1 引言

　　于橋水庫作為天津市生活飲用水及農業用水重要的水源地, 近年來入庫污染負荷逐漸增加, 高負荷氮、磷營養鹽的輸入造成水庫內藍藻生長, 致使每年夏季“水華”現象發生, 藻類生物量高達12.83 mg·L-1.尤其是大壩區域, 受到風力、風向等因素的影響, 出現藻類聚集在岸邊不易擴散的現象, 使得局部岸帶Chl-a濃度均值達7.13 mg·L-1.大部分藻類死亡后堆積在沉積物表面, 進而在生物擾動或在懸浮作用下掩埋進入表層沉積物中, 作為碳源被微生物降解利用, 分解釋放藻源性污染物導致水質二次污染, 因此, 藻屑腐爛分解對水質影響已成為研究熱點之一.

　　已有大量研究表明, 藍藻生物降解過程中會釋放大量胞外有機物(EOM), 包括藻毒素、蛋白質、脂肪、多糖等有機質, 成為水生態系統中溶解性有機質(DOM)的重要組成部分.當高密度藍藻暴發時, 一部分藻類分解，快速消耗水體溶解氧(DO), 引起藻屑死亡分解, 并且釋放出大量的胞外聚合物(EPS), 很有可能成為消毒副產物(DBP)前驅物質, 引發一系列水質安全問題;另一部分堆積在沉積物中的藻屑, 通過好氧或厭氧分解產生高濃度溶解性有機碳(DOC)至間隙水中, DOC在濃度梯度作用下釋放至上覆水中并不斷累積.藻源性DOM具有結構復雜、種類繁多的特征, 易光化學降解或被微生物利用形成新的結構或小分子量DOM, 因此, 紫外可見吸收光譜和熒光光譜技術被用來定量與定性研究自然水體中DOM組分變化過程.近年來, 三維熒光光譜分析技術(EEMs)被廣泛應用至DOM研究中.該技術通過平行因子法(PARAFAC)分析可得到DOM主要組分及所占比例, 如類蛋白類物質及類富里酸、類腐殖酸類物質等, 來追蹤不同時期DOM腐殖化進程或被微生物利用的組分變化過程.Parlanti等(2000)在研究藻源的DOM時發現, 微生物是新近藻源DOM礦化的主要影響因素, 其中一部分DOM通過縮合反應或分子結構重排被轉化成類腐殖質類物質, 進而引發一系列的熒光帶變化.因此, 在本實驗設計過程中利用EEMs技術來研究藻屑降解過程產生的DOM及其組分變化過程.

　　氮、磷作為限制性營養元素, 在藻類生長過程中發揮著不可或缺的作用;而作為藻類碎屑礦化分解釋放的主要產物, 也不可忽視研究表明, NH4+-N、PO43--P釋放量與藻添加濃度成正比, 藍藻分解明顯增加了水體中氮、磷濃度.這是由于溶解性有機氮(DON)與溶解性有機磷(DOP)作為藻源性DOM最為活躍的部分, 易被微生物利用轉化成為無機氮、磷營養鹽.而且藍藻積累易消耗上覆水中大量的DO, 降低硝化細菌活性, 引起上覆水中NH4+-N、PO43--P不斷積累.這時DO成為沉積物有機質礦化的主要影響因素, 制約著氮、磷釋放.Roberts等(2012)研究表明, 富含有機質的沉積物在O2削弱區域向上覆水釋放大量NH4+-N、PO43--P, 增加了沉積物有機質礦化速率.因此, 藻類碎屑有機質在沉積物中積累對沉積物氮、磷釋放的影響不容忽視.

