西溪濕地底泥氮、磷和有機質含量豎向分布規律

陳如海,詹良通*,陳云敏,胡洪志 (.浙江大學軟弱土與環境土工教育部重點實驗室,浙江 杭州 30058；. 杭州市林水局,浙江 杭州 3004)

據報道[1-2],全球范圍內 30%～40%的湖泊和水庫受富營養化的影響,20世紀 90年代后期的調查結果表明,我國富營養化的湖泊數已經占調查湖泊總數的 77%以上,對飲用水源、漁業或者娛樂用水影響很大.對已經富營養化的湖泊,只依靠減少外來營養物質的輸入,短期內對改善湖泊水質的作用效果非常緩慢,其原因在于底泥中的氮磷向上覆水體逐漸釋放,使水體質量難以在短時間得到改善[3-4].有文獻報道,云南滇池中 80%的氮和 90%的磷分布在底泥中[5],因此,控制和修復水體富營養化,不但要減少外來營養物質的過量輸入,而且要加大對富營養化程度很高的底泥的治理.國內外許多學者對底泥富營養化問題做了相關的研究[6-9],結果發現底泥富營養化嚴重,對水體存在潛在生態風險.底泥在持續的外界擾動條件下,氮、磷的釋放顯著增加,并且由于很容易吸附在水中膠體上不易沉淀而影響水質的改善[10].隨著人們對水體及底泥富營養化規律認識的不斷深入,修復受污染的水體,保持良好的水環境質量是人們的最終目標,而底泥富營養化程度測試與評價在其中發揮著重要的作用.

西溪濕地是一個屬河流兼沼澤型的國家級濕地,調查取樣區域面積約 3.15km2,區內河網密布,池塘眾多,水面率高達50%.近年來,該濕地水體透明度下降,部分河道水華叢生,水體富營養化程度較重.據調查,該濕地水體及底泥中氮、磷和有機污染物主要來自 3個方面:一是濕地上游鄉鎮部分未經截流處理的生活和工業污水均通過河道進入該濕地;二是濕地地處城郊,隨著城市化的推進,該濕地實現了戶戶通自來水,失去了保護水質的動力;三是養豬業占了當地農業養殖近 70%,生產生活污染對濕地水體的影響比較嚴重[11].

本研究利用特制的取土器鉆取連續完整的濕地底泥,測試了總氮(TN)、總磷(TP)、有機質(OM)在底泥中的含量,同時對表層底泥孔隙水及上覆水中TN、TP、COD等污染項目進行了測試,分析了各測試項目在底泥豎向上的分布規律和特征,為濕地底泥疏浚深度的選取提供了一定的依據;同時,各測試項目在底泥孔隙水及底泥上覆水體中含量的測試和分析,為進一步研究污染物在底泥中累積-擴散規律提供參考.

1 材料與方法

1.1 取樣

本次取樣從2007年1月開始,歷時2d,共布置5個樣點,均分布在該濕地各主要河道中(圖1).為保證取底泥成功,每個點位設置 2個取樣孔(zk1、zk2),以供平行測試.取樣時盡量避開受行船擾動較大的河道中心位置,并且保證取樣點位未曾被疏浚過;為了避免地表沖積物對底泥的影響,取樣點一般需距離河岸 3～5m,以確保所取底泥樣品具有較好的代表性和典型性.

圖1 取樣點分布示意Fig.1 Locations of sediment sampling

取樣時,在2條水泥船上架設特制的水下取土器,將3m長PVC取樣管置入取樣器中,用夯錘將取樣器打入底泥 1～2m深度,然后一次性提取 1～2m連續完整底泥樣.該方法可保證所取底泥樣被最小限度擾動,且避免其被污染或被水體稀釋.取樣器提出后,將PVC管連同所取底泥鋸成小段,密封、保存在試樣箱中.在每個底泥取樣點位置用取樣瓶在水面以下50cm取2個樣作為底泥上覆水水樣.

