童永杰，汪毅，華玉妹*，趙建偉，劉廣龍，蔣永參

1.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)，湖北 武漢 430070；2.中國(guó)電建集團(tuán)勘測(cè)設(shè)計(jì)研究院有限公司，浙江 杭州 311122

磷是湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的關(guān)鍵生源要素，在外源磷輸入負(fù)荷減小的趨勢(shì)下，沉積物的內(nèi)源磷貢獻(xiàn)尤為突出。沉積物磷遷移轉(zhuǎn)化受磷濃度與形態(tài)、鐵含量、環(huán)境因子（溫度、pH值、DO、氧化還原電位和水動(dòng)力等）等多因子的共同影響，其中鐵對(duì)磷在沉積物-水界面賦存與循環(huán)起著重要作用（楊文斌等，2016；李奔運(yùn)等，2020）。湖泊沉積物中鐵和磷既以各自不同的賦存形態(tài)獨(dú)立存在，也可通過(guò)物理、化學(xué)及生物作用相互結(jié)合而以鐵磷結(jié)合態(tài)存在，一部分以鐵磷化合物形式存在，更多的磷通過(guò)吸附與鐵（氫）氧化物結(jié)合（Orihel et al.，2017）。在沉積物氧化與還原界面，發(fā)生著鐵（氫）氧化物的化學(xué)和生物形成與轉(zhuǎn)化，直接影響沉積物中磷的有效性與遷移（Mejia et al.，2016）。

鐵磷釋放活性與氧化還原環(huán)境密切相關(guān)。好氧條件下，鐵（氫）氧化物對(duì)磷吸附能力較強(qiáng)，而厭氧條件下鐵（氫）氧化物易還原為Fe(II)，同時(shí)釋放所吸附的磷，增加了富營(yíng)養(yǎng)化發(fā)生的潛在風(fēng)險(xiǎn)（Heinrich et al.，2020）。與氧化還原電位有關(guān)的因子（如DO、NO3-和SO42-）均可能影響沉積物中磷的釋放。NO3-競(jìng)爭(zhēng)有機(jī)電子供體的能力比SO42-高，因此會(huì)優(yōu)先發(fā)生還原反應(yīng)。作為NO3-還原主要電子供體的小分子有機(jī)酸在湖泊中普遍存在，通常是由于沉積物中微生物對(duì)有機(jī)物的厭氧代謝過(guò)程產(chǎn)生，在富營(yíng)養(yǎng)化條件下可能會(huì)達(dá)到較高的濃度水平。如藍(lán)藻爆發(fā)后期會(huì)出現(xiàn)大量衰亡，而沉積在局部區(qū)域缺氧環(huán)境中，通過(guò)厭氧發(fā)酵藍(lán)藻產(chǎn)生大量以乙酸為主的揮發(fā)性脂肪酸（李子陽(yáng)等，2020），這些乙酸會(huì)與水體中不同金屬離子結(jié)合而生成乙酸鹽。由于水體中存在較多異養(yǎng)微生物，乙酸鹽可加快沉積物中微生物代謝進(jìn)程（Corzo et al.，2009），通過(guò)不同途徑作用于沉積物-水界面磷生物地球化學(xué)循環(huán)（Henderson et al.，2008）。

探討乙酸鹽對(duì)沉積物中氮、鐵和磷轉(zhuǎn)化的影響，通過(guò)上覆水和間隙水磷質(zhì)量濃度的變化以及沉積物中不同鐵結(jié)合磷形態(tài)的轉(zhuǎn)變，以揭示乙酸鹽介導(dǎo)下鐵和硝酸鹽對(duì)磷轉(zhuǎn)化的驅(qū)動(dòng)作用，為污染嚴(yán)重湖泊的富營(yíng)養(yǎng)化治理提供一定的科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

