太湖草_藻型湖区沉积物_水界面环境特征差异_王永平
太湖草_藻型湖区沉积物_水界面厚度及环境效应研究_王永平
中国环境科学 2013,33(1)：132~137 China Environmental Science 太湖草、藻型湖区沉积物-水界面厚度及环境效应研究王永平1,2,朱广伟2,洪大林1,秦伯强2* (1.南京水利科学研究院,水文水资源与水利工程科学国家重点实验室,江苏南京 210029；2.中国科学院南京地理与湖泊所,湖泊与环境国家重点实验室,江苏南京 210008)摘要：在太湖草、藻型湖区采样,分别测定了1,3,5,10,15cm 5层沉积物和沉积物表面以上5,20,35cm处及水表面以下20cm处4层水的多项指标.结果表明:草型湖泊水柱中SS总、SS有机、Chl-a、TN、TDN、TP和TDP等指标显著低于藻型湖区;草型湖区水柱中SS总、SS有机、TN、TDN和TP都呈现出越往下浓度越高的趋势,而藻型湖区各水层间差异不明显.两类湖区沉积物的TN、TP、TOC和粒径都在3~5cm处出现拐点;草型湖区沉积物溶解氧层厚度(<1mm)小于藻型湖区(<2.5mm).可见在不同的生境类型以及不同的指标体系下,沉积物-水界面的厚度也相应不同.关键词：沉积物-水界面；厚度；草型湖区；藻型湖区；太湖中图分类号：X524 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2013)01-0132-06Study on the thickness and environmental effects of sediment-water interface of phytoplankton and macrophyte dominated zones in Lake Taihu. WANG Yong-ping1, ZHU Guang-wei2,HONG Da-lin1,QIN Bo-qiang2* (1.State Key Laboratory of Hydrology–Water Resources and Hydraulic Engineering, Nanjing Hydraulic Research Institute, Nanjing 210029, China；2.State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China). China Environmental Science, 2013,33(1)：132~137 Abstract：To understand the difference of the properties of sediment-water interface between macrophytes-dominant region and phytoplankton-dominant region in large and shallow lakes, the sediment cores and the overlying water columns were sampled in phytoplankton and macrophyte dominated zones in Lake Taihu. Five layer of sediment cores, with depths of surface 1 cm, 3cm, 5cm, 10 cm and 15cm were sliced for physicochemical analysis. At the same time, four layers of overlying water, with depth of 5 cm, 20 cm, 35cm above the sediment surface, and one layer of 20 cm below the water surface, were sample and analyzed for the comparative research. The results showed that, the concentrations of total suspended substance, organic suspended substance, chlorophyll-a, total nitrogen, total dissolved nitrogen, total phosphorus and total dissolved nitrogen in water column at macrophyte-dominant region were significant lower than those in phytoplankton dominated zone. Vertical profile of concentrations of total suspended substance, organic suspended substance, chlorophyll-a, total nitrogen and total dissolved nitrogen in water column at macrophyte-dominant region showed a increasing trend from surface to bottom, while these trends were not obvious in phytoplankton dominated region. The profile of contents of total nitrogen, total phosphorus, total organic carbon and mean value of grain size in sediment column showed a turning point at the depth of 3~5cm below the surface in both macrophyte-dominant and phytoplankton-dominant regions. But the oxygen penetration depths in the two regions were much different. The oxygen penetration depth in macrophyte-dominant region was less than 1mm, while it could be 2.5mm in phytoplankton-dominant region. The results suggested that the thickness of sediment-water interface in shallow lakes could be very different in different ecosystem or based on different parameters.Key words：sediment-water interface；thickness；macrophyte-dominant region；phytoplankton-dominant region；Lake Taihu沉积物－水界面是天然水体在物理、化学和生物特征等方面差异性最显著和负责水体和沉积物之间物质输送和交换的重要边界环境.沉积物－水界面的生物地球化学过程就是指发生在收稿日期：2012-04-25基金项目：杰出青年基金项目(40825004);湖泊与环境国家重点实验室开放基金* 责任作者, 研究员, qinbq@1期王永平等：太湖草、藻型湖区沉积物－水界面厚度及环境效应研究 133界面附近的物理和化学反应,包括氧化和还原、溶解和沉淀、吸附和解吸、迁移和转化、扩散和埋藏、细菌生化反应及生物扰动等作用[1].因而沉积物－水界面是水环境地球化学循环和生物系统耦合的重要方面,是控制和调节水体和沉积物之间物质输送和交换的重要途径,也被认为是影响浅水湖泊内源释放的重要因素.目前,许多学者围绕着浅水湖泊中沉积物－水界面的物质(包括营养盐、重金属以及浮游藻类等)释放通量[2-6]、释放通量与界面环境条件的关系[7]、营养盐在水-沉积物界面上迁移的过程[8]、沉积物再悬浮对磷释放的影响[9-10]、环境因子(如:水中溶解氧、pH值、氧化还原电位、温度、生物及水体的扰动等)对沉积物中营养盐释放影响等[6,11-13]等开展了大量的研究.但是,大部分研究都将沉积物－水界面当成“黑匣子”,仅研究其功能,而对于沉积物－水界面的厚度及其结构的研究甚少,且所得结论差距较大.吴丰昌[14]等认为,沉积物－水界面是指新近沉降的沉积物(15cm左右)与水的界面,并且存在扩散亚层――沉积物最表面水体组成的边界层,是沉积物表面粘滞流层的底层,对界面的物质交换和早期成岩作用的方式和强度等有重要的价值,但只能通过间接估计方法得出其厚度.高光等在对太湖沉积物中微生物的研究中发现,在3~5和10cm左右,无论是微生物的种类还是数量,都出现了峰值(待发表数据).王雨春等[2]和杨龙元等[15]研究认为,营养盐的分解及释放通常集中在沉积物－水界面0~2cm的薄层内.Morris等[16]模拟了沉积物剖面上有机质的矿化,认为有机质矿化作用主要发生在表层2cm厚的沉积物中,2cm以下沉积物中有机质的矿化速度小的几乎可以忽略.而最近一些研究发现:具有极高生物地球化学活性的沉积物-水界面通常在mm范围内[17].因此,本试验拟通过对太湖沉积物－水界面的结构的调查比较,以期为了解沉积物－水界面厚度和进一步开展沉积物－水界面微环境结构的研究打下基础.1材料与方法,湾交叉口(藻型湖区)和胥口湾(草型湖区)采样.每个样点用自制的分层采水器采集泥面以上5,20,35cm处的水样以及水面以下20cm处水样,一部分水样现场过0.45um GF/F膜,滤后水放入车载冰箱冷藏,剩余水样带回实验室.同时用柱状采样器采集界面清晰的泥柱3根,密封后运回实验室,用溶氧微电极(PreSens, German)测定沉积物表层溶解氧(DO)剖面后,再从上往下按1,2,2, 5,5cm间隔取5层泥样.滤后水用Skalar流动分析仪(荷兰)测定硝氮、亚硝氮、氨氮和磷酸根,用1020型TOC仪(O.I. Corporation, American)测定溶解性有机碳(DOC)浓度,原水参照《湖泊富营养化调查规范》[18]测定TN、TP、TDN、TDP、Chl-a、总悬浮物浓度(SS总)和有机悬浮物浓度(SS有机)[19].泥样采用烘干法测定其含水量与孔隙率[20],重铬酸钾－硫酸消化－凯氏定氮法测定TN,高氯酸－硫酸酸溶－钼锑抗比色法测定TP,重铬酸钾－硫酸(油浴)氧化－硫酸亚铁滴定法测定总有机碳(TOC).用于粒径分析的样品用稀盐酸、双氧水处理,分别去除碳酸盐和有机质后,用Mastersizer-2000型激光粒径仪(Malvern, English)进行分析,样品分析误差小于5%.2结果与分析2.1草、藻型湖区各水层指标差异草、藻型湖区各水层指标如图1所示.草型湖区中SS总、SS有机、Chl-a、TN、TDN、TP和TDP等指标显著低于藻型湖区.其中,除Chl-a和TDP浓度在各层间没有显著差异外,草型湖区水层中SS总、SS有机、TN、TDN和TP都大致呈现出越往下浓度越高的趋势.在藻型湖区水层中,由于风浪扰动频繁导致水柱混合,各水层间的SS总、SS有机、TN、TDN 和TP都没有显著差异.其中, Chl-a在表层水体中显著高于其他各层,主要原因是蓝藻上浮并在水表面富集.草、藻型湖区间以及各水层间的DOC、磷酸根和氨氮浓度的规律性不是很明显,差异也不显著.其中,仅有草型湖区水柱的磷酸根浓度同样受沉积,134 中 国 环 境 科 学 33卷高的趋势.另外,硝态氮和亚硝态氮在藻型湖区水柱中含有微量,而在草型湖区中基本检测不出.024 6 8 10 0 10 20304050 表层水柱(c m )总悬浮物浓度(mg/L)0 5 10 152025303540 35 表层 叶绿素浓度(μg/L) 35 表层0 0.2 0.4 0.60.811.2表层磷酸根浓度(μg/L) 氨氮浓度(mg/L)水柱(c m )水柱(c m )水柱(c m )水柱(c m )52035表层52035表层52035表层52035表层52035表层水柱(c m ) 水柱(c m ) 水柱(c m ) 水柱(c m ) 水柱(c m )图1 太湖草、藻型湖区水层各项指标差异Fig.1 Parameters profile in water columns of phytoplankton -dominant and macrophyte -dominant regions1期王永平等：太湖草、藻型湖区沉积物－水界面厚度及环境效应研究 135含水量(%) 孔隙率(%)5 10 泥柱(c m )TOC(g/kg)TN(g/kg)TP(g/kg) 粒径(μm)泥柱(c m )泥柱(c m )3泥柱(c m ) 泥柱(c m )泥柱(c m )图2 太湖草、藻型湖区沉积物层各项指标差异Fig.2 Parameters profile in -dominant and macrophyte -dominant regions藻型2.2 草、藻型湖区沉积物层各指标变化DO(mg/L)水层、泥柱(m m )图3 太湖草、藻型湖区表层沉积物溶解氧含量 Fig.3 Oxygen profiles in sediment cores in phytoplankton -dominant and macrophyte - dominant regions2.草、藻型湖区沉积物的含水量与孔隙率都大致呈逐渐递减的趋势,草型稍高于藻型.草型湖区沉积物的TN 和TOC 显著高于藻型,且都在3~5cm 处出现增高或降低的拐点.而沉积物的TP 则表现为藻型湖区显著高于草型湖区,但也在3~5cm 处出现了拐点.两类湖区间的沉积物中值粒径没有显著差异,各层均值都在9~16μm 之间.同样可以观察到,中值粒径在3~5cm 处发生增大或变小的改变.图3是由溶氧微电极测得的草、藻型湖区沉积物表层DO 浓度剖面,可以看到,草型湖区沉积物表面的溶解氧高于藻型,但随后迅速下降,在泥下1mm 处即检测不到溶解氧.而在藻型湖区的沉,0.5~1mm136 中国环境科学 33卷的趋势,直到泥下2.5mm处才趋于0,溶氧层厚度明显高于草型.3讨论由于受沉积物分层技术和检测技术的分辨率的限制,对于沉积物－水界面的厚度一直都众说纷纭.本试验结果显示,草、藻型湖区沉积物的TN、TP、TOC和粒径等指标都在3~5cm处出现拐点,意味着3~5cm处上下沉积物层的特异性.而沉积物表面溶解氧深度的试验结果表明,DO 浓度在沉积物表面以下0.5mm即出现拐点.并且,草型湖区表层1mm和藻型湖区表层2.5mm沉积物由于含氧,与其他各层沉积物也存在着明显的差异性.有观点认为,界面发生的许多生物地球化学反应实际上是一个由有氧/无氧条件变化调节的氧化还原边界层的转化控制的.很多化学物质氧化还原态的改变,也将改变表层沉积物的吸收和释放特征,如有机质的氧化会释放N和P,氧化态的铁和锰将对P等产生吸附等.因此,虽然受不同指标和不同研究手段的影响,沉积物－水界面中沉积物厚度的界定出现了较大的分歧.但是,与沉积物－水界面微环境研究密切相关以及对沉积物营养盐的内源释放影响最大的,很有可能是与溶解氧有关的mm级沉积物表层.另外,对沉积物—水界面的环境效应研究发现:在水动力扰动频繁的藻型湖区,至少在沉积物表面以上35cm内,水体各项指标都没有出现显著差异;而在相对较为静止的草型湖区,水柱中大部分指标都呈现出越往下浓度越高的现象,可见这些指标主要受沉积物静态内源释放的影响.另一方面,藻型湖区由于蓝藻水华的存在,能显著改变水体中pH值并刺激沉积物中溶解性营养盐的释放[21-22]或者降低表层沉积物对磷的滞留能力[23].而水生植物的根际微环境由于根系的泌氧和分泌其他氧化性物质的能力而处于氧化环境,能促进金属离子从还原态转化为氧化态,从而极显著地增加沉积物对磷的吸附,减少磷的解析[24-25].并且,水生植物能通过根系吸收沉积物中生物有效磷,有效减少沉积物间隙水中的磷向颗粒物质并通过颗粒物质吸附水中的溶解性磷,有效的降低上覆水中磷及颗粒物的负荷[26].也有研究表明,沉水植物在存在及生长过程中,沉积物上部5cm沉积物间隙水中氨氮含量逐步降低,表现出沉积物－水界面氮的释放通量与沉积物生物量存在负相关性[27].即使根系不发达的黑藻,也能显著降低上覆水中总磷、溶解性活性磷和溶解性总磷的浓度[28].这些研究结果与本试验结果中草型湖区水柱的SS总、SS有机、Chl-a、TN、TDN、TP和TDP等指标显著低于藻型湖区一致.因此,不同的生境条件对水-沉积物界面的水层厚度也有明显的影响.4结论4.1草型湖区中SS总、SS有机、Chl-a、TN、TDN、TP和TDP等指标显著低于藻型湖区.草型湖区水柱中SS总、SS有机、TN、TDN和TP等指标都呈现出越往下浓度越高的趋势,而藻型湖区各水层间差异不明显.4.2草型湖区沉积物的TN和TOC显著高于藻型,TP则显著低于藻型;两个湖区沉积物的TN、TP、TOC和粒径都在3~5cm处出现拐点.4.3草型湖区沉积物溶解氧层厚度(<1mm)小于藻型湖区(<2.5mm).参考文献：[1]Berner R A. 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太湖大型水生植被及其环境效应研究
太湖大型水生植被及其环境效应研究大型水生植被是浅水湖泊的重要组成部分，它们是浅水湖泊重要的初级生产者，对其富营养化过程有重要的影响，在湖泊生态系统修复中占据重要的地位。
本研究采用野外调查、室外试验与室内分析相结合的手段，通过对太湖水体和沉积物的理化性质，沉水和浮叶植被的种类组成、生物量、群落类型及其植物体内的N、P含量等指标的全面调查与分析，探讨了水生植被的生长和分布对太湖湖水的透明度、TN、TP、叶绿素含量和沉积物的TN、TP、有机质含量等因子的影响；重点研究了轮叶黑藻（Hydrilla verticillata）、马来眼子菜（Potamogetonmalaianus）、苦草（Vallisneria natans）等三种沉水植物和莕菜（Nymphoidespeltatum）、四角菱（Trapa quadrispinosa）两种浮叶植物在太湖不同沉积物和上覆水条件下的生长状况及其对太湖湖水的净化效果。
主要研究结果如下：太湖现存沉水和浮叶植被有9个主要群落类型，其中主要为沉水植物群落：①微齿眼子菜群落（Ass. Potamogeton maackianus）②马来眼子菜群落（Ass.Potamogeton malaianus）③伊乐藻群落（Ass. Elodea nuttalli）④穗花狐尾藻群落（Ass. Myriophyllum spicatum）⑤金鱼藻群落（Ass.Ceratophyllum demersum）⑥苦草群落（Ass. Vallisneria natans）；浮叶植物群落有3个，它们是：①莕菜群落（Ass. Nymphoides peltatum）②金银莲花群落（Ass.Nymphoides indica）③野菱群落（Ass. Trapa maximowiczii）。
沉水和浮叶植物的生物量和分布范围在不同季节存在明显差异。
5月份以沉水植物占绝对优势，采样点平均生物量前三位是：微齿眼子菜(514.56g·m<sup>-2</sup>)、伊乐藻(341.26g·m<sup>-2</sup>)和马来眼子菜(151.38g·m<sup>-2</sup>)，按样方出现的频度排列为：马来眼子菜＞伊乐藻＞苦草＞黑藻＞微齿眼子菜＞金鱼藻＞狐尾藻＞莕菜＞菹草＞野菱；9月份时浮叶植物较5月有较大增长，尤其以莕菜增加最快。
五种沉水植物的营养价值的初步探讨
东太湖主要沉水植物作为饲料源利用的初步研究孙丽萍 ，宋学宏，郭培红，王婷婷，孟祥雨，张磊磊摘要：本文对东太湖主要沉水植物轮叶黑藻、伊乐藻、马来眼子菜、苦草和金鱼藻的营养成分和重金属含量进行了分析。
结果显示，这5种沉水植物含粗蛋白11.50%~20.74%、粗脂肪 3.37%~6.12%、灰分29.82%~34.71%、总糖8.49%~23.29%，氨基酸总量为103.32~134.12 g·kg-1，必需氨基酸为39.43~49.60 g·kg-1；另外含有Mn、Cu、Fe、Zn、K、Ca等多种矿质元素，其中，Ca含量达13.28~95.57 g·kg-1。
测定结果还表明，这5种沉水植物的Pb、Hg、As、Cr、Cd 的含量均在我国渔用配合饲料安全限量范围内。
上述结果表明，5种沉水植物可作为养殖动物的饲料资源，具有较高的开发利用价值。
关键词：沉水植物；营养成分；安全性；饲料源Preliminary studies on potential utilization of common submerged macrophytesas feed resources in East Lake TaihuSun Liping, Song Xuehong, Guo Peihong, Wang Tingting, Meng Xiangyu, ZhangLeileiAbstract: The nutrient composition and heavy metal contents of Hydrilla verticillata, Elodea canadensis, Potamogeton wrightii, Vallisneria natans and Ceratophyllum demersum in East Lake Taihu were determined in this paper. The results showed that the crude protein content in these five submerged macrophytes on the basis of dry weight ranged from 11.50 to 20.74%, crude fat from 3.37 to 6.12%, ash from 29.82 to 34.71%, and total sugar from 8.49 to 23.29%. The total amino acids ranged from 103.32 to 134.12g·kg-1, while the essential amino acids from 39.43 to 49.60 g·kg-1. The results also revealed that a wide range of mineral elements, such as Mn, Cu, Fe, Zn, K, Ca, were found present in these plants, and Ca content was as high as 13.28 ~ 95.57 g·kg-1. Even more importantly, lower contents of heavy metals, including Pb, Hg, As, Cr, Cd, were detected in these plants, which met the national formula feed safety limit for aquatic animals. These observations suggested that these submerged孙丽萍，苏州大学基础医学与生物科学学院，215123，江苏省苏州市仁爱路199号。
太湖_巢湖沉积物中重金属污染的总量特征及其区域性差异_郑乐平
Cu
Zn
Mn
Fe
太湖 巢湖
贡湖湾 梅梁湾 太湖流域下蜀黄土 南淝河
派河
范围 均值 范围 均值
范围 均值 范围 均值
14.9— 56.0 24.4
18.0— 70.1 36.8 18.9
20.4— 40.7 36
40.2— 44.7 41.8
49.6— 158.8 77.9
42.9— 222.0 120.5 59.2
巢湖沉积物中的平均含量略高于其在太湖沉积物中的含量 , 这可能主要是由其背景值的不同导致的差 异.
