王國(guó)芳，李先寧，方 洋，黃 瑞

(東南大學(xué) 能源與環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210096)

隨著水體富營(yíng)養(yǎng)化程度的加劇，太湖大規(guī)模藍(lán)藻頻繁暴發(fā)[1]，更為嚴(yán)峻的是從2007年以來，在梅梁湖、貢湖、竺山湖及其他湖西水域多次發(fā)生局部黑臭水體(即“黑水團(tuán)”)現(xiàn)象[2-3].局部黑臭水體是一種局部水域水體的污染現(xiàn)象，水體水色發(fā)黑并散發(fā)出刺鼻的臭味，溶解氧水平一般會(huì)降到0 mg/L，呈現(xiàn)厭氧狀態(tài)，水體中魚類等水生生物大量死亡，造成了水危機(jī)事件，對(duì)工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)及居民生活用水造成了嚴(yán)重的影響[4].局部黑臭水體現(xiàn)象引起了國(guó)內(nèi)外的關(guān)注.Yang Min和陸桂華等[5-6]現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查指出：黑水團(tuán)典型的致臭物質(zhì)為二甲基三硫醚(DMTS)，認(rèn)為它主要是由底泥釋放的H2S與死亡藻類在缺氧腐敗過程中產(chǎn)生的.Zhang Xiaojian與Chen Jun等[7-8]指出DMTS等揮發(fā)性有機(jī)硫化合物可能來源于高密度藍(lán)藻的死亡分解.劉國(guó)鋒等[9-10]指出了黑水團(tuán)的主要致黑物為金屬硫化物，并進(jìn)行了靜態(tài)實(shí)驗(yàn)條件下黑水團(tuán)的環(huán)境效應(yīng)研究.關(guān)于局部黑臭水體的成因，現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查、模型分析[11]及室內(nèi)模擬試驗(yàn)[12]表明高密度藍(lán)藻是導(dǎo)致局部黑臭水體形成的物質(zhì)基礎(chǔ)與必要條件，而對(duì)于底泥對(duì)局部黑臭水體形成的影響卻缺乏定量的相關(guān)試驗(yàn)研究.為此，本研究通過配置有底泥與無(wú)底泥的高密度藍(lán)藻水樣模擬黑臭水體的發(fā)生，分析不同的模擬水樣中溶解氧(DO)、氧化還原電位(ORP)等水體理化指標(biāo)的變化特性、典型致臭有機(jī)物與致黑物質(zhì)的產(chǎn)生情況，同時(shí)，通過監(jiān)測(cè)模擬水樣中有機(jī)物及營(yíng)養(yǎng)鹽，分析底泥對(duì)藻類死亡降解及水體環(huán)境的影響，從而研究藻源性局部黑臭水體形成過程中底泥的影響作用，進(jìn)一步定量研究富營(yíng)養(yǎng)化湖泊局部黑臭水體的發(fā)生機(jī)制，并為黑臭水體發(fā)生的預(yù)警與防治系統(tǒng)的建立提供理論依據(jù).

1 材料和方法

1．1 材料與裝置

本試驗(yàn)采樣點(diǎn)選擇在太湖局部黑臭水體的高發(fā)易發(fā)區(qū)——沙塘港附近(如圖1所示).

用浮游生物網(wǎng)采集水體表層水華藻類，經(jīng)鏡檢95%以上為銅綠微囊藻；同時(shí)采集表層水體，經(jīng)篩網(wǎng)除去大顆粒懸浮物和浮游生物后，用于試驗(yàn)配水；用重力式沉積物采樣器采集表層底泥作為試驗(yàn)用底泥，底泥的基本性質(zhì)如表1所示，采樣過程保持沉積物界面無(wú)擾動(dòng).將采集好的樣品保存好后帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行后續(xù)模擬研究.

