杜 先，荀 凡，王亞蕊，陳新芳，沈 悅，李 勇，馮慕華

(1：蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，蘇州 215009) (2：中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210008) (3：中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049) (4：中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心，北京 100049) (5：河海大學(xué)，南京 210008)

藍(lán)藻水華是富營養(yǎng)化湖泊最常見的環(huán)境問題. 大量藍(lán)藻滋生積聚，部分在水體中被異養(yǎng)微生物分解，其余形成有機(jī)碎屑，沉降至沉積物表面[1]，被底棲微生物分解礦化[2]. 藍(lán)藻碎屑這種新鮮、活性有機(jī)質(zhì)的輸入和堆積改變了沉積物-水界面(SWI)生物理化性質(zhì)，從而改變了沉積物環(huán)境的地球化學(xué)循環(huán)過程.

藍(lán)藻堆積對(duì)沉積物有機(jī)質(zhì)礦化產(chǎn)生的影響，目前研究側(cè)重于藍(lán)藻的聚積和衰亡對(duì)沉積物-水環(huán)境和藻類生長(zhǎng)繁殖的影響，以及對(duì)微生物與有機(jī)質(zhì)礦化的作用[3-4]. 藍(lán)藻本身是由易降解的藻源性有機(jī)質(zhì)(AOM)構(gòu)成[5]，其聚積的過程中，部分在水體中被分解利用，釋放出溶解性有機(jī)質(zhì)(DOM)和氮磷營養(yǎng)鹽至上覆水中[6]，使得上覆水中碳氮磷濃度上升；另一部分藍(lán)藻碎屑沉降到沉積物表面，不僅會(huì)對(duì)微生物活性和群落組成造成影響[7-8]，而且增加了沉積物中有機(jī)質(zhì)負(fù)荷，并通過礦化作用改變沉積環(huán)境的生物理化條件，影響沉積物中氮、磷營養(yǎng)鹽釋放，使得沉積物形成強(qiáng)大的氮、磷釋放潛力，成為污染物的“源”[9-10]. 一方面，AOM可以作為異養(yǎng)微生物的重要能量加快其新陳代謝速度，提高異養(yǎng)微生物活性，加速微生物群落的增長(zhǎng)[11]. 有研究發(fā)現(xiàn)，溶解性有機(jī)碳(DOC)的濃度與微生物密度和多樣性有著密不可分的關(guān)系，微生物密度與其呈正比，多樣性與其呈反比[10-12]. 另一方面，AOM對(duì)沉積物有機(jī)碳的礦化具有明顯的促進(jìn)作用[13]，而O2作為礦化過程中的電子供體首先會(huì)被利用，水體中溶解氧(DO)濃度和氧化還原電位(Eh)因此持續(xù)降低[14]，形成缺氧甚至厭氧的強(qiáng)氧化還原環(huán)境. 其中，氧化還原條件變化進(jìn)一步影響著沉積物、孔隙水和上覆水中的FeS-P濃度，控制著沉積物中P向上覆水中擴(kuò)散的通量[15-16].

于橋水庫是天津市生活飲用水和農(nóng)業(yè)用水的重要水源地，近年來入庫河流帶來大量氮磷污染物使其水體逐漸富營養(yǎng)化，夏、秋季藍(lán)藻水華現(xiàn)象頻繁發(fā)生，湖心區(qū)上覆水的葉綠素a(Chl.a)平均濃度為50～60 μg/L，大壩區(qū)受風(fēng)力、風(fēng)向等因素影響，局部岸帶累計(jì)的Chl.a濃度最高達(dá)1200 μg/L[21]，對(duì)飲用水源水質(zhì)產(chǎn)生強(qiáng)大的污染效應(yīng). 本實(shí)驗(yàn)選擇于橋水庫湖心區(qū)作為沉積物采樣點(diǎn)，將優(yōu)勢(shì)藻種銅綠微囊藻(Microcystisaeruginosa)的藻屑作為添加物，模擬研究堆積在湖泊沉積物表面的藍(lán)藻碎屑對(duì)有機(jī)質(zhì)礦化特征的影響. 實(shí)驗(yàn)參考于橋水庫夏、秋季藍(lán)藻水華發(fā)生期間Chl.a的平均濃度和最高濃度，設(shè)計(jì)2個(gè)對(duì)照組(分別為加藻對(duì)照組、加泥對(duì)照組)和2個(gè)不同藻屑添加密度的處理組. 監(jiān)測(cè)各個(gè)實(shí)驗(yàn)組的pH值變化和碳、氮、磷等釋放情況，以揭示不同藻屑堆積密度下沉積物礦化產(chǎn)物的變化特征，為藍(lán)藻水華影響下的飲用水環(huán)境修復(fù)和科學(xué)管理提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理

