浅水湖泊中,风浪、 底栖生物、 湖流、 人为等干扰作用均会对底泥产生扰动作用,从而影响磷在泥水界面间的交换,进而对浅水湖泊(水体)富营养化发展进程起着重要作用^{[1, 2, 3, 4, 5, 6]}.在上述扰动方式中,风浪和底栖生物是浅水湖泊中较为常见^{[7, 8, 9]},但是两者对底泥界面产生的影响是不同的^{[10, 11, 12, 13]}.尽管已经有研究发现^[14],两者组合扰动会对内源磷迁移转化产生协同作用.该研究只阐述了“条件-组合扰动”和“结果-内源磷迁移转化”,但并未阐明“中间过程-微界面过程效应”,即两者组合为何会对内源磷迁移转化产生协同作用.而“中间过程”可能更多地与扰动下的界面特征和底泥内部的环境因素变化有关.因此,若要阐明“中间过程”,则需要了解两者组合扰动对底泥微界面和底泥微环境产生了何种影响,是否也存在协同作用.

因此,本研究以摇蚊幼虫和物理机械扰动为对象,通过改变物理扰动强度,探讨组合扰动下底泥微环境及微界面物理、 微生物特征的变化规律,采用曲线拟合法^[15]对获得数据进行处理,进而阐明组合扰动对底泥微环境及界面特征的各指标的叠加效应,以期为阐明组合扰动下“是什么”诱导了内源磷迁移转化提供基础理论依据.

2014年6月利用大口径重力采样器(Rigo Co.直径90 mm 高500 mm)在梅梁湾采样点(N31°31′30.10″,E120° 10′57.1″)采集表层15 cm底泥柱样共16根,并保留采样管上端上覆水样,两端用橡胶塞密封后垂直放入特制采样架中,尽可能地无扰动运回实验室.同时采集上覆水50 L.采样点底泥及上覆水的理化性质见表 1.

表 1(Table 1)

表 1 采样点底泥和上覆水的理化性质Table 1 Physico-chemical properties of sediments and overlying water from the sampling point 项目 DO /mg·L-1 pH TP /mg·L-1 DTP /mg·L-1 DIP /mg·L-1 含水率 /% 烧失量LOI /% Tot-P /mg·g-1 上覆水 4.12 8.2 0.105 0.075 0.036 底泥 51.63 5.42 0.201

表 1 采样点底泥和上覆水的理化性质 Table 1 Physico-chemical properties of sediments and overlying water from the sampling point

实验用摇蚊幼虫购自花鸟鱼虫市场,其中主要种为羽摇蚊幼虫(Chironomus plumosus).将买回的摇蚊幼虫用采集底泥和上覆水驯化培养1周后用于实验.

实验用培养单元培养管构造见图 1,培养管材料为有机玻璃(长20.5 cm,内径ID 8.4 cm),底端用橡胶塞密封；管壁留有安装Rhizon间隙水采样器(Rhizon core solution sampler)的小孔,使用前用疏水胶带密封.

图 1

Fig. 1

图 1 实验培养管 Fig. 1 Experiment incubation tube

将采集的上覆水过400目金属筛,截除浮游生物,过滤后的上覆水用作底泥柱样培养的上覆水.采集的底泥柱样进行以下处理: 将每个柱样表层10 cm底泥切分成5层,每层2 cm,相同层的底泥分别收集在同一桶中,将各桶内底泥过60目金属筛除去其中的底栖生物和大颗粒物,将过筛后的底泥混匀,按原来顺序装入培养管中,并用切片将底泥-水界面切成完全平整.然后将滤后上覆水虹吸到底泥上,尽可能不扰动表层底泥且保持底泥-水界面平整.将制得的6根底泥柱样放在培养水槽内,并向水槽内加入滤后上覆水淹没培养管,用曝气沙头对槽内水曝气预培养16 d,让底泥稳定.