　　目前, 有關藻類水華暴發影響上覆水污染負荷的研究主要以室內添加新鮮藻漿模擬實驗為主, 側重藍藻逐漸由活體到衰亡過程中對上覆水污染物(以氮、磷釋放為主)再分配作用.相關研究表明, 近年來于橋水庫夏季藍藻水華發生期間水體Chl-a濃度平均為50~60 μg·L-1, 甚至累積高達1300 μg·L-1左右.然而水華發生后死亡藍藻大多數以有機碎屑的形式埋藏或堆積于沉積物中, 可能改變沉積物-水界面的生物理化性質, 從而影響沉積物中污染物的地球化學循環過程.因此, 本文針對這一現象所產生的環境問題開展研究, 設置2個添加梯度, 一個代表現今藍藻水華暴發的藻屑濃度(1倍組), 另一個代表嚴重水華暴發時的藻屑濃度(20倍組), 研究不同密度藻屑堆積對沉積物DOM及氮、磷等污染物釋放形成的不同影響, 以揭示頻繁發生的水華引起藻屑不斷積累過程中對飲用水源水質產生的污染效應.

　　2 材料與方法

　　2.1 樣品采集與處理

　　實驗水樣和泥樣取自于橋水庫.于2016年10月在于橋水庫大壩區(40°01′54.21″N, 117°26′55.49″E), 用裝有ϕ100 mm×500 mm有機玻璃管的柱狀采泥器采集沉積物柱9根, 吸取樣柱中的上覆水, 現場測定水溫、溶解氧(DO)、pH、氧化還原電位(Eh).剩余水樣保存于帶有冰盒的保溫箱中, 用于水質理化指標分析.柱子上部緩慢注滿原水并用橡皮塞塞緊, 以免擾動底泥.采集水庫底層水樣25 L, 在實驗室經0.45 μm醋酸纖維濾膜過濾后作為沉積物柱靜態培養實驗補給水.所有樣品盡快運回實驗室置于恒溫室中((16±1) ℃), 模擬秋季藍藻代謝死亡時的溫度, 于暗處靜置2 h使沉積物樣穩定.

　　在大壩區用浮游生物網(孔徑64 μm)采集濃縮藻液10 L, 帶回實驗室反復凍融4~5次以保證藻類死亡(細胞破碎并有藻藍蛋白及其他內融物流出), 經蒸餾水反復清洗, 以5000 r·min-1轉速離心得到濃縮藻漿, 置于-70 ℃冰箱中保存備用, 使用時用冷凍干燥機凍干, 并研磨過80目篩得到干藻屑, 實驗用藻屑總氮(TN)、總磷(TP)和Chl-a含量分別為129.27、4.83和3.136 mg·g-1.

　　2.2 實驗設計

　　分析得出于橋水庫大壩上覆水Chl-a濃度為50~60 μg·L-1, 以此為依據設置2個藻屑添加組：1倍組(加入0.06 g干藻, 約6 g·m-2, 以干重計)、20倍組(加入1.2 g干藻, 約120 g·m-2, 以干重計), 以不添加藻屑組為空白對照.每組設置3個平行, 其中, 1倍組的藻屑添加量下Chl-a在上覆水中的濃度為56 μg·L-1, 符合大壩區域Chl-a濃度實況, 20倍組添加量設置以張亞等對于橋水庫發生嚴重水華時調查的Chl-a濃度1300 μg·L-1為參考依據.首先將穩定好的沉積物柱(沉積物高度均為30 cm, 上覆水高度為19 cm)中的上覆水緩慢虹吸至無, 將凍干的藻屑按上述添加量與表層1 cm沉積物混勻, 用注射器緩慢注入少量過濾水樣使沉積物穩定3 d.再將上覆水吸掉, 重新沿管壁緩緩注入過濾后的水樣至標記處(保證每個柱子上覆水體積一致), 保證此過程中均未擾動沉積物表面.實驗培養溫度、光照與采樣時現場溫度相近, 為(16±1) ℃, 避光培養.開始培養當天記為第0 d, 按時間序列分別在第0、0.2、0.5、2、4、6、9、11、13、18、22和27 d采樣.采樣方式為利用注射器筒吸取沉積物-水界面上1 cm處水樣70 mL, 其中, 50 mL水樣過0.45 μm水系濾膜后于-20 ℃冷凍保存, 測定氮、磷營養鹽;20 mL水樣經GF/F膜(Whatman, U, K, 450 ℃灼燒4 h)過濾保存在棕色瓶(450 ℃灼燒4 h)中, 4 ℃冷藏保存.用紫外-可見分光光度計(UV2700, 島津)進行光譜掃描, 用熒光分光光度計(F-7000, 日立)掃描三維熒光光譜(3DEEMs).采完樣后用便攜式溶氧儀(美國哈希HQ40D)測定沉積物-水界面層DO、Eh、pH.沿管壁緩慢補充相同體積原水至原位置.

