蓝藻水华衰亡对沉积物碳库有机碳组分的影响*

2020-03-27李致春许晓光张思远王慧敏厉荣强王国祥

湖泊科学 2020年2期

汪旋，李致春,3，李翔，许晓光，张思远，王慧敏，厉荣强，王国祥

(1:南京师范大学环境学院，南京 210023)(2:江苏省地理信息资源开发与利用协同创新中心，江苏省环境演变与生态建设重点实验室，江苏省水土环境生态修复工程实验室，南京210023)(3:宿州学院环境与测绘工程学院，宿州 234000)

湖泊沉积物碳库是湖泊生态系统碳循环的核心环节，既扮演生态系统碳平衡过程中的源/汇角色，又为湖泊生命活动中碳的生产、消费和转换者提供场所[1]. 湖泊沉积物碳库有机碳组分对于湖泊碳循环环境条件的改变具有高度敏感性，与有机碳的固持和释放密切相关[2-3]. 同时，沉积物碳库有机碳组分的化学组成和存在状态也是影响有机碳矿化的关键因素[4]，而有机碳矿化作为碳循环的关键过程，其动态变化直接影响沉积物碳元素的释放与温室气体的形成[5]. 因此，碳库中有机碳的固定和循环机制的研究是湖泊碳循环研究的重要内容[6]，加强湖泊沉积物碳库及其组分的研究是精确评估沉积物碳储量及其对不同来源有机碳迁移转化响应的关键.

沉积物有机碳库包含了从简单糖类到复杂腐殖质的不同组分[7]，按照不同的划分标准，根据稳定性和密度，有机碳可分为轻组有机碳(light fraction organic carbon, LFOC)和重组有机碳(heavy fraction organic carbon, HFOC)；按组分可分为易氧化有机碳(easily oxidized organic carbon, EOC)和惰性有机碳(recalcitrant organic carbon，ROC)；有机碳库中，易被微生物利用的有机碳组分又被称为微生物量碳(microbial biomass carbon, MBC)，这些碳组分被视为表征湖泊沉积物碳库动态的重要指标，能够反映湖泊沉积物碳库的稳定性和碳源/汇的潜在功能，对湖泊碳循环的研究具有现实意义[8]. LFOC对水环境变化敏感，是微生物的重要碳源，易受微生物和酶活性的影响，具有较高的周转率，具有更高的生物可利用性[9-10]. HFOC则较为稳定，密度高，主要为芳香族物质，碳氮比较低，其结构稳定复杂，周转较慢，难被微生物利用，成为土壤和沉积物中碳储存的主要汇库[11-13]. EOC是沉积物有机碳中较活跃的部分，常作为有机碳动态变化的敏感性指标[14]；EOC越大，说明湖泊有机碳越不稳定[15]，湖泊沉积物环境发生变化时，沉积物有机碳更易于发生变化. ROC有效性较高，很难被微生物分解利用，为稳定碳库重要组分之一[16]，对沉积物的固碳作用和维持湖泊生态平衡有重要意义. MBC反映沉积物微生物活性，与有机碳的转化密切相关，能够作为湖泊生态系统的功能变化、沉积物碳库稳定性及有机质变化的早期预测指标[17-18].

越来越多的学者关注湖泊沉积物碳库有机碳组分变化对碳循环涉及的生物地球化学循环过程的指示意义. 在对湖泊有机碳组分的研究中，往往将其与富营养化联系起来[19]，湖泊沉积物各形态特征的有机碳中，重组碳的积累对总有机碳的贡献，揭示了湖泊富营养化程度对沉积物碳库动态变化和腐殖化程度的影响[20]. 太湖沉积物LFOC的去除伴随着沉积物有机氮、磷的矿化，而沉积物氮、磷矿化，进一步对上覆水体氮、磷的释放具有较大的影响[21]. 王亚蕊等探究堆积藻屑和沉积物交互作用发现，藻屑或沉积物有机质短期内不会完全矿化，从而增强了沉积物需氧量，对沉积物中污染物的地球化学循环过程造成进一步的影响[22]. Ye等对蓝藻水华爆发对高分子溶解有机物(DOM)的研究发现，太湖蓝藻水华对DOM的定性和定量均有影响，同时溶解性有机碳既受外源输入也受藻源性输入影响[23]. 然而，学者对蓝藻水华衰亡过程中沉积物碳库不同有机碳组分的动态变化以及活性/惰性碳库状态变化的研究相对较少，沉积物碳库的动态变化，最终影响湖泊富营养化程度，对太湖良性生态系统的构建产生深远影响.