圖1 采樣點(diǎn)示意圖

表1 底泥基本性質(zhì)

試驗(yàn)裝置(見圖2)為3個(gè)高度1.50 m，直徑0.25 m的有機(jī)玻璃柱，分別按照以下模擬條件加入相應(yīng)的試驗(yàn)材料.A：底泥+湖水+藍(lán)藻；B：湖水+藍(lán)藻；C：底泥+湖水.柱子分底泥層與水層兩部分，模擬柱A中底泥層采用從太湖采集的原位底泥的表層部分，以太湖水土界面處物質(zhì)交換主要的發(fā)生范圍為5～10 cm為依據(jù)，本試驗(yàn)設(shè)置底泥有效高度為0.15 m，在不擾動(dòng)底泥的情況下加入從太湖采集的原位湖水，以近年來太湖局部黑臭水體發(fā)生區(qū)域近岸水體的有效水深為依據(jù)，本試驗(yàn)設(shè)置水層有效高度為1.30 m，加入藍(lán)藻(通過顯微鏡計(jì)數(shù)法[13]對(duì)藍(lán)藻計(jì)數(shù)，所用顯微鏡為Olympus BX41)，配置藻密度為1.0×108cells/L.模擬柱B中不加底泥，僅配置與A相同藻密度的藻水.按照模擬柱A的投加方法，向模擬柱C加入底泥，再加入從太湖采集的原位湖水，湖水中僅有極少量藍(lán)藻，作為對(duì)照.在靜態(tài)、恒溫(環(huán)境溫度為30±2 ℃)、遮光條件下進(jìn)行取樣監(jiān)測(cè).

1．2 樣品采集與分析方法

樣品采集.水樣采用上、下分層取樣，上層為水體表面下15 cm處，下層為水體底面上15 cm處.除DMTS每天取樣監(jiān)測(cè)外，其它指標(biāo)試驗(yàn)前期取樣間隔為1 d，后期適當(dāng)延長(zhǎng)取樣間隔，取樣間隔為2 d，總試驗(yàn)周期為26 d.底泥間隙水的采集采用離心過濾的方法，試驗(yàn)開始前(第1 d)與結(jié)束后(第26 d)采樣兩次.

分析項(xiàng)目及檢測(cè)方法.分析項(xiàng)目中，DO，ORP采用便攜式溶氧測(cè)定儀與pH/ION測(cè)定儀測(cè)定；溶解性指標(biāo)有機(jī)物(DCODMn)、總?cè)芙獾?TDN)、總?cè)芙饬?TDP)、氨氮(NH4+-N)為水樣經(jīng)0.45 μm 的微孔濾膜過濾后進(jìn)行檢測(cè).DCODMn采用酸性高錳酸鉀滴定法測(cè)定；TDN和TDP分別采用過硫酸鉀氧化紫外分光光度法、鉬銻抗分光光度法測(cè)定；NH4+-N采用水楊酸鹽分光光度法(GB/T 5750.5-2006)測(cè)定；Fe2+采用分光光度法測(cè)定；硫化物采用對(duì)氨基二甲基苯胺光度法(亞甲藍(lán)法)[14].DMTS采用吹掃捕集(P&T)+氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀(GC-MS，型號(hào)Thermo Scientific ITQ 1100TM)測(cè)定[12]，離子(SIM)方式進(jìn)行定量，定量質(zhì)荷比m/z為126，45.

數(shù)據(jù)處理.上下層數(shù)據(jù)經(jīng)差異顯著性分析，P>0.05，相差不明顯，因此分析統(tǒng)計(jì)中取其平均值.

2 結(jié)果與討論

試驗(yàn)開始時(shí)，各試驗(yàn)柱中藍(lán)藻均呈鮮綠色，水柱C有極少量藍(lán)藻漂浮于水體表面，水柱A和B水體表面形成較厚的藍(lán)藻層，隨著藻類死亡，水柱A和B于第2 d和第4 d開始散發(fā)出濃烈臭味，試驗(yàn)第10 d水柱A水色開始發(fā)黑，第13 d水柱B水色開始發(fā)黑.采用稀釋倍數(shù)法對(duì)其色度進(jìn)行檢測(cè)得到A與B稀釋倍數(shù)為32倍與8倍.有底泥的高密度藻水較無(wú)底泥的高密度藻水提前3 d發(fā)黑，且發(fā)黑程度更嚴(yán)重.在整個(gè)試驗(yàn)過程中，水體散發(fā)臭味和水色發(fā)黑并非同時(shí)出現(xiàn)，水色發(fā)黑發(fā)生在其開始散發(fā)臭味之后8～9 d.

