桉树原产于澳洲, 是全球生长速度最快、轮伐周期短和经济效益最高(最快2~3 a成材)的树种之一, 已被120多个国家或地区大规模引种, 其种植面积已超过全球人工林总面积的1/3^[1], 是世界人工林的重要组成部分, 但近些年来, 桉树种植带来的生态环境问题日益突显, 人工林区水库水体大面积泛黑引发的水质安全问题更是目前关注的重要问题之一^[2].广西壮族自治区地处我国南部, 是国内最早引种桉树的省(区)之一, 也是目前桉树覆盖面积和种植数量最大的省(区), 种植区域涵盖南宁和北海等十余座城市.我国南方尤其是广西地区水库众多, 南宁市90%以上的饮用水源水库周边都大量种植桉树, 且很多都出现不同程度的水体泛黑现象^[3], 水库水体呈现黑褐色或棕黄色且有异味, 对水库周边居民的生活饮用水安全构成了严重的威胁^[4].

水质恶化现象在我国水域频发^[5], 其中城市河渠黑臭^[6]、河湖富营养化^[7]和海洋赤潮^[8]较为常见.水体颜色变化通常是判断水质恶化现象的主要标志之一^[7], 桉树人工林区发生的黑水现象一般表现为林区地表径流及洼地等小型水体变黑.桉树残落物中有机质(尤其是单宁酸)含量高, 在降雨的冲刷下首先聚集在林区低洼处, 南方地区高温、多雨和湿润气候加速洼地中黑水的形成^[9], 随着降雨量及林区径流的增加, 洼地黑水及桉树凋落物被携入林区周边水库, 分解消耗大量溶解氧使得水体水质下降.杨钙仁^[9]的研究发现桉树林内洼地和河道等水体的黑水常常暴发在夏季高温多雨时期, 而我国南方深水水库水体泛黑却发生在冬季降温时期^[10].

美国和澳大利亚等国家地域广阔、水资源开发率较低, 周边种植桉树人工林的水库有限, 所以已有研究仅关注了洼地、溪水及河道等水体泛黑事件^[11~13], 而对桉树人工林周边水库泛黑的研究仍不足.李一平等^[10]在对桉树林区水库泛黑成因的研究中发现水库泛黑现象是水体铁、锰、硫化物和有机质(单宁酸)之间的一系列反应造成的, 胡玲玲等^[14]通过室内模拟实验发现桉树种植区水库沉积物对水体中铁、锰和DOM含量影响显著, 且水体硫化物主要源于沉积物.沉积物是水库水体中各种污染物的“储存空间”, 当上覆水溶解氧和温度等环境条件动态变化时, 表层沉积物中的大量活性污染物极易在沉积物-水界面间进行不间断地迁移扩散^{[15, 16]}.已有研究表明, 水库泛黑演变过程中, 受水温分层和氧化还原环境的影响, 沉积物中Fe²⁺、Mn²⁺和S^2-有着不断累积和向上覆水扩散的风险^[10].然而早期主动采样方式(分层切样)对沉积物的破坏性较大, 桉树人工林区水库泛黑期沉积物-水界面处Fe²⁺、Mn²⁺和S^2-的扩散方向未得到实验数据加以证明, 沉积物-水界面处Fe²⁺、Mn²⁺和S^2-的扩散方向及其对水库水体泛黑的贡献方式需要进一步研究.

本文以广西南宁市天雹水库为研究对象, 监测其沉积物中铁、锰、硫化物和有机质(TOC)含量的分布特征及季节性变化规律, 采用高分辨率原位被动采样技术(DGT和Peeper)获取沉积物间隙水中Fe²⁺、Mn²⁺、S^2-和有机质(DOC)的剖面分布规律, 并计算各离子在沉积物-水界面处的扩散通量, 通过揭示桉树人工林区水库沉积物Fe²⁺、Mn²⁺、S^2-和DOC的释放规律及其对泛黑现象的贡献途径, 以期为桉树人工林周边水库泛黑机制提供一定的科学依据.

