1 引言

　　于橋水庫作為天津市生活飲用水及農(nóng)業(yè)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(yǎng)鹽的輸入造成水庫內(nèi)藍藻生長, 致使每年夏季“水華”現(xiàn)象發(fā)生, 藻類生物量高達12.83 mg·L-1.尤其是大壩區(qū)域, 受到風力、風向等因素的影響, 出現(xiàn)藻類聚集在岸邊不易擴散的現(xiàn)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(zhì)二次污染, 因此, 藻屑腐爛分解對水質(zhì)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(zhì)、脂肪、多糖等有機質(zhì), 成為水生態(tài)系統(tǒng)中溶解性有機質(zhì)(DOM)的重要組成部分.當高密度藍藻暴發(fā)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(chǎn)物(DBP)前驅(qū)物質(zhì), 引發(fā)一系列水質(zhì)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(chǎn)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(jié)構(gòu)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(jié)構(gòu)或小分子量DOM, 因此, 紫外可見吸收光譜和熒光光譜技術(shù)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(shù)(EEMs)被廣泛應(yīng)用至DOM研究中.該技術(shù)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(zhì)及類富里酸、類腐殖酸類物質(zhì)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(fā)現(xiàn), 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(yīng)或分子結(jié)構(gòu)重排被轉(zhuǎn)化成類腐殖質(zhì)類物質(zhì), 進而引發(fā)一系列的熒光帶變化.因此, 在本實驗設(shè)計過程中利用EEMs技術(shù)來研究藻屑降解過程產(chǎn)生的DOM及其組分變化過程.

　　氮、磷作為限制性營養(yǎng)元素, 在藻類生長過程中發(fā)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(chǎn)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(zhuǎn)化成為無機氮、磷營養(yǎng)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(zhì)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(zhì)的沉積物在O2削弱區(qū)域向上覆水釋放大量NH4+-N、PO43--P, 增加了沉積物有機質(zhì)礦化速率.因此, 藻類碎屑有機質(zhì)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(guān)藻類水華暴發(fā)影響上覆水污染負荷的研究主要以室內(nèi)添加新鮮藻漿模擬實驗為主, 側(cè)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(guān)研究表明, 近年來于橋水庫夏季藍藻水華發(fā)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(fā)生后死亡藍藻大多數(shù)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(zhì), 從而影響沉積物中污染物的地球化學循環(huán)過程.因此, 本文針對這一現(xiàn)象所產(chǎn)生的環(huán)境問題開展研究, 設(shè)置2個添加梯度, 一個代表現(xiàn)今藍藻水華暴發(fā)的藻屑濃度(1倍組), 另一個代表嚴重水華暴發(fā)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(fā)生的水華引起藻屑不斷積累過程中對飲用水源水質(zhì)產(chǎn)生的污染效應(yīng).

　　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(qū)(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(xiàn)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(zhì)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(jīng)0.45 μm醋酸纖維濾膜過濾后作為沉積物柱靜態(tài)培養(yǎng)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(wěn)定.

　　在大壩區(qū)用浮游生物網(wǎng)(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(nèi)融物流出), 經(jīng)蒸餾水反復清洗, 以5000 r·min-1轉(zhuǎn)速離心得到濃縮藻漿, 置于-70 ℃冰箱中保存?zhèn)溆? 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(shè)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(jù)設(shè)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(shè)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(qū)域Chl-a濃度實況, 20倍組添加量設(shè)置以張亞等對于橋水庫發(fā)生嚴重水華時調(diào)查的Chl-a濃度1300 μg·L-1為參考依據(jù).首先將穩(wěn)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(wěn)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(yǎng)溫度、光照與采樣時現(xiàn)場溫度相近, 為(16±1) ℃, 避光培養(yǎng).開始培養(yǎng)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(yǎng)鹽;20 mL水樣經(jīng)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(yǎng)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(tài)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(jiān)測分析方法(第4版)(國家環(huán)�？偩帧端�和廢水監(jiān)測分析方法》編委會, 2002).

　　紫外-可見光全波掃描(UV-Vis)：將經(jīng)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(guān)光譜特征參數(shù)(表 1), 獲得關(guān)于溶解性有機質(zhì)的分子量大小、結(jié)構(gòu)變化等信息.

　　表 1(Table 1)

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

　　參數(shù)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(zhì)(DOM)的分子量大小及其腐殖化程度, 與之大小呈負相關(guān)

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

　　SRSR=S275~295/S350~400, 根據(jù)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(jù)所在波段的吸光度值非線性擬合所得;SR與DOM相對分子質(zhì)量呈反比, 與含量無顯著相關(guān)性

　　注：參數(shù)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(fā)波長范圍為λEx=200~450 nm, 間隔為10 nm, 發(fā)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(jié)合紫外可見光譜數(shù)據(jù)進行內(nèi)濾效應(yīng)修正, 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, 將出現(xiàn)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(shù)據(jù)進行平行因子分析(Parallel factor, PARAFAC), 并得到組分模型.

