2016, Vol. 37
磷是导致水体富营养化的关键性限制因子[1~3]. 对于外源磷已经被控制的水体而言,内源磷的释放是水体引起富营养化的主要原因[4],而底泥扰动是促使内源磷迁移转换的关键因素[5].
通常,底泥扰动可分为两种,一是物理扰动,主要是风浪,水流,鱼类巡游,船运等物理因素造成的. 二是生物扰动,主要是由底栖生物引起的[6]. 然而,在天然水体中,底泥扰动通常由多种形式构成,最常见的是物理扰动与底栖生物组成的组合扰动. 以太湖为例,风浪扰动频繁,底泥中富含摇蚊幼虫、 水丝蚓、 河蚬等水生生物. 因此,导致太湖底泥扰动的并非是单一扰动形式,更多的是多种形式上的组合扰动.
目前,组合扰动越来越备受关注,因为物理扰动和生物扰动对沉积物产生环境效应显著不同,前者注重改造沉积物表层界面[7],后者则改造底泥内部的微环境,由此对内源磷迁移转化产生影响. 更重要的是两者之间存在相互促进作用,从而对内源磷释放产生协同作用. 已有研究发现物理扰动、 摇蚊幼虫和河蚬、 物理和摇蚊幼虫组合扰动、 物理和摇蚊幼虫以及河蚬多重扰动等均会促进磷从底泥向上覆水迁移[6, 8~11]. 藻类的存在则会降低水体中磷含量,即使在扰动条件下,如Cyr等[12]研究结果就证明了这一点. 因此,物理扰动、 生物扰动、 藻类均会导致磷在泥水两相间迁移. 王忍等[11]已经发现,物理和摇蚊幼虫以及河蚬多重扰动下,内源磷发生暴发性释放,并且对内源磷赋存形态的数量分布产生显著影响. 那么,在多重扰动基础上,引入可以降低水体磷含量的藻类,是进一步诱发内源磷的释放还是对内源磷释放有所抑制,其对内源磷形态数量分布是否会产生影响,这些疑问将影响到多重扰动下内源磷迁移转化规律. 基于此,本文以物理扰动、 摇蚊幼虫、 河蚬和藻类为研究对象,真实地模拟了太湖底泥多重扰动的实际情形,分析了上覆水、 间隙水、 底泥中磷形态的变化规律,以期为丰富浅水湖泊磷迁移转化理论体系提供数据支持.
1 材料与方法 1.1 研究地点与采样准备2015年7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底泥柱样总计16根,并保留采样管上覆水水样,用橡皮塞密封采样管两端,再垂直地把采集到的柱样放入采样架中,同时采集上覆水50 L,采样运输过程中尽量保持柱样不发生扰动. 采样点底泥及上覆水的各项理化性质见表 1.
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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 |
本实验用的藻类购自中科院水生生物研究所(武汉),品种为铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa),该品种是太湖水华暴发时的优势种群. 实验用摇蚊幼虫、 河蚬购自市场. 河蚬为太湖养殖河蚬. 用梅梁湾采集来的底泥和上覆水驯化培养买回来的摇蚊幼虫和河蚬,使其适应实验条件,一周后用于实验.
1.2 实验方法本实验用的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),底部用橡胶塞密封； 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.
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图 1 实验培养管 Fig. 1 Experimental incubation tube |
用400目金属筛将采集来的上覆水过滤,截除掉其中的浮游生物,过滤后的上覆水用作底泥柱样培养的上覆水. 采集的沉积物柱样进行以下处理: 把每个柱样表层10 cm的底泥切分成5层,每层2 cm,相同层的沉积物收集在同一桶中,将各桶内底泥通过60目金属筛以除去其中的底栖生物和大颗粒物,将过筛后的沉积物混匀,按原来顺序装入培养管中,并用切片将沉积物-水界面切成完全平整. 然后将滤后上覆水引到底泥上部,尽可能不使表层底泥发生扰动且保持泥-水界面的平整. 将制得的若干个(根据实验要求不同)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. 从培养水槽中取出沉积物柱样,将泥样柱上顶至适当位置,使得采样孔位于泥-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胶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. 将制得的培养柱样放入黑暗房间内,防止藻类光合作用对磷的影响. 同时取足量预培养水放入棕色瓶中4℃保存,棕色瓶用锡箔包裹,作为实验用上覆水的补充. 为了使实验结果更可靠,设置平行实验,将制得的15根柱样分别作如下实验: 3根用于对照实验组(ES1)、 3根用于物理和摇蚊幼虫组合扰动组(ES2)、 3根用于物理、 摇蚊幼虫和河蚬组合扰动组(ES3)、 3根用于物理、 摇蚊幼虫、 藻和河蚬组合扰动组(ES4).
