环境科学研究  2017, Vol. 30 Issue (5): 697-704  DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2017.01.97

引用本文  

孟祥森, 张文斌, 高丽, 等. 绿潮硬毛藻分解对天鹅湖水体氮磷水平的影响[J]. 环境科学研究, 2017, 30(5): 697-704.
MENG Xiangsen, ZHANG Wenbin, GAO Li, et al. Effects of the Decomposition of Chaetomorpha sp. on Nitrogen and Phosphorus Levels in Water from Swan Lake[J]. Research of Environmental Sciences, 2017, 30(5): 697-704.

基金项目

国家自然科学基金项目(41273130,41573120);烟台大学研究生科技创新基金项目(YDZD1615)

责任作者

高丽(1976-), 女, 山东聊城人, 教授, 博士, 主要从事湿地生源要素磷循环研究, ligao117@126.com

作者简介

孟祥森(1990-), 女, 山东日照人, mengxiangsen104@126.com

文章历史

收稿日期:2016-10-09
修订日期:2017-01-15
绿潮硬毛藻分解对天鹅湖水体氮磷水平的影响
孟祥森1 , 张文斌1 , 高丽1 , 魏权2 , 徐刚3     
1. 烟台大学海洋学院, 山东 烟台 264005;
2. 烟台大学生命科学学院, 山东 烟台 264005;
3. 中国科学院烟台海岸带研究所, 山东 烟台 264003
摘要:为了解绿潮硬毛藻衰亡分解对上覆水体营养水平的影响,以荣成天鹅湖不同湖区的沉积物和暴发的硬毛藻为试材,通过室内模拟研究了藻类分解过程中水体氮磷水平及理化性质的变化,并评价了不同湖区沉积物中氮磷的释放潜力.结果表明:硬毛藻衰亡分解使上覆水体中ρ(TN)和ρ(NH4+-N)均明显上升,并且前期(0~16 d)上升较快,ρ(TN)和ρ(NH4+-N)最高分别可达12.40和7.98 mg/L;水体中ρ(TP)和ρ(SRP)表现为前期变化不大,19 d后大幅增加,含量变幅分别为0.02~1.14和0.01~0.40 mg/L.在试验中后期(约16 d后),不同湖区沉积物处理的水体中ρ(TN)、ρ(NH4+-N)、ρ(TP)、ρ(SRP)均表现为有沉积物含藻处理>无沉积物含藻处理>有沉积物无藻处理.在藻分解的条件下,不同湖区沉积物的氮磷释放能力存在很大差异,氮释放量的顺序为湖中心>西北部>南部,而磷表现为西北部>湖中心>南部.在硬毛藻绿潮的衰亡阶段,由于初期藻体营养盐的直接释放和后期促进沉积物内源释放的间接影响,水体中ρ(TN)和ρ(TP)均明显增加,进而加重了天鹅湖水体的富营养化水平.
关键词硬毛藻分解    上覆水体    氮磷水平    沉积物    释放    
Effects of the Decomposition of Chaetomorpha sp. on Nitrogen and Phosphorus Levels in Water from Swan Lake
MENG Xiangsen1 , ZHANG Wenbin1 , GAO Li1 , WEI Quan2 , XU Gang3     
1. Ocean School, Yantai University, Yantai 264005, China;
2. College of Life Science, Yantai University, Yantai 264005, China;
3. Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Sciences, Yantai 264003, China
Abstract: Macroalgal blooms, which can dramatically modify nitrogen (N) and phosphorus (P) cycle in water column and sediments, have frequently occurred in coastal areas in recent decades. Rongcheng Swan Lake, a natural coastal lagoon in the eastern Shandong Peninsula in China, has suffered from extensive macroalgal blooms dominated by Chaetomorpha sp. over the past ten years. In the present study, Chaetomorpha sp. and the sediments from different areas of Swan Lake were collected to study the influence of algal decomposition on N and P levels in the overlying water. In addition, the changes of physio-chemical parameters in water were detected during the algal decomposition, and the release potential of N and P from sediments in different lake areas was estimated. The results showed that the concentrations of total nitrogen (TN) and NH4+-N in water increased obviously during the first 16 days due to the decomposition of Chaetomorpha sp., and reached 12.40 mg/L and 7.98 mg/L, respectively. However, the concentrations of total phosphorous (TP) and soluble reactive phosphorous (SRP) changed slightly at the early stage, and increased significantly after 19 days. During the experiment, the concentrations of TP and SRP ranged from 0.02-1.14 mg/L and 0.01-0.40 mg/L, respectively. After 16 days of the incubation experiment, N and P concentrations in water at different sediment treatments both followed the order of:treatment with sediments and algae > treatment with only algae > treatment with only sediments. There were great differences in the release ability of N and P from the sediments among different lake regions. Under the condition of algal decomposition, the order of the release amount of N and P from the sediments was:center > northwest > south and northwest > center > south. During the degradation phase of green tide, the concentrations of TN, NH4+-N, TP and SRP in water all increased significantly due to the nutrient release from the decomposing Chaetomorpha sp. and the indirect effect on promoting nutrient release from the sediments, which aggravated the level of water eutrophication in Swan Lake, China. Therefore, the massive decomposing Chaetomorpha sp. should be salvaged quickly to avoid the deterioration of water quality in Swan Lake.
Keywords: decomposition of Chaetomorpha sp.    overlying water    N and P levels    sediments    release    

