沈 悅，杜 先，張 璐，張一泉，荀 凡，柯 凡，馮慕華

(1：中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京 210008) (2：中國科學院大學，北京 100049) (3：湖北省十堰地質(zhì)環(huán)境監(jiān)測保護站，十堰 442099) (4：河海大學水文水資源學院，南京 210098)

湖泊沉積物接納了大量的有機質(zhì)，是湖泊生命活動中有機質(zhì)消費和轉(zhuǎn)換的重要場所，同時也是湖泊碳循環(huán)中的“碳源”和“碳匯”[1]。內(nèi)源的藻類、浮游動植物和其他水生生物的殘體，以及外源的陸源植物碎屑、土壤有機質(zhì)等在水柱中經(jīng)過一系列生物地球化學過程，最終沉降在沉積物表面[2]。其中活性有機質(zhì)可能對沉積物有機質(zhì)(SOM)的生物地球化學過程產(chǎn)生“激發(fā)效應(yīng)”，即不穩(wěn)定有機質(zhì)輸入，改變原存于土壤或沉積物中更穩(wěn)定有機質(zhì)的礦化速率，進而影響污染物質(zhì)遷移釋放的行為[3]。這一現(xiàn)象最早發(fā)現(xiàn)于土壤科學，近年來在水生態(tài)系統(tǒng)中也發(fā)現(xiàn)了正的、負的以及無效應(yīng)的“激發(fā)效應(yīng)”。例如Fortino等[4]向池塘沉積物中加入落葉分解物，沉積物的礦化速率升高，即產(chǎn)生正激發(fā)效應(yīng)；Wologo等[5]研究凍土中的生物對河流溶解性有機質(zhì)(DOM)的影響發(fā)現(xiàn)，凍土中的微生物降低了河流中DOM的礦化速率，即產(chǎn)生負激發(fā)效應(yīng)；Blanchet等[6]向河水中添加標記過的氨基酸溶液，在所有組別中未檢測到激發(fā)效應(yīng)。輸入有機質(zhì)多樣性、沉積環(huán)境異質(zhì)性、微生物作用過程復雜性等因素造成水生態(tài)系統(tǒng)中激發(fā)效應(yīng)的不確定性和研究的挑戰(zhàn)性。

藻類碎屑作為重要的SOM不穩(wěn)定有機質(zhì)來源，不僅可能對SOM的礦化過程產(chǎn)生激發(fā)效應(yīng)，也會對SOM的生物地球化學過程產(chǎn)生影響，從而對水體的營養(yǎng)狀態(tài)產(chǎn)生潛在影響。相關(guān)研究利用室內(nèi)模擬實驗探究藍藻水華衰亡過程中DOM的遷移轉(zhuǎn)化，發(fā)現(xiàn)藍藻水華衰亡會釋放大量有機質(zhì)，改變上覆水的DOM組成[7]。并且，高密度藍藻堆積加快沉積物微生物代謝進程，增加沉積物-水界面氮、磷營養(yǎng)鹽釋放通量[8]。藻屑降解使局部水體處于強還原狀態(tài)，導致沉積物中鐵結(jié)合態(tài)磷解析并釋放到上覆水中；同時沉積物中鐵氧化物和硫元素在還原狀態(tài)下容易轉(zhuǎn)化為Fe2+和S2-并在沉積物中富集[9]，對湖泊造成潛在污染影響。

撫仙湖是我國最大的深水型淡水湖泊，雖然仍保持貧營養(yǎng)狀態(tài)，但從1980s以來，撫仙湖流域的水質(zhì)逐漸下降，綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)上升，浮游植物生物量日益增加，2002年甚至大面積暴發(fā)藍藻水華[10]。大量繁殖的浮游植物導致?lián)嵯珊w透明度急劇下降，藻屑沉降造成沉積物高負荷有機質(zhì)積累問題突出。撫仙湖沉積物內(nèi)源有機碳比例可達60%以上[11]，且大部分來源于藻類[12]，因此研究藻源性有機質(zhì)輸入引起的沉積環(huán)境生物地球化學過程變化具有重要意義。

目前藻類對湖泊SOM礦化及相關(guān)生物地球化學過程的影響研究相對較少[13]。本文選取撫仙湖形成藍藻水華的優(yōu)勢藻種水華束絲藻(Aphanizomenonflos-aquae)，利用厭氧培養(yǎng)裝置進行不同濃度的藻屑添加培養(yǎng)實驗，通過溫室氣體同位素在線檢測儀探究藻屑添加對于撫仙湖礦化過程的激發(fā)效應(yīng)。DOM是SOM礦化過程的重要產(chǎn)物，其中，發(fā)光性溶解性有機質(zhì)(CDOM)作為一種光學活性物質(zhì)，在水生生態(tài)系統(tǒng)發(fā)揮著重要作用，是水生環(huán)境中碳循環(huán)的關(guān)鍵組成部分[14]。通過三維熒光光譜技術(shù)和紫外可見吸收光譜技術(shù)來對藻屑堆積對間隙水和上覆水中CDOM組成和含量的影響進行半定量分析。同時通過綜合探究Fe和S的生物地球化學行為，預測藻屑堆積對撫仙湖可能產(chǎn)生的危害。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

