硫酸鹽對淡水養殖池塘水柱和底泥性質的影響

摘要：研究不同濃度硫酸鹽對養殖池塘水柱和底泥的影響，對控制養殖池塘水質、減少污染物排放具有重要意義。利用從養殖池塘采集的底泥和水構建了試驗系統，研究了0（無添加，對照組）、30（T1處理組）、150（T2處理組）、500 mg/L（T3處理組）硫酸鹽加入后水柱和不同分層底泥的變化。結果表明：（1）試驗開始后，對照組水柱SO42-濃度相比試驗前出現顯著升高，且不同時間樣品間SO42-濃度均存在顯著差異，考慮到試驗前試驗系統未完全避光，可能存在藻類對SO42-的吸收，提示養殖池塘中SO42-的重要作用可能被藻類掩蔽；（2）T3處理組鹽度和pH相比對照組均出現顯著變化（Plt;0.05），說明高濃度SO42-引起了養殖池塘水體鹽度和pH的顯著改變；（3）相比對照組，處理組水柱和不同分層底泥C/N、TOC、NH4+、NO3-、NO2-濃度發生了顯著變化（Plt;0.05），說明SO42-可引起養殖池塘底泥有機質分解和氮循環過程的明顯改變；（4）相比對照組，T2和T3處理組水柱-底泥界面NO3-、NO2-和NH4+擴散通量出現明顯降低，并且其降低程度與SO42-濃度成正比，提示SO42-可能對底泥-水柱界面NO3-、NO2-和NH4+擴散通量造成影響。

關鍵詞：水產養殖；有機質；氮循環；孔隙水；擴散通量；硫酸鹽

中圖分類號：X524 " " " "文獻標志碼：A " " " "文章編號：1674-3075（2024）06-0097-10

池塘養殖作為我國最主要的淡水養殖方式，占我國淡水養殖總面積的一半以上（農業農村部漁業漁政管理局等，2021），對保證我國乃至世界水產品供應發揮著重要的作用。然而，目前我國池塘養殖仍然采用比較粗放的方式，過量投餌造成了池塘底泥有機物大量積累（Dai et al，2022），這些有機物在微生物的分解下最終進入水體，污染養殖環境，并在排放時對周邊水體造成污染。Wang等（2020）基于養殖水體的氮、磷排放，推導出中國水產養殖營養物總排放量已與牲畜養殖相當，占淡水環境總營養物輸入的20%以上。因此，開展養殖池塘水體營養物轉化動態研究，進而控制池塘水體營養物水平，對保證我國淡水養殖健康可持續發展和保護我國淡水生態環境都具有重要的意義。

在依賴投餌的高密度養殖系統中，過量有機物輸入除會引起氮、磷等元素的富集外，還會造成沉積物硫的大量積累。養殖環境中硫的存在形態包括含硫蛋白、SO42-、S2-、HS-、H2S等，各形態之間在一定條件下可相互轉化。在氧氣充足條件下，SO42-是主要的存在形態，但當氧氣缺乏時，SO42-可被還原為硫化物，對水體生態系統造成重大影響。大量研究發現，硫的氧化還原過程對碳、氮、磷等物質轉化均具有重要的影響。例如，硫酸鹽還原氧化過程對低氧、高有機碳環境下的有機質分解和氮素轉化具有重要貢獻（Canfield et al，2010；Martins et al，2017）。過高的硫酸鹽濃度還會引起沉積物磷的釋放，并使水質惡化（袁探等，2012a；Chen et al，2016）。然而，目前養殖水體研究大多只關注碳、氮、磷等物質循環動態，關于硫酸鹽對養殖池塘水體環境的影響研究較少。

