2017, Vol. 38
2. 南京师范大学环境学院, 南京 210097;
3. 江苏省地理信息资源开发与利用协同创新中心, 江苏省环境演变与生态建设重点实验室, 江苏省水土环境生态修复工程实验室, 南京 210023
2. School of Environment, Nanjing Normal University, Nanjing 210097, China;
3. Jiangsu Center for Collaborative Innovation in Geographical Information Resource Development and Application, Jiangsu Key Laboratory of Environmental Change and Ecological Construction, Institute of Water Environmental Eco-remediation, Nanjing 210023, China
湖泊底泥是湖泊生态系统的重要组成部分，在以沉降和沉积为主的情况下，它是湖泊营养盐及污染物的“汇”，吸纳湖水中的物质； 在以再悬浮和释放为主的情况下，它是湖水营养盐及污染物的“源”，“源-汇”动态变化及其生态意义使湖泊底泥的研究成为热点.
底泥再悬浮过程是营养盐在沉积物和上覆水体的再分配的过程[1]，自20世纪80年代起，国内外学者就开始对沉降再悬浮这一现象的发生机制进行了关注[2~5]. 黄宇波等[6]通过模拟东湖通道施工导致的底泥再悬浮过程，发现在一定范围内的底泥再悬浮通过增加水体营养盐含量的方式提高水体初级生产力，较大含量的再悬浮底泥则通过影响水体光强降低初级生产力. 张庆强等[7]对引滦输水过程中悬浮物的沉降迁移特征进行了研究，发现影响水体中悬浮物沉降速率的主要因素为悬浮颗粒粒径，影响悬浮物迁移量的主要因素为悬浮物的初始浓度. 钱嫦萍等[8]运用模拟实验研究沉积物再悬浮作用对沉积物水界面三态氮和可溶性磷交换行为的影响，结果表明在沉积物不断发生再悬浮的过程中，水体中三态氮的含量明显增加. 文献[9~11]利用波浪水槽和再悬浮发生装置模拟再悬浮和沉降过程及其对水质的影响，发现再悬浮促进了沉积物营养盐的释放，使上覆水体中N、 P含量升高. Gons等[12]通过对Loosdrecht湖调查发现，再悬浮过程中向上覆水体中释放的颗粒有机碳是浮游植物白天固定碳的12-15倍. Sndergaard等[13]通过对丹麦的阿勒湖调查发现，动力作用引起底泥再悬浮使水体营养盐浓度增加，可以达到扰动前的20-30倍数量级. 在已有的研究中，人们往往关注于再悬浮过程对营养盐释放规律[14]和营养盐控制[15]的研究，而忽视了风浪过后沉降过程所产生的环境效应，显然缺乏研究过程的完整性，一定程度上影响了人们对界面物质动态交换规律的认识[16]，而且多集中在室内模拟实验，无法保持模拟实验所用的沉积物的现场原状，且对风浪的扰动模拟与野外实际情况相差甚远. 因此，本实验选取太湖西岸符渎港至毛渎港湖滨带为研究区域，分析了自然芦苇、 人工芦苇和无水生植被分布区域悬浮物沉降特征和空间分布情况，以及沉降过程中水体营养盐的变化特征，以期为太湖湖泛防治及湖泊治理和管理提供更好的支持.
1 材料与方法 1.1 研究区域概况研究区位于太湖西岸符渎港至毛渎港段(如图 1)，多存在堤下“漕沟”(修建太湖大堤时取土而成的深漕). 欧渎港往南沿岸区域内存在部分原位芦苇群丛(自然芦苇区)，但由于底质较薄以芦苇为主的植被覆盖率较低，部分区域芦苇已经开始消亡. 2010年该区域进行了基底修复、 树立消浪桩和水生植被修复[17]. 将其基底深挖，补植芦苇，丛间距1 m，植物补种区宽约17 m (人工芦苇区). 然而，近年来受主导风向东南风的影响，符渎港至毛渎港湖滨带区域水华藻类和水生高等植物残体大量堆积，淤积厚度有时达1 m左右，黑色有机质和水分含量高，有时甚至散发着刺激性气味，直接影响湖区居民生存和生产活动.
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图 1 采样点位示意 Fig. 1 Schematic of sampling sites |
在符渎港至毛渎港沿岸选取4类区域：人工芦苇区(1号)、 自然芦苇区(2号)、 近岸无植被区(3号)、 远岸无植被区(4号)，每个点位各安装12组沉积物捕获器，采样点概况如表 1所示. 在每个点位固定3根木桩(d为10-15 cm，h=4 m)，相互间隔150 cm. 按照沉积物捕获器设计要求[18]，沉积物捕获器选用高径比为5∶1(d=10 cm，h=50 cm)的有机玻璃管(底部封闭，上部开口)，并将其用铁架固定在木桩上. 每个铁架安装4组沉积物捕获器，并置于湖底(如图 2).