表 2 太湖 、 巢湖沉积物中重金属的含量 (mg· kg-1 ) Table2 TheheavymetalcontentsinthesedimentsofTaihulakeandChaohulake
采样点
1.9
31°40′28″117°23′25″ 6.0
2.9
31°41′23″117°22′27″ 6.0
3.4
2006.4
温度 /℃ 水深 /m
16.1
2.0
16.8
2.0
17.0
3.0
17.0
3.5
2006.7
温度 /℃ 水深 /m
29.9
2.4
29.2
2.4
31.0
3.2
31.2
3.5
2006.10
2 结果与讨论
2.1 太湖 、 巢湖沉积物中重金属总量的分布特征
太湖 、 巢湖由于污染物质来源及受污染程度的不同 , 其中的重金属元素含量存在一定的差异 (如 表 2), 但元素的含量均呈现出 Fe>Mn>Zn>Cu的特征 , 分别与太湖流域的下蜀黄土 [ 4] 和安徽省土 壤背景值[ 5] 的含量较为一致 , 表明了沉积物中重金属元素的含量在很大程度上受化学丰度的 影响 , Lux等[ 6] 认为这种差异性主要是岩石风化 、 淋滤和外源物质输入共同作用的结果 .4种重金属元素在
太湖水体氮素污染状况研究进展_吴雅丽
J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）：19-28http：//www．jlakes．org．E-mail：jlakes@niglas．ac．cn2014by Journal of Lake Sciences太湖水体氮素污染状况研究进展*吴雅丽1，2，许海1＊＊，杨桂军2，朱广伟1，秦伯强1（1：中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室，南京210008）（2：江南大学环境与土木工程学院，无锡214122）摘要：氮是引起湖泊富营养化的关键要素之一．传统观点认为氮缺乏时，湖泊生态系统可以通过生物固氮作用从大气中获取氮来满足自身的需求，因此认为淡水湖泊水体的生产力主要受磷限制．但随着进一步的研究，发现氮限制与氮和磷共同限制更为普遍，且氮的限制常常伴随着水体的富营养化，因此了解富营养化湖泊水体的氮素污染状况具有重要意义．本文介绍了太湖水体氮素的污染状况及其发展趋势，从外源、内源两大方面介绍了太湖水体中氮素的来源，着重分析和比较了河道输入、大气输入以及沉积物释放不同污染源的输入比例．太湖水体氮素污染存在很大的空间差异，其中西部和北部污染较重而东南部相对较轻，入湖河道输入的外源污染是造成太湖水质空间分布差异的主要原因，其中农业面源污染及生活污染在太湖外源污染中占据了相当的比重；湖泊底泥所造成的内源释放也是氮素污染的一个重要原因，但目前对释放量的估算主要是基于底泥悬浮引起的总量估算，关于这些释放量能有多少比例可以被浮游植物利用还不清楚，尤其是有机颗粒物在水体中停留期间的矿化再生值得进一步研究；在氮素的生物转化过程中，生物固氮目前对太湖氮素输入的贡献很小，反硝化作用是太湖水体氮素自净的主要途径．关键词：太湖；氮素；污染来源；迁移转化；氮素平衡Progress in nitrogen pollution research in Lake TaihuWU Yali1，2，XU Hai1，YANG Guijun2，ZHU Guangwei1＆QIN Boqiang1（1：State Key Laboratory of Lake Science and Environment，Nanjing Institute of Geography and Limnology，Chinese Academy of Sciences，Nanjing210008，P．Ｒ．China）（2：School of Environment and Civil Engineering，Jiangnan University，Wuxi214122，P．Ｒ．China）Abstract：Excessive nitrogen loading has been regarded as one of the most important factors causing eutrophication of lakes．The traditional views show that when nitrogen deficiency occurs，lake ecosystems can obtain nitrogen from the atmosphere through bio-logical nitrogen fixation to meet their nitrogen needs，so according to this assumption，the main limiting factor of the primary pro-ductivity of water bodies is phosphorus availability．However，recent research has shown that nitrogen fixation does not meet ecosys-tem demands，and nitrogen or nitrogen and phosphorus limitation are generally accepted．Furthermore，eutrophic lakes often exhib-it nitrogen limitation，meaning that they are sensitive to additional nitrogen inputs．In this paper，research on the polluting effects of nitrogen in Lake Taihu was reviewed．Both the internal and external loadings of nitrogen to the lake were considered．The nitro-gen inputs from the three main sources，i．e．input from rivers，precipitation from atmosphere and release from sediments，were an-alyzed．The results show that there is obvious spatial heterogeneity in nitrogen pollution of Lake Taihu．The pollution is relatively heavy in the western and northern parts of the lake and relatively light in the southeastern part．Ｒiver input is a major source of ni-trogen loading to the lake．Internal loading is also an important source of nitrogen pollution．However，to release a quantity esti-mate is mainly based on the amount of sediment resuspension，and about the release quality，how many percentage can be used by phytoplankton is still not clear，especially the particulates mineralization rates．The cycling nitrogen in lakes mostly mediate by ni-＊＊＊国家自然科学基金项目（41003043）、国家水体污染控制与治理科技重大专项项目（2012ZX07101-010）、中国科学院南京地理与湖泊研究所“一三五”重点项目（NIGLAS2012135005）、江苏省自然科学基金项目（BK2012895）和青年启动基金项目（Y1SL011025）联合资助．2012-11-12收稿；2013-06-14收修改稿．吴雅丽（1987 ），女，硕士研究生；E-mail：wuyali0823@163．com．通信作者；E-mail：hxu@niglas．ac．cn．20J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）trification，denitrification，nitrogen fixation and anammox．In Lake Taihu，the process of biological nitrogen fixation has been found to contribute little to the total annual input of nitrogen and denitrification is the main process through which nitrogen is re-moved from the lake．Keywords：Lake Taihu；nitrogen；pollution source；migration and transformation；nitrogen balance随着工农业生产的快速发展、人口的急剧增加、化学肥料使用量的增加以及生活污水的直接排放，河流、湖泊等地表水体的氮、磷元素污染日趋严重．研究表明，目前我国66%以上的湖泊、水库处于富营养化的水平，其中重富营养和超富营养的占22%，使得富营养化成为我国湖泊目前与今后相当长一段时期内的重大水环境问题［1］．太湖是我国第3大淡水湖，对周边居民的生产生活起着至关重要的作用．但近几十年来，由于受到人类活动的干扰加剧，湖区水体富营养化程度加重，蓝藻水华频繁发生，给环境和经济造成了严重的威胁［2］．1970s，Schindler根据加拿大实验湖区227号湖长期的大规模实验结果，认为磷是淡水湖泊主要的限制因子［3］，该研究结果使“削减磷负荷”成为北美和欧洲进行湖泊管理的主要策略，并由此提升了水质．但此项策略的实施也出现了大量失败的例子，如仅控制磷的策略在美国的Apopka湖、George湖和Okeechobee湖，中国东湖及日本的霞浦湖似乎都未获得成功［4］．由此，生命活动的另一基本元素氮引起了科学家的重视，氮也是引发水体富营养化的关键元素之一．有研究表明，在许多湖泊中无机氮的消耗伴随而来的是固氮蓝藻“水华”的发生［5-7］．新近的很多研究显示，在一些淡水湖泊中，氮也是限制因子［8-9］，而且氮的限制常常伴随着水体的富营养化［10］．在我国，大量的研究也表明，氮或氮和磷是湖泊水体生产力的限制因子［11-13］．近年来，随着流域工农业的迅速发展，太湖水体富营养化日趋严重，蓝藻水华暴发频繁．过去，在对太湖水体富营养化研究中得到的结论是：光和磷是主要的限制性因素，氮不是太湖的限制因子．但新近在太湖梅梁湾开展的营养盐富集原位实验显示，春季磷是浮游植物生长的限制因子，氮是充分的［14］；而在蓝藻水华多发的夏季和秋季，氮和磷是蓝藻水华生长的共同限制因子，并且氮是第一限制因子［15］．此时湖泊中水华蓝藻群落仍以不具备固氮能力的微囊藻为主，而不是具有固氮能力的种属占优势．因此，太湖水体或许还有其它氮源补充途径，能够快速补充藻类生长所需的氮素．本文重点对太湖水体中氮素污染的总体状况、不同形态氮的空间及季节差异性、水体氮素的污染来源、氮素的迁移转化及平衡等进行综述，有利于正确认识太湖水体中氮素的来源和污染状况，为有效控制太湖蓝藻水华提供参考．1太湖水体氮素污染状况1．1太湖水体氮素污染的长期趋势太湖在早期污染程度较低，随着经济的发展，污染速度逐渐加快．太湖在1960年仍处于贫营养阶段，总无机氮（TIN）浓度为0．05mg/L［16］，到1981年，TIN比1960年增加了18倍，达0．89mg/L，已经呈中营养状态［17］．太湖在1987年左右进入富营养化阶段，TIN浓度达到1．26mg/L，1990s后富营养化日趋加剧，且速度越来越快．太湖治理从1990s后期得到了高度重视，1998年底对重点污染工业实施的“零点达标行动”使流域污染物的输入得到一定控制［18］．但从2000年以来太湖并没有进入明显的水质恢复期，反而呈现出一定的恶化趋势．有研究显示，19922001年，太湖湖心区夏季水体总氮（TN）的平均值为1．706mg/L（范围为1．238 2．266mg/L），而20022006年这5年间TN平均值为2．344mg/L（范围为1．924 2．717mg/L），明显高于前10年的含量［19］．太湖污染源所携带的氮负荷以溶解态为主，占80%以上，其中无机氮又占可溶性氮的80%以上，说明外源性TN中有64%以上的氮可作为浮游植物等水生生物生长的氮源［15］．太湖水体溶解态氮主要以硝态氮（NO－3-N）、溶解态有机氮（DON）、铵态氮（NH+4-N）形态存在，一般情况下，NO－3-N＞DON＞NH+4-N，而亚硝态氮（NO－2-N）含量很低且不稳定，易转化为其它形态的氮［20］．朱广伟［21］分析了太湖湖泊生态系统研究站2005年1月至2007年3月的监测数据，发现太湖水体溶解态氮平均占水体总氮的79%，且以NO－3-N污染为主．1．2太湖水体氮素污染的空间差异太湖作为一个大型浅水湖泊，连接200多条河流，包括较大河流几十条，导致太湖水质存在很大的空间吴雅丽等：太湖水体氮素污染状况研究进展21差异性［22］．19982006年环太湖地区河流入湖水质平均浓度均为劣Ⅴ类，常州河流入湖水质最差，无锡次之，苏州、湖州河流入湖水质较好，直湖港、武进港、漕桥河、太滆运河、陈东河、南溪等河流入湖水质最差，带入太湖的污染物量较大．太湖北部梅梁湾有主要入湖口梁溪河和直湖港，来水流域多为平原和城镇地区，工农业发达，水质差；西南部多林地，人口密度小，城镇少，水质相对较好；南部地区的苕溪河是太湖的主要入湖河流之一；东部的太浦河是太湖的主要出水，这样造成了南部湖区水流交换较快，水质相对于北部较好［23］．张晓晴等［24］的研究表明，20052007年太湖水体TN浓度在梁溪河、直湖港、大浦口和竺山湾明显高于其他地区，其中梁溪河的TN平均值为6．892mg/L，直湖港为5．379mg/L，大浦口为6．758mg/L，竺山湾为5．219mg/L，而东部湖区仅为2．772mg/L，湖心区为2．981mg/L，仅为入湖口的1/3．可见，入湖污染源是造成太湖水质空间分布差异的最主要原因．朱广伟［21］在分析了20052007年太湖不同湖区的营养盐数据后也发现太湖水体TN浓度在入湖河口区明显高于其他湖区．太湖水体中营养盐浓度的持续升高导致夏天蓝藻暴发以及在太湖西、北部水域大量聚集而出现水华．水华吸收了水体中的可利用氮，在风浪的影响下在局部区域堆积也会导致氮浓度产生区域差异．邓建才等［25］的研究表明，梅梁湾、竺山湾、贡湖湾、西岸区和湖心区水体中的总氮浓度显著高于其他湖区，碎屑态氮的空间分布规律与总氮基本一致，即总氮高的水体碎屑态氮的含量也高．1．3太湖水体氮素污染的季节变化太湖水体中氮素污染不仅存在空间差异，也存在季节差异性，且湖体的水质变化季节特征与流域河道一致．Xu等［15］的研究发现，梅梁湾和湖心区不同形态氮浓度的变化趋势均是冬季升高，夏季降低．同样，许梅等［26］对太湖入湖河流的观测也显示出冬、春季节氮含量高，夏、秋季氮含量相对低的特点．冬、春季，太湖水体氮浓度处于全年的高峰，其原因一方面是冬、春季湖泊水位较低，进入湖泊的营养盐被浓缩；另一方面是由于春季春耕农田大量施肥［21］．夏季湖水氮浓度降低一方面是由于夏季降雨量比较大，湖泊水位较高，使得营养盐得到一定程度的稀释［15］；另一方面主要是由于夏季高温季节反硝化作用引起水体氮素损失［27］．雨季的到来也往往意味着污染物输入的高峰，原因可能是太湖周围有无锡、苏州、常州和湖州等城市，城镇路面大部分是不透水地面，由人类生活垃圾、生活污水及某些工业废水所携带的氮、磷营养物易随地表径流进入太湖水体，造成水体的氮源污染，虽然氮污染的总量是增加的，但绝对浓度并没有增加，降雨总体上还是以稀释作用为主．2太湖水体氮素污染来源2．1太湖水体氮素的外源输入2．1．1入湖河道的输入河流是湖泊与流域生态环境联结的主要纽带和通道，尤其是入湖河流，直接影响湖泊的整体水质状况．研究表明，整个太湖出入湖河流水质状态以氮污染为主导因素［28］．据统计，1980s河道TN的输入量占入湖总量的比重为72．02%，1990s TN由河道的入湖量已占总量的90%以上［29］．通过分析计算，20092010年内太湖全年氮素河道输入总量约为7．00ˑ104t，湖西区和浙西区环湖河道是太湖氮素的主要来源，其入湖量分别占河道总输入量的71．2%和22．6%［30］．太湖外源氮污染中，农业面源污染占的比重最大，达56%［31］；其次是生活污水（＜25．1%）［32-33］和养殖污水（17．2% 26．5%）［34］．人工合成肥料（化肥）的过量使用是农业营养盐产生量增加以及农业面源污染最直接的原因．在1970s至1980s初期间，太湖流域有机肥与化肥的使用比例为6ʒ4，但到1980s后期及1990s 中期，这一比例分别提高到3ʒ7及1ʒ9［34］．以无锡为例［34］，化肥投入对水稻、小麦产出增长的贡献额分别达10．3%和34．9%，每年化肥使用量已由1980s中后期的25kg/hm2增加到2000年的45kg/hm2，仅水稻田约12% 17%的氮素会随径流流失．据李恒鹏等［31］的研究，太湖上游面源污染输入太湖的总氮量为7632t/a，其中来自农业面源的为4289t/a，占面源量的56．20%．太湖流域地表水中的主要污染物为铵态氮，其中57%的铵态氮都来自农业面源污染［35］．除农业污染外，工业污水和生活污水也是太湖重要的污染来源．目前，太湖流域结构性污染十分严重，化工、纺织印染、黑色冶金依然是重点污染行业．由于乡镇企业的快速发展和布局的分散性、经营方式的多变性及其初级粗加工，造成的污染极为严重，境内原本清澈的大小河道因大量工业废水的污染而变黑［36］．根22J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）据国家环境保护总局“太湖水污染防治九·五计划及2010年规划”的统计数据，1994年太湖地区入湖总氮30635t，其中工业污水占16%，即4902t；根据国家环境保护总局“太湖水污染防治十·五计划”，2000年太湖流域工业污染排放NH+4-N达6500t，占入湖总氮的5%．太湖流域城市化已超过51%，年生产生活污水已达50ˑ108t/a，而污水处理率不足20%［17］．以太湖流域无锡市［30］为例，19802000年生活用水总量从8．03ˑ104t/d提高到30．1ˑ104t/d；同期生产用水量就从1980年的4116ˑ104t/d增加到2000年的8519ˑ104t/d，而无锡市区城市污水处理率也仅42．9%（2000年），包括郊县在内的城镇生活污水处理率仅27．5%．根据许朋柱［37］的估算，全太湖流域城市系统在2000年的N排放量分别约为7．40ˑ104t，而1980年的排放量约为3．31ˑ104t．据李荣刚、熊正琴等估计［32-33］：全太湖流域每年生活污水带入水体的总氮量占25．1%．另外，太湖地区农村用水量也在逐年上升，由于大多农村污水处理设施不健全，没有完整的污水收集和处理设施，大多农村生活污水未经处理就直接到处泼洒，而厕所污水则直接或间接排入河道．据史龙新等［38］的调查，在宜兴，有24%的农户生活废水选择了直接排入村河，50%的农户排水采用排入屋后及地表渗入地下，25%的农户选择排入沟渠．因此，太湖上游地区农村居民区河流水体铵态氮负荷也较高［34］．“太湖水污染防治十·五计划”中指出，2000年太湖流域城镇生活污水NH+4-N产生总量为2．34ˑ104t，而农村生活污水NH+4-N产生量为2．6ˑ104t．而且，夏季降雨和城镇人类活动产生的污染物对太湖沉积物的硝态氮含量有较大影响［39］．随着渔业经济的迅速发展，其对水体的氮素污染也逐步加剧．许海等［40］的研究也表明鱼塘养殖产生的不仅是无机氮污染，更严重的是产生了大量有机氮污染．太湖地区的渔业发达，每年因水产养殖带入水体中的氮占总氮量的17．2% 26．5%［34］．2．1．2大气沉降的输入大气氮素的沉降也是极为重要的外源性因素［41］．Galloway等和Holland等［42-43］指出全球大气氮的沉降量已经达到109kg/a．近年来国内学者逐渐认识到湖面大气沉降是重要污染来源［44-46］．宋玉芝等对2002年7月2003年6月大气降水的研究［47］表明，太湖流域大气降水已呈富营养化水质的特征，每年由湿沉降直接进入太湖水体的TN约为6562．2t，TN占入湖河道年输入污染物总量的13．6%，大气湿沉降中，TIN对TN的贡献比较大，平均约为78．78%．1990s以来，太湖大气湿沉降的总量不断升高．杨龙元等［48］的研究表明，20022003年太湖水体大气TN沉降率为4226kg/（km2·a），TN的大气年沉降负荷为9881t/a，湿沉降中的TN为7852t/a．Xie等［49］指出20032005年大气湿沉降中N的年均沉降量为2700kg/km2．罗潋葱等［50］研究了湿沉降对太湖氮、磷营养盐输入的影响及其时间和空间的差异性，结果表明湿沉降占太湖外源氮输入的16．5%，其中主要集中在太湖的北部和东部，季节上春、夏季要明显高于秋、冬季．20092010年大气湿沉降中TN的年沉降量为10868t，为同期河流入湖负荷的18．6%，可见湿沉降对太湖富营养化的贡献不容忽视［51］．2．2太湖水体氮素污染的内源输入输入湖泊水体的营养性污染物一部分会经过物理、化学和生物过程累积在沉积物中成为湖泊氮素内负荷的源［52］．在外源性污染得到有效控制以后，内源性污染成为湖泊发生富营养化的关键因素．对于太湖这样一个浅水湖泊而言，除了外源营养盐的输入之外，湖泊底泥所造成的内源释放也是一个重要原因［53］．2．2．1内源氮的释放形式关于太湖的内源释放，目前主要关注的是底泥释放问题，其释放形式主要有静态释放和动态释放两种．沉积物在没有风浪的情况下营养盐的释放主要依靠从沉积物孔隙水中与上覆水中的营养盐浓度差而释放，当风浪较小、不足以悬浮扰动水土界面的情况下，沉积物的营养盐释放将由于水柱复氧而略有下降，当风浪较大，导致沉积物悬浮的情况下，沉积物中的营养盐将伴随沉积物的悬浮而大幅度释放，水柱的颗粒物和溶解性的营养盐浓度在短期内会有所增加，但是当动力扰动撤除后，颗粒态的营养盐又沉入湖底，埋在沉积物中的有机颗粒物质继续降解析出，并按照静态释放的规律进入上覆水．当下一次大风浪来临时，又按照动态释放的规律而释放．铵态氮是氮素内源释放的主要形态，其释放程度与溶氧量呈负相关，与温度呈正相关［54］，主要有两种来源：一是湖泊内部异养生物矿化、分解有机物再生；二是在厌氧环境中反硝化细菌通过反硝化作用将硝态氮、亚硝态氮转化为铵态氮．在沉积环境中，含氮有机物在厌氧的环境条件下通过微生物的矿化、分解作用转变成铵态氮，然后，进吴雅丽等：太湖水体氮素污染状况研究进展23入孔隙水，再进一步通过分子扩散和浓度梯度扩散重新进入湖泊水体中［55］．研究表明：沉积物在氧化条件下，通过厌氧微生物作用，将有机质分解和矿化，可产生大量NH+4-N进入孔隙水［56］．这一过程主要取决于含氮有机物分解的难易程度，主要与O2含量、氧化还原电位、沉积物中C/N比值、阳离子交换量、温度、生物扰动、细菌的作用等有关．太湖是一个大型浅水湖泊，太湖底泥虽然较薄，对氮素的吸附、聚集能力却较强，风浪会导致底泥扰动，频繁的动力悬浮使得沉积物表层的数厘米或数十厘米的底泥发生悬浮，底泥孔隙水中的营养盐也因此得以释放［55］．对铵态氮而言，悬浮作用（悬浮+扩散）造成的上覆水营养盐浓度增加可以达到单纯由扩散产生的营养盐浓度的数十倍［57］．此外，死亡的浮游植物可被细菌和浮游动物重新矿化，或者自溶产生溶解性有机氮，再被细菌降解为NH+4-N［58］．太湖蓝藻水华期间，蓝藻容易在局部大量堆积、腐烂．朱梦圆等［59］的研究表明，上覆水NH+4-N浓度升高，可能是由于藻类死亡后残体堆积分解，本身氮含量造成了水体氮浓度增加．而且，厌氧条件下，硝化作用减弱，NH+4-N的消耗减少，反硝化作用增强，NO－3-N或NO－2-N可转化为NH+4-N或N2［60］．