2021, Vol. 42
2. 安徽省·水利部淮河水利委员会水利科学研究院, 蚌埠 233000
2. Water Resources Research Institute of Anhui Province and Huaihe River Commission, Ministry of Water Resources, Bengbu 233000, China
目前, 河流、湖库及海湾水体富营养化已成为全球面临的重要生态环境问题之一.有研究表明, 磷是水体富营养化的主要限制性因素[1], 而沉积物作为磷的“源”和“汇”, 对水体富营养化的发生往往起着重要的决定性作用[2].一般地, 沉积物磷平衡浓度(EPC0)与上覆水溶解性反应磷浓度(SRP)的相对大小关系, 常被作为确定磷迁移方向的判据[3], 据此评定沉积物扮演的磷“源”或“汇”角色.目前, 国内外有关沉积物EPC0的研究主要集中在尺度较大的湖泊、河流等开放的自然水体[4, 5], 对于城区内景观水体, 特别是新城区公园中沟塘沉积物的研究相对不足.众所周知, 城市内景观水体大多具有流动性较差、自净能力较弱的缺陷.由于周边地区人类活动强度和生态压力较大, 加之城市排水系统渗漏、城区面源污染负荷冲击等, 使得这类水体极易受到氮、磷污染而出现水质恶化, 甚至发生水体富营养化[6].随着城市化进程的不断推进, 国内城市规模越来越大、人口越来越多, 新城区在城市建成区总面积占比快速增加.由于新城区建立的时间相对较短, 域内景观水体多由自然半自然状态向高度人工控制状态转变, 与老城区存在已久的公园水塘显著不同.不难料想, 在水质、沉积物理化性质及磷吸附-解吸特征方面, 新旧城区景观水体可能并不一致.针对新城区公园水体沉积物磷释放风险的研究, 不仅可以为相应水体沉积物磷释放调控提供依据, 也可以为未来沉积物磷素污染研究提供基础资料.
合肥市为安徽省省会, 是巢湖水体富营养化氮磷污染负荷的最大贡献者.目前该市老城区环城公园景观水塘和河流都已表现出明显的富营养化特征[7, 8].蜀峰湾体育公园位于合肥市西部城区蜀山区, 公园周边区域为快速崛起的科技新城区.在公园建成之初, 因地处城郊而缺乏有效管理, 导致少数水塘和沟渠遭受附近住宅小区生活污水的污染影响.随着水环境整治工程的实施, 公园周边生活区污水全部纳入城市排水管网.本研究以蜀峰湾体育公园中5个典型水塘和3条沟渠为对象, 采集不同季节表层沉积物及上覆水, 通过测算沉积物磷平衡浓度(EPC0), 评估沉积物磷释放风险及其对外源碳氮的响应, 解析沉积物磷吸收的碳氮限制性, 并识别主要环境影响因素, 以期为蜀峰湾体育公园沟塘沉积物磷释放调控提供指导, 也为国内外其他城市新城区景观水体水环境研究提供参考.
1 研究区概况蜀峰湾体育公园位于合肥市大蜀山森林公园东侧, 地处黄山路与香樟大道交口西北角, 东部与蜀峰湾人工湖相毗邻, 地势自西向东倾斜.公园内种植大量的景观林木, 林间小道多采用鹅卵石铺砌.公园内水塘多是在原有洼地基础上建设而成, 沟渠也多为水塘间联络通道.
本研究选取的5个小水塘和3条沟渠为封闭水体, 主要靠自然降水补给, 干旱季节也接受蜀峰湾人工湖补水.水塘水深约0.6~0.8 m, 水面面积约80~280 m2.其中, 水塘2在公园建成前曾长期受到附近住宅小区生活污水影响, 底泥沉积物污染相对较明显.除水塘3外, 其它水塘均有成片生长的大型水生植物, 大致情况见表 1.3条沟渠全年大多数时间处于断流状态且长度均不大, 其中沟渠1呈L型形态, 渠壁和沟渠底部铺砌有块石, 沟渠宽度约1.2 m; 沟渠2为块石铺砌的直线型沟渠, 宽约0.8 m; 沟渠3为直线型普通土沟, 宽约1 m.沟渠1中无大型水生植物, 沟渠2、3稀疏分布大型湿生植物.采样期间水塘水质统计计算结果(均值±标准差)见表 2.
