鄱陽湖南昌湖區典型斷面總磷超標成因

朱利英,鄭利兵,王亞煒,張 洪,束禮敏,桂雙林,夏 嵩,閆 冰,劉吉寶,胡大洲,4,陶茂梁,高 婕,魏源送,4*(1.中國科學院生態環境研究中心,環境模擬與污染控制國家重點聯合實驗室,北京 10008；2.中國科學院生態環境研究中心,水污染控制實驗室,北京 10008；3.中國科學院生態環境研究中心,環境水質學國家重點實驗室,北京 10008；4.中國科學院大學,北京 100049；.江西省科學院能源研究所,江西 南昌 330029；.南昌市新建生態環境局,江西南昌 330100；.南昌市生態環境監測中心,江西 南昌 330038)

鄱陽湖是我國最大的淡水湖泊[1-3],總磷(TP)污染問題突出.當前,對于鄱陽湖P 污染已經開展了一系列研究[4-9],但針對P 污染來源結論存在差異.基于流域源-匯過程,鄱陽湖匯水范圍內監測發現農田水、城市廢水等外來輸入面源污染是鄱陽湖P 的主要來源,貢獻率分別為56.4%和30.6%[2,6,10].而在流域湖庫群等連通水系的調研發現,逐級支流P 輸送并非各級流域P 的主要來源,內源是其主要貢獻源,且伴隨氣候變化和支流水環境改善,底泥將在P 循環中主要表現為源[11-12].

在表層水中,水體活性磷包括有機磷和無機溶解態磷,以顆粒態有機磷的形式存在[13].溶解性有機物(DOM)作為河湖水體顆粒物重要化學組成部分之一,是一種脂肪族和芳香族聚合物的非均相混合物,其組成會隨時間和空間的變化而發生變化[14-15],不同污染來源的DOM 其結構組成具有特異性,因此DOM 作為天然示蹤劑,已被廣泛用于定性識別和監測水體環境中有機污染來源[16-17].當死亡有機體下沉時,P 會流失到深層水或沉積物中,而這部分P 能否到達表層水則取決于湖水水動力和表層沉積物分布特征及其運移趨勢[13,18].研究發現,沉積物粒徑及元素組成特性等影響水體營養物質的分布,且對P有環境指示作用[19-20].

近年來隨著長江保護修復攻堅行動方案的持續實施,城市水環境質量取得明顯改善.鄱陽湖主要入湖河流-贛江III 類(《地表水環境質量標準》(GB3838-2002) )以上水質占比由81.3%(2013 年)上升至98.7%(2021 年);且近年贛江磷負荷輸入處于波動下降趨勢[21].然而,鄱陽湖南昌湖區南磯山國家控制斷面水質的日數據顯示,該斷面2019～2021 年TP全年超標天數平均占比為74.96%,2021 年甚至達92.90%[9].鄱陽湖入湖支流水環境改善情況下,湖區水質并未隨之改善.基于此,本研究選擇南磯山斷面及其匯入區域為研究對象,通過實地調查,深入開展水環境因子、DOM 指紋圖譜和沉積物分布及運移特征分析,探究斷面TP超標成因,為鄱陽湖水環境質量改善和污染控制措施實施提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區域

鄱陽湖是長江流域最大的過水性、季節性通江淡水湖泊,位于江西省北部及長江中下游南岸[22].南磯山斷面是鄱陽湖入湖徑流最大的贛江河口斷面,位于鄱陽湖南磯山濕地國家級保護區內(圖1),水環境質量控制標準為《地表水環境質量標準》(GB3838-2002) 湖庫III 類標準;其周邊神宕湖、紅興湖、北甲湖等碟形湖是越冬候鳥的重要棲息地[23-25].

圖1 采樣點位置示意[17]Fig.1 Location of sample sites

1.2 樣品采集與處理

采樣點分布如圖1 所示,鄱陽湖南昌湖區南磯山斷面及其匯入河段共6 個采樣點(NJ1、NJ2、NJ3、NJ4、NJ5 和NJ6),其中NJ6 為南磯山斷面自動監測船點位,NJ1 為主要匯入河流-太子河末端點位,NJ2為主要匯入河流-雙嶺河末端點位,NJ3、NJ4 和NJ5分別為斷面周邊主要碟形湖-紅興湖、下北甲湖和神宕湖匯入口.

