太湖藍藻聚集區沉積物硫形態的時空變異特征

朱瑾燦 ,吳雨琛 ,尹洪斌 (1.中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環境國家重點實驗室,江蘇 南京210008；2.中國科學院大學,北京 100049；.江南大學食品學院,江蘇 無錫 214122)

“黑水團”又稱湖泛,是由于藍藻大量堆積,在較高的溫度和一定水平的風浪擾動下,藻類聚集、腐爛、沉降,厭氧微生物和底泥相互作用引起的[1].近幾年來,太湖、巢湖、滇池等富營養化湖泊均頻繁的出現過黑水團事件.在黑水團發生過程中,水體變黑且伴隨著刺激性異味,對城市環境造成嚴重的影響,不僅損害城市容貌,影響周邊居民的生活環境,危害人體健康,還會破壞復雜的湖泊生態系統,污染水源,加劇水資源的危機,引起人們對“黑水團”問題的廣泛關注.

為應對“黑水團”現象引發的環境問題,相關學者已進行了初步的研究探討.通過實時監測太湖近年來發生的湖泛現象[2],發現湖泛產生的主要原因有湖體內藻類死亡、污染負荷增大、氣象變化[3]等因素.對美國一發生黑臭的湖泊進行研究[4],認為還原態硫(S2-)和鐵(Fe2+)生成的鐵硫化物是造成湖水變黑的主要原因.湖泛發生時的主要致臭物質是揮發性硫化物(VSC),例如硫化氫(H2S)、甲硫醇(MeSH)、二甲基三硫醚(DMTS)等,且通過一系列監測結果表明,這些致臭物質中以有機硫化物為主[5](VOCs).可見,硫作為沉積物-水界面的敏感性元素,當界面處氧化還原條件改變時,不同形態的硫化物之間相互轉化,與黑水團形成過程中的黑臭現象密切相關.

一系列室內模擬實驗表明, 湖泛的發生是底泥與藍藻共同作用的結果[6].湖泛發生所必須的鐵硫主要來源于底泥,底泥中有機碳和鐵含量會影響還原性無機硫的形成[7-8].藍藻聚集是湖泛發生的主要誘因[9],藻類爆發時沉積物內鐵硫等敏感元素會從原有高價態還原為低價態,并通過間隙水向上覆水體中釋放,其中間隙水內二價硫最高可到達未加藻處理的56倍[1],同時產生大量的揮發性有機硫化物[10].但就目前而言,關于藍藻水華堆積對沉積物內各種形態硫時空變化的影響研究較少,尤其是黑水區沉積物內硫形態組分的變化鮮有涉及.

沉積物中硫元素以復雜的有機和無機形式存在,無機硫主要由酸可揮發性硫(AVS)、黃鐵礦硫(Pyrite-S)、單質硫(ES)和 SO42-組成,有機硫組成復雜,主要是酯硫和碳基硫[11].硫形態分析技術一直在不斷地發展和完善,目前國內外研究者普遍接受并使用化學連續提取法[12],依次提取沉積物中 AVS、Pyrite-S、ES、富里酸硫、腐殖酸硫等硫形態.化學分級法可以獲得不同硫形態的定量信息,但由于有機硫具有多樣性和復雜性,只能粗略計算有機硫中腐殖質硫的含量,沉積物中還會殘留一部分不能被堿溶液提取的有機硫,與實際有機硫含量存在一定誤差,且不能提供有機硫的化學組成及氧化態的信息.同步輻射X射線近邊吸收結構(XANES)可以同時分析樣品中各種硫價態的相對含量,靈敏度高,可以做到對樣品的無損分析[13],近些年來得到廣泛的應用.

本研究根據近幾年來太湖藍藻爆發的水域,以太湖藍藻聚集區(聚藻區)和非聚藻區為研究對象,并在區域內各選擇一處采樣點,通過對研究區域進行季節性采樣,結合使用微電極分析技術、硫形態連續提取技術以及 XANES分析技術,對沉積物中微界面環境、硫化學結合態以及分子結合態進行分析提取,定量測定沉積物中各種還原性硫含量,分析硫形態組分的變化特征與規律,揭示藍藻聚集對沉積物中硫元素轉化的影響,為進一步揭示黑水團現象發生的機理提供理論依據.

