大連灣沉積物-水界面BAP交換通量的影響因素

宗虎民, 張志鋒, 王 燕, 張 哲

(國家海洋環(huán)境監(jiān)測中心, 遼寧 大連 116023)

大連灣沉積物-水界面BAP交換通量的影響因素

宗虎民, 張志鋒, 王 燕, 張 哲

(國家海洋環(huán)境監(jiān)測中心, 遼寧 大連 116023)

利用實驗室培養(yǎng)法研究了不同因素對大連灣沉積物-水界面間生物可利用磷(BAP)交換通量的影響, 并利用實驗室培養(yǎng)法和間隙水濃度梯度法估算了大連灣已疏浚區(qū)和疏浚點鄰近海域沉積物-水界面BAP的交換通量。結(jié)果表明, 隨著上覆水pH和溫度的增加, BAP由沉積物向水體釋放量逐漸增加;滅菌和貧氧條件下, 也會導致沉積物BAP的釋放量增加; 上覆水中磷酸鹽濃度的升高會導致BAP由沉積物向水體釋放通量降低, 且隨著上覆水磷酸鹽濃度的不斷升高, BAP逐漸轉(zhuǎn)化為由水體向沉積物中擴散。實驗室培養(yǎng)法和間隙水濃度梯度法測定結(jié)果均顯示, 受到疏浚工程的影響, 大連灣疏浚點鄰近海域沉積物-水界面BAP的年均通量大于已疏浚區(qū)。不同季節(jié), 大連灣沉積物-水界面BAP的交換通量有所不同, 表現(xiàn)為夏季最高, 冬季最低。但由于受疏浚活動的影響, 冬季疏浚點鄰近海域沉積物-水界面BAP的交換通量也維持在較高水平。

疏浚; 沉積物; 生物可利用磷; 交換通量

底泥疏浚因能將被污染沉積物永久性去除, 被較多的應用于湖泊內(nèi)源性營養(yǎng)鹽污染的治理中[1-2]。但對港口航道而言, 底泥疏浚的目標往往都是為了去除航道或港口淤積的泥沙, 增加通航水深, 而不是改善水質(zhì)[3], 一般采取粗放的作業(yè)方式進行。因此,港口航道的疏浚工程會打破原有的沉積物-水界面營養(yǎng)鹽溶解釋放平衡, 導致深層的氮、磷等污染物釋放進入水體, 且其釋放量往往遠遠大于沉積物通過靜態(tài)擴散所產(chǎn)生的通量[4-5]。雖然疏浚過后水體很快澄清, 但水體中高濃度的營養(yǎng)鹽能夠維持較長時間[6]。疏浚后, 疏浚海域以及疏浚點臨近海域沉積物表面會因底泥去除和懸浮物的再沉降而產(chǎn)生新表層, 新生表層的沉積物-水界面會發(fā)生擴散、吸附和解吸等許多瞬時過程, 這些過程對營養(yǎng)鹽在水相和固相的分配起著重要的作用?？傊? 底泥疏浚改變了原來表層沉積物物理、化學及生物條件, 這些環(huán)境因子的改變可能會改變沉積物-水界面原有的營養(yǎng)鹽循環(huán)模式。

本文利用實驗室培養(yǎng)法研究了不同因素對沉積物-水界面間生物可利用磷(BAP)交換通量的影響,并利用實驗室培養(yǎng)法和間隙水濃度梯度法對大連灣已疏浚區(qū)與疏浚點鄰近海域沉積物-水界面 BAP的交換通量進行了估算, 分析了疏浚工程對大連灣沉積物中磷酸鹽內(nèi)源釋放的影響, 并為評估疏?；顒訉Ω劭诤Ｓ蛏鷳B(tài)環(huán)境質(zhì)量的影響提供理論依據(jù)。

1 樣品采集

2009 年 11 月(冬季)、2010 年 3 月(春季)、7 月(夏季)和10月(秋季)對大連灣已疏浚區(qū)與疏浚點鄰近海域不同季節(jié)沉積物-水界面 BAP的交換通量進行了研究。采樣站位如圖 1所示, D為已疏浚區(qū)(121°43.4368′E, 38°57.4401′N; 2006 年底完成疏浚),E 為疏浚點鄰近海域(121°41.5183′E, 38°58.9156′N;距離正在進行疏浚的區(qū)域較近, 約2 km)。用箱式采樣器采集海域底部沉積物, 直接插入內(nèi)徑 10 cm的有機玻璃管, 將沉積物和有機玻璃管一起取出(沉積物高度約 20 cm), 在采樣期間注意避免擾動沉積物表面。同時采集底層海水, 現(xiàn)場測定其溫度、pH、溶解氧等水質(zhì)參數(shù)。沉積物柱狀樣品采集完后立即運回實驗室進行培養(yǎng)實驗, 并測定沉積物理化性質(zhì)。