随着人类开发利用活动的增加,我国近海水域水质不断恶化,赤潮出现的频率和范围明显增加,同时水体富营养化也导致了黄海海域“绿潮”(大型绿藻藻华)问题日益突出[1-2].据报道[3-4],孔石莼、浒苔等大型绿藻在沿海地带的漂浮堆积,引起水体变色、发臭现象,对海洋生态系统产生一定影响,给沿海渔业、养殖业和旅游业造成重大损失.藻类爆发初期,藻体大量繁殖,然而进入衰亡期后,藻体分解可向水体释放大量营养盐;且腐烂藻体沉入水底,在分解过程中大量耗氧,对水体造成二次污染[5-6].因此,大型绿潮藻类的死亡分解对水环境的影响已成为关注的热点[7-9].

近年来,国内外学者就藻类分解过程中水体氮磷形态及理化性质的变化展开了一些研究. Sarneel等[10]探讨了鱼腥藻等藻类分解对水体营养盐浓度的影响,发现藻分解可使水体氮磷水平明显增加.但不同藻类向水体释放的氮磷形态也有所不同,如大型海藻浒苔的分解向水体中释放大量无机氮[11],而蓝藻分解主要释放胶体态和颗粒态营养盐[12-13].另一方面,藻类分解还可改变水体微环境,WANG等[14]研究发现,太湖蓝藻分解可大量消耗水体中的DO(溶解氧),形成的厌氧环境可促进沉积物磷的释放.目前,对于浒苔等大型藻体分解过程中水体氮磷的变化已有研究,但硬毛藻的研究较少[15].硬毛藻作为绿潮藻类的优势种之一,近年来在荣成天鹅湖频繁暴发,使得水环境严重恶化,其死亡分解对水体营养水平的影响尚不明确.该研究通过室内模拟试验,探讨了硬毛藻分解对水体氮磷水平的影响及可能机制,以期为天鹅湖水质的治理及内源污染的控制提供科学依据.

1 材料与方法 1.1 样品采集

荣成天鹅湖位于山东半岛最东端荣成湾的西南侧,是一海水与淡水交融的天然泻湖.近年来,由于人类活动的影响,生态环境恶化,绿潮硬毛藻频繁暴发. 2015年4月,在天鹅湖3个代表性区域分别采集表层沉积物(0~10 cm),带回实验室后避光冷藏(2 ℃)保存备用,并测定了新鲜沉积物的不同形态氮磷含量和含水率(见表 1);硬毛藻海水洗净后冷冻(-20 ℃,48 h);湖水过滤备用.其中,S1采样点位于天鹅湖南部入海口处,沉积物为沙质,颜色灰黄,多螺和贝壳;S2采样点位于湖中心,大叶藻和硬毛藻较多,沉积物为淤泥质,颜色灰黑;S3采样点位于西北部排污口附近,水较浑,藻类暴发区,沉积物为泥质,黑臭,多藻碎屑.

表 1 3个采样点新鲜沉积物的氮磷赋存形态 Table 1 Concentration of different forms of nitrogen and phosphorus in fresh sediments from 3 sites
1.2 试验设计

以新鲜沉积物、冷冻处理的硬毛藻和过滤湖水为试验材料,试验容器为2.0 L的高型烧杯,外面覆盖黑纸以避光.设置7个处理,分别为:沉积物1+水、沉积物2+水、沉积物3+水、藻+水、沉积物1+藻+水、沉积物2+藻+水、沉积物3+藻+水,三次重复,试验周期为28 d.准确称取0.30 kg(FW,FW为湿质量)沉积物于高型烧杯中将沉积物均匀平铺于烧杯底部,再将30 g(FW)冷冻处理的硬毛藻〔w(MC)(MC为含水率)为91.15%〕平铺在沉积物表面(藻+水处理组只加30 g藻),之后缓慢向烧杯中注入1.8 L过滤湖水,静置.

