摘要：研究不同濃度硫酸鹽對(duì)養(yǎng)殖池塘水柱和底泥的影響，對(duì)控制養(yǎng)殖池塘水質(zhì)、減少污染物排放具有重要意義。利用從養(yǎng)殖池塘采集的底泥和水構(gòu)建了試驗(yàn)系統(tǒng)，研究了0（無(wú)添加，對(duì)照組）、30（T1處理組）、150（T2處理組）、500 mg/L（T3處理組）硫酸鹽加入后水柱和不同分層底泥的變化。結(jié)果表明：（1）試驗(yàn)開(kāi)始后，對(duì)照組水柱SO42-濃度相比試驗(yàn)前出現(xiàn)顯著升高，且不同時(shí)間樣品間SO42-濃度均存在顯著差異，考慮到試驗(yàn)前試驗(yàn)系統(tǒng)未完全避光，可能存在藻類對(duì)SO42-的吸收，提示養(yǎng)殖池塘中SO42-的重要作用可能被藻類掩蔽；（2）T3處理組鹽度和pH相比對(duì)照組均出現(xiàn)顯著變化（Plt;0.05），說(shuō)明高濃度SO42-引起了養(yǎng)殖池塘水體鹽度和pH的顯著改變；（3）相比對(duì)照組，處理組水柱和不同分層底泥C/N、TOC、NH4+、NO3-、NO2-濃度發(fā)生了顯著變化（Plt;0.05），說(shuō)明SO42-可引起養(yǎng)殖池塘底泥有機(jī)質(zhì)分解和氮循環(huán)過(guò)程的明顯改變；（4）相比對(duì)照組，T2和T3處理組水柱-底泥界面NO3-、NO2-和NH4+擴(kuò)散通量出現(xiàn)明顯降低，并且其降低程度與SO42-濃度成正比，提示SO42-可能對(duì)底泥-水柱界面NO3-、NO2-和NH4+擴(kuò)散通量造成影響。

關(guān)鍵詞：水產(chǎn)養(yǎng)殖；有機(jī)質(zhì)；氮循環(huán)；孔隙水；擴(kuò)散通量；硫酸鹽

中圖分類號(hào)：X524 " " " "文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A " " " "文章編號(hào)：1674-3075（2024）06-0097-10

池塘養(yǎng)殖作為我國(guó)最主要的淡水養(yǎng)殖方式，占我國(guó)淡水養(yǎng)殖總面積的一半以上（農(nóng)業(yè)農(nóng)村部漁業(yè)漁政管理局等，2021），對(duì)保證我國(guó)乃至世界水產(chǎn)品供應(yīng)發(fā)揮著重要的作用。然而，目前我國(guó)池塘養(yǎng)殖仍然采用比較粗放的方式，過(guò)量投餌造成了池塘底泥有機(jī)物大量積累（Dai et al，2022），這些有機(jī)物在微生物的分解下最終進(jìn)入水體，污染養(yǎng)殖環(huán)境，并在排放時(shí)對(duì)周邊水體造成污染。Wang等（2020）基于養(yǎng)殖水體的氮、磷排放，推導(dǎo)出中國(guó)水產(chǎn)養(yǎng)殖營(yíng)養(yǎng)物總排放量已與牲畜養(yǎng)殖相當(dāng)，占淡水環(huán)境總營(yíng)養(yǎng)物輸入的20%以上。因此，開(kāi)展養(yǎng)殖池塘水體營(yíng)養(yǎng)物轉(zhuǎn)化動(dòng)態(tài)研究，進(jìn)而控制池塘水體營(yíng)養(yǎng)物水平，對(duì)保證我國(guó)淡水養(yǎng)殖健康可持續(xù)發(fā)展和保護(hù)我國(guó)淡水生態(tài)環(huán)境都具有重要的意義。

在依賴投餌的高密度養(yǎng)殖系統(tǒng)中，過(guò)量有機(jī)物輸入除會(huì)引起氮、磷等元素的富集外，還會(huì)造成沉積物硫的大量積累。養(yǎng)殖環(huán)境中硫的存在形態(tài)包括含硫蛋白、SO42-、S2-、HS-、H2S等，各形態(tài)之間在一定條件下可相互轉(zhuǎn)化。在氧氣充足條件下，SO42-是主要的存在形態(tài)，但當(dāng)氧氣缺乏時(shí)，SO42-可被還原為硫化物，對(duì)水體生態(tài)系統(tǒng)造成重大影響。大量研究發(fā)現(xiàn)，硫的氧化還原過(guò)程對(duì)碳、氮、磷等物質(zhì)轉(zhuǎn)化均具有重要的影響。例如，硫酸鹽還原氧化過(guò)程對(duì)低氧、高有機(jī)碳環(huán)境下的有機(jī)質(zhì)分解和氮素轉(zhuǎn)化具有重要貢獻(xiàn)（Canfield et al，2010；Martins et al，2017）。過(guò)高的硫酸鹽濃度還會(huì)引起沉積物磷的釋放，并使水質(zhì)惡化（袁探等，2012a；Chen et al，2016）。然而，目前養(yǎng)殖水體研究大多只關(guān)注碳、氮、磷等物質(zhì)循環(huán)動(dòng)態(tài)，關(guān)于硫酸鹽對(duì)養(yǎng)殖池塘水體環(huán)境的影響研究較少。

近年來(lái)，在我國(guó)淡水水體中不斷檢測(cè)到高濃度的SO42-，例如，在太湖水體中檢測(cè)到96 mg/L濃度的SO42-（趙健等，2019），而Zhang等（2020）在池塘底泥孔隙水中檢測(cè)到高達(dá)2.8 mmol/L（約268.8 mg/L）的SO42-濃度。我國(guó)養(yǎng)殖池塘水體和底泥普遍存在硫污染，成為制約我國(guó)水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)進(jìn)一步發(fā)展的關(guān)鍵因素（鄒松保等，2022）。在養(yǎng)殖池塘中，由于有機(jī)質(zhì)分解和微生物生長(zhǎng)大量消耗氧氣，池塘底泥常常處于厭氧狀態(tài)（Dai et al，2018）。因此，硫酸鹽易于在池塘底泥表層被還原，引起表層底泥發(fā)黑發(fā)臭，但當(dāng)還原性硫化物進(jìn)入上層富氧水體中時(shí)，又很容易被氧化為SO42-。硫酸鹽的還原氧化過(guò)程勢(shì)必對(duì)養(yǎng)殖池塘水柱和底泥造成影響。本研究通過(guò)構(gòu)建不同濃度硫酸鹽的試驗(yàn)系統(tǒng)，研究不同濃度硫酸鹽對(duì)養(yǎng)殖池塘水柱和底泥的影響，以期分析不同硫負(fù)荷下養(yǎng)殖池塘水體營(yíng)養(yǎng)物的動(dòng)態(tài)規(guī)律。研究結(jié)果對(duì)于控制養(yǎng)殖池塘水質(zhì)、確保養(yǎng)殖產(chǎn)量和減少污染物排放可能具有重要的意義。

