陸海鷹，陳建貞，，李運(yùn)東，方炎明，楊林章，3＊＊，吳永紅＊＊

(1:中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京210008)

(2:南京林業(yè)大學(xué)森林資源與環(huán)境學(xué)院，南京210037)

(3:江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，南京210014)

隨著污水治理技術(shù)、環(huán)保政策的日趨成熟以及湖泊污染治理力度的不斷加大，入湖污染物質(zhì)等外源磷逐步得到控制甚至減少，內(nèi)源磷(P)釋放逐漸成為主要的污染因子［1－2］，沉積物中的磷吸附與釋放使之逐漸成為上覆水中磷的“匯”或者“源”［3］.

當(dāng)前，關(guān)于沉積物磷釋放的研究主要集中在沉積物(間隙水)和上覆水“兩相”之間，以磷的分級(jí)為出發(fā)點(diǎn)研究磷在沉積物(間隙水)－上覆水之間的生物地球化學(xué)循環(huán).磷在沉積物“相”中一般分為交換態(tài)磷(Exch－P)、鋁結(jié)合態(tài)磷(Al－P)、鐵結(jié)合態(tài)磷(Fe－P)、閉蓄態(tài)磷(Bi－P)、原生碎屑磷(De－P)、鈣結(jié)合態(tài)磷(Ca－P)和有機(jī)磷(Or－P)［4－5］.磷在“上覆水”相中，一般分為溶解性有機(jī)磷(DOP)和懸浮態(tài)顆粒磷(Sestonic P)，分別占總磷的12% ～30%和62% ～82%，生物可直接利用的溶解性反應(yīng)磷約占5% ～8%［6］.沉積物磷釋放過(guò)程受到很多因素的影響，如 pH［7］、溫度［8］、照度、溶解氧(DO)［9］、沉積物顆粒大小以及水生生物［10］等，尤其是水生生物狀況對(duì)沉積物磷的地球化學(xué)行為有至關(guān)重要的影響，生物過(guò)程對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)在水－沉積物界面的遷移、源匯轉(zhuǎn)換、形態(tài)變化與活化、鈍化、固化方面起主要作用［11］.如沉積物磷的釋放強(qiáng)度和頻度因生物種類、生物量、分布特點(diǎn)的改變而改變，草型湖區(qū)、藻型湖區(qū)以及開(kāi)闊湖面的沉積物的理化性質(zhì)、間隙水中的磷濃度及沉積物中磷的形態(tài)均存在較大差異［12］.沉水植物可以吸收富營(yíng)養(yǎng)化湖水中的磷，使上覆水中各形態(tài)磷濃度均保持在較低的水平，挺水植物的擾動(dòng)也可以影響沉積物磷的釋放過(guò)程［13－14］.因此，研究磷在沉積物－上覆水之間的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程時(shí)，生物層因素值得深入探討.

另外，從污染控制角度而言，長(zhǎng)期以來(lái)我國(guó)對(duì)沉積物污染的控制一般采用兩種措施:一是采用底質(zhì)封閉的技術(shù)阻止底泥中污染物的釋放;二是采用底泥疏浚的方法徹底清除底泥［15］.由這個(gè)理念衍生的技術(shù)手段還有諸如改變上覆水－沉積物界面環(huán)境，通過(guò)原位覆蓋、沉淀和鈍化等延緩內(nèi)源磷釋放等［16］.這些措施在一定程度上有效地減緩了沉積物磷釋放，凈化了上覆水水質(zhì)，但需要添加一些非湖泊自身生態(tài)組分的物質(zhì)進(jìn)入湖體，其對(duì)湖泊生態(tài)和地球化學(xué)循環(huán)的長(zhǎng)遠(yuǎn)影響也有待進(jìn)一步論證.而底泥疏浚需要消耗大量的人力和物力，大規(guī)模應(yīng)用會(huì)受到經(jīng)濟(jì)條件的限制.因此，依托水體生態(tài)系統(tǒng)自身的生態(tài)組分，開(kāi)發(fā)可以抑制沉積物磷釋放的綠色材料可能更具應(yīng)用價(jià)值.

