疏浚對湖泛的影響:以太湖八房港和閭江口水域?yàn)槔?/h1>
2014-05-09 08:23:10鐘繼承范成新申秋實(shí)
中國環(huán)境科學(xué) 2014年8期
陳 超,鐘繼承,范成新,申秋實(shí),劉 成
(1.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京210008；2.中國科學(xué)院大學(xué),北京100049)
疏浚對湖泛的影響:以太湖八房港和閭江口水域?yàn)槔?/p>
陳 超1,2,鐘繼承1*,范成新1,申秋實(shí)1,劉 成1,2
(1.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京210008；2.中國科學(xué)院大學(xué),北京100049)
通過采集太湖八房港和閭江口疏浚后與未疏浚沉積物柱狀樣于室內(nèi)模擬“湖泛”的發(fā)生與消退過程來研究底泥疏浚對藻源性“湖泛”形成和消退的影響.結(jié)果發(fā)現(xiàn),疏浚能有效的延緩“湖泛”發(fā)生的時(shí)間,八房港和閭江口疏浚后沉積物柱狀樣水體色度均要低于未疏浚對照樣,水體泛黑的時(shí)間也分別比未疏浚對照樣延遲6d和2d.疏浚沉積物對上覆水柱中營養(yǎng)鹽的含量也有較好的控制,試驗(yàn)過程中八房港和閭江口疏浚后沉積物柱狀樣水體中 NH4+-N的含量僅分別未疏浚對照組的40%和77.1%,PO43--P的含量也僅分別為未疏浚對照組的41.4%和78.1%.值得注意的是,疏浚沉積物所對應(yīng)的水柱中Fe2+和S2-的含量均要高于未疏浚對照組.八房港和閭江口疏浚沉積物中亞鐵的含量分別是未疏浚對照樣的78.1%和76.4%,而閭江口疏浚后沉積物中酸揮發(fā)性硫化物(AVS)的含量則是未疏浚對照的1.36倍.沉積物中鐵、AVS的含量沒有表現(xiàn)出明顯的垂向分布特征.
底泥疏浚；藻源性湖泛；太湖
水華藻類的聚集、死亡以及污染沉積物的共同作用造成湖泊水體發(fā)黑發(fā)臭的現(xiàn)象是俗稱的“湖泛”[1].由于死亡藻體的分解,水體溶氧急劇降低(通常低于2mg/L),N、P營養(yǎng)鹽負(fù)荷升高,水體水質(zhì)迅速惡化、需氧水生生物大量死亡,嚴(yán)重破壞湖泊水生生態(tài)系統(tǒng).在導(dǎo)致湖泛發(fā)生的因素中,污染沉積物是“湖泛”發(fā)生的物質(zhì)基礎(chǔ)[2],致水體發(fā)黑的物質(zhì)主要是藻體細(xì)胞大量死亡沉降,在風(fēng)浪作用下死亡藻體與沉積物共同作用形成的厭氧反應(yīng)物又再次被泛至水體表面[3]而形成,其機(jī)理是水體中硫化物和沉積物中金屬元素化合形成[4-6].沉積物和水體中的揮發(fā)性有機(jī)硫化物(VOSCs)則是嗅味物質(zhì)的主要組成部分[7].因此,如何清潔和去除沉積物是治理水體黑臭的關(guān)鍵.底泥疏浚能將表層污染嚴(yán)重的沉積物永久性地移除湖泊水體;能有效控制沉積物N、P等營養(yǎng)物質(zhì)向上覆水體的釋放速率[8],能增加沉積物溶氧的穿透深度[9],對抑制沉積物表層形成厭氧環(huán)境有一定的作用,能有效地抑制水體黑臭的發(fā)生;故對“湖泛”的爆發(fā)具有一定的預(yù)控和抑制作用[10].盧信等[11]通過室內(nèi)模擬發(fā)現(xiàn)疏浚3個月后能有效抑制“湖泛”現(xiàn)象的發(fā)生.故成為了治理水體黑臭的一種可能手段[12].
上述研究主要是通過室內(nèi)模擬疏浚20cm (將沉積物表層20cm移去,余下約25cm沉積物移入再懸浮裝置)柱狀樣來探討“湖泛”發(fā)生的機(jī)制與疏浚對“湖泛”的控制效果,而對野外疏浚后對“湖泛”的控制效應(yīng)關(guān)注相對較少.本文通過采集太湖疏浚時(shí)間分別為2012年8～10月(八房港)和2013年5～6月(閭江口)疏浚后與未疏浚的沉積物來模擬“湖泛”的發(fā)生與消退過程,比較不同疏浚時(shí)間區(qū)域沉積物柱狀樣與未疏浚沉積物柱狀樣湖泛發(fā)生與消退過程的差異性,以期更加深入的了解疏浚對“湖泛”的控制效果,為太湖聚藻區(qū)疏浚工程的規(guī)劃和實(shí)施提供科學(xué)依據(jù).
1 材料與方法
1.1 沉積柱狀的采集
圖1 采樣點(diǎn)位示意Fig.1 Sampling sites in Taihu Lake
用重力式沉積物柱狀采泥器于2013年6月30日在太湖八房港和閭江口疏浚區(qū)與未疏浚對照區(qū)(圖1)采集試驗(yàn)所用沉積物柱狀樣(以下簡稱八房港疏浚,八房港對照,閭江口疏浚,閭江口對照).由于淺水湖泊沉積物表層10cm通常與上覆水體有頻繁的物質(zhì)交換,而且死亡沉降的藻體細(xì)胞與表層沉積物在厭氧條件下化合生成的金屬硫化物是上覆水體致黑物質(zhì)的主要供應(yīng)源.因而本次試驗(yàn)主要采集20～30cm沉積物,同時(shí)用25L聚乙烯水桶采集原位水樣并用25號浮游生物網(wǎng)采集采樣點(diǎn)聚集的藻類,于5h內(nèi)返回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行湖泛試驗(yàn)?zāi)M.沉積物柱狀樣上部用橡膠塞蓋住以避免運(yùn)輸過程中沉積物-水界面處的擾動.
