淀山湖藍藻碎屑的好氧降解和營養鹽釋放規律研究

孫遠軍 (上海市環境科學研究院,上海 201200)

淀山湖地處上海、江蘇和浙江的交界處,是太湖水系的一個重要組成部分,是上海最大的淡水湖泊,在江南水資源保護中占相當重要地位.作為黃浦江的重要水源地,淀山湖兼具交通運輸、調節徑流、農田排灌、水上航運、水產養殖以及交通運輸等功能[1-2].隨著周圍工、農業的發展和人口的增長,大量污染物進入湖內,水體水質不斷惡化,湖內浮游植物的生物多樣性減少,正逐步向以綠藻-藍藻為主的群落結構演替[3-5],隨著營養鹽含量的升高,部分湖區的富營養化程度也不斷惡化[6].1985年淀山湖首次大規模爆發藻類“水華”[7],2007年淀山湖共出現了3次藍藻“水華”,其中8月30日的“水華”是1986年以來最為嚴重的一次[8],2009年9月在淀山湖的西部和南部區域也出現了藍綠藻的大面積堆積.這嚴重威脅淀山湖生態系統的健康發展和水體的使用功能.

氮和磷被認為是造成水體富營養化的主要營養物質[9].除了入湖河流、地表徑流、湖面降水等外源輸入外,營養鹽的動態、靜態內源釋放也導致淀山湖水體維持在較高的養化水平[10-12].在水力作用下,湖內死亡藻類的重新分解也會產生大量顆粒態、溶解態和膠體態的營養鹽[13-15],這部分內源釋放的營養物將會重新進入湖體的物質循環圈,為藻類的生長所利用[16].所以,有必要對藍藻死亡后降解及營養鹽釋放的規律進行了解.淀山湖屬于典型的平原淺水湖,水體溶解氧含量較高,在夏季也保持在3mg/L以上的水平.本研究采集淀山湖的水華藍藻,在實驗室條件下模擬藻類死亡后的好氧降解過程,分析因降解而引起的氮、磷不同形態營養物的動態釋放過程.

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 樣品采集 2012年9月,在淀山湖西南方位藻類大量堆積區,用孔徑 64μm 的浮游生物網收集表層的水華藻類,除去較大的雜物顆粒,放于1000mL的采樣瓶內,于低溫環境下快速送至實驗室,經鏡檢發現藍藻門中的微囊藻約占96%.同時采集表層水體,經 64μm 的篩網濾去大顆粒懸浮物和浮游生物后,作為實驗的培養用水.試驗用湖水水質的背景值如下:氨氮 0.287mg/L,硝氮0.700mg/L,總氮 1.690mg/L,正磷酸鹽 0.013mg/L,溶解態總磷0.049mg/L,總磷0.107mg/L,總有機碳5.580mg/L,CODCr37mg/L,葉綠素a0.019mg/L.

試驗于2012年9月15～29日進行,每天上午9:00將箱內水體攪拌均勻,采集中層水樣,分別進行銨態氮、硝酸鹽氮、總氮、正磷酸鹽、溶解態總磷、總磷和TOC等指標的測定,取樣后補充等量的蒸餾水.

1.1.2 試驗裝置 用 2 個 50cm×37.5cm×24.5cm的不透明的長方體塑料水箱作為降解試驗的反應器,里面加入過濾后的湖水至 20cm 深處.降解試驗在實驗室內進行,室溫控制在 25℃左右.接近水箱底部的4個邊角分別放置1個小型潛水泵,在水泵推流的作用下箱內湖水呈流動狀態,這樣在保證顆粒物懸浮的同時,還可以加強大氣復氧作用,使箱內湖水為好氧狀態.水箱頂部覆蓋黑色塑料紙,使整個反應器完全避光.

