巢湖沉積物磷鐵硫形態記錄及其環境變化指示

陳 茜,寧成武,汪 杰,黃 濤,孫慶業

巢湖沉積物磷鐵硫形態記錄及其環境變化指示

陳 茜,寧成武,汪 杰,黃 濤*,孫慶業

(安徽大學資源與環境工程學院,濕地生態保護與修復安徽省重點實驗室,安徽 合肥 230601)

分析了巢湖表層和柱狀沉積物中磷(P)、鐵(Fe)和硫(S)元素的形態組成、分布、相互關系及其指示的湖泊環境變化.西半湖S3采樣點位柱狀沉積物總磷(TP)記錄表明,巢湖西半湖區自20世紀60年代開始受人類活動影響逐步明顯,其中鈣磷(Ca-P)指示的流域徑流輸入增加早于鐵鋁磷(Fe/Al-P)指示的居民生活污水輸入;西半湖區沉積物15～0cm有機質埋藏持續增加伴隨著pH值的逐步升高,指示了水體富營養化導致藻類生產力(光合作用)提高并顯著影響pH值;而東半湖S7采樣點位柱狀沉積物磷形態則記錄了東半湖區不同的環境變化特征.巢湖沉積物活性鐵組分以Fe(Ⅱ)為主,S3和S7沉積剖面Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)值整體均呈上升趨勢且與Fe(Ⅲ)同步變化,表明其比值由Fe(Ⅲ)變化驅動;Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)指示沉積物上層為弱氧化性,其余層位為還原性環境.沉積物還原性無機硫(RIS)以酸可揮發性硫(AVS)為主,沉積物高有機質含量、低元素硫和還原條件降低了AVS向黃鐵礦硫(CRS)的轉化.巢湖沉積物中與P, S結合的Fe占比很小,高Fe/P和Fe/S比值會抑制沉積物磷的釋放,導致柱狀剖面P, Fe和S之間的相互作用關系整體上并不顯著.

磷形態；活性鐵；還原性無機硫；沉積物；富營養化

沉積物是水域生態系統營養鹽的儲存庫,能夠記錄豐富的流域環境變化信息[1].磷(P)、鐵(Fe)和硫(S)是生物有機體的重要組成元素,對水域生態環境有重要的影響.外源磷輸入是湖泊水體富營養化和水華形成的重要原因[2];然而在外源磷輸入得到控制的情況下,沉積物內源磷釋放依然可造成水體富營養化[3];因此,湖泊磷的沉積變化不僅可以反映流域污染源排放歷史,還對沉積物內源磷遷移轉化具有指示意義[4].鐵是常見的氧化還原敏感元素,通常以鐵氧化物的形式參與各種生物地球化學反應過程[5-6].還原性硫影響金屬的循環及生物有效性,沉積物剖面S(-Ⅱ)濃度是控制金屬元素有效性及毒性的重要因子[7].P, Fe和S耦合體系在湖泊內源磷生物地球化學轉化、循環方面起著重要的調控作用[8].研究表明,還原條件下,沉積物中Fe(Ⅲ)被還原為Fe(Ⅱ)并導致鐵結合態磷向孔隙水乃至上覆水擴散,是湖泊內源磷釋放的重要途徑[3].硫酸鹽還原產物S(-Ⅱ)可與Fe(Ⅱ)形成不溶性的FeS和FeS2,阻止Fe(Ⅱ)與磷結合,P, Fe和S之間具有相互制約或相互促進的耦合機制[9-11],并共同參與沉積物的早期成巖過程.

巢湖P, Fe和S相關研究多集中以沉積物-水界面為對象,主要從藻類降解對界面P, Fe和S動態變化及耦合關系等角度開展.如室內模擬研究顯示藻類降解會同時釋放P和S,導致沉積物和上覆水具有雙向擴散通量,沉積物是上覆水中不穩定Fe的主要來源,富營養化水體中形成黑色硫化物沉淀的Fe和S分別來自沉積物和降解的藻類[12];南淝河和巢湖西半湖區沉積物-水界面有效態P與S自界面向下明顯增加,部分點位二者存在同步釋放現象,表明內源磷的釋放伴隨著硫酸鹽的還原過程;巢湖P與Fe的原位分析和室內模擬驗證了Fe還原是內源P釋放的關鍵過程[13].研究表明,巢湖沉積剖面可還原態磷(BD-P)和鐵鋁結合態磷(NaOH-P)與間隙水不同形態磷顯著相關,它們隨深度由下及上的增加指示了近年來巢湖磷負荷受人類活動影響加重[14].鐵鋁結合態磷(NaOH-Pi)和活性有機磷(NaOH-Po)是巢湖沉積磷增加的主要形態,西部湖區沉積物向上覆水釋放磷的風險高于中東部湖區[15].沉積剖面總磷分布指示巢湖自20世紀60年代以來受人類活動影響逐步增加[1].目前關于湖泊沉積剖面P, Fe和S體系賦存形態分布及其耦合關系的研究還很有限.本文對巢湖表層和柱狀沉積物開展P, Fe和S各形態分析,研究P, Fe和S沉積指示的湖泊環境變化及其耦合作用關系,為認識湖泊沉積演化和內源污染治理提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 研究區概況