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表 1 采样点位概况 Table 1 Rough guide to positions of sampling sites |
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图 2 实验装置示意 Fig. 2 Schematic diagram of experimental set-up |
2016年4月6日13:30 将所有沉积物捕获器同时置于湖底进行野外沉降实验直至4月21日. 沉积物捕获器分12次收回，时间间隔为24 h，其中因有两次大风浪未进行采样，另外，2号点的沉积物捕获器丢失3组，因而只有9 d的数据. 实验采集沉积物捕获器内外的水样，并将沉积物捕获器放入冷藏箱中4℃保存，运回实验室处理. 用彼得森采泥器抓取样点附近的表层泥，除去植物残体和贝类等物质，部分用于测定有机质含量，剩余部分冷冻干燥后，使用玛瑙研磨充分研磨后过100目筛，放置于阴凉干燥处备用.
1.3 测试项目与分析方法沉积物捕获器内外水样测定的项目有TP、 TN、 NH4+-N、 NO3--N，取样时同时测定现场的风速、 风向、 浊度、 DO、 Eh和EC等. 沉积物捕获器内的沉积物测定的项目有含水量、 有机质含量. 总氮用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定(GB 11894-89)； 总磷用钼酸铵分光光度法测定(GB 11893-89)； 氨氮和硝态氮用Auto Analyzer 3连续流动分析仪(德国Bran Luebbe公司)测定.
1.3.1 沉降量沉降量计算参见文献[19]，将沉积物捕获器内样品装入100 mL离心管，以3 000 r·min-1离心10 min，然后轻轻倒掉上部的澄清液，用10 mL去离子水清洗原样瓶，然后再以3 000 r·min-1的速度离心10 min，尽可能把沉积物集中到离心管底部，在105-110℃干燥至恒重，然后放在干燥器中冷却并称重记为A，按式(1) 计算沉降量(g).
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(1) |
式中，A为离心管重量加沉降物重量(g)； B为离心管重量(g).
1.3.2 沉降通量沉积物捕获器的半径r为0.05 m，底部面积S为πr2=7.85×10-3 m2，沉降通量[g·(m2·d)-1]的计算见式(2) .
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(2) |
式中，W干为沉降量(g)； S为沉积物捕获器的底面积(m2)； d为沉积物捕获器放置的时间(d).
1.4 数据分析每个样品设置3个重复，利用Excel和Origin 9.0对实验各类数据及资料进行汇总整理，把获取的信息分类统计； 运用ArcGIS 10.2软件，参照谷歌卫星图像数字化研究区示意与调查点分布； 采用SPSS 19.0软件进行单因素方差分析(one way ANOVA)和相关性分析. 其中P<0.05设定为显著性水平，P<0.01设定为极显著性水平.
2 结果与讨论 2.1 沉降通量的时空变化由图 3可以看出，沉积物收集器放置时间越长，沉降量具有显著增加的趋势(P<0.05)，不同点位的沉降量大小分别是人工芦苇区(1号)>近岸无植被区(3号)>自然芦苇区(2号)>远岸无植被区(4号). 由于太湖风向和风速等气象条件逐日变化较大，实验期间风速范围在0.6-4.6m·s-1，各点位的沉降通量差异也较大，1-4号点平均沉降通量分别为(1 383.40±925.60)、 (1 208.67±743.50)、 (278.72±142.53)、 (245.58±154.25) g·(m2·d)-1，与李一平[20]的研究结果相近，呈现出由近岸向远岸下降的趋势. 同样是芦苇分布区，人工芦苇区的沉降通量是自然芦苇区的5倍，近岸无植被区的沉降通量是远岸区的5倍. 由于太湖现代的泥沙沉积作用主要是沿着湖岸地带及湖湾地区，主要有以下几种类型：吞吐流沉积、 风生流及风暴流沉积和湖湾沉积[21]. 太湖西岸毛渎港沿岸，属于典型的风生沿岸流沉积，它是风生沿岸流与波浪交积作用的结果. 受芦苇群丛的阻隔，蓝藻水华及水草残体从湖区随风生流进入芦苇群丛内，难以回到湖区，而堆积在芦苇群丛内[17, 22]. 此外挺水植物芦苇的根系具有固着作用，其出水部分对风浪有削弱作用[23]，且人工芦苇群丛呈现条带状分布，空间又较为封闭，而自然芦苇群丛分布较零散，芦苇群丛密度低于人工芦苇群丛，所以蓝藻水华及水草残体在人工芦苇区的沉降淤积量较大. 因此可以说芦苇群丛是湖滨带“储污纳垢”的主要场所，很可能是湖泛的主要源头. 在常年主导风向东南风的影响下，近岸带的风驱长度大于湖心区，此外近岸无植被区由于地形条件的限制，反射流作用较强，促进了悬浮物的起悬和沉降[24]，故导致近岸无植被区的沉降通量远高于远岸区.
