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本文作者：李建金黃勇李大鵬王晶作者單位：蘇州科技學院環境科學與工程學院

底泥一般系指江河湖庫的底泥，是自然水域的重要組成部分，是水體中氮磷等物質遷移和轉化的載體、歸宿和蓄積庫。研究表明[1-3]，淺水湖泊底泥易受波浪、湖流、疏浚以及船只航行等外力擾動的共同作用而頻繁發生再懸浮，懸浮過程中由于吸附-解吸作用造成磷在懸浮顆粒物和水體間遷移，導致上覆水中磷濃度突然上升，進而增加水體富營養化程度。然而，底泥再懸浮過程中釋放的磷主要是顆粒態磷（PP），占總磷（TP）的百分比高達80%~90%，而PP很難被浮游生物直接利用，但其也包含了部分可以被浮游生物利用的磷（BAPP）[4]，這部分磷要轉化成溶解態磷（DTP）才能被利用。因此，生物有效磷（BAP）就包括了DTP和BAPP。而以往研究僅關注水體中TP或DTP的變化，通過其變化來評估水體富營養化。這種做法忽視了顆粒態磷對生物有效磷的影響。溶解氧被認為是影響內源磷釋放與否的關鍵因素。通常認為，厭氧環境可促進磷在底泥中的釋放和遷移[5]；好氧環境則有利于底泥表層中的鐵、鋁以氧化態形式存在，降低Fe-P、Al-P從底泥釋放進入上覆水，并促進上覆水中磷在底泥中的沉積[6]。底泥擾動可以增加水體中溶解氧含量，而且擾動可以改變內源磷賦存形態的數量分布，并提高底泥對磷的持留能力，降低磷的生物有效性[7-8]。通過對底泥曝氣同樣可以導致底泥懸浮，而且其充氧能力還要大于底泥擾動，盡管也有研究表明，底泥曝氣可以改變內源磷的生物有效性，但底泥擾動與底泥曝氣這2種底泥懸浮模式對內源磷生物有效性產生的影響有何異同則很少受到關注。因此，本研究通過實驗室實驗模擬了擾動和曝氣2種模式下的底泥懸浮實驗，檢測水體中不同形態磷的變化規律，同時通過藻類可利用態磷來表征顆粒態磷生物有效性，進而了解底泥不同懸浮方式對水體中生物有效磷的影響。

1材料與方法

1.1樣品的采集與處理

實驗用的底泥采自太湖月亮灣處。利用進口大口徑柱狀采樣器（RigoCo.直徑110mm，高500mm）采集無擾動柱狀樣，并現場切得表層1cm的底泥樣品，立即用冰盒保存（4℃）送至實驗室，采用孔徑為1mm的鐵篩對底泥進行粗篩，以除去植物殘體和貝類等大顆粒物質，對篩過的底泥進行充分混勻，裝入清潔的聚乙烯保鮮袋中備用。同時取采樣點上覆水50L。底泥的本底值包括pH值、有機質、總磷及磷的各種形態。底泥的理化性質見表1。上覆水的本底值包括溶解氧、pH值、總磷等。上覆水的性質見表2。

1.2實驗方法

2個5L圓形容器作為實驗裝置（D=17cm，H=25cm），分別編號為E1和E2。在每個容器中分別加200g充分混勻的濕底泥，底泥厚度約為1.2cm，并小心加入采集自底泥采樣點的湖水2.5L，避免使底泥懸浮起來。對于E1，采用恒速攪拌機對底泥進行擾動（140r/min），使底泥處于完全懸浮狀態，每天擾動10min，隨后底泥自然沉降。對于E2，采用小氣泵（氣量為25L/min）對底泥進行曝氣，使底泥處于完全懸浮狀態，每天曝氣10min。對于E1和E2而言，擾動和曝氣時間均為10min，自然沉淀時間均為1430min。實驗從第0天開始，每隔1天取樣。每次采樣位置為水面以下10cm處，采樣量為50mL。每次采完水樣，立即向容器中補充等量的湖水。在底泥再懸浮過程中采集懸浮物樣品用于bapP的分析，采樣時間分別為第1、5、10、20天，采樣量分別為500mL，采樣后迅速補充等量體積的湖水。