自然生物膜是指在自然環(huán)境條件下，在淹水固體表面形成的微生物聚集體膜［17］.在自然水體中，微生物細(xì)胞和非生物物質(zhì)鑲嵌在微生物分泌的有機(jī)聚合物基質(zhì)中，并附著在固體表面［18］.微生物的胞外聚合物形成了整個(gè)生物膜的骨架結(jié)構(gòu)，為微生物的附著生長(zhǎng)和包裹吸附其它物質(zhì)提供了物質(zhì)基礎(chǔ).從環(huán)境化學(xué)的角度看，生物膜的定義普遍理解為由金屬氧化物(鐵、錳和鋁氧化物)、有機(jī)質(zhì)和少量礦物質(zhì)組成［19－20］.

因此，本研究引入地表水體中普遍存在但常被忽略的自然生物膜界面，深入研究湖泊沉積物中磷的釋放形態(tài)和遷移特征，即有利于我們深入了解沉積物磷的生物地球化學(xué)循環(huán)過(guò)程，同時(shí)也為沉積物磷的釋放控制措施提供理論支持.

1 材料與方法

1.1 自然生物膜富集與培養(yǎng)

用玻璃缸培養(yǎng)自然生物膜，主要過(guò)程為:將工業(yè)彈性填料(直徑10 cm，長(zhǎng)55 cm)放置在玻璃缸之后，加入從玄武湖采集的富營(yíng)養(yǎng)水，使富營(yíng)養(yǎng)水長(zhǎng)期淹沒(méi)彈性填料，每天置換一定的采集于玄武湖中的新鮮水.培養(yǎng)期間CODCr為150～200 mg/L，pH為7.0～9.0.培養(yǎng)玻璃缸放置在戶外，培養(yǎng)條件如下:水體溫度在25℃左右、曝氣處理采用自動(dòng)曝氣裝置(曝氣功率為12 W)，自然光照.經(jīng)過(guò)15 d的培養(yǎng)，填料表面出現(xiàn)一層亮綠色粘稠狀物質(zhì)，此時(shí)認(rèn)為已達(dá)到富集的目的，然后用于下列實(shí)驗(yàn).

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置與實(shí)驗(yàn)設(shè)置

玻璃實(shí)驗(yàn)裝置長(zhǎng)×寬×高=30 cm×20 cm×50 cm，裝置底部裝有湖泊底泥12 cm，上覆水24 cm，置于戶外.底泥采自南京油坊橋附近一干涸不久的湖泊，剔除其表層較干燥的土層，采集深層濕潤(rùn)泥土，經(jīng)過(guò)篩除大顆粒物質(zhì)，充分用水混合并攪拌均勻后倒入裝置內(nèi).上覆水為培養(yǎng)初期加入的模擬廢水形成的高磷濃度水(配方如下:NaNO3:0.2335 g，NH4Cl:0.0764 g，KH2PO4:0.0150 g，MgSO4·7H2O:0.0113 g，CaCl2·2H2O:0.0014 g，F(xiàn)eCl3·6H2O:0.0001 g，H2O:1000 kg)，開(kāi)始采樣分析后不再加入營(yíng)養(yǎng)水質(zhì)，由于蒸發(fā)等造成的損失量由自來(lái)水補(bǔ)給，使水位維持恒定.實(shí)驗(yàn)裝置分為3組:第1組為只有底泥和上覆水的對(duì)照組;第2組中除底泥和上覆水外，包括富集和培養(yǎng)的自然生物膜;第3組則在第2組的基礎(chǔ)上另外增加增氧機(jī)表面曝氣，模擬湖泊自然狀態(tài)下的擾動(dòng)狀態(tài).實(shí)驗(yàn)時(shí)間為2012年5月26日-7月26日，每隔15 d取樣1次進(jìn)行相關(guān)指標(biāo)測(cè)試.以上每組實(shí)驗(yàn)設(shè)置3個(gè)重復(fù).

1.3 實(shí)驗(yàn)分析方法

上覆水總磷(TP)濃度測(cè)定采用過(guò)硫酸鉀氧化法;將水樣預(yù)先過(guò)0.45 μm孔徑的醋酸纖維濾膜，而后采用過(guò)硫酸鉀氧化法測(cè)定溶解性總磷(DTP)濃度;而后采用鉬－銻－抗比色法測(cè)定溶解性無(wú)機(jī)磷(DIP)濃度［21］;顆粒磷(PP)濃度為TP與DTP濃度之差;溶解性有機(jī)磷(DOP)為DTP與DIP濃度之差.