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表 1 沟塘水生植物情况1) Table 1 Status of aquatic plants in ponds and ditches |
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表 2 水塘水质理化性质1) Table 2 Physicochemical properties of water quality in ponds |
2 材料与方法 2.1 采样点布设与样品预处理
根据水塘面积的不同, 在每个水塘的植物区设置2~5个采样点; 在每条沟渠设置3~4个采样点, 采样点大致均匀地分布于沟渠中. 2019年秋季(10月)、冬季(12月)和2020年夏季(8月), 分别采集沉积物样品及水塘上覆水样, 利用便携式仪器现场测定水温(T)、pH、总溶解固体(TDS)和电导率(EC).
在每个采样点采集400 mL水样, 带回实验室分析.水样于4℃下避光保存, 并于24 h内完成水质指标的分析测试.水质指标包括总氮(TN)、氨氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3--N)、总磷(TP)、溶解性磷(SRP)和化学需氧量(COD).在每个点位附近采集3份表层0~10 cm新鲜沉积物, 混合均匀后代表该点位.将沉积物样品放置在实验室阴凉干燥处自然风干, 研磨并过100目筛后装于自封袋中, 密封保存至化学分析.鉴于水塘面积均不大, 从每个采样点的干样品中, 各取等量的干样品进行掺混, 用于后续磷平衡浓度及释放风险分析.沟渠沉积物样品的采集与处理方式与水塘相似.
2.2 样品分析测试总磷(TP)中易交换态磷(Ex-P)与铁铝结合态磷(Fe/Al-P)属于生物有效性磷, 为主要的参与沉积物与上覆水之间交换的磷形态[9], 因此本研究仅讨论这3种形态磷.采用SMT法测定沉积物TP和Fe/Al-P; 采用提取剂为1 mol·L-1的MgCl2连续浸提法测定沉积物Ex-P.磷浓度的测定采用钼锑抗分光光度法.
水质指标的分析测试参照文献[10].利用质量与体积比为5∶1的沉积物和水混合物测定pH值; 沉积物有机质(OM)含量由550℃下灼烧4 h后的质量差测定.
2.3 沉积物磷平衡浓度沉积物磷平衡浓度(EPC0)是指沉积物固相与周边水溶液中的磷酸盐达到吸附与解吸附平衡时水相中磷酸盐的浓度[11], 通常用来描述沉积物对磷的吸附或解吸潜力[12].有关EPC0测定方法详见参考文献[2].
2.4 实验方案设计针对每个采样点, 设计4种实验方案(表 3), 每个方案设3个平行.有关实验方法的具体操作步骤参见文献[11], 培养时间为24 h, 相应的标准磷培养液初始浓度的设置参照文献[13, 14].由于该公园部分水体在成为城市公园以前已在一定程度上受到了生活污水的污染影响, 与自然流域相比[15], 其沉积物磷等污染物含量相对高一些, 依据生态计量学原理, 考虑将方案2、3中外源碳、氮浓度均取为150 mg·L-1.这里, 外源碳和氮分别为乙酸钠和硝酸钾; 抑制剂为氯仿.
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表 3 EPC0实验条件1) Table 3 Experimental conditions for EPC0 |
2.5 数据处理
采用单因素方差分析(ANOVA), 解析不同季节沟塘EPC0值及相同季节下水塘与沟渠之间EPC0值的差异性; 采用基于SIMCA软件的偏最小二乘回归分析技术(PLSR)解析上覆水水质指标或沉积物理化指标对EPC0值的重要性, 其中回归分析生成的FVIP值代表自变量(水质指标或沉积物理化指标)对因变量(EPC0值)的贡献能力.一般认为, FVIP值大于1的自变量属于重要变量, FVIP值介于0.8~1的自变量属于较为重要变量, 小于0.8的为一般变量[16].相关数据处理与图形绘制由Excel、Origin和SPSS软件完成.
