮河(江苏段)为洪泽湖最大入湖河流，其水系多年平均径流量为452.0亿m3，入湖水量占总入湖径流量的70%以上[12]，其采样区分布有大量耕地，农业面源污染是磷的主要污染来源.

图1 研究区域与采样点分布Fig.1 Map of study areas showing sampling sites distribution

1.2 样品采集与处理

结合河流分布特征、周边环境、土地利用方式，于2017年6月，采用抓斗式采样器自入湖河流东部到西部(上游至下游)采集表层(0～10 cm)沉积物. 为防止样品采集的偶然性和随机性，每个采样点均采集3个平行样并现场混合后置于封口聚乙烯袋中，带回实验室冷藏. 然后通过自然风干，去除样品中的小石子、贝壳和腐根等杂物，研磨并过100目筛后装于封口聚乙烯袋中，保存在低温状态供分析.

1.3 样品测定方法

沉积物样品分析测定指标包括常量元素、pH、粒度、有机质(OM)、总氮(TN)、总磷(TP)、无机磷(IP)以及不同形态有机磷(OP).

常量元素含量使用荷兰帕纳科公司的PW2440型射线荧光分析仪测定，pH采用电极法测定，粒度根据国际上应用较广的伍登-温特华斯的粒度分级方案进行分析[13]，OM、TP、TN、OP等指标采用常规化学分析方法测定. OM含量采用水合热重铬酸钾容量法测定，TP含量采用硫酸-高氯酸消煮-钼锑抗比色法测定，TN含量采用凯氏消煮法测定，OP含量采用灼烧法测定，IP含量由TP与OP含量的差值算出[14]. 沉积物有机磷分级连续提取参照Ivanoff等提出的土壤OP分级的方法，具体提取方法见表1. 实验中对所有样品均取3份平行测定并取平均值，数据误差<10%.

表1 沉积物有机磷分级提取流程

1.4 外源添加模拟实验

生活污水和工业废水是洪泽湖入湖河流的主要污染来源，因此，添加有机质和铁离子来模拟这两种废水. 本研究分别以腐植酸和氯化铁作为实验物质，探究它们进入沉积物后对有机磷形态变化的长期影响，本实验主要模拟一个季节有机磷的变化(夏季). 将采集的沉积物按河流污染水平进行均匀混合，根据现场采样可知，安河和濉河周边污染显著重于成子河和淮河，故将污染较重的安河、濉河沉积物和污染较轻的成子河、淮河沉积物组成混合样，实验中各取100 g于培养皿中，分别用去离子水、10 g/L腐殖酸溶液及10 g/L FeCl3溶液各10 mL加入到土样中并震荡混合，加入蒸馏水使沉积物含水呈饱和状态(完全湿润但无水流出)，然后将沉积物样置于30±1℃条件下恒温密闭培养，每隔3天用注射器调节沉积物含水量使之保持饱和状态. 实验共持续90天，分别于第5、10、20、30、60和90天进行取样并测定各形态有机磷含量.

1.5 数据统计与分析方法

利用Excel 2010软件对实验数据进行整理统计，使用Origin 9.0软件进行参数空间和时空变化作图，采用Canoco 5.0软件分析沉积物的理化性质与有机磷形态的相关性.

2 洪泽湖不同入湖河流沉积物的理化性质及磷的分布特征

2.1 沉积物的主要理化性质

洪泽湖入湖河流沉积物的主要理化性质如表2所示. 总体看，大部分沉积物的pH值大于8，而淮河沉积物pH略低，平均值为7.66，表明研究区沉积物偏碱性. 入湖河流沉积物中CaO含量明显高于太湖等入湖河流[15]，这是造成沉积物偏碱性的原因. 安河、濉河沉积物中营养盐(TN、TP)的平均含量明显高于其他两条河流，综合有机质的分析，显示其污染程度相对较高. 较高比例的黏粒容易吸附外来的营养物质[16]，这可能是安河、濉河营养盐含量较高的原因之一.

