鄭余琦 鄭忠明① 秦文娟

隨著水產(chǎn)養(yǎng)殖模式從傳統(tǒng)的粗放型走向可控的集約型, 隨之帶來的環(huán)境問題也日益引起人們的關(guān)注(諶莉莎等, 2012)。集約化養(yǎng)殖模式在大幅度提高養(yǎng)殖產(chǎn)量的同時(shí), 人工投餌產(chǎn)生的殘餌以及養(yǎng)殖動(dòng)物代謝產(chǎn)物等的積累, 使得大量N、P營養(yǎng)鹽以及有機(jī)顆粒進(jìn)入養(yǎng)殖場附近水域, 導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化及赤潮頻發(fā)(Marinho-Soriano et al, 2009)。因此, 養(yǎng)殖廢水處理已被廣泛采用, 目前養(yǎng)殖廢水處理工藝主要采用“生物生態(tài)法”, 包括三個(gè)主要處理過程; (1) 沉淀, 通過自然沉淀減少水體中顆粒物的濃度; (2) 曝氣, 促進(jìn)微生物分解有機(jī)物, 加快微藻生長并吸收營養(yǎng)鹽; (3) 貝類的生態(tài)養(yǎng)殖, 通過貝類(如縊蟶)過濾吸收水體中的微藻和有機(jī)顆粒, 最終使養(yǎng)殖廢水中的N、P營養(yǎng)物質(zhì)固定到貝類生物體中, 達(dá)到凈化養(yǎng)殖尾水的目的。

在水生環(huán)境系統(tǒng)中, 沉積物既是水體中營養(yǎng)鹽以及有機(jī)顆粒的蓄積庫, 同時(shí)又充當(dāng)上覆水體的營養(yǎng)源(S?ndergaard et al, 1999)。在外源污染物得到控制的情況下, 營養(yǎng)豐富的沉積物在一定條件下影響上覆水體的質(zhì)量, 將在相當(dāng)長的時(shí)間內(nèi)阻止或延緩水體水質(zhì)的治理效果(Bostr?m et al, 1985)。其中, 磷元素被廣泛認(rèn)為是導(dǎo)致水生系統(tǒng)中浮游藻類異常增殖和限制其初級(jí)生產(chǎn)力的關(guān)鍵因素, 過量的磷含量是引起水體環(huán)境中富營養(yǎng)化的主要原因(姚揚(yáng)等,2004; Conley et al, 2009)。沉積物-水界面的磷循環(huán)易受沉積物物理化學(xué)特性、生物擾動(dòng)、酸堿度及氧化還原條件等環(huán)境因子影響, 磷的賦存形態(tài)和特性隨著這些條件的改變而改變(Qian et al, 2011)。研究表明底棲動(dòng)物通過掘穴、攝食、通風(fēng)、排泄等生物擾動(dòng)作用改變沉積物的空間異質(zhì)性、表面成分組成、粒度分布、孔隙度等物理性質(zhì)(Thayer, 1979), 并對(duì)沉積物中的營養(yǎng)物質(zhì)再生, 對(duì)上覆水中營養(yǎng)鹽吸附以及其循環(huán)動(dòng)力學(xué)具有重要的作用(孫思志等, 2010)。Bates等(1980)提出, 在相同其他條件(溶解氧、pH 值等)下, 底棲動(dòng)物的生物擾動(dòng)可使沉積物中磷釋放量增大到2倍。