　　數(shù)據(jù)采用Excel 2013進行計算, 并用Origin 9.0繪制數(shù)據(jù)圖;利用Matlab 2014a對三維熒光數(shù)據(jù)進行處理;采用SPSS 20.0軟件進行數(shù)據(jù)相關(guān)性分析.

　　3 結(jié)果分析

 　　3.1 上覆水DO、Eh、pH變化特征

　　在沉積物柱靜態(tài)培養(yǎng)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(wěn)定并呈厭氧狀態(tài).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(tài), 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(guān)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(tài).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(huán)境條件由中度還原環(huán)境轉(zhuǎn)化成強還原環(huán)境(圖 1b), 隨后一直維持強還原狀態(tài).而空白組與少量藻屑引入組Eh值處于穩(wěn)定波動狀態(tài), 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(huán)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(tài)沉積物柱培養(yǎng)過程中上覆水紫外可見光譜參數(shù)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(zhì)(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(fā)波長峰值, 1個發(fā)射波長峰值, 屬于類腐殖質(zhì)熒光組分.C1(235 nm/396 nm)對應(yīng)A峰, 屬于紫外類腐殖質(zhì), C1(295 nm/396 nm)對應(yīng)M峰, 屬于UVA類腐殖質(zhì);C3(265 nm/446 nm)處于A峰范圍內(nèi), C3(365 nm/446 nm)對應(yīng)C峰, 屬于可見類腐殖質(zhì), 類腐殖質(zhì)峰以紫外類腐殖質(zhì)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(zhì)物質(zhì);C2(230、275 nm/336 nm)屬于類蛋白物質(zhì), 并且激發(fā)和發(fā)射波長范圍恰好處在類色氨酸熒光峰范圍內(nèi), 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(yīng)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(zhì)組分的相對含量越高.

　　由圖 4可知, 空白組腐殖質(zhì)類物質(zhì)(即C1、C3)含量隨著培養(yǎng)時間的增加而逐漸增加, 類色氨酸含量處于波動狀態(tài), 最后減少.20倍組腐殖質(zhì)類物質(zhì)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(zhì)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(zhì)及腐殖質(zhì)類物質(zhì)濃度均高于空白組, 說明藻屑輸入是上覆水中類腐殖質(zhì)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(tài)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(nèi)快速增加, 由0.73 mg·L-1上升至7.69 mg·L-1.經(jīng)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(wěn)定增加, 至實驗結(jié)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(tài).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(tài).20倍組NO3--N濃度變化較小, 基本平穩(wěn), 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(wěn)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(wěn), 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(wěn)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(nèi)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(tài)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(qū), 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(xiàn)沉積物-水界面污染物釋放過程.有機質(zhì)的不斷積累提高了沉積物需氧能力, 首先有機質(zhì)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(zhì)降解的重要電子受體, 在豐富的有機質(zhì)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(zhì)以O(shè)2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(zhì)所消耗DO并沒達到缺氧甚至厭氧環(huán)境.所以隨后實驗階段, 可能由于溶氧環(huán)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(yǎng)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(tǒng)pH; 低氧情況下, 異養(yǎng)微生物死亡裂解產(chǎn)生NH4+, 導致pH升高, 因此, pH可以反映異養(yǎng)微生物活性狀態(tài).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(yǎng)微生物不適應(yīng)條件變化，裂解死亡釋放的氨基酸氨化產(chǎn)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(tài)過程.20倍組由于有機質(zhì)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(fā)現(xiàn), 添加硅藻后明顯增強了沉積物柱耗氧速率, 與本實驗結(jié)論一致.并且高濃度有機質(zhì)在沉積物處積累往往伴隨著黑臭現(xiàn)象, 本實驗過程中同時發(fā)現(xiàn)20倍藻屑添加組沉積物柱在第4 d出現(xiàn)黑臭現(xiàn)象, 水體發(fā)臭, 與藻類分解產(chǎn)生的嗅味物質(zhì)有關(guān).與此同時, 活性有機質(zhì)在降解過程中能夠產(chǎn)生大量有機酸及CO2, 大量有機質(zhì)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(zhì)分解、微生物活性等促使沉積物中酸性物質(zhì)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(zhì)礦化分解引起嚴重耗氧, 改變沉積物界面DO、Eh, 并產(chǎn)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(zhì)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(zhì)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(nèi)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(zhì)產(chǎn)生厭氧環(huán)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(jié)束時該值突然增加, 說明有機質(zhì)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(zhì)結(jié)構(gòu)中芳香環(huán)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(jié)果一致.且隨著有機質(zhì)降解的進行, E253/E203值逐漸降低并趨于穩(wěn)定, 可推斷苯環(huán)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(zhì)開始分解合成腐殖質(zhì), 與E250/E365分析得出的結(jié)果一致.同時, SR值作為紫外可見光譜重要的參數(shù)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(zhì)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(yǎng), 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(zhì)的20倍組的SR值較低(圖 2c), 可能與微生物降解活性有機質(zhì)有關(guān).此結(jié)論與陳丙法等(2016)研究發(fā)現(xiàn)的打撈藍藻造成SR值偏高的結(jié)果一致.

