巢湖沉积物磷铁硫形态记录及其环境变化指示

陈 茜,宁成武,汪 杰,黄 涛,孙庆业

巢湖沉积物磷铁硫形态记录及其环境变化指示

陈 茜,宁成武,汪 杰,黄 涛*,孙庆业

(安徽大学资源与环境工程学院,湿地生态保护与修复安徽省重点实验室,安徽 合肥 230601)

分析了巢湖表层和柱状沉积物中磷(P)、铁(Fe)和硫(S)元素的形态组成、分布、相互关系及其指示的湖泊环境变化.西半湖S3采样点位柱状沉积物总磷(TP)记录表明,巢湖西半湖区自20世纪60年代开始受人类活动影响逐步明显,其中钙磷(Ca-P)指示的流域径流输入增加早于铁铝磷(Fe/Al-P)指示的居民生活污水输入;西半湖区沉积物15～0cm有机质埋藏持续增加伴随着pH值的逐步升高,指示了水体富营养化导致藻类生产力(光合作用)提高并显著影响pH值;而东半湖S7采样点位柱状沉积物磷形态则记录了东半湖区不同的环境变化特征.巢湖沉积物活性铁组分以Fe(Ⅱ)为主,S3和S7沉积剖面Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)值整体均呈上升趋势且与Fe(Ⅲ)同步变化,表明其比值由Fe(Ⅲ)变化驱动;Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)指示沉积物上层为弱氧化性,其余层位为还原性环境.沉积物还原性无机硫(RIS)以酸可挥发性硫(AVS)为主,沉积物高有机质含量、低元素硫和还原条件降低了AVS向黄铁矿硫(CRS)的转化.巢湖沉积物中与P, S结合的Fe占比很小,高Fe/P和Fe/S比值会抑制沉积物磷的释放,导致柱状剖面P, Fe和S之间的相互作用关系整体上并不显著.

磷形态；活性铁；还原性无机硫；沉积物；富营养化

沉积物是水域生态系统营养盐的储存库,能够记录丰富的流域环境变化信息[1].磷(P)、铁(Fe)和硫(S)是生物有机体的重要组成元素,对水域生态环境有重要的影响.外源磷输入是湖泊水体富营养化和水华形成的重要原因[2];然而在外源磷输入得到控制的情况下,沉积物内源磷释放依然可造成水体富营养化[3];因此,湖泊磷的沉积变化不仅可以反映流域污染源排放历史,还对沉积物内源磷迁移转化具有指示意义[4].铁是常见的氧化还原敏感元素,通常以铁氧化物的形式参与各种生物地球化学反应过程[5-6].还原性硫影响金属的循环及生物有效性,沉积物剖面S(-Ⅱ)浓度是控制金属元素有效性及毒性的重要因子[7].P, Fe和S耦合体系在湖泊内源磷生物地球化学转化、循环方面起着重要的调控作用[8].研究表明,还原条件下,沉积物中Fe(Ⅲ)被还原为Fe(Ⅱ)并导致铁结合态磷向孔隙水乃至上覆水扩散,是湖泊内源磷释放的重要途径[3].硫酸盐还原产物S(-Ⅱ)可与Fe(Ⅱ)形成不溶性的FeS和FeS2,阻止Fe(Ⅱ)与磷结合,P, Fe和S之间具有相互制约或相互促进的耦合机制[9-11],并共同参与沉积物的早期成岩过程.