在第14 d底泥已基本稳定,即底泥-水界面沉降完全,泥面高度保持稳定,上覆水中的各营养盐浓度保持稳定.从培养水槽中取出底泥柱样,将泥样柱上顶至适当位置,使得采样孔位于底泥-水界面以下1.5、 2.5、 3.5、 4.5、 5.5 cm处(分别采集泥面下1~2、 2~3、 3~4、 4~5、 5~6 cm段的间隙水,采样分辨率是1 cm,由于在0.5 cm处插入的Rhizon采样管易在重力作用下将表层泥面开裂,因此原定于0.5 cm处抽取1~2 cm间隙水的小孔暂时取消),将Rhizon间隙水采样管包扎生料带后插入培养管壁预留的小孔中以保证完全密封,插入时注意采样管的水平.同时取足量预培养水放入棕色瓶中4℃保存,作为实验用上覆水的补充.实验分别采用空白对照(不加摇蚊幼虫、 不加机械搅拌)、 生物扰动(投加摇蚊幼虫、 不加机械搅拌)、 组合扰动(投加摇蚊幼虫、 叠加机械搅拌)这3种扰动模式.具体实验分组及编号见表 2.实验过程温度为室温.

表 2(Table 2)

表 2 实验分组Table 2 Situation of the experimental group 编号 内容 ES11 不加摇蚊幼虫、 不搅拌 ES21 20ind摇蚊幼虫、 不搅拌 ES31 20ind摇蚊幼虫、 120 r·min-1搅拌 ES32 20ind摇蚊幼虫、 150 r·min-1搅拌 ES33 20ind摇蚊幼虫、 180 r·min-1搅拌 ES34 20ind摇蚊幼虫、 240 r·min-1搅拌

表 2 实验分组 Table 2 Situation of the experimental group

在第17 d,挑选活性较强的摇蚊幼虫,向生物扰动组和组合扰动组柱样中加入相应条数的摇蚊幼虫,其中主要种为羽摇蚊(Chironomus plumosus)幼虫,绝大多数的摇蚊幼虫能迅速打孔钻入底泥中,0.5 h过后,将尚未打孔钻入的摇蚊幼虫用镊子轻轻挑出,用新摇蚊幼虫替换,然后将所有培养管放回黑暗房间内开启实验.当晚8点,开启恒速搅拌机(IKA RW20 digital),在底泥-水界面上方1 cm处对组合扰动组底泥柱样扰动10 min.在实验期间,发现摇蚊幼虫钻出泥面死亡时,立即用镊子小心挑出,并加入等量的活体.

实验期间,所有实验均在黑暗环境中进行,室温保持在25~30℃,共持续了11 d(第17~27 d).间隙水在15、 21、 26 d采集,每次抽取2 mL间隙水,测定Fe²⁺浓度.总氧气交换速率(TOE)在16、 22、 27 d测定.实验在第27 d结束,当天用Unisense微电极系统测定各柱样氧剖面.第28 d取出Rhizon间隙水采样器,并用疏水胶带密封管壁小孔,将底部橡胶塞上顶,将表层6 cm底泥切分成3层,每层底泥2 cm,分别测定其含水率、 底泥总微生物活性.

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

TP是将水样用过硫酸钾消解后用钼锑抗分光光度法测定； DTP是将水样先过0.45 μm滤膜然后用过硫酸钾消解后测定； DIP含量是将水样过0.45 μm滤膜后直接测定.

沉积物中形态磷的数量分布参照文献[16]的方法.该法将形态磷分为4种: 弱吸附态磷(NH₄Cl-P)、 铁铝结合态磷(Fe/Al-P)、 钙结合态磷(Ca-P)、 残渣磷(Res-P).沉积物上总磷(Tot-P) 以上述4种形态磷之和表示.