在第17 d,挑选活性较强的摇蚊幼虫,向组合扰动(ES2、 ES3、 ES4)组柱样中加入相应条数的摇蚊幼虫(密度与太湖自然密度一致),其中主要种为摇蚊(Chironomus plumosus)幼虫,绝大多数的摇蚊幼虫能迅速打孔钻入底泥中,半小时过后,将尚未打孔钻入的摇蚊幼虫用镊子轻轻挑出,用新的有活力的摇蚊幼虫代替,然后将所有培养管放回黑暗房间内开启实验. 以同样的方法加入相应数量的河蚬和藻类. 河蚬密度选择参照文献[13],铜绿微囊藻浓度选择参照文献[14]. 加入河蚬时用筷子夹住河蚬缓慢靠近泥-水界面轻轻放置于底泥表面,尽量避免产生较大扰动.
采用恒速搅拌机(IKA RW20 digital)对柱样进行扰动,转速为150 r·min-1,在水面上方1 cm处扰动10 min,使得表层0.5 cm沉积物完全悬浮. 实验期间,若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.
采集上覆水水样测定TP、 DTP和DIP. 在泥-水界面以下0.5 cm处用10 mL针管抽取9 mL上覆水. 采样后,立即用存于棕色瓶中的等量预培养水补充. 间隙水DIP取样时用2 mL注射器抽取1 mL间隙水,Fe2+取样时预先在针管中加入适量显色剂后抽取1 mL间隙水.
实验共持续了11 d(第17~27 d). 每天取9 mL上覆水,间隙水在15、 21、 26 d采集,每次抽取2 mL间隙水. 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,随后取出Rhizon间隙水采样器,之后,将底部橡胶塞上顶,将表层6 cm沉积物切分成3层,每层底泥2 cm,将相同层位的底泥收集在同一烧杯中,用玻璃棒充分混匀. 依次测定其含水率、 孔隙度、 沉积物这4种赋存形态磷含量.
1.3 样品分析方法上覆水: TP是将水样用过硫酸钾消解后用钼锑抗分光光度法测定[15]； DTP是将水样先过0.45μm滤膜然用过硫酸钾消解后测定[16]； DIP含量是将水样过0.45μm滤膜后测定[17].
间隙水: DIP含量是将水样过0.45μm滤膜后直接测定.
间隙水中Fe2+用邻菲罗啉分光光度法测定[18].
沉积物溶解氧渗透深度(OPD)用微电极系统(Unisense,丹麦)直接测定.
磷的形态分析方法: 参考四步连续提取法[6],各操作步骤提取液的P含量分析均采用钼锑抗分光光度法[19],将底泥的磷形态分为4类: 弱吸附态磷(NH4Cl-P)、 铁/铝结合态磷、 钙结合态磷(Ca-P)、 残渣磷(Res-P).
2 结果与讨论 2.1 沉积物微环境氧剖面规律由于多重扰动因素的存在,致使沉积物中溶解氧含量发生了明显变化(图 2和图 3).
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图 2 ES1组和ES2组氧剖面曲线 Fig. 2 O2 profiles of Group ES1 and Group ES2 |
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图 3 ES3组和ES4组氧剖面曲线 Fig. 3 O2 profiles of Group ES3 and Group ES4 |
图 2显示,组合扰动组ES2和空白组ES1氧浓度变化规律相似,随着微电极系统从水相进入泥相,氧浓度逐渐降低,氧浓度分别从166.65 μmol·L-1和180.99 μmol·L-1逐渐降低到0.76 μmol·L-1和0.75 μmol·L-1. 同时,在沉积物-水界面到沉积物-水界面以下1.5 mm范围内,同一位置ES2组的好氧程度明显要高于ES1组,这主要是因为摇蚊幼虫在物理扰动的条件下构筑廊道,增加了生物引灌作用,从而增加了溶解氧的渗透,泥相中氧气含量增加.