巢湖位于安徽省中部、江淮丘陵南部,屬長江下游水系,湖區面積約780km2,東西向長54.5km,南北向長15.1km,平均水深為3.06m[16].巢湖屬于亞熱帶季風氣候區,年平均氣溫為15～16℃,年平均降雨量為1100mm,是我國著名的五大淡水湖泊之一[17].受合肥市生活污水,工業廢水和流域農業面源持續排放的影響,20世紀70年代末以來,巢湖已逐漸發展成為典型的富營養化湖泊[2,18].

1.2 樣品采集和預處理

參照巢湖流域主要入湖河流以及水質國控監測點位分布,本研究在全湖湖面共布設9個點位(圖1),其中S1～S5位于巢湖西半湖區,S6～S9位于東半湖區.2019年12月開展9個點位表層和柱狀沉積物樣品采集.利用彼得森采泥器采集各點位0～10cm的表層沉積物,裝入密封袋并抽真空;使用重力式柱狀采樣器采集各點位柱狀沉積物樣品,用橡膠塞密封端口.所有樣品置于放冰袋的保溫箱內于4℃冷藏保存運回實驗室.本研究選擇全湖9個點位表層沉積物樣,西半湖S3點位和東半湖S7點位兩個柱狀沉積物樣品開展分析.柱狀沉積物在實驗室內按照1cm間隔進行分層,每層樣品取部分裝入密封袋抽真空在-20℃冰箱中冷凍保存;剩余樣品冷凍干燥后剔除貝殼及動植物殘體,用瑪瑙研缽充分研磨混勻過200目篩,編號放置干燥器中待分析.

圖1 巢湖沉積物采樣點分布

1.3 樣品分析方法

磷形態分析采用SMT法[19],包括總磷(TP)、無機磷(IP)、鐵/鋁結合態磷(Fe/Al-P)、鈣結合態磷(Ca-P)和有機磷(OP).總硫(TS)使用HCS-218型高頻紅外碳硫分析儀測定[20].燒失量(LOI)采用灼燒法在550℃下灼燒3h測定質量差;pH值按照沉積物:水=1g:5mL采用PHS-3C型pH計測定.

活性鐵組分具體分析如下:稱取0.5g濕沉積物樣品于離心管中,加入25mL 1mol/L鹽酸后密封,室溫振蕩24h,離心(6000r/min, 10min),取部分上清液用鄰菲啰啉分光光度法測定活性Fe(Ⅱ);向部分剩余上清液中加入10%的鹽酸羥胺溶液加熱煮沸,以保證全部的Fe(Ⅲ)還原為Fe(Ⅱ),再次測定,即為總活性鐵Fe(T).活性Fe(Ⅲ)的含量為Fe(T)與Fe(Ⅱ)的差值.實驗室內樣品重復測定誤差小于5%.

采用改進的冷擴散法提取了沉積物中的酸可揮發性硫(AVS)和黃鐵礦硫(CRS)[21-22].具體分析步驟如下:稱取約3g的濕沉積物樣品迅速置于反應瓶中,先后加入25mL 6mol/L鹽酸和20mL 1mol/L還原態氯化鉻將沉積物中的AVS和CRS轉化為硫化氫(H2S)氣體,并用氮氣將H2S吹入裝有20%的堿式醋酸鋅的吸收瓶中固定為硫化鋅(ZnS)沉淀,在實驗過程中通過90℃水浴加熱將上述反應時間分別縮短為1.5, 2h[23],最后通過亞甲基藍分光光度法測定其含量.實驗中通過加入固體硫化鋅進行回收實驗,回收率為91.89%～102.74% (=3).本研究中元素硫(ES)低于檢測限,因此定義還原性無機硫(RIS)=AVS＋CRS.

