李運奔，匡 帥，王臻宇，申秋實 ，王亞東，康得軍

(1:福州大學土木工程學院，福州 350116) (2:中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京 210008) (3:武漢市漢陽市政建設集團有限公司，武漢 430050) (4:德累斯頓工業(yè)大學城市與工業(yè)水管理研究院，德累斯頓 01069) (5:中國科學院中非聯(lián)合研究中心，武漢 430074) (6:福州大學晉江科教園，晉江 362251)

水體富營養(yǎng)化及藍藻水華依舊是當前全球淡水湖泊所面臨的最主要生態(tài)環(huán)境問題. 據(jù)第二次全國湖泊調(diào)查顯示：我國大部分湖泊處于富營養(yǎng)化狀態(tài)，其中長江中下游淺水湖泊富營養(yǎng)化態(tài)勢嚴峻[1]. 氮(N)、磷(P)營養(yǎng)鹽濃度較高是湖泊水體富營養(yǎng)化及有害藻類暴發(fā)大規(guī)模水華的根本原因，外源輸入與內(nèi)源釋放被認為是湖泊水體氮、磷營養(yǎng)鹽升高的兩大物源基礎. 普遍認為：外源輸入主要來自于工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)及城鎮(zhèn)生活源排放；而內(nèi)源釋放則主要來自湖泊沉積物中相應污染物的遷移與轉(zhuǎn)化，并通過擴散、對流及再懸浮等形式向上覆水體重新釋放氮、磷營養(yǎng)鹽[2-4]. 已有研究表明，在湖泊外源氮、磷輸入得到有效控制的情況下，內(nèi)源氮、磷釋放可能依舊會維持水體富營養(yǎng)化長達數(shù)年甚至數(shù)十年之久[5-6]，因此湖泊沉積物內(nèi)源營養(yǎng)鹽釋放對上覆水體富營養(yǎng)化的影響不容忽視.

淺水湖泊沉積物-水界面是氮、磷等生源要素遷移轉(zhuǎn)化的重要場所，復雜而頻繁變化的界面環(huán)境條件對水體中的氮、磷循環(huán)有重要的影響[7-9]. 沉積物-水界面氮、磷釋放及內(nèi)源負荷特征是富營養(yǎng)化湖泊持續(xù)的研究熱點之一，沉積物氮、磷污染蓄積程度明顯地影響著相應營養(yǎng)鹽在沉積物和上覆水體中的遷移與擴散. 當沉積物中氮、磷負荷較高時，相應營養(yǎng)鹽通過沉積物-水界面向上覆水體釋放的潛力明顯增加[10-13]. 一般認為，沉積物-水界面N/P釋放同時受到環(huán)境因素和內(nèi)部因素的共同影響：環(huán)境因素主要有溫度[14]、pH[15]、溶解氧(DO)[16-17]、氧化還原電位Eh[18]以及水動力擾動[19-20]等；內(nèi)部因素主要包括沉積物中的氮、磷形態(tài)分布[21-22]、間隙水的氮磷濃度[23-24]以及生物擾動[3]等，其中水中的DO被認為是最主要的因素之一[25]. 沉積物-水微界面的DO分布狀態(tài)往往很大程度上控制了氧化還原電位的高低，而沉積物-水界面間大多數(shù)溶解性物質(zhì)的轉(zhuǎn)化及擴散遷移均受到其氧化還原電位的驅(qū)使[26]. 對于湖泊生態(tài)系統(tǒng)來說，DO參與了大多數(shù)生源要素的主要生物地球化學循環(huán)過程，沉積物中DO的分布狀態(tài)可直接影響氮、磷等物質(zhì)的遷移與轉(zhuǎn)化[27-28]. 有研究表明，水柱中DO濃度的變化亦可影響沉積物內(nèi)源氮、磷營養(yǎng)鹽釋放速率[17，29-30]，而DO穿透深度(OPD)進一步影響著間隙水中包括磷素在內(nèi)的生源要素的平衡[31-33]. 然而，有關沉積物-水界面氮、磷營養(yǎng)鹽及DO遷移擴散耦合關系的研究較少，相關研究還存在一定的空白，需要進一步補充與完善.

