蓝藻碎屑堆积对湖泊沉积物矿化特征的影响*

杜 先，荀 凡，王亚蕊，陈新芳，沈 悦，李 勇，冯慕华

(1：苏州科技大学环境科学与工程学院，苏州 215009) (2：中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室，南京 210008) (3：中国科学院大学，北京 100049) (4：中国科学院生态环境研究中心，北京 100049) (5：河海大学，南京 210008)

蓝藻水华是富营养化湖泊最常见的环境问题. 大量蓝藻滋生积聚，部分在水体中被异养微生物分解，其余形成有机碎屑，沉降至沉积物表面[1]，被底栖微生物分解矿化[2]. 蓝藻碎屑这种新鲜、活性有机质的输入和堆积改变了沉积物-水界面(SWI)生物理化性质，从而改变了沉积物环境的地球化学循环过程.

蓝藻堆积对沉积物有机质矿化产生的影响，目前研究侧重于蓝藻的聚积和衰亡对沉积物-水环境和藻类生长繁殖的影响，以及对微生物与有机质矿化的作用[3-4]. 蓝藻本身是由易降解的藻源性有机质(AOM)构成[5]，其聚积的过程中，部分在水体中被分解利用，释放出溶解性有机质(DOM)和氮磷营养盐至上覆水中[6]，使得上覆水中碳氮磷浓度上升；另一部分蓝藻碎屑沉降到沉积物表面，不仅会对微生物活性和群落组成造成影响[7-8]，而且增加了沉积物中有机质负荷，并通过矿化作用改变沉积环境的生物理化条件，影响沉积物中氮、磷营养盐释放，使得沉积物形成强大的氮、磷释放潜力，成为污染物的“源”[9-10]. 一方面，AOM可以作为异养微生物的重要能量加快其新陈代谢速度，提高异养微生物活性，加速微生物群落的增长[11]. 有研究发现，溶解性有机碳(DOC)的浓度与微生物密度和多样性有着密不可分的关系，微生物密度与其呈正比，多样性与其呈反比[10-12]. 另一方面，AOM对沉积物有机碳的矿化具有明显的促进作用[13]，而O2作为矿化过程中的电子供体首先会被利用，水体中溶解氧(DO)浓度和氧化还原电位(Eh)因此持续降低[14]，形成缺氧甚至厌氧的强氧化还原环境. 其中，氧化还原条件变化进一步影响着沉积物、孔隙水和上覆水中的FeS-P浓度，控制着沉积物中P向上覆水中扩散的通量[15-16].

于桥水库是天津市生活饮用水和农业用水的重要水源地，近年来入库河流带来大量氮磷污染物使其水体逐渐富营养化，夏、秋季蓝藻水华现象频繁发生，湖心区上覆水的叶绿素a(Chl.a)平均浓度为50～60 μg/L，大坝区受风力、风向等因素影响，局部岸带累计的Chl.a浓度最高达1200 μg/L[21]，对饮用水源水质产生强大的污染效应. 本实验选择于桥水库湖心区作为沉积物采样点，将优势藻种铜绿微囊藻(Microcystisaeruginosa)的藻屑作为添加物，模拟研究堆积在湖泊沉积物表面的蓝藻碎屑对有机质矿化特征的影响. 实验参考于桥水库夏、秋季蓝藻水华发生期间Chl.a的平均浓度和最高浓度，设计2个对照组(分别为加藻对照组、加泥对照组)和2个不同藻屑添加密度的处理组. 监测各个实验组的pH值变化和碳、氮、磷等释放情况，以揭示不同藻屑堆积密度下沉积物矿化产物的变化特征，为蓝藻水华影响下的饮用水环境修复和科学管理提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 样品采集与处理

于2018年10月在于桥水库湖心区(40°02′7.30″N，117°32′36.61″E)采集水样和沉积物样品. 柱状采泥器(φ86 mm×500 mm)采集沉积物样品. 现场采集同一位置的底层水样10 L，经过0.45 μm的醋酸纤维膜过滤，作为实验用水和备用水冷藏保存于4℃的冰箱中. 取少量泥样冷冻干燥，研磨过120目筛，分析Chl.a、总有机碳(TOC)、总氮(TN)和总磷(TP)含量，具体含量如表1所示. 剩余泥样模拟秋季蓝藻衰亡时的温度，于恒温(16±1℃)下，避光静置2 h稳定后用于实验.