培养过程中,定期在距水土界面3 cm处抽取水样,测定水体中pH、ρ(DO)、Eh(氧化还原电位)、ρ(TN)、ρ(NH4+-N)、ρ(TP)、ρ(SRP)(SRP为可溶性磷).

1.3 测定指标与方法

水体中ρ(TN)采用过硫酸钾氧化法测定;ρ(NH4+-N)采用次溴酸盐氧化法测定;ρ(TP)采用过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法测定;水样过滤后,ρ(SRP)采用钼锑抗分光光度法测定[16]ρ(DO)采用溶氧仪(梅特勒SG6-FK2,上海梅特勒-托利多仪器有限公司)测定;pH、Eh采用多参数测试仪(梅特勒SG78,上海梅特勒-托利多仪器有限公司)测定.

1.4 统计分析

采用SPSS 19.0统计分析软件,进行两因素方差分析,检验藻和沉积物两种因素对水体中ρ(TN)、ρ(NH4+-N)、ρ(TP)、ρ(SRP)的影响,采用Duncan检验比较各处理间的差异显著性.

2 结果与分析 2.1 硬毛藻分解过程中水体理化性质的变化

藻类残体的分解会使水体理化性质〔如pH、ρ(DO)等〕发生一定变化,进而影响到沉积物营养盐的释放,造成水体氮磷水平的变化[17-19].由图 1(a)可知,不同处理水体pH随培养时间而发生一定变化,变幅为7.07~8.33.无藻处理组水体pH明显高于含藻处理组,藻体分解使得水体pH降低.对于无藻处理组,水体pH随时间而缓慢增大,其中沉积物3+水处理组水体pH最高,沉积物2+水次之,沉积物1+水最小.对于含藻处理组,试验前7 d水体pH降低,中期(8~16 d)略有增大,后期变化不明显.

图 1 硬毛藻分解过程中水体理化指标的变化 Figure 1 Changes of physical-chemical parameters in water during the decomposition of Chaetomorpha sp.

图 1(b)显示,硬毛藻分解过程中,无藻处理组水体中ρ(DO)明显高于含藻处理组.其中,无藻组水体中ρ(DO)变化在5.68~7.30 mg/L之间,含藻组为1.35~4.90 mg/L.硬毛藻分解明显降低了水体中ρ(DO),使水环境变为厌氧状态.对于各无藻处理组,水体中ρ(DO)随时间的变化不明显;对于含藻处理组,水体中ρ(DO)呈先下降后上升趋势.

图 1(c)可知,整个试验过程中,无藻处理组水体Eh均为正值且变化不明显,变化在19.90~218.50 mV之间.含藻处理组水体Eh总体为负值,呈先下降后上升的趋势,变幅为-349.37~50.60 mV.对于无藻处理组,水体Eh差异不大;在含藻处理组中,沉积物+藻+水处理明显低于藻+水.

2.2 硬毛藻分解对水体中氮水平的影响 2.2.1 ρ(TN)的动态变化

大型藻类衰亡后,残体分解会向水体中释放大量的营养物质[20-22]. 图 2(a)反映了各无藻处理组水体中ρ(TN)的变化.试验期间,各处理组水体中ρ(TN)变化在2.70~5.60 mg/L之间.不同沉积物处理变化趋势基本一致:试验前9 d,水体中ρ(TN)不断增大,最高可达5.60 mg/L;从第9天开始,浓度趋于稳定,在3.84~4.65 mg/L之间波动.不同处理相比,沉积物2+水ρ(TN)最高,沉积物3+水次之,沉积物1+水最小.

图 2 硬毛藻分解过程中水体中ρ(TN)的动态变化 Figure 2 Dynamic changes of total N concentration in water during the decomposition of Chaetomorpha sp.

图 2(b)反映了含藻处理组水体中ρ(TN)的变化.由图 2(b)可知,藻+水处理组水体中ρ(TN)变幅为6.92~8.36 mg/L,而沉积物+藻+水处理组为7.37~12.40 mg/L.各处理随时间的变化趋势基本一致:在1~16 d期间,ρ(TN)呈上升趋势,最高可达12.40 mg/L,之后在10 mg/L左右波动.对于有沉积物的含藻处理组,沉积物2+藻+水处理水体中ρ(TN)最高,且随时间变化趋势明显,而沉积物1+藻+水处理最低.可见,硬毛藻分解能够促进沉积物中氮的释放,天鹅湖中心区域沉积物的氮释放能力最强,西北部次之,湖南部最小.

