黄大湖沉积物营养盐分布及来源解析

2021-07-20马金玉王文才罗千里李伟杰罗艳范中亚

环境工程技术学报 2021年4期

马金玉，王文才，罗千里，李伟杰，罗艳∗，范中亚∗

1.南昌航空大学

2.国家环境保护水环境模拟与污染控制重点实验室,生态环境部华南环境科学研究所

湖泊富营养化问题是当前我国主要水体环境问题之一。总氮(TN)、总磷(TP)与有机质(OM)是水体富营养化的主要控制指标[1-2]。湖泊沉积物作为湖泊生态系统的重要组成部分,既是氮、磷及OM的汇,同时也是内源污染的源。当环境条件发生改变时,沉积物中的OM会矿化释放出大量氮和磷,并消耗水中的溶解氧,对水体造成二次污染[3-4]。因此,研究湖泊沉积物中氮、磷及OM的来源、特征、迁移转化等生物地球化学行为与其环境效应对深入理解湖泊生态系统变化、富营养化过程与机制等均具有重要意义。沉积物中OM随陆源、微生物源等来源不同而存在差异,碳氮比(C∕N)差异可以表示湖泊沉积物的生物地球化学作用差异,亦可有效指示OM的来源[5]。沉积物剖面的碳磷比(C∕P)和氮磷比(N∕P)变化可指示流域中由人类活动引起的硝酸盐和磷酸盐输入到湖泊中的情况[6]。国内外利用沉积物C∕N、C∕P、N∕P来分析污染物来源的研究有很多,如Lone等[7]利用C∕N研究了印度3个淡水湖泊沉积物中OM的来源,Amor等[8]利用C∕N和C∕P研究了突尼斯Monastir湾沉积物中营养盐的来源,赵建国等[9]利用N∕P对永定河怀来段水体营养物限制性特征进行了研究。但有关我国长江中下游华阳河湖群地区沉积物营养盐来源的研究较少。

黄大湖是长江中下游华阳河湖群地区主要的浅水湖泊之一,2018年以前,黄大湖水质总体上达到GB 3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅲ类[10],但近年来面临水质不稳定、生态系统退化和水体富营养化等生态环境问题。黄大湖水质变化原因一方面来自围栏养殖和围湖造田活动造成的外源污染,另一方面来自沉积物营养盐的内源污染[11-12]。笔者通过对黄大湖13个采样点沉积物中TN、TP及OM的研究,分析黄大湖沉积物营养盐的分布特征,并结合单因子指数、有机氮指数和有机污染指数对黄大湖沉积物污染状况进行评价,利用Pearson相关性分析及C∕N、C∕P和N∕P的关系,解析黄大湖沉积物营养盐的来源,以期为黄大湖富营养化控制与治理提供参考和依据。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

黄大湖位于安徽省宿松县境内,南临长江,与鄱阳湖隔江相望,属于长江水系,具有洪水调蓄、饮用水源、生物多样性基因库及水质净化等重要功能。黄大湖水面面积为299.20 km2,平均水深为3.94 m,蓄水量为11.79×108m3,冬季湖面不封冻[13]。黄大湖属于北亚热带湿润气候区,四季分明,光照充足,雨量充沛,无霜期长,常年主导风向为东北风。黄大湖上游自西承接与湖北省黄梅县交界的龙感湖来水,向东汇入与安徽省太湖县和望江县共有的泊湖,泊湖通过华阳闸与长江连通。黄大湖所在水系主要入湖河流有上游汇入龙感湖的二郎河、下游汇入泊湖的凉亭河。

1.2 采样点布设与样品采集

在黄大湖设置13个采样点(图1),其中湖泊西北部3个采样点(H1~H3),湖心中部4个采样点(H4~H7),湖泊东南部6个采样点(H8~H13)。于2014年9月进行沉积物样品采集,使用抓斗式采泥器采集表层沉积物样品,同时选择距离岸边较远的湖心中部H6采样点,使用柱状采泥器采集60 cm深的底泥样品,按照每段5 cm进行分层,装入聚乙烯塑料袋。将表层及分层后的底泥样品经风干、磨细后过100目尼龙筛,装入密封袋中密封,待测。

图1 黄大湖表层沉积物采样点示意Fig.1 Sampling points of surface sediments in Huangda Lake

1.3 检测分析

用烘干法测定沉积物中OM浓度:称取混匀后的沉积物鲜样,于105℃烘干至恒重,放入马弗炉中,于550℃处理5 h,处理前后的质量差即为烧失率,用烧失量表示OM浓度[14]。根据van Bemmelen因数(1.724)进一步将沉积物中OM浓度转换为有机碳浓度[15],计算公式如下:

