太湖草、藻型湖區(qū)沉積物-水界面厚度及環(huán)境效應(yīng)研究

王永平 ,朱廣偉 ,洪大林 ,秦伯強(qiáng) * (.南京水利科學(xué)研究院,水文水資源與水利工程科學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 009；.中國科學(xué)院南京地理與湖泊所,湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 0008)

沉積物－水界面是天然水體在物理、化學(xué)和生物特征等方面差異性最顯著和負(fù)責(zé)水體和沉積物之間物質(zhì)輸送和交換的重要邊界環(huán)境.沉積物－水界面的生物地球化學(xué)過程就是指發(fā)生在界面附近的物理和化學(xué)反應(yīng),包括氧化和還原、溶解和沉淀、吸附和解吸、遷移和轉(zhuǎn)化、擴(kuò)散和埋藏、細(xì)菌生化反應(yīng)及生物擾動等作用[1].因而沉積物－水界面是水環(huán)境地球化學(xué)循環(huán)和生物系統(tǒng)耦合的重要方面,是控制和調(diào)節(jié)水體和沉積物之間物質(zhì)輸送和交換的重要途徑,也被認(rèn)為是影響淺水湖泊內(nèi)源釋放的重要因素.

目前,許多學(xué)者圍繞著淺水湖泊中沉積物－水界面的物質(zhì)(包括營養(yǎng)鹽、重金屬以及浮游藻類等)釋放通量[2-6]、釋放通量與界面環(huán)境條件的關(guān)系[7]、營養(yǎng)鹽在水-沉積物界面上遷移的過程[8]、沉積物再懸浮對磷釋放的影響[9-10]、環(huán)境因子(如:水中溶解氧、pH值、氧化還原電位、溫度、生物及水體的擾動等)對沉積物中營養(yǎng)鹽釋放影響等[6,11-13]等開展了大量的研究.但是,大部分研究都將沉積物－水界面當(dāng)成“黑匣子”,僅研究其功能,而對于沉積物－水界面的厚度及其結(jié)構(gòu)的研究甚少,且所得結(jié)論差距較大.吳豐昌[14]等認(rèn)為,沉積物－水界面是指新近沉降的沉積物(15cm左右)與水的界面,并且存在擴(kuò)散亞層――沉積物最表面水體組成的邊界層,是沉積物表面粘滯流層的底層,對界面的物質(zhì)交換和早期成巖作用的方式和強(qiáng)度等有重要的價值,但只能通過間接估計(jì)方法得出其厚度.高光等在對太湖沉積物中微生物的研究中發(fā)現(xiàn),在3～5和10cm 左右,無論是微生物的種類還是數(shù)量,都出現(xiàn)了峰值(待發(fā)表數(shù)據(jù)).王雨春等[2]和楊龍?jiān)萚15]研究認(rèn)為,營養(yǎng)鹽的分解及釋放通常集中在沉積物－水界面0～2cm的薄層內(nèi).Morris等[16]模擬了沉積物剖面上有機(jī)質(zhì)的礦化,認(rèn)為有機(jī)質(zhì)礦化作用主要發(fā)生在表層2cm厚的沉積物中,2cm以下沉積物中有機(jī)質(zhì)的礦化速度小的幾乎可以忽略.而最近一些研究發(fā)現(xiàn):具有極高生物地球化學(xué)活性的沉積物-水界面通常在mm范圍內(nèi)[17].

因此,本試驗(yàn)擬通過對太湖沉積物－水界面的結(jié)構(gòu)的調(diào)查比較,以期為了解沉積物－水界面厚度和進(jìn)一步開展沉積物－水界面微環(huán)境結(jié)構(gòu)的研究打下基礎(chǔ).

