底泥悬浮方式对BAP影响研究

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本文作者：李建金黄勇李大鹏王晶作者单位：苏州科技学院环境科学与工程学院

底泥一般系指江河湖库的底泥，是自然水域的重要组成部分，是水体中氮磷等物质迁移和转化的载体、归宿和蓄积库。研究表明[1-3]，浅水湖泊底泥易受波浪、湖流、疏浚以及船只航行等外力扰动的共同作用而频繁发生再悬浮，悬浮过程中由于吸附-解吸作用造成磷在悬浮颗粒物和水体间迁移，导致上覆水中磷浓度突然上升，进而增加水体富营养化程度。然而，底泥再悬浮过程中释放的磷主要是颗粒态磷（PP），占总磷（TP）的百分比高达80%~90%，而PP很难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]，这部分磷要转化成溶解态磷（DTP）才能被利用。因此，生物有效磷（BAP）就包括了DTP和BAPP。而以往研究仅关注水体中TP或DTP的变化，通过其变化来评估水体富营养化。这种做法忽视了颗粒态磷对生物有效磷的影响。溶解氧被认为是影响内源磷释放与否的关键因素。通常认为，厌氧环境可促进磷在底泥中的释放和迁移[5]；好氧环境则有利于底泥表层中的铁、铝以氧化态形式存在，降低Fe-P、Al-P从底泥释放进入上覆水，并促进上覆水中磷在底泥中的沉积[6]。底泥扰动可以增加水体中溶解氧含量，而且扰动可以改变内源磷赋存形态的数量分布，并提高底泥对磷的持留能力，降低磷的生物有效性[7-8]。通过对底泥曝气同样可以导致底泥悬浮，而且其充氧能力还要大于底泥扰动，尽管也有研究表明，底泥曝气可以改变内源磷的生物有效性，但底泥扰动与底泥曝气这2种底泥悬浮模式对内源磷生物有效性产生的影响有何异同则很少受到关注。因此，本研究通过实验室实验模拟了扰动和曝气2种模式下的底泥悬浮实验，检测水体中不同形态磷的变化规律，同时通过藻类可利用态磷来表征颗粒态磷生物有效性，进而了解底泥不同悬浮方式对水体中生物有效磷的影响。

1材料与方法

1.1样品的采集与处理

实验用的底泥采自太湖月亮湾处。利用进口大口径柱状采样器（RigoCo.直径110mm，高500mm）采集无扰动柱状样，并现场切得表层1cm的底泥样品，立即用冰盒保存（4℃）送至实验室，采用孔径为1mm的铁筛对底泥进行粗筛，以除去植物残体和贝类等大颗粒物质，对筛过的底泥进行充分混匀，装入清洁的聚乙烯保鲜袋中备用。同时取采样点上覆水50L。底泥的本底值包括pH值、有机质、总磷及磷的各种形态。底泥的理化性质见表1。上覆水的本底值包括溶解氧、pH值、总磷等。上覆水的性质见表2。

1.2实验方法

2个5L圆形容器作为实验装置（D=17cm，H=25cm），分别编号为E1和E2。在每个容器中分别加200g充分混匀的湿底泥，底泥厚度约为1.2cm，并小心加入采集自底泥采样点的湖水2.5L，避免使底泥悬浮起来。对于E1，采用恒速搅拌机对底泥进行扰动（140r/min），使底泥处于完全悬浮状态，每天扰动10min，随后底泥自然沉降。对于E2，采用小气泵（气量为25L/min）对底泥进行曝气，使底泥处于完全悬浮状态，每天曝气10min。对于E1和E2而言，扰动和曝气时间均为10min，自然沉淀时间均为1430min。实验从第0天开始，每隔1天取样。每次采样位置为水面以下10cm处，采样量为50mL。每次采完水样，立即向容器中补充等量的湖水。在底泥再悬浮过程中采集悬浮物样品用于bapP的分析，采样时间分别为第1、5、10、20天，采样量分别为500mL，采样后迅速补充等量体积的湖水。

1.3分析方法

上覆水中各形态磷的分析方法见表3。以悬浮物中藻类可利用磷（AAP）占悬浮物总磷（TP）的百分比来表示底泥悬浮对颗粒态磷生物有效性的影响。具体而言，采用AAP/TP来表示BAPP/PP。分别采用第1天与第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平均值来表示第1~5天、第5~10天、第10~20天的BAPP/PP。悬浮物中铁铝结合态磷（Fe/Al-P）的数量分布参照Hieltjes[9]的方法。底泥含水率的定义为105℃烘干12h的质量损失，有机质含量的定义为550℃灼烧2.5h的质量损失。

1.4统计分析

E1和E2中AAP占TP的百分比、AAP占Fe/Al-P的百分比、BAPP、BAP之间的区别采用单因子方差分析（ANOVA）进行检验。所有统计分析利用Origin8.0软件进行，文中所有结果，除上覆水中DTP、DIP、PP含量外，均表示为（平均值±标准偏差）（n=3）的形式。

