1 引言(Introduction)

白洋淀作为华北平原最大的淡水湖泊, 对维护华北地区生态系统平衡、调节华北平原乃至京津地区气候、补充地下水源、调蓄洪水以及保护生物多样性和珍稀物种资源等方面发挥着重要作用.近年来, 白洋淀水质常年维持在我国水质标准的Ⅳ类以下, 根据环保监测站淀区内8个监测站点3年内同期水质监测结果显示, 淀区上覆水NH₄⁺-N平均浓度分别为0.52、2.77、1.14 mg·L^-1, TN平均浓度分别为2.50、5.05、3.10 mg·L^-1, NH₄⁺-N与TN已成为淀区最主要的水质污染指标.近年来对于中国东部湖泊水体氮污染状况研究较多(Wang et al., 2014；Wang et al., 2010；Yang et al., 2015；Xu et al., 2010), 数据对比表明白洋淀水质与太湖、巢湖等国内东部湖泊相比, NH₄⁺-N与TN浓度都处于较高水平.沉积物内源氮释放是导致水体中营养盐浓度较高的重要原因之一, 目前淀区沉积物氮磷营养盐污染十分严重, 而沉积物氮污染是白洋淀沉积物主要的污染问题(王亚琼等, 2017).

水体中的氮可以季节性交替成为富营养化的限制因子(Wang et al., 2008；Wang et al., 2009).过量的氮会使得浮游藻类大量繁殖, 伴随着藻类的衰亡和沉入水底并腐败, 往往会造成水体缺氧、富营养化等严重后果(Liu et al., 2012；Bhatnagar and Sillanpää, 2011).然而白洋淀并未爆发大规模的藻华现象, 这与白洋淀自身特点有关.白洋淀作为浅湖型湿地沼泽化严重, 在沼泽化过程中, 水生植物不断生长与死亡, 植物残体沉入湖底堆积, 使湖底淤积较深.虽然白洋淀水质处于富营养化状态, 但白洋淀芦苇、香蒲等水生植物十分丰富, 较高的初级生产力有利于水体中氮的吸收转化, 加之大型水生植物的克藻效应(唐萍等, 2001), 使淀区并未爆发大规模的藻华现象.在此过程中水体与沉积物之间NH₄⁺-N交换和迁移转化值得关注.然而, 以往研究更侧重于表层沉积物氮污染的时间与空间分布, 沉积物氮污染与外源输入、沉积物理化性质关系等方面(梁淑轩等, 2013；王珺等, 2010；梁淑轩等, 2016), 忽视了NH₄⁺-N在沉积物氮污染中起到的关键作用, 对于NH₄⁺-N由沉积物向上覆水体的潜在释放通量研究较少.沉积物中的NH₄⁺-N主要通过扩散、沉积物再悬浮、生物扰动等过程向上覆水体释放(Hu et al., 2001).溶解态NH₄⁺-N通过沉积物-水界面向上覆水扩散是内源营养盐释放的重要途径, 对上覆水体的化学性质和组成有重要影响(张路等, 2004), 较高的NH₄⁺-N潜在释放通量往往意味着上覆水体较高的富营养化风险.

NH₄⁺-N潜在释放通量的研究是解决白洋淀氮内源污染必做的首要工作, 本研究旨在说明白洋淀淀区整体沉积物NH₄⁺-N内源潜在释放通量状况, 通过研究NH₄⁺-N在沉积物中的垂直分布更为深入地分析内源释放风险特征(Pogodaeva et al., 2007), 为阻止白洋淀进一步沼泽化提供基础数据, 通过研究上覆水体和沉积物氮污染的时空分布更为清晰地指出氮污染治理的重点区域, 为后期白洋淀的生态治理和水污染防治提供帮助.

2 材料方法(Materials and methods) 2.1 研究区域概况

白洋淀位于保定市东40 km, 北纬38°43′~39°02′, 东经115°38′~116°07′之间(李必才等, 2012), 是华北平原最大的淡水浅湖型湿地(武士蓉等, 2013), 水深平均约2.5 m, 淀区地势自西北向东南倾斜, 属于海河流域大清河水系, 流域面积3.1×10⁴ km².白洋淀淀区总面积约366 km², 东西长39.5 km, 南北宽28.5 km, 主要由淡水湖和草本沼泽湿地组成, 多年平均水域面积约占41%.淀内主要由白洋淀、马棚淀、烧车淀、藻杂淀等大小不等的143个淀泊和3700条沟壕组成, 淀内村落39个(刘存歧等, 2012).淀区地貌景观以水体为主, 水域间有苇田、台地、村庄, 三者交错相间构成独特景观.淀区水质污染以营养盐为主, NH₄⁺-N和TN是主要污染物, 水质长期处于Ⅳ类以下, 淀区生态系统功能逐步退化, 向藻型湖泊演化的进程加快, 沼泽化的趋势明显.以芦苇植被为特征的水陆交错带约占36%, 主要由芦苇群落、苇地间小沟以及浅水区组成, 苇地和水面的面积之比约为1:3.5(王杉允等, 2012).