將收集到的水華藻類置于超聲波清洗器(超聲功率設置為100%)中超聲1h,結束時發現原本上浮的微囊藻均勻地分布在采樣瓶內,該過程認為可以強制將微囊藻致死.參照文獻[8-10].取超聲處理過的藻液50g倒入1#水箱內.未加藻液的2#水箱即為對照試驗,

1.1.3 儀器 MultiN/C 3100型TOC分析測定儀,YSI 58型溶氧儀,01J2003-04型立式壓力蒸汽滅菌器,DHG-9031A型電熱恒溫干燥箱,T6-新世紀可見/紫外分光光度計,KQ-250DE型數控超聲波清洗器,BS 223S型分析天平,DRB200型COD微回流反應器,DR/2800型分光光度計等.

1.2 樣品分析方法

溶解氧采用膜式電極法由溶氧儀測定,銨態氮、硝酸鹽氮、總氮、正磷酸鹽、溶解態總磷、總磷按《水和廢水監測分析方法》[17]的標準方法進行,葉綠素-a采用乙醇浸提再分光光度測定的方法[18-19],TOC采用Multi N/C3100TOC分析儀測定.數理統計、圖像處理分別由 SPSS 15.0統計軟件和origin7.0完成.

2 試驗結果

2.1 水中葉綠素a含量的變化過程

藍藻屬于原核生物,沒有葉綠體,其葉綠素 a位于細胞內的光合片層上[20].藻細胞死亡后,光合片層隨著細胞體破裂而釋放,片層內的葉綠素含量也隨之不斷衰減.由于葉綠素 a的降解需要一定時間,所以如果用葉綠素間接表征活體藻類數量,會產生一定的滯后.在實驗過程中對箱內水體chl-a的含量進行監測,結果如圖1所示.

圖1 死亡藍藻好氧降解過程中水體Chl-a的濃度變化Fig.1 Chl-a concentration in the aerobic degradation process of death cyanobacteria

從圖1可以看出,2組實驗中葉綠素a的變化趨勢存在顯著差別(P=0.0116).藻類經超聲處理后水體葉綠素 a的含量從第 3d開始快速下降,從0.240mg/L減少到0.105mg/L.之后2d下降速度變小,第6d后速度進一步減小,第9d后葉綠素含量與對照試驗相當,9d后葉綠素的減少量占初始值的 92.06%,說明絕大多數藍藻已經死亡.由于過濾作用,對照體系中所剩的藻類本來就有限,chl-a的初始含量僅0.019mg/L,之后逐漸下降至0.001mg/L左右.

2.2 水中氮素的變化過程

試驗過程中水體內氮素的變化過程如圖 2所示.由于試驗在好氧狀態下進行,無反硝化過程發生,所以2個體系總氮的含量都很穩定,分別保持在 5.69～6.79mg/L 與 1.46～2.18mg/L 之間.1#體系中總氮的含量明顯高于對照試驗(P＜0.05),原因主要在于藻體的增加.

圖2 死亡藍藻好氧降解過程中水體氮素的濃度Fig.2 nitrogen concentration in the aerobic degradation process of death cyanobacteria

藻類死亡后,有機氮在微生物的作用下向無機氮轉化.從圖 2b中可以看出,1#試驗體系第 2d氨氮的含量上升并不明顯,但是在第3～6d期間氨氮含量從0.797mg/L迅速提高到3.400mg/L,之后由于硝化反應而不斷下降,12d后基本穩定在與對照試驗相當的水平,約為 0.5mg/L.硝態氮的含量在試驗前幾天變化不大,在第 7～10d的時間內含量開始緩慢升高,由 0.700mg/L升高至1.030mg/L,之后上升速度加快,直到試驗結束含量仍在增加,試驗結束時硝態氮含量比初始值高4.22倍.對照試驗中,氨氮和硝態氮的含量都有所升高,但是變化不大,分別從 0.273mg/L升高至0.409mg/L,從0.706mg/L升高至0.980mg/L.雖然溫度等環境都滿足硝化反應的條件,但是仍然沒有發生顯著的硝化反應,原因可能在于水樣取自天然湖泊,水中各污染物組分都已趨于動態平衡.