縊蟶(Sinonovacula constricta)是中國沿海地區(qū)常見的底棲動(dòng)物, 營濾食性埋棲生活, 具有較高食用價(jià)值(田相利等, 2001)。研究表明縊蟶通過自身水管吸食上層水面的有機(jī)懸浮物質(zhì), 提高水體透明度, 減少沉積物中有機(jī)物含量, 當(dāng)其分布密度較高時(shí), 群體清除底泥中有機(jī)物的能力明顯加強(qiáng), 并使水中溶解氧和初級(jí)生產(chǎn)力升高, 最終達(dá)到凈化水質(zhì)的作用(Tsuchiya et al, 1979; 田相利等, 2001; 范德朋等,2002)。但國內(nèi)外有關(guān)底棲動(dòng)物對(duì)水生系統(tǒng)中生源要素轉(zhuǎn)移變遷的研究比較缺乏, 需要進(jìn)一步研究補(bǔ)充。本研究通過在養(yǎng)殖廢水池貝藻處理區(qū)采集不同縊蟶養(yǎng)殖密度下的實(shí)驗(yàn)圍隔箱內(nèi)的底泥, 分別測定不同垂直方向上底泥的微生物活性(FDA)、堿性磷酸酶(APA)以及不同的磷賦存形態(tài)含量, 以期揭示縊蟶的生物擾動(dòng)對(duì)養(yǎng)殖廢水處理池中底泥磷釋放機(jī)制的影響, 為水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水生態(tài)治理提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)所需的底泥取自浙江省寧波市藍(lán)尚海洋科技有限公司的水產(chǎn)養(yǎng)殖場, 將底泥充分混勻。底泥由3.2%的沙礫石、25%的沙子和71.2%的淤泥和黏土組成, 平均粒徑為 10.77μm。實(shí)驗(yàn)所用的縊蟶采自寧波市藍(lán)尚海洋科技有限公司附近的象山港沿海灘涂,選取貝殼完整、健康的個(gè)體(平均體重7.21±0.13g), 放入塑料桶內(nèi)進(jìn)行適應(yīng)性培養(yǎng)一周, 每天喂以微綠球藻和小球藻。

1.2 實(shí)驗(yàn)地點(diǎn)與設(shè)計(jì)

于2016年5—7月在浙江省寧波市藍(lán)尚海洋科技有限公司的養(yǎng)殖廢水處理池進(jìn)行了本實(shí)驗(yàn)研究。該廢水處理池面積約為 1956m2, 池塘年平均水深約為1.0m, 池塘分別有進(jìn)水口區(qū)、物理沉降區(qū)、曝氣區(qū)、貝藻處理區(qū)以及出水口區(qū)五個(gè)部分組成。排入廢水來自該對(duì)蝦養(yǎng)殖場(品種為凡納濱對(duì)蝦 Penaeus vannamei Boone), 該養(yǎng)殖場每天廢水排放3次, 時(shí)間分別為; 7:30、12:00和18:00。實(shí)驗(yàn)開始時(shí), 將12個(gè)聚乙烯塑料培養(yǎng)箱(長×寬×高; 40×30×20cm)放入養(yǎng)殖廢水處理池的貝藻處理區(qū)。每個(gè)塑料培養(yǎng)箱內(nèi)鋪上深度為 12cm上述介紹的底泥, 實(shí)驗(yàn)設(shè) 3個(gè)處理組, 每組 4個(gè)重復(fù); 低密度組, 8個(gè)縊蟶/箱(相當(dāng)于66.67ind/m2); 高密度組, 36個(gè)縊蟶/箱(300.00ind/m2);對(duì)照組(T0), 有底泥沒有縊蟶。

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

實(shí)驗(yàn)共進(jìn)行50天, 5月10日開始, 7月1日結(jié)束。分別于5月10日(實(shí)驗(yàn)初始), 5月27日(實(shí)驗(yàn)初期), 6月14日(實(shí)驗(yàn)中期), 7月1日(實(shí)驗(yàn)?zāi)┢?的早上9—10點(diǎn)采樣一次, 共4次。用無擾動(dòng)淺水底泥采樣器(直徑為5cm, 高為50cm)采集沉積物。采樣時(shí)將底泥采樣器插到塑料箱底部, 緩慢連水帶泥拔出采泥器, 要求采集時(shí)樣品表面均無明顯的擾動(dòng)現(xiàn)象。采集后的底泥立即運(yùn)往實(shí)驗(yàn)室并立即進(jìn)行底泥的分層, 溢出上覆水并用粗濾紙吸干, 用切板按照表層(0—2cm)、中層(2—6cm)、底層(6—12cm)切開, 一部分泥樣立即保存在–80度冰箱, 用于之后測定微生物活性(FDA)含量和堿性磷酸酶(APA); 另一部分泥樣放入烘箱 60°烘干后, 研磨過篩(100目), 放入塑封袋后密封保存于低溫(4°C)冰箱內(nèi)待用。

1.4 樣品分析方法

底泥中總微生物活性采用熒光素雙醋酸酯(FDA)法(Adam et al, 2001)測定; 沉積物堿性磷酸酶活性(APA)采用對(duì)硝基苯磷酸二鈉(p-NPP)法(Sayler et al,1979)進(jìn)行測定; 底泥中磷形態(tài)的測定使用SMT協(xié)議法(Ruban et al, 1999, 2001); 依據(jù)土壤中磷活性強(qiáng)弱依次提取 5種磷賦存形態(tài); 總磷(TP)、無機(jī)磷(IP)、有機(jī)磷(OP)、磷灰石無機(jī)磷(AP: 鈣磷)以及非磷灰石無機(jī)磷(NAIP: 與 Fe、Mn、Al氧化物及其氫氧化物結(jié)合的磷), 該方法提取液中磷含量通過鉬銻抗比色法測定溶解態(tài)正磷酸鹽含量, 換算成單位質(zhì)量干泥中各磷形態(tài)含量。