將采集的武漢墨水湖沉積物樣品混合均勻，125 g沉積物樣品和375 mL上覆水裝入500 mL的培養(yǎng)瓶中。參考墨水湖的前期研究（余芬芳，2013），確定實(shí)驗(yàn)中的乙酸鹽與硝酸鹽質(zhì)量濃度。因此實(shí)驗(yàn)設(shè)置兩個(gè)處理：上覆水中NO3-物質(zhì)的量濃度為100μmol·L-1（N組），上覆水中NO3-物質(zhì)的量濃度為100 μmol·L-1，CH3COONa質(zhì)量分?jǐn)?shù)為30 mg·g-1（1 g沉積物添加30 mg CH3COONa）（N-A組）。每組設(shè)3個(gè)平行，培養(yǎng)瓶加蓋密封。將培養(yǎng)瓶靜置4 h后，轉(zhuǎn)移到生化恒溫培養(yǎng)箱中，于25 ℃避光培養(yǎng)。在培養(yǎng)的第0、0.5、1、2、6、10、15天用注射器收集培養(yǎng)瓶中的氣體，用于N2O氣體測(cè)定。對(duì)上覆水進(jìn)行取樣，同時(shí)提取沉積物間隙水，水樣經(jīng)過(guò)濾后分析各項(xiàng)理化性質(zhì)。沉積物樣品分為兩份，一份用作硝酸鹽型亞鐵氧化菌（NDFOB）細(xì)菌計(jì)數(shù)，另外一份冷凍干燥厭氧保存，用于后續(xù)的沉積物鐵和磷的分級(jí)提取。

1.2 上覆水、沉積物間隙水及氣體測(cè)定指標(biāo)和方法

Eh用ORL-502氧化還原測(cè)定儀測(cè)定，pH值采用pH計(jì)測(cè)定（METTLER TOLEDO，China），NO3-采用酚二磺酸分光光度法，TN采用堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法（Ruban et al.，1999），TFe、Fe(II)的測(cè)定用鄰菲啰啉分光光度法（Paipa et al.，2005），NO2-采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測(cè)定（GB 7498-87）。

用注射器收集培養(yǎng)瓶中的N2O，采用帶有電子捕獲器的氣相色譜儀（Agilent 7890A，USA）測(cè)定并按以下公式計(jì)算N2O的通量（Hayakawa et al.，2013）。

式中：

F——N2O的通量（μg·kg-1·d-1）；

m——沉積物質(zhì)量（kg）；

Δt——培養(yǎng)時(shí)間（d）；

ρ——標(biāo)況下N2O的密度（1.25 g·L-1）；

C——N2O的質(zhì)量濃度（mg·m-3）；

M——N2O的相對(duì)分子質(zhì)量；

Vg——培養(yǎng)瓶頂部上空體積（L）；

α——N2O的Bunsen系數(shù)（25 ℃的α為0.549）；

VL——液體體積（L）；

273——攝氏度和開(kāi)爾文間轉(zhuǎn)化系數(shù)；

θ——采樣期間氣體的溫度（℃）；

22.4（L）——標(biāo)準(zhǔn)狀況下1 mol氣體體積。

1.3 沉積物測(cè)定指標(biāo)和方法

沉積物測(cè)定指標(biāo)包括反硝化酶活性、硝酸鹽型亞鐵氧化菌（NDFOB）豐度以及沉積物鐵和磷形態(tài)分級(jí)。沉積物反硝化酶活性的測(cè)定采用乙炔抑制法（Smith et al.，1979），采用MPN計(jì)數(shù)法進(jìn)行NDFOB計(jì)數(shù)（Weber et al.，2009），磷形態(tài)提取方法采用Ruttenberg（1992）和Xiong et al.（2019）改進(jìn)后的SEDEX法。取干燥后沉積物樣品0.1 g，依次經(jīng)過(guò)5個(gè)步驟將沉積物中磷形態(tài)分為松散結(jié)合態(tài)磷（Psorb）、鐵結(jié)合態(tài)磷（PFe）、自生磷灰石磷（Pauth）、碎屑磷（Pdetr）、有機(jī)磷（Porg）。不同形態(tài)鐵及其所結(jié)合磷的分級(jí)提取采用Poulton et al.（2005）和Ma et al.（2019）的方法，具體步驟如表1。

表1 沉積物鐵結(jié)合磷同步分級(jí)提取過(guò)程Table 1 The iron bound phosphorus simultaneous extraction process of sediments

1.4 統(tǒng)計(jì)分析方法

使用Excel與Origin進(jìn)行數(shù)據(jù)分析及作圖；使用SPSS 18.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 上覆水和間隙水pH和Eh

培養(yǎng)期間上覆水和沉積物間隙水的pH和Eh如圖1所示。N組上覆水中的pH一直高于N-A組，N組間隙水中pH值在2 d內(nèi)快速增加，后期趨于平緩，在第20天時(shí)間隙水pH值升高了0.60個(gè)和1.42個(gè)單位（圖1b），N-A組間隙水中的pH高于N組，說(shuō)明培養(yǎng)過(guò)程中伴隨H+的消耗（Melton et al.，2014），且乙酸鹽消耗的H+更多。這主要是因?yàn)橐宜猁}作為電子供體（Molinuevo et al.，2009），乙酸鹽還原NO3-導(dǎo)致pH值發(fā)生降低。培養(yǎng)前期N-A組上覆水的Eh降低幅度大于N組（圖1c），N-A組間隙水Eh下降的時(shí)間比N組早，到第15天時(shí)N組和N-A組Eh分別降低41.2 mV和86.7 mV（圖1d）。