于2018年10月在于橋水庫湖心區(qū)(40°02′7.30″N，117°32′36.61″E)采集水樣和沉積物樣品. 柱狀采泥器(φ86 mm×500 mm)采集沉積物樣品. 現(xiàn)場(chǎng)采集同一位置的底層水樣10 L，經(jīng)過0.45 μm的醋酸纖維膜過濾，作為實(shí)驗(yàn)用水和備用水冷藏保存于4℃的冰箱中. 取少量泥樣冷凍干燥，研磨過120目篩，分析Chl.a、總有機(jī)碳(TOC)、總氮(TN)和總磷(TP)含量，具體含量如表1所示. 剩余泥樣模擬秋季藍(lán)藻衰亡時(shí)的溫度，于恒溫(16±1℃)下，避光靜置2 h穩(wěn)定后用于實(shí)驗(yàn).

表1 表層沉積物、藻屑的理化性質(zhì)

從中國科學(xué)院水生生物研究所藻種庫購買銅綠微囊藻(Microcystisaeruginosa)作為藻種，用BG11培養(yǎng)基培養(yǎng)，培養(yǎng)基pH=7.1，培養(yǎng)條件設(shè)置為12 h光照/12 h黑暗，光照強(qiáng)度為20 μE/(m2·s)，溫度為25±1℃. 每天搖晃1次使其避免附壁生長(zhǎng)，培養(yǎng)至對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期后，以藻種∶培養(yǎng)基=1∶5的體積比在無菌操作臺(tái)中進(jìn)行移藻，擴(kuò)大培養(yǎng). 在穩(wěn)定期通過離心收獲微囊藻，收獲之前用超純水沖洗3次，以去除多余的鹽和溶解的營養(yǎng)物質(zhì). 將由此產(chǎn)生的微囊藻濃縮物放入-50℃的凍干機(jī)中冷凍干燥，研磨后過120目篩制成干藻屑，取少量進(jìn)行理化指標(biāo)分析，其余存放于4℃保存[22].

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)采用2 L厭氧培養(yǎng)瓶(底面積125 cm2)，設(shè)置4個(gè)處理組，每個(gè)處理組設(shè)置一組平行. 根據(jù)測(cè)得的于橋水庫藍(lán)藻水華發(fā)生期間湖心區(qū)上覆水的Chl.a平均濃度(50～60 μg/L)和水華嚴(yán)重時(shí)的最高濃度(1200 μg/L)[7]，設(shè)計(jì)2個(gè)對(duì)照組(分別為加藻對(duì)照組和加泥對(duì)照組)和2個(gè)不同藻屑密度添加組，分別為×1倍組(代表常規(guī)水華發(fā)生時(shí)藍(lán)藻密度密度，0.075 g干藻，約6 g/m2，以干重計(jì))和×20倍組(代表水華嚴(yán)重暴發(fā)時(shí)藍(lán)密度，1.5 g干藻，約120 g/m2，以干重計(jì))[10]，如表2所示.

表2 各實(shí)驗(yàn)組設(shè)置

將沉積物與少量上覆水均勻混合于培養(yǎng)瓶中，待沉積物穩(wěn)定2～3天后，把凍干的銅綠微囊藻藻屑按上述添加量與表層1 cm的沉積物均勻混合，重新沿管壁緩緩注入水樣. 為模擬湖底沉積物礦化時(shí)的缺氧環(huán)境，向培養(yǎng)裝置中通高純氮?dú)?0 min，迅速密封培養(yǎng)瓶. 將每組處理的培養(yǎng)瓶與同位素檢測(cè)儀(G2201i，PICARRO)和在線pH計(jì)連接，設(shè)置測(cè)量頻率均為每小時(shí)1次，以實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)培養(yǎng)瓶的頂空氣體(CO2和CH4)和上覆水的pH值(實(shí)驗(yàn)裝置示意圖如圖1所示). 培養(yǎng)溫度為16±1℃，避光培養(yǎng).

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置示意圖Fig.1 The diagrammatic sketch of experimental devices

實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，收集培養(yǎng)瓶中沉積物樣品，測(cè)定碳氮磷含量和生物酶(蛋白酶、轉(zhuǎn)化酶、堿性磷酸酶)活性.