1.5 數(shù)據(jù)計(jì)算與統(tǒng)計(jì)分析

堿性磷酸酶(APA)和微生物活性量(FDA)的計(jì)算公式(孫芳等, 2011);

其中, RAPA[μg/(g·h)]為沉積物中堿性磷酸酶(APA)的含量, CAPA(μg/mL)為對(duì)硝基苯酚濃度; RFDA[μg/(g·h)]為沉積物中微生物活性量(FDA)的含量, CFDA(μg/mL)為FDA活性熒光素濃度, V(m2)為反應(yīng)總體積, m(g)為反應(yīng)底泥樣品質(zhì)量(干重), t(h)為培養(yǎng)時(shí)間。

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)先在 Microsoft Excel 2007進(jìn)行處理,運(yùn)用 SPSS18.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析, 沉積物中堿性磷酸酶(APA)、微生物活性量(FDA)以及磷形態(tài)含量先進(jìn)行單因素方差分析(one-way ANOVA), 然后進(jìn)行Tukey多重比較。方差分析前先進(jìn)行方差齊性檢驗(yàn),并用Origin 8.0進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果

2.1 沉積物堿性磷酸酶(APA)含量和微生物活性

(FDA)含量的變化

沉積物中堿性磷酸酶活性(APA)呈現(xiàn)升高的趨勢(shì)(圖 1)。其中在表層沉積物中, 隨著實(shí)驗(yàn)的進(jìn)行以及縊蟶投放密度的增加, 堿性磷酸酶(APA)含量表現(xiàn)出顯著上升的趨勢(shì)(P＜0.05), 且各實(shí)驗(yàn)組在實(shí)驗(yàn)?zāi)┢?7月1日)時(shí)APA含量達(dá)到最高, 其中高密度組中APA含量為 417.88μg/(g·h), 相對(duì)于實(shí)驗(yàn)初期增加了 1.2倍。而中層沉積物中各實(shí)驗(yàn)組的 APA含量在實(shí)驗(yàn)前期和中期變化為 87.84—161.25μg/(g·h), 組間無明顯差異(P＞0.05); 在實(shí)驗(yàn)后期時(shí), 低密度組的APA含量顯著高于對(duì)照組(P＜0.05)。在底層沉積物中, 低密度組和高密度組的APA含量除了6月14日時(shí)均顯著高于對(duì)照組(P＜0.05)。

沉積物中的微生物活性(FDA)含量與堿性磷酸酶(APA)含量分布趨勢(shì)大致相同, 隨著實(shí)驗(yàn)的進(jìn)行, 所有處理組的FDA值均表現(xiàn)出增加的趨勢(shì)(圖2)。其中以表層沉積物中 FDA含量增長幅度最大, 如高密度組的 FDA含量在實(shí)驗(yàn)?zāi)┢跁r(shí)為791.81μg/(g·h), 相比于實(shí)驗(yàn)處期增加了 61.4%。實(shí)驗(yàn)期間, 高密度組的FDA值(除了中層沉積物初期時(shí) FDA值)均顯著高于對(duì)照組(P＜0.05), 而低密度組在實(shí)驗(yàn)后期(7月1日)顯著高于對(duì)照組(P＜0.05)。

圖1 不同投放密度處理組對(duì)不同層次沉積物堿性磷酸酶含量(APA)的影響Fig.1 The effect of culture density on the content of APA in sediment注: 同一深度下同一時(shí)期內(nèi)不同的小寫字母表示組間差異顯著(P＜0.05)

圖2 不同投放密度處理組對(duì)不同層次沉積物微生物活性含量(FDA)的影響Fig.2 The effect of culture density on the content of FDA in sediment注: 同一深度下同一時(shí)期內(nèi)不同的小寫字母表示組間差異顯著(P＜0.05)