巢湖P, Fe和S相关研究多集中以沉积物-水界面为对象,主要从藻类降解对界面P, Fe和S动态变化及耦合关系等角度开展.如室内模拟研究显示藻类降解会同时释放P和S,导致沉积物和上覆水具有双向扩散通量,沉积物是上覆水中不稳定Fe的主要来源,富营养化水体中形成黑色硫化物沉淀的Fe和S分别来自沉积物和降解的藻类[12];南淝河和巢湖西半湖区沉积物-水界面有效态P与S自界面向下明显增加,部分点位二者存在同步释放现象,表明内源磷的释放伴随着硫酸盐的还原过程;巢湖P与Fe的原位分析和室内模拟验证了Fe还原是内源P释放的关键过程[13].研究表明,巢湖沉积剖面可还原态磷(BD-P)和铁铝结合态磷(NaOH-P)与间隙水不同形态磷显著相关,它们随深度由下及上的增加指示了近年来巢湖磷负荷受人类活动影响加重[14].铁铝结合态磷(NaOH-Pi)和活性有机磷(NaOH-Po)是巢湖沉积磷增加的主要形态,西部湖区沉积物向上覆水释放磷的风险高于中东部湖区[15].沉积剖面总磷分布指示巢湖自20世纪60年代以来受人类活动影响逐步增加[1].目前关于湖泊沉积剖面P, Fe和S体系赋存形态分布及其耦合关系的研究还很有限.本文对巢湖表层和柱状沉积物开展P, Fe和S各形态分析,研究P, Fe和S沉积指示的湖泊环境变化及其耦合作用关系,为认识湖泊沉积演化和内源污染治理提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 研究区概况

巢湖位于安徽省中部、江淮丘陵南部,属长江下游水系,湖区面积约780km2,东西向长54.5km,南北向长15.1km,平均水深为3.06m[16].巢湖属于亚热带季风气候区,年平均气温为15～16℃,年平均降雨量为1100mm,是我国著名的五大淡水湖泊之一[17].受合肥市生活污水,工业废水和流域农业面源持续排放的影响,20世纪70年代末以来,巢湖已逐渐发展成为典型的富营养化湖泊[2,18].

1.2 样品采集和预处理

参照巢湖流域主要入湖河流以及水质国控监测点位分布,本研究在全湖湖面共布设9个点位(图1),其中S1～S5位于巢湖西半湖区,S6～S9位于东半湖区.2019年12月开展9个点位表层和柱状沉积物样品采集.利用彼得森采泥器采集各点位0～10cm的表层沉积物,装入密封袋并抽真空;使用重力式柱状采样器采集各点位柱状沉积物样品,用橡胶塞密封端口.所有样品置于放冰袋的保温箱内于4℃冷藏保存运回实验室.本研究选择全湖9个点位表层沉积物样,西半湖S3点位和东半湖S7点位两个柱状沉积物样品开展分析.柱状沉积物在实验室内按照1cm间隔进行分层,每层样品取部分装入密封袋抽真空在-20℃冰箱中冷冻保存;剩余样品冷冻干燥后剔除贝壳及动植物残体,用玛瑙研钵充分研磨混匀过200目筛,编号放置干燥器中待分析.

图1 巢湖沉积物采样点分布

1.3 样品分析方法

磷形态分析采用SMT法[19],包括总磷(TP)、无机磷(IP)、铁/铝结合态磷(Fe/Al-P)、钙结合态磷(Ca-P)和有机磷(OP).总硫(TS)使用HCS-218型高频红外碳硫分析仪测定[20].烧失量(LOI)采用灼烧法在550℃下灼烧3h测定质量差;pH值按照沉积物:水=1g:5mL采用PHS-3C型pH计测定.

活性铁组分具体分析如下:称取0.5g湿沉积物样品于离心管中,加入25mL 1mol/L盐酸后密封,室温振荡24h,离心(6000r/min, 10min),取部分上清液用邻菲啰啉分光光度法测定活性Fe(Ⅱ);向部分剩余上清液中加入10%的盐酸羟胺溶液加热煮沸,以保证全部的Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ),再次测定,即为总活性铁Fe(T).活性Fe(Ⅲ)的含量为Fe(T)与Fe(Ⅱ)的差值.实验室内样品重复测定误差小于5%.

