裴國鳳，何 月，顧新躍，王 青，王 岳

(中南民族大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，武漢430074)

底棲藻類和沉水植物作為水生態(tài)系統(tǒng)的重要初級生產(chǎn)者，能消耗水體中的氮、磷等營養(yǎng)物質(zhì)，而磷是湖泊生態(tài)系統(tǒng)中初級生產(chǎn)力的主要影響因子之一，過剩的磷會導(dǎo)致湖泊富營養(yǎng)化［1］.

底棲藻類在許多生態(tài)系統(tǒng)中都表現(xiàn)出明顯的磷滯留功能.小型人工系統(tǒng)中，在湖泊圍隔，和淺水湖泊中，底棲藻均能增加從水體到沉積物的凈營養(yǎng)流動［2］.Confer［3］等開展了容積為200 L 的小型人工構(gòu)建系統(tǒng)試驗，該系統(tǒng)包括_浮游藻與底棲藻兩個群落，發(fā)現(xiàn)浮游藻中較大比例的磷轉(zhuǎn)移到了底棲藻中.Havens等［4］在美國 Okeechobee湖設(shè)置3個樣點，研究底棲藻與浮游藻對磷的攝取，發(fā)現(xiàn)對于濕地樣點，75%的磷保持在底棲藻類中.許多研究證明，沉水植物具有良好的磷去除效果.在富營養(yǎng)淺水湖泊武漢東湖中建立大型試驗圍隔系統(tǒng)，在圍隔中移栽苦草、狐尾藻、菹草等沉水植物.研究期間，水生植物圍隔總磷水平顯著低于未栽沉水植物的對照圍隔和大湖水體，且季節(jié)性波動遠低于對照圍隔和大湖水體［5］.夏季優(yōu)勢種類金魚藻、狐尾藻和苦草，通過室內(nèi)人工模擬試驗發(fā)現(xiàn)，在夏季30 d的試驗周期中，苦草使水中總磷降低，對總磷去除效果優(yōu)于狐尾藻，遜于金魚藻［6］.

本文以在富營養(yǎng)化湖泊原位培養(yǎng)的底棲藻類群落和沉水植物苦草為研究對象，通過靜態(tài)模擬試驗，采用改良的淡水沉積物磷形態(tài)分離的標準測量和測試(SMT)連續(xù)提取方法，研究了底棲藻類-苦草對不同濃度的豬糞廢水中磷的滯留作用，對磷分級提取，探討了不同形態(tài)的磷的含量與比例，對研究湖泊中的磷循環(huán)具有重要的參考價值.

1 材料與方法

1.1 材料的采集和制備

以花崗巖(15 cm×8 cm×1 cm)為人工基質(zhì)，清洗干凈并晾干，置于武漢東湖水深20～30 cm沿岸帶進行原位培養(yǎng)，20 d后將生長有底棲藻的人工基質(zhì)收回，同時采集沿岸帶的苦草，在溫室內(nèi)用取樣點的湖水預(yù)培養(yǎng)1周.在養(yǎng)豬場采集的新鮮豬糞，處理后制備出一定濃度的豬糞廢水.

1.2 試驗設(shè)置和培養(yǎng)條件

取五個缸底鋪約5 cm厚的細沙的玻璃缸(60 cm×22 cm×24 cm)，將長有底棲藻類的人工基質(zhì)置于沙上，生長良好的苦草均勻栽于沙中，所有培養(yǎng)缸分別裝有18 L不同濃度的豬糞廢水(見表1).在21～24℃的溫室內(nèi)進行試驗，以日光燈為光源，位于培養(yǎng)缸正上方，表層光照強度約為2500～3500 lx，在每個玻璃缸里設(shè)置1個曝氣頭，調(diào)節(jié)至相同曝氣速度，試驗周期為30 d.

表1 試驗設(shè)計和條件Tab.1 Experimental design and conditions

1.3 總磷和磷形態(tài)的測定

從樣品放入試驗缸中時起，分別于0，10，20，30 d取樣.用刀片從花崗巖基質(zhì)上刮取適量藻墊，同時剪取適量苦草，分別置于坩堝中，于55℃烘箱烘干至恒重，得到干質(zhì)，分別取藻墊干質(zhì)與苦草干質(zhì)各0.6 g，分別分成 3 份，每份 0.2 g，進行藻墊和苦草的總磷含量和磷形態(tài)組成測定，參照SMT法［7］連續(xù)提取各組分磷含量，主要分析總磷(Total Phosphorus，TP)、無機磷(Inorganic Phosphorus，IP)、有機磷(Organic Phosphorus，OP)、鐵磷(Fe-bound Phosphorus，F(xiàn)e-P)和鈣磷(Ca-bound Phosphorus，Ca-P)，其單位均為μg/g·DW(干重藻墊).