1.2 “湖泛”過程模擬
將沉積物柱狀樣移入 Y型再懸浮裝置中[13](圖2),無擾動滴入原位水樣160cm,模擬太湖水深1.6m.穩(wěn)定24h后向再懸浮裝置中加入50g原位采集的藻類.試驗(yàn)開始后,前3天每日上午以相當(dāng)于太湖常見中等風(fēng)速(3.2m/s)擾動2h[14],待水柱發(fā)生“湖泛”現(xiàn)象后以相當(dāng)于5.1m/s的風(fēng)速擾動3h模擬消退過程,每日監(jiān)測水柱中DO與色度的變化并在距離表層沉積物10cm的預(yù)留采水口采集水樣用于營養(yǎng)鹽和硫化物的分析.試驗(yàn)結(jié)束后將沉積物按2cm間隔分層,測定表層沉積物亞鐵和酸可揮發(fā)性硫(AVS)的含量.
圖2 Y-型沉積物再懸浮發(fā)生裝置剖面Fig.2 Y-type sediment-resuspension apparatus
1.3 樣品的測定與分析
1.3.1 上覆水樣品分析 采用雷磁溶氧儀和色度儀監(jiān)測水柱中溶氧含量和色度的變化, NH4+-N、PO43--P含量的測定參照《湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》[15]的相關(guān)方法,上覆水S2-、Fe2+含量的測定參照《水和廢水監(jiān)測》[16]的相關(guān)方法.
1.3.2 沉積物樣品分析 沉積物鐵的提取采用草酸-草酸銨法,稱取0.3g左右鮮沉積物于50mL血清瓶中,向其中加入20mL 已充氮除氧的草酸—草酸銨混合液(其中草酸15g/L,草酸銨28g/L),并充入 N2密封后,于25℃恒溫下振蕩提取16h.提取完畢后,將血清瓶取出并靜置澄清,取上清液用 Ferrozine法比色測定 Fe2+[17-18].酸揮發(fā)性硫(AVS)采用冷擴(kuò)散法,用3%鋅的堿溶液吸收并固定所提取硫化物,含有鋅硫沉淀的吸收液經(jīng)超聲波破碎后,吸取一定體積該溶液用亞甲基蘭法比色測定其中硫化物含量[19-21].
2 結(jié)果與分析
2.1 沉積物基本理化性質(zhì)
沉積物含水率、孔隙度和燒失量均表現(xiàn)出疏浚區(qū)低于未疏浚對照區(qū)的特征,容重則表現(xiàn)出相反的特征(表1).八房港和閭江口疏浚區(qū)沉積物含水率分別是相應(yīng)未疏浚區(qū)沉積物的74.4%及65.8%,其中閭江口表層的含水率較低,且疏浚區(qū)和未疏浚區(qū)含水率差異比八房港疏浚區(qū)和未疏浚區(qū)沉積物含水率大.沉積物TN和TP含量的剖面特征明顯,TP隨深度的增加有降低的現(xiàn)象,TN則表現(xiàn)出隨深度的增加而增加的現(xiàn)象.閭江口疏浚區(qū)沉積物 TP的含量要大于未疏浚區(qū),為未疏浚區(qū)的1.4倍,而八房港疏浚區(qū)沉積物TN和TP的含量均明顯低于未疏浚對照區(qū).
表1 沉積物基本理化性質(zhì)Table1 Basic physical and chemical properties of sediments
2.2 水體色度和溶氧的變化特征
水體發(fā)黑并伴隨著強(qiáng)烈的臭味是“湖泛”水體的兩個最主要和直接的感官特征,而且嗅味物質(zhì)往往是先于水體發(fā)黑現(xiàn)象的出現(xiàn),所以通常將水體突然變黑作為湖泛最終形成和爆發(fā)的依據(jù)[22].從圖3A可以看出隨著試驗(yàn)的進(jìn)行,疏浚處理組水體色度的數(shù)值明顯低于未疏浚對照組.在試驗(yàn)前8d所有柱狀樣水體色度呈現(xiàn)增加的趨勢,八房港未疏浚沉積物柱狀樣和閭江口未疏浚柱狀樣水體變黑的時(shí)間分別是試驗(yàn)開始后第4d和第6d,而八房港疏浚沉積物柱狀樣和閭江口疏浚沉積物柱狀樣水體變黑的時(shí)間分別是第10d和第8d,分別比未疏浚對照延遲了6d和2d.說明疏浚對水體中致黑物質(zhì)的形成具有一定的抑制作用.研究表明:造成“湖泛”水體發(fā)黑的物質(zhì)主要吸附或富集在較大顆粒物上[2],而疏浚后的沉積物比未疏浚的沉積物表層更加密實(shí),可以更好的抵抗風(fēng)浪的擾動,抑制泛黑后的物質(zhì)由沉積物表面進(jìn)入上覆水體.在消退階段,水柱中的色度值呈現(xiàn)下降的趨勢,這可能是因?yàn)槿苎跫八w氧化電位的恢復(fù),促使低價(jià)態(tài)鐵、硫等元素向高價(jià)態(tài)轉(zhuǎn)化而阻斷了致黑物質(zhì)形成的源,也可能是因?yàn)樵陲L(fēng)浪擾動下,吸附黑色物質(zhì)的較顆粒物聚集為大顆粒物而重新沉降于沉積物表面.
圖3 上覆水體色度和溶氧變化曲線Fig.3 Changing of color and DO concentration in overlying water
“湖泛”的發(fā)生往往伴隨著水體溶解氧的急劇降低[23],本次試驗(yàn)也發(fā)現(xiàn)相似的規(guī)律(圖3B).試驗(yàn)第1d,水體中溶氧的含量就出現(xiàn)急劇的降低,隨后持續(xù)降低并基本維持在1.0mg/L左右,致使水體由好氧逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)槿毖鹾蛥捬鯛顟B(tài),這種氧化還原環(huán)境的急劇突變和厭氧區(qū)域的形成會對湖泊生物群落造的生長造成嚴(yán)重的威脅并加速水生生物的死亡,重新沉降于沉積物表面的死亡殘?bào)w又會加重沉積物和水體的污染,為“湖泛”的爆發(fā)提供物質(zhì)基礎(chǔ),形成一種惡性循環(huán).底泥疏浚移除了表層污染嚴(yán)重的沉積物,減少“湖泛”發(fā)生的物質(zhì)基礎(chǔ),并且增加溶氧的穿透深度[11],為抑制沉積物界面厭氧區(qū)的形成有一定積極的作用.試驗(yàn)消退階段,在風(fēng)浪擾動的作用下,溶氧因此逐漸恢復(fù),到試驗(yàn)結(jié)束的時(shí)候已基本與試驗(yàn)開始時(shí)水體溶氧含量相當(dāng),水體色度也隨著溶氧的恢復(fù)而逐漸降低(圖3A),至試驗(yàn)第16d時(shí)水體黑色已完全褪去.申秋實(shí)等也認(rèn)為,水體較長時(shí)間地處于低溶氧情況下并造成相關(guān)水域形成厭氧區(qū)域是誘發(fā)“湖泛”發(fā)生的重要原因之一[23].