表2 不同入湖河流沉积物的主要理化性质

2.2 沉积物磷的空间变化特征

入湖河流沉积物中TP的空间变化特征如图2所示. 从图2可知，不同河流沉积物TP的空间变化存在差异性. 就采样区上中下游来看，成子河TP含量中游地区较低，上下游略高，这是因为上游采样区临近宿迁市城区，且有少量水产养殖；中游沿河分布有大量水生植物，对入湖氮、磷有一定的削减作用，而下游又进入泗阳城区，污染源增多导致磷含量升高. 安河、濉河沉积物TP含量表现出下游>中游>上游，这是因为这两条河流上游区域草地、林地分布较为广泛，而下游人口分布密集，生活污水等外源输入较多，且下游是洪泽湖的中心区，周围大型船舶来往频繁. 淮河沉积物上游H1点由于受五河县县城生活污染物的影响，其TP含量略高，其他采样点TP含量相对较低，因为中下游采样点附近没有大型城镇. 根据刘鸿亮等[17]关于沉积物磷的初步研究，通常将沉积物分为严重污染(TP≥1000 mg/kg)、中度污染(500 mg/kg

沉积物OP与IP含量组成如图2所示，安河和濉河沉积物OP含量显著高于成子河和淮河，是因为前者沿河有较多的外源有机物输入. 此外，周边环境也影响有机磷的分布，如安河的A7采样点，濉河的S7采样点，OP含量较同河流其他采样点低，由于这些采样点处水生植物茂盛，水生植物对磷的吸收导致OP含量较低[18]，另外，植物根系分泌的有机酸类物质改变周围沉积物的理化性质，从而导致OP的转化与释放，降低沉积物中OP含量[19].

图2 洪泽湖不同入湖河流沉积物中有机磷(OP)和无机磷(IP)含量的空间分布Fig.2 Spatial distributions of organic phosphorus and inorganic phosphorus contents in the sediments of different rivers entering Lake Hongze

图3 洪泽湖不同入湖河流沉积物中3种形态有机磷的空间分布Fig.3 Spatial distribution characteristics of three organic phosphorus components in the sediments of different rivers entering Lake Hongze

2.3 不同河流沉积物中有机磷形态的空间变化特征

沉积物中不同形态有机磷含量的分布及变化如图3所示. 各河流沉积物有机磷含量范围为34.8～398.6 mg/kg，占总磷的7.7%～36.9%. 不同河流沉积物有机磷形态占比顺序均为NOP>MLOP>LOP. LOP主要由核酸、磷脂类等化合物组成，与沉积物结合较为松散，容易被分解为小分子化合物[20-21]. 濉河沉积物LOP平均占比为19.4%，高于其他河流，淮河沉积物LOP占比最低，这可能是因为淮河入湖水量大，水体流速大，使沉积物中弱结合态的LOP容易释放至上覆水而被水生动植物吸收[22]. 安河和濉河沉积物LOP占比高于其他河流，尤其是中游个别地点比较突出(应该与养殖废水有关). MLOP包括富里酸有机磷和腐殖酸有机磷，多为易分解的生物大分子，稳定性差，在一定条件下可水解或矿化为溶解性的小分子有机磷或溶解性磷酸根，具有潜在的生物有效性[23]. 安河和濉河沿岸人类活动频繁，外源营养物质输入较多，MLOP的比例相对较高，而沿河的变化不明显；成子河周围多草地，外源输入物相对较少，故而MLOP占比较低，但是从上游到下游比例有所升高. NOP的来源主要是生物残体分解，是比较稳定的有机磷，但可在有机质矿化过程中部分转化为生物可利用磷[24]. 成子河、安河、濉河和淮河沉积物有机磷占比均以NOP为主，分别为56.41%、46.33%、47.81%和52.62%，表明不同河流沉积物有机磷总体构成一致，但是组成比例存在差别. 安河和濉河沉积物NOP在上游占比较高，这主要是由于上游采样点有较多的林地，而下游有所下降；由于下游有养殖、生活污水的加入，活性态有机磷的比例增加. 此外，已有研究表明，长期施肥的土壤，OP较易从稳定形态向活性形态转化[25]. 另外，安河和濉河沉积物LOP和MLOP占比显著高于成子河和淮河，表明安河和濉河沉积物有机磷存在较大的释放风险.