撫仙湖(24°21′～24°38′N，102°49′～102°57′E)，位于中國西南部的云南省，海拔1722.5 m，是全球同緯度地區(qū)唯一的I類水質(zhì)湖泊。其蓄水量占云南省九大高原湖泊總量的68.2%，占中國淡水湖泊總蓄水量的9.16%，換水周期約為167年。撫仙湖總面積212 km2，平均水容量189.3×108m3，平均水深95.2 m，最深處位于北湖心，水深達158.9 m。撫仙湖有機碳累積速率在全年中最高可達133 mg C/(m2·d)，最低為44 mg C/(m2·d)[11]。

1.2 樣品采集與處理

2019年8月4日在撫仙湖南湖心(24°45′N，102°88′E，圖1)進行采樣，該位點水深83 m，表層沉積物總氮、總磷、總有機碳含量分別為2.60、1.35和15.90 mg/g(以沉積物干重表示)，沉積物-水界面溶解氧濃度為170 μmol/L，溶解氧滲透深度為3.2 mm，是撫仙湖具有代表性的采樣點。采用重力采泥器(Rigo，日本)采集沉積物柱狀樣3根，切取上層10 cm沉積物混勻，冷藏保存待用。另取少量沉積物冷凍干燥，研磨過篩(孔徑為0.125 mm)進行理化性質(zhì)分析(表1)。同時采集底層水10 L，水樣經(jīng)0.45 μm醋酸纖維膜過濾后4℃冷藏保存作為實驗用水。

圖1 采樣點示意圖Fig.1 Location of sampling site

表1 實驗沉積物及藻屑的理化性質(zhì)Tab.1 Physical and chemical properties of sediments and algal debris

1.3 水華束絲藻的培養(yǎng)和標記

水華束絲藻是撫仙湖發(fā)生藍藻水華的優(yōu)勢藻種[15]，故選擇水華束絲藻進行添加實驗。水華束絲藻購買自中國科學院水生生物研究所藻種庫，采用BG-11培養(yǎng)基(pH=7.1)于光照培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，采用30%用13C標記的碳酸鈉(99.9% Na13CO3，Sigma，德國)進行標記，光暗比設(shè)置為12 h/12 h，光照強度為20 μE/(m2·s)，溫度為(25±1)℃，每天搖晃一次使其避免附壁生長。在生長穩(wěn)定期通過離心濃縮水華束絲藻，將濃縮物用超純水沖洗3次，以去除多余的營養(yǎng)鹽，然后冷凍干燥，研磨過篩(孔徑為0.125 mm)制成加標藻屑。取少量藻屑進行理化指標和同位素豐度分析，其余4℃保存待用。

1.4 實驗設(shè)計

培養(yǎng)裝置采用2 L厭氧培養(yǎng)瓶(底面積約125 cm2，圖2)，根據(jù)預實驗結(jié)果和儀器測量精度和范圍，設(shè)置沉積物∶水∶氣體(V/V)=1∶3∶36。實驗設(shè)置4個組別，分別為1個未添加藻屑的對照組和3個不同藻屑添加量處理組(×1倍組、×5倍組、×10倍組)，每個組別設(shè)置兩組平行。其中，×1倍組的藻屑添加量為0.013 g，根據(jù)撫仙湖沉積物全年最大碳沉積速率(133 mg C/(m2·d))及藻屑含碳量計算得到，換算后接近撫仙湖全年平均藻細胞豐度118.07×104cells/L[16]。同時根據(jù)撫仙湖發(fā)生水華時的最大浮游植物豐度(1092×104cells/L)[10]分別設(shè)置×5倍組和×10倍組，以預測撫仙湖水質(zhì)進一步惡化的環(huán)境效應(yīng)。

圖2 實驗裝置示意圖Fig.2 Schematic diagram of experimental device

取100 mL混合后的沉積物與100 mL實驗用水在培養(yǎng)瓶中均勻混合，待沉積物穩(wěn)定2～3天后，將不同添加量加標藻屑與表層1 cm的沉積物攪拌均勻后，沿管壁緩緩注入室驗用水，至水樣總體積為300 mL。培養(yǎng)裝置通高純氮氣20 min后，迅速密封培養(yǎng)瓶，以模擬湖底沉積物礦化時的缺氧環(huán)境。培養(yǎng)溫度為撫仙湖南湖心平均水溫(18±1)℃，避光培養(yǎng)。將處理好的培養(yǎng)瓶通過自動進樣控制系統(tǒng)與碳同位素在線監(jiān)測儀(G2201i，Picarro，美國)連接，實時監(jiān)測培養(yǎng)系統(tǒng)中的頂空氣體(CO2和CH4)。樣品測定時間為10 min，樣品測量間隙采用99.99%的N2沖洗5 min，避免樣品交叉污染。碳同位素在線監(jiān)測儀δ13CO2的5 min精度值<0.16‰，CO2體積分數(shù)檢測范圍為100×10-6～4000×10-6。

