摘要
多聚磷酸盐（poly-P，简称聚磷）作为一种生物体普遍存在且生物活性高的磷组分，在富营养化水体的磷生物地球化学循环中至关重要。为探明聚磷在湖体沉积物-水界面和水体降解转化过程及其与湖底关键环境因子的响应过程，采集太湖竺山湾水域原位样品，模拟近自然条件下聚磷在湖体中的降解与转化过程。结果表明，在近自然条件下，溶解性聚磷的短期水解没有受到明显限制，随浓度提高水解作用增强，2 d后高浓度聚磷水解产生的溶解性活性磷（SRP）浓度增长速率可达到（0.1±0.01）mg/(L·d)。聚磷的水解以生物降解为主，影响其降解速率的主要因素包括溶解氧、碳源、温度以及水动力扰动导致的底泥再悬浮过程，低溶解氧浓度能够加速聚磷的水解进程，并使得SRP浓度提前12 h达到峰值；碳源的添加能够略提高聚磷的水解速率，并能够在培养周期内持续促进SRP的释放，净增长量达到对照组的2倍；低温能够显著降低聚磷的水解速率，但整体SRP浓度仍然处于升高状态；扰动导致的底泥再悬浮能够提高聚磷的水解速率以及SRP浓度峰值。聚磷在沉积物中主要以强结合态存在于Al-P组分中并不断释放和进一步水解，仅微量以游离态赋存于沉积物和间隙水。溶解性聚磷在近自然条件下能够在48 h内迅速沉降水解，并对水体SRP升高持续贡献。本研究探讨了水体中聚磷酸盐的赋存特性及其快速水解周转，为阐明夏秋季湖泊藻细胞指数增殖期的活性磷供给源以及多聚磷在磷循环中的生物地球化学作用提供了理论依据。
Abstract
Polyphosphate (poly-P), a phosphorus component that is widely present in organisms and exhibits high biological activity, plays a critical role in the phosphorus biogeochemical cycling in eutrophic water bodies. To elucidate the degradation and transformation processes of poly-P at the sediment-water interface and within the water column, as well as its response to key environmental factors in lake sediments, in situ samples were collected from the Zhushan Bay area of Lake Taihu. These samples were used to simulate near-natural conditions for studying the degradation and transformation of poly-P. The results indicated that under near-natural conditions, the short-term hydrolysis rate of dissolved poly-P showed no obvious upper limit and increased with rising concentrations. After two days, the soluble reactive phosphorus (SRP) concentration generated by the hydrolysis of high-concentration poly-P could reach (0.1±0.01) mg/(L·d). The hydrolysis of poly-P was primarily driven by biological degradation, with key factors influencing the degradation rate including dissolved oxygen (DO), carbon sources, temperature, and sediment resuspension caused by disturbances. Low DO accelerated the hydrolysis of poly-P and brought the SRP to its peak 12 hours earlier. The addition of carbon sources slightly increased the hydrolysis rate and promoted sustained SRP release throughout the incubation period, with a net increase reaching twice that of the control group. Low temperatures significantly reduced the hydrolysis rate, although the overall SRP continued to rise. Disturbances that led to sediment resuspension increased both the hydrolysis rate of poly-P and the peak of SRP. In the sediment, poly-P mainly existed in a strongly bound form within the Al-P fraction, undergoing continuous release and further hydrolysis, while only trace amounts were present as free poly-P in the sediment and pore water. Dissolved poly-P could rapidly settle and hydrolyze within 48 hours under near-natural conditions, contributing to the sustained supply of SRP to the water column. This study on the occurrence and rapid hydrolytic turnover of poly-P in the water column provides insights into tracing and clarifying the sources of active phosphorus that fuel algal cell proliferation during the summer and autumn seasons. It also sheds light on the biogeochemical processes involving polyphosphate in the phosphorus cycle of water bodies.
