氮在富營養(yǎng)化湖泊沉積物－水界面的釋放

李 斌， 肖淑燕

(1九江市環(huán)境科學研究所;2九江市園林管理局， 江西 九江 332000)

沉積物是湖泊營養(yǎng)物質(zhì)的重要蓄積庫，也是湖泊內(nèi)源性氮的主要來源。當入湖營養(yǎng)鹽減少或完全截污后，沉積物營養(yǎng)鹽的釋放作用仍會使水質(zhì)繼續(xù)處于富營養(yǎng)化狀態(tài)，甚至出現(xiàn)“水華”［1］。沉積物－水界面營養(yǎng)物質(zhì)的地球化學轉(zhuǎn)化對湖泊，尤其是淺水湖泊的水環(huán)境質(zhì)量與生態(tài)系統(tǒng)有著極為重要的影響［2］。蓄積在沉積物中的氮在一定條件下通過形態(tài)變化、改變界面特性和釋放等途徑嚴重影響湖泊上覆水體的質(zhì)量［3］，沉積物中的氮以有機態(tài)為主，有機氮通過礦化作用轉(zhuǎn)化為各種形態(tài)的無機氮，不斷向上覆水體釋放、擴散［4］，因此仍可能使水體處于富營養(yǎng)化狀態(tài)。因此，研究氮在富營養(yǎng)化湖泊沉積物－水界面的地球化學轉(zhuǎn)化對湖泊富營養(yǎng)化的治理具有重要意義。

1 氮在沉積物－水界面的釋放特征

氮在湖泊沉積物－水界面的遷移和交換是一個十分復(fù)雜的生物地球化學過程，與磷循環(huán)不同，氮在水體生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)的循環(huán)是開放式循環(huán)，由各種外污染源進入湖泊水體內(nèi)的氮負荷，能夠借助發(fā)生在沉積物－水界面的硝化和反硝化作用，還原為N2O、N2，從而離開水體生態(tài)系統(tǒng)［5］。Seitzinger等［6］研究發(fā)現(xiàn)，通過沉積物厭氧層內(nèi)的反硝化作用，以N2O、N2等無機氣體等形態(tài)去除的內(nèi)源性氮負荷，可達湖泊外源性氮輸入總量的一半以上。Anniet等［7］認為反硝化作用是使有效態(tài)氮從水生生態(tài)系統(tǒng)中去除的主要路徑，硝化和反硝化作用是沉積物－水界面氮遷移和交換的主要形式。因此，沉積物反硝化率的測定對研究湖泊生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)有著重要意義。

1.1 氮從間隙水向上覆水中的釋放

沉積物間隙水中可溶態(tài)營養(yǎng)物質(zhì)氮穿過沉積物－水界面向上覆水傳送是沉積物中氮營養(yǎng)鹽釋放的重要途徑［8］，是影響湖泊水質(zhì)的重要因素。因此，了解湖泊沉積物間隙水中的營養(yǎng)鹽濃度及其分布有助于更好地了解營養(yǎng)鹽在沉積物－水界面的交換過程。表層沉積物直接與水體接觸，更易受外界影響，已有研究表明間隙水中污染物分布特征與湖泊內(nèi)源負荷有直接關(guān)系［9］。從間隙水中釋放到上覆水中的氮形態(tài)主要是銨態(tài)氮，其次是硝態(tài)氮，并且這些從沉積物中釋放的氮大部分是源于有機物質(zhì)的降解作用［10］。但是，范成新等［11］在研究日本霞浦湖沉積物－水界面營養(yǎng)元素交換動態(tài)時發(fā)現(xiàn)，沉積物對水體中的硝態(tài)氮呈現(xiàn)“負釋放”性能，即宏觀表現(xiàn)為上覆水體中硝態(tài)氮濃度隨測定次數(shù)的增加而不斷降低，硝態(tài)氮從水體中被“吸入”沉積物內(nèi)，說明氮營養(yǎng)鹽物質(zhì)在特定的環(huán)境條件下也有被沉積物吸收的趨勢。

當沉積物中間隙水與湖水或上覆水間的總氮和銨氮存在著一個明顯的濃度梯度時，間隙水中氮存在著向上覆水擴散的趨勢。因此，總體來說，氮在間隙水中主要以銨氮的形式存在，并也主要以銨氮為主向水體擴散［12－13］，進一步研究認為這種銨氮向上覆水釋放的過程就是沉積物中氮對上覆水的營養(yǎng)供給機制［14］。湖泊中的內(nèi)源營養(yǎng)物質(zhì)從沉積物進入水體，主要是通過表層沉積物的懸浮過程和間隙水的分子擴散作用［15］，因而有效控制外源性污染后，湖泊內(nèi)源營養(yǎng)釋放是值得關(guān)注的問題。