另外，包括藻类、浮游动物和底栖生物在内的生物代谢也促使部分营养盐以溶解态形式直接释放进入水体，同时生物残体与粪便等颗粒物质的降解也使颗粒有机物再生为铵态氮．2．2．2内源氮的释放通量浅水湖泊的内源释放量是国内外均无明确定论的一个问题，它不同于深水湖泊靠浓度梯度释放营养物质．有关太湖的内源释放问题，目前的工作主要集中在实验室的静态释放方面或者是假定条件下的营养盐释放估算．在实验室进行静态模拟实验，采集太湖水域未受扰动的底泥柱样，去除藻类及悬浮物后加入30cm的水柱（以不扰动沉积物表面为要求），保持采样时的水体温度，避光培养，定时采样测定上清液中的营养盐浓度，估算出在静态条件下，太湖全湖一年的NH+4-N释放量达1ˑ104t左右［61］．在动态释放条件下，动力扰动导致的释放量目前仍有争议．秦伯强等［61］根据室内动力扰动摸拟实验和太湖的风速分布频率，估算出太湖每年约有8ˑ104t的总氮从沉积物释放至水体中．但这种估算只反映了底泥的悬浮量，没有考虑颗粒物的沉降部分，导致估算结果偏高．逄勇等［62］根据太湖沉积物再悬浮通量与风速的相关关系，对太湖年均内源氮素释放量进行估算，结果表明太湖内源总氮年释放量只有约7700t，为外源输入的25．7%．浮游植物能直接利用的氮素主要是溶解性的NH+4、NO－3、尿素和其它小分子的有机氮．目前，风浪扰动情况下太湖内源氮的释放主要是对包括底泥颗粒物在内的总氮释放量进行估算，关于这些释放量能有多少比例可以被浮游植物利用还不清楚，尤其是颗粒物在水体中停留期间的矿化分解速率值得重视．虽然对于太湖内源释放量存在一定的争议，但其对太湖氮素污染的重要贡献是不容忽视的．太湖内源产生的NH+4-N 能否满足蓝藻水华的氮需求，维持蓝藻的持续发生，还需要做深入的研究．3太湖水体氮素的迁移转化及氮素平衡氮素的迁移转化是一个包括物理、化学和生物作用的复杂过程．氮在湖泊水体中的迁移主要指可溶性氮或颗粒氮受水体水动力特性的影响，以紊动涡漩的水团运动形态与水体进行交换，从而得到扩散的过程．氮在湖泊水体中的转化过程主要包括生物固氮、氮的吸收同化、氨化作用、硝化作用及反硝化作用，这一过程与水体中微生物、藻类和高等水生植物等的种类和数量密切相关［63］．3．1生物固氮生物固氮指固氮微生物将大气中的N2还原成NH+4-N的过程（图1）．此过程在常温常压下进行，必须要有固氮酶的催化，目前自然界仅原核生物中的根瘤菌、放线菌和一部分具有固氮能力的蓝藻．在没有人为干扰的情况下，生物固氮是补偿湖泊浮游植物氮需求的重要途径．Schindler等［64］根据加拿大实验湖区227号湖37a的大规模实验结果，认为当水中富磷而缺氮时，会出现具有固氮功能的蓝藻，固氮作用可以弥补浮游植物生长过程中缺少的氮，并由此提出控氮措施不能有效控制富营养化的观点．然而，很多研究表明，由蓝藻固氮作用输入到水生态系统中的氮，远不足浮游植物氮需求的50%［9，65］．除了氮磷比外，还有很多因子控制这个耗能的固氮过程［66］．太湖夏季形成水华的蓝藻主要是没有固氮能力的微囊藻，能固氮的鱼腥藻只在早春季节出现，关于太湖水体是否存在固氮作用，其对湖泊氮素输入的贡献有多大，目前的研究较少．根据张波的研究［67］，太湖水体年固氮量只占外源TN输入量的0．11%，说明目前太湖水体的生物固氮作用较弱，24J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）对氮素输入的贡献很小．图1湖泊生态系统中氮素转化示意图Fig．1Conceptual diagram of the transformation of nitrogen in the lake ecosystem3．2氮的吸收同化湖泊中的藻类、高等水生植物、底栖动物等能将氮素转化为自身生物量，经人工捞取或收获后离开湖泊生态系统（图1）．藻型湖泊生态系统中，浮游藻类占优势地位，可食性藻类的生物量被浮游动物和鱼类捕食，最后通过渔获物输出湖体．但富营养化湖泊的优势浮游藻类为食用价值比较低的蓝藻，所以正常的食物链遭到破坏，湖泊生态系统的氮营养物质循环发生改变．湖泊处于草型清水状态时，湖泊生态系统具有完整的食物链结构．大型水生植物通过自身对氮营养元素进行吸收同化、收获输出、沉积输出等过程，使氮素脱离湖泊内的营养循环．太湖具有藻型湖区和草型湖区共存的生态特征．藻型湖区的蓝藻主要通过在无锡、宜兴和常州武进区沿太湖岸线下风区设置打捞站进行打捞，这样不仅有效防止蓝藻水华堆积死亡造成的水体污染，也将大量蓝藻吸收的氮素从水体去除，有效降低水体的氮素污染．根据江苏省水利厅的数据，2011年共从太湖打捞蓝藻97ˑ104t，相当于直接从湖体取出氮500t．3．3硝化作用微生物能将氨氧化为硝酸盐，这个过程称为硝化作用（图1）．硝化作用可分为两个连续而又独立的阶段，即由亚硝化菌完成氨氧化的亚硝酸盐阶段和由硝化菌完成的亚硝酸盐氧化的硝酸盐阶段．硝化作用是需氧反应，受溶解氧含量、微生物的繁殖和硝化活性等因素制约［68］．湖泊中硝化作用最重要和最强烈的地点是有氧沉积物，原因是沉积物上表层存在大量的硝化细菌［69］，但是在NH+4-N浓度较高的富营养化湖泊水体中，同样也具有较高的硝化速率．目前关于太湖硝化作用的研究主要涉及硝化细菌的分布及铵态氮浓度对硝化作用的影响［70-72］，而其它方面较少，尤其是硝化作用对于铵态氮释放量的影响需要深入研究．3．4反硝化作用反硝化作用是指硝态氮和亚硝态氮在无氧或低氧条件下，被微生物还原转化为N2的过程（图1）．反硝化作用是厌氧反应，只有当氧气浓度足够低时才会发生，但并不是氧的分压越低越好，而应保持一定的含氧量［68］．反硝化作用主要在沉积物中进行，通过沉积物厌氧层内的反硝化作用，可以以N2O、N2等气体形态去除内源氮负荷．反硝化速率与上覆水中的NO－3-N浓度呈正比．徐辉等［73］的研究发现，梅梁湾内及湾外开敞湖区的水土界面反硝化脱氮速率为（6．34ʃ22．74） （46．36ʃ13．26）μmol/（m2·h），梅梁湾北部河口区水土界面总脱氮能力明显高于梅梁湾南部及开敞湖区．在蓝藻水华暴发的水体中，藻团内形成的好氧-缺氧的微环境，以及蓝藻衰亡过程中的分解产生大量的有机物，加剧了水体中溶解氧的消耗，导致水体中氧化还原电位大幅度下降．较低的氧化还原电位，将有利于微生物反硝化作用的进行，使水体中氮素赋存数量降低．所以，对蓝藻水华暴发和衰亡过程中硝化和反硝。
太湖百渎港湿地植物群落沉积物粒度分布特征
本 文 以太 湖百 渎港湿地 沉积物 为研究对 象 ， 分析
５０
林 业科技开 － ２ １ 年第 ２ ： ０１ ５卷第 ３ 期
应 用 硼 究
了不 同湿地 植 物群 落分 布 区沉积物 粒 度分 布特 征 ， 这
对研究 该 区域 的沉积 环境 、 价湿 地植 被建 设成 果 以 评
区和乡 镇工 厂遍 布 ， 流 不仅 携 带 着 大 量 泥 沙 、 河 也携 带 着许 多工 、 矿企 业 的污 染 物进 入 其 中 ， 监 测 上 游 经 水 系武 宜运 河 、 涌 运 河 和 漕 桥 河 均 属 于 劣 Ｖ类 水 太 质 。２ ０ ０ ５年 当地 政 府针对 百 渎港 水 域 污染 问题 实 施 了湿 地 植 被 恢 复 工 程 ， 芦 苇 （ ｈａ ｍ ｔ ｌｔ — 以 Ｐ ｒｇ ｉ ｓａａ＇ ｅ ２ｌ ａ ｆ 、 草 （ ｉ ｎａ ｃｄ ｃ ｏａ） 香 蒲 （ ｙｈ ａｉ － ） 茭 Ｚｚ ｉ ａ ｕｉ ｒ 、 ａ ｌ ｆ Ｔｐ ａ ｌｔｏ ｆ ｌ ） 荷 花 （ ｅ ｍ ｏｎ ｉ 、 ａ Ｎ ｌ ｂ 眦 Ｆ 和 沉 水 植 物 作 为 建 群 ｕ ａ） 种 ， 群 落 分 别 占 湿 地 植 物 分 布 区 总 面 积 的４ ％ 、 各 ０ ２ ％ 、％ 、５ 和 ２ ％ 左 右 。芦 苇 群 落 平 均 高 度 为 ０ ５ １％ ０
参 考 文献
四川 科 学 技 术 出 版社 ［ ］ 邡县志编纂委员会． １什 什邡县志 ［ 成 都 ： Ｍ］
１ ９ １ －０． ９ ３： － ４
［］ ５ 杨宗干 ， 赵汝植． 西南 区 自然地理 ［ ． Ｍ］ 重庆 ： 南师范大学 出版 西
社 ．９ ４：５ ４ ． １ ９ ２ － ０
［］ ６ 李锡文， 李捷． 横断山脉地区种子植 物区系 的初 步研究 ［ ］ 云南 Ｊ．
基于生态模型的太湖蓝藻生长因子解析
蓝藻是世界范围内富营养化湖泊和水库形成水华的主要藻类， 蓝藻水华造成了极大的经济损失和生态 Reynolds 通过控制实验描绘了包括蓝藻在内 营养盐及光照对蓝藻生长的影响， 影响． 诸多研究集中于温度、 的多种藻的温度生长曲线 生长速率
［5 ］ ［1 ］
， Paerl 等认为气候变化有利于蓝藻竞争［2］ ， Baldia 等［3］ 和 Fujimoto 等［4］ 基于
Ecomodel based analysis of Lake Taihu cyanobacteria growth factors
XIONG Wen，QIAN Xin，YE Rui ＆ WANG Bingquan
（ State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse ，School of the Environment，Nanjing University，Nanjing 210046 ，P． R． China） Abstract： Based on an ecomodel，we analyzed the monthly monitoring data of Lake Taihu from April 2009 to November 2010 ， and found that the growth rates of Lake Taihu cyanobacteria showed significant both temporal and spatial differences． The growth rates of cyanobacteria were low from January to April，and from October to December，while high level from June to September． the growth rates in western lakeshore were higher than those in But the growth rates in May showed annual difference． Furthermore， the central lake． The growth of cyanobacteria from surface water to onemeter depth was active． Growth of cyanobacteria was mainly illumination and phosphorus concentration． These three limiting factors showed significant seasoncontrolled by water temperature， al variation and interchanged with the others． In the surface water，temperature and phosphorus were the main limiting factors， while temperature，phosphorus and illumination at the depth of half a meter，and illumination below onemeter depth． The result showed that phosphorus concentration in summer and fall was the major limit on nutrient phosphorus，and also limit on nitrogen in some areas． Keywords： Lake Taihu cyanobacteria； algae growth model； growth rate； limiting factor
太湖水／沉积物界面固着藻类的时空分布特征
Ｓｉｎｅ， ｅ ｉｇ１０ １， ｈ ａ ｃｅｃｓＢ ｉｎ ０ ２ Ｃ ｉ ） ｊ ０ ｎ
Ａｂ ｔａ ｔ Ｔ ｅｔｍｐ ｒｌ ｎ ｐ ａ ｉｔｂ ｔ ｎ ｆ ｅ ｐ ｖｉ ａ ｅｂ ｔ ｅ ｅｗ ｔｒ ｅ ｉ ｎ ｔｒ ｃ ｅｅｉｖ ｓｉａｅ ｉｅｅ ｔ ｃ － ｓｒ ｃ： ｈ ｅ ｏａ ｄｓ ￣ｉ ｄｓｒ ｕｉ ｓ ｒ ｈ ｃａ ｇ ｅｗｅ ｎｔ ａｅ／ ｄｍｅ ｔｎｅ ａ ｅｗ ｒ ｅｔ ｔｄｉ ｄｆ ｒｎ ｏ ａ ｌ ｉ ｏ ｏ ｐｉ ｌ ｈ ｓ ｉ ｆ ｎ ｇ ２ ０ 年 ４月分别选 取太 湖湖泊 的草型 、 ０５ 藻型及过渡型 区域为研究对象 ， 对不 同类型湖泊水， 沉积物界面中 固
着藻类 的分布情况进行 了调查。结果表明 ： 在种群分布上 ， 硅藻门（ ３ ５ 和绿藻门（４６ ％） ５ ． ％） ８ ３ ．２ 最多 ， 其次是蓝 藻门（ ． ％）而裸藻 ７９ ， ６ 门 （． ％） ３８ ４ 相对较少 ， 各采样点 的优势种 主要 集中在硅藻 门； 在季节分 布上 ， 季和秋 季种 类和数 量较多 ， 季最少 ； 夏 冬 在空 间分布 上， 草型湖泊在全年 （ ６月份除外） 的藻种类和密度居多 ， 过渡型湖泊次之 ， 藻型湖？最低 （ １ １ 月份除外 ） 另外 ， 白 １ 、２ 。 在藻型湖泊 （ 站点
袁信芳 ，赵新 燕 ，施 华宏 ，金相灿 ３ ，王晓蓉
（． １南京大学 环境学院 污染控制 与资源化研究 国家重点 实验 室 ， 江苏 南 京 ２０９； ． 市机动车污 染监察支 队 ， １ ３２ ０ 郑州 河南 郑州
４０ ５ ； ． ５ ０ ２ ３ 中国环境科学研究院 ，北京 １０ １ ） ０ ０ ２
３ 中发现 了越冬的微囊 藻。根据各种藻类对水体生态环境 的响应情况 ， ） 在太湖 中不同区域筛选 出不 同的生态敏感指示藻类 。
太湖夏季不同类型湖区浮游植物群落结构及环境解释_沈爱春
20 世纪 60 年代，太湖略呈贫营养状态，1981 年时仍属于中营养湖泊，80 年代后期，太湖北部的 梅梁湾开始频繁暴发蓝藻水华（ Chen et al，2003） ， 其生态状况逐渐受到重视。关于太湖浮游植物群落 结构的相关研究比较多，但更多的是关注局部湖湾 或湖区（ 原 居 林 等，2009； 孟 顺 龙 等，2009； 李 钦 钦 等，2010； 王阳阳等，2011） ； 鲜有关于太湖不同类型 湖区浮游植物群落结构及蓝藻水华的比较分析（ 刘 建萍等，2009； 朱广伟，2009） 。草型和藻型湖区水体 的某些理化性质存在一定差异（ 张路等，2004b） ，而 且不同污染水平湖区沉积物中可溶性 N、P 也存在 季节性变化（ 金相灿等，2006） ，这些特征反过来在 一定程度上又可以影响浮游植物群落结构的变化和 演替（ 宋晓兰等，2007 ） 。本文在 2010 年 9 月太湖 31 个站点调查研究的基础上，分析了不同类型湖区 的浮游植物群落结构特点及与主要环境因子间的关 系，为已有研究成果进行补充，同时为太湖蓝藻治理 提供参考。
境因子关系的双序图（ 第Ⅰ轴和第Ⅱ轴） 表示。
2 结果与分析
2． 1 浮游植物群落结构及空间变化 本次调查共采集到 120 种浮游植物，隶属于蓝
藻门、绿藻门、硅藻门、隐藻门、裸藻门和甲藻门共 6 大门类； 其中，蓝藻门、绿藻门和硅藻门物种占据了 相当大的比例（ 图 2） 。
蓝藻门中的 微 囊 藻 （ Microcystis spp． ） 、硅 藻 门 中的小环藻（ Cyclotella spp． ） 和隐藻门中的啮蚀隐 藻（ Cryptomonas erosa） 在每个站点都出现且数量上 占据一定优势，说明现阶段太湖水环境状况仍较差。 草型湖区（ 站点 S16 ～ S22） 的浮游植物物种数要明 显高于藻型湖区（ 图 2） ； 位于东太湖的戗港（ S19） 站点物种数最多，高达 64 种； 位于西部沿岸的大浦 口（ S9） 站点物种数最低，仅为 7 种。
太湖东部湖湾大型水生植物分布对水质的影响
太湖东部湖湾大型水生植物分布对水质的影响向速林;朱梦圆;朱广伟;许海【摘要】Effects of macrophyte growth and water quality distribution factors such as total nitrogen (TN), total phosphorus (TP), transparency and chlorophyll a were studied in an investigation on specie compositions, coverage of macrophyte and physicochemical properties of water body in eastern bays of Lake Taihu (Gonghu Bay, Guangfu Bay and Yuang Bay). The results showed that Potamogeton wrightii Morong was the most popular specie amony three bays. The coverage of macropyhte was spatially different among survey sites, with the coverage ranged from 4.8% to95.2%. Nutrients in the macrophyte-coverage area were significantly lower than those in the non-macrophyte area with a decrease of TN and TP concentration of 39% and 51%, However, being locates at the border of Microcystis bloom region, the macrophytes also easy to catch the floating bloom, in which the submerged macrophytes showed higher ability to catch the bloom than floating macrophytes did. Therefore, different aquatic vegetation zones of Lake Taihu need the corresponding strategies to restore water quality.%调查了太湖东部湖湾(贡湖湾、光福湾、渔洋湾)秋季沉水与浮叶植物的种类组成、覆盖度及水体理化性质,分析了大型水生植物的生长与分布对湖水总氮、总磷、透明度与叶绿素(Chl-a)等水质因子的影响.结果表明,太湖东部不同湖湾大型水生植物的分布状况具有明显差异,其分布频度在4.8%~95.2%,并以马来眼子菜分布频度最高.大型水生植物的生长对水体营养盐含量、理化因子等具有较为明显的影响,水生植物生长区湖水不同形态营养盐含量均低于无水生植物生长区,其总氮与总磷平均含量分别低约39%与51%.此外,蓝藻水华首先会在有水生植物生长的区域堆积,且沉水植物生长优势区蓝藻水华堆积程度要高于浮叶植物生长优势区,表现为该区域 Chl-a 平均浓度最高,达11.15µg/L,而浮叶植物区Chl-a平均浓度为9.98µg/L,无水生植物区的水华堆积程度最低,其Chl-a平均浓度为7.19µg/L.因此,针对不同水生植物生长区,其水体富营养化治理策略亦不同.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2014(000)011【总页数】7页(P2881-2887)【关键词】太湖东部湖湾;沉水植物;浮叶植物;营养盐【作者】向速林;朱梦圆;朱广伟;许海【作者单位】中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室，江苏南京 210008; 华东交通大学环境工程系，江西南昌 330013;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室，江苏南京 210008;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室，江苏南京 210008;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室，江苏南京 210008【正文语种】中文【中图分类】X173水生植物作为湖泊生态系统的重要组成部分,具有显著的初级生产功能和保护生物多样性的生态功能,并可作为反映湖泊生态健康的指标[1-4].水生植物对营养盐的吸收有利于湖泊的营养平衡,并能抑制低等藻类的生长,控制湖泊水华的爆发.太湖是我国第三大淡水湖泊,是一个典型的大型浅水湖泊[5],其水生植物主要分布在东部湖湾及东太湖地区.太湖东部的贡湖湾、光福湾、渔洋湾等曾是由沉水与浮叶植物控制的草型湖区[6],但随着近年来该区域社会经济的快速发展及水环境污染与富营养化程度的加剧,沉水与浮叶植物群落受到严重影响,大片沉水与浮叶植物群落衰退甚至消亡[7].太湖东部湖湾水生植物的物种组成和优势群落类型等均受到严重影响[8].当草型湖泊逐渐过渡为草-藻混合型湖泊时,特别是群落结构发生改变时,就会引发湖泊的水质恶化、生态系统破坏等一系列生态环境问题[9].水生植被的消退也可能是太湖贡湖湾水生态系统内其他生物群落结构变化的重要因素[10].因此,探讨湖泊大型水生植物分布与水质的关系,对掌握湖泊富营养化机理以及富营养化湖泊生态修复均具有重要意义.目前,关于太湖大型水生植物的研究大多是针对东太湖[9],而对处于过渡带的光福湾、渔洋湾的系统研究则很少,而这些湖湾的大型水生植物分布及水质、蓝藻水华状况,都处于高度动态变化阶段.针对这一草型、藻型生态系统转化敏感期,本研究调查了太湖东部湖湾秋季大型水生植物的分布及水质状况,探讨了水生植物分布对水质的影响,以期为湖泊生态保护及湖泊富营养化控制提供科学依据.于2012年9月23～24日,在太湖东部贡湖湾、光福湾、渔洋湾共设置了28个采样点(其中,贡湖湾G01-G18,光福湾F01-F04,渔洋湾Y01-Y06) (图1),样点主要设置在大型水生植物分布区,并在水生植物分布较宽区域设置垂直剖面.现场记录调查点附近沉水与浮叶植物的种类与覆盖度,用便携式多参数水质分析仪(YSI6600V2)现场测量水面下50cm处水体的溶解氧(DO) 等理化指标,利用赛氏盘测定水体透明度(SD),并采集水面下50cm处的水样,带回实验室测定水样的悬浮颗粒物含量(SS)、形态氮、形态磷及叶绿素a(Chl-a)等指标含量.水样中的营养盐指标分析按《水和废水监测分析方法》[11]进行,总氮(TN)、溶解性总氮(DTN)采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法;硝态氮(NO3--N)采用酚二磺酸分光光度法;氨氮(NH4+-N)采用纳氏试剂比色法;总磷(TP)、溶解性总磷(DTP)采用碱性过硫酸钾消解钼锑抗分光光度法;溶解性磷酸盐(PO43--P)采用钼锑抗分光光度法.其中,DTN、DTP、NO3--N、NH4+-N、PO43--P需要在原水样经过Whatman GF/C滤膜过滤后按上述方法测定;叶绿素a的测定采用陈宇炜等[12]改进的乙醇提取法.数据的处理使用Excel 2010完成,并利用SPSS 18.0进行单因素方差分析,P<0.05为差异性显著,P<0.01为差异性极显著.2.1 大型水生植物的分布特征本次调查太湖东部湖湾共采集到大面积分布的沉水植物与浮叶植物7种,漂浮植物1种(表1),均为太湖的常见种,沉水植物主要为马来眼子菜(Potamogeton wrightii Morong)、轮叶黑藻(Hydrilla verticillata Royle)、苦草(Vallisneria natans (Lour.)Hara)、金鱼藻(Ceratophyllum demersum L.)、狐尾藻(Myriophyllum verticillatum Linn.)