Keywords
多聚磷酸盐（poly-P，简称聚磷）是一种能够由所有生物体合成的磷化合物，通过至少3个磷酸根离子由磷酸酐（P—O—P）键连接[1-2]，以链状、环状（即偏磷酸盐）或支链结构出现[3-4]。聚磷既可存在于细胞外，也可留存于细胞内[5]。在常见的细胞事件，如细胞外释放、裂解、死亡和微生物的掩埋等过程中，聚磷能被释放到水体并下沉进入沉积物中[1，6-7]。聚磷在溶解相、颗粒物和沉积物中均存在[8-9]，占浮游生物中总磷的1%~13%[10-11]，土壤中的聚磷占总磷的0.4%~7%[12]。在富营养化水体中的颗粒物和沉积物中均能检测到大量聚磷[13-14]，海水中溶解和颗粒态的磷库以及海洋沉积物中也均发现聚磷酸盐[15]。据估计，聚磷大约以6.9 g/（m2·a）的速率沉积到地表沉积物中，在TP成分中具有较高比例[15]。沉积物中聚磷所释放的含磷化合物通常被认为是内部磷负荷的潜在来源，以解释在缺氧条件下沉积物磷通量增强的原因；同时，这部分含磷化合物进一步导致了底栖食物链磷负荷的增加，并能够影响沉积物中永久的磷沉积[6，16]。
尽管聚磷在全球磷循环中具有工业和生物地球化学意义，但关于其降解和成岩的速率和机制仍有很多未知之处。以往研究跟踪了聚磷在生物地球化学研究中的相关分布，发现聚磷在沉积物中以超过0.5 cm的深度迅速消失，表明聚磷迅速转化或被分解再利用[6]。聚磷的再矿化在好氧/缺氧界面处贡献了很大一部分溶解性活性磷（SRP），这表明聚磷在该区域的磷循环中起着重要作用[5]。然而，目前尚不清楚聚磷在自然条件下的降解速率及其影响因素，以及各项环境因素对其降解的重要性。本文详细分析了链状聚磷在近自然培养条件下水解的速率和其主要影响因素，厘清不同因素对聚磷在沉积物和水中分解比例分配的影响，探究聚磷在沉积物中转化的主要形态，为溶解性聚磷在湖泊泥-水界面的迁移和水解机制提供研究基础。
1 材料与方法
1.1 研究区域与样品采集
太湖是中国第三大淡水湖，为浅水富营养湖泊，位于中国工业化程度最高的地区——长江三角洲，表面积为2338 km2，平均深度为1.9 m，最大深度为2.6 m。自20世纪80年代以来，太湖北部竺山湾和梅梁湾藻华发生的频率和强度不断增加，近两年藻类优势仍在扩增。竺山湾湖区既有上游河流入水，湾北部也有自然湿地，藻类堆积与死亡加重区域的内源负荷，是一个典型的研究区域[17]。
2023年11—12月期间，在太湖竺山湾中心区域选取2个点位（图1），使用彼得森采泥器（φ110 mm×500 mm，Rigo公司）和25 L聚乙烯塑料桶分别采集表层沉积物和湖水样品。所有样品在运输过程中均在 4℃条件下冷藏储存。返回实验室后立即对样品进行处理。所采集的沉积物和湖水样品在预处理后充分混合均匀以备实验使用。
1.2 系列培养实验条件设置
本研究所需的平均链长为45的聚磷（45-polyP）采购自sigma-Aldrich（货号S4379），4′，6-二脒基-2-苯基吲哚（DAPI）采购自阿拉丁（货号D489987），聚磷在使用时配置为2 mg/mL的溶液加入培养瓶中，DAPI配置为100 mmol/L的溶液避光冷藏备用。
图1太湖竺山湾沉积物和水样采集点位分布
Fig.1Distribution of sediment and water sampling sites in Zhushan Bay, Lake Taihu
根据已有研究证实，聚磷水解酶（PPX） [18]、磷酸酶[19]以及氧化铝（矿物）[20]均能够参与聚磷（polyP）的水解作用，且聚磷在上述三者参与的水解过程中均为末端水解，水解产物均为正磷酸盐，因此，在实验过程中通过检测聚磷的浓度表征聚磷的水解情况，并借助测定上覆水中的SRP浓度变化来表征聚磷水解后的短期环境效应。
1.2.1 聚磷在近自然水体中的分解