本文以典型富營養(yǎng)化的東巢湖近城市湖灣為研究區(qū)域，以該區(qū)域沉積物為研究對象，通過原位柱狀樣靜態(tài)培養(yǎng)及沉積物-水微界面分析，研究其沉積物-水界面氮、磷、氧擴散遷移規(guī)律、定量估算相應釋放速率/擴散通量并分析其潛在影響，進一步加深研究區(qū)域沉積物內(nèi)源釋放及其影響的理解與認識，為東巢湖富營養(yǎng)化問題的治理提供一定的理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

巢湖是我國五大淡水湖之一，位于安徽省中部，地處中國長江與淮河之間的洪泛平原上，面積約774 km2，平均水深約3 m[34]. 改革開放以來，受周圍農(nóng)業(yè)面源和城市點/面源營養(yǎng)鹽排放的影響，巢湖經(jīng)歷并遭受了嚴重的富營養(yǎng)化問題[35]. 本次研究區(qū)域為靠近巢湖市的巢湖東部近城市水域，共在研究區(qū)域設置了7個采樣點位，分別為CH1、CH2、CH3、CH4、CH5、CH6和CH7，其中CH1、CH2和CH4點位分別靠近裕溪河、雙橋河和柘皋河河口，7個采樣點較均勻分布于整個研究區(qū)域(圖1).

圖1 東巢湖近城市湖灣采樣點分布Fig.1 Distribution of sampling sites in near city areas of east Lake Chaohu

1.2 沉積物樣品采集

利用重力式沉積物采樣器(L 50 cm × Φ 8.4 cm)在各采樣點采集沉積物柱狀芯樣2根(深度> 20 cm，一根用于沉積物釋放培養(yǎng)，另外一根用于沉積物-水微界面DO分析). 采樣過程保證無擾動并帶原位上覆水以保持沉積物-水界面完整無損. 采集到柱狀芯樣后，將每根柱樣垂直放入支架內(nèi)，并且在盡量減少擾動的情況下帶回實驗室. 在每個沉積物柱狀樣采樣點，同步采集水面以下20 cm處原位上覆水5 L，裝于用原位湖水潤洗過的聚乙烯水桶中帶回實驗室，用于氮、磷釋放培養(yǎng)實驗.

1.3 沉積物氮、磷釋放模擬

1.3.1 靜態(tài)釋放模擬 本研究采用靜態(tài)釋放模擬的方式進行沉積物氮、磷營養(yǎng)鹽釋放實驗. 具體操作過程如下. 首先，使用虹吸法抽去柱狀樣中原上覆水，再沿壁小心滴注已過濾去大顆粒物質(zhì)的原位水樣，至液面高度距沉積物表面20 cm處停止(此時水柱體積為1.13 L)，標注刻度，室溫蔽光培養(yǎng). 即刻取原水樣作起始樣，此后在指定時間取樣(0、6、12、24、36、48、60和72 h)，每次取樣體積為50 mL，其后用原樣點初始過濾水樣補充至刻度. 即刻用0.45 μm水系混合纖維濾膜過濾所取水樣并冷凍儲存于冰柜，待實驗結束后統(tǒng)一分析其中氨氮(NH3-N)及溶解性活性磷酸鹽(SRP)的濃度.

1.3.2 釋放速率計算方法 沉積物-水界面氮、磷釋放速率計算使用以下公式[36]：

(1)

式中，R為釋放速率(mg/(m2·d))；V為柱中上覆水體積(L)；Cn、C0、Cj-1分別為第n次、初始和j-1次采樣時NH3-N或SRP的濃度(mg/L)；Ca為水樣中所添加物質(zhì)的濃度(mg/L)；Vj-1為第j-1次采樣體積(L)；A為沉積物-水界面接觸面積(m2)；t為釋放時間(d).

1.4 沉積物-水微界面溶解氧分析

1.4.1 沉積物-水微界面溶解氧測定 用丹麥Unisense微電極系統(tǒng)來分析沉積物-水微界面處DO分布特征. 該監(jiān)測系統(tǒng)通過DO傳感電極在沉積物縱向連續(xù)測定得到相應深度DO的濃度，測定過程中不消耗氧氣. 在測定過程前，按要求先將電極極化2 h以上，然后使用零DO溶液(0.1 mol/L Na2SO4溶液)和飽和DO溶液(以5 L/min速率泵通空氣5 min以上的同采樣點原位湖水)進行校正，以保證系統(tǒng)測量數(shù)值準確. 本測定系統(tǒng)采用全自動推進器控制，設定測量步長100 μm、電機推進速度100 μm/s、停留時間1 s、測量時間1 s、測量深度12000 μm，測量過程保持安靜無擾動. 在測量過程中，對每個柱狀樣進行3次平行測定，以保證所獲得數(shù)據(jù)的質(zhì)量.