天雹水库(TB, 22° 52′15.84″~22° 53′16.51″N, 108°13 ′31.33″~108°14 ′9.37″E)是广西壮族自治区南宁市可利江的源头(图 1), 属城市供水潜在功能区, 水面面积0.733 km², 最大水深19.2 m, 集雨面积50.8 km², 总库容1 360万m³.天雹水库处于湿润的亚热带季风气候带, 夏季高温持续时间长, 雨量充沛, 年均气温21.6℃, 降雨集中于5~9月, 年平均降雨量1 304.2 mm, 入库流量主要来源于降雨.该水库属单次混合型热分层水库, 热分层持续时间长(3~11月), 混合时间短.水库集雨区内桉树种植面积高达72%, 砍伐历史超过10年.近4年来, 天雹水库均在冬季出现突发性“泛黑”现象, 主库区“泛黑”现象最为明显.

图 1

Fig. 1

图 1 南宁市天雹水库及采集点示意 Fig. 1 Locations of Tianbao Reservoir in Nanning City and sampling sites in the reservoir

本研究于2018年7月(夏季)、11月(秋季)和12月(冬季)这3个时期进行采样, 结合库区桉树种植密度和自然地理特点, 选取位于水库库首的TB1采样点(22° 52′53.87″N, 108° 13′4″E, 水深为3 m)、位于主库区入口的TB2采样点(22° 52′40.36″N, 108° 13′41.73″E, 水深为14 m)和位于库尾坝前的TB3采样点(22° 52′12″N, 108° 14′22.46″E, 水深为18 m)(图 1), 利用重力式采泥器(奥地利, UWITEC)采集沉积物样柱, 采集的样柱高度均大于20 cm, 同时期用多参数水质分析仪(美国, YSI EXO2)现场检测水体水温(T)和溶解氧(DO).由于TB1处水深较浅且周围桉树种植较少, 水体未发生黑水现象, 设为对照组.采样点断面均远离取水口, 受取水口出流和入库径流的影响小, 理化性质较为稳定.

夏季与秋季采集的沉积物样柱, 按照0~1、1~2、2~3、3~4、4~6和6~10 cm的切样方法对其进行分层后, 分别装入密封袋中, 贴好标签, 低温保存, 带回实验室分析.冬季采集的沉积物样柱, 立即用橡胶塞塞紧泥柱管底和用保鲜膜密封泥柱管两端, 防止样品与空气接触而发生氧化或水分蒸发.

冬季采样时, 气温骤降11.4℃, 主库区已出现“泛黑”现象, 此时水体呈黑褐色、透明度极低[图 2(c)].为减小采样对沉积物-水界面的扰动, 用采水器采集沉积物以上0.5 m处的底层水样[图 2(a)], 水样中有较多的黑色颗粒状悬浮物, 根据目视比色法^[17]可以将其划分为Ⅱ级(水体略呈土黄色、略浑浊).用采水器对沉积物进行扰动时, 水体颜色加深且悬浮物含量显著增加[图 2(b)], 处于Ⅳ级浅黑阶段.

图 2

Fig. 2

(a)无扰动；(b)重扰动；(c)水面 图 2 天雹水库泛黑期水体和施加外力扰动的底层水样(TB3) Fig. 2 Blackwater and bottom water samples disturbed by external force in Tianbao Reservoir(TB3)

冬季沉积物采集后低温保存运回实验室, 实验室温度设置为与库底相同的15℃, 为避免发生扰动将其固定于泥柱架上并保证其垂直放置.泥柱静置2 d后, 将已去氧的HR-Peeper插入沉积物后立即密封管口, 次日再将AgI DGT(原理与准备过程参照文献[18])插入沉积物中并密封, 实验过程记录装置投放时间和每4 h泥柱上覆水温度.待AgI DGT装置投放24 h后, 同时取出DGT和HR-Peeper并用去离子水迅速冲洗, 然后将DGT装置装入湿润的自封袋并将Peeper间隙水样转移至离心管, 密封冷藏保存待分析.放置结束后, 采集表层0~2 cm的沉积物, 利用烘干法测定沉积物含水率.沉积物样品检测指标和方法见表 1, 间隙水样品检测指标和方法见表 2.

