藻源性黑水團環(huán)境效應Ⅲ:對水-沉積物界面處Fe-S-P循環(huán)的影響

藻源性黑水團環(huán)境效應Ⅲ:對水-沉積物界面處Fe-S-P循環(huán)的影響

劉國鋒1,2,3,范成新2*,張 雷2,申秋實2,王兆德2,韓士群3**(1.中國水產科學研究院淡水漁業(yè)研究中心,江蘇無錫 21408；2.中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室,江蘇 南京 210008；3.江蘇省農業(yè)科學院農業(yè)資源與環(huán)境研究所,江蘇 南京 210014)

利用靜態(tài)模擬實驗裝置研究了藻源性黑水團發(fā)生過程中沉積物表層上覆水和沉積物間隙水中 Fe-S-P的變化過程.結果表明:加入藻細胞后很快形成厭氧、還原環(huán)境,使得沉積物中Fe-S-P發(fā)生強烈的生物地球化學變化;實驗第1d,表層上覆水中的Fe2+、SO42-、S2-含量高達4.993,242.0,387.57mg/L,為對照樣柱中的1.8倍、2.2倍和18.8倍;在沉積物4cm處其濃度分別為8.5,40.0,65.3mg/L.隨后,沉積物表層上覆水中 Fe2+、S2-含量表現(xiàn)出一個先快速增加、隨后降低的趨勢,其濃度分別在實驗的第 3,2d達到最大值為 11.1,634.6mg/L. 沉積物中PO43--P濃度受Fe-P解析等具有滯后性,從實驗的第2d后開始直至實驗結束時表現(xiàn)為其含量持續(xù)增加,到實驗結束時其濃度為39.450mg/L,為對照樣柱中的242倍.上覆水和間隙水中Fe-S-P含量的變化,反映了藻華聚集形成的厭氧環(huán)境中發(fā)生了劇烈的生物地球化學反應,從而使得沉積物中形成的Fe2+、S2-和 PO43--P不斷向上覆水體中擴散,對形成黑水團的水體生態(tài)系統(tǒng)的恢復造成阻礙和不良影響.

黑水團；水-沉積物界面；鐵硫磷循環(huán)；環(huán)境效應

2007年無錫太湖南泉水廠和2008年太湖竺山湖發(fā)生的大面積藻源性黑水團現(xiàn)象[1]造成了嚴重的水危機事件[2].藻源性黑水團現(xiàn)象的發(fā)生,也使得藍藻水華對水體的污染產生了質的變化.雖然藻源性黑水團現(xiàn)象在國外部分湖泊及河流中有過較早出現(xiàn)[3-4],在國內眾多河道受到嚴重的工農業(yè)污染產生“黑臭”現(xiàn)象[5],但在像太湖水體出現(xiàn)大面積藻源性黑水團現(xiàn)象尚不多見.

藻源性黑水團現(xiàn)象是由于藻細胞大量堆積、受高溫和溶氧影響快速沉降到沉積物表面死亡后引起的.在該過程中往往會出現(xiàn)一個藻類快速死亡過程,沉積物表面處的溶解氧和氧化還原電位將會出現(xiàn)快速的變化.Fe、S、P作為重要的生物地球化學元素,其在生源要素的生物地球化學循環(huán)中占有重要地位,同時因其對周圍環(huán)境條件的變化較為敏感和相互關系較為密切[6];且在水體富營養(yǎng)化中磷還是重要營養(yǎng)元素之一[7],在各種水體和沉積物的研究中都處于較為突出的地位. 藻體細胞沉降、死亡后引起局部水體處于強還原狀態(tài)[3,8],沉積物中對氧化還原電位影響較為敏感的 Fe-P(鐵結合態(tài)磷)會出現(xiàn)解析而向上覆水體中釋放磷酸根;同時沉積物環(huán)境處于還原狀態(tài),將會使硫元素向低價態(tài)轉化,在沉積物中富集比平常高得多的 S2-;由于其具有揮發(fā)性,將產生含硫氣體(如H2S等)對水體生態(tài)環(huán)境造成危害[3].