1.4.2 沉積物溶解氧消耗速率計算 沉積物中DO消耗速率使用Berg等開發(fā)的PROFILE軟件進行計算，有關計算原理及方法見參考文獻[37].

1.4.3 微界面溶解氧擴散通量計算 沉積物-水微界面DO擴散通量計算使用以下公式[38]：

(2)

式中，J為沉積物-水微界面DO擴散通量(mmol/(m2·d))，CW和CSWI分別為底棲邊界層(benthic boundary layer, BBL)水體中和沉積物-水微界面(sediment-water interface, SWI)處的DO濃度(mmol/m3)，δDBL為擴散邊界層(diffusion boundary layer, DBL)的厚度(mm)，D為溶解氧分子擴散系數(shù)(m2/d)(該系數(shù)隨溫度和鹽度的變化而變化，其值參考文獻[39]).

1.5 樣品分析

1.5.1 沉積物樣品分析 本研究主要分析沉積物含水率、孔隙度、燒失量(LOI)等基本物理性質(zhì)及總氮(TN)、總磷(TP)等基本化學性質(zhì). 對于含水率，采用105℃恒溫熱重法進行分析，孔隙度根據(jù)含水率進行計算. 之后，將分析過含水率的沉積物干樣放于陶瓷研缽中研磨，并過100目尼龍網(wǎng)篩，制備得到沉積物粉末樣品，用于下一步分析. 稱取2～5 g沉積物粉末樣品于陶瓷坩堝中，用550℃灼燒法分析其燒失量，上述3項測定參照文獻[40]. 沉積物TN和TP含量分別采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法和過硫酸鉀消解鉬銻抗分光光度法測定[41].

1.5.2 水樣分析 本研究水樣分析主要涉及水體中的NH3-N和SRP濃度 其中，NH3-N濃度采用納氏試劑比色法測定，SRP濃度采用鉬銻抗分光光度法測定，具體測定過程參照文獻[42].

1.6 數(shù)據(jù)分析

東巢湖近城市湖灣采樣點示意圖采用ArcGIS 10.3軟件繪制；所有其他圖形和一元方差分析均采用OriginLab 9.1軟件完成；相關性分析在SPSS 22.0軟件中完成.

2 結果

2.1 表層沉積物基本理化性質(zhì)

東巢湖近城市湖灣沉積物基本性質(zhì)分析結果如表1所示. 除個別點位外、各采樣點沉積物含水率、孔隙度與有機質(zhì)含量普遍較高，平均值分別達到59.79%、78.00%和4.88%. 含水率、孔隙度與有機質(zhì)分布呈現(xiàn)一定的空間異質(zhì)性，空間變異系數(shù)分別為20.93%、12.14%和35.13%. 其中靠近湖岸邊的CH6、CH7的沉積物含水率(72.75%、73.95%)、孔隙度(86.97%、87.65%)和LOI(6.55%、7.13%)較其他采樣點高，反映其具有一定的流動能力且有機質(zhì)污染程度較高；東面的雙橋河與裕溪河河口采樣點CH1與CH2的沉積物含水率、孔隙度與有機質(zhì)相近；相比較而言，柘皋河河口處CH4的沉積物含水率、孔隙度和有機質(zhì)較低，分別為37.12%、59.61%和2.09%.