底泥氧剖面,溶解氧渗透深度(OPD),总氧气交换速率(TOE)均可用微电极系统(Unisense,丹麦)直接或间接测定.为了保证各处理组剖面具有相对一般性,在对应底泥柱样表层随机选取一点做穿刺测定,并在选点时避开了摇蚊幼虫所打的虫洞.

其中,自底泥-水界面至溶解氧浓度为零的深度记为溶解氧渗透深度(OPD)^[17],表层底泥中富含大量有机质,且微生物活性高,因此氧气进入底泥能迅速被消耗.因此,湖泊底泥OPD一般为几个毫米.利用氧剖面直接读出OPD数值^[11].

采用封闭上覆水法测定底泥TOE^[18,19].O₂浓度用尖端细至100 μm的克拉克氧电极测定.每个培养管都配有一个自制的橡胶密封塞作为顶部盖.在橡胶塞的中心位置有一个直径为18 mm微电极插入孔用于O₂浓度的测定.每间隔0.5 h记录一次上覆水中的O₂浓度,直到上覆水中的O₂浓度降至饱和浓度的80%.在测定过程中不外加搅拌,因此上覆水中O₂浓度存在浓度梯度,为减小测定误差,每次测定上覆水O₂浓度时,将氧电极尖端分别设置在底泥-水界面以上0.5、 1、 1.5、 2 cm处,每处记录3个数据.最终将记录的12个数据的均值作为此时上覆水中O₂浓度.测定记录完一次O₂浓度后立刻用小橡胶塞将孔堵上.整个测定过程在黑暗中进行,以避免光合作用产生的影响.

由于采用的是微电极系统测定每处O₂浓度,每个点分别测定3次,事后对处理数据时发现,每处的3个数据相对标准偏差都在1%以下.

测定完毕后利用下式计算总氧气交换速率(TOE):

间隙水中Fe²⁺用邻菲罗啉分光光度法测定^[20].

将湿泥在105℃条件下烘12 h至恒重,通过前后质量差计算得底泥含水率(%).将烘干的沉积物碾磨、 过100目筛后放入马弗炉内烧5.5 h,通过前后质量差计算得沉积物烧失量.

底泥总微生物活性用荧光素双醋酸酯(FDA)法测定,以单位干重底泥在单位时间内水解的FDA物质的量来表征^[21].

对物理扰动强度分别和溶解氧渗透深度(OPD)、 总氧气交换速率(TOE)、 间隙水Fe²⁺、 含水率、 总微生物活性的变化量进行曲线拟合.对拟合函数进行1次求导,若其为增函数,则说明随着物理扰动强度的增大,各指标变化量的改变速率也随之增大,进而证明了组合扰动中物理扰动强度对各指标的叠加效应.

实验结束时,统计不同物理扰动强度下各组合扰动组OPD增加量、 TOE增加百分比、 0~6 cm底泥Fe²⁺总量减少百分比、 0~6 cm底泥含水增加量、 总微生物活性增加量等指标的变化量(表 3).

表 3(Table 3)

表 3 实验结束时不同处理组各指标的变化量Table 3 Changes of the index in different treatments at the end of the experiment 转速 /r·min-1 OPD增加量 /mm TOE增加量 /% Fe2+减少量 /% 含水率增加量 /% 总微生物活性增加量 /% 0 2.3 64.10 2.35 2.70 0.12 120 3.7 64.67 3.92 3.67 0.19 150 5.7 75.28 6.12 4.58 0.29 180 5.9 85.38 6.84 6.02 0.46 240 10.5 108.28 12.53 8.27 0.64

表 3 实验结束时不同处理组各指标的变化量 Table 3 Changes of the index in different treatments at the end of the experiment

为了阐明组合扰动对上述指标产生“跃变式”叠加作用,采用线性、 多项式、 指数3种拟合方式对表 3数据进行曲线拟合.根据拟合最终结果比较发现,2阶多项式是最佳的拟合方式,因此只给出2阶多项式的拟合结果(图 2).