1 " 材料與方法

1.1 " 試驗(yàn)系統(tǒng)構(gòu)建

采樣池塘位于湖北省荊州市長(zhǎng)江水產(chǎn)研究所試驗(yàn)基地，為主養(yǎng)草魚(yú)池塘，池塘面積約0.5 hm2，放養(yǎng)幼魚(yú)規(guī)格約0.5 kg/尾，年產(chǎn)量約24 000 kg/hm2，采樣池塘近5年無(wú)清淤。2020年10月21日沿池塘不同地方采集底泥，將底泥樣品過(guò)篩并去除雜物和底棲生物后，混勻，放入一系列有機(jī)玻璃管（直徑90 mm，長(zhǎng)500 mm）中，至底泥厚度為20 cm。將采集的池塘水緩慢加入到底泥表面，使水深為25 cm，制成試驗(yàn)系統(tǒng)。將試驗(yàn)系統(tǒng)在室溫下預(yù)孵育約6周，使底泥和水之間的物質(zhì)交換趨于穩(wěn)定。隨后將這些系統(tǒng)隨機(jī)分成4組，向每組系統(tǒng)中加入Na2SO4溶液，水柱中加入的SO42-終濃度分別約為0（對(duì)照組，無(wú)添加）、30（T1處理組）、150（T2處理組）、500 mg/L（T3處理組）。這些濃度的選擇是基于實(shí)際池塘中可能存在的SO42-濃度，另外還設(shè)置了高濃度組（500 mg/L）以分析較高SO42-濃度下的規(guī)律。將試驗(yàn)系統(tǒng)在避光條件下，于30°C培養(yǎng)箱中連續(xù)孵育。

1.2 " 樣品采集和分析

分別在加入硫酸鹽前（當(dāng)天）、加入硫酸鹽后第10（D10）、30（D30）、50（D50）和90天（D90）采集水體和底泥樣品。采樣為破壞性采樣，每次采樣取出一個(gè)有機(jī)玻璃管，小心汲取出上部水樣用于水質(zhì)分析。汲取水后將柱子中底泥小心轉(zhuǎn)移到干凈白瓷盤(pán)中，將底泥從表層至底層分為4層，具體為（0，4] cm層、（4，8] cm層、（8，12] cm層和（12，16] cm層，并分別取樣。采集的水樣在當(dāng)天進(jìn)行測(cè)試分析，采集的泥樣分成2份，1份于室內(nèi)通風(fēng)處風(fēng)干，1份置于4°C冰箱并盡快進(jìn)行分析。每個(gè)試驗(yàn)組分別取3個(gè)有機(jī)玻璃管進(jìn)行分析，剩余的有機(jī)玻璃管留在培養(yǎng)箱中繼續(xù)孵育至下次樣品采集。

水柱溫度、pH、溶解氧（DO）、電導(dǎo)率、氧化還原電位（ORP）和鹽度采用便攜式水質(zhì)多參儀（美國(guó)In-Situ Inc.）和ORP電極（Mettler Toledo）進(jìn)行分析。水柱總氮（TN）、硝酸鹽氮（NO3-）、亞硝酸鹽氮（NO2-）濃度和高錳酸鹽指數(shù)（CODMn）根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)水質(zhì)分析方法進(jìn)行分析（國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局，2002）。水中硫酸鹽的測(cè)定基于明膠-氯化鋇方法（Tabatabai，1974）進(jìn)行。分析時(shí)，將氯化鋇-明膠試劑用0.5 mol/L鹽酸溶液以1：1稀釋（該試劑不穩(wěn)定，需在測(cè)試前制備）。以1：5比例向水樣中加入氯化鋇-明膠試劑，并充分震蕩，于450 nm處測(cè)定懸濁液吸光度。

在移除上層水后立即采用ORP電極測(cè)定底泥表層氧化還原電位（Eh）。底泥含水率在105°C下烘干過(guò)夜后測(cè)定。泥樣利用2 mol/L KCl進(jìn)行提取，經(jīng)過(guò)濾后的澄清濾液用于底泥NH4+、NO3-、NO2-和SO42-的測(cè)定，測(cè)定方法同水質(zhì)測(cè)定方法。底泥pH采用風(fēng)干土樣以1：5泥/水（m/v）混合后測(cè)定。底泥總有機(jī)碳（TOC）采用重鉻酸鉀氧化-分光光度法測(cè)定。底泥全氮（TN）采用凱氏法測(cè)定。

1.3 " 孔隙水采集與分析

采用高分辨孔隙水采樣器（HR-Peeper，南京智感）采集底泥孔隙水和上覆水。在采樣前48 h，將HR-Peeper采樣器垂直緩慢插入有機(jī)玻璃管底泥中，保留采樣小室2～4 cm在上覆水中。采樣為破壞性采樣，采樣的有機(jī)玻璃管未用于分層底泥的分析。采樣時(shí)，沿垂直方向緩慢取出HR-Peeper采樣器，輕輕沖洗掉表面底泥和污水，用100 μL移液槍小心吸出采樣器小室中的水樣，用于分析。采集的水樣采用微孔板分光光度計(jì)（Epoch，Biotek，USA）進(jìn)行測(cè)量。水樣測(cè)定方法與上述水質(zhì)測(cè)定方法相同，但試樣和試劑量依比例減少，利用96孔板分別于相應(yīng)波長(zhǎng)下測(cè)定孔隙水和上覆水NH4+、NO3-、NO2-和SO42-含量。