藻源性黑水團是一種新的水污染現(xiàn)象,目前缺少對其相應的認識,同時加之缺少相應的模擬手段,對藻源性黑水團現(xiàn)象在發(fā)生過程中相關生源要素循環(huán)變化的研究較少.因此深入了解Fe、S、P在藻源性黑水團現(xiàn)象發(fā)生過程中的循環(huán)變化,對認識和揭示藻源性黑水團現(xiàn)象的環(huán)境效應具有重要意義.本文以從太湖發(fā)生過黑水團區(qū)域采集原狀湖水、沉積物和新鮮藻體為實驗材料,利用自制靜態(tài)模擬裝置研究藻體大量堆積、死亡過程中對水～沉積物界面處 Fe、S、P含量變化的影響,以期為了解和明確藻源性黑水團現(xiàn)象發(fā)生機理及其產生的嚴重環(huán)境后果提供理論依據.

1 材料及方法

1.1 實驗材料

為了減少人為影響及外界對實驗效果的干擾,并能更好的與實際情況更符合,本實驗中實驗材料全部取自太湖黿頭渚附近樣點(31°31′33.9″N, 120°12′35.2″E),用重力采樣器采集若干擾動極小的柱狀沉積物樣,用橡膠塞密封保存;用浮游生物網現(xiàn)場撈取藍藻細胞快速運回實驗室.

1.2 實驗方法

把取回的沉積物柱狀樣小心的切掉底層沉積物,保留表層 20cm的沉積物于管子中;同時保持表層底泥被上覆水覆蓋以防氧化,然后在無擾動下添加上覆水的高度 30cm.隨后把具有良好空氣致密性的沉積物間隙水抽濾裝置(Rhizon,荷蘭)小心的插入每根管子中預留的小孔中,保證所取試驗樣品不受空氣影響,每相鄰兩個小孔的垂直間隔距離為1cm.然后靜置2h,以使保留在管子中的沉積物及上覆水達到一個動態(tài)平衡.整個實驗溫度控制在25℃±1℃.

把取回來的藻液小心的裝入離心杯中,然后1500r/min離心 5min,去掉湖水,取出經過離心的新鮮藻體裝入 3根沉積物柱狀樣中,每根柱子加藻量為25.0g;另取3根沒有加藻的柱狀沉積物設為對照組.從添加藻細胞開始,在 N2的保護下每天定時用Rhizon抽濾間隙水,用Eppendorf移液槍移取4mL水樣于小離心管中,加入一滴1mol/L HCl溶液保存,用來測定間隙水中Fe2+和S2-的含量;做好編號后進行保存,實驗結束后一并測試.根據上覆水中藻細胞的變化及水體發(fā)黑、發(fā)臭的程度確定實驗進程.實驗結束后,沉積物樣品在N2保護下利用便攜式氧化還原電位計(Eh)測定沉積物的氧化還原電位值,其他按照文獻[9]所述的操作方法進行,每個處理3個平行.

1.3 樣品分析

溶解性 Fe2+用 Ferrozine比色法測定[10];S2-的含量測定按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》[11]測定;SO42-用離子色譜(Dionex～100)法測定. PO43--P含量采用注射式流動分析儀(Skalar-SA 3000/5000,Netherlands)測定.數據分析采用Excel 2007和SPSS19.0進行,繪圖用Origin 8.0進行處理.實驗結果以其平均值來表示,實驗誤差控制在10%以內,其他處理均同文獻[9].