本次調查共取小段底泥樣 65個,水樣 10個.各點位取樣深度為 1.0～1.8m,視底泥硬度差異而定.

1.2 測試項目

本次測試項目包括底泥中TN、TP、OM和底泥孔隙水、上覆水中TN、TP、COD、NH4+-N、pH值等.此外,還對樣品中重金屬含量進行測試,但暫不對其進行討論.

1.3 樣品處理與分析方法

1.3.1 水樣處理 底泥樣品運抵實驗室后先進行表層底泥(0～20cm深度,下同)孔隙水的提取,下部不能立即處理的底泥樣,置于-18℃保存.采用文獻[12]的方法將表層底泥高速離心(5000r/min, 20min)后得少量上層清液,合并各離心管上層清液并經0.45μm濾膜過濾得到待分析孔隙水水樣.從底泥上覆水體取得的水樣經沃特曼 1號濾紙過濾后,測定水樣pH值,0～4℃低溫保存待分析. 1.3.2 底泥處理 從每段(長 20cm)底泥樣中切取約 400g濕泥,置于風干盤中自然晾干(含水量約為3%),剔除沙石等粗顆粒異物后,拌勻、細磨過60目篩,再多次拌勻后用四分法取其中一份置于廣口玻璃瓶中備用.細磨過篩后的底泥先經過WX-4000型微波爐進行分步消解后,再移至電熱板上趕酸、定容,供進一步測試.

1.3.3 測試方法 底泥及水樣各項目的測試均嚴格按照國家相關標準或《土壤環境監測規范》推薦的等效方法進行,每個項目測試時都同時做2個平行空白測試,具體方法及參考標準如表1所示.

表1 各項目測試方法及參考標準Table 1 Testing methods and referred standards

2 結果與討論

2.1 底泥中TN、TP的分布

濕地各個取樣點底泥中TN、TP(均指干土中的含量,下同)及其豎直方向上的變化如圖2所示.從整個濕地范圍上看,在表層底泥中TN、TP的含量明顯高于濕地陸域土壤中的平均含量(TN陸域=0.14%、TP陸域=0.09%)[11].需要說明的是,圖2中所標陸域TN、TP平均含量是指濕地陸地多處采樣點 TN、TP含量的平均值.西溪濕地表層底泥中TN、TP含量高于其在陸域平均含量,一方面說明排入濕地水體中的外源性N、P等營養物質在底泥表層有相當程度的富集,另一方面也表明可以用陸域TN、TP平均含量大致判斷底泥受外源性排入水體中營養物質影響的范圍和深度.從相關性來看,各取樣點TN、TP相關系數為0.69～0.97,呈顯著正相關,這表明伴隨著底泥富營養化程度的變化,N、P在底泥累積過程中有較高的同步性.

圖2 底泥TN、TP含量豎直方向分布Fig.2 Changes of TN、TP contents with the depth of sediments

豎直方向上,底泥TN、TP含量總體呈下降趨勢,在40～60cm深度附近開始達到或趨近其陸域平均值,2、3、4取樣點在60cm深度附近TN、TP變化幅度很小并趨于穩定;而1和5號取樣點TN、TP隨深度增加急劇減小.范成新等[6]對太湖30cm深度范圍內底泥N、P進行測試時發現,表層 10cm深度以上含量較高,與本次測試結果比較吻合;桑穩姣等[22]對武漢墨水湖4個地點80cm深度底泥污染測試時發現,TN、TP在底泥10～40cm深度處達到最大,40cm以下TN、TP含量逐漸變小并趨于穩定,與本次測試中底泥TN、TP垂向分布特征較為相似.