1.4 數據分析

采用Origin 2019和Arcgis 10.2繪制數據圖表.利用SPSS 25.0進行Pearson相關性分析,其中<0.01為極顯著相關,而<0.05為顯著相關.

2 結果與討論

2.1 巢湖表層沉積物磷鐵硫形態、LOI和pH值的空間分布

圖2 巢湖表層沉積物磷鐵硫形態及LOI和pH值的空間分布

如圖2a所示,TP含量呈現西半湖區高,東半湖區較低的空間分布特征,與先前相關報道結果[24-25]一致,主要原因為西半湖區受合肥市污水排放影響嚴重,東半湖區受到的污染相對較輕.靠近南淝河入湖口的S1點TP含量相比西半湖區其它點位較低,且與溫勝芳等[15]2010年的結果相比明顯偏低,可能與該點位附近多次底泥疏浚有關[26].巢湖表層沉積物磷以IP為主,其占TP比例范圍為65.3%～86.5%.西半湖區沉積物IP以Fe/Al-P為主,Ca-P占比較低,而東半湖區沉積物IP中Fe/Al-P和Ca-P占比相當,S8和S9點位Ca-P含量超過Fe/Al-P,這主要是由于西半湖區受以Fe/Al-P為主要組分的生活污水污染嚴重,而東半湖區更多受到東北岸高Ca-P含量的土壤地表徑流輸入影響[17].巢湖表層沉積物OP含量空間變化不大,但西半湖OP/TP比例明顯小于東半湖;西半湖區污染來源主要是合肥市生活污水和工農業排放,IP占比高,相應的OP占比較低,而東半湖區污染來源主要是周邊農業面源污染[27].研究表明,對于富營養化水體,以工業廢水和生活污水為主要污染源的沉積物中OP濃度低于以農業面源污染為主要污染源的沉積物[28-29].

如圖2b所示,Fe(T)含量在S6點位最低而在S9點位最高;S6點位位于巢湖南部,靠近兆河入湖口區,主要接受農業面源污染輸入,而S9點位靠近污染嚴重的雙橋河,相關研究結果[30]表明,絮凝沉淀作用可導致沉積物中活性鐵的明顯富集.S4和S9點位Fe(Ⅱ)含量低于Fe(Ⅲ),其余點位Fe(Ⅱ)含量高于Fe(Ⅲ).表層沉積物中Fe(Ⅱ)含量與Fe/Al-P呈顯著正相關(=0.84,<0.01),表明其主要受污染輸入影響.

表層沉積物TS含量為409.3～720.4mg/kg (均值為524mg/kg),S3、S8和S9點位TS含量較高,其余點位含量變化較小(圖2c).AVS和CRS的含量范圍分別為55.7～142.2, 5.8～36.3mg/kg,平均值為94.7, 18.5mg/kg,表明沉積物中還原硫以AVS為主.研究表明AVS的形成和累積主要受有機質、活性鐵以及氧化還原環境的共同影響[9].巢湖富營養化乃至藍藻水華使得表層沉積物的有機質含量高,為硫酸鹽還原微生物提供了充足的碳源,進而形成AVS累積;盡管AVS可向CRS轉化,但這是一個較為緩慢的過程,導致AVS的生成速率可能大于其轉化速率[31],因此,表層沉積物AVS得以積累,RIS以AVS為主.RIS占TS比例較低,范圍為11.7%～35.8%,平均比值為22.5%.表層沉積物LOI含量范圍為4.9%～7.4% (均值為5.8%);而pH值范圍在6.92～7.11之間,變化很小(圖2d).TS和LOI呈顯著正相關(r=0.83,<0.01),指示表層沉積物中硫主要以有機硫形式存在.AVS、CRS與Fe(Ⅱ)均不存在顯著相關性,指示巢湖表層沉積物中Fe和S之間的相互關系較弱.

