利用进口大口径柱状采样器(Rigo Co. 直径110 mm 高500 mm)于2012年9月采集梅梁湾(N 31°31′33.6″, E 120°12′32.4″)沉积物,并现场切得表层1 cm的沉积物样品,装袋,立即用冰盒保存(4℃)送至实验室,过孔径为1 mm的铁筛,对沉积物进行搅拌使其充分混匀. 同时取采样点上覆水100 L. 沉积物和上覆水理化性质见表 1.

表 1(Table 1)

表 1 梅梁湾沉积物和上覆水的理化性质Table 1 Physicochemical properties of sediments and overlying water from Meiliang Bay 项目 DO/ mg ·L-1 pH 含水率/% 有机质/% DTP/ mg ·L-1 Tot-P/ mg ·g-1 叶绿素a/μg ·L-1 不同粒径所占质量分数/% <5 μm 5~50 μm 50~250 μm 沉积物 30.89 3.38 0.201 19.24 79.98 0.78 上覆水 3.52 8 0.021 4.859

表 1 梅梁湾沉积物和上覆水的理化性质Table 1 Physicochemical properties of sediments and overlying water from Meiliang Bay

选择2个5 L圆形容器作为试验装置(d=17 cm, h=25 cm),分别标记为E1和E2,放入取自梅梁湾湿沉积物200 g,并沿器壁缓慢加入采样点上覆水3 L.

试验周期为13 h,从早上08:00开始,采用恒速搅拌机(IKA RW20 digital)对沉积物进行扰动(140 r ·min^-1). 其中,E1为持续扰动(08:00~21:00). E2为反复扰动,每间隔3 h扰动1次,每次扰动持续0.5 h,并从早上08:00开始第1次扰动. 扰动过程中让沉积物充分悬浮. 在E2每次扰动结束时,立即分别采集悬浮物,同时采集E1悬浮物,并用于磷形态分析以及BAPP的测定,同时从水面以下10 cm处采集水样,测定上覆水中总磷(TP)、 溶解性总磷(DTP)、 溶解性磷酸盐(DIP). 同时监测溶解氧(DO)、 pH值的变化. 并在E2每次扰动所间隔的3 h内每间隔1 h对E1、 E2分别取样测定上覆水中TP、 DTP、 DIP含量,同时监测DO、 pH值的变化. 每次采完水样,立即向容器中补充等量上覆水.

TP是将水样采用过硫酸钾消解后钼锑抗分光光度法测定(美国HACH DR2800分光光度计); DTP是将水样经过0.45 μm滤膜过滤后的滤液消解后测定; DIP含量是将水样经过0.45 μm滤膜过滤后直接测定.

悬浮物中磷的形态分析方法参考Hieltjes和Lijklema提出的H&L 4步连续提取法^[6](表 2),每个样品有3个平行样,相对误差<5%. 悬浮物中总磷(Tot-P)含量为各步提取磷的总和. 藻类可利用磷(AAP)采用0.1 mol ·L^-1NaOH溶液提取法进行测定. 悬浮物上BAPP的测定选用Ellison等^[4]的方法来做藻类分析试验,测定BAPP的含量,试验中所用藻类为铜绿微囊藻(Microcysis aeruginosa). 具体方法为将藻在无磷BG11(Bull-Green Medium)培养液中饥饿培养7 d,供试验所用. 取30 mL无磷BG11培养液并加入0.01 g悬浮物湿样以及经过饥饿培养的藻液0.3 mL,每个样品有3个平行样. 在温度为24℃±2℃,光照度为2000 lx,亮暗比为14 h ∶10 h条件下培养,每天早中晚各摇动一次,于14 d取样测定上覆水中叶绿素a含量(water Pam s/n edee0225叶绿素仪). 同时分别用不同已知磷浓度来培养饥饿藻类,14 d后测定上覆水中叶绿素a含量,通过拟合曲线,得出量化悬浮物中BAPP含量公式.

