长江中下游浅水湖泊表层沉积物对氨氮的吸附
长江中下游浅水湖泊表层沉积物对氨氮的吸附特征
农业环境科学学报 ２ ０ ，６ ） ２４ １２ ０ ７２ （ ： ２ — ２ ９ ４１
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长江 中下游浅水 湖泊表层沉积物对 氨氮 的吸附特征
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长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系_张路
J. Lake Sci.(湖泊科学), 2008, 20(3): 263-270. E-mail: jlakes@©2008 by Journal of Lake Sciences长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系*张路, 范成新, 王建军, 陈宇炜, 姜加虎(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: 运用聚类分析、主成分分析和相关矩阵的统计分析手段, 对长江中下游湖群共18个湖泊的沉积物氮磷释放风险以及湖泊沉积物、间隙水和上覆水中氮磷形态以及其他相关地球化学参数进行分析. 草型和藻型湖泊的环境差异是造成氮磷释放风险的主要原因. 氮磷释放风险与铁磷、藻类可利用磷、总氮、总磷、上覆水氮磷含量、间隙水氮含量、孔隙度和有机质含量间的关系最为密切. 决定磷酸盐释放风险的主要形态磷是藻类可利用磷和铁磷, 其他形态磷或者含量较低或者不易被转化释放, 对磷酸盐释放风险影响较小. 有机磷含量对磷的释放风险没有直接决定作用, 但它与有机质含量间呈显著正相关.关键词: 沉积物; 氮磷; 营养盐形态; 释放风险; 湖泊Nitrogen and phosphorus forms and release risks of lake sediments from the middle and lower reaches of the Yangtze RiverZHANG Lu, FAN Chengxin, WANG Jianjun, CHEN Yuwei & JIANG Jiahu(State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, P.R.China)Abstract: Cluster analysis, principal component analysis and correlation matrix analysis were used to analysis the nitrogen and phosphorus release risks from sediments in 18 lakes located in the middle and lower reaches of the Yangtze River, as well as the nitrogen and phosphorus forms and related geochemical parameters from sediments, pore waters and overlying waters. The ecological difference of macrophyte and algae dominated lakes was the main reason of the difference of nitrogen and phosphorus release. The release risks were well correlated with the iron-bound phosphorus (FeP), algae available phosphorus (AAP), total nitrogen (TN), total phosphorus (TP) in sediment, the content of nitrogen and phosphorus in overlying and pore waters, porosity and organic matter content of surficial sediment. The AAP and FeP was the main phosphorus forms deciding the phosphorus release risk and other forms were in less effect on it due to the lower contents or lower transformation ability. The sediment organic phosphorus was not directly related to the phosphorus release risks but remarkably positively correlated to organic matter contents in sediment.Keywords: Sediment; nitrogen and phosphorus; nutrients form; release risk; lake沉积物是湖泊及其流域中营养盐及其他污染物的重要归宿和蓄积库. 沉积物中蕴藏的营养盐可以在一定的环境条件下向上覆水体释放. 这种潜在释放能力的大小主要取决于湖泊沉积物及其上覆水体的物理化学和生物特性的改变. 在湖泊底泥营养盐释放风险的研究中, 沉积物的物理和化学的特性(包括其含量和地球化学形态)是影响沉积物中氮磷营养要素迁移、转化以及生态效应的重要参数.长江中下游有许多由长江洪泛和自然演化形成的湖泊, 其中大于1km2的650多个湖泊中大部分属于浅水湖泊. 这些湖泊目前普遍受到了湖泊水质恶化, 富营养化程度加重的影响, 其生态环境和社会经济效益严重受损. 对浅水湖泊而言, 由于其更复杂的生态类型, 更加频繁的水土界面营养盐交换以及更易受动力作用的影响, 沉积物中营养盐含量和形态的差异对与水土界面交换和上覆水的营养盐含量影响机制更加复杂[1-2]. 虽然湖泊沉积物氮磷形态, 间隙水氮磷含量与潜在释放之间的关系已有一些研究[3-7], 但仍然缺乏较*科技部基础性工作专项(2006FY110600)和国家自然科学基金项目(40501064, 40730528)联合资助. 2006-10-26收稿;2007-12-24收修改稿. 张路, 男, 1975年生, 博士, 副研究员; E-mail: luzhang@.J. Lake Sci .(湖泊科学), 2008, 20(3)264大量样本的系统综合分析. 本文从沉积物营养盐形态与释放风险之间关系的角度, 对长江中下游地区的若干浅水湖泊进行了分类定量探讨, 尤其是对比了草、藻型两类湖泊之间释放风险的差异, 与目前仅为单一湖泊的相关研究相比, 更能揭示湖泊氮磷形态以及相应的地球化学参数对营养盐释放风险的影响规律.1 湖泊背景及样点选择在长江中下游湖群选取18个不同环境类型、不同沉积物及水体营养盐负荷的湖泊(图1). 其中, 洞庭湖、鄱阳湖及洪湖的采样点在湖区中位置如图1所示, 由于这3个湖泊面积较大, 其样点仅代表采样湖区的情况. 其余湖泊的样点一般选择在湖泊中心区. 16个湖泊中, 共有6个湖泊(样点湖区)未见水草, 其中洞庭湖和鄱阳湖未见水草可能是由于采样点区域为砂性沉积物, 且水深较深, 水草无法生长所致. 而另外四个湖泊: 武山湖、八里湖、菜子湖和东湖也未见水草. 其余12个湖泊均有不同程度的水草生长. 表1显示了这些研究湖泊的一些环境参数和采样点位置.表1 18个研究湖泊位置及基本状况*Tab. 1 Location and basic status of 18 analyzed lakes上覆水(mg/L)湖名 地点 东经 北纬 样点水深(m)透明度(cm )水草状况*PO 43- NH 4+西凉子湖湖北咸宁 29°55′31″ 114°07′52″ 1.3 130 1 0.021 0.568 保安湖 黄石大冶 30°17′22″ 114°43′20″ 2.1 200 1 0.002 0.129 洞庭湖 湖南岳阳 29°21′33″ 113°03′17″ 0.9 50 0 0.034 0.161 大官湖 宿松县 30°1′8″ 116°22′51″ 1.4 20 1 0.008 0.378 鄱阳湖 九江星子县29°26′30″ 116°2′21″ 3.2 50 0 0.007 0.157 鲁湖 咸宁北 30°13′50″ 114°10′59″ 2.1 85 1 0.008 0.174 梁子湖 湖北鄂州 30°14′9″ 114°36′57″ 2.0 160 1 0.010 0.449 泊湖 宿松县 30°10′33″ 116°22′45″ 2.0 30 1 0.007 0.190 洪湖 洪湖市区 29°45′53″ 113°22′37″ 1.5 150 1 0.008 0.235 石塘湖 安徽安庆 30°37′41.8″ 117°5′50.4″ 1.1 60 1 0.006 0.295 西武昌湖 安庆怀宁县30°15′36.7″ 116°4′47.8″ 1.1 60 1 0.004 0.397 策湖 黄冈地区 30°15′24″ 115°08′45″ 1.5 80 1 0.102 0.776 太白湖 宿松县 29°58′11″ 115°49′15″ 2.1 50 1 0.011 1.289 武山湖 黄冈地区 29°53′45″ 115°35′38″ 1.8 65 0 0.208 3.648 大冶湖 黄石大冶 30°5′39″ 114°59′34″ 1.0 70 1 0.028 0.582 八里湖 九江市郊 29°41′13″ 115°56′34″ 2.7 50 0 0.013 0.211 菜子湖 安徽桐城 30°50′9″ 117°2′ 7″ 1.0 15 0 0.017 0.438 东湖武汉市区30°33′16″ 114°23′38″ 3.8 80 00.037 0.734* 1表示样点附近肉眼可见水草; 0表示肉眼不可见水草.