当水体外源磷得到控制,上覆水磷的波动变化严重影响着内源磷的再生和形态转化,从而间接影响湖泊水质状况^{[1, 2, 3]}.沉积物中不同形态磷稳定性显著不同,对水体富营养化的作用也不尽相同,而影响沉积物内源磷变化的环境因子也显著不同,尤其以风浪扰动与藻类为最^[4,5].

已有研究表明^{[6, 7, 8]},扰动会显著改变沉积物中不同形态磷的数量分布规律.因为扰动增加水体中悬浮物质含量,加快上覆水中磷向底泥迁移而在沉积物中形成某种形态磷,同时扰动也会促使沉积物中活性磷释放,从而导致沉积物中内源磷形态分布发生改变.研究表明,这种改变更多的是降低了内源磷的释放活性,这将会显著削弱再次扰动时内源磷的释放.此外,不可忽视的是藻类对磷的生物利用而形成的诱导释放,即藻类通过繁殖导致水体中磷浓度降低,进而在“泵吸”作用下,促进内源磷释放^[9].迄今为止,研究发现,藻类作用下,不仅易释放态磷会发生释放,而且难释放态磷也会发生释放^{[9, 10, 11]}.但是,在扰动和藻类共同作用下,不同形态内源磷会发生怎样的变化却不得而知.因此,本研究采用反复扰动模式,探讨了在加藻条件下,内源磷形态变化规律,以期为丰富和完善浅水湖泊磷迁移转化理论体系提供数据支持和理论依据.

利用进口大口径柱状采样器(Rigo Co.直径110 mm 高500 mm)于2014年10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3 cm的沉积物样品,装袋,立即用冰盒保存(4℃)送至实验室,同时采集采样点上覆水50 L.将采集的沉积物过孔径为1 mm的铁筛,对沉积物进行搅拌使其充分混匀,对上覆水和沉积物进行分析.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1) Table 1 Physico-chemical properties of sediments and overlying water from Meiliang Bay 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/% Tot-P/mg·g -1 叶绿素a/μg·L -1 上覆水 4.22 7.72 0.340 0.11 0.013 — — — 4.39 沉积物 — — — — — 54.76 5.48 0.235 — 1)“—”表示未检测

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

试验开始前,首先接种培养铜绿微囊藻,接种后保持每天振荡培养基使藻类正常生长.培养两周后,从培养基取出部分培养好的藻进行饥饿培养,培养周期为一周.

根据太湖全年藻浓度变化范围,模拟太湖藻浓度设置3个浓度梯度的铜绿微囊藻.选择6个1 L玻璃容器(d=10 cm,h=18 cm)作为试验装置,分别标记为E1组和E2组,每组各3个玻璃容器.其中E1组为不扰动组,E2组扰动组.称取200 g梅梁湾湿沉积物放入玻璃容器中,并取适量培养基中藻液以采集的上覆水稀释配成3个浓度梯度的铜绿微囊藻的溶液,并小心沿容器壁加入该上覆水配置的藻溶液1 L,使得E1和E2上覆水藻浓度分别均为30、 60和120μg ·L^-1.试验过程中尽量小心避免沉积物悬浮.

试验周期为12 h.采用机械搅拌机(RW20 digital)对E1沉积物进行反复扰动(60 r ·min^-1).每间隔3 h扰动15 min.早上08:00开始扰动,至晚上20:00试验结束.E1组对上覆水和沉积物均不扰动.E2组则均扰动.在每次扰动之前,均采集E1和E2上覆水10 mL (液面下10 cm处),测定溶解氧(DO)、 叶绿素a、 溶解性正磷酸盐(DIP)、 生物有效磷(BAP).每次采集水样后,立即补充等量湖水.试验开始与试验结束时取沉积物测定底泥中各形态磷.

DIP含量是将水样经过0.45 μm滤膜过滤后直接测定;叶绿素a的测定采用荧光测定仪;

BAP的分析测定选用Ellison等^[12]的方法来做藻类分析试验^[13].具体过程为:经过饥饿培养后的藻加入含有样品的培养基中,14 d后,测定水中藻类的生长量,计算获得被藻类利用的DIP含量.

上覆水中溶解氧(DO)使用便携式溶解氧仪(美国HACH HQ30 d)测定.

沉积物含水率的定义为105℃条件下烘干12 h的质量损失.沉积物烧失量为550℃灼烧5.5 h的质量损失.

沉积物中各形态磷(NH₄Cl-P、 Fe/Al-P、 Ca-P、 Res-P)分析方法参考H&L4步连续提取法^[14].

本研究中每个样品均有3个平行样,相对误差 < 5%.