近年來，在我國淡水水體中不斷檢測到高濃度的SO42-，例如，在太湖水體中檢測到96 mg/L濃度的SO42-（趙健等，2019），而Zhang等（2020）在池塘底泥孔隙水中檢測到高達2.8 mmol/L（約268.8 mg/L）的SO42-濃度。我國養殖池塘水體和底泥普遍存在硫污染，成為制約我國水產養殖業進一步發展的關鍵因素（鄒松保等，2022）。在養殖池塘中，由于有機質分解和微生物生長大量消耗氧氣，池塘底泥常常處于厭氧狀態（Dai et al，2018）。因此，硫酸鹽易于在池塘底泥表層被還原，引起表層底泥發黑發臭，但當還原性硫化物進入上層富氧水體中時，又很容易被氧化為SO42-。硫酸鹽的還原氧化過程勢必對養殖池塘水柱和底泥造成影響。本研究通過構建不同濃度硫酸鹽的試驗系統，研究不同濃度硫酸鹽對養殖池塘水柱和底泥的影響，以期分析不同硫負荷下養殖池塘水體營養物的動態規律。研究結果對于控制養殖池塘水質、確保養殖產量和減少污染物排放可能具有重要的意義。

1 " 材料與方法

1.1 " 試驗系統構建

采樣池塘位于湖北省荊州市長江水產研究所試驗基地，為主養草魚池塘，池塘面積約0.5 hm2，放養幼魚規格約0.5 kg/尾，年產量約24 000 kg/hm2，采樣池塘近5年無清淤。2020年10月21日沿池塘不同地方采集底泥，將底泥樣品過篩并去除雜物和底棲生物后，混勻，放入一系列有機玻璃管（直徑90 mm，長500 mm）中，至底泥厚度為20 cm。將采集的池塘水緩慢加入到底泥表面，使水深為25 cm，制成試驗系統。將試驗系統在室溫下預孵育約6周，使底泥和水之間的物質交換趨于穩定。隨后將這些系統隨機分成4組，向每組系統中加入Na2SO4溶液，水柱中加入的SO42-終濃度分別約為0（對照組，無添加）、30（T1處理組）、150（T2處理組）、500 mg/L（T3處理組）。這些濃度的選擇是基于實際池塘中可能存在的SO42-濃度，另外還設置了高濃度組（500 mg/L）以分析較高SO42-濃度下的規律。將試驗系統在避光條件下，于30°C培養箱中連續孵育。

1.2 " 樣品采集和分析

分別在加入硫酸鹽前（當天）、加入硫酸鹽后第10（D10）、30（D30）、50（D50）和90天（D90）采集水體和底泥樣品。采樣為破壞性采樣，每次采樣取出一個有機玻璃管，小心汲取出上部水樣用于水質分析。汲取水后將柱子中底泥小心轉移到干凈白瓷盤中，將底泥從表層至底層分為4層，具體為（0，4] cm層、（4，8] cm層、（8，12] cm層和（12，16] cm層，并分別取樣。采集的水樣在當天進行測試分析，采集的泥樣分成2份，1份于室內通風處風干，1份置于4°C冰箱并盡快進行分析。每個試驗組分別取3個有機玻璃管進行分析，剩余的有機玻璃管留在培養箱中繼續孵育至下次樣品采集。

水柱溫度、pH、溶解氧（DO）、電導率、氧化還原電位（ORP）和鹽度采用便攜式水質多參儀（美國In-Situ Inc.）和ORP電極（Mettler Toledo）進行分析。水柱總氮（TN）、硝酸鹽氮（NO3-）、亞硝酸鹽氮（NO2-）濃度和高錳酸鹽指數（CODMn）根據標準水質分析方法進行分析（國家環境保護總局，2002）。水中硫酸鹽的測定基于明膠-氯化鋇方法（Tabatabai，1974）進行。分析時，將氯化鋇-明膠試劑用0.5 mol/L鹽酸溶液以1：1稀釋（該試劑不穩定，需在測試前制備）。以1：5比例向水樣中加入氯化鋇-明膠試劑，并充分震蕩，于450 nm處測定懸濁液吸光度。

在移除上層水后立即采用ORP電極測定底泥表層氧化還原電位（Eh）。底泥含水率在105°C下烘干過夜后測定。泥樣利用2 mol/L KCl進行提取，經過濾后的澄清濾液用于底泥NH4+、NO3-、NO2-和SO42-的測定，測定方法同水質測定方法。底泥pH采用風干土樣以1：5泥/水（m/v）混合后測定。底泥總有機碳（TOC）采用重鉻酸鉀氧化-分光光度法測定。底泥全氮（TN）采用凱氏法測定。