1.2 氮從沉積物進入上覆水的方式

沉積物中營養(yǎng)鹽的釋放是造成內(nèi)源負荷的直接原因。湖泊沉積物間隙水中營養(yǎng)鹽進入上覆水有數(shù)種途徑，主要有分子濃度擴散、風浪導(dǎo)致的湍流擴散、生物擾動、藻類懸浮、水生植物傳輸?shù)龋?6］。在淺水湖泊，主要有動態(tài)和靜態(tài)釋放兩種，這兩種釋放模式在淺水湖泊中同時存在。靜態(tài)釋放是在風平浪靜條件下營養(yǎng)鹽釋放的主要方式，并且在深水和熱力分層的湖泊中可能是主要模式。而且，由于深水條件下，還原環(huán)境強烈，沉積物間隙水中的氮濃度要遠高于上覆水中的氮濃度，其值可達百倍或數(shù)千倍［17］，所以其釋放量是很可觀的。對于淺水湖泊來說，沉積物間隙水中的氮與上覆水的差別沒有深水湖泊大，從而限制了靜態(tài)釋放模式在淺水湖泊中的作用強度。根據(jù)太湖的野外調(diào)查，沉積物間隙水中的氮濃度較上覆水高數(shù)十倍［18］，從而形成了從沉積物間隙水向上覆水的濃度梯度，可以滿足營養(yǎng)鹽釋放的條件，但靜態(tài)釋放主要是依靠濃度差的分子擴散，所以其釋放過程受沉積物間隙水和上覆水中氮濃度的影響較大，并且釋放的氮主要是以溶解態(tài)為主［19］。

2 影響氮在沉積物－水界面釋放的因素

2.1 溫度和光照

有研究表明［20］，高溫條件下上覆水總氮和銨態(tài)氮的濃度在實驗前期高于低溫時的數(shù)值，這是因為溫度的升高既有利于底泥釋放的營養(yǎng)鹽通過間隙水向上覆水中擴散，也提高了底棲生物的活動性，加大了生物擾動的程度。因此，當水體處于高溫厭氧狀態(tài)時，就可能有利于底泥中沉積營養(yǎng)鹽氮的釋放。

Bryan等［21］研究淺水湖泊中光照對沉積物營養(yǎng)物質(zhì)釋放的影響時發(fā)現(xiàn)，當處于低溫、黑暗條件下或者是23°C、光照條件下時，銨態(tài)氮在沉積物－水界面的濃度都較高。銨態(tài)氮的釋放通量在光照或黑暗條件下還表現(xiàn)為負值即銨態(tài)氮被沉積物所吸收，研究還表明總氮濃度和光照影響沒有顯著關(guān)系。光照能刺激底棲微生物的生長，加速對銨態(tài)氮的硝化與攝取，從而明顯地降低銨態(tài)氮通量，明顯地升高硝態(tài)氮通量，使沉積物氮營養(yǎng)物質(zhì)發(fā)生從源到匯的轉(zhuǎn)變［22］。

2.2 底泥疏浚深度

對于富營養(yǎng)化嚴重的湖泊而言，底泥疏浚是一種效果比較明顯和直接的治理途徑。疏浚上層富含營養(yǎng)鹽的底泥可有效地削減內(nèi)源污染，但由于疏浚深度對底泥的內(nèi)源釋放有較大影響［23］，底泥疏浚一段時間之后下層沉積物可引起水質(zhì)進一步惡化。邢雅囡等［24］研究表明沉積物中氮的釋放量與疏浚深度有關(guān)，當疏浚深度為5cm或15cm時，從蘇州市古城區(qū)南園河沉積物－水界面向水中擴散的氮通量較小。因此疏浚前必須合理地確定疏浚深度，以使疏浚取得最佳效果。不同深度的沉積物對釋氮的貢獻以及底泥疏浚的最佳深度有待于進一步深入研究。

2.3 水動力作用

對于一些大型淺水湖泊而言，因其受風浪擾動劇烈、底泥頻繁再懸浮，風浪擾動可將表層沉積物中的營養(yǎng)鹽釋放出來，這種動態(tài)內(nèi)源釋放對水質(zhì)影響很大［25］。孫小靜等［26］研究表明水動力擾動初期可引起底泥顆粒態(tài)和膠體態(tài)氮向水體大量釋放，在擾動剛開始的時候水體中氮營養(yǎng)濃度有上升的趨勢，之后隨著繼續(xù)擾動，因顆粒物和膠體物質(zhì)的凝聚沉淀作用超過了其懸浮量，氮營養(yǎng)鹽濃度轉(zhuǎn)而降低。在停止擾動后的靜置過程中，大顆粒懸浮物迅速沉淀，說明膠體的吸附作用在擾動階段限制了水體溶解態(tài)氮含量的升高，且延長了其懸浮后在水體中的停留時間，在擾動后的靜置階段，膠體又會將吸附的氮解吸釋放到水體中，從而延緩了營養(yǎng)鹽去除和水質(zhì)的改善。