圖1 上覆水（a、c）和間隙水（b、d）中pH和Eh的變化Figure 1 Change of pH and Eh in overlying water (a,c) and pore water (b,d)

2.2 上覆水和間隙水鐵質(zhì)量濃度

由厭氧條件下Fe(III)（氫）氧化物的還原，引起兩個(gè)處理組的上覆水中Fe(Ⅱ) 質(zhì)量濃度在1 d內(nèi)明顯增加。2 d后N組上覆水中的Fe(Ⅱ) 質(zhì)量濃度降低至接近0 mg·L-1，N-A組上覆水中Fe(Ⅱ) 質(zhì)量濃度一直維持在高水平，在第6天達(dá)到質(zhì)量濃度的最高值1.80 mg·L-1，最終比N組高1.13 mg·L-1（圖2a）。N組間隙水中Fe(Ⅱ) 質(zhì)量濃度變化趨勢(shì)與上覆水一致，始終低于N-A組（圖2b），后者在第6天時(shí)質(zhì)量濃度高達(dá)8 mg·L-1以上。

圖2 上覆水（a、c）和間隙水（b、d）中Fe(Ⅱ)和TFe質(zhì)量濃度的變化Figure 2 Change of Fe(Ⅱ) and TFe concentration in overlying water (a,c) and pore water (b,d)

厭氧沉積物培養(yǎng)初期，沉積物優(yōu)先進(jìn)行NO3-還原有機(jī)質(zhì)氧化的過(guò)程（Gibney et al.，2007），N組和N-A組Fe(Ⅱ) 變化很小。盡管N組上覆水和間隙水Fe(Ⅱ) 質(zhì)量濃度前期有一定升高，但沉積物中有機(jī)電子供體被消耗后Fe(Ⅲ) 還原速率降低，產(chǎn)生的Fe(Ⅱ) 質(zhì)量濃度又很快被Fe(Ⅱ) 氧化微生物利用，導(dǎo)致后期Fe(Ⅱ) 質(zhì)量濃度保持在很低水平。上覆水和沉積物間隙水中TFe質(zhì)量濃度都先增加后降低，最終N組間隙水中的TFe質(zhì)量濃度較初始值分別降低了1.08 mg·L-1（圖2d）。15 d時(shí)N-A組間隙水中的TFe質(zhì)量濃度比最高值（14.4 mg·L-1）降低了8.02 mg·L-1，下降的趨勢(shì)可能歸因于：（1）沉積物中Fe(Ⅱ) 氧化過(guò)程，在沉積物缺氧環(huán)境中，厭氧微生物誘導(dǎo)的Fe(II)氧化對(duì)鐵（氫）氧化物的生成發(fā)揮著重要作用。（2）Fe(Ⅱ) 可以與水相中的PO43-或CO32-結(jié)合，生成藍(lán)鐵礦或菱鐵礦，從而減少TFe質(zhì)量濃度。

2.3 上覆水和間隙水氮轉(zhuǎn)化

NO3-輸入第1天后兩個(gè)處理組上覆水和間隙水中NO3--N質(zhì)量濃度呈現(xiàn)明顯降低，之后N-A組始終低于N組，N-A組上覆水中NO3--N質(zhì)量濃度在15 d時(shí)質(zhì)量濃度降至非常低的水平（0.03 mg·L-1）。15 d時(shí)N組和N-A組間隙水的NO3--N質(zhì)量濃度分別較初始值降低了62.5%和85.2%（圖3），說(shuō)明乙酸鹽提高沉積物中的NO3-還原作用。這種變化的原因主要是乙酸鹽作為營(yíng)養(yǎng)基質(zhì)和NO3-還原微生物的電子供體促進(jìn)NO3-還原過(guò)程（Bongoua-Devisme et al.，2013）。

