2017, Vol. 38
磷是导致水体富营养化的关键性限制因子[1~3].外源输入是水体中磷的主要来源之一[4].而同时底泥扰动是促使内源磷迁移转换的关键因素[5, 6].
近年来, 有关底泥扰动对内源磷再生和形态转化的影响进行了诸多研究[7, 8].风浪扰动主要侧重于对底泥微界面的改造[9], 而底栖生物扰动则主要侧重于对底泥微环境的改变[10], 同时增加了底泥微界面的面积, 导致泥水界面面积大幅增加[11].除此之外, 因生物扰动致使底泥-水界面的特征变化[12~14]以及氮磷迁移转化[15~17]也引起了人们的关注.但上述研究主要探讨了外源磷截除条件下内源磷在泥水两相间迁移转化规律, 然而, 在阐明内源磷在扰动状态下的转化机制时遇到困难, 因为磷在泥水两相间的迁移和转化是双向的[18, 19], 即泥相磷再生进入上覆水, 水相磷在悬浮颗粒吸附作用下而进入底泥, 但由于双向条件下, 转化过程过于复杂, 很难捕捉磷在泥水两相, 特别是泥相不同形态磷间的转化.因此, 诸多研究均集中于此方向[20, 21], 但由于迁移转化过程中参与的磷量较小, 致使很难捕捉到内源磷转化这一过程.因此, 本研究拟通过投加外源磷的方式, 探讨物理-生物扰动下磷在不同形态间的数量分布, 以期为阐明扰动下内源磷转化过程和转化机制提供数据支持和理论依据.
1 材料与方法 1.1 研究地点与采样准备2016年4月利用大口径重力采样器(Rigo Co.直径90 mm，高500 mm)在大浦口采样点(N31°18′42.7″, E119°56′52.2″), 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 Physics-chemical properties of sediments and overlying water from sampling points |
本实验用摇蚊幼虫购自市场, 其中主要种为羽摇蚊幼虫(Chironomus plumosus).用大浦口采集来的底泥和上覆水驯化培养买回来的摇蚊幼虫, 使其适应实验条件, 1周后用于实验.
1.2 实验方法实验用培养管构造见图 1.培养管为长40 cm, 内径20 cm的有机玻璃管, 底部用橡胶塞密封; 管壁留有安装Rhizon间隙水采样器和底泥采样器的孔口, 并用疏水胶带密封.
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图 1 实验培养管 Fig. 1 Experiment incubation tube |
对采集来的上覆水和底泥进行去杂质处理, 上覆水处理后一部分用来做培养用水, 一部分放入冰箱作为实验期间上覆水的补充.并把制得的12个底泥柱样放入培养水槽内进行前期培养14 d, 使其稳定, 方法参考文献[22].
第14 d, 从培养水槽中取出底泥柱样, 将Rhizon间隙水采样器包扎生胶带后插入培养管预定孔口以采集1~6 cm底泥各段间隙水(分1~2、2~3、3~4、4~5、5~6 cm五段采集), 并保持采样管水平和插合部密封, 然后按同样的插入方法将底泥采样管包扎生胶带后插入培养管, 底泥采样孔(间隙水采样孔正对面)位于泥-水界面以下1.5、3.5 cm处(分0~2、2~4 cm两段采集底泥样品), 为了使实验结果更可靠, 设置平行实验, 将制得的12根柱样分别作如下实验:3根用于对照实验、3根用于物理扰动、3根用于生物扰动(摇蚊幼虫)、3根用于组合扰动(物理+摇蚊幼虫).
在第17 d, 挑选活性较强的摇蚊幼虫, 向组合扰动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), 并保持摇蚊幼虫均匀分布在泥水界面, 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实验架以开启实验.
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底泥完全悬浮.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DIP.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13 d(第17~29 d).每天取上覆水测量上覆水DIP浓度, 间隙水DIP分别在17、23、27 d测定, 每次抽取2 mL间隙水.在此过程中分别在17、20、23、26 d测量完上覆水和间隙水指标后投加外源磷KH2PO4, 每次投加使所有柱样上覆水磷浓度瞬间上升0.5 mg·L-1, 间隙水Fe2+都在投加外源磷后测定, 分别是在18、24、28 d测定, 底泥样品分别在22、25、29 d采取, 测定底泥4种赋存形态磷含量以及AAP、BAP.实验在第29 d结束, 随后取出采样器.
1.3 样品分析方法DIP含量是将水样过0.45 μm滤膜后测定[23, 24], 底泥累积磷吸附量根据DIP计算得出.
间隙水中Fe2+用邻菲罗啉分光光度法测定[25].
磷的形态分析方法:参考Hieltjes等提出的四步连续提取法[26], 将底泥的磷形态分为4类: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).