1 材料與方法

2010年9月中旬,分別在太湖貢湖灣與梅梁灣交叉口(藻型湖區(qū))和胥口灣(草型湖區(qū))采樣.每個樣點(diǎn)用自制的分層采水器采集泥面以上5,20,35cm處的水樣以及水面以下20cm處水樣,一部分水樣現(xiàn)場過0.45um GF/F膜,濾后水放入車載冰箱冷藏,剩余水樣帶回實(shí)驗(yàn)室.同時用柱狀采樣器采集界面清晰的泥柱 3根,密封后運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室,用溶氧微電極(PreSens, German)測定沉積物表層溶解氧(DO)剖面后,再從上往下按 1,2,2,5,5cm間隔取5層泥樣.

濾后水用 Skalar流動分析儀(荷蘭)測定硝氮、亞硝氮、氨氮和磷酸根,用1020型TOC儀(O.I. Corporation, American)測定溶解性有機(jī)碳(DOC)濃度,原水參照《湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》[18]測定 TN、TP、TDN、TDP、Chl-a、總懸浮物濃度(SS總)和有機(jī)懸浮物濃度(SS有機(jī))[19].

泥樣采用烘干法測定其含水量與孔隙率[20],重鉻酸鉀－硫酸消化－凱氏定氮法測定 TN,高氯酸－硫酸酸溶－鉬銻抗比色法測定TP,重鉻酸鉀－硫酸(油浴)氧化－硫酸亞鐵滴定法測定總有機(jī)碳(TOC).用于粒徑分析的樣品用稀鹽酸、雙氧水處理,分別去除碳酸鹽和有機(jī)質(zhì)后,用Mastersizer-2000型激光粒徑儀(Malvern,English)進(jìn)行分析,樣品分析誤差小于5%.

2 結(jié)果與分析

2.1 草、藻型湖區(qū)各水層指標(biāo)差異

草、藻型湖區(qū)各水層指標(biāo)如圖1所示.草型湖區(qū)中SS總、SS有機(jī)、Chl-a、TN、TDN、TP和TDP等指標(biāo)顯著低于藻型湖區(qū).其中,除Chl-a和TDP濃度在各層間沒有顯著差異外,草型湖區(qū)水層中 SS總、SS有機(jī)、TN、TDN和TP都大致呈現(xiàn)出越往下濃度越高的趨勢.在藻型湖區(qū)水層中,由于風(fēng)浪擾動頻繁導(dǎo)致水柱混合,各水層間的SS總、SS有機(jī)、TN、TDN和TP都沒有顯著差異.其中, Chl-a在表層水體中顯著高于其他各層,主要原因是藍(lán)藻上浮并在水表面富集.

草、藻型湖區(qū)間以及各水層間的DOC、磷酸根和氨氮濃度的規(guī)律性不是很明顯,差異也不顯著.其中,僅有草型湖區(qū)水柱的磷酸根濃度同樣受沉積物靜態(tài)內(nèi)源釋放的影響,基本呈現(xiàn)出越往下濃度越高的趨勢.另外,硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮在藻型湖區(qū)水 柱中含有微量,而在草型湖區(qū)中基本檢測不出.

圖1 太湖草、藻型湖區(qū)水層各項(xiàng)指標(biāo)差異Fig.1 Parameters profile in water columns of phytoplankton-dominant and macrophyte-dominant regions

圖2 太湖草、藻型湖區(qū)沉積物層各項(xiàng)指標(biāo)差異Fig.2 Parameters profile in sediment cores of phytoplankton-dominant and macrophyte-dominant regions

2.2 草、藻型湖區(qū)沉積物層各指標(biāo)變化

圖3 太湖草、藻型湖區(qū)表層沉積物溶解氧含量Fig.3 Oxygen profiles in sediment cores in phytoplankton-dominant and macrophytedominant regions

草、藻型湖區(qū)沉積物各層指標(biāo)如圖 2所示.草、藻型湖區(qū)沉積物的含水量與孔隙率都大致呈逐漸遞減的趨勢,草型稍高于藻型.草型湖區(qū)沉積物的TN和TOC顯著高于藻型,且都在3～5cm處出現(xiàn)增高或降低的拐點(diǎn).而沉積物的 TP則表現(xiàn)為藻型湖區(qū)顯著高于草型湖區(qū),但也在3～5cm處出現(xiàn)了拐點(diǎn).兩類湖區(qū)間的沉積物中值粒徑?jīng)]有顯著差異,各層均值都在 9～16μm 之間.同樣可以觀察到,中值粒徑在3～5cm處發(fā)生增大或變小的改變.