1.3分析方法

上覆水中各形態磷的分析方法見表3。以懸浮物中藻類可利用磷（AAP）占懸浮物總磷（TP）的百分比來表示底泥懸浮對顆粒態磷生物有效性的影響。具體而言，采用AAP/TP來表示BAPP/PP。分別采用第1天與第5天的AAP/TP平均值、第5天和第10天的AAP/TP平均值、第10天和第20天的AAP/TP平均值來表示第1~5天、第5~10天、第10~20天的BAPP/PP。懸浮物中鐵鋁結合態磷（Fe/Al-P）的數量分布參照Hieltjes[9]的方法。底泥含水率的定義為105℃烘干12h的質量損失，有機質含量的定義為550℃灼燒2.5h的質量損失。

1.4統計分析

E1和E2中AAP占TP的百分比、AAP占Fe/Al-P的百分比、BAPP、BAP之間的區別采用單因子方差分析（ANOVA）進行檢驗。所有統計分析利用Origin8.0軟件進行，文中所有結果，除上覆水中DTP、DIP、PP含量外，均表示為（平均值±標準偏差）（n=3）的形式。

2結果與討論

2.1懸浮物中AAP占TP的百分比變化及鐵鋁磷對AAP的貢獻

底泥再懸浮后，上覆水中溶解性總磷和顆粒態磷含量顯著改變。研究發現，底泥懸浮后，上覆水中顆粒態磷占總磷的百分比超過了80%，高于初始狀態。因此，顆粒態磷對水體中生物有效磷的貢獻不能被忽視。Ellison等[8]研究表明，顆粒態磷的生物有效性與懸浮物中不同形態磷的數量分布密切相關。從不同形態磷的遷移活性考慮，鐵鋁結合態磷（Fe/Al-P）最容易轉化成溶解態磷并釋放，并被水體中浮游生物利用。然而，研究表明，并非所有的Fe/Al-P均能釋放[10]，而僅是非閉蓄態Fe/Al-P才能釋放[11]，這部分Fe/Al-P可以采用藻類可利用態磷（AAP）表示[12]。因此，本研究中采用懸浮物中AAP占TP的百分比來表示顆粒態磷的生物有效性。底泥經不同方式懸浮后，AAP占TP的百分比的變化見圖1。如圖1所示，E1和E2中，AAP占TP的百分比的變化趨勢一致，開始時均略微升高，隨后降低，第10天降到最低值，實驗結束時又突然升高。由圖1可知，第10天時，E1和E2中AAP占TP的百分比僅為初始狀態（39.86%）時的34.75%和17.03%。E2中AAP占TP的百分比的降低幅度遠高于E1。這說明在相同尺度內，底泥曝氣更有利于降低顆粒態磷的生物有效性。實驗結束時，AAP占TP的百分比突然升高，這與AAP的變化密切相關。實驗期間AAP的變化見圖2。如圖2所示，E1和E2中，AAP的變化趨勢基本一致，第10天降至最低值，實驗結束時又突然升高。藻類可利用磷（AAP）表示湖泊在有氧條件下光合層中藻類可利用磷含量，能很好地表征底泥中藻類可利用磷的含量[13]。底泥再懸浮后，無論是AAP還是AAP占TP的百分比，與初始狀態相比在實驗過程中都有所降低，這可能與再懸浮過程中水中溶解氧和pH值改變有關。底泥懸浮過程中大量溶解氧的融入，有利于底泥中鐵錳等金屬離子被氧化，而Feox對磷具有較強的吸附能力，有利于磷的沉積。Rydin[14]研究表明，底泥在懸浮狀態下，易釋放態磷（以AAP計）向難釋放態磷轉化的速率可能更快。