2.4 不同的供氧方式

溶解氧是控制沉積物水界面氮釋放的重要因素，厭氧條件利于底泥加速釋放氨氮［27］。

在富氧條件下，沉積物中的有機氮化合物經(jīng)礦化作用，生成硝態(tài)氮、銨態(tài)氮等無機離子擴散進入上覆水體中，提高水體氮的營養(yǎng)水平。另一方面，上覆水體中的硝態(tài)氮也能反向擴散進入沉積物的厭氧層中，在反硝化細菌的作用下，還原產(chǎn)生N2O及N2等氣體物質(zhì)，散逸進入大氣中，退出水體生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)，降低水體的污染負荷［5］。吳群河等［28］研究發(fā)現(xiàn)，低溶解氧水平加快底泥沉積物釋放銨態(tài)氮速度和增大釋放量，向上覆水體釋放總氮明顯。通氧條件影響水體底泥氮釋放與反硝化作用達到平衡的時間。上覆水溶解氧濃度大的話，達到平衡的時間較短。在低溶解氧水平下，溶解氧與銨態(tài)氮和總無機氮濃度呈顯著的非線性相關(guān)。同時研究還表明沉積物是重要的污染源，其釋放的總無機氮濃度較高，水體明顯出現(xiàn)銨態(tài)氮污染，這是造成富營養(yǎng)化的一個重要因素。

范成新等［11］在實驗室控制條件下，研究了日本霞浦湖土浦灣和湖心區(qū)底泥中各種形態(tài)氮，在好氧和厭氧條件下沉積物－水界面交換量變化及差異。結(jié)果表明，好氧條件下，硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、銨態(tài)氮均有釋放，但釋放量較小。厭氧條件下，硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮呈負釋放狀態(tài)，銨態(tài)氮的釋放速率是好氧條件下的2～8倍。沉積物中間隙水與湖水中營養(yǎng)物含量在沉積物－水界面所形成的濃度差是決定其在好氧或厭氧條件下釋放作用大小的主要因素之一。

通過曝氣、投加過氧化氫和過氧化鈣這3種供氧方式對底泥氮釋放影響時發(fā)現(xiàn)，這3種方法均能顯著提高沉積物－水界面體系的溶氧水平和氧化還原電位，且能有效控制底泥氮的釋放。3種供氧方式對底泥銨態(tài)氮釋放的控制效率依次為:曝氣＞投加過氧化鈣＞投加過氧化氫［27］。

2.5 鹽度

對于一些水體鹽濃度較高的湖泊來說，鹽度可能影響氮在沉積物 －水界面的釋放，Anniet［7］研究發(fā)現(xiàn):隨著鹽分的增加，銨態(tài)氮從沉積物中釋放到表層水中的釋放通量至少是會暫時增加，相對于影響硝態(tài)氮減少的方式來說，鹽分較多能限制反硝化作用從水體生態(tài)系統(tǒng)中去除有效態(tài)氮的能力。

3 控制沉積物向水體釋氮的建議

3.1 控制外源性有機質(zhì)的輸入

外源有機質(zhì)含量的急劇增加，可導(dǎo)致沉積物表層的氧化層變成還原環(huán)境，使沉積物中不穩(wěn)定的氮營養(yǎng)鹽活化，造成氮的釋放量增加?？刂仆庠从袡C質(zhì)的輸入，這樣才能減少由于擴散和再懸浮作用引起的沉積物釋氮量。

3.2 物理修復(fù)

對于富營養(yǎng)化比較嚴重的湖泊來說，底泥疏浚可能是一種比較明顯和直接的治理途徑。但其耗資大，如對挖出的底泥處理和堆放不當，又可能引起二次污染。已有資料報道，底泥疏浚一段時間之后下層沉積物可引起水質(zhì)進一步惡化。不同深度的沉積物對釋氮的貢獻以及不同湖泊底泥疏浚的最佳深度有待于進一步深入研究。

3.3 生物性措施

生物性措施是指利用水生生物吸收利用氮營養(yǎng)元素進行代謝活動這一自然過程達到去除水體中氮營養(yǎng)物質(zhì)目的的方法。在淺水型的富營養(yǎng)化湖泊，可種植高等水生植物，如蓮藕、蒲草等。隨著這些水生植物收獲，氮等營養(yǎng)物也就隨水生植物體離開了湖泊水體。這種方法適用于底泥中營養(yǎng)物質(zhì)積累豐富的淺水湖泊。

生物性措施中也可采用生物體進行生物修復(fù)，主要是微生物來降解環(huán)境污染物，消除或降低其毒性的過程。WU等［29］的研究說明沉積物中的氨化細菌和反硝化細菌較多，因此生物修復(fù)可以充分利用這些細菌來調(diào)節(jié)水體自身的微生態(tài)平衡，達到促進氮循環(huán)細菌的生長、水體總氮下降、增強水體凈化能力的目的。它是傳統(tǒng)生物處理方法的延伸，其新穎之處在于它治理的對象可以是較大面積的污染，既可在原位進行生物修復(fù)，也可以對疏浚污泥進行生物處理。目前該技術(shù)主要停留在實驗室研究階段，但隨著生物技術(shù)的發(fā)展，大規(guī)模大面積的利用植物、微生物來修復(fù)污染底泥，應(yīng)用前景廣闊，對今后我國水體富營養(yǎng)化治理具有實踐意義。

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