2 結果與分析

2.1 水-沉積物界面處Fe、P含量變化

圖1 第1階段水-沉積物界面處Fe2+、PO43--P含量變化Fig.1 Fe2+、PO43--P content changes in water-sediment interface during the first stage

加入藻細胞后,0～1cm處沉積物表層上覆水和沉積物中Fe2+與PO43--P含量變化情況可以分為兩個階段.第1階段為實驗的1～4d:沉積物表層0～1cm處的上覆水中Fe2+含量首先出現(xiàn)較為明顯的變化(圖1).在實驗的第1d,沉積物表層上覆水中Fe2+含量就高達 4.993mg/L;而沉積物中不同深度下Fe2+含量表現(xiàn)為隨深度增加其含量上升,在4cm深處含量最高,為 8.462mg/L,同期對照樣中0～1cm、4cm 處 Fe2+含量分別為 2.706mg/L、6.691mg/L.根據加入藻細胞后對水-沉積物界面處溶氧含量的測定[9]可知,大量藻細胞沉降后會出現(xiàn)一個快速耗氧過程,同時在較高溫度(25℃)作用下,水-沉積物界面處的微生物活性較高[12],也使得耗氧作用大大增加,加入藻細胞50min后水-沉積物界面處的溶氧就已消耗殆盡,從而使得表層沉積物處于厭氧狀態(tài).此時因Fe-P尚沒有表現(xiàn)出明顯的解析現(xiàn)象,在 0～1cm處沉積物表層上覆水及沉積物中PO43--P含量變化不是很大.到了實驗的第2d,沉積物間隙水中Fe2+含量繼續(xù)增加,而0～1cm處上覆水中 Fe2+含量反而有降低趨勢;受氧化還原環(huán)境變化影響,沉積物中PO43--P含量已開始表現(xiàn)出增加趨勢,在 1～2cm處已從第 1d的0.09mg/L增加為第2d的1.11mg/L,含量增加了11倍.到了實驗的第3d,0～1cm處上覆水和沉積物中Fe2+含量變化較大,0～1cm處上覆水中Fe2+含量高達11.051mg/L,為同期對照樣的4倍;沉積物4cm處Fe2+含量反而下降為0.979mg/L.實驗進行到第4d,0～1cm處沉積物表層上覆水中 Fe2+含量下降,而沉積物中 Fe2+含量開始增加;同時,0～1cm處上覆水和沉積物間隙水中PO43--P含量表現(xiàn)為緩慢增加,到實驗第4d時,上覆水中PO43--P含量高達4.485mg/L,1～4cm沉積物間隙水PO43--P含量分別增加為4.71,4.17,1.245,1.44mg/L,這種變化趨勢可能是沉積物中 Fe-P在厭氧環(huán)境中出現(xiàn)緩慢的解析,同時結晶態(tài)的Fe氧化物向無機態(tài)的鐵轉化[13],且在厭氧條件下被還原為低價態(tài)的Fe向上覆水中快速擴散[2],使得0～1cm處上覆水中Fe2+含量快速增加;同時,間隙水中部分 Fe-P解析后以PO43--P形式通過濃度梯度向上覆水中擴散,相關分析表明,Fe2+含量變化與PO43--P含量具有顯著相關性(r=0.742),從而引起上覆水中PO43--P含量增加.

圖2 第2階段水-沉積物界面處Fe2+、PO43--P含量變化Fig.2 Fe2+、PO43--P content changes in water-sediment interface during the second stage

實驗進行到第2階段(也即在加入藻細胞后第5d,圖2),0～1cm處沉積物表層上覆水和沉積物間隙水中Fe2+含量有一定的波動變化,但上覆水中Fe2+含量基本處于4.00mg/L左右,在第6d為4.182mg/L,隨后其含量開始下降;同時沉積物間隙水中Fe2+含量也表現(xiàn)下降趨勢;同時上覆水中Fe2+與沉積物中厭氧還原后的S2-結合形成黑水沉淀,也降低了Fe2+在上覆水中的濃度.上覆水和沉積物間隙水中PO43--P含量表現(xiàn)為持續(xù)增加趨勢,到實驗結束時,上覆水中PO43--P含量高達39.450mg/L,為同期對照樣和實驗第1d時的242倍和7.9倍;1～4cm處間隙水中 PO43--P含量分別為 35.4,14.295,12.54, 10.74mg/L,分別為對照的71.7倍、9.4倍、7.9倍和4.2倍.這種快速增加的趨勢表明在厭氧、強還原環(huán)境下沉積物中吸附態(tài)P發(fā)生了劇烈的解析反應,使得間隙水中大量的PO43--P向上覆水中擴散,造成表層水體中 PO43--P含量快速增加.這與Rozan[6]通過對沉積物中 Fe-S-P進行一年的研究結論相同,即厭氧條件下會使得可溶性Fe增加,同時會引起沉積物中的PO43--P向上覆水中釋放,為藻華的再次發(fā)生提供了磷源.