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图 3 不同点位沉降量 Fig. 3 Settlement of different sample sites |
此外，在实验的第7 d近岸带的3个点位(1、 2、 3号)沉降量出现轻微的下降. 这种差异主要是由于近岸带在受主导风向东南风的影响下堆积了大量的蓝藻和其他浮游植物，死亡沉降到沉积物收集器内发生分解，已有研究结果表明蓝藻碎屑分解随时间变化显著，一般在第3-7 d蓝藻碎屑剩余物质干重逐渐趋于稳定[25, 26]. 因此，这可能与瓶内沉降物质分解有关，由于实验后期沉降速率大于其分解速率，所以呈现出沉降量增大的趋势，故太湖野外沉降实验观测周期至少为一周.
2.2 沉降过程中水体营养盐的变化特征 2.2.1 TP和TN的变化特征从沉降过程中TP和TN的变化情况看(图 4和图 5)，太湖春季水体氮磷含量日变化幅度较大，1-4号点TP含量变化范围分别是0.18-0.76、 0.21-0.82、 0.15-1.13和0.11-0.63 mg·L-1，TN含量变化范围分别为4.18-5.78、 3.41-8.10、 3.24-9.74和2.82-6.26 mg·L-1，这与朱琳[27]和吴筱清[28]的研究结果较为一致(TP平均浓度0.36 mg·L-1，TN平均浓度3.33 mg·L-1). 近岸带的TP含量是远岸带的2-3倍，而且近岸带沉积物捕获器内外TP含量的差异远高于远岸带捕获器内外TP含量差异. 由于太湖全年以E和ESE向为主导风向，当风向为偏东风时，对太湖西岸的影响最大，此段区域由于其特殊的地理位置，正是受风力影响最大的区域[27]，常年的盛行风带来了较多污染物，导致该区域水质处于重度污染状态. 此外，该区域居住有大量居民，人类活动较为频繁，城镇生活污染增加N、 P等营养元素输入，胡开明等[29]研究结果表明西太湖区域城镇生活污染物入河量所占的比例最大，各类污染物均在35%-50%之间. 在浅水湖泊中，湖泊沉积物容易受到波浪、 湖流、 疏浚以及船只航行等外力共同作用，从而反复地发生再悬浮过程，造成营养盐在沉积物和水体之间发生迁移，最终导致水体中营养盐浓度骤然上升[30~32].
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图 4 不同点位TP分布特征 Fig. 4 TP distribution characteristics at different sampling sites |
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图 5 不同点位TN分布特征 Fig. 5 TN distribution characteristics at different sampling sites |
人工芦苇区(1号)沉积物捕获器内外的氮磷含量差异远高于其他点位. 究其原因可能有两方面：其一沉积物质差异，导致降解释放量的差异； 其二是外部水体中氮磷含量本身差异大，从而引起捕获器内外氮磷含量差异较大. 由于该区域近岸带的沉降物质主要以蓝藻水华和水草残体为主，有机质含量在8.30%-12.65%，而远岸带的沉降物质主要以悬浮泥沙为主，有机质含量在1.60%-4.87%. 此外实验期间沉积物捕获器外水体中TP含量变化幅度为0.5 mg·L-1，TN含量变化幅度为3.5 mg·L-1. 已有研究结果表明水华衰亡分解会促进沉积物TN和TP的释放[33~35]. 朱梦圆等[36]研究结果表明，水华衰亡分解引起藻型区沉积物TN和TP平均释放改变量分别为31.10 g·(m2·d)-1和0.75 g·(m2·d)-1，故沉降物质的差异是导致沉积物捕获器内外氮磷含量差异的主要原因.
2.2.2 NH4+-N和NO3--N的时空变化由图 6和图 7可以看出，沉降过程中1-4号点沉积物捕获器内水体NH4+-N的平均含量分别为1.52、 0.70、 1.05和0.42 mg·L-1，NO3--N的平均含量分别为2.01、 2.19、 1.97和3.45 mg·L-1，而沉积物捕获器外水体NH4+-N的平均含量分别为1.23、 0.70、 0.83和0.32 mg·L-1，NO3--N的平均含量分别为2.69、 1.98、 1.87和3.41 mg·L-1，除人工芦苇区内氮磷含量偏高，结果与卢少勇等[37]、 王秋娟[38]的研究结果基本一致(NH4+-N均值1.26 mg·L-1、 NO3--N含量在0.11-1.69 mg·L-1). 各点位氨氮含量基本上都低于NO3--N含量，这可能是由于实验期间正是藻类开始暴发时期，而水华微囊藻优先吸收NH4+-N，只有在NH4+-N被消耗殆尽的情况下，NO3--N才会被利用进行生长[39]，所以各点位均表现出NO3--N含量高于NH4+-N含量.