（1）不同聚磷浓度在水体中分解特性研究：锥形瓶中加入250 mL湖水，并添加不同质量的45-polyP 使湖水中聚磷浓度分别达到1、5、10、25、50 mg/L，使用组培封口膜封口后进入培养阶段。在培养时间为12、24、36、48、60、72 h时采集水样检测水中SRP浓度，探究不同浓度聚磷在水中的分解特性。（2）聚磷在不同环境条件下的分解特性研究：根据第一阶段实验结果，锥形瓶中加入200 mL湖水和定量（5 mg）45-polyP，使用组培封口膜封口并培养。样品培养环境依循实验需求调控6组环境条件变量，分为对照组、厌氧组、pH=9组、碳源组、避光组和低温组。分别在12、24、36、48、60、84、120 h时采集水样，测定水体中剩余聚磷及磷酸盐浓度，每次取样均采用平行样品以避免取样时的干扰因素对实验结果产生影响。不同组别环境条件变量设置如表1所示。
表1不同组别聚磷在近自然水体中的分解实验设置条件
Tab.1Experimental setup conditions for polyphosphate degradation in near-natural water across different groups
1.2.2 聚磷在沉积物-上覆水体系中的分解和在沉积物中的转化
按照实验需求，依循不同环境条件设置纯水组、对照组、厌氧组、pH=9组、碳源组、灭菌组、避光组、低温组和扰动组，共9组。每组分别添加50 g混合均匀后的表层沉积物样品（鲜样，含水率为28.44%）与定量（5 mg）45-polyP进入瓶中，混合后放置于5℃环境下稳定4 h，随后沿边缘缓慢加入200 mL湖水或纯水（纯水组），采用组培封口膜封口后进入培养实验阶段。培养时间自装瓶起算，在12、24、36、48、60、72、96 h采集上覆水，检测上覆水中聚磷和SRP浓度。上覆水取样结束后，将上覆水倒出，取出沉积物在摇床上震荡混匀后取样，为聚磷在沉积物中的提取做准备。不同组别的环境条件变量设置如表2所示。聚磷在沉积物和上覆水中的分解速率比值根据湖水上覆水组和纯水对照组SRP的差值计算。
沉积物的提取：向2 g沉积物干样中加入4 mL ME缓冲液（25 mmol/L MOPS、2.5 mmol/L Na2 EDTA，pH 为7.0，经HCl/NaOH调节pH值，经过0.2 μm孔径过滤，4℃保存），利用涡旋混合器涡旋20 s。将样品以1000 r/min离心后，加入3 mL饱和苯酚溶液（饱和苯酚已与TE缓冲液平衡，且在TE缓冲液层下于4℃保存，使用前恢复至室温），随后再次涡旋20 s，并进行样品孵育。将离心管置于45℃条件下孵育10 min，随后在0℃环境下孵育2 min。通过1000 r/min离心去除管盖上的液体，以避免影响后续操作。向样品中加入7 mL三氯甲烷，涡旋20 s，以便提取溶解在水相中的苯酚。样品随后以4000 r/min离心10 min，收集顶部水相，并定量转移到另一个离心管中，同时记录提取物的具体体积[21]。
表2不同组别聚磷在沉积物-上覆水体系中的分解实验条件
Tab.2Experimental conditions for polyphosphate degradation in the sediment-overlying water system across different groups
向混合均匀的表层沉积物样品中加入0.1 mg/g的聚磷，在240 r/min的摇床上震荡混合2 h后装瓶培养。在第0、1、2、4、7天取样，冷冻干燥后装入自封袋中待测。通过萃取和磷形态分级方式提取沉积物中的磷组分，测定磷组分中的SRP和聚磷含量。
1.3 检测与分析
1.3.1 聚磷与溶解性活性磷的测定
聚磷的测定采用DAPI荧光染色法[11，22]，将待测溶液按1∶1比例加到pH=8的HEPES缓冲液中摇匀，按1∶10比例加入100 mmol/L DAPI溶液，使得待测液中DAPI浓度达到10 mmol/L左右，避光反应10 min，在反应前、中、后均进行涡旋混匀。反应结束后立刻以415 nm激发波长、550 nm发射波长进行荧光强度检测以避免荧光猝灭。SRP的测定使用1.5 g抗坏血酸溶于100 mL钼酸锑溶液中配成显色剂，随后将8 mL通过0.45 μm滤膜过滤后的水样加入0.32 mL显色剂，显色30 min（15℃）或20 min（30℃）后在紫外分光光度计上700 nm处比色。