1.3 分析方法

1.3.1 水樣中碳氮磷硫鐵測(cè)定 將用于測(cè)定DIC分析的水樣放至25 mL充滿氮?dú)獾奈髁制恐?，通過加入0.2 mL的1 mol/L鹽酸使其酸化，定量轉(zhuǎn)化為CO2，再使用氣相色譜儀(GC 7890，Agilent)測(cè)定CO2濃度[24].

1.3.2 頂空氣體中CO2和CH4濃度的測(cè)定 采用多通道溫室氣體進(jìn)樣裝置連接培養(yǎng)瓶和溫室氣體碳同位素分析儀(G2201i，PICARRO)，用隔膜泵抽取培養(yǎng)瓶中頂空氣體，注入分析儀的腔室中，檢測(cè)CO2和CH4濃度，氣體再回到培養(yǎng)瓶頂空. 取樣時(shí)間為5 min，間隔時(shí)間為1 h. 取樣間隔采用N2作為空白氣. 自動(dòng)連續(xù)溫室氣體監(jiān)測(cè)系統(tǒng)在實(shí)驗(yàn)期間表現(xiàn)穩(wěn)定.

1.3.3 沉積物TOC、TN、TP、Chl.a、生物酶活性的測(cè)定 實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，收集各個(gè)處理的沉積物樣品，冷凍干燥后過180目篩，備用. 在坩堝中使用2 mol/L HCl(50℃)將沉積物酸化，再通過元素分析儀(EA3000)分析沉積物的TOC和TN含量. 用過硫酸鹽消化分析沉積物TP含量[25]. 對(duì)冷凍干燥的沉積物使用丙酮提取，采用熒光光度計(jì)(RF5301PC，島津，日本)在激發(fā)波長(zhǎng)為428 nm，發(fā)射波長(zhǎng)為671 nm處測(cè)定熒光強(qiáng)度，分析Chl.a含量[26]. 沉積物中蛋白酶、轉(zhuǎn)化酶和堿性磷酸酶的酶活性分析分別采用茚三酮水浴加熱分光光度法、二硝基水楊酸水浴加熱分光光度法和對(duì)硝基苯酚分光光度法[27].

1.4 計(jì)算方法

釋放通量Fi按下式計(jì)算：

(1)

擴(kuò)散通量Fm運(yùn)用Fick第一定律：

(2)

(3)

2 結(jié)果分析與討論

2.1 藻屑添加對(duì)上覆水pH值的影響

實(shí)驗(yàn)開始時(shí)，4個(gè)實(shí)驗(yàn)組的上覆水pH值在7.72～8.41之間. 第0～3天內(nèi)，pH值總體都呈快速下降趨勢(shì)，并很快達(dá)到實(shí)驗(yàn)期間各自上覆水pH的最低值. 其中，加藻對(duì)照組(水+藻×1)、加泥對(duì)照組(水+泥)和×1倍組(水+泥+藻×1)分別在第3天左右達(dá)到最低值7.25、7.17和7.06，×20倍組(水+泥+藻×20)則是在第1天時(shí)達(dá)到最低值6.47. 第3～4天內(nèi)，所有實(shí)驗(yàn)組的上覆水pH值迅速上升，此后直到實(shí)驗(yàn)結(jié)束，除了×20倍組的上覆水pH值有明顯的上升趨勢(shì)，其他實(shí)驗(yàn)組pH值基本穩(wěn)定在7.1～7.5之間. 總之整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間，除了 ×20 倍組外，其他實(shí)驗(yàn)組的上覆水pH始終呈弱堿性，且處理組的pH值始終小于對(duì)照組.

圖2 各實(shí)驗(yàn)組上覆水pH值變化Fig.2 The variation of pH in overlying water in each treatment

2.2 藻屑添加對(duì)CO2和CH4釋放速率的影響

CO2是沉積物有機(jī)質(zhì)降解的重要產(chǎn)物，產(chǎn)CH4過程是有機(jī)質(zhì)礦化的終端過程，因此對(duì)CO2和CH4釋放速率的監(jiān)測(cè)可以表征沉積物有機(jī)質(zhì)礦化程度和礦化速率的變化. 實(shí)驗(yàn)期間，所有實(shí)驗(yàn)組的CO2和CH4釋放速率雖然顯著不同，但其變化趨勢(shì)卻均處于波動(dòng)狀態(tài)，其中CO2釋放速率在實(shí)驗(yàn)前期(約第0～9天內(nèi))波動(dòng)較大，CH4釋放速率的變化則完全相反. CO2釋放速率在實(shí)驗(yàn)前期絕大部分為正值，實(shí)驗(yàn)后期逐漸降低至負(fù)值；CH4釋放速率則始終為正值(圖3c、d). CO2和CH4的釋放速率由小到大依次為加藻對(duì)照組、加泥對(duì)照組、×1倍組和×20倍組，該順序的CO2釋放速率峰值分別為2.61、4.04、6.54和28.18 μmol/(L·h)，CH4釋放速率峰值分別為0.02、0.02、0.06和2.83 μmol/(L·h).