培養(yǎng)期間，采用注射器吸取上覆水樣品，間隙水采集器(Rhizon CSS-F，荷蘭)采集間隙水，上覆水和間隙水的采樣位置分別位于沉積物-水界面上方和下方1 cm處。分別于第0、1、2、3、6、10、15、20、24天取5 mL上覆水與間隙水，經(jīng)0.22 μm針頭過濾器(MILLEX GP，德國)過濾后冷藏保存用于相關(guān)指標測量。上覆水中溶解性無機碳(DIC)的取樣時間為第0、1、7、10、15、20、24天，取樣后經(jīng)過濾后裝入2個2 mL的棕色瓶，并加入0.2%體積的飽和HgCl2冷藏保存。實驗結(jié)束后收集沉積物，測量沉積物的生物酶活性和反硝化速率。

1.5 分析方法

Fe2+、S2-濃度：參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版)，分別采用96孔酶標板采用鄰菲羅啉分光光度法和對氨基二甲基苯胺光度法進行測量[17]。

沉積物生物酶活性：實驗結(jié)束后收集各個組別的沉積物，冷凍干燥后過篩(孔徑為0.09 mm)備用。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硝基苯酚分光光度法測定蛋白酶、轉(zhuǎn)化酶和堿性磷酸酶的活性[18]。

紫外-可見吸收光譜和三維熒光光譜分析：分別采用紫外-可見分光光度計(UV2700，島津)和熒光分光光度計(Fluorolog-3，Horiba)對水樣進行掃描。紫外光譜波長掃描范圍為200～800 nm，三維熒光光譜以超純水為背景，激發(fā)波長掃描范圍為235～450 nm，步長5 nm，發(fā)射波長掃描范圍為250～750 nm，步長1 nm。

DIC含量：將用于測定DIC分析的水樣放至25 mL充滿氮氣的西林瓶中，加入0.2 mL 1 mol/L的鹽酸使其酸化，再分別使用氣相色譜儀(GC7890, Agilent)和同位素質(zhì)譜儀(MAT253plus, Thermo Finnigan)測定頂空氣體中CO2的濃度和豐度。

1.6 數(shù)據(jù)處理與分析

1.6.1 相關(guān)計算 上覆水和間隙水中離子的實際濃度根據(jù)測定濃度和采樣體積進行校正[20]。培養(yǎng)期間系統(tǒng)CH4濃度變化較小，故平均礦化速率計算采用CO2平均變化量進行表征[21]。沉積物反硝化速率計算使用同位素配對法[22]。激發(fā)效應(yīng)的計算參考Gontikaki等的方法[23]：通過培養(yǎng)系統(tǒng)內(nèi)水相和氣相中CO2的濃度和豐度，計算培養(yǎng)過程同位素變化，再通過端元混合模型計算SOM礦化產(chǎn)生的CO2量，將加藻組和對照組SOM礦化產(chǎn)生的CO2量進行對比，得到激發(fā)效應(yīng)。以上計算公式見附錄。

1.6.2 三維熒光光譜解析 三維熒光組分模型分析采用平行因子分析法(parallel factor analysis，PARAFAC)，此算法可以將復雜的熒光基團分離為獨立的不同組分。首先將三維熒光光譜數(shù)據(jù)扣除超純水背景值以消除拉曼散射，并結(jié)合紫外-可見光譜數(shù)據(jù)進行內(nèi)濾效應(yīng)修正。將出現(xiàn)的瑞利散射置零，消除瑞利散射影響，用Matlab 2012運行DOMFluor工具箱，處理經(jīng)過預處理的三維熒光光譜數(shù)據(jù)，進行平行因子分析，并得到組分模型[24-25]。

熒光光譜特定波長的熒光強度和紫外可見光譜中特定波長的吸光強度用于表征CDOM的來源、性質(zhì)等。熒光光譜中，選取腐殖化指數(shù)(HIX)與新鮮度指數(shù)(β∶α)。其中HIX為激發(fā)波長在254 nm處，發(fā)射波長435～480 nm范圍內(nèi)熒光強度之和與300～345 nm范圍內(nèi)熒光強度之和的比值，用于表征DOM的腐殖化程度或成熟度[26]。β∶α為激發(fā)波長為310 nm時，發(fā)射波長為380 nm的熒光強度與420～435 nm區(qū)間中最大的熒光強度的比值，用于表征新生有機質(zhì)對CDOM的貢獻[27]。紫外可見光譜中，選取SR和aCDOM(280) 分別表征CDOM的相對分子量和濃度[14,28]。SR是275～295 nm和350～400 nm 兩個波段的吸光度值擬合得出的光譜斜率的比值，和DOM的相對分子量呈反比，在微生物作用下逐漸降低。aCDOM(280)是紫外吸收光譜中280 nm處的吸收系數(shù)，計算公式見附錄。

1.6.3 統(tǒng)計分析 所有數(shù)據(jù)均采用Excel 2016軟件計算與處理，采用SPSS 25軟件進行單因素方差分析和Pearson相關(guān)性分析，繪圖采用Origin 2021軟件。

