郝文彬 黃佳舒 陶春梅 郭有順# 林曉敏 馬瀟然 姚 羽

(1.廣東省環(huán)境科學研究院，廣東 廣州 510045；2.廣東環(huán)科院環(huán)境科技有限公司，廣東 廣州 510045；3.連云港市水利局，江蘇 連云港 222000；4.南京師范大學環(huán)境學院，江蘇 南京 210023)

磷被公認為是控制湖泊富營養(yǎng)化的關鍵，是湖泊營養(yǎng)鹽循環(huán)重要的限制因子[1]。沉積物作為湖泊污染物的主要的蓄積庫，沉積物內源磷的不斷釋放對湖泊富營養(yǎng)化進程起到了至關重要的作用[2-3]。因此，磷在沉積物-水界面的分布特征及遷移轉化受到關注。沉積物-水界面磷擴散的方向能有效判斷沉積物是營養(yǎng)鹽的“源”還是“匯”。磷在沉積物-水界面的釋放過程受到多方面因素的影響，主要包括沉積物結構、水動力條件、底棲生物擾動及藻華衰亡等過程[4-6]。因此，準確監(jiān)測磷在沉積物-水界面的分布特征及其釋放強度，是評估其內源污染的關鍵。傳統(tǒng)的分析檢測大多采用異位采集技術[7-8]，不能真實反映沉積物和孔隙水之間的交互作用，無法準確評估磷的釋放通量[9-10]?；诖?，原位監(jiān)測技術在分析磷元素的分布及遷移特性的應用中日益受到關注[11-12]。

潼湖平塘位于廣東省惠州市仲愷高新區(qū)。隨著流域內城市的發(fā)展，潼湖平塘匯集了全流域污染的較大負荷。尤其是2021年以來，潼湖平塘總磷(TP)指標不達標。潼湖平塘周邊河網(wǎng)水系復雜，導致湖體TP污染的來源和成因復雜，同時多年累積的底泥內源污染釋放問題，造成含磷污染物進入平塘，加劇了TP污染。然而，目前缺乏對潼湖平塘沉積物的內源磷污染的定量研究。因此，開展潼湖平塘沉積物-水界面磷垂向分布特征以及釋放通量的研究具有重要的現(xiàn)實意義。

本研究以潼湖平塘為研究對象，利用高分辨率孔隙水采樣裝置Peeper，原位采集沉積物-水界面的孔隙水樣品，監(jiān)測界面內磷的賦存特征及遷移特性；計算評估磷在沉積物-水界面的釋放通量，解析沉積物磷污染負荷和內源磷釋放水平，為后續(xù)水體富營養(yǎng)化控制及污染底泥治理提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況及樣點布設

潼湖平塘位于23°0′N～23°2′N，114°11′E～114°16′E，呈長方形，長約6.2 km，寬約1.0 km，水深1.0～2.5 m，潼湖庫區(qū)的有效容積約14 000萬m3。潼湖平塘段的主要入湖河流包括甲子河、水圍河、埔仔河、社溪河和梧村河，年平均氣溫22 ℃，常年平均降水量1 770 mm。目前潼湖平塘整體水質呈輕度富營養(yǎng)化狀態(tài)。本研究設置了10個樣點(S1～S10，見圖1)，2021年11月采樣。其中，S1和S2位于主要行水區(qū)(北岸附近)，S3和S4位于上游河道入湖區(qū)域，S5～S8位于南岸區(qū)域，S1、S9和S10在出湖區(qū)域。由于湖心區(qū)域(虛線標記區(qū)域)底泥厚度較低(<20 cm)且多為沙質顆粒，不易進行沉積物柱狀樣的采集，因此未設置樣點。采樣期間未發(fā)生降雨。

圖1 潼湖平塘樣點示意圖

1.2 沉積物樣品采集與原位監(jiān)測

按照5 cm分層，利用柱狀采樣器進行柱狀沉積物的采集分層，根據(jù)《土壤 總磷的測定 堿熔-鉬銻抗分光光度法》(HJ 632—2011)測定沉積物TP。

原位投放Peeper裝置獲取孔隙水中的溶解性磷(SRP)。Peeper裝置的主體由兩列相同體積的小室組成，每列垂向排布36個小室，小室兩側分別覆蓋一層0.45 μm聚偏二氟乙烯濾膜作為孔隙水的原位測定裝置，室內預先封裝去離子水，充氮去氧后插入沉積物中，單個小室獲得400 μL孔隙水。利用透析膜過濾的特性，使沉積物孔隙水中一些可溶離子或分子通過透析膜與透析裝置中的采樣介質進行物質交換，放置一段時間后達到平衡[13]。本研究中，Peeper投放48 h后回收，低溫保存，帶回實驗室，用200 μL移液槍從上至下依次將孔隙水樣品取出。利用酶標儀(Synergy H4)對孔隙水SRP濃度進行分析。

基于SRP的剖面分布，采用一維孔隙水擴散模型法計算底泥SRP的釋放通量[14]。

2 結果與討論

2.1 潼湖平塘水體基本理化特征

利用YSI裝置測定各樣點上覆水的理化性質，結果見表1。潼湖平塘各樣點DO為3.26～8.87 mg/L。位于湖區(qū)東南部行水區(qū)的S5～S7的DO較低，這可能是由于湖泊較淺的水深會造成藻類迅速大量繁殖，快速降低水體DO濃度[15-16]。水體pH整體為弱堿性(除S6)，ORP為230.4～333.6 mV。淤泥厚度差異明顯(30～120 cm)。