實(shí)驗(yàn)剛開始時(shí)，異養(yǎng)微生物活性較高，沉積物中易降解有機(jī)質(zhì)被迅速礦化，因此CO2釋放速率較高，其中×20倍組的CO2釋放速率最大，這是因?yàn)樵逍家彩怯商?、氮、磷組成的易降解有機(jī)質(zhì)，活性有機(jī)質(zhì)的快速累積導(dǎo)致礦化速率增大. 隨著氧化劑的消耗，各實(shí)驗(yàn)組的CO2釋放速率開始變緩，×20倍組的CO2釋放速率甚至呈負(fù)值(圖3a)，這導(dǎo)致了其上覆水pH值的升高(圖2). 與此同時(shí)，各實(shí)驗(yàn)組CH4釋放速率開始迅速上升，其中×20倍組的CH4釋放速率明顯大于其他組. 這可能是沉積物中活性有機(jī)質(zhì)的快速積累，使得×20倍組迅速處于厭氧狀態(tài)[6]，而CH4的生成正是厭氧礦化的重要途徑[32]，而且溶解氧環(huán)境的變化和大量藍(lán)藻堆積腐敗容易促進(jìn)黑臭物質(zhì)產(chǎn)生，增加發(fā)生湖泛現(xiàn)象的風(fēng)險(xiǎn)，嚴(yán)重惡化水體環(huán)境[33]. 相比之下，×1倍組中活性有機(jī)質(zhì)的量較少，微生物呼吸作用大于同化作用，所以其CO2釋放速率有所降低但依然為正值，CH4釋放速率有所升高但依然較小. 異養(yǎng)微生物的裂解死亡使得呼吸作用減小，溶解氧濃度回升，因此剩余異養(yǎng)微生物降解有機(jī)質(zhì)的速率提高.

圖3 各實(shí)驗(yàn)組CO2(a)和CH4(c)釋放速率隨時(shí)間的變化特征(其中(b)、(d)分別為(a)、(c)的部分詳圖)Fig.3 The variation of CO2(a) and CH4(c) release rates with time in each treatment (where (b) and (d) are the detailed diagrams of (a) and (c), respectively)

影響沉積物有機(jī)質(zhì)礦化的環(huán)境因素主要有溫度、溶解氧、pH及生物擾動(dòng)[34]等，本實(shí)驗(yàn)排除了溫度和生物擾動(dòng)的干擾，藻屑有機(jī)質(zhì)的添加主要通過增加沉積物的需氧量和異養(yǎng)微生物的活性，引起各實(shí)驗(yàn)組礦化產(chǎn)物和礦化速率的差異. ×1倍組藻屑添加量少，活性有機(jī)質(zhì)的含量較少，主要進(jìn)行好氧礦化，以CO2釋放為主；×20倍組藻屑添加量大，活性有機(jī)質(zhì)充足，O2會(huì)被微生物快速消耗至缺氧甚至厭氧狀態(tài)，所以實(shí)驗(yàn)中后期主要進(jìn)行厭氧礦化，其CH4釋放速率遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于其他組.

2.3 藻屑添加對(duì)氮磷擴(kuò)散、釋放通量的影響

為求擴(kuò)散通量，首先測(cè)的加泥對(duì)照組、×1倍組和×20倍組的表層沉積物擾動(dòng)層的孔隙度為0.50、0.48和0.58，然后計(jì)算得到實(shí)驗(yàn)溫度下的有效分子擴(kuò)散系數(shù)DS[35], 最后得出相應(yīng)的氮磷擴(kuò)散通量Fm(其中正值表示為從沉積物間隙水向上覆水?dāng)U散的通量).