圖1 采樣站位圖Fig. 1 Map of sampling locations

2 實驗方法

2.1 不同因素對大連灣沉積物-水界面BAP交換通量的影響

2.1.1 上覆水磷酸鹽濃度

取同一站位 4根沉積物柱狀樣, 其中一根加入200 mL原位海水作為對照, 其他3根加入已加磷酸鹽標準的上覆水200 mL, 使其濃度分別為水體原始濃度的2、10、50倍, 4根柱狀樣上覆水磷酸鹽的質(zhì)量濃度分別為 2.2 (對照)、4.4、22和 110 μg/L。將樣品于25℃下, 在暗箱中充氣培養(yǎng)。培養(yǎng)過程中, 分別于2、4、8、12和24 h取出20 mL上覆水, 根據(jù)黃清輝等[7]的方法測定上覆水中 BAP的濃度。為了保持培養(yǎng)柱內(nèi)水體積的恒定, 每次取出一定體積上覆水后, 同時添加相同體積該站位底層水。根據(jù)Aller[8]、Ullman[9]、劉素美等[10]的方法, 計算不同鹽度的沉積物-水界面BAP的交換通量。

2.1.2 溫度

取同一站位3根沉積物柱狀樣, 各加入200 mL原位海水后, 分別放置于5、20、25℃的培養(yǎng)箱中進行充氣黑暗培養(yǎng), 取樣方法同 2.1.1。計算不同溫度下沉積物-水界面BAP的交換通量。

2.1.3 pH

取同一站位2根沉積物柱狀樣, 加入pH分別為6、10上覆水200 mL, 于25℃下在暗箱中充氣培養(yǎng)。同時, 另取一相同站位柱狀樣, 加入原位海水(pH8)作為對照。取樣方法同 2.1.1。計算不同 pH下沉積物-水界面BAP的交換通量。

2.1.4 溶解氧狀況

取同一站位2根沉積物柱狀樣, 各加入200 mL原位海水, 其中一根充氮氣, 另一根充空氣, 于 25℃下在暗箱中培養(yǎng), 取樣方法同 2.1.1。計算不同氧化還原環(huán)境下沉積物-水界面BAP的交換通量。

2.1.5 生物擾動

取1根沉積物柱狀樣, 高壓滅菌30 min, 室溫放置24 h后加入200 mL原位海水, 于25℃下在暗箱中充氣培養(yǎng); 同時, 取相同站位未滅菌的柱狀樣作為對照, 取樣方法同2.1.1。計算沉積物-水界面BAP的交換通量。

2.2 大連灣已疏浚區(qū)與疏浚點鄰近海域沉積物-水界面BAP的交換通量

2.2.1 實驗室培養(yǎng)法

對大連灣已疏浚區(qū)和疏浚點鄰近海域的沉積物柱狀樣品進行實驗室培養(yǎng)實驗, 計算沉積物-水界面BAP的交換通量, 方法同2.1.1。

2.2.2 間隙水濃度梯度法

對大連灣已疏浚區(qū)和疏浚點鄰近海域的沉積物柱狀樣品進行分層 (2 cm間隔進行切割), 將切割的沉積物恒溫離心(3 000 r/min, 15 min), 取上清液經(jīng)0.45 μm的濾膜過濾制得間隙水, 測定BAP濃度。根據(jù)間隙水與底層水的濃度梯度, 利用 Fick第一定律估算沉積物-水界面BAP的交換通量[11]。

3 結(jié)果與討論

3.1 不同因素對大連灣沉積物-水界面BAP交換通量的影響

不同實驗條件下大連灣沉積物-水界面 BAP交換通量如表1所示。從表中可以看出, 上覆水中磷酸鹽濃度的升高導致沉積物向水體釋放的BAP逐漸降低, 并逐步轉(zhuǎn)化成由水體向沉積物中擴散, 這是因為上覆水與沉積物間隙水中磷酸鹽的濃度梯度直接影響著BAP分子的擴散通量。隨著水體磷酸鹽濃度的不斷升高, 沉積物由BAP的“源”變成“匯”。