1.4 " 總游離硫化物的測(cè)定

測(cè)定了水中的總游離硫化物（∑H2S）含量，該指標(biāo)反映了水中的還原性硫含量，包括H2S、HS-、S2-等物質(zhì)。為防止硫離子被氧化和硫化氫氣體揮發(fā)，采集水樣時(shí)避免攪動(dòng)并直接轉(zhuǎn)入加有NaOH和乙酸鋅-乙酸鈉溶液的采樣瓶中，并盡快用于分析。水中∑H2S含量采用亞甲基藍(lán)分光光度法進(jìn)行測(cè)定。

1.5 " 底泥-水柱界面擴(kuò)散通量的計(jì)算

根據(jù)文艷等（2021）的方法，基于Fick第一定律計(jì)算底泥-水柱界面擴(kuò)散通量。試驗(yàn)系統(tǒng)實(shí)際測(cè)得水溫在24～26°C之間，因此取25°C的理想擴(kuò)散系數(shù)D0進(jìn)行計(jì)算，即D0（NH4+）=19.8×10-6 cm2/s，D0（NO3-）=19.0×10-6 cm2/s，D0（NO2-）=19.1×10-6 cm2/s，D0（SO42-）=10.7×10-6 cm2/s。利用底泥-水柱界面以上2 cm和界面以下2 cm范圍的濃度值進(jìn)行線性擬合來(lái)計(jì)算濃度梯度。擴(kuò)散通量表示為mg/（m2·d），若為正值，表示存在底泥向水柱釋放離子趨勢(shì)，反之則表明底泥有從水柱吸附離子趨勢(shì)。

1.6 " 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

使用IBM SPSS Statistics 26進(jìn)行不同樣品間數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析。數(shù)據(jù)表示為均值±標(biāo)準(zhǔn)差（SD）。利用Levene檢驗(yàn)進(jìn)行方差齊性檢驗(yàn)，并利用Kolmogorov-Smirnov檢驗(yàn)進(jìn)行正態(tài)性檢驗(yàn)。采用單因素方差分析（one-way ANOVA）和Tukey檢驗(yàn)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)學(xué)比較分析。使用不同的顯著性水平：Plt;0.05、Plt;0.01和Plt;0.001。采用Graphpad Prism 5進(jìn)行圖形繪制。

2 " 結(jié)果與分析

2.1 " 水柱理化指標(biāo)變化

試驗(yàn)開(kāi)始前，水柱各理化指標(biāo)如表1所示。不同樣品間差異較小，說(shuō)明系統(tǒng)水質(zhì)已趨穩(wěn)定。

試驗(yàn)開(kāi)始后，各試驗(yàn)組水柱SO42-濃度相比試驗(yàn)前出現(xiàn)顯著升高（Plt;0.001），且隨著試驗(yàn)進(jìn)行，不同試驗(yàn)組SO42-均表現(xiàn)出先升高后降低的趨勢(shì)（圖1-a），在第50天（D50）左右達(dá)到最高值，且不同時(shí)間樣品間SO42-濃度均存在顯著差異（Plt;0.01）。相比試驗(yàn)前，試驗(yàn)開(kāi)始后水柱ORP出現(xiàn)顯著升高（Plt;0.05，圖1-b）。對(duì)照組ORP隨時(shí)間逐漸升高，至第90天（D90）時(shí)，水柱ORP顯著高于其他時(shí)間（Plt;0.001），而各處理組水柱ORP隨時(shí)間表現(xiàn)出先下降后升高的趨勢(shì)（圖1-b），至D90時(shí)，各處理組ORP顯著高于其他時(shí)間（Plt;0.05）。隨著試驗(yàn)進(jìn)行，各試驗(yàn)組水柱鹽度和CODMn都表現(xiàn)出升高的趨勢(shì)，試驗(yàn)后期（D50和D90）水柱鹽度和CODMn相比試驗(yàn)前期（D10和D30）顯著升高（Plt;0.05），但各試驗(yàn)組水柱pH、DO和電導(dǎo)率隨時(shí)間變化不顯著。

相比試驗(yàn)前，試驗(yàn)開(kāi)始后各試驗(yàn)組水柱NH4+濃度出現(xiàn)顯著升高（Plt;0.001），但在整個(gè)試驗(yàn)期間，對(duì)照組和處理組T1水柱NH4+隨時(shí)間變化不顯著，而處理組T2和T3水柱NH4+濃度隨孵育時(shí)間表現(xiàn)出先降低后升高的趨勢(shì)（圖2-a），至第90天，NH4+濃度顯著高于其他時(shí)間（Plt;0.01）。同樣，對(duì)照組和處理組T1水柱NO3-和NO2-濃度隨時(shí)間變化不顯著，但T2和T3處理組NO3-和NO2-濃度隨時(shí)間出現(xiàn)顯著變化（圖2-b和2-c），試驗(yàn)后期（D50和D90）NO3-濃度相比試驗(yàn)前期（D10和D30）出現(xiàn)顯著降低（Plt;0.05），而NO2-濃度出現(xiàn)顯著升高（Plt;0.05）。但各試驗(yàn)組TN濃度隨時(shí)間變化不顯著。

在不同孵育時(shí)間，除對(duì)照組和T1處理組外，各試驗(yàn)組水柱SO42-濃度之間均存在顯著差異（Plt;0.001）。相比對(duì)照，各孵育時(shí)間T3處理組水柱鹽度和電導(dǎo)率均出現(xiàn)了顯著升高（分別為Plt;0.01和Plt;0.05）。在孵育后第10天，T2和T3處理組水柱ORP相比對(duì)照和處理組T1出現(xiàn)了顯著升高，但在其他時(shí)間差異不顯著。在不同孵育時(shí)間，水柱pH隨SO42-濃度增加表現(xiàn)出升高的趨勢(shì)，至第90天時(shí)，T3處理組pH顯著高于處理組T1（Plt;0.05）。但不同孵育時(shí)間各試驗(yàn)組DO和CODMn無(wú)顯著差異。

在孵育后第10天，T1處理組水柱NH4+濃度顯著低于對(duì)照組和T2處理組（圖3-a），而其NO3-和NO2-濃度顯著高于其他試驗(yàn)組（圖3-b和3-c，Plt;0.05），但T2和T3處理組與對(duì)照組間差異不顯著。在孵育后第50天，T1處理組水柱NO3-濃度顯著高于T2和T3處理組，且在第90天，T2處理組水柱NO3-和NO2-濃度顯著低于對(duì)照組，但其他組間的差異較小。同時(shí)，在不同孵育時(shí)間，各試驗(yàn)組水柱間TN濃度差異不顯著。在不同孵育時(shí)間，各樣品中均未檢測(cè)到總游離硫化物。

