淀山湖蓝藻碎屑的好氧降解和营养盐释放规律研究

孙远军 (上海市环境科学研究院,上海 201200)

淀山湖地处上海、江苏和浙江的交界处,是太湖水系的一个重要组成部分,是上海最大的淡水湖泊,在江南水资源保护中占相当重要地位.作为黄浦江的重要水源地,淀山湖兼具交通运输、调节径流、农田排灌、水上航运、水产养殖以及交通运输等功能[1-2].随着周围工、农业的发展和人口的增长,大量污染物进入湖内,水体水质不断恶化,湖内浮游植物的生物多样性减少,正逐步向以绿藻-蓝藻为主的群落结构演替[3-5],随着营养盐含量的升高,部分湖区的富营养化程度也不断恶化[6].1985年淀山湖首次大规模爆发藻类“水华”[7],2007年淀山湖共出现了3次蓝藻“水华”,其中8月30日的“水华”是1986年以来最为严重的一次[8],2009年9月在淀山湖的西部和南部区域也出现了蓝绿藻的大面积堆积.这严重威胁淀山湖生态系统的健康发展和水体的使用功能.

氮和磷被认为是造成水体富营养化的主要营养物质[9].除了入湖河流、地表径流、湖面降水等外源输入外,营养盐的动态、静态内源释放也导致淀山湖水体维持在较高的养化水平[10-12].在水力作用下,湖内死亡藻类的重新分解也会产生大量颗粒态、溶解态和胶体态的营养盐[13-15],这部分内源释放的营养物将会重新进入湖体的物质循环圈,为藻类的生长所利用[16].所以,有必要对蓝藻死亡后降解及营养盐释放的规律进行了解.淀山湖属于典型的平原浅水湖,水体溶解氧含量较高,在夏季也保持在3mg/L以上的水平.本研究采集淀山湖的水华蓝藻,在实验室条件下模拟藻类死亡后的好氧降解过程,分析因降解而引起的氮、磷不同形态营养物的动态释放过程.

1 材料与方法

1.1 材料

1.1.1 样品采集 2012年9月,在淀山湖西南方位藻类大量堆积区,用孔径 64μm 的浮游生物网收集表层的水华藻类,除去较大的杂物颗粒,放于1000mL的采样瓶内,于低温环境下快速送至实验室,经镜检发现蓝藻门中的微囊藻约占96%.同时采集表层水体,经 64μm 的筛网滤去大颗粒悬浮物和浮游生物后,作为实验的培养用水.试验用湖水水质的背景值如下:氨氮 0.287mg/L,硝氮0.700mg/L,总氮 1.690mg/L,正磷酸盐 0.013mg/L,溶解态总磷0.049mg/L,总磷0.107mg/L,总有机碳5.580mg/L,CODCr37mg/L,叶绿素a0.019mg/L.

试验于2012年9月15～29日进行,每天上午9:00将箱内水体搅拌均匀,采集中层水样,分别进行铵态氮、硝酸盐氮、总氮、正磷酸盐、溶解态总磷、总磷和TOC等指标的测定,取样后补充等量的蒸馏水.

1.1.2 试验装置 用 2 个 50cm×37.5cm×24.5cm的不透明的长方体塑料水箱作为降解试验的反应器,里面加入过滤后的湖水至 20cm 深处.降解试验在实验室内进行,室温控制在 25℃左右.接近水箱底部的4个边角分别放置1个小型潜水泵,在水泵推流的作用下箱内湖水呈流动状态,这样在保证颗粒物悬浮的同时,还可以加强大气复氧作用,使箱内湖水为好氧状态.水箱顶部覆盖黑色塑料纸,使整个反应器完全避光.

将收集到的水华藻类置于超声波清洗器(超声功率设置为100%)中超声1h,结束时发现原本上浮的微囊藻均匀地分布在采样瓶内,该过程认为可以强制将微囊藻致死.参照文献[8-10].取超声处理过的藻液50g倒入1#水箱内.未加藻液的2#水箱即为对照试验,

1.1.3 仪器 MultiN/C 3100型TOC分析测定仪,YSI 58型溶氧仪,01J2003-04型立式压力蒸汽灭菌器,DHG-9031A型电热恒温干燥箱,T6-新世纪可见/紫外分光光度计,KQ-250DE型数控超声波清洗器,BS 223S型分析天平,DRB200型COD微回流反应器,DR/2800型分光光度计等.

1.2 样品分析方法

溶解氧采用膜式电极法由溶氧仪测定,铵态氮、硝酸盐氮、总氮、正磷酸盐、溶解态总磷、总磷按《水和废水监测分析方法》[17]的标准方法进行,叶绿素-a采用乙醇浸提再分光光度测定的方法[18-19],TOC采用Multi N/C3100TOC分析仪测定.数理统计、图像处理分别由 SPSS 15.0统计软件和origin7.0完成.

2 试验结果

2.1 水中叶绿素a含量的变化过程

蓝藻属于原核生物,没有叶绿体,其叶绿素 a位于细胞内的光合片层上[20].藻细胞死亡后,光合片层随着细胞体破裂而释放,片层内的叶绿素含量也随之不断衰减.由于叶绿素 a的降解需要一定时间,所以如果用叶绿素间接表征活体藻类数量,会产生一定的滞后.在实验过程中对箱内水体chl-a的含量进行监测,结果如图1所示.