表1 東巢湖近城市湖灣表層沉積物理化指標

分析結果表明，研究區(qū)域各采樣點沉積物TN、TP含量整體較高，平均含量分別達到3245.36和535.29 mg/kg，TN、TP含量最高點均為CH7，分別為4752.74和726.83 mg/kg. 評價標準參考文獻[43]: CH2、CH3、CH5、CH6和CH7點位的沉積物TN處于重度污染狀態(tài)(TN>2000 mg/kg)，CH1、CH4點位的沉積物TN處于中度污染狀態(tài)(1000 mg/kg≤TN≤2000 mg/kg)；除CH1點位的沉積物TP處于正常狀態(tài)外(TP<420 mg/kg)，其他點位TP均處于污染狀態(tài)，其中CH2、CH3、CH5、CH6點位的沉積物TP處于中度污染狀態(tài)(420 mg/kg≤TP≤650 mg/kg)，CH7點位的沉積物TP處于重度污染狀態(tài)(TP>650 mg/kg). 從空間分布來看，研究區(qū)域沉積物TN和TP含量的空間分布差異較大，其空間變異系數(shù)分別達到39.08%和25.58%. 其中，遠離河口的CH5、CH6、CH7點位的沉積物TN和TP含量高于河口附近采樣點CH1、CH3、CH4. 值得注意的是,柘皋河河口CH4采樣點沉積物的TN(1608.06 mg/kg)和TP(431.67 mg/kg)含量均較低.

2.2 沉積物氨氮和磷酸鹽釋放特征

本研究區(qū)域東巢湖近城市湖灣各采樣點NH3-N和SRP釋放速率如圖2所示. 整個研究區(qū)域NH3-N和SRP釋放速率均大于零，即表現(xiàn)為相應污染物自沉積物向上覆水體釋放，沉積物扮演著明顯的污染源角色. 分析結果顯示，研究區(qū)域各采樣點NH3-N釋放速率在26.36～42.73 mg/(m2·d)之間，平均NH3-N釋放速率為32.44 mg/(m2·d)，空間分布差異較小(空間變異系數(shù)為19.07%). 其中靠近雙橋河河口的CH2采樣點處NH3-N釋放速率最高，CH7采樣點處的NH3-N釋放速率最低.

整個東巢湖近城市湖灣采樣點釋放速率在0.37～2.17 mg/(m2·d)之間，SRP平均釋放速率為1.25 mg/(m2·d). SRP釋放速率空間差異性明顯(變異系數(shù)為46.86%). 其中CH5采樣點處的SRP釋放速率最高,靠近河口的采樣點CH1、CH2、CH4處SRP釋放速率較低，其中CH1處的SRP釋放速率最低.

圖2 東巢湖近城市湖灣各采樣點沉積物氨氮和磷酸鹽釋放速率Fig.2 Release rate of NH3-N and SRP from different sediment cores in near city areas of east Lake Chaohu

2.3 沉積物-水微界面溶解氧剖面分布特征

在進行沉積物-水微界面DO剖面分析時，對每個樣品都做了3次平行測定. 在獲得測量結果后，將每個樣品的3組平行數(shù)據(jù)進行一元方差分析(t檢驗，α=0.05)，結果顯示每個采樣點沉積物-水微界面DO平行測定結果間均不存在顯著差異(P>0.05)，所獲得相應數(shù)據(jù)平行性較好. 因此，以3組測量結果的平均值代表每個點位沉積物-水微界面相應深度的DO濃度，獲得對應點位DO在沉積物-水微界面處的剖面分布特征(圖3). 結果顯示，對于所有點位樣品，沉積物-水微界面DO分布均呈現(xiàn)出界面水中濃度較高、在沉積物-水微界面處迅速下降、并在沉積物中達到一定深度后消耗殆盡的特點. 即：沉積物-水微界面DO濃度分布均呈現(xiàn)出自界面水向沉積物方向，隨沉積物深度逐漸增加其DO濃度而不斷降低的特征.

沉積物-水微界面DO分析結果表明，各點位上覆水均處于好氧狀態(tài)[44]，沒有出現(xiàn)缺氧或者厭氧等DO不足或者缺失的情況. 這也就造成了DO在微表層沉積物中的普遍存在與滲透，其OPD在3～10 mm之間，平均OPD為5.3 mm. 具體到各點位而言，其OPD差別較大(圖4). 其中CH6處的OPD最大，為10 mm，CH1處的OPD最小，為3 mm，其余點位的OPD差別不明顯，在3.9～6 mm之間.