2 結(jié)果與分析

2.1 上覆水和間隙水CDOM變化特征

2.1.1 上覆水和間隙水熒光組分組成特征 根據(jù)平行因子分析法分析，上覆水CDOM主要熒光組分有4個，分別為C1上、C2上、C3上和C4上，其中C1上和C2上只存在1個激發(fā)波長峰，C3上和C4上存在兩個激發(fā)波長峰(圖3)。間隙水中CDOM主要熒光組分有3個，分別為C1間、C2間和C3間，其中C1間存在兩個激發(fā)波長峰，C2間和C3間只存在一個激發(fā)波長峰。運用OpenFluor在線數(shù)據(jù)庫，將識別出的組分模型與已發(fā)表的平行因子分析模型進行比對，激發(fā)和發(fā)射相似度評分均超過0.95[29]。確定了上覆水中C1上和C3上為類腐殖質(zhì)組分，C2上和C4上為類蛋白質(zhì)組分；間隙水中C1間和C2間為類腐殖質(zhì)組分，C3間為類蛋白質(zhì)組分(表2)。

圖3 三維熒光組分解析結(jié)果：上覆水(a)和間隙水(b)Fig.3 Fluorescence excitation-emission matrix of overlying water (a) and porewater (b)

表2 間隙水和上覆水三維熒光激發(fā)-發(fā)射波長峰值及分類[29-30]Tab.2 Excitation and emission maxima of the four PARAFAC components and possible assignments[29-30]

2.1.2 上覆水和間隙水熒光組分最大熒光強度變化趨勢 各個熒光組分含量以熒光峰最高處熒光強度(Fmax)表示，熒光強度越大，物質(zhì)組分的相對含量越高[31]。上覆水中，對照組除了C2上組分熒光強度較為恒定，其余組分熒光強度培養(yǎng)期間均呈上升趨勢；3個加藻處理組各組分熒光強度均在前期上升，15天左右達到峰值，而后逐漸下降(圖4a)。3個加藻組上覆水中各組分熒光強度在培養(yǎng)期間整體高于對照組。其中，×5倍組的C1上熒光強度顯著高于其他組別(P<0.05)，3個加藻組的C3上和C4上熒光強度均顯著高于對照組(P<0.05)。各個組別的類腐殖質(zhì)組分(C1上和C3上)所占比例的總和均在前期高于類蛋白質(zhì)組分(C2上和C4上)所占比例的總和，占總熒光強度的60%左右；中期類腐殖質(zhì)組分所占比例逐漸低于類蛋白質(zhì)組分所占比例，在30%～50%之間變化，后期則逐漸回升到60%左右。

間隙水在培養(yǎng)期間各處理組的熒光組分變化趨勢類似，類腐殖質(zhì)組分C1間和C2間熒光強度均隨時間緩慢上升且二者含量顯著正相關(guān)(P<0.01)，二者所占比例的總和由前期的30%左右升高到后期達到80%左右，而類蛋白質(zhì)組分C3間熒光強度則逐漸下降(圖4b)。×10倍組間隙水中C1間和C2間熒光強度在培養(yǎng)期間均顯著高于對照組(P<0.05)，整體提高了3.31%～40.02%；×1倍組和×5倍組的C1間和C2間熒光強度則顯著整體低于對照組(P<0.05)，整體降低了0.33%～44.35%；4個組別的C3間熒光強度在培養(yǎng)期間則無顯著差異(P>0.05)。

圖4 培養(yǎng)過程中上覆水(a)和間隙水(b)熒光組分Fmax變化趨勢Fig.4 Temporal responses of Fmax of overlying water (a) and porewater (b) during cultivation

2.1.3 上覆水和間隙水紫外可見光譜指數(shù)變化特征 以aCDOM(280)來表示CDOM濃度，加藻組上覆水CDOM濃度前期均高于對照組，平均分別高出57.50%(×1倍組)、45.74%(×5倍組)和19.21%(×10倍組)。后期對照組CDOM濃度迅速上升，最高值達到(72.54±2.07)m-1；×1倍組和×5倍組CDOM濃度則逐漸下降，并于15天后低于對照組；×10倍組CDOM濃度緩慢上升，在20天后快速升高，最高值為(36.62±25.56)m-1(圖5a)。這表明藻屑的添加在前期向上覆水中釋放了大量CDOM組分，并在后期逐漸被分解。上覆水中各組別SR整體呈先上升后下降的趨勢，×1倍組SR在培養(yǎng)期間中整體低于或接近對照組，表明×1倍組上覆水中DOM相對分子量相比對照組略有上升，可能是由于藻屑促進了類腐殖質(zhì)物質(zhì)釋放[7]?！?倍組和×10倍組SR在10天前高于對照組，均在第8天達到各自的峰值，而后逐漸接近甚至低于對照組，兩個組別的峰值分別為6.54±0.50(×5倍組)和6.06±1.4(×10倍組)(圖5b)?？赡苁怯捎谠逍继砑雍筢尫诺拇罅啃》肿覦OM后期逐漸分解[8]，加藻組DOM的相對分子量接近對照組。