2.2 底泥中OM的分布

由圖3可見,OM的最大值基本都在表層底泥中出現,隨著深度的增加,OM逐漸減小,除2號樣點外,其余各點OM在40cm深度內均接近或低于濕地陸域有機質平均含量(OM陸域=2.55%)[11].各取樣點中,表層底泥OM含量最大值約為陸域OM平均含量的2倍(1號樣點);表層底泥OM含量約為最下部底泥OM含量的3～4倍.這說明底泥表層可能存在較重的有機物污染.Sahu等[23]對印度Thane Creek地區底泥有機污染測試時發現,在底泥中40cm深度以上有機污染物多氯聯苯含量較高,40cm深度以下含量急劇減少,這些痕量有機污染物變化的結果與本研究OM在豎直方向上的分布也有一定的相似性.

圖3 底泥中OM含量豎直方向分布Fig.3 Change of OM content with the depth of sediments

在豎直方向上, OM與TN、TP在各個取樣點的相關性非常顯著(表2),這表明濕地底泥中的N、P主要來自有機污染物的遷移和累積,濕地水體及底泥富營養化與有機污染物不斷排入密切相關.孫寧波等[24]對黃河三角洲水庫底泥中N、P特征進行研究時也發現,底泥中OM含量與底泥中TN含量呈極顯著相關關系,且N、P在底泥中的積累具有高度同步性;由于底泥中TN與OM之間存在著良好的線性關系,可以通過OM預測TN[25].這些結果與本研究所發現的規律比較一致.

表2 OM與TN、TP在底泥豎直方向上的相關系數Table 2 Correlation among the distributions of OM and TN, TP along the depth

通過底泥豎直方向上TN、TP、OM的變化與其陸域平均含量的比較發現,0～60cm深度底泥中各營養物質含量變化較大,與上覆水體之間存在物質交換關系,可稱其為活性層,60cm深度以下營養物質含量接近或低于陸域土壤平均值,其與上覆水體之間存在物質交換關系不明顯,可稱其為相對穩定層.上述劃分有待于今后進一步論證.

2.3 底泥富營養化程度的評價

目前,國內外對河流及湖泊底泥富營養化程度的評價還缺乏統一的標準,考慮到近年來底泥富營養化最主要的原因是有機物和N、P物質的迅速增加,因此評價底泥富營養化程度必須綜合考慮 N、P及有機物施加的影響.隋桂榮[26]運用有機指數法將太湖底泥分為4個污染等級,多年的應用實踐表明該法能夠對底泥富營養化程度進行簡捷有效的評價[12,25].有機指數公式為:

式中:有機碳=OM/1.724;有機氮=TN×0.95.

根據式(1)和表3提供的評價標準,本濕地5個取樣點表層底泥有機指數均大于0.5,其中,1號取樣點表層底泥有機指數為 0.709,為所有底泥樣中最大值,說明底泥有機污染及富營養化程度比較嚴重;20～60cm底泥有機指數均未大于 0.5,屬于尚清潔,60cm深度以下,除個別點(3號樣點)在 80cm深度泥樣才達到較清潔標準外,其余均屬于I類和II類(清潔或較清潔)底泥,基本沒有受到外來污染物的污染.這一評價結果跟前面用陸域N、P平均含量進行底泥污染程度粗略判斷的結果接近.

由表4可見,該濕地河道河水呈弱酸性,表層底泥孔隙水 pH值略低于上覆水體;對照國家地表水質量標準(GB3838-2002),該濕地水體NH4+-N含量超過國標V類水標準,TN含量則接近或超過國標V類水標準3倍以上,TP含量符合國家III類水的標準要求,這表明N元素是導致濕地富營養化的主要原因,其余各項目如COD、溶解氧(DO)等項目基本符合III～IV類水標準.