圖3是由溶氧微電極測得的草、藻型湖區(qū)沉積物表層DO濃度剖面,可以看到,草型湖區(qū)沉積物表面的溶解氧高于藻型,但隨后迅速下降,在泥下1mm處即檢測不到溶解氧.而在藻型湖區(qū)的沉積物中,溶解氧在泥下0.5～1mm處出現(xiàn)迅速下降的趨勢,直到泥下2.5mm處才趨于0,溶氧層厚度明顯高于草型.

3 討論

由于受沉積物分層技術(shù)和檢測技術(shù)的分辨率的限制,對于沉積物－水界面的厚度一直都眾說紛紜.本試驗(yàn)結(jié)果顯示,草、藻型湖區(qū)沉積物的TN、TP、TOC和粒徑等指標(biāo)都在3～5cm處出現(xiàn)拐點(diǎn),意味著 3～5cm 處上下沉積物層的特異性.而沉積物表面溶解氧深度的試驗(yàn)結(jié)果表明,DO濃度在沉積物表面以下0.5mm即出現(xiàn)拐點(diǎn).并且,草型湖區(qū)表層1mm和藻型湖區(qū)表層2.5mm沉積物由于含氧,與其他各層沉積物也存在著明顯的差異性.有觀點(diǎn)認(rèn)為,界面發(fā)生的許多生物地球化學(xué)反應(yīng)實(shí)際上是一個由有氧/無氧條件變化調(diào)節(jié)的氧化還原邊界層的轉(zhuǎn)化控制的.很多化學(xué)物質(zhì)氧化還原態(tài)的改變,也將改變表層沉積物的吸收和釋放特征,如有機(jī)質(zhì)的氧化會釋放N和P,氧化態(tài)的鐵和錳將對P等產(chǎn)生吸附等.因此,雖然受不同指標(biāo)和不同研究手段的影響,沉積物－水界面中沉積物厚度的界定出現(xiàn)了較大的分歧.但是,與沉積物－水界面微環(huán)境研究密切相關(guān)以及對沉積物營養(yǎng)鹽的內(nèi)源釋放影響最大的,很有可能是與溶解氧有關(guān)的mm級沉積物表層.

另外,對沉積物—水界面的環(huán)境效應(yīng)研究發(fā)現(xiàn):在水動力擾動頻繁的藻型湖區(qū),至少在沉積物表面以上 35cm 內(nèi),水體各項(xiàng)指標(biāo)都沒有出現(xiàn)顯著差異;而在相對較為靜止的草型湖區(qū),水柱中大部分指標(biāo)都呈現(xiàn)出越往下濃度越高的現(xiàn)象,可見這些指標(biāo)主要受沉積物靜態(tài)內(nèi)源釋放的影響.另一方面,藻型湖區(qū)由于藍(lán)藻水華的存在,能顯著改變水體中pH值并刺激沉積物中溶解性營養(yǎng)鹽的釋放[21-22]或者降低表層沉積物對磷的滯留能力[23].而水生植物的根際微環(huán)境由于根系的泌氧和分泌其他氧化性物質(zhì)的能力而處于氧化環(huán)境,能促進(jìn)金屬離子從還原態(tài)轉(zhuǎn)化為氧化態(tài),從而極顯著地增加沉積物對磷的吸附,減少磷的解析[24-25].并且,水生植物能通過根系吸收沉積物中生物有效磷,有效減少沉積物間隙水中的磷向上覆水的擴(kuò)散量,還通過莖葉攔截、吸附水中的顆粒物質(zhì)并通過顆粒物質(zhì)吸附水中的溶解性磷,有效的降低上覆水中磷及顆粒物的負(fù)荷[26].也有研究表明,沉水植物在存在及生長過程中,沉積物上部5cm沉積物間隙水中氨氮含量逐步降低,表現(xiàn)出沉積物－水界面氮的釋放通量與沉積物生物量存在負(fù)相關(guān)性[27].即使根系不發(fā)達(dá)的黑藻,也能顯著降低上覆水中總磷、溶解性活性磷和溶解性總磷的濃度[28].這些研究結(jié)果與本試驗(yàn)結(jié)果中草型湖區(qū)水柱的 SS總、SS有機(jī)、Chl-a、TN、TDN、TP和TDP等指標(biāo)顯著低于藻型湖區(qū)一致.因此,不同的生境條件對水-沉積物界面的水層厚度也有明顯的影響.