1.3.2 沉积物中磷形态含量测定
磷形态分级提取的基本原理是使用特定的化学试剂选择性地与沉积物中特定形态的磷结合，按照其结合的不同顺序进行连续提取，以获得沉积物中不同形态的磷。磷形态分级提取检测的步骤参考Sun和Yang等[23-24]的磷形态分级提取方法，调整如下：①取50 mL塑料离心管并编号，称取约0.4 g过筛冻干样品放入离心管中；配置过饱和的NaOH溶液调节pH。②加入20 mL pH=7的1 mol/L NH4Cl溶液，放入25℃摇床振荡2 h，用高速离心机在4000 r/min下离心10 min，取上清液过滤后测得弱结合态磷（LP）。③加入20 mL pH=7的0.1 mol/L Na2S2O4-NaHCO3混合溶液，放入25℃摇床振荡1 h，用高速离心机4000 r/min离心10 min，取上清液过滤后稀释2倍并调pH至7，测定铁结合态磷（Fe-P）中的聚磷。在离心管中加入20 mL超纯水，放入25℃摇床振荡0.5 h，用高速离心机在4000 r/min下离心10 min，倒掉上清液。④加入0.1 mol/L NaOH溶液20 mL，放入25℃摇床振荡16 h，用高速离心机在4000 r/min下离心10 min，然后过滤，取上清液过滤后稀释2倍并调pH为7，检测铝结合态磷（Al-P）中的聚磷。在离心管中加入20 mL超纯水，放入25℃摇床振荡0.5 h，用高速离心机在4000 r/min下离心10 min，倒掉上清液。⑤在离心管中加入0.5 mol/L HCI溶液20 mL，放入25℃摇床振荡16 h，用高速离心机在4000 r/min下离心10 min，取上清液过滤，调pH为7后，直接测钙结合态磷（Ca-P）中的聚磷含量。
由于聚磷水解的周期过短，聚磷及其水解产物难以在期间向其余形态磷转化，因此在培养周期结束后不再进行后续残渣态磷的测定。
1.4 数据处理与分析
利用ArcGIS 10.5绘制点位图，使用 Excel 2016对实验数据进行汇总、统计，借助软件 Origin 8.0和SPSS 26.0完成数据图的绘制。
2 结果与讨论
2.1 聚磷在近自然水体中的分解特征
为探讨聚磷在沉积物-上覆水体系中的分解转化是否存在上限和边际效应，在近自然水体中开展了不同浓度聚磷的分解实验。实验结果表明（图2），在湖水初始溶解性聚磷浓度约为0.06 mg/L的背景值下，高浓度聚磷组（＞10 mg/L）中SRP浓度变化趋势远高于低浓度聚磷组（≤10 mg/L）。聚磷在前36 h内的分解速率随聚磷浓度的升高而升高，水体中SRP浓度的增长速率与聚磷浓度几乎呈正相关（R2=0.995），且未发现SRP的增长受到明显的限制。48 h后，高浓度聚磷组（＞10 mg/L）的SRP浓度上升速率逐渐减小且趋于固定值，约为（0.1±0.01）mg/（L·d），可近似认为48 h后聚磷在水中分解产生的磷酸盐和微生物再利用的部分达到平衡，直至聚磷被完全分解。
图2不同浓度聚磷在近自然水体中的分解趋势
Fig.2Degradation trends of polyphosphate at different concentrations in near-natural water
不同环境条件下（图3），除低温组外，其他5组的聚磷浓度降低速率较为接近，且在60 h左右几乎降至零点，这表明温度对聚磷的降解有一定影响。相反，不同组的SRP浓度呈不同程度的波动趋势。pH=9组、低温组与对照组的变化趋势相似，水中SRP浓度在前12 h突增后缓慢升高趋于稳定。pH=9组的SRP浓度总体上与对照组差异不大；低温组的SRP增长速率约为对照组的50%。而厌氧组、碳源组和避光组的变化趋势并不稳定。厌氧组的SRP浓度在前24 h内迅速增长，随后开始下降，且在整个培养周期内呈现出一定波动；碳源组的SRP浓度在培养初期急剧上升，并在约60 h达到峰值，之后迅速下降至较低水平；避光组在培养初期SRP浓度先升后降，但在约84 h后再次快速增长。