采用改进的冷扩散法提取了沉积物中的酸可挥发性硫(AVS)和黄铁矿硫(CRS)[21-22].具体分析步骤如下:称取约3g的湿沉积物样品迅速置于反应瓶中,先后加入25mL 6mol/L盐酸和20mL 1mol/L还原态氯化铬将沉积物中的AVS和CRS转化为硫化氢(H2S)气体,并用氮气将H2S吹入装有20%的碱式醋酸锌的吸收瓶中固定为硫化锌(ZnS)沉淀,在实验过程中通过90℃水浴加热将上述反应时间分别缩短为1.5, 2h[23],最后通过亚甲基蓝分光光度法测定其含量.实验中通过加入固体硫化锌进行回收实验,回收率为91.89%～102.74% (=3).本研究中元素硫(ES)低于检测限,因此定义还原性无机硫(RIS)=AVS＋CRS.

1.4 数据分析

采用Origin 2019和Arcgis 10.2绘制数据图表.利用SPSS 25.0进行Pearson相关性分析,其中<0.01为极显著相关,而<0.05为显著相关.

2 结果与讨论

2.1 巢湖表层沉积物磷铁硫形态、LOI和pH值的空间分布

图2 巢湖表层沉积物磷铁硫形态及LOI和pH值的空间分布

如图2a所示,TP含量呈现西半湖区高,东半湖区较低的空间分布特征,与先前相关报道结果[24-25]一致,主要原因为西半湖区受合肥市污水排放影响严重,东半湖区受到的污染相对较轻.靠近南淝河入湖口的S1点TP含量相比西半湖区其它点位较低,且与温胜芳等[15]2010年的结果相比明显偏低,可能与该点位附近多次底泥疏浚有关[26].巢湖表层沉积物磷以IP为主,其占TP比例范围为65.3%～86.5%.西半湖区沉积物IP以Fe/Al-P为主,Ca-P占比较低,而东半湖区沉积物IP中Fe/Al-P和Ca-P占比相当,S8和S9点位Ca-P含量超过Fe/Al-P,这主要是由于西半湖区受以Fe/Al-P为主要组分的生活污水污染严重,而东半湖区更多受到东北岸高Ca-P含量的土壤地表径流输入影响[17].巢湖表层沉积物OP含量空间变化不大,但西半湖OP/TP比例明显小于东半湖;西半湖区污染来源主要是合肥市生活污水和工农业排放,IP占比高,相应的OP占比较低,而东半湖区污染来源主要是周边农业面源污染[27].研究表明,对于富营养化水体,以工业废水和生活污水为主要污染源的沉积物中OP浓度低于以农业面源污染为主要污染源的沉积物[28-29].

如图2b所示,Fe(T)含量在S6点位最低而在S9点位最高;S6点位位于巢湖南部,靠近兆河入湖口区,主要接受农业面源污染输入,而S9点位靠近污染严重的双桥河,相关研究结果[30]表明,絮凝沉淀作用可导致沉积物中活性铁的明显富集.S4和S9点位Fe(Ⅱ)含量低于Fe(Ⅲ),其余点位Fe(Ⅱ)含量高于Fe(Ⅲ).表层沉积物中Fe(Ⅱ)含量与Fe/Al-P呈显著正相关(=0.84,<0.01),表明其主要受污染输入影响.

表层沉积物TS含量为409.3～720.4mg/kg (均值为524mg/kg),S3、S8和S9点位TS含量较高,其余点位含量变化较小(图2c).AVS和CRS的含量范围分别为55.7～142.2, 5.8～36.3mg/kg,平均值为94.7, 18.5mg/kg,表明沉积物中还原硫以AVS为主.研究表明AVS的形成和累积主要受有机质、活性铁以及氧化还原环境的共同影响[9].巢湖富营养化乃至蓝藻水华使得表层沉积物的有机质含量高,为硫酸盐还原微生物提供了充足的碳源,进而形成AVS累积;尽管AVS可向CRS转化,但这是一个较为缓慢的过程,导致AVS的生成速率可能大于其转化速率[31],因此,表层沉积物AVS得以积累,RIS以AVS为主.RIS占TS比例较低,范围为11.7%～35.8%,平均比值为22.5%.表层沉积物LOI含量范围为4.9%～7.4% (均值为5.8%);而pH值范围在6.92～7.11之间,变化很小(图2d).TS和LOI呈显著正相关(r=0.83,<0.01),指示表层沉积物中硫主要以有机硫形式存在.AVS、CRS与Fe(Ⅱ)均不存在显著相关性,指示巢湖表层沉积物中Fe和S之间的相互关系较弱.