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理樣品

本文以竺山灣為聚藻區研究對象.竺山灣是太湖北部的一個典型聚藻區,每年藍藻爆發季節均有大量藻類聚集[14].選擇太湖焦山區域為非聚藻區,該區域位于太湖湖心,污染相對較少,藍藻聚集現象發生概率較小.于2014年4月和8月[15]分別在竺山灣(31°18′26″N;119°57′1″E)和焦山(31°16′37″N;120°8′1″E)使用重力采樣器(Rigio,Japan)各采集柱狀沉積物樣品 3根.樣品采集后于 4℃保存并運回實驗室.按 0～2,2～4,4～6,6～8,8～10,10～15,15～20,20～25cm 間隙對沉積物進行分層,分層后的樣品置于4℃冰箱中保存待分析.

1.2 沉積物微界面環境以及硫形態提取

在沉積物采集后 4h內,采用微電極系統(MM-METER,Unisense),以 100μm 為步長,選取外徑為25μm的Eh和pH電極,測定采樣柱內沉積物-水界面處的Eh和pH值.沉積物Fe2+的含量采用厭氧草酸法提取,通過 Ferrozine 比色法測定[16].向提取的上清液中加入 10%的鹽酸羥胺溶液,可將 Fe3+還原為 Fe2+,Ferrozine 比色后可得TFe的含量,Fe3+的含量則取TFe與Fe2+的差值.

通過冷擴散法[17]對沉積物中還原性無機硫(RIS)進行分析,采用3步法逐步將各個形態的還原性無機硫(RIS)轉化為硫化鋅沉淀,再通過用亞甲基蘭比色法測定,可分別得到單質硫(ES)、酸可揮發性硫(AVS)和黃鐵礦硫(Pyrite-S)的含量,對這3種硫的提取效率均可達到95%以上[17].

沉積物有機硫在3步提取去除AVS、ES及硫酸鹽后,通過0.1mol/L NaOH提取,堿提取有機硫也稱為腐殖質硫.腐殖質硫是沉積物中總有機硫的主要存在形式[12],因此被認為可近似代表沉積物中總有機硫的含量.將濾液酸化并靜置沉淀,所得的沉淀為腐殖酸硫(HS),濾液為富里酸硫(FS).腐殖酸沉淀烘干、研磨后加入艾氏卡試劑煅燒,將有機硫轉化為 SO42-;富里酸清液用30%H2O2氧化轉化為 SO42-,將 SO42-沉淀為BaSO4,用重量法測定腐殖酸硫 HS和富里酸硫FS的含量[11].

1.3 沉積物內硫形態同步輻射分析(XANES)

將從太湖聚藻區和非聚藻區取回的柱狀沉積物按上述間距分層,分層后的沉積物樣品放入密封的塑料袋中,冷凍干燥后取出,研磨并過 100目篩,在北京同步輻射裝置 4B7A中能站采用熒光模式采集硫的K邊XANES譜.試驗時同步輻射儲能環能量2.5GeV,電流強度為80～180mA,采用 Si(Ⅲ)平面雙晶單色器獲得 X射線.試驗選取硫化亞鐵(FeS)、黃鐵礦(FeS2)、硫片(S)、蛋氨酸、L-半胱氨酸、亞硫酸鈉(Na2SO3)、硫酸鈉(Na2SO4)作為標樣.圖1為標樣化合物中硫的K邊XANES圖譜,作為識別底泥樣品中不同形態硫化合物的依據.用Athena軟件對硫的K邊XANES譜進行背景扣除和歸一化,并對圖譜進行擬合分析得到硫的形態和相對含量.

圖1 標樣硫的K邊XANES圖譜Fig.1 Sulfur K-edge spectra of sulfur standard compounds

1.4 數據質量與分析方法

本文使用 SPSS19.0對數據進行統計分析,利用皮爾遜相關系數分析各變量之間的相關性,采用獨立樣本 T檢驗分析兩組數據之間的差異顯著性.繪圖制作使用Origin8.5,在繪制的垂直剖面圖中,0cm處為水泥界面,以負值代表上覆水的距離,正值代表沉積物的深度.

2 結果與討論

2.1 聚藻區沉積物中Eh、pH值的變化

圖2是非聚藻區和聚藻區4月、8月表層沉積物的Eh、pH值.沉積物內Eh值隨著深度的增加而下降,除了非聚藻區4月份外, Eh值均開始時變化緩慢,到達1.25cm處Eh值顯著降低.非聚藻區4月表層沉積物的Eh值大于400mV,明顯高于聚藻區4月份的Eh水平.聚藻區8月水土界面處的Eh值為406.79mV,隨著沉積物深度增加到2cm,Eh值也隨著降低為137.29mV.而非聚藻區8月表層沉積物的Eh值范圍為302.16～443.86mV. Eh值表征著沉積物的氧化還原性,是評價沉積環境良好的重要指標.沉積物內Fe、S等多價態元素的轉化與Eh值的高低密切相關[18-19].