比較間隙水中各個組別的CDOM濃度，×5倍組和×10倍組CDOM濃度變化較為穩(wěn)定，平均值分別為(28.08±1.67)m-1(×5倍組)和(41.90±15.73)m-1(×10倍組)；對照組和×1倍組CDOM濃度呈穩(wěn)定上升趨勢，在第15天后對照CDOM濃度組接近×10倍組；而×1倍組CDOM濃度接近×5倍組，平均值分別為(32.59±4.29)m-1(對照組)和(20.25±13.18)m-1(×1倍組)(圖5c)。對照組和×1倍組間隙水中SR變化趨勢比較類似，整體呈先上升后下降的趨勢，培養(yǎng)期間最大值分別為0.85±0.20(對照組)和0.75±0.01(×1倍組)。×5倍組和×10倍組SR則整體先下降后上升，最大值分別為0.47±0.05(×5倍組)和0.49±0.05(×10倍組)(圖5d)。3個加藻組間隙水中SR均逐漸低于對照組，代表沉積物中微生物活動隨藻屑添加而加強，并開始利用小分子DOM，使大分子DOM比重增加[8]。而后期3個加藻組SR均逐漸上升，表明加藻組沉積物中微生物活性逐漸降低。

圖5 培養(yǎng)過程中上覆水(a)和間隙水(c)的aCDOM(280)以及上覆水(b)和 間隙水(d)的SR變化趨勢Fig.5 Temporal responses of aCDOM (280) of overlying water (a) and porewater (c), SR of overlying water (b) and porewater (d) during cultivation

2.1.4 間隙水和上覆水三維熒光指數(shù)變化特征 上覆水中，各個組別腐殖化指數(shù)(HIX)均在前3天下降，且3個加藻組下降速率高于對照組。而后處于波動狀態(tài)，并且加藻處理組HIX普遍低于對照組(圖6a)，表明藻屑的添加整體降低了上覆水的腐殖化程度。培養(yǎng)期間各個組別上覆水HIX的整體變化范圍為0.41～1.79。對照組和×1倍組的新鮮度指數(shù)(β∶α)在前期有一定程度的下降，而×5倍組和×10倍組則有一定程度的上升。4個組別β∶α在后期均有不同程度下降，×10倍組上覆水中β∶α整體略高于其他組別(圖6b)，但差異不顯著(P>0.05)。

3個加藻組間隙水中HIX在前期略有降低，后期大幅度上升，并在第20天左右達到各自的峰值，分別為0.92±0.32(×1倍組)、1.09±0.19(×5倍組)和0.89±0.05(×10倍組)，培養(yǎng)期間各個組別間隙水HIX的整體變化范圍為0.49～1.09。而對照組間隙水HIX變化不大，并且在15天后顯著低于加藻處理組(P<0.05)(圖6c)。×1倍組和×10倍組間隙水中β∶α變化幅度不大，與對照組相比，始終保持著×10倍組>對照組>×1倍組的趨勢。而×5倍組間隙水中β∶α前期穩(wěn)定高于對照組，15天后持續(xù)下降，甚至顯著低于對照組(P<0.05)(圖6d)。

圖6 培養(yǎng)過程中間隙水和上覆水三維熒光指數(shù)變化特征： 上覆水HIX(a)、上覆水β∶α(b)、間隙水HIX(c)和間隙水β∶α(d)Fig.6 Temporal responses of three-dimensional fluorescence index: HIX of overlying water (a), β∶α of overlying water (b), HIX of porewater (c) and β∶α of porewater (d) during cultivation

2.2 系統(tǒng)CO2濃度和同位素變化趨勢

各個組別CO2濃度均在前5天呈逐漸上升的趨勢，而后變化趨于平緩。培養(yǎng)期間對照組CO2濃度顯著低于3個加藻組(P<0.05)，其變化范圍為1.24～2.39 mg/L。3個加藻組中，×1倍組和×5倍組CO2濃度顯著高于×10倍組(P<0.05)；且在前10天，×5倍組系統(tǒng)中CO2濃度最高，而后×1倍組CO2濃度緩慢上升并高于其他處理組(圖7a)。

圖7 培養(yǎng)過程中系統(tǒng)CO2濃度(a)和同位素(b)變化Fig.7 Temporal responses of concentrations (a) and δ values (b) of CO2 during cultivation

系統(tǒng)中δ13CO2的變化較為平穩(wěn)。×1倍組δ13CO2在整個培養(yǎng)期間顯著小于對照組(P<0.05)，變化范圍為-15.91‰～-12.62‰?！?倍組δ13CO2在整個培養(yǎng)期間顯著高于對照組(P<0.05)，變化范圍為-11.85‰～-9.65‰?！?0倍組的δ13CO2在整個培養(yǎng)期間和對照組的差異不顯著(P>0.05)，×10倍組和對照組的變化范圍分別為-14.20‰～-12.05‰和-14.04‰～-12.28‰(圖7b)。

