2018, Vol. 30 
(2: 中国科学院南京地理与湖泊研究所, 湖泊与环境国家重点实验室, 南京 210008)
(3: 江苏高校水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009)
(2: State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academic of Sciences, Nanjing 210008, P. R. China)
(3: Collaborative Innovation Center of Water Treatment Technology & Material, Suzhou 215009, P. R. China)
富营养化是湖泊发展过程中面临的主要生态灾害之一.大量外源污染物持续不断地进入湖泊，在湖泊中积聚并超过其天然自净能力，是导致湖泊富营养化的直接原因.氮、磷被认为是导致湖泊及其他水体富营养化的主要生源要素.大量研究表明[1]，富营养化的发生同时受到了氮、磷的影响和限制.随着湖泊富营养化的发展，水体中氮、磷营养盐不断累积，并通过沉降、扩散等形式汇入沉积物中，使得沉积物成为湖泊水体中氮、磷的重要蓄积库[2].当沉积物中氮、磷累积至一定程度时，可在风浪扰动、底栖扰动、氧化还原环境改变等条件下，通过扩散、对流、再悬浮等形式不断向上覆水体释放，成为湖泊的内源污染[3-5].诸多富营养化湖泊整治经验表明，在沉积物内源氮、磷负荷未得到有效削减前，即使切断了外源污染负荷，湖泊依然可能在数年甚至数十年内呈现富营养化状态[6-8].因此，湖泊沉积物氮磷赋存及其内源负荷的研究对于湖泊富营养化整治具有重要意义.
白洋淀(38°43'~39°02'N，115°38'~116°07'E)位于河北省中部，总面积为366 km2，流域面积为31200 km2[9]，是华北地区最大的浅水湖泊[10].随着雄安新区的成立及其长远规划的需求，白洋淀作为新区内最重要的水域之一，其生态环境状况受到各界的广泛关注.然而，流域内长期以来快速的经济、社会发展所产生的各类工农业及生活污染不断汇入白洋淀水域，使得白洋淀受到了严重的污染，水体已呈现严重的富营养化状态[11-12].早在1990s，白洋淀已经成为典型的富营养化湖泊[13]，多年来富营养化状况不断加剧，已成为区域内生态文明发展的重要制约因素.因此，白洋淀富营养化整治及环境修复对区域发展具有重要现实意义.在此过程中，对白洋淀各类污染负荷的研究将为其生态环境整治提供重要理论及技术支撑.
已有研究表明[14]，除了长期接纳来自保定市生活污水和工业废水的府河仍不断流入白洋淀，其他入淀河流流量已逐渐减少，多条河流已出现长期季节性断流现象.在此背景下，白洋淀内源氮、磷负荷已成为加剧白洋淀富营养化的重要污染源.然而，目前对于白洋淀的研究主要关注水相及水生植被层面，如对白洋淀水体理化特性及污染情况[15]、植被分布情况[16]等的研究.少量研究曾对白洋淀部分区域沉积物总氮、总磷[17]和金属[18]及持久性有机污染物[19]状况进行研究.已有研究虽然为白洋淀污染负荷研究提供了一定的支撑，但目前对于全淀范围内底泥氮、磷详细赋存状况及沉积物—水界面氮、磷交换通量的研究较少，无法满足白洋淀生态环境整治过程中对沉积物内源氮、磷污染负荷的整治需求.因此，本研究在白洋淀重要水域内布设了多个研究点位，以野外原位调研和室内培养实验相结合的形式对白洋淀沉积物氮、磷赋存含量、形态及沉积物—水界面氮、磷交换情况进行详细地研究，希望通过此研究提供更加详实的白洋淀沉积物内源氮、磷负荷数据，为白洋淀沉积物内源污染整治提供科学的依据.
1 材料与方法 1.1 研究区域与样品采集白洋淀污染整治已成为雄安新区建设过程中需要解决的重要生态环境问题，其中，沉积物内源污染负荷的削减是淀区生态环境恢复的关键.为了调研白洋淀沉积物氮、磷营养盐赋存及其内源负荷状况，于2017年5月在白洋淀水域内共设置了11个采样点位.由于白洋淀水陆交错，淀内环境复杂，因而采样点位主要围绕重要水道和水域面积相对较大的淀.使用柱状重力采样器(Φ 90 mm × 500 mm，Rigo公司，日本)原位采集柱状沉积物样品22根，具体采样点位分布状况如图 1所示.各柱状沉积物样品深度均在20~30 cm之间，在无扰动情况下，将所有柱状样品运至实验室内，确保沉积物—水界面处于接近原位环境的状态.同时，每个点位采集5 L上覆水用于沉积物氮、磷静态释放实验.沉积物柱状样品运回实验室后立即放置于流动培养装置内，在与原位温度相近的条件下进行沉积物—水界面氮、磷交换通量的研究.