3 结果与分析 3.1 沉积物磷形态图 1为蜀峰湾公园沟塘沉积物TP、Fe/Al-P和Ex-P含量均值情况.可以看出, 沟渠TP含量普遍高于水塘.其中, 水塘TP含量变化范围为209.28~573.85 mg·kg-1, 沟渠TP含量范围为401.59~713.51 mg·kg-1, 与巢湖六叉河小流域农业水塘沉积物TP含量相近(286.3~651.3 mg·kg-1)[17], 显著低于合肥城区污染严重的关镇河支渠沉积物TP含量(1 048.78~1 781.24 mg·kg-1)[18].根据沉积物污染水平的分类标准[19]：TP＞1 300 mg·kg-1, 重度污染水平; 500 mg·kg-1＜TP＜1 300 mg·kg-1, 中度污染水平; TP＜500 mg·kg-1, 轻度污染水平.据此, 可以判定蜀峰湾公园沟塘沉积物中磷素处于轻-中度污染水平.
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图 1 沉积物各形态磷含量 Fig. 1 Contents of phosphorus forms in sediments |
由于生物有效性磷往往可以直接或间接用于生物新陈代谢, 因此, 生物有效磷含量及其占TP质量分数较高的沉积物, 相应的生物吸收效应可能也就越容易发生.这里, 沟渠沉积物Fe/Al-P和Ex-P含量基本都较水塘高一些, 特别是以往曾受生活污水影响的沟渠3.生物有效磷占TP质量分数最高的是沟渠3(44.89%), 其次是水塘2(36.2%), 最低值出现在水塘3(19.27%), 其他沟塘质量分数为21.13%~29.22%, 且沟渠总体上高于水塘.总体上, 蜀峰湾公园沟塘沉积物生物有效磷占TP质量分数高于合肥城郊农田溪流水系统中的水塘(14.49%~15.43%)[20], 而低于农业流域中不同类型水塘(31.03%~60.86%)[13].
此外, 水塘沉积物OM变化范围为3.63%~5.74%(均值4.66%), 沟渠为4.19%~6.04%(均值4.99%); 水塘沉积物TN含量变化区间为1 026~1 798 mg·kg-1(均值1325 mg·kg-1), 沟渠为1 217~2 054 mg·kg-1(均值1627 mg·kg-1); 水塘沉积物TP含量变化区间为202.23~603.92mg·kg-1(均值333.43 mg·kg-1), 沟渠为348.15~749.85mg·kg-1(均值529.10 mg·kg-1).
3.2 环境背景情形下EPC0值与加碳、氮或抑制剂的3个方案相比, 空白对照情景更为接近实际环境条件.这里, 不妨将此条件获得的平衡浓度称为环境背景情形下EPC0值.不同季节相应的环境背景情形的沟塘沉积物EPC0值见表 4.显然, 除水塘2外, 水塘EPC0值均低于沟渠.而且, 所有沟塘沉积物EPC0值均表现为夏季最高, 冬季最低的特点, 表明沉积物与上覆水磷交换过程受季节影响颇为明显.
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表 4 环境背景情形下沟塘EPC0 /mg·L-1 Table 4 EPC0 in ponds and ditches under ambient background/mg·L-1 |
总体上, 环境背景情形下沟塘在不同季节EPC0值之间存在极显著差异性(P＜0.01); 每个季节下, 水塘与沟渠之间EPC0值也均存在极显著差异性(P＜0.01).