2.2.2 ρ(NH4+-N)的动态变化

图 3(a)显示,试验期间,在无硬毛藻分解条件下,不同沉积物处理水体中ρ(NH4+-N)变化在0.01~2.67 mg/L之间.在前15 d期间,各无藻处理组ρ(NH4+-N)均呈上升趋势,第16天达到最大,此后浓度逐渐下降.不同沉积物处理相比,沉积物2+水处理水体中ρ(NH4+-N)最高,最高可达2.67 mg/L,并且变化明显;沉积物3+水次之,后期有所下降;沉积物1+水浓度最低,处于0.08~1.25 mg/L之间.

图 3 硬毛藻分解过程中水体中ρ(NH4+-N)的动态变化 Figure 3 Dynamic changes of ammonia N concentration in water during the decomposition of Chaetomorpha sp.

图 3(b)可知,试验前期9 d,各含藻处理组水体中ρ(NH4+-N)缓慢上升;在10~19 d期间,浓度迅速增加,第19 d达到最大,之后趋于稳定.不同沉积物处理组水体中ρ(NH4+-N)存在差异,其中沉积物2+藻+水处理浓度较高,最高可达7.98 mg/L;沉积物3+藻+水次之,沉积物1+藻+水最低(最高为6.10 mg/L).由此可见,在硬毛藻分解条件下,各处理组上覆水体中ρ(NH4+-N)变化明显,其中湖中心沉积物处理组浓度变化最大.

2.3 硬毛藻分解对水体中磷水平的影响 2.3.1 ρ(TP)的动态变化

藻体衰亡分解使得水体理化性质发生改变,进而影响水土界面磷的循环[23-24].由图 4可知,硬毛藻分解过程中,水体中ρ(TP)呈不断增加的趋势,变幅为0.02~1.14 mg/L.试验前3 d,ρ(TP)降低,5 d后明显上升.整个试验过程中,各无藻处理水体中ρ(TP)呈持续增加的趋势,而含藻处理组在试验前14 d变化缓慢,19 d后ρ(TP)迅速增加,且各沉积物处理变化趋势类似.

图 4 硬毛藻分解过程中水体中ρ(TP)的动态变化 Figure 4 Dynamic changes of total P concentration in water during the decomposition of Chaetomorpha sp.

不同处理组相比,水体中ρ(TP)表现为沉积物3+藻+水>沉积物2+藻+水>沉积物1+藻+水>藻+水>沉积物3+水>沉积物2+水>沉积物1+水.天鹅湖沉积物磷的释放量表现为西北部>湖中心>南部.对于不同湖区的沉积物处理组而言,含藻条件下的水体中ρ(TP)均明显高于无藻处理组.可见,上覆水中的ρ(TP)与藻分解和沉积物密切相关,藻的衰亡分解改变水体的理化性质,进而促进沉积物中磷的释放.

2.3.2 ρ(SRP)的动态变化

在硬毛藻分解过程中,水体中ρ(SRP)变幅为0.01~0.40 mg/L,总体随时间呈上升趋势,但不同处理间差异很大.由图 5(a)可知,试验前期(0~11 d),各无藻处理组水体中ρ(SRP)变化不大;第12天后,ρ(SRP)有所增加. 图 5(b)显示,试验前7 d,各含藻处理组ρ(SRP)随时间变化不大,从第8天开始,ρ(SRP)开始增加,之后又有所降低(10~19 d),而19 d后ρ(SRP)明显增大.在硬毛藻分解条件下,试验后期各沉积物处理组水体中ρ(SRP)迅速增大,变幅为0.10~0.40 mg/L;而藻+水处理变化较小.

图 5 硬毛藻分解过程中水体中ρ(SRP)的动态变化 Figure 5 Dynamic changes of soluble P concentration in water during the decomposition of Chaetomorpha sp.

不同处理相比,水体中ρ(SRP)表现为沉积物3+藻+水>沉积物2+藻+水>沉积物1+藻+水>藻+水>沉积物3+水>沉积物2+水>沉积物1+水,其中各含藻处理组水体中ρ(SRP)明显高于无藻处理,藻体分解使水体中ρ(SRP)明显增加.对于沉积物处理组而言,水体中ρ(SRP)表现为西北部>湖中心>南部,可见天鹅湖不同湖区沉积物的可溶性磷释放能力不同.