表3 底泥有機指數評價標準Table 3 Evaluation criteria of Organic index in sediment

表4 底泥孔隙水及上覆水中常規污染指標含量Table 4 Contents of conventional pollutants in the pore water of sediments and the upper water body

表層底泥孔隙水中TN、TP約為上覆水中含量的 2～5倍,孔隙水與上覆水之間存在著較大的濃度梯度,在水中營養物質不斷沉淀的同時,底泥中營養物質也會向上覆水體中進行釋放.而各取樣點水體中TN、TP與其在孔隙水中的含量相關性(rN=0.25,rP=0.11)較小,這表明當前濕地底泥及孔隙水向上覆水釋放N、P是影響水體富營養化的因素之一,但還不是唯一因素,它很可能與各取樣點外源營養物質輸入的變化、季節性水位變化、水體和底泥受擾動程度、水體溫度變化等因素有關.范成新等[6]在研究NH4+-N和磷酸鹽態磷在太湖底泥及上覆水中含量的相關性時也有相似的結論.在實驗室不同水動力條件下,受擾動大的底泥N、P釋放量會顯著升高[28],該結論與現場測試的結果比較說明,濕地底泥中N、P的釋放量由于影響因素較多而遠比實驗室條件下更為復雜,今后有必要考慮多因素交互作用的數值模擬分析,以對底泥及水體污染進行更科學的評價.

濕地底泥一方面不斷累積河水中的有機污染物,成為河水中N、P等營養物質的“匯”,另一方面也會通過N、P在底泥孔隙水與河水中的濃度差不斷向河水中進行釋放而成為“源”.在無外源性營養物質輸入的前提下,可以采取生物修復措施或化學方法進行水體修復治理,但耗時較長.在短時間要取得治理修復的效果,工程性措施如疏浚底泥是較好的措施之一.國內也有一些湖泊底泥疏浚后對水體水質改善效果不明顯的報道[29-30],很大的原因在于疏浚深度的確定上存在一些問題,底泥疏浚深度不夠的濕地或湖泊的水質不但不能得到改善,而且還可能進一步惡化[31].此外,底泥疏浚的費用較高,所以在底泥疏浚工程中疏浚深度的把握顯得尤為重要.鑒于以上原因,本次測試所得底泥活性層 60cm深度可作為西溪濕地疏浚的深度,但具體疏浚還需要更多更細致的工程勘測進行決定.

3 結論

3.1 本濕地底泥中TN、TP、OM沿豎向變化呈顯著正相關,隨著埋深增加呈降低的規律明顯,在60cm 深度附近趨于陸域土壤平均值.根據測試結果,底泥活性層厚度確定為60cm.

3.2 表層底泥中TN、TP、OM含量較高,不同深度底泥有機指數的差異表明:表層底泥受有機污染(富營養化程度)比較嚴重,20～60cm深度底泥屬于尚清潔,60cm深度以下的穩定層底泥基本未受到有機污染或者為輕度污染.

3.3 上覆水、表層底泥孔隙水中各污染指標含量的比較表明:氮元素含量大大超過國家V類水標準,是引起該濕地富營養化的主要因素,其余指標滿足III～IV類水標準;表層底泥孔隙水和上覆水之間存在3～5倍的濃度梯度,在適當條件下,底泥中氮磷等營養物質將向上覆水體釋放.

3.4 對作為內污染源的底泥,疏浚應是一種更有效的治理措施,本次測試所得的活性層 60cm深度可作為濕地疏浚深度,但具體疏浚還需更多更細致的相關工程勘測進行決定.

[1] 蘇 玲.水體富營養化 [J]. 世界環境, 1994,42(1):23-26.

[2] 馬經安,李紅清.淺談國內外江河湖庫水體富營養化狀況 [J].長江流域資源與環境, 2002,11(6):575-577.

[3] Bootsma M C, Barendregt A, van Alphen J C A. Effectiveness of reducing external nutrient load entering a eutrophicated shallow lake ecosystem in the Naardermeer nature reserve, The Netherlands [J]. Biological Conservation, 1999,90:193-201.

[4] 吳根福,吳雪昌,金承濤.杭州西湖底泥釋磷的初步研究 [J]. 中國環境科學, 1998,18(2):107-110.