基于鄱陽湖季節性水位波動特征[27-28],本研究采用鄱陽湖4 個水位變化期,即漲水期(4～6 月)、洪水期(7～9 月)、退水期(10～11 月)與枯水期(12～次年3 月),開展典型斷面水環境質量調查.于2021 年10月(退水期)和12 月(枯水期)、2022 年5 月(漲水期)和7 月(洪水期)采用SN-300 型采樣器在水面下約50cm 混合收集斷面及匯水區域表層水,存放于帶有標簽的1L 聚乙烯瓶中.為探索沉積物狀況,于2021 年10 月同步采用自重力柱狀采泥器采集沉積物柱狀樣,采樣過程中盡量保持沉積物-水界面不受擾動;現場采用虹吸法收集上覆水后,將沉積物柱芯1～5cm 按照每1cm 進行分層,5cm 以下按照每5cm 進行分層.上覆水和1～5cm 的分層沉積柱狀樣存放于帶有標簽的50mL 聚乙烯離心管中,5cm 以下分層樣品存放于帶有標簽的自封袋中.表層水和沉積物樣品避光低溫保存帶回實驗室進行后續分析處理.

1.3 樣品分析測定

1.3.1 表層水 樣品采集現場采用多功能水質檢測儀(HQ43d,德國WTW)測定pH 值和濁度(NTU);實驗室采用鉬銻抗分光光度法測定總磷(TP,mg/L).采用總有機碳測定儀(multi N/C 2100,德國耶拿)測定總有機碳(TOC,mg/L).表層水溶解性有機物(DOM)測定采用三維熒光光譜儀(F-7000,日本日立).將分析水樣預先經0.45μm 濾膜過濾,通過超純水稀釋樣品直至其吸光度A254<0.05.熒光分光光度計激發光源為150W 氙燈,PMT 電壓為400V;激發波長(λEx)范圍為200～400nm,發射波長(λEm)范圍為220～550nm,激發波長和發射波長狹縫寬度均為5nm,掃描速度為12000nm/min.使用Milli-Q 超純水拉曼光譜強度進行空白校訂[29].使用 MATLAB R2020b 消除瑞利散射峰和拉曼散射峰后,采用區域積分法將不同激發波長和發射波長組成的三維熒光光譜區域劃分為I,II,III,IV 和V 等共5 個區域(表1)[30-32]. 平行因子分析(PARAFAC) 建模采用DOMFluor 工具箱進行DOM 組分分析[29].

表1 三維熒光不同區域劃分及組分類型Table 1 3D-fluorescence of different regions and component types

1.3.2 沉積物 采用激光粒度儀(Mastersizer 3000,英國Malvern 公司)測定沉積物粒度,采用Folk-Ward方法計算沉積物的粒度參數(平均粒度Mz、分選系數Sd、偏度Sk和峰態KG)[33];采用冷凍干燥機(FD-1A-50 型,北京博醫康實驗儀器有限公司)干燥沉積物樣品,去除貝殼、石子、植物殘渣等雜質,研磨過100 目篩后進行后續分析.根據《土壤總磷的測定堿熔-鉬銻抗分光光度法》(HJ-632-2011)測定沉積物TP;采用一維孔隙水擴散模型法計算沉積物P的釋放通量,該模型假定沉積物和上覆水之間的物質交換過程為平衡狀態,主要受濃度擴散控制,因此其擴散通量(F)可運用Fick 第一定律進行估算,該方法更適合評價沉積物物質長期釋放特征,能夠反映出沉積物對物質是釋放或吸附狀態,并計算通量[34-35].

式中:F 為沉積物-水界面擴散通量,mg/(m2·d);? c/ ? x為沉積物-水界面物質濃度梯度,mg/(L·cm);Ds為考慮了沉積物彎曲效應的實際分子擴散系數,m2/s,其與孔隙度之間的經驗關系式:Ds=φD0(φ < 0.7);Ds= φ2D0(φ > 0.7),其中D0為無限稀釋溶液的理想擴散系數.對于 HPO42-,D0=6.12×10-6cm2/s.φ 為沉積物孔隙度,其計算方法見下式:

式中:Ww為沉積物鮮重,g;Wd為沉積物干重,g;ρ 為表層沉積物平均密度與水密度比值,一般取2.5.