1.3 " 孔隙水采集與分析

采用高分辨孔隙水采樣器（HR-Peeper，南京智感）采集底泥孔隙水和上覆水。在采樣前48 h，將HR-Peeper采樣器垂直緩慢插入有機玻璃管底泥中，保留采樣小室2～4 cm在上覆水中。采樣為破壞性采樣，采樣的有機玻璃管未用于分層底泥的分析。采樣時，沿垂直方向緩慢取出HR-Peeper采樣器，輕輕沖洗掉表面底泥和污水，用100 μL移液槍小心吸出采樣器小室中的水樣，用于分析。采集的水樣采用微孔板分光光度計（Epoch，Biotek，USA）進行測量。水樣測定方法與上述水質測定方法相同，但試樣和試劑量依比例減少，利用96孔板分別于相應波長下測定孔隙水和上覆水NH4+、NO3-、NO2-和SO42-含量。

1.4 " 總游離硫化物的測定

測定了水中的總游離硫化物（∑H2S）含量，該指標反映了水中的還原性硫含量，包括H2S、HS-、S2-等物質。為防止硫離子被氧化和硫化氫氣體揮發，采集水樣時避免攪動并直接轉入加有NaOH和乙酸鋅-乙酸鈉溶液的采樣瓶中，并盡快用于分析。水中∑H2S含量采用亞甲基藍分光光度法進行測定。

1.5 " 底泥-水柱界面擴散通量的計算

根據文艷等（2021）的方法，基于Fick第一定律計算底泥-水柱界面擴散通量。試驗系統實際測得水溫在24～26°C之間，因此取25°C的理想擴散系數D0進行計算，即D0（NH4+）=19.8×10-6 cm2/s，D0（NO3-）=19.0×10-6 cm2/s，D0（NO2-）=19.1×10-6 cm2/s，D0（SO42-）=10.7×10-6 cm2/s。利用底泥-水柱界面以上2 cm和界面以下2 cm范圍的濃度值進行線性擬合來計算濃度梯度。擴散通量表示為mg/（m2·d），若為正值，表示存在底泥向水柱釋放離子趨勢，反之則表明底泥有從水柱吸附離子趨勢。

1.6 " 數據統計分析

使用IBM SPSS Statistics 26進行不同樣品間數據的統計分析。數據表示為均值±標準差（SD）。利用Levene檢驗進行方差齊性檢驗，并利用Kolmogorov-Smirnov檢驗進行正態性檢驗。采用單因素方差分析（one-way ANOVA）和Tukey檢驗進行統計學比較分析。使用不同的顯著性水平：Plt;0.05、Plt;0.01和Plt;0.001。采用Graphpad Prism 5進行圖形繪制。

2 " 結果與分析

2.1 " 水柱理化指標變化

試驗開始前，水柱各理化指標如表1所示。不同樣品間差異較小，說明系統水質已趨穩定。

試驗開始后，各試驗組水柱SO42-濃度相比試驗前出現顯著升高（Plt;0.001），且隨著試驗進行，不同試驗組SO42-均表現出先升高后降低的趨勢（圖1-a），在第50天（D50）左右達到最高值，且不同時間樣品間SO42-濃度均存在顯著差異（Plt;0.01）。相比試驗前，試驗開始后水柱ORP出現顯著升高（Plt;0.05，圖1-b）。對照組ORP隨時間逐漸升高，至第90天（D90）時，水柱ORP顯著高于其他時間（Plt;0.001），而各處理組水柱ORP隨時間表現出先下降后升高的趨勢（圖1-b），至D90時，各處理組ORP顯著高于其他時間（Plt;0.05）。隨著試驗進行，各試驗組水柱鹽度和CODMn都表現出升高的趨勢，試驗后期（D50和D90）水柱鹽度和CODMn相比試驗前期（D10和D30）顯著升高（Plt;0.05），但各試驗組水柱pH、DO和電導率隨時間變化不顯著。