2.2 沉積物中有機(jī)磷(OP)、磷灰石態(tài)無機(jī)磷含量(AP)和非磷灰石態(tài)無機(jī)磷含量(NAIP)含量的變化

試驗(yàn)初始階段(5月10日), 3個(gè)實(shí)驗(yàn)組的沉積物中有機(jī)磷(OP)、磷灰石態(tài)無機(jī)磷含量(AP)和非磷灰石態(tài)無機(jī)磷含量(NAIP)分別為 7.62—52.67mg/kg、34.62—37.74mg/kg、33.02—51.22mg/kg, 組間無顯著差異(P＞0.05)。各實(shí)驗(yàn)組的 OP含量隨著實(shí)驗(yàn)的進(jìn)行以及縊蟶投放密度的增加而呈現(xiàn)下降趨勢(shì), 其中底層沉積物在實(shí)驗(yàn)?zāi)┢跁r(shí)的有機(jī)磷含量僅為 14.83mg/kg,相比于實(shí)驗(yàn)初期降低了48.0% (圖3)。低密度組和高密度組的OP含量小于對(duì)照組, 尤其是高密度組的OP含量在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中均顯著小于對(duì)照組(P＜0.05);而低密度組在表層沉積物、中層沉積物的前期和中期以及底層沉積物的中期時(shí)的OP值顯著小于對(duì)照組的OP 值(P＜0.05)。

圖3 不同投放密度處理組對(duì)不同層次沉積物有機(jī)磷含量(OP)的影響Fig.3 The effect of culture density on the content of OP in sediment注: 同一深度下同一時(shí)期內(nèi)不同的小寫字母表示組間差異顯著(P＜0.05)

圖4 不同投放密度處理組對(duì)不同層次沉積物磷灰石態(tài)無機(jī)磷含量(AP)的影響Fig.4 The effect of culture density on the content of AP in sediment注: 同一深度下同一時(shí)期內(nèi)不同的小寫字母表示組間差異顯著(P＜0.05)

沉積物中磷灰石態(tài)無機(jī)鹽(AP)如圖4所示, 低密度組和高密度組的AP含量除了低密度組的底層沉積物在實(shí)驗(yàn)?zāi)┢?7月 1日)的 AP值, 均高于對(duì)照組的AP值。其中表層沉積物中, 高密度組的AP值均表現(xiàn)出顯著高于對(duì)照組(P＜0.05), 而低密度組在實(shí)驗(yàn)中后期(6月14日和7月1日)顯著高于對(duì)照組(P＜0.05)。而在中層沉積物中, 高密度組在實(shí)驗(yàn)初期(5月27日)和試驗(yàn)后期(7月 1日)顯著高于對(duì)照組; 而底層沉積物中, 高密度在試驗(yàn)后期(7月 1日)顯著高于對(duì)照組和低密度組(P＜0.05), 且該AP值達(dá)到最高值, 為79.67mg/kg,相比于實(shí)驗(yàn)初期(5月27日)增加了74.14%。

實(shí)驗(yàn)初期(5月27日), 各實(shí)驗(yàn)組的非磷石灰態(tài)無機(jī)磷(NAIP)無顯著性差異(P＞0.05)(圖5)。實(shí)驗(yàn)中后期(6月14日和7月1日), 低密度組和高密度組的NAIP值均大于對(duì)照組, 其中在表層沉積物, 高密度組顯著大于對(duì)照組(P＜0.05)。

2.3 沉積物中總磷(TP)和無機(jī)磷(IP)含量的變化

圖5 不同投放密度處理組對(duì)不同層次沉積物非磷灰石態(tài)無機(jī)磷含量(NAIP)的影響Fig.5 The effect of culture density on the content of NAIP in sediment注: 同一深度下同一時(shí)期內(nèi)不同的小寫字母表示組間差異顯著(P＜0.05)

圖6 不同投放密度處理組對(duì)不同層次沉積物總磷含量(TP)的影響Fig.6 The effect of culture density on the content of TP in sediment注: 同一深度下同一時(shí)期內(nèi)不同的小寫字母表示組間差異顯著(P＜0.05)

