反复扰动下加藻对不同形态磷相互转化的影响

武晓飞，李大鹏，汪 明，王 忍，陈 俊 （苏州科技学院环境科学与工程学院，江苏 苏州 215009）

反复扰动下加藻对不同形态磷相互转化的影响

武晓飞，李大鹏*，汪 明，王 忍，陈 俊 （苏州科技学院环境科学与工程学院，江苏 苏州 215009）

以太湖梅梁湾沉积物和上覆水为材料，研究了反复扰动下加藻与否对沉积物中不同形态磷数量分布的影响.试验结束时，对照试验、单纯反复扰动、加藻反复扰动其上覆水中溶解性总磷（DTP）含量依次增加了75%、62.5%和18.8%，单纯反复扰动和加藻反复扰动试验上覆水中溶解性无机磷（DIP）浓度分别增加了300%和100%.加藻反复扰动和单纯反复扰动下，沉积物中钙磷（Ca-P）的净减少量分别为31mg/kg DW和 9mg/kg DW.表明， DTP和DIP的释放主要取决于沉积物中铁铝结合态磷（Fe/Al-P）和Ca-P的减少量.沉积物中Fe/Al-P和 Ca-P的含量有所降低，主要归因于反复扰动和藻类的同化吸收作用.然而，加藻反复扰动和单纯反复扰动下，藻类可利用磷（AAP）却有所增加.这表明藻类浓度较低时，其对磷的吸附同化量明显低于沉积物中Fe、黏土颗粒以及CaCO3的吸附量.尽管AAP的形成与还原速率很难测定，但其却可以很好地表征沉积物中内源磷的生物有效性.加藻反复扰动下，Ca-P的含量持续降低，这表明藻类吸附同化了部分Ca-P.因此，在一定藻浓度条件下，可用沉积物中NH4Cl-P， AAP， %Ca-P的和来表征生物有效磷（BAP）含量.

反复扰动；生物有效性；磷形态；沉积物；太湖

沉积物再悬浮是导致沉积物中内源磷迁移转化的主要因素之一［1］，而这种迁移转化对水生系统中磷含量具有重要影响，同时也决定了水体富营养化程度［2］.沉积物中生物有效磷（BAP）是描述这种迁移转化的重要参数［3］.

然而，目前对于沉积物再悬浮是促进抑或延缓水体富营养发展进程仍然存在着争议.沉积物再悬浮导致表层沉积物迅速进入上覆水中，并转变成悬浮物，通过解析或溶解磷与铁、锰和其他无机配合物的结合，以及有机物的矿化，来促进表层沉积物中磷的释放［1］.相反，沉积物再悬浮同样也导致了上覆水中磷酸盐吸附位点的增加以及沉积物表层中不同内源磷含量的重新分布.诸多研究已经证明上覆水中磷酸盐吸附位点（有机质、碳酸钙、粘土和铁/铝的氢氧化物）会通过物理、化学等过程吸附水体中溶解性磷（DIP），促进其向水体的迁移［4-5］.沉积物再悬浮恰有利于上覆水中有机质、碳酸钙、黏土和铁/铝氢氧化物等物质含量的增加，强化了水体中DIP向沉积物的迁移.这部分磷酸盐大多数被纳入沉积物中，并改变了沉积物中不同形态磷的数量分布，同时也改变了沉积物中生物有效磷的含量，进而影响水生系统富营养化的发展进程.

通常，沉积物中生物有效磷的含量采用BAP的含量来进行估算.沉积物中BAP的含量被定义为沉积物中易释放态磷的总和，如弱吸附态磷（NH4Cl-P）、非闭蓄态铁铝结合态磷（Fe/Al-P）.在以往的研究中，通常认为沉积物再悬浮促进了其内源磷由易释放态磷向难释放态磷的转化，降低了沉积物中内源磷的生物有效性［6］.然而，近年来一些研究表明，藻类在其自身的生长过程中，其会吸收部分Fe/Al-P、钙结合态磷（Ca-P）来满足其自身生长所需［7］.因此，采用易释放态磷和难释放态磷来划分沉积物中不同形态磷的生物有效性略显不妥.此外，以往研究主要是上覆水中TP浓度与叶绿素a关系进行线性回归的基础上构建数学模型［8］，且藻类和不同形态磷相关性的研究主要是在静态条件下进行，而忽视了扰动对沉积物中不同形态磷数量分布的改变以及生物有效性的改变，加之，悬浮物数量增多可能也会影响藻类生长等因素存在，导致扰动条件下加藻对不同形态磷数量分布有何影响尚有待阐明.因此，本文以反复扰动条件下加藻对不同形态磷转化的影响为研究对象，通过对上覆水、沉积物中不同形态磷数量分布以及藻类生长的研究，拟为揭示太湖水体富营养化发展进程提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 采样点

太湖位于N30°55'40"～31°32'58"和E119°52'32"～120°36'10"之间，是长江流域五大淡水湖之一，为典型的浅水湖泊.表面面积为2338.1km2.其最大和平均水深分别为2.6m和1.9m.采样点位于太湖梅梁湾（N31°31'33.6"，E120°12'32.4"），水深:2～3m.梅梁湾无水草生长，属于典型藻类湖区.