　　2.3 分析方法

　　營養鹽指標主要包括溶解性總氮(DTN)、溶解性有機氮(DON)、溶解性總磷(DTP)、氨氮(NH4+-N)、硝氮(NO3--N)、亞硝態氮(NO2--N)、正磷酸鹽(PO43--P).其中, DON為DTN與DIN(NH4+-N、NO3--N、NO2--N之和)之差, 測定所用液體為過0.45 μm醋酸纖維膜的上覆水.分析方法均參照《水和廢水監測分析方法(第4版)(國家環�？偩帧端�和廢水監測分析方法》編委會, 2002).

　　紫外-可見光全波掃描(UV-Vis)：將經GF/F膜(450 ℃灼燒4 h)過濾的水樣用紫外-可見分光光度計(UV2700, 島津)掃描測定DOM吸收光譜, 掃描范圍為200~800 nm, 間隔為1 nm.通過提取相關光譜特征參數(表 1), 獲得關于溶解性有機質的分子量大小、結構變化等信息.

　　表 1(Table 1)

　　表 1 紫外-可見吸收光譜參數 Table 1 Parameter of Ultraviolet-visible spectral

　　參數定義意義

　　E250/E365250 nm和365 nm處吸光度比值可以表征溶解性有機質(DOM)的分子量大小及其腐殖化程度, 與之大小呈負相關

　　E253/E203253 nm與203 nm處吸光度比值反映出芳香環的取代程度及取代基的種類

　　SRSR=S275~295/S350~400, 根據所在波段的吸光度值非線性擬合所得比值光譜斜率(S)根據所在波段的吸光度值非線性擬合所得;SR與DOM相對分子質量呈反比, 與含量無顯著相關性

　　注：參數來源于文獻(李曉航等, 2010;程杰等, 2014).

　　三維熒光光譜：用高靈敏度熒光光譜分析儀(Hitachi F-7000, Japan)進行三維熒光光譜掃描測定.激發波長范圍為λEx=200~450 nm, 間隔為10 nm, 發射波長范圍為λEm=250~600 nm, 間隔為2 nm.實驗以Milli-Q超純水為背景值, 每隔10 min掃描出一次圖.EEM-PARAFAC組分分析首先結合紫外可見光譜數據進行內濾效應修正, 三維熒光光譜數據扣除超純水背景值以消除拉曼散射, 將出現瑞利散射的置零, 消除瑞利散射影響, 在MATLAB 2014a中運行DOMFluor工具箱, 對三維熒光光譜數據進行平行因子分析(Parallel factor, PARAFAC), 并得到組分模型.

　　數據采用Excel 2013進行計算, 并用Origin 9.0繪制數據圖;利用Matlab 2014a對三維熒光數據進行處理;采用SPSS 20.0軟件進行數據相關性分析.

　　3 結果分析

 　　3.1 上覆水DO、Eh、pH變化特征

　　在沉積物柱靜態培養過程中, 對照組及添加組上覆水DO濃度在前4 d呈快速下降趨勢(圖 1a), 尤其是20倍組, 到第4 d溶解氧濃度下降至0.5 mg·L-1, 而后DO趨于穩定并呈厭氧狀態.其它兩組在第4 d后DO濃度呈波動變化, 第4~9 d逐漸復氧, DO濃度恢復至初始水平;第9~18 d DO濃度逐漸降低, 但均處于好氧狀態, 且兩者無顯著性差異(p > 0.05).從Eh分析可知(圖 1b), 整個實驗階段3組實驗組DO與Eh波動趨勢相同, 相關性顯著(p < 0.05).第0 d, 3組實驗組Eh值均小于200 mV, 處于弱還原狀態.大量藻屑引入后, 20倍組Eh值在前4 d從131.0 mV下降至-156.3 mV, 表明上覆水環境條件由中度還原環境轉化成強還原環境(圖 1b), 隨后一直維持強還原狀態.而空白組與少量藻屑引入組Eh值處于穩定波動狀態, 無顯著性差異(p > 0.05).3組實驗組沉積物-水界面pH值在整個實驗過程中略有波動, 均處于中性偏弱堿性, 20倍組pH值略低于空白組與1倍組.因此可知, 少量藻屑輸入對上覆水DO、Eh、pH并無明顯性影響, 但大量有機藻屑輸入明顯消耗大量DO, 使得上覆水形成厭氧強還原環境, 降低pH.

