氧化還原條件對紅楓湖沉積物磷釋放影響的微尺度分析*

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氧化還原條件對紅楓湖沉積物磷釋放影響的微尺度分析*

(1：貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，貴陽 550025)

(2：中國科學(xué)院地球化學(xué)研究所環(huán)境地球化學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，貴陽 550002)

摘要：選取貴州紅楓湖為研究對象，在實(shí)驗(yàn)室條件下模擬了自然、好氧和厭氧條件下沉積物內(nèi)源磷的釋放過程，聯(lián)合應(yīng)用微電極技術(shù)和沉積物磷形態(tài)分析對沉積物-水界面開展了微尺度觀測與研究.結(jié)果表明，厭氧條件下紅楓湖沉積物總磷含量顯著降低，且主要是NaOH提取態(tài)磷(NaOH-P)和殘渣態(tài)磷(rest-P)含量降低所致，厭氧條件下沉積物孔隙水中磷酸鹽濃度明顯升高，而好氧條件下沉積物孔隙水磷酸鹽濃度顯著降低，反映厭氧條件顯著促進(jìn)了紅楓湖沉積物磷釋放.厭氧條件下沉積物內(nèi)部溶解氧濃度下降、硫還原活動增強(qiáng)可能是導(dǎo)致NaOH-P釋放的主要原因.O2濃度的降低加速了沉積物還原作用并產(chǎn)生大量H2S，進(jìn)而與二價鐵離子形成硫化亞鐵沉淀，最終導(dǎo)致NaOH-P(Fe-P)釋放到孔隙水中.好氧條件向厭氧條件的轉(zhuǎn)換可通過改變沉積物內(nèi)部pH值分布和微生物活動促使rest-P釋放：厭氧條件下，厭氧微生物不僅可以消耗硫酸根產(chǎn)生H2S，導(dǎo)致pH值降低，還可消耗有機(jī)質(zhì)，將有機(jī)磷轉(zhuǎn)變?yōu)闊o機(jī)磷.上述研究結(jié)果表明，沉積物-水界面氧化還原環(huán)境可影響沉積物氧滲透深度、pH值分布、微生物活動、硫循環(huán)以及有機(jī)質(zhì)降解過程，進(jìn)而控制沉積物磷的形態(tài)轉(zhuǎn)化與釋放.聯(lián)合應(yīng)用微電極技術(shù)和沉積物磷形態(tài)分析對湖泊沉積物-水界面開展微尺度觀測研究是揭示沉積物內(nèi)源磷釋放機(jī)制與控制因素的有效途徑。

關(guān)鍵詞：氧化還原環(huán)境；微電極；微尺度；沉積物內(nèi)源磷；紅楓湖

湖泊富營養(yǎng)化是我國當(dāng)前面臨的最嚴(yán)峻的水環(huán)境問題之一[1].磷被認(rèn)為是造成湖泊富營養(yǎng)化最重要的限制性因子[2].湖泊水體磷來源可分為兩類：一是外源輸入，如工業(yè)廢水、城鎮(zhèn)生活污水、農(nóng)業(yè)面源污染等；二是內(nèi)源輸入，即湖泊沉積物內(nèi)源磷釋放.隨著外源污染物輸入逐步得到有效控制，沉積物內(nèi)源磷釋放已成為控制水體富營養(yǎng)化的重要因素。