ES3和ES4的氧浓度总体变化趋势并不明显,随着微电极系统从水相进入泥相,OPD浓度从0.53 μmol·L-1和0.51 μmol·L-1分别变为0.54μmol·L-1和0.47 μmol·L-1. ES3、 ES4与ES1、 ES2相比氧浓度低了很多,并且ES3和ES4两者趋势较为相似,说明河蚬的引进使得底泥的微环境发生了变化,并且从图 3中可以看出,ES4泥相中的含氧量要低于ES3.另外曲线存在着不规则的波动性,这是由于河蚬的加入增加了底泥的孔隙度造成的.
2.2 沉积物中不同形态磷变化规律扰动因素导致不同形态内源磷含量发生明显变化,也发生了NH4Cl-P和Fe/Al-P间的相互转化(图 4).
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图 4 0~4 cm底泥磷赋存形态数量分布和不同形态磷占总磷的质量分数 Fig. 4 Distributions of phosphorus forms and mass fraction of different phosphorus forms of TP in the 0-4 cm sediment |
图 4(a)和图 4(c)显示,各扰动组内源磷形态(NH4Cl-P、 Fe/Al-P、 Ca-P和Res-P)数量分布有所不同. 从图 4(a)中可以发现ES1、 ES2、 ES3、 ES4组底泥0~2 cm中NH4Cl-P[20]依次降低,与对照相比较,依次减少了24.3、 57.1和91.2 mg·kg-1. 减少的NH4Cl-P的去向主要是上覆水和内源磷中的Fe/Al-P. 因此图 4(a)显示,Fe/Al-P分别增加了10.8、 27.9和53.9 mg·kg-1. 扣除NH4Cl-P以DIP形式进入上覆水之外,则分别有44.44%(ES2)、 48.87%(ES3)和59.10%(ES4) NH4Cl-P转化成Fe/Al-P,由此可见,随着扰动因素的增加(依次增加了摇蚊幼虫、 摇蚊幼虫+河蚬、 摇蚊幼虫+河蚬+藻类),对内源磷形态转化的促进作用也在增加,而这可能主要发生在底栖生物诱导的“活性区域”(0~2 cm),而与2~4 cm相对比,这种转化趋势有所降低[图 4(c)]. 毫无疑问,扰动加快了内源磷形态转化,其原因主要有二: 一是NH4Cl-P是弱吸附态磷,它属于非闭合的形态磷,分子间作用力较小,在扰动作用下,从而很容易释放转化为其他磷； 二是间隙水中Fe2+含量增加(尤其是ES3和ES4,图 7),其可能主要来源于Fe3+转化成Fe2+,尽管后者对DIP的吸附作用低于前者,但其仍可以捕捉DIP形成Fe/Al-P. ES3组河蚬的挖穴活动相当于附加的界面物理扰动,因此进一步增大了弱吸附态磷的释放程度,使得NH4Cl-P转化为间隙水中的DIP或者比之更为稳定的Fe/Al-P. ES4组的弱吸附态磷相比于ES3组含量是更低的,这主要是由于藻类本身需要养分,它能够泵吸底泥中的磷来满足自身的需要,显然,弱吸附态磷是最容易被利用的,所以ES4组弱吸附态磷的含量进一步降低了.