3 讨论

绿潮藻类死亡后,一部分藻体直接在水中衰亡分解,向水体释放营养盐[25-26];还有部分藻体腐烂沉入水底,在分解过程中消耗DO,改变沉积物-水界面的理化性质,从而能促进沉积物营养物质的释放[17].该试验中,对于同一采样点沉积物,水体中ρ(TN)、ρ(NH4+-N)、ρ(TP)、ρ(SRP)均表现为沉积物+藻+水>沉积物+水,含藻处理明显高于无藻处理;有无沉积物相比,水体中ρ(TN)、ρ(NH4+-N)、ρ(TP)、ρ(SRP)顺序均表现为沉积物+藻+水>藻+水.由两因素方差分析(见表 2)可知,硬毛藻、沉积物、硬毛藻和沉积物的交互作用对水体中ρ(TN)和ρ(NH4+-N)的影响均为显著(P<0.01),水体中ρ(TN)影响效应表现为藻>沉积物>藻×沉积物,而ρ(NH4+-N)为藻>藻×沉积物>沉积物(见表 2).试验期间,水体中ρ(TN)和ρ(NH4+-N)大小顺序均为沉积物2+藻+水>沉积物3+藻+水>沉积物1+藻+水>藻+水>沉积物2+水>沉积物3+水>沉积物1+水,其中,3个不同湖区沉积物+藻+水处理的ρ(TN)和ρ(NH4+-N)均显著高于藻+水、沉积物+水处理(P<0.05).

表 2 两因素方差分析检验硬毛藻和沉积物对水体中ρ(TN)和ρ(NH4+-N)的影响 Table 2 ANOVA for effects of Chaetomorpha sp. and sediments on N concentration in water

HAN等[21]研究发现,大型藻类的暴发能够明显改变水体中的ρ(TP)和ρ(SRP),使得水体中ρ(TP)和ρ(SRP)大幅增加.藻类分解对水体中ρ(TP)和ρ(SRP)的贡献可分为两个方面:一是藻体分解过程中向水体释放磷,即直接磷源;二是通过改变水土界面微环境而促进沉积物中磷的释放,从而造成水体中ρ(TP)和ρ(SRP)的变化,即间接影响[6].由两因素方差分析可知(见表 3),硬毛藻、沉积物、沉积物和硬毛藻的交互作用对水体中ρ(TP)和ρ(SRP)的影响均为显著(P<0.01),ρ(TP)的影响效应表现为藻>沉积物>藻×沉积物,而ρ(SRP)为藻>藻×沉积物>沉积物.不同处理相比,水体中ρ(TP)和ρ(SRP)的大小顺序均为:沉积物3+藻+水>沉积物2+藻+水>沉积物1+藻+水>藻+水>沉积物3+水>沉积物2+水>沉积物1+水.对于水体中ρ(TP)而言,3个不同湖区的沉积物+藻+水处理均显著高于沉积物+水处理(P<0.01);而ρ(SRP)表现为湖中心和西北部2个湖区的沉积物+藻+水处理显著高于藻+水、沉积物+水处理(P<0.05).

表 3 两因素方差分析检验硬毛藻和沉积物对水体中ρ(TP)和ρ(SRP)的影响 Table 3 ANOVA for effects of Chaetomorpha sp.and sediments on P concentration in water

刘湘庆等[12]研究发现,绿潮浒苔在衰亡过程中主要以NH4+-N形式向水体释放营养盐,到12 d时水体中ρ(NH4+-N)和ρ(SRP)分别可达1.05和0.12 mg/L.李柯等对蓝藻水华的[13]研究显示,蓝藻碎屑分解后水体中ρ(TDN)在第10天达到最大值21.35 mg/L,ρ(TDP)在第4天最高可达1.52 mg/L.该研究中,在藻分解和沉积物释放的协同作用下,水体中ρ(TN)和ρ(NH4+-N)在试验前期迅速增加,尤其是氨氮,后期变化不大或有所降低,ρ(TN)和ρ(NH4+-N)最高分别可达12.40和7.98 mg/L;而水体中ρ(TP)和ρ(SRP)表现为前期变化不明显,19 d后大幅增加,含量变幅分别为0.02~1.14和0.10~0.40 mg/L.试验前期,硬毛藻的分解速率较大,藻体中的营养盐大量向水体释放[27],藻类分解对水体氮磷水平影响明显;试验后期,沉积物释放则成为水体氮磷的主要来源[6].沉积物是湖泊中营养盐的重要蓄积库,其富集的氮磷可在一定环境条件下释放到水体[28-29].沉积物中营养盐的释放潜力受诸多因素影响,包括氮磷的营养负荷、赋存形态以及水-土界面环境条件的改变(温度、pH、Eh、微生物活性等).由于沉积物的营养负荷、理化组成等存在区别,同一湖泊的不同湖区沉积物的营养盐释放能力也存在很大差异[30].该研究表明,在硬毛藻分解的条件下(沉积物+藻+水处理),天鹅湖不同区域沉积物的氮磷释放潜力存在明显差异.具体表现为:湖中心沉积物氮释放量最高,西北部次之,南部最小;而磷释放量表现为西北部最高,湖中心次之,南部最小.这与天鹅湖沉积物中营养盐的空间分布特征和赋存形态有关(见表 1),其中湖北部人为活动频繁区和湖中心沉积物富含营养盐,且活性较强的铁铝结合态磷和有机磷含量较高,而东近岸区及南部湖区营养盐及活性磷浓度较低[31-32].该研究条件下,随着硬毛藻的衰亡分解,水-土界面ρ(DO)和Eh大幅降低(见图 1),达到厌氧状态,促进了湖中心和西北部沉积物中活性态氮磷的释放,从而使得试验后期沉积物+藻+水处理水体中ρ(TN)和ρ(TP)大幅增加.此外,沉积物中微生物的存在可影响水-土界面pH、Eh等环境条件的变化,还可加速沉积物中有机磷向无机磷形态转化,从而增加沉积物磷向上覆水体释放的风险[33],有关微生物活性对天鹅湖沉积物营养盐的释放以及藻类分解的影响机制有待于进一步探讨.