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图 1 白洋淀底泥柱样采集点位分布 Fig.1 Distribution of the sediment core sampling sites in Lake Baiyangdian |
1) 静态释放实验:所有柱状样品转运至实验室后，立即使用400目(0.038 mm)筛绢过滤原位采集的上覆水样，以去除水样中40 μm粒径以上的颗粒物及一些浮游动物，以避免对柱样内水柱和泥水界面的扰动，便于开展静态释放培养实验.所有样品按照编号顺序整齐排列，以便进行下一步实验.采用虹吸的方法，使用乳胶管引流排出柱状泥样的上覆水，避免搅动沉积物—水界面，随后沿壁缓慢加入过滤后的水样至界面以上20 cm处并做标记.释放实验开始后每隔12 h(取至72 h)在上覆水中部抽取50 ml水样，使用0.45 μm水系膜过滤并检测水样中的铵态氮及磷酸盐，取样后添加原水样至20 cm刻度线标记处.
2) 间隙水获取方法:间隙水的获取使用平衡式间隙水获取装置(Peeper)完成.每个Peeper含有30个小格，格间距4 mm，每格容量为300 μl.使用前将孔径0.45 μm的硝酸纤维滤膜固定于Peeper两侧，置于去离子水中充氮气24 h以排出Peeper内的氧.随后，将Peeper插入至柱状沉积物中，沉积物—水界面上部露出约3~5 cm，以此获得完整的间隙水—上覆水剖面.将柱样置于室温下平衡3 d后，取出Peeper并使用无氧去离子水冲洗，之后使用酶标板取出Peeper内平衡的间隙水样.在酶标仪(Biotek Epoch, Winooski, VT, USA)中采用微量比色法检测间隙水中铵态氮和磷酸盐浓度[20].
1.2.2 释放及扩散通量计算沉积物—水界面氮、磷扩散通量计算使用以下公式：
| $ F = \varphi \cdot {D_s}\frac{{{\rm{d}}C}}{{{\rm{d}}z}} $ | (1) |
式中，F代表铵态氮、磷酸盐的扩散通量(mg/(m2·d))，通量正值表示污染物由底泥向上覆水体中释放，负值表示污染物由上覆水体向底泥中汇入；φ代表底泥(0~3 cm)的孔隙度；Ds代表铵态氮或磷酸盐在泥水界面处的扩散系数(10-6/(cm2·s))，可根据底泥的孔隙度φ计算(当φ＜0.7时，Ds=φ·D0；当φ > 0.7时，Ds=φ2·D0)[21]；D0代表铵态氮或磷酸盐在泥水界面处的理想扩散系数(10-6/(cm2·s))，可根据界面温度计算[22]；dC/dz代表铵态氮或磷酸盐在泥水界面处的浓度梯度，本研究中使用界面上部3.2 cm的上覆水体和下部3.2 cm底泥之间的浓度梯度，在计算过程中使用一级反应动力学进行拟合[23].
沉积物中氮、磷释放通量的计算公式为[23]：
| $ r = \left[ {V\left( {{C_n} - {C_0}} \right) + \sum\limits_{n - 1}^n {{V_{j - 1}}\left( {{C_{j - 1}} - {C_{\rm{a}}}} \right)} } \right]/\left( {A \cdot t} \right) $ | (2) |
式中，r为释放通量(mg/(m2·d))；V为上覆水体积(L)；Cn、C0和Cj-1分别为第n次、初始和第j-1次采样时铵态氮或磷酸盐的浓度(mg/L)；Ca为水样中所添加物质的浓度(mg/L)；Vj-1为第j-1次采样体积(L)；A为沉积物—水界面面积(m2)；t为释放时间(d).