2结果与讨论

2.1悬浮物中AAP占TP的百分比变化及铁铝磷对AAP的贡献

底泥再悬浮后，上覆水中溶解性总磷和颗粒态磷含量显著改变。研究发现，底泥悬浮后，上覆水中颗粒态磷占总磷的百分比超过了80%，高于初始状态。因此，颗粒态磷对水体中生物有效磷的贡献不能被忽视。Ellison等[8]研究表明，颗粒态磷的生物有效性与悬浮物中不同形态磷的数量分布密切相关。从不同形态磷的迁移活性考虑，铁铝结合态磷（Fe/Al-P）最容易转化成溶解态磷并释放，并被水体中浮游生物利用。然而，研究表明，并非所有的Fe/Al-P均能释放[10]，而仅是非闭蓄态Fe/Al-P才能释放[11]，这部分Fe/Al-P可以采用藻类可利用态磷（AAP）表示[12]。因此，本研究中采用悬浮物中AAP占TP的百分比来表示颗粒态磷的生物有效性。底泥经不同方式悬浮后，AAP占TP的百分比的变化见图1。如图1所示，E1和E2中，AAP占TP的百分比的变化趋势一致，开始时均略微升高，随后降低，第10天降到最低值，实验结束时又突然升高。由图1可知，第10天时，E1和E2中AAP占TP的百分比仅为初始状态（39.86%）时的34.75%和17.03%。E2中AAP占TP的百分比的降低幅度远高于E1。这说明在相同尺度内，底泥曝气更有利于降低颗粒态磷的生物有效性。实验结束时，AAP占TP的百分比突然升高，这与AAP的变化密切相关。实验期间AAP的变化见图2。如图2所示，E1和E2中，AAP的变化趋势基本一致，第10天降至最低值，实验结束时又突然升高。藻类可利用磷（AAP）表示湖泊在有氧条件下光合层中藻类可利用磷含量，能很好地表征底泥中藻类可利用磷的含量[13]。底泥再悬浮后，无论是AAP还是AAP占TP的百分比，与初始状态相比在实验过程中都有所降低，这可能与再悬浮过程中水中溶解氧和pH值改变有关。底泥悬浮过程中大量溶解氧的融入，有利于底泥中铁锰等金属离子被氧化，而Feox对磷具有较强的吸附能力，有利于磷的沉积。Rydin[14]研究表明，底泥在悬浮状态下，易释放态磷（以AAP计）向难释放态磷转化的速率可能更快。E1采用底泥扰动，而E2采用底泥曝气，由于E1和E2中底泥悬浮方式不同，导致E2中溶解氧含量高于E1中溶解氧含量。E1和E2中溶解氧从2.59mg/L分别增加至5mg/L和6mg/L左右。这可能会导致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。与初始状态相比，E1和E2的pH分别降低了0.6和0.7，则E1和E2的上覆水中要达到相应的pH值分别需要0.948molH+和1.106molH+。由于E1和E2采用相同的底泥和上覆水。因此，H+的来源可能与Fe2+的氧化有关[15]。Kraal等[16]研究表明，将1molFe2+被氧化成Fe（OH）3会产生2molH+。由此推断，E2在底泥悬浮过程中生成了更多的Fe（OH）3。Fe（OH）3被认为是非晶型铁氧化物[16]。其对磷的持留能力弱于晶型铁氧化物。但是，Fe（OH）3在有氧环境中会迅速转化成晶型铁氧化物。因此，晶型Fe（OH）3的形成是导致悬浮物中AAP含量及其占TP的百分比均有所降低的关键原因。AAP主要来自于Fe/Al-P[12]。李大鹏等[17]研究也表明，底泥悬浮状态下，AAP的形成与铁铝结合态磷（Fe/Al-P）密切相关。Fe/Al-P含量及AAP占Fe/Al-P百分比见图3(a)和图3(b)。如图3(a)所示，Fe/Al-P的变化规律与AAP类似。第1～10天，Fe/Al-P有所降低，第10天降到最低值。实验结束时，Fe/Al-P又有所升高。AAP被认为是非闭蓄态Fe/Al-P，因此，AAP占Fe/Al-P百分比可以说明悬浮物对磷的固定能力。如图3（b）所示，与初始状态相比，第1天，E1和E2中AAP占Fe/Al-P百分比基本保持不变。第5天，E1和E2中AAP占Fe/Al-P百分比出现不同的变化，E1有所降低，而E2却有所升高。但第10天，E1和E2中AAP占Fe/Al-P百分比明显降低，而且E2降低的幅度高于E1（p<0.05）。这说明底泥曝气有利于抑制闭蓄态Fe/Al-P的转换。实验结束时，E1和E2中AAP的突然升高，导致AAP占Fe/Al-P百分比也突然升高。Fe/Al-P的变化与底泥再悬浮有关。研究表明，底泥再悬浮是内源磷释放的主要途径[1-2，7]，但底泥再悬浮过程中，上覆水中无机矿物颗粒如粘土，铁铝氧化物（Feox，Alox），碳酸钙等显著增加，使上覆水中的可溶活性磷（SRP）被迅速吸附，重新进入底泥，进而形成某种形态磷，不仅导致底泥中不同形态磷的数量分布发生改变，而且新形成的形态磷的性质不同于底泥静止状态下形成的形态磷。与初始状态相比，第10天，E1和E2的底泥中磷的赋存形态发生了显著变化。E1和E2中NH4Cl-P分别降低到22.41和22.49mg/kg，降低的幅度基本一致。而E1和E2中Ca-P分别增加至151.89和139.98mg/kg。这说明底泥再悬浮有利于磷在底泥的固定和降低颗粒态磷的生物有效性。AAP的突然升高除了与Fe/Al-P有关，还可能与底泥再悬浮状态下底泥的其他物理化学变化和水中微生物的作用有关，这有待于进一步的深入研究。

