温度与扰动对鄱阳湖沉积物氮释放的影响

袁轶君，何鹏程，刘娜娜，李亚鹤，陈传红

(1.东华理工大学 化学生物与材料科学学院，江西 南昌 330013; 2.宁波大学 海洋学院，浙江 宁波 315211)

湖泊水体富营养化日渐成为全球性生态问题之一。鄱阳湖作为中国第一大淡水湖泊，近年来因人为氮、磷输入开始出现富营养化现象(高伟等，2016)，引发水华(徐彩平等，2012; 吴召仕等，2014)。湖泊富营养的污染物来源一般分为外源和内源两部分。以往观点认为只要控制营养盐的外源性输入便能很好地抑制水体富营养化危害，然而大量野外观察和实验室研究发现，在营养盐的外源性输入得到有效控制情况下，水体富营养化仍会时有发生(Hu et al.， 2001; Lemmin et al.， 1987；黄学辉等，2018)，说明沉积物内源释放的营养盐也是影响水质的重要因素之一(文威等，2008)。目前，国内外学者针对湖泊、河流沉积物营养盐内源性释放开展了大量工作(付春平等，2004；高丽等，2005；潘成荣等，2006；王冬等，2008)，但关于鄱阳湖沉积物氮化合物释放的报道主要集中在江湖关系变化的影响。

湖泊氮内源释放大致可分为四个过程：吸附-脱附、扩散、生化反应及悬浮-沉降(李辉等，2011)。一般认为沉积物营养盐的释放受多种因素影响，包括温度、pH、溶解氧、底泥特性、水力扰动、人为干扰等。温度影响微生物活性、化学反应速率以及沉积物吸附氮化合物能力等，同时，沉积物中的硝化速率及溶解氧含量等因素亦会随温度的变化而改变(Byran et al.， 2008; 魏全源等，2009；周成，2017)。另外，鄱阳湖是浅水湖泊，相比深水湖泊更易受风浪扰动的影响，底泥-上覆水界面的氮交换也更为强烈和频繁(Nixdorf et al.， 1997; Wetzez， 2001)。因此，水力扰动是影响鄱阳湖沉积物氮化合物释放的重要因素。

本实验通过室内释放模拟试验，改变上覆水体温度及扰动强度，分别测定不同环境温度、水力扰动条件下上覆水中不同形态氮的浓度，探究底泥中氮释放理化过程随时间的变化规律，分析不同温度、扰动条件下氮释放特性及释放速率，阐述温度、扰动对沉积物-上覆水体物质交换过程及氮营养元素转化的影响，对探讨水温、扰动等因素对物质迁移的影响以及研究污染底泥处理技术具有重要意义，为认识和治理湖泊提供科学有效的依据。

1 材料与方法

1.1 底泥采样与预处理

本实验采样时间为2016年7月，选取鄱阳湖湖区中心45#、湖区非中心54#两个代表站位作为采样点，利用彼特森表层底泥采集器在每个区域采集0～30 cm沉积物样品，采集的样品须在现场剔除石块、贝壳等杂物后装入塑封袋保存于恒温箱内(4℃)，立即带回实验室，经冷冻干燥机冷冻干燥后，研磨，过100目筛混匀待用。采样点具体环境状况如表1所示,其中pH、水温、电导率、溶解氧(DO)等参数利用美国哈希(Hydrolab Datasond 5)便携式多参数分析仪(YSI)进行现场测定；水体透明度(SD)采用塞氏盘法进行测定；总氮(TN )使用碱性过硫酸钾氧化紫外分光光度法，铵盐(NH4+)使用纳氏试剂光度法，硝酸盐(NO3-)使用酚二磺酸光度法，亚硝酸盐(NO2-)使用萘乙二胺分光光度法，总磷(TP)和 正磷酸盐(PO43-)使用钼酸铵分光光度法，化学需氧量(COD)使用草酸钠滴定法，Chl-a 使用乙醇提取分光光度法进行测定。

表1 采样点位上覆水现场参数Table 1 Field parameters of the overlying water at the sampling site

1.2 模拟实验设计

将沉积物样品均匀搅拌再进行试验。实验按照《湖泊富营养化调查规范》进行，将10 g(干重)沉积物置于500 mL锥形瓶底部平铺，缓慢加入300 mL去离子水。设置5 ℃、15 ℃、25 ℃和40 ℃四个温度处理，避光培养，一共12个培养瓶。另设置不同扰动处理：采用摇床设置0 r(0 r·min-1)、60 r(60 r·min-1)及120 r(120 r·min-1)，温度设置为25 ℃(年平均水温)，避光培养，一共9个培养瓶。记录培养开始时间，每隔24 h取上覆水进行测定，直到N释放速率基本维持不变，则停止取样。