[5] 張錫輝.水環境修復工程學原理與應用 [M]. 北京:化學工業出版社, 2002.

[6] 范成新,楊龍元,張 路.太湖底泥及其間隙水中氮磷垂直分布及相互關系分析 [J]. 湖泊科學, 2000,12(4):359-366.

[7] 彭自然.張飲江,張劍雯,等.世博園區水體底泥氮磷分布特征[J]. 環境科學與技術,2008,31(3):56-58.

[8] Risto H, Mika A K, Mirja S S. Vertical distribution of sediment enzyme activities involved in the cycling of carbon, nitrogen, phosphorus and sulphur in three boreal rural lakes [J]. Water Research, 2005,39:2319-2326.

[9] 楊麗原,沈 吉,張祖陸,等.南四湖表層底泥重金屬和營養元素的多元分析 [J]. 中國環境科學, 2003,23(2):206-209.

[10] 孫小靜,秦伯強,朱廣偉,等.持續水動力作用下湖泊底泥膠體態氮、磷的釋放 [J]. 環境科學, 2007,28(6):1223-1229.

[11] 吳 明,丁 平.西溪國家濕地公園生態監測體系研究報告(六) [R]. 杭州:西溪國家濕地公園示范項目研究組, 2007.

[12] 豐民義.東湖典型區域沉積物及間隙水中碳氮磷時空分布特征研究 [D]. 武漢:中國科學院水生生物研究所, 2007.

[13] GB6920-86 水質-pH值的測定-玻璃電極法 [S].

[14] GB7489-87 水質-溶解氧的測定-碘量法 [S].

[15] GB11914-89 水質-化學需氧量的測定-重鉻酸鹽法 [S].

[16] GB7478-87 水質-銨的測定-蒸鎦和滴定法 [S].

[17] GB11894-89 水質-總氮的測定-堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法 [S].

[18] GB11893-89 水質-總磷的測定-鉬酸銨分光光度法 [S].

[19] GB 9834-88 土壤有機質測定法[S].

[20] GB7173-87 土壤有機質測定[S].

[21] HJ/T166-2004 土壤環境監測技術規范 [S].

[22] 桑穩姣,程建軍,姜應和.武漢墨水湖底泥中總氮、總磷污染特征分析 [J]. 中國給水排水, 2008,24(5):45-47.

[23] Sahu S K, Ajmal P Y, Pandit G G, et al. Vertical distribution of polychlorinated biphenyl congeners in sediment core frTOC Thane Creek area of Mumbai, India [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,164:1573-1579.

[24] 孫寧波,王宇庭,孫春光,等.黃河三角洲水庫底泥中氮、磷特征及其與水體磷富營養化關系 [J]. 青島農業大學學報(自然科學版), 2007,24(4):274-278.

[25] 王永華,錢少猛,徐南妮,等.巢湖東區底泥污染物分布特征及評價 [J]. 環境科學研究, 2004,17(6):22-26.

[26] 隋桂榮.太湖表層沉積物中OM、TN、TP的現狀與評價 [J]. 湖泊科學,1996,8(4):319-324.

[27] GB3838-2002 地表水環境質量標準 [S].

[28] 李一平,逄 勇,呂 俊.水動力條件下底泥中氮磷釋放通量 [J].湖泊科學, 2004,16(4):318-324.

[29] 朱 敏,王國祥,王 建.南京玄武湖清淤前后底泥主要污染指標的變化 [J]. 南京師范大學學報(工程技術版), 2004,4(2): 66-69.

[30] 王小雨,馮 江.湖泊富營養化治理的底泥疏浚工程 [J]. 環境保護, 2003,20(2):22-23.

[31] 濮培民,王國祥,胡春華,等.底泥疏浚能控制湖泊營養化嗎 [J].湖泊科學, 2000,12(3):269-279.