搖蚊幼蟲生物擾動(dòng)對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化湖泊內(nèi)源磷釋放的影響

楊艷青,劉 凌,陳沐松,燕文明,邢西剛,王昊天,劉 唱

(1. 河海大學(xué)水文水資源學(xué)院,江蘇 南京 210098;2. 河海大學(xué)水文水資源與水利工程科學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210098)

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搖蚊幼蟲生物擾動(dòng)對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化湖泊內(nèi)源磷釋放的影響

楊艷青1,劉 凌1,陳沐松1,燕文明2,邢西剛1,王昊天1,劉 唱1

(1. 河海大學(xué)水文水資源學(xué)院,江蘇 南京 210098;2. 河海大學(xué)水文水資源與水利工程科學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210098)

利用高分辨率的薄膜擴(kuò)散梯度技術(shù)(Diffusive Gradients in Thin Films, DGT)和微電極技術(shù),從微界面的角度研究了搖蚊擾動(dòng)對(duì)沉積物中溶解氧(DO)、活性磷(Labile P)、活性鐵(Labile Fe)及Labile P擴(kuò)散通量的影響。研究發(fā)現(xiàn)搖蚊幼蟲擾動(dòng)增加了沉積物中溶解氧的滲透深度,降低了Labile P和Labile Fe的濃度,同時(shí)抑制了Labile P向上覆水中的釋放。由于Labile P與Labile Fe顯著相關(guān)(對(duì)照組R=0.672,P<0.001;搖蚊組R=0.810,P<0.001),可知Labile P的變化受DO和Labile Fe控制,即Labile Fe被氧化生成三價(jià)Fe(OOH),同時(shí)吸附Labile P,使得Labile P和Labile Fe同時(shí)降低。

生物擾動(dòng);內(nèi)源磷釋放;DGT;微電極;搖蚊幼蟲

在淡水系統(tǒng)中,磷是構(gòu)成初級(jí)生產(chǎn)力和食物鏈最重要的生源要素,同時(shí)也是水體富營(yíng)養(yǎng)化的主要限制因子[1]。一直以來(lái),外源磷的大量輸入,造成了湖泊富營(yíng)養(yǎng)化等嚴(yán)重的環(huán)境問(wèn)題。近年來(lái),隨著外源磷污染治理力度的不斷加大,外源磷污染已得到初步控制,而內(nèi)源磷污染強(qiáng)度呈現(xiàn)增加趨勢(shì)并在湖泊污染中的貢獻(xiàn)比例逐漸增大[2]。因此,研究?jī)?nèi)源磷的釋放機(jī)制對(duì)控制湖泊富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題、維持湖泊健康具有重要意義。目前,關(guān)于內(nèi)源磷污染的形成,普遍認(rèn)為沉積物中的鐵在控制內(nèi)源磷釋放中起到關(guān)鍵作用,在缺氧或厭氧條件下,氧化鐵被還原,使得鐵結(jié)合態(tài)磷向沉積物間隙水中釋放和向上遷移,從而造成二次污染[2]。這種鐵結(jié)合態(tài)磷被認(rèn)為是沉積物中重要的可移動(dòng)性磷[3],其遷移轉(zhuǎn)化受氧氣、pH、氧化還原電位(Eh)、微生物活性等環(huán)境因素的影響[4-5]。此外,生物擾動(dòng)作為在沉積物中經(jīng)常發(fā)生的生物過(guò)程,其對(duì)磷從沉積物向上覆水中的釋放也有重要影響[6-8]。