2．1 水體DO及ORP的變化特性

試驗(yàn)水體中DO濃度與ORP值隨時(shí)間的變化特性如圖3所示.DO是黑臭水體發(fā)生的重要影響因子.試驗(yàn)開始時(shí)，各水柱中DO均保持在較高水平，處于好氧狀態(tài)，隨著藻類的死亡分解，DO濃度急劇下降，試驗(yàn)第2 d，水柱A與B中DO濃度均降為0，而僅有極少量藍(lán)藻的水柱C中DO濃度下降較為緩慢，在第8 d降至0.3 mg/L左右，之后逐漸上升.

T/d

與DO濃度變化趨勢(shì)類似，在試驗(yàn)第2 d，水柱A與B中ORP值降為-50 mV，試驗(yàn)第4 d，降至-300 mV，之后基本維持在-300～-400 mV之間，水體表現(xiàn)出極強(qiáng)的還原性.有底泥的水柱A中ORP值最低為-365 mV，無(wú)底泥的水柱B中ORP值最低為-341 mV.僅有少量藍(lán)藻的水柱C中ORP在初始階段稍有下降，第8 d達(dá)到最低值10 mV，之后逐漸恢復(fù)到80 mV左右.少量藍(lán)藻的消亡一定程度上引起了水體環(huán)境短時(shí)間內(nèi)惡化，但隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，水體環(huán)境逐漸恢復(fù).從三個(gè)模擬水柱中DO與ORP的分析可以得出，高密度藍(lán)藻堆積死亡分解是引起水體中DO與ORP急劇下降，形成極強(qiáng)還原環(huán)境的主要原因.

2．2 典型致臭有機(jī)物的產(chǎn)生特性

DMTS是具有沼澤味的揮發(fā)性含硫化合物，為局部黑臭水體發(fā)生時(shí)典型的致臭有機(jī)物[5，12]，其嗅閾值(OTC)為10 ng·L-1 [15].本試驗(yàn)以DMTS為代表分析模擬水柱的臭味產(chǎn)生情況，DMTS濃度如表2所示.