相比試驗前，試驗開始后各試驗組水柱NH4+濃度出現顯著升高（Plt;0.001），但在整個試驗期間，對照組和處理組T1水柱NH4+隨時間變化不顯著，而處理組T2和T3水柱NH4+濃度隨孵育時間表現出先降低后升高的趨勢（圖2-a），至第90天，NH4+濃度顯著高于其他時間（Plt;0.01）。同樣，對照組和處理組T1水柱NO3-和NO2-濃度隨時間變化不顯著，但T2和T3處理組NO3-和NO2-濃度隨時間出現顯著變化（圖2-b和2-c），試驗后期（D50和D90）NO3-濃度相比試驗前期（D10和D30）出現顯著降低（Plt;0.05），而NO2-濃度出現顯著升高（Plt;0.05）。但各試驗組TN濃度隨時間變化不顯著。

在不同孵育時間，除對照組和T1處理組外，各試驗組水柱SO42-濃度之間均存在顯著差異（Plt;0.001）。相比對照，各孵育時間T3處理組水柱鹽度和電導率均出現了顯著升高（分別為Plt;0.01和Plt;0.05）。在孵育后第10天，T2和T3處理組水柱ORP相比對照和處理組T1出現了顯著升高，但在其他時間差異不顯著。在不同孵育時間，水柱pH隨SO42-濃度增加表現出升高的趨勢，至第90天時，T3處理組pH顯著高于處理組T1（Plt;0.05）。但不同孵育時間各試驗組DO和CODMn無顯著差異。

在孵育后第10天，T1處理組水柱NH4+濃度顯著低于對照組和T2處理組（圖3-a），而其NO3-和NO2-濃度顯著高于其他試驗組（圖3-b和3-c，Plt;0.05），但T2和T3處理組與對照組間差異不顯著。在孵育后第50天，T1處理組水柱NO3-濃度顯著高于T2和T3處理組，且在第90天，T2處理組水柱NO3-和NO2-濃度顯著低于對照組，但其他組間的差異較小。同時，在不同孵育時間，各試驗組水柱間TN濃度差異不顯著。在不同孵育時間，各樣品中均未檢測到總游離硫化物。

2.2 " 底泥和孔隙水理化指標的變化

試驗開始前，在不同分層底泥中均未檢測出SO42-濃度，不同分層底泥各理化指標如表2所示。不同系統底泥各指標間差異較小，說明系統底質已趨穩定。

對照組和處理組T1表層底泥Eh隨時間變化不顯著，但處理組T2和T3表層底泥Eh在第50天時出現顯著降低（Plt;0.05），而在第90天時又恢復至與之前相似水平。同時，在第20天時，觀察到表層底泥出現明顯的黑化層，并且黑化層深度隨硫酸鹽濃度增加而增加（圖4）。但黑化層深度隨孵育時間延長無明顯改變。各試驗組（0，4] cm分層底泥pH隨時間延長都表現出升高的趨勢，試驗后期（D50和D90）底泥pH相比試驗前期（D10和D30）顯著升高（Plt;0.05）。在孵育后第90天，T2處理組（0，4]、（4，8]和（8，12] cm各分層底泥pH相比其他試驗組顯著降低（Plt;0.05），但（12，16] cm分層底泥pH間無顯著差異。

各試驗組（0，4] cm分層底泥SO42-、NO3-和NO2-濃度隨孵育時間變化趨勢較為一致，都表現出先升高后降低的趨勢。對照組（0，4] cm底泥NH4+、TN和TOC濃度隨時間變化不顯著，但處理組隨時間則出現了顯著變化，其中NH4+濃度隨時間表現出升高的趨勢（圖5-a），試驗后期（D50和D90）底泥NH4+濃度相比試驗前期（D10和D30）顯著升高（Plt;0.05），而TN和TOC濃度則出現顯著降低（Plt;0.05，圖5-b和5-c）。同時，對照組（0，4] cm底泥C/N值隨孵育時間逐漸升高，試驗后期（D50和D90）的C/N值相比試驗前期（D10和D30）顯著升高（Plt;0.05），但各處理組C/N值隨時間變化不顯著。在（4，8] cm分層底泥，對照組pH隨孵育時間表現出降低的趨勢，但各處理組底泥pH出現升高趨勢，同時，對照組底泥TN和TOC濃度隨時間變化不顯著，但T1和T2處理組TN和TOC濃度隨時間表現出降低的趨勢。各試驗組其他分層底泥理化指標隨時間變化較為一致。