本研究拟通过室内模拟实验，探究蓝藻水华衰亡过程中沉积物碳库EOC、LFOC、HFOC和MBC动态变化特征，揭示蓝藻水华衰亡过程，沉积物活性/惰性碳库对蓝藻水华衰亡的影响，进而深入认识湖泊富营养化过程对湖泊碳循环的影响机制.

1 材料与方法

1.1 太湖湖水及沉积物样品采集

2018年7月15日，现场使用彼得森采泥器采集太湖竺山湾符渎港附近开阔水域(31°24′38.40″N， 120°02′12.45″E)表层0～20 cm沉积物，并将符渎港原位湖水样品装入采样塑料桶中，同时原位采集新鲜蓝藻装入另一采样塑料桶中，立即运回实验室以建立实验系统.

1.2 实验设计

1.2.1 水-沉积物系统的建立在实验室中，将采集的沉积物样品过100目筛，去除杂质，充分混匀，将湖水通过300目尼龙网布过滤. 向每根直径6.5 cm、高30 cm的有机玻璃管中添加300 g混匀的沉积物样品，并加入560 mL的湖水，不加盖. 将装好水样+沉积物的有机玻璃管垂直放入装有加热棒的水箱中进行水浴，温度始终控制在28±0.5℃，系统稳定1周.

1.2.2 蓝藻添加阶段实验有机玻璃管稳定半个月，测定各项理化指标(pH、溶解氧等)基本稳定后，自沉积物上部分层采集深度0～1、1～2、2～3 cm样品，将所采沉积物样品冷冻干燥，用来测定沉积物总有机碳(TOC)、EOC、LFOC、HFOC和MBC含量，作为未加藻之前水-沉积物的初始指标.

本研究实验组分为加藻组(M)和对照组(KB)(图1)，加藻组通过加入新鲜蓝藻150 g模拟野外条件蓝藻水华衰亡分解，而对照组不加蓝藻作为空白对照. 在蓝藻添加阶段，用磁力搅拌器将藻浆均匀混合至所有加藻组有机玻璃管蓝藻添加结束.

图1 蓝藻水华衰亡过程室内模拟实验系统设计Fig.1 Design of indoor simulation experiment system for decaying process of algae blooms

1.2.3 蓝藻水华衰亡分解阶段蓝藻分解阶段过程中每天根据实际情况用5～10 mL高纯水补充上覆水水量以保证实验正常进行. 加入蓝藻后第2、4、7、10、13、18、22、32、46、60天各采集1次样品，实验期间共采样10次. 实验进行破坏性采样，采用平匙分层采集深度0～1、1～2、2～3 cm沉积物样品，将所采沉积物样品冷冻干燥. 每次采样，分别同时采集加藻组3根有机玻璃管和对照组3根有机玻璃管中的上述样品，保证样品测定指标平行性质量控制. 实验过程中，添加蓝藻前采样1次，观察上覆水表层蓝藻从投加开始直至腐解为无明显团状蓝藻漂浮时实验结束.

