郝文彬 黄佳舒 陶春梅 郭有顺# 林晓敏 马潇然 姚 羽

(1.广东省环境科学研究院，广东 广州 510045；2.广东环科院环境科技有限公司，广东 广州 510045；3.连云港市水利局，江苏 连云港 222000；4.南京师范大学环境学院，江苏 南京 210023)

磷被公认为是控制湖泊富营养化的关键，是湖泊营养盐循环重要的限制因子[1]。沉积物作为湖泊污染物的主要的蓄积库，沉积物内源磷的不断释放对湖泊富营养化进程起到了至关重要的作用[2-3]。因此，磷在沉积物-水界面的分布特征及迁移转化受到关注。沉积物-水界面磷扩散的方向能有效判断沉积物是营养盐的“源”还是“汇”。磷在沉积物-水界面的释放过程受到多方面因素的影响，主要包括沉积物结构、水动力条件、底栖生物扰动及藻华衰亡等过程[4-6]。因此，准确监测磷在沉积物-水界面的分布特征及其释放强度，是评估其内源污染的关键。传统的分析检测大多采用异位采集技术[7-8]，不能真实反映沉积物和孔隙水之间的交互作用，无法准确评估磷的释放通量[9-10]。基于此，原位监测技术在分析磷元素的分布及迁移特性的应用中日益受到关注[11-12]。

潼湖平塘位于广东省惠州市仲恺高新区。随着流域内城市的发展，潼湖平塘汇集了全流域污染的较大负荷。尤其是2021年以来，潼湖平塘总磷(TP)指标不达标。潼湖平塘周边河网水系复杂，导致湖体TP污染的来源和成因复杂，同时多年累积的底泥内源污染释放问题，造成含磷污染物进入平塘，加剧了TP污染。然而，目前缺乏对潼湖平塘沉积物的内源磷污染的定量研究。因此，开展潼湖平塘沉积物-水界面磷垂向分布特征以及释放通量的研究具有重要的现实意义。

本研究以潼湖平塘为研究对象，利用高分辨率孔隙水采样装置Peeper，原位采集沉积物-水界面的孔隙水样品，监测界面内磷的赋存特征及迁移特性；计算评估磷在沉积物-水界面的释放通量，解析沉积物磷污染负荷和内源磷释放水平，为后续水体富营养化控制及污染底泥治理提供参考依据。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况及样点布设

潼湖平塘位于23°0′N～23°2′N，114°11′E～114°16′E，呈长方形，长约6.2 km，宽约1.0 km，水深1.0～2.5 m，潼湖库区的有效容积约14 000万m3。潼湖平塘段的主要入湖河流包括甲子河、水围河、埔仔河、社溪河和梧村河，年平均气温22 ℃，常年平均降水量1 770 mm。目前潼湖平塘整体水质呈轻度富营养化状态。本研究设置了10个样点(S1～S10，见图1)，2021年11月采样。其中，S1和S2位于主要行水区(北岸附近)，S3和S4位于上游河道入湖区域，S5～S8位于南岸区域，S1、S9和S10在出湖区域。由于湖心区域(虚线标记区域)底泥厚度较低(<20 cm)且多为沙质颗粒，不易进行沉积物柱状样的采集，因此未设置样点。采样期间未发生降雨。

图1 潼湖平塘样点示意图

1.2 沉积物样品采集与原位监测

按照5 cm分层，利用柱状采样器进行柱状沉积物的采集分层，根据《土壤 总磷的测定 碱熔-钼锑抗分光光度法》(HJ 632—2011)测定沉积物TP。

原位投放Peeper装置获取孔隙水中的溶解性磷(SRP)。Peeper装置的主体由两列相同体积的小室组成，每列垂向排布36个小室，小室两侧分别覆盖一层0.45 μm聚偏二氟乙烯滤膜作为孔隙水的原位测定装置，室内预先封装去离子水，充氮去氧后插入沉积物中，单个小室获得400 μL孔隙水。利用透析膜过滤的特性，使沉积物孔隙水中一些可溶离子或分子通过透析膜与透析装置中的采样介质进行物质交换，放置一段时间后达到平衡[13]。本研究中，Peeper投放48 h后回收，低温保存，带回实验室，用200 μL移液枪从上至下依次将孔隙水样品取出。利用酶标仪(Synergy H4)对孔隙水SRP浓度进行分析。

基于SRP的剖面分布，采用一维孔隙水扩散模型法计算底泥SRP的释放通量[14]。

2 结果与讨论

2.1 潼湖平塘水体基本理化特征

利用YSI装置测定各样点上覆水的理化性质，结果见表1。潼湖平塘各样点DO为3.26～8.87 mg/L。位于湖区东南部行水区的S5～S7的DO较低，这可能是由于湖泊较浅的水深会造成藻类迅速大量繁殖，快速降低水体DO浓度[15-16]。水体pH整体为弱碱性(除S6)，ORP为230.4～333.6 mV。淤泥厚度差异明显(30～120 cm)。