湖泊沉積物中的底棲動(dòng)物通過(guò)挖穴、攝食、通風(fēng)、排泄等活動(dòng)影響沉積物-水界面磷等化學(xué)組分的物質(zhì)交換,同時(shí)加強(qiáng)間隙水與上覆水的交換作用[6]。搖蚊作為富營(yíng)養(yǎng)化湖泊中底棲動(dòng)物的典型代表,其幼蟲在沉積物中構(gòu)筑U形廊道,通過(guò)將上覆水引灌進(jìn)洞穴向沉積物中輸入溶解氧同時(shí)實(shí)現(xiàn)間隙水中磷等營(yíng)養(yǎng)鹽向上覆水中的擴(kuò)散[9-10]。然而在搖蚊擾動(dòng)對(duì)磷向上覆水中釋放的研究中仍存在分歧,例如:Gallepp[11]和Fukuhara等[12]的研究指出搖蚊擾動(dòng)促進(jìn)了沉積物中磷的釋放; Lewandowski等[13]和Reitzel等[14]及Zhang等[15]卻發(fā)現(xiàn)搖蚊擾動(dòng)會(huì)抑制沉積物中磷的釋放;也有少量的研究者認(rèn)為搖蚊擾動(dòng)對(duì)磷的釋放沒有影響[16]。存在分歧的原因可能是由于搖蚊的個(gè)體比較小，在毫米級(jí),對(duì)其在生物擾動(dòng)過(guò)程中的采樣技術(shù)往往要求高分辨率,傳統(tǒng)的壓榨法、離心法和透析法破壞了沉積物原有的結(jié)構(gòu),Peeper(9 mm×9 mm)和Rhizon技術(shù)雖保證了原位性分辨率卻不夠高。為此,為了能準(zhǔn)確地研究搖蚊擾動(dòng)對(duì)沉積物中磷釋放的影響,迫切需要一種高分辨率的間隙水原位采樣技術(shù)。

本文使用高分辨率(可達(dá)毫米級(jí))的DGT技術(shù)[17-19]進(jìn)行原位采樣分析。利用DGT技術(shù)測(cè)定搖蚊幼蟲廊道周圍Labile Fe和Labile P的濃度并輔以溶解氧微電極測(cè)定微界面附近DO的含量,分析其變化規(guī)律,意在為準(zhǔn)確揭示搖蚊擾動(dòng)對(duì)沉積物中磷釋放的影響這一科學(xué)命題提供更多依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 DGT的準(zhǔn)備

本試驗(yàn)DGT固定膜采用Xu等[20]發(fā)明的同時(shí)固定Labile P和Labile Fe的ZrO-Chelex膜。組裝時(shí),將ZrO-Chelex膜、濾膜(whatman, 0.45 μm孔徑)依次放在DGT裝置底板上,蓋上蓋板,用魚線(justron,0.33 mm直徑)穿孔將其綁緊。將組裝好的DGT裝置放入0.03 mol/L的NaNO3溶液中沖氮去氧至少16 h并密封保存留著備用。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

采樣點(diǎn)選在富營(yíng)養(yǎng)化程度較高的太湖藻型湖區(qū)梅梁灣(31°30′31″ N, 120°10′30″ E)。利用大口徑重力采樣器(直徑110 mm×500 mm)在該采樣點(diǎn)采集沉積物柱樣,沉積物深度不少于20 cm,同時(shí)在該處取幾桶湖水用于室內(nèi)模擬培養(yǎng)試驗(yàn)。另用彼得森采樣器采集少量沉積物,過(guò)2 mm篩后從中挑選4齡期搖蚊幼蟲,將收集到的搖蚊幼蟲在有3cm厚沉積物的玻璃缸中好氧5 ℃暫養(yǎng)[21]。所有樣品采集后立即運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室。

培養(yǎng)試驗(yàn)在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)進(jìn)行。將采集的沉積物按2 cm分層,同層沉積物收集在一起,過(guò)篩(60目)后依次填充到10根有機(jī)玻璃管(長(zhǎng)40 cm,直徑11 cm)中,用虹吸法小心注入采集的湖水,制成沉積物高15 cm,上覆水高5 cm的沉積物柱樣。將10根沉積物柱樣每5根放入一個(gè)聚乙烯塑料桶(深45 cm)中,往桶中緩慢加入湖水淹沒培養(yǎng),并用微孔曝氣頭曝氣,水溫控制在25 ℃,預(yù)培養(yǎng)16 d以使沉積物達(dá)到穩(wěn)定。穩(wěn)定16 d后挑選采集的4齡期搖蚊幼蟲195條均分引入到一個(gè)桶的5根柱樣中設(shè)置為搖蚊組(每根柱子39條,生物量為38.50 g/m2,采樣點(diǎn)現(xiàn)場(chǎng)生物量為4.34 g/m2)[22-23],另外一個(gè)桶中的5根柱子不加任何東西設(shè)置為對(duì)照組。整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中控制每天光照培養(yǎng)12 h,黑暗培養(yǎng)12 h。