图1 长江中下游湖群及样点示意图Fig.1 Sketch map of sampling locations along the middle and lower reaches of the Yangtze River张 路等: 长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系2652 研究方法2.1 沉积物释放实验对柱状沉积物进行原柱样控温培养, 获得沉积物的氮磷营养盐释放速率[8]. 释放速率flux 按下式计算[8]:n011a 1()()/n j-j-j flux V C C V C C S t =⎡⎤=−+−⋅⎢⎥⎣⎦∑其中, flux 为释放速度(mg/(m 2·d)); V 为柱中上覆水体积(L); C n 、C 0、C j -1为第n 次、0次(即初始)和j -１次采样时某物质含量(mg/L); C a 为添加水样中的物质含量(mg/L); Ｖj -1为第j -1次采样体积(L); S 为柱样中水－沉积物接触面积(m 2); t 为释放时间(d). 所计算的NH 4+和PO 43-潜在释放均为3d 平均表观释放速率, 分别以小写参数符号的形式表示为nflux 和pflux (下同). 2.2 表层沉积物生物地球化学参数沉积物释放实验结束后, 将沉积物柱样按1cm 厚度分层. 取10g 左右的表层沉积物进行以下分析: 形态磷[9]: 利用连续提取法, 对沉积物中的形态磷进行分级提取. 由于闭蓄态磷在生物地球化学循环中参与磷的短时相的交换转化的可能性非常小, 虽进行了提取, 但数据相关分析时未予考虑. 因此主要考虑了如下五种形态磷: 铁结合态磷(fep , mg/kg)、可交换态磷(lp , mg/kg)、铝结合态磷(alp , mg/kg)、钙结合态磷(cap , mg/kg)、有机磷(orgp , mg/kg).对沉积物样品同时测定: 藻类可利用磷[10], 即利用碱性提取法, 对沉积物中可潜在供藻类利用的磷量(aap , mg/kg)进行分析. 利用强酸消解法测定沉积物中的总磷(tp , mg/kg)、总氮(tn , mg/kg); 用高温灼烧法测定有机质含量(以烧失量计, 表示为loi , %); 105℃下烘干法测定沉积物孔隙度(por , %). 2.3 上层间隙水生物地球化学参数将分层的表层沉积物样进行离心和过滤, 获取间隙水, 立即测定间隙水中酸碱度(ph ); 利用比色分析法测定溶解性磷酸盐(po4p )、溶解性氨态氮(nh4p ); 利用总有机碳分析仪(1020A)同步测定了间隙水中溶解性总有机碳(toc )和溶解性总无机碳(tic ). 2.4 湖泊水体基本参数湖水透明度(以透明度盘深度Secchi Depth 表示, sd , cm); 用比色分析法测定溶解性磷酸盐(po4w , mg/L)、溶解性氨态氮(nh4w , mg/L); 电导率仪测定水体中的电导率(ec , µs/cm). 另外, 考察了采样点有无水草(plant , 有水草赋值为1, 无水草赋值为0).3 结果3.1 营养盐及释放风险的地球化学参数聚类分析将18个长江中下游湖泊的生物地球化学特征参数分为4类: 1)表层沉积物: lp , alp , cap, orgp , fep , aap , tp , tn , loi , por ; 2)上层间隙水: ph , po4p , nh4p , toc , tic ; 3)水土界面营养盐潜在释放: pflux , nflux ; 4)湖泊水体基本参数: sd , po4w , nh4w , ec , plant . 从生物地球化学角度出发, 这22个参数都是与营养盐在水土界面上的潜在释放风险和沉积物的营养盐含量、形态和转化相关联的参数. 将参数值构建成一个22×18(参数×样点数)的矩阵, 并对其进行聚类分析(组间均值联接法, SPSS 10.0). 在聚类分析中, 未将采样点有无水草(plant )作为系统变量, 以排除该变量对聚类分析可能产生的影响.聚类分析结果(图2)显示: 这18个湖可以分成具有显著差异的两组(组1和组2), 而组2又可以分为较小差异的两组(组3和组4). 在对湖泊分组的生物地球化学意义进行讨论时我们发现, 组1的4个湖泊: 武山湖、八里湖、菜籽湖和东湖所在样点都未见水草生长. 在全部18个研究湖泊中, 未观察到有水草存在的湖泊共有6个(表1), 除了组1表示的4个无水生植被的湖泊外, 洞庭湖和鄱阳湖在采样点附近区域也未观察到水生植被. 但是, 考虑到洞庭湖和鄱阳湖的采样点没有水草可能与砂性底质和水深有关, 因此, 可以认为组1代表的是没有水草生长的藻型湖泊, 其显著特点是沉积物总磷和藻类可利用磷含量均较高, 属于高营养本底的湖泊. 而组2分为组3和组4, 其中组3有6个湖泊: 泊湖、大冶湖、太白湖、西凉子湖、鲁湖和洪湖, 组4有8个湖泊: 石塘湖、策湖、大官湖、鄱阳湖、梁子J. Lake Sci.(湖泊科学), 2008, 20(3) 266湖、西武昌湖、保安湖、洞庭湖. 该组除洞庭湖和鄱阳湖未见水草外, 其余湖泊为草型湖泊, 且沉积物的营养本底较底.图2 组间均值联接聚类分析法系统树Fig.2 Systematic tree of between group linkage cluster analysis3.2 潜在释放与沉积物、间隙水和上覆水氮磷含量氮磷潜在释放均以沉积物高氮磷营养本底的武山湖为最高, 同样该湖泊沉积物间隙水中的可溶性氮磷含量也相对较高. 同时由于沉积物的潜在释放导致该湖泊的上覆水溶解性氮磷含量在18个湖泊中最高(图3). 从图3中看出, 组1四个湖泊的沉积物总磷和总氮含量平均值为1187mg/kg和2286mg/kg. 与此相比较, 组3组4共14个湖泊沉积物的总磷和总氮含量平均值仅分别为625mg/kg和1122mg/kg. 由于沉积物中的氮磷首先要转化成间隙水中的可溶性氮磷才能在浓度梯度或者动力作用下向上覆水方向移动, 形成潜在释放, 介于沉积物和上覆水之间的媒介－间隙水的含量就非常重要. 从结果看, 组1湖泊的间隙水中溶解性氮磷平均含量分别为4.23mg/kg和0.02mg/kg, 而组3和组4的湖泊为1.84mg/kg和0.02mg/kg. 由于组1湖泊的沉积物和间隙水氮磷含量均高于组3和组4, 因此可以预计组1湖泊的氮磷潜在释放可能高于组3和组4. 实验结果证实了这样的猜测: 组1四个湖泊的磷酸盐和氨态氮的潜在释放速率平均为0.41mg/(m2·d)和13.2mg/(m2·d), 显著高于组3和组4的0.18mg/(m2·d)和3.33mg/(m2·d). 因此, 从这个结果可以直观地认为沉积物氮磷含量与氮磷潜在释放间有一定的对应关系.3.3 湖泊磷释放与磷含量结果按聚类分析结果, 将18个湖泊分为三组. 图4显示了各湖泊组磷释放风险与沉积物中fep、aap、tp 以及间隙水磷po4p、上覆水磷po4w的比较结果. 四个藻型湖泊的磷释放通量高于组3和组4, 组3和组4的释放风险中值相近, 但组3各湖泊的释放风险差异大于组4. fep含量结果为组1>组3>组4, 但组1四个湖泊含量差异较大. aap和tp含量规律类似与fep. 但组1的数据分离度小于fep. 上覆水磷酸盐含量各组间差异并不显著, 但间隙水中磷酸盐含量表现为组1>组3 ≈组4.张 路等: 长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系267图3 氮磷潜在释放与沉积物、间隙水、上覆水氮磷含量Fig.3 Potential release of nitrogen and phosphorus and their contents in sediments, pore waters and ovelying coaters图4 三组不同湖泊磷释放潜力和沉积物、间隙水和上覆水磷含量比较箱式图Fig.4 Comparison of potential release of phosphorus and contents of phosphorus in sediments, pore waters and overlying watersN f l u x (m g /(m ·d )t n (m g /k g )n h 4p (m g /L )n h 4w (m g /L ) 武山菜籽泊太白鲁石塘大官梁子保安武山菜籽泊太白鲁石塘大官梁子保安2形态磷含量(m g /k g )磷含量(m g /L )磷含量(m g /L )2J. Lake Sci .(湖泊科学), 2008, 20(3)2684 讨论4.1 沉积物氮磷潜在释放参数的因子分析在进行相关分析前, 有必要对22项与潜在释放有关的生物地球化学参数进行因子分析, 即运用主成分分析法, 筛选出与沉积物潜在释放相关联的参数. 从理论上说, 沉积物的营养盐含量、形态及相应的物理化学条件是影响营养盐潜在释放的条件, 按照连续提取法对沉积物形态磷进行分级提取后, 沉积物形态磷可以分为潜在释放的磷源: 可交换态磷、铝磷、铁磷和有机磷难以利用的磷源: 钙磷等. 而沉积物的有机质含量、间隙水氮磷含量以及酸碱度和有无沉水植物等条件. 可能是影响沉积物氮磷潜在释放的因素.图5表示这些生物地球化学特征参数在经主成分分析(经最大方差法旋转和Kaiser 均一化, Varimax with Kaiser normalization)提取主要因子后, 分为2个主成分(主成分1和主成分2). 其中, 反映释放风险的nflux 和pflux 的两个参数与fep 、aap 、tn 、tp 、po4w 、nh4w 、nh4p 、por 和loi 在同一个主成分1中. 这11个参数构成了影响氮磷营养盐释放风险的主要生物地球化学参数. 从主成分1中可以看出, fep 和aap 提取的因子信息最大, 从统计角度出发, 可以认为这两个参数对该主成分的贡献最大, 而tn , tp , pflux 和nflux 提取的因子信息也较大, 说明这四个参数也是该主成分的重要组成信息. 而loi 、por 、po4w 、nh4w 、nh4p 对该主成分的构成也有一定的贡献, 但不起决定作用. 主成分2包含的参数信息, 如alp 、lp 、cap 和orgp 等与组1中磷释放风险的参数分属两个主成分, 可能说明了这些形态磷对磷的释放风险不起决定作用. 从主成分2中还能看出, 表征湖泊有无水草的特征参数plant 出现在该组中, 是否也说明了有无水草的生长与湖泊沉积物的营养盐释放风险间并不一定有必然的联系. 而主成分2中的ph 可能也说明水体酸碱度与沉积物的营养盐释放风险间的联系并不十分密切, 同样的结论在太湖的梅梁湾和东太湖这两个湖区的沉积物营养盐释放比较研究中得到[4]. 