表2 水體中DMTS產(chǎn)生特性

由表2可知：高密度藍(lán)藻的模擬試驗(yàn)水體中，無(wú)論有無(wú)底泥，水體均會(huì)產(chǎn)生高濃度的DMTS，在試驗(yàn)第8 d，水柱A與B中DMTS濃度最大值分別達(dá)到其嗅閾值的449倍和790倍，試驗(yàn)后期DMTS濃度均逐漸降低，至第13 d DMTS濃度低于檢測(cè)限.DMTS的產(chǎn)生主要在試驗(yàn)前期.水柱C于第7 d至第8 d產(chǎn)生略高于其嗅閾值濃度的DMTS.這里進(jìn)一步得出，大量藻類的存在是致臭有機(jī)物DMTS產(chǎn)生的物質(zhì)條件.對(duì)比有底泥及無(wú)底泥模擬水體中DMTS的濃度可以發(fā)現(xiàn)，試驗(yàn)第1 d至第6 d，水柱A的DMTS濃度高于水柱B，試驗(yàn)第7 d至第12 d，水柱B高于水柱A.可以推斷，在同樣藻密度，水體物化環(huán)境相似(圖3)的情況下，底泥的存在加快了DMTS的形成及轉(zhuǎn)化.盧信等[16]指出蛋氨酸為DMTS等揮發(fā)性有機(jī)硫化物的主要前驅(qū)物，蛋氨酸以生物降解為主，而硫酸鹽還原菌(SRB)可使蛋氨酸快速分解為DMTS等.在太湖受污染的底泥中，當(dāng)厭氧環(huán)境形成時(shí)，SRB即可大量生長(zhǎng)[17-18]，本試驗(yàn)第4 d，水柱A已形成了適于SRB生長(zhǎng)的厭氧還原環(huán)境.可以推斷，底泥的存在增加了水體中SRB等生物降解菌，從而加速了蛋氨酸分解產(chǎn)生DMTS的過程，使得在前期有底泥的水柱A中DMTS濃度高于B，而同時(shí)SRB與底泥中存在的產(chǎn)甲烷菌是轉(zhuǎn)化揮發(fā)性有機(jī)硫化物為無(wú)機(jī)硫化物的主要微生物[19]，因此在后期，水柱A中DMTS濃度低于B.底泥的存在并未明顯改變?cè)孱惖拇x途徑，其存在的大量微生物加劇了其代謝速度，使得藻類死亡分解產(chǎn)生大量揮發(fā)性含硫有機(jī)物之后，又快速轉(zhuǎn)化為無(wú)機(jī)硫化物，從而使水體中有機(jī)致臭物濃度降低，另一方面為黑色物質(zhì)的形成提供物質(zhì)基礎(chǔ).

2．3 水體中硫化物濃度變化特性

圖4所示，有底泥與無(wú)底泥存在的兩個(gè)高密度藍(lán)藻模擬試驗(yàn)水體中，硫化物濃度均呈現(xiàn)試驗(yàn)前期基本不變，后期逐漸上升的變化趨勢(shì)．水柱A與B中硫化物濃度分別從第10 d，第14 d開始大幅度上升，且水柱A的硫化物濃度高于水柱B.水體發(fā)黑期間，水柱A中硫化物濃度較水柱B增加0.63 mg/L，約119%.水柱C中硫化物濃度在整個(gè)試驗(yàn)過程基本維持不變，且一直處于較低水平，小于0.3 mg/L.高密度的藍(lán)藻是水體中硫化物產(chǎn)生的主要條件，而底泥的存在加速了硫化物的形成，同時(shí)提高了其濃度，這可能與沉積物中硫酸鹽還原有一定關(guān)系.徐慧緯[20]研究表明，ORP 為-350～-450 mV是硫酸鹽還原的優(yōu)勢(shì)環(huán)境.本試驗(yàn)中，水柱A的ORP值第8 d后基本保持在-350 mV左右，極強(qiáng)的還原環(huán)境為硫酸鹽的還原提供了條件，從而對(duì)上覆水體中硫化物的濃度變化產(chǎn)生了較大影響.

T/d

2．4 水體中Fe2+濃度變化特性

三模擬水柱中Fe2+濃度變化情況如圖5所示.水柱A中Fe2+濃度試驗(yàn)初期逐漸升高，第8 d至第14 d保持較高水平，平均值為0.3 mg/L，之后逐漸下降.水柱B中Fe2+濃度在第8 d至第12 d有一定的升高，最大值達(dá)到0.18 mg/L，之后逐漸降低，整個(gè)試驗(yàn)過程中，水柱A中的Fe2+濃度高于水柱B.與水柱B(第14 d至第20 d)相比，水體發(fā)黑期間水柱A(第12 d至第20 d)中Fe2+濃度平均增加0.10 mg/L，約75%.水柱C中Fe2+濃度一直維持在較低水平且基本保持不變.水體中Fe主要以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)[21]存在，當(dāng)水體中氧化還原電位降低或水體嚴(yán)重缺氧時(shí)，結(jié)合態(tài)的金屬鍵被還原而釋放金屬.本研究中，水柱A與水柱B到第4 d降為-300 mV，極強(qiáng)的還原環(huán)境為以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)存在的Fe的還原釋放創(chuàng)造了條件，因此試驗(yàn)前期水體中Fe2+表現(xiàn)為逐漸增加的趨勢(shì).而底泥的存在提高了水體中Fe2+的濃度，這是因?yàn)閰捬鯊?qiáng)還原環(huán)境下，沉積物體系轉(zhuǎn)變?yōu)轱@著的還原狀態(tài)，從而使得Fe向二價(jià)Fe轉(zhuǎn)化，并向上覆水體釋放，從而增加了其濃度.到試驗(yàn)后期，F(xiàn)e2+與水體中產(chǎn)生的S2-結(jié)合生成FeS等難溶物而降低了水體中Fe2+.相比于水柱A，水柱C中Fe2+在0.05 mg/L左右波動(dòng)，未表現(xiàn)出明顯的增減趨勢(shì).