2 結(jié)果

2.1 不同組別底棲藻類和苦草中TP的動態(tài)變化

不同組別底棲藻類和苦草中TP的動態(tài)變化見圖1.圖1中各組藻墊中 TP含量的初始值均為2995.05 μg/g.A、C、D 組藻墊中 TP 含量均在第10 d 達到最高，分別為 3164.68，3226.67，3061.90 μg/g，均表現(xiàn)出對磷的滯留(見圖1a).通過比較發(fā)現(xiàn)，A、C組中藻墊的TP含量要高于D組，說明藻墊對水中磷的滯留能力與水體營養(yǎng)濃度正相關(guān);同時C組藻墊的TP含量要高于A組，因為底棲藻類與苦草共存，苦草對其滯磷有促進作用.E組藻墊中的TP含量則持續(xù)下降，由于E廢水中磷濃度顯著低于采樣點，藻墊中的磷擴散至上覆水.

各組苦草中的TP含量在試驗期間變化規(guī)律不同(見圖1b)，B、C組的TP含量均在第20 d達到最大值，分別為 13801.29，18863.27 μg/g;D 組藻墊中TP 含量在第10 d 達到最高(14137.04 μg/g)，B、C、D組苦草中TP的最高含量均高于初始值，表現(xiàn)出滯磷作用;而C組苦草中的TP含量要高于B組，表明在高濃度的豬糞廢水中，底棲藻墊與苦草共存，也利于苦草對磷的滯留.E組苦草中TP含量的波動不大，在3675.10～5507.09 μg/g 之間，表明苦草對低濃度豬糞廢水中磷的滯留作用不明顯.

2.2 不同組別底棲藻墊中各組分磷的動態(tài)變化

不同組別底棲藻墊中各組分磷的動態(tài)變化結(jié)果見圖2.圖2中A組藻墊的IP含量于第10 d達到最大 (2646.86 μg/g)(見圖2a);其中 Fe-P 含量呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢，而 Ca-P含量逐漸下降.藻墊中的OP 含量在248.11～392.55 μg/g之間變化.不同磷形態(tài)占TP的百分含量不同，IP達到TP濃度的80%～86%，其中Fe-P達到IP濃度的34%～64%，Ca-P達到IP濃度的17%～54%;OP占TP濃度僅為8%～17%.

圖1 試驗期間底棲藻墊(a)和苦草(b)中TP含量的動態(tài)變化Fig.1 The dynamic changes of TP content in the benthic algal mat(a)and Vallisneria natans(b)

C組藻墊中IP于第10 d達到最高含量2865.08 μg/g(見圖 2b).Fe-P 與 OP 變化趨勢相似，均在第20 d達到最高;Ca-P初始值即為最大值(1402.29 μg/g).C 組中 IP 占TP 達到67%～89%;而Fe-P占IP的42%～60%，Ca-P占IP的29%～54%;OP占TP的百分比為8%～19%.

D組藻墊中IP與Ca-P變化趨勢相似，二者均于第10 d 達到最高含量(IP=2664.03 μg/g，Ca-P=1456.99 μg/g);Fe-P則呈持續(xù)下降趨勢(見圖2c);同時IP占TP比例達47%～87%，F(xiàn)e-P占IP比例達36%～60%，Ca-P占IP達33%～54%.OP含量的波動范圍不大，占TP百分比較低，為9%～21%.

E組藻墊中各磷形態(tài)含量均持續(xù)下降(見圖2d).由于E組水中磷濃度遠低于采樣點磷濃度，因此藻墊原本所滯留的磷擴散到水中.在釋磷過程中，F(xiàn)e-P占TP比例由最初的36%逐漸下降到23%，Ca-P占TP比例由最初的47%下降到18%，說明Fe-P和Ca-P是不穩(wěn)定的、容易釋放的磷形態(tài).IP是TP的主要形式，占TP的43%～86%，OP維持在較低比例，占TP的9%～18%.