利用高氯酸－硫酸消化法進(jìn)行消解后測(cè)定生物膜的含磷量［22］.采用自制簡(jiǎn)便裝置從泥水界面采集表層0～3 cm沉積物后，經(jīng)過(guò)風(fēng)干，過(guò)100目篩后測(cè)定沉積物含水量和其它項(xiàng)目.沉積物中各形態(tài)磷含量參考文獻(xiàn)［23－24］進(jìn)行測(cè)定.

數(shù)據(jù)處理與分析利用Excel和SPSS 19.0軟件進(jìn)行，t檢驗(yàn)用來(lái)比較對(duì)照組和處理組是否具有統(tǒng)計(jì)學(xué)差異.

2 結(jié)果與討論

2.1 自然生物膜特征

利用掃描電鏡觀察自然生物膜可以看出，在實(shí)驗(yàn)中富集得到的自然生物膜主要由硅藻和細(xì)菌組成(圖1).硅藻主要由以下幾種構(gòu)成:雙頭針桿藻(Synedra ulna Kütz.)、異極藻(Gomphonema parvulum Kütz.)、翁格脆桿藻(Fragila riavaucheriae Kütz.)、變異直鏈藻(Melosira varians Ag.)和雙頭菱形藻(Nitzschia amphibian Grun.).

圖1 通過(guò)掃描電鏡觀測(cè)的自然生物膜圖片F(xiàn)ig.1 Photo－image of periphyton biofilm characteristilized by scanning electron microscope

2.2 自然生物膜生物量及其磷含量

通過(guò)對(duì)實(shí)驗(yàn)中兩個(gè)處理組的生物膜生物量進(jìn)行測(cè)量(鮮重)，可以看出增加曝氣的生物膜生物量明顯高于沒(méi)有曝氣的處理(圖2A)，且達(dá)到顯著水平(P＜0.05).由圖2B可知，無(wú)論曝氣與否，隨時(shí)間增長(zhǎng)，單位生物膜含磷量呈明顯增大趨勢(shì)，且曝氣與不曝氣相比無(wú)顯著差異(P＞0.05)，這可能是因?yàn)槠貧鈱?dǎo)致生物膜量的增加，但沒(méi)有增加其除磷能力.在實(shí)驗(yàn)第15～30 d時(shí)生物膜總含磷量增幅最大，在45 d后，逐漸趨于平穩(wěn)，60 d后，生物膜總含磷量達(dá)到最大，無(wú)曝氣處理由72.13 mg增加到131.78 mg，曝氣處理由69.03 mg增加到139.25 mg(圖2C).

生物膜中磷含量可以反應(yīng)出生物對(duì)磷的吸收能力，從而可以認(rèn)識(shí)到生物的生長(zhǎng)對(duì)系統(tǒng)中磷的影響.同時(shí)，由于生物膜的新陳代謝以及代謝物質(zhì)的影響，從而影響到沉積物中磷的變化.初期外界條件適宜，上覆水中有豐富的營(yíng)養(yǎng)鹽，生物膜生長(zhǎng)迅速，30 d后隨著營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的逐漸減少，生物膜逐漸由生長(zhǎng)成熟期轉(zhuǎn)變?yōu)榉€(wěn)定期以及衰退期，生物量趨于穩(wěn)定.曝氣有利于自然生物膜生物量的累積，這可能是由于充足的氧氣導(dǎo)致一些好氧型細(xì)菌和藻類快速生長(zhǎng).此外，曝氣除了增加水體氧氣含量之外，也增加了水體的流動(dòng)，從而增加了水體中營(yíng)養(yǎng)鹽與生物膜的交換.但是，伴隨著自然生物膜生物量的增加，在整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間，生物膜中總含磷量始終在增加，曝氣對(duì)生物膜總含磷量的影響并未達(dá)到顯著水平(圖2C，P＞0.05).一方面可能是曝氣導(dǎo)致生物膜生物量的增加，但是抑制了對(duì)磷具有吸收作用的細(xì)菌或藻類的增加，比如某些厭氧細(xì)菌.另一方面很可能是因?yàn)樽匀簧锬ど锪康脑黾油鶗?huì)形成一層致密層［25］，而這層致密層幾乎對(duì)磷的吸收不起作用，僅僅導(dǎo)致生物量的徒增.

圖2 自然生物膜生物量及磷含量變化Fig.2 The changes of biomass and phosphorus content of the periphyton biofilm

2.3 上覆水中各形態(tài)磷含量的變化

水中磷含量變化直接和水體中藻類、細(xì)菌和真菌的生長(zhǎng)密切相關(guān).當(dāng)外界環(huán)境適宜，且水體中氮、磷濃度，特別是限制因子磷濃度滿足微生物的生長(zhǎng)要求時(shí)，湖泊水華暴發(fā)的風(fēng)險(xiǎn)明顯增大.水體中磷的形態(tài)大體分為可溶性總磷、溶解性磷酸鹽，其中溶解性磷酸鹽可以直接被水生生物利用.