NO2-是NO3-還原過(guò)程的中間產(chǎn)物（Kuypers et al.，2018），墨水湖沉積物培養(yǎng)第2天，N組和N-A組上覆水中均出現(xiàn)NO2--N的積累，但N-A組NO2--N質(zhì)量濃度為N組的4倍多，之后出現(xiàn)下降，最終兩組NO2--N質(zhì)量濃度降為0.05－0.06 mg·L-1（圖3b）。間隙水中NO2--N質(zhì)量濃度變化與上覆水相似，在0－2 d增加，2 d時(shí)N組和NA組間隙水NO2--N質(zhì)量濃度分別為0.510 mg·L-1和2.25 mg·L-1，最終兩個(gè)處理組NO2--N質(zhì)量濃度為0－0.05 mg·L-1（圖3e）。上覆水和間隙水N-A組NO2-的積累在第2天都遠(yuǎn)高于N組，原因主要是乙酸鹽促進(jìn)了NO3-→NO2-的還原速率，NO2-生成量突然增多，沉積物中反硝化細(xì)菌未能及時(shí)分泌足夠的亞硝酸還原酶，從而導(dǎo)致NO2-→N2O/N2的還原過(guò)程滯后。

圖3 上覆水（a、b、c）和間隙水（d、e、f）NO3-、NO2-和NH4+質(zhì)量濃度的變化Figure 3 Change of NO3-,NO2- and NH4+ concentration in overlying water (a,b,c) and pore water (d,e,f)

N組上覆水中的NH4+質(zhì)量濃度始終高于N-A組，最終兩處理組上覆水NH4+-N質(zhì)量濃度為1.00 mg·L-1和0.450 mg·L-1（圖3c）。兩處理組間隙水中NH4+-N質(zhì)量濃度在1 d后均逐漸降低，且N-A組間隙水中NH4+-N產(chǎn)生量顯著低于N組（圖3f）（r2=0.966，P=0.006），最終兩處理組間隙水NH4+-N質(zhì)量濃度為1.00 mg·L-1和0.890 mg·L-1。NH4+-N質(zhì)量濃度降低可能是由于沉積物中微生物對(duì)其進(jìn)行的同化作用，還可能是厭氧氨氧化作用。結(jié)合N-A組出現(xiàn)過(guò)較高質(zhì)量濃度NO2--N的積累（圖3），可推知N-A組NH4+-N質(zhì)量濃度比N組降至更低水平，原因是較高底物濃度促進(jìn)了厭氧氨氧化作用的進(jìn)行。

整體上N組和N-A組上覆水和間隙水TN均呈現(xiàn)下降的趨勢(shì)，15 d內(nèi)N組和N-A組上覆水中的TN質(zhì)量濃度減少了49.6%和92.3%（圖4a），對(duì)應(yīng)的間隙水TN質(zhì)量濃度減少了62.6%和92.0%（圖4b）。N-A組間隙水和上覆水TN質(zhì)量濃度遠(yuǎn)低于N組，引起這種變化的原因是N-A組有充分的乙酸鹽作為電子供體，促進(jìn)了反硝化過(guò)程。N-A組NO3-轉(zhuǎn)換為N2O的量增多（圖4c），這是因?yàn)橐宜猁}作用下NO3-還原為中間產(chǎn)物NO2-的速率加快，高質(zhì)量濃度NO2-抑制氧化亞氮還原酶的活性導(dǎo)致N2O積累（Zhou et al.，2011）。

圖4 上覆水TN質(zhì)量濃度（a）、間隙水TN質(zhì)量濃度（b）和N2O釋放通量（c）的變化Figure 4 Change of TN concentration in overlying water (a) and pore water (b) and N2O releasing flux(c)

2.4 沉積物反硝化酶活性和NDFOB豐度

厭氧培養(yǎng)過(guò)程中，N組和N-A組反硝化酶活性在2 d內(nèi)增加（圖5），在第2天達(dá)到最大值（N組為0.475×103μg kg-1·h-1，N-A組為1.98×103μg kg-1·h-1）。2 d內(nèi)N-A組反硝化酶活性高于N組，是因?yàn)镹O3-輸入后微生物首先利用有機(jī)物還原NO3-（Gibney et al.，2007），1 d以后N組NO3-質(zhì)量濃度（圖3）和有機(jī)碳質(zhì)量濃度降低到低水平消耗（圖5），N組低質(zhì)量濃度有機(jī)碳限制微生物生長(zhǎng)，導(dǎo)致反硝化酶活性迅速降低。后期N-A組反硝化酶活性低于N組，這主要是N-A組的NO3-質(zhì)量濃度低于N組，使得反硝化酶活性隨之降低。