藻类可利用磷(AAP):使用0.1 mol·L-1 NaOH浸提测定[27].
生物有效磷(BAP)以NH4Cl-P和AAP之和表示, 表征的是底泥中易释放磷的总量.
2 结果与讨论 2.1 投加外源磷后底泥累积吸附磷量的变化规律在有外源磷投加的情况下, 底泥累积吸附磷量发生了显著变化(图 2).
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图 2 不同扰动条件下投加外源磷后底泥累积吸附量变化规律 Fig. 2 Variation of the total phosphorus adsorption after adding external phosphorus under different disturbances |
图 2显示了底泥累积吸附磷量的变化趋势, 图 2显示, 4个处理组在第1 d(为方便以实验第17 d记为此处第1 d)投加使所有柱样上覆水磷浓度瞬间上升0.5 mg·L-1的外源磷后, 第4 d, 对照实验、物理扰动、生物扰动和组合扰动上覆水中的磷被累积吸附0.70、0.74、0.64和0.52 mg, 说明外源磷的投入破坏了原先存在于泥相和水相之间的磷吸附和释放动态平衡, 水体中的磷存在着向泥相扩散的趋势.第7 d时对照实验、物理扰动和生物扰动条件下磷的累积吸附量, 和最少的组合扰动相比, 分别相差0.33、0.42和0.20 mg, 而第10 d时分别相差0.57、0.78和0.35 mg, 可以发现此时虽然不同条件下磷的吸附量均有所增加, 但磷吸附量的差距进一步增加, 这暗示外源磷输入后, 各种条件下外源磷的累积吸附量是不一致的.在整个过程中生物扰动和组合扰动条件下磷吸附量要低于对照实验, 这是因为底栖生物对底泥微界面的改造[28]引起的, 相反, 可以发现物理扰动条件下磷累积吸附量始终要高于其他条件, 并一直保持在最高水平, 以第10 d为例, 分别是其他3组条件的1.11、1.24和1.55倍, 相比而言, 在外源磷输入下, 物理扰动和其他扰动相比明显增加了上覆水磷向底泥的迁移, 这与物理扰动下内源磷的迁移转化规律类似[29].其原因是物理扰动能显著增加上覆水中的颗粒物质含量, 强化底泥与上覆水中磷的接触从而使其发生沉淀或吸附, 类似于混凝作用, 在10~13 d, 底泥累积吸附磷量具有与7~10 d类似的趋势, 这也间接表示在10~13 d, 底泥累积吸附磷量有着和7~10 d相似的规律.同样在第7 d, 对照实验、物理扰动、生物扰动和组合扰动条件下磷累积吸附量分别增加114.29%、114.86%、114.06%和125.00%, 相比于第4 d, 分别增加了不止一倍, 这说明水体中外源磷输入越多, 磷从水体向底泥迁移的趋势就越明显, 再联系第13 d, 对照实验、物理扰动、生物扰动和组合扰动条件下磷累积吸附量分别增加39.00%、40.72%、42.70%和51.05%, 值得注意的是吸附量最少的组合扰动增幅量最大, 说明组合扰动的协同作用虽然不利于磷从上覆水向底泥的迁移, 但可能由于组合扰动的叠加作用使得底泥内部好氧区域增大从而促进了上覆水中磷进入间隙水中而发生与金属的沉淀作用而吸附.
2.2 各层间隙水DIP、Fe2+平均含量的变化规律间隙水是底泥与上覆水之间的联系纽带, 底泥中的DIP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, 所以间隙水DIP的变化趋势反映了底泥-上覆水中磷的转化趋势.本实验采用Rhizon间隙水采样技术得出了1~6 cm各层间隙水DIP平均含量的变化规律, 不同条件下各层间隙水DIP平均含量的变化规律如图 3所示.
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图 3 不同扰动条件下各段时间平均DIP含量随时间变化规律 Fig. 3 Average DIP content on day 0, day 6 and day 10 under different disturbances |
图 3显示, 在实验开始时(为方便以实验第17 d记为此处第0 d), 各扰动条件下1~6 cm各层的间隙水DIP平均含量无明显差异.在外源磷输入下, 随着时间的变化, 不同扰动条件下间隙水中DIP明显降低, 且显著低于对照实验.物理扰动下, 间隙水中DIP的降低主要源于溶解氧的融入[8], 这有利于间隙水中Fe2+氧化成Fe3+[30], 从而增加固定间隙水中DIP的可能性, 当然, 物理扰动也能带起表面的底泥, 导致水体中悬浮颗粒和间隙水DIP充分接触, 这有利于底泥中的其他金属离子或者金属氧化物对间隙水DIP的固定[31].但物理扰动降低间隙水DIP的程度有限(且明显低于生物扰动和组合扰动), 这是因为物理扰动仅能使表层底泥悬浮, 对深层底泥影响作用不足.生物扰动下间隙水DIP的减少主要源于摇蚊幼虫的生物引灌作用[32].组合扰动下间隙水DIP的降低主要源于物理和生物组合扰动的协同作用.同时通过第6 d和第10 d DIP平均含量分析, 相比对照实验, 组合扰动间隙水中DIP的平均含量降低了50.79%(第5 d和第10 d平均值), 生物扰动为38.63%, 物理扰动为12.13%, 可以发现同一时间组合扰动的DIP平均含量要低于生物扰动, 而生物扰动又低于物理扰动, 物理扰动又低于对照实验, 这说明组合扰动的协同作用可以降低底泥间隙水中的DIP, 甚至超过单纯的生物扰动, 物理扰动只是改变了底泥表面, 属于平面改造, 因此, 相比于生物扰动立体纵深的改造作用, 物理扰动对间隙水DIP的减少的贡献相对较小.