隨著上覆水溫度的增加, BAP由沉積物向水體釋放量逐漸增加。因為溫度升高時, 沉積物的吸附能力下降, 固體顆粒表面的離子容易解吸進入上覆水中, 所以當溫度升高時BAP在沉積物-水界面上的交換通量增加。另外, 沉積物中微生物的活性在一定范圍內(nèi)隨著溫度的升高而增加, 而正是由于微生物的降解作用使BAP從有機質(zhì)釋放出來, 從而促進BAP在沉積物-水界面的交換速率[5,12]。

在充氧氣條件下,沉積物 BAP釋放量明顯低于充氮氣時的交換通量, 說明在氧化還原電位較高的情況下不利于沉積物BAP的釋放[13-14]。這可能是因為較高的氧化還原電位使沉積物中的二價鐵轉(zhuǎn)變?yōu)槿齼r鐵, 有利于BAP被吸附在含鐵氧化物的沉積物中而被保留下來, 從而導致沉積物間隙水中 BAP濃度減少,從而限制其向上覆水的擴散[15]。而海水的氧化還原電位隨著水體pH的增大而呈線性減小, 所以在pH較大的時候BAP在沉積物-水界面的交換通量較大。

經(jīng)過高溫高壓處理后, 大連灣沉積物-水界面BAP的交換通量明顯升高。這可能是因為生物擾動可以使沉積物氧化還原電位升高, 而氧化還原電位較高的情況下不利于沉積物中BAP的釋放。用于培養(yǎng)實驗的沉積物柱狀樣品經(jīng)過高溫高壓處理后, 生物擾動的影響被去除, 所以沉積物中氧化還原電位維持在較低水平, 從而導致沉積物中 BAP的釋放通量增加。陳洪濤等[16]對渤海萊州灣沉積物-水界面BAP交換通量的研究也得到了類似的結(jié)論。

由以上結(jié)論可知, 上覆水磷酸鹽濃度和氧化還原電位較高的情況下不利于沉積物BAP的釋放; 而在一定范圍內(nèi)溫度較高或滅菌后 BAP在沉積物-水界面上的交換通量增加。

表1 不同條件下沉積物-水界面BAP交換通量Tab. 1 BAP fluxes between sediment and water under different conditions

3.2 大連灣已疏浚區(qū)與疏浚點鄰近海域沉積物-水界面BAP的交換通量

3.2.1 大連灣已疏浚區(qū)與疏浚點鄰近海域沉積物理化性質(zhì)

大連灣已疏浚區(qū)與疏浚點鄰近海域沉積粒徑組成和有機碳含量如表2所示。從表中可以看出, 疏浚點鄰近海域沉積物中砂含量和有機碳含量高于已疏浚區(qū), 這可能是疏?；顒訑噭悠鸬念w粒物質(zhì)在其表面不斷沉積造成的, 但二者平均粒徑相近。

3.2.2 疏?；顒訉Υ筮B灣沉積物-水界面 BAP的交換通量的影響

根據(jù)測定的不同季節(jié)大連灣沉積物-水界面BAP交換通量, 分析了已疏浚區(qū)和疏浚點鄰近海域 BAP交換通量的年平均值, 表3給出了BAP交換通量結(jié)果的對比。由于實驗室培養(yǎng)法和間隙水濃度梯度法具有不同的特點, 造成了二者測定結(jié)果的差別較大[17-19]。

表2 沉積物理化性質(zhì)Tab. 2 The physical and chemical characteristics of the sediment

表 3中可以看出, 兩種方法的測定結(jié)果均顯示,大連灣已疏浚區(qū)由沉積物進入水體的BAP年均通量小于疏浚點鄰近海域, 說明正在進行的疏浚工程促進了沉積物內(nèi)源性BAP的釋放。這可能是因為疏?；顒邮购５赘缓袡C物的沉積物再懸浮, 在水動力的作用下懸浮物向周圍擴散, 并逐漸沉降到臨近海域的沉積物表面, 導致疏浚點臨近海域沉積物新生表層有較多的有機磷和總磷的積累(3.2.1的結(jié)論也證明了此點), 同時具有了更為強烈的有機質(zhì)礦化作用[20], 進而促進了沉積物中BAP的釋放通量。

表3 不同季節(jié)大連灣沉積物-水界面BAP的交換通量(mg/(m2·d))Tab. 3 BAP fluxes between sediment and water in Dalian Bay in four seasons(mg/(m2·d))