實(shí)驗(yàn)過(guò)程中所取用的上覆水 TP、DTP和 DIP的初始濃度分別為0.99±0.02、0.89±0.018和0.74±0.017 mg/L.對(duì)照組上覆水TP、DTP、DIP濃度隨著時(shí)間的增加呈上升趨勢(shì)，而PP、DOP濃度在實(shí)驗(yàn)期間基本平穩(wěn)，沒(méi)有明顯波動(dòng)(圖3)，表明沉積物底泥在實(shí)驗(yàn)期間存在一個(gè)明顯的磷釋放過(guò)程.自然生物膜存在的實(shí)驗(yàn)組上覆水TP、DTP、DIP濃度則成單峰趨勢(shì)變化，在實(shí)驗(yàn)進(jìn)行到第15 d時(shí)添加生物膜的裝置中(無(wú)論曝氣與否)TP、DTP和DIP的濃度分別達(dá)到最大值，15 d后隨著時(shí)間的推移而下降，45 d后趨于穩(wěn)定;與對(duì)照組相比，生物膜的存在顯著降低了上覆水中TP、DTP、DIP的含量(P＜0.05)，這表明自然生物膜的存在可以顯著降低上覆水中磷濃度，從而減小水體富營(yíng)養(yǎng)化發(fā)生的風(fēng)險(xiǎn).

通過(guò)對(duì)上覆水各形態(tài)磷含量隨時(shí)間的變化特征分析可以看出，“沉積物－生物膜－上覆水”三相系統(tǒng)中，自然生物膜的存在使上覆水中TP、DTP和DIP濃度明顯降低(圖3).McCormick等［26］認(rèn)為自然生物膜在水體中常充當(dāng)“磷庫(kù)”的作用，自然生物膜在沉積物－水界面的存在對(duì)磷的去除、吸收、轉(zhuǎn)化以及生物有效性等方面都起著非常重要的作用［27－28］.對(duì)比圖3D、圖3E可以看出，生物膜對(duì)DIP的影響要大于DOP，這是因?yàn)樗w中可被生物利用的磷多為DIP，隨著生物膜的生長(zhǎng)，硅藻以及水體中其他藻類不斷生長(zhǎng)，上覆水中大量的無(wú)機(jī)磷被吸收.另外，增加曝氣的處理組在15 d時(shí)其PP達(dá)到最大值(0.30±0.0015 mg/L)，這可能是由于曝氣人為增加了“沉積物－生物膜－上覆水”系統(tǒng)的擾動(dòng)，使沉積物表面的顆粒性磷隨著擾動(dòng)混入上覆水，使其含量增加;隨后便呈下降趨勢(shì)直至趨于穩(wěn)定，這可能要?dú)w因于自然生物膜的吸附作用，自然生物膜的胞外聚合物與泥污生物膜很相似，具有更多可以吸持污染物的吸附位點(diǎn)［29－30］.

2.4 沉積物中各形態(tài)磷含量的變化

沉積物中磷含量及其形態(tài)分布是影響湖泊富營(yíng)養(yǎng)化進(jìn)程極為重要的因素之一.有研究認(rèn)為，沉積物磷的釋放可使水體的富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題持續(xù)數(shù)十年［31］，因此，控制沉積物磷的釋放刻不容緩.通過(guò)對(duì)比添加自然生物膜的處理組與對(duì)照組沉積物中的TP、Exch－P、NH4Cl－P隨時(shí)間變化規(guī)律(圖4)，不難發(fā)現(xiàn)，無(wú)論處理組還是對(duì)照組在實(shí)驗(yàn)初期沉積物TP總是處于下降狀態(tài)，隨著實(shí)驗(yàn)時(shí)間的延長(zhǎng)，在后期沉積物TP逐步趨于穩(wěn)定，且處理組與對(duì)照組TP含量變化表現(xiàn)出顯著差異(P＜0.05)，這表明沉積物在實(shí)驗(yàn)期間不斷向水環(huán)境中釋放磷，而生物膜的存在并未改變這種釋放趨勢(shì)，但顯著改變了沉積物磷釋放強(qiáng)度.同時(shí)觀察發(fā)現(xiàn)，在曝氣(人為擾動(dòng))的環(huán)境條件下，沉積物中TP相比于無(wú)曝氣處理，下降幅度稍大，這也意味著曝氣處理可能使得“沉積物－生物膜－上覆水”系統(tǒng)擾動(dòng)更為頻繁，促進(jìn)了系統(tǒng)中營(yíng)養(yǎng)元素如磷的遷移交換.

