盐碱化改良区农田排水沟水体与底泥界面微环境特征分析

2021-04-02潘延鑫冯绍元井思媛贾忠华

农业工程学报 2021年2期

潘延鑫，冯绍元，井思媛，罗纨，贾忠华

（1. 扬州大学水利科学与工程学院，扬州 225009；2. 南昌工程学院鄱阳湖流域水工程安全与资源高效利用国家地方联合实验室，南昌 330099）

0 引言

作为农田与受纳水体之间的一个过渡带，农田排水沟在长期运行过程中演变成一种由水体-底泥-生物组成的湿地生态系统，具有净化农田排水和改善灌区水环境的作用[1-3]。其中，表层底泥为各种物质循环和能量转换的活跃区域[4]。已有研究表明，水体污染物迁移转化的重要环节大都是发生在表层底泥环境的微界面，污染物变化或反应特性与界面微环境密切相关[5-6]。溶解氧（Dissolved Oxygen，DO）、硫化氢（Hydrogen Sulfide，H2S）等物质含量是表征水体-底泥界面化学特征和组成的重要指标，可以直接反映底泥微环境的状态和组分变化[7-8]。氧气在底泥物质迁移转化过程中起着关键作用[9-10]，水体与底泥孔隙水中DO浓度的时空变异可显著地影响其界面附近物质储存与转运[11]、微生物过程[12]及污染物形态转化[13]等，缺氧环境下硫酸盐还原菌（Sulfate Reducing Bacteria，SRB）可利用硫酸根作为电子受体进行无氧呼吸产生H2S，进而影响底泥的生态功能。因此，水体与底泥界面微环境的研究备受关注[14-15]。

在界面微环境研究过程中，确定扩散边界层（Diffusion Boundary Layer，DBL）是非常关键的环节，而测量界面DO浓度的传统方法对沉积物的扰动较大，难以保证测量精度。随着计算机科学的发展以及传感技术的进步，微电极成为测量DO以及硫等物质在沉积物-水界面垂直方向上特别是在DBL中浓度分布的有效手段[16]，提升了人们对沉积物-水界面高分辨率的认识，例如Gundersen等[17]利用DO微电极精细（垂向分辨率达0.05～0.1 mm）观测了沉积物-水界面DO含量的微小变化，他们发现上覆水体中的DO维持在相对稳定的水平，当进入DBL后DO的浓度开始逐渐、显著地呈线性下降，由此可以确定DBL厚度在0.2～1 mm之间[18]，其厚度主要受上覆水流速和沉积物地形粗糙度的影响[19]。

利用微电极直接测量沉积物的化学浓度梯度，从垂直化学浓度剖面可计算其通量、消耗量和渗透深度，由此可推知氧化还原环境、微生物活动的层次和性质乃至各种化学成分的生物地球化学循环[20-21]。不过，这些研究多集中在海洋、湖泊[22]、河流、水库等沉积物-水界面微环境[23-24]，对农田排水沟中水体与底泥界面微环境变化鲜有报道。界面微环境特征指标可用来评价宏观上不同系统的实际应用效果。作为农田与受纳水体之间的一个物质传输的重要环节，排水沟水力条件对于其中的物质循环及污染物输出具有重要作用。开展对农田排水沟水体与底泥界面微环境指标变化趋势的研究，有助于了解化学物质和污染物在水体中迁移和转化的机理，为发挥排水沟这一人工湿地控制和治理农业面源污染提供理论依据与技术支撑。

陕西省富平县卤泊滩盐碱化改良区，因历史上曾为古湖泊洼地，土壤盐分累积较多，区内农业生产一直受到土壤盐渍化的制约。1999年末，经有关部门土地平整和健全灌排系统措施，在降雨和灌溉的作用下，农田土壤盐分逐渐降低。受其地形影响，农田排水沟除了接纳本区的排水以外，还接纳部分来自上游灌区的退水，区内排水沟和一些下游洼地形成了一定的水面[25]。研究区上游改良区农田各级排水沟之间水力联系通畅，而下游部分盐荒地农田排水沟则与外界无连通，排水出路不畅，导致沟内水体环境恶化问题[26]。为了明确盐碱化改良区与盐荒地两种水力条件差异较大的排水沟生态系统中底泥污染物变化规律的差异，本文以卤泊滩灌区农田排水沟水体与底泥为研究对象，通过原位采集改良区和盐荒地排水沟水体与底泥，模拟天然水体环境，运用微电极系统对其界面微环境指标（DO、H2S）进行测定，在前期界面氧通量研究[27]的基础上进一步对比分析排水条件影响界面微环境的变化规律及其过程，为深入研究灌区农田排水沟底泥污染物运移及其他生物地球化学过程提供基础信息，为农田排水沟水生态环境和农业可持续发展提供理论指导。