等,浮叶植物主要为野菱(Trapa maχ imowicsil Korsh)和荇菜(Nymphoides peltatum (Gmel.) O.Kuntze),漂浮植物为槐叶萍(Salvinia natans (L.)).种类数大大小于东太湖的调查结果,原因是本次调查主要关注较大范围出现的种群及重点针对敞水区的调查.在28个样点中,有7个样点没有大型水生植物生长,其中6个在贡湖湾,1个在渔洋湾,其余21个样点均有水生植物分布.从表1可知,太湖东部各湖湾沉水植物马来眼子菜的分布频度最高,在有水生植物分布的21个样点中,有20个样点都分布有马来眼子菜,这体现出马来眼子菜在过渡带的生态特征.马来眼子菜株高长,能伸展到水面上,对浑浊水体具有较高的适应性.有轮叶黑藻分布的样点为14个,且轮叶黑藻分布区植被的总体密度较高.狐尾藻的分布点有8个,苦草与荇菜的分布样点均为7个,金鱼藻分布样点有5个,野菱的分布频度约为14.3%,而槐叶萍只在一个样点发现.其中,马来眼子菜、黑藻、狐尾藻、金鱼藻等沉水植物及野菱等浮叶植物在三个湖湾均有大量分布,并且马来眼子菜在光福湾的分布频度达到近100%.苦草只在贡湖湾与渔洋湾见到,而浮萍只在贡湖湾见到.结果显示,太湖东部湖湾大型水生植物分布不均匀,不同湖湾水生植物生长与分布状况有明显差异,在21个有水生植物分布的样点中,分布范围最大的样点有G03、G04、G06、F03与Y04,其覆盖度达90%～100%,其中G04与F03样点的覆盖度达近100%.其次为G12、Y01与Y02,覆盖率约为60%～70%,最小为站点G01与G11,水生植物覆盖率不到5%,只有零星分布,其他样点的覆盖率约为20%～40%不等.从水生植物的分布种类看,以马来眼子菜与轮叶黑藻分布最多,可能是因为这些湖湾区域底质较为贫瘠,水深相对较浅,比较适合马来眼子菜与轮叶黑藻的生存,且它们能适应扰动较强、浑浊度高的水体,而金鱼藻、狐尾藻等则更适应清洁的水体. 2.2 水质特征2.2.1 理化特征湖泊水环境因子可作为水环境质量的性质表征,研究显示,太湖水体的DO、SD等主要水环境因子的季节差异性较小[13].从图2可知,太湖贡湖湾水体SS、DO平均含量分别为19.84mg/L、8.30mg/L,SD平均为66cm,各站点具有一定的空间差异,其空间变异系数分别为61.61%、15.69%与73.44%,并且以SD的空间差异最为明显,可能与不同站点底泥特性及水动力扰动有关,透明度高的区域其底泥主要以硬底为主,风浪的扰动对底泥的影响相对较小,故而这些区域水体的透明度很高,此外,透明度的空间差异也可能反映了不同区域水体污染程度不同.光福湾水体SS、DO平均含量分别为31.81mg/L、10.38mg/L,SD平均为51cm,各站点亦具有一定的空间差异,其空间变异系数分别为21.14%、6.26%与30.20%,并且以DO的平均含量差异最小.渔洋湾水体中SS、DO平均含量分别为21.91mg/L、9.85mg/L,SD的平均值为81cm,各站点SS、DO、SD空间变异系数分别为50.61%、9.08%与62.03%,同样以DO的平均含量差异最小.2.2.2 氮磷含量特征氮、磷是植物生长所必需的营养元素[14],但湖泊水体中含有过量的氮、磷时,则会造成藻类、浮游植物等大量繁殖,对湖泊系统的初级生产力和湖泊营养状态有着重要影响.从图3可知,太湖贡湖湾调查区水体中TN、DTN平均含量分别为0.95,0.57mg/L,具有较明显的空间差异,其空间变异系数分别为45.26%与22.30%.光福湾TN、DTN平均含量为0.92, 0.47mg/L,各样点TN含量具有一定的空间差异,而DTN含量的空间差异则不明显,其变异系数分别为20.35%与12.54%.渔洋湾TN、DTN平均含量分别为0.81,0.46mg/L,变异系数分别为31.65%与15.35%.从各湖湾TN、DTN的对比来看,贡湖湾TN、DTN平均含量均略高于光福湾,而光福湾TN、DTN 平均含量又略高于渔洋湾,呈现自北向南逐渐递减的趋势,反映出太湖西北部藻型湖区向东南部草型湖区过渡的水质特征.贡湖湾水体中TP、DTP平均含量分别为0.065, 0.024mg/L,具有明显的空间差异,变异系数分别为64.66%与38.11%.光福湾水体TP、DTP平均含量分别为0.071,0.022mg/L,各站点差异不明显,变异系数为17.46%与6.30%.渔洋湾TP、DTP平均值分别为0.051,0.018mg/L,各站点TP 具有一定差异,而DTP差异不明显,变异系数分别为45.93%与12.13%.此外,各湖湾TP的含量具有一定差异,其中以贡湖湾TP平均含量最高,而以渔洋湾最小,这在一定程度上可反映区域污染程度不同,并可能与湖泊水动力过程有关.贡湖湾与光福湾水体TP较高的原因,与周边居民较多,生活污水排放量大及河流输入等有关,而渔洋湾周围都是山体,外源污染相对较小.贡湖湾水体NH4+-N、NO3--N与PO43--P平均含量分别为0.11,0.015,0.0051mg/L,变异系数分别为29.40%、68.70%与39.23%,并且以NO3-N含量差异最为明显.光福湾水体中NH4-N、NO3-N与PO4-P平均含量分别为0.064,0.0033,0.006mg/L,变异系数分别为22.52%、64.27%与12.83%,同样以NO3-N含量差异最明显,而PO43--P的差异最小.渔洋湾NH4+-N、NO3--N与PO43--P的平均含量分别为0.074,0.024,0.006mg/L,变异系数分别为34.79%、64.19%与26.16%,各站点NH4-N具有一定的差异,而PO43--P含量差异不明显.此外,各湖湾NH4+-N与NO3--N含量具有一定的差异,PO4-P差异极小,并以贡湖湾NH4+-N平均含量最高,渔洋湾NO3--N平均含量最高,而以光福湾NH4+-N与NO3--N平均含量最小.3.1 水生植物的分布对水华堆积的影响近年来,太湖蓝藻水华频繁发生[15],严重威胁太湖水生态系统及城市饮水安全[16-17].在蓝藻水华生长旺季,反映浮游植物生物量的Chl-a指标(浮游植物群落中微囊藻占绝对优势)与水质富营养化指标TN、TP等呈极显著正相关关系[18],且水华的直接标志是藻类急剧增殖[19],而Chl-a在藻类物质中所占比例相对稳定[20-21],故本研究以Chl-a浓度间接反应蓝藻水华的堆积程度.太湖东部湖湾大型水生植物生长区的蓝藻水华堆积具有较大的差异,以沉水植物生长为优势的区域蓝藻水华堆积程度(以Chl-a浓度间接反映,图4)高于浮叶植物生长优势区和无水生植物生长区,表现为该区域Chl-a的平均浓度最高,达到11.15µg/L,浮叶植物生长优势区次之,Chl-a平均浓度为9.98µg/L,无水生植物区最低,其Chl-a 平均浓度为7.19µg/L,反映了蓝藻水华首先会在有水生植物生长的湖区堆积,并且沉水植物生长优势区对蓝藻水华的捕获能力要略强于浮叶植物生长优势区,其原因是本次调查的区域大多处于草-藻型湖区的交错带,调查的大型水草分布区外围紧靠着蓝藻水华大量分布区,当水草的覆盖度不够高或在较大风浪影响下,水华向大型水生植物区的入侵非常严重,而沉水植物区的表面覆盖往往不及浮叶植物区的覆盖稳定,从而导致这些区域沉水植物分布区水华堆积程度更严重,这也反映了沉水植物对水质要求更高,其系统相对更加脆弱.此外,水生植物生长引起的环境因子变化,亦对蓝藻水华堆积有着直接或间接影响.水生植物生长过程及藻类生物量变化可导致溶解氧的变化,同时,溶解氧变化又可能会影响藻类的生长与消亡,进而影响蓝藻水华的堆积.蓝藻水华堆积亦受到水体透明度与悬浮颗粒物浓度等的影响.综上表明,有水生植物分布水域中蓝藻水华堆积水平与无水生植物生长的水域存在一定程度的差异,反映了水生植物的分布对蓝藻水华堆积具有一定的影响.3.2 水生植物的分布对氮磷含量的影响从太湖东部湖湾沉水和浮叶植物分布可知,贡湖湾、光福湾、渔洋湾的大型水生植物优势种略有差异,其水体中氮、磷含量亦有差异.通过对比分析,水生植物生长区水体中营养盐含量均低于无水生植物区,其TN、TP平均含量分别低约39%与51%,除DTP外,其他指标的差异都达到显著水平(P<0.05),这一结果说明大型水生植物生长对水体中氮、磷含量存在明显影响,与已有结果一致[1,3,22],主要是由于水生植物可通过茎叶拦截、吸附水中颗粒物质且通过颗粒物质吸收水中可溶性营养盐[23-25].这其中又以苦草分布区NO3--N、DTN含量相差最为明显,研究表明[26],苦草在夏季进入快速生长期,且其最大生物量一般出现在九月,这说明苦草生长旺盛期间对水体中氮元素的吸收相对较高,从而导致水体NO3--N、DTN含量相对较低.对于铵态氮,调查中发现渔洋湾的大型水生植物分布水域NH4+-N平均含量与无大型水生植物分布水域NH4+-N平均含量相差极小,说明大型水生植物对NH4+-N的影响较小,这与已有的室内模拟试验研究结果相一致[1,27].另外,大型水生植被形成的相对静水环境降低了水体悬浮物含量,也抑制了底泥中营养盐再悬浮,也是水体氮磷含量较低的主要原因.4.1 通过对太湖东部湖湾藻型、草型湖区过渡带大型水生植物分布的调查表明,由北向南,随着藻型湖区蓝藻水华威胁不同,大型水生植物的优势种、覆盖度均有所不同,覆盖度最高达近100%,最小不到5%.各湖湾以马来眼子菜的分布频度最高,轮叶黑藻次之,苦草只在贡湖湾局部与渔洋湾局部区域有分布,反映出不同类型水生植物的环境适应能力不同.4.2 即便是在湖湾的过渡带区域,大型水生植物的存在对水质的影响也非常明显.水生植物分布区水体氮、磷含量明显下降,其TN、TP平均含量分别低约39%与51%,且悬浮物浓度降低,透明度提高.由于处在蓝藻水华区域的边缘,蓝藻水华向水生植物生长区的入侵十分普遍,并且沉水植物区水华的入侵强度高于浮叶植被区, 表现沉水植物区Chl-a的平均浓度最高,达到11.15µg/L,而浮叶植物区Chl-a平均浓度只有9.98µg/L.【相关文献】[1] 雷泽湘,徐德兰,顾继光,等.太湖大型水生植物分布特征及其对湖泊营养盐的影响 [J]. 农业环境科学学报, 2008,27(2): 698-702.[2] Takashi A, Vu K T, Jagath M.Modeling the effects of macrophyte growth and decomposition on the nutrient budget in shallow Lake [J]. 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太湖草藻型沉积物的物理化学特征及其对沉积物中聚磷菌的影响胡颖;江和龙;何超群【摘要】研究了太湖不同类型(草型、藻型)沉积物的物理化学特征,也为研究磷在湖泊中的化学循环提供一些相关数据.首先分析了草藻型沉积物原有的物理化学特征.草藻型沉积物颗粒组成均以小于0.01 mm 的粉砂和黏粒为主,占总量的49.5%~83.6%.藻型沉积物粒径组成中,小于0.002 mm 的黏粒所占比例为30.04%~36.75%,明显高于草型沉积物(16.71%).草型沉积物中烧失量(LOI),易氧化有机物(ROOM),总氮(TN)、总磷(TP)的含量都高于藻型沉积物含量.用乙酸钠作为碳源在间歇式小型反应装置(SBR)中对采自太湖藻型(1号点)和草型(24号点)沉积物进行实验.SBR 反应装置的进水 COD/P=20,运行周期24 h.SBR 反应装置水力停留时间为48 h,固体停留时间约为20 d.经过50多天的实验,草藻型沉积物在富集驯化之后,都表现出厌氧释磷好氧吸磷的特征,表明太湖沉积物中存在聚磷菌.实验数据表明,藻型区沉积物更容易利用小分子有机质,其有机质(COD)去除率比草型区要高出6.9%.藻型区沉积物更易吸磷,而草型区沉积物更易富集聚磷菌.实验支持了微生物在沉积物中磷迁移转化中起着重要作用这一理论.【期刊名称】《生态环境学报》【年(卷),期】2012(000)011【总页数】6页(P1859-1864)【关键词】磷;序批式反应器(SBR);沉积物;藻型区;草型区;太湖【作者】胡颖;江和龙;何超群【作者单位】东南大学土木工程学院,江苏南京 210096; 金肯职业技术学院建筑与土木工程系,江苏南京 211156;中国科学院南京地理与湖泊研究所,江苏南京210008;中国科学院南京地理与湖泊研究所,江苏南京 210008【正文语种】中文【中图分类】X131.2太湖地区是我国经济发达地区，也是最具经济活力的地区之一。
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太湖湖滨带浮游植物群落特征及指示种筛选陈桥;陆茸;徐东炯;张咏;汤云【摘要】To explore the characteristic of phytoplankton communities and their response to ecological changes in the littoral zone of Lake Taihu, we carried out an investigation on phytoplankton and water quality among December 2009, April 2010 and July 2010. The density of Cyanobacteria was much higher than that of other taxa, with the dominance of Mycrocystis sp. gradually significant from dry season to wet season. In spatial, the algae density of Zhushan Bay, Meiliang Bay and west lake side zone was obviously higher than East Taihu Lake, east and south lake side zone, but the diversity was low throughout the whole littoral zone of Lake Taihu. Compared with other studies, the community structure in the littoral zone was similar to that of major body of Lake Taihu, as well as spatial and temporal distribution characteristics. However, due to the effects of wind, water flow and aquatic vegetation, algae accumulation was more likely to occur in the littoral zone of Lake Taihu. Multivariate analysis was used to study the stress response between algae and water quality. The maximum gradient length was 1.88, calculated by detrended correspondence analysis(DCA), and the linear ordination model was acceptable. Redundancy analysis(RDA) indicated that the minimum combination including TN, CODMn, SS, pH, SD can significantly explain the variations of the phytoplankton communities. The result of variance partitioning showed that TN was the most important variable affecting phytoplanktoncommunity in the littoral zone of Lake Taihu. Under a species fit range from 50% to 100%, Scenedesmus quadricauda and Schroederia sp. were finally selected as the indicator species. The abundance of Scenedesmus quadricauda decreased as the TN increased, and the abundance of Schroederia sp. increased as the TN increased. They still had a good stress response to phosphorus and trophic state index( TSI) , but the quantitative dose-response was not as yet fully understood.%针对太湖湖滨带,均匀布设49个点位,分别于2009年12月、2010年4、8月开展浮游植物及水质监测。
太湖东部湖区水源地水环境时空变化特征
太湖东部湖区水源地水环境时空变化特征吕文;孙瑞瑞;王诚;谈剑宏;杨惠;钮锋敏【摘要】研究了太湖东部湖区水源地巡查期间(2015年4月—2015年10月)水环境时空变化特征,监测数据表明,太湖东部湖区水源地水环境季节变化明显,空间分异显著.①太湖东部湖区水源地总测次中未发现蓝藻感官状态占大半数,水体为中度营养状态,N、P营养盐浓度尚未达到蓝藻水华的适宜范围,总体水环境状态尚佳.②水源地藻密度值整体呈夏季单峰型,春季平均藻密度最小,夏季藻密度变幅相比较大,出现极大藻密度值,秋季平均藻密度最高.③各水源地蓝藻状态空间差异显著,金墅和上山村水源地相比渔洋山和浦庄寺前水源地发生蓝藻状态频率较高,并且前两者N、P 营养盐等水生态环境参数的距平系数均为正值,相比后两者水生态环境较差,浦庄寺前水源地由于水生植物茂盛,水环境最佳.【期刊名称】《环境科学导刊》【年(卷),期】2018(037)003【总页数】5页(P20-24)【关键词】水源地;水环境;时空变化;太湖东部湖区【作者】吕文;孙瑞瑞;王诚;谈剑宏;杨惠;钮锋敏【作者单位】江苏省水文水资源勘测局苏州分局,江苏苏州 215011;江苏省水文水资源勘测局苏州分局,江苏苏州 215011;江苏省水文水资源勘测局苏州分局,江苏苏州 215011;江苏省水文水资源勘测局苏州分局,江苏苏州 215011;江苏省水文水资源勘测局苏州分局,江苏苏州 215011;江苏省水文水资源勘测局苏州分局,江苏苏州 215011【正文语种】中文【中图分类】X52随着长三角地区经济和城市化的快速发展，太湖流域湖泊水质富营养化问题日趋突出，造成了如2007年的太湖蓝藻暴发[1]、无锡供水危机等事件。
太湖是苏州市重要的饮用水源地，有关部门每年4—10月对太湖水源地进行逐日巡查监测，确保太湖饮用水安全。
本文依据太湖东部湖区水源地2015年监测数据，对水源地富营养化程度进行评价，分析水体水环境时空变化特征，为太湖水源地富营养化防治提供科学依据。
五里湖综合整治对湖水水质的影响
五里湖综合整治对湖水水质的影响蔡琳琳;朱广伟;王永平;高光;秦伯强【摘要】为探讨湖泊综合整治工程对城市湖泊水质的改善效果,利用国家野外科学观测研究站江苏太湖湖泊生态系统研究站1998-2009年的监测数据,结合湖体与环湖河道调查,分析了太湖五里湖综合整治工程对水质的改善效果,结果表明:综合整治之后,总氮、总磷及叶绿素a质量浓度平均值显著下降(P＜0.01),分别由6.06mg/L,0.183 mg/L和0.060 mg/L降为3.48 mg/L,0.133 mg/L及0.024 mg/L;而湖体透明度、悬浮颗粒物含量等感观指标无明显改善；退渔还湖区及其入湖河道水质明显优于更靠近城区的东出口区.营养盐含量环湖河道显著高于湖体,底泥中也较高,对湖体的生态恢复构成很大威胁.与太湖其他几个湖区相比,五里湖的营养盐含量仍然较高.研究表明,五里湖实施的综合整治措施在很大程度上改善了湖泊重污染的状况,但要获得稳定的高透明度景观水质,还需要实现湖泊水生态系统的深度调控,包括采取环湖河道的同步治理及湖体大面积沉水植被恢复等措施.%In order to evaluate the impacts of the comprehensive treatment project on the lake water quality, the effect of the comprehensive treatment project in the Wuli Bay of the Taihu Lake on the water quality was analyzed using the ten years of monitoring data from the Taihu Lake ecosystem research station. The results show that after the comprehensive treatment, the mass concentrations of total nitrogen (TN), total phosphorus (TP), and chlorophyll a (Chl-a) decrease significantly (P < 0.01), from 6.06 mg/L,0.183 mg/L, and 0.060 mg/L to 3.48 mg/L, 0.133 mg/L, and 0.024 mg/L, respectively. However, there were no obvious improvement in transparency and suspended solid content. The water quality improvementin the zone of transforming fishing to lake and rivers entering the lake was more effective than that in the east exit near the city zone. The nutrient content in the rivers around the WuliBay is significantly higher than that in the lake. It is also high in the sediment, which causes a threat to lake ecological restoration. The nutrient content in the Wuli Bay is higher than that in other lakes. The comprehensive treatment in the Wuli Bay improves the water pollution to a great extent. But it is necessary to implement the depth control of water ecosystem for high transparency, including comprehensive treatment of the rivers around the lake and restoration of submerged vegetation in the lake.