影響湖泊沉積物磷釋放的環(huán)境因素眾多，其中關(guān)鍵因素主要有溫度、pH值、溶解氧、氧化還原電位、生物作用以及擾動等.金相燦等[3]對玄武湖沉積物中磷釋放的研究表明，pH值為中性時底泥釋磷最少，當(dāng)偏離中性時，釋磷即增加.候立軍等[4]在對蘇州河底泥內(nèi)源磷釋放的研究中發(fā)現(xiàn)當(dāng)?shù)啄啻嬖谖⑸镒饔脮r，其內(nèi)源磷的釋放量明顯高于沒有微生物作用時.溫度、擾動、氧化還原電位以及溶解氧的變化均會導(dǎo)致沉積物內(nèi)源磷釋放量的改變[5].大量研究表明，溶解氧是沉積物磷釋放的關(guān)鍵控制因素，沉積物磷在厭氧條件下易于釋放，而好氧條件可抑制沉積物磷的釋放.溶解氧對于沉積物內(nèi)源磷釋放的控制主要是通過影響沉積物中的鐵錳氧化物、硫的氧化還原以及微生物的新陳代謝來實(shí)現(xiàn)[6].好氧條件下，鐵錳以氧化物或氫氧化物形式存在，具有較強(qiáng)的磷酸鹽吸附能力，可有效阻止沉積物磷向上覆水體釋放.厭氧條件下，鐵錳氧化物被還原，磷酸鹽解吸釋放[7-12].深入揭示好氧與厭氧條件下沉積物化學(xué)組成和微觀結(jié)構(gòu)的差異對闡明沉積物內(nèi)源磷釋放機(jī)制和有效控制內(nèi)源磷釋放具有重要意義。

目前，對好氧與厭氧條件下沉積物化學(xué)組成的研究往往是將沉積物進(jìn)行分層取樣后再測量[13].這類方法破壞了沉積物內(nèi)部結(jié)構(gòu)，往往難以反映沉積物真實(shí)狀況.近年來快速發(fā)展的微電極技術(shù)可在不破壞沉積物內(nèi)部結(jié)構(gòu)的前提下獲取沉積物化學(xué)組成和微觀結(jié)構(gòu)信息[14-16]，為對比研究好氧與厭氧條件下沉積物的化學(xué)組成和微觀結(jié)構(gòu)提供了有力手段。

紅楓湖是貴州高原中部的一座典型人工深水型水庫，但近年來水體富營養(yǎng)化趨勢明顯，直接威脅著區(qū)域供水和生態(tài)安全.以往研究已揭示紅楓湖底泥具有極高的氮、磷營養(yǎng)鹽負(fù)荷和內(nèi)源磷釋放風(fēng)險[17]，但對不同氧化還原條件下沉積物的化學(xué)組成和微觀結(jié)構(gòu)尚缺乏系統(tǒng)對比研究.為此，本文選取貴州紅楓湖為研究對象，采用微電極技術(shù)深入開展自然、好氧和厭氧條件下沉積物的化學(xué)組成和微觀結(jié)構(gòu)變化的微尺度研究，以揭示沉積物內(nèi)源磷釋放機(jī)制，為湖泊底泥內(nèi)源污染控制提供科學(xué)指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

紅楓湖(26°31′～26°34′N，106°24′～106°43′E)位于清鎮(zhèn)市、平壩縣和安順市西秀區(qū)境內(nèi)，是貴州省1958年開始在貓?zhí)痈闪魃现闻d建的一座高原人工河道水庫，于1960年5月建成蓄水.紅楓湖流域面積1596km2，正常水位海拔1240m時湖泊水面面積57.2km2.湖泊長16km，平均寬4km，最大水深45m，平均水深10.5m，總庫容6.01×108m3.紅楓湖是目前貴州省中部最大的人工水庫，兼具發(fā)電、防洪、旅游、工農(nóng)業(yè)用水、飲用水源、水上運(yùn)動、調(diào)節(jié)生態(tài)環(huán)境等多種功能，其主要入湖河流包括羊昌河、貓?zhí)印⒙榫€河以及桃花源河等[18].選取大壩前深水區(qū)(水深25～30m)作為代表性研究點(diǎn)位(圖1)。

圖1 紅楓湖采樣點(diǎn)位置Fig.1 Location of sampling site in Lake Hongfeng

利用無擾動沉積物采樣器[19]采集沉積物柱芯，現(xiàn)場利用錫箔紙包裹避光并迅速帶回實(shí)驗(yàn)室.在實(shí)驗(yàn)室將沉積物柱芯分別裝入自制的有機(jī)玻璃容器內(nèi)，沿容器壁緩慢加入0.45μm濾膜過濾后的湖水靜置培養(yǎng)2周，沉積物與上覆水的體積比為1∶7。