虽然也有一些研究报道认为间隙水酸碱度与沉积物营养盐释放间存在联系[11], 但同样也有许多研究对此结论持怀疑态度[12]. 主成分2中plant 和sd 、ph 具有较高的因子信息可能预示着水草可能对控制湖水透明度和酸碱度有一定的关联作用.图5 营养盐及释放风险生物地球化学参数主成分分析Fig.5 Principal component analysis on biogeochemical parameters of nutrients and their release risks主成分1主成分2张路等: 长江中下游湖泊沉积物氮磷形态与释放风险关系269在进一步分析相关关系前, 对主成分分析的可靠性进一步分析, 分析结果显示主成分1中的参数的公因子方差提取比例都超过了50%(除pflux和por), 且aap在主成分1中提取的公因子方差最高; 而主成分2的公因子方差提取比例均未超过50%. 这预示着相比主成分2, 主成分1的因子提取具有更高的可靠性.4.2沉积物磷形态与磷释放的相关分析已有研究表明, 影响磷潜在释放的形态磷主要是可交换态磷、铝磷、铁磷和一部分有机磷. 前期研究[9]认为虽然可交换态磷和铝磷是容易释放或者容易转化成易释放磷的形态磷, 但是由于沉积物中这两个形态磷的含量很低, 不能决定磷的潜在释放. 而具有易转化性和较高含量的铁磷和一部分有机磷是决定沉积物间隙水磷酸盐含量以及磷释放的形态. 在这18个湖泊的研究中, 发现了类似的结论. 虽然这18个湖泊具有不同的营养盐负荷、不同的环境类型, 但是可交换态磷和铝磷的含量均很低, 约比铁磷低2-3个数量级. 因此, 这些易转化的磷形态与磷释放之间的相关关系比较弱.考虑到聚类分析得到的结果——组1和组3、4间具有较大的差异, 因此在分析这些形态磷和潜在释放之间关系时, 主要考虑了组3和组4的14个湖泊, 相关分析结果仅考虑了这些有水草生长的湖泊.与磷的潜在释放关系最为密切的是藻类可利用磷(aap), 皮尔逊相关系数r＝0.78, 显著因子p＝0.002, 属于极显著正相关. 由于铁结合态磷(fep), 也基本能反映aap的含量, 因此, 磷的潜在释放与fep间也呈极显著正相关. 其他的形态磷均未发现显著的相关关系. 这个结论与太湖几个湖区得到的结论基本类似. 因此, 对于这些湖泊而言, 决定磷潜在释放的沉积物形态磷组分主要是铁磷, 用藻类可利用磷含量来指示磷潜在释放的量也具有较高可靠性.4.3沉积物氮磷形态与潜在释放特征参数的相关关系将聚类分析中构建的22×18的矩阵进行相关分析, 其中未将水草参数考虑在相关关系分析中. 从分析结果看(表2), 与磷的潜在释放显著正相关的主要参数有nflux、fep、aap、tp、po4w和nh4w, 显著负相关的有toc、tic. 与氮的潜在释放显著正相关的有aap、tp、tn, 极显著正相关的有nh4p、po4w、nh4w. 由于po4w和nh4w之间的极显著正相关关系, 所以氮的潜在释放与po4w有关, 但显然水体中的磷酸盐含量(po4w)高低不是决定氮的潜在释放的因素; 同样的, 与磷的潜在释放显著正相关的nh4w也不能说明水体中溶解性氨氮(nh4w)是决定沉积物磷释放的因素. 与此类似, 由于总磷(tp)、藻类可利用磷(aap)和总氮(tn)之间存在极显著的相关性, 因此, 造成了沉积物氮磷潜在释放与这些参数间的表观相关性.从与沉积物氮磷的潜在释放相关的参数看, 主要是沉积物氮磷营养盐的含量决定的. 而铁结合态磷与磷潜在释放间相对较好的相关系数表明用铁结合态磷表征磷的潜在释放是比较合乎规律的, 其次是用aap来表征的藻类可利用磷. po4w与磷潜在释放间的正相关关系可能是释放的结果. 可以推测, 如果水体中的磷酸盐含量与沉积物的潜在释放相关, 那么这样的湖泊水体中的磷酸盐的来源可能与内源性磷关系更大, 而不是外源性磷.从表2还可以预示出: 钙结合态磷(cap)与其他参数均没有显著相关, 仅与电导率(ec)有一定的关联. 由于钙结合态磷是非常不活跃的形态磷, 主要受热力学中的溶解沉淀平衡控制, 而磷酸钙的溶度积K sp为1.6×1044, 很难被溶解, 因此对间隙水、上覆水磷以及磷潜在释放的影响较小, 一般来说钙结合态磷主要表现出沉积埋藏的特性. 有机磷(orgp)与表征有机质含量的loi极显著正相关, 说明这两个参数表征的是有机污染而不是营养盐的污染. 类似的结论在太湖也被发现.间隙水的氨氮含量与氮的潜在释放极显著相关, 而间隙水磷的含量与潜在释放间没有显著相关关系, 是否预示着间隙水中氮的迁移转化更多的受浓度梯度的控制, 而磷在间隙水中的迁移并非只受浓度梯度的控制, 在这个过程中有机磷矿化等地球化学过程可能也起到了很重要的作用[2].5 结论将氮磷释放风险及与之相关的沉积物、间隙水和上覆水中氮磷形态、含量及其它地球化学参数进行聚类分析, 认为湖泊环境类型的差异是造成这些因素差异的最主要原因. 氮磷释放风险与铁磷、藻类可利用磷、总氮、总磷、上覆水氮磷含量、间隙水氮含量、孔隙度和有机质含量间的关系最为密切. 决定磷酸盐释放风险的主要形态磷是藻类可利用磷, 其次为铁磷. 沉积物中有机磷与有机质呈显著正相关,J. Lake Sci .(湖泊科学), 2008, 20(3)270而其他形态磷或者含量较低或者不易被转化释放, 对磷酸盐释放风险影响较小.表2 沉积物氮磷形态与潜在释放特征参数相关关系* Tab. 2 Correlation between nitrogen and phosphorus forms and potential release parametersp f l ux n f l ux f e pl pa l pc a p o r gp a a p t pt np o rl o ip he c n h 4p p o 4p t o ct i cs d p o 4wnfux .53 bfep .50 b.30lp-.04 -.05 -.12alp -.17 -.03 -.08 .84 acap -.14 -.38 -.31 .35. 02orgp -.29 .25 -.08 .49 b . 49 b . 32aap .45 b .41 b .87 a .13. 21 -. 28 . 08 tp .39 b .34 b .63 a . 48 b .58 b-. 14 . 37 . 88 atn .29 .41 b .80 a . 10 . 21 -. 14 . 16 . 94 a . 84 apor .23 .13 .14 . 09 . 13 . 18 . 38 . 28. 35. 28loi .02 .19 -.02 . 28 . 39 . 25 . 62a. 16. 33. 22. 80 aph -.32 -.10 -.23 . 21 . 18 . 06 . 18 -. 35-. 12-. 29-. 15-. 08ec-.07 .03 -.21 . 01 . 02 . 49 b . 24 -. 13-. 05. 06. 26. 46 b -. 05nh4p .31 .71 a -.04 -. 07 . 02 -. 09 . 19 . 19. 19. 24. 20. 33-. 19. 48 bpo4p -.04 .08 -.19 . 43 . 44 -. 18 . 03 -. 12. 06-. 08-. 29-. 14. 52b-. 19-. 15toc -.42 b -.35 -.22 . 13 . 03 . 36 -. 11-. 33-. 28-. 23-. 63a -. 45. 24. 31-. 11. 05tic -.42 b -.31 -.32 . 46 b. 23 . 36 . 07 -. 39-. 15-. 34-. 43-. 35. 57 b . 12-. 19. 33. 69 asd-.19 -.31 -.43 b. 08 . 11 . 46 . 16 -. 43-. 30-. 27. 16. 24. 21. 47 b -. 07. 04. 42 . 09po4w .45 b.69 a.01 . 22 . 09 . 16 . 24 . 25. 27. 28. 11. 26-. 11. 48 b. 84a. 03. 05 -. 01 -. 02 nh4w .55 b .66 a .07 . 06 . 10 -. 03 . 05 . 35. 33. 37. 29. 35-. 24. 50 b . 91a -. 08 -. 12 -. 23 -. 03 . 89 a *Pearson 双尾检验; a: 极显著相关p <0.01; b: 显著相关p <0.05; 符号说明见1.2. 6 参考文献[1] Wetzel RG. 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湖泊中铵氮的作用
湖泊中铵氮的作用湖泊是自然界中常见的水体，其中所含的铵氮具有重要的生态作用。
铵氮是指铵离子（NH4+）形式存在的氮元素，它对湖泊的生物和生态系统起着重要的调节作用。
湖泊中的铵氮可以作为植物的氮源，促进植物的生长和繁殖。
植物是湖泊生态系统中的重要组成部分，它们通过光合作用吸收二氧化碳，并将其转化为有机物质。
而在这个过程中，植物需要大量的营养元素，其中氮元素占据了重要的地位。
铵氮作为一种可供植物直接利用的氮源，可以提供充足的氮营养，促进植物的生长和养分吸收。
这对于湖泊的植物群落结构和生态系统的稳定性具有重要意义。
湖泊中的铵氮还可以影响水体的氮循环过程。
铵氮是湖泊中一种常见的氮源，它可以通过水体中的微生物和植物的吸收作用被转化为有机氮。
这个过程被称为铵化作用，它是湖泊氮循环过程中的重要环节。
铵化作用可以促进湖泊中的硝化作用，将铵氮转化为硝态氮（NO3-），进一步提供氮源供植物吸收利用。
同时，硝化作用还能够释放大量的氨气（NH3），进一步影响湖泊水体的氮循环和生态系统的稳定性。
湖泊中的铵氮还能够影响水体的酸碱平衡。
铵氮在水体中与水分子发生反应，生成氨（NH3）和氢氧根离子（OH-）。
氨是一种碱性物质，可以中和水体中的酸性物质，提高水体的碱度。
而氢氧根离子是一种碱性物质，可以中和水体中的酸性物质，提高水体的酸度。
因此，湖泊中的铵氮可以在一定程度上调节水体的酸碱平衡，维持水体的稳定性。
湖泊中的铵氮还与水体的富营养化过程密切相关。
富营养化是湖泊中常见的环境问题，其主要表现为水体中的营养盐过量，特别是氮和磷的过量。
而铵氮作为一种重要的氮源，可以促进水体中的富营养化过程。