實(shí)驗(yàn)初始階段(5月10日), 縊蟶實(shí)驗(yàn)組和對(duì)照組沉積物中總磷(TP)和無機(jī)磷(IP)含量相近, 變化范圍分別為 134.20—144.76mg/kg和 86.58—93.88mg/kg,且無顯著差異(P＞0.05)。實(shí)驗(yàn)過程中, 低密度組和高密度組的沉積物中 TP含量(除了底層沉積物在實(shí)驗(yàn)?zāi)┢跁r(shí)的TP含量)均小于對(duì)照組(圖6)。其中在沉積物表層, 高密度組在實(shí)驗(yàn)中期和后期(6月 14日和 7月1日)均顯著小于對(duì)照組(P＜0.05); 低密度組則在實(shí)驗(yàn)初期顯著小于對(duì)照組(P＜0.05)。在中層沉積物中,高密度組在實(shí)驗(yàn)初期和中期均顯著小于對(duì)照組(P＜0.05)。而在沉積物的底層, 各處理組的TP含量范圍在 87.84—161.25mg/kg, 除了實(shí)驗(yàn)?zāi)┢?7月 1日),各實(shí)驗(yàn)組組間無明顯差異(P＞0.05)。

在實(shí)驗(yàn)的中后期, 低密度組和高密度組的 IP含量均大于對(duì)照組(圖 7), 實(shí)驗(yàn)?zāi)┢?7月 1日), 低密度組在表層以及中層沉積物的 IP值顯著大于對(duì)照組(P＜0.05), 而高密度組在中層以及底層沉積物的IP值顯著大于對(duì)照組的IP值(P＜0.05)。

圖7 不同投放密度處理組對(duì)不同層次沉積物無機(jī)磷含量(IP)的影響Fig.7 The effect of culture density on the content of IP in sediment注: 同一深度下同一時(shí)期內(nèi)不同的小寫字母表示組間差異顯著(P＜0.05)

3 討論

底棲動(dòng)物通過其攝食、排泄、管道筑建, 穴居等生命活動(dòng)改變沉積物的物理化學(xué)特性, 進(jìn)而對(duì)微生物產(chǎn)生重要影響(孫剛等, 2013)。如底棲動(dòng)物銅銹環(huán)棱螺的生物擾動(dòng)對(duì)沉積物中的微生物的生長和繁殖具有重要的作用(孫芳等, 2012); 青蛤的生物擾動(dòng)下促進(jìn)了沉積物-水界面N、P營養(yǎng)鹽的釋放, 加快了海洋水生系統(tǒng)沉積物的礦化反應(yīng)(Nicholaus et al,2014)。與其他底棲動(dòng)物一樣, 縊蟶生物擾動(dòng)作用同樣對(duì)沉積物表面造成了強(qiáng)烈的破壞, 并在沉積物內(nèi)部中形成了管狀的通道, 為沉積物內(nèi)部中引入更多的氧氣和其他電子受體, 打破了底泥中的厭氧環(huán)境, 從而促進(jìn)了不同種群的微生物大量繁殖, 同時(shí)存在于不同氧化還原條件以及有氧或無氧的微環(huán)境(Aller,1982)。而Papaspyrou等(2006)的研究中也發(fā)現(xiàn), 與缺氧的沉積物相比, 底棲動(dòng)物的洞穴管道壁以及氧化表面上附著的活性微生物數(shù)量更多。在本實(shí)驗(yàn)中, 高密度縊蟶組的FDA值在不同沉積物層均顯著大于對(duì)照組, 而低密度組的FDA值在實(shí)驗(yàn)后期(7月1日)也顯著大于對(duì)照組(圖 2)。表明縊蟶的生物擾動(dòng)能夠促進(jìn)沉積物中微生物的生長, 由微生物介導(dǎo)的各類生化反應(yīng)隨著縊蟶的養(yǎng)殖密度而顯著增加。

堿性磷酸酶(APA)是專一性磷酸酯水解酶, 是微生物分泌的特殊胞外酶。孫芳等(2011)發(fā)現(xiàn)在水生系統(tǒng)中沉積物中微生物活性和堿性磷酸酶呈正相關(guān),且微生物活性和堿性磷酸酶活性均隨著沉積物的深度的增加而減少, 沉積物表面由堿性磷酸酶介導(dǎo)的磷循環(huán)較沉積物內(nèi)部劇烈。在本實(shí)驗(yàn)中, 各實(shí)驗(yàn)組的堿性磷酸酶的變化趨勢(shì)與微生物活性值相似, 隨著實(shí)驗(yàn)的進(jìn)行以及縊蟶的密度而顯著增加(圖 1), 尤其是高密度表層沉積物, 其在實(shí)驗(yàn)后期的 APA值相比去實(shí)驗(yàn)初期增加了1.14倍。因此, 實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明; 在底棲動(dòng)物縊蟶的生物擾動(dòng)下, 沉積物中由堿性磷酸酶介導(dǎo)的磷循環(huán)過程異?；钴S, 其中以表層沉積物的磷循環(huán)最為活躍; 縊蟶的生物擾動(dòng)能顯著提高沉積物中各垂直方向上的微生物活性和堿性磷酸酶活性。