2 結果與討論

2.1 水環境質量特征

2.1.1 水質 如圖2(a)所示,4 個水期南磯山斷面及其匯入河段pH值變化范圍為6.79～8.79,平均值為7.44.退水期平均pH 值最低(7.11),洪水期平均pH 值最高(7.80),且兩者具有極顯著性差異(P<0.01,ANOVA).相比其他水期,洪水期和漲水期pH 值的變異系數(CV)較高,分別為8.14%和6.52%,說明在洪水期和漲水期,匯入河流及周邊碟形湖水體對斷面水質的影響較大.從圖2(b)中可以看出,枯水期水體濁度最高(均值為320.83NTU),分別是漲水期和洪水期的24.06 倍和3.81 倍;其次為退水期,濁度均值為228.83NTU.統計分析表明,枯水期和退水期的濁度與漲水期和洪水期具有極顯著性差異(P<0.01,ANOVA).從鄱陽湖退水沿程來講,除漲水期外,采樣點NJ5在各水期的濁度明顯較高;NJ5位于距離斷面最近的碟形湖-神宕湖出口,現場調研發現,受長江十年禁漁政策影響,鄱陽湖碟形湖原有閘門受到嚴重破壞,基本處于全年開放狀態,其與河道水體的自由交換對斷面水環境質量影響較大.

圖2 不同水文期的采樣點水質特征和TOC 含量Fig.2 Characteristics of water quality and TOC of sampling sites in different hydrological periods

朱利英等[9]研究發現TP 是南磯山斷面水環境質量的主要超標因子,且枯水期超標倍數最高(2.28倍).本研究2021～2022 各水期現場調查與其研究結果一致(圖2(c));枯水期和退水期斷面TP 超標倍數分別為3.06 倍和2.78 倍,漲水期斷面TP 濃度最低,為0.08mg/L.從退水沿程來講,除洪水期外,各水期匯入支流采樣點NJ1 和NJ2 的TP 濃度均高于NJ6(斷面);進入匯合河道后,受各碟形湖水體影響,NJ4～NJ6采樣點TP 濃度差異不明顯,變異系數均值為3.44%.

2.1.2 溶解性有機物 TOC 含量可用于表征水體中有機物含量[36].如圖2(d)所示,2021～2022 年斷面TOC 濃度各采樣點變化范圍為2.44～21.82mg/L,均值為10.95mg/L,高于長江干流TOC 濃度(范圍為1.30～3.30mg/L)[37],而與受陸域人為污染嚴重的河流-河口系統的濃度相似,如渤海小清河河口[38]和波羅的海芬蘭河流河口[39].申釗穎等[40]采集2018 年4 月南磯濕地國家級自然保護區水樣監測其水體TOC濃度均值為3.89mg/L,與本研究5 月監測結果相似(3.34mg/L).各水期TOC 濃度變化趨勢與濁度、TP濃度一致,其在退水期和枯水期的濃度顯著高于漲水期和洪水期(P<0.01,ANOVA).

采用區域積分法將熒光光譜劃分為5 個組分分區[18,41-42],如圖3 所示,南磯山斷面水體DOM 熒光強度在退水期、枯水期、漲水期和洪水期差異明顯,其中退水期和枯水期熒光強度顯著高于漲水期和洪水期.由各區域熒光組分占比可以看出(圖4(a)),4個水期各采樣點5 個熒光組分積分標準體積在總積分中占比均值從大到小依次為III 富里酸類物質(37.49%～42.72%)>II 色氨酸類蛋白質(31.73%～33.17%)>V 腐殖酸類物質(13.86%～16.87%)>I 酪氨酸類蛋白質(5.19%～13.57%)>IV 溶解性微生物代謝產物(3.48%～3.86%),鄱陽湖南磯山斷面及其周邊區域表層水DOM 主要為III 富里酸類,屬于類腐殖質類物質,廣泛存在于水域中[43],通常來自于植物等在水中腐爛、降解的產物[44].南磯山斷面處于江西鄱陽湖南磯濕地國家級自然保護區內(圖1),鄱陽湖獨特的水文節律使該區域成為典型的干濕交替洲灘濕地,其中大量的如蘆葦(Phragmites),南荻(Triarrhena lutarioriparia)和薹草(Carex)等挺水和濕生植物在秋冬季為濕地提供了大量的枯落物[8].此外,斷面匯水范圍上游雙嶺河和太子河周邊土地利用類型以農田為主,其中主要農作物為雙季稻,其灌溉退水去向為鄱陽湖,因此推測該斷面水體溶解性有機物來源主要由周邊碟形湖濕地和上游農業面源輸入組成.