2.2 样品采集与分析 2.2.1 样点布设

在淀区不同位置选择较为开阔水面, 结合水域形态特点进行样点布设并编号, 功能相似水域可采用网格法原则均匀布设, 淀区西北侧藻杂淀区域基本为沼泽地区, 因此暂不布设样点.将白洋淀淀区根据地理位置分成7个区域, 分别为烧车淀区、枣林庄区、南刘庄区、淀头区、圈头区、端村区、采蒲台区, 每个区域布设3个采样点, 根据区域各自具体情况分别布设, 采样点共21个.采样区域及采样点分布如图 1所示.于2016年9月采集表层水21份, 表层沉积物21份及沉积柱样品21根.

2.2.2 沉积物采集

利用彼得森采样器采集表层10 cm沉积物样品, 储存于聚乙烯自封袋, 样品4 ℃低温保存运输, 到达实验室后, 沉积物部分样品冷冻干燥、研磨、过100目尼龙筛, 密封避光储存待分析；其余样品于4 ℃密封避光保存.用自重力采样器(Corer 60, Uwitec, Austria)采集沉积柱, 沉积柱采集后, 现场用虹吸管自上而下对上覆水接近沉积物-水界面处的20 cm按每层5 cm进行分层, 保存于聚乙烯瓶中；对沉积物柱状样自上而下进行分层, 最表层10 cm按1 cm分层, 10 cm以下按2 cm分层, 样品低温保存运回实验室.白洋淀淀区水样温度(T)、pH、溶解氧(DO)、氧化还原电位(ORP)等理化参数利用水质分析仪现场测定.

2.2.3 样品分析

沉积物样品用2 mol·L^-1氯化钾溶液振荡提取1 h, 0.45 μm滤膜过滤后测定提取液中NH₄⁺-N (Karr et al., 2001)、NO₃^--N.表层水以及上覆水中NH₄⁺-N、NO₃^--N采用0.45 μm滤膜过滤后样品测定, TN采用未过滤水样测定.各项氮类指标测定方法参照《水和废水监测分析方法》(国家环境保护总局《水和废水监测分析方法》编委会, 2002)：NH₄⁺-N的分析测定采用纳式试剂比色法, NO₃^--N采用酚二磺酸光度法, TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法.柱状样分层经离心后所得孔隙水NH₄⁺-N含量用全自动化学分析仪(Smart Chem 2000, AMS-WESTCO, Italy)测定.用元素分析仪(Vario EL Ⅲ, Elementar, GRE)测定沉积物中总碳、总氮含量(Zhao et al., 2015).

2.3 氮扩散通量模型

采用一维孔隙水扩散模型计算孔隙水扩散通量.该模型假定沉积物和上覆水之间的物质交换过程为平衡状态, 此过程主要受浓度扩散控制(Müller et al., 2003), 其扩散通量(F)可运用Fick第一定律进行估算(Kuwae et al., 2003)：

(1)

式中, F为沉积物-水界面扩散通量(mg·m^-2·d^-1)；为沉积物-水界面物质浓度梯度(mg·L^-1·cm^-1)；D_s为考虑沉积物弯曲效应的实际分子扩散系数(m²·s^-1)；与孔隙度之间的经验关系式(Ullman and Sandstrom, 1987)为：D_s =φD₀(φ＜0. 7)；D_s = φ2D₀(φ＞0. 7), 式中, D₀为无限稀释溶液的理想扩散系数(Falcão and Vale, 1998).对于NH₄⁺-N, D₀ = 19.8 ×10^-6 cm²·s ^-1(Krom and Berner, 1980).φ为沉积物孔隙度(Urban et al., 1997), 其计算方法见式(2)：

(2)

式中, W_w为沉积物鲜重(g)；W_d为沉积物干重(g)；ρ为表层沉积物平均密度与水密度比值, 一般取2.5(汪淼等, 2015).