微生物的新陳代謝是整個(gè)水生生態(tài)系統(tǒng)中的物質(zhì)轉(zhuǎn)換和循環(huán)以及沉積物中有機(jī)物礦化反應(yīng)的關(guān)鍵因素, 與微生物相關(guān)的大量酶是在水生環(huán)境中生物元素轉(zhuǎn)換的主要催化劑, 而堿性磷酸酶(APA)是迄今為止在水生環(huán)境中磷循環(huán)中的最重要酶(Barik et al,2001)。較高水平的微生物活性和堿性磷酸酶含量加快了沉積物中有機(jī)磷的分解, 促進(jìn)了磷元素主要以可溶性磷酸鹽的形式釋放出來并進(jìn)入上覆水, 進(jìn)而直接影響用于初級(jí)生產(chǎn)力的溶解態(tài)無機(jī)磷的含量(Edlund et al, 2001)。Qian等(2011)研究中發(fā)現(xiàn)相對(duì)于沉積物的OP含量在細(xì)菌的作用下顯著降低, 生物作用加快了沉積物中P元素的釋放。本實(shí)驗(yàn)中, 縊蟶實(shí)驗(yàn)組(低密度和高密度組)中的 OP值均實(shí)驗(yàn)的進(jìn)行而呈下降趨勢(shì), 其中高密度組在整個(gè)實(shí)驗(yàn)中, 其不同沉積物層的OP值均顯著小于對(duì)照組, 而低密度組在表層沉積物、中層沉積物的前期和中期以及底層沉積物的中期時(shí)的OP值顯著小于對(duì)照組的OP值。表明了縊蟶高強(qiáng)度的生物擾動(dòng)能夠加快底泥中有機(jī)磷的礦化反應(yīng), 并將沉積物中的有機(jī)磷分解轉(zhuǎn)化成無機(jī)態(tài)磷, 把難溶性轉(zhuǎn)化為可溶性磷。這些可溶性磷一方面可以為自身的生命活動(dòng)所利用, 另一方面將釋放到上覆水體或與底泥中 Fe、Al等金屬離子結(jié)合的氫氧化物、氧化物以及無機(jī)顆粒進(jìn)行物理或化學(xué)吸附, 進(jìn)而轉(zhuǎn)變?yōu)榉橇谆沂療o機(jī)磷(NAIP)的一部分(李大鵬等,2008; 湯寶靖, 2010)。Ruban等(1999)的研究也表明,沉積物中NAIP和OP的含量之和可認(rèn)為是潛在的可釋放磷, 即生物有效磷。

非磷灰石態(tài)無機(jī)磷(NAIP)是指以不同形式與Fe、Al、Mn等金屬離子結(jié)合的磷, 是沉積物中生物可利用性磷的主要組成部分。其中鐵結(jié)合態(tài)磷(Fe-P)是非磷灰石態(tài)無機(jī)磷(NAIP)的主要成分。許多研究表明,湖泊等自然水體中的沉積物向上覆水體中釋放的“活性磷”主要來自于有機(jī)磷的降解以及與鐵氧/氫氧化物結(jié)合磷的釋磷作用(Holtan et al, 1988)。而本實(shí)驗(yàn)中,縊蟶實(shí)驗(yàn)組(低密度組和高密度組)在實(shí)驗(yàn)的中后均大于對(duì)照組, 其中, 在表層沉積物中, 高密度組的NAIP含量在實(shí)驗(yàn)中后期均顯著大于對(duì)照組的 NAIP值。研究證明底棲動(dòng)物的生物擾動(dòng)(掘穴、沖洗等), 破壞了沉積物的表面氧化層, 增加了富含氧氣的上覆水倒灌下滲, 使沉積物內(nèi)部中有氧區(qū)域擴(kuò)大, 導(dǎo)致沉積物內(nèi)環(huán)境趨于氧化性, 由此促進(jìn)了沉積物 Fe2+向Fe3+轉(zhuǎn)變, 使上覆水和沉積物間隙水中的活性磷大量吸附于水合鐵氧化物或鐵氫氧化鐵(張雷等, 2011),造成了沉積物中 NAIP含量增加。Lewandowski等(2005)的室內(nèi)研究也發(fā)現(xiàn)搖蚊幼蟲與水絲蚓的生物擾動(dòng)改變了鐵結(jié)合態(tài)磷在沉積物中的分布。而在中層和底層沉積物中, 除了底層沉積物在實(shí)驗(yàn)中期時(shí)的NAIP含量外, 各實(shí)驗(yàn)組的 NAIP值均無顯著性的差異?？赡苁侵袑雍偷讓映练e物中溶解氧含量小于表層沉積物, 且這些溶解氧大部分被沉積物內(nèi)部中有機(jī)顆粒等還原性物質(zhì)所消耗, 系統(tǒng)內(nèi)部還原性增強(qiáng), 促進(jìn)了沉積物中一部分的三價(jià)鐵離子還原成二價(jià)鐵,使得一部分Fe-P發(fā)生釋放(李大鵬等, 2008)。