在孵育后第10天，對照組不同分層底泥SO42-濃度均顯著高于各處理組（Plt;0.05），但在試驗后期，各試驗組SO42-濃度間無顯著差異。在第30天，相比其他試驗組，T3處理組（8，12]和（12，16] cm分層底泥TOC濃度顯著降低，但（0，4]和（4，8] cm底泥TOC差異不顯著。在第30天時，T2和T3處理組（0，4] cm底泥C/N值相比對照組顯著降低（Plt;0.05），并且T3處理組（4，8]、（8，12]和（12，16] cm分層底泥C/N值相比對照組均顯著降低（Plt;0.05）。在孵育后第50天，與其他試驗組相比，T2處理組（0，4]和（4，8] cm底泥NH4+濃度顯著降低（Plt;0.05），T3處理組（0，4] cm底泥NH4+顯著降低（Plt;0.05），但（8，12]和（12，16] cm底泥NH4+濃度差異不顯著。在第90天，相比其他試驗組，T3處理組不同分層底泥TN濃度顯著升高（Plt;0.05），T1處理組（4，8] cm底泥NH4+濃度顯著降低（Plt;0.05），而T2處理組（8，12]和（12，16] cm底泥NH4+濃度顯著降低（Plt;0.05）。

對底泥孔隙水的分析發現，表層底泥（0，4] cm孔隙水與上覆水水質比較接近，但下層底泥與上覆水差異較大，說明底泥物理與生物化學反應過程集中于表層。各試驗組底泥孔隙水NH4+濃度隨時間表現出先降低后升高的趨勢，在第50天時降至最低，在第90天時又升至最高，而孔隙水NO3-則表現出逐漸降低的趨勢。對照組孔隙水NO2-濃度表現出逐漸降低的趨勢，但各處理組孔隙水NO2-濃度在第50天時升至最高。對照組和處理組T1孔隙水SO42-濃度隨時間逐漸升高，但處理組T2和T3孔隙水SO42-濃度在第50天時升至最高，其后又降低。至孵育第50天，T2和T3處理組底泥孔隙水SO42-濃度明顯高于對照組和T1處理組（圖6-a），但其下層底泥（6～15 cm）孔隙水NH4+濃度低于對照組和T1處理組（圖6-b），同時，T2和T3處理組底泥孔隙水NO3-和NO2-濃度明顯低于對照組和T1處理組（圖6-c和6-d）。

2.3 " 底泥-水柱界面擴散通量的變化

各試驗組SO42-擴散通量均為負值，表現出明顯的從水柱向底泥擴散趨勢，其中對照組SO42-擴散通量隨孵育時間表現出先升高后降低的趨勢，在第50天時達到最大，而試驗組SO42-擴散通量隨時間逐漸升高。各試驗組NO3-和NO2-擴散通量也均為負值，表現出先升高后降低的趨勢，至第50天時升至最高，而NH4+擴散通量均為正值，表現出先降低后升高的趨勢，至第50天時降至最低。至第50天時，除處理組T1外，其余處理組SO42-擴散通量相比對照組明顯升高，但各處理組NO3-、NO2-和NH4+擴散通量相比對照均出現降低，且降低幅度與SO42-濃度梯度成正比，即對照組gt;T1gt;T2gt;T3。

3 " 討論

雖然對本研究試驗系統進行了預孵育，但試驗開始后對照組SO42-濃度仍極顯著升高，這可能是由于在預孵育期間試驗系統并未避光，水體中藻類的吸收使得SO42-維持在一定水平。而試驗開始后，避光處理造成藻類死亡，水體中SO42-大量積累。在試驗開始時，觀察到水體明顯呈綠色，而孵育后綠色消失。另外，試驗開始后，對照系統水柱NH4+濃度也出現了極顯著升高，說明藻類對于維持較低濃度的SO42-和NH4+可能具有重要作用。各試驗系統水柱硫酸鹽濃度均隨時間表現出先升高后降低的趨勢，且不同時間樣品間均存在顯著差異，說明硫酸鹽在池塘水體物質循環中的重要作用可能被藻類掩蔽。通過分析避光條件下不同濃度SO42-的影響，將有助于揭示這一系統SO42-的重要功能和作用過程。