1.3 分析测试方法按照0~1、1~2、2~4、4~6、6~8、8~10、10~15、15~20 cm间隔对底泥柱状样品进行切割分层.分层后的底泥样品立即使用聚乙烯自封袋密封保存，每一层底泥样品尽量扎紧袋口，用手挤尽袋中的空气，防止底泥被氧化，并置于冰箱冷藏保存.分层后的湿泥样品(注意每层泥样均需混合均匀)一部分用坩埚于110℃烘箱烘干检测含水率，另一部分置于自封袋冷冻干燥后用玛瑙研钵研磨成粉，过100目(0.150 mm)分样筛，装入自封袋保存待测.
沉积物总氮(TN)和总磷(TP)含量按照《湖泊生态系统观测方法》规范[24]采用碱性过硫酸钾消解—分光光度法进行测定.沉积物中弱结合态铵态氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3--N)的提取参考Shannon等[25]的方法进行；沉积物磷形态根据Rydin[26]的方法通过连续提取的方法进行磷分级，分级出的磷形态包括：可交换态磷(Ex-P)、钙磷(Ca-P)、铝磷(Al-P)、铁磷(Fe-P)、有机磷(OP)、残渣态磷(Residual-P).以上提取出的铵态氮、硝态氮及磷形态样品分析参照《水和废水监测分析方法(第四版)》[27]中的相应方法.
1.4 数据分析白洋淀点位图由Suffer软件(Golden software, Golden, Colorado, USA)进行绘制；数据图的绘制使用Origin 9.0 (Origin Lab, Northampton, MA, USA)软件完成；各指标差异性分析使用单因素方差检验(ANOVA)方法，数据相关性分析使用Pearson相关性分析，以上分析使用SPSS 19.0 (IBM, New York, NY, USA)软件完成.
2 结果与讨论 2.1 沉积物TN和TP含量空间变化规律TN含量在很大程度上可以反映出该地区沉积物的营养水平[28].白洋淀基本特征是草型富营养化浅水湖泊，氮是湖泊草型富营养化的限制因子[12].由图 2可知，白洋淀沉积物TN含量在1230.8~9559.0 mg/kg范围内，平均含量为2379.5 mg/kg，与太湖(TN含量为363.9~1534.8 mg/kg)[29]、巢湖(TN平均含量为1696.0 mg/kg)[30]等典型的严重富营养化湖泊相比，白洋淀沉积物TN含量较高，说明淀内沉积物受到了严重的氮素污染.这与Liang等[31]的研究结果相近，其认为白洋淀沉积物氮污染尤为突出，主要污染来源可能是周围居民的生活污染以及水生植物的腐烂累积.由于白洋淀水陆交错，淀内环境复杂，生长着大量的芦苇、菹草等大型水生植物，与太湖、巢湖等典型富营养化湖泊不同的是，大型水生植物的长期腐烂累积可能是导致沉积物中氮素富集的重要原因.在采样过程中也发现，白洋淀沉积物中富含大量尚未降解完全的植物组织.从沉积物TN含量空间分布情况看，每个采样点的TN含量表现出很明显的差异性(P＜0.01)，BYD6和BYD7的TN含量最高，平均含量分别为4437.9和3535.2 mg/kg，为重度污染[30]. TN含量最低的样点是BYD10，平均含量为1194.7 mg/kg；其次是BYD1点，平均含量为1391.88 mg/kg，污染程度相对较轻[30].各点位TN平均含量高低顺序依次为：BYD6(4437.9 mg/kg)、BYD7(3535.2 mg/kg)、BYD11(2996.1 mg/kg)、BYD3(2766.1 mg/kg)、BYD4(2180.3 mg/kg)、BYD9(2082.0 mg/kg)、BYD2(1980.5 mg/kg)、BYD5(1965.0 mg/kg)、BYD8(1644.3 mg/kg)、BYD1(1391.9 mg/kg)、BYD10(1194.7 mg/kg)，各区域氮污染程度差异显著(P＜0.01).
