鹽堿化改良區農田排水溝水體與底泥界面微環境特征分析

潘延鑫，馮紹元，井思媛，羅 紈，賈忠華

（1. 揚州大學水利科學與工程學院，揚州 225009；2. 南昌工程學院鄱陽湖流域水工程安全與資源高效利用國家地方聯合實驗室，南昌 330099）

0 引言

作為農田與受納水體之間的一個過渡帶，農田排水溝在長期運行過程中演變成一種由水體-底泥-生物組成的濕地生態系統，具有凈化農田排水和改善灌區水環境的作用[1-3]。其中，表層底泥為各種物質循環和能量轉換的活躍區域[4]。已有研究表明，水體污染物遷移轉化的重要環節大都是發生在表層底泥環境的微界面，污染物變化或反應特性與界面微環境密切相關[5-6]。溶解氧（Dissolved Oxygen，DO）、硫化氫（Hydrogen Sulfide，H2S）等物質含量是表征水體-底泥界面化學特征和組成的重要指標，可以直接反映底泥微環境的狀態和組分變化[7-8]。氧氣在底泥物質遷移轉化過程中起著關鍵作用[9-10]，水體與底泥孔隙水中DO濃度的時空變異可顯著地影響其界面附近物質儲存與轉運[11]、微生物過程[12]及污染物形態轉化[13]等，缺氧環境下硫酸鹽還原菌（Sulfate Reducing Bacteria，SRB）可利用硫酸根作為電子受體進行無氧呼吸產生H2S，進而影響底泥的生態功能。因此，水體與底泥界面微環境的研究備受關注[14-15]。

在界面微環境研究過程中，確定擴散邊界層（Diffusion Boundary Layer，DBL）是非常關鍵的環節，而測量界面DO濃度的傳統方法對沉積物的擾動較大，難以保證測量精度。隨著計算機科學的發展以及傳感技術的進步，微電極成為測量DO以及硫等物質在沉積物-水界面垂直方向上特別是在DBL中濃度分布的有效手段[16]，提升了人們對沉積物-水界面高分辨率的認識，例如Gundersen等[17]利用DO微電極精細（垂向分辨率達0.05～0.1 mm）觀測了沉積物-水界面DO含量的微小變化，他們發現上覆水體中的DO維持在相對穩定的水平，當進入DBL后DO的濃度開始逐漸、顯著地呈線性下降，由此可以確定DBL厚度在0.2～1 mm之間[18]，其厚度主要受上覆水流速和沉積物地形粗糙度的影響[19]。

利用微電極直接測量沉積物的化學濃度梯度，從垂直化學濃度剖面可計算其通量、消耗量和滲透深度，由此可推知氧化還原環境、微生物活動的層次和性質乃至各種化學成分的生物地球化學循環[20-21]。不過，這些研究多集中在海洋、湖泊[22]、河流、水庫等沉積物-水界面微環境[23-24]，對農田排水溝中水體與底泥界面微環境變化鮮有報道。界面微環境特征指標可用來評價宏觀上不同系統的實際應用效果。作為農田與受納水體之間的一個物質傳輸的重要環節，排水溝水力條件對于其中的物質循環及污染物輸出具有重要作用。開展對農田排水溝水體與底泥界面微環境指標變化趨勢的研究，有助于了解化學物質和污染物在水體中遷移和轉化的機理，為發揮排水溝這一人工濕地控制和治理農業面源污染提供理論依據與技術支撐。