2.3 系統(tǒng)礦化特征變化趨勢

培養(yǎng)期間，×1倍組、×5倍組總礦化速率略高于對照組，但差異不顯著(P>0.05)，分別為(1.26±0.09) μmol/(L·d)(×1倍組)、(1.24±0.14) μmol/(L·d)(×5倍組)和(1.14±0.78) μmol/(L·d)(對照組)；而×10倍組的總礦化速率與其他組別相比顯著降低(P<0.05)，為(0.82±0.07) μmol/(L·d)(圖8a)。各個組別反硝化速率在結(jié)束時有一定差別，其中，×1倍組和×5倍組反硝化速率相對于對照組(0.77±0.05) μmol/(L·h)顯著下降(P<0.05)，分別為(0.28±0.02)和(0.38±0.05) μmol/(L·h)；而×10倍組反硝化速率和對照相比雖略有下降，但差異不顯著(P>0.05)，為(0.68±0.05) μmol/(L·h)(圖8b)。

培養(yǎng)期間，×10倍組沉積物間隙水中Fe2+濃度顯著高于其他組別(P<0.05)，平均值為(3.55±0.53) mg/L；而×1倍組和×5倍組間隙水中Fe2+濃度在實驗過程中略低于對照組，差異不顯著(P>0.05)(圖8c)。實驗前期，3個加藻組間隙水中S2-濃度有明顯積累，并且出現(xiàn)峰值時間不同，其中×5倍組顯著高于對照組(P<0.05)；后期各個組別間隙水中S2-濃度趨于一致。不同處理組間隙水中S2-濃度在培養(yǎng)期間平均值分別為 (1.83±0.02) mg/L(對照組)、(1.82±0.012) mg/L(×1倍組)、(1.93±0.11) mg/L(×5倍組)和(1.85±0.05) mg/L(×10倍組)(圖8d)。

圖8 培養(yǎng)過程中總礦化速率(a)、培養(yǎng)結(jié)束時沉積物反硝化速率(b)、 間隙水Fe2+變化趨勢(c)和間隙水S2-變化趨勢(d) (顯著性標記a，b，c按各個組別平均值從大到小排列，同一字母代表差異不顯著(P>0.05),下同)Fig.8 Total mineralization rate during culture (a), denitrification rates at the end of incubation (b), variation trend of Fe2+ in porewater (c) and variation trend of S2- in porewater (d) (Where a, b, and c are the significance marks (P<0.05), the same below)

2.4 沉積物酶活性

在培養(yǎng)結(jié)束后，蛋白酶和堿性磷酸酶的活性均隨著藻屑添加量的增加而增高，×10倍組蛋白酶活性顯著高于對照組和×1倍組(P<0.05)，略高于×5倍組，其堿性磷酸酶活性顯著高于其他3個組別(P<0.05)。兩種酶在4個組別的變化范圍分別為15.94～31.26和6.73～15.68 mg/(kg·h)。轉(zhuǎn)化酶活性變化趨勢略有不同，×5倍組顯著高于對照組和×1倍組(P<0.05)，略高于×10倍組(P>0.05)。4個組別轉(zhuǎn)化酶活性變化范圍為516.32～560.66 mg/(kg·h)(圖9)。

圖9 實驗結(jié)束時各實驗組沉積物蛋白酶、 轉(zhuǎn)化酶和堿性磷酸酶的活性Fig.9 The activity of protease, invertase and alkaline phosphatase in the sediment at the end of the experiment in each treatment

2.5 培養(yǎng)過程各實驗組激發(fā)效應(yīng)變化

在培養(yǎng)期間，3個加藻組相對于對照組都產(chǎn)生了激發(fā)效應(yīng)。在前期，×1倍組和×5倍組表現(xiàn)為正激發(fā)效應(yīng)，且×5倍組的激發(fā)效應(yīng)高于×1倍組。×5倍組的激發(fā)效應(yīng)第7天達到最高值(26.60±9.14) μg/(mL ws)，而×1倍組則在10天左右達到最高值(12.18±0.65) μg/(mL ws)，而在后期兩個加藻組均逐漸轉(zhuǎn)為負激發(fā)效應(yīng)。×10倍組在整個過程中表現(xiàn)為負激發(fā)效應(yīng)，在第20天達到最低值(-23.10±2.20) μg/(mL ws)(圖10)。

圖10 培養(yǎng)過程各實驗組激發(fā)效應(yīng)變化Fig.10 Temporal response of priming effect of each treatments during cultivation