2.3 水中磷素的變化過程

圖3 死亡藍藻好氧降解過程中水體磷素的濃度Fig.3 phosphorus concentration in the aerobic degradation process of death cyanobacteria

試驗過程中水體內磷素的變化過程如圖 3所示.從圖3a可以看出,1#體系溶解態總磷與顆粒態磷的變化都與對照試驗存在顯著差異(P＜0.05).顆粒態磷在前 9d不斷下降,由初始的0.321mg/L下降至 0.034mg/L,幾乎減少了 90%,之后漸趨穩定.與此相反,溶解態磷的含量在前6d快速升高,從0.128mg/L升高了將近3倍,之后速度減慢,到11d后逐漸穩定.試驗開始,1#體系中總磷主要由顆粒態磷構成,其含量占總量的 50%以上,但是試驗結束后溶解態磷含量遠遠高出顆粒態磷,這是由于在微生物作用下顆粒態的有機磷被降解,轉化成無機磷釋放進入水體.對照試驗中溶解態磷含量較低,在試驗期間變化不大,基本維持在 0.025～0.054mg/L的范圍內,顆粒態磷的含量低于溶解態磷,在試驗期間呈不斷下降趨勢,9d以后逐漸穩定在0.010mg/L以下.

水體溶解態磷由正磷酸鹽和溶解態有機磷構成,試驗過程中 2個體系溶解態磷組分的變化過程如圖 3b所示.可以看出,1#體系的正磷酸鹽和溶解態有機磷含量均高于對照試驗(P＜0.05),這與添加的藻類有關.1#體系中正磷酸鹽的含量在試驗的前 6d迅速從 0.082mg/L提高至0.304mg/L,升高速率可達 0.048mg/(L·d),之后增加的速度變慢,約為0.015mg/(L·d),實驗結束時正磷酸鹽含量比初始值高出 4.20倍. 溶解態有機磷的含量變化不明顯,前 6d僅有微量上升,之后逐漸下降至與對照試驗相當的水平,基本維持在0.040～0.107mg/L.對照試驗中,2種溶解態磷的含量都很低,并且在試驗過程中無明顯變化,分別維持在0.050～0.037mg/L和0～0.044mg/L的范圍內.

2.4 水中有機物的變化過程

試驗過程中水體內有機碳的濃度變化過程如圖4所示,可以看出,1#體系TOC的濃度變化趨勢與對照試驗有著顯著差異(P＜0.05).1#體系的TOC含量在前 3d呈現快速下降的趨勢,從40.68mg/L下降至 21.85mg/L,之后下降速度變慢,10d以后基本趨于穩定狀態.對照體系中的TOC含量較為穩定,在試驗過程中變化不大,基本維持在5.31～7.78mg/L的范圍內.

圖4 死亡藍藻好氧降解過程中水體TOC的濃度Fig.4 TOC concentration in the aerobic degradation process of death cyanobacteria

3 分析與討論

3.1 藍藻碎屑好氧降解的過程分析

水華藻類死亡后形成大量顆粒態碎屑和膠體物質,在微生物的作用下有機物進行降解,生成溶解態的有機碳和營養鹽進入水體[14].對1#體系試驗過程中葉綠素、氨氮、硝酸鹽氮、正磷酸鹽、溶解態總磷和顆粒態磷的含量進行相關性分析,結果如表1所示.

表1 氮、磷、葉綠素與有機碳間的相關系數Table 1 Pearson correlations of concentration of N, P, chl-a and TOC

由表1可知,顆粒態磷PP與間接表征藍藻生物量的葉綠素 a呈顯著的正相關性,與溶解態總磷DTP呈顯著的負相關性,說明水體顆粒態磷與藍藻細胞同源,隨著好氧降解的進行,藻細胞破裂,光合片層上的葉綠素衰減,細胞內顆粒態的磷釋放進入水體,轉化成溶解態磷,顆粒態磷含量降低,溶解態磷含量上升.DTP與正磷酸鹽呈顯著的正相關性,說明水體中的溶解態磷主要構成成分是正磷酸鹽,藻類中的顆粒態磷在微生物的降解作用下以無機正磷酸鹽的形式釋放.