不难理解, 空白对照组中EPC0值可以看作是生物与非生物共同作用的结果, 而滴入了抑制剂的方案1中EPC0值仅体现了非生物因素作用, 因此根据两者的EPC0差值占空白组中EPC0值的比例, 可以近似评估环境背景下沉积物磷吸附-解吸过程中生物作用的贡献率.这里, 蜀峰湾公园水塘沉积物的磷吸附解吸过程中生物因素贡献率明显高于沟渠.具体地, 5个水塘的比值变化范围为5.96%~12.09%, 均值为7.57%; 3个沟渠的比值变化范围为3.58%~5.03%, 均值为4.47%.上述结果在数值上与汤宁等[21]和Griffiths等[22]所得的结果相近.
3.3 外源碳或氮添加情形下EPC0值外源碳添加情形下3次采样相应的沟塘沉积物EPC0值变化情况见图 2.与环境背景情形一样, 外源碳添加情形下所有水塘和沟渠EPC0值都表现为夏季最高、冬季最低, 而且两个季节的悬殊性都较明显.秋、冬季水塘EPC0值大小表现出一致的趋势, 即水塘2＞水塘3＞水塘1＞水塘5＞水塘4; 夏季排序稍有不同, 即水塘3＞水塘2＞水塘1＞水塘4＞水塘5.沟渠EPC0值的季节变化相对较为简单, 3个季节的EPC0值都表现为：沟渠3＞沟渠1＞沟渠2.
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图 2 添加外源碳或氮情形下沉积物的EPC0值 Fig. 2 EPC0 values of sediments after the addition of exogenous carbon or nitrogen |
与环境背景情形相比(表 4), 外源碳添加情形下公园中8个沟塘沉积物EPC0值发生了不同情况的变化, 其中水塘1、水塘3和沟渠1的EPC0值出现了增大, 沟渠2的夏季EPC0值也稍有增加, 而其他沟塘EPC0值则出现了不同幅度的下降.由EPC0的环境生态学意义, EPC0值下降意味着沉积物磷释放可能性降低, 而EPC0值增大则意味着磷释放可能性的增加.可以看出, 外源碳添加导致蜀峰湾公园不同沟塘沉积物-上覆水界面磷扩散出现截然不同的效果.
总体上, 在外源碳添加情形下, 无论是水塘还是沟渠不同季节的沉积物EPC0值之间存在极显著差异性(P＜0.01); 每个季节下, 水塘与沟渠之间EPC0值也均存在极显著差异性(P＜0.01).
外源氮添加的沟塘沉积物EPC0值变化情况, 见图 2.与环境背景情形一样, 在外源氮添加情形下所有水塘和沟渠EPC0值也都表现为夏季最高、冬季最低.总体上, 3个季节都表现为沟渠EPC0值略高于水塘.秋、冬季节, 5个水塘EPC0值大小排序相同, 即水塘2≈水塘1＞水塘5＞水塘4＞水塘3; 夏季, 5个水塘EPC0值大小排序为：水塘2≈水塘3＞水塘4＞水塘5＞水塘1.秋、冬季节, 3个沟渠EPC0值大小排序相同, 即沟渠3＞沟渠1＞沟渠2; 夏季, EPC0值大小排序发生变化, 即沟渠3＞沟渠2＞沟渠1.
与环境背景情形相比(表 4), 除沟渠1和沟渠2的夏季沉积物EPC0值略微增加外, 其他各季节所有沟塘EPC0值都出现了下降, 但降幅显著不同, 其中水塘2、水塘3、水塘5和沟渠3变化相对最为显著, 而水塘1、水塘4、沟渠1和沟渠2降幅较为微弱.类似地, 外源氮添加引起沟塘沉积物EPC0值的上下波动, 意味着氮素可以调控这些沟塘沉积物的磷释放效应.
总体上, 在外源氮添加情形下, 无论是沟渠还是水塘不同季节的沉积物EPC0值之间存在极显著差异性(P＜0.01); 每个季节下, 水塘与沟渠之间EPC0值也均存在极显著差异性(P＜0.01).