近年来,随着周边地区经济的快速发展和人为活动的加剧,绿潮藻类在荣成天鹅湖常年暴发,大量藻体死亡分解后可向水体释放营养盐,同时改变水-土界面的理化性质,给沉积物中氮磷的释放提供了条件,加重了水体的富营养化.因此,在日后治理中,应考虑将死亡藻类及时打捞,进一步控制内源污染,避免天鹅湖的水质进一步恶化.

4 结论

a)硬毛藻分解过程中,水体中ρ(TN)和ρ(NH4+-N)在试验前期(0~16 d)迅速增加,最高分别可达12.40和7.98 mg/L,后期变化不大或有所降低;而水体中ρ(TP)和ρ(SRP)表现为前期变化不明显,19 d后大幅增加,分别高达1.14和0.40 mg/L.硬毛藻衰亡分解使上覆水体pH略有降低,而水土界面ρ(DO)和Eh大幅降低,达到厌氧状态.

b)不同处理相比,水体中ρ(TN)、ρ(NH4+-N)、ρ(TP)、ρ(SRP)均表现为沉积物+藻+水>藻+水>沉积物+水;硬毛藻的分解明显促进了天鹅湖沉积物中营养盐的释放,使得上覆水体氮磷水平显著升高.对于不同湖区沉积物,氮磷的释放能力存在差异.在硬毛藻分解条件下,天鹅湖沉积物氮释放量的顺序为湖中心>西北部>南部;而磷释放量为西北部>湖中心>南部.