图 2

Fig. 2

图 2 各指标的曲线拟合结果 Fig. 2 Fitting curve results of each index

组合扰动中物理扰动从水平向、 摇蚊幼虫从垂向对底泥界面进行改造,两者因为互相促进,从而显著改变了溶解氧在底泥中的渗透深度(图 3).

图 3

Fig. 3

图 3 组合扰动对底泥溶解氧剖面的影响 Fig. 3 Effects of combination of disturbance on sediment O2 profiles of different treatments in experiment

图 3显示,组合扰动下溶解氧渗透深度(OPD)最高,并且随着扰动强度增加而增加,即按ES31(20ind虫,120 r ·min^-1搅)、 ES32(20ind虫,150 r ·min^-1搅)、 ES33(20ind虫,180 r ·min^-1搅)、 ES34(20ind虫,240 r ·min^-1搅)的顺序依次增大.实验结束时,ES31、 ES32、 ES33、 ES34的OPD分别为5.8、 7.8、 8.0、 12.6 mm.组合扰动OPD的最低水平,也高于单纯的生物扰动组ES21(20ind虫,无搅),其OPD为4.4 mm.组合扰动和单纯的生物扰动导致的OPD均大于对照实验ES11(无虫,无搅)的2.1 mm.将生物扰动组和组合扰动组分别减去空白组(ES11)得到各对应处理组OPD增加量(表 3).

从表 3中可以看出,单纯的生物扰动(摇蚊幼虫)导致OPD增加2.3 mm,这主要归于摇蚊幼虫构筑U型廊道而导致的生物引灌作用,并由此产生环形氧化区^[22].组合扰动下OPD增加幅度更大,并且随着物理扰动强度增加而显著增加.这主要是由于组合扰动对溶解氧渗透深度产生了协同作用.因为物理扰动会破坏摇蚊幼虫已构筑的表层廊道,迫使摇蚊幼虫向更深处构筑廊道,使得生物引灌作用得到强化,进而导致环形氧化区由表层向底泥更深处延伸；反之,伴随着新廊道的构筑,从而增大底泥的孔隙度和含水率,使得在同等物理扰动强度下,受到扰动的表层底泥深度增加,导致表层好氧底泥颗粒向深处迁移,从而增加OPD深度.

从图 2(a)中可看出,底泥OPD增加量与物理扰动强度拟合曲线是1条开口向上的抛物线的一部分.因此,在生物扰动的基础上叠加物理扰动,对底泥OPD的增加不是简单的线性叠加关系.

该抛物线函数为:

对该函数求导后,发现当x≥19 r ·min^-1时,y是增函数,即当搅拌机转速大于19 r ·min^-1(通常,太湖风浪产生的扰动强度均大于此值^[23])时,OPD增加的速度随着物理扰动强度的增加而加快.但OPD的增加与物理扰动强度并非呈线性关系,而呈“跃变式”递增,即在叠加物理扰动条件下,OPD的增加是有“加速度”的.这进一步证明物理和底栖生物组合扰动对OPD的作用是相互促进的.

对于此抛物线的拐点(x=19 r ·min^-1)所对应的物理扰动强度,称之为“临界物理扰动强度”,即组合扰动对OPD增加量要产生“跃变式”的叠加作用所需的最低物理扰动强度.基于此,当实际物理扰动强度大于临界物理扰动强度时,物理扰动才会破坏摇蚊幼虫已构筑的表层廊道,组合扰动对OPD增加量的“跃变式”叠加作用才能发生；若实际物理扰动太小,小于临界物理扰动强度,物理扰动不足以破坏摇蚊幼虫已构筑的表层廊道,此时的扰动模式实际上只有单纯的生物扰动.简而言之,抛物线的拐点是生物扰动和组合扰动的分界点,拐点之前的曲线是生物扰动模式,拐点之后的曲线是组合扰动模式.