3 沉积物有机磷形态分布的影响因素分析

为分析沉积物基本理化性质对有机磷形态的影响，采用冗余分析(RDA)方法分析沉积物主要理化性质与有机磷形态的关系(图4)，按河流的污染水平分为污染较重的河流(安河和濉河)沉积物及污染较轻的河流(成子河和淮河)沉积物，并分别进行讨论.

图4 洪泽湖入湖河流沉积物中有机磷形态与理化性质的冗余分析Fig.4 Redundancy analysis of organic phosphorus fractions and physicochemical properties of the sediments of different rivers entering Lake Hongze

图4显示，有机质与污染较重的沉积物中LOP、MLOP、NOP均呈显著的正相关关系(箭头长，夹角小)，说明有机质可能是有机磷的重要载体，在某种程度上决定了有机磷的含量，这与徐健等[26]的研究结果相一致. 将图4a和图4b的结果进行对比发现，沉积物性质对污染较轻河流的沉积物影响稍弱(箭头长度短)，原因可能是污染较轻河流沉积物中有机磷组分变化较小，导致与沉积物性质相关性不显著. 污染较重河流的沉积物中，黏粒与磷形态存在较强的正相关，粉砂粒与污染较轻河流的沉积物呈正相关，说明细颗粒能够吸附更多有机磷[27]. 化学成分对磷形态影响较大的是Al2O3和Fe2O3，特别是与污染较重河流的沉积物中LOP及MLOP达到了显著的正相关，因为污染重的河流沉积物中有机质含量较高，铁、铝离子的电子转换促进了有机质的矿化，使NOP向LOP及MLOP转化[28]. pH与成子河和淮河沉积物中磷形态存在较强的负相关，说明碱性条件有利于有机磷的释放[29]. 沉积物中TN和TP与有机磷形态都有一定的正相关性，尤其是安河和濉河，表明营养元素的输入会导致沉积物中不同形态有机磷含量升高.

总体而言，沉积物理化性质对不同污染水平河流沉积物中有机磷形态的影响程度存在差异性，反映了洪泽湖入湖河流的地质背景、污染来源存在一定差异. 理化性质对污染较重的河流沉积物中有机磷的影响更显著，并且有机质及粒度对有机磷的影响比较显著. 沉积物pH、化学成分对有机磷形态均存在影响，表明沉积物有机磷组成受到内因和外因的共同影响.

4 外源物质对不同污染水平沉积物有机磷组分转化的影响

4.1 有机质添加对沉积物有机磷组分的转化影响

有机质对沉积物有机磷组分转化的影响如图5所示. 培养初期，对照组LOP含量随时间先降低后缓慢升高，污染较轻的河流沉积物培养至第60天后LOP含量趋于稳定；有机质的添加使污染较重和污染较轻的河流沉积物中LOP含量最终分别增加了2.2和1.7倍. 污染较重的河流沉积物中MLOP含量随时间先缓慢减少后增加，变化趋势不明显；添加有机质使MLOP含量快速降低，培养至第30天升高，而NOP含量变化趋势相反，表明NOP已转化为可利用形态. 相比而言，对照组污染较轻的河流沉积物中MLOP含量随时间持续缓慢降低，添加有机质使得MLOP含量随时间反向升高，从图5中可以看出添加有机质还使得MLOP含量始终高于对照组. 由此可见，随着培养时间的延长，有机质的添加使LOP、MLOP含量增加，NOP含量降低，外源有机质能够促进沉积物OP由非活性态逐步向活性态转化.