过量的铵氮会导致水体中藻类和细菌的大量繁殖，形成赤潮和水华现象，破坏水体的生态平衡和水质。
因此，合理管理和控制湖泊中的铵氮含量，对于减缓湖泊富营养化过程具有重要意义。
湖泊中的铵氮具有重要的生态作用。
它不仅可以作为植物的氮源，促进植物的生长和繁殖，还可以影响水体的氮循环过程、调节水体的酸碱平衡，以及参与水体的富营养化过程。
长江中游浅水湖泊沉积物碳氮同位素特征及其来源分析
长江中游浅水湖泊沉积物碳氮同位素特征及其来源分析冀文豪;郭匿春;徐军;余辉;牛远【期刊名称】《水生态学杂志》【年(卷),期】2018(39)6【摘要】通过分析长江中游湖北地区4个浅水湖泊(鲁湖、花马湖、野潴湖、三山湖)沉积物中的有机碳(TOC)、总氮(TN)、碳氮比(C/N)、碳稳定同位素(δ13 C)以及氮稳定同位素(δ15 N),探究藻型湖泊和草型湖泊沉积物间碳、氮稳定同位素组成差异性,并进行了有机污染评价和有机质与氮素来源分析。
结果表明,4个浅水湖泊的有机污染严重,鲁湖、花马湖、野潴湖、三山湖的平均有机指数分别为0.89、1.05、0.53和2.71,均达到了有机污染的程度,平均有机氮污染指数分别为0.34、0.36、0.21和0.54,均达到了有机氮污染程度;藻型湖泊沉积物中δ13 C的变化范围为-3.126%^-2.260%,均值为(-2.885±0.275)%(n=10),δ15 N变化范围为0.291%~0.731%,均值为(0.486±0.168)%(n=10);草型湖泊的δ13 C变化范围分别为-3.048%^-2.494%,均值分别为(-2.766±0.213)%(n=10),δ15 N变化范围为0.411%~0.830%,均值为(0.617±0.183)%(n=10)。
藻型湖泊的δ13 C要更加偏负,草型湖泊的δ15 N更加偏正;利用C/N与δ13 C对有机质来源进行定性分析,发现浮游植物的沉积构成了藻型湖泊沉积物有机质的主要成分,而草型湖泊中浮游植物、土壤有机质和维管束植物均有贡献。
利用C/N与δ15 N对沉积物氮素来源进行半定量分析,发现所选取湖泊的沉积物氮行为与湖泊的草藻形态没有显著相关关系,需更详细的物源信息才可确定氮素来源。
【总页数】8页(P8-15)【关键词】长江中游;湖泊沉积物;草藻型湖泊;碳氮稳定同位素;有机指数【作者】冀文豪;郭匿春;徐军;余辉;牛远【作者单位】安徽农业大学资源与环境学院,安徽合肥230036;中国科学院水生生物研究所,湖北武汉430070;中国环境科学研究院,北京100012【正文语种】中文【中图分类】X825【相关文献】1.鄱阳湖表层沉积物有机碳、氮同位素特征及其来源分析 [J], 王毛兰;赖建平;胡珂图;张丁苓;赖劲虎2.长江中下游浅水湖泊5种常见底栖动物碳、氮、磷化学计量特征 [J], 蔡永久;薛庆举;陆永军;龚志军3.长江中游湖泊表层沉积物多环芳烃的分布、来源特征及其生态风险评价 [J], 万宏滨;周娟;罗端;杨浩;黄昌春;黄涛4.长江中下游浅水湖泊表层沉积物对氨氮的吸附特征 [J], 王娟;王圣瑞;金相灿;朱书全5.长江中下游浅水湖泊沉积物总氮、可交换态氮与固定态铵的赋存特征 [J], 王圣瑞;焦立新;金相灿;刘景辉因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
长江中下游浅水湖泊中总氮及其形态的时空分布
长江中下游浅水湖泊中总氮及其形态的时空分布王东红,黄清辉,王春霞,马梅,王子健(中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室)摘要:分析和比较了长江中下游3个浅水湖泊———太湖、巢湖和龙感湖夏、秋和冬季沉积物和上覆水中的总氮及其氮形态,描述了氮及其各形态在3个湖泊中的时空分布特征.结果表明:空间上,无论是在表层沉积物还是在上覆水中,太湖中总氮的含量均高于其他2个湖泊,且在太湖和巢湖都呈现西高东低的分布特征.氨氮在沉积物和上覆水及溶解态硝态氮在上覆水中的分布与总氮分布趋势基本相同.巢湖沉积物中氨氮浓度所占的比例稍高于太湖和龙感湖.在不同季节,表层沉积物和上覆水中的总氮含量冬季高于秋季和夏季,表层沉积物中氨氮浓度在秋季最高.巢湖和龙感湖上覆水中的溶解态硝态氮在冬季浓度较高,而在太湖西北部这种季节差异几乎没有,氨氮的浓度季节性差异也不十分明显.关键词:总氮;氨氮;硝态氮;沉积物;上覆水中图分类号:X524 文献标识码:A 文章编号:025023301(2004)增刊20027204基金项目:中国科学院知识创新工程重大项目(KZCX12SW 2122Ⅱ232);国家自然科学基金项目(40273046)作者简介:王东红(1968～),女,博士,主要研究方向为湖泊富营养化.T emporal and Spatial Distribution of Total Nitrogen and Its Species in Shallow Eutrophic Lakes of ChinaWAN G Dong 2hong ,HUAN G Qing 2hui ,WAN G Chun 2xia ,MA Mei ,WAN G Zi 2jian(State K ey Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry ,Research Center for Eco 2Environmental Sciences ,Chinese Academy of Sciences ,Beijing 100085,China )Abstract :The temporal and spatial distribution of total nitrogen (Tot 2N )and its species in sediments and overlying water of three shal 2low eutrophic lakes (Taihu Lake ,Chaohu Lake and Longganhu Lake )in China were examined and analyzed.The spatial characteris 2tic showed that higher concentration of Tot 2N in sediments and overlying water were observed in Taihu Lake.The concentration of (Tot 2N )was higher in the west side than that in the east side in Taihu Lake and Chaohu Lake.The s patial distribution trend of dis 2solved ammonium nitrogen (DAN )in sediments and overlying water and dissolved nitrate and nitrite (DNN )in overlying water were same as the distribution of Tot 2N.The proportion of ammonium in sediment was higher in Chaohu Lake.The temporal difference showed that higher concentration of Tot 2N in sediments and overlying water was occurred in winter ,but higher concentration of am 2monium in sediments was occurred in autumn.DNN in overlying water of Chaohu Lake and Longganhu Lake was higher in winter.However ,temporal difference of DNN in the north 2west of Taihu Lake and DAN were not significant.K ey w ords :total nitrogen ;dissolved ammonium nitrogen ;dissolved nitrate and nitrite ;sediment ;overlying water 长江中下游平原是我国浅水湖泊分布最集中的地区,也是我国富营养化湖泊分布的主要地区.我国在“十五”期间大规模开展了湖泊水环境的治理,其中“三湖”治理是纳入国家计划的环境治理工作[1],而“三湖”中的太湖和巢湖就位于长江中下游地区.太湖地处北纬30°56′～31°34′和东经119°53′～120°34′之间,面积233811km 2,平均水深2m 左右[2].巢湖位于安徽省中部,处于长江、淮河两河流之间,湖体位于117°16′54″～117°51′46″E ,30°25′28″～31°43′28″N ,属长江下游左岸水系[3].龙感湖位于皖中平原西部,29°50′～30°05′N ,115°55′～116°20′E ,横跨安徽、湖北两省,地处长江北岸,与鄱阳湖隔江相峙.湖水面积为31612km 2,平均水深117m [4].长江中下游平原所形成的浅水湖泊密布及河网交错复杂的江湖复合生态系统,是我国特有的自然地貌景观,而对于像长江中下游平原地区的浅水湖泊富营养化的治理问题,尚无可以从国外借鉴的经验.虽然我国投入了很大的人力物力进行治理,但是收效不大,且情况有继续恶化的趋势.对于长江中下游湖泊的氮磷污染状况也已有大量的报道,但大多都集中在总氮和总磷上,对于形态的分布研究不多.近年来,人们对太湖和巢湖的底泥及其湖水中氮磷的空间分布也作了较多的调查和分析[5,6].龙感湖的富营养化状况也已经引起人们的关注[7],但对龙感湖的氮磷的空间分布情况目前还尚未见报道.一般而言,元素的生物有效性与其形态密切相关,氮磷的总量分析不足以反映其生物可利用性,因此本文选取长江中下游地区具有代表性的、第25卷增刊2004年6月环 境 科 学ENV IRONM EN TAL SCIENCEVol.25,Sup.J une ,2004营养化水平不同的3个浅水湖泊———太湖、巢湖和龙感湖为研究对象,分析了不同形态氮在3个湖泊沉积物和上覆水中的分布.