表1 潼湖平塘樣點水體理化指標

2.2 沉積物TP的垂向分布特征

10個樣點不同深度的TP平均值為1.20～4.98 mg/g(見圖2)，表明磷污染負荷相對嚴重。垂向上TP分布沒有明顯特征?？臻g分布上，S6～S10的沉積物TP濃度較高，排序為S9>S8>S6>S7>S10>S2>S3>S1>S5>S4，整體表現(xiàn)為西南部較高、東部較低。各樣點TP濃度差異較明顯，這與區(qū)域沉積物的淤泥厚度、有機質含量和鐵錳氧化物含量相關[17-18]。

圖2 潼湖平塘沉積物TP的垂向分布

2.3 沉積物孔隙水中SRP的垂向分布

從空間上看，10個樣點不同深度的孔隙水中SRP平均值為0.09～3.21 mg/L，排序為S2>S7>S9>S8>S1>S5>S10>S4>S6>S3(見圖3)，西部高、東部低，這與樣點的區(qū)域特征、氧化還原條件及微生物活性有關。與圖2對比發(fā)現(xiàn)，SRP與TP的空間分布不一致，表明沉積物中TP并不是孔隙水中SRP的主導控制因素。沉積物中活性磷在受到擾動后，易遷移到孔隙水，從沉積物界面釋放到上覆水中?；钚粤壮１徽J為是湖泊水體的一種限制性營養(yǎng)鹽，這類磷的增加可能會加快多種水生生物的生長和繁殖，進而引起水質惡化和生態(tài)退化等[19]。

注：位置0 mm處為沉積物-水界面。

在垂向分布上，各樣點上覆水中的SRP濃度均低于孔隙水，反映出SRP的可能遷移趨勢，沉積物是上覆水磷的潛在“源”。同時，SRP隨深度增加總體表現(xiàn)出先增大后減小的趨勢。SRP在多數(shù)樣點沉積物-水界面下0～3 cm快速增加到最大值，之后逐漸減小。不同深度孔隙水中SRP濃度與該層的微生物活性關系密切，與鐵氧化物的吸附平衡也緊密相關[20]。文帥龍等[21-22]對于橋水庫和大黑汀水庫沉積物孔隙水的研究中發(fā)現(xiàn)，孔隙水SRP濃度由表層至深層表現(xiàn)出先增加后降低的現(xiàn)象，最大值均分布于4～5 cm，與本研究基本一致。

2.4 沉積物-水界面磷釋放通量分析

潼湖平塘沉積物-水界面的磷釋放通量為1.33～10.96 mg/(d·m2)，排序為S1>S10>S2>S5>S9>S6>S7>S4>S8>S3。S1～S10的磷釋放通量分別為10.96、6.26、1.33、3.73、5.65、5.45、3.84、1.82、5.53、7.62 mg/(d·m2)。潼湖東部和中部(S3～S8)磷釋放通量較低，平均值為3.63 mg/(d·m2)；西部較高，平均值為7.59 mg/(d·m2)。所有樣點的SRP的遷移方向皆為沉積物向上覆水釋放，此時上覆水是磷污染的“匯”。

沉積物累積來自于上覆水、顆粒物的溶解性和不溶性的含磷物質，并以SRP的形式賦存在孔隙水中。多種生化過程會導致沉積物-水界面中的磷再次釋放到上覆水中，主要包括：在微生物驅動的有機質分解過程中，產(chǎn)生的游離態(tài)SRP迅速遷移到上覆水中；沉積物中鐵氧化物被還原時，被吸附的磷會解析出來，通過孔隙水擴散到上覆水中[23]。同時，表層沉積物受到外界擾動后，會使得下層沉積物孔隙水中的SRP直接釋放到上層水體。S1、S9和S10位于出湖區(qū)域，水體擾動較劇烈，加之水流流速較快，導致該區(qū)域內的磷釋放較大。

2.5 潼湖平塘磷釋放總量評估

不同湖區(qū)沉積物磷釋放通量差異較大，西部明顯大于東部。研究表明，由于溫度升高，磷在夏季的釋放速率高于秋冬季[24]。本研究采樣在秋季，水溫相對較低，因此計算得到的磷釋放量處于全年的較低水平，預計該湖體在夏季會有更高的磷釋放量。

此外，由表2對比發(fā)現(xiàn)，潼湖平塘沉積物磷釋放通量明顯高于大黑汀水庫(冬季)、滇池(秋季)、駱馬湖、南四湖(夏季)，與太湖(夏季)較接近。由此可見，潼湖平塘沉積物釋放磷是水體磷的重要來源，在該湖泊富營養(yǎng)化防治過程中，應高度重視內源磷釋放過程及四季變化，并研究建立內源磷污染控制的有效途徑。

表2 國內湖庫磷釋放通量比較

3 結 論

(1) 潼湖平塘底泥中的TP污染較嚴重，且各樣點的TP濃度差異較明顯，TP的平均值為1.20～4.98 mg/g。垂向分布上TP沒有明顯特征。

(2) 沉積物孔隙水中SRP平均值排序為S2>S7>S9>S8>S1>S5>S10>S4>S6>S3，與沉積物TP的空間分布存在一定差異。在垂向分布上，孔隙水中SRP均高于上覆水，起到潛在“源”的作用，且在多數(shù)樣點沉積物-水界面下0～3 cm快速增加到最大值，之后逐漸減小。

(3) 沉積物-水界面的磷釋放通量為1.33～10.96 mg/(d·m2)，東部和中部磷釋放通量較低，西部位于出湖區(qū)域，水體擾動較劇烈，導致磷釋放通量較高。沉積物內源磷釋放是上覆水磷的重要來源。