【期刊名称】《河海大学学报（自然科学版）》【年(卷),期】2011(039)005【总页数】7页(P482-488)【关键词】太湖五里湖;综合整治;沉水植被;外源污染;内源污染;湖水水质【作者】蔡琳琳;朱广伟;王永平;高光;秦伯强【作者单位】中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,江苏南京210008;中国科学院研究生院,北京 100049;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,江苏南京210008;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,江苏南京210008;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,江苏南京210008;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,江苏南京210008【正文语种】中文【中图分类】X824湖泊富营养化是目前全球普遍面临的生态问题,相应的,大量的应对技术和综合治理措施应运而生[1].然而,由于湖泊本身环境的多样性和环境问题的复杂性,许多综合治理工程实施之后没有达到预期效果.如美国Moses湖自1977年起每年4—9月都以低营养盐水冲刷湖体,大大缩短了换水周期,底泥营养盐含量也明显减少,但水质改善效果并不理想[2];美国Green湖为了钝化水体营养盐,于1991年一次性投放了181 t明矾和76.5 t铝酸盐,虽然水体总磷含量明显下降,但引入了大量的铝盐,水体碱度高达28mg/L,严重影响了水体自身生态系统的良性运转[3];我国武汉的东湖、南京的玄武湖等也都开展了大量的生态修复和环境治理工作,但其效果仍存在争议.由于湖泊水体富营养化是由内源、外源污染共同决定的,外源污染得到一定程度控制后,底泥再悬浮对水体营养盐的贡献还没有定论[4-5],因此,有必要对目前正在开展的湖泊综合整治工程效果进行跟踪研究.五里湖又称蠡湖,位于无锡市西南部,是太湖伸入无锡的内湖,较为封闭,换水周期长(约为400 d)[6].20世纪90年代开始,五里湖富营养化状况日趋严重,氮磷营养盐浓度不断增加,水质明显下降,沉水植被逐渐消失.2001年五里湖及其周边主要入湖河流的水质均为劣Ⅴ类,呈重富营养化状态[7-8].无锡市政府于2003—2004年实施了五里湖综合整治工程,主要包括:(a)全湖清淤,清除淤泥240万m3;(b)在湖区西南部实施沉水植被重建工程[7-9];(c)对西北部的围湖鱼塘拆坝,退渔还湖,建设环湖公园和大量绿地;(d)对周边污染河道进行闸控或封堵;(e)大量投放鲢、鳙鱼类,生物控制藻类生物量;(f)环湖公园化,搬迁污染源,大量构建绿地,严格管理.另外,2007年以来,为防止夏季梅梁湾大量堆积的蓝藻水华涌入五里湖,对五里湖与梅梁湾的水流交换实施闸控,保持五里湖常年高水位,防止周边污水流入、渗入.这一系列工程和生态调控措施的实施,使得五里湖近年来没有发生蓝藻水华,水体无黑臭现象,蠡湖公园成为无锡市著名的市民休闲新去处.为探讨综合整治工程对五里湖水质的影响,利用国家野外科学观测研究站江苏太湖湖泊生态系统研究站(简称太湖站)长期监测数据,结合全湖水质、底泥及环湖河道水质调查,探讨五里湖综合整治工程的治理效果,以期为五里湖进一步治理及类似城市湖泊的综合整治提供科学依据.1 研究区域概况五里湖位于太湖北部(120.13°E～120.27°E,31.28°N ～31.35°N)(图1(a)).综合整治之前,由于滩地围垦开发和建设直立或倾斜石驳岸,破坏了五里湖适合大型水生植物生长的浅水滩地,且使得五里湖与太湖之间的通道变小[10];综合整治工程扩大了五里湖的湖面面积(由6.4km2增加至8.6km2),在部分区域种植了水生植被,用闸门调控了五里湖与太湖梅梁湾的水流.依据2003—2004年综合整治措施的不同,五里湖被分为图1(b)中A,B,C和D 4个区域.A区退渔还湖区(简称退渔区)原有大量鱼塘,污染严重,综合整治中采用“干湖清淤”的方式去除底泥,平均清淤厚度1m,部分区域开展水生植被重建.B区为“西蠡湖”,仅采用机械法直接从湖水中清淤,疏浚厚度为0.2～0.7m,A区、B区周围多为公园.C区“东蠡湖”实施沿岸综合整治,建设长广溪湿地.D区“东出口区”治理程度最低,沿岸多居民区.图1 太湖湖区及五里湖采样点Fig.1 Sampling sites in Taihu Lake and Wuli Bay2 数据来源及统计分析本文利用1998—2009年五里湖逐季水质监测数据,采样点位于C区中部(图1(b)),采样分别于每年的2月(冬季)、5月(春季)、8月(夏季)、11月(秋季)的中旬进行,基本上反映了五里湖整体水质指标的季节变化.所有指标测定参照《湖泊富营养化调查规范》进行[11].现场测定水深、透明度(SD)等物理指标,实验室测定pH值、悬浮颗粒物浓度(SS)、氮磷营养盐等指标.首先用Whatman GF/C玻璃纤维滤纸过滤试样,滤液用于测定溶解性总氮(DTN)和溶解性总磷(DTP)的含量,总氮(TN)、总磷(TP)、溶解性总氮及溶解性总磷的浓度采用碱性过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法分析[11];叶绿素a(Chl-a)浓度的测定采用热乙醇提取法[12].底泥表层有机碳(SOC)含量采用元素分析仪测定;称取0.2g左右研磨的底泥,溶解于25mL蒸馏水中测定底泥中总氮(STN)、总磷(STP)的含量,具体测定方法同水体总氮、总磷.数据的统计分析借助于SAS软件.为去除随机因素的影响,利用统计方法删除异常值.鉴于湖泊治理水质变化的滞后性[13-14],舍去2003—2005年的数据,对比分析了1998—2002年及2006—2009年2个时期内五里湖水体理化指标均值变化(表1)及逐季变化趋势(图2).对各湖区水体及入湖河流水质的异同,差异性检验结果用字母标记法表示.在各平均数之间,凡是标有相同字母的,表示差异不显著;标有不同字母的,表示差异显著;介于2种情况(如a,b)之间的用2个字母标记(如ab).表1 综合整治前后五里湖水体理化指标变化Tab le 1 Variation of physicochem ical indexes of water body before and after comprehensive treatment注:表中数据为平均值±标准差.时间ρ(TN)/(mg·L-1)ρ(TP)/(mg·L-1)ρ(Chl-a)/(mg·L-1)水深/m ρ(SS)/(mg·L-1)透明度/m 1998—2002年6.06±2.27 0.183±0.0520.060±0.051 2.17±0.26 25.7±10.3 0.50±0.12 2006—2009年3.48±2.680.133±0.047 0.024±0.016 2.74±0.30 33.9±11.1 0.39±0.14图2 水体理化指标逐季变化Fig.2 Seasonal variation of physicochem ical indexes of water body3 五里湖水体理化指标的时间变化由表1可知,在底泥疏浚、控源截污、水文调控、生态系统结构调整、环湖景观整治等一系列整治措施之后,总氮、总磷、叶绿素a质量浓度等湖泊富营养化状态的关键指标均显著下降(P＜0.01),分别由6.06mg/L,0.183mg/L和0.060mg/L降为3.48mg/L,0.133mg/L及0.024mg/L,总氮,叶绿素a质量浓度降幅高达50%,五里湖富营养化程度有了很大改观.总氮的外源污染得到有效遏制(图2(a)).2007年之前总氮呈现典型的外源污染型:四季变化明显,随着水位、水生生物、外源污染物排放[15]的季节性变化,冬、春季总氮浓度明显高于夏、秋季,往往是夏季的数倍.2007年夏季以后总氮的质量浓度季节变化不明显,始终维持在1.2～2.4mg/L之间.Jeppesen等[16]对100多个浅水湖泊的研究表明,沉水植被生态系统稳定的浅水湖泊中总氮质量浓度一般都低于2.0mg/L,否则水体沉水植被系统往往不稳定.根据生态系统稳态转换理论,若将五里湖目前稳定的藻型生态系统转变为草型生态系统,需要继续降低总氮浓度,可采用人工干扰措施以促进其转化,如介质吸附、人工打捞浮游植物、种植浮叶植物等.总磷的情况与总氮有所不同.生态修复工程之后,总磷质量浓度在短期内显著下降(图2(b)),但降幅较小,下降幅度为31%.说明五里湖综合整治措施对于降低总磷浓度效果不如总氮显著(表1),需要进一步探究降低总磷浓度的方法.浮游植物生长所需磷营养盐较少[17],因此相对于植物生长需要来说,总磷质量浓度仍处于一个较高的水平,除2008年2月较低外,其余均高于0.1mg/L.随着水体总氮、总磷浓度的降低,近年来五里湖水体中叶绿素 a质量浓度呈现逐年下降的趋势(图2(c)),尤其是2006年以来,叶绿素a质量浓度基本控制在0.05mg/L 以下,夏季峰值被大大削减.五里湖湖体悬浮颗粒物浓度、透明度等感观指标没有改善,需要进一步深度治理.由季节变化趋势可以看出,水深、悬浮颗粒物浓度与透明度年内均有周期性变化(图2(d),(e),(f)),但悬浮颗粒物浓度、透明度与水深的关系与预期的“水深提高→悬浮颗粒物浓度下降→透明度提高”不完全一致,说明悬浮颗粒物浓度、透明度还可能受风浪、藻类生物量、鱼类活动及水生植被变化的影响.水动力扰动可促使底泥再悬浮,增加水体悬浮颗粒物浓度[18];浮游植物数量可以在不同季节发生很大变化;鱼类活动可以扰动底质.Chen等[7]研究发现,五里湖中沉水植被一般分布在水深小于1.86m、透明度大于0.70m的区域.综合整治之后,五里湖的平均水深为(2.74±0.30)m,不利于沉水植被生长,限制了其向草型生态系统的转化.因此,可以考虑在沉水植被生长初期,通过人工控制水位降低水深,建设水下浅堤,以降低风浪,抑制沉积物再悬浮,提高透明度,为水生植被生长提供一个良好的环境.4 五里湖水质指标的空间分布特征及其原因分析4.1 五里湖水体总氮、总磷及叶绿素a的空间分布根据2010年1月实地调查的五里湖23个采样点的水质数据,得到五里湖综合整治之后主要水质参数的空间分布(图3).总体上各项参数自东向西依次递减.总氮、总磷、叶绿素a均为A区最低,D区叶绿素a、总磷最高;C区总氮最高.这种空间分布与综合整治程度分布相一致,说明恢复水生植被、清淤及流域治理措施效果显著.图3 五里湖水体总氮、总磷、叶绿素a空间分布Fig.3 Spatial distributions of TN,TP,Chl-a in Wuli Bay对于不同湖区的水质差异状况,考虑到五里湖水域面积较小及水体的流动性,本文选取综合整治措施及周边环境差异较大的2个湖区(A区与D区)进行水质参数对比,见表2.表2 五里湖A区与D区主要水质参数Table 2 Main water quality parametersin A and D regions湖区ρ(Chl-a)/(mg·L-1)ρ(TN)/(mg·L-1)ρ(DTN)/(mg·L-1)ρ(TP)/(mg·L-1)ρ(DTP)/(mg·L-1)pH 值ρ(SS)/(mg·L-1)A区0.006±0.0011.18±0.09 0.96±0.04 0.049±0.009 0.019±0.002 8.35±0.06 10.60±2.38 D区0.015±0.007 1.59±0.02 1.23±0.06 0.077±0.004 0.024±0.003 8.49±0.0215.66±3.71由表2可知,A区的水质明显好于D区(P＜0.01),这与2个区域的周边环境及入湖河道有很大的相关性.A区的氮磷营养盐及叶绿素a质量浓度均显著低于D区(P＜0.01),而D区的pH值高于A区(P＜0.01).较高的营养盐水平加上弱碱性环境更加有利于蓝藻的生长[19],这也进一步促使D区浮游植物数量增多,水质恶化.4.2 沉积物中有机碳及氮磷空间分布综合整治之后,五里湖底泥表层SOC,STN及STP的空间分布如图4所示.图4 底泥表层S OC,STN,STP空间分布Fig.4 Spatial distributions ofSOC,STN,STP on sediments与水质空间分布趋势一致,五里湖底泥表层的SOC,STN及STP也呈现东高西低的趋势.A区SOC,STN,STP的平均质量分数均为最低,分别为0.93%,0.20%,0.04%;D 区最高,分别为1.55%,0.26%,0.08%.综合整治工程实施之前,五里湖底泥SOC,STN,STP质量分数均值分别为4.04%,0.26%和0.12%[6].实施“干湖清淤”后,A区SOC,STN及STP含量均显著降低,但其底泥中总氮、总磷平均含量依然远高于水体,在风浪扰动及外界环境条件改变的情况下,沉积物有可能不断悬浮,将营养盐释放到水体中[20],短期内成为较大的内源污染.4.3 入湖河道水质特征与湖区水质空间分布相对应,入湖河道水体氮磷营养盐含量自西向东依次增加(图5).由图5可见,D区入湖河流总氮、溶解性总氮及总磷显著高于A区(P＜0.01).虽然A区与D区的溶解性总磷差异性不显著(P=0.057),但从数量上来看,D区河流溶解性总磷质量浓度为0.291mg/L,是A区河流0.047mg/L的5倍.环五里湖河道总氮质量浓度平均值为7.31mg/L,是湖体平均值1.47mg/L的5倍;总磷平均值为0.254mg/L,是湖体平均值0.064mg/L的4倍.A,B,C,D区域河道水体总氮、总磷平均质量浓度均高于湖水,其中溶解性总氮占总氮的90%左右,比湖体的比例高12%;溶解性总磷占总磷的65%左右,此比例几乎是对应湖体比例的1倍.环五里湖的河道大多已经通过闸控等手段与湖水交换隔断,为防止周边污水流入、渗入,始终保持五里湖的高水位.如果河道中营养盐浓度过高,仍可以通过地下水渗漏的方式威胁五里湖水质,单独闸控并不能彻底解决五里湖的外源污染问题.建议继续加强城市污水处理,加强对五里湖周边河道的调度,进一步降低周边河道水体营养盐浓度,减少外源营养盐入湖的机会.图5 五里湖入湖河道水体氮磷营养盐浓度及差异性Fig.5 Spatial distributions of TN,DTN,TP,DTP concentrations in rivers entering Wu li Bay5 五里湖水质现状与太湖其他湖区比较对2010年1月调查的五里湖水体总氮、总磷、叶绿素a质量浓度与环五里湖河道、2010年2月太湖站监测的太湖其他湖区情况(湖区分布见图1(a))以及同期环太湖68条主要河道的监测结果进行差异性检验,结果见图6.图6 五里湖与太湖其他湖区及环湖河道水质比较Fig.6 Comparison of water quality between W uli Bay and other areas in Taihu Lake and rivers around Taihu Lake2010年冬季五里湖水体的总氮与东太湖、胥口湾等水草植被覆盖度大的湖区及草藻混合型贡湖湾处于同一水平,总磷与其他各湖区差异性均不显著(P＞0.05).叶绿素a与藻型湖区梅梁湾相当,比东太湖、胥口湾、贡湖湾略高(P＞0.05).五里湖目前的主要问题是藻类生物量较高,其藻类浓度与藻型湖区相当,但目前营养盐已与大太湖,甚至是水草茂盛的东部湖区类似.原因可能是较低的氮磷比为浮游植物提供了较好的生长环境[21];也可能是因为五里湖相对狭窄,湖泊水动力扰动弱,有利于藻类的生长[22].综合整治之前,五里湖总氮、总磷及叶绿素a质量浓度的平均值分别为全太湖的1.93倍、2.44倍和2.61倍[23].虽然2006年以来五里湖水体叶绿素a质量浓度较之前显著下降(P＜0.01),平均值为0.023mg/L,但与同期太湖胥口湾、东太湖等草型湖区叶绿素a质量浓度平均值0.006mg/L(太湖站80个常规监测数据)相比,五里湖仍属于藻型湖区.如不能改变生态系统结构,五里湖水体浮游植物下降的空间会越来越小.环五里湖河道的总磷质量浓度均值明显高于环太湖河道(P＜0.01),总氮、叶绿素a 质量浓度也比环太湖河道均值略高(P＞0.05),说明五里湖周边河流的污染仍十分严重.五里湖具有城市湖泊的特征,环湖高强度的人类活动、河道中大量排放污水和营养盐,对五里湖水质构成威胁.6 结语综合整治后五里湖水体总氮、总磷、叶绿素a含量均值均显著下降,说明五里湖综合治理工程取得了明显成效.但部分水体感观指标,如悬浮颗粒物浓度、透明度没有改观.五里湖环湖河道中营养盐浓度显著高于湖体;与环太湖河道相比,环五里湖河道的总磷明显偏高,总氮、叶绿素a含量略高,说明五里湖水质仍受到内源、外源污染的威胁.因此,需要进一步深度开展综合整治和生态修复,加强流域污染治理、水文调度及湖体生态系统结构调整,促进沉水植被的恢复,以改善五里湖的水质指标.致谢:国家野外科学观测研究站江苏太湖湖泊生态系统研究站提供了长期监测数据,野外调查得到罗潋葱、汤祥明、董百丽、蔡永久、冯龙庆、许海、迟克续等的帮助,实验室化学分析得到薛静琛的帮助,在此一并表示感谢.参考文献:【相关文献】[1]CABEZAS A,COMIN F A.Carbon and nitrogen accretion in the topsoil of the Middle 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太湖藻型湖区沉积物中生物易降解物质组成及分布规律
太湖藻型湖区沉积物中生物易降解物质组成及分布规律祁闯;方家琪;张利民;雷波;汤响成;王国祥【摘要】为研究富营养化湖泊藻型湖区沉积物中生物易降解有机质的组成及其垂向分布特征,选取太湖竺山湾湖滨带和开敞湖区采集沉积物柱状样,利用微电极技术测定沉积物—水界面理化指标的剖面特征,并对沉积物中含水率、烧失量、色素含量、总有机碳、总氮以及生物易降解物质(总蛋白、总糖和总脂)进行测定.结果表明:藻型湖区沉积物—水界面处溶解氧、pH和氧化还原电位在垂向剖面上呈现出随深度增加而下降的趋势,空间上存在明显的异质性,湖滨带沉积物—水界面溶解氧、pH 和氧化还原电位显著低于开敞湖区,而沉积物—水界面H2S浓度在垂向上则表现为随深度先降低而后升高的趋势.此外,藻型湖区沉积物中生物易降解有机质的组成和分布同样存在明显的空间异质性.组成上以脂类(7.7 mg/g)为主,其次是糖类(4.5 mg/g),蛋白质(0.8 mg/g)含量最低;空间上,湖滨带沉积物中生物易降解有机质含量显著高于开敞湖区,表层15 cm以上沉积物含水率和烧失量较高,有机质含量丰富.【期刊名称】《湖泊科学》【年(卷),期】2019(031)004【总页数】9页(P941-949)【关键词】太湖;藻积层;生物易降解物质;微电极;营养盐;沉积物【作者】祁闯;方家琪;张利民;雷波;汤响成;王国祥【作者单位】南京师范大学环境学院,南京210097;南京师范大学环境学院,南京210097;南京师范大学环境学院,南京210097;江苏省地理信息资源开发与利用协同创新中心,江苏省环境演变与生态建设重点实验室,江苏省水土环境生态修复工程实验室,南京210023;南京师范大学环境学院,南京210097;南京师范大学环境学院,南京210097;南京师范大学环境学院,南京210097;江苏省地理信息资源开发与利用协同创新中心,江苏省环境演变与生态建设重点实验室,江苏省水土环境生态修复工程实验室,南京210023【正文语种】中文湖泊是有机质生产、迁移、储存的重要场所. 它不仅具有较高的生物生产力，还汇集了丰富的陆源物质，而且湖泊较强的生物泵功能，带来了较快的生物源沉积[1-2]. 因此，湖泊真实地记录了流域人类活动和湖泊自然环境演变的信息，同时也是揭示气候变化和区域响应的重要信息载体[3-4].在富营养化和气候变化的双重影响下，湖泊藻类水华暴发强度大、持续时间长、暴发频率高，大量的蓝藻聚集、堆积、衰亡后沉积于沉积物表层，逐渐发育形成有机质含量较高的“藻积层”. 研究表明，在富营养化湖泊巢湖、太湖、滇池，甚至部分水库，表层沉积物均以藻源性有机质为主[5-7]. 此外，在藻类衰亡沉降过程中，沉积物的组成及活性不断发生变化，其中部分活性高的有机质优先降解，如色素、蛋白质、糖类等，而腐殖质等较难降解有机质会保留在沉积物中[6]. 对40种不同藻类细胞组分研究表明，藻细胞主要由蛋白质、糖类和脂类物质组成，不同组分的相对含量因藻的种类不同而有所差异[8-9]. 通常蓝藻中蛋白质含量较高(41%～69%)，而硅藻中脂类含量较高(5%～43%)，其中蛋白质是有机质中活性较高的组分，其含量和组成的变化对于底栖生物的分布、群落结构及动态有重要的影响[10-12]. 与此同时，藻类残体仍含有碳、氮、磷、硫等多种元素，沉降后使得表层沉积物有机质厌氧代谢增强，呈现厌氧强还原环境，在厌氧微生物作用下，有机硫分解和硫酸盐还原产生大量H2S以及硫醇、硫醚类化合物致臭[13-14]；此外，沉积物中的铁氧化物被厌氧微生物利用转化为还原态，H2S与Fe2+等形成金属硫化物，金属硫化物被悬浮颗粒吸附再悬浮至水体中致黑[15-16]，造成水体黑臭，并向水体中释放大量碳、氮、磷等物质，导致内源释放，加速湖泊富营养化进程[17-21]. 因此，藻积层中有机质的组成和降解状态，不仅影响着底栖生物和微生物的组成及活性，同时也影响着湖泊水体和沉积物中碳、氮、磷、硫等多种元素的生物地球化学循环.目前关于沉积物中易降解有机质的研究多集中在海洋和河流生态系统中，而湖泊沉积物的研究主要集中在有机质含量与来源、粒径分布、重金属含量、营养盐含量及其释放特征等方面[2,22-23]. 但是，随着富营养化程度不断加剧，湖泊沉积物中大量的藻源性有机质在降解和转化过程中又将对湖泊环境产生了哪些影响？沉积物中生物易降解物质组成如何？其在垂直方向上有何分布特征？研究探讨上述问题，对于调控富营养化湖泊内源污染、改善水质、防止富营养化湖泊衰亡具有重要的理论和实际意义.1 材料与方法1.1 研究区概况及样品采集太湖竺山湾是典型的藻型湖区，该区域的藻类水华呈现出持续时间长、暴发频率加快的趋势[24]. 而湖滨带多存在堤下深漕(修建大堤时取土而成)，部分岸段湖滨带还有离岸分布的芦苇群丛，在主导风向东南风的影响下，大量藻类碎屑残体堆积，受芦苇群丛的阻隔，藻类碎屑残体及水草残体从开场湖区随风生流进入芦苇群从内，难以回到湖区，使得藻类碎屑残体堆积造成了淤泥黑臭. 根据2016年4-10月蓝藻预警期间太湖蓝藻暴发频率分布[25]，于2018年8月，分别在竺山湾挺水植物湖滨带和开敞湖区利用柱状沉积物采样器(Corer 60，奥地利)，采集沉积物样品，从湖滨带到开敞区共设置4个点位(图1)，C1和C2位于开敞湖区，离岸距离3～5 km，周围无水生植物分布，L1和L2位于符渎港附近的湖滨带，湖滨带补植有整齐的芦苇群丛和自然分布的芦苇群丛，离岸距离0.5 km. 每个点位采集3根柱状样，现场严格按2 cm切割分层，并将相同层沉积物样品收集到同一自封袋中混匀，当天运回实验室冷藏保存.图1 太湖竺山湾采样点分布Fig.1 Distribution of sampling sites in Zhushan Bay of Lake Taihu1.2 样品分析与数据处理每个采样点还分别采集沉积物柱状样，当天运回实验室. 在20℃室温下，使用丹麦的微电极系统(Unisense A/S，Arbus，丹麦)对沉积物-水界面O2、H2S、氧化还原电位(Eh)、pH进行测定，垂向测量间隔为500 μm. 总氮(TN)浓度采用碱性过硫酸钾消解法测定；总有机碳(TOC)浓度采用总有机碳分析仪测定(Multi N/C 3100，德国Jena公司)，准确称取0.05 g冷冻干燥后的沉积物样品至燃烧舟中，用0.5 mol/L的HCl浸润样品酸化，并置于烘箱中60℃干燥8 h以上，上机测试. 叶绿素a和脱镁叶绿素含量使用丙酮提取，紫外分光光度法测定[26]. 含水率和烧失量分别按GB 7172-1987和GB 7876-1987测定[27]. 蛋白质(PRT)含量用改进的Lowry法[28]测定，称取0.25 g冷冻干燥后的沉积物样品于10 ml离心管中，加入6 ml的0.1 mol/L的NaOH溶液，置于摇床在60℃下提取2 h后，冷却至室温后在3000 转/min离心10 min，在10 ml离心管中先加入1 ml蛋白质提取物，再加入5 ml碱性铜溶液，混匀静置10 min后加入0.5 ml的1 mol/L福林酚试剂立即摇匀，静置30 min使反应完全，于750 nm测定吸光度；总糖(CHO)用苯酚-硫酸法测定[29]，称取0.5 g冷冻干燥后的沉积物样品于50 ml离心管中，加入20 ml高纯水，超声混合均匀，取2 ml上述混合样品，加入2 ml苯酚溶液和10 ml浓硫酸，立即混合均匀，4000～5000 转/min离心30 min，于485 nm测定吸光度；总脂(LIP)用甲醇-氯仿法测定[29]，称取0.25 g冷冻干燥后的沉积物样品至50 ml离心管中，加入20 ml混合液(pH=7.4磷酸盐缓冲液∶氯仿∶甲醇=0.8∶1∶2)后用涡旋振荡器混匀，置于暗处静置2 h后，以5000转/min离心10 min，将上清液转移至试管中，向上清液中加入5.26 ml氯仿、5.26 ml磷酸盐缓冲液，静置过夜使其分层，用移液器吸取2 ml下层萃取液至25 ml比色管中，用氮气在50℃下吹干. 