圖5 沉積物反硝化酶活性Figure 5 Change of sediment denitrifying enzyme activity

大多數(shù)湖泊在中性pH值范圍內(nèi)，可進(jìn)行Fe(II)氧化的微生物有兩類(lèi)：第一類(lèi)是以光為能源的光能營(yíng)養(yǎng)微生物，另一類(lèi)是以NO3-為電子受體的化能營(yíng)養(yǎng)微生物（Sch?dler et al.，2009）。對(duì)于湖泊的沉積物區(qū)域，大多情況下光難以透入，F(xiàn)e(II) 氧化將主要由化能微生物-NDFOB催化。NDFOB作為能進(jìn)行NO3-還原與Fe(Ⅱ) 氧化的微生物，在沉積物的數(shù)量決定氮和其他營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的生物地球化學(xué)循環(huán)（Dai et al.，2018）。6－10 d內(nèi)N-A組NDFOB數(shù)量與間隙水中NO2-和Fe(Ⅱ) 質(zhì)量濃度相關(guān)性顯著（r2=1.000，P=0.000），說(shuō)明NDFOB利用Fe(Ⅱ)生長(zhǎng)，并可能非生物利用反硝化中間產(chǎn)物NO2-還原Fe(Ⅱ)（Klueglein et al.，2013）。沉積物中的NDFOB數(shù)量在前2 d快速增加，N-A組細(xì)菌在2 d達(dá)到數(shù)量的最大值16.0×104cell·g-1沉積物，最終較初始細(xì)菌數(shù)目增加5.20×104cell·g-1沉積物（圖6），這些結(jié)果表明乙酸鹽作為額外的電子供體和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)（Daniel et al.，2018），可促進(jìn)NDFOB細(xì)菌的生長(zhǎng)。

圖6 沉積物中NDFOB數(shù)量隨時(shí)間的變化Figure 6 Change in the amount of NDFOB in the sediment with time

2.5 上覆水和間隙水中磷的變化

N組上覆水中TP質(zhì)量濃度變化很小，N-A組上覆水TP質(zhì)量濃度在0－10 d增加到最大值6.20 mg·L-1，即使在15 d仍然保持較高水平（圖7a）。N-A組上覆水SRP質(zhì)量濃度從2 d開(kāi)始上升，到第10天上升到最高質(zhì)量濃度（5.49 mg·L-1），培養(yǎng)結(jié)束時(shí)N組上覆水中的SRP質(zhì)量濃度較初始值略微上升，但始終低于N-A處理組（圖7c）。2 d以后N-A組上覆水和間隙水中的TP和SRP質(zhì)量濃度增加，這是因?yàn)镹O3-被消耗后，F(xiàn)e(III) 還原菌利用乙酸鹽作為電子供體還原Fe(III) 氧化物（Daniel et al.，2018），N-A組中乙酸鹽增加Fe(III) 還原速率（Molinuevo et al.，2009），使得更多與Fe(III) 氧化物結(jié)合的磷釋放（Melton et al.，2014）。間隙水中SRP和TP變化趨勢(shì)與上覆水相似，N-A組上覆水和間隙水TP質(zhì)量濃度顯著高于N組（r2=0.915，P=0.000；r2=0.914，P=0.000），N-A組間隙水SRP質(zhì)量濃度從2 d開(kāi)始上升，到第10 d上升到最高質(zhì)量濃度（15.0 mg·L-1），并于15 d下降到4.16 mg·L-1。

圖7 上覆水和間隙水中TP（a、b）和SRP（c、d）質(zhì)量濃度的變化Figure 7 Change of TP and SRP concentration in overlying water (a,b) and pore water (c,d)

環(huán)境中磷質(zhì)量濃度很低，可酶解磷在微生物分泌的堿性磷酸酶作用下釋放出SRP（王睿喆等，2015）。培養(yǎng)前2 d內(nèi)SRP質(zhì)量濃度維持在低質(zhì)量濃度（0－0.04 mg·L-1），卻沒(méi)有看到堿性磷酸酶和可酶解磷的大量上升（圖8、9），說(shuō)明此時(shí)細(xì)菌Fe(Ⅲ) 還原過(guò)程釋放的磷正好能滿足微生物活動(dòng)需要。

圖8 上覆水（a）和間隙水（b）可酶解磷質(zhì)量濃度的變化Figure 8 Change of enzymatically hydrolysable phosphorus concentration in overlying water (a)and pore water (b)

圖9 上覆水（a）和間隙水（b）堿性磷酸酶質(zhì)量濃度的變化Figure 9 Change of hydrolysable phosphorus in overlying water and pore water

2 d 以后N-A組Fe(Ⅲ) 還原作用依然維持在較高的水平，F(xiàn)e(Ⅱ) 充足導(dǎo)致NO3-還原Fe(Ⅱ) 氧化過(guò)程反應(yīng)速度快（Bryce et al.，2018），生成的Fe(Ⅲ) 氧化物吸附磷的能力強(qiáng)，從而刺激堿性磷酸酶酶解有機(jī)磷釋放無(wú)機(jī)磷，導(dǎo)致10 d TP和SRP質(zhì)量濃度高于N組。