1.2 沉积物与上覆水的采集

利用进口大口径柱状采样器（Rigo Co. 直径110mm 高500mm）于2013年3月从太湖梅梁湾采集表层1cm的无扰动柱状沉积物样品，装袋密封，用冰盒（4℃）保存，立即送至实验室，过孔径为1mm的铁筛，对沉积物进行均化处理.同时取采样点上覆水5L.并于当日对沉积物和上覆水中各指标初始值进行测定.沉积物和上覆水理化性质见表1.

表1 梅梁湾沉积物和上覆水的理化性质Table 1 Physics-chemical properties of sediments and overlying water from Meiliang Bay

1.3 试验方法

取9个圆形容器作为实验装置（d=73mm， h= 96mm），分别放入取自梅梁湾干沉积物4g，并缓慢加入采样点上覆水200mL.试验分为3组（E0、E1 和E2），每组包括3个平行样，并在试验之前向E2上覆水中加入80 μg/L （以叶绿素计）的铜绿微囊藻溶液.试验从第0d开始，至第15d结束.试验期间，从第1d，每天采用恒速搅拌机（IKA RW20digital）对E1、E2沉积物进行扰动（60r/min），每次扰动时间为0.1h，扰动过程中使沉积物充分悬浮.每间隔5d取上覆水25mL，用于测定上覆水中总磷（TP）、溶解性总磷（DTP）、溶解性磷酸盐（DIP），每次采完水样，立即向容器中补充等量上覆水.E0为对照试验，对沉积物和上覆水均不扰动.

分别在第5、10、15d取适量沉积物，烘干研磨，过100网孔筛，并对其进行不同形态磷含量分析.

1.4 分析方法

TP是将水样采用过硫酸钾消解后钼锑抗分光光度法测定；DTP是将水样经过0.45μm滤膜过滤后的滤液消解后测定； DIP含量是将水样经过0.45μm滤膜过滤后直接测定.

沉积物中磷的形态参考Wang等［9］总结的分析方法，主要分析弱吸附态磷（NH4Cl-P）、铁铝结合态磷（Fe/Al-P）、钙结合态磷（Ca-P）、残渣磷（Res-P）.每个样品有3个平行样，相对误差＜5%.藻类可利用磷（AAP）采用0.1mol/L NaOH溶液提取法进行测定.生物有效磷（BAP）以NH4Cl-P和AAP之和表示.

上覆水中 DO和pH值分别通过便携式溶解氧测定仪（美国HACH HQ30d）和数显pH计（pHs-3TC，武汉）测定.上覆水中叶绿素含量通过叶绿素荧光仪测定（Water Pam S/N edee0225， 德国）.

沉积物含水率的定义为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.

2 结果与分析

2.1 扰动条件下上覆水中不同形态磷数量分布

沉积物再悬浮作为内源磷释放的主要方式，其使上覆水中不同形态磷（TP，DTP，DIP）含量发生了显著变化（图1）.如图1（a）所示，不同扰动条件下，上覆水中TP表现出不同的变化趋势.试验期间，加藻反复扰动下上覆水中TP水平明显高于对照试验和单纯反复扰动.

对照试验，上覆水中TP的浓度呈现出先降低后增加后又降低的变化趋势.单纯反复扰动条件下，上覆水中TP则表现出先升高后降低的变化趋势.试验结束时，对照试验和单纯反复扰动下上覆水中TP的浓度从0.095mg/L分别降低到0.075和0.06mg/L.然而，加藻反复扰动下上覆水中TP表现出逐渐增加的变化趋势，并且在试验结束时达到0.215mg/L.对于DTP而言，3种试验中，上覆水中DTP都表现出先增加后降低的变化趋势.试验结束，3种试验中（对照试验、单纯反复扰动、加藻反复扰动），其上覆水中DTP含量依次增加了75%、62.5%和18.8%.上覆水中DIP的变化趋势与其上覆水中DTP的变化趋势基本一致.不同之处在于， 单纯反复扰动和加藻反复扰动试验上覆水中DIP浓度分别增加了300%和100%.