與非聚藻區相比,聚藻區 Eh值明顯偏低(P＜0.01).藍藻爆發會大量消耗沉積物內溶氧,沉積物內還原性物質增多,使得聚藻區沉積物 Eh值降低.4月份時聚藻區 Eh值低于非聚藻區,說明聚藻區由于多次爆發藍藻,使得沉積物中有機質含量增加,有機質的降解使得沉積物內 Eh值常年較低.

有研究表明,當Eh＜100mV時,才會發生硫酸鹽還原作用[20].聚藻區表層沉積物的Eh值不利于SO42-還原所需的 Eh值,但相比非聚藻區還原性增強,且隨著深度的增加,會加強沉積物內的還原性環境,從而使得以硫酸鹽還原菌(SRB)為代表的微生物更趨向于利用 SO42-作為電子受體,SO42-的還原作用更強[21].

圖2c、d是兩處表層沉積物的pH值,聚藻區和非聚藻區的pH剖面圖相似,從沉積物-水界面處隨著深度增加pH值減小,在0.75cm左右達到最小值.從沉積物深度0.75cm處往下pH開始上升,這是因為在水土表面附近沉積物中有機質會降解產生 CO2,同時產生小分子酸,使得 pH值降低,隨后由于與有機物和硫氧化物耦合的鐵錳氧化物還原性溶解,pH值升高[22],但 8月聚藻區的pH值在1.25cm處又出現下降趨勢.

圖2 聚藻區和非聚藻區4、8月表層沉積物的Eh、pH值Fig.2 Eh、pH of surface sediments of algae accumulation and non algae accumulation zones in April and August

2.2 聚藻區沉積物中鐵形態的變化

沉積物中Fe的形態與致黑物質FeS的形成有密切關系,Fe2+與 Fe3+之間的溶解平衡受沉積物內氧化還原條件的影響.用草酸提取的鐵主要包括無定形態鐵(FeS、FeS2、FeCO3、Fe3O4)及弱結晶態鐵氧化物(Fe3+)[23].非聚藻區和聚藻區Fe2+含量季節性變化不明顯(圖3),但聚藻區 Fe2+含量是非聚藻區的1.3倍(P＜0.05).這主要是因為聚藻區外源性污染的排入以及藍藻聚集引起沉積物內還原性增強,Fe3+會還原形成 Fe2+.非聚藻區4月和8月Fe3+含量變化不大,都在7mg/g左右.聚藻區4月Fe3+濃度范圍為8.98 ～ 10.93mg/g,但 8月時 Fe3+含量增加了近一倍.這是因為藻類的大量聚集形成一個強還原環境,沉積物中 Fe2+會誘導弱結晶態 Fe3+氧化物轉化為無定形態鐵,使可被草酸提取的 Fe3+氧化物含量大大增加.另外,馮紫艷等[21]研究發現,隨藍藻的聚集沉降,鐵還原細菌的密度也會逐漸降低,Fe3+向 Fe2+轉化的能力也隨之減弱.

圖3 聚藻區和非聚藻區4、8月沉積物內Fe2+、Fe3+含量剖面Fig.3 Profiles of Fe2+、Fe3+ content in sediments of algae accumulation and non algae accumulation zones in April and August

2.3 聚藻區沉積物中有機碳含量的變化特征

圖4d為聚藻區和非聚藻區4、8月沉積物內有機碳含量剖面圖.實驗結果表明,沉積物內有機碳含量隨著深度增加逐漸減少,變化范圍均在 1.8%～3.4%之間.4～8月非聚藻區沉積物內有機碳平均含量相對減少了 17.4%,聚藻區增加了11.68%.這主要是非聚藻區9月溫度增加帶來了有機碳降解增多,但短短幾個月有機碳不可能降解了17%左右,可能是4、8月采樣的地點之間存在一定的偏差.聚藻區8月由于藍藻的聚集死亡沉降,補充了大量的有機碳源,有機碳含量反而上升,聚藻區有機碳含量剖面圖相對非聚藻區更為平滑,這是因為聚藻區內有機質主要來源于沉降堆積到沉積物表面的藍藻逐漸向沉積物深處滲透.