2.6 沉積物中磷形態(tài)的變化

整個(gè)培養(yǎng)期間N組沉積物中的TP質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于N-A組，兩組TP質(zhì)量分?jǐn)?shù)在0.5 d內(nèi)降低（表2），說(shuō)明乙酸鹽增加沉積物磷的釋放。沉積物中磷的形態(tài)分級(jí)表明：PFe>Pauth>Psorb>Porg>Pdetr。Psorb是沉積物中最活躍的磷形態(tài)，對(duì)上覆水和沉積物間隙水中磷的影響較大。兩個(gè)處理組的Psorb質(zhì)量分?jǐn)?shù)占比為2.38%－9.04%，N組沉積物中Psorb質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化不大，而N-A組Psorb質(zhì)量分?jǐn)?shù)自第2天起出現(xiàn)明顯增加，到15 d時(shí)其質(zhì)量分?jǐn)?shù)為初始值的4倍之多，且為N組Psorb質(zhì)量分?jǐn)?shù)的兩倍以上（圖10），這表明乙酸鹽促使沉積物磷活性增強(qiáng)，磷釋放風(fēng)險(xiǎn)增加。

圖10 沉積物磷形態(tài)分級(jí)提取Figure 10 Sequential extraction of phosphorus forms in sediments

表2 沉積物TP質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化Table 2 Change in sediment TP concentrations mg·g-1

PFe是沉積物中活躍的磷形態(tài)（Yuan et al.，2018），占墨水湖沉積物TP的比重達(dá)36.9%。從不同形態(tài)磷轉(zhuǎn)化整體上看，Psorb質(zhì)量分?jǐn)?shù)的升高（特別是N-A組），主要來(lái)自于PFe的轉(zhuǎn)化。N組和NA組的PFe質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著時(shí)間均呈現(xiàn)大致降低的趨勢(shì)，而自2 d后N-A組的PFe質(zhì)量分?jǐn)?shù)一直保持遠(yuǎn)低于N組的狀態(tài)。主要原因可能是：（1）輸入NO3-后沉積物優(yōu)先利用有機(jī)質(zhì)還原NO3-，乙酸鹽促進(jìn)沉積物中NO3-的消耗，使得N-A組NO3-的質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于N組（圖3），NO3-還原Fe(Ⅱ)氧化過(guò)程電子受體減少?gòu)亩鴮?dǎo)致N-A組PFe質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于N組。（2）厭氧沉積物中Fe(Ⅱ) 氧化菌優(yōu)先利用Fe(Ⅲ) 異化還原的產(chǎn)物Fe(Ⅱ) 進(jìn)行NO3-還原過(guò)程，乙酸鹽質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加將會(huì)促進(jìn)可還原鐵氧化物（Larese-Casanova et al.，2010）（主要為針鐵礦）的生成，對(duì)磷吸附能力強(qiáng)的易還原鐵氧化物轉(zhuǎn)化為吸附磷能力弱的可還原鐵氧化物，從而導(dǎo)致沉積物中PFe質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低。（3）pH值也是影響PFe質(zhì)量分?jǐn)?shù)的因素，培養(yǎng)期間N-A組的pH值偏堿性且高于N組，沉積物中的OH-與PO43-競(jìng)爭(zhēng)鐵氧化物的吸附位點(diǎn)（Kang et al.，2018），從而導(dǎo)致PFe質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低，因此，pH值、NO3-質(zhì)量濃度和乙酸鹽引起的鐵氧化晶型改變是導(dǎo)致N-A組PFe質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于N組的原因。

Pauth在沉積物中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)也處于較高水平（0.43－0.59 mg·g-1），占沉積物TP質(zhì)量分?jǐn)?shù)的21.6%－28.0%（圖10），與PFe較相近，但Pauth在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中變化并不明顯。Pauth受Eh和微生物的影響較?。↙i et al.，2020），而pH值是引起Pauth變化的主要原因（Wang et al.，2015），培養(yǎng)后期N組pH值明顯低于N-A組，N組Pauth溶解釋放磷增加從而導(dǎo)致N組Pauth質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于N-A組。盡管沉積物中Pdetr具有較大的變動(dòng)，但其質(zhì)量分?jǐn)?shù)僅為0－0.01 mg·g-1（圖10），因此對(duì)沉積物中磷遷移轉(zhuǎn)化的貢獻(xiàn)很小。沉積物中Porg質(zhì)量分?jǐn)?shù)也很低（0.01－0.06 mg·g-1），Porg的質(zhì)量分?jǐn)?shù)與沉積物顆粒大小和微生物活動(dòng)有關(guān)（李敏等，2004；Li et al.，2018），由于沉積物中不同微生物活動(dòng)甚為多變，Porg質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化未呈現(xiàn)明顯規(guī)律性。