采样点分布图及插值图用ArcGIS 10.0绘制；数据制图在Origin 9.0上完成.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 淀区水体氮分布特征

白洋淀淀区表层水NH₄⁺-N和NO₃^--N、TN的分析结果如图 2所示.表层水采样点中的NH₄⁺-N浓度整体较低, NH₄⁺-N平均浓度在0.09~0.49 mg·L^-1之间；NO₃^--N浓度整体差值不大, 浓度较低, 平均浓度维持在0.09~0.20 mg·L^-1；淀区表层水TN浓度范围为1.40~4.52 mg·L^-1.从图 2a得出：淀区水质以圈头区和淀头区为界, NH₄⁺-N表现为北部处于0.10 mg·L^-1以下, 南部在0.10 mg·L^-1以上的状态.南部端村区和采蒲台区NH₄⁺-N污染重, NH₄⁺-N平均浓度分别为0.49 mg·L^-1和0.40 mg·L^-1, 端村区东北部的S18点位NH₄⁺-N浓度较高达到0.72 mg·L^-1.白洋淀南部的端村区和采蒲台区, 水系连通性与流动性较差, 淀中村与淀边村的污染排放是导致表层水NH₄⁺-N浓度偏高的重要原因.而端村镇也是淀区内鸭养殖数量最多的乡镇, 此区域鸭粪便流失率约为33.8%~67.7%(张浩等, 2016), 养殖废水的面源排放也是造成NH₄⁺-N浓度偏高的原因.图 2b显示, 端村区NO₃^--N污染偏高, 平均值能够达到0.30 mg·L^-1.结合图 2c分析, 白洋淀TN整体呈现较为严重的污染状况, 除淀区中部枣林庄区和淀头区表层水TN浓度维持在2.01 mg·L^-1以下, 其他区域TN浓度过高, 15个位点中11个位点处于劣Ⅴ类水质TN浓度标准2.0 mg·L^-1以上, 端村区域点位TN浓度甚至能够达到4.52 mg·L^-1.较高的TN浓度意味着淀区水体具有较高的富营养化风险, 水质改善必须降低水体的TN浓度.

表层沉积物氮污染状况与上覆水体关系密切, 图 3为白洋淀淀区表层沉积物氮分布示意图, 白洋淀淀区沉积物NH₄⁺-N的平均含量范围在61.1~160.6 mg·kg^-1；淀区沉积物整体NO₃^--N平均值较低为4.3~9.0 mg·kg^-1, 各区域沉积物TN含量平均值在1555~4400 mg·kg^-1范围以内.由图 3a可得：沉积物NH₄⁺-N含量超过150 mg·kg^-1的重污染点位S13、S14和S16所在区域分别是圈头乡和同口镇几个淀中村与淀边村附近水域, 人为活动产生的生活污水等含氮污染物向淀区水体排放, 水中颗粒物会对其中的NH₄⁺-N吸附沉降(Wang et al., 2010), 是这些区域沉积物NH₄⁺-N的主要来源, 也是造成这些区域沉积物NH₄⁺-N污染较重的主要原因.图 3b显示, 采蒲台区沉积物NO₃^--N含量明显高于其他区域, 为22.05 mg·kg^-1.此区域沉积物NH₄⁺-N含量较低, 往往沉积物中较强的硝化作用, 较弱反硝化作用会导致NH₄⁺-N消耗和NO₃^--N的积累, 所以此区域的沉积物氮循环过程值得深入研究.

从图 3c中确定, 除南刘庄区以外, 淀区其他区域沉积物TN平均含量处于EPA制定的沉积物TN污染标准的重污染(TN >2000 mg·kg^-1)状态(US EPA, 2002), 高于我国东部典型湖泊沉积物总氮基准阈值1106.2~1115.2 mg·kg^-1(王健等, 2014), 沉积物氮污染对白洋淀湖泊生态系统具有潜在威胁.沉积物TN的含量高低分布趋势与NH₄⁺-N较为一致, 符合河流、湖泊沉积物NH₄⁺-N含量与TN含量呈一致性的结论(张淑珍等, 2016；范成新等, 2004).白洋淀沉积物TN的含量存在空间差异, 北部烧车淀区与南刘庄区TN含量较低, 与上覆水NH₄⁺-N、TN分部趋势一致, 表明沉积物氮污染状况与上覆水体氮污染状况存在一定的相关性.