不同环境条件下的聚磷在近自然水体中的分解趋势表明，厌氧条件下，水中厌氧微生物活性增加，促进了聚磷的分解，从而造成SRP浓度短期内迅速上升。随后，厌氧微生物种群发展吸收部分SRP，SRP浓度暂时下降。随着聚磷的持续分解，SRP浓度逐步回升，在60 h时达到最高值，此后SRP的外部来源消失，浓度开始下降且逐步趋于稳定。水体中碳源的补给能够促进微生物快速繁殖与种群扩展，加速聚磷的水解反应。在60 h时，水中聚磷消耗殆尽，但剩余的碳源仍供给能量助推微生物种群增长并持续吸收利用SRP，SRP浓度随之下降。而低温条件可同步减慢聚磷的分解速率与SRP的增长速率，尤其是SRP的增长速率较自然条件下（对照组）的下降幅度远低于聚磷水解速率，这是由低温环境下低生物活性限制SRP利用速率以及微生物死亡释放SRP共同作用所致。综上，水体中聚磷浓度的降低速率相较于SRP的增长速率过高有以下原因：（1）水中存在的内切聚磷水解酶（PPN）等酶将长链聚磷剪切为短链聚磷，针对45链长的聚磷水解，PPN只需要2~3次水解就能够将长链聚磷水解为10链长以下的短链聚磷，10链长以下的短链聚磷通常无法被DAPI染色法识别，导致水体中聚磷减少的真实速率比测定值高[25-26]。（2）SRP因其高生物可利用性，在水中会迅速被微生物吸收，参与磷的再循环[27]。（3）聚磷在加入水中后迅速被悬浮颗粒物捕获，以颗粒态磷形式存在，因此，聚磷浓度的实际下降速率远小于其水解速率[28]。
图3不同环境条件下聚磷在近自然水体中的分解趋势
Fig.3Degradation trends of polyphosphate under different environmental conditions in near-natural water
2.2 聚磷在沉积物中的迁移和转化特征
聚磷在加入沉积物-水体系后，沉积物提取的上清液聚磷浓度变化如图4所示。利用萃取提取法提取的沉积物初始聚磷浓度约为0.0014 mg/g，除灭菌组外，其他各环境变量组的聚磷浓度较对照组均变化不大；对沉积物中间隙水的检测结果相似。Fang等的研究表明[29]，聚磷能与沉积物中的腐殖酸通过氢键形成一种结合体。本实验结果显示，聚磷在间隙水中未检出且培养周期内无明显波动。反之，对沉积物进行萃取提取在一定程度上可提取出溶解态的腐殖酸，但在对应的水相中同样并未检测到聚磷浓度的变化。由此推断，聚磷在沉积物中的主要形态并不以游离的聚磷通过氢键与腐殖酸结合的方式存在，而是以结合态与固相物耦合为主。
图4沉积物和间隙水中溶解性聚磷和SRP的提取结果
Fig.4Extraction results of dissolved polyphosphate and SRP in sediment and pore water
沉积物加入聚磷并震荡2 h混匀后，培养第1、2、4、7天后进行磷形态分级提取，结果如图5所示。LP和Ca-P中的聚磷含量都接近0，几乎无法检出，Fe-P和Al-P组分中的聚磷浓度约为0.0125 mg/g。7 d内沉积物LP、Fe-P均无较大变化，Ca-P在整个培养过程中均未检出。相反，加入聚磷后，沉积物Al-P中提取出聚磷的含量显著提升，且在7 d内下降了约90%。通过对沉积物Al-P中聚磷含量进行计算可知，Al-P中聚磷的含量达到了约0.32 mg，占添加聚磷总量的80%，除去震荡混合期间分解量，说明聚磷在沉积物中主要以Al-P的形态存在，且维持该形态持续分解，并在7 d内减少约80%的聚磷浓度。Wan等[20]的研究结果显示，聚磷能够和氧化铝矿物形成双齿内球络合物，这可能是其富集于Al-P组分的主要原因。
2.3 聚磷在沉积物-水体系中的分解机制
在整个培养周期内，聚磷的动态变化与SRP的释放呈现出不同环境条件下的特征性趋势。如图6所示，聚磷加入各培养组的沉积物-水体系后，约48 h便停止向上覆水释放，SRP浓度先升后降，逐渐趋于稳定，并达到峰值。环境条件间的差异对SRP具有显著影响。灭菌组表现出明显的抑制效应，所添加的聚磷在进入沉积物后无法被检测到，SRP浓度几乎未发生变化；相比之下，碳源的添加显著促进了SRP的释放，使其在水体中持续积累，且未达到上限；而在扰动组中，聚磷的减少速率和SRP的增长速率均显著加快，SRP释放的峰值比对照组高出30%以上。除此之外，不同培养组的SRP峰值出现时间也有所不同。其中，纯水组（84 h）＞避光组（60 h）＞厌氧组（36 h）。因此，外部扰动、碳源添加及培养条件均对聚磷及SRP的释放具有显著影响，其中扰动和碳源添加显著加速了SRP的释放过程。