E1采用底泥擾動，而E2采用底泥曝氣，由于E1和E2中底泥懸浮方式不同，導致E2中溶解氧含量高于E1中溶解氧含量。E1和E2中溶解氧從2.59mg/L分別增加至5mg/L和6mg/L左右。這可能會導致E2中AAP低于E1中AAP。而上覆水中，E1的pH保持在7.4左右，E2的pH保持在7.3左右。與初始狀態相比，E1和E2的pH分別降低了0.6和0.7，則E1和E2的上覆水中要達到相應的pH值分別需要0.948molH+和1.106molH+。由于E1和E2采用相同的底泥和上覆水。因此，H+的來源可能與Fe2+的氧化有關[15]。Kraal等[16]研究表明，將1molFe2+被氧化成Fe（OH）3會產生2molH+。由此推斷，E2在底泥懸浮過程中生成了更多的Fe（OH）3。Fe（OH）3被認為是非晶型鐵氧化物[16]。其對磷的持留能力弱于晶型鐵氧化物。但是，Fe（OH）3在有氧環境中會迅速轉化成晶型鐵氧化物。因此，晶型Fe（OH）3的形成是導致懸浮物中AAP含量及其占TP的百分比均有所降低的關鍵原因。AAP主要來自于Fe/Al-P[12]。李大鵬等[17]研究也表明，底泥懸浮狀態下，AAP的形成與鐵鋁結合態磷（Fe/Al-P）密切相關。Fe/Al-P含量及AAP占Fe/Al-P百分比見圖3(a)和圖3(b)。如圖3(a)所示，Fe/Al-P的變化規律與AAP類似。第1～10天，Fe/Al-P有所降低，第10天降到最低值。實驗結束時，Fe/Al-P又有所升高。AAP被認為是非閉蓄態Fe/Al-P，因此，AAP占Fe/Al-P百分比可以說明懸浮物對磷的固定能力。如圖3（b）所示，與初始狀態相比，第1天，E1和E2中AAP占Fe/Al-P百分比基本保持不變。第5天，E1和E2中AAP占Fe/Al-P百分比出現不同的變化，E1有所降低，而E2卻有所升高。但第10天，E1和E2中AAP占Fe/Al-P百分比明顯降低，而且E2降低的幅度高于E1（p<0.05）。這說明底泥曝氣有利于抑制閉蓄態Fe/Al-P的轉換。實驗結束時，E1和E2中AAP的突然升高，導致AAP占Fe/Al-P百分比也突然升高。Fe/Al-P的變化與底泥再懸浮有關。研究表明，底泥再懸浮是內源磷釋放的主要途徑[1-2，7]，但底泥再懸浮過程中，上覆水中無機礦物顆粒如粘土，鐵鋁氧化物（Feox，Alox），碳酸鈣等顯著增加，使上覆水中的可溶活性磷（SRP）被迅速吸附，重新進入底泥，進而形成某種形態磷，不僅導致底泥中不同形態磷的數量分布發生改變，而且新形成的形態磷的性質不同于底泥靜止狀態下形成的形態磷。與初始狀態相比，第10天，E1和E2的底泥中磷的賦存形態發生了顯著變化。E1和E2中NH4Cl-P分別降低到22.41和22.49mg/kg，降低的幅度基本一致。而E1和E2中Ca-P分別增加至151.89和139.98mg/kg。這說明底泥再懸浮有利于磷在底泥的固定和降低顆粒態磷的生物有效性。AAP的突然升高除了與Fe/Al-P有關，還可能與底泥再懸浮狀態下底泥的其他物理化學變化和水中微生物的作用有關，這有待于進一步的深入研究。