2.2 巢湖有機質、磷沉積記錄及其指示的湖泊環境變化

如圖3所示,LOI是沉積物中有機質含量的替代性指標,可反映湖泊的營養化水平[32].S3點位沉積物剖面LOI含量為3.2%～7.2% (均值為4.6%),其中,33～15cm沉積物LOI較低且變化較小,15～0cm沉積物LOI持續顯著地增加,反映了巢湖西半湖區早期營養鹽輸入逐步增加導致水體富營養化和藻類生產力提高并形成有機質持續快速的埋藏.S7點位沉積物LOI含量低于S3點位,含量范圍為2.9%～ 4.6% (均值為3.7%),這是由于S7點位營養鹽含量和藻類生產力相對較低,有機質形成和埋藏相應較少.研究表明,藻類光合作用和有機質降解均會影響湖泊水體pH值,光合作用吸收CO2將提高水體pH值,而有機質降解產生CO2和小分子酸導致pH值降低[33-34].S3點位沉積物剖面pH值范圍在6.55～7.21之間,其垂直分布特征與LOI相似,且在15～0cm沉積物pH值和LOI持續協同升高,指示S3點位水體富營養化促進了湖泊藻類生產力提高(光合作用增強),導致有機質埋藏增加和水體pH值升高;S7點位柱狀沉積物營養鹽負荷相對較低,pH值與LOI在29～7cm層位具有整體相反的變化趨勢,指示S7點位pH值更多受到有機質降解的控制,而受藻類光合作用影響有限,這與朱瑾燦等[35]對太湖表層沉積物的相關研究結果類似.巢湖東西半湖柱狀沉積物pH值和LOI關系的差異可能主要與2個點位營養鹽高低及其導致的藻類光合作用與有機質降解差異有關,但這還需要進一步的研究證實.

Fe/Al-P是流域人為磷污染源排放的重要指標,可指示生活污水和工業廢水等污染磷源的輸入[19,24]; Ca-P主要來自于陸源風化產物和土壤,可以指示陸源徑流輸入[19,36].巢湖西半湖S3點位沉積物剖面TP、IP和Fe/Al-P呈同步變化(圖3),即低位穩定(33～21cm)-緩慢持續增加(21～11cm)-快速增加(11～5cm)-略微降低(5～0cm)的整體趨勢;而Ca-P在23～5cm呈持續增加的趨勢,且比TP、IP和Fe/Al-P提前開始增加,指示了以Ca-P為主的自然的陸源徑流輸入增加早于以Fe/Al-P為主的人為的生活污水和工業廢水等輸入;TP、IP和Fe/Al-P從21cm向上開始持續增加,而LOI只在15cm以上才開始增加,表明早期營養鹽輸入的緩慢增加并未立即提高湖泊生產力,直到15cm營養鹽輸入達到較高水平,湖泊藻類生產力才得到提高,有機質埋藏開始持續升高.S7點位沉積剖面TP、IP和Fe/Al-P自下而上呈持續降低-波動增加-降低的同步變化趨勢(圖3);不同的是TP在25cm向上開始增加,而IP和Fe/Al-P在23cm向上開始增加,TP的提前增加來自于高OP的貢獻.近年來,對巢湖流域主要入湖河流污染治理力度逐步加大,巢湖水體污染得到部分改善[37],這可能是S3點位沉積剖面5～0cm和S7點位沉積剖面3～0cm中TP、IP和Fe/Al-P下降的主要原因.

S7點位沉積剖面Ca-P含量較高,自下而上呈降低-上升的兩段式變化趨勢,即在31～19cm呈持續降低的趨勢,而在19～0cm呈持續增加的趨勢;Ca-P主要是由變質巖或巖漿巖碎屑態磷灰石等陸源輸入而形成的一種沉積磷[36],對沉積物向水體釋放的促進作用較小,較難被生物利用[25].Ca-P在S3點位剖面23cm以上和S7點位剖面19cm以上逐漸增加,指示巢湖流域逐漸增強的陸源徑流輸入.OP可反映有機質沉積埋藏水平,包括水生生物遺體的可降解磷和陸源難降解磷,其中部分OP通過化學和生物轉化釋放磷酸根進入上覆水,從而對湖泊富營養化產生影響[38-39].S3點位剖面7～0cm OP含量明顯高于中下層,反映了湖泊富營養化、生產力升高并導致有機質埋藏增多.S7點位剖面表層OP低于S3點位,與東西半湖受藻華影響程度差異有關,這與劉國峰等[40]對太湖的研究結果相似.

巢湖西半湖區沉積物的歷史記錄結果[1,18]顯示,在新中國成立后至1960年,巢湖經歷了低生產力和穩定的低營養鹽輸入階段;之后隨著人口增長和農業發展巢湖營養鹽物質輸入開始增加,同時巢湖閘的建設使得湖泊沉積環境更加穩定,助推了有機質和營養鹽的埋藏累積;20世紀70年代末,隨著國家改革開放政策的實施,合肥地區人口、工業和農業快速發展,巢湖開始了高營養鹽、高污染物輸入和高生產力及有機質沉積階段.本研究西半湖區S3點位沉積剖面中磷形態和LOI記錄與上述研究呈同步變化趨勢,因此,本研究推斷S3點位剖面TP開始增加的21cm處對應于20世紀60年代初,而TP開始快速增加的11cm處對應于20世紀70年代末.