2.2 " 底泥和孔隙水理化指標(biāo)的變化

試驗(yàn)開(kāi)始前，在不同分層底泥中均未檢測(cè)出SO42-濃度，不同分層底泥各理化指標(biāo)如表2所示。不同系統(tǒng)底泥各指標(biāo)間差異較小，說(shuō)明系統(tǒng)底質(zhì)已趨穩(wěn)定。

對(duì)照組和處理組T1表層底泥Eh隨時(shí)間變化不顯著，但處理組T2和T3表層底泥Eh在第50天時(shí)出現(xiàn)顯著降低（Plt;0.05），而在第90天時(shí)又恢復(fù)至與之前相似水平。同時(shí)，在第20天時(shí)，觀察到表層底泥出現(xiàn)明顯的黑化層，并且黑化層深度隨硫酸鹽濃度增加而增加（圖4）。但黑化層深度隨孵育時(shí)間延長(zhǎng)無(wú)明顯改變。各試驗(yàn)組（0，4] cm分層底泥pH隨時(shí)間延長(zhǎng)都表現(xiàn)出升高的趨勢(shì)，試驗(yàn)后期（D50和D90）底泥pH相比試驗(yàn)前期（D10和D30）顯著升高（Plt;0.05）。在孵育后第90天，T2處理組（0，4]、（4，8]和（8，12] cm各分層底泥pH相比其他試驗(yàn)組顯著降低（Plt;0.05），但（12，16] cm分層底泥pH間無(wú)顯著差異。

各試驗(yàn)組（0，4] cm分層底泥SO42-、NO3-和NO2-濃度隨孵育時(shí)間變化趨勢(shì)較為一致，都表現(xiàn)出先升高后降低的趨勢(shì)。對(duì)照組（0，4] cm底泥NH4+、TN和TOC濃度隨時(shí)間變化不顯著，但處理組隨時(shí)間則出現(xiàn)了顯著變化，其中NH4+濃度隨時(shí)間表現(xiàn)出升高的趨勢(shì)（圖5-a），試驗(yàn)后期（D50和D90）底泥NH4+濃度相比試驗(yàn)前期（D10和D30）顯著升高（Plt;0.05），而TN和TOC濃度則出現(xiàn)顯著降低（Plt;0.05，圖5-b和5-c）。同時(shí)，對(duì)照組（0，4] cm底泥C/N值隨孵育時(shí)間逐漸升高，試驗(yàn)后期（D50和D90）的C/N值相比試驗(yàn)前期（D10和D30）顯著升高（Plt;0.05），但各處理組C/N值隨時(shí)間變化不顯著。在（4，8] cm分層底泥，對(duì)照組pH隨孵育時(shí)間表現(xiàn)出降低的趨勢(shì)，但各處理組底泥pH出現(xiàn)升高趨勢(shì)，同時(shí)，對(duì)照組底泥TN和TOC濃度隨時(shí)間變化不顯著，但T1和T2處理組TN和TOC濃度隨時(shí)間表現(xiàn)出降低的趨勢(shì)。各試驗(yàn)組其他分層底泥理化指標(biāo)隨時(shí)間變化較為一致。

在孵育后第10天，對(duì)照組不同分層底泥SO42-濃度均顯著高于各處理組（Plt;0.05），但在試驗(yàn)后期，各試驗(yàn)組SO42-濃度間無(wú)顯著差異。在第30天，相比其他試驗(yàn)組，T3處理組（8，12]和（12，16] cm分層底泥TOC濃度顯著降低，但（0，4]和（4，8] cm底泥TOC差異不顯著。在第30天時(shí)，T2和T3處理組（0，4] cm底泥C/N值相比對(duì)照組顯著降低（Plt;0.05），并且T3處理組（4，8]、（8，12]和（12，16] cm分層底泥C/N值相比對(duì)照組均顯著降低（Plt;0.05）。在孵育后第50天，與其他試驗(yàn)組相比，T2處理組（0，4]和（4，8] cm底泥NH4+濃度顯著降低（Plt;0.05），T3處理組（0，4] cm底泥NH4+顯著降低（Plt;0.05），但（8，12]和（12，16] cm底泥NH4+濃度差異不顯著。在第90天，相比其他試驗(yàn)組，T3處理組不同分層底泥TN濃度顯著升高（Plt;0.05），T1處理組（4，8] cm底泥NH4+濃度顯著降低（Plt;0.05），而T2處理組（8，12]和（12，16] cm底泥NH4+濃度顯著降低（Plt;0.05）。

對(duì)底泥孔隙水的分析發(fā)現(xiàn)，表層底泥（0，4] cm孔隙水與上覆水水質(zhì)比較接近，但下層底泥與上覆水差異較大，說(shuō)明底泥物理與生物化學(xué)反應(yīng)過(guò)程集中于表層。各試驗(yàn)組底泥孔隙水NH4+濃度隨時(shí)間表現(xiàn)出先降低后升高的趨勢(shì)，在第50天時(shí)降至最低，在第90天時(shí)又升至最高，而孔隙水NO3-則表現(xiàn)出逐漸降低的趨勢(shì)。對(duì)照組孔隙水NO2-濃度表現(xiàn)出逐漸降低的趨勢(shì)，但各處理組孔隙水NO2-濃度在第50天時(shí)升至最高。對(duì)照組和處理組T1孔隙水SO42-濃度隨時(shí)間逐漸升高，但處理組T2和T3孔隙水SO42-濃度在第50天時(shí)升至最高，其后又降低。至孵育第50天，T2和T3處理組底泥孔隙水SO42-濃度明顯高于對(duì)照組和T1處理組（圖6-a），但其下層底泥（6～15 cm）孔隙水NH4+濃度低于對(duì)照組和T1處理組（圖6-b），同時(shí)，T2和T3處理組底泥孔隙水NO3-和NO2-濃度明顯低于對(duì)照組和T1處理組（圖6-c和6-d）。