实验过程中，为降低取样对沉积物的扰动影响，在距离沉积物上表面1 cm处用注射器取上覆水，每次取样结束后，通过玻璃棒引流补充同体积的去离子水，以确保上覆水体积不变。水样经孔径0.45 μm微孔滤膜过滤后，收集滤液用于参数测量。连续取样15 d测定溶解性总氮(TDN-N)、氨态氮(NH4+-N)和硝态氮(NO3--N)含量，并做好相关记录。

1.3 样品分析方法

溶解性总氮(TDN-N)和硝态氮(NO3--N)采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定，氨态氮(NH4+-N)采用苯酚-次氯酸分光光度计法测量。具体测量方法参照国家环境保护总局(2002)。

氮化合物累积释放量计算公式(陶玉炎等，2013)如下：

式中，R为底泥氮化合物的累积释放量(mg·g-1)，V为容器中剩余水样体积(mL)，C0为初始水样浓度(mg·L-1)，Vi为每次取样体积(mL)，Ci、Cn分别为第i次、n次取样时上覆水体营养盐的浓度(mg·L-1)，m为底泥质量(g)。

Pearson相关性分析、One Way Repeated Measures ANOVA分析采用SPSS 17统计软件进行统计分析，使用Origin 8.0绘图。

2 结果与讨论

2.1 温度对沉积物氮释放的影响

对比分析图1、2、3，鄱阳湖湖区两个站位沉积物向上覆水体中累积释放的氨态氮与硝态氮无明显差异。避光条件下，温度与TDN-N的累积释放量呈正相关关系(NH4+-N:r=0.991或0.983，p=0.009或0.017; TDN-N:r=0.995或0.994，p=0.005或0.006)，而温度与NO3--N的释放无明显相关性。45#、54#站点模拟上覆水中TDN-N的浓度峰值均出现在40 ℃，分别为0.97 mg·L-1、1.26 mg·L-1，最小值出现在5 ℃，分别为0.78 mg·L-1、0.88 mg·L-1。45#、54#站位上覆水NH4+-N释放的最大浓度均出现在40 ℃，依次为0.85 mg·L-1、0.96 mg·L-1，随着时间变化，在12～14 d后所有温度下的NH4+-N浓度都稳定在0.2～0.3 mg·L-1。NO3--N浓度在培养的第一至四天内达到最大值，随后降低，且温度越高沉积物向上覆水体中持续释放NO3--N的时间越短(图3a， b)，其累积释放量与温度无显著相关性。5 ℃时NO3--N持续释放时间最长，另外，40 ℃时沉积物NO3--N累积释放量在平稳后处于较低水平。

溶解性总氮(TDN)是衡量水质的重要指标，通常包含亚硝酸态氮、硝酸态氮、溶解态氨、无机铵盐及大部分有机含氮化合物中氮的总和。可溶解性有机氮(DON)是沉积物中氮的主要形态，同时，淡水水体中DON占TDN的比例超过50%(Berman et al.， 2003)，因而沉积物TDN-N的累积释放量是NH4+-N、NO3--N的数倍。本实验中，沉积物底泥中TDN-N、NH4+-N的释放强度与温度呈正相关关系(图1， 2)。水体升温提高了氮内源释放-脱附过程、扩散过程以及化学反应速率，从而促进沉积物氮内源释放。有机质与腐殖质为沉积物溶解性有机氮的主要成分，能被微生物的氨化作用分解成NH4+-N。一部分NH4+-N扩散进入上覆水体，升温增强了微生物氨化作用(王静等，2008)，并减弱了沉积物对铵的吸附能力(李鑫，2011)，使得NH4+-N的释放量大于其消耗量，因而上覆水体中NH4+-N释放强度与温度呈正相关关系，而TDN-N释放量亦会随之升高。一部分NH4+-N在不同溶解氧环境中可转化为N2O、NO3-、NO2-、N2等，在培养初期(0～4 d)，沉积物-水界面的NO3--N浓度梯度是扩散过程的主要助推力，同时，沉积物对氮的固定力随着温度的升高而降低(陶玉炎等，2013)，进而导致NO3--N高温时有最大浓度，而5 ℃时NO3--N持续释放的时间更长(图3)。一定温度范围内，微生物代谢活动在较高温下比较活跃，泥-水界面的溶解氧快速消耗，硝化反应无法深入进行，底泥以释放出NH4+-N为主；温度低时，微生物活动能力差，泥-水界面溶解氧含量较高，硝化过程加快(刘培芳等，2002)，且NO3--N需要亚硝化细菌、硝化细菌的共同作用，因而底泥NO3--N的内源性释放对溶解氧的响应存在滞后现象(李鑫等，2011)，这可能也是低温时沉积物NO3--N持续释放时间长的原因之一。另外，避光、溶解氧低条件下，反硝化细菌比较活跃，NO3--N经反硝化作用转化成N2，可能降低了上覆水体中NO3--N的浓度。