图 3d表明, 同一位点表层沉积物中氮的形态绝大部分都是有机态氮(82.9%~94.2%), 这与国内淡水湖泊有机氮为沉积物中氮的主要存在形态结论一致(李辉等, 2011).总有机氮(TON)主要来源于水生生态系统中生物的分泌及腐烂分解, 以及外源水体携带的颗粒态氮和溶解性有机氮的输入(Kaushal et al., 2014).水生植物沉水腐烂是TON的重要来源, TON又会成为沉积物中NH₄⁺-N大量释放的来源, 沉积物有机质中TON矿化会产生NH₄⁺-N, 增加富营养化风险(高悦文等, 2012).Meyers研究表明(Meyers, 1994)：浮游藻类由于富含有机质而导致较低的C/N值, 一般在4~10之间；维管束植物由于富含纤维素而导致较高的C/N, 一般大于20, 实验测得白洋淀绝大多数点位沉积物的C/N值在17~30之间, 说明白洋淀沉积物有机质主要植物来源是维管束植物, 这与白洋淀是以芦苇和香蒲等富含纤维素的维管束植物构成的草型湖泊的事实高度吻合.此结果意味着现阶段的白洋淀正处于草型湖泊沼泽化的过程中, 水生植物残体不断在湖底进行淤积, 湖底逐年淤高.在白洋淀水体较浅, 溶氧较为充足的情况下, 表层沉积物的扰动往往会使沉积物氮库中的氮释放出到上覆水体中来, 造成严重后果, 此阶段有必要采取生态清淤清除氮污染过重底泥, 或是合理收割芦苇等其他手段避免淤积加重和沉积物进一步的氮污染, 避免白洋淀的衰老和消亡.

3.2 沉积物孔隙水氨氮浓度分布

通过表 2发现, 整个淀区表层孔隙水NH₄⁺-N平均含量为1.79~8.20 mg·L^-1, 对孔隙水和上覆水的NH₄⁺-N浓度进行分析：①上覆水和孔隙水NH₄⁺-N含量都存在较为明显的空间差异性.端村区和采蒲台区沉积物柱状样的上覆水NH₄⁺-N浓度较高, 平均值分别为3.60 mg·L^-1和2.64 mg·L^-1, 这两个区域的表层水NH₄⁺-N含量也相对较高, 其他区域柱状样的上覆水NH₄⁺-N浓度平均值在0.10~0.63 mg·L^-1.除枣林庄与淀头区表层沉积物孔隙水NH₄⁺-N含量相对较低以外, 其他区域NH₄⁺-N含量平均值在4.32~8.20 mg·L^-1. ②各区域表层沉积物孔隙水NH₄⁺-N含量普遍高.NH₃·H₂O浓度受NH₄⁺-N浓度、pH值和pK_a影响, 孔隙水较高的NH₄⁺-N含量会导致较高的NH₃·H₂O浓度, 从而对底栖生物和鱼类等水生生物产生毒性效应(Camargo and Alonso, 2006).除淀头区和枣林庄外其他区域孔隙水NH₄⁺-N最高值达到10.0 mg·L^-1以上, 平均值也在4.0 mg·L^-1以上, 烧车淀区与南刘庄区表层沉积物孔隙水平均值能达到6.15 mg·L^-1和8.20 mg·L^-1, 因为这两个区域水位较深且常年底泥淤积严重, 沉积物表面扰动较小, 使得孔隙水NH₄⁺-N积累.表层沉积物孔隙水作为底栖生物生存最直接的环境, 其中的NH₃·H₂O浓度范围在0.02~0.40 mg·L^-1(表 2), 已经超过了一些敏感底栖生物的耐受值(Camargo and Alonso, 2006), 这种孔隙水高NH₄⁺-N状态会对底栖生物的生存构成直接影响.③沉积物-水界面存在较高的NH₄⁺-N浓度梯度.表层沉积物孔隙水NH₄⁺-N浓度是上覆水含量的数倍, 烧车淀区和南刘庄区甚至达到47倍和60倍, 孔隙水营养盐主要来源于有机质分解和外源输入, 在底栖生物活动和界面水动力学条件的影响下会向上覆水体释放, 沉积物-水界面NH₄⁺-N较高的浓度梯度会产生较高的NH₄⁺-N内源释放风险.