2.3 " 底泥-水柱界面擴(kuò)散通量的變化

各試驗(yàn)組SO42-擴(kuò)散通量均為負(fù)值，表現(xiàn)出明顯的從水柱向底泥擴(kuò)散趨勢(shì)，其中對(duì)照組SO42-擴(kuò)散通量隨孵育時(shí)間表現(xiàn)出先升高后降低的趨勢(shì)，在第50天時(shí)達(dá)到最大，而試驗(yàn)組SO42-擴(kuò)散通量隨時(shí)間逐漸升高。各試驗(yàn)組NO3-和NO2-擴(kuò)散通量也均為負(fù)值，表現(xiàn)出先升高后降低的趨勢(shì)，至第50天時(shí)升至最高，而NH4+擴(kuò)散通量均為正值，表現(xiàn)出先降低后升高的趨勢(shì)，至第50天時(shí)降至最低。至第50天時(shí)，除處理組T1外，其余處理組SO42-擴(kuò)散通量相比對(duì)照組明顯升高，但各處理組NO3-、NO2-和NH4+擴(kuò)散通量相比對(duì)照均出現(xiàn)降低，且降低幅度與SO42-濃度梯度成正比，即對(duì)照組gt;T1gt;T2gt;T3。

3 " 討論

雖然對(duì)本研究試驗(yàn)系統(tǒng)進(jìn)行了預(yù)孵育，但試驗(yàn)開(kāi)始后對(duì)照組SO42-濃度仍極顯著升高，這可能是由于在預(yù)孵育期間試驗(yàn)系統(tǒng)并未避光，水體中藻類的吸收使得SO42-維持在一定水平。而試驗(yàn)開(kāi)始后，避光處理造成藻類死亡，水體中SO42-大量積累。在試驗(yàn)開(kāi)始時(shí)，觀察到水體明顯呈綠色，而孵育后綠色消失。另外，試驗(yàn)開(kāi)始后，對(duì)照系統(tǒng)水柱NH4+濃度也出現(xiàn)了極顯著升高，說(shuō)明藻類對(duì)于維持較低濃度的SO42-和NH4+可能具有重要作用。各試驗(yàn)系統(tǒng)水柱硫酸鹽濃度均隨時(shí)間表現(xiàn)出先升高后降低的趨勢(shì)，且不同時(shí)間樣品間均存在顯著差異，說(shuō)明硫酸鹽在池塘水體物質(zhì)循環(huán)中的重要作用可能被藻類掩蔽。通過(guò)分析避光條件下不同濃度SO42-的影響，將有助于揭示這一系統(tǒng)SO42-的重要功能和作用過(guò)程。

3.1 " 硫酸鹽對(duì)淡水養(yǎng)殖池塘水柱的影響

雖然處理組T1水柱SO42-濃度相比對(duì)照組有所升高，但不同時(shí)期的差異并不顯著，這可能是因?yàn)樵囼?yàn)系統(tǒng)自身產(chǎn)生的SO42-會(huì)掩蓋SO42-濃度的增加，從而表現(xiàn)出對(duì)SO42-濃度增加的耐受性。對(duì)照組和處理組T1水柱鹽度變化較一致，且與SO42-濃度變化一致，提示SO42-濃度對(duì)水柱鹽度變化有較大影響，同時(shí)，各孵育時(shí)間T3處理組鹽度相比對(duì)照組均顯著升高，進(jìn)一步說(shuō)明較高濃度SO42-會(huì)引起鹽度顯著升高。先前對(duì)湖泊沉積物的研究已發(fā)現(xiàn)，SO42-濃度增加會(huì)引起上覆水pH升高（袁探等，2012a）。本研究發(fā)現(xiàn)，雖然不同孵育時(shí)間池塘水柱pH隨SO42-濃度增加表現(xiàn)出升高趨勢(shì)，但試驗(yàn)前期各處理組pH差異不顯著，提示系統(tǒng)對(duì)pH有較大的緩沖性，而第90天時(shí)T3處理組pH顯著高于處理組T1，說(shuō)明較長(zhǎng)時(shí)間的高濃度SO42-會(huì)引起水柱pH的顯著改變。鹽度和pH作為養(yǎng)殖池塘水體重要的綜合性指標(biāo)，其受到高濃度SO42-的顯著影響，需要引起池塘養(yǎng)殖管理的關(guān)注。

本研究試驗(yàn)系統(tǒng)DO波動(dòng)較大，但各試驗(yàn)組并無(wú)明顯差異，說(shuō)明SO42-濃度升高并未對(duì)DO造成顯著影響，這與Wu等（2019）的研究結(jié)果一致。雖然SO42-還原已被證明會(huì)對(duì)表層沉積物處DO水平造成明顯影響（Chen et al，2021），但似乎并未對(duì)水柱DO造成顯著影響。在本研究各試驗(yàn)組水柱中未檢測(cè)到總游離硫化物，考慮到表層底泥SO42-濃度的明顯變化，進(jìn)入水中的還原性硫化物可能很容易發(fā)生氧化，進(jìn)一步說(shuō)明系統(tǒng)水柱保持較高的氧化狀態(tài)。在第10天，T2和T3處理組ORP相比對(duì)照和T1出現(xiàn)顯著升高，這與氧化條件下底層水ORP的變化趨勢(shì)（Chen et al，2021）一致，說(shuō)明在試驗(yàn)前期，SO42-的還原較弱，系統(tǒng)可能仍保持氧化狀態(tài)。但在第30天時(shí)，各處理組ORP明顯下降，且下降幅度隨硫酸鹽濃度增加而增加（圖1-b），提示SO42-還原主要發(fā)生在第30天左右。袁探等（2012a）的分析也發(fā)現(xiàn)，SO42-的還原會(huì)引起上覆水氧化還原電位的降低。有趣的是，在本研究中，雖然處理組T1相比對(duì)照組SO42-濃度并無(wú)顯著差異，但對(duì)照組ORP隨孵育時(shí)間出現(xiàn)連續(xù)升高，而處理組T1在第30天時(shí)下降。Wu等（2019）認(rèn)為額外的SO42-會(huì)影響ORP的恢復(fù)，本研究結(jié)果支持這一結(jié)論。