2.2 水-沉積物界面處SO42-、S2-含量變化

加入藻細胞于表層沉積物第1d(圖3),水-表層沉積物界面處已處于厭氧狀態(tài)[9],0～1cm處上覆水中SO42-含量就高達242.0mg/L,0～4cm沉積物間隙水中SO42-含量分別為10,20,30,40,50mg/L,表現(xiàn)為隨深度增加其含量遞增的變化趨勢,而同期對照樣中的含量分別為 108,104,102,105,80mg/L,表現(xiàn)為從上覆水體到深層沉積物中逐漸遞減的趨勢.根據對照中 SO42-含量變化,可以看出加藻樣柱的上覆水體中 SO42-含量出現(xiàn)一個極高值,而在沉積物間隙水中反而是表層沉積物中含量較低.

圖3 第1階段水-沉積物界面處S2-、SO42-含量變化Fig.3 S2-、SO42-content changes in water-sediment interface duing the first stage

有研究發(fā)現(xiàn)小球藻可以快速轉運SO42-至其細胞中[14],當其細胞死亡、分解后可能釋放出大量的 SO42-于水體中,造成沉積物表層上覆水體中 SO42-含量快速增加;加藻后的沉積物間隙水中出現(xiàn)與對照樣相反的變化趨勢,這種情況可能是因為藻細胞沉降到表層沉積物快速消耗掉溶氧后造成其在厭氧條件下快速還原而產生無機態(tài)的S2-,受SO42-的濃度影響,在其含量增加、特別是在厭氧條件下可以顯著刺激SO42-的還原速率并能明顯改變沉積物中碳、氮、磷、鐵的環(huán)境地球化學行為[15];這與前面研究結果相同,也即在厭氧藻體分解過程中,沉積物間隙水中高價態(tài)鐵以低價態(tài) Fe2+離子形式并向上覆水體中擴散(圖1、圖2).隨后沉積物及0～1cm沉積物表層上覆水中 SO42-含量開始表現(xiàn)出下降趨勢,直至實驗結束時均保持較低含量(圖4).

加入藻細胞第1d,0～1cm處沉積物表層上覆水中S2-含量在加入藻細胞后其含量高達387.57mg/L,在5cm以上沉積物間隙水中則表現(xiàn)為隨深度增加其含量升高.到實驗第2d時,沉積物表層上覆水和沉積物間隙水中S2-含量開始持續(xù)增加,間隙水中、特別是在2cm深的沉積物中S2-含量增加迅速,上覆水中含量增加至634.62mg/L,1～4cm深沉積物間隙水中的 S2-含量分別為 766.44,1088.75,251.86, 393.23mg/L,分別為同期對照樣中S2-含量的31倍、42倍、56倍、11倍、6倍.到實驗的第3,4d,上覆水和沉積物間隙水中S2-都表現(xiàn)出下降趨勢,0～1cm處沉積物上覆水中 S2-含量分別下降為 353.64, 291.44mg/L,而沉積物間隙水中 S2-含量都在105.0mg/L以下.