表 2(Table 2)

表 2 悬浮物中磷形态及提取方法Table 2 Species of phosphorus and sequential extraction methods 磷形态 提取方法 弱吸附态磷(NH4Cl-P) 称取过100目筛网的悬浮物干样0.05 g于比色管中,加入50 mL 1 mol ·L-1 NH4Cl溶液(pH=7),振荡2 h,离心,取上清液经过0.45 μm滤膜过滤后直接测定 铁铝结合态(Fe/Al-P) 将上步残渣清洗2次,加入50 mL 0.1 mol ·L-1 NaOH,振荡17 h,离心,取上清液经过0.45 μm滤膜过滤后直接测定 钙结合态磷(Ca-P) 将上步残渣清洗2次,加入50 mL 0.5 mol ·L-1 HCl,振荡17 h,离心,取上清液经过0.45 μm滤膜过滤后直接测定 残渣磷(Res-P) 将上步残渣清洗2次,灼烧5 h(550℃),加入30 mL 1.0 mol ·L-1HCl,振荡16 h,离心,取上清液经过0.45 μm滤膜过滤后直接测定

表 2 悬浮物中磷形态及提取方法Table 2 Species of phosphorus and sequential extraction methods

上覆水中 DO和pH值分别通过便携式溶解氧测定仪(美国HACH HQ30d)和数显pH计(pHs-3TC,武汉)测定.

沉积物含水率的定义为105℃烘干12 h的质量损失,有机质含量的定义为550℃灼烧2.5 h的质量损失.

扰动使上覆水中不同形态磷(DIP、 DTP、 PP、TP)含量发生了明显的变化(图 1). 由图 1(a)可见,不同扰动方式下,上覆水中DIP的变化规律相似. 试验初期, 2种扰动方式下上覆水的DIP含量都显著升高,并迅速达到整个试验间期的最大值(持续扰动: 0.018 mg ·L^-1; 反复扰动: 0.024 mg ·L^-1). 反复扰动下,上覆水中DIP大部分时间均高于持续扰动. 这主要与扰动方式不同有关. 持续扰动下,沉积物始终处于悬浮状态,显著增加了上覆水中的无机颗粒态物质和黏土矿物的含量,在释放DIP的同时也吸收DIP^[7],并且易于达到动态平衡. 而对于反复扰动而言,停止扰动后,悬浮物处于自由沉降阶段,减少了颗粒物质对DIP的捕捉几率,从而降低了对DIP的吸附,而被悬浮颗粒吸附的DIP在沉降过程中又会向水体解析. 然而,在反复扰动条件下,发现一个非常重要的现象,即每次扰动过程中(0.5 h的扰动与后续3 h自由沉降成为1次扰动),DIP的变化趋势均为升高随后降低,并且,随着扰动次数的增加,DIP的升高幅度逐渐降低(0.024、 0.015、 0.007、 0.009 mg ·L^-1). 这暗示了反复扰动间对DIP的释放存在内在联系,即先前的扰动有降低后续扰动下内源磷释放的趋势.

图 1

Fig. 1

图 1 上覆水中不同形态磷的变化规律Fig. 1 Variation of different phosphorus forms in the overlying water

随着试验的进行,不同扰动方式下,DIP均呈显著降低趋势,DIP的平均值分别为0.007 mg ·L^-1(持续扰动)、 0.008 mg ·L^-1(反复扰动),并低于初始状态(0.01 mg ·L^-1). 这主要归因于扰动促进了细颗粒胶体物质^{[8, 9]}与DIP的接触几率,同时强化了吸收大量DIP的小颗粒态物质的絮凝作用,有利于其沉降,从而降低了上覆水中DIP的含量. 同时,扰动还有助于悬浮物中Fe_ox含量的增加,强化了对水体中DIP的吸附作用^[10].

由图 1(b)可见,持续扰动下,上覆水中DTP大体上呈现下降的趋势,但试验结束时,DTP发生暴发性释放. 这可能与吸附在颗粒态物质上DTP的释放以及聚集、 絮凝、 沉降效果的恶化有关^[11]. 反复扰动下,DTP的变化趋势与持续扰动相似,但DTP含量略低于持续扰动状态. 但是每次扰动过程中,DTP均呈现先升高后降低的趋势,但其变化幅度要明显小于DIP[图 1(a)],并随着扰动次数增加而呈降低趋势. 扰动强化了大气复氧,使得上覆水、 悬浮物系统中溶解氧含量增加(图 2),一方面强化了溶解性有机磷(DOP)的氧化^[12],另一方面促进了DOP与腐殖酸的接触几率,从而降低其生物有效性^[4].