雖然高濃度SO42-的還原作用能影響沉積物和孔隙水中溶解性有機(jī)碳的含量（Poulin et al，2017；Chen et al，2020），在本研究中，SO42-似乎并未對(duì)水柱還原性物質(zhì)造成明顯影響，不同試驗(yàn)組后期水柱CODMn相比前期均顯著升高，并且不同處理組間無(wú)顯著差異，這可能是因?yàn)樗鄬?duì)較高的氧化狀態(tài)使得無(wú)法積累過(guò)多的還原性物質(zhì)。SO42-對(duì)氮的影響主要依賴于還原性硫的作用（Zak et al，2021），考慮到本研究系統(tǒng)水柱還原性硫較少，SO42-可能并未直接對(duì)水柱氮造成影響。然而，本研究確實(shí)發(fā)現(xiàn)SO42-的加入對(duì)水柱無(wú)機(jī)氮濃度造成了影響，引起水柱NH4+濃度的降低，以及NO3-、NO2-濃度的升高，同時(shí)還發(fā)現(xiàn)即使較低濃度的SO42-也可能會(huì)造成顯著影響（圖3），這可能與底泥-水柱界面處的物理化學(xué)過(guò)程有關(guān)（將在下文進(jìn)一步討論）。關(guān)于SO42-對(duì)磷的影響已有大量研究，一般認(rèn)為SO42-會(huì)促進(jìn)底泥-水柱界面處磷的釋放，引起水柱磷含量的增加（袁探等，2012b；范樂(lè)等，2014；Chen et al，2021），在本文中未作進(jìn)一步分析。

3.2 " 硫酸鹽對(duì)淡水養(yǎng)殖池塘底泥和孔隙水的影響

本研究不同試驗(yàn)系統(tǒng)表層底泥均出現(xiàn)黑化層，并且其深度隨SO42-濃度增加而增加，提示SO42-引起池塘表層底泥發(fā)黑。據(jù)了解，這是首次報(bào)道硫酸鹽引起底泥表層黑化。先前的研究認(rèn)為，表層底泥黑化主要是由于缺氧條件下鐵氧化物、硫還原性物質(zhì)和有機(jī)物質(zhì)的共同作用引起的（Freitag et al，2003；高琛等，2022）。本研究試驗(yàn)系統(tǒng)表層底泥氧化還原電位一直維持在較低水平（lt;-100 mV），有利于SO42-的還原作用，另外，在研究中從水柱和底泥均未聞到明顯的臭味，說(shuō)明揮發(fā)性硫化物含量較低，還原性硫可能以金屬硫化物固定在底泥表層，并引起表層底泥黑化。同時(shí)，與水柱類似，發(fā)現(xiàn)在第90天時(shí)，除最底層（12，16] cm外的不同分層底泥pH受到高濃度SO42-的影響而顯著降低，這與范樂(lè)等（2014）的研究結(jié)果一致，而最底層pH未發(fā)生變化則可能是因?yàn)槠銼O42-濃度較低，說(shuō)明高濃度SO42-能引起滲透層底泥pH的顯著降低。

第10天對(duì)照組不同分層底泥SO42-濃度均顯著高于各處理組，這可能說(shuō)明底泥有機(jī)硫物質(zhì)的分解是池塘水體SO42-的重要來(lái)源，這與前面的分析一致，而外源SO42-的引入可能會(huì)抑制有機(jī)物的分解。實(shí)際上，在第30天，T2處理組表層底泥C/N相比對(duì)照組顯著降低，并且T3處理組各分層底泥C/N相比對(duì)照組均顯著降低。在養(yǎng)殖環(huán)境中，由于氮肥和富含蛋白質(zhì)飼料的使用，水體中C/N比通常較低，因此細(xì)菌生物量形成往往取決于碳含量（Leonard et al，2002；Schneider et al，2004）。處理組表層底泥C/N的降低可能說(shuō)明其微生物活性受到SO42-還原產(chǎn)物的抑制。而后期處理組底泥SO42-濃度升高至與對(duì)照組相似水平，以及試驗(yàn)后期處理組TOC和TN濃度相比前期的升高，則可能是因?yàn)殡S著后期SO42-還原反應(yīng)的減弱，表層微生物活性得到恢復(fù)，使得TOC的分解速率升高，這也與試驗(yàn)后期水柱和孔隙水SO42-濃度的下降一致。袁探等（2012b）在研究的試驗(yàn)后期也觀察到SO42-濃度顯著下降。另外，池塘不同分層底泥似乎受到SO42-的不同影響。雖然處理組表層底泥TOC相比對(duì)照無(wú)顯著差異，但T3處理組底層底泥相比對(duì)照組卻出現(xiàn)了顯著降低。SO42-已被證明能夠在厭氧條件下促進(jìn)有機(jī)碳的轉(zhuǎn)化（Timmers et al，2016；Pasut et al，2020）。T3處理組底層底泥較高的孔隙水SO42-濃度和缺氧條件，可能有利于SO42-介導(dǎo)的有機(jī)碳礦化作用，引起TOC的降低。

養(yǎng)殖池塘底泥由于有機(jī)質(zhì)大量分解，往往富集較高濃度的NH4+（Dai et al，2018）。在本研究中，觀察到硫酸鹽加入后，處理組水柱和表層底泥NH4+濃度相比對(duì)照組顯著降低，這可能與不同處理組表層底泥處有機(jī)質(zhì)的分解被抑制有關(guān)。另外，近年來(lái)，越來(lái)越多的研究發(fā)現(xiàn)在沉積物中，硫和氮循環(huán)之間存在著關(guān)聯(lián)性，并且硫酸鹽還原引起的還原氧化過(guò)程對(duì)于硝化、反硝化和厭氧氨氧化過(guò)程可能具有重要的影響（Burgin amp; Hamilton，2008；Plummer et al，2015；Fowler et al，2018）。例如，在O2、NO2-、NO3-等電子受體缺乏條件下，SO42-介導(dǎo)的厭氧氨氧化對(duì)于厭氧條件下氨的清除可能具有重要作用（Schrum et al，2009；van Duc et al，2018）。本研究對(duì)底泥孔隙水的分析也發(fā)現(xiàn)，在第50天，T2和T3處理組下層孔隙水NH4+、NO3-和NO2-濃度明顯低于對(duì)照組和T1處理組，提示在底泥厭氧環(huán)境中，高濃度SO42-引起NH4+等物質(zhì)發(fā)生轉(zhuǎn)化是可能的。然而，鑒于底泥環(huán)境和各物質(zhì)轉(zhuǎn)化的復(fù)雜性，為了解SO42-對(duì)池塘底泥氮循環(huán)過(guò)程的影響，需要對(duì)厭氧條件下的氮循環(huán)微生物組成和動(dòng)態(tài)以及各物質(zhì)轉(zhuǎn)化量進(jìn)行進(jìn)一步的分析。