圖4 第2階段水-沉積物界面處S2-、SO42-含量變化Fig.4 S2-、SO42-content changes in water-sediment interface during the second stage

實驗進行到第2階段(實驗的第5～8d,圖4),上覆水體和沉積物間隙水中SO42-、S2-含量持續(xù)下降,同時沉積物中其他形態(tài)硫也轉化為無機硫并以 S2-形式向表層沉積物中擴散[2,15].在加入藻體后形成的厭氧環(huán)境中,由于藻細胞殘體沉降后形成了大量的有機質(以 CH2O表示),沉積物中的SO42-會出現(xiàn)如下反應[2,16]:

大量的SO42-的還原產生大量的HS-,從而使得表層沉積物及水體中S2-含量增加[3],而且輸入的有機質對黑水團現(xiàn)象的發(fā)生程度及持續(xù)時間有很大的影響作用,也即在加入的藻體分解時,藻體細胞輸入的有機質含量高,對 SO42-的還原及S2-的產生有較強的促進作用,在實驗后期 SO42-的含量下降;但厭氧環(huán)境中硫細菌活性增強[17],可以產生以 S2-形式為主的硫化物.Burton等[18]研究發(fā)現(xiàn),細菌還原作用下使得單獨以 Fe3+還原為主轉變?yōu)镕e3+和SO42-共同還原為主,可以產生大量的Fe2+和S2-.在沉積物中重金屬與有機質、鐵錳氧化物及硫化物的結合是其主要結合形態(tài)[19],在厭氧環(huán)境中,沉積物中發(fā)生還原反應后,部分重金屬有可能變成游離態(tài)從而提高了沉積物中重金屬的生態(tài)風險[15,19].

3 討論

在像太湖這樣風浪擾動強烈的大型淺水湖泊中[20-21],高溫季節(jié)大量藻華的出現(xiàn)已經成為一種常見現(xiàn)象[22];而出現(xiàn)藻源性黑水團現(xiàn)象則使得其對水體的污染產生了質的變化.在太湖梅梁灣的觀測發(fā)現(xiàn),在 4月份就有藻細胞的大量聚集體出現(xiàn),其群體直徑可達到 30μm,其生物量常常超過 50mg/L[23],在適宜氣象條件時就可以形成藻華并在適宜地點聚集后而形成黑水團現(xiàn)象[24].藻細胞在高溫下大量聚集后,在細胞的代謝作用及微生物活動增強下,會很快消耗掉水體中的溶氧,從而造成水體和表層沉積物處于缺氧、甚至厭氧狀態(tài),使得沉積物表面出現(xiàn)一個從好氧到厭氧的快速轉變過程,對上覆水和表層沉積物中生源要素的生物地球化學循環(huán)產生極大的影響[25].

利用室內模擬研究為快速、定量了解此種情況下沉積物間隙水和上覆水中相應物質循環(huán)變化的有效方法;本實驗通過向沉積物表層上覆水體中加入 25.0g新鮮藻體模擬實際湖體發(fā)生嚴重藻華的現(xiàn)象[22],發(fā)現(xiàn)藻體沉降到沉積物表面后在50min內就完全消耗掉水-沉積物界面處的溶氧,使得沉積物和上覆水體向厭氧狀態(tài)轉變.藻細胞在沉積物表面沉降、死亡、分解過程中,水-沉積物界面處首先成為一個低溶氧、Eh值的強厭氧、還原環(huán)境(圖5).實驗結束后測得0～4cm處的沉積物中 Eh值分別為-150.47,-182.12, -184.2,-184.45,-186.49mV,遠低于對照樣柱中的Eh值,表明藻細胞聚集處的水-沉積物系統(tǒng)處于強還原環(huán)境. 大量輸入的藻體細胞也帶來了豐富的有機質,為在厭氧條件下厭氧菌的活性增強提供了物質基礎,從而使得沉積物中高價態(tài)的鐵和硫酸根產生快速還原反應,以Fe2+和S2-離子形式向上覆水中擴散;向上擴散的間隙水也阻止了向下擴散的溶氧;產生的自由S2-離子是一種對水體生態(tài)系統(tǒng)產生毒害作用的物質,在有機質的厭氧礦化過程中較高含量的 S2-也造成了沉積物表面微型生物的減少[26],厭氧環(huán)境也使得底棲生物活性喪失,減少了因生物擾動而產生的水流或空氣流[27],使得 Fe-P產生解析反應;同時沉積物中較高含量的 S2-也會促使沉積物中 Fe-P的溶解[28],使得間隙水中PO43-- P濃度快速增加(圖1和圖2). 0～1cm處上覆水和沉積物不同深度處間隙水中 Fe2+、S2-含量的快速增加,也表明此時沉積物中正發(fā)生著劇烈的氧化還原反應和有機質的礦化[15].對于在產生黑水團現(xiàn)象下有機質的礦化和沉積物表面微型生物及微型藻類的變化,需要做進一步的研究,才能給出明確的證據.