自2005年以來, 大連灣海水中活性磷酸鹽的濃度逐年遞增。近些年來, 活性磷酸鹽一直是影響大連灣海水水質(zhì)的主要因素[21]。然而與2005年以前相比,大連灣的陸源排污及大氣污染物沉降的狀況并無明顯變化。因此, 外源輸入不是造成海水中磷酸鹽濃度升高的原因。近些年大連灣開展了大規(guī)模的疏浚作業(yè)以清理和深挖港口、航道, 而疏?；顒涌梢詫е鲁练e物向水體釋放營養(yǎng)鹽, 且水體中高濃度的營養(yǎng)鹽能夠維持較長時間[6]; 本文調(diào)查結(jié)果也顯示, 疏?；顒哟龠M了大連灣沉積物中 BAP的釋放。由此可見,底泥疏?？赡苁窃斐纱筮B灣沉積物內(nèi)源磷的大量釋放并最終導致水體中磷酸鹽的含量升高的主要原因。

3.2.3 大連灣沉積物-水界面 BAP的交換通量季節(jié)變化

由本文3.1可知, 沉積物上覆水體中溫度、pH、DO和磷酸鹽的含量對沉積物-水界面BAP交換通量具有明顯影響。在大連灣已疏浚海域, 夏季, 水溫高,浮游植物利用營養(yǎng)鹽的能力較強, 導致水體中磷酸鹽濃度降低, 冬季則相反(表 4)。因此, 沉積物 BAP的釋放量表現(xiàn)為夏季高, 冬季低(表 3)。春季, 雖然底層水體中磷酸鹽濃度較高, 但此時水體DO和pH較高, 它們可能是沉積物BAP釋放的主要影響因素,所以沉積物-水界面BAP的交換通量較高。秋季, 隨著溫度的降低, 水體中磷酸鹽濃度逐漸增加, 從而導致沉積物BAP釋放量降低。而疏浚點鄰近海域沉積物 BAP的釋放量在冬季也維持在較高水平, 可能是受疏?；顒佑绊懙慕Y(jié)果, 因為在沉積物樣品采集期間, 采樣點臨近海域有較大規(guī)模的疏浚工程正在進行。

表4 不同季節(jié)采樣站位底層海水水質(zhì)指標Tab. 4 Bottom water quality index in sampling locations in four seasons

4 結(jié)論

(1)隨著上覆水的 pH 和溫度的增加, 大連灣沉積物中BAP向水體釋放量逐漸增加; 滅菌和貧氧的條件也會促進BAP由沉積物向水體釋放; 而上覆水中磷酸鹽濃度的升高則可導致沉積物中BAP釋放量降低。

(2)大連灣海域的港口疏浚工程促進了大連灣沉積物中 BAP的釋放, 所以, 底泥疏?？赡苁窃斐纱筮B灣沉積物內(nèi)源磷的大量釋放并最終導致水體中磷酸鹽含量升高的主要原因。

(3)不同季節(jié), 大連灣沉積物-水界面 BAP的交換通量有所不同, 表現(xiàn)為夏季高, 春秋次之, 冬季最低。但由于受疏?；顒拥挠绊? 冬季疏浚點鄰近海域沉積物-水界面BAP的交換通量也維持在較高水平。

[1] Ruley J F, Rusch k A. An assessment of long-term post-restoration water quality trends in a shallow, subtropical, urban hypereutrophic lake [J]. Ecological Engineering, 2002, 19： 265-280.

[2] 鐘繼承, 范成新. 底泥疏浚效果及環(huán)境效應研究進展[J].湖泊科學, 2007, 19(1)： 1-10.

[3] Lager T, Hamer K, Schulz H D. Mobility of heavy metals in harbour sediments： an environmental aspect for the reuse of contaminated dredged sediments [J].Environmental Geology, 2005, 48： 92-100.

[4] 劉臣煒, 爟汪德. 湖泊富營養(yǎng)化內(nèi)源污染的機理和控制技術(shù)研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2006, 25(增刊)：814-818.

[5] Sondergaard M, Kristensen M, Jeppesen E. Phosphorus release from resuspended sediment in the shallow and wind-exposed Lake Arreso, Denmark [J]. Hydrobiologia, 1992, 228： 91-99.

[6] Lohrer A M, Wetz J J. Dredging-induced nutrient release from sediments to the water column in a southeastern saltmarsh tidal creek [J]. Marine Pollution Bulletin, 2003, 46： 1156-1163.

[7] 黃清輝, 王東紅, 馬梅, 等. 沉積物和土壤中磷的生物有效性評估新方法[J]. 環(huán)境科學, 2005, 26(2)：206-208.