1 材料与方法

1.1 研究区底泥采样点及分析方法

如图1所示，2019年3月16日（春季）在陕西省富平县卤泊滩盐碱化改良区（109°18′-109°42′E、34°43′-34°50′N）农田排水沟中进行底泥采样，采样剖面分别布设在上游改良区和下游盐荒地相邻的4条农沟中央位置，且选取的4条盐荒地排水沟均与外界无水力连通。研究区农田排水沟实况如图2所示。

每个监测样点用Niskin（美国General Oceanics）采水器采集泥面以上10 cm处的水样，放入车载冰箱（中国FYL-YS-117A）冷藏带回实验室，同时用Beeker（荷兰04.23.SA）型沉积物原状采样器取界面清晰的泥柱，控制柱状样深度30 cm，并带原位上覆水，密封后运回实验室，每个监测点位每次取3个水体样品，采集5个柱状泥柱，供平行测试，共采集泥柱40个。依据监测剖面的命名和供试泥柱数对所观测的DO浓度剖面进行依次编排（剖面01～40），同时利用多参数水质分析仪（美国HACH HQ40d）测定现场采样点水质指标。实验室水质指标总氮和总磷的测定依据国家环保总局编著的《水和废水监测分析方法》（第四版，2002），底泥有机质采用重铬酸钾氧化-外加热法测定参照《土壤农化分析》（第三版，2008）。底泥SO42-含量采用液相色谱仪（美国 Agilent-HPLC1100）进行测定。底泥含水率采用烘干法测定，将待测湿底泥按照2 cm分层混合均匀后进行测定，将湿泥在105 ℃条件下烘12 h至恒质量，计算含水率。底泥分层粒径分析样品用稀盐酸、双氧水处理，分别去除碳酸盐和有机质后，用激光粒径分析仪（英国Mastersizer-2000）进行测定。

1.2 微电极测定方法

本试验采用丹麦微电极（MM-METER，Unisense）系统在实验室进行农田排水沟水体与底泥DO和H2S浓度剖面测量。该系统主要由微电极、四通道主机、马达控制器、微电极推进器、Sensor Trace PRO软件、实验室支架LS18等组成（图3）。

1.2.1 DO测定

Unisense DO微电极尖端外径为25μm，在校正之前必须预极化2 h以上，DO微电极的极化电压为-0.8 V，预极化信号值稳定后进行校正。DO微电极的校正方法参见文献[27]。试验设置5个平行样分别测量DO值，对同一监测点位的DO测量3次后求平均值，每组试验重复进行3次，测量步长为100μm，剖面起始于底泥界面上边界2～3 mm处，每组DO浓度剖面的测量时间约为30 min，从08:30分开始连续观测至第2天06:30分结束，共观测120个DO剖面。

1.2.2 H2S测定

Unisense H2S微电极是一个带有内参比电极、测量电极和保护电极的微型化皮安微电极，其尖端外径为25μm，在校正之前必须预极化2 h以上，H2S微电极的极化电压为+0.08 V，预极化信号值稳定后进行校正。H2S微电极的校正需要3点校正。首先制作Na2S储备液，然后向不同体积的储备液中加入无氧盐酸溶液（pH≤4.0）制作成不同浓度的H2S标液，校正液温度必须与待测样品一致，校正和测量应该在同一环境下，电极放进不同校正液前要用蒸馏水进行清洗。H2S剖面测量深度受限于所购买电极长度，最大只能测量到距离界面约40 mm处，测量步长50μm，每组H2S浓度剖面的测量时间约为60 min，共观测24个H2S剖面。