图 2

Fig. 2

图 2 上覆水中DO的变化规律Fig. 2 Variation of DO in the overlying water

颗粒态磷(PP)的变化规律与TP表现出相似的趋势[图 1(c)、 1(d)]. 持续扰动和反复扰动状态下,上覆水中TP、 PP的含量均呈先升高再降低的趋势. 反复扰动下,每次扰动后上覆水中TP、 PP的含量都会增加,并在停止扰动之后迅速降低,这可能是沉积物再悬浮促进了内源磷向上覆水中的迁移,而在停止扰动后,进入到上覆水中的颗粒态物质会在重力作用下自由沉降,再次回归到沉积物中. 试验初始期间,持续扰动下,上覆水中TP、 PP含量波动较大,导致这样现象的原因可能是扰动过程在促进内源磷向上覆水迁移的同时也强化了上覆水中颗粒态物质的聚集、 絮凝作用,有利于小颗粒态物质向沉积物的迁移. 随着扰动的继续,上覆水中TP、 PP的变化逐渐趋于平缓,这可能由于颗粒态物质聚集、 絮凝作用得到强化.

扰动作用显著改变了上覆水中颗粒物质的数量分布,同时,促进了磷与颗粒物质的接触,强化了颗粒物质对磷的捕捉和吸附; 然而,扰动在使得颗粒物质处于水动力作用下的同时,也使得颗粒物质受到摩擦力的影响,而摩擦力会导致化学键力较小的弱吸附态磷、 铁铝结合态磷化学键断裂,从而改变上覆水中不同形态磷分布(图 1). 在此,也改变了悬浮物上BAPP的数量分布(图 3).

图 3

Fig. 3

图 3 悬浮物中BAPP的数量分布及其在总磷中的质量分数Fig. 3 Distribution of BAPP and Percentage of BAPP in total P in the suspended solids

图 3(a)显示,持续扰动下,悬浮物中BAPP的数量分布呈增加的趋势,而反复扰动下,则呈先增加后降低的趋势,但始终保持在高于初始值(48.194 mg ·kg^-1)的水平. 同样,BAPP占Tot-P的百分比也呈增加的趋势[图 3(b)]. 表明沉积物扰动导致悬浮物中BAPP含量增加. 这主要归因于悬浮物对水体中DIP的吸附[图 1(a)],也可能与悬浮物中不同形态磷间的相互转化有密切关系. 悬浮物中BAPP含量的增加间接地促进了水体富营养化的进程.

试验期间,BAPP的平均值分别为119.959 mg ·kg^-1 (持续扰动)、 126.125 mg ·kg^-1(反复扰动),其在Tot-P中所占百分比的平均值分别为49.27%(持续扰动)、 57.92%(反复扰动),显著高于初始值(48.194 mg ·kg^-1、 20.68%),且反复扰动增加量要略高于持续扰动. 表明反复扰动更有助于BAPP在悬浮物中的集聚. 这与铁铝结合态磷(Fe/Al-P)和钙结合态磷(Ca-P)在悬浮物中数量分布的变化(图 4)是相符的. 悬浮物中Fe/Al-P和Ca-P含量的平均值分别为125 mg ·kg^-1、 92.5 mg ·kg^-1 (持续扰动)和121.25 mg ·kg^-1、 80 mg ·kg^-1 (反复扰动). 显然,持续扰动相比于反复扰动更有利于促进了易释放态磷向难释放态磷的转化. 这与BAPP的增加趋势是相反的,暗示了BAPP可能与Fe/Al-P、 Ca-P之间存在内在联系.

图 4

Fig. 4

图 4 悬浮物中不同形态磷的数量分布Fig. 4 Distribution of phosphorus forms in the suspended solids

磷的生物有效性及迁移能力与其赋存形态密切相关^{[13, 14]},沉积物扰动条件下,会对水环境因子产生显著影响,进而改变悬浮物上不同形态磷的数量分布(图 4).

图 4(a)显示,试验期间,持续扰动和反复扰动下,悬浮物中弱吸附态磷(NH₄Cl-P)含量呈先升高再降低的趋势,并在试验结束时保持在较低值(10 mg ·kg^-1),但却始终高于初始值(5 mg ·kg^-1). 另外,持续扰动和反复扰动下,悬浮物中NH₄Cl-P含量占Tot-P百分比的平均值分别为5.12%、 5.68%,明显高于初始值(2.15%),其可能是水体中的DIP向悬浮物迁移的结果,也可能是悬浮物中其他形态磷向NH₄Cl-P转化所导致. 且相对于持续扰动,反复扰动对这种迁移转化的效果更为明显.