陜西省富平縣鹵泊灘鹽堿化改良區，因歷史上曾為古湖泊洼地，土壤鹽分累積較多，區內農業生產一直受到土壤鹽漬化的制約。1999年末，經有關部門土地平整和健全灌排系統措施，在降雨和灌溉的作用下，農田土壤鹽分逐漸降低。受其地形影響，農田排水溝除了接納本區的排水以外，還接納部分來自上游灌區的退水，區內排水溝和一些下游洼地形成了一定的水面[25]。研究區上游改良區農田各級排水溝之間水力聯系通暢，而下游部分鹽荒地農田排水溝則與外界無連通，排水出路不暢，導致溝內水體環境惡化問題[26]。為了明確鹽堿化改良區與鹽荒地兩種水力條件差異較大的排水溝生態系統中底泥污染物變化規律的差異，本文以鹵泊灘灌區農田排水溝水體與底泥為研究對象，通過原位采集改良區和鹽荒地排水溝水體與底泥，模擬天然水體環境，運用微電極系統對其界面微環境指標（DO、H2S）進行測定，在前期界面氧通量研究[27]的基礎上進一步對比分析排水條件影響界面微環境的變化規律及其過程，為深入研究灌區農田排水溝底泥污染物運移及其他生物地球化學過程提供基礎信息，為農田排水溝水生態環境和農業可持續發展提供理論指導。

1 材料與方法

1.1 研究區底泥采樣點及分析方法

如圖1所示，2019年3月16日（春季）在陜西省富平 縣 鹵 泊 灘 鹽 堿 化 改 良 區（109°18′-109°42′E、34°43′-34°50′N）農田排水溝中進行底泥采樣，采樣剖面分別布設在上游改良區和下游鹽荒地相鄰的4條農溝中央位置，且選取的4條鹽荒地排水溝均與外界無水力連通。研究區農田排水溝實況如圖2所示。

每個監測樣點用Niskin（美國General Oceanics）采水器采集泥面以上10 cm處的水樣，放入車載冰箱（中國FYL-YS-117A）冷藏帶回實驗室，同時用Beeker（荷蘭04.23.SA）型沉積物原狀采樣器取界面清晰的泥柱，控制柱狀樣深度30 cm，并帶原位上覆水，密封后運回實驗室，每個監測點位每次取3個水體樣品，采集5個柱狀泥柱，供平行測試，共采集泥柱40個。依據監測剖面的命名和供試泥柱數對所觀測的DO濃度剖面進行依次編排（剖面01～40），同時利用多參數水質分析儀（美國HACH HQ40d）測定現場采樣點水質指標。實驗室水質指標總氮和總磷的測定依據國家環保總局編著的《水和廢水監測分析方法》（第四版，2002），底泥有機質采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法測定參照《土壤農化分析》（第三版，2008）。底泥SO42-含量采用液相色譜儀（美國 Agilent-HPLC1100）進行測定。底泥含水率采用烘干法測定，將待測濕底泥按照2 cm分層混合均勻后進行測定，將濕泥在105 ℃條件下烘12 h至恒質量，計算含水率。底泥分層粒徑分析樣品用稀鹽酸、雙氧水處理，分別去除碳酸鹽和有機質后，用激光粒徑分析儀（英國Mastersizer-2000）進行測定。

1.2 微電極測定方法

本試驗采用丹麥微電極（MM-METER，Unisense）系統在實驗室進行農田排水溝水體與底泥DO和H2S濃度剖面測量。該系統主要由微電極、四通道主機、馬達控制器、微電極推進器、Sensor Trace PRO軟件、實驗室支架LS18等組成（圖3）。

1.2.1 DO測定

Unisense DO微電極尖端外徑為25μm，在校正之前必須預極化2 h以上，DO微電極的極化電壓為-0.8 V，預極化信號值穩定后進行校正。DO微電極的校正方法參見文獻[27]。試驗設置5個平行樣分別測量DO值，對同一監測點位的DO測量3次后求平均值，每組試驗重復進行3次，測量步長為100μm，剖面起始于底泥界面上邊界2～3 mm處，每組DO濃度剖面的測量時間約為30 min，從08:30分開始連續觀測至第2天06:30分結束，共觀測120個DO剖面。