3.3 " 硫酸鹽對(duì)底泥-水柱界面擴(kuò)散通量的影響

營(yíng)養(yǎng)鹽濃度差是影響底泥-水柱界面營(yíng)養(yǎng)物擴(kuò)散通量的重要因素之一（Fan amp; Morihiro，1997）。在本研究中，在對(duì)照系統(tǒng)中一直可以檢測(cè)到較高的從水柱到底泥的SO42-擴(kuò)散通量，說(shuō)明在水柱中可能發(fā)生了大量的硫氧化過(guò)程，使得水體中SO42-含量增加。同時(shí)，至第50天時(shí)，除處理組T1外，其余處理組SO42-擴(kuò)散通量相比對(duì)照組明顯升高，提示SO42-濃度的增加會(huì)引起其擴(kuò)散通量的增加。NO2-、NO3-擴(kuò)散通量也均為負(fù)值，表現(xiàn)出明顯的從水柱到底泥擴(kuò)散趨勢(shì)，提示底泥NO2-、NO3-被大量消耗，并且相比底泥，水柱中可能發(fā)生更多的氮氧化過(guò)程。相反，氨氮?jiǎng)t呈明顯的從底泥向水柱擴(kuò)散趨勢(shì)，進(jìn)一步說(shuō)明底泥是水柱氨氮濃度升高的重要來(lái)源。另外，本研究還發(fā)現(xiàn)，SO42-引起了NO3-、NO2-和NH4+擴(kuò)散通量的明顯降低，并且其影響程度與SO42-濃度成正比。鑒于NO2-和NH4+濃度是養(yǎng)殖水體的重要水質(zhì)指標(biāo)，SO42-的影響可能對(duì)于養(yǎng)殖池塘的水質(zhì)管理具有重要的意義。

4 " 結(jié)論

（1）養(yǎng)殖池塘中SO42-還原氧化過(guò)程的重要作用可被藻類掩蔽；

（2）高濃度SO42-能夠引起養(yǎng)殖池塘水體pH和鹽度的顯著改變；

（3）SO42-可引起養(yǎng)殖池塘底泥有機(jī)質(zhì)分解和氮循環(huán)過(guò)程的明顯改變；

（4）SO42-可能對(duì)底泥-水柱界面NO3-、NO2-和NH4+擴(kuò)散通量造成影響。

參考文獻(xiàn)

范樂(lè)， 華玉妹， 余芬芳， 等， 2014. 外源硫酸鹽介入下沉積物磷釋放、解磷微生物及磷酸酶活性的變化[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 34（1）：210-218.

高琛， 胡夢(mèng)茜， 吳自軍， 2022. 三亞灣海灘黑化形成機(jī)制：鐵氧化物與有機(jī)質(zhì)的相互作用[J]. 海洋地質(zhì)前沿， 38（8）：28-36.

國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局， 2002. 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.

農(nóng)業(yè)農(nóng)村部漁業(yè)漁政管理局， 全國(guó)水產(chǎn)技術(shù)推廣總站， 中國(guó)水產(chǎn)學(xué)會(huì)， 2021. 2021中國(guó)漁業(yè)統(tǒng)計(jì)年鑒[M]. 北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社.

文艷， 單保慶， 張文強(qiáng)， 2021. 低溫期淺水湖泊氮的分布及無(wú)機(jī)氮擴(kuò)散通量：以白洋淀為例[J]. 環(huán)境科學(xué)， 42（6）：2839-2847.

袁探， 華玉妹， 朱端衛(wèi)， 等， 2012a. 外源硫酸鹽對(duì)武漢南湖表層沉積物磷形態(tài)的作用[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 32（4）：666-673.

袁探， 華玉妹， 朱端衛(wèi)， 等， 2012b. 富營(yíng)養(yǎng)湖泊沉積物中磷組分對(duì)硫酸鹽的響應(yīng)[J]. 環(huán)境科學(xué)， 33（7）：2315-2321.

趙健， 代丹， 王瑞， 郝晨林， 等， 2019. 太湖流域降雨和湖水酸根陰離子長(zhǎng)期變化及其環(huán)境意義[J]. 湖泊科學(xué)， 31（1）：88-98.

鄒松保， 高強(qiáng)， 程海華， 等， 2022. 羅氏沼蝦（Macrobrachium rosenbergii）養(yǎng)殖池塘沉積物中細(xì)菌、硫酸鹽還原菌和硫氧化菌的垂直分布特征[J]. 微生物學(xué)報(bào)， 62（7）：2719-2734.

Burgin A J， Hamilton S K， 2008. NO3--driven SO42- production in freshwater ecosystems： implications for N and S cycling[J]. Ecosystems， 11（6）：908-922.

Canfield D E， Stewart F J， Thamdrup B， et al， 2010. A cryptic sulfur cycle in oxygen-minimum-zone waters off the Chilean coast[J]. Science， 330：1375-1378.

Chen J， Zhang H G， Liu L X， et al， 2021. Effects of elevated sulfate in eutrophic waters on the internal phosphate release under oxic conditions across the sediment-water interface[J]. Science of the Total Environment， 790：148010.

Chen M， Li X H， He Y H， et al， 2016. Increasing sulfate concentrations result in higher sulfide production and phosphorous mobilization in a shallow eutrophic freshwater lake[J]. Water Research， 96：94-104.

Chen Q， Jia R， Li L， et al， 2020. Effects of high concentrations of sulfate on dissolved organic matter in paddy soils revealed by excitation-emission matrix analyzing[J]. Chemosphere， 249：126207.

Dai L L， Liu C Q， Yu L Q， et al， 2018. Organic matter regulates ammonia-oxidizing bacterial and archaeal communities in the surface sediments of Ctenopharyngodon idellus aquaculture ponds[J]. Frontiers in Microbiology， 9：2290.

Dai L L， Yu L Q， Peng L， et al， 2022. Stochastic factors drive dynamics of ammonia-oxidizing archaeal and bacterial communities in aquaculture pond sediment[J]. Frontiers in Microbiology， 13：950677.