图5沉积物磷形态提取聚磷检测结果
Fig.5Polyphosphate in different phosphorus fractions of sediment extraction results
图6不同环境条件下聚磷在泥-水界面的分解特征
Fig.6Degradation characteristics of polyphosphate at the sediment-water interface under different environmental conditions
对样品进行灭菌处理后的培养过程中，整个周期内聚磷浓度和其水解产物SRP浓度均无变化，证明聚磷在微生物作用下水解和酶促反应的水解是聚磷在自然水体中的主要分解方式。由表3可知，聚磷在沉积物-水体系中的分解主要受溶解氧、温度、碳源和上覆水扰动调控，相较于对照组，厌氧组与碳源组的t1均降低，分别约为40%和25%；相反，低温组升高7倍以上。低温、低溶解氧浓度和碳源的补给能够改变水中微生物和酶的活性，进而影响聚磷的水解速率。而扰动对聚磷分解速率的影响主要在于增加了沉积物和上覆水之间的物质交换，使得聚磷能够更充分地与对应的微生物和酶反应。此外，避光状态下浮游植物等微生物活性降低，导致避光组的聚磷水解速度也相对降低[30]。
表3聚磷在沉积物-水体系的分解过程中上覆水聚磷浓度的拟合结果
Tab.3Fitting results of polyphosphate concentration in overlying water during degradation in the sediment-water system
根据对表4体系中SRP浓度的拟合可知，除pH=9组和避光组外，其余各组的SRP浓度上升速率变化幅度较大。培养周期结束时，厌氧组中的上覆水接近厌氧状态，比对照组更早达到厌氧状态，进而SRP浓度更早达到峰值与平衡。培养过程中加入碳源虽未能使聚磷浓度的下降速率有明显提升，却使得SRP浓度在培养过程中持续上升，远超其他组的峰值浓度。扰动组不仅提高了聚磷的分解速率，也提升了沉积物中SRP向上覆水的释放程度，因而导致上覆水的SRP浓度显著上升[31-32]。低温和纯水上覆虽然会降低聚磷的分解速率，但是由于水中微生物活动相对较弱，导致SRP利用效率降低，整体的SRP浓度提升速率相较于对照组仍有所提高。
表4聚磷在沉积物-水体系的分解过程中上覆水SRP浓度的拟合结果
Tab.4Fitting results of SRP concentration in overlying water during polyphosphate degradation in the sediment-water system
2.4 聚磷在沉积物-水体系中分解对SRP的贡献
为实验2的各组设置相同环境变量条件但不额外添加聚磷的空白对照组，并在相同时间取样检测SRP，取各实验组和对应空白组SRP浓度的差值得到SRP在培养周期内各阶段的净增长浓度。由图7a可知，在实验初期（0~24 h），各处理组的SRP净增长浓度均有较小幅度的上升，变化幅度较为相似，均在1.0 mg/L左右。从24 h到48 h，各组表现出不同的变化趋势。碳源组在48 h后SRP浓度显著增加，至60 h时达到最大值约3.5 mg/L。相比之下，其他组（如对照组、厌氧组、pH=9组、低温组、避光组、扰动组）的SRP增长在48 h后逐渐趋于平稳，SRP浓度维持在1.5~2.0 mg/L之间。在60 h之后，除了碳源组持续保持较高的SRP增长外，其他组的SRP浓度略有下降，表现出SRP分解与吸收的动态平衡，最终在96 h左右趋于稳定。
图7实验周期内SRP净增长浓度
