摘要

有人提出，沉積物中磷（P）的內(nèi)部負荷在有害藻華（HAB）的季節(jié)性氮（N）限制中起著重要作用，盡管缺乏實驗證據(jù)。在這項研究中，對來自大型淺水湖泊太湖的富營養(yǎng)化海灣進行了研究，以調(diào)查在一年的現(xiàn)場采樣期間（2016年2月至2017年1月）內(nèi)部磷氮限制的貢獻。根據(jù)水體中葉綠素A濃度的增加，確定了2月至8月為花前盛期，在此期間，全氮與總磷（TN/TP）的比值隨月份呈指數(shù)下降，從43.4降至7.4。高分辨率透析（HR Peeper）和薄膜擴散梯度（DGT）分析表明，沉積物中可移動P（SRP和DGT不穩(wěn)定P）的垂直分布有很大變化，導致沉積物-水界面的SRP擴散通量從?0.01至6.76 mg/m2/d（負號表示向下通量）。SRP與孔隙水中可溶性Fe（II）濃度之間存在顯著的線性相關(guān)性，反映出流動P的時空變化受微生物介導的Fe氧化還原循環(huán)控制。質(zhì)量估算表明，沉積物中SRP的累積通量占水華前期水柱中觀察到的TP增加量的54%。在同一時期，沉積物SRP通量與水柱TN/TP之間觀察到的顯著負相關(guān)（pb 0.01）支持了這些發(fā)現(xiàn)?？偟膩碚f，這些結(jié)果為內(nèi)部磷負荷在花期前引起氮限制的主要作用提供了堅實的證據(jù)。

1.導言

有害藻華（HAB）在世界范圍內(nèi)發(fā)生的數(shù)量和頻率都在不斷增加。它們嚴重威脅湖泊生態(tài)系統(tǒng)的平衡，通過影響飲用水供應、糧食安全和娛樂用途對公眾健康構(gòu)成威脅（Brooks等人，2016年）。赤潮是水體富營養(yǎng)化的既定指標，水體富營養(yǎng)化是由水體中人為營養(yǎng)物的過度富集引起的（Paerl和Otten，2013年）。氮（N）和磷（P）是富營養(yǎng)化的關(guān)鍵營養(yǎng)素；它們在促進淡水生態(tài)系統(tǒng)中濃度顯著增加的有害生物方面發(fā)揮著主導作用（Pe?uelas等人，2013年；Schindler等人，2016年；Tong等人，2017年）。

在過去幾十年中，P被視為淡水生態(tài)系統(tǒng)中的主要限制性營養(yǎng)素（Schelske 2009；Schindler等人，2008年，2016年），基于多尺度實驗的證據(jù)，包括長期案例研究和多年整湖評估（Ho和Michalak 2017；Schindler等人，2008年，2016年）。因此，與氮限制相比，磷限制受到了更多的研究關(guān)注，這鼓勵了對磷輸入的有效控制措施的發(fā)展，而氮的控制被藍藻氮固定所抵消（Correll 1998；Lewis et al.2011；Schindler et al.2008）。然而，從瓶式生物測定到整個湖泊的一系列規(guī)模的營養(yǎng)物富集實驗結(jié)果表明，浮游植物的大量生長和赤潮的形成受氮和磷的富集控制，而不僅僅是氮或磷（Chen等人，2013年；Lewis和Wurtsbaugh，2008年；Lewis等人，2011年；Paerl等人，2016年；Xu等人，2015年）。研究發(fā)現(xiàn)，氮和磷的限制作用在不同季節(jié)、不同地區(qū)、甚至在湖泊內(nèi)的空間上都存在時間上的差異。通常在春季觀察到磷限制，而在夏季和秋季，當溫度和氣象條件有利于形成赤潮時，磷限制通常會轉(zhuǎn)變?yōu)榈拗疲˙ullerjahn等人，2016年；Chaffin等人，2013年；Janssen等人，2017年）。從磷限制到雙重限制的范式變化是因為藍藻固氮不能始終滿足湖泊生態(tài)系統(tǒng)對氮的需求。磷的輸入可以通過沉積物中磷的釋放來維持，而氮的缺乏通常是由于反硝化作用（Lewis et al.2011；Paerl et al.2016）。