 　　3.2 上覆水DOM變化特征 3.2.1 紫外-可見吸收光譜特征

　　靜態沉積物柱培養過程中上覆水紫外可見光譜參數值變化如圖 2所示, 第11 d后, 1倍組與20倍組E250/E365值略大于空白對照組(圖 2a).20倍組E253/E203值在第4 d增加明顯, 其它兩組差異不大(圖 2b).圖 2中顯示, 在實驗過程中3組處理SR值均趨于降低, 20倍組小于空白組與1倍組(圖 2c).

 　　3.2.2 三維熒光平行因子法組分分析

　　由平行因子分析法分析得到空白組與20倍組上覆水中溶解性有機質(DOM)的主要組分有3個, 分別為C1、C2、C3(圖 3).如表 2所示, 組分C1(235、295 nm/396 nm)、C3 (265、365 nm/446 nm)均有2個激發波長峰值, 1個發射波長峰值, 屬于類腐殖質熒光組分.C1(235 nm/396 nm)對應A峰, 屬于紫外類腐殖質, C1(295 nm/396 nm)對應M峰, 屬于UVA類腐殖質;C3(265 nm/446 nm)處于A峰范圍內, C3(365 nm/446 nm)對應C峰, 屬于可見類腐殖質, 類腐殖質峰以紫外類腐殖質峰(A峰)為主要存在形式, 可推斷為分子量較大的UVC類腐殖質物質;C2(230、275 nm/336 nm)屬于類蛋白物質, 并且激發和發射波長范圍恰好處在類色氨酸熒光峰范圍內, 含有類色氨酸基團, 因此, 屬于類色氨酸類, 可認為來源于藻類降解, 其中, 230 nm/336 nm對應S峰, 275 nm/336 nm屬于T峰.各組分值以熒光峰最高處的熒光強度即Fmax(RU)表示, 熒光強度越大, 物質組分的相對含量越高.

　　由圖 4可知, 空白組腐殖質類物質(即C1、C3)含量隨著培養時間的增加而逐漸增加, 類色氨酸含量處于波動狀態, 最后減少.20倍組腐殖質類物質熒光強度值高于空白組(p < 0.05), 且其相對含量呈上升趨勢.相反, 20倍組類色氨酸熒光強度由第0~4 d迅速上升至0.8 RU達到最高值, 對熒光強度的貢獻比例高達51.7%.在隨后的實驗期間, 類色氨酸含量逐漸降低, 所占比例也逐漸降低至第27 d的37.3%, 類腐殖質對熒光強度的貢獻比例為52.48%~67.72%.且在20倍組, 類色氨酸類物質及腐殖質類物質濃度均高于空白組, 說明藻屑輸入是上覆水中類腐殖質及類色氨酸的重要來源.