通过计算发现,ES2、 ES3、 ES4底泥0~2 cm中总磷(Tot-P)都低于ES1,说明组合扰动、 河蚬扰动和河蚬、 藻扰动都会促进底泥磷向上覆水的释放. 这可能是河蚬通过挖掘、 生物引灌造成的弱吸附态磷的释放. 而ES3组底泥0~2 cm中总磷(Tot-P)低于ES2的,ES4组底泥0~2 cm中总磷(Tot-P)低于ES3的. 说明河蚬扰动进一步促进底泥磷向上覆水的释放,加入藻释放程度更大,通过这个结果再结合图 2和图 3的氧剖面曲线,可以发现河蚬扰动导致了内源磷的再生与释放,这可能是在河蚬存在的情况下,虽然河蚬扰动促进沉积物溶解氧渗透深度,但是河蚬扰动而产生的底泥含水率的增加、 底泥-水界面面积的增大均可以加快间隙水中DIP向上覆水的扩散,同时它会吸收附近底泥微界面上的氧气,使得微界面表面溶解氧含量下降,导致Fe/Al-P形态磷的释放[21],图 3中ES3、 ES4相同位置泥相氧浓度低于图 2中ES1、 ES2同一位置泥相氧浓度也说明了河蚬的存在的确会降低底泥微界面的溶解氧.
ES4底泥0~2 cm中总磷(Tot-P)低于ES3,从图 4可以计算出,表层0~4 cm沉积物,ES3和ES4磷释放总量分别为74.7mg·kg-1和77.3mg·kg-1,占总磷Tot-P的8.48%和8.78%.
图 4(c)和图 4(d)显示,在2~4 cm,NH4Cl-P、 Fe/Al-P变化规律与0~2 cm相似,Ca-P和Res-P未见明显变化,这与之前研究类似[22],但形态磷含量及其占总磷百分比的变化幅度均低于0~2 cm[图 4(a)和图 4(b)].
2.3 上覆水中不同形态磷的变化规律多重扰动下,上覆水不同形态磷(TP、 DTP、 DIP、 PP)发生了显著变化,并且藻类引入与否对多重扰动体系上覆水不同形态磷的影响是不同的(图 5).
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图 5 不同处理组上覆水中各形态磷的变化规律 Fig. 5 Variation of different phosphorus forms in the overlying water in different treatments |
从图 5(a)、5(c)、 5(e)、 5(g)可以看出,ES1和ES2上覆水不同形态磷的分布规律,图 5(a)显示,TP先逐渐增大,在第8 d 左右达到最大值,ES1和ES2最大值分别是0.41 mg·L-1和0.45 mg·L-1,随即减小至11 d时呈缓慢上升趋势. 其他3种形态磷除PP外均表现相同规律,这体现了物理和摇蚊幼虫组合扰动对内源磷迁移转化的协同作用[23].
从图 5(b)、5(d)、 5(f)、 5(h)可以看出,ES3和ES4上覆水不同形态磷的分布规律,图 5(b)显示,不同扰动条件下,TP的变化规律明显不同. 河蚬和藻类的引入显著增加了上覆水中TP含量,明显高于对照实验和组合扰动. ES3和ES4中TP含量逐渐上升,并在第11 d ES3和ES4同时达到最大值,分别为6.35mg·L-1和8.49 mg·L-1,是当天ES1的30.8倍和41.2倍,ES2的35.9倍和48倍. 这说明河蚬和藻类更易于促进内源磷释放. 然而,在第0~8 d ES3(无藻)大于ES4(有藻),第8 d之后ES3(无藻)小于ES4(有藻). 这可能暗示了河蚬和藻类促使内源磷释放的作用更持久. PP的变化规律与TP类似图 5(b).
DTP[图 5(f)]和DIP[图 5(h)]的变化规律一致. 图 5(f)显示上覆水DTP的变化趋势,河蚬和藻类的引入导致上覆水中DTP含量明显增加,并一直处于高于对照实验和组合扰动的水平. ES3和ES4中DTP含量逐渐上升,并在第11d分别达到最大值4.10mg·L-1和4.61 mg·L-1,是对照实验和组合扰动DTP的16~30倍. 对照实验(ES1)和组合扰动(ES2)中DTP则一直处于较低水平. 图 5(h)显示,ES3和ES4上覆水中DIP含量明显高于ES1和ES2,并一直呈增加状态. 其原因可能与河蚬的活动有关,且本研究中物理扰动并未促使足够量的底泥悬浮,致使DIP被悬浮物吸附沉淀的可能性降低,即使ES4中增加了藻类,但因其吸收能力有限,依然致使水体中DIP含量持续升高.