Exch－P主要是指沉積物中氧化物、氫氧化物以及黏土礦物顆粒表面等吸附的磷，有研究表明沉積物中的Exch－P是富營(yíng)養(yǎng)化水體中藍(lán)藻和“水華”生長(zhǎng)的主要磷源［32］.由圖4B可以發(fā)現(xiàn)，無(wú)論對(duì)照組還是實(shí)驗(yàn)處理組，沉積物中的Exch－P隨著時(shí)間的增加都呈下降趨勢(shì)，添加自然生物膜的處理組在45 d后逐漸趨于平穩(wěn)，對(duì)照組由最初的6.32 mg/kg下降到4.86 mg/kg，其下降程度與處理組相比達(dá)到顯著水平(P＜0.05)，說(shuō)明自然生物膜在沉積物－上覆水界面的存在顯著減少了沉積物中Exch－P的釋放.在曝氣處理下，沉積物Exch－P也表現(xiàn)出相同的變化趨勢(shì)，但與無(wú)曝氣處理差異不顯著(P＞0.05).本結(jié)果與前人研究結(jié)果一致，證實(shí)了沉積物表面生物膜的存在不僅可以吸收水界面中的營(yíng)養(yǎng)鹽，還可以通過(guò)光合呼吸作用等改變沉積物－水界面氧化還原電位以及pH，從而抑制沉積物界面磷釋放［33－34］.

圖3 上覆水中TP、DTP、PP、DIP和DOP濃度的變化Fig.3 Changes of TP，DTP，PP，DIP and DOP concentrations in the overlying water

弱吸附態(tài)磷(NH4Cl－P)屬于易釋放態(tài)磷，這類形態(tài)的磷極易被生物利用［35］，從圖4C可以看出，不論是否添加自然生物膜，沉積物中的NH4Cl－P總體變化趨勢(shì)不變，都呈現(xiàn)初期下降，后期(30 d)逐漸趨于穩(wěn)定的趨勢(shì)，而添加自然生物膜的處理組 NH4Cl－P下降程度較對(duì)照組輕，分別由原來(lái)的0.38 mg/L下降到0.14 mg/L(無(wú)曝氣)和0.15 mg/L(曝氣)，表明自然生物膜的存在可以減少NH4Cl－P的釋放.

圖4 沉積物中 TP、Exch－P和 NH4Cl－P濃度的變化Fig.4 Changes of TP，Exch－P and NH4Cl－P concentrations in the sediment

為進(jìn)一步了解沉積物中其他形態(tài)磷的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，本實(shí)驗(yàn)還對(duì)沉積物的鈣結(jié)合態(tài)磷(Ca－P)、鋁結(jié)合態(tài)磷(Al－P)、鐵結(jié)合態(tài)磷(Fe－P)和閉蓄態(tài)磷(Oc－P)進(jìn)行測(cè)定.Ca－P在沉積物中屬于相對(duì)惰性的一種磷，這是由于其自身較高的溶解度常數(shù).對(duì)照組Ca－P的含量在實(shí)驗(yàn)過(guò)程中隨時(shí)間延長(zhǎng)基本保持不變，但有小幅波動(dòng)(圖5A).不論曝氣與否，自然生物膜存在的處理組Ca－P在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中都呈上升趨勢(shì)，在30 d時(shí)達(dá)到最大值，之后便逐漸穩(wěn)定，且末期Ca－P含量與對(duì)照組差異顯著(P＜0.05)，這表明自然生物膜的存在增加了沉積物中Ca－P的含量.Al－P與Fe－P具有很強(qiáng)的釋放活性，又被稱為活性磷，是內(nèi)源負(fù)荷的重要來(lái)源.對(duì)照組中沉積物的Al－P和Fe－P隨時(shí)間延長(zhǎng)都呈下降趨勢(shì)(圖5B、圖5C)，而添加自然生物膜的處理組(無(wú)論曝氣與否)與對(duì)照組中Al－P和Fe－P含量變化均達(dá)到顯著差異(P＜0.05)，這表明自然生物膜的存在有效遏制了沉積物中Al－P和Fe－P向水體中遷移，這也與上述可交換態(tài)磷的結(jié)果相一致.Oc－P是沉積物中某些礦物顆粒(Fe、Al等)包裹磷所形成的，一般較難釋放［34］.對(duì)照組與處理組沉積物中Oc－P含量在實(shí)驗(yàn)過(guò)程中沒(méi)有顯著變化，自始至終保持在某一穩(wěn)定值(4.34±0.025 mg/kg)(圖5D).