圖2 不同組別底棲藻墊中各組分磷含量Fig.2 The contents of phosphorus forms in the benthic algae mat from different groups

2.3 不同組別苦草中各組分磷的動態(tài)變化

不同組別苦草中各組分磷的動態(tài)變化結(jié)果見圖3.圖3中B組和C組苦草中四種形態(tài)P含量變化趨勢基本一致，B組各形態(tài)磷含量均于第10 d或第20 d達到最高，C組各形態(tài)磷含量均在第20 d達到最大(見圖3a，3b).兩組別苦草中IP占TP比例分別高達76%～85%和85%～94%，兩組別IP中均以Ca-P為主，所占比例最高均可達70%，而OP在TP中的含量均小于9%.

D組苦草中IP含量與Ca-P含量變化趨勢相似，均在第10 d達到最高，而Fe-P含量與OP含量的變化趨勢一致，均在第20 d升至最高(見圖3c).分析比例關(guān)系，IP占TP的75%～90%，其中 Fe-P占IP的21%～58%，Ca-P占IP的38%～75%，OP占TP的4%～9%.

E組苦草中IP有明顯下降趨勢，IP中的Fe-P含量雖然有所增加，但Ca-P含量的大幅度下降決定了IP含量的不斷減少(見圖3d).OP含量有較小的增長趨勢.IP在TP中的比例均大于63%，其中Fe-P占IP最高達91%，Ca-P占IP最高達75%，OP在TP中的比例為8%～11%.

圖3 不同組別苦草各組分磷含量Fig.3 The contents of phosphorus forms in Vallisneria natans from different groups.

3 討論

3.1 底棲藻類和苦草滯留磷的機理

底棲藻類對不同濃度的豬糞廢水中TP的滯留量隨試驗時間先增大后減小，此過程與其群落發(fā)展有關(guān).單位藻墊生物量所負荷的磷含量(TP/Chl a)隨建群過程而增大［8］，說明隨著群落發(fā)展，其結(jié)構(gòu)越完善，滯留磷的能力越強.在藻墊開始衰亡后，所滯留的磷通過擴散的方式，或因厭氧條件而導(dǎo)致磷復(fù)合物不穩(wěn)定，重新釋放進入水體中.同時底棲藻類和苦草共存，有利于雙方對高濃度的豬糞廢水中磷的滯留.

底棲藻類對磷的滯留作用機理十分復(fù)雜，是物理、化學(xué)、生物因素相互作用的結(jié)果.首先，底棲藻類影響水流動力學(xué)，表現(xiàn)為弱化水流，延長了水力停留時間，導(dǎo)致短期營養(yǎng)滯留.其次，底棲藻通過改變周圍環(huán)境理化指標影響磷的沉積.再者，底棲藻主動攝取、同化磷.底棲藻對磷的攝取率受其生物量、細胞代謝活性、細胞對磷的親和性、傳遞到藻叢的平流磷運輸?shù)纫蛩赜绊?

苦草中的磷除了直接來源于水體外，還可能由根吸收沙中的磷酸鹽再運輸?shù)饺~片中.苦草中的磷含量遠高于底棲藻類，可能與苦草的根和營養(yǎng)體都有吸收礦質(zhì)營養(yǎng)的能力相關(guān)，苦草與水接觸的表面積更大，根也能從自然沉降到底部沙中的沉積物中吸收營養(yǎng).此外，苦草也能通過改變環(huán)境的理化指標而影響磷的沉淀.

3.2 底棲藻類和苦草滯留磷的形態(tài)組成

底棲藻類和苦草滯留的磷形態(tài)主要是IP，OP所占比例極低，且變化不大，因為OP多為易分解的生物大分子，穩(wěn)定性差，在一定條件下可水解或礦化分解為溶解性的小分子有機磷或溶解性磷酸根［9，10］.

Fe-P是農(nóng)業(yè)廢水中磷的主要形態(tài)，其沉淀過程由DO和PH共同影響，主要決定于DO.底棲藻和苦草發(fā)生光合作用釋放的O2使得底棲藻生物膜表面和苦草表面氧化還原電位較高，鐵氧化物中的Fe2+被氧化為Fe3+，F(xiàn)e3+與溶解性磷結(jié)合形成復(fù)合物而沉淀［11］;氧化還原電位低時，F(xiàn)e3+被還原為 Fe2+，鐵的價態(tài)的改變使原本結(jié)合于Fe3+氧化物的磷釋放［12］，金屬-磷復(fù)合物解離進入上覆水中［13］.Ca-P沉淀主要由PH影響.在硬水湖泊中，無機磷與鈣共沉淀，發(fā)生絮凝和沉積，最終進入沉積物，這種常見的磷沉積形式在富營養(yǎng)化控制中具有重要意義［14］.