表 1 (Table 1)

表 1 沉积物样品检测方法 Table 1 Detection methods of sediment samples 检测指标 检测方法 文献或规范 铁 原子吸收光度法 [19] 锰 王水提取-电感耦合等离子体质谱法 HJ 803-2016 硫化物 亚甲基蓝分光光度法 HJ 833-2017 TOC 重铬酸钾氧化-分光光度法 HJ 615-2011

表 1 沉积物样品检测方法 Table 1 Detection methods of sediment samples

表 2 (Table 2)

表 2 间隙水样品检测方法 Table 2 Detection methods of pore-water samples 检测指标 检测方法 文献 Fe2+ 邻菲啰啉微孔板分光光度计法 [20] Mn2+ 电感耦合等离子体质谱仪ICP-MS [21] S2- 电脑密度成像计量(CID)技术 [18] DOC 顺序注射-紫外线在线氧化分光光度法 [22]

表 2 间隙水样品检测方法 Table 2 Detection methods of pore-water samples

各离子在沉积物-水界面的扩散通量F₀[mg ·(m² ·d)^-1]计算公式^[23]如下：

(1)

式中, F_w表示离子从沉积物到上覆水的扩散通量, F_s表示离子从上覆水到沉积物的扩散通量, (∂c/∂x_w)_x=0和(∂c/∂X_s)_X=0分别表示上覆水和沉积物中各离子在沉积物-水界面处的浓度梯度, 本文选用沉积物-水界面上和下10 mm范围内进行线性拟合求导而得, D_w和D_s分别表示离子在上覆水和沉积物中的扩散系数.D_w是利用Stokes-Einstein方程对稀溶液中溶质扩散系数D₀进行温度校正而得, D_s是利用D_w和孔隙度推导得出^[23], 在18℃时, D₀(Fe²⁺)、D₀(Mn²⁺)和D₀(S^2-)别取5.82×10^-6、5.75×10^-6和6.95×10^-6 cm² ·s^-1[24].Φ是沉积物孔隙度, 换算公式^[25]如下：

(2)

式中, W是沉积物含水率, ρ_w和ρ_s分别是上覆水和沉积物的平均密度.

图形的绘制和曲线拟合使用Origin 2018软件, 数据相关性分析使用SPSS 23软件.

天雹水库库首TB1水深仅3m, 全年未出现水温分层现象, 而深水区(TB2和TB3)水温和溶解氧垂向的季节性变化明显, 且2个采样点T和DO变化趋势具有相似性.以TB3采样点为例(图 3), 夏季水体7~16 m形成稳定的“温跃层”, 表层水温为30.2℃, 底层水温波动较小并维持在15℃附近, 此时底层DO小于1 mg ·L^-1, 处于严重缺氧环境, 秋季“温跃层”下移至10~15 m, 底层水体DO为0.68 mg ·L^-1, 仍然处于缺氧条件.冬季因气温骤降, 表层水温由25.0℃降至17.4℃, 水体热分层结构失稳, 同时中上层水体DO浓度显著降低而底层DO浓度由0.68 mg ·L^-1上升至0.92 mg ·L^-1, 说明水体已发生垂向混合.