图1 死亡蓝藻好氧降解过程中水体Chl-a的浓度变化Fig.1 Chl-a concentration in the aerobic degradation process of death cyanobacteria

从图1可以看出,2组实验中叶绿素a的变化趋势存在显著差别(P=0.0116).藻类经超声处理后水体叶绿素 a的含量从第 3d开始快速下降,从0.240mg/L减少到0.105mg/L.之后2d下降速度变小,第6d后速度进一步减小,第9d后叶绿素含量与对照试验相当,9d后叶绿素的减少量占初始值的 92.06%,说明绝大多数蓝藻已经死亡.由于过滤作用,对照体系中所剩的藻类本来就有限,chl-a的初始含量仅0.019mg/L,之后逐渐下降至0.001mg/L左右.

2.2 水中氮素的变化过程

试验过程中水体内氮素的变化过程如图 2所示.由于试验在好氧状态下进行,无反硝化过程发生,所以2个体系总氮的含量都很稳定,分别保持在 5.69～6.79mg/L 与 1.46～2.18mg/L 之间.1#体系中总氮的含量明显高于对照试验(P＜0.05),原因主要在于藻体的增加.

图2 死亡蓝藻好氧降解过程中水体氮素的浓度Fig.2 nitrogen concentration in the aerobic degradation process of death cyanobacteria

藻类死亡后,有机氮在微生物的作用下向无机氮转化.从图 2b中可以看出,1#试验体系第 2d氨氮的含量上升并不明显,但是在第3～6d期间氨氮含量从0.797mg/L迅速提高到3.400mg/L,之后由于硝化反应而不断下降,12d后基本稳定在与对照试验相当的水平,约为 0.5mg/L.硝态氮的含量在试验前几天变化不大,在第 7～10d的时间内含量开始缓慢升高,由 0.700mg/L升高至1.030mg/L,之后上升速度加快,直到试验结束含量仍在增加,试验结束时硝态氮含量比初始值高4.22倍.对照试验中,氨氮和硝态氮的含量都有所升高,但是变化不大,分别从 0.273mg/L升高至0.409mg/L,从0.706mg/L升高至0.980mg/L.虽然温度等环境都满足硝化反应的条件,但是仍然没有发生显著的硝化反应,原因可能在于水样取自天然湖泊,水中各污染物组分都已趋于动态平衡.

2.3 水中磷素的变化过程

图3 死亡蓝藻好氧降解过程中水体磷素的浓度Fig.3 phosphorus concentration in the aerobic degradation process of death cyanobacteria

试验过程中水体内磷素的变化过程如图 3所示.从图3a可以看出,1#体系溶解态总磷与颗粒态磷的变化都与对照试验存在显著差异(P＜0.05).颗粒态磷在前 9d不断下降,由初始的0.321mg/L下降至 0.034mg/L,几乎减少了 90%,之后渐趋稳定.与此相反,溶解态磷的含量在前6d快速升高,从0.128mg/L升高了将近3倍,之后速度减慢,到11d后逐渐稳定.试验开始,1#体系中总磷主要由颗粒态磷构成,其含量占总量的 50%以上,但是试验结束后溶解态磷含量远远高出颗粒态磷,这是由于在微生物作用下颗粒态的有机磷被降解,转化成无机磷释放进入水体.对照试验中溶解态磷含量较低,在试验期间变化不大,基本维持在 0.025～0.054mg/L的范围内,颗粒态磷的含量低于溶解态磷,在试验期间呈不断下降趋势,9d以后逐渐稳定在0.010mg/L以下.

水体溶解态磷由正磷酸盐和溶解态有机磷构成,试验过程中 2个体系溶解态磷组分的变化过程如图 3b所示.可以看出,1#体系的正磷酸盐和溶解态有机磷含量均高于对照试验(P＜0.05),这与添加的藻类有关.1#体系中正磷酸盐的含量在试验的前 6d迅速从 0.082mg/L提高至0.304mg/L,升高速率可达 0.048mg/(L·d),之后增加的速度变慢,约为0.015mg/(L·d),实验结束时正磷酸盐含量比初始值高出 4.20倍. 溶解态有机磷的含量变化不明显,前 6d仅有微量上升,之后逐渐下降至与对照试验相当的水平,基本维持在0.040～0.107mg/L.对照试验中,2种溶解态磷的含量都很低,并且在试验过程中无明显变化,分别维持在0.050～0.037mg/L和0～0.044mg/L的范围内.

2.4 水中有机物的变化过程

试验过程中水体内有机碳的浓度变化过程如图4所示,可以看出,1#体系TOC的浓度变化趋势与对照试验有着显著差异(P＜0.05).1#体系的TOC含量在前 3d呈现快速下降的趋势,从40.68mg/L下降至 21.85mg/L,之后下降速度变慢,10d以后基本趋于稳定状态.对照体系中的TOC含量较为稳定,在试验过程中变化不大,基本维持在5.31～7.78mg/L的范围内.