圖4 聚藻區和非聚藻區4、8月沉積物內AVS、Pyrite-S、ES、有機碳濃度剖面Fig.4 Profiles of reduced inorgainc sulfur, organic carbon content in sediments of algae accumulation and non algae accumulation zones in April and August

2.4 聚藻區沉積物中無機硫形態變化

酸可揮發性硫(AVS)是同一類型復雜硫化物的混合物,但并不等同于FeS,分別包括FeS晶簇、四方硫鐵礦(Fe3S4)、馬基諾礦等[24].由于AVS的組成主要是鐵硫化物,易受環境中氧化還原條件的影響[25],是沉積物中鐵硫元素遷移轉化的重要指標.圖4a是非聚藻區和聚藻區4、8月不同深度沉積物中AVS的含量分布,聚藻區的AVS濃度與非聚藻區差異顯著(P＜0.01).在沉積物表層處AVS的濃度都比較低,這是由于表層沉積物處Eh值較高,且常有生物擾動和底泥再懸浮現象,AVS難以大量累積.隨著深度增加,AVS含量逐漸增加,到達10cm左右時,由于SO42-的滲透深度有限,可被還原的 SO42-含量減少,或可能是活性有機質的含量降低,FeS向FeS2轉化率也增加[26],AVS含量也隨之減少.非聚藻區8月AVS濃度與4月相比略低,主要因為8月溫度升高,水體內溶氧減少,沉積物的還原性增加,低 Eh的環境條件會更利于AVS向Pyrite-S轉化,由于非聚藻區屬于非污染區,沒有外界硫源污染, AVS的前體SO42-濃度有一定的限制,同時AVS向Pyrite-S轉化的速率增快,所以非聚藻區8月AVS含量表現的比4月份略低.聚藻區的 AVS平均濃度與非聚藻區的12.73倍,這是由于聚藻區藍藻聚集形成的厭氧環境,導致硫還原細菌(SRB)大量繁殖,還原SO42-還原形成HS-,更容易形成酸可揮發性硫.

黃鐵礦(FeS2)是沉積物中最穩定的鐵硫化合物,是還原性環境中鐵硫的最終積累形式和保存形態[27].沉積物內 Pyrite-S的變化如圖4b所示.4～8月,非聚藻區沉積物中 Pyrite-S含量增加了10.62%,但聚藻區沉積物內Pyrite-S含量減少了4.89%.Pyrite-S的垂直分布與AVS的濃度剖面圖相似,均表現為先增加后降低,且聚藻區4、8月Pyrite-S峰值出現的深度與AVS峰值出現的深度相同,這說明沉積物中FeS是黃鐵礦形成的主要前體.為了更好的評價AVS向Pyrite-S轉化的效率,通過計算出沉積物中AVS與Pyrite-S的比值.Gagnon 等[28]認為,當 AVS/Pyrite-S＜0.3時,AVS可以有效的向Pyrite-S轉化.圖5a為沉積物樣品中AVS/Pyrite-S的比值分布.通過圖5a可知,非聚藻區4、8月沉積物中的AVS/Pyrite-S均小于 0.3,證明了非聚藻區的 AVS可以有效的轉變為 Pyrite-S,但由于 8月溫度升高形成的低還原環境,AVS向Pyrite-S轉化的效率增強,所以非聚藻區8月相對4月Pyrite-S含量增加,AVS含量減少.圖5a中聚藻區8月的AVS/Pyrite-S比值大于聚藻區4月,接近0.3或大于0.3,說明聚藻區8月AVS向Pyrite-S的轉化效率不高,導致聚藻區4～ 8月Pyrite-S含量減少了4.89%,這可能是ES的含量限制了AVS向Pyrite-S轉化.

聚藻區和非聚藻區沉積物內 ES濃度都在1mg/kg左右,聚藻區4月的ES濃度值最大,同一區域4月的ES濃度相對8月份偏高.圖5b是單質硫占總還原性無機硫的比例,ES含量較低,所占比例均不大于4%.ES主要是沉積物內硫化物被 O2、NO3、Fe3+、Mn4+等氧化劑不完全氧化而生成[29].非聚藻區4月ES所占比例最高,這是因為非聚藻區未受污染,沉積物內 Eh值和氧化劑含量(O2)高,O2、Fe3+等氧化劑氧化硫化物生成的ES相對較多.根據表1相關性分析,說明單質硫是黃鐵礦形成的重要的中間態硫,沉積物內的FeS可以與單質硫(S0)反應,生成更穩定的黃鐵礦硫(FeS2),聚藻區8月的ES/RIS比值最低,會使沉積物內 AVS向 Pyrite-S的轉化受到抑制,解釋了上文中聚藻區8月Pyrite-S濃度相對聚藻區4月減少.