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

將平衡好的沉積物柱芯放入溫度為18℃的恒溫培養(yǎng)箱(SPX-70BⅢ，TAISITE)，在3種不同環(huán)境狀態(tài)下(自然狀態(tài)、充O2和充N2)進(jìn)行恒溫、避光培養(yǎng)，實(shí)驗(yàn)周期為36d，具體處理如下：(1) 對照組：在自然條件下培養(yǎng)，不進(jìn)行任何處理；(2) 充O2組：使用空氣泵連續(xù)曝氣，維持 DO濃度9.0mg/L；(3) 充N2組：通入純度為99%的N2，N2通入時間每次為1h，充氣后使用凡士林進(jìn)行密封處理，維持DO濃度<1mg/L。

實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，利用微電極測量系統(tǒng)(丹麥Unisense公司)對不同培養(yǎng)條件下的沉積物-水界面溶解氧、H2S以及pH值進(jìn)行微尺度剖面測定.O2的穿刺步進(jìn)設(shè)為100μm，測量及響應(yīng)時間設(shè)為16s；H2S以及pH值穿刺步進(jìn)設(shè)為300 μm，測量及響應(yīng)時間設(shè)為20s.測量結(jié)束后，將沉積物柱芯按照0～1、1～2、2～3cm、……進(jìn)行分層取樣，離心獲得孔隙水，測定孔隙水中的溶解態(tài)活性磷(SRP)濃度以及沉積物中磷的賦存形態(tài).孔隙水SRP濃度采用鉬銻抗分光光度法(GB 11893-1989)測定，沉積物磷賦存形態(tài)采用Hupffer等發(fā)展建立的化學(xué)連續(xù)提取法進(jìn)行測定(表1)[20]。

表1 沉積物磷賦存形態(tài)的化學(xué)連續(xù)提取方法[20]

1.4 沉積物-水界面O2擴(kuò)散通量計算

利用Fick第一定律對不同氧化還原狀態(tài)下的氧氣擴(kuò)散通量進(jìn)行計算[21]：

(1)

式中，J為物質(zhì)的擴(kuò)散通量(nmol/(m2·s))；D為擴(kuò)散系數(shù)(m2/s)；括號內(nèi)部表示物質(zhì)的濃度梯度；負(fù)號表示濃度梯度方向與擴(kuò)散通量方向相反.其中Fick定律的擴(kuò)散系數(shù)D代表單位濃度梯度下的擴(kuò)散通量，它表示某個組分在介質(zhì)中擴(kuò)散的快慢，是物質(zhì)的一種傳遞性質(zhì).液體中的擴(kuò)散系數(shù)其量級為10-9m2/s，水中的擴(kuò)散系數(shù)常用wilke-chang公式估算[22]：

二是加強(qiáng)行業(yè)管理，建立以行業(yè)自律為主的會計職業(yè)道德管理機(jī)構(gòu)，對出具虛假會計信息的事務(wù)所予以重罰，直至取消其執(zhí)業(yè)資格，堅決打擊違規(guī)者，凈化行業(yè)空氣，重塑行業(yè)信用。

(2)

式中，DAB是溶質(zhì)A在溶劑B中的擴(kuò)散系數(shù)(m2/s)；T為溶液的溫度(K)；μ為溶劑B的粘度(Pa·s)；MB為溶劑B的摩爾質(zhì)量(g/mol)；φ為溶劑的締合參數(shù)，水為2.6；VA為溶質(zhì)A在正常沸點(diǎn)下的分子體積(cm3/mol)，由正常沸點(diǎn)下的液體密度來計算。

2 研究結(jié)果

2.1 不同培養(yǎng)條件下沉積物孔隙水磷酸鹽濃度變化

不同培養(yǎng)條件下，孔隙水中的SRP濃度表現(xiàn)為充N2組>對照組>充O2組(圖2).充N2組孔隙水SRP濃度約為0.309mg/L，是對照組的2倍左右，而充O2組的孔隙水SRP濃度僅為0.023mg/L.顯然，厭氧使得沉積物孔隙水中磷酸鹽濃度明顯升高，而好氧條件下沉積物孔隙水磷酸鹽濃度顯著降低。