沉積物間隙水和表層上覆水中 S2-含量在實驗的1～3d含量快速增加,從第3d到第7d呈下降趨勢,但到了實驗的末期,也就是實驗的第 8d,其含量又表現(xiàn)出增加的趨勢.沉積物間隙水中的SO42-一直為下降趨勢,這有可能是因為實驗初期較高含量的 S2-含抑制硫細菌的活性從而阻礙了SO42-的快速還原[29].研究發(fā)現(xiàn),當 S2-濃度＞20mmol時,將會抑制SO42-的還原[28],而在本實驗進行到第2d時,S2-濃度超過20mmol,隨后SO42-和S2-的濃度都表現(xiàn)為快速下降的趨勢(圖1、圖2),這與其研究結果類似.同時,金屬離子和 S2-向上覆水體中擴散時,在沉積物表面會發(fā)生化合反應形成黑色金屬硫化物,并在沉積物表面形成沉淀(數據待發(fā)表),這也是藻源性黑水團或黑臭現(xiàn)象出現(xiàn)后,水體發(fā)黑的原因.

圖5 沉積物不同深度處氧化還原電位值Fig.5 Redox potential changes in sediment depth

4 結論

4.1 藻體細胞大量聚集在沉積物表面后,在較高溫度作用下,很快消耗掉水體中的溶氧,使得水～沉積物從有氧向厭氧狀態(tài)轉變,水～沉積物界面處的氧化還原電位值從對照組的200mV下降為～180mV,呈現(xiàn)強還原環(huán)境.

4.2 厭氧、強還原條件下大量鐵氧化物還原為低價態(tài);在還原環(huán)境中 Fe-P出現(xiàn)解析,使得沉積物中無機磷以PO43--P形式從間隙水中向上覆水體中擴散,造成水-沉積物界面處的 Fe2+、S2-、SO42-和 PO43--P含量分別從 2.71,20.58,108.00, 0.09mg/L變化為 4.99,291.44,37,4.49mg/L;在藻細胞死亡分解后,不但引起強還原環(huán)境,使得水體中S2含量急劇升高,且釋放大量營養(yǎng)鹽于水體后,加重了上覆水營養(yǎng)鹽濃度.

4.3 藻源性黑水團現(xiàn)象出現(xiàn)后,由沉積物向上覆水體中釋放大量S2-并以H2S的形式逸散到水體中;黑水團產生區(qū)形成的厭氧、強還原環(huán)境,沉積物中重金屬等有害物質也存在釋放到水體中的風險,從而對水體生態(tài)環(huán)境造成危害;黑水團形

成后,水體溶氧一般在短期內很難恢復到原來狀態(tài),對構建健康的水體生態(tài)系統(tǒng)更是造成了阻礙.

[1] Lucie G. Doing battle with the green monster of Taihu Lake [J]. Science, 2007,317:1166.

[2] Yang M, Yu J, Li Z L, et al. Taihu Lake not to blame for Wuxi's woes [J]. Science, 2007,31(317):1166.

[3] Rusch A, Tǒpken H, Bǒttcher M E, et al. Recovery from black spots: results of a loading experiment in the Wadden Sea [J]. Journal of Sea Research, 1998,40:205-219.