图 3

Fig. 3

图 3 天雹水库水温和溶解氧垂向分布 Fig. 3 Vertical distribution of T and DO in Tianbao Reservoir

天雹水库沉积物的物质含量随深度和季节不断变化, 3个采样点沉积物铁、锰和TOC均表现为表层高于底层、秋季累积量大于夏季的趋势.以TB3采样点为例(图 4), 沉积物中铁和锰含量最高, 分别为34 500~64 200 mg ·kg^-1和650~1 870 mg ·kg^-1, 其中锰含量远超过全国土壤背景值(603 mg ·kg^-1)^[26].秋季沉积物TOC平均含量(质量分数)为3.26%, 是夏季(2.59%)的1.25倍, 可能原因是秋季降雨量丰富, 携大量桉树凋落物进入库底^[10], 导致表层沉积物TOC含量增加.两个季节沉积物硫化物含量差异显著, 夏季硫化物含量在深层沉积物中达到最大值(9.56 mg ·kg^-1), 而秋季表层含量远大于深层, 最大值为26.8 mg ·kg^-1, 约为深层沉积物的3.1倍, 可能是秋季有机物大量输入导致沉积物表层厌氧还原条件增强, 加快了SO₄^2-的还原反应, 更易释放大量的S^2-, 从而使得表层沉积物中硫化物含量升高.Pearson相关性分析表明：夏季(秋季)铁与锰、TOC均呈显著正相关, 相关系数分别为0.64(0.84)和0.67(0.76), 说明水库热分层期沉积物中铁与锰、TOC累积具有同步性, 而硫化物与铁、锰、TOC的相关系数分别为-0.095(0.501)、0.542(-0.017)和0.039(0.673), 秋季沉积物硫化物和TOC相关性较夏季增强, 但铁、锰和硫化物的垂直分布一直未出现高度的相关性.

图 4

Fig. 4

图 4 沉积物铁、锰、硫化物和TOC垂向分布 Fig. 4 Vertical distribution of iron, manganese, sulfide, and TOC in sediment

天雹水库泛黑期沉积物间隙水Fe²⁺和Mn²⁺浓度剖面分布如图 5(a)和5(b)所示.TB1、TB2和TB3采样点的Fe²⁺浓度均在沉积物-水界面处突增, 分别在-15、-25和-25 mm处达到第一个峰值点, 且不同采样点间隙水Fe²⁺峰值浓度不一, 其中TB2和TB3处浓度较高, 分别为18.37 mg ·L^-1和16.99 mg ·L^-1, 较太湖湖泛期沉积物Fe²⁺释放情况(12.15 mg ·L^-1)更为强烈^[27].TB2和TB3采样点沉积物间隙水中Fe²⁺浓度整体高于TB1, 说明缺氧还原条件下库区沉积物中Fe²⁺向上覆水释放的风险较大.

图 5

Fig. 5

图 5 泛黑期沉积物间隙水Fe2+和Mn2+浓度剖面分布及扩散通量 Fig. 5 Vertical distribution and diffusion flux of Fe2+ and Mn2+ in pore water during blackwater

TB1、TB2和TB3采样点上覆水Mn²⁺平均浓度分别为0.33、4.77和5.24 mg ·L^-1, 间隙水中的平均浓度分别为4.48、7.24和7.31 mg ·L^-1, TB1采样点Mn²⁺浓度从上至下逐渐增加, 与Fe²⁺的变化趋势差异较大, 尤其在界面以下35~130 mm范围内.TB2和TB3间隙水-上覆水剖面的Mn²⁺浓度波动较小, 在沉积物较深处(-65 mm和-40 mm)达到最大值, 这与阿哈水库沉积物中铁锰还原分带顺序不一致^[28], 可能原因是泛黑期水库热分层失稳引起间隙水中Fe²⁺和Mn²⁺向上迁移, Fe²⁺迅速被氧化沉淀而Mn²⁺可以继续向上层扩散^[29], 导致沉积物-水界面附近Mn²⁺浓度梯度消失.

利用Fick第一定律[公式(1)]对3个采样点Fe²⁺和Mn²⁺的扩散通量进行计算, 计算结果如图 5(c)和5(d)所示.Fe²⁺和Mn²⁺在各采样点均具有由沉积物向上覆水中释放的潜力, TB2和TB3沉积物Fe²⁺释放过程强烈, 分别为Mn²⁺扩散通量的18.6倍和5.6倍, 而TB1沉积物Fe²⁺和Mn²⁺扩散通量差异不大, 分别为8.85 mg ·(m² ·d)^-1和7.86 mg ·(m² ·d)^-1.

天雹水库泛黑期沉积物间隙水S^2-浓度剖面分布如图 6(a)所示. 3个采样点沉积物S^2-浓度剖面分布趋势存在显著差异, TB2和TB3间隙水中S^2-浓度随深度下移而缓慢上升, 在沉积物25~120 mm范围内波动较小.对于TB1处沉积物, 间隙水S^2-浓度的剖面趋势是随深度下移先快速增加, 达到峰值后逐渐减少, 该点在沉积物15~60 mm范围内达到0.032~0.0427 mg ·L^-1, 超过TB2和TB3对应深度的浓度.