1.3 Profile模型模拟简介

Jan等[28]结合微电极建立了Profile模型，引入了氧气净产量的概念，即光合作用、呼吸作用以及扩散作用综合的结果，来反映界面中有氧微生物的生命活动强弱。模型可以分辨水中汽泡、生物活动等偶然因素引起的异常数据，精确体现剖面结构，应用实测剖面溶质浓度数据和底泥孔隙度等作为边界条件进行分层优化拟合计算得出每层的单位体积耗氧速率。对于DO剖面图来讲底部氧气已耗尽，一般都是以一个恒定的浓度值0作为结束终点，即在剖面图底部存在一个0浓度和0通量；而在H2S剖面的最顶部上方的一个区间里浓度值为0值，通量也为0通量，该模型主要基于Fick扩散第二定律

式中C(z,t)为时间t和深度z时的氧气浓度，μmol/L；P(z)为深度z时的氧气净产速率，nmol/cm3·s；Ds为氧气在沉积物中的扩散系数，cm2/s。当系统达到稳定状态时有：

则式（1）变为

式中h指数值积分的步长，μm；即为垂直剖面上两相邻测点间的间距。对式（4）两边积分并合并后得到：

式中z为深度，μm；h指数值积分的步长，μm；C为氧气浓度，μmol/L。

利用式（5）可以求得界面中净氧气产量变化速率，结果为正值时代表净产氧速率，为负值代表净耗氧速率。求解该式时需2个初始条件，分别为DO剖面浓度的0点和上覆水中DO值，前者代表好氧层的结束和厌氧层的开始，而后者被视为一个稳定的环境，可作为稳定边界条件。计算步长h取100μm，扩散系数D取2.104×10-5cm2/s，Φ为底泥孔隙度。底泥孔隙度可以表示为

式中ω为底泥的含水率，%；ρS为底泥的密度，g/cm3；ρ为底泥的天然密度，g/cm3。

2 结果与分析

2.1 农田排水沟监测点水环境与底泥状况

研究区农田排水沟监测点水体水质和底泥指标含量如表1所示。监测结果显示：改良区排水沟水体EC值基本稳定在3.64～4.12 mS/cm，盐荒地排水沟水体EC值在10.74～13.22 mS/cm之间波动，表明盐荒地排水沟内盐分有一定的累积；改良区排水沟水体DO值基本稳定在8 mg/L，盐荒地排水沟水体DO值在3.21～5.44 mg/L之间变化，且水体有异常气味；改良区排水沟水体TN含量在3.22～3.43 mg/L、TP含量在0.30～0.35 mg/L、底泥有机质含量在16.4～17.2 g/kg、硫酸盐含量在127.5～143.6 mg/kg，盐荒地排水沟水体TN含量在2.12～2.35 mg/L、TP含量在0.41～0.44 mg/L、底泥有机质含量在20.4～22.1 g/kg硫酸盐含量在4231.8～4456.7 mg/kg，均存在不同程度的差异。

表1 改良区与盐荒地排水沟监测点水体水质及底泥指标值 Table 1 Water quality and sediment indicator values of monitoring points at the reclaimed farmland and saline wasteland

2.2 农田排水沟监测点底泥剖面含水率与中值粒径分布

农田排水沟底泥含水率的监测结果表明，由于底泥颗粒物的压实作用，随着底泥深度的增加含水率大致呈现出减小的趋势（图4），底泥0～10 cm内的含水率明显高于10～20 cm，表层底泥均表现为越接近表层含水率越高，改良区与盐荒地排水沟底泥表层10 cm范围内含水率分别为54%～78%和73%～87%，反映出底泥相对接近理想的多孔渗水状态，表观为无定形态，且改良区排水沟底泥G1～G4剖面和盐荒地排水沟底泥S1～S4剖面个别位置含水率出现一定的波动。现有沉积物含水率测定的结果表明，草、藻型湖区沉积物的含水率呈现出随深度增加而逐渐减少的趋势，并且拐点都出现在3 cm深度左右，含水率差异与沉积物中值粒径的垂向分布有关[29]；沉积物中值粒径越小，其孔隙度也越大，含水率则相应增大[30]；沉积物颗粒越细含水率越高[31]，通过沉积物粒度分布特征也可以识别其所在环境的水动力状况[32]。总体来看，2种水力条件差异较大的排水沟中盐荒地排水沟底泥剖面含水率较高，这与其较弱的水动力条件下形成的底泥颗粒中值粒径较小（图5）等因素有关。