2.7 沉積物不同形式的鐵結(jié)合磷

Feox1、Feox2以及Fecarb為墨水湖沉積物中鐵的主要存在形態(tài)，三者質(zhì)量分?jǐn)?shù)大小為Feox1>Feox2>Fecarb，其結(jié)合的磷之間關(guān)系為P-Feox1>P-Feox2>PFecarb。觀察到N組TP與TFe（r2=0.626，P=0.007）間顯著正相關(guān)，說(shuō)明鐵元素在沉積物磷的循環(huán)過(guò)程發(fā)揮主導(dǎo)作用。

N組TP與Fecarb（r2=0.603，P=0.009）之間極顯著相關(guān)，說(shuō)明在Fecarb對(duì)磷的吸附作用強(qiáng)。Fecarb容易受到pH值的影響（Poulton et al.，2005），NA組沉積物中Fecarb和P-Fecarb高于N組，最終N組和N-A組Fecarb質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.230 mg·g-1、0.260 mg·g-1和0.210 mg·g-1（圖11）。厭氧環(huán)境中，F(xiàn)e(Ⅲ) 還原微生物利用乙酸等短鏈脂肪酸作為電子供體還原Feox1和Feox2（Roh et al.，2003），乙酸鹽被氧化后轉(zhuǎn)化為CO2，隨著CO2分壓增加菱鐵礦增多（Li et al.，2019），N-A組乙酸鹽質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于N組導(dǎo)致菱鐵礦產(chǎn)量增多。雖然N-A組Fecarb質(zhì)量分?jǐn)?shù)比N組的質(zhì)量分?jǐn)?shù)高出1.40 mg·g-1，而PFecarb的變化卻非常小（0.03 mg·g-1），說(shuō)明乙酸鹽減弱Fecarb結(jié)合磷的能力。

圖11 沉積物鐵與鐵結(jié)合磷同步分級(jí)提取Figure 11 Synchronous fractional extraction of iron and iron-bound phosphorus insediments

Feox1和Feox2是沉積物中可被還原的鐵氧化物（Howarth et al.，2011），是墨水湖沉積物中質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高的兩種鐵形態(tài)，占沉積物TFe質(zhì)量分?jǐn)?shù)的43.8%－54.1%，P-Feox1質(zhì)量分?jǐn)?shù)占沉積物TP質(zhì)量分?jǐn)?shù)的71.0%－75.7%，是沉積物中最主要的磷形態(tài)，N組和N-A組P-Feox1與Feox1顯著相關(guān)（r2=0.672，P=0.003和r2=0.709，P=0.000）。沉積物輸入NO3-第0.5天后兩個(gè)處理組沉積物中Feox1的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均呈現(xiàn)明顯的降低，之后N-A組始終低于N組，15 d時(shí)N-A組沉積物中Feox1質(zhì)量分?jǐn)?shù)較初始值減少0.580 mg·g-1，N組Feox1質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于初始值1.19 mg·g-1，（圖11），說(shuō)明乙酸鹽促進(jìn)沉積物中Fe(Ⅲ) 還原作用。這種變化的主要原因是乙酸鹽作為營(yíng)養(yǎng)基質(zhì)和Fe(Ⅲ) 還原的電子供體，促進(jìn)沉積物中Fe(Ⅲ) 還原過(guò)程，此過(guò)程中乙酸鹽被還原為CO2，CO2分壓增加促進(jìn)沉積物中Fecarb的形成（Li et al.，2019），但Fecarb對(duì)磷的結(jié)合能力弱，導(dǎo)致其P-Fecarb變化很小。