生物扰动对沉积物OPD的增加主要发生在刚投入沉积物时期的打洞筑穴阶段,此时产生生物引灌作用最大^[24,25],因此这一阶段沉积物OPD的增加量是最大的.摇蚊幼虫在构筑适量可供其生存的廊道并且穴居其中之后,若无外力破坏其已构筑好的廊道,摇蚊幼虫通常不再构筑新的廊道,但是当有适量扰动(拐点之前),其不足以迫使摇蚊幼虫向更深处打洞或者构筑新的廊道,但由于干扰也影响了摇蚊幼虫的正常活动,如活跃度降低,可能导致OPD降低,但当扰动强度增加至大于“临界物理扰动强度”后,迫使摇蚊幼虫向更深处打洞或者构筑新的廊道,致使OPD显著增加.

总氧气交换速率(TOE)不仅与底栖生物扰动有关,而且与沉积物表层扰动也密切相关(图 4).

图 4

Fig. 4

图 4 组合扰动对TOE的影响 Fig. 4 Effects of combination disturbance on TOE

图 4显示,除对照实验TOE几乎保持不变外,单纯生物扰动和组合扰动均导致TOE明显增加.在组合扰动下,随着物理扰动强度增加,TOE增加明显.但图 4也显示,TOE在22 d时增加幅度最大(与16 d相比),而27 d时增加幅度明显降低(与22 d相比).这说明TOE的增加主要来源于摇蚊幼虫扰动,单纯摇蚊幼虫扰动导致TOE增加64.10%,而叠加物理扰动后,即使在最大扰动强度(240 r ·min^-1)下,TOE增加为108.28%(表 3).但以往研究表明,TOE增量主要来源于2个方面: 一是摇蚊幼虫自身的呼吸作用消耗氧气,这只占一小部分,底泥TOE是羽摇蚊幼虫的呼吸速率的3.2倍^[26]或2.4倍^[27]；二是由增强的微生物活性及底泥中还原性物质的再氧化所致的TOE的增量占据了绝大部分^[28,29],但这与物理扰动强度密切相关.这在表 3中可以计算得到,在240 r ·min^-1下,单纯的物理扰动导致OPD增加44.18%,这略低于底栖生物扰动(64.10%).

从图 2(b)可以看出,2阶多项式拟合曲线的决定系数高达0.971 4.说明TOE的拟合曲线与OPD十分相似.这也表明,组合扰动对TOE的影响与OPD类似,即TOE的增加与物理扰动强度呈“跃变式”递增关系.

Lin等^[30]指出,在上覆水中磷含量较低时,有机磷、 钙结合态磷存在向铁结合态磷、 铝结合态磷转化的趋势.Nguyen^[31]认为,外加磷更容易形成铁铝结合态磷.Fe²⁺对环境中的氧化还原条件极为敏感,是铁在上覆水和间隙水中的还原态.因此,其很容易被氧化成Fe³⁺,在Fe²⁺和Fe³⁺转化过程中,对底泥界面磷的迁移转化有着重要影响.组合扰动对Fe²⁺的影响极为明显(图 5).

图 5

Fig. 5

图 5 组合扰动对间隙水Fe2+剖面的影响 Fig. 5 Effects of combination disturbance on the Fe2+ profiles in the pore water