2.2 不同培養(yǎng)條件下沉積物磷賦存形態(tài)變化

不同培養(yǎng)條件下，沉積物磷賦存形態(tài)變化如圖3所示.充N2組和充O2組的沉積物總磷(Sum-P)含量與對照組相比均有不同程度的降低，且充N2組降低顯著(降低了378.9mg/kg).這種變化主要是由NaOH提取態(tài)磷(NaOH-P)和殘渣態(tài)磷(rest-P)含量降低引起的.NaOH-P是紅楓湖沉積物磷最主要的賦存形態(tài)，其含量約占總磷含量的57.8%，其次是rest-P，約占22.1%，其余20.1%為NH4Cl提取態(tài)磷(NH4Cl-P)、BD提取態(tài)磷(BD-P)和HCl提取態(tài)磷(HCl-P).充N2條件下，NaOH-P含量明顯減少，而孔隙水中SRP濃度有較大的升高(圖2)，說明NaOH-P釋放進(jìn)入孔隙水和上覆水.充O2條件下，沉積物總磷含量略有降低,NaOH-P含量略微降低是導(dǎo)致此現(xiàn)象的主要原因.與充N2條件不同的是，充O2條件下，沉積物孔隙水中SRP濃度(0.023mg/L)明顯低于對照組(0.151mg/L)。

圖2 不同培養(yǎng)條件下沉積物孔隙水中SRP濃度Fig.2 The sediment pore water SRP concentration under different cultivate conditions

圖3 不同培養(yǎng)條件下沉積物中各形態(tài)磷含量Fig.3 Each form of phosphorus in the sediment under different cultivate conditions

圖4 不同培養(yǎng)條件下沉積物O2濃度、H2S濃度和pH值的剖面分布Fig.4 The profile distribution of O2 concentration,H2S concentration and pH value of sediment under different cultivate conditions

2.3 不同培養(yǎng)條件下沉積物O2、H2S濃度以及pH值的剖面變化

不同培養(yǎng)條件下O2的滲透深度與濃度均為：充O2組>對照組>充N2組.自然條件下，沉積物O2的滲透深度約為2.1mm左右，界面O2濃度為137μmol/L.充N2培養(yǎng)條件下，界面O2濃度為70μmol/L，O2的滲透深度降低至0.9mm左右.而充O2培養(yǎng)之后，O2的滲透深度變?yōu)?.2mm，約為自然狀態(tài)的2倍(圖4a)。

自然、充O2以及充N2條件下，沉積物內(nèi)部產(chǎn)生的H2S濃度存在較大差別.自然條件下，H2S在沉積物約3mm處出現(xiàn)，隨后濃度開始增加，到20.7mm處達(dá)到峰值(22.9μmol/L).充O2條件下，H2S的出現(xiàn)深度為15.9mm，在33.9mm處達(dá)到峰值(9.0μmol/L).充N2培養(yǎng)的沉積物中，H2S的變化范圍最大：從沉積物表面便開始產(chǎn)生H2S，并且隨著深度增加H2S快速增加，在6mm深度處H2S濃度達(dá)到峰值(47.3μmol/L)，隨后伴隨深度的增加出現(xiàn)少許波動，至12mm處開始下降(圖4b)。

不同氧化還原條件下沉積物pH值也存在明顯差異.3種條件下沉積物pH值在4.2mm處發(fā)生交叉.4.2mm處的pH值為6.9；4.2mm以上沉積物pH值均大于6.9，且大小順序?yàn)椋撼銸2組>對照組>充N2組；而4.2mm以下pH值均小于6.9，且順序?yàn)椋撼銷2組>對照組>充O2組(圖4c)。