3.1 " 硫酸鹽對淡水養殖池塘水柱的影響

雖然處理組T1水柱SO42-濃度相比對照組有所升高，但不同時期的差異并不顯著，這可能是因為試驗系統自身產生的SO42-會掩蓋SO42-濃度的增加，從而表現出對SO42-濃度增加的耐受性。對照組和處理組T1水柱鹽度變化較一致，且與SO42-濃度變化一致，提示SO42-濃度對水柱鹽度變化有較大影響，同時，各孵育時間T3處理組鹽度相比對照組均顯著升高，進一步說明較高濃度SO42-會引起鹽度顯著升高。先前對湖泊沉積物的研究已發現，SO42-濃度增加會引起上覆水pH升高（袁探等，2012a）。本研究發現，雖然不同孵育時間池塘水柱pH隨SO42-濃度增加表現出升高趨勢，但試驗前期各處理組pH差異不顯著，提示系統對pH有較大的緩沖性，而第90天時T3處理組pH顯著高于處理組T1，說明較長時間的高濃度SO42-會引起水柱pH的顯著改變。鹽度和pH作為養殖池塘水體重要的綜合性指標，其受到高濃度SO42-的顯著影響，需要引起池塘養殖管理的關注。

本研究試驗系統DO波動較大，但各試驗組并無明顯差異，說明SO42-濃度升高并未對DO造成顯著影響，這與Wu等（2019）的研究結果一致。雖然SO42-還原已被證明會對表層沉積物處DO水平造成明顯影響（Chen et al，2021），但似乎并未對水柱DO造成顯著影響。在本研究各試驗組水柱中未檢測到總游離硫化物，考慮到表層底泥SO42-濃度的明顯變化，進入水中的還原性硫化物可能很容易發生氧化，進一步說明系統水柱保持較高的氧化狀態。在第10天，T2和T3處理組ORP相比對照和T1出現顯著升高，這與氧化條件下底層水ORP的變化趨勢（Chen et al，2021）一致，說明在試驗前期，SO42-的還原較弱，系統可能仍保持氧化狀態。但在第30天時，各處理組ORP明顯下降，且下降幅度隨硫酸鹽濃度增加而增加（圖1-b），提示SO42-還原主要發生在第30天左右。袁探等（2012a）的分析也發現，SO42-的還原會引起上覆水氧化還原電位的降低。有趣的是，在本研究中，雖然處理組T1相比對照組SO42-濃度并無顯著差異，但對照組ORP隨孵育時間出現連續升高，而處理組T1在第30天時下降。Wu等（2019）認為額外的SO42-會影響ORP的恢復，本研究結果支持這一結論。

雖然高濃度SO42-的還原作用能影響沉積物和孔隙水中溶解性有機碳的含量（Poulin et al，2017；Chen et al，2020），在本研究中，SO42-似乎并未對水柱還原性物質造成明顯影響，不同試驗組后期水柱CODMn相比前期均顯著升高，并且不同處理組間無顯著差異，這可能是因為水柱相對較高的氧化狀態使得無法積累過多的還原性物質。SO42-對氮的影響主要依賴于還原性硫的作用（Zak et al，2021），考慮到本研究系統水柱還原性硫較少，SO42-可能并未直接對水柱氮造成影響。然而，本研究確實發現SO42-的加入對水柱無機氮濃度造成了影響，引起水柱NH4+濃度的降低，以及NO3-、NO2-濃度的升高，同時還發現即使較低濃度的SO42-也可能會造成顯著影響（圖3），這可能與底泥-水柱界面處的物理化學過程有關（將在下文進一步討論）。關于SO42-對磷的影響已有大量研究，一般認為SO42-會促進底泥-水柱界面處磷的釋放，引起水柱磷含量的增加（袁探等，2012b；范樂等，2014；Chen et al，2021），在本文中未作進一步分析。