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图 2 沉积物TN含量垂向分布 Fig.2 Vertical distributions of TN content in the sediments |
不仅各采样点间TN含量差异性较大(P＜0.01)，同一个采样点垂向上也呈现显著的差异，表现为沉积物TN含量总体上呈现自表层往下逐渐降低的趋势，其中，BYD1、BYD5、BYD8和BYD10点在10~20 cm处沉积物中TN含量有上升趋势，可能与历史上白洋淀曾有过干涸现象，导致沉积状况发生改变有关[32].白洋淀表层沉积物TN平均含量为2918.0 mg/kg，而15~20 cm沉积物TN平均含量为2049.1 mg/kg，虽均处于重污染程度[30]，但相比之下表层氮污染程度比深层更严重.说明新近沉积造成的污染要显著高于历史沉积污染，白洋淀沉积物氮污染过去数十年来呈现不断加剧趋势.此外，从各点位垂向TN含量波动幅度看，各点位波动幅度大小依次是BYD6(6909.2 mg/kg) > BYD11(2307.2 mg/kg) > BYD7(1627.8 mg/kg) > BYD9(1536.1 mg/kg) > BYD8(1190.9 mg/kg) > BYD3(1069.7 mg/kg) > BYD5(866.1 mg/kg) BYD2(813.7 mg/kg) > BYD10(772.4 mg/kg) > BYD4(495.7 mg/kg) > BYD1(330.6 mg/kg)，说明各点位受到的历史污染累积状况存在较大差异，不同区域氮污染来源及污染量可能存在较大差别.
白洋淀沉积物TP含量变化范围在344.4~915.4 mg/kg之间，平均含量为608.4 mg/kg(图 3)，与太湖平均含量(600.0 mg/kg)[31]相近，低于巢湖平均含量(790.0 mg/kg)[33].各采样点中，BYD7的TP含量最高，平均含量为753.0 mg/kg，该点位于郭里口村附近，同时处于府河入淀河口下游，推测该点TP含量过高可能与人为活动和入湖污染大量排放有关.其次为BYD8，平均含量为730.1 mg/kg，该点位于泥李庄村下游，并处于府河入淀河口下游，推测与BYD7点相似，均是由人为活动和入湖污染长期冲击造成. TP含量最小的点位是BYD11，平均含量为451.1 mg/kg. BYD11点TP含量比较低的原因推测是因为该点位于白洋淀南边水域较为开阔的范峪淀中央区域，远离村落，人为活动排放影响相对较小，芦苇、香蒲生长茂盛，水体自净能力较强，使得该点位沉积物中磷污染累积较小.从TP含量垂向分布看，虽总体有自上而下沉积物TP含量减少的趋势，但在BYD2、BYD4、BYD8、BYD9和BYD10等点位中也出现了类似于TN含量分布的突变趋势，可能与水量变化导致的历史沉积改变和水生植物腐烂等因素有关.
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图 3 沉积物TP含量垂向分布 Fig.3 Vertical distributions of TP content in the sediments |
以上分析表明，白洋淀沉积物氮、磷赋存含量较高，受到了严重的氮、磷污染.其中，BYD7点附近区域TN、TP含量相对较高，根据已有研究结果[32, 34]，这和该区域人类活动及大面积养殖有关，生活污染及养殖过程中饵料投喂汇入的大量氮、磷营养盐在沉积物中不断累积，使得该区域沉积物氮、磷污染突出.
2.2 沉积物氮磷赋存形态特征对白洋淀沉积物中赋存的弱结合态铵态氮及硝态氮进行了分析，结果发现(图 4)，沉积物铵态氮含量在3.2~175.8 mg/kg之间，虽低于长江中下游富营养化突出的巢湖、太湖等湖泊典型重污染区域沉积物中铵态氮含量(116.4~705.4 mg/kg[2, 35])，但依然存在着突出的铵态氮污染.从垂向分布看，随着沉积物深度的增加，铵态氮含量呈逐渐升高趋势.其原因是随着深度增加，沉积物中氧气逐渐减少，呈现厌氧环境，铵态氮更容易形成并累积[36-37].此外，白洋淀沉积物中大量水生植物残体的降解加剧了厌氧环境，采样过程中发现，沉积物多呈现严重的黑臭状况，由此进一步促进了铵态氮的形成.各点位中，BYD7点铵态氮含量相对较高，平均含量为137.5 mg/kg；BYD10点铵态氮含量相对较低，平均含量为7.8 mg/kg，沉积物中铵态氮含量与TN含量呈现显著的相关性(P＜0.05).沉积物中硝态氮含量总体在24.7~76.6 mg/kg之间，与长江中下游部分湖泊沉积物中硝态氮含量相近(30.3~71.8 mg/kg)[2]，其中，BYD7和BYD11点硝态氮含量较高，这可能与这2个点位较高的TN浓度密切相关.从沉积物中弱结合态氮形态垂向分布看，随着沉积物深度的增加，硝态氮的含量和比例逐渐降低而铵态氮的含量逐渐上升，造成这一现象的主要原因可能是随着还原环境的加剧，沉积物中硝态氮向铵态氮不断转化[36].