由于內(nèi)部沉積物負荷導致的磷釋放已得到廣泛認可（Janssen等人2017年；Lepori和Roberts 2017年；Paytan等人2017年；Xie等人2003年），在外部磷輸入減少后，磷釋放通常持續(xù)5-15年（Jeppesen等人2005年；Watson等人2016年；Welch和Cooke 2005年）。沉積物P釋放速率可能隨季節(jié)變化，通常在溫暖季節(jié)觀察到增加（Spears et al.2012；Yang et al.2013）。據(jù)報道，在一些湖泊中，沉積物P釋放到水柱中的貢獻超過了外部P輸入，并成為影響赤潮的關(guān)鍵因素（Nürnberg and LaZerte 2016；Penn et al.2000；Sondergaard et al.2003；Wu et al.2017）。在某些情況下，磷的內(nèi)部擴散循環(huán)本身無法觸發(fā)HAB，但與外部磷負荷增加結(jié)合時，可能會導致水華（Matisoff等人，2016）。然而，很少有實驗證據(jù)證明沉積物中的磷負荷會導致氮和磷濃度的不平衡，并且季節(jié)變化會從磷限制變?yōu)榈拗疲∣rihel et al.2015）。

本研究選取太湖半封閉海灣，研究了內(nèi)部磷負荷對水體季節(jié)性養(yǎng)分限制的影響。采用高分辨率滲析（HR-Peeper）和薄膜擴散梯度（DGT）采樣器測量沉積物中可移動P和Fe（II）的分布。計算了通過沉積物-水界面（SWI）的擴散通量及其對水柱P的貢獻，從而評估了內(nèi)部P負荷對季節(jié)性氮限制形成的作用。

2.材料和方法

2.1.湖泊描述和現(xiàn)場

太湖位于長江三角洲東南部，中國沿海平原（圖1）。這是一個大型淺水湖泊，平均深度約2.0米，面積2340平方公里。20世紀60年代，太湖的一些地區(qū)首次報告了有害的藻類水華（秦等人，2004年）。到20世紀90年代中后期，受影響的區(qū)域逐漸擴展到湖泊的大部分地區(qū)（Xu等人，2017年）。在HAB事件期間，根據(jù)Chla濃度，藍藻占浮游植物生物量的大部分（60–90%）（Otten等人，2012年；Xu等人，2017年）。2007年5月，發(fā)生了一場廣為宣傳的飲用水危機，無錫市飲用水廠因一個非常大的“藍藻墊”而停止運行（秦等人，2010年）。此后，中國中央和地方政府采取了一系列措施，以減少湖泊的外部營養(yǎng)負荷（吳和胡，2008年；楊和劉，2010年）。因此，2007年后，梅梁灣的TN和TP濃度持續(xù)下降，恢復到20世紀90年代初觀察到的水平（Xu et al.2017）。然而，Chla濃度并沒有像預期的那樣隨TN和TP的減少而降低。

圖1。太湖梅梁灣采樣點位置（由Xu等人2017年修改）。

采樣點位于南京地理與湖泊研究所太湖生態(tài)系統(tǒng)研究實驗室（TLLER）（北緯31°26′18〃，東經(jīng)120°11′12〃）附近的梅梁灣（圖1）。梅梁灣是太湖最富營養(yǎng)化的區(qū)域之一（Xu等人，2014）。2007年至2009年，梅梁灣每年的葉綠素濃度繼續(xù)增加，達到43μg/L的峰值，此后保持在20μg/L以上（Xu等人，2017年）。連接梅梁灣的三條河流吳井港、芝湖港和梁溪河都已被當?shù)卣P(guān)閉，以防止外來污水進入梅梁灣。

2.2.HR-peeper和DGT取樣器的原理和制備

HR窺視器裝置包含30個等間距200μL的腔室，完全裝有去離子水，垂直分辨率為4.0 mm（丁等人2010；徐等人2012），腔室表面用0.45μm硝酸纖維素膜覆蓋。平衡后，通過分析室內(nèi)的樣品溶液，測量沉積物孔隙水中的可溶性分析物濃度。