3 討論

3.1 不同濃度藻源性有機質(zhì)添加對系統(tǒng)CDOM組分的影響

浮游植物是湖泊CDOM的重要貢獻者，能同時產(chǎn)生不穩(wěn)定和難降解的CDOM[32]。藍藻水華衰亡沉降到沉積物表面，促使上覆水和間隙水中CDOM濃度和組成發(fā)生變化，其中一部分CDOM可以促進沉積物中異氧細菌繁殖，進而影響后續(xù)的生物地球化學過程[33]。低濃度加藻組(×1倍組和×5倍組)對CDOM濃度的改變主要體現(xiàn)在對上覆水的影響，且CDOM濃度隨著礦化過程消耗有機質(zhì)而降低；高濃度加藻組(×10倍組)的CDOM在初期儲存在沉積物間隙水中，并在實驗后期逐漸擴散到上覆水。熒光組分的變化也存在相同趨勢，上覆水加藻組的各組分熒光組分強度高于對照組，而間隙水僅有×10倍組熒光強度高于對照組。在間隙水和上覆水識別出的熒光組分中，類色氨酸和類酪氨酸組分屬于生物降解的類蛋白物質(zhì)，分別與CDOM中的芳環(huán)氨基酸結(jié)構(gòu)和微生物降解產(chǎn)生的芳香性蛋白類結(jié)構(gòu)有關(guān)。在上覆水中識別出了兩種類蛋白質(zhì)組分，但間隙水中只識別出一種類蛋白質(zhì)組分，可能是由于上覆水和間隙水樣品有一定的差別，但識別出的兩種類蛋白質(zhì)組分在本質(zhì)上并無太大差別。而富里酸屬于類腐殖質(zhì)物質(zhì)，主要來源于土壤和水環(huán)境中經(jīng)過長時間分解的動植物殘體，主要為992.1～2976.3 u之間的小分子組分，與腐殖質(zhì)結(jié)構(gòu)中羥基及羧基有關(guān)。培養(yǎng)期間，上覆水中SR顯著高于間隙水(P<0.05)，間隙水中DOM分子量相對較大，說明間隙水中微生物活性更強，大量分解小分子DOM，而且加藻處理強化了這一效應(yīng)。Valle等對加拿大10個典型北方湖泊共72處沉積物柱的上覆水和間隙水中DOM進行比較后發(fā)現(xiàn)，間隙水中微生物活性高于上覆水[34]，與本研究結(jié)果一致。

藍藻水華衰亡后對CDOM的影響在不同階段存在差異[1]。實驗初期，由于藻屑中存在生物活性較高、易降解部分，促進沉積物中微生物繁殖，加強沉積物的礦化作用，從而促進沉積物中原本難降解物質(zhì)的分解[35]。因此加藻組中SOM礦化作用的終端產(chǎn)物CO2釋放速率在前期相比對照組加快。但這一效應(yīng)與加藻量呈反比，×10倍組藻屑含量最高，頂空中CO2濃度卻較低，表明高濃度藻屑添加可能抑制了SOM礦化。加藻組上覆水和間隙水HIX也因此降低，CDOM的腐殖化程度降低，穩(wěn)定性降低，更容易被微生物利用。實驗后期，CDOM的小分子組分轉(zhuǎn)變?yōu)榇蠓肿咏M分，剩下難降解的部分且分解趨于完全，系統(tǒng)新鮮度指數(shù)β∶α降低，相對穩(wěn)定的類腐殖質(zhì)組分熒光強度升高，CDOM的腐殖化程度也明顯升高，CDOM中易被生物降解的部分減少[36]。各個加藻組頂空CO2濃度變化速率在后期和對照組接近(圖7)，藻屑在后期不再促進SOM礦化。穩(wěn)定、難分解的物質(zhì)增加，可能使SOM對碳循環(huán)的貢獻變小，減慢湖泊整體碳循環(huán)速率[35]。

綜上，藻屑的添加對上覆水和間隙水中CDOM的組成和性質(zhì)將產(chǎn)生較大的影響，甚至可能會影響SOM礦化和湖泊碳循環(huán)過程。而SOM礦化具有重要生物地球化學意義，一直是相關(guān)領(lǐng)域的研究熱點[37]，下文將通過研究藻屑添加對SOM的激發(fā)效應(yīng)定量分析藻屑添加對SOM礦化的影響。

3.2 不同濃度藻源性有機質(zhì)添加對沉積物有機質(zhì)礦化過程的激發(fā)效應(yīng)

培養(yǎng)期間系統(tǒng)整體礦化速率的變化結(jié)果表明，3個加藻組系統(tǒng)的平均礦化速率均相比對照組有了不同程度的變化，說明藻屑的添加對于SOM礦化有一定的影響，即產(chǎn)生了激發(fā)效應(yīng)。多項研究表明，激發(fā)效應(yīng)是一個由微生物所驅(qū)動的過程，其發(fā)生過程一般伴隨著微生物生物量或群落的改變[3,38]。培養(yǎng)結(jié)束時，沉積物蛋白酶活性和轉(zhuǎn)化酶活性與藻屑添加量呈正比(蛋白酶活性=117.60×加藻量+16.40，R2=0.99；轉(zhuǎn)化酶活性=252.64×加藻量+521.59，R2=0.49)，并且加藻組轉(zhuǎn)化酶和蛋白酶活性顯著高于對照組(P<0.05)。轉(zhuǎn)化酶可以酶促蔗糖水解生成還原糖，其活性反映了沉積物碳的轉(zhuǎn)化和微生物呼吸強度，蛋白酶活性則與蛋白質(zhì)含量相關(guān)[18]。藻屑的添加一定程度上使沉積物中微生物活性升高，從而對沉積物礦化過程產(chǎn)生了激發(fā)效應(yīng)。