1.3 樣品采集

試驗(yàn)引入搖蚊幼蟲后分4個(gè)時(shí)段(7 d、46 d、116 d、140 d)進(jìn)行樣品采集:從搖蚊組和對(duì)照組各取一根柱樣,用溶解氧微電極(OX-100, Unisense, Denmark)測(cè)其沉積物-水界面處的DO濃度,搖蚊試驗(yàn)組微電極針要對(duì)著搖蚊洞穴孔插入。DO測(cè)定結(jié)束后取2個(gè)DGT裝置,將其垂直緩慢分別插入2根柱樣的沉積物中,保留3～5 cm在上覆水中,穩(wěn)定24 h后拔出DGT裝置,沖洗干凈后沿著DGT蓋板邊緣劃開,取出ZrO-Chelex膜。用切片刀將ZrO-Chelex膜切成長(zhǎng)條狀,逐一挑入離心管中。然后依次加入1 mol/L的HNO3和1 mol/L的NaOH提取液分別提取被固定的Labile Fe和Labile P各24 h,將得到的提取液冷藏待分析。

1.4 樣品分析

Labile P的測(cè)定采用鉬銻抗比色法[24];Labile Fe的測(cè)定采用改進(jìn)的菲羅啉比色方法[25]。

1.5 數(shù)據(jù)處理

根據(jù)式(1)計(jì)算與DGT接觸的外界間隙水中Labile P和Labile Fe的濃度:

(1)

式中:M——固定膜上待測(cè)離子累積量,μg; Δg——擴(kuò)散層厚度,cm;D——離子的擴(kuò)散速率,cm2/s(可通過(guò)表格查得);A——DGT與外界接觸面積,cm2;t——擴(kuò)散時(shí)間,s;CDGT——時(shí)間t內(nèi)待測(cè)離子的平均質(zhì)量濃度,mg/L。

由DGT測(cè)得的一維Labile P的垂向濃度可計(jì)算其從沉積物向上覆水的擴(kuò)散通量[26]。根據(jù)Fick定律由式(2)計(jì)算:

(2)

式中:Js——離子從沉積物向上覆水的擴(kuò)散通量,ng/(cm2·d)(正值表示離子從沉積物向上覆水中擴(kuò)散,負(fù)值反之);φ——表層5 mm沉積物的含水率(取0.9[27]);Ds——離子在沉積物中的擴(kuò)散系數(shù)(可由離子在水中的擴(kuò)散系數(shù)和φ3(φ≥0.7)算得[28-29])。

2 結(jié)果與討論

2.1 DO剖面變化

圖1 4個(gè)時(shí)段沉積物-水界面附近的DO剖面變化Fig. 1 Variation of DO profiles near sediment-water interface in four periods

在引入搖蚊幼蟲的1 h 內(nèi),搖蚊幼蟲全部往沉積物里鉆,筑造洞穴。搖蚊幼蟲的洞穴是U形(試驗(yàn)中可觀察到),搖蚊幼蟲不斷地將上覆水引灌入洞穴,濾食上覆水中的浮游植物和呼吸上覆水中的氧氣[10]。隨著富含氧氣的上覆水被引灌進(jìn)入洞穴中,增加了洞穴中氧氣的含量。通過(guò)溶解氧(DO)微電極觀測(cè)不同處理組沉積物氧氣的滲透深度可知:在前3個(gè)采樣期間,搖蚊幼蟲擾動(dòng)明顯地增加了沉積物中氧氣的滲透深度(圖1)。在第7天、第46天、第116天和第140天搖蚊組的DO滲透深度分別為5.5 mm、8 mm、8 mm和4.4 mm,然而對(duì)照組的DO滲透深度僅為4.5 mm、3.5 mm、5 mm和4.2 mm(0 mm代表界面)。相比對(duì)照組分別增加了1 mm、4.5 mm、3 mm和0.2 mm。最大DO滲透深度變化發(fā)生在第46天,說(shuō)明在第46天搖蚊的擾動(dòng)作用最激烈,在第46天之后,擾動(dòng)作用逐漸減弱。在第140天,擾動(dòng)作用消失,搖蚊組和對(duì)照組沉積物中DO的滲透深度無(wú)明顯變化。在前人的研究中,也發(fā)現(xiàn)了搖蚊幼蟲擾動(dòng)明顯增加了沉積物中DO的滲透深度[22]。