Fig.7Net increase concentration in SRP over the experimental period
在聚磷培养实验的过程中，对照组的SRP净增长浓度维持在约1.25 mg/L，且波动范围较小，反映出SRP在该组中处于较为稳定的状态。相比之下，不同处理组与对照组的SRP浓度表现出明显的差异。避光组和低温组的SRP净增长与对照组相比略高，但是其波动范围相对较大。避光组的中位数接近1.4 mg/L，表明光照与温度条件的变化对SRP释放产生了一定的影响，在整个周期内呈现更明显的波动。扰动组的SRP浓度与对照组相比较高，约为1.5 mg/L，尽管扰动加快了聚磷的释放，但其最终SRP浓度的变化幅度并未显著高于对照组，说明在实验周期内，扰动效应对SRP浓度的影响逐渐趋于平缓。最为显著的是碳源组，该组的SRP净增长浓度远高于对照组，浓度峰值约为对照组的2倍以上，且最高值接近4.0 mg/L。这表明碳源的添加大幅度促进了SRP的释放，导致显著的积累。此外，碳源组中存在异常值，可能表明该环境条件下某些特定因素（如微生物活性增强）加剧了聚磷的分解和SRP的释放。
对培养实验后48 h各组SRP浓度的单因素方差分析结果（表5）显示，碳源的添加、灭菌处理和扰动对聚磷分解导致的SRP浓度净增长具有显著贡献，其余组别的环境变量变化不具有显著贡献。
表5实验后48 h各组SRP浓度的单因素方差分析结果
Tab.5One-way ANOVA results for SRP concentration of each group in the last 48 hours of the experiment
*表示差异显著，P＜0.05。
综上所述，聚磷从泥水界面释放后12 h即可对上覆水提供约1 mg/L的SRP浓度净增长，除碳源组外，各组聚磷的水解短期内对上覆水SRP浓度的贡献约为1.0~1.5 mg/L，碳源的添加对SRP的净浓度增长起到了显著的作用，能够达到4 mg/L的峰值，这表明碳源充足条件下聚磷能在短期内显著增加水体的富营养化负荷，在藻类死亡等聚磷和碳源共同释放的场景中，需重点关注由此加剧的磷负荷对水体富营养化的影响。
3 结论
1）溶解性聚磷在自然水体中的水解过程中，前48 h内聚磷的分解速率随浓度增加而增加，SRP的生成速率与聚磷的初始浓度呈正相关。在此期间，SRP释放未受到显著限制。48 h后，高浓度聚磷组的SRP生成速率逐渐下降并趋于稳定，可达到约0.11 mg/（L·d）。除低温外，环境变量对聚磷在水中的降解速率影响均较小。聚磷的水解过程在不同环境条件下表现出显著差异性特征：可利用碳源显著促进了聚磷分解和SRP的短期快速释放，厌氧条件下SRP浓度表现出显著的波动性，而低温和避光条件则减缓了SRP的增长。整体来看，聚磷在自然水体的分解及其产生的SRP受环境条件的显著影响，特别是在溶解氧、碳源及温度的调控下，表现出不同的降解动力学特性。
2）溶解性聚磷在进入沉积物后微量存在于间隙水中，主要以强结合态结合在固相中。沉积物磷形态分级提取的结果表明溶解态聚磷主要存在于Al-P组分中，且在7 d内持续水解直至达到正常浓度水平，其余磷形态组分中并未检测到额外聚磷的存在。
3）聚磷在沉积物-水体系中的分解过程主要受溶解氧、温度、碳源和扰动等因素调控，其水解过程表现为微生物和酶驱动的生物化学反应。在实验周期内，SRP的释放呈现显著的时间依赖性，且不同环境条件下SRP的释放速率和最终浓度差异显著。灭菌处理后聚磷的分解受到抑制，而碳源添加和水体扰动则显著加速SRP的释放过程，额外的碳源和溶解性聚磷共同作用可导致短期内突发性的水体恶化和底质极度缺氧劣质化。低温和溶解氧不足降低了微生物活性，延缓聚磷的分解，但其对SRP浓度的最终影响相对有限。
4）溶解性聚磷具有周转快、产物生物利用率高的特点，其分解动态与沉积物上覆水中的界面交换密切相关，短期内对水体SRP升高影响大，底泥扰动和可利用碳源显著加速了这一进程。聚磷在扰动和可利用碳源作用下的快速水解是夏、秋季藻细胞指数增殖生长的活性磷短期供给的重要来源。