图4 死亡蓝藻好氧降解过程中水体TOC的浓度Fig.4 TOC concentration in the aerobic degradation process of death cyanobacteria

3 分析与讨论

3.1 蓝藻碎屑好氧降解的过程分析

水华藻类死亡后形成大量颗粒态碎屑和胶体物质,在微生物的作用下有机物进行降解,生成溶解态的有机碳和营养盐进入水体[14].对1#体系试验过程中叶绿素、氨氮、硝酸盐氮、正磷酸盐、溶解态总磷和颗粒态磷的含量进行相关性分析,结果如表1所示.

表1 氮、磷、叶绿素与有机碳间的相关系数Table 1 Pearson correlations of concentration of N, P, chl-a and TOC

由表1可知,颗粒态磷PP与间接表征蓝藻生物量的叶绿素 a呈显著的正相关性,与溶解态总磷DTP呈显著的负相关性,说明水体颗粒态磷与蓝藻细胞同源,随着好氧降解的进行,藻细胞破裂,光合片层上的叶绿素衰减,细胞内颗粒态的磷释放进入水体,转化成溶解态磷,颗粒态磷含量降低,溶解态磷含量上升.DTP与正磷酸盐呈显著的正相关性,说明水体中的溶解态磷主要构成成分是正磷酸盐,藻类中的颗粒态磷在微生物的降解作用下以无机正磷酸盐的形式释放.

蓝藻细胞死亡后,藻细胞内的有机氮在微生物参与下发生氨化作用,有机氮转化成铵态氮,好氧条件下硝化细菌先把铵态氮氧化成亚硝态氮,之后再进一步氧化成硝态氮[21].所以1#实验体系铵态氮含量呈现先上升后下降,硝酸盐在铵态氮下降后的第3d才开始快速增长,铵态氮与硝态氮之间存在负相关关系.

由表 1可以看出,水体有机碳含量与叶绿素含量之间存在显著的正相关性,说明实验体系内有机碳主要来源于死亡藻类碎屑.在微生物的矿化作用下,高分子含碳有机物首先被降解成低分子有机碳,在溶解氧充足的情况下进一步转化成二氧化碳释放进入空气.

3.2 蓝藻碎屑碳、氮、磷释放特性的比较

1#试验体系铵态氮含量在前3d的增长速率为 0.441mg/(L·d),硝态氮在第9～11d期间的增长速率为 0.129mg/(L·d),之后增加到 0.610mg/(L·d).上述结果表明,死亡蓝藻碎屑在第3d至第6d的降解过程以氨化反应为主,8d后硝化反应启动,直到实验结束硝化反应仍在持续进行.比较实验前后1#试验体系颗粒态氮含量可知,在15d时间内蓝藻碎屑内 56.75%的有机氮可好氧降解为被浮游植物直接利用的硝态氮.从 1#体系的试验数据可以看出,死亡蓝藻碎屑有机磷主要以正磷酸盐的形式释放进入水体,中间产生的溶解态有机磷数量有限.释放过程主要集中在前 6d,期间正磷酸盐的释放量占释放重量的71.53%,释放速度可达 0.048mg/(L·d).比较颗粒态磷前后的浓度变化,可知在15d时间内蓝藻碎屑内85.04%的颗粒态磷可好氧降解为被浮游植物直接利用的正磷酸盐.

从 1#体系的试验结果可以看出,蓝藻死亡后有机碳矿化过程随即进行,其中易于生物利用的小分子有机碳先被生物降解,有机碳含量在前2d的矿化速度为9.415mg/(L·d),2d时间内完成全部矿化量的 73.33%.由于易降解物质已被降解,在第 3～10d矿化速率变慢,有机碳下降速率仅为0.88mg/(L·d),10d后有机碳含量变化不大,矿化过程基本结束,矿化率可达61.04%.

4 结论

4.1 好氧条件下,在15d的时间内死亡蓝藻碎屑颗粒态氮的矿化率达56.75%,颗粒态磷的矿化速率达85.04%,有机碳的矿化速率达61.04%.

4.2 好氧条件下,死亡蓝藻碎屑中的有机碳被微生物矿化成 CO2,前 2d的矿化速率最大,可达9.415mg/(L·d),2d时间内完成全部矿化量的73.33%,矿化时间持续10d左右.

4.3 好氧条件下,死亡蓝藻碎屑中有机氮的氨化速率为 0.441mg/(L·d),6d后硝化反应启动,铵态氮先后被氧化成亚硝态氮和硝态氮,硝化反应持续时间长,实验结束时仍在成持续.

4.4 好氧条件下,死亡蓝藻碎屑中的有机磷被转化成溶解态磷,其主要成分为正磷酸盐.有机磷的转化主要集中在前 6d,释放速率为 0.048mg/(L·d),6d时间完成转化总量的71.53%.

4.5 水华发生后,短时间内大量蓝藻死亡,在微生物的降解作用下,死亡蓝藻释放出可被浮游植物直接利用的氮、磷营养物,硝态氮和正磷酸盐的含量分别提高4.22倍和4.20倍,由此产生的内源负荷值得重视.

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