 　　3.3 上覆水氮、磷變化特征

　　實驗期間, 各實驗組各種形態氮存在顯著差異, 其中, 空白對照組與1倍組上覆水NH4+-N釋放量處于平緩增加趨勢(圖 5a), 處于0.37~0.85 mg·L-1之間, 占DIN的比例分別為12.13%~55.31%和14.54%~44.00%.與此相反, 20倍組NH4+-N釋放量短時間內快速增加, 由0.73 mg·L-1上升至7.69 mg·L-1.經擬合計算, 前4 d空白組、1倍組和20倍組NH4+-N平均釋放速率分別為0.11、0.16和1.0 mg·L-1·d-1.20倍組第4 d后NH4+-N濃度雖有所波動, 但整體逐漸穩定增加, 至實驗結束時沉積物-水界面NH4+-N濃度增加至6.05 mg·L-1.整個實驗過程中, 20倍組NH4+-N占DIN比的例由初始的21.9%上升至第4 d的78.07%, 之后維持在72.19%~80.67%, 說明NH4+-N是20倍組DIN釋放的主要形態.各實驗組NO3--N濃度在前4 d顯著降低(圖 5b), 空白組第4~18 d NO3--N濃度變化較小, 基本處于1.44~1.6 mg·L-1之間, 而1倍組第4~18 d NO3--N濃度逐漸增加, 第18 d后兩組NO3--N濃度增加1倍多, 較為顯著.實驗期間, 空白組與1倍組NO3--N占DIN的比例分別為46.67%~86.59%和54.83%~84.23%, 說明NO3--N是空白組與1倍組DIN的主要形態.20倍組NO3--N濃度變化較小, 基本平穩, 占DIN的比例由初始的77.01%降至19.15%, 逐漸低于NH4+-N所占比例.DON與DTN在實驗階段中釋放趨勢與NH4+-N相似, 20倍組DON與DTN濃度前4 d分別增加15 mg·L-1與20 mg·L-1(圖 5c、5d), 且DON占DTN的比例由第0 d的46.57%上升至第4 d的79.02%, 隨后實驗期間所占比例相對穩定, 可知釋放出的DTN以DON為主.同樣, 對照組與1倍組均是DON占DTN比例較多, 分別為46.93%~74.96%和47.33%~75.77%, 但在實驗期間釋放趨勢平緩.

 　　藻屑加入沉積物后PO43--P與DTP快速釋放, 上覆水中PO43--P與DTP變化趨勢相同.各實驗組PO43--P與DTP均在前4 d顯著增加, 并在第4 d到達最高值(圖 6a、6b).第4 d到達峰值后上覆水中PO43--P與DTP濃度降低, 隨時間變化無顯著差異.各個實驗組相比, 空白組與1倍組PO43--P與DTP釋放量無顯著差異(p > 0.05).20倍組PO43--P與DTP釋放程度遠高于空白組與1倍組, 其中，空白組、1倍組和20倍組PO43--P最高濃度分別為0.46、0.50和0.90 mg·L-1.空白組與1倍組DOP釋放較為平穩, 實驗期間無顯著性差異(p > 0.05)(圖 6c).20倍組DOP釋放前4 d與其他兩組無顯著性差異, 但在第4~6 d增加0.25 mg·L-1, 第6 d后逐漸降低至穩定(圖 6c).說明低密度藻屑添加條件下直接通過藻屑分解釋放的DOP較低, 主要是由沉積物礦化引起的釋放.高密度藻屑輸入在短時期內分解可促進沉積物中PO43--P與DTP釋放, 并且釋放的DTP主要以PO43--P形態釋放, 占DTP釋放比例的57.74%~93.10%.