图1 上覆水中不同形态磷的变化规律Fig.1 Variation of different phosphorus forms in the overlying water

通常认为上覆水中DIP含量的降低与藻类、和细菌的吸收同化有关，进而导致藻类或者细菌数量增加，这与本试验结果一致.加藻反复扰动条件下，上覆水中藻浓度呈逐渐增加趋势，且增加量较大.单纯反复扰动和对照试验中，上覆水中藻浓度变化趋势基本相似（图2），增加量明显小于加藻反复扰动（P≤0.0001）.单纯反复扰动条件下，上覆水中叶绿素浓度略有增加，由5.46μg/L增至8.70μg/L.但是，与加藻反复扰动相比（由80.88μg/L 增至319.64μg/L），其增加量可以忽略不计.因此，对于单纯反复扰动而言，将磷的减少完全归因于藻类的吸收同化作用略有不妥.尽管Cyr等［1］认为，沉积物悬浮条件下，上覆水中溶解性磷酸盐的降低可能是浮游植物吸收所致，但其也并未给出证据，也仅是推测而已.基于本实验结果而言，将单纯反复扰动下上覆水中磷含量的降低完全归于藻类的吸收同化有些牵强，因为藻类的生长量太少（由5.46μg/L增至8.70μg/L）.因此，单纯反复扰动过程中存在着其他吸收作用，如粘土、腐殖酸、CaCO3颗粒、以及金属氧化物和氢氧化物（Fe、Al、Mn）等.但是，本研究中并未对藻类对磷产生的生物吸收作用和粘土颗粒等对磷产生的物理化学作用分开研究，因此，无法给出上述2种作用机制对磷吸收的贡献率.但是，如果将单纯的反复扰动和加藻反复扰动相比，前者藻类生长量过小，因此推测，在单纯的反复扰动下，磷的吸收主要源于悬浮颗粒的物理化学作用，那么，在加藻反复扰动下，磷的吸收则主要源于生物作用（叶绿素由80.88μg/L增至319.64μg/L）.但毫无疑问，对于两者而言，都无法忽视另外一种吸收作用的存在，如在加藻反复扰动下，磷的吸附颗粒可能发挥了重要的作用［5，10-12］.而单纯反复扰动下沉积物中磷含量的增加，加藻反复扰动下沉积物中总磷含量的减少似乎也证明了这一假设.

加藻反复扰动和单纯反复扰动下，上覆水中DTP的变化趋势与DIP相似.DTP包括DIP和溶解性有机磷（DOP）.DOP中有一部分可直接被藻类吸收利用［13］.加藻反复扰动和单纯反复扰动下，上覆水中DOP的变化趋势相似，并基本处于同一水平.然而，上覆水中藻浓度前者明显高于后者.因此推测，加藻反复扰动下，藻类死亡会增加其DOP含量，导致其上覆水中DOP含量应明显高于单纯反复扰动.这与试验结果相矛盾.这可能与藻类大量存在加快了DOP向DIP转化，从而满足其需要有关.

图2 上覆水中叶绿素浓度的变化趋势Fig.2 Variations of algae in the overlying water under repeated sediment resuspension

2.2 沉积物中不同形态磷的变化规律

试验结束时，对照试验和单纯反复扰动下，沉积物中总磷（Tot-P）含量分别从457mg/kgDW增加到494.5、473.8mg/kgDW.然而，加藻反复扰动下，沉积物中Tot-P则表现出逐渐降低的趋势，并降至443mg/kgDW.沉积物中不同形态磷的变化趋势见图3.

从图3中可以看出，对照试验，沉积物中各形态磷均有所增加，试验结束时，沉积物中Fe/Al-P的增加量（35mg/kg DW）明显大于Ca-P （6mg/kg DW）、NH4Cl-P （3mg/kg DW）和Res-P （1.5mg/kg DW）.加藻反复扰动下，沉积物中Ca-P 、NH4Cl-P 与Fe/Al-P则表现出降低的趋势，并在试验结束时分别低于初始值.其中，Ca-P的净减少量最大，为31mg/kg DW，而NH4Cl-P则为8mg/kg DW.单纯反复扰动下， 沉积物中Ca-P减少了9mg/kg DW，其次是NH4Cl-P（4mg/kg DW）.然而，其沉积物中Fe/Al-P则表现出增加的趋势.

图3 沉积物中不同形态磷的数量分布Fig.3 Distribution of phosphorus forms in the sediments

沉积物中内源磷的释放和悬浮物对上覆水中磷的吸附导致沉积物中不同形态磷的数量发生了变化. NH4Cl-P与物理吸附有关，具有较高的活性和生物有效性.因此，沉积物反复扰动下，其在沉积物和水界面很容易发生迁移转化.在试验过程中，沉积物中NH4Cl-P的变化可能归因于其向沉积物中其他形态磷的转化以及由于上覆水中小颗粒态物质含量的减少导致粘土、小颗粒态物质对水体中磷的吸附受到限制［6］.无论加藻与否，扰动均导致了NH4Cl-P的减少，而对照试验，则有所增加.这进一步验证了以物理吸附为主的NH4Cl-P在沉积物扰动条件下易于发生转化［14］.此外，由于NH4Cl-P属于优先生物有效磷，藻类自身的生长繁殖和自身代谢等生命活动也促进了NH4Cl-P向水体的释放.因此，沉积物中形态磷的转化应该不仅包括某种形态磷向另一种形态磷的转化，也应该包括沉积物中的形态磷向上覆水中的形态磷（如DIP）的转化以及上覆水中的形态磷向沉积物中形态磷（如NH4Cl-P）的转化.