2.3 水體NH4+-N和PO43--P的變化特征
圖4 上覆水體NH4+-N和PO43--P變化曲線Fig.4 Changing of NH4+-N and PO43--P concentration in overlying water
八房港對照、疏浚區(qū)沉積物柱狀樣、閭江口對照和疏浚區(qū)沉積物柱狀樣水體中 NH4+-N在試驗(yàn)前12d呈現(xiàn)逐漸上升的現(xiàn)象,而在消退階段則有略微的下降,至試驗(yàn)結(jié)束時(shí)水體中氨氮的含量仍分別是試驗(yàn)第1d的1.9倍、10.4倍、24.4倍和64.5倍,使上覆水柱中NH4+-N濃度急劇升高.本次試驗(yàn)中水體中氨氮的含量要遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于本課題組之前的模擬試驗(yàn)[24],這可能是因?yàn)楸敬卧囼?yàn)樣品水體中空白 NH4+-N含量就很高,尤其是八房港未疏浚沉積物柱狀樣空白水體中NH4+-N的含量達(dá)到了6.54mg/L.在“湖泛”模擬試驗(yàn)過程中又添加了大量的藻漿,藻類物質(zhì)的生長增值和死亡降解釋放了大量的含氮物質(zhì)[25].同時(shí)由于試驗(yàn)過程中水體DO含量的逐漸降低、水體中厭氧微生物的活動加劇,使水體中反硝化和氨化過程加快,促進(jìn)了沉積物中 NH4+-N向上覆水柱的釋放.整個試驗(yàn)過程中水體NH4+-N呈上升趨勢,但也可以看出疏浚處理組水體中 NH4+-N的含量要明顯低于未疏浚對照組,尤其是八房港樣點(diǎn)疏浚后水體中 NH4+-N的含量僅為未疏浚對照組的40%.而由湖泛發(fā)生時(shí)間推測,水體中 NH4+-N含量越高,發(fā)生“湖泛”的時(shí)間也就越早(八房港對照、八房港疏浚、閭江口對照和閭江口疏浚湖泛發(fā)生時(shí)間分別為試驗(yàn)第4、10、6、8d),可見疏浚對“湖泛”的形成具有一定的延緩作用.
與水柱中NH4+-N的變化相似,隨著試驗(yàn)的進(jìn)行,水柱中PO43--P的含量逐漸的上升,在消退階段則呈現(xiàn)下降的趨勢.未疏浚對照組水柱中 PO43--P的含量均要高于疏浚處理組,八房港沉積物柱狀樣尤其明顯,未疏浚對照組水柱中PO43--P含量為疏浚處理組的2.4倍.在無外源污染物輸入的情況下,水柱中 PO43--P的含量變化主要與水柱中浮游動植物死亡分解、風(fēng)浪擾動和生物擾動以及沉積物的釋放有關(guān).疏浚有利于增加表層沉積物溶氧的穿透深度[11],增加間隙水中溶氧的含量,使磷元素被吸附固定于懸浮顆粒物或與高價(jià)態(tài)金屬元素形成難容的物質(zhì),從而降低間隙水與上覆水PO43--P的濃度梯度,降低向上覆水體的釋放風(fēng)險(xiǎn).而在試驗(yàn)第14d水柱中PO43--P出現(xiàn)突然的增加,這可能是因?yàn)橄诉^程中風(fēng)浪擾動使沉積物表層的顆粒物再次進(jìn)入上覆水柱,吸附于顆粒物上的磷酸根被再次釋放出來.而八房港未疏浚沉積物柱狀樣水柱中PO43--P的含量在試驗(yàn)第8d至消退階段以前呈現(xiàn)逐漸降低的現(xiàn)象,這可能是因?yàn)樗{(lán)藻的聚集死亡以及氧化還原電位的降低促使水柱中溶解性活性磷的含量高于疏浚后的沉積物界面,溶解性活性磷通量方向是由上覆水柱指向沉積物的,這時(shí)沉積物是溶解性活性磷的“匯”而不是“源”[26].在消退階段水柱中溶解性磷又有略微的下降,這可能是因?yàn)樗芍暗娜毖醐h(huán)境變?yōu)楦谎醐h(huán)境后,促進(jìn)了懸浮顆粒物質(zhì)對磷的吸附和共沉淀作用,雖然風(fēng)浪擾動的再懸浮作用會促進(jìn)磷的釋放,但吸附-解吸的平衡仍舊是往吸附方向移動的.
2.4 水體Fe2+和S2-變化特征
“湖泛”水體致黑的原因可能主要是因?yàn)樵谶€原環(huán)境下Fe2+和S2-化合生成的FeS等物質(zhì)造成的[3],溶氧的降低又影響沉積物-水界面 Fe、S的地球化學(xué)循環(huán).盧信等[11]發(fā)現(xiàn)疏浚對水體致黑物質(zhì)的控制效果與疏浚時(shí)間有直接的關(guān)系,疏浚3個月后的水體就不易發(fā)生黑臭現(xiàn)象,疏浚1個月反而促進(jìn)了 Fe2+釋放及致黑過程的發(fā)展.本文也發(fā)現(xiàn),疏浚沉積物柱狀樣水柱中 Fe2+的含量反而要高于未疏浚沉積物柱狀樣.這可能是因?yàn)槭杩：髮⒙裨嵘顚拥某练e物暴露于水界面,而沉積物間隙水中 Fe2+的含量是隨著沉積物深度的增加而不斷增加的[24],疏浚后加大了沉積物-水界面 Fe2+的濃度梯度,促進(jìn)了 Fe2+向上覆水柱的釋放.在試驗(yàn)開始第2d也即是加藻第1d,水體中的亞鐵的含量出現(xiàn)了急劇的增加并在第5d開始逐漸下降,這與劉國鋒[4]和盧信等[27]的研究相似.在消退階段水體中二價(jià)鐵的含量出現(xiàn)了急劇的降低,這是因?yàn)樵陲L(fēng)浪擾動過程中使水體溶氧逐漸的恢復(fù),水體由之前的厭氧又轉(zhuǎn)變?yōu)楦谎鯛顟B(tài),使水體中的二價(jià)鐵向鐵的其他形態(tài)轉(zhuǎn)化.