藻类存在条件下,无论扰动与否,均会对水体中DO产生一定的影响(图 1).

图 1

Fig. 1

图 1 上覆水中DO变化规律 Fig. 1 Variations of DO in the overlying water

图 1显示,两种状态变化相差很大.不扰动状态下,水体中DO浓度呈现先下降后上升,最后又下降的趋势,并且随着初始藻浓度越大,DO浓度也越大[图 1(a)].其原因可能是,在藻加入水体后,由于藻未适应新的水体环境,开始有一段时间的DO浓度下降阶段,随后藻细胞进行光合作用产生大量氧气,使得DO浓度增加到最大值6.92 mg ·L^-1,之后因为藻细胞生长代谢产物增多,使得光合作用下降,DO浓度也随之下降.扰动下,水体中DO浓度一直呈下降趋势.试验期间,DO浓度的平均值分别为5.04 mg ·L^-1(30μg ·L^-1)、 4.65 mg ·L^-1 (60μg ·L^-1)、 4.88 mg ·L^-1 (120μg ·L^-1),明显低于无扰动状态(6.96、 7.02、 7.17 mg ·L^-1).究其原因可能是搅拌桨的破坏、 颗粒物质的摩擦以及悬浮导致的高浊度水对入射光强的降低^{[15, 16]}.而且扰动导致水体中颗粒物质含量增加,融入的溶解氧也会被中小分子有机物以及某些金属离子消耗,从而使得溶解氧浓度降低,这也与水体的自净有关^[17].

反复扰动下,不仅对水体中DO、 pH产生一定的变化,也会使得沉积物中磷通过泥水界面与上覆水发生变换,从而影响上覆水中DIP的变化(图 2).

图 2

Fig. 2

图 2 上覆水中不同形态磷的变化规律 Fig. 2 Variations of different phosphorus forms in the overlying water

图 2显示,无论是扰动还是不扰动状态下,藻浓度等级越高,DIP含量越高.并且在试验期间,随着时间的推移,水体中DIP逐渐降低.其原因可能是藻加入水体中,经过一定时间,开始吸收利用水体中DIP用来自身藻细胞的繁殖,从而使得水体中DIP含量下降.由试验测得无扰动下水体中叶绿素a的增长量分别为26.39μg ·L^-1(初始浓度为30μg ·L^-1)、 20.62μg ·L^-1(初始浓度为60μg ·L^-1)、 13.08μg ·L^-1(初始浓度为120μg ·L^-1),而扰动下叶绿素a浓度水平保持稳定的状态,几乎不增长,这说明扰动抑制了藻类的生长.扰动使得底泥悬浮,造成环境紊乱,影响了藻光合作用的光反应与暗反应,并且底泥的悬浮更使得水体浊度增大,光反射加强,不利于光穿透水体,从而间接影响藻光合作用^{[18, 19]}.藻细胞生长到一定阶段将会产生一些次级代谢产物并排放到外环境中,这些物质聚集在细胞周围将会对藻细胞生长产生抑制作用.这些都是造成藻类生长受抑制的原因.同时藻细胞的繁殖吸收磷使得不扰动下DIP含量的降低量约为0.06 mg ·L^-1,而扰动下DIP由0.08 mg ·L^-1降低到0.007 mg ·L^-1.其降低量为不扰动下的1.3倍.这与反复扰动下,水体中悬浮颗粒物质增多,对DIP的物理、 化学吸附及捕捉加强,使得部分磷形态转化为PP有关^{[20, 21, 22]}.

生物有效磷(BAP)由溶解性磷总磷(DTP)和可被生物利用颗粒态磷(BAPP)组成的^[23,24].扰动与不同等级藻浓度共存条件下,对水体中溶解性磷(DIP)会有所改变,从而也会影响PP的组成.进而使得水体中BAP分布规律发生变化(图 3).