图 6

Fig. 6

图 6 泛黑期沉积物间隙水S2-和DOC剖面分布及扩散通量 Fig. 6 Vertical distribution and diffusion flux of S2- and DOC in pore water during the blackwater

沉积物-水界面处S^2-扩散通量结果表明[图 6(c)], 各点S^2-均呈现自沉积物向上覆水释放的趋势, 其中TB1处S^2-扩散通量更高[0.038 mg ·(m² ·d)^-1], 可能原因是TB1采样点水深较浅(3 m), 在沉积物较深处达到缺氧条件且Fe²⁺浓度极低, 使其间隙水中S^2-浓度较高.TB2和TB3采样点界面处S^2-扩散通量与Fe²⁺情况不一致, 可能原因是TB2和TB3处间隙水Fe²⁺/S^2-和Mn²⁺/S^2-平均浓度比值均大于300, 间隙水中S^2-的释放受到抑制^[30], 水库底层缺氧环境下沉积物中铁锰氧化物的还原反应占主导作用.

DOC含量可用于表征溶解性有机质(DOM)含量^[31].沉积物间隙水DOC含量剖面分布表明[图 6(b)], TB1、TB2和TB3处沉积物DOC含量均呈现出界面以上较低, 界面以下逐渐增加的趋势, 分别在沉积物-15、-35和-35 mm处出现峰值点, 峰值含量分别为16.30%、42.80%和36.80%. 3个采样点界面以下间隙水DOC平均含量依次为10.30%、33.97%和30.86%, 其中TB2和TB3大于太湖湖泛区表层沉积物有机质的平均含量(10.78%)^[32].同时TB2和TB3间隙水DOC含量是TB1对应深度的2倍以上, 且在沉积物界面附近有明显的突变点, 说明主库区沉积物(TB2和TB3)较源头点有更多的外源有机质输入和沉降.

对各采样点沉积物间隙水中Fe²⁺、Mn²⁺、S^2-和DOC进行相关性分析(表 3), 结果表明3个采样点间隙水中Fe²⁺与DOC(r>0.904, P < 0.01)和S^2-(r>0.526, P < 0.01)均呈显著正相关, 说明间隙水Fe²⁺、S^2-和DOC的扩散具有同步性.TB1处Mn²⁺与S^2-浓度之间的相关性较强, 与DOC含量之间相关性极弱(r=0.257), TB2和TB3间隙水中Mn²⁺与DOC呈正相关, 相关系数分别为0.595和0.501.

表 3 (Table 3)

表 3 沉积物间隙水Fe2+、Mn2+、S2-和DOC的相关性分析1) Table 3 Correlation analysis of Fe2+, Mn2+, S2-, and DOC in pore water 点位和指标 TB1 TB2 TB3 Fe2+ Mn2+ S2- DOC Fe2+ Mn2+ S2- DOC Fe2+ Mn2+ S2- DOC Fe2+ 1 1 1 Mn2+ -0.007 1 0.643** 1 0.553** 1 S2- 0.650** 0.573** 1 0.526** 0.215 1 0.830** 0.746** 1 DOC 0.904** 0.257 0.759** 1 0.919** 0.595** 0.286 1 0.936** 0.501** 0.824** 1 1)*表示在0.05水平(双尾)相关性显著, **表示在0.01水平(双尾)相关性显著

表 3 沉积物间隙水Fe2+、Mn2+、S2-和DOC的相关性分析1) Table 3 Correlation analysis of Fe2+, Mn2+, S2-, and DOC in pore water