值得注意的是水體中 S2-的含量在試驗(yàn)第4～6d的時(shí)候就出現(xiàn)急劇的下降,這可能是因?yàn)榈?d水體顏色開始逐漸的加深,而致黑物質(zhì)的形成此時(shí)主要受控于水體中 S2-的濃度(水體中 Fe2+的含量最大是水體中S2-含量的155.4倍),同時(shí)由于厭氧區(qū)域的形成使沉積物中硫酸還原菌(SRB)新陳代謝反應(yīng)加強(qiáng),使部分S2-以H2S的形式逸散到大氣中.不同處理組水體中S2-含量也表現(xiàn)為疏浚處理組要略高于未疏浚處理組,這可能是藍(lán)藻的聚集改變了沉積物-水界面 S2-的循環(huán),劉國鋒等[4]發(fā)現(xiàn)藍(lán)藻聚集使沉積物硫的垂向分布變?yōu)殡S深度增加而變大(與未加藻柱狀樣相反),而疏浚后將深層沉積物暴露于水界面,促使了 S2-的釋放.鐘繼承等[28]研究表明,疏浚后的表層呈現(xiàn)明顯的還原環(huán)境(Eh<200mV),因此與未疏浚對照相比,藍(lán)藻添加后疏浚處理組會更快的進(jìn)行厭氧分解釋放硫化物.隨著時(shí)間的延長,疏浚后沉積物表層也逐漸的形成氧化層,抑制了硫化物的進(jìn)一步釋放,這可能是試驗(yàn)后期各處理組水體中硫含量相差不大的主要原因.
圖5 上覆水體Fe2+和S2-變化曲線Fig.5 Changing of Fe2+and S2-concentration in overlying water
2.5 表層沉積物Fe2+和AVS分布特征
有研究表明,硫化亞鐵是湖泛水體主要的致黑物質(zhì),其吸附懸浮于水體中的顆粒物上或沉積于沉積物表層使水體呈現(xiàn)黑色[29].本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)沉積物亞鐵的垂向分布不太明顯,其原因可能是本次試驗(yàn)只分析了表層6cm的沉積物,而表層10cm沉積物經(jīng)常與水體發(fā)生物質(zhì)交換(尤其是太湖這類大型的淺水湖泊),以至于影響分析的結(jié)果.而就本次試驗(yàn)來說,疏浚后的沉積物表層6cm內(nèi)的亞鐵含量要低于未疏浚對照沉積物柱狀樣(八房港疏浚和閭江口疏浚沉積物中亞鐵的含量分別是未疏浚對照樣的78.1%和76.4%).沉積物AVS則表現(xiàn)出了較好的含量隨深度增加而逐漸增加的現(xiàn)象,八房港疏浚后沉積物AVS的含量是未疏浚沉積物的81.8%,而閭江口疏浚后沉積物AVS的含量反而高于疏浚后的沉積物柱狀樣(疏浚為未疏浚的1.36倍).研究表明,沉積物亞鐵含量具有隨深度增加而不斷升高的垂向分布特征,因此疏浚初期反而會促進(jìn)亞鐵由沉積物向上覆水釋放[4],這也是為什么疏浚柱狀樣水體中亞鐵的含量高于未疏浚柱狀樣的原因之一.“湖泛”發(fā)生后,水體氧化還原電位急劇降低,使得沉積物中的硫酸鹽還原菌活性增強(qiáng),并將處于高價(jià)態(tài)的硫酸鹽轉(zhuǎn)化為低價(jià)態(tài)的硫,使低價(jià)態(tài)的硫元素大量聚集于沉積物表層進(jìn)而釋放進(jìn)入上覆水體,同時(shí)由于厭氧區(qū)域的形成,促進(jìn)鐵循環(huán)往生成亞鐵的方向進(jìn)行,進(jìn)而擴(kuò)散進(jìn)入上覆水體,造成了二價(jià)鐵離子在上覆水的積累[30],與厭氧條件下生成的低價(jià)態(tài)硫化物結(jié)合生成硫化亞鐵等致黑物質(zhì).
圖6 表層沉積物Fe2+和AVS垂向分布特征Fig.6 Vertical distribution of Fe2+and AVS in sediments
3 結(jié)語
疏浚能抑制沉積物中NH4+-N和PO43--P向上覆水體的釋放,降低沉積物中Fe2+和AVS的含量,抑制致水體發(fā)黑和發(fā)臭等物質(zhì)的生成,對湖泊黑臭現(xiàn)象的發(fā)生具有一定的控制作用.疏浚時(shí)間的長短與湖泛的控制效果有直接的關(guān)系,八房港(疏浚時(shí)間為2012年6～8月)和閭江口(2013年3～5月)疏浚沉積物柱狀樣水體泛黑的時(shí)間分別比對照組延遲6d和2d.
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Effects of sludge dredging on black bloom: a case study of Bafang port and Lujiang port of Taihu Lake.
CHEN Chao1, ZHONG Ji-cheng1*, FAN Cheng-xin1, SHEN Qiu-shi1, LIU Cheng1,2
(1. State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing210008, China；2.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing100049, China). China Environment Science,2014,34(8)：2071～2077
In order to estimate the effects of dredging on the prevention and control of black bloom, four intact sediment cores had been sampled from dredged and un-dredged areas of Bafang port and Lujiang port to simulation the occurrence and regression of algae-caused black bloom with Y-shape apparatus. Results showed that dredging has a good effect on prevention the degree of algae-caused black bloom. The color of water in dredged treatment group was lighter than the control, and the occurrence time of black bloom in dredged sites of Bafang port and Lujiang port was delayed6days and2days, respectively. The concentrations of NH4+-N, PO43--P in overlying water of dredged treatment group of Bafang port and Lujiang port were only40%,77.1%,41.4% and78.1% of control treatment, and the concentrations of Fe2+and S2-in overlying water of dredged treatment group were higher than control. The concentrations of Fe2+in sediments of dredged sites of Bafang port and Lujiang port were78.1% and76.4% of control sites, and the concentration of Acid Volatile sulphide (AVS) in dredged site of Lujiang port was1.36times than control. Vertical distribution characteristics of Fe2+and AVS in sediment were not observed in this experiment. Overall, dredging can effectively prevent the occurrence of black bloom.
t：sludge dredging；black bloom；Taihu Lake
X524
：A
：1000-6923(2014)08-2071-07
陳 超(1988-),男,四川綿陽人,碩士,主要從事湖泊水體污染治理與修復(fù).