有机质的添加能够加速有机磷的转化主要在于其为微生物的生长提供了丰富的碳源和矿物质，从而提高了微生物、磷酸酶等的活性，加速了有机磷的转化[30]；另外，实验以腐殖酸代替有机质，腐殖酸能够络合、螯合、吸附营养元素，阻止溶液中磷素沉淀等作用，从而间接活化沉积物中的有机磷[31]，这也是污染较轻的河流沉积物中添加有机质后MLOP含量缓慢增加的原因. 如图5所示，污染较重的河流沉积物中有机磷含量变化幅度比污染较轻的河流沉积物大，特别是培养的中后期，NOP含量的下降幅度超过污染较轻河流的两倍，这是因为污染较重的安河和濉河沉积物pH偏碱性(pH>8.5)，碱性条件下羟基将和磷酸盐竞争有机键或者金属-有机键的结合点加快有机磷的转化[32]. 另外，通过抑制酸性，也可以增加沉积物中微生物的活动，进而加速有机磷的转化进程[33]. 而污染较轻的河流沉积物中有机质、氮磷营养盐含量相对较低，有机质等很快被分解消耗，与污染较重河流的沉积物相比有机磷转化先达到平衡[34]. 添加有机质还使得培养初期各形态有机磷含量普遍高于对照组，这主要是外源有机质增加了有机磷的基础含量.

4.2 铁离子添加对沉积物有机磷组分转化的影响

外源铁离子对沉积物有机磷组分转化的影响如图5所示. 培养前期(0～20 d)，处理组相较于对照组各形态有机磷含量均无明显变化. 从培养的第30天开始，两组沉积物中LOP含量均显著上升，第60天增加量最大，污染较重的河流沉积物中LOP含量相比对照增加了22.12 mg/kg，是污染较轻的2.2倍；添加铁离子还使得污染较重的河流沉积物中MLOP含量随培养时间显著升高(P<0.05)，相对应的NOP含量降低，表明这部分有机磷有所转化. 而污染较轻的沉积物中MLOP、NOP均无明显的转化趋势. 这说明外源添加铁离子短期内对OP转化具有一定的抑制作用，其转化作用相对较弱；而在污染较重的沉积物中，随着培养时间的延长，铁离子对OP的转化逐步加强，大大加快了NOP向LOP、MLOP的转化，到培养的后期大致趋于平衡.

图5 外源添加对洪泽湖入湖河流沉积物中有机磷形态转化的影响Fig.5 Effects of exogenous addition on the transformation of organic phosphorus fractions in the sediments of rivers entering Lake Hongze

铁离子的添加同样对OP的转化产生影响，但不同于有机质. 由图5可以看出，在添加铁离子后培养前20天内各形态OP含量均无明显变化，产生这种现象的原因在于加入的铁离子发生水解、结晶等反应生成铁氧化物，氢氧化物会覆盖在有机质表面，从而抑制OP的转化[35]；另外，外源铁离子为磷酸盐吸附提供了大量的金属-有机键的结合位点，这个过程将提高沉积物对OP的保持力[36]. 故在模拟实验的中后期，污染较轻的沉积物本身富含较高的铁氧化物，其各形态有机磷含量变化依然相对平缓；而污染较重的河流沉积物中NOP含量大幅度下降，MLOP及LOP含量上升，这主要是因为重污染沉积物中有机质含量较高，加入铁离子后，能使以沉积物有机质作为其碳源的异养微生物铁还原菌大量繁殖，异化铁还原加速了有机质的分解，从而加快了有机磷的转化进程[37-38]；此外，污染较重的河流沉积物中较高含量的黏粒和有机质，它们为微生物繁殖提供了良好的生长环境[39]，进一步促进了有机磷的矿化. 可见，相较于生活污水，工业废水的长期作用对OP具有较强的潜在释放风险.