N-A組沉積物中P-Feox1質(zhì)量分?jǐn)?shù)始終低于N組，最終N-A組質(zhì)量分?jǐn)?shù)比N組低0.250 mg·g-1。N組和N-A組Feox1主要來(lái)源于Fe(Ⅲ) 還原產(chǎn)物和FeS等Fe(Ⅱ) 礦物的氧化過(guò)程（Melton et al.，2014），水溶性Fe(Ⅱ) 和固相Fe(Ⅱ) 礦物利用NO3-生成Fe(Ⅲ) 氧化物，這些鐵氧化物具有活性比表面積大的特點(diǎn)，能夠固定大量的磷（Larese-Casanova et al.，2010），進(jìn)而使得N組P-Feox1質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于初始值，對(duì)于N-A組沉積物乙酸鹽增強(qiáng)Fe(Ⅲ) 還原過(guò)程，F(xiàn)e(Ⅲ) 還原釋放到上覆水中的量高于N組。Feox2在沉積物中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)也較高，沉積物Feox2與TP之間相關(guān)性非常顯著（r2=0.522，P=0.008），P-Feox2與Feox2（r2=0.501，P=0.041）之間明顯相關(guān)，說(shuō)明Feox2結(jié)合磷的能力強(qiáng)。15 d時(shí)N組和N-A組Feox2質(zhì)量分?jǐn)?shù)均有不同程度的增加，對(duì)應(yīng)的增加量分別為0.620 mg·g-1和0.06 mg·g-1，其結(jié)合的磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)在N組高于N-A組，這表明乙酸鹽抑制沉積物中可還原鐵氧化物生成過(guò)程，此結(jié)論與純培養(yǎng)體系中乙酸鹽促進(jìn)沉積物中Fe(Ⅱ) 向可還原鐵氧化物轉(zhuǎn)化的結(jié)果不一致（Larese-Casanova et al.，2010），這與沉積物中其環(huán)境條件如pH等因素在培養(yǎng)過(guò)程不斷改變有關(guān)系。

Femag的質(zhì)量分?jǐn)?shù)在培養(yǎng)期間出現(xiàn)先減少后增加的趨勢(shì)，這是由于Femag是Fe(Ⅱ)-Fe(Ⅲ) 混合價(jià)鐵氧化物，NDFOB不僅能利用水溶性的Fe(Ⅱ) 外還可以利用固相如Femag、菱鐵礦等物質(zhì)來(lái)還原NO3-（Kanaparthi et al.，2015），造成Femag質(zhì)量分?jǐn)?shù)下降。其次沉積物中Feox1和Feox2還原，還原的產(chǎn)物作為電子供體還原NO3-并產(chǎn)生Femag（Melton et al.，2014）最終沉積物中Femag的質(zhì)量分?jǐn)?shù)比初始質(zhì)量分?jǐn)?shù)略高，但Femag對(duì)P的吸附能力較弱，P-Femag質(zhì)量分?jǐn)?shù)低，在培養(yǎng)期間全部為0。Feprs質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低，其對(duì)磷的吸附作用很弱（楊文斌等，2016），N組和N-A組P-Feprs與Feprs之間無(wú)明顯相關(guān)性，P-Feprs質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.01－0.02 mg·g-1。FeU則是惰性硅酸鹽結(jié)合態(tài)鐵（Hepburn et al.，2020），PFeU為0－0.40 mg·g-1范圍內(nèi)，其對(duì)于沉積物中磷循環(huán)貢獻(xiàn)較小。

3 結(jié)論

（1）乙酸鹽提高沉積物的反硝化酶活性，增加NDFOB的豐度，并促進(jìn)NO3-還原，在培養(yǎng)初期出現(xiàn)N2O的積累，最終使NO3-還原率提高了22.6%。乙酸鹽提高了上覆水中堿性磷酸酶活性，上覆水和間隙水TP質(zhì)量濃度顯著高于NO3-處理組。

（2）乙酸鹽使上覆水中Fe(Ⅱ) 和TFe質(zhì)量濃度均出現(xiàn)明顯上升。Feox1和Feox2是沉積物中最主要的鐵形態(tài)，占沉積物總鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)的43.8%－54.1%，乙酸鹽促進(jìn)沉積物中Feox1還原產(chǎn)生Fe(Ⅱ)，沉積物中的Feox1質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低0.580 mg·g-1。乙酸鹽促進(jìn)沉積物Feox1異化還原為Fe(Ⅱ) 過(guò)程從而減弱Feox1對(duì)磷的固定能力，F(xiàn)eox1和P-Feox1質(zhì)量分?jǐn)?shù)比僅輸入NO3-低1.83 mg·g-1和0.25 mg·g-1。Feox2和P-Feox2質(zhì)量分?jǐn)?shù)比僅輸入NO3-處理組低0.33 mg·g-1、0.01 mg·g-1，說(shuō)明乙酸鹽促進(jìn)Feox2和Feox1還原為Fe(Ⅱ) 并抑制Fe(Ⅱ) 氧化為Feox2過(guò)程，從而降低P-Feox1和P-Feox2的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。