T/d

在試驗(yàn)前(第1 d)與試驗(yàn)結(jié)束后(第26 d)對(duì)A，C底泥間隙水分層進(jìn)行了Fe2+濃度的分析，結(jié)果如表3所示.A底泥間隙水中Fe2+濃度有較明顯的變化，1～3 cm處，減少2.14 mg/L，6～8 cm和11～13 cm分別增加1.31 mg/L和0.32 mg/L，而C底泥間隙水中濃度變化不明顯，變化范圍介于0.08 mg/L～0.19 mg/L.可以推斷，當(dāng)水體處于厭氧強(qiáng)還原環(huán)境下，底泥中的物化環(huán)境發(fā)生了變化，其發(fā)生的還原反應(yīng)使得高價(jià)態(tài)的Fe被還原為低價(jià)態(tài)的Fe2+而向水體中釋放.在本試驗(yàn)中，A水柱ORP達(dá)到了-350 mV，相應(yīng)的底泥體系發(fā)生了強(qiáng)烈的還原反應(yīng)，引起了間隙水中Fe2+濃度的明顯變化.

表3 底泥間隙水中Fe2+濃度變化

從水體中硫化物與Fe2+濃度變化特性的分析來看，高密度藍(lán)藻的堆積死亡分解使得水體呈現(xiàn)厭氧強(qiáng)還原環(huán)境，促使了水體中無(wú)機(jī)硫化物與Fe2+的形成，從而導(dǎo)致了致黑物質(zhì)FeS的生成，使得水體水色發(fā)黑.而底泥的存在一方面其豐富的微生物加劇了上覆水體中物質(zhì)的轉(zhuǎn)化，同時(shí)厭氧環(huán)境下底泥中Fe，S被還原為低價(jià)態(tài)的Fe2+，S2-而向上覆水體逐漸釋放.因此有底泥的高密度藻水較無(wú)底泥的高密度藻水更早出現(xiàn)發(fā)黑現(xiàn)象，且發(fā)黑程度加重.

2．5 有機(jī)物及氮磷的變化特性

圖6為不同試驗(yàn)水柱中DCODMn，NH4+-N，TDN以及TDP濃度的變化情況.

從圖6可以看出，隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，模擬試驗(yàn)水柱A與水柱B中DCODMn濃度前期明顯上升后期基本維持不變，且前者高于后者.水柱C中DCODMn濃度試驗(yàn)最開始有小幅升高，之后基本不變.試驗(yàn)期間，三個(gè)試驗(yàn)水柱中DCODMn濃度最大值分別達(dá)到14.0，10.2和6.0 mg/L.大量藻類死亡是水體溶解性有機(jī)物濃度上升的主要原因，隨著藻類的死亡分解，大量有機(jī)物被釋放到水體中，而底泥存在增加了水體中大量微生物后，加速了死亡藻類的降解，而同時(shí)在厭氧還原環(huán)境下，底泥經(jīng)還原反應(yīng)生成的亞鐵鹽，硫化物等還原性物質(zhì)的生成并釋放到上覆水體，從而導(dǎo)致了水體中DCODMn濃度升高.