比较了总氮和各形态氮含量在这3个浅水湖泊沉积物和上覆水中不同空间和季节的变化,为系统研究浅水湖泊富营养化发生机制以及对湖泊富营养化的治理提供依据.1 研究方法111 样品采集分别于2002年10月、2003年1月和7月(代表秋冬夏3个季节)在太湖、巢湖和龙感湖采集了表层沉积物和上覆水样品.采样点分布如图1所示.太湖为6个点(T1～T6),巢湖为4个点(C1～C4),龙感湖为3个点(L1～L3).表层沉积物用中国科学院地理与湖泊研究所自制的柱状采样器,采用虹吸法吸取柱状沉积物的上覆水,用针筒过滤器和0145μm的滤膜现场过滤.之后现场分取表层0～5cm样品,装入洁净的密实袋中,挤出袋中的空气,密封好,保存在加入冰袋的保温箱中,待船靠岸后迅速运回,冻存于-20℃冰箱中.同时在现场测定了表层沉积物和上覆水的温度、p H和Eh.112 分析方法对采集的表层沉积物和上覆水进行总氮(Tot2 N)及其形态的分析,包括氨氮和溶解性硝态氮[为溶解性硝态氮和亚硝态氮之和(DAN)].沉积物和水样中的总氮采用过硫酸钾高压消解法测定[8];沉积物中的氨氮用2mol/L KCl浸提,浸提液和水样采用水杨酸2次氯酸盐光度法测定[9];硝酸盐氮采用离子色谱法[9];亚硝酸盐氮采用N2(12奈基)2乙二胺光度法[9].每个样品均重复测定3次.2 结果与讨论211 总氮的时空分布在空间上,Tot2N在3个所研究的湖泊中,无论是在表层沉积物还是在上覆水中,太湖的含量均高于其他两个湖泊,结果如图2所示.对太湖来说,西北部(T1、T2和T3点)又高于湖心(T4和T5)和东太湖(T6),说明太湖的氮污染区主要是在五里湖、梅梁湾和竺山湖一带,这显然与人类活动密切相关.五里湖和梅梁湾一带是无锡市的生活污水排放区,竺山湖北面则有大量的农田,使得这一带氮污染比东太湖严重.此次测定的结果与以前的报道相比,总氮浓度有所升高[10,11],说明虽然这几年采取了很多措施进行治理,但是情况依然不容乐观.图1 采样点分布示意图Fig.1 Sampling sets巢湖表层沉积物中的总氮呈现出西高东低的趋势,但在冬季上覆水中东部则高于西部.张之源等[6]曾观测到巢湖东半湖湖水中总氮浓度高于西半湖的异常情况,与本研究的分析数据基本吻合,可能与巢湖地区的工农业污染有关.龙感湖的情况也不容乐观,虽然上覆水中的总氮浓度并不高,但是表层沉积物中的总氮平均含量与巢湖持平,应引起足够的重视.从季节变化来看(图2),3个湖泊表层沉积物中图2 总氮在表层沉积物和上覆水中的时空分布Fig.2 Spacial charactoristics of T ot2N in sediments and overlying water的总氮含量基本上是在夏季较低而冬季较高.这可能与夏季沉积物中微生物作用较为强烈有关.有研究表明,在硝酸盐输入充足的地带沉积物的脱氮作用的活跃性与周围的温度有着良好的相关性[12]但是太湖T1点表层沉积物在秋冬的差异不大,而T2和T3点表层沉积物秋季还高于冬季.这个区域该季节上覆水中高浓度的硝酸盐含量(见图4)可能是导致沉积物中总氮浓度升高的原因[13].上覆水中的总氮含量季节差异较为明显(图2B),冬季总氮浓度明显升高,这与浅水湖泊冬季水位偏低不无关系.尤其是巢湖差异最为明显,冬季总氮浓度比夏季高出数倍.212 各形态氮的时空分布沉积物及上覆水中氨氮的空间分布见图3.太湖西北部沉积物中的氨氮浓度明显要高于湖心地区,与总氮的分布趋势相同.但东太湖站位(T6)表层沉积物中的氨氮很高,尤其是在冬季甚至高于太湖的西北部.氨氮在上覆水中的分布亦呈现出这种趋势.氨氮是有机氮矿化的第一产物,东太湖(T6)有大面积的围网养殖区,可能是造成该湖区氨氮浓度升高的原因之一.巢湖表层沉积物中的氨氮浓度平均值与太湖大致相同,但巢湖沉积物中氨氮浓度所占的比例高于太湖.与总氮的分布趋势相同,氨氮在巢湖沉积物中的分布也呈现西高东低的趋势.龙感湖沉积物中氨氮浓度与太湖湖心区及巢湖东半湖持平.图3 氨氮在表层沉积物和上覆水中的时空分布Fig.3 S pacial characteristics of DAN in sediments and overlying water上覆水中的氨氮浓度分布见图2B,可以看出太湖上覆水中的氨氮浓度明显高于巢湖和龙感湖.特别是太湖的西北部,表明该地区氮污染情况非常严重.C2点监测到的冬季异常值可能存在着一定的偶然因素.溶解态硝态氮在上覆水中的空间分布见图4,可以看出其与总氮和氨氮的分布趋势基本相同.太湖的西北部和巢湖的西半湖仍然为浓度较高的地区.而太湖湖心区和东太湖地区(T4、T5和T6点)浓度较低,在冬季甚至低于龙感湖.总体来看秋季沉积物中氨氮浓度较高,冬季有个别站位氨氮浓度高于秋季.上覆水中氨氮的浓度季节性差异则不十分明显.分析巢湖上覆水中的氨氮浓度与氧化还原电位的关系,则发现其呈现负相关关系,当氧化还原电位升高时,其浓度降低,相关系数为-0187.与Xu 的结果基本一致[14].而太湖则没有呈现这种关系,这可能说明影响太湖氨氮浓度的条件较为复杂,其变化机理需要进一步研究.图4 上覆水中溶解态硝态氮的时空分布Fig.4 Temporal difference of DNN in overlying water冬季枯水期由于水位下降,上覆水中的溶解态硝态氮的浓度升高,在巢湖和龙感湖尤为明显,巢湖几乎与太湖西北部的浓度大致相同,尤其是C2点,接近3mg/L.龙感湖的溶解态硝态氮浓度也比秋季大约升高4～5倍.但是在太湖的西北部(T1、T2和T3点)这种季节差异几乎没有,说明这一带的硝态氮污染可能为输入性的,与季节变化无关.3 结论在空间上,3个湖泊中,无论是在表层沉积物还 是在上覆水中,太湖的总氮含量均高于其他两个湖泊,且在太湖和巢湖都呈现西高东低的分布特征.氨氮在沉积物和上覆水中及溶解态硝态氮在上覆水中的分布与总氮分布趋势基本相同.巢湖沉积物中氨氮浓度所占的比例稍高于太湖和龙感湖.在季节差异上,冬季表层沉积物和上覆水中的总氮含量高于秋季和夏季,表层沉积物中氨氮浓度在秋季最高.巢湖和龙感湖上覆水中的溶解态硝态氮在冬季浓度溶解态硝态氮的浓度较高,而在太湖西北部这种季节差异几乎没有,氨氮的浓度季节性差异也不十分明显.参考文献:[1] 秦伯强.长江中下游浅水湖泊富营养化发生机制与控制途径初探[J ].湖泊科学,2002,14(3):194～202.[2] 范成新,杨龙元,张路.太湖底泥及其间隙水中氮磷垂直分布及相互关系分析[J ].湖泊科学,2000,12(4):359～366.[3] 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长江口潮滩表层沉积物对NH_4^+-N的吸附特征
长江口潮滩表层沉积物对NH_4^+-N的吸附特征刘敏;侯立军;许世远;蒋海燕;欧冬妮;余婕;汪青【期刊名称】《海洋学报》【年(卷),期】2005(27)5【摘要】沉积物对NH4+-N的吸附是氮素生物地球化学循环的关键过程之一,它在河口潮滩生态系统内氮素循环过程中起着非常重要的作用.以长江口滨岸潮滩为研究区域,运用实验模拟的方法,研究了沉积物对NH4+-N的吸附特征,结果表明,在长江口潮滩上覆水和孔隙水中NH4+-N含量的变化范围内,沉积物对NH4+-N的吸附呈线性变化;研究区域内沉积物对NH4+-N的吸附系数为3.81~9.00,且与沉积物中有机碳(TOC)含量有良好的相关关系,它揭示了有机质控制着长江口潮滩沉积物中NH4+-N的吸附行为.实验模拟与实测结果对比发现,在潮滩自然环境条件下,研究区域内沉积物对NH4+-N的吸附处在非热力学平衡状态过程中.盐度是影响NH4+-N吸附过程的重要环境因子,且导数方程关系式在低盐度范围内,盐度的微小变化对NH4+-N的吸附有显著的影响.【总页数】7页(P60-66)【关键词】氨氮;吸附;沉积物;潮滩;长江口【作者】刘敏;侯立军;许世远;蒋海燕;欧冬妮;余婕;汪青【作者单位】华东师范大学地理系地理信息科学教育部重点实验室;华东师范大学河口海岸国家重点实验室【正文语种】中文【中图分类】P734.2【相关文献】1.长江口潮滩表层沉积物中多环芳烃分布特征 [J], 刘敏;侯立军;邹惠仙;杨毅;陆隽鹤;王晓蓉2.长江口现代潮滩表层沉积物磁性特征和自生铁硫化物的分布 [J], 高晓琴;王张华;李琳;吴绪旭3.长江口潮滩表层沉积物对NH4+-N的吸附特征 [J], 刘敏;侯立军;许世远;蒋海燕;欧冬妮;余婕;汪青因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
湖泊底泥对氮磷的吸附试验研究
研 究。
・
５ ４・
图 １ 氨 氮 吸 附 动 力 学 曲线
孔滤 膜 ， 采用 纳 氏试剂 分光 光度 法测 定 氨氮含 量 。在 相 同条 件 下做 ２个平 行 实 验 。另 取 相 同数量 、 相 同规 格
的离 心 管 ， 加入 ３ ０ ｍＬ的去离 子水 ， 其他 步 骤 同上 。
１ ． １ ． ２ 吸附 时间 对氨 氮吸 附含量 的影响
底 泥对 氨氮 的吸 附动 力学 曲线 如 图 １ 所 示 。从 图 １可 以看 出 ， 随着 吸 附 时 间 的变 化 ， 底 泥 对 氨 氮 的 吸 附
溶液 中 氨氮含 量 ， 底泥 又开 始 释放氨 氮 ， 吸 附量再 次下 降 ， 当底 泥氨 氮 含量 再 一 次低 于溶 液 中氨 氮含 量 时 ， 底
泥又 开始 进行 吸 附过程 ， 随 着 时间 的延 长 ， 曲线变 化趋 于 平缓 。在 实验 时 间 内 ， 底 泥虽 没 有 达 到 吸 附平 衡 ， 但
湖泊底 泥对 氮磷 的吸附试 验研究
夏 婷 婷
（ 吉林 建筑 大学 城建 学 院 ， 吉林 长 春 １ ３ ０ １ １ １ ）
［ 摘 要 ］本文以长春市景观水体一 一 南 湖为研究 对象 ， 对 南湖底泥在不 同吸附时 、 不同初始氮磷
浓度下对氮磷 的吸附动力学 、 吸附热力学进行研 究 ， 为预 防和治理北方水体 富营养化提供理论 依据 。 研究结 果表 明： 底泥在震荡 １ ２ ｈ时对氨氮吸附量达最大值 ， 在５ ５ ｈ时对磷 的吸附含量达最大值 ； 当初始 氨氮浓 度为 １ ７ ． ９ ｍ ｇ・Ｌ 时， 荷 花 池底 泥氨 氮最 大 吸附 量为 ４ ３ ７ ． ５ ４ ａ ｒ ｇ・ｋ ｇ ～； 当初 始 氨氮 浓 度为 １ ８ ． ４ ５ ｒ ｎ ｇ・ Ｌ 时， 南湖大桥底泥氮最大吸附量为 ５ ２ ０ ． ８ ９ ｍ ｇ・ ｋ ｇ ～； 当初始磷浓度为 ４ ｍ ｇ・ Ｉ ． 时 ， 荷花
长江中下游浅水湖泊富营养化发生机制与控制途径初探