圖5 非聚藻區和聚藻區4、8月不同深度AVS與Pyrite-S比值及ES占無機硫的比例Fig.5 Values of AVS/Pyrite-S,ES/RIS in sediments of algae accumulation and non algae accumulation zones in April and August

圖6 XANES測定聚藻區和非聚藻區4、8月沉積物內FeS、FeS2、ES的百分比含量Fig.6 Percentage of FeS, FeS2, ES in sediments of algae accumulation and non algae accumulation zones in April and August by XANES

圖7 XANES測定非聚藻區、聚藻區4、8月沉積物內SO42-的百分比含量Fig.7 Percentage of SO42- in sediments of algal-loaded and non algal-loaded zones in April and August

S-XANES分析結果表明(圖6),聚藻區沉積物內FeS、FeS2和ES的平均百分比含量明顯高于非聚藻區(P＜0.01).從沉積物深度 10cm 處往下,FeS的百分比含量逐漸升高,非聚藻區4月時FeS的百分比含量趨于零,到 8月時大幅增加,聚藻區4～ 8月時沉積物內FeS的百分比含量變化不大.但經化學提取法測得AVS濃度從10cm處逐漸下降,且非聚藻區8月AVS濃度與4月相比略低,結合 2種方法分析表明,由于沉積物深處的強還原性環境,相比于其他類型的 AVS,SO42-會優先被還原形成 FeS,甚至其他形態的AVS轉化為FeS,更有利于AVS向Pyrite-S的轉化.4～8月非聚藻區和聚藻區FeS2的平均百分比含量都增加了近1.5倍,但圖4b中聚藻區沉積物內Pyrite-S含量減少了4.89%,這可能是聚藻形成的厭氧環境中,SO42-還原形成的 H2S氣體會向上覆水遷移并逸散到空氣中,導致聚藻區8月時沉積物中硫總量減少,FeS2的百分比含量會有一定的增加.非聚藻區8月ES的平均百分比含量最少,只有3.29%,聚藻區4月ES的平均百分比含量最高,可達到 18.02%.隨著深度增加,沉積物內 ES的百分比含量均先增加后降低.雖然經這兩種方法獲得的硫定量數據具有一定的差異,但所反映的藍藻聚集時沉積物中各種無機硫形態組成及變化趨勢總體上較為一致,在藍藻聚集形成的還原性環境中,沉積物中硫酸鹽還原生成酸可揮發性硫、黃鐵礦硫等還原性硫化物.

除了還原性無機硫外,還有氧化性無機硫SO42-.圖7是經 XANES分析得到的 SO42-百分比濃度.正常的太湖非聚藻區 SO42-濃度可達總硫50%,8月時非聚藻區因為溫度升高溶氧減少引起了 SO42-的部分還原, SO42-濃度略有降低.聚藻區4月SO42-因為長期的外源污染處于較高的水平,8月時 SO42-濃度有了明顯的下降,這是藍藻生長需要從環境中吸收大量的 SO42-營養鹽,或是藍藻沉降后引起的還原環境,硫還原細菌(SRB)會大量繁殖并利用 SO42-生成酸可揮發性硫.

2.5 聚藻區沉積物中有機硫變化研究

圖8為沉積物內富里酸硫(FS)和腐殖質硫(FS+HS)濃度剖面圖,聚藻區沉積物內腐殖質硫(FS+HS)含量與非聚藻區差異顯著(P＜0.01).腐殖質硫在深度上表現為先降低后增加,在 10～25cm處濃度幾乎沒有變化.FS的濃度范圍為131.37～1041.38mg/kg,總腐殖質硫(FS+HS)的濃度范圍大致為 273.15～1849.12mg/kg.可以看出,沉積物中 FS的濃度遠高于腐殖酸硫(HS),腐殖質硫(FS+HS)的濃度主要由富里酸硫(FS)的濃度決定.聚藻區沉積物內腐殖質硫(FS+HS)的平均含量是非聚藻區的 1.53倍.這是由于聚藻區多次發生藍藻聚集,藍藻殘體沉降輸入沉積物內,使聚藻區的有機硫含量大大增加.4～8月非聚藻區和聚藻區沉積物內腐殖質硫(FS+HS)各層平均含量均增加,非聚藻區增加了 16.99%,聚藻區增加了 27.38%.這主要是溫度上升導致生物繁殖速度加快,聚藻區由于藍藻的聚集沉降補充了有機硫,使沉積物內腐殖質硫(FS+HS)含量增加的更快.