[8] Aller R C, Mackin J E, Ullman W J, et al. Early chemical diagenesis sediment-water solute exchange,and storage of reactive organic matter near the mouth of the Changjang, East China Sea[J]. Continental Shelf Research, 1985, 4： 227-251.

[9] Ullman W J, Sandstrom M W. Dissolved nutrient fluxes from the nearshore sediments of Bowling Green Bay,central Great Barrier Reef lagoon (Australia) [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 1987, 24： 289-303.

[10] 劉素美, 張經(jīng), 于志剛, 等. 渤海萊洲灣沉積物-水界面溶解無機氮的擴散通量[J]. 環(huán)境科學, 1999, 20(2)：12-16.

[11] Berner R A. Early diagenesis： a theoretical approach [M].New Jersey： Princeton University, 1980：31-53.

[12] Holdren G C, Armstrong D E. Factors affecting phosphorus release from intack lake sediment cores [J]. Environmental Scientific Technology, 1980, 14： 80-87.

[13] Klump J V, Martens C S. Biogeochemical cycling in an organic rich coastal marine basin-Ⅱ.Nutcient sediment-water exchange processes [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1981, 45： 101-121.

[14] Seiki T, Izawa H, Date E. Benthic Nutrient remineralization and oxygen consumption in the coastal of Hiroshima Bay[J]. Water Research, 1989, 23(2)： 219-228.

[15] Sundby B, Gobeil C, Silverberg N, et a1. The phosphorus cycle in coastal marine sediments [J]. Limnology and Oceanography, 1992, 37： 1129-1145.

[16] 陳洪濤, 劉素美, 陳淑珠, 等. 渤海菜州灣沉積物-海水界面磷酸鹽的交換通量[J]. 環(huán)境化學, 2003, 22(2)：110-114.

[17] Callender E, Hammond D E. Nutrient exchange across the sediment-water interface in the Potomac River Estuary [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 1982,15： 395-413.

[18] Hammond D E, Futler C, Harmon D, et al. Benthic flux in San Francisco Bay [J]. Hydrobiologia, 1985, 126：69-90.

[19] Mortmer R J G, Krom M D, Watson P G, et al. Sediment-water exchange of nutrients in the intertidal zone of the Humber Estuary, U K [J]. Marine Pollution Bulletin, 1998, 37(3-7)： 261-299.

[20] Graca B, Burska D, Matuszewska K. The impact of dredging deep pits on organic matter decomposition in sediments [J]. Water, Air and Soil Pollution, 2004,158： 237-259.

[21] 國家海洋局. 中國海洋環(huán)境質(zhì)量公報[R]. 2007-2009,5.

The influencing factors of BAP exchange flux at the sediment-water interface in Dalian Bay

ZONG Hu-min, ZHANG Zhi-feng, WANG Yan, ZHANG Zhe
(National Marine Environmental Monitoring Center, Dalian 116023, China)

May,5,2011

dredging; sediment; bio-available phosphorus; exchange flux

The influencing factors of BAP (bio-available phosphorus) exchange flux at the sediment-water interface in Dalian Bay were studied by laboratory incubation experiment, and the BAP fluxes between sediment and water in the dredged area and in the area near the sediment dredging location were analyzed with the methods of laboratory incubation experiment and nutrient concentration gradients in the pore water. The results showed that the fluxes of BAP from sediment to water increased with the increase of pH and temperature in overlying water, and it also increased by the condition of applying sterilized sediment and aerating in overlying water during the incubation experiment. The fluxes from sediment to water decreased when the concentrations of phosphorus increased in the overlying water, and the flux direction reversed with the continuous increase of the concentrations. Both results of the two methods showed that the annual average exchange flux of BAP between sediment and water in the area near the sediment dredging location was higher than that in dredged area affected by dredging works. The exchange fluxes of BAP between sediment and water in Dalian Bay were different in four seasons, which was highest in summer and lowest in winter. However, it was at a high level in the area near the sediment dredging location in winter due to the impact of dredging.

P736

A

1000-3096(2012)07-0117-06

2011-05-05;

2012-02-16

國家自然科學基金項目(40806046); 國家海洋局近岸海域生態(tài)環(huán)境重點實驗室資助

宗虎民(1977-), 男, 河北任丘人, 助理研究員, 博士, 主要從事海洋環(huán)境化學研究, 電話： 0411-84783171, E-mail： hmzong@nmemc.gov.cn;張志鋒, 通信作者, 副研究員, 電話： 0411-84782732, E-mail：zfzhang@nmemc.gov.cn

(本文編輯：康亦兼)