第14卷第3期 湖 泊 科 学 Vol.14,No.3 2002年9月 JOURNAL OF LA KE SCIENCES Sep.,2002长江中下游浅水湖泊富营养化发生机制与控制途径初探Ξ秦 伯 强(中国科学院南京地理与湖泊研究所,南京210008)提要 长江中下游地区是我国淡水湖泊比较集中的地区.该地区绝大多数湖泊为浅水湖泊.所有的城郊湖泊都已经富营养化,其他湖泊的营养状况均为中营养-富营养,处于富营养化的发展中.这些湖泊富营养化的原因同流域上的人类活动有很大的关系.一方面,工业、农业和城市生活污水正源源不断地向湖泊中排放,另一方面,人类通过湖泊围垦、湖岸忖砌、水产养殖等破坏自然生态环境,减少营养盐输出途径.国际上对于浅水湖泊富营养化治理的经验表明,即使流域上的外源污染排放降到历史最低点,湖泊富营养化问题依然突出.其原因与浅水湖泊底泥所造成的内源污染有关.动力作用导致底泥悬浮,影响底泥中营养盐的释放,也影响水下光照和初级生产力.控制浅水湖泊富营养化,除了进行外源性营养盐控制之外,还必须进行湖内内源营养盐的治理.治理内源营养盐的有效途径是恢复水生植被,控制底泥动力悬浮与营养盐释放.而要进行水生植被恢复,必须进行湖泊生态系统退化机制及生态修复的实验研究.关键词 长江中下游地区 浅水湖泊 富营养化 机制 控制分类号 P343.3 浅水湖泊是相对于深水湖泊而言的湖泊范畴.所谓深水与浅水湖泊之分,并无明确的界限.一般认为,深水湖泊在夏季都会出现热力分层的现象,而浅水湖泊则几乎不出现[1].至于深度,绝大多数浅水湖泊均不超过20m[2].长江中下游平原是我国浅水湖泊分布最集中的地区,五大淡水湖中有四个湖泊(鄱阳湖、洞庭湖、太湖、巢湖)分布于此.据统计,长江中下游平原湖泊面积在1km2以上的共有651个,其中面积大于100km2的有18个[3].从湖泊成因来看,多与洼地蓄水及长江水系的演变有关[4,5],如江汉湖群诸湖;在长江三角洲地带,湖泊的形成与发展,还与海涂的发育及海岸线的变迁有直接联系[4].湖泊由于长期泥沙淤积,面积日趋缩小,湖床抬高,洲滩发育,普遍呈现出浅水湖泊的特点,多数湖泊水深小于10m,平均水深仅2m左右[4,5].长江中下游地区浅水湖泊是我国富营养化湖泊分布的主要地区[6].针对富营养化发生过程与机制,国内外已有一些研究报道[7～9],但是机理目前尚未完全明了.出于经济及社会可持续发展的需求,国内外对浅水湖泊富营养化的治理均进行了大量的试验、实践与探索,但是效果并不理想,可以说至今尚未有哪个浅水湖泊的富营养化治理取得了显著的成效.这从一方面突出说明对于浅水湖泊富营养化的机理研究远远落后于生产实际的需求.根据国Ξ中国科学院知识创新项目”太湖水环境预警”(KZCX2-311)、中国科学院战略重大项目”长江中下游地区湖泊富营养化发生机制与控制对策”和国家自然科学基金(40071019)联合资助.收稿日期:2002-05-08;收到修改稿日期:2002-06-10.秦伯强,男,1964年生,博士,研究员.491湖 泊 科 学 14卷家有关部门的安排,我国将在“十五”期间大规模开展湖泊水环境治理,其中“三湖”治理是纳入国家计划的环境治理工作[10],而“三湖”中的太湖与巢湖就位于长江中下游地区,且均为浅水湖泊.面对国际上目前缺乏成功的可借鉴的经验情况下,必须加强我国在浅水湖泊富营养化方面的机理研究,为国家大规模地开展湖泊治理进行技术储备.本文在分析长江中下游湖泊富营养化过程的基础上,结合国际上有关浅水湖泊富营养化研究与治理的认识与实践,探讨我国浅水湖泊富营养化治理的可能途径与技术方案.1长江中下游地区湖泊富营养化的发展状况与人类活动影响分析1.1湖泊富营养化状况长江中下游地区是目前我国淡水湖泊最集中的区域,而且绝大多数为浅水湖泊.在改革开放以前,该地区山青水秀,许多地区如苏南太湖地区均是有名的鱼米之乡.伴随着近20年来经济发展,湖泊水环境日趋恶化,不少湖泊富营养化形势严峻,水质性缺水在很多地区已经严重制约了地方经济的可持续发展.纵观诸湖泊的富营养化状况,主要有以下几个特点.(1)富营养化范围扩大、程度加剧、进程加快20世纪80年代以前,长江中下游地区的浅水湖泊除一些城郊湖泊以外,普遍水质较好.80年代后期至今,大部分湖泊已经呈现中营养或中富营养化以上水平[11,12],有些湖泊已达超重富营养化,如巢湖、武汉东湖[10,13].一些原本处于中营养化水平的湖泊如固城湖, 2000年监测表明已经达中富营养化[14].以太湖为例(表1)[15～18],按现行的《地面水环境质量标准(G B3838-88)》,太湖在20世纪60年代属Ⅰ～Ⅱ类水体;70年代发展至Ⅱ类;80年代初平均为Ⅱ～Ⅲ类;80年代末则全面进入Ⅲ类,局部Ⅳ和Ⅴ类;90年代中期平均已达Ⅳ类,1/3湖区为Ⅴ类[10].表现为平均每10年左右水质下降一个级别,近10多年下降速度明显加快.这种变化在80年代以前表现为以TN和COD Mn增加为主,与当时的区域农业生产发展密切相关;80～90年代以P和叶绿素的显著增加为特征,受流域内城市化发展和生活水平提高的影响显著.从营养状态来看,太湖在20世纪60年代处于贫中营养水平,至80年代达贫中～中营养水平[17],90年代初上升到中富营养,至2000年已以富营养化为主,监测表明,2000年全年平均太湖29%为中富营养水平,71%已达富营养水平[18].表1太湖水体主要环境指标变化单位:mg/LTab.1Changes of main environmental indexes in Taihu Lake年份总无机氮(TIN)总氮(TN)总无机磷(PO432P)总磷(TP)化学耗氧量(COD) 1960[15]0.05-0.02- 1.90 1981[16]0.8940.900.014- 2.83 1988[16] 1.115 1.840.0120.032 3.30 1992[17]- 2.87-0.08 3.71993[17]- 2.62-0.09 4.319943 1.135 2.050.0100.086 5.7719953 1.157 3.140.0110.111 5.5319983 1.582 2.340.0070.085 5.0319993 1.79 2.570.0040.105 4.99 2000[18]- 2.54-0.10 5.283中国科学院太湖湖泊生态试验站在太湖14个样点的平均数据.(2)湖泊藻类种群演替、数量上升、水华蔓延水生植被在浅水湖泊生态系统自然演替过程中具有特殊意义.过去,长江中下游湖泊水生高等植物茂盛,湖水清澈,水质较好.近40年来,受围垦、水产养殖、入湖污染物负荷增加等影响,水生植被大量萎缩.在富营养化较严重的湖泊中,藻类已经完全替代高等植物成为优势种群.在太湖,近40年来,水质不断恶化,伴随营养状态向富营养化转变,除东太湖外,水生植被严重退化,而藻类数量不断上升,但藻类种群数减少[19].从藻类演替来看,武汉东湖在富营养化初期(20世纪50年代)主要优势种为甲藻、绿藻,到富营养化中期(60～70年代),演替为绿藻和蓝藻为主,进入80年代优势种为蓝藻,进入重富营养化时期[13].伴随着富营养化程度的加剧,水华现象频繁发生,损失巨大,在太湖[21]、巢湖[12]、淀山湖[21]等地爆发的蓝藻水华,已经严重影响工农业生产和居民生活.在太湖,随着富营养化进程的加快,梅梁湾、竺山湖、西太湖沿岸等水域蓝藻水华频频发生,到了90年代,在太湖南部和东部也开始出现较明显的水华[19,20].1.2湖泊富营养化发生原因长江中下游地区湖泊多为浅水湖,理论上不会发育贫营养型湖泊,这与其洪泛平原的背景有关.在人类活动影响之前,这些营养充分的湖泊之所以没有呈现富营养化的态势,主要得益于大量的湿地与水生植被的发育.正是由于水生植物的存在,一方面有效地削减了排入湖中的外源营养盐负荷,同时又大量地遏制底泥中营养盐的释放.在美国Okeechobee 湖,无水生植被的敞水区与有水生植被发育的湖滨区TP 的浓度分别为0.095mg/L 和5～10mg/L [24].湖泊富营养化的主要表现就是湖泊内TN ,TP 含量过高,超过湖体的自净能力.人类出于经济生产的需要,忽视自然规律,一方面以点、面源形式通过河渠、径流等水文过程向湖体排放工业、生活和农业废水,另一方面又采取种种措施破坏水生植被(如水产养殖)、缩小湖体自净容量、在沿岸带进行各种工农业生产活动(如围垦、筑堤),从而加剧了湖泊富营养化进程.随着流域内工业化、城市化和农业生产水平(表现为化肥的大量使用)的发展,用水量和废污水排放量相应增加.不同地区的湖泊,其营养盐来源与流域社会经济发展水平密切相关.据统计,在巢湖流域(1995年),63%的TN 和73%的TP 来自于农业面源污染[10];而在太湖流域(1994年),60%的TN 来自生活污水,TP 来自农业面源和生活污水分别占37.5%和25%[10].工业的发展和人民生活水平的提高,直接导致了用水量的增加,在污水处理能力远远落后的情况下,入湖营养盐总量逐年增加并不意外.以太湖流域无锡市[25]为例,1980～2000年,生活用水总量从8.03×104t/d 提高到30.1×104t/d ;同期生产用水量就从1980年的4116×104t /a ,增加到2000年的8519×104t /a ,而目前无锡市区城市污水处理率也仅42.5%(2000年),包括郊县在内的城镇生活污水处理率仅27.5%.另一方面,肥料流失是农业面源的主要形式.随着工农业生产的发展,特别是乡镇工业异军突起,土地利用结构发生了很大变化,人地矛盾进一步恶化.在大量耕地流失的同时,为保证农业(粮食)的总产出在总量上的相对稳定,除依靠科技进步外,不得不借助于农业投入的增加如大量施用化肥、农药和除草剂.在无锡[25],化肥投入对水稻、小麦产出增长的贡献额分别达10.3%和3419%,每年化肥使用量已由80年代中后期的25kg/hm 2增加到45kg/hm 2,仅水稻田约12%～17%的氮素会随径流流失.5913期 秦伯强:长江中下游浅水湖泊富营养化发生机制与控制途径初探691湖 泊 科 学 14卷近几十年以来,由于过分地强调改造自然,满足人口增加的物质需要,对湖泊资源的开发利用处于过度的状态,在长江中下游平原,主要表现为修堤筑坝、围垦造田和水产养殖.堤坝建设可以防洪兴利,围垦增加耕地,养殖提供水产……种种眼前利益曾几何时让人们欢欣鼓舞,而随之而来的湖滨湿地大面积受到破坏,入湖营养盐大量增加.在“千湖之省”的湖北江汉平原,20世纪50年代的湖泊有609个,至80年代仅存309个,面积减少2657km2;洞庭湖在建国初期有4350km2,因围垦面积减少到2432km2,太湖流域自解放以来,累计围垦湖泊面积达529km2[4].