2.2 巢湖有机质、磷沉积记录及其指示的湖泊环境变化

如图3所示,LOI是沉积物中有机质含量的替代性指标,可反映湖泊的营养化水平[32].S3点位沉积物剖面LOI含量为3.2%～7.2% (均值为4.6%),其中,33～15cm沉积物LOI较低且变化较小,15～0cm沉积物LOI持续显著地增加,反映了巢湖西半湖区早期营养盐输入逐步增加导致水体富营养化和藻类生产力提高并形成有机质持续快速的埋藏.S7点位沉积物LOI含量低于S3点位,含量范围为2.9%～ 4.6% (均值为3.7%),这是由于S7点位营养盐含量和藻类生产力相对较低,有机质形成和埋藏相应较少.研究表明,藻类光合作用和有机质降解均会影响湖泊水体pH值,光合作用吸收CO2将提高水体pH值,而有机质降解产生CO2和小分子酸导致pH值降低[33-34].S3点位沉积物剖面pH值范围在6.55～7.21之间,其垂直分布特征与LOI相似,且在15～0cm沉积物pH值和LOI持续协同升高,指示S3点位水体富营养化促进了湖泊藻类生产力提高(光合作用增强),导致有机质埋藏增加和水体pH值升高;S7点位柱状沉积物营养盐负荷相对较低,pH值与LOI在29～7cm层位具有整体相反的变化趋势,指示S7点位pH值更多受到有机质降解的控制,而受藻类光合作用影响有限,这与朱瑾灿等[35]对太湖表层沉积物的相关研究结果类似.巢湖东西半湖柱状沉积物pH值和LOI关系的差异可能主要与2个点位营养盐高低及其导致的藻类光合作用与有机质降解差异有关,但这还需要进一步的研究证实.

Fe/Al-P是流域人为磷污染源排放的重要指标,可指示生活污水和工业废水等污染磷源的输入[19,24]; Ca-P主要来自于陆源风化产物和土壤,可以指示陆源径流输入[19,36].巢湖西半湖S3点位沉积物剖面TP、IP和Fe/Al-P呈同步变化(图3),即低位稳定(33～21cm)-缓慢持续增加(21～11cm)-快速增加(11～5cm)-略微降低(5～0cm)的整体趋势;而Ca-P在23～5cm呈持续增加的趋势,且比TP、IP和Fe/Al-P提前开始增加,指示了以Ca-P为主的自然的陆源径流输入增加早于以Fe/Al-P为主的人为的生活污水和工业废水等输入;TP、IP和Fe/Al-P从21cm向上开始持续增加,而LOI只在15cm以上才开始增加,表明早期营养盐输入的缓慢增加并未立即提高湖泊生产力,直到15cm营养盐输入达到较高水平,湖泊藻类生产力才得到提高,有机质埋藏开始持续升高.S7点位沉积剖面TP、IP和Fe/Al-P自下而上呈持续降低-波动增加-降低的同步变化趋势(图3);不同的是TP在25cm向上开始增加,而IP和Fe/Al-P在23cm向上开始增加,TP的提前增加来自于高OP的贡献.近年来,对巢湖流域主要入湖河流污染治理力度逐步加大,巢湖水体污染得到部分改善[37],这可能是S3点位沉积剖面5～0cm和S7点位沉积剖面3～0cm中TP、IP和Fe/Al-P下降的主要原因.