A、C組底棲藻墊中Fe-P含量一直較高，并呈上升趨勢，而Ca-P含量較低.Fe-P被認為是藻類可利用的磷形態(tài)［15］，其較高的含量為藻類的大量生長提供條件，這與觀察到A、C組中底棲藻類一直生長較好相符合;Ca-P是生物不可利用的磷［15］，最終將流向沉積物中.D、E組底棲藻墊中Fe-P含量呈下降趨勢，則可能與豬糞廢水的濃度、底棲藻墊的衰亡有關(guān).

4 結(jié)論

底棲藻類與苦草均對高濃度豬糞廢水中的總磷具有較強的滯留作用.底棲藻類對磷的滯留能力在一定范圍內(nèi)隨水體磷濃度增大而增大.藻墊與苦草所滯留的總磷均以IP為主要成分，分別占TP的43%～89%和63%～94%，其中Fe-P占IP的34%～64%和20%～91%，Ca-P占IP的17%～58%和7%～75%.

［1］徐 康，劉付程，安宗勝，等.巢湖表層沉積物中磷賦存形態(tài)的時空變化［J］.環(huán)境科學(xué)，2011，32(11):55-63.

［2］Dodds W K.The role of periphyton in phosphorus retention in shallow freshwater aquatic systems［J］.J Phycol，2003，39:840-849.

［3］Confer J L.Interrelations among plankton，attached algae，and the phosphorus cycle in artificial open systems［J］.Ecol Monogr，1972，42:1-23.

［4］Havens K E，Hauxwell J，Tyler A C，et al.Complex interactions between autotrophs in shallow marine and freshwater ecosystems:implications for community responses to nutrient stress［J］.Environ Pollut，2001，113(1):95-107.

［5］吳振斌，邱東茹，賀 鋒，等.沉水植物重建對富營養(yǎng)水體氮磷營養(yǎng)水平的影響［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)，2003，14(8):1351-1353.

［6］高鏡清，熊治廷，張維昊，等.常見沉水植物對東湖重度富營養(yǎng)化水體磷的去除效果［J］.長江流域資源與環(huán)境，2007，16(6):796-800.

［7］Ruban V，López-Sánchez JF，Pardo P，et al.Harmonized protocol and certified reference material for the determination of extractable contents of phosphorus in freshwater sediments-a synthesis of recent works［J］.Fresenius J Anal Chem，2001，370(2/3):224-228.

［8］裴國鳳，劉國祥，胡征宇.武漢東湖底棲藻類對磷的滯留作用［J］.環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2009，29(4):840-845.

［9］Kruusement K，Punning J M.Distribution of phosphorus in the sediment core of hypertrophic Lake Ruusmaee and some palaeoecological conclusions［J］.Est J Ecol，2000，49(2):21-28.

［10］王 超，鄒麗敏，王沛芳，等.典型城市淺水湖泊沉積物磷形態(tài)的分布及與富營養(yǎng)化的關(guān)系［J］.環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2008，29(5):1303-1307.

［11］Yoo J H，Ro H M，Choi W J，et al.Phosphorus adsorption and removal by sediments of a constructed marsh in Korea［J］.Ecol Eng，2006，27(2):109-117.

［12］Qian Yichao，Liang Xinqiang，Chen Yingxu，et al.Significance of biological effects on phosphorus transformation processes at the water-sediment interface under different environmental conditions［J］.Ecol Eng，2011，37(6):816-825.

［13］Golterman H L.The role of the ironhydroxide-phosphatesulphide system in the phosphate exchange between sediments and overlying water［J］.Hydrobiologia，1995，297:43-54.

［14］Otsuki A，Wetzel R G.Coprecipitation of phosphate with carbonates in a marl lake［J］.Limnol Oceanogr，1972，17(5):763-767.

［15］黃廷林，延 霜，柴蓓蓓，等.水源水庫沉積物磷形態(tài)分布及其釋放特征［J］.天津大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)與工程技術(shù)版，2011，44(7):607-612.