圖3 不同水文期南磯山斷面DOM 的三維熒光光譜圖Fig.3 3D-EEM of DOM of Nanjishan site in different hydrological periods

通過PARAFAC 分析,4 個水期所有樣點的三維熒光光譜包括3個組分,分別為組分C1、C2和C3(圖5).其中組分C1(Ex/Em=235/460)是腐殖質類物質,其較長的發射波長,與腐殖質峰A 相似[45],該類腐殖質物質具有較高的分子量和芳香特性,其來源可能與陸地植物或者土壤有機質有關[46].從圖4(b)可以看出,枯水期組分C1 占比最高,達41.24%;枯水期(12 月～次年3 月)各匯水斷流,南磯山濕地植物枯落物進入快速分解期[8],為水體帶來了大量的腐殖質物質.組分C2(Ex/Em=230/390)與組分C1 呈顯著正相關關系(P<0.05),同屬腐殖質類物質,與以往研究中的腐殖質峰A+M 相似[45],研究發現其通常存在于受人為有機污染和農業活動影響的水樣中[47].組分C2 在洪水期占比最大(40.46%),該時期受長江頂托影響,各匯水連成一片[27].組分 C3(Ex/Em=220/300)是酪氨酸蛋白質類物質[48],研究發現水產養殖區水體中類蛋白物質占主體[49],如朱愛菊等[50]發現蝦塘水體DOM 類蛋白組分占比約51.31%～89.07%.太子河和周邊碟形湖作為南磯山斷面主要來水水源,太子河周邊水產養殖發達,周邊碟形湖又稱“鏨秋湖”,是禁捕之前鄱陽湖區居民重要的魚獲捕撈場所[5].圖4(b)所示,漲水期組分C3 占比最大,為33.70%,其次為退水期(31.88%),說明基于流域“源-匯”理論,南磯山斷面周邊水體DOM 組分C3除漲水期河道匯入來源外,退水期碟形湖出水也是其主要來源之一.

圖4 不同水文期DOM 各熒光區域積分標準體積占比和組分占比Fig.4 Integral standard volume proportion and component proportion of DOM in different hydrological periods

圖5 不同水文期研究區域水樣中DOM 熒光特征組分Fig.5 Various components identified by the EEM-PARAFAC analysis for the samples

2.2 沉積物特征

2.2.1 粒度 沉積物粒徑分布模式與水體環境中顆粒物的來源、搬運及沉積過程密切相關[51].如圖6(a)～6(c)所示,DX(10)、DX(50)和DX(90)分別代表了南磯山斷面及其周邊匯入水體1～5cm 表層10%、50%和90%的沉積物顆粒所測得的尺寸值,其范圍分別為0.73～3.71μm、7.24～22.90μm 和51.8～917μm,均值為2.19,12.07,212.73μm.參照Shepard分類三角圖[52]對沉積物粒度進行命名(圖6(d)),發現南磯山斷面及其周邊匯入水體1～5cm 表層底質主要包括粉砂、砂質粉砂、黏土質粉砂和粉砂質砂,屬于粉砂質沉積物;其中中值粒徑DX(50)屬于粉砂中的細粉砂(2～16μm).這與鄱陽湖南磯濕地細粉砂均值占比達55.35%,沉積類型為粉砂質沉積物的研究結果一致[53].

沉積物粒徑參數是綜合反映沉積物粒度特征及沉積環境的量化指標[33,54].依據現有研究通常采集 0～2cm 表層沉積物獲取水體懸浮顆粒物樣品[19,55],因此本文選擇0～2cm 分層沉積物的粒徑參數算數平均值進行分析(表2).平均粒度(Mz)代表沉積物粒度頻率分布的中心趨向,可反映沉積物的平均動能情況.南磯山斷面及其匯入區域沉積物平均粒徑大于Φ5,為中粉砂沉積物,這與Shepard 分類結果一致.分選系數(Sd)指示分選性,可用于分析沉積環境的動力條件和沉積物的物質來源,分選作用與介質性質和搬運距離密切相關.從表2 可以看出,南磯山斷面區域分選系數范圍為2.11～2.75,分布于分選性差區間(2.00～4.00).偏度(Sk)反映了粒度分布的不對稱程度,即介質類型及搬運能力的強弱;南磯山斷面區域沉積物粒度偏度范圍為-0.18～-0.07,除NJ2(近對稱-0.1～0.1)外,其余屬于負偏(-0.3～-0.1),峰偏向細粒度一側,沉積物樣品粒徑偏細,以細組分為主,分選性差.峰態(KG)是表現粒度數據在平均粒度兩側集中的程度,正態分布的KG=1,KG>1 是尖頂峰,反之為平頂峰;南磯山斷面區域沉積物粒徑1