2013-11-04
國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2012ZX07101-010);國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41171367,40901253)
* 責(zé)任作者, 副研究員, jczhong@niglas.ac.cn
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陳 超,鐘繼承,范成新,申秋實(shí),劉 成
(1.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京210008；2.中國科學(xué)院大學(xué),北京100049)
疏浚對湖泛的影響:以太湖八房港和閭江口水域?yàn)槔?/p>
陳 超1,2,鐘繼承1*,范成新1,申秋實(shí)1,劉 成1,2
(1.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京210008；2.中國科學(xué)院大學(xué),北京100049)
通過采集太湖八房港和閭江口疏浚后與未疏浚沉積物柱狀樣于室內(nèi)模擬“湖泛”的發(fā)生與消退過程來研究底泥疏浚對藻源性“湖泛”形成和消退的影響.結(jié)果發(fā)現(xiàn),疏浚能有效的延緩“湖泛”發(fā)生的時(shí)間,八房港和閭江口疏浚后沉積物柱狀樣水體色度均要低于未疏浚對照樣,水體泛黑的時(shí)間也分別比未疏浚對照樣延遲6d和2d.疏浚沉積物對上覆水柱中營養(yǎng)鹽的含量也有較好的控制,試驗(yàn)過程中八房港和閭江口疏浚后沉積物柱狀樣水體中 NH4+-N的含量僅分別未疏浚對照組的40%和77.1%,PO43--P的含量也僅分別為未疏浚對照組的41.4%和78.1%.值得注意的是,疏浚沉積物所對應(yīng)的水柱中Fe2+和S2-的含量均要高于未疏浚對照組.八房港和閭江口疏浚沉積物中亞鐵的含量分別是未疏浚對照樣的78.1%和76.4%,而閭江口疏浚后沉積物中酸揮發(fā)性硫化物(AVS)的含量則是未疏浚對照的1.36倍.沉積物中鐵、AVS的含量沒有表現(xiàn)出明顯的垂向分布特征.
底泥疏浚；藻源性湖泛；太湖
水華藻類的聚集、死亡以及污染沉積物的共同作用造成湖泊水體發(fā)黑發(fā)臭的現(xiàn)象是俗稱的“湖泛”[1].由于死亡藻體的分解,水體溶氧急劇降低(通常低于2mg/L),N、P營養(yǎng)鹽負(fù)荷升高,水體水質(zhì)迅速惡化、需氧水生生物大量死亡,嚴(yán)重破壞湖泊水生生態(tài)系統(tǒng).在導(dǎo)致湖泛發(fā)生的因素中,污染沉積物是“湖泛”發(fā)生的物質(zhì)基礎(chǔ)[2],致水體發(fā)黑的物質(zhì)主要是藻體細(xì)胞大量死亡沉降,在風(fēng)浪作用下死亡藻體與沉積物共同作用形成的厭氧反應(yīng)物又再次被泛至水體表面[3]而形成,其機(jī)理是水體中硫化物和沉積物中金屬元素化合形成[4-6].沉積物和水體中的揮發(fā)性有機(jī)硫化物(VOSCs)則是嗅味物質(zhì)的主要組成部分[7].因此,如何清潔和去除沉積物是治理水體黑臭的關(guān)鍵.底泥疏浚能將表層污染嚴(yán)重的沉積物永久性地移除湖泊水體;能有效控制沉積物N、P等營養(yǎng)物質(zhì)向上覆水體的釋放速率[8],能增加沉積物溶氧的穿透深度[9],對抑制沉積物表層形成厭氧環(huán)境有一定的作用,能有效地抑制水體黑臭的發(fā)生;故對“湖泛”的爆發(fā)具有一定的預(yù)控和抑制作用[10].盧信等[11]通過室內(nèi)模擬發(fā)現(xiàn)疏浚3個月后能有效抑制“湖泛”現(xiàn)象的發(fā)生.故成為了治理水體黑臭的一種可能手段[12].
上述研究主要是通過室內(nèi)模擬疏浚20cm (將沉積物表層20cm移去,余下約25cm沉積物移入再懸浮裝置)柱狀樣來探討“湖泛”發(fā)生的機(jī)制與疏浚對“湖泛”的控制效果,而對野外疏浚后對“湖泛”的控制效應(yīng)關(guān)注相對較少.本文通過采集太湖疏浚時(shí)間分別為2012年8～10月(八房港)和2013年5～6月(閭江口)疏浚后與未疏浚的沉積物來模擬“湖泛”的發(fā)生與消退過程,比較不同疏浚時(shí)間區(qū)域沉積物柱狀樣與未疏浚沉積物柱狀樣湖泛發(fā)生與消退過程的差異性,以期更加深入的了解疏浚對“湖泛”的控制效果,為太湖聚藻區(qū)疏浚工程的規(guī)劃和實(shí)施提供科學(xué)依據(jù).
1 材料與方法
1.1 沉積柱狀的采集
圖1 采樣點(diǎn)位示意Fig.1 Sampling sites in Taihu Lake
用重力式沉積物柱狀采泥器于2013年6月30日在太湖八房港和閭江口疏浚區(qū)與未疏浚對照區(qū)(圖1)采集試驗(yàn)所用沉積物柱狀樣(以下簡稱八房港疏浚,八房港對照,閭江口疏浚,閭江口對照).由于淺水湖泊沉積物表層10cm通常與上覆水體有頻繁的物質(zhì)交換,而且死亡沉降的藻體細(xì)胞與表層沉積物在厭氧條件下化合生成的金屬硫化物是上覆水體致黑物質(zhì)的主要供應(yīng)源.因而本次試驗(yàn)主要采集20～30cm沉積物,同時(shí)用25L聚乙烯水桶采集原位水樣并用25號浮游生物網(wǎng)采集采樣點(diǎn)聚集的藻類,于5h內(nèi)返回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行湖泛試驗(yàn)?zāi)M.沉積物柱狀樣上部用橡膠塞蓋住以避免運(yùn)輸過程中沉積物-水界面處的擾動.
1.2 “湖泛”過程模擬
將沉積物柱狀樣移入 Y型再懸浮裝置中[13](圖2),無擾動滴入原位水樣160cm,模擬太湖水深1.6m.穩(wěn)定24h后向再懸浮裝置中加入50g原位采集的藻類.試驗(yàn)開始后,前3天每日上午以相當(dāng)于太湖常見中等風(fēng)速(3.2m/s)擾動2h[14],待水柱發(fā)生“湖泛”現(xiàn)象后以相當(dāng)于5.1m/s的風(fēng)速擾動3h模擬消退過程,每日監(jiān)測水柱中DO與色度的變化并在距離表層沉積物10cm的預(yù)留采水口采集水樣用于營養(yǎng)鹽和硫化物的分析.試驗(yàn)結(jié)束后將沉積物按2cm間隔分層,測定表層沉積物亞鐵和酸可揮發(fā)性硫(AVS)的含量.