图 4(b)显示,持续扰动作用下,悬浮物中Fe/Al-P含量逐渐增加,其占Tot-P的百分比也呈增加趋势(图 5). 而反复扰动作用下, Fe/Al-P则呈降低趋势,其占Tot-P的百分比在51.06%~56.25%间波动(图 5). 但是,Fe/Al-P含量及其占Tot-P的百分比均低于初始值 (165 mg ·kg^-1; 70.82%). 并且,持续扰动下,Fe/Al-P占Tot-P百分比的平均值(51.53%)略低于反复扰动(54.86%).

图 5

Fig. 5

图 5 不同形态磷在总磷中的质量分数Fig. 5 Percentage of different phosphorus forms in total P in the suspended solids

悬浮物中Fe/Al-P由闭蓄态Fe/Al-P和非闭蓄态Fe/Al-P两部分组成^{[15, 16]},非闭蓄态Fe/Al-P也表示为AAP^[15]. 沉积物再悬浮降低了悬浮物中Fe/Al-P的含量,但对于非闭蓄态Fe/Al-P,在试验结束时,其含量只是略低于初始值(98 mg ·kg^-1),并且其占Fe/Al-P的百分比都明显高于初始值(59.39%). 这与以往研究中的沉积物再悬浮促进了悬浮物中非闭蓄态Fe/Al-P释放是不相符的^[17]. 在试验结束时,持续扰动下悬浮物中非闭蓄态Fe/Al-P占Fe/Al-P的百分比达到了65.19%,而反复扰动更是高达94.74%(图 6). 其原因可能是由于持续扰动为水体提供了更好的复氧条件(图 2). 而水体溶解氧含量的增加有利于Fe²⁺向Fe³⁺的转化,生成Fe(OH)₃,并在水体氧含量充足的情况下继续被氧化成晶体铁氧化物,强化了对磷的固定能力^{[18, 19]},虽然这部分被固定的磷主要以闭蓄态Fe/Al-P的形态存在^[20],但由于沉积物在扰动过程中可能会对Fe/Al-P的化学键造成破坏,促进了闭蓄态Fe/Al-P的释放,导致在Fe/Al-P中以非闭蓄态Fe/Al-P为主. 而对于反复扰动而言,尽管扰动过程中也有利于水体复氧,增加Fe(OH)₃的生成,但在其自由沉降阶段,由于复氧条件的消失导致水体中氧含量降低(图 2),不利于Fe(OH)₃继续向晶体铁氧化物的转化,使水体中Fe³⁺主要以Fe(OH)₃的形式存在,而Fe(OH)₃对磷的固定能力较弱^[18],进而导致悬浮物中Fe/Al-P主要以非闭蓄态Fe/Al-P的形式存在,并所占Fe/Al-P的百分比明显高于持续扰动.

图 6

Fig. 6

图 6 非闭蓄态Fe/Al-P在Fe/Al-P中的质量分数Fig. 6 Percentage of non-occluded Fe/Al-P of Fe/Al-P in the suspended solids

在图 4(c)中可以发现, Ca-P含量逐渐增加,并且,Ca-P占Tot-P的百分比也高于初始状态(25.75%). 其原因可能是扰动增加了Ca²⁺与磷酸根的碰撞几率,促进了Ca-P的生成. 尽管有研究表明,pH值高于8才有利于Ca-P的生成^[21],但本研究中,由于扰动作用,pH呈增加趋势,接近8(图 7),而扰动状态下Ca²⁺与磷酸根的接触几率的增加则可能弥补了pH值略小于8的不利条件. 由于Fe(OH)₃的生成增加了上覆水中的H⁺的含量^[18],且其处于反复扰动条件下,因上覆水中溶解氧含量相对较低的缘故,抑制了Fe(OH)₃向晶体铁氧化物的转化,减少了水体中H⁺的消耗^[21],但在试验中并未发现上覆水中pH明显降低,这可能就是因为在抑制Ca-P生成时也消耗了水体中的H⁺. 除此之外,与持续扰动相比,反复扰动下Ca²⁺与磷酸根的碰撞几率较低也可能会导致Ca-P含量下降. 试验期间,Ca-P占Tot-P的百分比始终高于初始值(25.75%). 这表明,沉积物扰动有利于其他形态磷向Ca-P的转化.