圖9是XANES測得的沉積物內3種有機硫百分比含量,硫醚、硫醇和磺酸鹽.其中硫醚和硫醇是還原性有機硫,磺酸鹽是氧化性有機硫.非聚藻區和聚藻區沉積物 4月時硫醚的相對含量都較低,8月時均明顯增高.硫醇和磺酸鹽的相對含量在 10～25cm 處都變化不大.在非聚藻區 4、8月和聚藻區 4月的沉積物中,硫醇的相對含量都較接近,大約在15%左右,聚藻區8月沉積物表層處硫醇含量可達到38%.除了非聚藻區4月磺酸鹽相對含量達到30%,非聚藻區4月和聚藻區4、8月磺酸鹽相對含量都在 12%左右.因此,非聚藻區 4月沉積物內硫醚相對含量較低,硫醇和磺酸鹽是有機硫的主要組分.非聚藻區4～ 8月時,沉積物內硫醇含量大致不變,但硫醚含量大量增加,磺酸鹽相對含量減少,這可能是溶氧降低引起有機質的硫化作用.聚藻區由于多次爆發過藍藻,4月時雖無藍藻爆發,但相對非聚藻區沉積物內磺酸鹽的含量較低,硫醇含量較高.聚藻區8月沉積物表層 2～6cm處硫醚和硫醇的相對含量均高于非聚藻區,并隨著深度增加逐漸降低,但是磺酸鹽含量相比于非聚藻區較低.說明藍藻聚集沉降在沉積物表面,會使表層沉積物的有機硫含量增加,并以還原態硫化物為主.

圖8 聚藻區和非聚藻區4、8月沉積物內FS、HS+FS濃度剖面Fig.8 Profiles of FS,FS+HS in sediments of algae accumulation and non algae accumulation zones in April and August

圖9 XANES測定聚藻區和非聚藻區4、8月沉積物內硫醇、硫醚、磺酸鹽的百分比含量Fig.9 Percentage of mercaptan,thioether,sulfonate in sediments of algae accumulation and non algae accumulation zones in April and August

2.6 藍藻聚集過程中硫指標相關性分析

為了進一步說明太湖發生藻類聚集時硫不同形態之間的相互關系,對聚藻區8月的S、Fe、有機碳進行了相關性分析.根據相關性分析結果(表1).Pyrite-S與 AVS、ES呈極顯著正相關(P＜0.01),說明Pyrite-S的形成與AVS和ES密切相關,在發生藍藻聚集時,由于藻類繁殖與降解形成的強還原環境,AVS作為黃鐵礦生成的主要前體,ES作為轉化所必須的中間反應物,形成還原環境中還原性鐵硫的最終積累形式黃鐵礦.有機碳與腐殖質硫(FS+HS)之間呈極顯著正相關(P＜0.01),還與腐殖酸硫(FS)呈顯著相關性(P＜0.05),說明聚藻區內沉積物中有機碳與有機硫都主要來源于藍藻死亡沉降.

表1 聚藻區8月藍藻聚集過程中各指標相關性分析Table 1 Correlation analysis of each index in sediments of algae accumulation zones in August

3 結論

3.1 湖泊內藍藻大量聚集時,表層沉積物的 Eh值顯著降低,硫酸鹽還原生成酸可揮發性硫、黃鐵礦硫等還原性硫化物,聚藻區的AVS、Pyrite-S平均濃度分別是非聚藻區的12.73、4.16倍,FeS、FeS2百分比含量也明顯高于非聚藻區.由于外源性污染和藍藻聚集,聚藻區 Fe2+含量是非聚藻區的1.3倍,致黑物質FeS的大量形成,使湖泊水體環境急劇惡化,出現黑水團現象.

3.2 藍藻聚集沉降到沉積物表面,會帶來大量有機碳和有機硫,導致聚藻區的腐殖質硫平均含量是非聚藻區的1.53倍.沉積物中硫醇、硫醚等還原態有機硫含量增加,加劇水體黑臭的發生.

3.3 聚藻區多次爆發藍藻,在4月藍藻爆發之前沉積物內部仍處于弱還原環境,使沉積物內還原性硫化物含量常年較高,這對湖泊水體生態造成了嚴重的危害.

3.4 因此,在湖泊水體黑臭事件中,應加大對聚藻區沉積物的治理,改善沉積物內黑臭厭氧環境,對沉積物中的還原性硫組分進行有效控制.

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