式中:WOC为沉积物中有机碳浓度,%；WOM为沉积物中OM浓度,%。

采用欧洲标准委员会推荐的沉积物磷形态提取方法——SMT法[16],将磷从土壤干样中提取后,采用DZ∕T 0064.61—1993《地下水质检验方法磷铋钼蓝比色法》测定TP浓度。TN浓度采用GB 11894—89《水质总氮的测定碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》测定。沉积物粒径使用马尔文激光粒度仪(Mastersizer 2000)测定。

采用Excel 2013软件进行数据整理,使用ArcGIS 10.2.2和Origin 8.0软件绘图,使用SPSS 22.0软件进行单因素方差分析和相关性分析。

1.4 评价方法

1.4.1 单因子指数评价法

采用内梅罗单因子指数法对黄大湖表层沉积物中磷生态风险进行评估[17],计算公式如下:

式中:Pi为TP的单因子污染指数；Ci为TP浓度实测值；Si为TP浓度背景值,取黄大湖沉积物受污染程度较小的TP浓度为背景值(480 mg∕kg)[18]。

沉积物中磷的单因子污染指数分级标准见表1。

表1 沉积物中磷单因子污染指数分级标准Table 1 Single-factor index pollution classification standard of phosphorus for sediments

1.4.2 有机氮指数评价法

有机氮指数(WON)通常用来衡量湖泊表层沉积物是否遭受氮污染,因此采用WON对黄大湖表层沉积物质量和污染等级进行评价[19],计算公式如下:

式中:WTN为沉积物中TN浓度,%。

沉积物WON评价标准见表2。

表2 沉积物W ON评价标准Table 2 Organic nitrogen index evaluation standard for sediments

1.4.3 有机指数评价法

有机指数(OI)通常用来表示水域沉积物受OM污染的环境状况[20],计算公式如下:

沉积物OI评价标准见表3。

表3 沉积物OI评价标准Table 3 Organic index evaluation standard for sediments

2 结果与分析

2.1 表层沉积物TN、TP和OM浓度空间分布特征

黄大湖表层沉积物TN、TP和OM浓度空间分布如图2所示。由图2可知,黄大湖表层沉积物中TN浓度为1 112~3 277 mg∕kg,平均值为2 016 mg∕kg,其中H5采样点最低,H3采样点最高；TN浓度空间分布差异性显著(P<0.05),各区域平均值表现为西北部(2 487 mg∕kg)>东南部(1 973 mg∕kg)>湖心中部(1 728 mg∕kg)。表层沉积物中TP浓度为547.19~784.43 mg∕kg,平均值为651.84 mg∕kg,其中H4采样点最低,H3采样点最高；TP浓度空间分布差异性显著(P<0.05),各区域平均值表现为西北部(684.53 mg∕kg)>东南部(652.76 mg∕kg)>湖心中部(602.14 mg∕kg)。表层沉积物中OM浓度为5.21%~11.21%,平均值为8.6%,其中H5采样点最低,H3采样点最高；OM浓度空间分布差异性显著(P<0.05),各区域平均值表现为西北部(9.47%)>东南部(9.32%)>湖心中部(6.88%)。从区域上看,表层沉积物中TN、TP、OM浓度均呈现出西北部>东南部>湖心中部,由北向南呈先降低后上升的趋势。

图2 黄大湖表层沉积物TN、TP和OM浓度空间分布Fig.2 Spatial distribution of TN,TP and OM concentrations in surface sediments of Huangda Lake

2.2 沉积物TN、TP和OM浓度垂直分布特征

黄大湖H6采样点沉积物中TN、TP和OM浓度垂直分布如图3所示。由图3可知,该采样点沉积物中TN、TP和OM浓度整体呈现随着深度增加而减少的趋势,在个别深度呈波动下降。其中,TP浓度在0~－10 cm有所上升,在－10 cm达到最大值,随后下降幅度较大,直到－45 cm有所回升,随后继续下降；TN浓度0~－10 cm有所上升,在－10 cm达到最大值,－10~－20 cm下降趋势明显,－20 cm以下下降幅度较缓慢,浓度维持在800 mg∕kg左右；OM浓度在垂向的下降趋势不如TP、TN明显,0~115 cm处浓度上升,在－15 cm处达到最大值,－15~－55 cm呈波动下降,在个别深度OM浓度有所回升。总体来看,黄大湖沉积物TP、TN和OM浓度在0~－10 cm较高,－15 cm处左右达到最大值,－30 cm以下趋于稳定。这说明近年来黄大湖表层沉积物受人类活动影响较大,人类活动增大了湖泊营养盐输入负荷量,加速了营养盐在沉积物中的积累,使沉积物中TP、TN和OM浓度增大,导致湖泊富营养化程度加剧。