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图 4 不同分层沉积物中弱结合态铵态氮及硝态氮含量 Fig.4 Contents of ammonium nitrogen and nitrate nitrogen in different stratified sediments |
从各点位磷形态总体分布状况看(图 5)，Ex-P所占比例最低，大约在0.2% ~7.5%之间.各采样点总体上表层可交换磷所占比例比深层所占比例大，随着深度的增加，Ex-P所占比例逐渐减小.在各个点位中，BYD7点Ex-P所占比例较高，Ex-P是最容易溶解释放的磷形态，极易对间隙水中磷酸盐含量及沉积物—水界面磷通量产生影响. Ca-P所占比例最高，这与其他研究人员对白洋淀的研究结果相近[14, 38]，结合梁淑轩等[38]对白洋淀沉积物理化特征的分析数据可推测，Ca-P含量高可能与白洋淀沉积物以黏土为主，属于中性偏碱性钙化土壤有关.各采样点中，BYD7点Ca-P所占比例较低，最低为38.3%，含量为309.2 mg/kg；BYD10点Ca-P所占比例较高，最高达到76.1%，含量为404.8 mg/kg. Ca-P主要以水合磷酸钙Ca5OH(PO4)3及少量生物骨骼等形态存在[39]，被认为是比较稳定的磷形态[40]，已有研究表明[41]，沉积物中Ca-P较难被分解或转化为磷酸盐，因此对湖泊内源磷负荷相对较小.沉积物中Fe-P含量仅次于Ca-P，所占比例范围在3.98% ~18.0%之间，BYD1点表层沉积物中Fe-P所占比例最高，达到17.97%. Fe-P是影响沉积物—水界面磷交换的重要磷形态，Ruban等[42]提出Fe-P指示较高含量的污水输入磷；袁和忠等[43]提出表层沉积物中Fe-P的含量可作为指示环境污染程度的指标之一；根据Jensen等[44]的研究，沉积物中Fe-P与上覆水中磷酸盐浓度呈显著相关，在氧化还原环境变化下，沉积物中磷与铁的同步释放是影响沉积物内源磷负荷的重要因素[5, 45-46].因而，白洋淀沉积物中高含量的Fe-P可能对沉积物—水界面磷交换及内源磷负荷产生重要影响.从各点位磷形态分布看，BYD1和BYD7点沉积物中Fe-P含量及其所占比例比其他采样点高，这2个点位沉积物中较高的Fe-P含量可能会加剧沉积物中磷的释放.
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图 5 沉积物磷形态垂向分布状况 Fig.5 Vertical distributions of phosphorus fractions in the sediments |
间隙水在沉积物—水界面氮、磷交换过程中起着重要的媒介作用，向上进入上覆水中影响水体中氮、磷含量；向下被沉积物中颗粒物吸附则成为氮、磷的“汇”[47].铵态氮浓度在经过沉积物—水界面后明显升高，升高至一定浓度之后趋于平缓(图 6)(BYD2和BYD6点间隙水数据缺失)，前述分析已经表明，随着沉积物深度的增加，沉积物中弱结合态铵态氮含量逐渐升高，统计分析结果表明(表 1)，间隙水中铵态氮浓度与沉积物铵态氮含量及TN含量呈现极显著的正相关关系(P＜0.01)，因而，间隙水中铵态氮浓度总体呈现随着深度增加而升高的趋势. BYD7点间隙水铵态氮浓度相对于其他点位较高，铵态氮浓度最高达到28.8 mg/L，这一浓度高于巢湖污染最为严重区域间隙水铵态氮浓度(约10 mg/L)[48]，同时也高于太湖(＜10 mg/L)[48-49]、Erie湖(＜4 mg/L)[50]等典型富营养湖区间隙水中铵态氮浓度.即使是各点位中间隙水铵态氮浓度较低的BYD10点，其铵态氮浓度依然在1.7~4.6 mg/L之间，仍高于多个富营养化湖区.前述分析已表明，白洋淀沉积物中大量水生植物腐解造成的厌氧环境加剧了沉积物中弱结合态铵态氮的形成，从而导致间隙水中铵态氮浓度与其他富营养化湖泊相比处于较高水平.由此说明，白洋淀沉积物间隙水中铵态氮浓度较高，存在着较大的扩散、释放趋势，潜在内源氮负荷可能较高.