表1 表层沉积物、藻屑的理化性质

从中国科学院水生生物研究所藻种库购买铜绿微囊藻(Microcystisaeruginosa)作为藻种，用BG11培养基培养，培养基pH=7.1，培养条件设置为12 h光照/12 h黑暗，光照强度为20 μE/(m2·s)，温度为25±1℃. 每天摇晃1次使其避免附壁生长，培养至对数生长期后，以藻种∶培养基=1∶5的体积比在无菌操作台中进行移藻，扩大培养. 在稳定期通过离心收获微囊藻，收获之前用超纯水冲洗3次，以去除多余的盐和溶解的营养物质. 将由此产生的微囊藻浓缩物放入-50℃的冻干机中冷冻干燥，研磨后过120目筛制成干藻屑，取少量进行理化指标分析，其余存放于4℃保存[22].

1.2 实验设计

培养实验采用2 L厌氧培养瓶(底面积125 cm2)，设置4个处理组，每个处理组设置一组平行. 根据测得的于桥水库蓝藻水华发生期间湖心区上覆水的Chl.a平均浓度(50～60 μg/L)和水华严重时的最高浓度(1200 μg/L)[7]，设计2个对照组(分别为加藻对照组和加泥对照组)和2个不同藻屑密度添加组，分别为×1倍组(代表常规水华发生时蓝藻密度密度，0.075 g干藻，约6 g/m2，以干重计)和×20倍组(代表水华严重暴发时蓝密度，1.5 g干藻，约120 g/m2，以干重计)[10]，如表2所示.

表2 各实验组设置

将沉积物与少量上覆水均匀混合于培养瓶中，待沉积物稳定2～3天后，把冻干的铜绿微囊藻藻屑按上述添加量与表层1 cm的沉积物均匀混合，重新沿管壁缓缓注入水样. 为模拟湖底沉积物矿化时的缺氧环境，向培养装置中通高纯氮气20 min，迅速密封培养瓶. 将每组处理的培养瓶与同位素检测仪(G2201i，PICARRO)和在线pH计连接，设置测量频率均为每小时1次，以实时监测培养瓶的顶空气体(CO2和CH4)和上覆水的pH值(实验装置示意图如图1所示). 培养温度为16±1℃，避光培养.

图1 实验装置示意图Fig.1 The diagrammatic sketch of experimental devices

实验结束后，收集培养瓶中沉积物样品，测定碳氮磷含量和生物酶(蛋白酶、转化酶、碱性磷酸酶)活性.

1.3 分析方法

1.3.1 水样中碳氮磷硫铁测定 将用于测定DIC分析的水样放至25 mL充满氮气的西林瓶中，通过加入0.2 mL的1 mol/L盐酸使其酸化，定量转化为CO2，再使用气相色谱仪(GC 7890，Agilent)测定CO2浓度[24].

1.3.2 顶空气体中CO2和CH4浓度的测定 采用多通道温室气体进样装置连接培养瓶和温室气体碳同位素分析仪(G2201i，PICARRO)，用隔膜泵抽取培养瓶中顶空气体，注入分析仪的腔室中，检测CO2和CH4浓度，气体再回到培养瓶顶空. 取样时间为5 min，间隔时间为1 h. 取样间隔采用N2作为空白气. 自动连续温室气体监测系统在实验期间表现稳定.

1.3.3 沉积物TOC、TN、TP、Chl.a、生物酶活性的测定 实验结束后，收集各个处理的沉积物样品，冷冻干燥后过180目筛，备用. 在坩埚中使用2 mol/L HCl(50℃)将沉积物酸化，再通过元素分析仪(EA3000)分析沉积物的TOC和TN含量. 用过硫酸盐消化分析沉积物TP含量[25]. 对冷冻干燥的沉积物使用丙酮提取，采用荧光光度计(RF5301PC，岛津，日本)在激发波长为428 nm，发射波长为671 nm处测定荧光强度，分析Chl.a含量[26]. 沉积物中蛋白酶、转化酶和碱性磷酸酶的酶活性分析分别采用茚三酮水浴加热分光光度法、二硝基水杨酸水浴加热分光光度法和对硝基苯酚分光光度法[27].