DGT是一種被動取樣技術(shù)，用于測量分析物的不穩(wěn)定部分（Zhang等人2014；Zhang和Davison 1995）。同時，在二維水平（2D）上進行高分辨率DGT測量，可以靈敏地反映溶液濃度和固相再補給的局部變化（丁等人2015；桑特納等人2015）。為此，使用厚度為10至100μm的薄擴散層，DGT測量通常解釋為時間平均通量（μg-cm）?2秒?1）（Santner等人，2015）如式（1）所示：

其中t是部署時間；A是凝膠的暴露面積（cm2）；M是整個展開時間內(nèi)相應的累積質(zhì)量（μg）。

使用氧化鋯結(jié)合凝膠的鉬藍表面染色法，使用氧化鋯DGT在2D-亞毫米水平上測量不穩(wěn)定P（丁等人，2013年）（丁等人，2011年）。在DGT探針的組裝過程中，鋯氧化物結(jié)合凝膠被Durapore®PVDF膜（微孔；0.45μm孔徑；0.10 mm厚度）覆蓋，并使用新型平面塑料支架組裝在一起（丁等人，2016b）。Zr氧化物DGT和HR Peeper探針均由EasySensor Ltd.（www.EasySensor.net）提供。在部署之前，他們用氮氣脫氧至少16小時。

2.3.抽樣和分析

從2016年2月到2017年1月，每月從采樣點采集九個沉積物芯（直徑9厘米，長度30厘米）。現(xiàn)場將每個巖芯中沉積物和上覆水的厚度調(diào)整至約20 cm。采集后3小時內(nèi)將巖芯運送至實驗室。將三個巖心放入一個槽中，培養(yǎng)2-3天，以部署HR Peeper和Zroxide DGT探針。使用循環(huán)水浴將現(xiàn)場溫度保持在同一水平。對于HR-Peeper和Zr-oxide DGT探針的部署，首先將一個HR-Peeper探針插入其中一個芯中并部署24小時。隨后，將一個Zr-oxide DGT探針插入同一個芯中，并將其再培養(yǎng)24小時。使用7月收集的芯進行初步試驗，結(jié)果表明，在培養(yǎng)3天之前或之后，沉積物中溶解氧濃度（DO）和溶解氧滲透深度（OPD）沒有顯著變化（圖S1）。

使用氧和氧化還原微電極（丹麥Unisense），三個巖心用于測量水沉積物pro文件中的溶解氧（DO）濃度和氧化還原狀態(tài)（Eh）。在氮氣氣氛下，將剩余的三個沉積物巖芯切成1.0厘米的部分，深度低于表面10厘米。沉淀段在室溫下凍干?80°C，然后儲存在4°C下進行分析。海底深處的沉積層?20到?選擇30 mm（負數(shù)表示SWI下方的深度）進行細菌豐度分析。樣本分析的詳細信息見支持信息。

2.4.通過SWI的SRP通量計算

根據(jù)菲克第一定律（Boudreau 1996），根據(jù)公式（2）計算穿過SWI的SRP（F）擴散通量，并使用公式（3）計算沉積物彎曲度（Boudreau 1996）：

式中φ表示沉積物孔隙度（無量綱）；θ代表沉積物彎曲度（無量綱）；D0指H2PO4的溶質(zhì)擴散系數(shù)?,C是使用HR Peeper測定的SRP濃度（mg/L）；z代表深度（mm）；e??CzTz?0指SWI附近的SRP濃度梯度（斜率）與深度數(shù)據(jù)（通常為20mm或更?。?。

2.5.統(tǒng)計分析

使用SPSS v19進行統(tǒng)計分析。0軟件。使用Pearson相關(guān)系數(shù)分別分析兩個變量之間的相關(guān)性，在顯著性水平為PB0.05和PB0.01。2015年2月至2016年1月的水質(zhì)數(shù)據(jù)也用于分析，監(jiān)測數(shù)據(jù)由TLLER提供。