图 5(a)显示,在摇蚊幼虫加入前(15 d),各扰动组中Fe²⁺剖面相似,无显著性差异.Fe²⁺的变化呈先降低(0~4 cm)再增加(4~6 cm)的趋势.在加入摇蚊幼虫并叠加物理扰动后,各扰动组Fe²⁺剖面变化明显[图 5(b)]. 与15 d Fe²⁺剖面相比,21 d时各底泥相同深度处Fe²⁺含量明显降低,特别是1.5 cm处.在1.5 cm,Fe²⁺含量明显降低.与初始状态(15 d)相比,分别从60.70(ES11)、 64.21(ES21)、 63.01(ES31、 ES32、 ES33、 ES34的平均值) μmol ·L^-1降至28.99(ES11)、 25.69(ES21)、 24.16(ES31、 ES32、 ES33、 ES34的平均值) μmol ·L^-1,而26 d时[图 4(c)]该值则分别降至16.03(ES11)、 14.40(ES21)、 12.53(ES31、 ES32、 ES33、 ES34的平均值) μmol ·L^-1.说明单纯的生物扰动和组合扰动均强化了溶解氧融入.与单纯生物扰动相比,组合扰动更有利于降低Fe²⁺浓度.在组合扰动中,随着物理扰动强度增加,在相同深度Fe²⁺降低幅度越大.这暗示了随着物理扰动的强度增大,间隙水中Fe²⁺浓度减小的区域向更深处延伸.由此推测,物理扰动迫使摇蚊幼虫向更深处构筑廊道,从而增加溶解氧渗透深度.将表层间隙水中Fe²⁺浓度与深层间隙水中Fe²⁺浓度相比较,前者明显大于后者.说明物理扰动对Fe²⁺浓度降低的贡献要大于生物扰动. Fe²⁺消失的原因主要有二: 一是扰动促使间隙水与上覆水相互交换,物理扰动促使表层底泥悬浮,而生物扰动则通过生物引灌作用等强化间隙水与上覆水的交换,从而导致间隙水中Fe²⁺含量降低.二是通过生物扰动强化溶解氧向底泥深处渗透,在有氧-厌氧交替作用下,促进了Fe²⁺与Fe³⁺及其它铁氧化物间的相互转化.这一区域(2~4 cm)可能也是内源磷发生形态转化的“活跃区域”.前人也曾有类似研究^[32].

由图 5可知,0~6 cm底泥Fe²⁺总量减少百分比随着物理扰动强度的增大而增大.对比图 5(b)和图 5(c),可发现各扰动组Fe²⁺剖面差异很小,说明第26 d时Fe²⁺剖面已处于稳态.因此,以第26 d数据可计算0~6 cm底泥Fe²⁺总量减少百分比(表 3).

从拟合结果图 2(c)中可以看出2阶多项式拟合曲线的决定系数同样高达0.988 3,说明Fe²⁺含量与物理扰动强度呈抛物线关系,表明随着物理扰动强度增加,Fe²⁺含量降低呈“跃变式”降低.

该抛物线函数为:

求导之后得,当x≥34 r ·min^-1时,y是增函数,即当搅拌机转速大于34 r ·min^-1时,底泥间隙水Fe²⁺降低速度随着物理扰动强度的增大而增大.所以物理和摇蚊幼虫组合扰动对底泥微环境Fe²⁺的影响存在协同作用,而这种协同作用呈“跃变式”而非线性变化.

而对于转速低于34 r ·min^-1物理扰动强度的组合扰动,其底泥Fe²⁺减少速度是减小的,故此时的Fe²⁺变化量不是很大.在前期实验^[33]中发现低强度物理扰动处理组间隙水中Fe²⁺随时间的推移变化幅度不大,但中高强度物理扰动处理组间隙水中Fe²⁺浓度随时间的推移却呈显著减小的现象.

含水率通常可用来表征溶解物质在底泥中的扩散能力^[17].本研究选择含水率来表征底泥微界面物理特征.在组合扰动下,底泥含水率变化见图 6.