2.3 巢湖活性鐵沉積記錄及其指示的湖泊環境變化

活性鐵是指能被1mol/L鹽酸提取的鐵組分,主要包括無定型或弱晶型Fe(Ⅲ)氧化物和Fe(Ⅱ) (黃鐵礦除外),以及Fe3S4(含量很少,可忽略不計)[41];Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)值可用來指示沉積物氧化還原條件,Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)>3為氧化環境,1

2.4 巢湖硫形態沉積記錄及其指示的湖泊環境變化

S3點位沉積剖面TS含量為129.6～790.7mg/kg (均值為313.8mg/kg),33～11cm變化較小,而11cm以上快速增加并在7～5cm達到最高值區間;TS與TP的快速增加趨勢相似,指示硫的升高主要來自于改革開放以來高污染排放及其引起的富營養化乃至藻華的有機質埋藏貢獻.S7點位沉積剖面TS含量為162.4～420.9mg/kg,自下而上整體呈上升的趨勢,在9cm處達到最高值;相較于S3點位沉積剖面,S7點位沉積剖面TS整體偏低且垂直變化范圍不大,指示其受到的污染輸入和富營養化程度均較輕.

AVS是硫化物中生物有效性最高的形態[31],主要受到氧化還原條件、有機質及活性鐵含量等多種因素影響[9].沉積物中CRS的主要組成為黃鐵礦,在一定程度上指示活性鐵氧化物的硫化程度,是還原性環境中鐵硫的最終存在形態[43].S3和S7點位沉積剖面還原性無機硫均以AVS為主,其中S3點位沉積剖面AVS含量為3.71～126.73mg/kg (均值為33.98mg/kg),高于S7點位沉積剖面含量(均值為26.97mg/kg).兩個剖面AVS變化均與TS相似,分別在9～5cm, 11～9cm處達到高值區間(圖4),均對應于Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)指示的較強還原環境層位,表明巢湖沉積物AVS含量主要受到硫的來源沉積和還原轉化控制.S3點位沉積剖面CRS與TS、AVS均在9～5cm層位出現高值,指示其主要受到硫的來源沉積控制;而S3點位沉積剖面15～13cm和S7點位沉積剖面19～15cm CRS的高值與TS、AVS無明顯關系,指示這些層位CRS受到其它轉化條件影響.Gagnon等[44]研究得出AVS/CRS比值大于0.3時,AVS不能有效地轉化為CRS;本研究中S3和S7點位沉積剖面沉積物AVS/CRS比值均大于0.3,表明巢湖沉積物中AVS向CRS的轉化率較低.AVS是形成CRS的重要前體[43,45],它主要通過多硫化物、亞鐵損失和硫化氫結合三條途徑[43,46-47]轉化為CRS.本研究S3和S7點位沉積剖面元素硫(ES)低于檢測限,導致多硫化物途徑生成CRS(FeS與ES反應)過程受限;同時S3和S7點位沉積剖面中下層整體較強的還原環境也不利于亞鐵損失途徑生成CRS.研究表明沉積物高有機質可有效限制AVS向CRS的轉化[22],巢湖沉積物高含量有機質有利于形成還原微環境并能夠為硫酸鹽和鐵還原提供充足的活性有機質,促進S(-Ⅱ)與Fe(Ⅱ)及其他金屬離子在沉積物中形成AVS并快速地沉積埋藏,降低了AVS向CRS的轉化.