上覆水增加的磷的来源之一是内源磷的再生与释放,除此之外,还有另一种可能,那就是河蚬大量产生的含磷排泄物,根据文献[24],河蚬在25℃时TP排泄率为0.012 mg·(g·h)-1,本实验中4个河蚬干重(将河蚬在65℃下烘干至恒重称重)约为1 g,再根据上覆水体积,即可计算的在整个实验期间(13 d)内河蚬排泄出的磷可使上覆水TP上升13.51mg·L-1(此值大于实验中出现的最大TP值8.49 mg·L-1),但这仅仅是河蚬最大的TP排泄理论值(因为河蚬不可能每天不停地排泄[25]). 由此可见河蚬的磷排泄是有可能使上覆水TP大幅增大的. 而在河蚬磷排泄中,DTP占TP 的质量分数一般在83.01%~100%之间,DIP在36.60%~96.59% 之间[24],所以河蚬的出现也可以使其他形态磷大幅增加. 同时,前面已经指出,ES3和ES4两组的磷释放总量分别为74.7mg·kg-1和77.3mg·kg-1,占总磷Tot-P的8.48%和8.78%. 即使把这些磷全都释放到上覆水也只会让上覆水TP上升量不到2 mg·L-1,因此,在河蚬或藻类的存在下,组合扰动上覆水大幅上升最大的原因很有可能是河蚬的排泄物,其次才是内源磷的再生和释放.
但不可忽视的是,尽管河蚬引入后加大了水体中不同形态磷(TP、 PP、 DTP、 DIP)的释放量,但由于藻类的引入(ES4),在实验初期(第0~8 d),藻类仍明显抑制了上覆水中不同形态磷含量的增加. 然而,第8 d之后,藻类却加大了不同形态磷释放量,与单纯河蚬扰动(ES3)相比. 其原因可能有二: 一是藻类在扰动状态下,生长受到抑制[26],其过量吸附的磷重新释放至水体； 二是间隙水、 上覆水间磷浓度已趋于动态平衡,并且由于溶解氧融入致使底泥表层(特别是河蚬扰动的底泥)被氧化,强化了对间隙水磷向上覆水迁移的抑制,也强化了对上覆水磷的捕捉和吸附,致使ES3不同形态磷含量逐渐降低,相反,在ES4中,本该如此变化趋势,但由于藻类存在,其生长需求仍会通过“泵吸”作用从底泥中诱发磷释放,从而维持上覆水中磷浓度.
2.4 间隙水DIP、 Fe2+的变化规律底泥通过间隙水与上覆水相接触,间隙水中的DIP[27]可以通过间隙水扩散到上覆水中,同时上覆水中的磷也可以通过间隙水被固定到底泥中,因此间隙水DIP的变化趋势反映了底泥-上覆水中磷的转化趋势. 本实验利用Rhizon间隙水采样技术分析了间隙水DIP的变化规律,为上覆水磷和沉积物磷之间的相互迁移转化提供依据. 各处理间隙水DIP含量的变化规律如图 6.
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图 6 不同处理组间隙水DIP剖面 Fig. 6 DIP profiles in the pore water sampled on day 0,day 5 and day 10 in different treatments |
图 6显示,随着时间的迁移,底泥相同深度间隙水中DIP含量呈逐渐降低趋势； 由于底栖生物的扰动作用,导致同一处理组不同底泥深度间隙水中DIP含量趋于一致.
将图 6(b)与图 6(a)相对比,发现ES2、 ES3和ES4沉积物间隙水中DIP的峰值区域由3~4 cm迁移至4~5 cm,而空白组(ES1)并无此现象,说明摇蚊幼虫和河蚬的引入使得DIP再生的“活跃区域”更深入泥层. 此外,空白组(ES1)沉积物纵向剖面DIP浓度未见明显减小,这是因为在该浓度梯度下,间隙水与上覆水之间DIP已达到动态平衡,图 6(c)也显示了类似规律.