水库水温分层效应使库底DO传输受阻, 加之底栖生物呼吸和有机物降解耗氧, 底层水体迅速转变为缺氧环境并持续, 进而对沉积物中物质转化过程有着显著影响^[33].铁、锰和硫是沉积物氧化-还原体系的敏感元素, 桉树人工林区水库沉积物中铁和锰含量丰富, 其铁含量约为太湖沉积物的1.6倍^[34].在水库热分层引起的库底缺氧环境下[图 7(a)], 沉积物铁锰被还原溶解并向表层和间隙水中迁移, 随着季节的变化, 秋季0~2 cm沉积物Fe和Mn含量较夏季显著增加, 且秋季表层TOC含量为夏季的1.5倍, 但深层沉积物中Fe、Mn和TOC含量波动较小, 这是由于库区周边桉树的砍伐期通常在降雨丰沛的秋季^[9], 降雨径流携大量桉树残落物和富含铁锰的土壤颗粒输入水库^[10], 导致表层沉积物铁和锰含量进一步增加, 此外桉树叶浸泡分解过程释放出大量有机物(如单宁酸)使得沉积物表层TOC含量增加^[35].同时夏季和秋季沉积物铁与锰、TOC均呈显著正相关, 说明库区沉积物Fe、Mn和TOC都主要源于桉树人工林区物质(残落物、腐解液和土壤颗粒)的输入及沉降.沉积物硫化物含量较少但波动大, 夏季深层硫化物含量高于表层, 而秋季表层硫化物是深层的3.1倍, 可能原因是秋季有机物大量输入导致沉积物表层厌氧还原条件增强, 促进了SO₄^2-的还原反应^[30], 从而使得表层沉积物中硫化物含量升高, 且秋季沉积物硫化物与TOC的相关性较夏季增强(r=0.673>0.039), 说明桉树残落物的输入对硫化物的生成起到促进作用.

图 7

Fig. 7

图 7 桉树人工林区水库突发性泛黑形成机制 Fig. 7 Mechanism of "blackwater" occurrence in the reservoirs with Eucalyptus plantation

深水水库热分层结构的改变, 对水体环境和沉积物中污染物迁移过程的影响显著^[33].冬季桉树人工林区水库分层结构被破坏, 温跃层消失触发“泛黑”现象, 采集的底层水样[图 2(b)]常温有氧放置2 h后, 黑色悬浮物变成黄褐色, 但仍有微量黑色颗粒存在.水库深水区沉积物间隙水中DOC与Fe²⁺(r>0.919)、Mn²⁺(r>0.501)之间相关性极强, Fe²⁺与S^2-呈正相关(r>0.526), 同时沉积物间隙水中Fe²⁺、Mn²⁺和S^2-均表现为自沉积物向上覆水释放的趋势, 由此可推测黑色悬浮物可能是Fe²⁺、Mn²⁺与有机质(单宁酸)络合形成的^[36], 或是Fe²⁺与S^2-结合形成黑色FeS后被悬浮颗粒吸附造成的^[30].由于主库区沉积物间隙水中Fe²⁺/S^2-浓度比值大于300, S^2-的释放过程受到抑制^[30], 且Fe²⁺/Fe³⁺与有机质络合形成的黑色悬浮物不稳定, 在有氧条件下变成黄褐色沉淀^[36], 说明黑色悬浮物可能是铁锰还原产物与有机质络合形成的, 伴有少量FeS颗粒物生成并稳定存在.

桉树人工林区水库突发性泛黑的形成机制如下[图 7(b)]：泛黑初期水温分层失稳, 但库底仍处于严重缺氧(DO=0.92 mg ·L^-1)且沉积物-水界面处Fe²⁺扩散通量极高, 促使Fe²⁺不断向上覆水补给, 在进入有氧环境后快速被氧化成Fe³⁺, 高浓度的Fe³⁺通过络合作用被DOC吸附使得水体呈现棕黄色^[37], 且与桉树叶浸泡释放的单宁酸反应生成深色单宁酸铁沉淀^{[10, 35]}, 这些深色物质由于垂向混合被传输至上层水体, 使得水体色度增加, 此外沉积物受到水体扰动后, 表层黑色颗粒物(FeS)再悬浮将增加水体“泛黑”程度.另一方面水库沉积物中Mn²⁺浓度较高且存在自沉积物向上覆水扩散的趋势, 但Mn²⁺不易被氧化沉淀而具有较强迁移性^{[14, 29]}, 随着库区泛黑现象的持续, Mn²⁺在向上迁移过程被氧化成黑色MnO₂或与DOC反应生成络合物是可能的致黑途径^[38], 由于泛黑期监测数据的不足, Mn²⁺的具体致黑过程有待进一步验证.

