3.結(jié)果

3.1.一般水質(zhì)和沉積物質(zhì)量

表1概述了基本水質(zhì)特征。水溫在9.2至31.2°C之間變化，溶解氧濃度在5.95至12.2 mg/L之間變化，最低水平出現(xiàn)在7月（5.95 mg/L）和8月（6.32 mg/L）。pH值在8.29到9.57之間變化，最大值出現(xiàn)在7月（9.25），然后是6月（8.21）。2016年2月至10月，Chla的濃度范圍為12.3 mg/L至178.4 mg/L，8月的濃度也相對較高（153.4 mg/L）。TN的濃度范圍為9月的1.63 mg/L至8月的4.92 mg/L，而TP的濃度則呈上升趨勢，從2月的0.056 mg/L至8月的0.46 mg/L，隨后在2017年1月降至0.08 mg/L。總氮與總磷之比（TN/TP）呈現(xiàn)下降趨勢，從2016年2月的43.4降至2016年9月的7.4，然后在2017年1月上升至21.2。2015年2月至2016年1月，Chla、TN、TP濃度和TN/TP比值也出現(xiàn)了類似的趨勢。在這兩個數(shù)據(jù)集中，葉綠素a濃度與總磷濃度呈正相關(guān)（均為p0.01），而葉綠素a濃度與總氮濃度之間不存在相關(guān)性。

表1 2015年2月至2017年1月太湖梅梁灣采樣點(diǎn)的水質(zhì)特征。

表2列出了基本的沉積物質(zhì)量特征。在表層沉積物中，TOC、TN和TP的濃度變化不大。在大多數(shù)采樣時間，活性鐵和磷的濃度顯示出相似的分布，從4月到5月，鐵的濃度和從4月到6月，P的濃度都非常低（圖2）。細(xì)菌豐度的濃度范圍為1.33E+11到11.4E+11拷貝，3月份的值明顯高于所有其他月份。OPD從6月的0.6毫米到2月的3.4毫米不等，6月到8月的OPD值相對較低（0.6到1.6毫米）（圖3）。Eh值隨沉積深度的增加而降低（圖4），3.5 cm表層的所有平均值均為N300 mv（表2）。

表2 2016年2月至2017年1月太湖梅梁灣采樣點(diǎn)的沉積物特征。

圖2。沉積物芯中活性磷和鐵濃度的垂直分布，每月從梅梁灣取樣，間隔10mm。結(jié)果表明，活性磷和鐵濃度之間存在相關(guān)性，在0.05水平下，顯著相關(guān)性用*表示，在0.01水平下，顯著相關(guān)性用**表示。數(shù)值為三次重復(fù)分析的平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。

圖3。2016年2月至2017年1月期間每個月沉積物水剖面中溶解氧濃度和滲透深度的變化。數(shù)值為三次重復(fù)分析的平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。

3.2.可溶性Fe（II）和SRP的高分辨率分布

上覆水中可溶性Fe（II）和SRP的分布和孔隙水剖面如圖5所示?？扇苄訤e（II）和SRP的濃度從3月到4月急劇上升，直到7月和8月一直保持較高水平，之后呈下降趨勢。在所有采樣時間內(nèi)，可溶性Fe（II）和SRP在深度增加方面均表現(xiàn)出類似的變化，即在上部剖面區(qū)域呈現(xiàn)出最初較低且穩(wěn)定的濃度分布，隨后濃度增加至特定深度，然后濃度降低至剖面底部。在所有樣本中，鐵和磷與非常顯著的水平呈正相關(guān)（P0.01）（圖5）。

圖5。2016年2月至2017年1月太湖梅梁灣沉積物水剖面中可溶性活性P（SRP）和可溶性Fe（II）的月分布。所示數(shù)值為SRP和可溶性Fe（II）之間的相關(guān)系數(shù)，雙星號表示pb 0.01水平的顯著性。

為了更好地描述SRP和可溶性Fe（II）剖面的特征，表3總結(jié)了增加階段（Dip）開始的深度、每個剖面中的最大濃度（Cmax）以及出現(xiàn)最大濃度（Dmax）的深度。對于SRP，傾角從?3月為20毫米，6月至8月為4毫米，隨后下降到更深的水平?12月28毫米。Dmax也變得較淺?3月至3月為72毫米?7月為12毫米，隨后深度下降至?2017年1月為84毫米。Cmax從2月的0.133 mg/L增加到6月的1.73 mg/L，然后在2017年1月下降到0.01 mg/L。可溶性Fe（II）的傾角、Dmax和Cmax的變化與SRP的變化相似，在6月至8月期間，最淺的傾角為4mm，最淺的Dmax為4mm?9月為16毫米，6月最大Cmax為5.31毫克/升。