圖2 Y-型沉積物再懸浮發(fā)生裝置剖面Fig.2 Y-type sediment-resuspension apparatus
1.3 樣品的測定與分析
1.3.1 上覆水樣品分析 采用雷磁溶氧儀和色度儀監(jiān)測水柱中溶氧含量和色度的變化, NH4+-N、PO43--P含量的測定參照《湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》[15]的相關(guān)方法,上覆水S2-、Fe2+含量的測定參照《水和廢水監(jiān)測》[16]的相關(guān)方法.
1.3.2 沉積物樣品分析 沉積物鐵的提取采用草酸-草酸銨法,稱取0.3g左右鮮沉積物于50mL血清瓶中,向其中加入20mL 已充氮除氧的草酸—草酸銨混合液(其中草酸15g/L,草酸銨28g/L),并充入 N2密封后,于25℃恒溫下振蕩提取16h.提取完畢后,將血清瓶取出并靜置澄清,取上清液用 Ferrozine法比色測定 Fe2+[17-18].酸揮發(fā)性硫(AVS)采用冷擴(kuò)散法,用3%鋅的堿溶液吸收并固定所提取硫化物,含有鋅硫沉淀的吸收液經(jīng)超聲波破碎后,吸取一定體積該溶液用亞甲基蘭法比色測定其中硫化物含量[19-21].
2 結(jié)果與分析
2.1 沉積物基本理化性質(zhì)
沉積物含水率、孔隙度和燒失量均表現(xiàn)出疏浚區(qū)低于未疏浚對照區(qū)的特征,容重則表現(xiàn)出相反的特征(表1).八房港和閭江口疏浚區(qū)沉積物含水率分別是相應(yīng)未疏浚區(qū)沉積物的74.4%及65.8%,其中閭江口表層的含水率較低,且疏浚區(qū)和未疏浚區(qū)含水率差異比八房港疏浚區(qū)和未疏浚區(qū)沉積物含水率大.沉積物TN和TP含量的剖面特征明顯,TP隨深度的增加有降低的現(xiàn)象,TN則表現(xiàn)出隨深度的增加而增加的現(xiàn)象.閭江口疏浚區(qū)沉積物 TP的含量要大于未疏浚區(qū),為未疏浚區(qū)的1.4倍,而八房港疏浚區(qū)沉積物TN和TP的含量均明顯低于未疏浚對照區(qū).
表1 沉積物基本理化性質(zhì)Table1 Basic physical and chemical properties of sediments
2.2 水體色度和溶氧的變化特征
水體發(fā)黑并伴隨著強(qiáng)烈的臭味是“湖泛”水體的兩個最主要和直接的感官特征,而且嗅味物質(zhì)往往是先于水體發(fā)黑現(xiàn)象的出現(xiàn),所以通常將水體突然變黑作為湖泛最終形成和爆發(fā)的依據(jù)[22].從圖3A可以看出隨著試驗(yàn)的進(jìn)行,疏浚處理組水體色度的數(shù)值明顯低于未疏浚對照組.在試驗(yàn)前8d所有柱狀樣水體色度呈現(xiàn)增加的趨勢,八房港未疏浚沉積物柱狀樣和閭江口未疏浚柱狀樣水體變黑的時(shí)間分別是試驗(yàn)開始后第4d和第6d,而八房港疏浚沉積物柱狀樣和閭江口疏浚沉積物柱狀樣水體變黑的時(shí)間分別是第10d和第8d,分別比未疏浚對照延遲了6d和2d.說明疏浚對水體中致黑物質(zhì)的形成具有一定的抑制作用.研究表明:造成“湖泛”水體發(fā)黑的物質(zhì)主要吸附或富集在較大顆粒物上[2],而疏浚后的沉積物比未疏浚的沉積物表層更加密實(shí),可以更好的抵抗風(fēng)浪的擾動,抑制泛黑后的物質(zhì)由沉積物表面進(jìn)入上覆水體.在消退階段,水柱中的色度值呈現(xiàn)下降的趨勢,這可能是因?yàn)槿苎跫八w氧化電位的恢復(fù),促使低價(jià)態(tài)鐵、硫等元素向高價(jià)態(tài)轉(zhuǎn)化而阻斷了致黑物質(zhì)形成的源,也可能是因?yàn)樵陲L(fēng)浪擾動下,吸附黑色物質(zhì)的較顆粒物聚集為大顆粒物而重新沉降于沉積物表面.
圖3 上覆水體色度和溶氧變化曲線Fig.3 Changing of color and DO concentration in overlying water
“湖泛”的發(fā)生往往伴隨著水體溶解氧的急劇降低[23],本次試驗(yàn)也發(fā)現(xiàn)相似的規(guī)律(圖3B).試驗(yàn)第1d,水體中溶氧的含量就出現(xiàn)急劇的降低,隨后持續(xù)降低并基本維持在1.0mg/L左右,致使水體由好氧逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)槿毖鹾蛥捬鯛顟B(tài),這種氧化還原環(huán)境的急劇突變和厭氧區(qū)域的形成會對湖泊生物群落造的生長造成嚴(yán)重的威脅并加速水生生物的死亡,重新沉降于沉積物表面的死亡殘?bào)w又會加重沉積物和水體的污染,為“湖泛”的爆發(fā)提供物質(zhì)基礎(chǔ),形成一種惡性循環(huán).底泥疏浚移除了表層污染嚴(yán)重的沉積物,減少“湖泛”發(fā)生的物質(zhì)基礎(chǔ),并且增加溶氧的穿透深度[11],為抑制沉積物界面厭氧區(qū)的形成有一定積極的作用.試驗(yàn)消退階段,在風(fēng)浪擾動的作用下,溶氧因此逐漸恢復(fù),到試驗(yàn)結(jié)束的時(shí)候已基本與試驗(yàn)開始時(shí)水體溶氧含量相當(dāng),水體色度也隨著溶氧的恢復(fù)而逐漸降低(圖3A),至試驗(yàn)第16d時(shí)水體黑色已完全褪去.申秋實(shí)等也認(rèn)為,水體較長時(shí)間地處于低溶氧情況下并造成相關(guān)水域形成厭氧區(qū)域是誘發(fā)“湖泛”發(fā)生的重要原因之一[23].