沉积物中的Fe/Al-P由闭蓄态Fe/Al-P和非闭蓄态Fe/Al-P组成.通常，非闭蓄态Fe/Al-P被认为是潜在的藻类可利用磷［15-16］，即AAP.在对照试验的沉积物中，Fe/Al-P和非闭蓄态Fe/Al-P均略有增加，并且，前者增加幅度略高.

刘冬梅等［17］认为，藻类主要导致Fe/Al-P释放，仅有很少Ca-P得到释放.据此推测，在加藻反复扰动下，Fe/Al-P会显著减少，而Ca-P则略有减少.然而，本研究结果却完全相反［图3（b）］，在试验过程中，Fe/Al-P先减少后增加，而Ca-P则一直处于降低趋势，并且减少量明显高于前者.对于单纯的反复扰动而言， Fe/Al-P先减少后增加，而Ca-P也呈现该趋势.无论加藻与否，反复扰动对Fe/Al-P和 Ca-P的作用机制均与刘冬梅等［17］的研究不同.对此过程进行解析，无论加藻与否，反复扰动下Fe/Al-P的变化趋势一致，这主要源于Fe/Al-P中存在部分易释放态磷（AAP），扰动导致其释放并转化成上覆水中DIP（试验第5d，DIP显著增加［图1（c）］），随后，由于扰动致使水体中溶解氧含量增加［图4（a）］，致使Fe2+被氧化成Fe3+，加之扰动恰好增加了上覆水中DIP与铁离子的接触，从而导致Fe/Al-P又明显增加.Fe/Al-P的形成主要源于DIP与铁离子的反应，这种形成可归于间接转化.但是，也不排除在扰动过程中，以内源磷中某种形态磷直接转化成Fe/Al-P，如NH4Cl-P.这种形式可归于直接转化.从试验的过程分析，间接转化可能占主要地位，这种转化发生在泥相和水相之间，实际上是通过悬浮物作为中间环节而联系在一起.即先有Fe/Al-P从泥相解析进入水相，在水相中被Fe离子捕捉而重新形成Fe/Al-P，又从水相重新进入泥相.Fe/Al-P的解析主要源于扰动导致的化学键断裂和藻类吸收作用.但是，不能忽视的是，扰动过程中，悬浮物所处水环境条件发生显著变化，可能也会诱发内源磷发生直接转化.遗憾的是，本研究中并未对内源磷的间接转化和直接转化作出定量研究.

在转化过程中，重新形成的Fe/Al-P为非闭蓄态Fe/Al-P.单纯反复扰动下，沉积物中AAP与Fe/Al-P变化趋势一致.但对加藻反复扰动而言，沉积物中AAP呈逐渐增加趋势，这与以往研究相矛盾.研究证明沉积物中铁氧化物存在的形式对磷的持留能力具有显著影响［18］.王琦等［19］发现，相对于Fe/Al-P，AAP与Ca-P的相关性更好.因此，AAP可能不仅仅是非闭蓄态Fe/Al-P，也包含了部分难释放态磷，如Ca-P.

Ca-P通常被定义为难释放态磷，认为难被生物直接利用［6］.但有研究表明，Ca-P会由于pH值变化而发生释放［20］.图3（c）显示，对照试验，Ca-P保持不变.单纯反复扰动下，Ca-P呈逐渐增加趋势.而加藻反复扰动下，Ca-P呈逐渐降低趋势.加藻反复扰动下，pH值还略低于单纯反复扰动［图4（b）］，而对于单纯扰动而言，尽管pH值较低，但Ca-P并未释放而是增加.这说明，藻类吸收利用了部分Ca-P.也暗示了反复扰动可能促进了沉积物中潜在生物有效磷向优先可利用磷的转化.对于单纯反复扰动而言，Ca-P的增加可能源于扰动下DIP与钙离子发生反应或者是含钙结合态磷化合物的再生长.然而，对于藻类而言，新生成的Ca-P可能易于被生物利用. Ca-P组成包括自生钙磷（ACa-P）和碎屑态磷（Det-P），还包括新形成的钙磷酸盐［21-22］.其中，ACa-P和部分钙磷酸盐具有一定的生物有效性.在适当的物理化学以及生物条件下，其可能会逐渐被生物利用［7］.除此之外，Ca-P中的磷酸二钙（Ca2-P）和磷酸八钙（Ca8-P）均可被藻类直接利用.且Ca2-P为优先利用磷源［23-24］.然而，这部分磷通常被误认成了难释放态磷.因此，将Ca-P统一划为难释放态磷，并被定义为非生物有效磷有所不妥.