在獲得沉積物-水微界面DO分布的基礎上，進一步計算單位體積沉積物DO消耗速率，結果如圖3所示. 所有采樣點的DO大量消耗主要出現(xiàn)在0～2 mm深度的沉積物有氧表層中，且大部分采樣點最大的DO消耗速率均出現(xiàn)在這個范圍之間，7個采樣點的平均DO消耗速率為0.49 ng/(cm3·s). 但具體而言，各采樣點的平均DO消耗速率差別較大，在0.19～0.82 ng/(cm3·s)之間. 其中CH1點位的平均DO消耗速率較其他采樣點大，為0.82 ng/(cm3·s). 平均DO消耗速率最低的點位為CH3，其消耗速率為0.19 ng/(cm3·s)，CH6點位的平均DO消耗速率較低，為0.23 ng/(cm3·s)，其他點位的平均DO消耗速率差別不大，在0.38～0.69 ng/(cm3·s)之間.

圖3 沉積物-水微界面溶解氧濃度及沉積物溶解氧消耗速率剖面分布特征(黑線表示沉積物-水界面溶解氧分布曲線，紅線表示單位體積沉積物溶解氧消耗速率, 縱坐標0處為沉積物-水界面(SWI)，縱坐標為正表示SWI之下沉積物深度，縱坐標為負表示SWI之上界面水厚度)Fig.3 Dissolved oxygen profiles and oxygen consumption rates in sediment-water micro-interfaces from different sampling sites (The black line represents the dissolved oxygen distribution curve at the sediment-water interface (SWI). The red line represents the oxygen consumption rates. To the axis of ordinate, the ordinate 0 represents the position of the SWI, positive ordinates represent sediment depth below the SWI and negative ordinates represent the depth of the boundary layer water above the SWI)

2.4 沉積物-水微界面溶解氧擴散通量

沉積物-水微界面DO擴散通量是微表層沉積物氧化還原條件的重要表征，其大小反映界面水中DO向微表層沉積物的擴散輸移能力，同時受水體溫度、界面水DO濃度、界面DO消耗速率及擴散邊界層厚度等多因素共同影響. 一般而言，在DO比較充足的水體中，沉積物-水微界面處DO消耗速率較高時，受濃度梯度影響其DO擴散通量也相對較高；而在DO含量較低甚至缺失的水體中，其沉積物-水微界面DO擴散通量也相應較低甚至為零. 本研究獲得的東巢湖近城市湖灣不同區(qū)域沉積物-水微界面DO擴散通量如圖4所示. 整體而言，研究區(qū)域各點位均表現(xiàn)出一定程度的沉積物-水微界面DO擴散能力，擴散通量在2.82～6.38 mmol/(m2·d)之間，平均擴散通量為4.56 mmol/(m2·d). 其中，CH1點位擴散通量最高，達到6.38 mmol/(m2·d)；CH6點位最低，為2.82 mmol/(m2·d). 值得注意的是，各采樣點DO擴散通量空間分布差異明顯，空間變異系數(shù)為25.17%. 其中靠近河口的采樣點CH1、CH2、CH4的DO擴散通量相對較高，分別為6.38、4.80和5.36 mmol/(m2·d).

圖4 不同采樣點位沉積物-水微界面溶解氧擴散通量及穿透深度(OPD)Fig.4 Dissolved oxygen diffusion fluxes and oxygen penetration depth (OPD) at sediment-water micro-interfaces of different sediments

3 討論

3.1 東巢湖近城市湖灣氮、磷釋放對水體富營養(yǎng)化的影響

湖泊沉積物是湖泊水環(huán)境污染物的主要蓄積及遷移轉(zhuǎn)化場所，當受污染底泥在氮、磷污染物蓄積到較深程度之后，會在水動力等物理擾動、水環(huán)境氧化還原狀態(tài)變化、間隙水中污染物濃度上升等條件下，通過底泥再懸浮、濃度梯度擴散、物理和生物擾動、賦存形態(tài)變化等過程向上覆水體釋放，使原來已經(jīng)匯集到沉積物中的氮、磷污染物再次進入上覆水體，實現(xiàn)底泥高濃度蓄積污染物對上覆水體的二次污染. 在這種情況下，底泥完成了從污染物匯集場所到污染物釋放源頭的角色轉(zhuǎn)變，成為水體中氮、磷污染物的“污染源”.