氮气吹干后加4 ml浓硫酸，在电热板中200℃加热15 min，然后加入6 ml蒸馏水，摇匀，冰浴10 min后，于375 nm测定吸光度值. 每个样品设置3个重复，用于计算平均值及标准偏差.利用Excel和Origin 9.0软件对实验各类数据进行整理作图；采用SPSS 19.0软件进行单因素方差分析(One-way ANOVA).2 结果与讨论2.1 沉积物理化特性的垂向变化特征藻型湖区沉积物-水界面处DO、pH和Eh在垂向剖面上呈现出随深度增加而下降的趋势，空间上存在明显的异质性，湖滨带(L1和L2)沉积物-水界面DO、pH和Eh显著低于开敞湖区(C1和C2，P<0.01). 水体中DO的垂向分布比较稳定，湖滨带和开敞湖区水体DO的均值分别为115.7±3.5和150.8±3.4 μmol/L，DO的渗透深度分别为2.3±0.4和3.3±0.4 mm，在深度3.5 mm以下DO浓度降低至零，且保持稳定的状态(图2a). 不同监测点位沉积物pH值也存在明显差异，整体呈现随深度增加而下降的趋势，开敞湖区沉积物整体以碱性条件为主，而湖滨带的沉积物随着深度的增加，由碱性逐渐向酸性条件转变(图2b). 沉积物-水界面Eh的垂向分布规律与DO类似，开敞湖区沉积物Eh大于350 mV(图2c)，而湖滨带有大量藻源性有机碎屑作为还原性物质加入后，使得Eh不断降低，这与Ding等[30]研究结果较为一致. 由于藻类的暴发、聚积和腐解过程，往往是在水柱和沉积物表层发生的，当大量的藻类残体沉降到沉积物表层后，将会发生沉积物-水界面生物地球化学过程. 首先藻类的大量聚积沉降会影响沉积物-水界面的氧化还原环境，沉积物本身就存在化学好氧和微生物好氧作用，当藻类碎屑残体沉降到沉积物表层后，沉积物-水界面氧的消耗作用加快[14,31]. 因此，当藻类碎屑残体消耗溶氧后，随着深度增加沉积物中DO和Eh就呈现下降趋势，形成厌氧强还原的状态.图2 沉积物-水界面DO、pH、Eh和H2S浓度的剖面分布Fig.2 The profile distribution of DO, pH, Eh and H2S concentration of sediment-water interface沉积物-水界面H2S的垂向上则表现为随深度先降低而后升高的趋势(图2d). 在3.5 mm深度附近 H2S 浓度降到最低，之后随深度增加而逐渐升高，湖滨带沉积物中H2S浓度明显高于开敞湖区，湖滨带(L1)沉积物中H2S浓度峰值为12.6μmol/L，而开敞湖区(C2)H2S浓度峰值仅为2.5 μmol/L. 究其原因，由于硫酸盐的还原是水生物环境中H2S产生的重要途径，硫酸盐还原菌利用硫酸根作为电子受体进行无氧呼吸作用产生H2S[32]，研究表明，蓝藻衰亡腐解过程促进了硫在沉积物中的累积[33]，此外H2S是蛋白质在厌氧介质中分解的产物，而藻细胞中含有硫氨基酸，在微生物作用下转化为一系列硫化合物[34]，因而在厌氧沉积物中，藻类腐解的产物在H2S产生中起着重要的作用.随着深度的增加，沉积物含水率和烧失量同样呈现出下降的趋势，湖滨带(L1和L2)沉积物含水率和烧失量均高于开敞湖区(C1和C2)，开敞湖区表层15 cm以上沉积物含水率和烧失量较高，而后逐渐趋于稳定(图3). 究其原因，由于湖滨带沉积物主要以蓝藻碎屑和水草残体淤积为主，而开敞湖区主要以悬浮泥沙为主[20]，故导致湖滨带沉积物烧失量远高于开敞湖区.图3 沉积物中含水率和烧失量的垂向变化Fig.3 Vertical changes of inmoisture content and ignition loss in the sediment profiles2.2 沉积物中色素含量及有机质来源辨析色素作为沉积物中反演湖库生态环境的重要化学生物标志物，不仅可以反映藻类生物量和表征特定生物来源，还可以记录藻类群落演替和初级生产力变化等重要信息[26,35]. 脱镁叶绿素是叶绿素a的降解产物，可以用叶绿素a和脱镁叶绿素来表征从水体中输入的有机质质量[26]. 由图4可知，沉积物中叶绿素a和脱镁叶绿素含量的垂向分布特征与含水率和烧失量具有一致性，开敞湖区(C1和C2)表层15 cm 沉积物呈现明显的下降趋势，随后趋于稳定. 开敞湖区沉积物中叶绿素a和脱镁叶绿素含量的最大值分别为3.7±0.2和26.6±0.7 μg/g，而湖滨带沉积物叶绿素a和脱镁叶绿素含量的最大值分别为14.9±0.6和32.5±0.3 μg/g，这与何延召等[6]对巢湖沉积物中叶绿素a及其降解产物脱镁叶绿素的研究结果一致，巢湖表层沉积物中叶绿素含量在1.3～27.4 μg/g之间，脱镁叶绿素含量在1.0～32.1 μg/g之间，沉积物有机质主要以藻源性有机碎屑组成为主. 研究表明，近年来，随着气候变化和富营养化程度的加剧，在富营养化湖泊巢湖、太湖、滇池，甚至部分水库，表层沉积物均以藻源性有机质为主[5-7].图4 沉积物中叶绿素a和脱镁叶绿素含量的垂向变化Fig.4 Vertical changes of Chl.a and phaeophytin contents in the sediment profiles为进一步验证沉积物中有机质来源，对沉积物中TOC和TN含量进行分析. 由于陆生高等植物纤维素含量较高而蛋白质含量较低，而湖泊内源有机质富含蛋白质，纤维素含量低. 一般而言，陆生高等植物的有机质C/N比通常为20～30，内源藻类有机质TOC/TN比为4～10之间，沉积物有机质TOC/TN比大于10则认为受到藻源性和陆源性有机质的共同影响[23,36]. 因此，利用沉积物中碳氮元素比可以判断沉积物中有机质的来源是湖泊自身还是外源输入. 由图5可知，湖滨带(L1和L2)沉积物中，TOC/TN分别在5.6～7.3和8.3～11.3之间，而开敞湖区(C1和C2)沉积物中，TOC/TN比分别在6.3～13.1和7.2～19.8之间. 究其原因，在主导风向东南风的作用下，在竺山湾湖滨带、侵蚀漕及挺水植物群丛内，堆积了大量碎屑残体而形成堆积层，该堆积层主要是藻类碎屑残体占优，局部区域夹带着水生植物碎屑残体及外源有机质，因而TOC/TN偏低[24]. 因此，根据以上的结果综合判断，太湖西北湖区竺山湾沉积物中有机质以藻源性为主，而开敞湖区沉积物中有机质则呈现出藻源性和陆源性混合输入的特征.图5 沉积物中碳氮比的空间变化Fig.5 The spatial changes of TOC/TN ratios in the sediment profiles2.3 沉积物中生物易降解有机质的垂向分布特征藻型湖区沉积物中生物易降解有机质的组成和分布存在明显的空间异质性. 沉积物中生物易降解成分占TOC的比重在46.3%～77.9%之间，组成上以脂类(7.7mg/g)含量为主，其次是糖类(4.5 mg/g)，蛋白质(0.8 mg/g)含量最低；空间上，湖滨带沉积物中生物易降解有机质含量显著高于开敞湖区(P<0.05)，湖滨带沉积物中总蛋白、总糖和总脂的含量分别在0.1～3.5、3.1～16.3和6.3～10.9 mg/g之间，而开敞湖区中分别在0.1～1.9、2.5～6.0和4.3～9.6 mg/g之间(图6). 这与富营养化湖泊巢湖沉积物中易降解有机质的组成较为一致，巢湖沉积物中总蛋白、总糖和总脂含量分别在0.6～5.5、1.6～6.5和1.0～3.9 mg/g之间[6]. 究其原因，一方面，湖滨带更偏向滞水环境，有利于藻类碎屑残体的堆积，而开敞湖区水动力更强，沉积物再悬浮更严重，有机质降解更加充分，故表现为生物易降解有机质在湖滨带富集的特征. 另一方面，在富营养化状态下，藻类碎屑残体的大量沉积，其中部分活性高的有机质优先降解，如色素、蛋白质、糖类等，而腐殖质等较难降解有机质会保留在沉积物中. 对40种不同藻类细胞组分研究表明，藻细胞主要由蛋白质、糖类和脂类物质组成，不同组分的相对含量因藻的种类不同而有所差异[8-9]. 通常蓝藻中蛋白质含量较高(41%～69%)，而硅藻中脂类含量较高(5%～43%)，其中蛋白质是有机质中活性较高的组分，其含量和组成的变化对于底栖生物的分布、群落结构及动态有重要的影响[11-12]. 虽然藻类衰亡后释放多种有机质，且蛋白质和多糖是其主要组成，但其降解较快[37]，4天内可分解其自身干重的50%[38]，大量藻类碎屑残体在沉降到湖底之前，蛋白质等最易降解的有机质基本降解完全，其易降解程度表现为：蛋白质>总糖>总脂[12]，因而沉积物中蛋白质含量较低，而脂类含量较高.图6 沉积物中生物易降解有机质的垂向变化Fig.6 Vertical changes of biodegradable compounds in the sediment profiles3 结论对富营养化湖泊藻型湖区沉积物-水界面理化指标的剖面特征及沉积物中生物易降解有机质的组成和分布特征进行研究，主要结论如下：1)藻类碎屑残体沉降会影响沉积物-水界面的氧化还原环境，因呼吸、微生物降解而造成DO浓度降低，水和沉积物Eh快速下降，形成厌氧强还原环境，并产生大量H2S.2)湖滨带藻类碎屑残体堆积严重，使得大量光合色素在沉积物中累积，表层15 cm以上沉积物含水率和烧失量较高，有机质含量丰富.3)太湖竺山湾湖滨带沉积物中有机质以藻源性为主，而开敞湖区沉积物中有机质则呈现出藻源性和陆源性混合输入的特征.4)藻型湖区沉积物中生物易降解有机质的组成和分布存在明显的空间异质性. 组成上以脂类为主，其次是糖类，蛋白质含量最低；空间上，湖滨带沉积物中生物易降解有机质含量显著高于开敞湖区.4 参考文献【相关文献】[1] Tao Y, Yu J, Lei G et al. 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湖泊草_藻来源溶解性有机质及其微生物降解
第34卷第3期2014年3月环境科学学报Acta Scientiae CircumstantiaeVol．34，No．3Mar．，2014基金项目：山东省自然科学基金（No．ZＲ2012DQ003）；国家自然科学基金项目（No．41301544）；中国科学院南京地理与湖泊研究所“一三五”规划项目（No．NIGLAS2012135002）Supported by the Natural Science Foundation of Shandong Province （No．ZＲ2012DQ003），the National Natural Science Foundation of China （No．41301544）and the “1-3-5”Planning Program of Nanjing Institute of Geography and Limnology ，Chinese Academy of Sciences （No．NIGLAS2012135002）作者简介：姚昕（1982—），女，讲师（博士），E-mail ：yaoxin@lcu．edu．cn ；*通讯作者（责任作者），E-mail ：gwzhu@niglas．ac．cn Biography ：YAO Xin （1982—），female ，lecturer （Ph．D．），E-mail ：yaoxin@lcu．edu．cn ；*Corresponding author ，E-mail ：gwzhu@niglas．ac．cnDOI ：10．13671/j．hjkxxb．2014．0120姚昕，张运林，朱广伟，等．2014．湖泊草、藻来源溶解性有机质及其微生物降解的差异［J ］．环境科学学报，34（3）：688-694Yao X ，Zhang Y L ，Zhu G W ，et al ．2014．Different degradation mechanism of dissolved organic matter derived from phytoplankton and macrophytes in Lake Taihu ，China ［J ］．Acta Scientiae Circumstantiae ，34（3）：688-694湖泊草、藻来源溶解性有机质及其微生物降解的差异姚昕1，张运林2，朱广伟2，*，秦伯强21．聊城大学环境与规划学院，聊城2520002．中国科学院南京地理与湖泊研究所，湖泊与环境国家重点实验室，南京210008收稿日期：2013-07-10修回日期：2013-08-09录用日期：2013-08-09摘要：太湖生态类型多样，存在着水环境差异比较显著的草、藻型湖区，其水体中溶解性有机质（DOM ）的来源及组分特征也存在较大差异．为了检验草、藻来源的DOM 组分特征及其微生物降解机制的差异性，分别选取太湖藻型湖区的蓝藻水华及草型湖区的优势水生植物马来眼子菜进行室内细菌降解实验．结果表明，浮游植物及沉水植物的细菌降解都能快速释放营养盐和有机质，而且释放的DOM 均以极具活性的类蛋白荧光组分为主．草源和藻源DOM 在组分构成上存在显著差异，藻源DOM 以类色氨酸组分为主，而草源DOM 荧光物质则基本上以类酪氨酸组分C3为主，草、藻来源DOM 的荧光组分差异与野外调查结果相似．经过细菌的降解利用，草、藻来源的DOM 类蛋白荧光强度都迅速减弱，藻源性溶解物质相对容易被细菌降解利用，在2d 之内就能降解约70%，而草源性DOM 的降解速率则较低，通常降解转化周期则为更长时间．关键词：太湖；溶解性有机质；草源；藻源；微生物降解文章编号：0253-2468（2014）03-688-07中图分类号：X171文献标识码：ADifferent degradation mechanism of dissolved organic matter derived from phytoplankton and macrophytes in Lake Taihu ，ChinaYAO Xin 1，ZHANG Yunlin 2，ZHU Guangwei 2，*，QIN Boqiang 21．School of Environment and Planning ，Liaocheng University ，Liaocheng 2520002．State Key Laboratory of Lake Science and Environment ，Nanjing Institute of Geography and Limnology ，Chinese Academy of Sciences ，Nanjing 210008Ｒeceived 10July 2013；received in revised form 9August 2013；accepted 9August 2013Abstract ：Lake Taihu has high spatial variability including regions dominated by phytoplankton or macrophytes．There are multiple sources of DOM in Lake Taihu including allochthonous river input and autochthonous biological degradation．We investigate the production of DOM from the decomposition of Algae pulp and P．malaianus in well-controlled laboratory experiments ，respectively．The protein-like fluorescence was the most important component in both algal-dominated DOM and macrophyte-dominated DOM．However ，the tryptophan-like fluorescence was the most important component in the algal-dominated DOM ，while the tyrosine-like fluorescence in the southeastern macrophyte-dominated DOM．These results were similar with field investigations．In the experiment ，about 70%of the total algal-dominated DOM was found to be readily degradable in 2days ，while degradation cycle of macrophyte-dominated DOM took longer time．Keywords ：Taihu Lake ；DOM ；phytoplankton ；macrophytes ；degradation1引言（Introduction ）在水生态系统中，有机营养组分是生命过程中重要的能量和营养来源，会对浮游植物和细菌的生物活动产生重要影响（吴丰昌等，2008；2010）．溶解性有机质（DOM ）广泛存在于各类水体，含有丰富的碳、氮、磷等生源要素，其形成、转化、归宿及相伴随的营养盐再生过程是水生生态系统营养盐生物地球化学3期姚昕等：湖泊草、藻来源溶解性有机质及其微生物降解的差异循环的重要环节，在海洋及内陆水体的生态学研究中受到高度重视（Simon et al．，2002；Turner，2002）．在湖泊中，DOM一般来源于外源输入及湖泊内源产生，内源DOM比外源DOM的碳氮比值高，更加富含碳水化合物，也更容易被降解从而参与到微食物网能量传递过程中，对总初级生产力的贡献较大（Maki et al．，2010）．大量研究通过野外调查及室内试验证明，浮游植物、沉水植物、海藻、湿地及红树林等生物降解都是内源DOM的最主要来源（Tzortziou et al．，2008；Zhang et al．，2009）．太湖生态类型多样，存在着水环境差异比较显著的藻型湖区北太湖、草型湖区东太湖，其维持稳定生态系统状态的机理也完全不同，水体中DOM 的来源及组分特征也存在较大差异（Qin et al．，2004；张运林等，2005；Yao et al．，2011）．浮游植物降解是太湖藻型湖区内源自生DOM的重要来源之一（Zhang et al．，2009），那么在草型湖区，水生植物降解是否也是内源DOM的主要来源之一呢？草、藻来源DOM的化学和光学特征是否存在差异？草、藻型湖区的水环境差异是否与草、藻来源的DOM性质差异有关？基于此，本文分别选取太湖藻型湖区的蓝藻水华及草型湖区的优势水生植物马来眼子菜进行室内细菌降解实验，观察它们的降解产物及随后的细菌降解速率异同，示踪草、藻来源DOM成分的产生及去除过程，以期进一步认识内源DOM在水生生态系统营养盐的贡献机制．2材料与方法（Materials and methods）2．1样品的采集与处理将分别采自太湖藻型湖区的蓝藻藻浆及草型湖区的优势水生植物马来眼子菜用纯净水清洗干净，放至玻璃缸内加入超纯水后密封，置于室温（20 25ħ）黑暗条件下让其自然死亡，几天后取出用GF/C滤膜进行过滤分别得到草、藻来源的DOM溶液．然后将DOM溶液用超纯水按一定比例稀释后分别置于玻璃缸内轻微振荡，铝箔包裹密封避光降解，实验置3个平行样．实验进行10d，每隔一定时间取水样，原样测定pH值，经Millopore膜（0．2μm）过滤后测定DOM的三维荧光光谱．文中用T1、T2分别代表藻源、草源溶液降解处理组．2．2DOM光学性质的测定方法三维荧光光谱采用日立F-7000FL Spectrophotometer 分光光度计测定，激发和发射夹缝宽度为5nm，激发波长为200 450nm，间隔为5nm，发射波长为250 600nm，以1nm间隔得到荧光光谱，减去Milli-Q超纯水三维荧光光谱以校正水的拉曼散射，同时利用0．01mg·L－1硫酸奎宁进行荧光定标．2．3平行因子分析法（PAＲAFAC）PAＲAFAC法是通过数学统计的方法把DOM 复杂的荧光数据矩阵分离出不同的组分，将所有点位的整个三维荧光数据组分解成3个线性项和一个残留数组，它是基于三线性理论的一种方法．PAＲAFAC法计算过程可以称为交替最小二乘（ALS）算法：xijk=∑Ff=1aifbjfckf+eijki=1，2，…，I j=1，2，…，Jk=1，2，…，K式中，x ijk是第i个样点在激发波长=k、发射波长=j 处的荧光强度；a if是第i个样点的第f次分析的含量；b jf和c kf分别是与第f次分析后激发波长为j、发射波长为k光谱的线性相关；e ijk为系统残差，是不受模型控制的变量；F为模型中选择的组分因子数量．2．4统计分析在MATLAB中使用DOMFluor工具箱运行PAＲAFAC法模型对样点的三维荧光数据进行分析．运用SPSS11．5进行均值、标准差、组间方差及线性拟合等数据统计分析．回归分析和相关分析用于检测变量之间的关系．p＞0．05表示未达到显著检验水平，0．01＜p＜0．05为显著水平，p＜0．01为极显著水平．3结果（Ｒesults）3．1降解过程中pH的变化蓝藻水华避光腐烂降解后产生的DOM是弱碱性物质，在随后的DOM细菌降解过程中pH呈现下降趋势，实验第6天pH降至6．89左右后进入稳定状态（图1）．马来眼子菜避光腐烂降解后产生的DOM是偏酸性物质，初始DOM样品的pH值达5.48左右，在随后的DOM细菌降解过程中pH呈现上升趋势，实验第2天升至6．11后速度变缓，至第10天实验结束时pH为6．59（图1）．对两组实验样本进行t检验，结果表明，从实验开始到结束，两组实验的pH值变化都达到了显著水平（p＜0．01）．986环境科学学报34卷图1降解过程中pH 值的变化Fig．1Changes of pH in the process of decomposition3．2DOM 三维荧光的PAＲAFAC 解析将整个降解实验过程中采集的DOM 三维荧光样品全部放入PAＲAFAC 模型中进行计算，一共得到4种荧光组分（C1 C4），其三维荧光图谱及对半检验结果如图2所示．这4种荧光组分的光谱特征与文献（Stedmon et al ．，2005a ；2005b ；Yamashita et al ．，2008；Yamashita and Jaffe ，2008）报道的其他水生环境中得到的荧光组分很相似．组分C1在短波紫外220nm 处和280nm 处存在激发最大值，一个发射最大值在320nm 处．组分C2存在两个最大的激发波长，分别在220nm 和270nm 处，最大发射波长在357nm 处．C1和C2都与文献（Stedmon et al ．，2005b ；Yamashita et al ．，2008；Yamashita and Jaffe ，2008）中经典的T 峰位置相近，主要表征的是类蛋白质中的色氨酸荧光物质．组分C3在短波紫外220nm 处和275nm 处存在激发最大值，一个发射最大值在304nm 处，与文献（Stedmon et al ．，2005b ；Yamashita et al ．，2008）中B 峰的位置相近，主要表征的是类蛋白质中的酪氨酸荧光物质，这种蛋白质荧光峰和组分C1、C2都被0963期姚昕等：湖泊草、藻来源溶解性有机质及其微生物降解的差异图2平行因子分析得到的4组分三维荧光图及对半检验图Fig．2The EEM contours of the four fluorescent components identified by PAＲAFAC and split-half validation results for four components认为是由水里的生物死亡降解所产生的．组分C4在短波紫外220nm 处和290nm 处存在激发最大值，一个发射最大值在395nm 处，分别与陆源类腐殖质荧光峰A 及海源类腐殖质荧光峰M 的位置相似，同时也与其他研究（Yamashita and Jaffe ，2008）中PAＲAFAC 解译出的陆源和海源类腐殖质荧光组分相似．因此，结合以往的研究结果，可以认为组分C1、C2为内源蛋白质类色氨酸荧光有机物，C3为内源蛋白质类酪氨酸荧光有机物，组分C4则为陆源输入及浮游植物降解释放的类腐殖质荧光有机物．