[4] Diaz R J, Rosenberg R. Spreading dead zones and consequences for marine ecosystems [J]. Science, 2008,321:926-929.

[5] 金承翔,孫建軍,黃民生,等.組合生物技術對黑臭水體凈化修復研究 [J]. 凈水技術, 2005,24(4):1-4.

[6] Rozan T F, Taillefert M, Trouwborst R E, et al. Iron—sulfur—phosphorus cycling in the sediments of a shallow coastal bay: Implications for sediment nutrient release and benthic macroalgal blooms [J]. Limnololgy and Oceanography, 2002,47(5):1346-1354.

[7] Schelske C L. Eutrophication: Focus on Phosphorus [J]. Science, 2009,324:722.

[8] Morse J W, Eldridge P M. A non～steady state diagenetic model for changes in sediment biogeochemistry in response to seasonally hypoxic/anoxic conditions in the “dead zone” of the Louisiana shelf [J]. Marine Chemistry, 2007,106:239-255.

[9] 劉國鋒,何 俊,申秋實,等.藻源性黑水團靜態(tài)模擬下對水-沉積物界面氮磷狀態(tài)和行為的驅動作用 [J]. 環(huán)境科學, 2010, 31(11):2652-2660.

[10] Stookey L L. Ferrozine: A new spectrophotometric reagent for iron [J]. Analytical Chemistry, 1970,42:779-781.

[11] 水和廢水監(jiān)測分析(第四版) [M]. 北京:中國環(huán)境出版社, 2002.

[12] 楊 磊,林逢凱,胥 崢,等.底泥修復中溫度對微生物活性和污染物釋放的影響 [J]. 環(huán)境污染與防治, 2007,29(1):22-25,29.

[13] Thamdrup B, Fossing H, J?rgensen B B. Manganese, iron and sulfur cycling in a coastal marine sediment, Aarhus Bay, Denmark [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1994,58(23):5115-5129.

[14] Matsuda Y, Colman B. Characterization of Sulfate Transport in the Green Alga Chlorella ellipsoidea [J]. Plant and Cell Physiology, 1995,36(7):1291-1296.

[15] 尹宏斌.太湖沉積物形態(tài)硫賦存及其與重金屬和營養(yǎng)鹽關系研究 [D]. 南京:中國科學院南京地理與湖泊研究所, 2008.

[16] Burton E D, Bush R T, Sullivan L A. Fractionation and extractability of sulfur, iron and trace elements in sulfidic sediments [J]. Chemosphere, 2006,64:1421-1428.

[17] Burton E D, Bush R T, Sullivan L A. Reduced Inorganic Sulfur Speciation in Drain Sediments from Acid Sulfate Soil Landscapes [J]. Environmental Science and Technology, 2006,40(3):888-893.

[18] Burton E D, Bush R T, Sullivan L A, et al. Reductive transformation of iron and sulfur in schwertmannite～rich accumulations associated with acidified coastal lowlands [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2007,71(18):4456-4473.

[19] Wolfenden S, Charnock J M, Hilton J, et al. Sulfide Species as a Sink for Mercury in Lake Sediments [J]. Environmental Science and Technology, 2005,39:6644-6648.

[20] 尤本勝,王同成,范成新,等.風浪作用下太湖草型湖區(qū)水體N、P動態(tài)負荷模擬 [J]. 中國環(huán)境科學, 2008,28(1):33-38.

[21] 范成新,張 路,秦伯強,等.風浪作用下太湖懸浮態(tài)顆粒物中磷的動態(tài)釋放估算 [J]. 中國科學D輯 地球科學, 2003,33(8):760-768.

[22] 孔繁翔,吳慶龍,范成新,等.太湖梅梁灣2007年藍藻水華形成及取水口污水團成因分析與應急措施建議 [J]. 湖泊科學, 2007, 19(4):357-358.

[23] 陳宇煒,高錫云,陳偉民,等.太湖微囊藻的生長特征及其分離純培養(yǎng)的初步研究 [J]. 湖泊科學, 1999,4:351-356.