藍藻細胞死亡后,藻細胞內的有機氮在微生物參與下發生氨化作用,有機氮轉化成銨態氮,好氧條件下硝化細菌先把銨態氮氧化成亞硝態氮,之后再進一步氧化成硝態氮[21].所以1#實驗體系銨態氮含量呈現先上升后下降,硝酸鹽在銨態氮下降后的第3d才開始快速增長,銨態氮與硝態氮之間存在負相關關系.

由表 1可以看出,水體有機碳含量與葉綠素含量之間存在顯著的正相關性,說明實驗體系內有機碳主要來源于死亡藻類碎屑.在微生物的礦化作用下,高分子含碳有機物首先被降解成低分子有機碳,在溶解氧充足的情況下進一步轉化成二氧化碳釋放進入空氣.

3.2 藍藻碎屑碳、氮、磷釋放特性的比較

1#試驗體系銨態氮含量在前3d的增長速率為 0.441mg/(L·d),硝態氮在第9～11d期間的增長速率為 0.129mg/(L·d),之后增加到 0.610mg/(L·d).上述結果表明,死亡藍藻碎屑在第3d至第6d的降解過程以氨化反應為主,8d后硝化反應啟動,直到實驗結束硝化反應仍在持續進行.比較實驗前后1#試驗體系顆粒態氮含量可知,在15d時間內藍藻碎屑內 56.75%的有機氮可好氧降解為被浮游植物直接利用的硝態氮.從 1#體系的試驗數據可以看出,死亡藍藻碎屑有機磷主要以正磷酸鹽的形式釋放進入水體,中間產生的溶解態有機磷數量有限.釋放過程主要集中在前 6d,期間正磷酸鹽的釋放量占釋放重量的71.53%,釋放速度可達 0.048mg/(L·d).比較顆粒態磷前后的濃度變化,可知在15d時間內藍藻碎屑內85.04%的顆粒態磷可好氧降解為被浮游植物直接利用的正磷酸鹽.

從 1#體系的試驗結果可以看出,藍藻死亡后有機碳礦化過程隨即進行,其中易于生物利用的小分子有機碳先被生物降解,有機碳含量在前2d的礦化速度為9.415mg/(L·d),2d時間內完成全部礦化量的 73.33%.由于易降解物質已被降解,在第 3～10d礦化速率變慢,有機碳下降速率僅為0.88mg/(L·d),10d后有機碳含量變化不大,礦化過程基本結束,礦化率可達61.04%.

4 結論

4.1 好氧條件下,在15d的時間內死亡藍藻碎屑顆粒態氮的礦化率達56.75%,顆粒態磷的礦化速率達85.04%,有機碳的礦化速率達61.04%.

4.2 好氧條件下,死亡藍藻碎屑中的有機碳被微生物礦化成 CO2,前 2d的礦化速率最大,可達9.415mg/(L·d),2d時間內完成全部礦化量的73.33%,礦化時間持續10d左右.

4.3 好氧條件下,死亡藍藻碎屑中有機氮的氨化速率為 0.441mg/(L·d),6d后硝化反應啟動,銨態氮先后被氧化成亞硝態氮和硝態氮,硝化反應持續時間長,實驗結束時仍在成持續.

4.4 好氧條件下,死亡藍藻碎屑中的有機磷被轉化成溶解態磷,其主要成分為正磷酸鹽.有機磷的轉化主要集中在前 6d,釋放速率為 0.048mg/(L·d),6d時間完成轉化總量的71.53%.

4.5 水華發生后,短時間內大量藍藻死亡,在微生物的降解作用下,死亡藍藻釋放出可被浮游植物直接利用的氮、磷營養物,硝態氮和正磷酸鹽的含量分別提高4.22倍和4.20倍,由此產生的內源負荷值得重視.

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