2.2 磷、鐵剖面變化

以搖蚊擾動(dòng)作用最強(qiáng)烈的第46天組為例,分析Labile P和Labile Fe的變化規(guī)律。由于搖蚊的擾動(dòng),搖蚊組中Labile P濃度和Labile Fe濃度較對(duì)照組明顯減小,尤其在界面下1～6 cm最為突出(圖2):對(duì)照組和搖蚊組Labile P濃度均值分別為0.040 7 mg/L和0.013 6 mg/L,搖蚊組均值比對(duì)照組減小了0.0271 mg/L,相對(duì)減小66.6%,搖蚊組與對(duì)照組方差差異性概率P=0.000(小于0.05),T檢驗(yàn)顯著性概率P=0.000(小于0.05),表明對(duì)照組與搖蚊組Labile P濃度存在差異且差異顯著;對(duì)照組與搖蚊組Labile Fe濃度均值分別為1.586 4 mg/L和0.551 2 mg/L,搖蚊組均值比對(duì)照組減小了1.035 2 mg/L,相對(duì)減小65.3%,搖蚊組與對(duì)照組方差差異性概率P=0.000(小于0.05),T檢驗(yàn)顯著性概率P=0.000(小于0.05),表明對(duì)照組與搖蚊組Labile Fe濃度存在差異且差異顯著。同時(shí)由二者的變化趨勢(shì)可知Labile P和Labile Fe存在相關(guān)性,經(jīng)SPSS計(jì)算對(duì)照組和搖蚊組Labile P和Labile Fe的相關(guān)性分別為0.672(P<0.001)和0.810(P<0.001),顯著相關(guān)。搖蚊擾動(dòng)對(duì)Labile P和Labile Fe的影響范圍在界面下1～6 cm,這與McCall等[30]發(fā)現(xiàn)的搖蚊主要取食范圍在沉積物上層2～8 cm相一致。另外搖蚊擾動(dòng)導(dǎo)致P和Fe含量同步降低的現(xiàn)象在Lewandowski等[9]和Zhang等[15]的研究中也有報(bào)道。

圖2 46 d沉積物間隙水中Labile Fe和Labile P濃度剖面Fig. 2 Labile Fe and Labile P profiles in pore water on day 46

沉積物-水界面下5 mm附近的DGT垂向濃度與深度呈現(xiàn)了很好的線性關(guān)系(如46 d組:搖蚊組y=-0.001 4x+0.012 1,R2=0.95;對(duì)照組y=-0.004 2x+0.003 1,R2=0.91;x為深度,y為垂向濃度),說(shuō)明DGT的高分辨率可用以定義界面附近Labile P的濃度梯度[31]。通過(guò)對(duì)各組界面附近Labile P向上覆水的釋放通量的計(jì)算可知:在前3個(gè)采樣期間,搖蚊幼蟲擾動(dòng)明顯減小了Labile P的釋放通量(圖3)。在第7天、第46天、第116天和第140天對(duì)照組的釋放通量分別為14.00 ng/(cm2·d)、32.74 ng/(cm2·d)、10.03 ng/(cm2·d)和2.80 ng/(cm2·d),而搖蚊組分別為9.33 ng/(cm2·d)、10.89 ng/(cm2·d)、7.78 ng/(cm2·d)和2.49 ng/(cm2·d),分別相對(duì)減小了33.4%、66.7%、22.5%和11.1%。在第46天減小幅度最大,表明第46天搖蚊擾動(dòng)作用最強(qiáng)烈,在第46天之后擾動(dòng)作用逐漸減弱。在第140天,擾動(dòng)消失,搖蚊組與對(duì)照組的釋放通量差異較小。在以往的研究中,Lewandowski等[9]、 Zhang等[15]和Chen等[23]都是通過(guò)監(jiān)測(cè)上覆水中SRP濃度變化來(lái)計(jì)算通量,這里首次使用由DGT測(cè)得的 Labile P垂向濃度來(lái)計(jì)算通量,方法雖不同所得結(jié)論卻相似,即搖蚊擾動(dòng)抑制了磷從沉積物向上覆水中的釋放。

2.4 搖蚊幼蟲擾動(dòng)對(duì)沉積物中磷釋放的影響

圖3 4個(gè)時(shí)段微界面處沉積物向上覆水磷的釋放通量Fig. 3 Release fluxes of phosphorus across sediment-water interface from sediment to overlying water in four periods