1.3 沉积物样品指标测定方法及数据处理

用碳氮元素分析仪(Multi N/C 3100；AnalytikJena，德国)测定TOC、LFOC、HFOC含量[24]. 准确称取0.05 g沉积物干样于燃烧舟中，加入0.1 mol/L的HCl溶液完全浸润沉积物干样进行酸化，随后放入烘箱烘干后进行测定. 称取5 g冷冻干燥过60目筛的沉积物样品于100 mL离心管中，然后加入比重为1.7 g/cm3的NaI 溶液20 mL，超声分离1 min，离心10 min后进行抽滤，并按同样步骤分离、离心和收集轻组有机质. 将3次取得的轻质有机质合并后60℃下烘干、称重. 烘干的轻组有机质用碳氮元素分析仪测定TOC含量，所得结果为LFOC含量. 分离后的离心管沉积物，加入0.01 mol/L CaCl2溶液和蒸馏水反复洗去NaI和Cl-1，烘干后研磨，过100目筛，酸化后用碳氮元素分析仪测定TOC含量，所得结果为HFOC含量[25]. 沉积物EOC使用高锰酸钾进行氧化提取, 紫外分光光度法测定[26]. 将沉积物样品经冷冻干燥、研磨处理、过筛，根据沉积物测定的有机碳含量，计算含有约15 mg有机碳的沉积物样品量作为待测样品的称样重，然后将样品转移至50 mL离心管中，以不加土样作为空白[27]. 向离心管中加入25 mL浓度为333 mmol/L的高锰酸钾(KMnO4)溶液，200 r/min离心振荡1 h，转速4000 r/min下离心5 min，将上清液用去离子水稀释，分光光度计565 nm处测定吸光值. 由不加沉积物的空白与加沉积物样品的吸光度之差，计算出KMnO4浓度的变化，进而计算出氧化的碳量[28].

沉积物易氧化有机碳(EOC)含量计算公式如下：

EOC=(ΔC×25×250×9)/(M×1000)

(1)

式中, ΔC为KMnO4浓度变化值，25和250分别为KMnO4用量(mL)和稀释倍数，9为1 mmol KMnO4所消耗的碳量(mg/mmol)，M为沉积物干重(g). ROC含量为沉积物TOC含量减去EOC含量.

微生物量碳用改进后的氯仿熏蒸法[29]进行测定. 取15 g新鲜沉积物湿样置于约100 mL烧杯中，将装有沉积物样品的烧杯放入真空干燥器中，抽真空使氯仿沸腾至少2 min，将干燥器的活塞关闭，将干燥器放入恒温培养箱中，在25℃下暗室培养24 h. 在熏蒸的同时，另取15 g新鲜沉积物样品放入烧杯中，作为对照. 在沉积物熏蒸同时，称取沉积物样品2.00 g，在105℃下烘5～6 h后称重计算水分重量. 24 h后将烧杯中的沉积物样品，加入0.5 mol/L K2SO4溶液50 mL，充分搅拌，密封后置于往复式振荡机上振荡30 min后静置过滤，将滤液置于锥形瓶中，稀释后用碳氮元素分析仪测定TOC含量.

微生物量碳的计算：

(2)

沉积物不同类型碳库指标的时间变化和统计箱图由软件Origin 9.0和SPSS 19.0分析和绘制. 碳库间的相关性分析由SPSS 19.0执行，本研究以P< 0.05为显著性水平.

2 结果与讨论

2.1 沉积物不同深度TOC含量变化特征

实验过程中，不同沉积物深度0～1、1～2和2～3 cm TOC含量变化特征如图2所示. 实验前9天，对照组和加藻组沉积物表层深度0～1 cm TOC含量同时轻微下降，差异不太明显，表明微生物对TOC有降解作用[20]，此时对照组和加藻组有机碳动态变化都以微生物降解为主；从实验第9～18天，加藻组沉积物TOC含量逐渐上升，达到实验期间最大值22.79±0.62 mg/g，且整体超过对照组含量，表明蓝藻水华衰亡过程中藻源性碳的沉降会导致沉积物中TOC的累积，且累积作用高于对照组；18天以后，加藻组沉积物TOC含量会逐渐下降，对照组沉积物TOC变化较小，且加藻组沉积物TOC含量整体高于对照组，表明蓝藻沉降分解过程中，一部分有机碳在微生物作用下降解，一部分有机碳不易降解并保留在沉积物中，这与Xu等的研究结果较为一致[30]. 与表层0～1 cm沉积物相比，对照组和加藻组在沉积物深度1～2 cm和2～3 cm TOC含量随时间变化差异较小，表明蓝藻水华衰亡过程中藻源性有机碳的迁移转化对沉积物表层有机碳的累积贡献较大；在实验18天以后，沉积物深度1～2 cm 加藻组TOC含量略高于对照组，揭示了表层沉积物累积的有机碳会有一部分向下迁移.