1.4 计算方法

释放通量Fi按下式计算：

(1)

扩散通量Fm运用Fick第一定律：

(2)

(3)

2 结果分析与讨论

2.1 藻屑添加对上覆水pH值的影响

实验开始时，4个实验组的上覆水pH值在7.72～8.41之间. 第0～3天内，pH值总体都呈快速下降趋势，并很快达到实验期间各自上覆水pH的最低值. 其中，加藻对照组(水+藻×1)、加泥对照组(水+泥)和×1倍组(水+泥+藻×1)分别在第3天左右达到最低值7.25、7.17和7.06，×20倍组(水+泥+藻×20)则是在第1天时达到最低值6.47. 第3～4天内，所有实验组的上覆水pH值迅速上升，此后直到实验结束，除了×20倍组的上覆水pH值有明显的上升趋势，其他实验组pH值基本稳定在7.1～7.5之间. 总之整个实验期间，除了 ×20 倍组外，其他实验组的上覆水pH始终呈弱碱性，且处理组的pH值始终小于对照组.

图2 各实验组上覆水pH值变化Fig.2 The variation of pH in overlying water in each treatment

2.2 藻屑添加对CO2和CH4释放速率的影响

CO2是沉积物有机质降解的重要产物，产CH4过程是有机质矿化的终端过程，因此对CO2和CH4释放速率的监测可以表征沉积物有机质矿化程度和矿化速率的变化. 实验期间，所有实验组的CO2和CH4释放速率虽然显著不同，但其变化趋势却均处于波动状态，其中CO2释放速率在实验前期(约第0～9天内)波动较大，CH4释放速率的变化则完全相反. CO2释放速率在实验前期绝大部分为正值，实验后期逐渐降低至负值；CH4释放速率则始终为正值(图3c、d). CO2和CH4的释放速率由小到大依次为加藻对照组、加泥对照组、×1倍组和×20倍组，该顺序的CO2释放速率峰值分别为2.61、4.04、6.54和28.18 μmol/(L·h)，CH4释放速率峰值分别为0.02、0.02、0.06和2.83 μmol/(L·h).

实验刚开始时，异养微生物活性较高，沉积物中易降解有机质被迅速矿化，因此CO2释放速率较高，其中×20倍组的CO2释放速率最大，这是因为藻屑也是由碳、氮、磷组成的易降解有机质，活性有机质的快速累积导致矿化速率增大. 随着氧化剂的消耗，各实验组的CO2释放速率开始变缓，×20倍组的CO2释放速率甚至呈负值(图3a)，这导致了其上覆水pH值的升高(图2). 与此同时，各实验组CH4释放速率开始迅速上升，其中×20倍组的CH4释放速率明显大于其他组. 这可能是沉积物中活性有机质的快速积累，使得×20倍组迅速处于厌氧状态[6]，而CH4的生成正是厌氧矿化的重要途径[32]，而且溶解氧环境的变化和大量蓝藻堆积腐败容易促进黑臭物质产生，增加发生湖泛现象的风险，严重恶化水体环境[33]. 相比之下，×1倍组中活性有机质的量较少，微生物呼吸作用大于同化作用，所以其CO2释放速率有所降低但依然为正值，CH4释放速率有所升高但依然较小. 异养微生物的裂解死亡使得呼吸作用减小，溶解氧浓度回升，因此剩余异养微生物降解有机质的速率提高.

图3 各实验组CO2(a)和CH4(c)释放速率随时间的变化特征(其中(b)、(d)分别为(a)、(c)的部分详图)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)

影响沉积物有机质矿化的环境因素主要有温度、溶解氧、pH及生物扰动[34]等，本实验排除了温度和生物扰动的干扰，藻屑有机质的添加主要通过增加沉积物的需氧量和异养微生物的活性，引起各实验组矿化产物和矿化速率的差异. ×1倍组藻屑添加量少，活性有机质的含量较少，主要进行好氧矿化，以CO2释放为主；×20倍组藻屑添加量大，活性有机质充足，O2会被微生物快速消耗至缺氧甚至厌氧状态，所以实验中后期主要进行厌氧矿化，其CH4释放速率远远大于其他组.