3.4 磷释放风险对外源碳氮添加的响应沉积物EPC0与上覆水SRP的相对大小常被用作识别沉积物磷“源-汇”角色的简单判据.当EPC0值高于上覆水体SRP浓度时, 沉积物表现释放磷的趋势; 反之, 则表现为吸附磷的趋势[23].环境背景情形下, 3个季节水塘沉积物EPC0值与上覆水SRP浓度的差值情况见图 3.可以看出, 水塘1和水塘3沉积物在部分季节表现出磷释放趋势, 而水塘2一直表现为磷释放趋势, 意味着沉积物作为磷“源”, 有释放磷的趋势; 水塘4和水塘5沉积物EPC0值一直低于相应的上覆水SRP浓度, 意味着沉积物作为磷“汇”, 有吸附磷的趋势.
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图 3 环境背景情形下水塘沉积物EPC0与SRP的差值 Fig. 3 Differences between EPC0 and SRP values in ponds under ambient background conditions |
不妨以环境背景情形(即空白组)沟塘沉积物EPC0值为基准, 定量刻画外源碳或氮添加情形下沟塘沉积物磷释放风险水平[21].
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式中, K为磷释放风险水平的相对变化率(%); EPC00为环境背景的沉积物EPC0值.
外源碳或氮添加情景下沟塘沉积物磷释放风险水平的时间变化性见图 4.在添加外源碳情形下, 水塘1、水塘3、沟渠1以及沟渠2的部分季节, 相应的沉积物磷释放风险水平都有不同程度地上升, 特别是水塘3, 秋季时磷释放风险甚至提高了81.5%(3个季节均值为47.5%); 沟渠1的磷释放风险水平也提升了24.4%~50%(均值为41.5%).除此之外, 其他沟塘沉积物磷释放风险水平都有不同程度地下降, 表现最为明显的水塘2和水塘5, 相应的磷释放风险水平下降幅度分别为24.8%~35.5%(均值为31%), 36.8%~59%(均值为51.6%), 水塘4和沟渠3也都有20%左右的降幅.总的来看, 水塘沉积物磷释放对于外源碳的响应程度略高于沟渠.
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图 4 外源碳氮情形下沟塘沉积物磷释放风险水平的相对变化 Fig. 4 Relative variation of phosphorus release risk in ponds and ditches after the addition of exogenous carbon or nitrogen |
显然, 外源氮添加情形下所有沟塘沉积物的磷释放风险都出现了不同幅度的下降, 仅有沟渠1和2在夏季时出现了小幅度上升.同样, 水塘沉积物磷释放风险下降幅度明显超过了沟渠, 特别是水塘2、3和5表现更为显著, 变化范围分别为-63.5%~-51.5%(均值-58.6%), -77.6%~-22.3%(均值-58.3%)和-58.1%~-32.4%(均值-49.5%).在3个沟渠中, 降幅最大的沟渠3变化范围为-31.2%~-24.6%(均值-27.8%), 而降幅最小的沟渠1仅为-8.1%~2.6%(均值为-4.4%).
3.5 环境影响因素识别表 5为体现水塘上覆水指标对沉积物EPC0贡献能力的FVIP参数值.在环境背景情形下, TP、SRP、COD和T表现出了重要性(FVIP＞1), 其余均为一般指标.而在添加碳情形下, TN重要性明显提升, 达到较为重要水平, TP、SRP、COD和T仍为重要指标; 而在添加氮情形下, 也仅有TP、SRP、COD和T表现出重要性, 其他指标均为一般指标.不难看出, 不同情形下上覆水中磷素指标的重要性都十分显著.而且, 在添加碳氮情形下, 温度指标的FVIP值都处于上升水平.不同情景下沉积物理化指标对水塘、沟渠EPC0的FVIP参数值见表 6.