结合图 4中NH₄⁺-N在沉积物和上覆水中的垂直分布特征可以得出：15个点位上覆水NH₄⁺-N浓度低于沉积物-水界面处3 mg·L^-1以上, 较高的浓度差使得NH₄⁺-N具有较高的释放通量, 有很强的内源释放风险.NH₄⁺-N在沉积物表层5 cm的范围内浓度较高, 在10 cm以下出现了浓度随深度增加而增大的现象.白洋淀沉积物孔隙水中的NH₄⁺-N随深度的积累符合浅水湖泊沉积物中NH₄⁺-N的普遍积累规律：孔隙水环境中NH₄⁺-N主要来源于有机氮的矿化及外源的输入(赵海超等, 2013), 并且与沉积物理化性质、氧化还原环境、生物作用大小、水动力条件及污染源等紧密相关(古小治等, 2010).一方面, 沉积物底层扰动较小, NH₄⁺易被带负电荷沉积颗粒胶体吸附, 导致在深层的累积；另一方面, 随着深度增加, 沉积物含氧量降低, 还原环境更有利于有机氮氨化作用进行, 消耗氨的硝化作用减弱, 高价态氮(如NO₃^--N、NO₂^--N)通过异化还原过程向NH₄⁺-N低价态氮转化, 致使NH₄⁺-N在沉积物中发生累积, 浓度随深度的增加而升高(刘峰等, 2011).

沉积物柱状样在沉积物表层5 cm以内出现孔隙水NH₄⁺-N浓度较高的现象, 特别在沉积物-水界面1~2 cm处NH₄⁺-N浓度有较大值.白洋淀淀区属于草型湖泊, 整个湖泊大部分区域都有沉水植物和挺水植物, 水生植物凋落腐败时就会产生所谓的生物沉积, 在白洋淀沼泽化过程中, 生物沉积的贡献最大(任文君, 2011).采样时间9月下旬, 水生植物开始凋落, 沉积物表层界面处往往都有较新腐败植物碎屑等覆盖, 有更为丰富的有机质来源, 沉积物最表层溶氧相对底层较高, 微生物活动较强(高泽晋等, 2016；潘延安等, 2014), 有利于有机质的氨化作用产生NH₄⁺-N.沉积物表层具有更为频繁的底栖生物活动, 颗粒物的悬浮沉降等过程, 这些过程促进了沉积物颗粒表面的NH₄⁺-N向孔隙水中释放(Hu et al., 2001).各种氮的营养盐形态中, NH₄⁺-N最容易被水生植物吸收利用.沉积物中NH₄⁺-N含量直接影响水生植物的初级生产力, 关系到水生植物残体在湖底的淤积量与分解量(刘佩佩等, 2013；徐德兰等, 2007), 因此, 沉积物高NH₄⁺-N含量在白洋淀的沼泽化进程中起到了促进作用.

不同地区孔隙水NH₄⁺-N的垂直分布也存在差异, 烧车淀区、圈头区和采蒲台区沉积物孔隙水表层5 cm的NH₄⁺-N浓度与上覆水差值明显高于其他地区, 这些区域必然存在较强的生物沉积作用, 意味着这些区域沼泽化进程正在加快.采蒲台区的S20点位上覆水NH₄⁺-N浓度明显高于孔隙水, 这说明此区域沉积物是NH₄⁺-N的汇, 意味着水体接受了更多的外源NH₄⁺-N输入, 应注意此区域的氮污染物外源输入问题.

3.3 沉积物-水界面氨氮扩散通量

白洋淀沉积物-水界面NH₄⁺-N扩散通量整体平均值(范围)达12.3 mg·m^-2·d^-1(-9.3~38.3 mg·m^-2·d^-1), 见图 5, 除端村区点位S16和采蒲台区点位S19通量为负, 其他区域NH₄⁺-N释放通量都为正, 除枣林庄区和端村区NH₄⁺-N扩散通量在5 mg·m^-2· d^-1以下, 其余地区NH₄⁺-N扩散通量较高, 在20 mg·m^-2·d^-1以上.NH₄⁺-N扩散通量大小与沉积物污染程度关系紧密, 枣林庄区沉积物NH₄⁺-N污染程度较低, 孔隙水NH₄⁺-N含量不高, 沉积物-水界面浓度梯度较低, 使其NH₄⁺-N释放通量明显低于其他区域.通过图 4得出端村区其上覆水浓度较高导致沉积物-水界面浓度梯度较低, 而使NH₄⁺-N释放通量较低.这两个区域沉积物较低的含水率(表 1)等沉积物本身性质也是致使NH₄⁺-N扩散通量较低的原因.鉴于营养盐释放速率与水温, 湖泊丰水期枯水期(韩志伟等, 2017)等具有相关性, 往往在夏季释放通量会达到最高值(Seiki et al., 1989), 这意味着夏季白洋淀NH₄⁺-N扩散通量可能更高, 水体具有更高的富营养化的风险.白洋淀整体NH₄⁺-N释放通量水平低于太湖的17.8~45.7 mg·m^-2·d^-1(狄贞珍等, 2015), 高于洞庭湖的6.32~7.78 mg·m^-2·d^-1(王雯雯等, 2013), 与巢湖的13.06~32.94 mg·m^-2·d^-1(姜霞等, 2009)水平相当.