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图 6 各采样点间隙水铵态氮浓度 Fig.6 Concentrations of ammonium nitrogen in the interstitial water at each sampling site |
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表 1 沉积物氮、磷交换通量与其他各指标相关性分析 Tab.1 Correlation matrix of the exchange flux of nitrogen and phosphorus from the sediment and other characteristics |
间隙水中磷酸盐浓度与铵态氮浓度呈现类似的趋势(图 7)，均表现为自上覆水体至下层底泥不断上升的趋势. BYD1点间隙水磷酸盐浓度最高，最大达到10.8 mg/L；其次是BYD7点，间隙水磷酸盐浓度最高也达到了3 mg/L以上，这一浓度高于巢湖污染较为严重的区域(一般 < 2 mg/L)[48]，以及太湖(< 2 mg/L)[49]、琵琶湖(3.4 mg/L)[51]等典型富营养化湖泊，存在较高释放风险.这2个点位中较高的磷酸盐浓度可能与沉积物中较高含量的Fe-P有关，由于所采集的沉积物多呈现明显的黑臭状况，沉积物中大量水生植物残体的腐解使得其氧化还原条件较差，厌氧条件下，Fe3+容易被还原为Fe2+，由此导致沉积物中Fe-P在还原条件下的溶解和释放，使得间隙水中磷酸盐浓度升高[5, 45, 52]. BYD11点间隙水中磷酸盐浓度最低，范围在0.2~0.7 mg/L之间，其余点位间隙水中磷酸盐浓度一般在0.2~3 mg/L之间，依然与太湖、巢湖等典型富营养化湖泊中类似[49].以上分析表明，白洋淀沉积物间隙水中铵态氮与磷酸盐浓度均较高，存在较高的释放风险.
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图 7 各采样点间隙水磷酸盐浓度 Fig.7 Concentrations of phosphorus in interstitial water at each sampling site |
根据式(1)和式(2)计算了沉积物铵态氮和磷酸盐的扩散和释放通量，结果见图 8.在进行沉积物静态培养实验的过程中发现，各沉积物柱样氮、磷释放速率基本在实验开始后的48 h左右趋于平衡，这与范成新等[53]在太湖的研究结果相近.随着释放时间的增加，沉积物中铵态氮及磷酸盐不断释放，上覆水中铵态氮及磷酸盐浓度不断增大，当上覆水与间隙水之间达到扩散—释放平衡之后，沉积物—水界面扩散及释放通量也逐渐趋于平衡.从白洋淀沉积物—水界面铵态氮和磷酸盐交换通量值看，铵态氮释放通量变化范围为18.28~193.99 mg/(m2·d)，均值为106.37 mg/(m2·d)；扩散通量变化范围为1.61~33.30 mg/(m2·d)，均值为12.42 mg/(m2·d).各点位间铵态氮释放通量和扩散通量差异显著(P < 0.01).铵态氮释放通量与巢湖污染较严重区域相近(14.27~128.24 mg/(m2·d))[54]，接近或高于太湖月亮湾(30.6 mg/(m2·d))[55]、太湖竹山湾(56.9 mg/(m2·d))[55]以及滇池草海(31.5 mg/(m2·d))[56]、滇池福保湾(180 mg/(m2·d))[57]等典型重度富营养化湖区.各区域铵态氮释放通量与扩散通量呈现相似的变化特征(图 8)，自BYD1点至BYD7点，铵态氮释放及扩散通量总体呈现上升趋势，BYD7点铵态氮释放及扩散通量在各点位中均最高，根据前述沉积物氮赋存形态分析结果，该点位沉积物中铵态氮含量较高，相关性分析结果显示(表 1)，沉积物—水界面铵态氮释放及扩散通量与沉积物及间隙水铵态氮含量存在显著正相关性(表 1，P＜0.05).