S7点位沉积剖面Ca-P含量较高,自下而上呈降低-上升的两段式变化趋势,即在31～19cm呈持续降低的趋势,而在19～0cm呈持续增加的趋势;Ca-P主要是由变质岩或岩浆岩碎屑态磷灰石等陆源输入而形成的一种沉积磷[36],对沉积物向水体释放的促进作用较小,较难被生物利用[25].Ca-P在S3点位剖面23cm以上和S7点位剖面19cm以上逐渐增加,指示巢湖流域逐渐增强的陆源径流输入.OP可反映有机质沉积埋藏水平,包括水生生物遗体的可降解磷和陆源难降解磷,其中部分OP通过化学和生物转化释放磷酸根进入上覆水,从而对湖泊富营养化产生影响[38-39].S3点位剖面7～0cm OP含量明显高于中下层,反映了湖泊富营养化、生产力升高并导致有机质埋藏增多.S7点位剖面表层OP低于S3点位,与东西半湖受藻华影响程度差异有关,这与刘国峰等[40]对太湖的研究结果相似.

巢湖西半湖区沉积物的历史记录结果[1,18]显示,在新中国成立后至1960年,巢湖经历了低生产力和稳定的低营养盐输入阶段;之后随着人口增长和农业发展巢湖营养盐物质输入开始增加,同时巢湖闸的建设使得湖泊沉积环境更加稳定,助推了有机质和营养盐的埋藏累积;20世纪70年代末,随着国家改革开放政策的实施,合肥地区人口、工业和农业快速发展,巢湖开始了高营养盐、高污染物输入和高生产力及有机质沉积阶段.本研究西半湖区S3点位沉积剖面中磷形态和LOI记录与上述研究呈同步变化趋势,因此,本研究推断S3点位剖面TP开始增加的21cm处对应于20世纪60年代初,而TP开始快速增加的11cm处对应于20世纪70年代末.

2.3 巢湖活性铁沉积记录及其指示的湖泊环境变化

活性铁是指能被1mol/L盐酸提取的铁组分,主要包括无定型或弱晶型Fe(Ⅲ)氧化物和Fe(Ⅱ) (黄铁矿除外),以及Fe3S4(含量很少,可忽略不计)[41];Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)值可用来指示沉积物氧化还原条件,Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)>3为氧化环境,1

2.4 巢湖硫形态沉积记录及其指示的湖泊环境变化

S3点位沉积剖面TS含量为129.6～790.7mg/kg (均值为313.8mg/kg),33～11cm变化较小,而11cm以上快速增加并在7～5cm达到最高值区间;TS与TP的快速增加趋势相似,指示硫的升高主要来自于改革开放以来高污染排放及其引起的富营养化乃至藻华的有机质埋藏贡献.S7点位沉积剖面TS含量为162.4～420.9mg/kg,自下而上整体呈上升的趋势,在9cm处达到最高值;相较于S3点位沉积剖面,S7点位沉积剖面TS整体偏低且垂直变化范围不大,指示其受到的污染输入和富营养化程度均较轻.