3 討論

3.1 溶解氧對沉積物NaOH-P釋放的影響

已有研究表明，溶解氧主要通過影響NaOH-P而影響沉積物內(nèi)源磷的釋放[6].NaOH-P是受鐵鋁金屬氧化物約束的磷，該形態(tài)磷的沉淀與溶解是決定沉積物內(nèi)源磷釋放與否的關(guān)鍵[23].韓偉明[24]在西湖沉積物磷釋放實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)NaOH-P是沉積物釋放的主要磷賦存形態(tài).紅楓湖沉積物中NaOH-P在總磷中所占比例最高，平均為57.8%.對沉積物孔隙水中SRP濃度、沉積物磷形態(tài)以及沉積物內(nèi)部O2和H2S剖面分布特征的對比分析表明：經(jīng)過充N2培養(yǎng)的沉積物與自然狀態(tài)下的沉積物相比，沉積物內(nèi)部O2濃度和滲透深度都有了大幅降低，與此同時，孔隙水中SRP濃度明顯升高，而沉積物磷形態(tài)中NaOH-P和總磷含量明顯降低，其他沉積物磷形態(tài)未發(fā)生顯著變化.這反映在沉積物內(nèi)部O2濃度降低的情況下，沉積物中的總磷含量降低的原因主要是NaOH-P的釋放，并因此導(dǎo)致孔隙水中SRP濃度升高.此外，O2濃度的降低使得沉積物內(nèi)部H2S濃度的剖面特征發(fā)生顯著變化，從界面開始，硫酸根還原產(chǎn)生大量的H2S，H2S與二價鐵離子產(chǎn)生硫化亞鐵沉淀[25]，鐵離子的減少使得束縛NaOH-P的能力降低，NaOH-P更易被釋放到孔隙水中。

充O2條件下沉積物NaOH-P含量略有降低，這可能是曝氣過程對沉積物造成了一定擾動，導(dǎo)致沉積物磷的少量釋放[26]。

3.2 溶解氧對沉積物rest-P釋放的影響

從圖3可知，沉積物總磷含量的降低除了主要受到NaOH-P含量降低影響之外，rest-P的降低也是部分原因.沉積物rest-P主要為有機(jī)磷[20].隨著深度的增加，O2濃度逐漸降低，直至為0，深度繼續(xù)增加，H2S開始出現(xiàn)(圖4).當(dāng)微生物的耗氧超過了O2在沉積物中的擴(kuò)散速率時，微生物便開始利用其它氧化劑進(jìn)行無氧呼吸，電子受體優(yōu)先順序依次為溶解氧、硝酸根離子、高價態(tài)鐵錳、硫酸根離子[27].當(dāng)電極監(jiān)測到有H2S產(chǎn)生時，說明溶解氧、硝酸根離子以及高價態(tài)鐵錳等已經(jīng)被還原.在充O2條件下，好氧微生物占主導(dǎo)，微生物消耗大量的O2，同時pH值升高，而rest-P含量幾乎沒有變化，說明好氧微生物并不消耗有機(jī)磷.而在充N2條件下，厭氧微生物占主導(dǎo)，消耗硫酸根，產(chǎn)生了大量的H2S，使pH值降低，同時，rest-P含量降低，可能是厭氧微生物消耗了有機(jī)質(zhì)，將有機(jī)磷轉(zhuǎn)變?yōu)闊o機(jī)磷，進(jìn)而釋放到上覆水體[4].O2濃度決定好氧微生物與厭氧微生物的比例，因而影響有機(jī)磷的遷移轉(zhuǎn)化。