参考文献
[1]
高嵩, 范士亮, 韩秀荣, 等. 浒苔绿潮与南黄海近岸海域水质的关系[J]. 中国环境科学, 2014, 34(1): 213-218.
GAO Song, FAN Shiliang, HAN Xiurong, et al. Relations of Enteromorpha prolifera blooms with temperature, salinity, dissolved oxygen and pH in the Southern Yellow Sea[J]. China Environmental Science, 2014, 34(1): 213-218. (0)
[2]
徐晓甫, 聂红涛, 袁德奎, 等. 天津近海富营养化及环境因子的时空变化特征[J]. 环境科学研究, 2013, 26(4): 396-402.
XU Xiaofu, NIE Hongtao, YUAN Dekui, et al. Temporal-spatial changes analysis of eutrophication and environmental factors in Tianjin coastal waters[J]. Research of Environmental Sciences, 2013, 26(4): 396-402. (0)
[3]
TYRRELL M C, THORNBER C S, BURKHARDT J A, et al. The influence of salt marsh fucoid algae (Ecads) on sediment dynamics of northwest Atlantic marshes[J]. Estuaries and Coasts, 2015, 38: 1262-1273. DOI:10.1007/s12237-014-9919-x (0)
[4]
林芳, 齐家国, 肖溪, 等. 大型海藻生理生化特性对营养盐和水流交换的响应-以羊栖菜和石莼为例[D]. 杭州: 浙江大学, 2016: 2-13. (0)
[5]
侯金枝, 宋鹏鹏, 高丽. 刚毛藻分解对荣成天鹅湖沉积物磷释放的影响[J]. 农业环境科学学报, 2012, 31(4): 826-831.
HOU Jinzhi, SONG Pengpeng, GAO Li. Influence of decomposition of Cladophora on phosphorus release from the sediments of Rongcheng Swan Lake, China[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2012, 31(4): 826-831. (0)
[6]
YACOBI Y Z, OSTROVSKY I. Sedimentation of phytoplankton:role of ambient conditions and life strategies of algae[J]. Hydrobiologia, 2012, 698: 111-120. DOI:10.1007/s10750-012-1215-9 (0)
[7]
LIANG Xia, ZHANG Xiuyun, SUN Qiao, et al. The role of filamentous algae Spirogyra spp.in methane production and emissions in streams[J]. Aquatic Sciences, 2016, 78: 227-239. DOI:10.1007/s00027-015-0419-2 (0)
[8]
ZHU Mengyuan, ZHU Guangwei, ZHAO Linlin, et al. Influence of algal bloom degradation on nutrient release at the sediment-water interface in Lake Taihu, China[J]. Environmental Science Pollution Research, 2013, 20: 1803-1811. DOI:10.1007/s11356-012-1084-9 (0)
[9]
ÓLAFSSON E, AARNIO K, BONSDORFF E, et al. Fauna of the green alga Cladophora glomerata in the Baltic Sea:density, diversity, and algal decomposition stage[J]. Marine Biology, 2013, 160(9): 2353-2362. DOI:10.1007/s00227-013-2229-1 (0)
[10]
SARNEEL J M, GEURTS J J M, BELTMAN B, et al. The effect of nutrient enrichment of either the bank or the surface water on shoreline vegetation and decomposition[J]. Ecosystems, 2010, 13: 1275-1286. DOI:10.1007/s10021-010-9387-5 (0)
[11]
刘湘庆, 王宗灵, 辛明, 等. 浒苔衰亡过程中营养盐的释放过程及规律[J]. 海洋环境科学, 2016, 35(6): 802-813.
LIU Xiangqing, WANG Zongling, XIN Ming, et al. Study on process of nutrient release during the decay of Ulva prolifera[J]. Marine Environmental Science, 2016, 35(6): 802-813. (0)
[12]
陈超, 申秋实, 钟继承, 等. 太湖聚藻区水华易发季节沉积物磷的分布特征[J]. 长江流域资源与环境, 2014, 9(23): 1258-1263.
CHEN Chao, SHEN Qiushi, ZHONG Jicheng, et al. Distribution characteristics of phosphorus in surface sediments during seasons of algae blooms in bloom-accumulation area in the Taihu Lake[J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2014, 9(23): 1258-1263. (0)
[13]
李柯, 关保华, 刘正文. 蓝藻碎屑分解速率及氮磷释放形态的试验分析[J]. 湖泊科学, 2011, 23(6): 919-925.
LI Ke, GUAN Baohua, LIU Zhengwen, et al. Experiments on decomposition rate and release forms of nitrogen and phosphorus from the decomposing cyanobacterial detritus[J]. Journal of Lake Sciences, 2011, 23(6): 919-925. DOI:10.18307/2011.0614 (0)
[14]
WANG Jinzhi, JIANG Xia, ZHENG Binghui, et al. Effect of algal bloom on phosphorus exchange at the sediment-water interface in Meiliang Bay of Taihu Lake, China[J]. Environmental Earth Science, 2016, 75(1): 1-9. DOI:10.1007/s12665-015-4873-x (0)
[15]
GAO Li, ZHANG Luhua, HOU Jinzhi, et al. Decomposition of macroalgal blooms influences phosphorus release from the sediments and implications for coastal restoration in Swan Lake, Shandong, China[J]. Ecological Engineering, 2013, 60: 19-28. DOI:10.1016/j.ecoleng.2013.07.055 (0)
[16]
王心芳, 魏复盛, 齐文启, 等. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002, 243-284. (0)
[17]
SHEN Qiushi, LIU Cheng, ZHOU Qilin, et al. Effects of physical and chemical characteristics of surface sediments in the formation of shallow lake algae-induced black bloom[J]. Journal of Environmental Sciences, 2013, 25(12): 2353-2360. DOI:10.1016/S1001-0742(12)60325-8 (0)
[18]