对于加藻反复扰动而言，Ca-P的减少与pH值相关［图4（b）］，pH值从8.03（第1d）降至7.32（第5d）.然而在单纯反复扰动下，Ca-P仅在第5d有所减少，随后显著增加.但这与pH值的变化趋势却完全不符［图4（b）］， pH值从8.10 （第1d）升至8.32（第5d）.暗示了Ca-P的释放可能跟沉积物的反复扰动有关.这也表示将Ca-P列为难释放态磷略显不妥.

Res-P定义为有机磷，其很难被藻类吸收利用［6］.图3（d）显示，对照试验中，Res-P基本保持不变.在单纯反复扰动与加藻扰动下，Res-P呈逐渐增加趋势.这表明扰动促进了其它形态磷向Res-P的转化，如NH4Cl-P和Fe/Al-P.当然这种转化囊括了直接转化和间接转化.另外，试验期间，单纯反复扰动下Res-P含量始终低于加藻反复扰动，暗示了藻类的大量生长促进了易释放态磷向难释放态磷的转化.

2.3 沉积物中不同形态磷之间的相互转化规律

不同形态磷的迁移转化受其地球化学特性的影响［2-3，25-27］.单纯反复扰动和加藻反复扰动都改变了水环境的地球化学或生物地球化学条件（图4），因此，促进了沉积物中不同形态磷的迁移转化.

单纯反复扰动和加藻反复扰动下，沉积物中不同形态磷（Fe/Al-P 和Ca-P）的变化表明沉积物中不同形态磷之间存在着相互转化（图3）.沉积物中不同形态磷的迁移转化可能与水环境中DO和pH值的变化有关（图4）.试验发现［图4（b）］，每次扰动后，上覆水中pH值都呈降低趋势，尤其是在试验即将时这种趋势尤为明显.这合理地解释了单纯反复扰动下，沉积物中Fe/Al-P由216mg/kg（5d）增加到239mg/kg（15d）［图3（b）］.研究表明［28］，Al2O3与Fe2O3对磷具有较高的吸附能力.图4显示，每次扰动后上覆水中pH值表现出持续降低的变化趋势，表明沉积物反复扰动有利于Al2O3与Fe2O3的形成，尤其是非晶体态铁［28］.这与沉积物中AAP含量的增加是一致的［图5（a）］.这同样适合加藻反复扰动.

图4 上覆水中DO和pH值的变化规律Fig.4 Variation of DO and pH in the overlying water

此外，单纯反复扰动下Ca-P呈逐渐增加趋势［图3（c）］，加藻反复扰动下Ca-P呈逐渐降低趋势，也表明了沉积物中不同形态磷发生了相互转化.但这种转化即包括了内源磷间的直接转化，也包括了形态磷在两相间的释放和重新形成为主的间接转化.对于单纯反复扰动，当上覆水和沉积物的pH值超过8时，增加的Ca-P主要来源于磷以Ca-P的形态向沉积物的迁移［20］.试验期间，反复扰动下，上覆水中pH值的平均值分别为8.02（单纯反复扰动）和7.93（加藻反复扰动），磷主要以Ca-P为主.自然沉积物中含有的磷酸钙矿物质主要归因于Ca-P的逐渐增加［29］.钙结合态磷不一定以磷灰石的形态存在［30］.因此，单纯反复扰动下Ca-P含量的增加表明上覆水中磷含量的减少与磷的吸附物质有关［图1］.这表明磷的释放并不是主要归因于藻类利用，即使反复扰动上覆水中DIP含量并没有变化［1］.然而，加藻反复扰动下，上覆水中pH值为7.93时，Ca-P仍然呈现出逐渐降低的趋势.Ca-P的减少量可以归因于藻类的吸收吸附同化作用.然而，随着扰动时间延长，Ca-P在第10d降低到131mg/kg，在第15d时未再有降低或增加.这可能源于剩余Ca-P的生物可利用性显著降低，也可能源于此时Ca-P的生成速率与还原速率趋于一致.

加藻反复扰动下，Fe/Al-P 和 Ca-P的还原速率明显低于单纯反复扰动［图3（b），图3（c）］.由于目前尚无技术来区分新生成的Fe/Al-P 和Ca-P，因此导致其还原速率无法测定.使得我们很难定量描述形态磷间的相互转化.但试验结果表明无论加藻与否，反复扰动均促进了沉积物中不同形态磷的迁移转化，并加快了沉积物中不同形态磷的转化速率，且上覆水充当了很好的媒介作用.加藻反复扰动和单纯反复扰动下，Res-P的变化趋势基本一致，表明沉积物反复扰动对其不同形态磷转化的作用明显高于藻类.