根據(jù)試驗(yàn)結(jié)果可得如下結(jié)論:湖泊沉積物中磷的釋放受Fe氧化所控制。搖蚊將上覆水引灌進(jìn)入沉積物,增加了沉積物中溶解氧滲透深度(圖1)[22]。滲透下來(lái)的氧氣改變了沉積物的氧化還原條件,為沉積物中氧化還原反應(yīng)提供了豐富的電子受體(O2)[6]。因而沉積物中Labile Fe(Ⅱ)被氧化,沉積物中Labile Fe(Ⅱ)的濃度顯著降低(圖2)[9, 15]。被氧化的Labile Fe(Ⅱ)生產(chǎn)的三價(jià)Fe(OOH)會(huì)同時(shí)吸附沉積物中的Labile P,導(dǎo)致了沉積物中Labile P濃度的減小(圖2)[9, 15]。Labile P濃度的減小又會(huì)削弱界面附近Labile P的濃度梯度,進(jìn)而導(dǎo)致了Labile P從沉積物向上覆水?dāng)U散通量的減小(圖3)[9, 15, 23]。通過(guò)對(duì)Labile P和Labile Fe(Ⅱ)大量數(shù)據(jù)的分析,顯示二者存在顯著相關(guān)性;且二者的變化均發(fā)生在界面下1～6 cm,空間上具有同步性,表明磷的釋放受Fe(Ⅱ)氧化所控制。

搖蚊擾動(dòng)的存在顯然改變了沉積物的氧化還原條件,導(dǎo)致Labile Fe(Ⅱ)被氧化,生成的三價(jià)Fe(OOH)吸附沉積物和上覆水中的Labile P,最終抑制了界面處磷向上覆水中的釋放。這在一定程度上減輕了湖泊的內(nèi)源磷污染,抑制了湖泊的富營(yíng)養(yǎng)化。

3 結(jié) 論

引入搖蚊后,搖蚊組的Labile P濃度比對(duì)照組明顯降低,且在界面下1～6 cm變化最明顯,在這個(gè)范圍內(nèi)搖蚊組Labile P平均濃度比對(duì)照組減小了66.6%;隨搖蚊洞穴的開拓,上覆水被引灌進(jìn)沉積物中,使得沉積物中溶解氧的滲透深度明顯增加,搖蚊組中溶解氧滲透深度最深至界面下8 mm;同樣在界面下1～6 cm沉積物中Labile Fe(Ⅱ)被O2氧化,生成了三價(jià)Fe(OOH)吸附Labile P,致其濃度明顯降低并抑制了界面處Labile P的釋放;搖蚊擾動(dòng)在一定程度上抑制了湖泊的富營(yíng)養(yǎng)化。

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Effect of chironomid larvae bioturbation on release of internal phosphorus in eutrophic lake

YANG Yanqing1, LIU Ling1, CHEN Musong1, YAN Wenming2, XING Xigang1, WANG Haotian1, LIU Chang1

(1.CollegeofHydrologyandWaterResources,HohaiUniversity,Nanjing210098,China;2.StateKeyLaboratoryofHydrology-WaterResourcesandHydraulicEngineering,HohaiUniversity,Nanjing210098,China)

The effects of chironomid larvae bioturbation on the concentrations of dissolved oxygen (DO), labile phosphorus (Labile P), and labile iron (Labile Fe), as well as the diffusion flux of Labile P across the sediment-water interface in eutrophic lakes were examined using high-resolution diffusive gradients in thin films (DGT) and microelectrode techniques. The results show that chironomid larvae bioturbation increases the depth of penetration of DO in the sediments, decreases the concentrations of Labile P and Labile Fe, and inhibits the release of Labile P from sediments to the overlying water. Because Labile P is significantly correlated with Labile Fe (R=0.672 andP<0.001 for the control group, andR=0.810 andP< 0.001 for the chironomid group), it can be inferred that the change of Labile P is controlled by DO and Labile Fe according to the following process: Labile Fe is oxidized to produce the ferric hydration Fe(OOH), which can adsorb Labile P, and this leads to the decrease of the Labile Fe and Labile P concentrations.

bioturbation; release of internal phosphorus; DGT; microelectrode; chironomid larvae

10.3876/j.issn.1000-1980.2016.06.003

2016-01-25

國(guó)家自然科學(xué)基金(51279060，41301531)

楊艷青(1992—)，男，河南商丘人，碩士研究生，主要從事水環(huán)境治理及生態(tài)修復(fù)研究。E-mail:yqyanghhu@163.com

劉凌，教授。E-mail:lingliu_hhu@163.com

X524

A

1000-1980(2016)06-0485-06