磷灰石態(tài)無機(jī)磷(AP)是指鈣結(jié)合態(tài)磷(Ca-P), 包括自生鈣磷(Aca-P)、碎屑態(tài)磷(Det-P)以及鈣離子和磷酸根結(jié)合的鈣磷酸鹽(李大鵬等, 2008)。Ca-P一般被認(rèn)為是沉積物磷賦存形態(tài)中比較惰性的成分, 自然條件下, 對(duì)上覆水體以及沉積物間隙水中P含量影響比較小(郭建寧等, 2007)。本實(shí)驗(yàn)中, 低密度組和高密度組的AP含量除了低密度組的底層沉積物在實(shí)驗(yàn)?zāi)┢诘腁P值, 均高于對(duì)照組的AP值。其中在表層沉積物中, 高密度組的AP值均表現(xiàn)出顯著高于對(duì)照組, 而低密度組在實(shí)驗(yàn)中后期顯著高于對(duì)照組。這可能是由于底棲動(dòng)物的生物擾動(dòng)作用, 一方面加快了沉積物再懸浮, 進(jìn)而促進(jìn)底泥中溶解性磷酸根的流出, 而沉積物中鈣離子和上覆水中的溶解性磷酸根重新結(jié)合, 形成新的AP (Huang et al, 2005); 而另一方面, 生物擾動(dòng)促進(jìn)了微生物的活性, 微生物在促進(jìn)沉積物中化學(xué)反應(yīng)的同時(shí), 釋放出有機(jī)酸和代謝廢物, 從而改變了沉積物中PH和氧化還原電位, 使AP處于弱酸狀態(tài)沉積環(huán)境中會(huì)產(chǎn)生一定的釋放(韓璐,2010)。而本實(shí)驗(yàn)中, 在縊蟶生物擾動(dòng)作用下形成新的磷灰石態(tài)無機(jī)磷(AP)含量大于 AP的釋放量。李大鵬等(2008)的實(shí)驗(yàn)中也證明在再懸浮條件下(風(fēng)浪, 生物擾動(dòng)等作用), 磷灰石態(tài)無機(jī)磷(AP)呈逐漸上升趨勢(shì)。

無機(jī)磷是沉積物中磷形態(tài)主要存在形態(tài), 其中包括磷灰石無機(jī)磷(AP)、非磷灰石無機(jī)磷(NAIP)以及其他無機(jī)磷形態(tài)。本實(shí)驗(yàn)中, 在整個(gè)實(shí)驗(yàn)的中后期低密度組和高密度的IP含量均大于對(duì)照組(如圖7所示),其中在實(shí)驗(yàn)?zāi)┢? 低密度組在表層以及中層沉積物的 IP值顯著大于對(duì)照組, 而高密度組在中層以及底層沉積物的IP值顯著大于對(duì)照組的IP值。這個(gè)結(jié)果和磷灰石無機(jī)磷(AP)和非磷灰石無機(jī)磷(NAIP)的變化趨勢(shì)是一致的, 同時(shí)沉積物中的有機(jī)磷(OP)也顯著減少。這表明, 在縊蟶的生物擾動(dòng)下, 促進(jìn)了沉積物中的礦化過程, 有機(jī)磷被大量降解并釋放出溶解態(tài)的正磷酸鹽, 這些正磷酸鹽與 Fe、Al、Ca等金屬離子結(jié)合的氫氧化物、氧化物以及無機(jī)顆粒發(fā)生化學(xué)或物理吸附, 進(jìn)而轉(zhuǎn)變稱為磷灰石無機(jī)磷(AP)、非磷灰石無機(jī)磷(NAIP)等無機(jī)磷成分(李大鵬等, 2008)?？偭缀堪ǔ练e物中所有的無機(jī)磷和有機(jī)磷的總和。而本實(shí)驗(yàn)中總磷(TP)的發(fā)展趨勢(shì)與無機(jī)磷的趨勢(shì)完全相反。除了底層沉積物在實(shí)驗(yàn)?zāi)┢跁r(shí)的TP含量,低密度組和高密度組的TP含量均小于對(duì)照組(如圖6所示)。其中在表層沉積物中, 高密度組在實(shí)驗(yàn)中期和后期均顯著小于對(duì)照組; 低密度組則在實(shí)驗(yàn)初期顯著小于對(duì)照組。這可能是因?yàn)樵诳O蟶的生物擾動(dòng)下,沉積物中的有機(jī)磷被大量降解轉(zhuǎn)變稱為溶解性正磷酸鹽, 這些磷酸鹽被大量釋放進(jìn)入上覆水體, 造成了沉積物中 TP含量的減少。李大鵬等(2012)研究發(fā)現(xiàn)擾動(dòng)作用下, 上覆水體中總磷、顆粒態(tài)磷、溶解性總磷的含量均顯著增加。