試驗(yàn)期間水柱A與B中NH4+-N濃度隨著時(shí)間變化不斷升高，在水體發(fā)生黑臭時(shí)的第10 d，第13 d NH4+-N濃度分別達(dá)到5.2 mg/L，3.6 mg/L，均超過國(guó)家《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》( GB 3838—2002) 中Ⅴ類水體上限2.0 mg/L的標(biāo)準(zhǔn).隨著大量藍(lán)藻堆積死亡，藍(lán)藻細(xì)胞破裂釋放出大量顆粒性有機(jī)氮，厭氧還原環(huán)境中，在厭氧微生物作用下直接由氨化作用生成NH4+-N或者先生成 溶解性有機(jī)氮后逐漸礦化為NH4+-N[22]，從而使水體中NH4+-N濃度不斷升高.整個(gè)試驗(yàn)期間，水柱A中的NH4+-N濃度均高于水柱B，這與厭氧環(huán)境下，底泥營(yíng)養(yǎng)鹽的釋放密切相關(guān)[23].與NH4+-N濃度變化趨勢(shì)類似，模擬水柱A與水柱B中TDN和TDP均隨時(shí)間變化不斷升高，而有底泥的水柱A中濃度上升較無(wú)底泥水柱B更快.整個(gè)試驗(yàn)過程中，水柱C中NH4+-N，TDN，TDP濃度在最開始有小幅上升后，基本保持不變.

由三個(gè)模擬水柱中溶解性有機(jī)物及氮磷的分析可知，高密度藍(lán)藻的死亡分解是水體中溶解性有機(jī)物及氮磷濃度升高的主要原因，而底泥的存在加速了死亡藻類的分解，同時(shí)厭氧強(qiáng)還原環(huán)境下，底泥中營(yíng)養(yǎng)鹽的還原釋放，使得底泥存在時(shí)上覆水體中溶解性有機(jī)物及氮磷濃度更高，使得水體環(huán)境急劇惡化.

T/d

T/d

T/d

T/d

3 結(jié) 論

在靜態(tài)條件下，藻密度均為1.0×108cells/L的藻水中，富營(yíng)養(yǎng)化湖泊底泥使得黑臭水體提前發(fā)生.在致臭物質(zhì)產(chǎn)生方面，底泥會(huì)促進(jìn)DMTS的形成及進(jìn)一步轉(zhuǎn)化，使得DMTS提前形成，而最高濃度卻低于無(wú)底泥的藻水.

在致黑物質(zhì)產(chǎn)生方面，底泥促進(jìn)了無(wú)機(jī)含硫化合物的形成，同時(shí)，底泥增加了上覆水體中硫化物與Fe2+的濃度等，從而使得水體提前發(fā)黑，且發(fā)黑程度加重.與無(wú)底泥的藻水相比，水體發(fā)黑期間有底泥的藻水中硫化物濃度與Fe2+濃度分別增加0.63 mg/L，0.10 mg/L.

高密度藍(lán)藻堆積消亡使得水體形成的厭氧強(qiáng)還原環(huán)境，誘使底泥中的營(yíng)養(yǎng)鹽等向上覆水體釋放，使得水體環(huán)境急劇惡化，加劇了水體發(fā)生黑臭.

[1]GUO L．Doing battle with the green monster of Taihu Lake[J]．Science，2007，317(5842):1166．

[2]孔繁翔,胡維平,谷孝鴻,等.太湖梅梁灣2007年藍(lán)藻水華形成及取水口污水團(tuán)成因分析與應(yīng)急措施建議[J].湖泊科學(xué), 2007,19(4):357-358.

KONG Fan-xiang, HU Wei-ping, GU Xiao-hong,etal. On the cause of cyanophyta bloom and pollution in water intake area and emergency measures in Meiliang Bay, LakeTaihu in 2007[J]. Journal of Lake Science , 2007, 19(4): 357-358.(In Chinese)

[3]陸桂華,馬倩. 2009 年太湖水域“湖泛”監(jiān)測(cè)與分析[J].湖泊科學(xué),2010,22(4): 481-487.