本研究結果顯示，東巢湖近城市湖灣沉積物TN和TP含量整體較高，平均含量分別達到3245.36和535.29 mg/kg，參照美國環(huán)境保護署的有關評價標準，已整體處于明顯的污染狀態(tài). 巢湖是受人類活動影響劇烈的大型富營養(yǎng)化淺水湖泊，歷史上長期受到農(nóng)業(yè)面源、工業(yè)生產(chǎn)、城市點源等氮、磷排放的影響，使得其湖體及沉積物中氮、磷營養(yǎng)鹽類物質(zhì)含量普遍較高，本研究獲得的東巢湖近城市湖灣沉積物TN、TP含量較高這一現(xiàn)象與已有研究結果類似[45]. 從空間分布來看，北部靠近巢湖市區(qū)河口附近的CH1、CH3、CH4等采樣點沉積物TN和TP含量相對較低，底泥疏浚工程的實施可能是這些點位氮、磷含量較低的原因[46].

沉積物內(nèi)源氮、磷營養(yǎng)鹽釋放模擬表明，本研究區(qū)域沉積物NH3-N和SRP釋放速率均為正值，沉積物具有明顯的向上覆水體釋放氮、磷污染物的潛力. 其中NH3-N平均釋放速率為32.44 mg/(m2·d)，這一釋放速率低于西巢湖NH3-N釋放速率[47]，與滇池草海水域NH3-N釋放速率相似(31.5 mg/(m2·d))[48]. 采樣點CH2處NH3-N釋放速率最高，這可能與該處TN含量較高且沉積物-水微界面處DO濃度較低(3.8 mg/L)有關. 各點位處的SRP釋放速率差別較大，在0.37～2.17 mg/(m2·d)之間，普遍低于西巢湖SRP釋放速率[47]，與滇池福保灣底泥內(nèi)源SRP釋放速率(0.90～2.06 mg/(m2·d))相似[36]. 其中，靠近北岸一側(cè)的采樣點的SRP釋放速率明顯小于其他點位，沉積物整體TP含量較低可能是這一現(xiàn)象發(fā)生的主要原因.

東巢湖水體已經(jīng)處于中度富營養(yǎng)化狀態(tài)[49]，水體氮、磷營養(yǎng)鹽濃度長期較高是造成這一現(xiàn)象的直接原因. 本研究結果表明，東巢湖近城市湖灣沉積物內(nèi)源氮、磷營養(yǎng)鹽依舊扮演水體相應污染物來源的角色，來自沉積物的NH3-N和SRP的釋放將毫無疑問進一步加劇研究區(qū)域水體富營養(yǎng)化狀態(tài). 進一步通過面積(泰森多邊形法劃分)權加法計算，結果表明本研究東巢湖近城市湖灣沉積物單位面積年釋NH3-N和SRP分別達到11.53和0.51 t/(km2·a). 與我國幾個富營養(yǎng)化湖泊沉積物中的相比(表2)，東巢湖近城市湖灣的沉積物氮、磷年釋放量較大，該區(qū)域沉積物氮、磷的釋放將進一步加劇或維持水體富營養(yǎng)化狀態(tài)，對東巢湖水環(huán)境質(zhì)量具有深刻的影響.

表2 不同湖泊沉積物內(nèi)源氨氮和磷酸鹽釋放量

3.2 沉積物-水微界面溶解氧分布對內(nèi)源氮、磷釋放的影響

沉積物-水微界面的DO分布影響著湖泊中氮、磷的生物地球化學循環(huán)，從而影響到沉積物-水界面的氮、磷交換. 上覆水體DO濃度、表層沉積物有機質(zhì)分解礦化、表層沉積物微生物及底棲動物或微藻生命活動、沉積物孔隙度及其他相應物理性質(zhì)等均能影響沉積物-水微界面DO溶存與分布特征. 在海洋沉積物中，DO穿透深度較深，可高達近10 cm[53]. 在湖泊沉積物中，尤其是富營養(yǎng)化湖泊中，DO穿透深度相對較淺，其穿透深度一般在2.5 mm[33]，有時甚至僅為50 μm[31]. 本研究中，各點位DO穿透深度為3～10 mm，平均為5.3 mm，空間差異較大. 其中CH1點位OPD最小，只有3 mm，該點位沉積物-水微界面處DO含量較低(2.7 mg/L)是造成其OPD較小的直接原因. 本研究區(qū)域沉積物-水微界面DO擴散通量普遍較高，這使得微表層沉積物可以得到較好的DO補充，從而維持良好的氧化環(huán)境. 相比較而言，靠近河口的CH1、CH2、CH4等采樣點沉積物-水微界面DO擴散通量相對較高，界面水與微界面間DO濃度梯度較大(CH1)以及河口水流影響造成水體擾動(CH2和CH4)可能是這一現(xiàn)象發(fā)生的主要原因[54].