3.3 不同條件下沉積物O2的擴(kuò)散通量

沉積物與上覆水之間的相互作用已經(jīng)引起廣泛關(guān)注[28-29]，了解不同條件下氧氣的分布，可以估算出氧氣的擴(kuò)散通量，進(jìn)而可以對擴(kuò)散邊界層中的微生物分布和營養(yǎng)物質(zhì)的遷移轉(zhuǎn)化進(jìn)行定量研究.自然狀態(tài)下紅楓湖沉積物O2的擴(kuò)散通量為235.6nmol/(m2·s)(20.4mmol/(m2·d))，這與汪嘉寧等在青島會場灣所測得的O2的擴(kuò)散通量(15.4～53.6mmol/(m2·d))接近[30],而充N2狀態(tài)下，沉積物O2擴(kuò)散通量僅為29.4nmol/(m2·s)(2.5mmol/(m2·d))，略低于王敬富等在紅楓湖大壩自然缺氧狀態(tài)下測出來的O2擴(kuò)散通量(7.65mmol/(m2·d))[31]，這可能是由于人工制造的厭氧程度本身就要高于自然界的厭氧程度.自然狀態(tài)下沉積物O2的擴(kuò)散通量為充N2條件下的近8倍，而充O2條件下沉積物O2擴(kuò)散通量遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于充N2條件.在沉積物-水界面處，充O2條件下微生物的耗氧活動和有機(jī)物的降解要比充N2條件下更加劇烈，但好氧環(huán)境下微生物活動對磷的吸收使得有機(jī)磷并未明顯釋放，而厭氧環(huán)境下微生物活動則顯著促進(jìn)了磷的釋放[32].這表明好氧微生物和厭氧微生物對沉積物有機(jī)磷的影響存在重要差別。

紅楓湖溶解氧的滲透深度為充O2組>對照組>充N2組.龔春生等[33]對不同溶解氧水平下的底泥研究發(fā)現(xiàn)，沉積物間隙水中的好氧層會隨上覆水溶解氧濃度的增大而增厚，好氧層的增厚會加大沉積物與上覆水之間的物質(zhì)傳輸阻力.充O2狀態(tài)與充N2狀態(tài)相比，其沉積物具有更厚的好氧層，因而抑制了內(nèi)源磷的釋放.Vopel等[34]發(fā)現(xiàn)即使沒有光或者光很弱，沉積物表面的微生物墊也能產(chǎn)生氧氣，因此在自然、充O2或者充N2狀態(tài)下，氧氣剖面均出現(xiàn)典型的界面放氧現(xiàn)象.雖然整個實(shí)驗(yàn)過程是在避光環(huán)境下開展的，但由于實(shí)驗(yàn)過程需要每天充氣，因此實(shí)驗(yàn)室并不能保持始終黑暗，微生物墊表層應(yīng)該也產(chǎn)生了一定量的O2.在自然、充O2或者充N2狀態(tài)下，沉積物-水界面都存在上覆水復(fù)氧與微生物墊產(chǎn)氧，但三者溶解氧的走勢存在明顯差異：在自然狀態(tài)下均勻下降，而充O2和充N2狀態(tài)下，溶解氧在剛接觸沉積物-水界面時呈升高的趨勢，而后才逐漸降低。

4 結(jié)論

1) 厭氧條件下紅楓湖沉積物TP含量顯著降低，且主要是NaOH-P和rest-P含量降低所致，厭氧條件下沉積物孔隙水中磷酸鹽濃度明顯升高，而好氧條件下沉積物孔隙水磷酸鹽濃度顯著降低，表明厭氧條件顯著促進(jìn)了紅楓湖沉積物磷釋放。

2) 厭氧條件下沉積物含氧量下降、硫還原活動強(qiáng)烈是導(dǎo)致NaOH-P釋放的主要原因.微電極分析結(jié)果表明，與對照組相比，厭氧條件下界面O2濃度降低至70μmol/L(對照組為137μmol/L)，氧滲透深度降低為0.9mm(對照組為2.1mm)，H2S濃度升高至47.3μmol/L(對照組為22.9μmol/L).O2濃度的降低加速了沉積物磷酸鹽的還原作用并產(chǎn)生大量H2S，進(jìn)而與二價鐵離子形成硫化亞鐵沉淀，最終導(dǎo)致NaOH-P(Fe-P)釋放到孔隙水中。