Fan C X， Morihiro A， 1997. Effect of aerobic and anaerobic conditions on exchange of nitrogen and phosphorus across sediment-water interface in Lake Kasumigaura[J]. Journal of Lake Sciences， 9（4）：337-342.

Fowler S J， Palomo A， Dechesne A， et al， 2018. Comammox Nitrospira are abundant ammonia oxidizers in diverse groundwater-fed rapid sand filter communities[J]. Environmental Microbiology， 20（3）：1002-1015.

Freitag T E， Klenke T， Krumbein W E， et al， 2003. Effect of anoxia and high sulphide concentrations on heterotrophic microbial communities in reduced surface sediments （black spots） in sandy intertidal flats of the German Wadden Sea[J]. FEMS Microbiology Ecology， 44：291-301.

Leonard N， Guiraud J P， Gasset E， et al， 2002. Bacteria and nutrients - nitrogen and carbon - in a recirculating system for sea bass production[J]. Aquacultural Engineering， 26：111-127.

Martins P D， Hoyt D， Bansal S， et al， 2017. Abundant carbon substrates drive extremely high sulfate reduction rates and methane fluxes in Prairie Pothole wetlands[J]. Global Change Biology， 23：3107-3120.

Pasut C， Tang F H， Maggi F， 2020. A mechanistic analysis of wetland biogeochemistry in response to temperature， vegetation， and nutrient input changes[J]. Journal of Geophysical Research： Biogeosciences， 125：e2019JG005437.

Plummer P， Tobias C， Cady D， 2015. Nitrogen reduction pathways in estuarine sediments：influences of organic carbon and sulfide[J]. Journal of Geophysical Research： Biogeosciences， 120：1958-1972.

Poulin B A， Ryan J N， Nagy K L， et al， 2017. Spatial dependence of reduced sulfur in everglades dissolved organic matter controlled by sulfate enrichment[J]. Environmental Science amp; Technology， 51：3630-3639.

Schneider O， Amirkolaie A K， Vera-Cartas J， et al， 2004. Digestibility， faeces recovery， and related carbon， nitrogen and phosphorus balances of five feed ingredients evaluated as fishmeal alternatives in Nile tilapia， Oreochromis niloticus L[J]. Aquaculture Research， 35（14）：1370-1379.

Schrum H N， Spivack A J， Kastner M， et al， 2009. Sulfate-reducing ammonium oxidation：a thermodynamically feasible metabolic pathway in subseafloor sediment[J]. Geology， 37（10）：939-942.

Tabatabai M A， 1974. A rapid method for determination of sulfate in water samples[J]. Environmental Letters， 7（3）：237-243.

Timmers P H A， Suarez-Zuluaga D A， van Rossem M， et al， 2016. Anaerobic oxidation of methane associated with sulfate reduction in a natural freshwater gas source[J]. The ISME Journal， 10：1400-1412.

van Duc L， Song B K， Ito H， et al， 2018. High growth potential and nitrogen removal performance of marine anammox bacteria in shrimp-aquaculture sediment[J]. Chemosphere， 196：69-77.

Wang J J， Beusen A H W， Liu X C， et al， 2020. Aquaculture production is a large， spatially concentrated source of nutrients in Chinese freshwater and coastal seas[J]. Environmental Science amp; Technology， 54（3）：1464-1474.

Wu S J， Zhao Y P， Chen Y Y， et al， 2019. Sulfur cycling in freshwater sediments： a cryptic driving force of iron deposition and phosphorus mobilization[J]. Science of the Total Environment， 657：1294-1303.

Zak D， Hupfer M， Cabezas A， et al， 2021. Sulphate in freshwater ecosystems： a review of sources， biogeochemical cycles， ecotoxicological effects and bioremediation[J]. Earth-Science Reviews， 212：103446.

Zhang K K， Zheng X F， He Z L， et al， 2020. Fish growth enhances microbial sulfur cycling in aquaculture pond sediments[J]. Microbial Biotechnology， 13（5）：1597-1610.

（責(zé)任編輯 " 熊美華）

Effects of Sulfate on the Water and Sediment of Aquaculture Ponds

DAI Li‐li， PENG Liang， TAO Ling， ZHANG Hui， LI Gu

（Yangtze River Fisheries Research Institute，Chinese Academy of Fishery Sciences，Wuhan " 430223，P.R. China）

Abstract： Pond aquaculture is the most important freshwater aquaculture mode in China， and its environmental effects， due to nutrient release， have become increasingly serious. However， most previous studies focused on nitrogen and phosphorus dynamics， and research on the effects of sulfur， another important element in aquaculture ponds， is lacking. In this study， we explored the effects of sulfate on the water and different layers of sediment in aquaculture ponds. Water and sediment collected from an aquaculture pond were used to construct the experimental systems. Three treatment groups were prepared by adding different concentrations of sulfate to the systems： 30 mg/L （T1）， 150 mg/L （T2）， 500 mg/L （T3）， and 0 mg/L as the control. Water and sediment samples were collected before the experiment and on Day 10， 30， 50 and 90 after sulfate addition to determine the physicochemical parameters of the water column and the sediment at different depths. Results show that： （1） The content of SO42- in water of the control varied significantly before and after the experiment， and with sampling time. SO42- could be absorbed by algal before experiment， indicating that the role of sulfate in aquaculture ponds could be masked. （2） The salinity and pH varied significantly between T3 and the control group （Plt;0.05）， indicating that a high SO42- "concentration significantly affects the pH and salinity in aquaculture ponds. （3） The C/N ratio， TOC， NH4+， NO3-， and NO2- concentrations varied significantly between the treatment groups and the control group in the water and sediment layers （Plt;0.05）， indicating that SO42- "affects organic matter decomposition and nitrogen cycling in aquaculture pond sediment. （4） Compared to the control group， the diffusion fluxes of NO3-， NO2-， and NH4+ at the water-sediment interface decreased in T2 and T3， and the decreases were proportional to the SO42- concentration， suggesting that SO42- affects diffusion of NO3-， NO2-， and NH4+ at the water-sediment interface. Our results suggest that SO42- "plays an important role in aquaculture ponds and has significant effects on water and sediment.The results could have implications for water quality control in aquaculture ponds and the control of pollutant discharge.

Key words：aquaculture; organic matter; nitrogen cycle; porewater; diffusion flux; sulfate