磷酸盐释放通量变化范围为2.63~48.35 mg/(m2·d)，均值为15.06 mg/(m2·d)；磷酸盐扩散通量变化范围为0.15~13.01 mg/(m2·d)，均值为2.33 mg/(m2·d).各点位间磷酸盐释放通量和扩散通量差异显著(P＜0.01).磷酸盐释放通量显著高于巢湖污染较为严重区域(0.07~13.00 mg/(m2·d))[54]、太湖五里湖水域(< 6.00 mg/(m2·d))[58]以及其他区域[59]；磷酸盐扩散通量显著高于太湖沉积物磷扩散速率(< 1.00 mg/(m2·d))[59].总体上，各点位磷酸盐释放与扩散通量呈现一致的变化趋势(表 1，P＜0.05)，并与间隙水中磷酸盐浓度呈现极显著正相关性(表 1，P＜0.01).沉积物—水界面磷酸盐扩散及释放通量呈现北部湖区往南逐渐降低趋势，且BYD1和BYD3点呈现出较高的磷酸盐通量.这可能与北部入湖河流(白沟引河)长期汇入的污染有关.由于磷极易吸附在入湖河流所携带的大量颗粒物上[46]，其在河口区域的沉降导致河口区域沉积物磷污染及内源磷负荷突出.
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图 8 沉积物中氮和磷的释放和扩散通量 Fig.8 Nitrogen and phosphorus release and diffusion fluxes from the sediments |
综上所述，白洋淀沉积物具有较高的氮、磷赋存量及较大的内源氮、磷负荷.其中，氮的赋存量和内源负荷比磷更为突出.氮、磷内源负荷高的原因一方面是沉积物中氮、磷本身赋存量较大；另一方面，白洋淀沉积物中弱结合态氮、Ex-P及Fe-P含量较高，调研过程中发现白洋淀沉积物多呈现严重黑臭状态，淀内大量水生植物残体的长期持续累积和降解导致沉积物处于严重厌氧状态.在此环境下，沉积物中赋存的高含量的弱结合态氮、Ex-P及Fe-P极易溶解至间隙水中并释放至上覆水体[5, 36, 45].整个淀区北部沉积物氮、磷赋存量及内源负荷量显著高于南部淀区，以BYD1点及其附近区域为代表的典型重污染河口区域(白沟引河河口)和BYD7点及其附近区域为代表的典型人类密集活动和入湖污染负荷冲击区域(郭里口村、泥李庄村和大张庄村附近区域，处于府河入淀河口下游)是淀区沉积物氮、磷内源污染的集中区域，这两个区域内沉积物严重黑臭且内源氮、磷负荷量大，对水质形成较大威胁，应成为淀区沉积物内源氮、磷负荷整治的关键区域.
3 结论1) 白洋淀沉积物TN、TP含量分别为1230.8~9559.0和344.4~915.4 mg/kg，平均含量分别达到2379.5和608.4 mg/kg，存在严重的氮、磷污染，且沉积物中氮的累积比磷更加突出.淀区北部沉积物氮、磷含量总体高于南部，其中，郭里口村、泥李庄村和大张庄村附近区域内沉积物氮、磷赋存量明显高于淀区其他区域，说明人类活动是白洋淀沉积物氮、磷污染的主要来源.
2) 白洋淀沉积物内源氮、磷负荷较高，沉积物—水界面铵态氮平均释放和扩散通量分别为106.37和12.42 mg/(m2·d)；磷酸盐平均释放和扩散通量分别为15.06和2.33 mg/(m2·d).沉积物中高含量的弱结合态氮、Ex-P、Fe-P以及沉积物黑臭所形成的还原环境可能是导致内源氮、磷负荷高的直接原因.界面氮、磷交换通量接近或高于我国多个典型重度富营养湖区，说明内源负荷对白洋淀水体富营养化贡献较大，已成为白洋淀水生态环境整治过程中迫切需要解决的问题.
3) 北部河口区域和中部人类密集活动与入淀污染冲击叠加区域是白洋淀沉积物氮、磷污染主要区域，也是内源氮、磷负荷较高的区域，这两个区域内沉积物严重黑臭且内源氮、磷负荷量大，对水质形成较大威胁，应成为淀区沉积物内源氮、磷负荷整治的关键区域.
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