2.3 水體NH4+-N和PO43--P的變化特征
圖4 上覆水體NH4+-N和PO43--P變化曲線Fig.4 Changing of NH4+-N and PO43--P concentration in overlying water
八房港對照、疏浚區(qū)沉積物柱狀樣、閭江口對照和疏浚區(qū)沉積物柱狀樣水體中 NH4+-N在試驗(yàn)前12d呈現(xiàn)逐漸上升的現(xiàn)象,而在消退階段則有略微的下降,至試驗(yàn)結(jié)束時(shí)水體中氨氮的含量仍分別是試驗(yàn)第1d的1.9倍、10.4倍、24.4倍和64.5倍,使上覆水柱中NH4+-N濃度急劇升高.本次試驗(yàn)中水體中氨氮的含量要遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于本課題組之前的模擬試驗(yàn)[24],這可能是因?yàn)楸敬卧囼?yàn)樣品水體中空白 NH4+-N含量就很高,尤其是八房港未疏浚沉積物柱狀樣空白水體中NH4+-N的含量達(dá)到了6.54mg/L.在“湖泛”模擬試驗(yàn)過程中又添加了大量的藻漿,藻類物質(zhì)的生長增值和死亡降解釋放了大量的含氮物質(zhì)[25].同時(shí)由于試驗(yàn)過程中水體DO含量的逐漸降低、水體中厭氧微生物的活動加劇,使水體中反硝化和氨化過程加快,促進(jìn)了沉積物中 NH4+-N向上覆水柱的釋放.整個試驗(yàn)過程中水體NH4+-N呈上升趨勢,但也可以看出疏浚處理組水體中 NH4+-N的含量要明顯低于未疏浚對照組,尤其是八房港樣點(diǎn)疏浚后水體中 NH4+-N的含量僅為未疏浚對照組的40%.而由湖泛發(fā)生時(shí)間推測,水體中 NH4+-N含量越高,發(fā)生“湖泛”的時(shí)間也就越早(八房港對照、八房港疏浚、閭江口對照和閭江口疏浚湖泛發(fā)生時(shí)間分別為試驗(yàn)第4、10、6、8d),可見疏浚對“湖泛”的形成具有一定的延緩作用.
與水柱中NH4+-N的變化相似,隨著試驗(yàn)的進(jìn)行,水柱中PO43--P的含量逐漸的上升,在消退階段則呈現(xiàn)下降的趨勢.未疏浚對照組水柱中 PO43--P的含量均要高于疏浚處理組,八房港沉積物柱狀樣尤其明顯,未疏浚對照組水柱中PO43--P含量為疏浚處理組的2.4倍.在無外源污染物輸入的情況下,水柱中 PO43--P的含量變化主要與水柱中浮游動植物死亡分解、風(fēng)浪擾動和生物擾動以及沉積物的釋放有關(guān).疏浚有利于增加表層沉積物溶氧的穿透深度[11],增加間隙水中溶氧的含量,使磷元素被吸附固定于懸浮顆粒物或與高價(jià)態(tài)金屬元素形成難容的物質(zhì),從而降低間隙水與上覆水PO43--P的濃度梯度,降低向上覆水體的釋放風(fēng)險(xiǎn).而在試驗(yàn)第14d水柱中PO43--P出現(xiàn)突然的增加,這可能是因?yàn)橄诉^程中風(fēng)浪擾動使沉積物表層的顆粒物再次進(jìn)入上覆水柱,吸附于顆粒物上的磷酸根被再次釋放出來.而八房港未疏浚沉積物柱狀樣水柱中PO43--P的含量在試驗(yàn)第8d至消退階段以前呈現(xiàn)逐漸降低的現(xiàn)象,這可能是因?yàn)樗{(lán)藻的聚集死亡以及氧化還原電位的降低促使水柱中溶解性活性磷的含量高于疏浚后的沉積物界面,溶解性活性磷通量方向是由上覆水柱指向沉積物的,這時(shí)沉積物是溶解性活性磷的“匯”而不是“源”[26].在消退階段水柱中溶解性磷又有略微的下降,這可能是因?yàn)樗芍暗娜毖醐h(huán)境變?yōu)楦谎醐h(huán)境后,促進(jìn)了懸浮顆粒物質(zhì)對磷的吸附和共沉淀作用,雖然風(fēng)浪擾動的再懸浮作用會促進(jìn)磷的釋放,但吸附-解吸的平衡仍舊是往吸附方向移動的.
2.4 水體Fe2+和S2-變化特征
“湖泛”水體致黑的原因可能主要是因?yàn)樵谶€原環(huán)境下Fe2+和S2-化合生成的FeS等物質(zhì)造成的[3],溶氧的降低又影響沉積物-水界面 Fe、S的地球化學(xué)循環(huán).盧信等[11]發(fā)現(xiàn)疏浚對水體致黑物質(zhì)的控制效果與疏浚時(shí)間有直接的關(guān)系,疏浚3個月后的水體就不易發(fā)生黑臭現(xiàn)象,疏浚1個月反而促進(jìn)了 Fe2+釋放及致黑過程的發(fā)展.本文也發(fā)現(xiàn),疏浚沉積物柱狀樣水柱中 Fe2+的含量反而要高于未疏浚沉積物柱狀樣.這可能是因?yàn)槭杩：髮⒙裨嵘顚拥某练e物暴露于水界面,而沉積物間隙水中 Fe2+的含量是隨著沉積物深度的增加而不斷增加的[24],疏浚后加大了沉積物-水界面 Fe2+的濃度梯度,促進(jìn)了 Fe2+向上覆水柱的釋放.在試驗(yàn)開始第2d也即是加藻第1d,水體中的亞鐵的含量出現(xiàn)了急劇的增加并在第5d開始逐漸下降,這與劉國鋒[4]和盧信等[27]的研究相似.在消退階段水體中二價(jià)鐵的含量出現(xiàn)了急劇的降低,這是因?yàn)樵陲L(fēng)浪擾動過程中使水體溶氧逐漸的恢復(fù),水體由之前的厭氧又轉(zhuǎn)變?yōu)楦谎鯛顟B(tài),使水體中的二價(jià)鐵向鐵的其他形態(tài)轉(zhuǎn)化.