3) 好氧向厭氧條件的轉(zhuǎn)換可通過改變沉積物內(nèi)部pH值分布和微生物活動，促使rest-P(有機(jī)磷)減少.微電極分析結(jié)果表明，好氧條件下，rest-P含量幾乎沒有變化，而厭氧條件下，厭氧微生物不僅可以消耗硫酸根產(chǎn)生H2S，導(dǎo)致pH值降低，還可消耗有機(jī)質(zhì)，將有機(jī)磷轉(zhuǎn)變?yōu)闊o機(jī)磷.O2濃度決定了好氧微生物與厭氧微生物的比例，因而影響了有機(jī)磷的遷移轉(zhuǎn)化。

4) 沉積物-水界面氧化還原環(huán)境可影響沉積物氧滲透深度、pH值分布、微生物活動、硫循環(huán)以及有機(jī)質(zhì)降解過程，進(jìn)而控制沉積物磷的形態(tài)轉(zhuǎn)化與釋放。

5) 聯(lián)合應(yīng)用微電極技術(shù)和沉積物磷形態(tài)分析對湖泊沉積物-水界面開展微尺度觀測研究是揭示沉積物內(nèi)源磷釋放機(jī)制與控制因素的有效途徑，但前者分辨率為mm-μm級尺度，而后者分辨率為cm級尺度，如何進(jìn)行更有效的銜接和對比研究值得今后繼續(xù)探索。

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J.LakeSci.(湖泊科學(xué))， 2016， 28(1)： 68-74

?2016 byJournalofLakeSciences

The micro-scale investigation on the effect of redox condition on the release of the sediment phosphorus in Lake Hongfeng

XU Yang1, CHEN Jing’an2**, WANG Jingfu2& LUO Jing1

(1：CollegeofResourcesandEnvironmentalEngineering,GuizhouUniversity,Guiyang550025,P.R.China)

(2：StateKeyLaboratoryofEnvironmentalGeochemistry,InstituteofGeochemistry,ChineseAcademyofSciences,Guiyang550002,P.R.China)

Abstract：In this paper, Lake Hongfeng, located in Guizhou Province, was chosen to study the release process of the sediment phosphorus under the natural, aerobic and anaerobic conditions. Microscale observation of the physical and chemical properties of sediment-water interface by microelectrode technology was used, together with traditional P-speciation analysis, to explore the P-releasing mechanisms. The results showed that under anaerobic conditions, the total content of phosphorus in the sediment in Lake Hongfeng decreased significantly, which was mainly caused by the reduction of NaOH-P and rest-P, indicating that the aerobic condition promoted the phosphorus release from sediments. The concentration of phosphate in the pore water of sediment increased greatly under anaerobic condition, and the trend was contrary to that under aerobic condition. Under the anaerobic condition, concentration of dissolved oxygen decreased and sulfate reduction was enhanced, which released NaOH-P from the sediment. Decrease of O2accelerated the sediment reducing processes and produced a large amount of H2S, which combined with ferrous icon to form the precipitation-ferrous sulfide, resulting in release of NaOH-P(Fe-P)into the pore water. The conversion of aerobic to anaerobic condition could promote the release of rest-P by changing the distribution of pH value in the sediment as well as microbial activities. Under the anaerobic condition, anaerobic microorganisms could not only contribute to the sulfate reduction and H2S production, leading to pH decrease, but also consume organic matter and convert organic phosphorus into inorganic phosphorus. The redox environment of sediment-water interface could affect the penetration depth of sediment-oxygen, pH distribution, microbial activity, sulfur cycle as well as organic matter degradation process, which controlled the speciation transformation and release of sediment phosphorus. Microelectrode technology, together with traditional P-speciation analysis, is an effective way to reveal the release mechanisms of sediment phosphorus as well as the control factors。

Keywords：Redox environment；microelectrode；microscale；sediment phosphorus;Lake Hongfeng

通信作者徐洋1,陳敬安2*； E-mail: chenjingan@vip.skleg.cn.,王敬富2,羅婧1

基金項目收修改稿.徐洋(1988～)，男，碩士研究生；E-mail: 1061279190@qq.com。

DOI10.18307/2016.0108