2.4 反复扰动对沉积物中生物有效磷的影响

通常，将沉积物中NH4Cl-P与非闭蓄态Fe/Al-P （即AAP）的总和定义为沉积物中BAP的含量［6］.试验结束时，静态、单纯反复扰动、加藻反复扰动条件下沉积物中AAP分别从111mg/kg DW增加到122、125.2、134.4mg/kg DW［图5（a）］. 3种扰动模式下，沉积物中BAP含量也分别由135mg/kg DW增加到149、145、150mg/kg DW［图5（b）］.

相对于初始值，对照试验中，BAP呈逐渐增加趋势［图5（b）］，而单纯反复扰动下则呈先略微增加后降低的趋势，并保持在稳定状态（145mg/kg DW）.加藻反复扰动下，沉积物中BAP含量也呈逐渐增加趋势，并在试验结束时

图5 沉积物中AAP与BAP的变化规律Fig.5 Concentrations of AAP and BAP in the sediments

达到最大值（150mg/kg DW）.这主要归因于沉积物中AAP含量的增加［图5（a）］.这也证实了内源磷不同形态间发生了相互转化.但如果从理论方面考虑，由于反复扰动对水体系统中Fe、Al等金属离子化学特性的改变以及藻类生长的影响，沉积物中非闭蓄态Fe/Al-P应呈逐渐降低的趋势，但试验结果恰好相反［图5（a）］.这表明BAP中不应仅仅包括非闭蓄态Fe/Al-P和NH4Cl-P.非闭蓄态Fe/Al-P属于BAP的一部分，然而，这部分非闭蓄态Fe/Al-P是采用化学方法提取出来的，提取剂是0.1M NaOH溶液，具有强碱性，其高浓度的OH-会对Fe/Mn氧化物的表面电荷产生影响，导致一些闭蓄态Fe/Al-P释放.此外，反复扰动增加了上覆水中溶解氧含量，促进了溶解态Fe2+氧化物向非溶解态Fe3+氧化物的转化，上覆水中部分DIP被Fe3+及其氧化物吸附，以Fe/Al-P的形态重新由水相进入泥相［31-33］.这部分新生成的Fe/Al-P可能主要为非闭蓄态Fe/Al-P（初始值:121mg/kg DW；单纯反复扰动:114mg/kg DW；加藻反复扰动:97mg/kg DW）和其他形态磷. AAP的还原速率不仅与铁结合态磷向非晶体态铁转化的速率有关，还与沉积物中内源磷向上覆水的迁移转化的速率有关.因此，并不能采用AAP的减少量来直接测定AAP的还原速率.Fe离子的再氧化促进了其对上覆水中磷的吸附以及固定作用，阻止了其向水体的释放以及藻类的吸收利用.磷向水体的释放受多种环境因子的影响，比如沉积物中铁结合态磷的比例、黏土以及金属氧化物的含量等［5，10］.考虑到沉积物反复扰动的影响，AAP的形成速率明显高于其还原速率.

闭蓄态Fe/Al-P的减少表明反复扰动活化了沉积物中不同形态磷.然而，单纯反复扰动下，上覆水中藻浓度并没有表现出急速增加的趋势，而其上覆水中DIP含量则表现出在第5d急剧增加，随后逐渐减小的变化趋势.如果没有测定上覆水中藻浓度，则可以将这种变化归因于藻类的吸收利用.如果将藻浓度与对照试验比较（藻浓度与对照试验处于同一水平［图2（a）］），则表明低藻浓度下（5μg/L），藻类对上覆水中磷的吸收量明显低于悬浮物对磷的吸收量.但当上覆水中藻类浓度较高时（初始浓度:80μg/L），藻类的急剧增长证明了这一假设（DIP的减少可归因于藻类的吸收利用），换言之，在上覆水中藻类浓度较高时，扰动导致的内源磷释放多数被藻类吸收而少数被悬浮物吸收.从本研究来看［图3（c）］，加藻反复扰动下，沉积物中内源磷的释放主要来自于Ca-P.与单纯反复扰动相对照，则发现Ca-P释放（第5d）后，随后增加，说明其形成速率较高；而对于加藻反复扰动，Ca-P的形成则受到明显抑制.两者区别在于藻初始浓度截然不同.从而说明，在高藻浓度下，Ca-P的生物有效性不能被忽视.因此，在藻类浓度较高及反复扰动条件下，采用NH4Cl-P、AAP和%Ca-P的总和来估算BAP可能更加准确.但由于本研究中未能对Fe/Al-P、Ca-P的还原速率和形成速率进行测定，所以无法给出可计入BAP的Ca-P的百分比.这还有待进一步深入探讨.

3 结论

3.1 反复扰动下，加藻与否均导致DIP和DTP出现先增加再降低的趋势，对NH4Cl-P、Fe/Al-P、Res-P的影响趋势一致，但对Ca-P的影响趋势则完全不同.由于无法测定Fe/Al-P和Ca-P的形成速率和还原速率，但上覆水和沉积物中形态磷数量分布的变化，充分说明了扰动导致其发生相互转化.这可能既包括形态磷在泥水两相间的间接转化，也包括泥相中的直接转化.