 　　4 討論

 　　4.1 藻屑輸入對上覆水DO、pH、Eh的影響

　　上覆水是污染物釋放的匯聚區, 在濃度梯度作用下沉積物中的污染物可擴散至上覆水, 體現沉積物-水界面污染物釋放過程.有機質的不斷積累提高了沉積物需氧能力, 首先有機質分解需要電子受體, 按照需要順序先后依次為O2、NO3-、Mn4+、Fe3+和SO42-等.因此, O2作為有機質降解的重要電子受體, 在豐富的有機質情況下能夠快速被微生物利用消耗.因此, 在本實驗中空白組和1倍組、20倍組前4 d DO濃度與Eh快速下降, 有機質以O2為電子受體進行礦化分解(圖 1a、1b).而空白組和1倍組前4 d DO濃度下降, 復氧速率顯然低于耗氧速率, 微生物降解有機質所消耗DO并沒達到缺氧甚至厭氧環境.所以隨后實驗階段, 可能由于溶氧環境條件變化, 耗氧速率低于復氧速率, 導致在第10~11 d空白和1倍組上覆水DO濃度突然大幅度上升.另一方面原因主要是微生物活性及其耗氧能力的改變.氧氣充足情況下, 異養微生物新陳代謝過程利用水體中氧氣與無機碳, 從而降低系統pH; 低氧情況下, 異養微生物死亡裂解產生NH4+, 導致pH升高, 因此, pH可以反映異養微生物活性狀態.在第10~11 d, 空白組和1倍組上覆水中pH升至最高, 可能是因為部分異養微生物不適應條件變化，裂解死亡釋放的氨基酸氨化產生NH4+, 導致其耗氧能力受抑制, 引起DO濃度回升.如此反復使其溶解氧處于“下降與上升”的動態過程.20倍組由于有機質增加了沉積物需氧量, 使得上覆水一直維持在缺氧或厭氧水平, 與空白組、1倍組形成明顯差異.實驗中發現, 添加硅藻后明顯增強了沉積物柱耗氧速率, 與本實驗結論一致.并且高濃度有機質在沉積物處積累往往伴隨著黑臭現象, 本實驗過程中同時發現20倍藻屑添加組沉積物柱在第4 d出現黑臭現象, 水體發臭, 與藻類分解產生的嗅味物質有關.與此同時, 活性有機質在降解過程中能夠產生大量有機酸及CO2, 大量有機質堆積在沉積物表面同樣能夠加速硫還原速率, 導致水界面H2S濃度升高, 降低pH值.藻屑有機質分解、微生物活性等促使沉積物中酸性物質向上覆水釋放可能是導致20倍組pH值低于空白組與1倍組的重要原因(圖 1c).因此, 20倍組藻屑有機質礦化分解引起嚴重耗氧, 改變沉積物界面DO、Eh, 并產生大量有機酸及二氧化碳, 降低界面水體pH值.

　　4.2 藻屑輸入對沉積物DOM釋放影響

　　E250/E365常用作湖沼學中有機質腐殖化程度的指示.本研究中, 20倍組E250/E365高于其他兩組, 說明20倍組藻屑有機質的腐殖化程度較沉積物中的低, 導致釋放的DOM腐殖化程度較低.藍藻堆積時期, DOM釋放主要是以內源為主, 藻體分解釋放大量DOM至水體.而且藍藻堆積量越大, 會使厭氧微生物活性增加, 消耗有機質產生厭氧環境從而使其開始腐殖化過程.因此, 在實驗期間, 各個實驗組E250/E365值逐漸降低, 至結束時該值突然增加, 說明有機質降解過程中分子量及腐殖化程度有增加趨勢.E253/E203值可以表征有機質結構中芳香環基團的取代程度及取代基種類, E253/E203值越大, 說明DOM取代基越多, 腐殖化程度低, 較易被微生物利用分解.圖 2b顯示, 20倍組E253/E203值較高，表明該組DOM腐殖化程度偏低, 與E250/E365指示結果一致.且隨著有機質降解的進行, E253/E203值逐漸降低并趨于穩定, 可推斷苯環類有機化合物上取代基中的脂肪鏈分解程度降低, 復雜有機質開始分解合成腐殖質, 與E250/E365分析得出的結果一致.同時, SR值作為紫外可見光譜重要的參數值, 與DOM分子量成反比, 能夠定性地反映出DOM分子量的變化情況.在富含有機質水體中, 受光照影響, SR值趨于增加, 但在微生物作用下SR值會逐漸降低.本實驗由于是避光培養, 基本可排除光照作用對SR值的影響, 造成各個實驗組SR值降低的主要因素是微生物活動利用小分子DOM滿足生理活動, 導致分子量較大的DOM比重逐漸增加(圖 4a、4c).與空白組相比, 富含有機質的20倍組的SR值較低(圖 2c), 可能與微生物降解活性有機質有關.此結論與陳丙法等(2016)研究發現的打撈藍藻造成SR值偏高的結果一致.