圖5 沉積物中 Ca－P、Al－P、Fe－P 和 Oc－P 濃度的變化Fig.5 Changes of Ca－P，Al－P，F(xiàn)e－P and Oc－P concentrations in the sediment

一般環(huán)境條件下，Ca－P很難分解參與短時(shí)間的磷循環(huán)［36］，沉積物中的Ca－P主要包括兩部分，即與某些自生碳酸鈣共同沉淀的磷以及河流或者湖泊中風(fēng)化侵蝕產(chǎn)物中的磷灰石巖等.分析對(duì)照組與處理組Ca－P變化特征可以發(fā)現(xiàn)，自然生物膜的引入使上覆水相關(guān)理化性質(zhì)改變，藻－菌生物膜的投入可以改變水體的pH值［37］，初期自然生物膜的生長(zhǎng)旺盛，水體pH值上升呈現(xiàn)堿性，在這種環(huán)境條件下，鈣離子極易形成沉淀，同時(shí)與某些磷結(jié)合，以鈣沉淀－磷復(fù)合形式共同沉降，導(dǎo)致這個(gè)時(shí)間Ca－P含量上升.后期隨著自然生物膜生長(zhǎng)成熟，逐漸平穩(wěn)，沉積物中Ca－P含量逐漸趨于穩(wěn)定.

有機(jī)質(zhì)對(duì) Al－P、Fe－P、Oc－P 這 3 種形態(tài)磷的含量在某種程度上影響較大［38］.許金樹(shù)等［39］指出 Al－P 和Fe－P可以作為指示沉積物質(zhì)量的重要指標(biāo)之一.由于自然生物膜的存在，使系統(tǒng)中有機(jī)質(zhì)含量升高，有機(jī)質(zhì)在降解過(guò)程中所釋放的溶解態(tài)磷被Fe、Al的(氫)氧化物吸附，沉降，所以在實(shí)驗(yàn)初期，沉積物中Al－P有小幅升高，但是隨著沉積物中氧化還原環(huán)境的形成與穩(wěn)定，Al－P、Fe－P在沉積物氧化還原條件的影響下可以轉(zhuǎn)化成溶解態(tài)磷(DP)，通過(guò)間隙水進(jìn)入上覆水體，進(jìn)而被生物膜吸收，所以15 d后Al－P、Fe－P呈下降趨勢(shì).有研究指出，在厭氧環(huán)境條件下，沉積物中Fe－P能夠釋放以供環(huán)境中生物的生長(zhǎng)［40］.Oc－P主要包括兩類:閉蓄態(tài)Al磷(Oc－Al－P)和閉蓄態(tài) Fe磷(Oc－Fe－P)，其實(shí)質(zhì)是被 Fe2O3膠膜所包裹的具有還原性的磷酸鐵與磷酸鋁，在沉積物中與Fe－P性質(zhì)相似，容易受到周圍環(huán)境的Ph、氧化還原電位(Eh和Es)的影響.但是，本實(shí)驗(yàn)結(jié)果發(fā)現(xiàn)Oc－P含量并沒(méi)有顯著性變化，這可能是因?yàn)樗诜沁€原條件下很難被其他生物吸收利用(比如自然生物膜)，這部分磷在這個(gè)系統(tǒng)中就很難參與沉積物、水、生物膜的磷循環(huán).

3 總結(jié)

1)沉積物中的磷是水體富營(yíng)養(yǎng)化的一個(gè)重要來(lái)源，在適宜的條件下可以通過(guò)間隙水向上覆水體釋放，影響著水體的富營(yíng)養(yǎng)化程度.本實(shí)驗(yàn)表明自然生物膜的存在能夠有效降低沉積物中可交換態(tài)磷與弱吸附態(tài)磷向上覆水的釋放，使沉積物－上覆水中磷的遷移發(fā)生顯著變化，因此研究沉積物－上覆水界面磷的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程必須要考慮到生物層的存在.