2.3 藻屑添加对氮磷扩散、释放通量的影响

为求扩散通量，首先测的加泥对照组、×1倍组和×20倍组的表层沉积物扰动层的孔隙度为0.50、0.48和0.58，然后计算得到实验温度下的有效分子扩散系数DS[35], 最后得出相应的氮磷扩散通量Fm(其中正值表示为从沉积物间隙水向上覆水扩散的通量).

图4 各实验组的扩散通量Fig.4 Diffusion fluxes of in each treatment

图5 各实验组的释放通量Fig.5 Release fluxes of in each treatment

2.4 藻屑添加对沉积物生物酶活性的影响

培养实验结束后测定不同的培养组沉积物中的生物酶活性. 其中，转化酶又称蔗糖酶，可以酶促蔗糖水解生成还原糖(果糖和葡萄糖)，是生物体内糖代谢的关键酶，其活性可反映沉积物碳的转化和呼吸强度；蛋白酶是一类作用于肽键催化蛋白质分解的水解酶，是沉积物氮循环的重要催化酶，其活性与沉积物有机碳氮磷的含量密切相关；碱性磷酸酶几乎能催化所有的磷酸单脂，使其水解产生无机酸和相应醇、酚或糖，因此其活性常被用作系统中有机磷缺乏的指示参数[18].

如图6所示，与加泥对照组相比，×1倍组的转化酶活性较高，×20倍组的蛋白酶活性和碱性磷酸酶活性较高. 这说明实验结束时×1倍组的沉积物有机质中碳的转化和微生物的呼吸强度较大；×20倍组的沉积物表面添加了大量活性有机质，增强了微生物活性，SWI的碳氮磷循环较快，且有机磷矿化强度较高. 该结果与前面的结论大致相符合，即少量藻屑添加(×1倍组)主要影响沉积物有机碳的矿化，加快呼吸作用生成更多CO2(图3a)；大量藻屑添加(×20倍组)增加了沉积物表面的活性有机质含量，其矿化速率增大(图3)，且氮、磷扩散和释放通量较高(图4、图5).

图6 实验结束时各实验组沉积物转化酶、蛋白酶和碱性磷酸酶的活性Fig.6 Activity of invertase, protease and alkaline phosphatase in sediment at the end of the experiment in each treatment

2.5 藻屑添加对矿化产物平均释放速率的影响

图7 各实验组碳(a、b、c)、氨氮(d)、磷酸盐(e)、亚铁(f)和硫离子(g)的平均释放速率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 结论

1)通过设置不同密度藻屑处理组和对照组模拟蓝藻堆积对沉积物矿化过程的影响研究，结果表明，藻屑添加到沉积物表面，降低了上覆水pH值，改变了沉积物生物酶的活性. 实验初期各处理组的上覆水pH值波动越大，后期较为平稳，上覆水pH值反映了沉积物微生物活性的变化过程. 与对照组相比，×1倍组的转化酶活性较高，其沉积物有机质中碳的转化和微生物的呼吸强度较大；而×20倍组蛋白酶和碱性磷酸酶活性较高，其SWI的碳、氮、磷循环较快，有机磷矿化强度较高.

2)藻屑添加对沉积物有机碳的矿化途径和释放速率产生显著影响. 一方面，×1倍组和×20倍组的TIC平均释放速率分别为3.37和4.54 mg/(L·d)，均大于两个对照组，且藻屑添加密度与有机碳的平均矿化速率呈正相关. 另一方面，×1倍组的CO2平均释放速率最大，达2.15 mg/(L·d)，表明少量藻屑添加主要增强有机碳的好氧矿化；×20倍组的CH4平均释放速率远远大于其他组，达0.255 mg/(L·d)，表明大量藻屑添加主要增强有机碳的产甲烷矿化.

致谢：本研究得到陈丙法师兄、刘高飞和汪欣师妹的帮助，在此表示诚挚的谢意！