图 6(b)和6(c)中物理和摇蚊幼虫组合扰动(ES2)间隙水中DIP浓度明显低于空白组(ES1),ES3、 ES4间隙水中DIP浓度也低于ES1,同时ES3、 ES4间隙水DIP低于ES2,说明在组合扰动的基础上,河蚬和藻类的加入进一步降低了间隙水中的DIP浓度. 再结合图 5(b)ES3和ES4 TP浓度远高于其他实验组,第5 d时ES3 TP浓度大于ES4,与间隙水中的DIP变化趋势一致,说明内源磷有向上覆水扩散的趋势. 研究表明河蚬不仅没有减缓DIP向上覆水的释放,反而促进了DIP向上覆水释放[28]. 河蚬通过挖掘、 生物引灌也会造成弱吸附态磷的释放. 因此加入河蚬是促进了内源磷再生与释放,这与图 4的分析结果一致. 图 6(b)中ES4间隙水DIP低于ES3.其原因是藻类在白天产生氧气,使得底泥间隙内溶解氧高于ES3,而溶解氧的渗入又会导致间隙水中Fe2+生成Fe3+[29],而水合铁氧化物对DIP有很强的吸附能力[30],这有利于溶解态磷向结合态磷转移[31],这与图(7)中Fe2+的变化相类似.
图 6(c)中,ES4间隙水DIP高于ES3,结合图 2中第10 d的TP浓度比较,可以发现,上覆水中的TP与间隙水中的DIP变化趋势依然一致,这暗示了ES3和ES4的TP的交替变化是由底泥磷释放引起的. 其原因可能与间隙水氧浓度有关.
由图 7(a)可知,在底栖生物和藻类加入前(15 d),空白组(ES1)、 物理和摇蚊幼虫组合扰动组(ES2)、 物理、 摇蚊幼虫和河蚬组合扰动组(ES3)和物理、 摇蚊幼虫、 藻和河蚬组合扰动组(ES4)中Fe2+剖面相似,无显著性差别. 在0~3.5 cm,Fe2+浓度随深度的增加而减小,各处理组(ES1、 ES2、 ES3、 ES4)Fe2+浓度从3.50、 3.57、 3.75和3.89mg·L-1分别降低到2.26、 2.15、 2.15和2.03mg·L-1. 大于3.5 cm后Fe2+浓度随深度的增加而增大,分别增大到2.55、 2.47、 2.50和2.61mg·L-1并保持稳定. 图 7(b)显示,与空白组相比,在沉积物0~5 cm,组合扰动进一步加大Fe2+的降低幅度,这与图 6(b)的DIP变化基本保持一致. 组合扰动的协同作用是主要原因.
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图 7 不同处理组间隙水Fe2+剖面 Fig. 7 Fe2+ profiles in the pore water sampled on day 0,day 5 and day 10 in different treatments |
图 6和图 7中DIP和Fe2+浓度的变化规律表明,组合扰动相比于对照组能减小间隙水中的DIP和Fe2+浓度. 含有河蚬的ES3、 ES4的Fe2+浓度明显高于其他组,这是因为河蚬在底泥表层或里面活动时需要吸收水中的溶解氧,致使间隙水中的缺氧状况加剧,Fe2+浓度因此增加. 图 7(b)和图 7(c)显示,ES3的Fe2+浓度高于ES4.这也解释了为何Fe2+和DIP变化同步,并与图 3的分析结果相吻合,这主要是因为在藻类光合作用下,底泥表层溶解氧含量升高,河蚬的活动能力增强,代谢能力也增强,这不仅加快释放磷也会导致原本构筑的廊道空隙被堵住,即加剧了ES4的缺氧状况,结合图 6(c)可以发现ES4的间隙水DIP高于ES3,这恰好说明了图 6的这种现象是ES4的缺氧状况造成的,同时也说明了图 6(c)与图 7(c)规律的一致性.
3 结论(1) 随着扰动因素的增加,上覆水及沉积物内部溶解氧含量明显降低.
(2) 河蚬的引入,增加了内源磷释放趋势,导致上覆水中不同形态磷含量明显增加(但部分磷可能来源于河蚬的排泄物),而藻类的加入对内源磷释放的诱导作用更持久,间隙水中DIP含量的降低则充分证明了这一点.
(3) 扰动因素的增加,内源磷释放幅度加大,并且由NH4Cl-P转化为Fe/Al-P的比重也逐渐增加(由44%增至59%).
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