2.2BAPP的變化規律

參照AAP占TP的百分比計算了實驗期間E1和E2中BAPP的變化規律見圖4。如圖4所示，整個實驗期間，E1中BAPP明顯低于E2（p<0.01），除第3天外均低于初始狀態（BAPP為0.034mg/L）。實驗開始時，E2中BAPP突然釋放，其含量明顯高于初始狀態，第1天高出初始狀態的60%。隨后E2中BAPP出現降低現象，第7～15天均低于初始狀態；之后到實驗結束E2中BAPP又突然升高至實驗開始時的含量。BAPP不僅與顆粒態磷（PP）的生物有效性有關，而且與水體中PP的含量（圖5）有關。如圖1所示，第1天和第10天，E2中顆粒態磷生物有效性低于E1。但實驗過程中E2中BAPP明顯高于E1（圖4）。這說明E2水體中PP含量明顯高于E1。實驗過程中確實是如此（圖5）。E1和E2底泥懸浮時間（均為10min）和沉淀時間（均為1430min），導致PP不同的主要原因可能是采樣時水體的濁度不同造成的。實驗期間，E2上覆水的濁度是E1的3~4倍。這從側面說明底泥再懸浮過程中，E2中底泥懸浮更完全。底泥再懸浮增加了細小顆粒物質與溶解性磷的接觸幾率，也會強化細小顆粒物的聚集與絮凝，從而使吸附了大量溶解態磷的懸浮物發生沉降，促使上覆水中溶解態磷含量迅速降低[18-19]。同時底泥再懸浮增加了水體顆粒物質的數量[20]，加劇水體顆粒物質的運動和顆粒與顆粒間的碰撞，增大了水體無機和有機膠體顆粒對溶解性鹽類的吸附作用，強化了易釋放態磷向難釋放態磷的轉化。E2的這種作用強于E1，從而使E2中BAPP一直高于E1。

2.3BAP的變化規律

BAP主要由BAPP和DTP組成，并隨著兩者的變化而變化的（圖6）。如圖6(a)所示，BAP的變化規律與BAPP的變化規律（圖4）基本一致。除第3天外，E1中BAP都低于初始狀態（0.059mg/L）。E2中BAP雖然在實驗后期突然升高，但與初始狀態相比實驗過程中呈下降趨勢，但E2中BAP明顯高于E1。從DTP的變化來看（圖6(b)），除了第3天和第7天外，E1中DTP均低于初始狀態（0.025mg/L），實驗后期甚至幾乎為零。雖然實驗過程中E2中DTP低于初始狀態，但還是高于E1。底泥再懸浮狀態下，BAP隨著時間的延長呈下降趨勢（圖6(a)）。因此，底泥再懸浮降低了BAP的含量，似乎更有利于延緩水體富營養化的進程。然而，E1中BAP低于E2，這說明底泥擾動更有利于降低BAP含量，更有利于提高底泥對磷的持留能力。BAP是由BAPP和DTP組成的。BAPP不能被浮游生物直接利用，必須轉化成DTP才能被利用。底泥再懸浮狀態下DTP低于初始狀態。因DTP屬于浮游生物可以直接利用態磷，因此，DTP的降低意味著水體富營養化風險得到了控制。但實驗過程E1和E2中DTP均低于初始狀態（圖6(b)）。由此推斷，底泥擾動更有利于控制水體富營養化。而底泥曝氣使底泥再懸浮過程中融入更多的氧，使水中氧化狀態更強，這可能導致底泥的礦化以及有機物質的好氧分解作用加強，部分有機磷可能轉化為無機磷釋放進入上覆水，底泥發生了磷的釋放。這可能是導致實驗后期E2的DTP突然升高的原因。但這需要進一步的深入探究。

3結論

（1）底泥再懸浮過程中，顆粒態磷生物有效性有降低的趨勢，并且，底泥曝氣時，顆粒態磷生物有效性明顯低于底泥擾動時。這主要與底泥再懸浮導致溶解氧融入和pH改變有關。AAP及其占Fe/Al-P的百分比均有下降的趨勢。實驗結束時顆粒態磷生物有效性突然升高，出現這種現象的原因較復雜，需要進一步探究。（2）底泥再懸浮導致水體中生物有效磷含量呈下降趨勢。實驗中，底泥曝氣狀態下BAP含量較高，與底泥擾動狀態相比。這是底泥曝氣導致水體中顆粒態磷含量較高所致。（3）底泥再懸浮導致水體中溶解態總磷含量呈下降趨勢。但底泥擾動狀態下DTP含量較低，與底泥曝氣狀態相比。比較而言，底泥擾動似乎導致水體發生富營養化的直接風險較小。