图2 沉积物不同深度(0～1、1～2和2～3 cm)TOC含量变化特征Fig.2 Change characteristic of TOC contents at different depths (0-1 cm, 1-2 cm and 2-3 cm) of sediments

2.2 沉积物轻重组有机碳变化特征

实验第1天，未加蓝藻时0～1 cm表层沉积物LFOC和HFOC的含量分别为547.7±49.9和17.43±0.22 mg/g，LFOC和HFOC占沉积物TOC的比例(LFOC/TOC和HFOC/TOC)分别为21.38%±1.16%和78.62%±1.16%(图3). 在实验前5天，对照组LFOC含量快速下降，而加藻组LFOC含量出现轻微的上升，上升到564.8±55.6 mg/g(图3a)；在5天之后，对照组沉积物LFOC含量没有明显的上升和下降，呈现波动状态，而加藻组沉积物LFOC含量从第5～13天，呈现快速下降，而后出现波动状态至实验结束，且其含量远低于对照组(图3a). 实验前期，由于蓝藻的加入，部分沉降至沉积物表面，导致加藻组LFOC的含量轻微上升，随后受LFOC易降解的特点，微生物作用下促使其快速降解从而5天后呈现快速下降的现象. 在实验前18天，加藻组HFOC含量快速上升，达到最大值22.1±0.01 mg/g，后期呈现缓慢下降的趋势(图3b)；与加藻组相比，对照组HFOC含量变化趋势不太明显，实验前13天呈现先缓慢下降，实验第13～31天缓慢上升，最后呈现缓慢下降，在实验第5天后，其含量明显低于加藻组(图3b). 从实验第1～13天，加藻组LFOC/TOC呈现快速下降的趋势，LFOC/TOC降到2.86%±0.59%后又呈现轻微波动上升的变化趋势(图3c)；与加藻组相比，对照组LFOC/TOC整体下降或上升趋势不太明显，在实验前31天，呈现轻微的波动下降趋势，降到13.74%±1.16%，而后出现轻微上升，在实验第9天之后，加藻组LFOC/TOC明显低于对照组(图3c). 在实验前31天，对照组HFOC/TOC呈现缓慢上升趋势，而后逐渐下降(图3d)；与对照组相比，在实验前31天，HFOC/TOC快速上升，达到97.53%±0.21%，后期基本处于缓慢下降趋势(图3d). 这些结果表明蓝藻的添加会对沉积物轻、重组有机碳含量及比例产生明显影响，在实验初期，部分蓝藻沉降到沉积物，提升了LFOC含量，对LFOC影响较为明显，这部分LFOC属于易降解有机碳，会被微生物快速降解，使LFOC明显下降，沉降至沉积物表面的蓝藻碎屑真正保存的是HFOC，是不易降解有机碳，因此HFOC呈现整体上升的趋势，HFOC后期轻微下降表明其较为稳定、降解缓慢.

图3 沉积物表层0～1 cm轻重组有机碳含量(a，b)及轻重组有机碳占沉积物TOC比例变化特征(c，d)Fig.3 Variations of LFOC and HFOC contents (a, b) and their relative proportions accounted for TOC in the surface sediments (0-1 cm) (c, d)

2.3 沉积物易氧化有机碳和惰性有机碳变化特征

沉积物不同深度0～1、1～2和2～3 cm易氧化有机碳含量变化特征如图4所示. 实验前9天，加藻组与对照组相比，沉积物深度0～1 cm EOC含量快速上升，达到12.52±1.26 mg/g，且明显大于对照组EOC含量，表明蓝藻分解沉降至沉积物表面增加了沉积物EOC含量(图4a)，同时也可能因为蓝藻分解过程在上覆水中的释放DOC会迁移至沉积物间隙水中，提升了间隙水DOC含量，而DOC中会存在一定比例的EOC；由于EOC含量属于易降解有机碳，能够被微生物快速降解，因此9天后快速下降，达到5.36±0.38 mg/g，实验13天后基本与对照组EOC含量变化趋势保持一致，且在同一时间段其值比较接近(图4a). 沉积物深度1～2 cm，加藻组EOC含量在前5天略高于对照组，说明该深度沉积物EOC含量轻微受到蓝藻分解和沉降的影响，主要是因为沉积物0～1 cm中高含量的EOC会由于浓度梯度向下迁移，第13天后，加藻组和对照组EOC含量变化趋势基本一致，与0～1 cm相似，表明蓝藻沉降分解过程对其沉积物EOC含量影响减弱(图4b). 在沉积物深度2～3 cm，加藻组和对照组EOC含量变化基本一致，说明蓝藻沉降分解过程对该深度沉积物影响较小(图4c). 整体来看，加藻组和对照组沉积物EOC含量变化趋势差异性随着深度增加而减弱，揭示了蓝藻分解过程藻源性有机碳的迁移转化对沉积物碳库中表层沉积物EOC含量动态变化影响较大，随着深度增加，有机碳能力迁移逐渐减弱，影响相对减小.

