氮在富營養化湖泊沉積物－水界面的釋放

李 斌， 肖淑燕

(1九江市環境科學研究所;2九江市園林管理局， 江西 九江 332000)

沉積物是湖泊營養物質的重要蓄積庫，也是湖泊內源性氮的主要來源。當入湖營養鹽減少或完全截污后，沉積物營養鹽的釋放作用仍會使水質繼續處于富營養化狀態，甚至出現“水華”［1］。沉積物－水界面營養物質的地球化學轉化對湖泊，尤其是淺水湖泊的水環境質量與生態系統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量［3］，沉積物中的氮以有機態為主，有機氮通過礦化作用轉化為各種形態的無機氮，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化狀態。因此，研究氮在富營養化湖泊沉積物－水界面的地球化學轉化對湖泊富營養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雜的生物地球化學過程，與磷循環不同，氮在水體生態系統內的循環是開放式循環，由各種外污染源進入湖泊水體內的氮負荷，能夠借助發生在沉積物－水界面的硝化和反硝化作用，還原為N2O、N2，從而離開水體生態系統［5］。Seitzinger等［6］研究發現，通過沉積物厭氧層內的反硝化作用，以N2O、N2等無機氣體等形態去除的內源性氮負荷，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氮從水生生態系統中去除的主要路徑，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系統氮循環有著重要意義。

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營養物質氮穿過沉積物－水界面向上覆水傳送是沉積物中氮營養鹽釋放的重要途徑［8］，是影響湖泊水質的重要因素。因此，了解湖泊沉積物間隙水中的營養鹽濃度及其分布有助于更好地了解營養鹽在沉積物－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源負荷有直接關系［9］。從間隙水中釋放到上覆水中的氮形態主要是銨態氮，其次是硝態氮，并且這些從沉積物中釋放的氮大部分是源于有機物質的降解作用［10］。但是，范成新等［11］在研究日本霞浦湖沉積物－水界面營養元素交換動態時發現，沉積物對水體中的硝態氮呈現“負釋放”性能，即宏觀表現為上覆水體中硝態氮濃度隨測定次數的增加而不斷降低，硝態氮從水體中被“吸入”沉積物內，說明氮營養鹽物質在特定的環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供給機制［14］。湖泊中的內源營養物質從沉積物進入水體，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，湖泊內源營養釋放是值得關注的問題。

1.2 氮從沉積物進入上覆水的方式

沉積物中營養鹽的釋放是造成內源負荷的直接原因。湖泊沉積物間隙水中營養鹽進入上覆水有數種途徑，主要有分子濃度擴散、風浪導致的湍流擴散、生物擾動、藻類懸浮、水生植物傳輸等［16］。在淺水湖泊，主要有動態和靜態釋放兩種，這兩種釋放模式在淺水湖泊中同時存在。靜態釋放是在風平浪靜條件下營養鹽釋放的主要方式，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，從而限制了靜態釋放模式在淺水湖泊中的作用強度。根據太湖的野外調查，沉積物間隙水中的氮濃度較上覆水高數十倍［18］，從而形成了從沉積物間隙水向上覆水的濃度梯度，可以滿足營養鹽釋放的條件，但靜態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氮的濃度在實驗前期高于低溫時的數值，這是因為溫度的升高既有利于底泥釋放的營養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時，就可能有利于底泥中沉積營養鹽氮的釋放。

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

2.2 底泥疏浚深度

對于富營養化嚴重的湖泊而言，底泥疏浚是一種效果比較明顯和直接的治理途徑。疏浚上層富含營養鹽的底泥可有效地削減內源污染，但由于疏浚深度對底泥的內源釋放有較大影響［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，當疏浚深度為5cm或15cm時，從蘇州市古城區南園河沉積物－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鹽釋放出來，這種動態內源釋放對水質影響很大［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和膠體態氮向水體大量釋放，在擾動剛開始的時候水體中氮營養濃度有上升的趨勢，之后隨著繼續擾動，因顆粒物和膠體物質的凝聚沉淀作用超過了其懸浮量，氮營養鹽濃度轉而降低。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，從而延緩了營養鹽去除和水質的改善。

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礦化作用，生成硝態氮、銨態氮等無機離子擴散進入上覆水體中，提高水體氮的營養水平。另一方面，上覆水體中的硝態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，還原產生N2O及N2等氣體物質，散逸進入大氣中，退出水體生態系統氮循環，降低水體的污染負荷［5］。吳群河等［28］研究發現，低溶解氧水平加快底泥沉積物釋放銨態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，溶解氧與銨態氮和總無機氮濃度呈顯著的非線性相關。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，水體明顯出現銨態氮污染，這是造成富營養化的一個重要因素。

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底泥中各種形態氮，在好氧和厭氧條件下沉積物－水界面交換量變化及差異。結果表明，好氧條件下，硝態氮、亞硝態氮、銨態氮均有釋放，但釋放量較小。厭氧條件下，硝態氮和亞硝態氮呈負釋放狀態，銨態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現，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］研究發現:隨著鹽分的增加，銨態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系統中去除有效態氮的能力。

3 控制沉積物向水體釋氮的建議

3.1 控制外源性有機質的輸入

外源有機質含量的急劇增加，可導致沉積物表層的氧化層變成還原環境，使沉積物中不穩定的氮營養鹽活化，造成氮的釋放量增加?？刂仆庠从袡C質的輸入，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

對于富營養化比較嚴重的湖泊來說，底泥疏?？赡苁且环N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元素進行代謝活動這一自然過程達到去除水體中氮營養物質目的的方法。在淺水型的富營養化湖泊，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物質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，主要是微生物來降解環境污染物，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，因此生物修復可以充分利用這些細菌來調節水體自身的微生態平衡，達到促進氮循環細菌的生長、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，也可以對疏浚污泥進行生物處理。目前該技術主要停留在實驗室研究階段，但隨著生物技術的發展，大規模大面積的利用植物、微生物來修復污染底泥，應用前景廣闊，對今后我國水體富營養化治理具有實踐意義。

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