AVS是硫化物中生物有效性最高的形态[31],主要受到氧化还原条件、有机质及活性铁含量等多种因素影响[9].沉积物中CRS的主要组成为黄铁矿,在一定程度上指示活性铁氧化物的硫化程度,是还原性环境中铁硫的最终存在形态[43].S3和S7点位沉积剖面还原性无机硫均以AVS为主,其中S3点位沉积剖面AVS含量为3.71～126.73mg/kg (均值为33.98mg/kg),高于S7点位沉积剖面含量(均值为26.97mg/kg).两个剖面AVS变化均与TS相似,分别在9～5cm, 11～9cm处达到高值区间(图4),均对应于Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)指示的较强还原环境层位,表明巢湖沉积物AVS含量主要受到硫的来源沉积和还原转化控制.S3点位沉积剖面CRS与TS、AVS均在9～5cm层位出现高值,指示其主要受到硫的来源沉积控制;而S3点位沉积剖面15～13cm和S7点位沉积剖面19～15cm CRS的高值与TS、AVS无明显关系,指示这些层位CRS受到其它转化条件影响.Gagnon等[44]研究得出AVS/CRS比值大于0.3时,AVS不能有效地转化为CRS;本研究中S3和S7点位沉积剖面沉积物AVS/CRS比值均大于0.3,表明巢湖沉积物中AVS向CRS的转化率较低.AVS是形成CRS的重要前体[43,45],它主要通过多硫化物、亚铁损失和硫化氢结合三条途径[43,46-47]转化为CRS.本研究S3和S7点位沉积剖面元素硫(ES)低于检测限,导致多硫化物途径生成CRS(FeS与ES反应)过程受限;同时S3和S7点位沉积剖面中下层整体较强的还原环境也不利于亚铁损失途径生成CRS.研究表明沉积物高有机质可有效限制AVS向CRS的转化[22],巢湖沉积物高含量有机质有利于形成还原微环境并能够为硫酸盐和铁还原提供充足的活性有机质,促进S(-Ⅱ)与Fe(Ⅱ)及其他金属离子在沉积物中形成AVS并快速地沉积埋藏,降低了AVS向CRS的转化.

2.5 巢湖沉积物P, Fe和S相互关系

Fe/Al-P是流域人为污染磷源排放的指示性指标,巢湖表层沉积物中Fe(Ⅱ)与Fe/Al-P呈显著正相关(=0.84,<0.01),指示其主要受到污染源输入控制,受铁的氧化还原转化过程影响较弱.而在S3和S7点位沉积剖面中,Fe(Ⅲ)与Fe/Al-P之间均呈显著正相关(=0.73,<0.01;=0.52,<0.05),指示沉积物中高含量三价铁对磷吸附作用明显.Jensen等[48]对欧洲众多湖泊的调查研究发现,沉积物Fe/P比值控制着磷的迁移释放能力,比值越高沉积物磷稳定性越强.Fe(Ⅱ)与AVS、CRS整体上无显著相关性,指示其与硫结合的占比很小;与尹洪斌等[49]关于太湖沉积物的相关研究结果类似,巢湖沉积物中的铁可能也是主要以与铁的氧化物/氢氧化物结合的形式存在.部分层位P, Fe和S呈现明显的相互作用关系.S3点位沉积剖面7cm处沉积物中Fe(Ⅱ)和AVS呈同步升高表明同时发生了铁和硫酸盐还原过程,指示该层位沉积物较强的还原环境;而Fe/Al-P并没有呈现相应地降低,反而出现上升,这主要与巢湖沉积物具有显著高的Fe/P比值有关,过量的Fe会抑制沉积物磷的释放,这与孙清清等[50]在研究阿哈水库沉积物P, Fe和S分布特征相似.

3 结论

3.1 巢湖S3点位柱状沉积物TP自21cm向上开始增加显示西半湖区自1960s开始受人类活动影响逐步明显;Ca-P自23cm向上逐步增加,提前于Fe/Al-P的增加,指示陆源径流输入增加早于城市污水排放输入.

3.2 巢湖S3点位柱状沉积物LOI和pH值在15～0cm协同升高,而它们在S7点位柱状沉积物的29～7cm呈整体相反趋势,指示西半湖S3点位pH值受藻类光合作用影响较大而东半湖S7点位pH值主要受有机质降解影响.

3.3 巢湖沉积物中与P, S结合的Fe占比很小;沉积物中还原性无机硫以AVS为主,高有机质含量、低元素硫和还原条件降低了AVS向CRS的转化.

3.4 巢湖沉积剖面部分层位P, Fe和S相互作用关系明显,显著高的Fe/P比值抑制沉积物磷的释放.

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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

陈 茜(1995-),女,安徽怀宁人,安徽大学硕士研究生,从事生态工程与环境修复技术研究.

2020-11-18

安徽省高校自然科学研究重点项目(KJ2019A0042);国家自然科学基金资助项目(41476165)

* 责任作者, 副教授, huangt@ahu.edu.cn