围垦后的湖泊或湿地,在挖渠排水后,改造成农田.由原来的减少营养盐入湖功能改变成增加营养盐输入功能.因此,人类活动不仅在源源不断地向湖泊中排放污染物,同时,又通过对湿地等环境的破坏减少了营养盐的输出途径,从而加剧湖泊富营养化的发展趋势.2对浅水湖泊富营养化发生机制与控制途径的若干认识湖泊富营养化问题的研究与治理开展得比较早[8],到目前为止,富营养化控制的方法主要有四大类:营养盐控制、直接除藻、生物调控和生态工程修复[26].但是,由于对浅水湖泊富营养化机制认识不足,这些措施在浅水湖泊的实践,效果并不如意.如日本[27]、美国[24,28]、匈亚利[29]、丹麦[30],以及其他国家的富营养化浅水湖泊[31～39],包括中国的太湖、巢湖等湖泊.在对经验和教训的反思过程中,人们逐渐认识到浅水湖泊的特殊性和复杂性,富营养化控制将是一项长期的系统工程,不可一蹴而就.2.1浅水湖泊中蓝藻水华对外源营养盐控制反映迟缓在浅水湖泊富营养化控制的过程中,人们发现湖泊生态系统,特别是在富营养化的浅水湖泊成为优势种的蓝藻对于外源性营养盐的控制反映迟缓,有的湖泊几乎没有反映[29,40].从而使得所有希望通过控制外源性营养盐来控制蓝藻水华的努力难以奏效.蓝藻水华是全世界关注的湖泊富营养化控制的焦点.目前,产生水华的主要是蓝藻门(Cyanophyta),特别是微囊藻(Microcystis)和鞭毛藻(Dinoflagellates)[27],二者都具有较强的上浮和下沉功能.在浅水湖泊中,有规律的动力扰动使得其中的光照与营养盐浓度梯度发生昼日变化,其他外部动力扰动(风、浪等)产生的变化,也导致营养盐分布和光照不断变化.在这种环境下,即便是营养盐并不十分充分,蓝藻其特有的上浮和下沉功能可以顺应其环境变化而迁移[41].由于蓝藻具有这种竞争优势,在富营养化的浅水湖泊中出现暴发性的生长是预料之中的.值得注意的是,目前有报道出现蓝藻水华的湖泊,其营养盐浓度范围大致相近,即TN在1～10 (20)mg/L,TP在0.01～0.1(0.2)mg/L.而氮磷比值可以判断其中起限制作用的营养元素.如果一个湖泊的营养盐浓度在此范围以外,往往很难再看到蓝藻水华的发生.2.2浅水湖泊中动力扰动对湖泊生态环境起着复杂而深远的影响富营养化浅水湖泊在外源性营养盐控制的情况下,其水体中的营养盐浓度变化同蓝藻浓度一样响应迟缓.这也同水体较浅、湖泊沉积物在营养盐赋存、降解和释放等循环过程中扮演着重要角色等因素关系密切.尤其需要指出的是动力过程的作用.风浪过程(特别是波浪过程,在浅水湖泊的底泥悬浮过程中,约70%的动力作用来自风浪过程)导致底泥的悬浮.浅水湖泊底泥悬浮导致释放的问题国际上研究较少.只是近年才有一些有关的报道.位于美国佛罗里达州的Apoka湖是一个浅水湖泊(面积125km2,平均水深1.7m)也是一个极富营养化的湖泊(TP达0.186mg/L;TN达4.488mg/L;Chl2a为0.106mg/L)[28].研究发现动力作用在湖泊内源磷循环中扮演着非常重要的作用[42].风浪将沉降在湖底的浮游植物悬浮起来[28],也将位于沉积物最顶部的8cm 的底泥中的可溶性磷(SRP )释放出来.同样地,位于顶部8cm 的底泥中的有机物质也常常被氧化.在美国佛罗里达州的另一个浅水湖泊O 2keechobee 中,也发现了相类似的情况[43].实际情况可能要复杂得多.因为研究发现在悬浮物浓度较低(<2g/L )和溶氧较低的情况下(<1mg/L ),沉积物P 的释放可以达到静态的浓度扩散的8～16倍.但是,在低悬浮物浓度和高溶氧条件下,悬浮物可能吸附溶解性的营养盐而沉入水底.实验室实验研究发现对氨氮而言,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[42].在Apoka 湖的研究也发现了动力悬浮对SRP 的作用没有氮的作用显著,悬浮导致的SRP 浓度远较没有悬浮情况下的SRP 浓度为高;在该湖不同地点采取的底泥柱状样中,孔隙水中的N H 42N 和SRP 的浓度在表层8cm 之后的沉积物中呈现明显的浓度随深度的变化而增加的情况[42],这种情况在太湖的底泥孔隙水营养盐浓度的垂直变化中也存在[44].对丹麦的Arreso 湖(面积41km 2,平均水深2.9m )的野外调查发现,动力悬浮产生的营养盐浓度增加可以达到原先的20～30倍的数量级,统计显示,悬浮颗粒浓度与TP 、风速相关程度较好,沉积物中的有机物含量随深度的增加而减少,而SRP 的浓度(主要为N H 4Cl 2P )随深度的增加而增加[34].在Apoka 湖和Okee 2chobee 湖,沉积物中P 的形态主要为Fe 2和Al 2结合态的磷,或者是Ca 2或Mg 2结合态的磷.前者较易为生物利用,而后者较为稳定.在Apoka 湖,表层0～30cm 中,可溶性的及较易吸收的P 占TP 的10%～24%,而在深层(134～138cm ),较易吸收的P 占TP 的比例不到1%.大部分为不可吸收的P [45];在Okeechobee 湖,底泥中不可吸收的P 占多数,可吸收的P 仅占2%,但是在湖滨地区,可吸收的P 比例上升到占TP 的10%～17%[45].氧化还原环境对沉积物中P 的形态转化有非常大的影响.在氧化环境下,活性P 的浓度将减少;在还原环境下则增加;同样地,酸性环境(p H <5)有利于活性态P 的浓度增加;这中间Fe 与磷的结合在氧化环境下将增加,预示着Fe 是调节P 形态的重要环境要素[46].总之,在浅水湖泊中,有机颗粒物质在底泥的掩埋产生的还原环境中发生降解,析出进入孔隙水,动力悬浮使得表层的数厘米至数十厘米底泥发生悬浮,底泥孔隙水中营养盐发生释放,在风浪过程结束后,悬浮沉积物沉降至湖底,有机物继续降解等待下一次风浪的来临.正是由于浅水湖泊这一特性,使得湖泊富营养化控制在进行外源控制的同时,必须重视对湖内营养盐,即内源负荷的控制.事实上,Okeechobee 湖沉积物中P 的累积速率在20世纪较19世纪增加了一倍.而在20世纪下半叶,较上半叶增加了四倍,从1910年的250g/(m 2・a )增加到80年代的1000g/(m 2・a )[24,47].显然,这些富含营养盐的沉积物,将源源不断地向湖体输送营养盐.2.3浅水富营养化湖泊的治理必须营养盐控制与水生植被恢复并举当前,无论国内和国际上,对于富营养化湖泊外源性营养盐的控制都给予了足够的重视。
长江中下游湖泊沉积物的关键脱氮过程及其影响因素研究
长江中下游湖泊沉积物的关键脱氮过程及其影响因素研究沉积物硝化-反硝化作用的最终产物是氮气和一氧化二氮,能将氮素永久地移出,是水域生态系统的关键脱氮途径。
长江中下游是我国湖泊分布最为广泛的区域之一,且湖泊富营养化比例高达85.9%,研究其湖泊沉积物关键脱氮过程及其影响因子,对富营养化治理具有非常重要的意义。
影响沉积物脱氮途径的因素可分为两类:一是非生物因素,包括可用的温度、氮源、碳源以及环境的溶氧量等;二是生物因素,包括沉水植物和微生物群落等。
这两类因素对脱氮途径的调控可以分为两种情形:一是近端控制,即环境因子直接且实时影响微生物氮循环的相关酶活性;二是远端控制,即环境因子通过影响氮循环相关微生物的群落结构来影响相关酶活性,这个过程作用时间较近端控制长。
尺度效应在生态学研究中尤其重要,而流域土地利用对湖泊生态系统的影响越来越受到关注。
本文以长江中下游湖泊为研究对象,运用流域尺度野外调查、单个典型湖泊案例研究以及室内受控试验相结合的研究方法,对沉积物脱氮途径进行了研究,主要结果如下:1.选取长江中下游22个湖泊为研究对象,调查了沉积物反硝化能力及其功能基因丰度、水质、沉积物理化性质、沉水植被,并据此分析了沉积物反硝化作用的影响因素。
结果表明,湖泊的非生物和生物因素均表现出明显的异质性,沉积物的反硝化作用相应的呈现出显著空间变化。
方差分解的结果显示,水质是影响沉积物反硝化作用的主要因素。
路径分析的结果揭示,水质对沉积物反硝化作用同时有直接或间接影响,其直接影响强于间接影响。
生物因子(相关微生物和沉水植物群落结构)并不能解释湖泊沉积物的反硝化能力。
因此,长江中下游湖泊中,非生物环境因子是沉积物脱氮途径的主要影响因素。
2.长江中下游10个代表性湖泊中,超富营养湖泊沉积物的硝化作用略高于富营养和中富营养湖泊。
硝化作用速率与水质、沉积物理化性质显著相关。
路径分析结果表明流域土地利用对沉积物硝化作用有间接影响,沉积物总氮含量可以解释其间接影响的55-60%。
长江中下游浅水湖沉积物对磷的吸附特征_吸附等温线和吸附_解吸平衡质量浓度
收稿日期:2004-10-08基金项目:国家重点基础研究发展计划项目(2002C B412300)作者简介:庞燕(1970-),女,山西榆次人,助理研究员.长江中下游浅水湖沉积物对磷的吸附特征———吸附等温线和吸附Π解吸平衡质量浓度庞 燕1,金相灿1,王圣瑞1,孟凡德1,2,周小宁1(1.中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地,北京 100012;2.首都师范大学资源环境与旅游学院,北京 100037)摘要:研究了长江中下游几个浅水湖泊表层沉积物磷吸附等温线和沉积物对磷的吸附Π解吸平衡质量浓度。
结果表明:沉积物对磷的吸附等温线同时符合Langmuir 模型和Freundlich 模型。
据Langmuir 模型计算,沉积物对磷的吸附容量为01122～01893mg Πg ,且吸附容量与Al 2O 3,TFe 2O 3和有机磷(O -P )的含量均有较好的正相关关系。
沉积物对磷的吸附存在吸附Π解吸平衡点,不同沉积物在该点质量浓度为0102～0145mg ΠL ,有较大差异。
该值与沉积物中总磷及无机磷有很好的正相关关系,与铁Π铝磷及有机磷和有机质含量也有较好的正相关关系,而与钙磷及氧化钙只有较弱的正相关关系。
结果还表明:富营养化严重的湖泊,沉积物有向上覆水释放磷的趋势。