表1 潼湖平塘样点水体理化指标

2.2 沉积物TP的垂向分布特征

10个样点不同深度的TP平均值为1.20～4.98 mg/g(见图2)，表明磷污染负荷相对严重。垂向上TP分布没有明显特征。空间分布上，S6～S10的沉积物TP浓度较高，排序为S9>S8>S6>S7>S10>S2>S3>S1>S5>S4，整体表现为西南部较高、东部较低。各样点TP浓度差异较明显，这与区域沉积物的淤泥厚度、有机质含量和铁锰氧化物含量相关[17-18]。

图2 潼湖平塘沉积物TP的垂向分布

2.3 沉积物孔隙水中SRP的垂向分布

从空间上看，10个样点不同深度的孔隙水中SRP平均值为0.09～3.21 mg/L，排序为S2>S7>S9>S8>S1>S5>S10>S4>S6>S3(见图3)，西部高、东部低，这与样点的区域特征、氧化还原条件及微生物活性有关。与图2对比发现，SRP与TP的空间分布不一致，表明沉积物中TP并不是孔隙水中SRP的主导控制因素。沉积物中活性磷在受到扰动后，易迁移到孔隙水，从沉积物界面释放到上覆水中。活性磷常被认为是湖泊水体的一种限制性营养盐，这类磷的增加可能会加快多种水生生物的生长和繁殖，进而引起水质恶化和生态退化等[19]。

注：位置0 mm处为沉积物-水界面。

在垂向分布上，各样点上覆水中的SRP浓度均低于孔隙水，反映出SRP的可能迁移趋势，沉积物是上覆水磷的潜在“源”。同时，SRP随深度增加总体表现出先增大后减小的趋势。SRP在多数样点沉积物-水界面下0～3 cm快速增加到最大值，之后逐渐减小。不同深度孔隙水中SRP浓度与该层的微生物活性关系密切，与铁氧化物的吸附平衡也紧密相关[20]。文帅龙等[21-22]对于桥水库和大黑汀水库沉积物孔隙水的研究中发现，孔隙水SRP浓度由表层至深层表现出先增加后降低的现象，最大值均分布于4～5 cm，与本研究基本一致。

2.4 沉积物-水界面磷释放通量分析

潼湖平塘沉积物-水界面的磷释放通量为1.33～10.96 mg/(d·m2)，排序为S1>S10>S2>S5>S9>S6>S7>S4>S8>S3。S1～S10的磷释放通量分别为10.96、6.26、1.33、3.73、5.65、5.45、3.84、1.82、5.53、7.62 mg/(d·m2)。潼湖东部和中部(S3～S8)磷释放通量较低，平均值为3.63 mg/(d·m2)；西部较高，平均值为7.59 mg/(d·m2)。所有样点的SRP的迁移方向皆为沉积物向上覆水释放，此时上覆水是磷污染的“汇”。

沉积物累积来自于上覆水、颗粒物的溶解性和不溶性的含磷物质，并以SRP的形式赋存在孔隙水中。多种生化过程会导致沉积物-水界面中的磷再次释放到上覆水中，主要包括：在微生物驱动的有机质分解过程中，产生的游离态SRP迅速迁移到上覆水中；沉积物中铁氧化物被还原时，被吸附的磷会解析出来，通过孔隙水扩散到上覆水中[23]。同时，表层沉积物受到外界扰动后，会使得下层沉积物孔隙水中的SRP直接释放到上层水体。S1、S9和S10位于出湖区域，水体扰动较剧烈，加之水流流速较快，导致该区域内的磷释放较大。

2.5 潼湖平塘磷释放总量评估

不同湖区沉积物磷释放通量差异较大，西部明显大于东部。研究表明，由于温度升高，磷在夏季的释放速率高于秋冬季[24]。本研究采样在秋季，水温相对较低，因此计算得到的磷释放量处于全年的较低水平，预计该湖体在夏季会有更高的磷释放量。

此外，由表2对比发现，潼湖平塘沉积物磷释放通量明显高于大黑汀水库(冬季)、滇池(秋季)、骆马湖、南四湖(夏季)，与太湖(夏季)较接近。由此可见，潼湖平塘沉积物释放磷是水体磷的重要来源，在该湖泊富营养化防治过程中，应高度重视内源磷释放过程及四季变化，并研究建立内源磷污染控制的有效途径。

表2 国内湖库磷释放通量比较

3 结 论

(1) 潼湖平塘底泥中的TP污染较严重，且各样点的TP浓度差异较明显，TP的平均值为1.20～4.98 mg/g。垂向分布上TP没有明显特征。

(2) 沉积物孔隙水中SRP平均值排序为S2>S7>S9>S8>S1>S5>S10>S4>S6>S3，与沉积物TP的空间分布存在一定差异。在垂向分布上，孔隙水中SRP均高于上覆水，起到潜在“源”的作用，且在多数样点沉积物-水界面下0～3 cm快速增加到最大值，之后逐渐减小。

(3) 沉积物-水界面的磷释放通量为1.33～10.96 mg/(d·m2)，东部和中部磷释放通量较低，西部位于出湖区域，水体扰动较剧烈，导致磷释放通量较高。沉积物内源磷释放是上覆水磷的重要来源。