圖4 各實(shí)驗(yàn)組的擴(kuò)散通量Fig.4 Diffusion fluxes of in each treatment

圖5 各實(shí)驗(yàn)組的釋放通量Fig.5 Release fluxes of in each treatment

2.4 藻屑添加對(duì)沉積物生物酶活性的影響

培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)結(jié)束后測(cè)定不同的培養(yǎng)組沉積物中的生物酶活性. 其中，轉(zhuǎn)化酶又稱蔗糖酶，可以酶促蔗糖水解生成還原糖(果糖和葡萄糖)，是生物體內(nèi)糖代謝的關(guān)鍵酶，其活性可反映沉積物碳的轉(zhuǎn)化和呼吸強(qiáng)度；蛋白酶是一類作用于肽鍵催化蛋白質(zhì)分解的水解酶，是沉積物氮循環(huán)的重要催化酶，其活性與沉積物有機(jī)碳氮磷的含量密切相關(guān)；堿性磷酸酶幾乎能催化所有的磷酸單脂，使其水解產(chǎn)生無機(jī)酸和相應(yīng)醇、酚或糖，因此其活性常被用作系統(tǒng)中有機(jī)磷缺乏的指示參數(shù)[18].

如圖6所示，與加泥對(duì)照組相比，×1倍組的轉(zhuǎn)化酶活性較高，×20倍組的蛋白酶活性和堿性磷酸酶活性較高. 這說明實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí)×1倍組的沉積物有機(jī)質(zhì)中碳的轉(zhuǎn)化和微生物的呼吸強(qiáng)度較大；×20倍組的沉積物表面添加了大量活性有機(jī)質(zhì)，增強(qiáng)了微生物活性，SWI的碳氮磷循環(huán)較快，且有機(jī)磷礦化強(qiáng)度較高. 該結(jié)果與前面的結(jié)論大致相符合，即少量藻屑添加(×1倍組)主要影響沉積物有機(jī)碳的礦化，加快呼吸作用生成更多CO2(圖3a)；大量藻屑添加(×20倍組)增加了沉積物表面的活性有機(jī)質(zhì)含量，其礦化速率增大(圖3)，且氮、磷擴(kuò)散和釋放通量較高(圖4、圖5).

圖6 實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí)各實(shí)驗(yàn)組沉積物轉(zhuǎn)化酶、蛋白酶和堿性磷酸酶的活性Fig.6 Activity of invertase, protease and alkaline phosphatase in sediment at the end of the experiment in each treatment

2.5 藻屑添加對(duì)礦化產(chǎn)物平均釋放速率的影響

圖7 各實(shí)驗(yàn)組碳(a、b、c)、氨氮(d)、磷酸鹽(e)、亞鐵(f)和硫離子(g)的平均釋放速率Fig.7 The average release rates of carbon (a, b, c), ammonia nitrogen (d), orthophosphate (e), ferrous (f) and sulfur (g) in each treatment

3 結(jié)論

1)通過設(shè)置不同密度藻屑處理組和對(duì)照組模擬藍(lán)藻堆積對(duì)沉積物礦化過程的影響研究，結(jié)果表明，藻屑添加到沉積物表面，降低了上覆水pH值，改變了沉積物生物酶的活性. 實(shí)驗(yàn)初期各處理組的上覆水pH值波動(dòng)越大，后期較為平穩(wěn)，上覆水pH值反映了沉積物微生物活性的變化過程. 與對(duì)照組相比，×1倍組的轉(zhuǎn)化酶活性較高，其沉積物有機(jī)質(zhì)中碳的轉(zhuǎn)化和微生物的呼吸強(qiáng)度較大；而×20倍組蛋白酶和堿性磷酸酶活性較高，其SWI的碳、氮、磷循環(huán)較快，有機(jī)磷礦化強(qiáng)度較高.

2)藻屑添加對(duì)沉積物有機(jī)碳的礦化途徑和釋放速率產(chǎn)生顯著影響. 一方面，×1倍組和×20倍組的TIC平均釋放速率分別為3.37和4.54 mg/(L·d)，均大于兩個(gè)對(duì)照組，且藻屑添加密度與有機(jī)碳的平均礦化速率呈正相關(guān). 另一方面，×1倍組的CO2平均釋放速率最大，達(dá)2.15 mg/(L·d)，表明少量藻屑添加主要增強(qiáng)有機(jī)碳的好氧礦化；×20倍組的CH4平均釋放速率遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于其他組，達(dá)0.255 mg/(L·d)，表明大量藻屑添加主要增強(qiáng)有機(jī)碳的產(chǎn)甲烷礦化.

致謝：本研究得到陳丙法師兄、劉高飛和汪欣師妹的幫助，在此表示誠摯的謝意！