沉积物不同深度0～1、1～2和2～3 cm惰性有机碳含量变化特征如图5所示. 在实验前9天，表层0～1 cm沉积物ROC含量变化与EOC含量相反，呈逐渐下降的趋势，达到表明实验初期沉积物有机碳活性较高，沉积物碳库处于不稳定状态(图3a和图4a)；实验9天后，ROC含量逐渐上升趋于稳定，且整体含量略高于对照组，表明当EOC在微生物作用下分解后，藻源性碳的沉降分解过程会导致沉积物ROC含量相对增加，最终ROC会保存在表层沉积物中，这与博斯腾湖、长寿湖和鄱阳湖等的研究结果基本一致[31-33]. 与表层沉积物0～1 cm相比，沉积物深度1～2和2～3 cm随时间变化趋势基本一致，表明藻源性碳的沉降分解过程对表层ROC含量影响较大，随着深度增加，影响在减弱(图4b和图4c)；同时迁移至沉积物深度1～2 cm的DOC易被微生物利用，该层的ROC被最大程度地保留在沉积物中，导致实验部分时间段(13～31天)加藻组ROC含量大于对照组，这一结果与沉积物深度1～2 cm TOC含量特征相对应.

图4 沉积物不同深度(0～1、1～2和2～3 cm)易氧化有机碳含量变化特征Fig.4 Change characteristic of EOC contents at different depths (0-1 cm, 1-2 cm and 2-3 cm) of sediments

图5 沉积物不同深度(0～1、1～2和2～3 cm)惰性有机碳含量变化特征Fig.5 Change characteristic of ROC contents at different depths (0-1 cm, 1-2 cm and 2-3 cm) of sediments

2.4 沉积物微生物量碳变化特征

微生物量碳是微生物生长的重要供给来源[34]. 实验过程中不同深度(0～1、1～2和2～3 cm)沉积物微生物量碳随时间变化特征如图6所示. 在沉积物表层0～1 cm，尽管加藻组和对照组微生物量碳随时间变化趋势较为一致，但从实验第9天开始至实验结束，加藻组微生物量碳含量明显高于对照组(图5a)，表明加藻组蓝藻水华衰亡过程中，蓝藻腐烂降至沉积物表面，使沉积物有机质增加，为微生物活动提供了充足的碳源，微生物活动增强，致使微生物量碳含量增加[35]；实验18天后，对照组和加藻组微生物量碳含量逐渐下降，表明微生物活动逐渐减弱，其变化趋势基本与TOC、LFOC、EOC含量变化较为一致，揭示了微生物利用的有机碳含量逐渐减小导致了这一结果. 沉积物深度1～2和2～3 cm微生物量碳随时间变化特征与沉积物深度0～1 cm相比存在一定差异，呈现先下降后上升再下降的趋势(图5b和图5c)，表明蓝藻沉降分解过程藻源性有机碳的迁移转化随着深度增加而减弱；加藻组沉积物深度1～2和2～3 cm微生物量碳部分值高于相同实验时间对照组，可能是由于加藻组表层0～1 cm较高含量的TOC逐渐向下迁移导致1～2和2～3 cm深度其含量可供微生物提供能量有机碳的含量增加，导致微生物量碳含量偏高；微生物量碳后期基本呈现下降，可能是因为容易被微生物降解的有机碳整体含量逐渐减少，当满足不了微生物活动需求时，导致微生物活动减弱，从而造成微生物量碳的下降. 沉积物有机质不仅来源于蓝藻腐烂分解向底泥中进行梯级扩散，还包括植物腐烂带来的有机质输入，但微生物对植物降解产生的有机质利用程度相对较低[36]，故综上所述，蓝藻水华衰亡过程中藻源性碳的迁移转化能够通过沉积物有机碳的累积影响可供微生物活动使用的碳源，从而改变沉积物微生物活性，最终影响沉积物碳库稳定性.