2.2BAPP的变化规律

参照AAP占TP的百分比计算了实验期间E1和E2中BAPP的变化规律见图4。如图4所示，整个实验期间，E1中BAPP明显低于E2（p<0.01），除第3天外均低于初始状态（BAPP为0.034mg/L）。实验开始时，E2中BAPP突然释放，其含量明显高于初始状态，第1天高出初始状态的60%。随后E2中BAPP出现降低现象，第7～15天均低于初始状态；之后到实验结束E2中BAPP又突然升高至实验开始时的含量。BAPP不仅与颗粒态磷（PP）的生物有效性有关，而且与水体中PP的含量（图5）有关。如图1所示，第1天和第10天，E2中颗粒态磷生物有效性低于E1。但实验过程中E2中BAPP明显高于E1（图4）。这说明E2水体中PP含量明显高于E1。实验过程中确实是如此（图5）。E1和E2底泥悬浮时间（均为10min）和沉淀时间（均为1430min），导致PP不同的主要原因可能是采样时水体的浊度不同造成的。实验期间，E2上覆水的浊度是E1的3~4倍。这从侧面说明底泥再悬浮过程中，E2中底泥悬浮更完全。底泥再悬浮增加了细小颗粒物质与溶解性磷的接触几率，也会强化细小颗粒物的聚集与絮凝，从而使吸附了大量溶解态磷的悬浮物发生沉降，促使上覆水中溶解态磷含量迅速降低[18-19]。同时底泥再悬浮增加了水体颗粒物质的数量[20]，加剧水体颗粒物质的运动和颗粒与颗粒间的碰撞，增大了水体无机和有机胶体颗粒对溶解性盐类的吸附作用，强化了易释放态磷向难释放态磷的转化。E2的这种作用强于E1，从而使E2中BAPP一直高于E1。

2.3BAP的变化规律

BAP主要由BAPP和DTP组成，并随着两者的变化而变化的（图6）。如图6(a)所示，BAP的变化规律与BAPP的变化规律（图4）基本一致。除第3天外，E1中BAP都低于初始状态（0.059mg/L）。E2中BAP虽然在实验后期突然升高，但与初始状态相比实验过程中呈下降趋势，但E2中BAP明显高于E1。从DTP的变化来看（图6(b)），除了第3天和第7天外，E1中DTP均低于初始状态（0.025mg/L），实验后期甚至几乎为零。虽然实验过程中E2中DTP低于初始状态，但还是高于E1。底泥再悬浮状态下，BAP随着时间的延长呈下降趋势（图6(a)）。因此，底泥再悬浮降低了BAP的含量，似乎更有利于延缓水体富营养化的进程。然而，E1中BAP低于E2，这说明底泥扰动更有利于降低BAP含量，更有利于提高底泥对磷的持留能力。BAP是由BAPP和DTP组成的。BAPP不能被浮游生物直接利用，必须转化成DTP才能被利用。底泥再悬浮状态下DTP低于初始状态。因DTP属于浮游生物可以直接利用态磷，因此，DTP的降低意味着水体富营养化风险得到了控制。但实验过程E1和E2中DTP均低于初始状态（图6(b)）。由此推断，底泥扰动更有利于控制水体富营养化。而底泥曝气使底泥再悬浮过程中融入更多的氧，使水中氧化状态更强，这可能导致底泥的矿化以及有机物质的好氧分解作用加强，部分有机磷可能转化为无机磷释放进入上覆水，底泥发生了磷的释放。这可能是导致实验后期E2的DTP突然升高的原因。但这需要进一步的深入探究。

3结论

（1）底泥再悬浮过程中，颗粒态磷生物有效性有降低的趋势，并且，底泥曝气时，颗粒态磷生物有效性明显低于底泥扰动时。这主要与底泥再悬浮导致溶解氧融入和pH改变有关。AAP及其占Fe/Al-P的百分比均有下降的趋势。实验结束时颗粒态磷生物有效性突然升高，出现这种现象的原因较复杂，需要进一步探究。（2）底泥再悬浮导致水体中生物有效磷含量呈下降趋势。实验中，底泥曝气状态下BAP含量较高，与底泥扰动状态相比。这是底泥曝气导致水体中颗粒态磷含量较高所致。（3）底泥再悬浮导致水体中溶解态总磷含量呈下降趋势。但底泥扰动状态下DTP含量较低，与底泥曝气状态相比。比较而言，底泥扰动似乎导致水体发生富营养化的直接风险较小。