2.2 扰动对沉积物氮释放的影响

水力扰动是影响浅水湖泊沉积物营养盐释放的一个重要因素(Reddy， 1996)，能对底泥不同形态氮的释放产生影响。扰动底泥表面，使沉积物中含氮颗粒物悬浮，可降低上覆水体与间隙水间的传质限制，减少释放阻力，加快底泥氮向上覆水体的释放(于军亭等，2010)，同时，也可能导致铁锰氧化物等胶体悬浮，进而吸附水中的氮化合物(李鑫，2011)。本实验在不同扰动情况下，上覆水TDN-N浓度的峰值差异不大(图4a，b)。两个站位底泥的TDN-N释放强度受扰动的影响显著(p<0.01；图4c，d)，其累积释放量的趋势均为TDN-N60r>TDN-N0r>TDN-N120r。而沉积物NO3--N的释放强度与TDN-N一致(图6)，亦为NO3--N60r>NO3--N0r>NO3--N120r，NO3--N浓度在达到最大值后，120 r时下降最快，60 r时下降最慢。这些结果表明适当的扰动能够有效促进鄱阳湖底泥向上覆水体中释放TDN-N和NO3--N。如图5所示，两个站位上覆水体NH4+-N随着扰动程度的加大，其浓度及累积释放速率降低。上覆水体NH4+-N累积释放量亦受扰动的影响显著(p<0.01)，实验初期的0～3 d，扰动可以加快氨氮的释放速率，在第三天，60 r和120 r条件下上覆水中的氨氮浓度显著高于静置条件下上覆水中氨氮的浓度；在释放3 d后，静置组上覆水中氨氮浓度显著高于扰动组，释放强度趋势表现为NH4+-N0r>NH4+-N60r>NH4+-N120r，随着时间变化，在10～15 d内NH4+-N释放速率趋于稳定(图5c，d)。已开展的相关研究表明，扰动强度的增加可以促进底泥中氨氮向水体扩散(李志萍等，2013；陈红等，2015；朱浩等，2014)。但本研究结果表明，实验后期上覆水中的氨氮浓度与扰动强度表现为负相关。原因是尽管一定程度的扰动可以增大沉积物对氨氮的解吸量，但同时也增大了沉积物对氨氮的吸附量。有研究证实，水动力条件对氮释放的影响仅是有限的短期效应，何宗建等(2014)在鄱阳湖的研究表明氨氮释放主要集中在0～5 min时段，本研究中实验开始的0～3 d同样表现为随着扰动强度的增大氨氮释放量逐渐增大；而在水动力作用下，表层底泥以及再悬浮底泥向水体释氮达到一定程度后，可能进入一种氮释放“枯竭”状态，此时底泥和悬浮物中的氮向水体的释放与水体中的氮向底泥和悬浮物上的沉积和吸附达到一种动态平衡。在释放的过程中由于大量的空气卷入，氨氮逐渐氧化成为硝态氮，在共同作用下，实验的后期扰动组上覆水氨氮浓度与静置组逐渐趋于一致甚至低于静置组。熊蕾等(2015)在东江开展的研究结果与本研究结果相似，同样表现为扰动条件下水中溶解氧质量浓度升高，氨氮氧化变成亚硝酸盐氮、亚硝酸盐氮氧化变成硝酸盐氮的速度加快。因此，溶解氧质量浓度增加导致氨氮的质量浓度降低，而硝酸盐氮的质量浓度会有所增加。尤本胜等(2008)在太湖的研究结果也表明，由于水中胶体及颗粒悬浮物大多带负电荷，氨氮带有正电荷，因此颗粒物对氨氮的吸附是无机氮吸附的主要方面，风浪作用增加了水体颗粒物的数量，加剧了水体颗粒物运动和颗粒物之间及颗粒与离子之间的碰撞，增大了水体无机和有机胶体颗粒对溶解盐类的吸附作用，因此小风和中风的再悬浮过程导致水体氨氮含量显著下降。因此，适当的扰动能够促进鄱阳湖湖区两个站位底泥中TDN-N与NO3--N的释放；而一定强度的扰动条件下，氨氮释放是短期效应，达到一定程度后将逐渐达到释放和吸附的平衡。

3 结论

(1)温度对鄱阳湖沉积物不同形态氮释放的影响存在差异，一定范围内温度升高，可促进沉积物TDN-N、NH4+-N的持续释放，随着时间的推移其累积释放量不断升高。同时，40 ℃时上覆水体NO3--N有最大释放浓度，且温度越高沉积物NO3--N的持续释放时间越短，5 ℃时NO3--N持续释放时间最长，上覆水体NO3--N浓度多趋向于零。

(2)适当的扰动能够加快鄱阳湖沉积物TDN-N、NO3--N的释放。实验初期扰动能够加速氨氮向上覆水体释放，随后将趋于稳定，反应一段时间后静置条件下上覆水中氨氮含量将高于扰动条件下上覆水中氨氮的含量。水动力条件下，氨氮释放是短期效应，达到一定程度后将逐渐达到释放和吸附的平衡。