3．3降解过程中DOM 荧光强度的变化经过10d 的降解，两种来源的DOM 总荧光强度随降解时间的下降趋势非常明显，衰减率都达到了初始样品的90%左右，表明了细菌对DOM 的降解利用，但两者的降解速率存在明显的差异（图3）．藻源性溶解物质在实验的前2d 降解最快，荧光物质衰减率约为70%，随之降解速度变缓．而草源性DOM 在前7d 降解过程中速度较慢，只降解了约37%，平均降解速率为5．37%·d －1；实验后3d 降解速度明显加快，降解了相当于初始荧光强度50%的荧光物质，平均降解速率为16．77%·d －1．图3草、藻来源的DOM 降解比例随时间的变化Fig．3Dynamics of DOM degradation of algae-derived and submerged plant-derived DOM extracts196环境科学学报34卷3．4降解过程中DOM 荧光组分的变化图4分别呈现了草、藻来源溶液中DOM 4种荧光组分的荧光强度及相对比例随降解时间的变化过程．其中，藻源性DOM 各荧光组分的荧光强度都存在不同程度的下降，类蛋白荧光组分C1 C3的荧光强度都下降了1个数量级，其中，C2到实验第8d 荧光强度甚至变为0，表明在本次实验中，藻源性类蛋白荧光尤其是类色氨酸荧光在实验期间被细菌充分的降解利用．类腐殖质荧光组分C4尽管荧光强度也随时间呈下降趋势，但由于类蛋白荧光组分的大量降解，类腐殖质所占比例反而由初始的4．46%提升至实验结束时的32．56%（图4）．图4两种来源的DOM 各荧光组分荧光强度及相对比例随时间的变化Fig．4Composition of DOM fluorescence of four components and changes in their contribution to total DOM fluorescence intensity草源性DOM 的初始荧光组分以类酪氨酸荧光C3占绝对优势，在实验过程中C3的荧光强度呈显著下降（p ＜0．01），但在前7d 时间中C3所占比例却并没有产生明显的变化．类色氨酸组分C2虽然所占比例不大，但在实验过程中一直被降解利用，直至荧光强度变为0．实验最后一天荧光组分构成与前7d 相比发生了较大变化，C2没有被检测到，C3由前7d 的约90%降到了42%，并且检测出了32%左右的成分C1，类腐殖质荧光组分C4则由于类蛋白荧光组分的降解利用相对比例有了大幅上升．4讨论（Discussion ）4．1草藻来源DOM 的性质及组分差异实验中微囊藻和马来眼子菜分解过程中几天时间内就可以释放出大量DOM ，而且两种来源的初始DOM 样品都以类蛋白荧光物质为主要成分．类蛋白荧光物质在草、藻来源的DOM 中所占比例要比湖泊中自然存在的大得多，表明与水体中自然存在的DOM 相比，植物降解产生的DOM 明显具有活性（Thomas et al ．，1995）．这也验证了文献报道中关于浮游植物、沉水植物、海草等通过细菌降解能快速释放有机质并能引起营养盐显著累积的结论（Yamashita and Tanoue ，2008；Wang et al ．，2007）．藻源性溶液呈弱碱性，而草源性溶液偏酸性，在随后的降解实验中由于受酸碱性不同的降解产物的影响，pH 值逐渐趋于中性．草、藻来源的DOM在类蛋白组分构成上也存在差别（图4）．藻源DOM 以类色氨酸组分C1、C2为主，所占比例接近80%；其次为类酪氨酸组分C3，所占比例大约为20%．而草源DOM 荧光物质则基本上以类酪氨酸组分C3为主，所占比例超过90%，而且类色氨酸组分中C1在初始样品中及之后的降解实验中都没有被检测到或者所占比例极少，表明草降解过程中可能没有产生或者产生极少的类色氨酸荧光．野外调查数据表明，太湖草、藻型湖区的DOM 荧光特征存在差异，其中，藻型湖区DOM 含有较多的类色氨酸荧光组分，而藻型湖区DOM 则含有较多的类酪氨酸荧光组分（Yao et al ．，2011）．本实验中草、藻来源DOM 的荧光组分差异与野外调查结果相似，这也说明草、藻释放的DOM 在理化性质及光学特征上表现出的差异可能是草、藻型湖泊水体DOM 性质差异的重要原因之一．虽然草、藻来源的DOM 均以活性DOM 成分为主，但也产生了较难降解的类腐殖质荧光组分（＜5%）．类腐殖质荧光组分被认为代表较难降解的DOM ，也可能来源于原位细菌降解过程中细菌呼吸作用的副产物（Karmer et al ．，2004；Nieto-Cid 2963期姚昕等：湖泊草、藻来源溶解性有机质及其微生物降解的差异et al．，2006）．针对Ise Bay（Japan）表层水体的观测发现，浮游植物原位降解产生的DOM中包含大约25%的类腐殖质荧光（Karmer et al．，2004）．长达71d的藻降解培养实验中也观察到，在溶解性氨基酸荧光持续下降过程中伴随着类腐殖质荧光的产生（Yamashita and Tanoue，2004）．4．2草藻DOM的微生物降解机制差异不同来源的DOM有着截然不同的化学及光学特征，因此，它们对微生物降解的响应也可能存在差异（Qualls et al．，2003；Jaffe et al．，2004）．本实验中，经过细菌的降解利用，草、藻来源的DOM类蛋白荧光强度都迅速减弱，均由较易降解的以类蛋白物质为主的DOM，转变为较难降解利用的以类腐殖质荧光为主的DOM，表明两种来源的类蛋白荧光都很容易被细菌快速吸收降解用于自身消耗和呼吸作用（Hamamachi et al．，2008）．DOM总荧光强度的降解速率对比结果表明，草、藻来源的DOM降解速率存在明显差异（图3）．相对于草源性溶解物质来说，藻源性溶解物质更容易被细菌降解利用，在2d之内就能降解约70%，而草源性溶解物质的降解速率则较低，通常降解转化周期为10d左右甚至更长时间．一些研究表明，大型藻类、海草的细菌降解除了产生高分子量蛋白物质之外，还会产生一些低分子量的多酚化合物，而这种多酚化合物在浮游植物降解时并没有被发现（Hulatt et al．，2009）．高分子量蛋白物质和低分子量多酚化合物被消耗利用的路径截然不同，大分子蛋白质主要依靠微生物降解，多酚化合物主要经历光化学、物理聚合作用而较少被微生物降解利用．在多酚化合物含量较丰富的溶液中，这种化合物反过来还会抑制蛋白物质的微生物降解（Scully et al．，2004）．相对于类蛋白荧光的大量降解，类腐殖质荧光的降解趋势并不明显，这表明难降解的组分只能在很长的时间尺度内被缓慢降解，并可能会反过来阻碍DOM的微生物降解过程（Hamamachi et al．，2008）．5结论（Conclusions）1）实验验证了浮游植物及沉水植物的细菌降解能快速释放营养盐和有机质，而且释放的DOM 均以极具活性的类蛋白荧光组分为主．2）草源和藻源DOM在组分构成上存在显著差异，藻源DOM以类色氨酸组分为主，而草源DOM 荧光物质则基本上以类酪氨酸组分C3为主．草、藻来源DOM的荧光组分差异与野外调查结果相似，说明草、藻释放的DOM在理化性质及光学特征上表现出的差异可能是草、藻型湖泊水体DOM性质差异的重要原因之一．3）经过细菌的降解利用，草、藻来源的DOM类蛋白荧光强度都迅速减弱，藻源性溶解物质更容易被细菌降解利用，在2d之内就能降解约70%，而草源性DOM的降解速率则较低，通常降解转化需更长时间．参考文献（Ｒeferences）：Hanamachi Y，Hama T，Yanai T．2008．Decomposition process of organic matter derived from freshwater phytoplankton［J］．Limnology，9：57-69Hulatt C J，Thomas D N，Bowers D G，et al．2009．Exudation and decomposition of chromophoric dissolved organic matter（CDOM）from some temperate macroalgae［J］．Estuarine，Coastal and Shelf Science，84：147-153JaffeＲ，Boyera J N，Lu X，et al．2004．Source characterization of dissolved organic matter in a subtropical mangrove-dominated estuary by fluorescence analysis［J］．Marine Chemistry，84：195-210 Kramer G D，Herndl G J．2004．Photo-and bioreactivity of chromophoric dissolved organic matter produced by marine bacterioplankton［J］．Aquatic Microbile Ecology，36：239-246Maki K，Kim C，Yoshimizu C，et al．2010．Autochthonous origin of semi-labile dissolved organic carbon in a large mononictic lake （Lake Biwa）：carbon stable isotopic evidence［J］．Limnology，11（2）：143-153Nieto-Cid M，Alvarez-Salgado X A，Perez F F．2006．Microbial and photochemical reactivity of fluorescent dissolved organic matter in a coastal upwelling system［J］．Limnology Oceanography，51：1391-1400Qin B Q，Hu W P，Gao G，et al．2004．Dynamics of sediment resuspension and the conceptual schema of nutrient release in the large shallow 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Ecol-Prog Ser，116：309-310 Turner J T．2002．Zooplankton fecal pellets，marine snow and sinking phytoplankton blooms［J］．Aquatic Microbial Ecology，27：57-102 Tzortziou M，Neale P J，Osburn C L，et al．2008．Tidal marshes as a source of optically and chemically distinctive colored dissolved organic matter in the Chesapeake Bay［J］．Limnology Oceanography．53：148-159Wang X C，Litz L，ChenＲF，et al．2007．Ｒelease of dissolved organic matter during oxic and anoxic decomposition of salt marsh cordgrass ［J］．Marine Chemistry，105：309-321吴丰昌，金相灿，张润宇，等．2010．论有机氮磷在湖泊水环境中的作用和重要性［J］．湖泊科学，22（1）：1-7吴丰昌，王立英，黎文．2008．天然有机质及其在地表环境中的重要性［J］．湖泊科学，20（1）：1-12Yamashita Y，Tanoue E．2004．Chemical characteristics of amino acid-containing dissolved organic matter in seawater［J］．OrganicGeochemistry，35：679-692Yamashita YＲ．2008．Production of bio-refractory fluorescent dissolved organic matter in the ocean interior［J］．Nature Geoscience，1：579-582YamashitaY，JaffeＲ，Maie N，et al．2008．Assessing the dynamics of dissolved organic matter（DOM）in coastal environments by excitation emission matrix fluorescence and parallel factor analysis （EEM-PAＲAFAC）［J］．Limnology Oceanography，53：1900-1908 Yamashita Y，JaffeＲ．2008．Characterizing the interactions between trace metals and dissolved organic matter using excitation-emission matrix and parallel factor analysis［J］．Environ Sci Technol，42：7374-7379Yao X，Zhang Y L，Zhu G W，et al．2011．Ｒesolving the variability of CDOM fluorescence to differentiate the sources and fate of DOM in Lake Taihu and its tributaries［J］．Chemosphere，82：145-155 Zhang Y L，Van Dijk M A，Liu M L，et al．2009．The contribution of phytoplankton degradation to chromophoric dissolved organic matter （CDOM）in eutrophic shallow lakes：Field and experimental evidence［J］．WaterＲesearch，43：4685-4697张运林，秦伯强，马荣华，等．2005．太湖典型草、藻型湖区有色可溶性有机物的吸收及荧光特性［J］．环境科学，26（2）：142-147496。
东太湖水温变化与水—沉积物界面热通量初探
东太湖水温变化与水—沉积物界面热通量初探曾野;朱金格;王艳平;胡维平【期刊名称】《湖泊科学》【年(卷),期】2018(030)006【摘要】水温对沉水植被的生长和分布具有重要作用,水—沉积物界面热通量对浅水湖泊水温变化的影响值得关注.东太湖是我国东部典型的草型浅水湖区,采用自2013年11月至2015年10月对东太湖湖心进行的不同深度水体及沉积物温度高频观测数据,结合东太湖表层沉积物的热力学性质计算了水—沉积物界面热通量,分析了东太湖水温和水—沉积物界面热通量的变化特征并探讨了其影响因素.结果表明:东太湖各深度水体日升温过程随水深增加后延,升温过程夏季延长,冬季缩短;表层水温日变幅最大,底层水温日变幅次之,沉积物温度日变幅最小,各深度温度日变幅夏季最小、冬季最大;春季和夏季升温过程中各深度日均温变化沿水深存在约1天的延迟,秋季和冬季无此现象;2015年与2014年东太湖温度变化趋势相同,同比月均温差与气温差呈线性相关.沉积物8:00-19:00向水体放热增加或从水体吸热减少,19:00至次日8:00放热减少或吸热增加;3-9月从水体吸热,为热汇,10月至次年2月向水体放热,为热源,沉积物全年为湖泊热源;逐日水—沉积物界面热通量每月6至15日存在相对年变幅较小幅度的正弦式波动.水温和水—沉积物界面热通量的变化主要受太阳辐射和气温的影响,二者对气象参数的响应具有迟滞现象;水—沉积物界面热通量与水温呈负相关,其变化相对水温迟滞,水—沉积物界面热交换的主要作用为缓冲湖泊水体的热量变化;夏季,沉水植物能降低湖泊各层水温和垂向水温差.【总页数】11页(P1599-1609)【作者】曾野;朱金格;王艳平;胡维平【作者单位】中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,南京210008;中国科学院大学,北京100049;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,南京210008;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,南京210008;中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,南京210008【正文语种】中文【相关文献】1.溶氧·水温和水流对东太湖沉积物中氮·磷释放的影响 [J], 徐升宝;谷孝鸿;蔡春芳;叶元土;施陈江;杨超2.巢湖水华暴发期水-沉积物界面溶解性氮形态的变化 [J], 姜霞;钟立香;王书航;金相灿3.太平洋海气界面净热通量的季节、年际和年代际变化 [J], 刘衍韫;刘秦玉;潘爱军4.北太平洋海气界面湍流热通量的年际变化 [J], 郑建秋;任保华;李根5.长江三角洲地区水和热通量的时空变化特征及影响因子 [J], 刘晶淼;周秀骥;余锦华;丁裕国因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
太湖浮游植物中重金属含量的季节变化特征及湖区差异
太湖浮游植物中重金属含量的季节变化特征及湖区差异王颖雪;王沛芳;王超;刘佳佳;王睿喆【摘要】近年来随着社会经济的发展,排入太湖的污水中重金属含量不断增加,为研究太湖浮游植物中重金属的污染状况,分别于2009年春季(4月)、夏季(7月)和冬季(12月)对太湖不同湖区展开调查,通过HCA聚类分析和Pearson相关分析探讨不同湖区浮游植物中重金属含量的季节变化,并与优势藻种进行CCA分析,对浮游植物重金属与各藻种关系进行初步探讨.结果表明:太湖浮游植物中重金属的含量大小为:Zn＞ Mn＞ Pb＞ Cu＞ Ni＞ Cr ＞As＞ Cd＞ Hg,其中Zn、Cu、Mn、Pb、Ni的季节变化明显,Zn和Cu、Pb、Ni、Cr之间的相关系数很高且具有同源性.通过对比不同湖区,发现北部梅梁湾的浮游植物重金属含量较高,东太湖和湖心区含量均低于沿岸湖区.CCA分析表明春季重金属与优势藻种呈正相关,而夏季和冬季二者呈负相关.三季中重金属与蓝藻和绿藻的相关性最高,与隐藻的相关性最低.蓝藻中,重金属与铜绿微囊藻的相关性高于水华微囊藻.【期刊名称】《湖泊科学》【年(卷),期】2015(027)002【总页数】8页(P258-265)【关键词】太湖;浮游植物;重金属;CCA【作者】王颖雪;王沛芳;王超;刘佳佳;王睿喆【作者单位】河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室,南京210098;河海大学环境学院,南京210098;河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室,南京210098;河海大学环境学院,南京210098;河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室,南京210098;河海大学环境学院,南京210098;河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室,南京210098;河海大学环境学院,南京210098;河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室,南京210098;河海大学环境学院,南京210098【正文语种】中文太湖是我国的五大淡水湖之一，位于社会经济发达的长三角地区[1].近年来随着太湖流域工农业的迅速发展，煤、石油等化石燃料的消耗量增加，大量含重金属的污废水排入湖体，使得太湖的富营养化和重金属污染日益严重[2-4].浮游植物是湖泊生态系统的初级生产者，处于食物链的最底端，受重金属污染的影响程度较大.重金属在浮游植物的富集作用下，通过食物链的累积和放大作用影响顶端生物[5-6]，破坏其正常的生理代谢功能，威胁人类健康.以往对太湖重金属的研究主要集中在水、沉积物的污染特征和分布状况上，很少与浮游植物相结合.本文从这个角度出发，在2009年3个季节调查资料的基础上，分析了太湖不同湖区之间浮游植物中的重金属含量变化特征，并通过重金属与优势藻种的CCA分析对浮游植物重金属与各藻种关系进行初步探讨，旨在为太湖重金属污染的防控治理以及流域决策管理提供科学依据.1.1 采样时间与样点布设于2009年春季(4月)、夏季(7月)、冬季(12月)3个季节在太湖进行浮游植物的样品采集.根据太湖污染状况及沿岸地理特征，将太湖分为8个区域，并根据所确立的样点应对研究区域的多项调查指标有较好代表性的原则[7]，共布设34个样点：北部梅梁湾6个、竺山湾4个、贡湖湾9个、西部沿岸区3个、湖心区6个、南部沿岸区2个、东太湖2个、东部沿岸区2个，覆盖全太湖(图1).1.2 样品采集与处理1.2.1 浮游植物的采集鉴定浮游植物采用25#浮游生物网(网孔直径0.064mm)在表层至0.5m水深处呈“∞”形缓慢拖滤，以20～30cm/s的速度拖动1～3min(网内不得有气泡)，待网内多余水滤去，全部标本落入浮游网底管时，打开底管活门，将样本装入干净的聚乙烯袋中密封，运回实验室冷冻干燥[7].镜检样品用有机玻璃采水器在0.5m水深处取样1L，并加1.5%鲁哥试剂现场固定.静置沉淀24h后浓缩至30ml标本瓶中，使用10×40倍光学显微镜鉴定种属[8].1.2.2 浮游植物中重金属的测定将冷冻干燥后的浮游植物样品用玛瑙研钵研细，过100目(0.149nm)筛后进行重金属元素的测定.取0.2g样品置于聚四氟乙烯消解罐中，采用HNO3-HF-H2O2混酸微波消解，冷却后移至聚四氟乙烯烧杯中加入0.5ml HClO4，于200℃电热板加热，待样品蒸至近干时加入1.0ml浓HNO3，定容摇匀[9].用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-AES)测定浮游植物中Cd、Pb、Zn、Ni、Cu、Mg、Cr、As、Hg 9种重金属元素的含量.1.3 数据统计与分析1.3.1 聚类分析利用SPSS 17.0对34个样点的浮游植物重金属进行聚类分析(HCA)[10].聚类分析的实质是建立一种分类方法，在事先不知道样本数据类别的情况下，将对象按照它们在性质上的亲疏程度进行自动分类，不同种类之间具有明显的区别[11].本研究采用最常用的系统聚类法，并建立聚类分析树状图，对各样点进行分类.1.3.2 典型对应分析利用CANOCO 4.5对浮游植物中重金属和优势藻种进行典型对应分析(CCA)[12]，CCA的基本思路是在对应分析的迭代过程中，每一步均与环境因子进行多元线性回归.在所建立的二维排序图中，带箭头的射线代表重金属元素和优势藻种，空心圆点代表采样点.箭头所处的象限代表其与排序轴的正负相关性，而向量的长短则反映了其在主轴中的作用大小.射线之间夹角的余弦值代表了它们之间的相关性，当夹角为90°时相关性最低[13].2.1 浮游植物中重金属含量的季节变化特征2009年春、夏、冬3次调查的统计数据显示，太湖浮游植物中所测的9种重金属含量呈现明显的梯度分布：Zn、Mn、Pb所占的比例最大，平均浓度在156.06～339.79mg/kg之间，可达重金属总量的80.36%；其次为Cu、Ni、Cr，平均浓度在32.22～84.45mg/kg之间，共占总量的18.44%；As、Cd、Hg的含量很低，平均浓度在0.83～6.07mg/kg之间，只占到总量的1.20%.综合3个季节数据，太湖浮游植物中重金属含量的大小顺序为：Zn>Mn>Pb>Cu>Ni>Cr>As>Cd>Hg(表1).变异系数体现了数据间的平均离散程度.太湖浮游植物中各重金属的变异系数均大于20%(表1)，表明其季节变化特征明显.在总量上表现为：春季>冬季>夏季.对于单个元素，除Ni在夏季的含量增加外，其余各重金属的季节变化均与总趋势相同.