图6 沉积物不同深度(0～1、1～2和2～3 cm)微生物量碳含量变化特征Fig.6 Change characteristic of MBC contents at different depths (0-1 cm, 1-2 cm and 2-3 cm) of sediments

2.5 蓝藻水华衰亡过程中湖泊沉积物碳库动态

实验研究表明，蓝藻聚集层的存在，会促使蓝藻的快速衰亡，这一过程促进了藻源性碳的迁移与转化，并显著影响了沉积物碳库的组成[37]. 在蓝藻衰亡过程中，分解和沉降是同时进行的. 一方面，悬浮于上覆水中的蓝藻在分解初期，DOC迅速释放，并导致DOC自沉积物-水界面进入间隙水中；另一方面，尚未完全分解的蓝藻碎屑也沉降至沉积物表面，这两种过程共同引起EOC和LFOC含量上升(图2a和图3a). 由于沉积物表面的蓝藻具有较高的活性，易被微生物利用并促进其增殖，因此EOC和LFOC含量快速下降. 一方面，MBC含量的上升表明EOC和LFOC有向其转化的趋势(图5a，表1)，另一方面，蓝藻中的易降解组分也会被微生物矿化并生成H2S气态碳(CO2和CH4)释放到大气中[38-39].

在蓝藻水华衰亡中期，分解较为彻底的藻残体逐渐沉降至沉积物表面. 由于这部分蓝藻易降解的组分多被分解，仅存难以降解的部分，因此往往会随着沉降过程稳定保存在于沉积物中，实验中期沉积物中HFOC和ROC含量均达到最大值都证实了这一现象(图2b、图4a)；而HFOC与ROC之间较强的相关性(表1)，表明这部分有机碳在沉积物中属于较为稳定的有机碳. 沉积物TOC与HFOC、ROC较强的相关性，揭示了蓝藻中不易降解的组分沉降至沉积物表面，成为沉积物碳库较为稳定的组分，最终增加了湖泊沉积物TOC含量.

当湖泊上覆水的蓝藻完全沉降至沉积物底部，沉积物中大部分为较为稳定的有机碳组分. 当沉积物中仅存的少量易降解碳源满足不了过量微生物时，湖泊沉积物中微生物量开始下降，引起MBC含量的下降(图5a)，此时微生物作用减弱，沉积物中稳定有机碳进入一个缓慢分解并逐渐趋于稳定的阶段.

蓝藻快速堆积腐解为微生物提供了大量有机碳源和相对有利的厌氧环境[40]. 蓝藻衰亡初期，蓝藻中易被降解的组分成为微生物碳源被其充分利用并快速增殖，大量微生物需要寻求更多的碳源以满足自身需求，此时易降解有机碳被部分或全部吸收，蓝藻不断腐解，仅存的稳定有机碳不易或难被微生物利用，受稳定有机碳限制，微生物作用减弱，导致稳定有机碳进入稳定的缓慢分解阶段. 蓝藻在整个碳源-微生物系统起着重要的促进作用. 研究发现，水生植物作为湖泊碳源之一占据一定比例[41-42]，但水生植物在短期内腐烂分解程度较低，相较于蓝藻腐烂分解释放的有机碳不多，而夏季太湖蓝藻水华频发，受水文气象因子等的影响[43]，北部和西部湖区蓝藻堆积严重，东部湖区蓝藻堆积较少. 蓝藻的腐烂分解过程中带来的碳源输入导致全湖碳库处于一个动态的变化期，而碳库动态和稳定性的空间差异，影响到湖泊碳循环的地球生物化学过程. 蓝藻水华的衰亡过程促进了沉积物中有机质向外界的进一步释放，可能造成湖泊腐殖化程度越来越高及温室气体排放的增加[44]. 因此，蓝藻水华衰亡过程对沉积物碳库的影响是湖泊生态环境保护不可忽略的一个生物地球化学过程.