3.2 " 硫酸鹽對淡水養殖池塘底泥和孔隙水的影響

本研究不同試驗系統表層底泥均出現黑化層，并且其深度隨SO42-濃度增加而增加，提示SO42-引起池塘表層底泥發黑。據了解，這是首次報道硫酸鹽引起底泥表層黑化。先前的研究認為，表層底泥黑化主要是由于缺氧條件下鐵氧化物、硫還原性物質和有機物質的共同作用引起的（Freitag et al，2003；高琛等，2022）。本研究試驗系統表層底泥氧化還原電位一直維持在較低水平（lt;-100 mV），有利于SO42-的還原作用，另外，在研究中從水柱和底泥均未聞到明顯的臭味，說明揮發性硫化物含量較低，還原性硫可能以金屬硫化物固定在底泥表層，并引起表層底泥黑化。同時，與水柱類似，發現在第90天時，除最底層（12，16] cm外的不同分層底泥pH受到高濃度SO42-的影響而顯著降低，這與范樂等（2014）的研究結果一致，而最底層pH未發生變化則可能是因為其SO42-濃度較低，說明高濃度SO42-能引起滲透層底泥pH的顯著降低。

第10天對照組不同分層底泥SO42-濃度均顯著高于各處理組，這可能說明底泥有機硫物質的分解是池塘水體SO42-的重要來源，這與前面的分析一致，而外源SO42-的引入可能會抑制有機物的分解。實際上，在第30天，T2處理組表層底泥C/N相比對照組顯著降低，并且T3處理組各分層底泥C/N相比對照組均顯著降低。在養殖環境中，由于氮肥和富含蛋白質飼料的使用，水體中C/N比通常較低，因此細菌生物量形成往往取決于碳含量（Leonard et al，2002；Schneider et al，2004）。處理組表層底泥C/N的降低可能說明其微生物活性受到SO42-還原產物的抑制。而后期處理組底泥SO42-濃度升高至與對照組相似水平，以及試驗后期處理組TOC和TN濃度相比前期的升高，則可能是因為隨著后期SO42-還原反應的減弱，表層微生物活性得到恢復，使得TOC的分解速率升高，這也與試驗后期水柱和孔隙水SO42-濃度的下降一致。袁探等（2012b）在研究的試驗后期也觀察到SO42-濃度顯著下降。另外，池塘不同分層底泥似乎受到SO42-的不同影響。雖然處理組表層底泥TOC相比對照無顯著差異，但T3處理組底層底泥相比對照組卻出現了顯著降低。SO42-已被證明能夠在厭氧條件下促進有機碳的轉化（Timmers et al，2016；Pasut et al，2020）。T3處理組底層底泥較高的孔隙水SO42-濃度和缺氧條件，可能有利于SO42-介導的有機碳礦化作用，引起TOC的降低。

養殖池塘底泥由于有機質大量分解，往往富集較高濃度的NH4+（Dai et al，2018）。在本研究中，觀察到硫酸鹽加入后，處理組水柱和表層底泥NH4+濃度相比對照組顯著降低，這可能與不同處理組表層底泥處有機質的分解被抑制有關。另外，近年來，越來越多的研究發現在沉積物中，硫和氮循環之間存在著關聯性，并且硫酸鹽還原引起的還原氧化過程對于硝化、反硝化和厭氧氨氧化過程可能具有重要的影響（Burgin amp; Hamilton，2008；Plummer et al，2015；Fowler et al，2018）。例如，在O2、NO2-、NO3-等電子受體缺乏條件下，SO42-介導的厭氧氨氧化對于厭氧條件下氨的清除可能具有重要作用（Schrum et al，2009；van Duc et al，2018）。本研究對底泥孔隙水的分析也發現，在第50天，T2和T3處理組下層孔隙水NH4+、NO3-和NO2-濃度明顯低于對照組和T1處理組，提示在底泥厭氧環境中，高濃度SO42-引起NH4+等物質發生轉化是可能的。然而，鑒于底泥環境和各物質轉化的復雜性，為了解SO42-對池塘底泥氮循環過程的影響，需要對厭氧條件下的氮循環微生物組成和動態以及各物質轉化量進行進一步的分析。