表3 2016年2月至2017年1月太湖梅梁灣SRP和可溶性Fe（II）剖面的垂直分布特征，如圖5所示。

3.3.DGT不穩(wěn)定P的二維分布

每個月的DGT不穩(wěn)定P（以DGT通量表示）的2D分布在亞毫米級進(jìn)行成像（圖6）。很明顯，在2月份的整個剖面中，DGT通量相對較低，但在6月份之前，DGT通量呈上升趨勢，隨后在2017年1月之前呈下降趨勢。DGT通量在6月份最大，其次是7月份。同時，6月和7月的最高濃度高于其他月份，深度顯示最高濃度更接近SWI。

3.4.SRP在沉積物-水界面上的擴(kuò)散通量

圖7顯示了每個月SWI的SRP通量，范圍從?12月為0.01 mg/m2/d，6月為6.76 mg/m2/d（負(fù)號表示向下通量）。從2月到7月，通量呈上升趨勢，并在8月之前保持在較高水平（4.75–6.76 mg/m2/d），隨后在2016年12月之前有所下降。最大正通量出現(xiàn)在6月，比10月的最小正通量高337倍。發(fā)現(xiàn)SRP通量與OPD、溫度和移動P的三個剖面特征參數(shù)（Dip、Dmax和Cmax）呈線性相關(guān)（圖8）。

圖7。2016年2月至2017年1月太湖梅梁灣沉積物-水界面SRP擴(kuò)散通量。

圖8。2016年2月至2017年1月期間，SRP通量與OPD、溫度和移動P的三個剖面特征參數(shù)（Dip、Dmax和Cmax）呈線性相關(guān)。

4.討論

4.1.赤潮對營養(yǎng)素月變化的響應(yīng)

Chla濃度超過20和40μg/L被定義為水華，尤其是太湖有害水華（Xu等人，2015年）。在這項研究中，月平均Chla為56μg/L，反映出梅梁灣的赤潮造成了非常嚴(yán)重的危害（表1）。從2月到5月，葉綠素濃度保持在較低水平，只有3月的值超過20μg/L，這段時間被視為開花前階段。從6月到8月，Chla濃度急劇增加，濃度范圍極高（45–153μg/L），即確定為開花期。這段時間之后，9月份的葉綠素濃度急劇下降，然后在11月份迅速上升。在太湖和其他湖泊中觀察到了這種現(xiàn)象（Giles等人，2016年），這表明在9月出現(xiàn)了水華崩潰，然后在11月出現(xiàn)了晚季水華。

在Chla和TP之間觀察到顯著的正相關(guān)（pb 0.01），而Chla和TN之間不存在這種相關(guān)性。這一發(fā)現(xiàn)與Xu等人（2017）進(jìn)行的統(tǒng)計研究一致，其中，根據(jù)1992-2012年期間的數(shù)據(jù)，太湖中的年均TP濃度與Chla濃度顯著相關(guān)。相反，在1992-2006年和2007-2012年期間，TN濃度與Chla的相關(guān)性較弱或不顯著。結(jié)合Xu等人（2017）的研究，這項研究證明，無論是在年度還是月度尺度上，浮游植物生物量對TP濃度的變化都有強(qiáng)烈的響應(yīng)。

TP的濃度在冬季（2016年12月和2月以及2017年1月）和春季（2016年3月至5月）較低，而在夏季（2016年6月至8月）和秋季（2016年9月至11月）較高。水柱中的TN濃度呈相反的模式，導(dǎo)致夏季和秋季（7.4–15.4）的TN/TP值低于冬季和春季（17.6–43.4）。觀察到的總氮/總磷的變化主要是由總磷濃度的變化引起的，因為總磷的月變化遠(yuǎn)大于總氮（表1）。