如图 6所示, 白洋淀沉积物NH₄⁺-N整体表现为由沉积物向上覆水释放, 除淀区西南部与东北部小部分区域以外, NH₄⁺-N的潜在释放通量都为正.S16和S19点位水体溶氧较为充足, 表层沉积物中微生物硝化作用较强, 导致表层沉积物孔隙水中NH₄⁺-N消耗而使其浓度较低(图 4).微生物的硝化作用在消耗NH₄⁺-N的同时产生NO₃^--N, 释放到上覆水中而使水体NO₃^--N含量较高, 与图 2b一致.NH₄⁺-N在沉积物中含量低于水体, 使NH₄⁺-N具有由水体向沉积物汇集的趋势.圈头区和采蒲台区NH₄⁺-N扩散通量达到20 mg·m^-2·d^-1以上, 此区域沉积物的形成历史长、接受外源输入高, 沉积物氮污染情况较重(图 2), 这两个区域是白洋淀淀区内源营养盐释放贡献的主要区域, 控制NH₄⁺-N内源释放, 圈头区与采蒲台区应该是首要关注的区域.烧车淀区和南刘庄区NH₄⁺-N的平均释放通量也都达到10 mg·m^-2·d^-1以上, 这两个区域靠近安新县城, 航道纵横, 水上景点颇多, 表层沉积物更易受到扰动而使NH₄⁺-N释放.白洋淀沉积物-水界面NH₄⁺-N扩散通量整体偏高实质上是白洋淀沼泽化过程中带来的严重水生态问题, 图 6指出了圈头区、采蒲台区、烧车淀区和南刘庄区等沼泽化严重区块, 这些区块急需通过生态清淤、原位修复和生态修复等手段解决NH₄⁺-N的内源污染问题.在逐步控制外源氮污染输入条件下, 沉积物中的NH₄⁺-N内源释放风险依旧较大, 这将会为后期淀区水体与沉积物氮污染治理与修复带来困难, 亟待相关治理部门的重视并考虑沉积物氮污染特征, 采取分区、分级、分期治理的相关措施.

4 结论(Conclusions)

1) 白洋淀淀区表层水NH₄⁺-N平均浓度在0.03~0.49 mg·L^-1, 其中端村区和采蒲台区污染较重, 平均浓度分别为0.49 mg·L^-1和0.40 mg·L^-1.表层水NO₃^--N浓度整体差异不大, 淀区整体NO₃^--N浓度较低, 维持在0.20 mg·L^-1以下.表层水TN含量范围为1.40~4.52 mg·L^-1, 整体呈现污染较为严重的状况.枣林庄区、淀头区水质在Ⅴ类水平, 其余区域的水质在劣Ⅴ类水质, 氮污染亟待治理.对于淀区水体氮污染程度, 呈现北侧轻、南侧重的状态.

2) 白洋淀表层沉积物中的氮的形态绝大部分都是有机态氮.各区沉积物TN平均值在1555~4400 mg·kg^-1, 沉积物TN污染水平处于受污染状态, 高于我国东部典型湖泊沉积物总氮基准.

3) 白洋淀上覆水NH₄⁺-N浓度明显低于孔隙水的含量, 表明NH₄⁺-N有很强的内源释放风险.沉积物的柱状样在沉积物-水界面处显示出了孔隙水的NH₄⁺-N含量明显偏高的现象, 使沉积物-水界面与上覆水产生较高的浓度差, 从而导致了沉积物NH₄⁺-N具有较高的释放通量.

4) 白洋淀淀区21个样点沉积物-水界面NH₄⁺-N扩散通量平均值(范围)为12.3 mg·m^-2·d^-1(-9.3~38.3 mg·m^-2·d^-1), 处于较高水平.除枣林庄与端村区通量平均值较低在5 mg·m^-2·d^-1以下, 其余地区通量较高, 都在20 mg·m^-2·d^-1以上, 淀区NH₄⁺-N潜在释放风险非常高.对于白洋淀水体氮污染治理, 控制NH₄⁺-N内源释放应当是一项必做的基础工作, 而烧车淀区, 圈头区和采蒲台区应该是首先要关注的区域.