　　在本實驗的20倍組中發現大量類色氨酸類物質(C2)和類腐殖質類物質(C1、C3)(圖 4), 熒光強度均高于空白對照組, 說明藻屑分解初期釋放出大量類蛋白物質和少量類腐殖質類物質(C1、C3).研究表明, 類色氨酸類物質易被微生物利用降解, 同時微生物活動也可使得類腐殖質含量增加.類腐殖質類物質的來源一般側重于海洋深水生態系統, 但由于人為及藻類降解等原因, 目前在淡水生態系統也有所發現.實驗初期DOM以類色氨酸為主, 對熒光強度的貢獻比例為51.73%, 類色氨酸在后期由于細菌降解利用, 熒光強度降低, 同時難分解的類腐殖質組分C1、C3熒光強度逐漸增高(圖 4a、4c), 分子量大的類腐殖質成為主要成分, 最終含量高于類色氨酸(圖 4).相關性分析表明, C3與C1熒光強度呈顯著正相關(p < 0.05), 與SR呈顯著負相關(p < 0.05)(表 3).可協同表明上覆水中DOM分子量變化及藻屑的腐殖化程度.傅平青等認為羰基/羧基與類腐殖質熒光有關, E253/E203作為表征DOM取代基種類的重要指標, 而在表 4中并未發現E253/E203與C1、C3熒光強度具有顯著相關性(p > 0.05).任保衛等(2007)和呂桂才等研究發現, 假藻、赤潮藻在生長階段產生類色氨酸熒光物質、類腐殖質熒光物質, 類色氨酸熒光強度在穩定期達到最高, 而后由于細菌降解使其熒光強度降低.相反, 類腐殖質熒光強度在消亡期后逐漸增加.與本次實驗20倍組中類色氨酸熒光強度先升高后降低的變化結果一致.

 　　因此, 20倍組藻屑堆積在沉積物中對上覆水中DOM釋放有明顯的貢獻作用.在降解過程中, 藻屑有機質初期分解較為劇烈, 有機質取代基種類及程度降低, 導致腐殖化程度增加.同時, DOM釋放首先是以類色氨酸類物質為主, 在降解后期類腐殖質所占比重逐漸增加, 說明藻屑正處于腐殖化的歷程.

　　4.3 藻屑輸入對沉積物氮、磷營養鹽釋放的影響

　　相關研究表明, 沉積物中氮礦化會釋放各種形態無機氮(NH4+-N、NO3--N、NO2--N)至上覆水中, 且礦化程度和礦化速率與沉積物中有機質含量息息相關.實驗前4 d, 空白組與1倍組DIN與DON釋放無顯著性差異且釋放量相對穩定(圖 5a~c), 原因在于對照組在實際環境已經接受了與1倍組相近濃度的藍藻碎屑的輸入, 其對沉積環境的生物理化性狀已經有所影響.而添加1倍藻屑組不足以引起更大的影響, 所以二者差別不大.因此, 在下一步實驗中將增加藍藻濃度梯度研究, 獲得引起明顯改變的藻屑添加量閾值.其中, NO3--N是空白組與1倍組DIN的主要形式.高密度藻屑(20倍組)輸入至沉積物使得沉積物有機質含量劇增, 藻屑礦化產生大量DTN(圖 5d).同時, 20倍組藻屑來源的DTN由開始至實驗結束增加了26.55 mg·L-1, DTN經好氧微生物作用礦化為NH4+-N或小分子DON(圖 5a、5c、5d).20倍組藻屑分解促使DON濃度增加了23.34 mg·L-1, 同時藻屑耗氧降解釋放出大量DIN, 形態以NH4+-N為主, 與空白組與1倍組差異明顯.主要原因是受到DO的限制, 藻屑有機質活性高, 需氧能力強, 能夠快速利用沉積物溶氧, 造成厭氧環境.因DO減少或不足使NO3--N成為電子受體參與氮礦化進程, 使得反硝化作用增強, NO3--N轉化成N2或N2O, 導致NH4+-N不斷累積增加, NO3--N濃度降低.同時，O2是影響氮礦化速率的重要限制性因子, 一般認為好氧條件下氮礦化速率高于缺氧或厭氧條件.因此, 第4 d后的實驗階段, 空白組與1倍組受到有機質含量的影響, 氮素濃度基本不變.而20倍組處于缺氧或厭氧狀態, 導致有機質厭氧礦化分解速率減緩, 也可能受pH升高條件限制, 微生物活性降低, 造成氨氮(NH4+-N)釋放速率降低.但由于加藻量較多, 藻屑分解導致DTN、NH4+-N濃度不斷增加.且可能由于厭氧條件下微生物對氮的需求量較少, 導致厭氧條件下DIN釋放形態仍以NH4+-N為主(圖 7).