TN/TP比率通常用于預(yù)測氮或磷是否會限制浮游植物的生長（Smith 2006；Verburg et al.2013），其假設(shè)是存在一個最佳的TN/TP比率，可以促進(jìn)最大的浮游植物生物量生產(chǎn)。Guildford和Hecky（2000）提出，在湖泊和海洋中，氮限制出現(xiàn)在TN/TP b 9，而磷限制出現(xiàn)在TN/TP N 22.6時，9和22之間的TN/TP表示N和P co限制。在許多實地研究中，導(dǎo)致從磷限制轉(zhuǎn)變?yōu)榈拗频腡N/TP比值閾值有所不同，部分原因是浮游植物物種的變化（Klausmeier等人，2004）。在太湖中，用于確定氮或磷限制的總氮/總磷比率閾值被確定為21.5–24.7，此時營養(yǎng)物含量低于7.75–13.95 mg/L總氮和0.41–0.74 mg/L總磷（馬等人，2015年）。根據(jù)該標(biāo)準(zhǔn)，磷限制發(fā)生在2016年2月至5月，而氮限制發(fā)生在2016年6月至2017年1月。這一發(fā)現(xiàn)與Xu等人（2015）的稀釋生物測定研究結(jié)果一致，表明磷限制控制了初花期，氮限制控制了夏秋花期。

TN/TP的指示功能進(jìn)一步得到了其與初花期Chla濃度關(guān)系的支持。這些關(guān)系可以使用指數(shù)方程很好地擬合，該方程涵蓋2015年和2016年2月至8月的開花前階段（p b 0.01）（圖9A）。當(dāng)分析完整的年度數(shù)據(jù)集（即從1月到12月）時，沒有發(fā)現(xiàn)相關(guān)性，這表明TN/TP比更適合預(yù)測開花前階段的營養(yǎng)限制。

圖9。2015年2月至2017年1月太湖梅梁灣葉綠素濃度與TN/TP比值（A）和SRP通量與TN/TP比值（B）的關(guān)系。紅點(diǎn)和黑點(diǎn)分別顯示了2015年2月至2016年1月和2016年2月至2017年1月的數(shù)據(jù)。（關(guān)于本圖例中顏色的說明，讀者可參考本文的網(wǎng)絡(luò)版。）

4.2.內(nèi)磷負(fù)荷的月變化及其控制機(jī)制

孔隙水?dāng)U散通量計算表明，在梅梁灣采樣期間，整個SWI的SRP通量變化很大（圖7），在一年采樣期的所有11個月內(nèi)，P從沉積物釋放到上覆水域。在4月至9月期間，在SWI觀測到了高水平的通量。研究發(fā)現(xiàn)，在富營養(yǎng)化的丹麥湖泊中，內(nèi)部磷負(fù)荷的持續(xù)時間比報告的要長，從5月到8月，沉積物的磷截留率為負(fù)值（S?ndergaard等人，2013年）。最大通量（6.76 mg/m2/d）出現(xiàn)在6月，OPD最低（0.6 mm），反映出上層沉積物幾乎處于缺氧狀態(tài)。值得注意的是，這個值遠(yuǎn)大于N1。9 mg/m2/d，之前在梅梁灣使用靜態(tài)沉積物培養(yǎng)法進(jìn)行了報道（Zhang等人，2006年）。在靜態(tài)培養(yǎng)實驗中，在靜態(tài)培養(yǎng)之前，將上覆的水抽出并通過0.45μm濾膜過濾，以去除顆粒干擾；因此，氧氣不可避免地被引入上覆水中，導(dǎo)致上層沉積物層氧化。這可能是之前報告的較低通量的一個促成因素（Zhang等人，2006年）。

本研究中觀察到的通量水平也高于梅梁灣（McCarthy et al.2007）報告的1.08 mg/m2/d、伊利湖（Matisoff et al.2016；Paytan et al.2017）報告的0.16–2.91 mg/m2/d和迪芬貝克湖（Nürnberg et al.2013）報告的有氧培養(yǎng)下的1.49±1.8 mg/m2/d。另一方面，本研究中的數(shù)值低于之前在伊利湖和迪芬貝克湖厭氧培養(yǎng)下觀察到的9.34±6.48 mg/m2/d（Matisoff et al.2016）和16.28±3.48 mg/m2/d（Doig et al.2017）。這進(jìn)一步表明，梅梁灣SWI的SRP通量處于好氧和缺氧條件之間的中間水平。

通過SWI的SRP通量變化是沉積物水剖面中SRP濃度垂直變化的結(jié)果。高SRP通量源于SWI處陡峭的SRP濃度梯度，加上低傾角和Dmax以及高Cmax值（表3，圖5）。最大Dmax值出現(xiàn)在從海底深處延伸的區(qū)域?12毫米到?84毫米。通過DGT不穩(wěn)定P的2D成像，沉積物中移動P的這種變化更加明顯（圖6）。這反映了P在沉積物中的高流動性，這導(dǎo)致了高季節(jié)波動，活性沉積物層的厚度比之前報道的要大得多（Giles等人2016；Smith等人2011）。