3.3 " 硫酸鹽對底泥-水柱界面擴散通量的影響

營養鹽濃度差是影響底泥-水柱界面營養物擴散通量的重要因素之一（Fan amp; Morihiro，1997）。在本研究中，在對照系統中一直可以檢測到較高的從水柱到底泥的SO42-擴散通量，說明在水柱中可能發生了大量的硫氧化過程，使得水體中SO42-含量增加。同時，至第50天時，除處理組T1外，其余處理組SO42-擴散通量相比對照組明顯升高，提示SO42-濃度的增加會引起其擴散通量的增加。NO2-、NO3-擴散通量也均為負值，表現出明顯的從水柱到底泥擴散趨勢，提示底泥NO2-、NO3-被大量消耗，并且相比底泥，水柱中可能發生更多的氮氧化過程。相反，氨氮則呈明顯的從底泥向水柱擴散趨勢，進一步說明底泥是水柱氨氮濃度升高的重要來源。另外，本研究還發現，SO42-引起了NO3-、NO2-和NH4+擴散通量的明顯降低，并且其影響程度與SO42-濃度成正比。鑒于NO2-和NH4+濃度是養殖水體的重要水質指標，SO42-的影響可能對于養殖池塘的水質管理具有重要的意義。

4 " 結論

（1）養殖池塘中SO42-還原氧化過程的重要作用可被藻類掩蔽；

（2）高濃度SO42-能夠引起養殖池塘水體pH和鹽度的顯著改變；

（3）SO42-可引起養殖池塘底泥有機質分解和氮循環過程的明顯改變；

（4）SO42-可能對底泥-水柱界面NO3-、NO2-和NH4+擴散通量造成影響。

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（責任編輯 " 熊美華）

Effects of Sulfate on the Water and Sediment of Aquaculture Ponds

DAI Li‐li， PENG Liang， TAO Ling， ZHANG Hui， LI Gu

（Yangtze River Fisheries Research Institute，Chinese Academy of Fishery Sciences，Wuhan " 430223，P.R. China）

Abstract： Pond aquaculture is the most important freshwater aquaculture mode in China， and its environmental effects， due to nutrient release， have become increasingly serious. However， most previous studies focused on nitrogen and phosphorus dynamics， and research on the effects of sulfur， another important element in aquaculture ponds， is lacking. In this study， we explored the effects of sulfate on the water and different layers of sediment in aquaculture ponds. Water and sediment collected from an aquaculture pond were used to construct the experimental systems. Three treatment groups were prepared by adding different concentrations of sulfate to the systems： 30 mg/L （T1）， 150 mg/L （T2）， 500 mg/L （T3）， and 0 mg/L as the control. Water and sediment samples were collected before the experiment and on Day 10， 30， 50 and 90 after sulfate addition to determine the physicochemical parameters of the water column and the sediment at different depths. Results show that： （1） The content of SO42- in water of the control varied significantly before and after the experiment， and with sampling time. SO42- could be absorbed by algal before experiment， indicating that the role of sulfate in aquaculture ponds could be masked. （2） The salinity and pH varied significantly between T3 and the control group （Plt;0.05）， indicating that a high SO42- "concentration significantly affects the pH and salinity in aquaculture ponds. （3） The C/N ratio， TOC， NH4+， NO3-， and NO2- concentrations varied significantly between the treatment groups and the control group in the water and sediment layers （Plt;0.05）， indicating that SO42- "affects organic matter decomposition and nitrogen cycling in aquaculture pond sediment. （4） Compared to the control group， the diffusion fluxes of NO3-， NO2-， and NH4+ at the water-sediment interface decreased in T2 and T3， and the decreases were proportional to the SO42- concentration， suggesting that SO42- affects diffusion of NO3-， NO2-， and NH4+ at the water-sediment interface. Our results suggest that SO42- "plays an important role in aquaculture ponds and has significant effects on water and sediment.The results could have implications for water quality control in aquaculture ponds and the control of pollutant discharge.

Key words：aquaculture; organic matter; nitrogen cycle; porewater; diffusion flux; sulfate