1.2.2 H2S測定

Unisense H2S微電極是一個帶有內參比電極、測量電極和保護電極的微型化皮安微電極，其尖端外徑為25μm，在校正之前必須預極化2 h以上，H2S微電極的極化電壓為+0.08 V，預極化信號值穩定后進行校正。H2S微電極的校正需要3點校正。首先制作Na2S儲備液，然后向不同體積的儲備液中加入無氧鹽酸溶液（pH≤4.0）制作成不同濃度的H2S標液，校正液溫度必須與待測樣品一致，校正和測量應該在同一環境下，電極放進不同校正液前要用蒸餾水進行清洗。H2S剖面測量深度受限于所購買電極長度，最大只能測量到距離界面約40 mm處，測量步長50μm，每組H2S濃度剖面的測量時間約為60 min，共觀測24個H2S剖面。

1.3 Profile模型模擬簡介

Jan等[28]結合微電極建立了Profile模型，引入了氧氣凈產量的概念，即光合作用、呼吸作用以及擴散作用綜合的結果，來反映界面中有氧微生物的生命活動強弱。模型可以分辨水中汽泡、生物活動等偶然因素引起的異常數據，精確體現剖面結構，應用實測剖面溶質濃度數據和底泥孔隙度等作為邊界條件進行分層優化擬合計算得出每層的單位體積耗氧速率。對于DO剖面圖來講底部氧氣已耗盡，一般都是以一個恒定的濃度值0作為結束終點，即在剖面圖底部存在一個0濃度和0通量；而在H2S剖面的最頂部上方的一個區間里濃度值為0值，通量也為0通量，該模型主要基于Fick擴散第二定律

式中C(z,t)為時間t和深度z時的氧氣濃度，μmol/L；P(z)為深度z時的氧氣凈產速率，nmol/cm3·s；Ds為氧氣在沉積物中的擴散系數，cm2/s。當系統達到穩定狀態時有：

則式（1）變為

式中h指數值積分的步長，μm；即為垂直剖面上兩相鄰測點間的間距。對式（4）兩邊積分并合并后得到：

式中z為深度，μm；h指數值積分的步長，μm；C為氧氣濃度，μmol/L。

利用式（5）可以求得界面中凈氧氣產量變化速率，結果為正值時代表凈產氧速率，為負值代表凈耗氧速率。求解該式時需2個初始條件，分別為DO剖面濃度的0點和上覆水中DO值，前者代表好氧層的結束和厭氧層的開始，而后者被視為一個穩定的環境，可作為穩定邊界條件。計算步長h取100μm，擴散系數D取2.104×10-5cm2/s，Φ為底泥孔隙度。底泥孔隙度可以表示為

式中ω為底泥的含水率，%；ρS為底泥的密度，g/cm3；ρ為底泥的天然密度，g/cm3。

2 結果與分析

2.1 農田排水溝監測點水環境與底泥狀況

研究區農田排水溝監測點水體水質和底泥指標含量如表1所示。監測結果顯示：改良區排水溝水體EC值基本穩定在3.64～4.12 mS/cm，鹽荒地排水溝水體EC值在10.74～13.22 mS/cm之間波動，表明鹽荒地排水溝內鹽分有一定的累積；改良區排水溝水體DO值基本穩定在8 mg/L，鹽荒地排水溝水體DO值在3.21～5.44 mg/L之間變化，且水體有異常氣味；改良區排水溝水體TN含量在3.22～3.43 mg/L、TP含量在0.30～0.35 mg/L、底泥有機質含量在16.4～17.2 g/kg、硫酸鹽含量在127.5～143.6 mg/kg，鹽荒地排水溝水體TN含量在2.12～2.35 mg/L、TP含量在0.41～0.44 mg/L、底泥有機質含量在20.4～22.1 g/kg硫酸鹽含量在4231.8～4456.7 mg/kg，均存在不同程度的差異。

表1 改良區與鹽荒地排水溝監測點水體水質及底泥指標值 Table 1 Water quality and sediment indicator values of monitoring points at the reclaimed farmland and saline wasteland