表2 沉積物粒徑參數Table 2 Sediment grain size parameters

C-M 圖是反映沉積環境和搬運介質狀況的有效工具[56,57],其中C 為從粗顆粒端累積至1%所對應的沉積物粒度值,M 為累積頻率曲線中50%含量處對應的沉積物粒徑值,分別代表了搬運動力的最大和平均狀態.將南磯山斷面區域沉積物0～2cm 樣品粒度的C 和M 值投影至C-M 圖中(圖7),樣品多位于底邊懸浮和均勻懸浮搬運區,說明其沉積環境水動力較弱;結合表2 中各樣品沉積物粒徑參數,結果表明,南磯山斷面及周邊水域沉積物粒徑以細組分為主,分選性差,搬運能力弱;沉積水動力弱,懸浮顆粒物不易沉積.

圖7 沉積物C-M 圖Fig.7 C-M figure of sediments

2.2.2 TP 和P 釋放通量 沉積物是水體中P 的主要蓄積庫,同時表層沉積物P釋放也是水體P含量增加的重要途徑[7,58-59].如圖8 所示,表層0～5cm 沉積物TP 的平均含量為180.53～966.13mg/kg,其中平均含量最高的為 NJ2(916.44mg/kg), 其次為 NJ1(628.75mg/kg),分別為斷面匯入河流采樣點.沿水流方向,采樣點0～5cm 沉積物TP 含量自河流匯入至碟形湖匯入口依次降低.而在深度方向上NJ1、NJ2 和NJ3 采樣點的沉積物TP 含量呈現波浪式分布特征,在0～5cm 深度較高;而NJ5 采樣點的TP 含量在10～20cm 含量較高,NJ6 斷面采樣點的TP 含量在0～20cm 深度方向上基本保持穩定.一般認為,當湖泊沉積物中TP 含量≥600mg/kg 時,湖泊生態環境風險加大[58];《湖泊河流環保疏浚工程技術指南》中太湖磷污染底泥環保疏浚范圍為TP 含量≥625mg/kg,南磯山斷面附近樣點底泥TP 含量達到太湖底泥環保疏?？刂浦?

圖8 各采樣點沉積物TP 含量和磷釋放通量Fig.8 Sediment TP content and phosphorus release fluxes at sampling sites

分析P 釋放通量(圖8(b)),南磯山斷面各采樣點沉積物表觀通量均為正,表明實際沉積物界面上P表現為沉積物向上覆水的釋放過程,這與張洪等[7]研究南磯山斷面沉積物P 釋放通量的模擬實驗結果一致.本研究中,NJ6 斷面采樣點的釋放通量最大,為0.21mg/(m2·d),其次為NJ3 采樣點,位于兩個匯入支流和碟形湖退水口(紅興湖)的交匯處;NJ6 采樣點表層沉積物Mz 最小(表2),泥沙顆粒物作為水環境中P的主要載體[60],復雜水動力環境下P 釋放通量會增加[7],且細顆粒物TP 濃度大于粗顆粒物,也更容易被搬運[61].沉積物P 通過水體中濃度梯度或外力擾動從沉積物→間隙水→上覆水逐級擴散完成的過程屬于自由擴散過程,是沉積物P 釋放到水體中的主要途徑之一[58,62];通過對表層沉積物TP 含量和P 釋放通量的分析發現,該區域表層沉積物TP 含量高,泥-水界面P 為沉積物向上覆水釋放狀態,從而影響水體TP 濃度.