图5显示8个监测点底泥剖面中值粒径垂向分布，由图可知，改良区排水沟底泥G1-G4剖面中值粒径在12～15μm之间，随着深度的增加而减小，底泥0～10 cm内的中值粒径明显大于下层，下层中值粒径呈现锯齿状变化；盐荒地排水沟底泥S1～S4剖面中值粒径在9～11μm之间变化。改良区与盐荒地2种水力条件差异较大的排水沟底泥中值粒径不同，体现出一定的空间异质性特征。

2.3 农田排水沟水体与底泥DO浓度垂向分布

由DO微电极测得8个监测点不同剖面水体与底泥DO剖面浓度分布如图6、图7所示，由图可知，水体与底泥界面DO浓度的垂向分布规律类似，即DO浓度随着深度的增加逐渐减小，直至为0到达厌氧层。改良区水体与底泥界面以上（上覆水体）的DO浓度比盐荒地高，盐荒地排水沟水体DO呈现出一定的波动，均与现场水质DO监测结果（表1）基本一致。改良区与盐荒地排水沟底泥氧气渗透深度分别为10.2和2.1～2.6 mm，这主要与两种水力条件差异较大的排水沟中上覆水体氧气浓度和底泥有机质含量等因素的差异有关。盐荒地排水沟上覆水体中氧气浓度较改良区低，通过扩散进入底泥的氧气也将减少，其渗透深度随之减小；表层底泥富含有机质、微生物活性高，进入底泥的氧气在很短距离内被消耗，导致氧气的渗透深度减小。通过DO浓度线性分布、剖面拐点法获得本次试验的DBL厚度，结果表明改良区与盐荒地排水沟监测点DO剖面的DBL厚度分别在0.4～0.8 mm和0.2～0.4 mm之间，存在一定的差异。

2.4 农田排水沟水体与底泥DO浓度Profile模型模拟

根据实测的DO剖面浓度分布，结合Profile模型假定在恒定状态下忽略生物扰动和冲洗作用，剖面的上边界条件为扩散边界层最上面一点的DO浓度值，下边界为底泥含氧区与无氧区的交界值设为0，消除偶然因素计算DO扩散通量，计算结果经F检验后输出，经过比对选取改良区G4剖面和盐荒地S1剖面进行分析，将模拟和实测的DO剖面浓度绘制于图8。由图可知二者吻合度较高，表明该模型能客观地描述DO在界面扩散边界层和底泥中的分布。改良区水体与底泥界面附近净产氧速率为0.018 nmol/(cm3·s)，之后转变为净耗氧，直至氧气耗散殆尽，净产氧和净耗氧速率量级均较小，盐荒地水体与底泥界面附近最大净产氧速率达到了0.58 nmol/(cm3·s)，约为改良区的32倍，相比较而言，盐荒地排水沟底泥有机质含量较高、环境功能微生物活性较强，净产氧和净耗氧交替进行。总体来看，2种水力条件差异较大的排水沟底泥含氧层DO剖面变化梯度存在差异，DO浓度曲线的平滑程度表明二者的耗氧机制也有所不同[33]。

2.5 农田排水沟水体与底泥H2S浓度垂向分布及Profile模型模拟

由H2S微电极测得8个监测点水体与底泥H2S剖面浓度分布如图9、图10所示，图中深度为0表示水体与底泥界面，垂直向下即为底泥深度。由图可知，改良区排水沟监测剖面H2S浓度在垂向上的含量均很低（＜10µmol/L）；盐荒地排水沟监测剖面H2S浓度在垂向上呈现出随深度先增加后降低的总趋势，峰值出现深度在界面以下约40 mm处，最高浓度可达178µmol/L。应用Profile模型对盐荒地排水沟监测剖面H2S浓度在垂向上的分布进行模拟，图10显示模拟值与实测值吻合度较高，表明该模型也能客观地描述H2S在底泥中的分布。盐荒地排水沟底泥氧气的最大渗透深度仅为2.6 mm（图 7），低DO渗透深度更有利于底泥内源磷释放，进而造成上覆水体中磷的积累并影响排水沟生态功能。采集的底泥样品感官表现出发黑发臭，依据底泥硫酸根含量（表1）和已有研究结果[20,23,34]，初步推断盐荒地排水沟底泥中的H2S可能是SRB利用硫酸根作为电子受体进行无氧呼吸作用产生，尚需进一步深入研究。