3.2 加藻不仅促进了内源磷释放，同时导致藻类爆发性生长.而单纯扰动下，上覆水中藻浓度变化并不明显.这可能与上覆水中磷捕捉剂与藻类对磷产生竞争吸附有关. AAP含量增加则证实了这种竞争关系的存在.

3.3 在加藻条件下，采用沉积物中NH4Cl-P、AAP和%Ca-P的总和来表征沉积物中BAP含量是合理的.

［1］Cyr H， McCabe S K， Nürnberg G K. Phosphorus sorption experiments and the potential for internal phosphorus loading in littoral areas of a stratified lake ［J］. Water Research， 2009， 43（6）:1654-1666.

［2］Worsfold P J， Monbet P， Tappin A D， et al. Characterization and quantification of organic phosphorus and organic nitrogen components in aquatic systems: a review ［J］. Analytica Chimica Acta， 2008，624（1）:37-58.

［3］Heidenreich M， Kleeberg A. Phosphorus-binding in iron-rich sediments of a shallow reservoir: spatial characterization based on sonar data ［J］. Hydrobiologia， 2003，506-509（1-3），147-153.

［4］Nwoke O C， Vanlauwe B， Diels J， et al. Assessment of labile phosphorus fractions and adsorption characteristics in relation to soil properties of West African savanna soils ［J］. Agriculture Ecosystems and Environment， 2003，100（2/3）:285-294.

［5］Makris K C， Harris W G， O’Connor G A， et al. Long-term phosphorus effects on evolving physicochemical properties of iron and aluminum hydroxides ［J］. Journal of Colloid Interface and Science， 2005，287（2）:552-560.

［6］Rydin E. Potentially mobile phosphorus in Lake Erken sediment［J］. Water Research， 2000，34（7）:2037-2042.

［7］蒋增杰，方建光，张继红，等.桑沟湾沉积物中磷的赋存形态及生物有效性 ［J］. 环境科学， 2007，28（12）:2783-2789.

［8］揣小明，杨柳燕，陈小锋，等.我国若干湖泊磷转化率的区域差异性研究 ［J］. 中国环境科学， 2012，32（11）:2075-2082.

［9］Wang C Y， Zhang Y， Li H L， et al. Sequential extraction procedures for the determination of phosphorus forms in sediment［J］. Limnology， 2013，14（2）:147-157.

［10］Lake B A， Coolidge K M， Norton S A， et al. Factors contributing to the internal loading of phosphorus from anoxic sediments in six Maine， USA， lakes ［J］. Science of the Total Environment， 2007，373（2/3）:534-541.

［11］Wang S R， Jin X C， Zhao H C， et al. Effect of organic matter on the sorption of dissolved organic and inorganic phosphorus in lake sediments ［J］. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects， 2007， 297（1-3）: 154-162.

［12］Sanyal S K， DeDatta S K. Chemistry of phosphorus transformations in soil ［J］. Advances in Soil Science， 1991， 16（0176-9340）:1-20.

［13］Reynolds C S， Davies P S. Sources and bioavailability of phosphorus fractions in freshwaters: a British perspective ［J］. Biological reviews of the Cambridge Philosophical Society， 2001，76（1）:27-64.

［14］Li D P， Huang Y. Sedimentary phosphorus fractions and bioavailability as influenced by repeated sediment resuspension［J］. Ecological Engineering， 2010，36（7）:958-962.

［15］Nguyen L M. Phosphate incorporation and transformation in surface sediments of a sewage-impacted wetland as influenced by sediment sites， sediment pH and added phosphate concentration［J］. Ecological Engineering， 1999，14（1）:139-155.

［16］Sharpley A N. An innovative approach to estimate bioavailable phosphorus in agricultural runoff using iron oxide-impregnated paper ［J］. Journal of environmental quality， 1993，22（3）:597-601.

［17］Liu D M， Jiang X， Jin X C， et al. Effects of algae on the phosphorus exchange at water—sediment interface in Taihu Lake［J］. Research of Environmental Sciences， 2006，19（4）:8-13.

［18］Takeda I， Fukushima A. Phosphorus purification in a paddy field watershed using a circular irrigation system and the role of iron compounds ［J］. Water Research， 2004，38（19）:4065-4074.

［19］王 琦，姜 霞，金相灿，等.太湖不同营养水平湖区沉积物磷形态与生物可利用磷的分布及相互关系 ［J］. 湖泊科学， 2006， 18（2）:120-126.

［20］Yuan H Z， Shen J， Liu E F， et al. Characteristic of phosphorus release with the control of pH of sediments from Meiliang Bay， Lake Taihu ［J］. Lake Sciences， 2009，21（5）:663-668.