图 3

Fig. 3

图 3 上覆水中BAP的变化规律 Fig. 3 Variations of BAP in the overlying water

图 3(a)显示,不扰动下,BAP呈现先降低后升高趋势,在6h时,BAP达到最小值0.118 mg ·L^-1.并且初始藻浓度越大,整个试验过程中BAP含量也越高.这是由于藻进入水体后,吸收水中的溶解性磷促进藻细胞生长繁殖,使得BAP下降,当藻类生长繁殖到一定阶段时,将会产生一些次级代谢产物并排放到外环境中,这些物质聚集在细胞周围将会对藻细胞生长产生抑制作用.而初始藻浓度越大,藻细胞生长时在细胞周围产生的代谢产物越多,对藻细胞的生长抑制作用越大^[18].再加上藻类生长繁殖时对沉积物的“泵吸”作用^[9],使得内源磷发生释放,导致沉积物中部分形态磷转化为水体中的生物可利用磷,使得水体中BAP含量增多^[25].并且在这种“泵吸”作用下,藻初始浓度越大,该作用越强,从沉积物中转化的形态磷越多.这与不同藻浓度下沉积物中Tot-P含量变化一致.由于藻类生长需要一个较为稳定的环境,而扰动使得底泥悬浮,造成环境紊乱,而且上覆水中颗粒物质增多,所以扰动状态下水体中BAP含量分布相对增多.其中,在高浓度等级藻中,沉积物中不稳定态的形态磷,如NH₄Cl-P向上覆水中释放量增多,这其中大部分转化为DIP;而在低浓度等级藻中,由于泵吸作用较小,水体中的溶解性磷较小,从而使得水体中BAP数量分布较小.

扰动和藻类共存条件下,与初始状态相比(图 4),总磷发生了明显释放.其中,扰动状态下总磷的释放量平均值达到108 mg ·kg^-1,高于无扰动状态(57.3 mg ·kg^-1).扰动状态下,不同初始浓度藻含量下,总磷释放量分别为146 mg ·kg^-1 (30μg ·L^-1)、 108 mg ·kg^-1 (60μg ·L^-1)、 70 mg ·kg^-1(120μg ·L^-1).相反,无扰动状态下,总磷释放量依次为40.5 mg ·kg^-1 (30μg ·L^-1)、 62 mg ·kg^-1 (60μg ·L^-1)、 69.5 mg ·kg^-1(120μg ·L^-1).对比扰动和无扰动状态,发现总磷的释放规律恰好相反,即扰动状态下,随藻类初始浓度增加,总磷释放量逐渐降低;而无扰动则相反.毫无疑问,无扰动下,总磷的释放规律符合常识,即藻类含量越高,则“泵吸作用”越强,内源磷释放越强烈.而扰动状态下,总磷释放规律却与常识不符.推测其原因,主要有二:一是在高藻浓度下,藻类更易于受到扰动引起的环境胁迫效应的干扰,如颗粒物质间摩擦作用以及藻类生长空间效应降低等,致使其生长状态受到抑制,因而使得其对内源磷的吸收能力受到限制,可能转而利用自身贮存的磷;二是高藻浓度下,藻类受到扰动等环境胁迫效应而死亡或者沉淀进入沉积物的可能性明显增加,致使试验结束后测得的总磷含量中包括了部分藻类.

图 4

Fig. 4

图 4 各试验组沉积物中总磷数量分布 Fig. 4 Tot-P distributions in sediment of each experimental group

扰动与藻类共存条件下沉积物中不同形态磷分布规律明显不同(图 5和图 6).对比图 5,无扰动状态和扰动状态下,与初始状态相比,NH₄Cl-P均发生了释放,Fe/Al-P均有所增加,Ca-P也有所增加,Res-P均有所释放.由于NH₄Cl-P和Res-P的释放幅度大于Fe/Al-P和Ca-P的增加幅度,使得总磷出现降低(图 4).

图 5

Fig. 5

图 5 沉积物磷赋存形态数量分布 Fig. 5 Distributions of phosphorus forms in sediment

图 5显示,无扰动状态下和扰动状态下,沉积物中NH₄Cl-P含量降低.但是,在无扰动高藻浓度下(120μg ·L^-1),NH₄Cl-P的降低幅度却最小,明显低于低藻浓度(30μg ·L^-1)和中藻浓度(60μg ·L^-1).NH₄Cl-P占Tot-P的百分比也证明了这一点[图 6(a)].究其原因,可能源于藻类对Fe/Al-P的利用[图 5(a)],Fe/Al-P占Tot-P的百分比(质量分数)(48.4%)也低于初始状态(53.4%)[图 6(a)].而藻类残体或者代谢产物形成了NH₄Cl-P,因其属于弱吸附态磷,极易形成.相反,在扰动高藻浓度下,NH₄Cl-P却发生了明显释放.这主要是由于叠加了扰动效应,因为扰动易于促使NH₄Cl-P释放或者转化成其余形态磷如Fe/Al-P和Ca-P.即与无扰动相比,加快了磷从NH₄Cl-P向其它形态磷的转化.