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表 5 上覆水水质指标对水塘EPC0值的FVIP参数值 Table 5 The FVIP parameters of water quality indexes for different EPC0 values in ponds |
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表 6 沉积物理化指标对沟塘EPC0值的FVIP参数值 Table 6 The FVIP parameters of physicochemical indexes for sediments with different EPC0 values in ponds and ditches |
显然, 在环境背景下水塘沉积物理化指标中, 除pH和NH4+-N外, 其他指标均表现出了重要性, 特别是NO3--N(FVIP＞1.5), 其余5个指标的重要程度相差不大; 而在沟渠沉积物理化指标中, 除pH外, 其他指标均表现为重要或较重要, 其中Fe/Al-P、NH4+-N和NO3--N的重要性相对较高.与环境背景情形相比, 添加碳情形下水塘和沟渠的重要指标数目都明显下降, 其中水塘中仅有Fe/Al-P和NO3--N为重要指标, Ex-P和OM降为较为重要指标, TP和TN甚至变为一般指标; 沟渠中NH4+-N和NO3--N仍为重要指标, 但Fe/Al-P则降为较重要指标, 其他指标重要性变化不大.与环境背景情形相比, 添加氮情形下水塘沉积物仅有NO3--N和OM为重要指标, Fe/Al-P为较重要指标, 其他均为一般指标; 沟渠中也仅有NH4+-N和NO3--N为重要指标, 但较为重要指标数目明显增多, 一般指标仅有pH, 这与水塘明显不同.
4 讨论沉积物作为水生生态系统的重要组成部分, 对上覆水中的磷负荷起着较好的调节作用[24], 尤其是表层沉积物对磷的吸附-解吸过程.而且, 沉积物表面往往附着丰富的微生物群落, 由于与上覆水直接接触, 微生物的新陈代谢活动对上覆水营养盐浓度及其迁移转化过程具有非常重要的影响, 并成为受污染水体水环境修复的主要贡献项.众所周知, 生物和微生物对C、N和P等生源物质的吸收往往服从一定的生态化学计量学关系, 因此当其中一种或几种生源物质供给不足时, 往往可能降低生物或微生物对其它生源物质的吸收和利用[25].尽管不同种类生物或微生物的生物化学计量学关系存在差异, 但相关技术思想已在环境保护领域得到较为充分的实证.例如, 在城市污水处理过程中, 由于生活污水的碳含量相对于氮、磷往往较为不足, 为达到更好地脱氮除磷的目的, 往往需要向污水中投加一定比例的碳源. Khoshmanesh等[15]的研究发现, 外源碳添加影响沉积物磷的生物吸附, 且不同碳的影响效应存在差异性.汤宁等[21]的研究表明, 添加乙酸钠可以明显降低板桥河污水厂尾水受纳河段沉积物的EPC0值, 从而可以降低沉积物内源磷释放风险.本研究也以乙酸钠作为外加碳源, 发现部分沟塘EPC0值降低, 相应地沉积物释磷风险降低, 意味着这些水体沉积物磷的生物吸收存在碳限制性.值得注意的是, 在蜀峰湾体育公园8个沟塘中, 并非所有水体都表现出添加外源碳情形下沉积物EPC0值下降, 如水塘3的秋季EPC0值不仅没有下降反而上升了81.5%, 甚至沟渠2在秋、冬季出现下降而夏季时反又上升的情况.笔者以为, 这可能是由于这些沟塘中生源要素N、P或其它因素转变为生物吸收磷的限制性因素造成的.众所周知, EPC0是沉积物磷吸附与解吸过程相互竞争作用的结果.当沉积物或上覆水中碳源较为充分时, 微生物大量生长繁殖可能带来呼吸作用增强, 进而导致水体溶解氧浓度下降, 甚至进入缺氧或厌氧状态, 从而加速沉积物磷的解吸进程[26], 于是出现沉积物EPC0值上升.本研究中, 水塘、沟渠沉积物有机质含量均值分别达4.66%和4.99%, 对于沉积物氮或磷含量相对并不很高的部分沟塘而言, 碳素似乎并不十分缺乏, 这或许就是外源碳添加时不同沟塘EPC0值响应效应不一的主要原因.