［21］Huang Q H， Wang Z J， Wang D H， et al. Origins and mobility of phosphorus forms in the sediment s of lakes Taihu and Chaohu， China ［J］. Journal of Environmental Science & Health， 2004， 40（1）:91-102.

［22］郑丽波，叶 瑛，周怀阳，等.东海特定海区表层沉积物中磷的形态、分布及其环境意义 ［J］. 海洋与湖沼， 2003，34（3）:274-282.

［23］林治安，谢承陶，张振山，等.石灰性土壤无机磷形态、转化及其有效性研究 ［J］. 土壤通报， 1997，28（6）:274-276.

［24］李孝良，于群英，陈世勇，等.土壤无机磷形态生物有效性研究［J］. 安徽农业技术师范学院学报， 2001，15（2）:17-19.

［25］Hupfer M， Dollan A. Immobilization of phosphorus by ironcoated roots of submerged macrophytes ［J］. Hydrobiologia， 2003， 506-509（1-3）:635-640.

［26］Kim L H， Choi E， Stenstrom M K. Sediment characteristics， phosphorus types and phosphorus release rates between river and lake sediments ［J］. Chemosphere， 2003，50（1）:53-61.

［27］Borgnino L， Avena M， Pauli C D. Surface properties of sediments from two Argentinean reservoirs and the rate of phosphate release［J］. Water Research， 2006，40（14）:2659-2666.

［28］Kraal P， Slomp C P， Forster A， et al. Pyrite oxidation during sample storage determines phosphorus fractionation in carbonatepoor anoxic sediments ［J］. Geochimica et Cosmochimica Acta， 2009，73（11）:3277-3290.

［29］House W A， Denison F H， Armitage P D. Comparison of the uptake of inorganic phosphorus to a suspended and stream bed-sediment ［J］. Water Research， 1995，29（3）:767-779.

［30］Kisand A， Nõges P. Sediment phosphorus release in phytoplankton dominated versus macrophyte dominated shallow lakes: importance of oxygen conditions ［J］. Hydrobiologia， 2003， 506-509（1-3）:129-133.

［31］Selig U. Particle size-related phosphate binding and P-release at the sediment-water interface in a shallow German lake ［J］. Hydrobiologia， 2003， 492（1-3）: 107-118.

［32］Loeb R， Lamers L P M， Roelofs J G M. Prediction of phosphorus mobilization in inundated floodplain soils ［J］. Environmental Pollution， 2008，156（2）:325-331.

［33］Tallberg P， Tréguer P， Beucher C， et al. Potentially mobile pools of phosphorus and silicon in sediment from the Bay of Brest: interactions and implications for phosphorus dynamics ［J］. Estuarine， Coastal and Shelf Science， 2008，76（1）:85-94.

Migration and transformation of phosphorus forms under dual effect of sediment resuspension and the addition of algae.

WU Xiao-fei， LI Da-peng*， WANG Ming， WANG Ren， CHEN Jun （School of Environmental Science and Engineering， Suzhou University of Science and Technology， Suzhou 215009， China）. China Environmental Science，2015，35（4）：1187～1196

Migration and transformation of phosphorus forms was investigated under repeated sediment resuspension with and without the addition of algae. The sediments and overlying water were obtained from Meiliang Bay of Tai Lake. The results show that the concentrations of dissolved total phosphorus （P） in the overlying water increased by 75%， 62.5% and 18.8% under static conditions， sediment resuspension and sediment resuspension with the addition of alge， the concentrations of dissolved inorganic P under sediment resuspension and sediment resuspension with the addition of alge increased by 300% and 100%， the Ca-P decreased by 9mg/kg DW and 31mg/kg DW under sediment resuspension and sediment resuspension with the addition of alge， indicating that the release of dissolved total P and dissolved inorganic P depends on the reduction of Fe/Al-P and Ca-P in the sediments. It was attributed to sediment resuspension and algae assimilation. However， under low algae concentration， the assimilation of algae in P is lower than the readsorption of reoxidized Fe or other P binding matter， such as clays and CaCO3particles. This result was confirmed by the increase in algae available P （AAP） under sediment resuspension conditions with and without the addition of algae. Although it is difficult to measure the formation and reduction rate of AAP， AAP is a good predicator of the bioavailability of sedimentary P. The estimation of bioavailable P （BAP） in the sediments can be presented by the sum of NH4Cl-P， AAP，and %Ca-P at certain concentrations of algae owing to the assimilation of Ca-P under sediment resuspension conditions with the addition of algae.

resuspension；bioavailability；phosphorus fractions；sediment；Tai Lake

X71.5，X131.2

A

1000-6923（2015）04-1187-10

武晓飞（1986-），男，河北张家口人，硕士研究生，主要研究方向为浅水湖泊修复理论.

2014-08-28

国家自然科学基金项目（51178284，51278523）；江苏省第四期333工程资助；江苏省“六大人才高峰”项目（2013-JNHB-022）

* 责任作者， 副教授， ustsldp@163.com