图 6

Fig. 6

图 6 沉积物不同形态磷占总磷的百分比 Fig. 6 Percentages of different phosphorus forms of TP in the sediment

Fe/Al-P的变化规律与NH₄Cl-P恰好相反.无扰动状态下,Fe/Al-P含量略有增加,但在高藻浓度下明显降低[图 5(a)],并且,与初始状态相比,其占Tot-P的百分比也明显较低[图 6(a)].然而,在扰动状态下,Fe/Al-P含量随藻类浓度增加而逐渐增加[图 5(b)],但不同藻浓度下Fe/Al-P占Tot-P的百分比几乎相同[图 6(b)],其平均值为66.2%(3组扰动试验的平均值),但仍高于初始状态的53.4%,也高于无扰动状态的平均值(55.0%).这说明,扰动似乎更促进了Fe/Al-P的形成,这与以往研究有相似之处^{[26, 27, 28]}.扰动状态下,Fe/Al-P的形成与藻类含量密切相关,暗示了叠加扰动效应后,藻类含量在Fe/Al-P的形成中起了决定性作用,而这并不适合无扰动状态,因为Fe/Al-P的净增量与藻类含量无关,而在高藻浓度下反而大幅度降低.这表明,高藻诱发了Fe/Al-P的释放或者转化.那么扰动效应在Fe/Al-P的形成过程中究竟起了什么作用？对比试验结束后无扰动与扰动状态下的高藻试验组,前者藻类含量有所增加,而后者基本没有增加.由于Fe/Al-P为易释放态磷,易于被藻类吸收和利用,因此,这解释了在高藻条件下Fe/Al-P为何没有增加反而降低,同时,在低藻和中藻含量下,藻类数量较低,对磷的利用量小,进而导致内源磷释放量较小(图 4),而NH₄Cl-P的释放可能就满足了藻类生长需要[图 5(a)].此外,静止条件下,水体中颗粒物质沉降等因素可能导致了水体中部分溶解态磷形成了Fe/Al-P,所以出现了Fe/Al-P未降反升现象[图 5(a)].扰动状态下,由于扰动影响了藻类生长,使得藻类在Fe/Al-P的形成过程中起的作用远小于扰动效应,加快了NH₄Cl-P向Fe/Al-P的转化,由于本试验周期较短(12 h),可能导致Fe/Al-P还来不及转化成Ca-P,因此,在扰动状态下,Ca-P的形成量并不明显[图 5(b)].

无论扰动与否,Ca-P均有所增加(图 5).在无扰动状态下,Ca-P含量随藻类浓度增加而逐渐增加[图 5(a)],其占Tot-P的百分比也随藻浓度增加而逐渐增加[图 6(a)],其净增加量占Tot-P百分比为13.74%(10.33%~16.36%).而扰动状态下,尽管Ca-P也有所增加,但增加量[图 5(b)]和增加幅度[图 6(b)]均低于无扰动状态.Ca-P的增加主要源于上覆水中溶解态磷被碳酸钙吸附或者被Ca-P吸附而再生长而导致^[29].上覆水中的溶解态磷则主要来源于NH₄Cl-P和Res-P的释放.由于没有扰动,因此,内源磷形态间的转化很难发生.然而,在扰动状态下,Ca-P则增加幅度很小,仅为4.99%(3组扰动试验的平均值),明显低于无扰动状态(13.74%，3组扰动试验的平均值).这表明扰动和藻类共存条件抑制了Ca-P的形成或者是两者促进了Ca-P向其他形态磷的转化,如Fe/Al-P(3组扰动试验Fe/Al-P的百分比增加量高出无扰动试验13个百分点).这也暗示了在扰动和藻类共存条件下,Ca-P存在被生物利用的可能性,甚至某些藻类更倾向于利用Ca-P.

在扰动与无扰动状态下,Res-P均发生了释放(图 5),并且,Res-P占Tot-P的百分比也明显低于初始状态.无扰动状态下,Res-P占Tot-P的百分比随藻类含量增加而逐渐降低,然而,在扰动状态下,藻类含量对Res-P释放的影响程度较低.

值得指出的是,本研究通过设置低藻浓度(30 μg ·L^-1)、 中藻浓度(60 μg ·L^-1)和高藻浓度(120 μg ·L^-1),并对比了扰动与无扰动状态下对内源磷数量分布的影响,模拟太湖一年中不同时期在各种风速条件下的实际情况,从而来分析沉积物中各形态磷数量变化规律.仅是通过上覆水与沉积物中各形态磷的数量变化来描述内源磷的迁移转化,但是没有考虑藻类死亡及其沉降后,藻类残体在沉积物中被细菌分解发生矿化释磷等因素^[30].此外,12 h的试验周期也略短,因此,藻类对沉积物中内源磷的生物吸收能力还并未完全发挥作用.

(1)在扰动与藻类共存条件下,上覆水中溶解态磷的降低幅度要高于不扰动状态.

(2) 在扰动与藻类共存条件下,沉积物中Fe/Al-P和Ca-P有所增加,而NH₄Cl-P和Res-P有所释放.并且,扰动对内源磷形态转化的作用,与藻类相比要更大一些.