不难推断, 当氮素相对不足时, 适当补充外源氮可能也会促进生物对于磷的吸收, 从而间接影响沉积物对磷的吸附-解吸过程.本研究中, 沟塘沉积物TN含量范围为1 026~2 054 mg·kg-1, N/P比值变化范围为2.63~5.10, 低于全国平均值5.2[27].显然, 与沉积物中相对较高的磷含量相比, 这些沟塘沉积物的氮含量显得相对不充足[28].由于外源氮的添加几乎降低了所有沟塘沉积物的磷释放风险(图 4), 意味着氮素可能是蜀峰湾体育公园沉积物磷生物吸附的限制性因子.实际上, McDowell等[29]在对农业河床沉积物磷吸收的研究中也发现, 外源氮对沉积物磷的生物吸收有很大的促进作用, 一定程度上降低了内源磷释放风险.需要特别指出的是, 新城区公园水体在圈入城市之前往往都为城乡过渡带或农村沟塘, 污染来源主要以农业农村面源污染为主, 水体开放程度较高.在成为新城区景观水体后, 虽然经过一定程度的人工改造, 但在水质好坏、沉积物污染程度, 乃至底质质地构成等方面可能仍与老城区景观水体有着较大的差异, 因此本研究揭示的规律或现象是否符合老城区沟塘景观水体, 仍还有待深入研究.本研究中, 针对外源氮添加情形下沟塘沉积物释磷风险调控效应, 虽然相关结果仅是基于24 h培养时间得到的实验室模拟数据, 但由于公园水体沉积物理化性质的改变往往需要较长时间的积累, 因此可以认为在较长一段时期内氮素都将是影响蜀峰湾体育公园沉积物磷释放的重要因素.事实上, 在环境保护实践中, 从水环境污染风险控制的角度, 往往也不会允许将大量的含氮营养物直接投放到沟塘沉积物中.毫无疑问, 在氮限制性条件下, 如何设计和筛选安全、可靠的含氮材料或基质, 将是值得深入研究的课题.
与水塘相比, 本研究中沟渠仅在生态补水及降雨时过水, 其余时间均暴露在空气中, 沉积物与上覆水之间的磷交换相对较为匮乏, 导致磷素滞留在沉积物中, 使得沉积物磷缓冲能力相对较弱.干湿交替可能导致沉积物再次处于淹水状态时, 相应的矿化速率增大, 并促使氢氧化铁发生还原反应, 从而出现磷释放能力增强[30, 31].这些可能是蜀峰湾公园水塘与沟渠EPC0值呈现极显著差异的主要原因.
5 结论(1) 蜀峰湾体育公园沟塘沉积物EPC0值具有较为明显的季节性变化特征, 表现为夏季相对最高, 冬季最低, 且水塘EPC0普遍低于沟渠.
(2) 外源碳添加情形下, 水塘和沟渠均存在沉积物磷释放风险上升、下降两种情况, 且水塘变化幅度普遍高于沟渠; 不同季节下不论是水塘还是沟渠, 相应地沉积物EPC0值之间存在极显著差异性, 同一季节下水塘与沟渠沉积物EPC0值之间也存在极显著差异性.
(3) 外源氮添加情形下, 几乎所有水塘和沟渠沉积物磷释放风险均下降, 水塘下降幅度普遍高于沟渠; 不同季节下不论是沟渠还是水塘, 相应地沉积物EPC0值之间存在极显著差异性, 同一季节下水塘与沟渠EPC0值之间也均存在极显著差异性.
(4) 上覆水中磷素对水塘沉积物EPC0影响较大, 氮素指标的重要性较小; 环境背景情形下水塘沉积物中磷素指标对EPC0值的影响显著, 而沟渠沉积物则是氮素指标相对更重要.
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