2.3 TP 超標成因

如圖9所示,Pearson相關分析結果表明,水體TP濃度與水環境因子顯著相關,TP 與濁度呈顯著正相關(P<0.05),這與朱利英等研究南磯山斷面水環境影響因素結果一致[9].TP 與TOC、類腐殖質物質(III富里酸類物質、V 腐殖酸類物質和C1 腐殖質類物質)呈顯著正相關關系(P<0.05),說明TP 與富里酸、腐殖酸等類腐殖質物質存在共源性[32],其主要是由沉積物中微生物降解高等生物殘體形成,這與南磯山濕地頻繁枯豐交替和繁茂濕地植物枯落物大量分解的實際相符[3,7-8].有機質組分中C1 腐殖質類物質與C3 蛋白質類物質呈顯著負相關(P<0.05),三維熒光光譜5 區域中代表類腐殖質物質分區(III 和V)與代表類蛋白質物質分區(I 和IV)呈顯著負相關關系(P<0.05),表明南磯山斷面區域水體有機物類腐殖質物質與類蛋白質物質具有一定的異源性.從圖4可以看出,分區I 和IV 和組分C3 的熒光強度在漲水期占比明顯增加,說明南磯山區域水體有機質類蛋白質物質以外源輸入為主,農業和人為活動干擾下的壓力會使微生物活動強度增大,導致微生物腐殖質類、蛋白質類等污染更豐富[63];斷面匯水范圍上游土地利用類型以農田和集鎮為主,漲水期斷面來水主要由贛江中支和南支匯集沿岸農田灌溉退水及城鎮生活污水等組成.TP 與類蛋白質物質(I 酪氨酸類蛋白質、IV 溶解性微生物代謝產物和C3 酪氨酸蛋白質類物質)呈顯著負相關關系(P<0.05),這與漲水期水位升高,TP 濃度達到0.05mg/L(《地表水環境質量標準》(GB3838-2002)湖庫III 類標準))占比升高[9]的研究結果表現一致,表明TP 濃度受外源輸入影響相對較弱.因此,從水環境因子分析可以看出,南磯山斷面TP 濃度超標與該區域生態環境的客觀條件(如濁度、生物等)密切相關.

圖9 水環境因子的相關關系Fig.9 Pearson correlations of water environment factors

濁度是水體懸浮顆粒物及膠體微粒對光散射特性的表征[9,60,64].枯水期南磯山斷面匯入支流及碟形湖來水均斷流,因此表層沉積物再懸浮是該斷面水體顆粒物的主要來源[57],此外沉積物再懸浮過程也是沉積物P 釋放到水體中的主要途徑[58,62],該過程除受沉積顆粒物本身粒徑和形態影響,粒徑較小的沉積顆粒物比表面積更大,再懸浮能力更強,其釋放P 的速率也更快[7,60-61].通過對斷面表層沉積物特征分析發現,該區域表層沉積物屬于粉砂質,平均粒徑偏細,以細組分為主,分選性差;C-M 圖顯示沉積物多位于底邊懸浮和均勻懸浮搬運區,搬運能力弱,沉積水動力弱;此外,水體擾動也是沉積物再懸浮過程的主要影響因素,文獻調研[65]和本研究于2021 年12月對該區域的魚類實地調研發現,該區域中底層魚類物種的捕撈漁獲量占總漁獲量的83.90%,較多數量的底層魚類和廣泛活動導致該區域沉積環境易受到擾動,從而使沉積物磷釋放通量增加,水體懸浮顆粒物不易沉積,造成斷面濁度較高,TP 濃度超標.

3 結論

3.1 4 個水期南磯山斷面及其匯入區域的水環境因子變化具有顯著差異,枯水期、退水期的TP 濃度顯著高于其它水期,其超標倍數分別達3.06 倍和2.78 倍,漲水期斷面TP 濃度最低.水體濁度和TOC濃度在四個水期的變化趨勢與TP 濃度一致.

3.2 表層水DOM 的三維熒光光譜和PARAFAC 分析發現,DOM 主要組成為類腐殖質物質,其占比最高(55.47%),主要來源為枯水期南磯山濕地植物枯落物降解;類蛋白質物質在漲水期占比升高,其主要來源為匯入支流及周邊碟形湖退水.

3.3 表層沉積物界面上表現為沉積物P 向上覆水的釋放過程,其中斷面的P 釋放通量最大(0.21mg/(m2·d));沉積物底質屬于粉砂質,平均粒徑偏細,以細組分為主,分選性差,多位于底邊懸浮和均勻懸浮搬運區;沉積水動力弱,懸浮顆粒物不易沉積.

3.4 TP 濃度與類蛋白質物質(I 酪氨酸類蛋白質、IV 溶解性微生物代謝產物和C3 酪氨酸蛋白質類物質)呈顯著負相關關系(P<0.05),與濁度、腐殖質類物質(III 富里酸類物質、V 腐殖酸類物質和C1 腐殖質類物質)呈顯著正相關關系,說明TP 與腐殖質類物質具有共源性.