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图 6 不同点位氨氮分布特征 Fig. 6 NH4+-N distribution characteristics at different sampling sites |
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图 7 不同点位硝氮分布特征 Fig. 7 NO3--N distribution characteristics at different sampling sites |
氨氮和硝氮能够通过分子扩散迅速在溶液介质中迁移，是沉积物和上覆水体之间氮素交换的主要方式，对湖泊环境和生态具有重要的意义[40, 41]. 太湖中的氮以无机氮为主，NO3--N和NH4+-N在无机氮中占了主要部分，其中又以NO3--N居多[42]. 调查发现随着沉降时间的增加，沉积物捕获器内外NH4+-N和NO3--N含量在5%的显著性水平下表现出显著的差异，沉积物捕获器内水体中NH4+-N含量逐渐高于捕获器外水体，而NO3--N含量却表现出捕获器外水体低于捕获器内水体. 这是由于沉积物捕获器内的沉积物主要以藻类和水草残体为主，有机质大量积累并分解，使得DO含量大幅降低，瓶内的沉积物在缺氧或厌氧的环境中进行的，有机质含量由12.30%降低至8.75%，含水率由71.76%降低至56.43%，因而受到沉积物含水率和通气状况的制约，反硝化作用占主导作用，这与已有的研究结果一致[43~45]，因此到了实验后期沉积物捕获器内NH4+-N含量逐渐升高，而NO3--N含量呈现出下降的趋势.
2.3 沉降量与营养盐的相关关系通过对沉降量与水体营养盐含量之间的相关关系分析，能够深刻认识沉降量对上覆水体营养盐再分配过程的影响. 由表 2可以看出，沉降量与沉积物捕获器内水体中TN和NH4+-N含量呈显著相关(P<0.01，n=42)，相关系数分别为0.43和0.60，但与TP和NO3--N的相关性较低. 表明沉降量的增加，会导致上覆水体的TN和NH4+-N含量增加，究其原因主要是由于大量的蓝藻和其他浮游植物，死亡沉降到沉积物捕获器内发生降解，沉积物与间隙水中浓度差引起的污染物向上复水体的释放过程,从而使上覆水中主要污染物浓度增加，与史绮等[46]的研究结果一致.
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表 2 沉降量与水体营养盐含量之间的相关关系 1) Table 2 Correlation between sedimentation rate and nutrient content in water body |
此外，TN和TP、 NH4+-N、 NO3--N含量相关性也很显著(P<0.01，n=42)，其中与NH4+-N相关系数最大，从而揭示了不同氮形态间可能相互转化. 由此推断，外源氮素进入湖泊生态系统经矿化或氨化转变为NH4+[47]，初始阶段在好氧条件下将NH4+经NO2-氧化为NO3-，最后在厌氧条件下由厌氧氨氧化菌利用亚硝酸盐为电子受体，将氨氮氧化为氮气逸出湖泊系统. 因此NH4+-N与NO3--N之间呈现显著的负相关，符合氮循环中硝化和反硝化的基本过程，与何岩等[48]、 范成新等[49]的研究结果一致.
3 结论(1) 太湖西岸湖滨带沉降通量表现为人工芦苇区>近岸无植被区>自然芦苇区>远岸无植被区，其每天平均沉降通量分别为(1 383.40±925.60)、 (1 208.67±743.50)、 (278.72±142.53)、 (245.58±154.25) g·(m2·d)-1.
(2) 太湖西岸湖滨带水体氮磷含量日变化幅度较大，TN含量在2.82-9.74 mg·L-1，TP含量在0.11-0.82 mg·L-1，NH4+-N和NO3--N含量分别为0.12-3.57 mg·L-1和0.27-4.60 mg·L-1.
(3) 沉降过程中近岸带的TP含量是远岸带的2-3倍，沉降第6 d以后沉降量稳定上升，沉降速率大于分解速率，且沉积物捕获器内NH4+-N和NO3--N含量出现显著的差异(P<0.01)，野外沉降实验观测周期至少为一周.
(4) 沉降量与水体中TN和NH4+-N含量呈显著相关(P<0.01,n=42),表明沉降量的增加，会导致上覆水体的TN和NH4+-N含量增加，TN与NH4+-N相关系数最大，为0.84，从而揭示了沉降量的增加可能加速不同氮形态间相互转化.
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