图3 黄大湖H6采样点沉积物TN、TP和OM浓度垂直分布Fig.3 Vertical distribution of TN,TP and OM concentrations in sediments of H6 sampling site of Huangda Lake

2.3 表层沉积物污染评价

黄大湖表层沉积物污染评价结果见表4。由表4可知,综合3个污染指数来看,黄大湖整体处于中度~重度污染。黄大湖TP单项污染指数为1.18~1.69,全湖平均值为1.41。有9个采样点处于中度污染,占比为69.2%；有4个采样点处于重度污染,占比为30.8%。各区域Pi平均值表现为西北部(1.48)>东南部(1.41)>湖心中部(1.3)。黄大湖WON为0.11~0.31,全湖平均值为0.19。只有1个采样点处于中度污染,占比为7.7%；其他12个采样点均处于重度污染,占比为92.3%。各区域WON平均值表现为西北部(0.23)>东南部(0.18)>湖心中部(0.16)。黄大湖OI为0.32~2.02,全湖平均值为0.99。只有1个采样点处于中度污染,占比为7.7%；其他12个采样点均处于重度污染,占比为92.3%。各区域OI均值表现为西北部(1.34)>东南部(1.02)>湖心中部(0.69)。由3个污染指数评价结果可知,黄大湖TN和OM造成的污染比TP更为严重,相较于国内其他淡水湖泊如太湖[21]、洞庭湖[22]和巢湖[23]等,其TP污染程度高于太湖,低于洞庭湖和巢湖,TN和OM的污染程度均高于太湖、洞庭湖和巢湖。

表4 黄大湖表层沉积物污染评价结果Table 4 Evaluation results of surface sediment pollution in Huangda Lake

3 讨论

3.1 沉积物营养盐空间分布成因解析

本研究中各采样点表层沉积物TN、TP和OM浓度空间分布与污染评价结果一致,其中污染较为严重的主要是H3、H8、H11、H12采样点所在的湖区。这与泥沙粒径组成、水体流动性、人类活动及采样点离岸距离等有关。

由于湖泊不同区域的水动力条件存在差异,而水动力可以通过对沉积物进行分选来影响沉积物中营养盐的浓度,所以不同区域的营养盐浓度存在差异。黄太湖各采样点沉积物粒径组成和中值粒径如图4所示。由图4可知,黄大湖沉积物中粉砂(粒径4~63μm)占比最大,各采样点平均值为60.1%；黏土(粒径<4μm)次之,平均值为26.5%；砂(粒径>63μm)最小,平均值为13.4%。黄大湖西北部H3采样点沉积物的中值粒径最小,湖心中部处H5采样点的中值粒径最大。

图4 各采样点沉积物粒径组成和中值粒径Fig.4 Composition of particle sizes and median particle size of sediments at each sampling point

黄大湖沉积物中营养盐浓度和中值粒径存在明显的负相关关系。已有的研究[24]也表明,沉积物中不同粒径的颗粒有不同的化学组成和生物降解稳定性,因此具有不同的营养盐吸附能力,而细颗粒沉积物相较于粗颗粒沉积物具有更大的比表面积,更易吸附营养盐。黄大湖西北部距离黄大湖入湖口较远,岸线曲折,多湖湾、湖汊,属于半封闭水域,水动力条件较差[25],有利于细颗粒物的沉积,使沉积物以粒径较小的黏土为主；且黄大湖西北部临近许岭镇,靠近乡镇的区域生活污水排放量大,由于排放物难以向外扩散,部分陆生源和人为排放的污染物凝聚后沉积于湖底,有利于营养盐的沉积,导致沉积物中营养盐浓度偏高。黄大湖湖心处距离入湖口较近,水动力作用相对于湖湾处较强,不利于细颗粒物的沉积,因此沉积物粒径相对较大,营养盐浓度较低。黄大湖东南部位于黄大湖的下游,相较于湖心中部水动力较差,有利于细颗粒的沉降,且其处于盛行风的下风向,促进了水中自然碎屑的聚积,持续累积的大量有机碎屑增加了沉积物内源负荷,造成沉积物营养盐浓度较高。