图 7

Fig. 7

图 7 上覆水中批pH的变化规律Fig. 7 Variation of pH in the overlying water

图 4(d)显示,持续扰动和反复扰动作用下,残余磷(Res-P)均呈下降趋势,并保持在明显低于其它形态磷的水平. 由于Res-P属于难释放态磷,悬浮物中其含量又相对较低,导致在研究中常常忽视其数量分布的变化. 试验期间,Res-P在Tot-P所占的比例无论是平均值还是试验结束时的值都大于初始值(1.29%). 这表明,沉积物扰动可能促进了悬浮物中其他形态磷向Res-P的转化,且相对于持续扰动,反复扰动似乎更有利于Res-P的生成,这可能是因为持续扰动提高了破坏Res-P化学键的几率.

试验期间, 虽然NH₄Cl-P占Tot-P百分比平均值分别由2.15%(初始值)上升到5.12%(持续扰动)和5.68%(反复扰动),但同为易释放态磷的非闭蓄态Fe/Al-P的百分比平均值则分别从42.06%(初始值)下降到36.51%(持续扰动)和40.28%(图 8). 与易释放态磷不同,难释放态磷中的Ca-P和Res-P则表现出增加的趋势(图 5),其分别从25.75%、 1.29%(初始值)增加到了37.98%、 5.38%(持续扰动)和36.1%、 3.36%(反复扰动). 对于新增加的Ca-P而言,其磷酸盐主要来自上覆水中的DIP^[22],而在扰动过程中悬浮物中的易释放态磷很容易转化成DIP释放到上覆水中. 除此之外, Li等^{[23, 24]}在研究中发现,扰动相对于未扰动而言,不同形态磷间的转化速度明显较快. 这似乎表明扰动更有利于易释放态磷向难释放态磷的转化,促进了悬浮物中难释放态磷含量的增加.

图 8

Fig. 8

图 8 非闭蓄态Fe/Al-P在Tot-P中的质量分数Fig. 8 Percentage of non-occluded Fe/Al-P in total P in the suspended solids

BAPP与不同形态磷有密切关系,研究中分析了BAPP与扰动下不同形态磷间的相关性(表 3).

表 3(Table 3)

表 3 BAPP与悬浮物中不同形态磷的相关关系Table 3 Correlation of various phosphorus fractions and BAPP in the suspended solids BAPP NH4Cl-P Fe/Al-P Ca-P Res-P AAP BAPP 1 NH4Cl-P -0.059 1 Fe/Al-P 0.320 0.269 1 Ca-P 0.490 0.149 0.812 1 Res-P -0.774 -0.183 -0.348 -0.218 1 AAP 0.080 0.391 0.458 0.268 -0.514 1

表 3 BAPP与悬浮物中不同形态磷的相关关系Table 3 Correlation of various phosphorus fractions and BAPP in the suspended solids

表 3显示,悬浮物中BAPP与Fe/Al-P、 Ca-P都具有较好的相关性,反而与NH₄Cl-P、 AAP等易释放态磷的相关性较差,王琦等^[25]在研究中也有类似的发现. 这表明只是单纯的以易释放态磷来表征PP的生物有效性可能是不科学的. 事实上,藻类在生命活动过程中也会利用部分闭蓄态Fe/Al-P和Ca-P, 虽然闭蓄态Fe/Al-P和Ca-P都属于难释放态磷,但并不代表其不可被藻类所利用. 藻类在生长代谢的过程中不但可以溶解部分Ca-P而且其代谢物质还可能会与悬浮物中的铁等金属离子发生络合作用^{[25, 26, 27]},促进了悬浮物中磷的释放. 除此之外,Ca-P的组成成分也会影响PP的生物有效性,如Ca-P中的磷酸二钙(Ca₂-P)和磷酸八钙(Ca₈-P). Ca₂-P和Ca₈-P是可被生物直接利用的,且Ca₂-P的生物有效性还要高于Fe/Al-P,为优先利用磷源,但Ca₂-P在Ca-P中的百分比较少,与Ca-P和BAPP具有较好的相关性相矛盾. 这可能与扰动促进了磷酸十钙(Ca₁₀-P)和Ca₈-P向Ca₂-P的转化有关,由于上覆水的复氧环境,为水体中Fe²⁺的氧化提供了条件,增加水体中的H⁺,可能会强化不同Ca-P之间的转化作用^{[28, 29]}.