图 3还显示, 对照实验条件下1~6 cm各层间隙水DIP平均含量呈增加趋势, 这符合图 2中磷从上覆水向底泥迁移的趋势.物理扰动间隙水DIP平均含量变化不大, 这与前面物理扰动组DIP幅度降低小的结果相吻合.生物扰动组和组合扰动组间隙水DIP平均含量都有所降低, 说明生物扰动以及组合扰动的叠加作用是持续的.
由图 4可知, 实验刚开始时(为方便以实验第18 d记为此处第0 d), 对照实验、物理扰动、生物扰动和组合扰动条件下Fe2+平均含量有所不同但相差不大.各扰动条件下Fe2+浓度分别是6.39、7.34、5.79和7.46mg·L-1.图 4显示, 与对照实验相比, 物理扰动、生物扰动和组合扰动都进一步增大了Fe2+的降低幅度.究其原因, 主要是这3种扰动方式, 均可以增加底泥的好氧趋势, 从而使Fe2+转化为Fe3+, 组合扰动条件下Fe2+的降低幅度最大, 其主要源于组合扰动的协同作用.此外, 对照实验Fe2+浓度随时间有所增加, 这主要是因为底泥没有扰动, 溶解氧渗入不足所致.
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图 4 不同扰动条件下各段时间平均Fe2+含量随时间变化规律 Fig. 4 Average Fe2+ content on day 0, day 6 and day 10 under different disturbances |
本实验期间, 不同扰动方式导致4种形态磷的含量发生明显变化(图 5).
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图 5 0~4 cm底泥磷赋存形态数量分布变化规律 Fig. 5 Distribution of phosphorus forms and percentages of different phosphorus forms of TP in 0-4 cm of sediment |
图 5(a)和图 5(b)显示, 随着时间的推移, 不同扰动条件下, 0~4 cm NH4Cl-P的数量不断增加, 物理扰动组条件下, NH4Cl-P从39.4 mg·kg-1(第1 d)增加到97.0 mg·kg-1(第4 d), 再增加到147.4mg·kg-1(第8d).除了对照实验增加幅度较小外, 其他扰动条件下增加幅度都较大.这与无外源磷投加条件下底泥中NH4Cl-P数量变化规律不同[33], 这主要是因为物理扰动、生物扰动和组合扰动均促进了水体中磷向底泥迁移(图 2).比较图 5(c)和图 5(d), 相比对照实验, 其他扰动条件下Fe/Al-P含量均有上升, 其中物理扰动条件下Fe/Al-P含量最高, 达到了700 mg·kg-1, 说明物理扰动促进了Fe/Al-P的形成, 这很可能是由于底泥中的铁铝等金属离子和pH较低的缘故[34], 在扰动过程中更容易与游离的磷接触而形成Fe/Al-P.尽管物理扰动下生成的Fe/Al-P最多, 但呈下降趋势, 这主要与非闭蓄态的Fe/Al-P有关, 有研究表明Fe/Al-P在扰动大的情况下更容易释放[35].组合扰动下Fe/Al-P的生成量低于物理扰动, 理论上, 组合扰动包括了物理扰动对底泥的表层改造作用和生物扰动的纵向改造作用, 因此, 推测组合扰动更有利于Fe/Al-P的生成, 但结果却与预测相反.分析其原因可能在于, 由于物理扰动对底栖生物的存在环境产生影响, 迫使其活动频繁, 促使磷释放(如图 2), 致使磷向底泥迁移量小于物理扰动, 使得Fe/Al-P的生成量降低.此外, 另1种解释是强化了Fe/Al-P向其他形态磷(如Ca-P)的转化.由图 5(e)和图 5(f)发现, 3种扰动都能促进Ca-P的生成, 结合3组扰动下Fe/Al-P含量随着时间不再增加甚至减小, 可以得出Fe/Al-P有着向Ca-P转化的趋势, 其中2~4 cm段物理扰动组促进作用最为明显.又因为Ca-P是难释放态磷[36], 这表明了在物理扰动下, 底泥对磷的持留能力是最显著的.