LU Gui-hua, MA Qian. Monitoring and analysis on Black Water Aggregation in Lake Taihu, 2009[J]. Journal of Lake Science, 2010, 22(4): 481-487.(In Chinese)

[4]張曉健,張悅,王歡,等.無(wú)錫自來水事件的城市供水應(yīng)急除臭處理技術(shù)[J].城鎮(zhèn)給排水, 2007, 33(9):7-12.

ZHANG Xiao-jian, ZHANG Yue, WANG Huan,etal. Emergent drinking water treatment for taste and odor control in Wuxi City water pollution incident[J]. Water and Wastewater Engineering, 2007, 33(9):7-12.(In Chinese)

[5]YANG Min, YU Jian-wei, LI Zong-lai,etal. Taihu Lake Not to Blame for Wuxi's Woes [J]. Science, 2008, 319:158.

[6]陸桂華,馬倩. 太湖水域“湖泛”及其成因研究[J].水科學(xué)進(jìn)展, 2009, 20(3): 438-442.

LU Gui-hua, MA Qian. Analysis on the causes of forming black water cluster in Taihu Lake [J].Advances in Water Science, 2009, 20(3):438-442. (In Chinese)

[7]ZHANG Xiao-jian, CHEN Chao, DING Jian-qing,etal. The 2007 water crisis in Wuxi, China: Analysis of the origin [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 182(1/3):130-135.

[8]CHEN Jun, XIE Ping, MA Zhi-mei,etal. A systematic study on spatial and seasonal patterns of eight taste and odor compounds with relation to various biotic and abiotic parameters in Gonghu Bay of Lake Taihu, China [J]. Science of the Total Environment, 2010, 409 (2): 314-325.

[9]劉國(guó)鋒，鐘繼承，何俊，等.太湖竺山灣藻華黑水團(tuán)區(qū)沉積物中Fe、S、P的含量及其形態(tài)變化[J].環(huán)境科學(xué)，2009，30(9):2520-2526.

LIU Guo-feng, ZHONG Ji-cheng, HE Jun,etal. Effects of black spots of dead-cyanobacterial mats on Fe-S-P cycling in sediments of Zhushan Bay, Lake Taihu[J]. Environmental Science, 2009，30(9): 2520-2526.(In Chinese)

[10]劉國(guó)鋒,何俊,范成新,等.藻源性黑水團(tuán)環(huán)境效應(yīng):對(duì)水-沉積物界面處Fe、Mn、S循環(huán)影響[J].環(huán)境科學(xué),2010,31 (11):2652-2660.

LIU Guo-feng, HE Jun, FAN Cheng-xin,etal. Environment effects of algae-caused black spots: impacts on Fe-Mn-S cycles in water-sediment interface [J]. Environmental Science, 2010, 31 (11): 2652-2660.(In Chinese)

[11]王成林,張?jiān)?張寧紅,等. 太湖藻源性“湖泛”形成機(jī)制的氣象因素分析[J]. 環(huán)境科學(xué), 2011, 32(2): 401-408.

WANG Cheng-lin, ZHANG Yong, ZHANG Ning-hong,etal. Analysis of meteorological factors of forming feculent and anaerobic water aggregation induced by algal bloom in Taihu Lake[J]. Environmental Science, 2011, 32(2): 401-408.(In Chinese)

[12]王國(guó)芳,李先寧,方洋,等. 藍(lán)藻消亡過程中DMTS 的產(chǎn)生及水質(zhì)變化特性[J]. 江蘇大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版，2013, 34(3): 361-366.

WANG Guo-fang, LI Xian-ning, FANG Yang,etal. DMTS production and water quality variation during decomposition of algal mats [J]. Journal of Jiangsu University: Nature Science Edition, 2013, 34(3): 361-366.(In Chinese)

[13]黃祥飛,陳偉民,蔡啟銘. 湖泊生態(tài)調(diào)查觀測(cè)與分析[M]. 北京:中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社, 1999: 72-77.