4 結(jié)論

4.1 草型湖區(qū)中 SS總、SS有機(jī)、Chl-a、TN、TDN、TP和 TDP等指標(biāo)顯著低于藻型湖區(qū).草型湖區(qū)水柱中SS總、SS有機(jī)、TN、TDN和TP等指標(biāo)都呈現(xiàn)出越往下濃度越高的趨勢,而藻型湖區(qū)各水層間差異不明顯.

4.2 草型湖區(qū)沉積物的TN和TOC顯著高于藻型,TP則顯著低于藻型;兩個湖區(qū)沉積物的TN、TP、TOC和粒徑都在3～5cm處出現(xiàn)拐點(diǎn).

4.3 草型湖區(qū)沉積物溶解氧層厚度(＜1mm)小于藻型湖區(qū)(＜2.5mm).

[1]Berner R A. Early diagenesis: a theoretical approach [M].Princeton: Princeton University Press, 1980.

[2]楊龍?jiān)?蔡啟銘,秦伯強(qiáng).太湖梅梁灣沉積物-水界面氮迂移特征初步研究 [J]. 湖泊科學(xué), 1998,(10):41-47.

[3]Havens K E, Schelske C L. The importance of considering biological processes when setting total maximum daily loads(TMDL) for phosphorus in shallow lakes and reservoirs [J].Environmental Pollution, 2001,113:1-9.

[4]Petticrew E L, Arocena J M. Evaluation of iron-phosphate as a source of internal lake phosphorus loadings [J]. The Science of the Total Environment, 2001,266:87-93.

[5]Kisand A, N?ges P. Sediment phosphorus release in phytoplankton dominated versus macrophyte dominated shallow lakes: importance of oxygen conditions [J]. Hydrobiologia, 2003,506～509:129-133.

[6]范成新,張 路,秦伯強(qiáng),等.太湖沉積物-水界面生源要素遷移機(jī)制及定量化-Ⅰ. 銨態(tài)氮釋放速率的空間差異及源-匯通量 [J].湖泊科學(xué), 2004,16(1):10-20.

[7]羅瀲蔥,秦伯強(qiáng),朱廣偉,等.動力擾動下太湖梅梁灣水-沉積物界面的營養(yǎng)鹽釋放通量 [J]. 中國科學(xué) D 輯, 2005,35(增刊 II):166-172.

[8]Qin B Q, Zhu G W. The nutrient forms, cycling and exchange flux in the sediment and overlying water system in lakes from the middle and lower reaches of Yangtze River [J]. Science in China:Series D Earth Sciences, 2006,49(Supp. I):1-13.

[9]朱廣偉,秦伯強(qiáng),張 路,等.太湖底泥懸浮中營養(yǎng)鹽釋放的波浪水槽試驗(yàn)研究 [J]. 湖泊科學(xué), 2005,17(1):61-68.