×1倍組的δ13CO2略低于對照組(P>0.05)，可能是少量藻屑的加入促進了SOM的礦化分解，由于δ13CSOM偏負(-28‰)，從而導致頂空中δ13CO2降低。而×5倍組的δ13CO2在整個過程中顯著高于對照組(P<0.05)，主要原因有兩點：1)標記藻屑自身分解；2)在資源有限的情況下(×5倍組)，微生物首先利用易分解的碳來維持自己的呼吸作用[39]。實驗結(jié)果表明，×1倍組和×5倍組在初始階段表現(xiàn)為正激發(fā)效應(yīng)，頂空CO2濃度也在初期快速增加，增加的CO2一部分來自藻屑的快速分解，另一部分來自添加藻屑促進SOM降解；后期表現(xiàn)為負激發(fā)效應(yīng)，且CO2釋放速率減小，可能是因為沉積物中穩(wěn)定的類腐殖質(zhì)組分逐漸增加，從而使SOM降解速率變慢[23,36]。而在藻屑添加含量較高時(×10倍組)，SOM礦化由于微生物優(yōu)先利用更新鮮的有機質(zhì)而受到抑制[23,38,40]，因此藻屑對SOM礦化在整個過程中表現(xiàn)為負激發(fā)效應(yīng)。雖然×10倍組中CO2濃度在前期也有快速升高，但是這部分可能更多來源于藻屑分解。同時，在資源充足的情況下，微生物優(yōu)先吸收利用新鮮有機質(zhì)，而不是將其分解產(chǎn)生CO2[41]，因此導致×10倍組中系統(tǒng)中δ13CO2在培養(yǎng)期間相比于對照組沒有太大變化。所以×10倍組間隙水相比低藻組更容易儲存CDOM，一方面是由于自身攜帶了比低藻組多的難降解CDOM，一方面則是因為抑制了SOM礦化。

實驗結(jié)束時各個組別CO2釋放速率差異較小(圖7a)，表明藻屑添加對SOM礦化速率的影響具有一定的期限，并不是一個長期的作用過程。由于實驗過程只模擬了單次添加藻屑的情況，而自然界中藻持續(xù)輸入到沉積物表面，在將來應(yīng)當對藻屑的不同添加模式進行研究。同時激發(fā)效應(yīng)影響因素眾多，包括添加SOM的量和結(jié)構(gòu)性質(zhì)、營養(yǎng)水平、沉積物類型、微生物群落結(jié)構(gòu)，添加的外源物的數(shù)量等[23,42-43]，因此下一步研究中需要控制變量來研究其他因素的影響。

3.3 藻源性有機質(zhì)的堆積對撫仙湖水質(zhì)潛在危害預測

藻屑添加實驗表明，藻屑對SOM礦化過程以及CDOM組成產(chǎn)生了顯著影響，改變沉積環(huán)境的生物地球化學過程。這可能導致污染物釋放，進一步惡化水質(zhì)[44]。

藻屑沉積使撫仙湖“黑色浮沫”產(chǎn)生的幾率增加。加藻處理沉積物間隙水中S2-濃度在前期急劇升高，當藻屑添加濃度過高時(×10倍組)，間隙水中Fe2+開始大量累積。研究表明，撫仙湖有機質(zhì)富集區(qū)域，由于高負荷有機質(zhì)快速積累，誘導硫酸鹽還原和鐵異化還原同步進行，促進鐵化學還原形成致黑物質(zhì)硫化亞鐵，形成撫仙湖“黑色浮沫”現(xiàn)象[45]。

4 結(jié)論

1)藻屑的添加對上覆水和間隙水CDOM的組成和性質(zhì)產(chǎn)生顯著影響。實驗前期上覆水CDOM濃度顯著提升，類蛋白質(zhì)組分提高，CDOM腐殖化程度降低；后期3個加藻組中CDOM腐殖化程度均相比對照組有一定程度的上升，藻屑長期堆積將在沉積物中累積難降解的CDOM，可能導致碳循環(huán)速率降低。

2)藻屑的添加對撫仙湖SOM的礦化產(chǎn)生激發(fā)效應(yīng)。×1倍組和×5倍組在前期表現(xiàn)為正激發(fā)效應(yīng)，在后期表現(xiàn)為負激發(fā)效應(yīng)；藻屑添加濃度較高的×10倍組在培養(yǎng)期間體現(xiàn)為負激發(fā)效應(yīng)。少量藻屑沉降初期激發(fā)沉積物有機質(zhì)分解，而大量藻屑長期堆積將減緩沉積物中SOM的礦化速率，導致有機質(zhì)的累積。

3)藻屑沉積對撫仙湖的水質(zhì)惡化有潛在的風險。高濃度藻屑堆積使間隙水中易于富集Fe2+和S2-，增加黑色物質(zhì)產(chǎn)生的風險。同時藻屑的添加通過抑制反硝化作用以及增大沉積物中堿性磷酸酶的活性即活性磷含量，為浮游動植物生長提供豐富的氮、磷營養(yǎng)鹽，造成撫仙湖潛在的富營養(yǎng)化風險。

致謝：此次研究在采樣過程中得到中國科學院撫仙湖高原深水湖泊研究站羅文磊等的大力支持和幫助；在實驗、數(shù)據(jù)處理和分析過程中得到陳丙法、李彪、汪欣等的大力幫助，在此表示誠摯的謝意。

5 附錄

附錄見電子版(DOI: 10.18307/2023.0106)。