在底層水體或沉積物-水微界面DO充足的情況下，相應環(huán)境往往處于良好的氧化狀態(tài)，沉積物氮、磷釋放速率一般較低；反之，在DO缺失或不足的情況下，相應環(huán)境處于弱還原或還原性狀態(tài)，其氮、磷營養(yǎng)鹽釋放則相應增強[55]. 本次研究中并沒有控制上覆水中的DO作為變量，各點位上覆水均處于好氧狀態(tài)，因此并沒在DO與氮、磷的釋放速率間發(fā)現(xiàn)顯著相關關系(P>0.05)，這與已有研究結果類似[56]. 然而，這并不說明DO對沉積物氮、磷營養(yǎng)鹽釋放的影響可以被忽略不計，沉積物中DO分布狀態(tài)與其氮、磷負荷的疊加可能對沉積物氮、磷釋放造成復合影響. 本研究分析顯示(圖5，圖6)，當TN含量較高且OPD較小時，沉積物NH3-N釋放速率最大；同樣地，在TP含量較高且OPD較小時，相應沉積物SRP釋放速率最大. 因此可以認為，沉積物-水微界面DO濃度的高低及穿透深度的大小，能與沉積物中氮、磷營養(yǎng)鹽含量一起影響沉積物氮、磷釋放，當沉積物氮、磷污染較重時，低DO穿透深度更有利于氮、磷污染物從沉積物向上覆水體釋放.

圖5 東巢湖近城市湖灣沉積物氨氮/磷酸鹽釋放速率氣泡圖Fig.5 Bubble diagram of release rates for NH3-N and SRP in sediments of near city areas of east Lake Chaohu

圖6 東巢湖近城市湖灣沉積物氨氮/磷酸鹽釋放速率與TN/TP和OPD的關系模擬Fig.6 Relationships of sediment release rates of NH3-N/SRP, TN/TP, and OPD in sediments of near city areas of east Lake Chaohu

4 結論

東巢湖近城市湖灣表層沉積物氮、磷營養(yǎng)鹽蓄積較高，其TN和TP平均含量分別達到3245.36和535.29 mg/kg，沉積物總體處于TN重度污染和TP中度污染狀態(tài). 沉積物內(nèi)源氮、磷釋放模擬研究表明：研究區(qū)域沉積物NH3-N和SRP釋放能力較強，其中NH3-N釋放速率在26.36～42.73 mg/(m2·d)之間，SRP釋放速率在0.37～2.17 mg/(m2·d)之間，兩者在各點位均表現(xiàn)為自沉積物向上覆水體的正釋放，東巢湖近城市湖灣沉積物明顯已成為其水體NH3-N和SRP的污染來源，對該湖區(qū)水體富營養(yǎng)化具有重要貢獻. 研究區(qū)域上覆水體處于好氧狀態(tài)，沉積物-水微界面DO穿透深度(OPD)分布在3～10 mm之間，平均DO擴散通量為4.56 mmol/(m2·d),單位體積沉積物平均DO消耗速率為0.49 ng/(cm3·s)，沉積物-水微界面DO穿透深度和擴散能力均較好. 綜合分析顯示：沉積物-水界面NH3-N和SRP釋放能力與表層沉積物TN/TP物質(zhì)含量及沉積物-水微界面DO穿透深度有關，在沉積物氮、磷污染較重的情況下，DO穿透深度越低則氮、磷污染物越趨于從沉積物向上覆水體釋放，進而有利于水體中相應污染物的積累并貢獻于富營養(yǎng)化狀態(tài)的維持. 然而，沉積物-水界面DO擴散模式與邊界層內(nèi)氮、磷營養(yǎng)鹽遷移轉(zhuǎn)化的關系非常復雜，有關關鍵過程依舊缺乏直接的實證，相關影響機制還需進一步研究.