[24] 太湖流域水資源保護局.太湖湖區(qū)“黑水團”成因及危害分析[EB/OL]. 健康太湖, 2009:http://www.tba.gov.cn:89/news/news_ show.jsp?fileId=196805.

[25] 孔 明,張 路,尹洪斌,等.高俊峰.藍藻暴發(fā)對巢湖表層沉積物氮磷及形態(tài)分布的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(5):1285-1292.

[26] Kennett D M, Hargraves P E. Benthic diatoms and sulfide fluctuations: Upper basin of Pettaquamscutt River, Rhode Island [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 1985,21(4):577-586.

[27] Aller R C, Aller J Y. Meiofauna and solute transport in marine muds [J]. Limnology and Oceanography, 1992,37:1018-1033.

[28] Jordan T E, Cornwell J C, Boynton W R, et al. Changes in phosphorus biogeochemistry along an estuarine salinity gradient: The iron conveyer belt [J]. Limnololgy and Oceanography, 2008,53(1):172-184.

[29] Reis M A M, Almeida J S, Lemos P C, et al. Effect of hydrogen sulfide on growth of sulfate reducing bacteria [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2004,40(5):593-600.

Environment effects of algae-caused black spots Ⅲ: Impacts on Fe- S- P cycle in water-sediment interface.

LIU

Guo-feng1,2,3, FAN Cheng-xin2*, ZHANG Lei2, SHEN Qiu-shi2, WANG Zhao-de2, HAN Shi-qun3**(1.Freshwater Fisheries Research Center, Chinese Academy of Fishery Sciences, Wuxi 214081, China；2.State Key Laboratory of Lake and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China；3.Institute of Agricultural Resource and Environment, Jiangsu Academy of Agricultural Science, Nanjing 210014, China). China Environmental Science, 2014,34(12)：3199～3206

The process of biogeochemical cycle change of Fe-S-P in overlying water, sediment pore water was studied in a laboratory using a static simulating device which simulated the algae- caused black-spots. Drastic biogeochemical changes of Fe-S-P happened in an anaerobic and reducing sediment environment after algae cells were added. Concentration of Fe2+, SO42-and S2-in interface of sediment-water was 4.993, 242.0, 387.57mg/L, respectively at 1st day after algae cells added, and it was the 1.8, 2.2and 18.8times higher than the contrast experiments in the same period; and the concentration of Fe2+, SO42-and S2-was 8.5mg/L, 40.0mg/L and 65.3mg/L, respectively in 4cm deep sediments. Then, Fe2+and S2-concentration in overlying water showed a rapid increase and followed a falling trend, and its concentration reached maximum at the 2nd and 3rd day, value of 11.1mg/L and 634.6mg/L. Concentration of PO43--P in sediment increased slowly due to Fe-P desorption, and its content increased continuously from the 2nd day until the end of experiment. After adding algae cells, the concentration reached 39.450mg/L which was 242times higher than the control experiment; and also up to 10.74mg/L in 4cm deep sediment. The rapid changes of Fe-S-P indicated biogeochemical reaction in an anaerobic and reducing sediment environment after algae cells were added, and caused the Fe2+, S2-and PO43--P to diffuse into the overlying water. The algae-caused black-spot posed huge difficulties to the restoration of water ecosystems.

black spots；water-sediment interface；Fe-S-P cycle；environment effects

X142

A

1000-6923(2014)12-3199-08

劉國鋒(1979-),男,河南人,博士,副研究員,主要從事水環(huán)境污染生態(tài)治理研究.發(fā)表10篇論文.

2014-03-26

國家自然科學基金(41101525);江蘇省自主創(chuàng)新資金(CX(12)5057);國家重大科技專項巢湖水專項(2012ZX07103-005) * 責任作者, 范成新, 研究員, cxfan@niglas.ac.cn

** 責任作者, 韓士群, 研究員, shqunh@126.com