与其他泛黑湖库(太湖、红枫湖和阿哈水库)相比(表 4), 桉树人工林区水库沉积物具有更高的Fe²⁺扩散通量, 分别是太湖、阿哈水库和红枫湖的32.6、4.9和30.8倍, 而间隙水中S^2-的扩散通量小于太湖, 且剖面浓度垂向波动不大, 前人研究发现太湖沉积物界面附近Fe²⁺和S^2-在垂向分布上呈现高度一致性^{[18, 39]}, 天雹水库没有呈现相似的规律, 这与天雹水库沉积物中极高Fe/S比值抑制S^2-的释放有关.桉树人工林区泛黑与太湖“湖泛”不同的是, 太湖因藻类聚集而产生的有机质使Fe²⁺增加, 并与厌氧还原状态下生成的S^2-结合形成致黑物质^[27], 而桉树人工林区水库桉树凋落物的大量输入增加了沉积物中有机质(尤其是单宁酸), 这类有机质本身能影响水体色度^[35], 在厌氧还原条件下不仅会加快铁锰氧化物的还原, 还会与Fe²⁺发生络合反应产生黑色络合物, 且桉树人工林区水库沉积物S^2-浓度较低, 缺氧环境生成的金属硫化物并不是水体泛黑的主因.桉树人工林区水库与其他水质恶化湖库相比最显著的特点是沉积物污染物来源和组成较为复杂, 一方面是采伐迹地黑色有机颗粒物随降雨径流冲刷入库, 另一方面是已沉积在库底的桉树残落物腐解释放新物质, 在厌氧还原条件下与Fe²⁺络合进一步致黑.由于受桉树人工林区水库泛黑突发性和滞后性的影响及野外实验和技术的限制, 沉积物污染物入库转化过程有待进一步研究.

表 4 (Table 4)

表 4 天雹水库与其他湖库沉积物-水界面处扩散通量对比 Table 4 Contraction of diffusion fluxes at the sediment-water interface in Tianbao Reservoir and other reservoirs 湖库 扩散通量/mg·(m2·d)-1 Fe2+ Mn2+ S2- 天雹水库 27.4~33.5 1.8~4.92 0.021~0.028 太湖[27] 0.87 —1) -0.034 阿哈水库[40] 5.58 44.31 — 红枫湖[40] 0.89 14.49 — 1)“—”表示文章中没有相关数据

表 4 天雹水库与其他湖库沉积物-水界面处扩散通量对比 Table 4 Contraction of diffusion fluxes at the sediment-water interface in Tianbao Reservoir and other reservoirs

(1) 桉树人工林区水库沉积物中铁和锰含量丰富, 远超过全国土壤背景值.表层沉积物中铁、锰和TOC含量随季节同步增加, 主要来源于水库周边桉树林区物质(残落物、腐解液和土壤颗粒)的输入与沉降.

(2) 桉树人工林区水库沉积物间隙水中Fe²⁺(16.99 mg ·L^-1)和DOC(36.80%)所占质量分数显著高于湖泛体系沉积物(12.15 mg ·L^-1和10.78%), 且Fe²⁺/S^2-和Mn²⁺/S^2-浓度比均大于300, 在库底缺氧条件下沉积物以铁锰氧化物的还原反应为主.

(3) 桉树人工林区水库沉积物中Fe²⁺扩散通量为27.4~33.5 mg ·(m² ·d)^-1, 分别是太湖、阿哈水库和红枫湖的32.6倍、4.9倍和30.8倍, 具有更强Fe²⁺内源释放能力, 为库区水体泛黑提供了重要的物质基础.

(4) 桉树人工林区水库沉积物间隙水中Fe²⁺与DOC(r>0.904, P < 0.01)和S^2-浓度(r>0.526, P < 0.01)均呈显著正相关, 但S^2-的释放能力较弱, 沉积物中铁还原产物与有机质络合反应则是水库突发性泛黑的重要成因之一.