Lewandowski等(2005)的室內(nèi)研究發(fā)現(xiàn)搖蚊幼蟲與水絲蚓的生物擾動(dòng)僅改變了鐵結(jié)合態(tài)磷在沉積物中的分布, 而對(duì)其他形態(tài)磷未有明顯影響。而本實(shí)驗(yàn)中, 底棲動(dòng)物縊蟶的加入使沉積物中各種磷賦存形態(tài)均有明顯的變化。究其原因, 可能與實(shí)驗(yàn)動(dòng)物有關(guān),縊蟶的生物擾動(dòng)作用比搖蚊幼蟲和水絲蚓劇烈, 同時(shí)本實(shí)驗(yàn)的試驗(yàn)時(shí)間持續(xù)時(shí)間較長。影響沉積物磷釋放的環(huán)境因子眾多, 而在生物擾動(dòng)作用下, 這些因素共同作用并相互影響的機(jī)制更加復(fù)雜, 而過量的磷是引起水體富營養(yǎng)化的主要原因。因此, 只有深入分析沉積物中磷的賦存特征及遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律, 才能對(duì)沉積物中磷的釋放有更全面、客觀和清晰的認(rèn)識(shí), 為養(yǎng)殖廢水水體的生物控制和治理提供更為詳盡地理論支持。

4 結(jié)論

(1) 縊蟶生物擾動(dòng)作用破壞了沉積物表面的氧化層, 為沉積物內(nèi)部中引入更多的氧氣和其他電子受體, 改變了沉積物內(nèi)部的微環(huán)境, 促進(jìn)了微生物的生長, 增大了沉積物中總微生物活性以及堿性磷酸酶活性, 其中以沉積物表面的變化最為明顯。

(2) 底棲動(dòng)物縊蟶的生物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物中有機(jī)磷加快分解, 在實(shí)驗(yàn)?zāi)┢? 底棲動(dòng)物的 OP值均有所下降, 尤其是高密度組不同沉積物層的OP值均顯著小于對(duì)照組。沉積物中非磷灰石態(tài)無機(jī)磷(NAIP)含量總體呈現(xiàn)上升趨勢(shì), 說明底棲動(dòng)物縊蟶的加入,刺激了生物可利用性磷的增加, 進(jìn)而影響水體環(huán)境中水質(zhì)和營養(yǎng)狀況。磷灰石態(tài)無機(jī)磷(AP)在整個(gè)實(shí)驗(yàn)中, 低密度組和高密度組的AP含量均高于對(duì)照組的AP值。底棲動(dòng)物生物擾動(dòng)作用對(duì)促進(jìn)了底泥中磷灰石態(tài)無機(jī)磷(AP)的形成。OP的含量顯著減少, AP和NAIP的含量則則相對(duì)增加, 這表明在縊蟶的生物擾動(dòng)下OP可能轉(zhuǎn)變成為AP、NAIP等無機(jī)磷成分。在縊蟶的生物擾動(dòng)下, 沉積物中 IP含量略有增加, 而沉積物中 TP含量則相反, 呈下降趨勢(shì)。上述結(jié)果表明底棲生物縊蟶擾動(dòng)作用能夠改變沉積物垂直方向上的磷賦存形態(tài)。

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