2)水體的富營(yíng)養(yǎng)化主要是由水體中氮、磷濃度過(guò)高造成的，通過(guò)觀察對(duì)照組與處理組中上覆水以及沉積物各形態(tài)磷含量變化可以發(fā)現(xiàn)，自然生物膜的存在不僅可以降低水體中磷的含量，并能在抑制沉積物中磷的釋放，因此基于自然生物膜的水體富營(yíng)養(yǎng)化生態(tài)修復(fù)工程具有巨大的潛在應(yīng)用前景.

由此可以看出，依托湖泊生態(tài)系統(tǒng)自身的生態(tài)組分——自然生物膜，不僅能在一定程度上凈化上覆水水質(zhì)，而且能有效地減緩沉積物磷釋放，從而緩解某些高磷水體的富營(yíng)養(yǎng)化程度.

［1］范成新，張 路，王建軍等.湖泊底泥疏浚對(duì)內(nèi)源釋放影響的過(guò)程與機(jī)理.科學(xué)通報(bào)，2004，49(15):1523－1528.

［2］Palmer－Felgate EJ，Bowes MJ，Stratford C et al.Phosphorus release from sedimentsin a treatment wetland:Contrast between DET and EPC0methodologies.Ecological Engineering，2011，37(6):826－832.

［3］Slomp CP，Malschaert JFP，van Raaphorst W.The role of adsorption in sediment－water exchange of phosphate in North Sea continental margin sediments.Limnology and Oceanography，1998，43(5):832－846.

［4］李 悅，烏大年，薛永先.沉積物中不同形態(tài)磷提取方法的改進(jìn)及其環(huán)境地球化學(xué)意義.海洋環(huán)境科學(xué)，1998，17(1):15－20.

［5］Ruttenberg KC.Development of a sequential extraction method for different forms of phosphorus in marine sediments.Limnology and Oceanography，1992，37(7):1460－1482.

［6］高 光，朱廣偉，秦伯強(qiáng)等.太湖水體中堿性磷酸酶的活性及磷的礦化速率.中國(guó)科學(xué):D輯:地球科學(xué)，2005，35(增刊):157－165.

［7］Jin X，Wang S，Pang Y et al.Phosphorus fractions and the effect of pH on the phosphorus release of the sediments from different trophic areas in Taihu Lake，China.Environmental Pollution，2006，139:288－295.

［8］Liikanen A，Murtoniemi T，Tanskanen H et al.Effects of temperature and oxygenavailability on greenhouse gas and nutrient dynamics in sediment of a eutrophic mid－boreal lake.Biogeochemistry，2002，59:269－286.

［9］Jin X，Jiang X，Yao Y et al.Effects of light and oxygen on the uptake and distribution of phosphorus at the sediment－water interface.Science of the Total Environment，2006，357(1/2/3):231－236.

［10］Gainswin BE，House WA，Leadbeater BSC et al.Kinetics of phosphorus release from a natural mixed grain－size sediment with associated algal biofilms.Science of the Total Environment，2006，360(1/2/3):127－141.

［11］Palmer－Felgate EJ，Mortimer RJG，Krom MD et al.Internal loading of phosphorus in a sedimentation pond of a treatment wetland:Effect of a phytoplankton crash.Science of the Total Environment，2011，409(11):2222－2232.

［12］朱廣偉，高 光，秦伯強(qiáng)等.淺水湖泊沉積物中磷的地球化學(xué)特征.水科學(xué)進(jìn)展，2003，14(6):714－719.

［13］Jukka H，Leena N.Effects of submerged macrophytes on sediment resuspension and internal phosphorus loading in Lake Hiidenvesi(southern Finland).Water Research，2003，37:4468－4474.

［14］高鏡清，熊治廷，張維昊等.常見(jiàn)沉水植物對(duì)東湖重度富營(yíng)養(yǎng)化水體磷的去除效果.長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境，2007，16(6):796－800.

［15］劉臣煒，汪德?tīng)?湖泊富營(yíng)養(yǎng)化內(nèi)源污染的機(jī)理和控制技術(shù)研究.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2006，25:814－818.

［16］潘 綱，代立春，李 梁等.改性當(dāng)?shù)赝寥兰夹g(shù)修復(fù)富營(yíng)養(yǎng)化水體綜合效果研究.水質(zhì)改善的應(yīng)急與長(zhǎng)期效果與機(jī)制.湖泊科學(xué)，2012，24(6):801－810.