 　　沉積物既是磷“匯”, 也是磷“源”, 對湖泊生態系統有重要的調控功能.沉積物磷素形態釋放以PO43--P為主, 其中, PO43--P的釋放特點主要依賴于Fe-P的解析與結合.本實驗中20倍組藻屑輸入至沉積物中與上覆水PO43--P與DTP釋放量具有顯著相關性(p < 0.05), 空白組與1倍組PO43--P與DTP釋放均低于20倍組且較為穩定(圖 6), 說明藻屑在沉積物中降解釋放大量PO43--P與DTP.20倍組以第4 d為界限明顯出現好氧、缺氧、厭氧環境條件之間的轉換(圖 1a), 理論而言, 厭氧條件下沉積物對PO43--P表現為釋放, 而好氧條件下則表現為吸附.Hansen等研究發現, 在綠藻衰亡過程中上覆水中P的釋放量與時間成正比, 在第8 d達到最高, 之后降低, 與本實驗結果有相似之處.本實驗中第4 d PO43--P濃度達到最高(圖 6a), 之后PO43--P釋放速率明顯降低(圖 7).由于PO43--P釋放對沉積物氧化還原環境具有高度敏感性, 與以往文獻結論相反, 在實驗第4 d后PO43--P濃度降低, 可能與膠體及顆粒物吸附與濃度梯度擴散相關.

　　沉積物中NH4+-N、PO43--P等的氮、磷釋放主要與溫度、DO、Eh、pH及生物擾動相關, 因此, 排除溫度、生物擾動等因素干擾, 在其他條件一致的情況下, 不同質量藻屑輸入沉積物中主要通過改變沉積物界面DO、pH、Eh, 以及影響微生物活性造成各培養組氮、磷釋放差異.因此, 20倍組藻屑輸入至沉積物造成上覆水長期處于厭氧還原狀態也是合理的現象, 使得底泥有機質厭氧礦化作用增強, 形成較強的氮、磷營養鹽釋放潛力.

　　5 結論

　　1) 實驗表明, 120 g·m-2(即20倍組)藻屑密度堆積在沉積物中可造成水體DO迅速下降并長期處于缺氧甚至厭氧還原環境.紫外可見光譜特征值表明，在藻屑有機質降解過程中, 有機質腐殖化程度明顯增加, 取代基種類減少.同時, 平行因子法分析三維熒光組分表明, 20倍組上覆水DOM各組分熒光強度高于空白組, 藻屑降解明顯釋放DOM至上覆水中, 初期釋放的DOM主要為類色氨酸物質, 隨后類色氨酸物質逐漸被降解, 類腐殖質熒光強度增加即含量增加, 占據DOM主要比例.具體聯系污水寶或參見http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

　　2) 20倍組NH4+-N、PO43--P釋放量最高, 1倍組與空白組水體中NH4+-N、PO43--P濃度無顯著性差異.其中, 20倍組NH4+-N及PO43--P為DIN與DTP的主要釋放形式, 而1倍組與空白組NO3--N則為DIN的主要釋放形式.1倍組與20倍組藻屑濃度分別代表常態和嚴重藍藻水華時的藻屑堆積濃度, 結果表明, 常態藻屑積累量并未對沉積物中氮、磷釋放造成顯著影響, 而藻屑積累量達到嚴重水華暴發的藍藻密度時, 將顯著改變沉積物生物理化性狀, 使得沉積物形成強大的DOM及氮、磷釋放潛力, 導致沉積物成為污染物的“源”, 需引起足夠重視.