[10]范成新,張 路,秦伯強(qiáng),等.風(fēng)浪作用下太湖懸浮態(tài)顆粒物中磷的動態(tài)釋放估算 [J]. 中國科學(xué)D輯, 2003,33(8):760-768.

[11]張 路,朱廣偉,羅瀲蔥,等.風(fēng)浪作用下太湖梅梁灣水體磷負(fù)荷變化與水體氧化還原特征關(guān)系 [J]. 中國科學(xué)(D輯), 2005,35(增刊II):138-144.

[12]姜 霞,鐘立香,王書航,等.巢湖水華暴發(fā)期水-沉積物界面溶解性氮形態(tài)的變化 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2009,29(11):1158-1163.

[13]張 雷,商景閣,王兆德,等.河蜆擾動沉積物界面效應(yīng)及其在水中代謝速率 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2011,31(6):1001-1006.

[14]吳豐昌,萬國江,蔡玉榮.沉積物-水界面的生物地球化學(xué)作用[J]. 地球科學(xué)進(jìn)展, 1996,11(2):191-197.

[15]王雨春,萬國江,尹澄清,等.紅楓湖、百花湖沉積物全氮、可交換態(tài)氮和固定銨賦存特征 [J]. 湖泊科學(xué), 2002,(14):301-309.

[16]Morris J T, Bowden W B. A mechanistic, numerical model of sedimentation, mineralization, and decomposition for marsh sediments [J]. Soil Sci Soc America J, 1986,50(1):96-105.

[17]Viollier E, Rabouille C, Apitz S E, et al. Benthic biogeochemistry:state of the art technologies and guidelines for the future of in situ survey [J]. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology,2003,285-286:5-31.

[18]金相燦,屠清瑛.湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范 [M]. 2版,北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社, 1992.

[19]張運(yùn)林,秦伯強(qiáng),陳偉民,等.太湖水體中懸浮物研究 [J]. 長江流域資源與環(huán)境, 2004,13(3):266-271.

[20]Urban U R, Dinke C, Wehrli B. Solute transfer across the sediment surface of a eutrophic lake: I. Porewater profiles from dialysis samplers [J]. Aquatic Science, 1997,59:1-25.

[21]Xie L Q, Xie P, Tang H J. Enhancement of dissolved phosphorus release from sediment to lake water by microcystis blooms--an enclosure expriment in a hyper-eutrophic, subtropical Chinese lake [J]. Environ Pollut, 2003, 122:391-399.

[22]Denis L, Grenz C, Alliot E, Rodier M. Temporal variability in dissolved inorganic nitrogen flux at the sediment-water interface and related annual budget on a continental shelf (NW Mediterranean) [J]. Oceanoogical Acta, 2001,24:85-97.

[23]Lijklemal L. Interaction of orthophosphate with iron and aluminum hydroxides [J]. Environmental Science and Technology,1980,14:537-541.

[24]張西科,張福鎖,毛達(dá)如.水稻根麥鐵氧化物膠膜對水稻吸收磷的影響 [J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 1997,3(4):295-299.

[25]劉文菊,朱永官.濕地植物根表的鐵錳氧化物膜 [J]. 生態(tài)學(xué)報(bào),2005,25(2):358-363.

[26]馬 凱,蔡慶華,謝志才,等.沉水植物分布格局對湖泊水環(huán)境N、P的因子影響 [J]. 水生生物學(xué)報(bào), 2003,27(3):231-237.

[27]包先明,陳開寧,范成新.沉水植物生長對沉積物間隙水中的氮磷分布及界面釋放的影響 [J]. 湖泊科學(xué), 2006,18(5):515-522.

[28]王圣瑞,金相燦,趙海超,等.沉水植物黑藻對上覆水中各形態(tài)磷濃度的影響 [J]. 地球化學(xué), 2006,35(2):179-186.