3 讨论

本文测定了农田排水沟水体与底泥界面DO浓度剖面。已有沉积物氧气渗透深度测定结果显示，Malawi湖沉积物氧气渗透深度小于4 mm，Bailal湖沉积物含氧层分布范围较大在0.6～50 mm，海底带生物垫的含氧层在1～4 mm[28]；南京玄武湖北湖区底泥含氧层约为5 mm[22]，西南湖区底泥氧气渗透深度最高可达20 mm[35]；太湖和南四湖沉积物含氧层在3～7 mm[36]；红枫湖沉积物氧气侵蚀深度为3.4～3.6 mm[20]；农田排水沟（干沟）底泥夏季含氧层厚度在1～6 mm[27]。上述国内外研究结果表明本次试验结果是合理的，每个监测点位5个DO剖面浓度均具有较小的标准误差，表明DO微电极获取的界面浓度信息具有较大的可靠性。沉积物微尺度研究表明其地形图呈现“沟壑纵横”的形态，且DBL厚度与沉积物表层地形呈现高度吻合[17]，水动力条件、DBL厚度及氧通量之间存在一定的相关关系[37-38]，DBL厚度的变化主要受上覆水流速和沉积物地形粗糙度的影响[19]，因本试验是在室内样本保持静止状态下进行的，同一监测点位的DBL厚度一致，引起DBL厚度差异的主要原因可能是这2种水力条件差异较大的排水沟中采集的不同监测点位底泥样本在室内测定时其表面均存在微地形，具体原因尚待深入研究。

底泥内部的生物、化学耗氧过程对水体与底泥界面上覆水中DO含量影响很大，底泥耗氧最大可占整个水体耗氧的90%[15,39-40]。McCarthy等[41]研究发现墨西哥湾低氧区底泥耗氧量是由底泥中有机物控制与调节的，而不是通常认为的由底泥含氧量决定。两种水力条件差异较大的排水沟中水体营养盐和底泥有机质含量均存在不同程度的差异，这可能是引起二者耗氧机制不同的原因（图 8），后期应加强对农田排水沟底泥耗氧机制的研究，进一步耦合水体与底泥界面氮、磷营养盐及DO迁移扩散间的关系。

根据微电极测定的水体与底泥界面DO和H2S浓度及Profile模型模拟，本文明确了不同水力联系条件下排水沟水体与底泥界面DO、H2S动态连续变化数据。汪福顺等[34]利用沉积物孔隙水中硫酸根浓度及硫同位素示踪的方法，研究了湖泊沉积物中还原作用发生的深度和强度，结果表明沉积物界面下2～3 cm是SRB分布最活跃的区域，界面下2 cm附近硫酸盐的还原速率达到最大，在6 cm深度以下SRB可检活性极弱，H2S的产生主要与SRB的活性有关，同时也受沉积物所能提供的硫酸根电子受体数量的影响。鉴于DO浓度是氧化还原反应中“有氧-厌氧条件”的重要推断依据，结合H2S的浓度变化，微电极定位测量可为相关生化过程的关键节点提供依据。以水体与底泥界面反硝化作用为例，依据沉积物深度上相应的氧化还原带中电子受体被利用的先后顺序[42]：结合盐荒地排水沟底泥氧气渗透深度为2.1～2.6 mm，在此深度以下H2S浓度开始逐渐增加直至界面以下约40 mm处出现峰值178µmol/L（图10），考虑到微生物继续利用来获取能量，可推断在40 mm剖面内，供微生物分解的已消耗殆尽，即反硝化作用结束。因此，微电极定位测量与Profile模型模拟联合应用可为敏感区域（如水体与底泥界面）的相关氧化还原反应提供理论依据。

本研究区2种水力条件差异较大的排水沟生态系统中，盐荒地的排水沟排水出路不畅，沟内水体与底泥中盐分均有一定的累积，相对于改良区而言，水体与底泥界面微环境发生了变化，底泥中较高的H2S浓度会影响其生态功能。改良区农田各级排水沟之间水力联系通畅，排水沟水体溶解氧浓度基本稳定在8 mg/L，底泥氧气渗透深度为10.2 mm（图6），H2S浓度在测定的剖面深度上小于10µmol/L（图9），这表明保持沟渠与外界互连互通有助于农田生态环境的改善。