圖6。2016年2月至2017年1月，在太湖梅梁灣，通過DGT探針分析測量的沉積物水剖面中不穩(wěn)定磷濃度的二維熱圖分布。

鐵氧化還原循環(huán)被認(rèn)為是控制沉積物中磷遷移率的主要因素（Sondergaard等人，2003）。這項研究的結(jié)果清楚地說明了SRP和可溶性鐵（II）、活性鐵和活性磷之間的顯著相關(guān)性，以及SWI處OPD和SRP通量之間的顯著相關(guān)性（圖2、5、8）。在現(xiàn)場，通過DGT分析同時測量不穩(wěn)定鐵和磷，獲得了直接證據(jù)，表明在整個太湖的14個地點(diǎn)，DGT不穩(wěn)定磷與DGT不穩(wěn)定鐵呈正相關(guān)（丁等人，2016a）。與孔隙水測量相比，DGT測量反映了鐵（II）和磷通過易還原的氫氧化鐵還原溶解的釋放（丁等人，2016a）。這種現(xiàn)象也在其他湖泊中觀察到（Gao等人2016；Yao等人2016）。因此，本研究提供了直接證據(jù)，證明沉積物中磷再活化的季節(jié)變化受鐵氧化還原循環(huán)的控制。

之前的研究表明，氫氧化鐵的化學(xué)還原通常發(fā)生在Eh b 200 mv下（Christophoridis和Fytianos 2006），而在本研究中，在上部35 mm表層沉積物層中檢測到N300 mv值（圖4；表2）。這可能反映出氫氧化鐵的還原主要是由微生物介導(dǎo)的（Melton et al.2014）。應(yīng)注意的是，從4月到6月，在沉積物中觀察到的活性鐵和磷含量極低（表2），隨后從4月開始，孔隙水SRP和可溶性鐵（II）一直急劇增加（圖5）。這可能是由于促進(jìn)微生物還原氫氧化鐵，如3月份細(xì)菌數(shù)量增加所反映的（表2）。

圖4。2016年2月至2017年1月期間每個月沉積物水剖面中Eh的垂直變化。數(shù)值為三次重復(fù)分析的平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。

4.3.內(nèi)源性磷對季節(jié)性營養(yǎng)限制的貢獻(xiàn)

隨著淡水生態(tài)系統(tǒng)雙營養(yǎng)模式的建立，強(qiáng)調(diào)了內(nèi)部磷負(fù)荷在季節(jié)性氮限制中的因果作用。沉積物中P的釋放有可能增加TP的濃度，降低水體中TN/TP的比率，尤其是在外部P輸入顯著減少的情況下（例如太湖）。因此，限制狀態(tài)從磷限制轉(zhuǎn)移到氮限制，這種平衡調(diào)節(jié)著浮游植物的生長。最近的幾項研究通過對水柱的實地調(diào)查和建模來驗證這一假設(shè)。例如，Nikolai和Dzialowski（2014）觀察到富營養(yǎng)化水庫（美國格蘭德湖）中的缺氧深度（定義為DO b2 mg/L的水柱深度）分別與表層TP和TN/TP呈正相關(guān)和負(fù)相關(guān)。基于這些發(fā)現(xiàn)，作者推斷，內(nèi)部磷負(fù)荷在富營養(yǎng)化水庫表層營養(yǎng)物濃度和TN/TP比值的變化中起著重要作用。Wu等人（2017年）對超富營養(yǎng)化湖泊（中國滇池）內(nèi)循環(huán)對水體富營養(yǎng)化的貢獻(xiàn)水平進(jìn)行了建模。結(jié)果表明，77%的總磷和72%的總氮輸入歸因于內(nèi)部負(fù)荷過程，這決定了富營養(yǎng)化湖泊的營養(yǎng)限制。

在本研究中，通過將SRP的擴(kuò)散通量乘以月份內(nèi)的天數(shù)，計算每個月每單位沉積物面積（m2）的P的內(nèi)部負(fù)荷質(zhì)量。還通過將TP濃度乘以水柱總深度，計算了每個月每單位沉積物面積（m2）水柱中TP的總質(zhì)量，結(jié)果見表4。每平方米水柱中的TP含量從2月的151.2 mg/m2增加到2016年8月的1242 mg/m2。2月至8月（開花前）水柱中總磷的總增加量為1091 mg/m2，而磷的內(nèi)部負(fù)荷質(zhì)量范圍為2月的0.32 mg/m2至6月的202.7 mg/m2。2月至8月，磷的總釋放量為593.6 mg/m2，占開花前水柱中觀察到的總磷增加量的54%。