图 6

Fig. 6

图 6 组合扰动对底泥含水率的影响 Fig. 6 Effects of combination disturbance on the sediment water content

图 6显示,随着底泥深度不同,含水率明显不同.特别是在0~6 cm内,含水率明显高于6~10 cm.不同扰动模式对含水率也有着不同影响,在0~6 cm内,组合扰动、 生物扰动、 对照实验含水率分别为57.27%(ES31、 ES32、 ES33、 ES34的平均值)、 54.33%(ES21)、 51.63%(ES11),且这些数值均明显高于6~10 cm底泥内的含水率,46.97%(ES31、 ES32、 ES33、 ES34的平均值)、 47.11%(ES21)、 46.78%(ES11).这说明在表层底泥(0~6 cm)中,含水率与扰动模式密切相关,组合扰动对底泥微界面的改造效应更高.然而,在6~10 cm,底泥含水率与受扰动模式的影响较小.这也表明物理扰动和生物扰动对底泥的改造主要集中在0~6 cm内.尽管物理扰动促使摇蚊幼虫在底泥中更加活跃,但其活动场所也仅集中在0~6 cm沉积物中,而对更深层次沉积物的影响则较小.

根据图 6可知,各扰动模式下,当底泥深度达到6 cm以上时,同一深度底泥含水率与物理扰动强度几乎无关,因此选择0~6 cm底泥含水率进行曲线拟合以进一步证实组合扰动的协同作用.

从拟合结果图 2(d)中可以看出,2阶多项式拟合曲线的决定系数R²=0.991 7,说明物理扰动强度与底泥含水率增加量呈现抛物线的关系.

该抛物线函数为:

进行求导之后,可以得出当x≥21 r ·min^-1时,y是增函数,所以物理和摇蚊幼虫组合扰动对底泥微环境含水率的影响存在叠加作用,而这种协同作用呈“跃变式”而非线性变化.

实验结束时(28 d),不同扰动条件下0~6 cm底泥总微生物活性(图 7).图 7显示,在不同扰动条件下,组合扰动、 生物扰动导致底泥总微生物活性显著增加,并处于高于对照实验的水平.并且,组合扰动下,随着物理扰动强度的增加,底泥总微生物活性也逐渐增加.

图 7

Fig. 7

图 7 实验结束时各扰动组总微生物活性 Fig. 7 Total microbial activity in sediments of different treatments at the end of experiment

为了阐明组合扰动对总微生物活性的协同作用,计算了底泥总微生物活性在不同物理扰动强度下的增量(表 3).

从图 2(e)中可以看出,2阶多项式拟合曲线的决定系数R²=0.970 8.因此,沉积物总微生物活性在不同物理扰动强度下的增量符合抛物线关系.

该抛物线函数如下:

进行求导之后,可以得出当x≥25 r ·min^-1时,y是增函数,所以物理和摇蚊幼虫组合扰动对底泥微环境总微生物的影响存在叠加作用,而这种协同作用呈“跃变式”而非线性变化.

值得指出的是,采用曲线拟合方式探讨了组合扰动对OPD、 TOE、 Fe²⁺、 含水率、 总微生物活性的协同作用.发现组合扰动对上述指标的影响存在叠加作用,而这种叠加作用呈“跃变式”.其作用机制主要是物理扰动干扰并迫使摇蚊幼虫放弃本来构筑的廊道或者向底泥更深入迁移,并且强化生物引灌作用,加快间隙水与上覆水交换,导致底泥内部出现有氧-厌氧交替出现区域.从而不仅从底泥水平向(物理扰动),而且从垂向(生物扰动)对底泥微界面和微环境进行改造.这暗示了这些被改造的区域可能是内源磷迁移转化的“活性区域”,而这种改造效应可能是内源磷形态发生转化的主要诱导机制.

(1) 组合扰动和生物扰动均导致OPD、 TOE、 含水率、 总微生物活性增加,高于对照实验,并且随着物理扰动强度增加而增加.此外,组合扰动和生物扰动导致Fe²⁺含量明显降低,并且降低幅度高于对照实验.

(2) 曲线拟合表明OPD、 TOE、 Fe²⁺、 含水率、 总微生物活性与物理扰动强度的关系符合2阶多项式.也证明了组合扰动对底泥微界面和微环境改造存在协同作用,而这种协同作用更多体现的是“跃变式”.

(3) 组合扰动下底泥微界面和微环境的改造区域,可能是内源磷形态转化的“活性区域”.