　　在本實驗的20倍組中發(fā)現(xiàn)大量類色氨酸類物質(zhì)(C2)和類腐殖質(zhì)類物質(zhì)(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(zhì)和少量類腐殖質(zhì)類物質(zhì)(C1、C3).研究表明, 類色氨酸類物質(zhì)易被微生物利用降解, 同時微生物活動也可使得類腐殖質(zhì)含量增加.類腐殖質(zhì)類物質(zhì)的來源一般側(cè)重于海洋深水生態(tài)系統(tǒng), 但由于人為及藻類降解等原因, 目前在淡水生態(tài)系統(tǒng)也有所發(fā)現(xiàn).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(zhì)組分C1、C3熒光強度逐漸增高(圖 4a、4c), 分子量大的類腐殖質(zhì)成為主要成分, 最終含量高于類色氨酸(圖 4).相關(guān)性分析表明, C3與C1熒光強度呈顯著正相關(guān)(p < 0.05), 與SR呈顯著負相關(guān)(p < 0.05)(表 3).可協(xié)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(zhì)熒光有關(guān), 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(fā)現(xiàn)E253/E203與C1、C3熒光強度具有顯著相關(guān)性(p > 0.05).任保衛(wèi)等(2007)和呂桂才等研究發(fā)現(xiàn), 假藻、赤潮藻在生長階段產(chǎn)生類色氨酸熒光物質(zhì)、類腐殖質(zhì)熒光物質(zhì), 類色氨酸熒光強度在穩(wěn)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(zhì)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(jié)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(zhì)初期分解較為劇烈, 有機質(zhì)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(zhì)為主, 在降解后期類腐殖質(zhì)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(yǎng)鹽釋放的影響

　　相關(guān)研究表明, 沉積物中氮礦化會釋放各種形態(tài)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(zhì)含量息息相關(guān).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(wěn)定(圖 5a~c), 原因在于對照組在實際環(huán)境已經(jīng)接受了與1倍組相近濃度的藍藻碎屑的輸入, 其對沉積環(huán)境的生物理化性狀已經(jīng)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(zhì)含量劇增, 藻屑礦化產(chǎn)生大量DTN(圖 5d).同時, 20倍組藻屑來源的DTN由開始至實驗結(jié)束增加了26.55 mg·L-1, DTN經(jīng)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(tài)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(zhì)活性高, 需氧能力強, 能夠快速利用沉積物溶氧, 造成厭氧環(huán)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(zhuǎn)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(zhì)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(tài), 導致有機質(zhì)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(tài)仍以NH4+-N為主(圖 7).

 　　沉積物既是磷“匯”, 也是磷“源”, 對湖泊生態(tài)系統(tǒng)有重要的調(diào)控功能.沉積物磷素形態(tài)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(jié)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(guān)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(wěn)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(xiàn)好氧、缺氧、厭氧環(huán)境條件之間的轉(zhuǎn)換(圖 1a), 理論而言, 厭氧條件下沉積物對PO43--P表現(xiàn)為釋放, 而好氧條件下則表現(xiàn)為吸附.Hansen等研究發(fā)現(xiàn), 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(jié)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(huán)境具有高度敏感性, 與以往文獻結(jié)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(guān).

　　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(guān), 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(zhì)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(yǎng)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(tài)也是合理的現(xiàn)象, 使得底泥有機質(zhì)厭氧礦化作用增強, 形成較強的氮、磷營養(yǎng)鹽釋放潛力.

　　5 結(jié)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(huán)境.紫外可見光譜特征值表明，在藻屑有機質(zhì)降解過程中, 有機質(zhì)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(zhì), 隨后類色氨酸物質(zhì)逐漸被降解, 類腐殖質(zhì)熒光強度增加即含量增加, 占據(jù)DOM主要比例.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)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(tài)和嚴重藍藻水華時的藻屑堆積濃度, 結(jié)果表明, 常態(tài)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(fā)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.