2.2 農田排水溝監測點底泥剖面含水率與中值粒徑分布

農田排水溝底泥含水率的監測結果表明，由于底泥顆粒物的壓實作用，隨著底泥深度的增加含水率大致呈現出減小的趨勢（圖4），底泥0～10 cm內的含水率明顯高于10～20 cm，表層底泥均表現為越接近表層含水率越高，改良區與鹽荒地排水溝底泥表層10 cm范圍內含水率分別為54%～78%和73%～87%，反映出底泥相對接近理想的多孔滲水狀態，表觀為無定形態，且改良區排水溝底泥G1～G4剖面和鹽荒地排水溝底泥S1～S4剖面個別位置含水率出現一定的波動。現有沉積物含水率測定的結果表明，草、藻型湖區沉積物的含水率呈現出隨深度增加而逐漸減少的趨勢，并且拐點都出現在3 cm深度左右，含水率差異與沉積物中值粒徑的垂向分布有關[29]；沉積物中值粒徑越小，其孔隙度也越大，含水率則相應增大[30]；沉積物顆粒越細含水率越高[31]，通過沉積物粒度分布特征也可以識別其所在環境的水動力狀況[32]。總體來看，2種水力條件差異較大的排水溝中鹽荒地排水溝底泥剖面含水率較高，這與其較弱的水動力條件下形成的底泥顆粒中值粒徑較小（圖5）等因素有關。

圖5顯示8個監測點底泥剖面中值粒徑垂向分布，由圖可知，改良區排水溝底泥G1-G4剖面中值粒徑在12～15μm之間，隨著深度的增加而減小，底泥0～10 cm內的中值粒徑明顯大于下層，下層中值粒徑呈現鋸齒狀變化；鹽荒地排水溝底泥S1～S4剖面中值粒徑在9～11μm之間變化。改良區與鹽荒地2種水力條件差異較大的排水溝底泥中值粒徑不同，體現出一定的空間異質性特征。

2.3 農田排水溝水體與底泥DO濃度垂向分布

由DO微電極測得8個監測點不同剖面水體與底泥DO剖面濃度分布如圖6、圖7所示，由圖可知，水體與底泥界面DO濃度的垂向分布規律類似，即DO濃度隨著深度的增加逐漸減小，直至為0到達厭氧層。改良區水體與底泥界面以上（上覆水體）的DO濃度比鹽荒地高，鹽荒地排水溝水體DO呈現出一定的波動，均與現場水質DO監測結果（表1）基本一致。改良區與鹽荒地排水溝底泥氧氣滲透深度分別為10.2和2.1～2.6 mm，這主要與兩種水力條件差異較大的排水溝中上覆水體氧氣濃度和底泥有機質含量等因素的差異有關。鹽荒地排水溝上覆水體中氧氣濃度較改良區低，通過擴散進入底泥的氧氣也將減少，其滲透深度隨之減小；表層底泥富含有機質、微生物活性高，進入底泥的氧氣在很短距離內被消耗，導致氧氣的滲透深度減小。通過DO濃度線性分布、剖面拐點法獲得本次試驗的DBL厚度，結果表明改良區與鹽荒地排水溝監測點DO剖面的DBL厚度分別在0.4～0.8 mm和0.2～0.4 mm之間，存在一定的差異。

2.4 農田排水溝水體與底泥DO濃度Profile模型模擬

根據實測的DO剖面濃度分布，結合Profile模型假定在恒定狀態下忽略生物擾動和沖洗作用，剖面的上邊界條件為擴散邊界層最上面一點的DO濃度值，下邊界為底泥含氧區與無氧區的交界值設為0，消除偶然因素計算DO擴散通量，計算結果經F檢驗后輸出，經過比對選取改良區G4剖面和鹽荒地S1剖面進行分析，將模擬和實測的DO剖面濃度繪制于圖8。由圖可知二者吻合度較高，表明該模型能客觀地描述DO在界面擴散邊界層和底泥中的分布。改良區水體與底泥界面附近凈產氧速率為0.018 nmol/(cm3·s)，之后轉變為凈耗氧，直至氧氣耗散殆盡，凈產氧和凈耗氧速率量級均較小，鹽荒地水體與底泥界面附近最大凈產氧速率達到了0.58 nmol/(cm3·s)，約為改良區的32倍，相比較而言，鹽荒地排水溝底泥有機質含量較高、環境功能微生物活性較強，凈產氧和凈耗氧交替進行。總體來看，2種水力條件差異較大的排水溝底泥含氧層DO剖面變化梯度存在差異，DO濃度曲線的平滑程度表明二者的耗氧機制也有所不同[33]。