2.5 巢湖沉積物P, Fe和S相互關系

Fe/Al-P是流域人為污染磷源排放的指示性指標,巢湖表層沉積物中Fe(Ⅱ)與Fe/Al-P呈顯著正相關(=0.84,<0.01),指示其主要受到污染源輸入控制,受鐵的氧化還原轉化過程影響較弱.而在S3和S7點位沉積剖面中,Fe(Ⅲ)與Fe/Al-P之間均呈顯著正相關(=0.73,<0.01;=0.52,<0.05),指示沉積物中高含量三價鐵對磷吸附作用明顯.Jensen等[48]對歐洲眾多湖泊的調查研究發現,沉積物Fe/P比值控制著磷的遷移釋放能力,比值越高沉積物磷穩定性越強.Fe(Ⅱ)與AVS、CRS整體上無顯著相關性,指示其與硫結合的占比很小;與尹洪斌等[49]關于太湖沉積物的相關研究結果類似,巢湖沉積物中的鐵可能也是主要以與鐵的氧化物/氫氧化物結合的形式存在.部分層位P, Fe和S呈現明顯的相互作用關系.S3點位沉積剖面7cm處沉積物中Fe(Ⅱ)和AVS呈同步升高表明同時發生了鐵和硫酸鹽還原過程,指示該層位沉積物較強的還原環境;而Fe/Al-P并沒有呈現相應地降低,反而出現上升,這主要與巢湖沉積物具有顯著高的Fe/P比值有關,過量的Fe會抑制沉積物磷的釋放,這與孫清清等[50]在研究阿哈水庫沉積物P, Fe和S分布特征相似.

3 結論

3.1 巢湖S3點位柱狀沉積物TP自21cm向上開始增加顯示西半湖區自1960s開始受人類活動影響逐步明顯;Ca-P自23cm向上逐步增加,提前于Fe/Al-P的增加,指示陸源徑流輸入增加早于城市污水排放輸入.

3.2 巢湖S3點位柱狀沉積物LOI和pH值在15～0cm協同升高,而它們在S7點位柱狀沉積物的29～7cm呈整體相反趨勢,指示西半湖S3點位pH值受藻類光合作用影響較大而東半湖S7點位pH值主要受有機質降解影響.

3.3 巢湖沉積物中與P, S結合的Fe占比很小;沉積物中還原性無機硫以AVS為主,高有機質含量、低元素硫和還原條件降低了AVS向CRS的轉化.

3.4 巢湖沉積剖面部分層位P, Fe和S相互作用關系明顯,顯著高的Fe/P比值抑制沉積物磷的釋放.

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Fractions of phosphorus, iron and sulfur in lake sediments of Chaohu and its implication for environmental changes.

CHEN Xi, NING Cheng-wu,WANG Jie,HUANG Tao*, SUN Qing-ye

(Anhui Province Key Laboratory of Wetland Ecosystem Protection and Restoration, School of Resources and Environmental Engineering, Anhui University, Hefei 230601, China)., 2021,41(6)：2853～2861

Fractions of phosphorus, iron and sulfur in the surface sediments and two sediment profiles from Chaohu lake were analyzed to study their implication for the spatio-temporal environmental changes. Sedimentary records of total phosphorus (TP) in S3 sediment profile indicated an increasing pollution inputs from anthropogenic activities in the western lake since 1960s. The increase of watershed terrestrial runoff inputs indicated by calcium-bound phosphorus (Ca-P) was earlier than the domestic sewage inputs indicated by iron/aluminum-bound phosphorus (Fe/Al-P) in sediments. The synchronous increasing of organic matter and pH in the layer of 15～0cm in S3 sediment indicated an increasing lake primary productivity as well as the intensity of photosynthesis. Fractions of phosphorus in S7 profile, however, indicated different environmental changes in eastern lake. Fe(II) was the main fraction of total active iron in Chaohu lake sediments; the ratios of Fe(III)/Fe(II) in S3 and S7 profiles show an synchronous trend with Fe(III), indicating that the change of Fe(III)/Fe(II) was driven by Fe(III). Ratios of Fe(III)/Fe(II) indicated a weak oxidation condition for the upper sediment layer and reduction for the down layer in both of the S3 and S7 profiles. Acid volatile sulfur (AVS) was the main form of the reduced inorganic sulfur (RIS) in Chaohu lake sediments. High organic matter, low elemental sulfur and strong reducing condition in Chaohu lake sediments restricted the transformations of AVS to pyrite sulfur (CRS). The P- and S-bound iron proportioned only a very small part for the total iron in the sediments of Chaohu lake. The high ratios of Fe/P and Fe/S in the sediments of Chaohu lake weakened the release of internal phosphorus, and thus the correlation of P, Fe and S was insignificant on the whole.

phosphorus fractions；active iron；reduced inorganic sulfur；sediment；eutrophication

X524

A

1000-6923(2021)06-2853-09

陳 茜(1995-),女,安徽懷寧人,安徽大學碩士研究生,從事生態工程與環境修復技術研究.

2020-11-18

安徽省高校自然科學研究重點項目(KJ2019A0042);國家自然科學基金資助項目(41476165)

* 責任作者, 副教授, huangt@ahu.edu.cn