王永平, 朱广伟, 洪大林, 等. 沉水植物对沉积物-水界面环境特征的影响[J]. 环境科学研究, 2012, 25(10): 1133-1138.
WANG Yongping, ZHU Guangwei, HONG Dalin, et al. Effects of macrophytes on the environmental characteristics of sediment-water interface[J]. Research of Environmental Sciences, 2012, 25(10): 1133-1138. (0)
[19]
YIN Yan, ZHANG Yunlin, LIU Xiaohan, et al. Temporal and spatial variations of chemical oxygen demand in Lake Taihu, China, from 2005 to 2009[J]. Hydrobiologia, 2011, 665: 129-141. DOI:10.1007/s10750-011-0610-y (0)
[20]
TROJANOWSKA A A, IZYDORCZYK K. Phosphorus fractions transformation in sediments before and aftercyanobacterial bloom:implications for reduction of eutrophication symptoms in dam reservoir[J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2010, 211: 287-298. (0)
[21]
HAN Chao, DING Shiming, YAO Lei, et al. Dynamics of phosphorus-iron-sulfur at the sediment-water interface influenced by algae blooms decomposition[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 300: 329-337. DOI:10.1016/j.jhazmat.2015.07.009 (0)
[22]
WANG Jinzhi, JIANG Xia, ZHENG Binghui, et al. Effects of electron acceptors on soluble reactive phosphorus in the overlying water during algal decomposition[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22: 19507-19517. DOI:10.1007/s11356-015-5057-7 (0)
[23]
刘国峰, 范成新, 张雷, 等. 藻源性黑水团环境效应Ⅲ:对水-沉积物界面处Fe-S-P循环的影响[J]. 中国环境科学, 2014, 34(12): 3199-3206.
LIU Guofeng, FAN Chengxin, ZHANG Lei, et al. Environment effects of algae-caused black spots:Ⅲ. impacts on Fe-S-P cycle in water-sediment interface[J]. China Environmental Science, 2014, 34(12): 3199-3206. (0)
[24]
DAI Yanran, WU Suqing, CHANG Junjun, et al. Effects of Ceratophyllum demersum L.restoration on phosphorus balance at water-sediment interface[J]. Ecological Engineering, 2012, 44: 128-132. DOI:10.1016/j.ecoleng.2012.04.003 (0)
[25]
BALASUBRAMANIAN D, ARUNACHALAM K, DAS A K, et al. Decomposition and nutrient release of Eichhornia crassipes(Mart.)Solms.under different trophic conditions in wetlands of eastern Himalayan foothills[J]. Ecological Engineering, 2012, 44: 111-122. DOI:10.1016/j.ecoleng.2012.03.002 (0)
[26]
GARCÍA-ROBLEDO E, CORZO A. Effects of macroalgal blooms on carbon and nitrogen biogeochemical cycling in photoautotrophic sediments:an experimental mesocosm[J]. Marine Pollution Bulletin, 2011, 62: 1550-1556. DOI:10.1016/j.marpolbul.2011.03.044 (0)
[27]
魏权, 宋鹏鹏, 邵雪琳, 等. 温度、曝气和沉积物对绿潮硬毛藻分解的影响[J]. 环境科学学报, 2014, 34(9): 2329-2336.
WEI Quan, SONG Pengpeng, SHAO Xuelin, et al. Influence of temperature, aeration and sediment on decomposition of Chaetomorpha sp[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2014, 34(9): 2329-2336. (0)
[28]
LEHMAN J T. Nuisance cyanobacteria in an urbanized impoundment:interacting internal phosphorus loading, nitrogen metabolism, and polymixis[J]. Hydrobiologia, 2011, 661: 277-287. DOI:10.1007/s10750-010-0535-x (0)
[29]
JIN Xiaodan, HE Yiliang, KIRUMBA G, et al. Phosphorus fractions and phosphate sorption-release characteristics of the sediment in the Yangtze River estuary reservoir[J]. Ecological Engineering, 2013, 55: 62-66. DOI:10.1016/j.ecoleng.2013.02.001 (0)
[30]
刘成, 邵世光, 范成新, 等. 巢湖重污染汇流湾区沉积物营养盐分布与释放风险[J]. 环境科学研究, 2014, 27(11): 1258-1264.
LIU Cheng, SHAO Shiguang, FAN Chengxin, et al. Distribution and release risk of nutrients in the sediments of heavily polluted confluence bay of Chaohu Lake[J]. Research of Environmental Sciences, 2014, 27(11): 1258-1264. (0)
[31]
高丽, 宋鹏鹏, 史衍玺, 等. 天鹅湖沉积物中营养盐和重金属的分布特征[J]. 水土保持学报, 2010, 24(4): 99-106.
GAO Li, SONG Pengpeng, SHI Yanxi, et al. Distribution characteristics of nutrients and heavy metal in sediments from Swan Lake[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2010, 24(4): 99-106. (0)
[32]
GAO Li, ZHANG Luhua, SHAO Hongbo. Phosphorus bioavailability and release potential risk of the sediments in the coastal wetland:a case study of Rongcheng Swan Lake, Shandong, China[J]. CLEAN-Soil, Air, Water, 2014, 42(7): 963-972. DOI:10.1002/clen.v42.7 (0)
[33]
钱燕, 陈正军, 吴定心, 等. 微生物活动对富营养化湖泊底泥磷释放的影响[J]. 环境科学与技术, 2016, 39(4): 35-40.
QIAN Yan, CHEN Zhengjun, WU Dingxin, et al. Effects of microorganisms on phosphorus release from sediment of eutrophic lake[J]. Environmental Science & Technology(China), 2016, 39(4): 35-40. (0)