2.5 農田排水溝水體與底泥H2S濃度垂向分布及Profile模型模擬

由H2S微電極測得8個監測點水體與底泥H2S剖面濃度分布如圖9、圖10所示，圖中深度為0表示水體與底泥界面，垂直向下即為底泥深度。由圖可知，改良區排水溝監測剖面H2S濃度在垂向上的含量均很低（＜10μmol/L）；鹽荒地排水溝監測剖面H2S濃度在垂向上呈現出隨深度先增加后降低的總趨勢，峰值出現深度在界面以下約40 mm處，最高濃度可達178μmol/L。應用Profile模型對鹽荒地排水溝監測剖面H2S濃度在垂向上的分布進行模擬，圖10顯示模擬值與實測值吻合度較高，表明該模型也能客觀地描述H2S在底泥中的分布。鹽荒地排水溝底泥氧氣的最大滲透深度僅為2.6 mm（圖 7），低DO滲透深度更有利于底泥內源磷釋放，進而造成上覆水體中磷的積累并影響排水溝生態功能。采集的底泥樣品感官表現出發黑發臭，依據底泥硫酸根含量（表1）和已有研究結果[20,23,34]，初步推斷鹽荒地排水溝底泥中的H2S可能是SRB利用硫酸根作為電子受體進行無氧呼吸作用產生，尚需進一步深入研究。

3 討論

本文測定了農田排水溝水體與底泥界面DO濃度剖面。已有沉積物氧氣滲透深度測定結果顯示，Malawi湖沉積物氧氣滲透深度小于4 mm，Bailal湖沉積物含氧層分布范圍較大在0.6～50 mm，海底帶生物墊的含氧層在1～4 mm[28]；南京玄武湖北湖區底泥含氧層約為5 mm[22]，西南湖區底泥氧氣滲透深度最高可達20 mm[35]；太湖和南四湖沉積物含氧層在3～7 mm[36]；紅楓湖沉積物氧氣侵蝕深度為3.4～3.6 mm[20]；農田排水溝（干溝）底泥夏季含氧層厚度在1～6 mm[27]。上述國內外研究結果表明本次試驗結果是合理的，每個監測點位5個DO剖面濃度均具有較小的標準誤差，表明DO微電極獲取的界面濃度信息具有較大的可靠性。沉積物微尺度研究表明其地形圖呈現“溝壑縱橫”的形態，且DBL厚度與沉積物表層地形呈現高度吻合[17]，水動力條件、DBL厚度及氧通量之間存在一定的相關關系[37-38]，DBL厚度的變化主要受上覆水流速和沉積物地形粗糙度的影響[19]，因本試驗是在室內樣本保持靜止狀態下進行的，同一監測點位的DBL厚度一致，引起DBL厚度差異的主要原因可能是這2種水力條件差異較大的排水溝中采集的不同監測點位底泥樣本在室內測定時其表面均存在微地形，具體原因尚待深入研究。

底泥內部的生物、化學耗氧過程對水體與底泥界面上覆水中DO含量影響很大，底泥耗氧最大可占整個水體耗氧的90%[15,39-40]。McCarthy等[41]研究發現墨西哥灣低氧區底泥耗氧量是由底泥中有機物控制與調節的，而不是通常認為的由底泥含氧量決定。兩種水力條件差異較大的排水溝中水體營養鹽和底泥有機質含量均存在不同程度的差異，這可能是引起二者耗氧機制不同的原因（圖 8），后期應加強對農田排水溝底泥耗氧機制的研究，進一步耦合水體與底泥界面氮、磷營養鹽及DO遷移擴散間的關系。