［17］Coenye T，Nelis HJ.In vitro and in vivo model systems to study microbial biofilm formation.Journal of Microbiological Methods，2010，83:89－105.

［18］Donlan RM.Biofilms:microbial life on surfaces.Emerging Infectious Diseases，2002，8:881－890.

［19］Golladay SW，Sinsabaugh RL.Biofilm development on leaf and wood surfaces in a boreal river.Freshwater Biology，1991，25:437－450.

［20］Lorite GS，Rodrigues CM，de Souza AA et al.The role of conditioning film formation and surface chemical changes on Xylella fastidiosa adhesion and biofilm evolution.Journal of Colloid and Interface Science，2011，359:289－295.

［21］國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》編委會(huì).水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法:第四版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，2002:10.

［22］金相燦，屠清瑛.湖泊富營(yíng)養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范:第二版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，1990.

［23］徐 駿.杭州西湖底泥磷分級(jí)分布.湖泊科學(xué)，2001，13(3):247－254.

［24］Nguyen LM.Phosphate incorporation and transformation in surface sediments of a sewage－impacted wetland as influenced by sediment sites，sediment pH and added phosphate.Ecological Engineering，2000，14:139－155.

［25］Roeselers G，van Loosdrecht MCM，Muyzer G.Phototrophic biofilms and their potential applications.Journal of Applied Phycology，2008，20:227－235.

［26］McCormick PV，Shuford III RBE，Chimney MJ.Periphyton as a potential phosphorus sink in the Everglades Nutrient Removal Project.Ecological Engineering，2006，27:279－289.

［27］Chiou RJ，Yang YR.An evaluation of the phosphorus storage capacity of an anaerobic/aerobic sequential batch biofilm reactor.Bioresource Technology，2008，99:4408－4413.

［28］Sainto LJ，Reddy KR.Biotic and abiotic uptake of phosphorus by periphyton in a subtropical freshwater wetland.Aquatic Botany，2003，77:203－221.

［29］Gottlieb A，Richards J，Gaiser E.Effects of desiccation duration on the community structure and nutrient retention of short and long－h(huán)ydroperiod Everglades periphyton mats.Aquatic Botany，2005，82:99－102.

［30］Wolf G，Picioreanu C，van Loosdrecht MCM.Kinetic model of phototrophic biofilms－the PHOBIA model.Biotechnology Bioengineering，2007，97:1064－1079.

［31］Varjo E，Liikanen A，Salonen VP et al.A new gypsum－based technique toreduce methane and phosphorus release from sediments of eutrophiedlakes:Gypsum treatment to reduce internal loading.Water Research，2003，37:1－10.

［32］Wu Y，Zhang S，Zhao H et al.Environmentally benign periphyton bioreactors for controllingcyanobacterial growth.Bioresource Technology，2010，101:9681－9687.

［33］馬天芳，孫 青，凌 媛等.生物膜作用下沉積物－水界面溶液中pH和磷含量變化.巖礦測(cè)試，2011，30(6):683－687.

［34］Zhou AM，Wang DS，Tang HX.Phosphorus fractionation and bioavailability in Taihu Lake(China)sediments.Journal of Environmental Science，2005，17(3):384－388.

［35］Edlund G，Carman R.Distribution and diagenesis of organic and inorgallic phosphorus in sediment of the Baltic proper.Chemosphere，2001，45:1053－1061.

［36］王春玲，趙興敏，趙蘭坡.富營(yíng)養(yǎng)化水體內(nèi)源磷釋放和穩(wěn)定化研究進(jìn)展.環(huán)境科學(xué)與管理，2011，6(1):26－30.

［37］Hayashi M，Vogt T，M?chler L et al.Diurnal fluctuations of electrical conductivity in a pre－alpine river:Effects of photosynthesis and groundwater exchange.Journal of Hydrology，2012，450/451:93－104.

［38］戴紀(jì)翠，宋金明，李學(xué)剛等.膠州灣不同形態(tài)磷的沉積記錄及生物可利用性研究.環(huán)境科學(xué)，2007，28(5):929－936.

［39］許金樹(shù)，李亮歌.臺(tái)灣海峽中、北部沉積物中磷的存在形態(tài).海洋與湖沼，1999，21(1):62－69.

［40］Ting DS，Appan A.General characteristics and fractions of phosphorus in aquatic sediments of two tropical reservoirs.Water Science Technology，1996，34(7/8):53－59.