值得注意的是水體中 S2-的含量在試驗(yàn)第4～6d的時(shí)候就出現(xiàn)急劇的下降,這可能是因?yàn)榈?d水體顏色開始逐漸的加深,而致黑物質(zhì)的形成此時(shí)主要受控于水體中 S2-的濃度(水體中 Fe2+的含量最大是水體中S2-含量的155.4倍),同時(shí)由于厭氧區(qū)域的形成使沉積物中硫酸還原菌(SRB)新陳代謝反應(yīng)加強(qiáng),使部分S2-以H2S的形式逸散到大氣中.不同處理組水體中S2-含量也表現(xiàn)為疏浚處理組要略高于未疏浚處理組,這可能是藍(lán)藻的聚集改變了沉積物-水界面 S2-的循環(huán),劉國鋒等[4]發(fā)現(xiàn)藍(lán)藻聚集使沉積物硫的垂向分布變?yōu)殡S深度增加而變大(與未加藻柱狀樣相反),而疏浚后將深層沉積物暴露于水界面,促使了 S2-的釋放.鐘繼承等[28]研究表明,疏浚后的表層呈現(xiàn)明顯的還原環(huán)境(Eh<200mV),因此與未疏浚對照相比,藍(lán)藻添加后疏浚處理組會更快的進(jìn)行厭氧分解釋放硫化物.隨著時(shí)間的延長,疏浚后沉積物表層也逐漸的形成氧化層,抑制了硫化物的進(jìn)一步釋放,這可能是試驗(yàn)后期各處理組水體中硫含量相差不大的主要原因.
圖5 上覆水體Fe2+和S2-變化曲線Fig.5 Changing of Fe2+and S2-concentration in overlying water
2.5 表層沉積物Fe2+和AVS分布特征
有研究表明,硫化亞鐵是湖泛水體主要的致黑物質(zhì),其吸附懸浮于水體中的顆粒物上或沉積于沉積物表層使水體呈現(xiàn)黑色[29].本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)沉積物亞鐵的垂向分布不太明顯,其原因可能是本次試驗(yàn)只分析了表層6cm的沉積物,而表層10cm沉積物經(jīng)常與水體發(fā)生物質(zhì)交換(尤其是太湖這類大型的淺水湖泊),以至于影響分析的結(jié)果.而就本次試驗(yàn)來說,疏浚后的沉積物表層6cm內(nèi)的亞鐵含量要低于未疏浚對照沉積物柱狀樣(八房港疏浚和閭江口疏浚沉積物中亞鐵的含量分別是未疏浚對照樣的78.1%和76.4%).沉積物AVS則表現(xiàn)出了較好的含量隨深度增加而逐漸增加的現(xiàn)象,八房港疏浚后沉積物AVS的含量是未疏浚沉積物的81.8%,而閭江口疏浚后沉積物AVS的含量反而高于疏浚后的沉積物柱狀樣(疏浚為未疏浚的1.36倍).研究表明,沉積物亞鐵含量具有隨深度增加而不斷升高的垂向分布特征,因此疏浚初期反而會促進(jìn)亞鐵由沉積物向上覆水釋放[4],這也是為什么疏浚柱狀樣水體中亞鐵的含量高于未疏浚柱狀樣的原因之一.“湖泛”發(fā)生后,水體氧化還原電位急劇降低,使得沉積物中的硫酸鹽還原菌活性增強(qiáng),并將處于高價(jià)態(tài)的硫酸鹽轉(zhuǎn)化為低價(jià)態(tài)的硫,使低價(jià)態(tài)的硫元素大量聚集于沉積物表層進(jìn)而釋放進(jìn)入上覆水體,同時(shí)由于厭氧區(qū)域的形成,促進(jìn)鐵循環(huán)往生成亞鐵的方向進(jìn)行,進(jìn)而擴(kuò)散進(jìn)入上覆水體,造成了二價(jià)鐵離子在上覆水的積累[30],與厭氧條件下生成的低價(jià)態(tài)硫化物結(jié)合生成硫化亞鐵等致黑物質(zhì).
圖6 表層沉積物Fe2+和AVS垂向分布特征Fig.6 Vertical distribution of Fe2+and AVS in sediments
3 結(jié)語
疏浚能抑制沉積物中NH4+-N和PO43--P向上覆水體的釋放,降低沉積物中Fe2+和AVS的含量,抑制致水體發(fā)黑和發(fā)臭等物質(zhì)的生成,對湖泊黑臭現(xiàn)象的發(fā)生具有一定的控制作用.疏浚時(shí)間的長短與湖泛的控制效果有直接的關(guān)系,八房港(疏浚時(shí)間為2012年6～8月)和閭江口(2013年3～5月)疏浚沉積物柱狀樣水體泛黑的時(shí)間分別比對照組延遲6d和2d.
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Effects of sludge dredging on black bloom: a case study of Bafang port and Lujiang port of Taihu Lake.
CHEN Chao1, ZHONG Ji-cheng1*, FAN Cheng-xin1, SHEN Qiu-shi1, LIU Cheng1,2
(1. State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing210008, China；2.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing100049, China). China Environment Science,2014,34(8)：2071～2077
In order to estimate the effects of dredging on the prevention and control of black bloom, four intact sediment cores had been sampled from dredged and un-dredged areas of Bafang port and Lujiang port to simulation the occurrence and regression of algae-caused black bloom with Y-shape apparatus. Results showed that dredging has a good effect on prevention the degree of algae-caused black bloom. The color of water in dredged treatment group was lighter than the control, and the occurrence time of black bloom in dredged sites of Bafang port and Lujiang port was delayed6days and2days, respectively. The concentrations of NH4+-N, PO43--P in overlying water of dredged treatment group of Bafang port and Lujiang port were only40%,77.1%,41.4% and78.1% of control treatment, and the concentrations of Fe2+and S2-in overlying water of dredged treatment group were higher than control. The concentrations of Fe2+in sediments of dredged sites of Bafang port and Lujiang port were78.1% and76.4% of control sites, and the concentration of Acid Volatile sulphide (AVS) in dredged site of Lujiang port was1.36times than control. Vertical distribution characteristics of Fe2+and AVS in sediment were not observed in this experiment. Overall, dredging can effectively prevent the occurrence of black bloom.
t：sludge dredging；black bloom；Taihu Lake
X524
：A
：1000-6923(2014)08-2071-07
陳 超(1988-),男,四川綿陽人,碩士,主要從事湖泊水體污染治理與修復(fù).
2013-11-04
國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2012ZX07101-010);國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41171367,40901253)
* 責(zé)任作者, 副研究員, jczhong@niglas.ac.cn
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