根據微電極測定的水體與底泥界面DO和H2S濃度及Profile模型模擬，本文明確了不同水力聯系條件下排水溝水體與底泥界面DO、H2S動態連續變化數據。汪福順等[34]利用沉積物孔隙水中硫酸根濃度及硫同位素示蹤的方法，研究了湖泊沉積物中還原作用發生的深度和強度，結果表明沉積物界面下2～3 cm是SRB分布最活躍的區域，界面下2 cm附近硫酸鹽的還原速率達到最大，在6 cm深度以下SRB可檢活性極弱，H2S的產生主要與SRB的活性有關，同時也受沉積物所能提供的硫酸根電子受體數量的影響。鑒于DO濃度是氧化還原反應中“有氧-厭氧條件”的重要推斷依據，結合H2S的濃度變化，微電極定位測量可為相關生化過程的關鍵節點提供依據。以水體與底泥界面反硝化作用為例，依據沉積物深度上相應的氧化還原帶中電子受體被利用的先后順序[42]：結合鹽荒地排水溝底泥氧氣滲透深度為2.1～2.6 mm，在此深度以下H2S濃度開始逐漸增加直至界面以下約40 mm處出現峰值178μmol/L（圖10），考慮到微生物繼續利用來獲取能量，可推斷在40 mm剖面內，供微生物分解的已消耗殆盡，即反硝化作用結束。因此，微電極定位測量與Profile模型模擬聯合應用可為敏感區域（如水體與底泥界面）的相關氧化還原反應提供理論依據。

本研究區2種水力條件差異較大的排水溝生態系統中，鹽荒地的排水溝排水出路不暢，溝內水體與底泥中鹽分均有一定的累積，相對于改良區而言，水體與底泥界面微環境發生了變化，底泥中較高的H2S濃度會影響其生態功能。改良區農田各級排水溝之間水力聯系通暢，排水溝水體溶解氧濃度基本穩定在8 mg/L，底泥氧氣滲透深度為10.2 mm（圖6），H2S濃度在測定的剖面深度上小于10μmol/L（圖9），這表明保持溝渠與外界互連互通有助于農田生態環境的改善。

4 結論

本研究采取野外采樣、室內試驗與模型模擬相結合的方法對陜西鹵泊灘鹽堿化改良區和鹽荒地兩種水力條件差異較大的農田排水溝（農溝）水體與底泥界面微環境進行了研究，主要結論如下：

1）改良區排水溝水體溶解氧（DO）含量基本穩定在8 mg/L，鹽荒地排水溝水體DO含量在3.21～5.44 mg/L之間，2種水力條件差異較大的排水溝水體水質指標和底泥含水率、有機質含量、硫酸鹽含量均有不同程度的差異。

2）改良區與鹽荒地排水溝底泥表層10 cm范圍內含水率分別為54%～78%和73%～87%，含水率分布呈現出隨深度增加逐漸減小的總趨勢。

3）改良區排水溝底泥DO的滲透深度可達10.2 mm，擴散邊界層厚度為0.4～0.8mm；鹽荒地排水溝底泥DO的滲透深度最大為2.6 mm，擴散邊界層厚度為0.2～0.4 mm。

4）改良區排水溝底泥H2S濃度小于10μmol/L，鹽荒地底泥硫化氫濃度在垂向上呈現出隨深度先增加后降低的趨勢，界面以下約40 mm處出現峰值178μmol/L。

本研究是在實驗室靜止條件下進行的，后期應加強水動力條件下界面擴散邊界層厚度與物質擴散通量方面的研究；水體與底泥界面狀態為無定形，含水率較高說明其孔隙結構發達，物質在底泥中的運動與底泥的孔隙度密切相關，精確量化表征其三維孔隙結構是計算物質遷移的關鍵前提，值得深入研究。