3.2 沉积物营养盐垂直分布成因解析

沉积物剖面的C∕P和N∕P可指示人类活动给湖泊N、P带来的影响[6]。由黄大湖沉积物C∕P和N∕P垂直分布(图5)可知,深度－20 cm以下,沉积物C∕P和N∕P呈波动变化,没有明显的连续上升趋势,对应着1950年以前,黄大湖周边人类活动并没有对湖泊的营养负荷产生强烈的影响；在－20 cm以上,C∕P和N∕P表现出明显的上升趋势,对应着1950年后流域内由于人口剧增、湖滨湿地被破坏、丘陵山地被开垦、农业废水排入湖中而引起的流域土壤侵蚀加剧和入湖营养物质增多,造成营养盐在沉积物中的蓄积[25]。但黄太湖营养盐峰值不在－10~0 cm的表层沉积物(图3),一方面是由于表层沉积物相对于深层沉积物的氧气更充足,好氧微生物活动频繁,可分解沉积物中的OM并促进硝化作用[26]；另一方面则与近年来的黄大湖周边的环境治理措施相关,如退耕还林、新建污水处理厂、完善雨污分流管网建设、河道整治等对营养盐输入的控制已初见成效。

图5 黄大湖沉积物C∕P和N∕P垂直分布Fig.5 C∕P ratio and N∕P ratio vertical distribution of sediments in Huangda Lake

3.3 表层沉积物的碳氮比(C∕N)

沉积物营养盐的来源主要分为内源和外源。内源主要来源于藻类和浮游生物的降解,该过程与水体环境有关；外源主要来源于经雨水冲刷进入水体的陆域污染,与人类活动如污染排放、养殖活动、农业种植有关[27]。水体沉积物的C∕N是判定沉积物中有机污染来源的重要依据[5]。研究[7]表明,藻类的C∕N一般为4~10,而陆生维管束植物的C∕N一般大于20,C∕N越大,说明外源输入OM成分越大。黄大湖C∕N为19.84~36.12,平均值为25.43,相较于国内其他淡水湖泊如太湖[28]、长寿湖[29]和洞庭湖[30]等偏高；各采样点C∕N均大于19,说明黄大湖沉积物中OM主要来自陆地外源颗粒有机物质输入。黄大湖西北部岸边乡镇分布较多,居民排放的生活污水和农业面源污染是该区域沉积物OM的主要来源。在黄大湖中部存在大面积的围网养殖区,截至2017年底,围网养鱼面积甚至超过湖泊面积的50%[31],围网养殖投加的饵料富含大量的OM,进入湖泊水体后造成底泥污染。黄大湖东南湖岸靠近华阳河农场围垦区[25],围垦区以棉花、水稻、谷物连作,一年两熟制为主[11],围圩种田带来含大量有机肥料的农业灌溉用水直排湖区[32]；在东南岸还分布有一些皮革制造厂,工业有机废水直接或间接排放到黄大湖中影响沉积物OM浓度。此外,黄大湖沿岸带较长,周边区域地貌特点复杂,小生境多样,滩地资源丰富,大部分区域土层深厚,肥力较好,为陆生维管束植物的生长提供了有利条件[33]。陆生植物凋落后,会被雨水冲刷进入黄大湖中,腐化后转变为OM沉积到底泥中,成为OM的外源来源之一。

3.4 表层沉积物TN、TP及OM相关性分析

黄大湖表层沉积物中TN、TP与OM浓度的相关性分析如表5所示。由表5可知,OM与TN浓度呈显著正相关(R2＝0.821,P<0.01),OM与TP浓度无显著相关关系,TN和TP浓度无显著相关关系,这与已有的研究[34]结果一致。

表5 黄大湖表层沉积物中TN、TP与OM相关性分析Table 5 Correlation analysis results of TN,TP and OM of surface sediments in Huangda Lake

黄大湖沉积物TN与OM浓度呈显著正相关,说明黄大湖沉积物中的TN与OM的沉积具有协同性[28]。这是因为黄大湖沉积物粒度组成以黏土和粉砂为主,沉积物粒径越细,越易形成厌氧环境,使OM的氧化还原反应难以进行,分解速率低,可进入水体中的氮量越少,造成氮在沉积物中富集[35]。黄大湖沉积物中TN主要来自外源输入及OM的矿化,且氮主要以有机氮形式存在[36]。而TP与OM浓度无显著相关关系,说明黄大湖沉积物中磷主要以无机磷形式存在。黄大湖周边围湖造田、破坏湖滨湿地等人类活动造成水土流失加剧；另外,黄太湖水位变化也可能会使岸边的外源颗粒态磷进入水体,造成沉积物中的铁磷、钙磷等无机磷形式累积量急剧增加[37],因此外源输入对TP影响较大。TN和TP相关性较低,表明TN和TP可能具有不同的来源。