表4太湖梅梁灣2016年2月至2017年1月期間，內(nèi)部磷負(fù)荷對水體中TP濃度月度變化的貢獻(xiàn)的質(zhì)量估算。

值得注意的是，使用擴(kuò)散通量估算的內(nèi)部磷負(fù)荷應(yīng)低于實際質(zhì)量，因為沉積物中磷的釋放也會發(fā)生在其他過程中，如淺水湖泊中的水動力擾動。雖然這項研究沒有評估這種影響，但太湖由于其淺水深度和地形，經(jīng)常受到波浪過程的干擾（You等人，2007年）。太湖的現(xiàn)場觀察表明，當(dāng)風(fēng)速在0 m/s至7.0 m/s之間變化時，不會出現(xiàn)明顯的沉積物釋放（Zhu等人，2007年）。相反，當(dāng)暴露在8.0 m/s的風(fēng)速下時，水柱中的SRP濃度是無風(fēng)條件下（0 m/s）濃度的兩倍，反映出8.0 m/s或更大的強(qiáng)風(fēng)可能會導(dǎo)致擾動，并從沉積物中釋放P（Zhu等人，2005）。Yang等人（2016年）進(jìn)一步揭示，強(qiáng)風(fēng)誘導(dǎo)的營養(yǎng)物質(zhì)增加促進(jìn)了藍(lán)藻細(xì)胞的生長，使其在相對較低的營養(yǎng)條件下達(dá)到較高的生物量，并導(dǎo)致2007年至2015年太湖38.3%的延長水華事件（N300 km2）。

本研究還調(diào)查了沉積物中SRP的擴(kuò)散通量與水體中TN/TP之間的關(guān)系，但在分析覆蓋整個一年期的數(shù)據(jù)集時，未發(fā)現(xiàn)相關(guān)性。然而，當(dāng)僅比較2015年至2016年花期前的數(shù)據(jù)時，觀察到這些參數(shù)之間存在顯著的負(fù)相關(guān)（p0.01）。基本假設(shè)是2015年的沉積物SRP擴(kuò)散通量與2016年本研究測得的值相同（圖9B）。這與內(nèi)部負(fù)荷對水體中總磷濃度的貢獻(xiàn)的估算一致。TLLER最近三年的監(jiān)測數(shù)據(jù)顯示，梅梁灣內(nèi)水體中TP和TN濃度的月變化與外灣相似，而內(nèi)灣沉積物的SRP通量大于外灣（McCarthy et al.2007；Zhang et al.2006）。這意味著，內(nèi)部磷負(fù)荷對梅梁灣水柱中總磷濃度的增加起到了重要作用，因此，在水華前期，總氮/總磷比值降低。脫氮造成的氮損失可能會加劇梅梁灣的氮限制（McCarthy et al.2007），盡管其作用應(yīng)該受到限制，如水柱中TN濃度的相對較小變化所示（表1）。需要進(jìn)一步的研究來綜合評估內(nèi)部氮負(fù)荷的貢獻(xiàn)。

4.4.現(xiàn)場影響

內(nèi)部磷負(fù)荷改變赤潮營養(yǎng)限制條件的能力已被假設(shè)，但缺乏直接證據(jù)支持。這項研究提供了直接證據(jù)，支持內(nèi)部磷負(fù)荷在水柱季節(jié)性氮限制中起到因果作用。此外，當(dāng)赤潮對TN/TP的變化和營養(yǎng)限制的轉(zhuǎn)變有敏感反應(yīng)時，內(nèi)部磷負(fù)荷的重要作用發(fā)生在開花前。這些結(jié)果通過地質(zhì)環(huán)境工程方法（如主動封頂和穩(wěn)定處理）擴(kuò)展了內(nèi)部磷負(fù)荷控制的理論范圍（Mackay et al.2014），有可能控制內(nèi)部磷負(fù)荷，從而在預(yù)開花期維持磷限制條件。該策略為雙重營養(yǎng)減少提供了一種有用的替代方法，因為可以更快速、更經(jīng)濟(jì)地控制磷濃度（Douglas et al.2016）。

致謝

本研究由中國國家自然科學(xué)基金（41621002,41571465,41322011）和全國頂尖青年專業(yè)人才培養(yǎng)計劃（W0207023）共同資助。中國科學(xué)院太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究實驗室（TLLER）提供了環(huán)境監(jiān)測數(shù)據(jù)。