HUANG Xiang-fei, CHEN Wei-min, CAI Ming-qi. Survey, observation and analysis of lake ecology [M].Beijing: Standards Press of China, 1999:72-77. (In Chinese)

[14]國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M]. 4版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社,2002.

State Environmental Protection Administration of China. National standard methods for water and wastewater quality analysis [M]. 4th eds. Beijing: China Environmental Science Press, 2002. (In Chinese)

[15]DENG Xu-wei, LIANG Gao-dao, CHEN Jun,etal. Simultaneous determination of eight common odors in natural water body using automatic purge and trap coupled to gas chromatography with mass spectrometry[J]. Journal of Chromatography A, 2011, 1218(24): 3791-3798.

[16]盧信,馮紫艷,商景閣,等. 不同有機(jī)基質(zhì)誘發(fā)的水體黑臭及主要致臭物(VOSCs)產(chǎn)生機(jī)制研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 2012,33(9):3152-3159.

LU Xin, FENG Zi-yan, SHANG Jing-ge,etal. Black water bloom induced by different types of organic matters and forming mechanisms of major odorous compounds[J]. Environmental Science, 2012,33(9):3152-3159. (In Chinese)

[17]申秋實(shí),邵世光,王兆德,等.太湖月亮灣湖泛發(fā)生過程模擬及水土物化性質(zhì)的響應(yīng)[J].水科學(xué)進(jìn)展,2011,22(5):710-719.

SHEN Qiu-shi, SHAO Shi-guang, WANG Zhao-de,etal. Simulation of black bloom in Moon Bay of Lake Taihu and physical and chemical responses of water and sediment[J]. Advances in Water Science 2011, 22(5):710-719.(In Chinese)

[18]MASAHARU TASAKI, YOICHI KAMAGATA, KAZUNORI NAKAMURA,etal. Isolation and characterization of a thermophilic benzoate-degrading, sulfate-reducing bacterium, Desulfotomaculum thermobenzoicum sp. nov.[J]. Arch Microbiol, 1991, 155(4):348-352.

[19]LOMANS B P, VAN DER DRIFT C, POL A,etal. Microbial cycling of volatile organic sulfur compounds [J]. Cellular and Molecular Life Sciences, 2002, 59(4): 575-588.

[20]徐慧緯,張旭,楊?yuàn)檴?等. 電場(chǎng)條件下的硫酸鹽還原效應(yīng)及pH/ORP響應(yīng)[J]. 清華大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版, 2009, 49(9): 88-91.

XU Hui-wei, ZHANG Xu, YANG Shan-shan,etal. Sulfate reduction stimulated by an electric field and its correlation with pH and the ORP[J]. J Tsinghua Univ: Sci &Tech, 2009, 49(9): 88-91. (In Chinese)

[21]池俏俏,朱廣偉,張戰(zhàn)平,等. 風(fēng)浪擾動(dòng)對(duì)太湖水體懸浮物重金屬含量的影響[J].湖泊科學(xué),2006, 18(5):495-498.

CHI Qiao-qiao, ZHU Guang-wei, ZHANG Zhan-ping,etal. Effects of wind-wave disturbance on heavy metal intents in suspended solids of Lake Talhu [J]. Journal of Lake Science, 2006, 18(5): 495-498. (In Chinese)

[22]DOWNES M T． Aquatic nitrogen transformations at low oxygen concentrations[J]． Applied and Environmental Microbiology,1988，54(1): 172-175．

[23]朱夢(mèng)圓，朱廣偉，王永平. 太湖藍(lán)藻水華衰亡對(duì)沉積物氮、磷釋放的影響[J].環(huán)境科學(xué), 2011,32(2):409-415.

ZHU Meng-yuan, ZHU Guang-wei, WANG Yong-ping. Influence of scum of algal bloom on the release of N and P from sediments of Lake Taihu [J]. Environmental Science, 2011, 32(2): 409-415.(In Chinese)