2.4 底泥中AAP数量变化规律AAP通常用来表征非闭蓄态的Fe/Al-P[37], 不同扰动条件下AAP发生了明显变化(图 6).
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图 6 0~4 cm AAP数量分布变化规律 Fig. 6 Distributions of AAP in 0-4 cm of sediment |
图 6(a)显示, 0~2 cm除物理扰动外, 其他3种条件下, AAP含量均先增加后减小, 通过计算发现对照实验AAP占Fe/Al-P的质量分数先是下降3.3%, 然后上升1.1%, 变化不大.生物扰动条件下AAP占Fe/Al-P的质量分数先是上升4.4%, 然后下降9.1%, 结合0~2 cm Fe/Al-P含量的增加(图 5), 说明生物引灌能促进闭蓄态Fe/Al-P的生成.组合扰动条件下AAP占Fe/Al-P的质量分数先是上升8.0%, 然后下降16.6%, 同时组合扰动下0~2 cm Fe/Al-P含量比生物扰动高, 表明组合扰动的协同作用对闭蓄态磷的形成更有利.物理扰动下AAP含量呈降低趋势, 从侧面折射出物理扰动对闭蓄态磷的形成具有很大的促进作用.说明这3种扰动都能把非闭蓄态磷转化闭蓄态的Fe/Al-P或者Ca-P, 这与图 5得到的结果一致.图 6(b)显示, 与对照实验相比, 3种扰动条件下AAP含量先不同程度地减少, 然后再上升, 究其原因, 应该是2~4 cm接近于生物扰动和组合扰动中生物作用优势区域, 从而使生成的Fe/Al-P更为稳定, 至于物理扰动下AAP大幅度的减少, 这或许是扰动促进了底泥中的Fe、Al等金属离子与间隙水或者上覆水中DIP接触几率, 并促使DIP被Fe、Al等金属离子捕捉而形成沉淀所致[38], 进而吸收结合形成闭蓄态磷的情况.
2.5 底泥中BAP数量变化规律BAP(生物有效磷)通常表征底泥中易释放态磷的总和, 扰动也导致了BAP发生显著变化(图 7).
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图 7 0~4 cm BAP数量分布变化规律 Fig. 7 Distributions of BAP in 0-4 cm of sediment |
图 7(a)显示, 第1 d, 0~2 cm底泥中对照实验、生物扰动、组合扰动、物理扰动BAP呈递增趋势, 生物扰动下BAP(536.2 mg·kg-1)和组合扰动下BAP(573.4 mg·kg-1)明显高于对照实验BAP(436.8 mg·kg-1), 对比第1、4、8 d, 各种扰动条件下BAP的变化趋势并不大, 然而, 在外源磷的持续输入下, 有更多的磷被底泥吸收(图 2).计算可知, 物理扰动、生物扰动和组合扰动条件下BAP占Tot-P的质量分数分别从77.56%、70.32%和73.71%(第1 d)降至60.02%、63.39%、66.99%(第4 d), 和64.44%、67.36%、61.43%(第8 d).这表明, 随着外源磷输入, BAP的形成量并未显著增加, 暗示了更多的外源磷转化为生物难利用态磷.这主要是这3种扰动都可以增加底泥中溶解氧的渗入, 使得底泥中的Fe2+被氧化成Fe3+, 从而增加了对磷的固定作用.比较而言, 物理扰动下BAP占Tot-P的质量分数降低幅度最大, 这主要是因为物理扰动可以通过矿化作用和溶解氧渗入2种方式使BAP转化成难释放态磷, 并且规避了组合扰动下摇蚊幼虫构筑廊道而导致内源磷释放的风险.
3 结论(1) 在外源磷输入下, 物理扰动能进一步促进上覆水中磷向底泥迁移, 而生物扰动和组合扰动的作用与之相反.
(2) 物理扰动相比对照实验能减少间隙水中DIP的平均含量(12.13%, 第6 d和第10 d平均值), 但减少程度不如生物扰动(38.63%)和组合扰动(50.79%)高.
(3) 3种扰动都能促进Fe/Al-P的形成, 其中, 物理扰动的Fe/Al-P各层平均形成量最大, 3种扰动都有利于Ca-P的生成, 物理扰动促进作用最大(尤其2~4 cm段促进作用最为明显).
(4) 物理扰动下AAP含量一直在减小, 说明物理扰动明显促进了AAP向闭蓄态的Fe/Al-P或者Ca-P转化, 而生物扰动和组合扰动在一定程度上也能促进AAP向闭蓄态磷的转化.
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