不同元素的季节变化幅度也不尽相同.Zn浓度的变化幅度最大，在夏季下降显著，总量低于Mn和Ni，不再占绝对优势；Cu的含量较低，但在冬季有很大提高；而Pb浓度在夏季降幅较大，冬季基本不变，因此冬季Cu的总含量超过Pb；Mn浓度的降幅较大但远低于Zn，于夏季浓度超过Zn达到最大；Ni在夏季的含量增加，仅次于Mn；其余重金属的季节变化幅度不大(图2a).2.2 浮游植物中重金属含量的空间变化特征太湖不同湖区浮游植物中的重金属含量存在显著差异，在总量上表现为：北部湖湾>沿岸湖区>东太湖和湖心区.其中北部湖湾以梅梁湾浮游植物的重金属含量最高，其次为贡湖湾；沿岸湖区中南部湖区的浮游植物中重金属含量最高；以养殖业为主的东太湖和湖心区含量最低.对于单个元素，Zn在梅梁湾、贡湖湾和南部沿岸区的含量均较高，最低值出现在湖心区；Mn在北部湖区的含量高于其它湖区，其中以梅梁湾最高，其余湖区的含量差别不大；Pb的最大值出现在西部沿岸区，其次是贡湖湾，最小值位于东太湖；Cu在梅梁湾最高，南部沿岸区的比重也较大，仅次于梅梁湾，湖心区的含量最低；Ni的最大值位于贡湖湾，略高于沿岸地区；Cr在湖心区含量最低，其它湖区差别不大；As在西部沿岸和湖心区的含量小于其它湖区；Cd和Hg在各湖区的差别不大(图2b).对太湖浮游植物34个样点的9种重金属进行聚类分析，将点位分为3类.第1类包括8、9、16、20等点位，分别位于西部、南部、东部沿岸湖区以及北部竺山湾的部分湖区；第2类包括2、24、27、33等点位，主要位于北部重金属含量较高的梅梁湾和贡湖湾一带；第3类包括6、14、17、23等点位，主要分布在东太湖和湖心区，这些点位的浮游植物中重金属含量较低；1号点离梅梁湾的入湖河道和人类活动区较近，重金属含量很高，可归为第2类；22号点位于湖心，重金属含量低，可归为第3类(图3).为了进一步研究太湖浮游植物中重金属空间分布的相关性及其来源，对9种重金属总量进行了Pearson相关分析.由表2可以看出，Zn和Cu、Pb、Ni、Cr之间的相关系数很高，表明它们具有显著的同源性，即具有相似的污染源和污染程度.其中Pb与Ni的相关系数相对较小，但它与Zn和Cu的相关性较高，与Cr的相关性最高，因此可推断Pb与其它4种重金属污染仍为同一来源，但污染程度略不相同.Mn和Zn、Cu、Pb、Ni的相关系数较高，Hg和Zn、As之间也存在一定的相关性.*表示显著相关(P<0.05)；**表示极显著相关(P<0.01).2.3 浮游植物中重金属含量与藻种的关系通常浮游植物中重金属浓度主要与浮游植物的种类组成、生物量以及外界环境因子有关.不同季节、不同湖区浮游植物的优势种不同，而不同种类的浮游植物对重金属的吸收情况也不尽相同，因此本文在3个季节调查资料的基础上，选取全年常见优势种，对浮游植物重金属含量与各藻种关系进行初步探讨.藻种的采样点与浮游植物重金属采样点相同，覆盖太湖各湖区，选取的优势种为蓝藻中的铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)、水华微囊藻(M.flos-aquae)，绿藻中的小球藻(Chlorella vulgaris)，硅藻中的颗粒直链藻(Aulacoseira granulata)，隐藻中的尖尾蓝隐藻(Chroomonas acuta)和甲藻中的角甲藻(Ceratium hirundinella).二维排序图中第一轴是约束性排序轴，对响应变量的解释比例达40%，后三轴都是非约束性的，解释比例为26.4%，第一轴解释量大于第二轴.春季，从总体上看重金属与优势藻种含量呈正相关，除尖尾蓝隐藻外，其余藻类均与重金属关系密切.其中Ni与铜绿微囊藻的相关性高于水华微囊藻；Pb、Hg与小球藻，Cu与角甲藻均呈高度正相关；而As与大部分藻类呈负相关.第Ⅲ象限的1、7、25等点位主要与Ni、Cu、Pb和蓝绿藻的相关性较高，大都分布在北部湖湾；而沿岸湖区的点位主要分布在Ⅱ、Ⅳ象限，与Zn、Mn、Cd的相关性较高；6、15、22等湖心区点位也分布在第Ⅳ象限，与Cd的相关性最高(图4a).夏季的二维排序图中第一轴对响应变量的解释比例达62.3%，第二轴的解释比例为16.3%，第一轴解释量远高于第二轴.从总体上看重金属与优势藻种含量呈负相关，并与蓝绿藻和角甲藻关系密切.其中Ni和Hg虽然与蓝绿藻和甲藻呈正相关，但相关性不高，其余重金属均与这3类藻呈负相关；所有重金属均与尖尾蓝隐藻呈负相关，与颗粒直链藻呈正相关，但这两种藻并不占主要因素.点位在各象限的分布比较均匀(图4b).冬季的二维排序图中第一轴对响应变量的解释比例为51%，第二轴的解释比例为13.7%，第一轴解释量明显高于第二轴.从整体上看重金属与优势藻种含量呈负相关，并与蓝绿藻和硅藻的关系密切.其中所有重金属均与颗粒直链藻和尖尾蓝隐藻呈正相关；Pb与角甲藻的相关性较高；除Pb外所有重金属均与蓝绿藻呈负相关.沿岸湖区的11、13、16、21点位于第Ⅰ象限；5、25、34等北部湖湾的部分点位主要位于Ⅱ、Ⅲ象限，与Zn、Cu、Pb、Mn以及蓝藻和硅藻的相关性较高(图4c).水体中的重金属含量很低且分布不规律，往往因气象水文条件以及人类排放等因素表现出较大的随机性.而在浮游植物中重金属容易得到积累并呈现出比较明显的分布特征[14].太湖流域面积广阔，连同进出湖泊的200多个大小河道组成一个密如蛛网的水系.由于人类经济活动的影响以及污染治理措施的不同，各湖区的生态环境差别较大，浮游植物中重金属的含量分布也不尽相同[15-16].3.1 浮游植物中重金属含量的季节变化特征2009年对太湖的调查统计数据显示，浮游植物中重金属以Zn、Mn、Pb占优势，且季节变化幅度较大，Cu、Ni、Cr含量次之，而As、Cd、Hg含量很低，季节变化不大.陈璐璐等[17]通过研究太湖水体中典型的重金属污染及生态风险，认为随着电镀和有色金属冶炼工业的快速发展，大量含Zn、Ni、Mn的污水排入太湖，合成橡胶工业所使用的稳定剂会产生Zn、Pb和Cd，开采冶炼和机械制造也会排放含有Cu和Zn的废水，Cr主要来源于铝盐生产和皮革制造.支田田等[18]研究认为浮游植物中Zn的含量最高，主要与周边污水的排放有关；Pb污染的含量高不仅由于工业废水的影响，还与农业生产中的杀虫剂和化肥使用有关，此外，在太湖上航行的船只通过汽油燃烧排放的废气也可以进入水体中.由于人为污染的重金属会以非残渣态的形式存在，容易受到外界条件和多种因素的影响，因此会产生季节波动[19].Wang等[20]认为，一般温度较低时，浮游植物对重金属的吸附量随水温升高而增加，当达到一定温度后随水温升高而减小.太湖冬季到春季水温逐渐升高，浮游植物对重金属的吸附量不断增大，而随着夏季水温升高到一定限度时，吸附量开始降低，因此浮游植物中重金属的季节变化表现为：春季>冬季>夏季.此外，蔡文贵等[21]通过分析考洲洋重金属污染水平与潜在生态危害，认为夏季降水充沛，加上沿湖径流带入大量富含氮、磷的冲淡水，对重金属起到了稀释和向湖外转移的作用，浮游植物的吸附量相应减少，使得夏季浮游植物中重金属的含量较低.而本研究中重金属Ni不符合此季节变化规律，表明浮游植物中重金属的含量是多因素影响的结果.3.2 浮游植物中重金属含量的空间变化特征通过对比太湖不同湖区浮游植物中重金属含量，发现北部湖湾的含量最高，其中梅梁湾的浮游植物受重金属污染最严重，沿岸湖区高于湖心区和东太湖.任小龙等[22]研究了太湖北部重金属分布特征及潜在生态风险，认为北部湖湾离常州和无锡最近，人口稠密，工农业发达，周围分布着众多冶炼厂、造纸厂以及电镀电池等化学产业，大量重金属通过望虞河、太滆运河等密集的入湖河流排入湖内，浮游植物中重金属的污染程度最高.李聪聪等[23]通过分析梅梁湾重金属浓度的时空变化，发现梅梁湾位于北部经济发达的无锡工业区，周围20多家重点工业源每年可排放大量含重金属的未处理污水，并通过直湖港和梁溪河汇入梅梁湾，这也是梅梁湾浮游植物中Zn、Mn、Cu、Ni高于其它湖区的原因之一；此外，由于湖湾相对狭窄封闭，与湖心区的交换作用较差，重金属在湖湾区得到进一步累积.Yan等[24]研究了冬季环太湖河流的重金属分布，认为贡湖湾承接了来自苏州的部分污水，但其同时也是无锡的饮用水源地，因此得到了一定程度的保护；此外，贡湖湾西南部远离城市，水面开阔流动性较强，且与湖心区相连通，有一定的自净能力，因此浮游植物的重金属污染程度低于梅梁湾.袁和忠等[25]对太湖重金属和营养盐污染进行了分析评价，发现西南沿岸湖区分布着众多入湖河流和港口，如新渎河、洋溪河、大浦港等，周边的工业废水排放以及人类活动的影响是浮游植物中重金属含量较高的主要原因.但西南沿岸的企业远不如北部区域密集，污废水排放量也少于北部，因此西南沿岸浮游植物中重金属的污染程度低于北部湖湾.白秀玲等[26]研究认为湖心、东部湖区离常州和无锡较远，周围企业较少，受人类影响较小，且湖区内河流多为出湖河流，浮游植物中重金属的污染程度较轻.3.3 浮游植物中重金属含量与藻种的关系浮游植物中重金属浓度的时空变化与浮游植物的种类和数量具有相关性.李文君[27]通过研究黄、东海春季网采浮游植物中部分金属元素组成，认为其分布规律受到浮游植物群落种类、数量以及陆源物质输入等影响.许昆灿等[28]通过研究海洋环境中浮游植物对汞的摄取规律，认为某一区域内浮游植物中重金属浓度主要受生物活性重金属浓度以及浮游植物生物量的影响.通过CCA分析可以看出，春季总体上重金属与优势藻种含量呈正相关，而夏季和冬季二者呈负相关.吴建新等[29]通过研究吕泗大洋港浮游植物群落与环境因子关系，认为夏季充足的水量会稀释重金属的含量，对藻类的毒性作用也相对降低，加之沿岸大量汇入了富含N、P的废水使蓝藻暴发，藻密度大幅增加，因此该季藻类中重金属量下降，二者呈负相关性；苏玉等[30]分析了太湖武进港夏季和冬季浮游植物与环境因子的关系，认为冬季随着温度降低，大量广温普生性的蓝绿藻数量剧减，喜低温的硅藻成为优势种，浮游植物在数量上大幅下降，但冬季水量较小、重金属浓度较高，二者也呈负相关性；春季是浮游植物的恢复期，大部分浮游植物开始增多，重金属的浓度也随着水温和水量等因素开始升高，加上某些重金属(如Fe、Zn等)在低浓度时对浮游植物有促进作用[31]，二者在一定程度上呈正相关性.浮游植物的种类数量不同，其重金属含量也不尽相同.三季中重金属与蓝藻和绿藻的相关性最高，与隐藻的相关性最低，其中蓝藻中重金属与铜绿微囊藻的相关性高于水华微囊藻.Raize等[32]研究认为当生物体暴露在含有重金属的溶液中时，细胞壁首先与重金属离子接触，细胞壁的结构和化学组成决定着生物体与重金属离子相互作用的特性.蓝藻在太湖中分布较广，其微囊藻容易暴发形成水华，对重金属有较强的耐受性.Kleinübing等[33]研究认为其细胞壁带一定的负电荷，具有较大的表面积和粘性，可以提供多种官能团与重金属离子结合，此外蓝藻所特有的蓝藻颗粒体也是藻体内解毒系统的一部分.绿藻中的小球藻也是太湖常见优势藻种，具有极强的繁殖能力，汪苹等[34]研究表明蓝绿藻不仅可以通过胞外多糖来络合重金属离子，其细胞内也存在与重金属离子的结合位点.但当重金属浓度过高时又会抑制藻类细胞正常代谢，关于重金属与藻类作用的机理仍有待进一步研究.【相关文献】[1] 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从沉积物特征谈太湖的演变
从沉积物特征谈太湖的演变
Cha.,WYB;许雪珉
【期刊名称】《湖泊科学》
【年(卷),期】1994(006)003
【摘要】通过太湖湖底淤泥层中的微体古生物及其物理化学分析,在西太潮W1孔发现多门类海相化石。
海相化石出现的时间约在1100—5000aB.P.之间。
据此提出西太湖在全新世期间曾遭受海侵,因而支持了太湖形成于泻湖的说法,同时,还提出海水进入太湖的时间,比以往学者推测的早2000多年。
【总页数】10页(P217-226)
【作者】Cha.,WYB;许雪珉
【作者单位】不详;不详
【正文语种】中文
【中图分类】P512.3
【相关文献】
1.太湖草藻型沉积物的物理化学特征及其对沉积物中聚磷菌的影响 [J], 胡颖;江和龙;何超群
2.太湖现代沉积物中铁质结核特征:对太湖形成机制的探讨 [J], 黄志诚;刘冠邦
3.太湖平原碟形洼地沉积物记录的距今8 000年以来植被、气候与地貌演变 [J], 赵宝成;王张华;陈中原;吴国瑄
4.太湖湖体沉积物营养盐和重金属污染特征研究 [J], 邓延慧;王正文;丁润楠;王劲龄
5.太湖流域滆湖围网拆除后沉积物营养盐和重金属空间分布特征及评价 [J], 廖润华;吴小刚;王兆德;王宝莹;柯凡;韩超;周强;任静华
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沉积物水界面营养盐迁移转化效率的影响亦不相同
． 草型湖区和藻型湖区的生态系统和环境条件差异
［11 ］
明显， 特别是大型水生植物根部可以通过释放氧气或者呼吸作用吸收氧气而改变沉积物水界面氧化还原条 件， 从而改变间隙水营养盐浓度梯度和沉积物水界面交换通量 研究了界面附近的大型底栖动物群落结构 界面自身结构的差异尚少见报道． 太湖是我国东部营养程度和水污染较为严重的湖泊， 因其典型的大型浅水湖泊特征和 2007 年发生的 “水危机” 蓝藻 事件而深受世界的关注． 同时， 由于太湖面积大、 环境复杂， 特别是草、 藻型湖区特征明显， 为 本研究分别于冬、 夏两季在太湖草、 藻型湖区进行多点采样， 以求 开展本研究提供了非常理想的场所． 因此， 弄清在以浮游植物和水生植物为主导的生态系统影响下的沉积物水界面的环境特征差异， 以及蓝藻暴发和 从而为弄清浅水湖泊内源污染和开展生态修复提供理论依据． 水生植物生长与界面特征差异的关系，
Hale Waihona Puke 王永平等: 太湖草 / 藻型湖区沉积物水界面环境特征差异
1． 3 界面溶解氧层的测定
201
界面溶解氧层的测定采用溶氧微电极（ PreSens， 德国） 进行． 电极的有效测定区小于 20 μm， 涂有固态光敏 氧气浓度与光强呈线性关系； 电极反应时间小于 1 s． 使用前采用饱和 荧光粉； 在 0 ～ 100% 空气饱和度水体中， 将微电极安装在微电极操作器上， 裸 空气（ 100% 氧气） 和饱和 Na2 SO3 溶液（ 0% 氧气） 进行两点校准． 试验时， 眼利用放大镜确定水土界面后， 每隔 0． 2 mm 下移一次进行连续测定， 直至氧气含量减少到 0 mg / L 为止． 1． 4 水样采集与分析 用虹吸法小心吸取柱状样泥面以上 5 cm 以内上覆水， 经 Whatman GF / C 膜过滤后， 一部分用 Skalar 流 V CPN （ Japan， SHIMADZU ） 测定溶 动分析仪测定铵态氮、 硝态氮、 亚硝态氮和磷酸根浓度； 另一部分用 TOC解性有机碳（ DOC） ． 1． 5 泥样分析 0． 5 、 0． 5 、 0． 5 、 0． 5 、 0． 5 、 1、 1、 1、 沉积物柱状样按照靠界面近密远疏的原则， 从上往下共 15 cm 按照 0． 5 、 2、 2 和 5 cm 进行分层． 新鲜沉积物样一部分经 103 ～ 105℃ 烘烤约 24 h 至恒重， 用以计算含水率； 另一部分由 经玛瑙研钵研磨， 英国 Malvern 公司的 Masterisizer 2000 型激光粒度仪分析粒度． 剩下的沉积物样自然风干， AES 测定 Al、 Ca、 Mn、 Fe、 Mg、 K、 Pb、 Na、 P、 Zn、 Cu 等元素含量； 另一 过 200 目筛后， 一部分用王水消解， 由 ICP部分由 EA3000 型元素分析仪测定总氮和总有机碳．
＊ ＊
200
J． Lake Sci． ( 湖泊科学) ， 2013 ， 25 ( 2 )
“汇” ． 在一定条件下， 物质的 沉积物中的有机物质和营养盐， 可以通过沉积物中微生物的作用， 被分解、 矿 化， 使得营养盐和其他物质释放至孔隙水中 湖泊水体中
［4 ］ ［2 ］ － ， Mn2 + 、 NH4+ 、 Fe2 + 、 H2 S 和 CH4 等［3］ ， 如 HCO3 、 最后交换进入
Environmental characteristics of sedimentwater interface of phytoplankton and macrophyte dominated zones in Lake Taihu
2 WANG Yongping 1 ， ，ZHU Guangw ei2 ，HONG Dalin1 ＆ QIN Boqiang 2
， 沉积物水界面在其中起着至关重要的作用．
［5 ］ ［6 ］ ， 同时影响到沉积物表层的氧气侵蚀深度 ． 底栖生物带来的生物扰
在不同环境条件下， 包括水动力和底栖生物等， 沉积物水界面的性状亦有明显差异． 例如， 较强的水动 力能够引起沉积物水界面发生侵蚀 动也能改变沉积物初级结构
［7 ］ ［8 ］ ， 影响界面上有机质分解和矿化等生物地球化学过程 ． 不同的生物群落对 ［910 ］
图 1 太湖采样点分布 Fig． 1 Distribution of sampling sites in Lake Taihu
1． 2 采样程序 采样工作分别于 2010 年 1 月和 7 月进行， 先使用 YSI 6600 V2 型多参数水质监测仪（ 美国） 现场记录 表、 中、 底 3 层水体的水质参数， 然后用手持式沉积物泥芯采样器采集沉积物柱状样， 上下密封后带回实验 室， 尽量不扰动界面．
（ 1 ： State Key Laboratory of HydrologyWater Resources and Hydraulic Engineering，Nanjing Hydraulic Research Institute ， Nanjing 210029 ，P． R． China） （ 2 ： State Key Laboratory of Lake Science and Environment，Nanjing Institute of G eography and Limnology，Chinese Academy of Sciences ，Nanjing 210008 ，P． R． China） Abstract ： The investigation was conducted within large， shallow Lake Taihu， in winter and summer． 5 sites in phytoplankton dominated zone and 3 sites in macrophyte dominated zone were chosen for sampling． Parameters of sampling sites including water qualicm overlaying water and vertical profiles of water content，mean value of grain size （ D50 ） ，total ty，nutrients concentrations in 5organic carbon （ TOC） ，nitrogen，phosphorus，metals and dissolved oxygen were analyzed． Results showed that，surface water pH in phytoplankton dominated zone was higher than that in the other two layers and water pH in winter was higher in macrophyte dominated zone than that in phytoplankton dominated zone； water nephelometric turbidity unites in macrophyte dominatd zone was high－ er than those in phytoplankton dominated zone in summer and contrarily in winter； concentrations of NO3－ N and PO3 P of overla4 -
J． Lake Sci． ( 湖泊科学) ， 2013 ， 25 ( 2 ) : 199208 http: // www． jlakes． org． Email: jlakes@niglas． ac．cn 2013 by Journal of Lake Sciences
太湖草 / 藻型湖区沉积物水界面环境特征差异
沉积物水界面一般是指新近沉降的 15 cm 沉积物和附近的上覆水， 是天然水体在物理、 化学和生物特 征等方面差异性最显著的、 负责水体和沉积物之间物质输送与交换的重要边界环境， 也是控制和调节水体 和沉积物之间物质输送和交换的重要途径
［1 ］
． 湖泊沉积物通常被认为是水体中营养盐 、 有机碳和其他许多
［13 ］
． 因而， 受其影响的对应沉积物水界面环
［14 ］
［12 ］ 张路等研究了草、 藻型湖区沉积物表层 25 cm 左右间隙水和沉积物理化指标差异 ， 也有学者 境也有不同，
和固着藻类的分布特征
． 然而， 关于草、 藻型湖区沉积物水
1 材料与方法
1． 1 采样点 本研究在太湖的藻型湖区布设 5 个样点（ 用▲ 表示） ， 在草型湖区布设 3 个样点（ 用 ■ 表示） ， 分别在夏 季和冬季进行采样（ 图 1 ） ． 其中， 夏季时藻型湖区蓝藻水华暴发严重， 草型湖区水草生长茂盛； 冬季时蓝藻和 水草都基本消失．
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0408 收稿； 2012国家杰出青年基金项目（ 40825004 ） 和湖泊与环境国家重点实验室开放基金项目联合资助． 20120618 收修改稿． 王永平， 1982 年生， mail： will_yp@ 163． com． 男， 博士， 工程师； Email： qinbq@ niglas． ac． cn． 通信作者； E-
＊ ＊ 1， 2 2 1 2 王永平 ，朱广伟 ，洪大林 ，秦伯强
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（ 1 ： 南京水利科学研究院水文水资源与水利工程科学国家重点实验室， 南京 210029 ） （ 2 ： 中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室， 南京 210008 ） 摘 要： 在太湖草、 藻型湖区进行冬、 夏两季多点采样， 分别对采样点的水环境特征、 泥面以上 5 cm 上覆水中营养盐以及
ying water were significantly higher in phytoplankton dominated zone than those in macrophyte dominated zone； sediment water contents in macrophyte dominated zone in winter was significant higher than those in summer； sediment TOC in macrophyte dominated zone was significant higher than that in phytoplankton dominated zone． There was significant difference of sediment metal concentration，including Fe，Zn，Ca，Pb，Na and K between macrophyte and phytoplankton dominated zone； oxygen penetration depths were deeper in winter than those in summer，and in phytoplankton dominated zone than in macrophyte dominated zone． Keywords： Sedimentwater interface； macrophyte dominated zone； phytoplankton dominated zone； Lake Taihu