关键词:浅水湖泊;沉积物;磷;等温吸附;吸附Π解吸平衡质量浓度中图分类号:X132,X524 文献标识码:A 文章编号:1001-6929(2004)S0-0018-06Characters of Pho sphorus Sorption in Sediment of Shallow Lake s in theMiddle and Lower Reache s of the Y angtze River :Sorption Isotherms andAdsorption 2De sorption Equilibrium Ma ss ConcentrationPANG Y an 1,J I N X iang 2Can 1,W ANG Sheng 2Rui 1,ME NG Fan 2de1,2,ZH OU X iao 2Ning1(1.Research Center of Lake Environment ,Chinese Research Academy of Environment Sciences ,Beijing 100012,China ;2.C ollege of Res ource ,Environment and T ourism ,Capital N ormal University ,Beijing 100037,China )Abstract :S orption is otherms of phosphorus and the phosphorus ads orption 2des orption equilibrium mass concentration on sur face sediments taken from the shallow lakes along the middle 2lower reaches of the Y angtze River were determined in laboratory.The results indicated that ads orption is otherms curves were fitted to Langmuir equation as well as Freundlich equation.Based on Langmuir equation calculation ,ads orption capacities varied from 01122to 01893mg Πg ,showing g ood affinities for Al 2O 3,TFe 2O 3and O 2P.Phosphorus ads orption 2des orption equilibrium concentration was different on different sediments ,and it varied from 0.02to 0.45mg ΠL.This concentration was significantly and positively correlated to total phosphorus and inorganic phosphorus ,and preferably to Fe (Al )2P ,O 2P and organic matters ,but in feriorly to Ca 2P and CaO.The result als o indicated that the sedi 2ment from heavy eutrophic lakes had the trend to release phosphorus into the overlying water.K ey w ords :shallow lake ;sediment ;phosphorus ;is otherm s orption ;ads orption 2des orption equilibrium mass concentration 湖泊沉积物中的磷对湖泊系统的初级生产力和湖泊的营养状况有着重要影响。
养殖湖泊底泥对氨氮的吸附特性研究
141科技资讯 S CI EN CE & T EC HNO LO GY I NF OR MA TI ON 能源与环境氨氮在湖泊沉积物-水体界面的迁移和转化是一个复杂的生物化学过程,在富氧条件下,沉积物库中的有机化合物经矿化作用,生成NH 4+扩散进入上覆水体中,提高水体氨氮浓度;而上覆水中的氨氮离子等也能反向扩散进入沉积物种,即发生沉积物对无机氨氮的吸附,且在整个交换过程中氮素主要以氨氮的形式存在[1]。
特别是在外源氮存在的情况下,由于外源输入污染物的输入通量较大,来不及降解的污染物直接进入沉积物,沉积物就成为湖泊污染物质的“汇”[2～4]。
因此,研究湖泊底泥对氨氮的吸附特征对于改善和治理湖泊的富营养化状况是十分必要的。
本试验所采得样品为孝感市王母湖与野猪湖两大养殖湖泊,其中野猪湖属于分块养殖而王母湖尚属未分割。
1 实验材料与方法1.1样品采集和处理在王母湖和野猪湖2个湖中用彼得森底泥采样器采集表层10cm的沉积物,风干后经实验室冷冻干燥,测定有机质含量、阳离子交换量以及总氮。
所用器皿均用稀盐酸浸泡过夜,所用药品均为分析纯。
1.2实验方法1.2.1吸附动力学试验称取沉积物干样1.5g 若干份,加入20mg/L的氯化铵溶液50mL,在室温下震荡离心,每隔10min取出离心管并在5000r/min 条件下离心5min,上清液用0.45um滤膜抽滤,用纳氏试剂法测定其氨浓度。
1.2.2吸附热力学试验称取沉积物干样0.5g 若干份,加入20mg/L的氯化铵溶液50mL,在室温下离心震荡2h,取出离心管在5000r ·min条件下离心5min,取上清液过0.45um滤膜抽滤,测定滤液中氨的浓度。
2 结果与分析底泥基础数据如下(如表1)。
从表1可以看出,野猪湖的有机质含量和阳离子交换量都比王母湖要高,而pH 则略低于王母湖,相对呈弱酸性。
2.1浓度对底泥吸附氯化铵的影响(如图1)图1显示的是浓度对野猪湖和王母湖土壤吸附氨氮的折线图,由此我们可以看出,两个湖曲线特征基本一致,都是先上升再到趋近平稳。
浅水湖泊沉积物-水界面可交换态氮赋存特征
浅水湖泊沉积物-水界面可交换态氮赋存特征燕文明;黄列;刘凌;吴挺峰;王汗【摘要】以可交换态氮(EN)为主的负荷是湖泊水质的决定参数之一.以里下河地区受到不同人类活动方式影响的九龙口、大纵湖、蜈蚣湖和得胜湖4个浅水湖泊为研究对象,通过现场调查采样与实验测试方法,分析其沉积物-水界面中总氮(TN)和EN的分布特征.结果表明,EN的分布受人类活动方式影响明显;沉积物中的生物和微生物活动频繁,上覆水、间隙水和沉积物中的EN含量较低.另外,沉积物-水界面处的氧化还原条件对表层沉积物中EN的分布也有影响.%The Nitrogen load,which is mainly composed of exchangeable nitrogen,is one of the determinants of lake water quality.Four shallow lakes of Jiulong Kou,DazongLake,Wugong Lake and Desheng Lake,which are affected by different human activities in Lixiahe area,are selected as study objects,the distribution characteristics of total nitrogen and exchangeable nitrogen in sediment-water interface are analyzed by field investigation and experiment.The results show that,(a) the distribution of exchangeable nitrogen is significantly affected by human activities;and (b) as the biological and microbial activities in sediments are frequent,the content of exchangeable nitrogen in overlying water,interstitial water and sediments are low.In addition,the redox conditions at sediment-water interface also influence the distribution of exchangeable nitrogen in surface sediments.【期刊名称】《水力发电》【年(卷),期】2017(043)005【总页数】5页(P5-9)【关键词】赋存特征;可交换态氮(EN);沉积物-水界面;浅水湖【作者】燕文明;黄列;刘凌;吴挺峰;王汗【作者单位】河海大学水文水资源与水利工程科学国家重点试验室,江苏南京210098;河海大学水文水资源与水利工程科学国家重点试验室,江苏南京210098;南京地理与湖泊研究所,江苏南京210008;河海大学水文水资源与水利工程科学国家重点试验室,江苏南京210098;南京地理与湖泊研究所,江苏南京210008;河海大学水文水资源与水利工程科学国家重点试验室,江苏南京210098;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】X524浅水湖泊是沉积物-水-生物等多介质相互作用的典型生态系统,具有水浅面阔、易受人类活动影响、易污染等特点。
滇池表层沉积物铵态氮吸附特征
滇池表层沉积物铵态氮吸附特征邓伟明;徐晓梅;陈春瑜;何佳;许迪;王丽【摘要】为研究滇池内源污染特征,2013年利用GIS软件针对滇池全湖布设36个采样点,采集表层沉积物,研究滇池表层沉积物铵态氮(NH4+-N)吸附特征,同时分析沉积物的理化性质对NH4+-N吸附特性的影响.结果表明:滇池表层沉积物对NH4+-N的吸附量在前2h之内呈增长趋势,吸附速率较大,之后沉积物对NH4+-N的吸附量不随时间变化而变化,基本达到平衡,最大吸附速率均发生在0～5 min 内;不同区域表层沉积物NH4+-N最大吸附速率平均值表现为:外海南部＞湖心区＞外海北部＞草海,最大吸附量平均值表现为:湖心区＞外海南部＞外海北部＞草海,吸附效率平均值表现为:外海北部＞草海＞湖心区＞外海南部;沉积物对NH4+-N 的吸附量与NH4+-N的初始浓度大致呈线性关系,并且低浓度下表现出很好的吸附/解吸特征;滇池表层沉积物NH4+-N的吸附解吸平衡浓度(ENC0)高于上覆水中NH4+-N浓度,表明沉积物中NH4+-N有向上覆水中释放的风险,沉积物在很长一段时间内起到水体污染“源”的作用;ENC0与沉积物中总氮、NH4+-N含量呈显著正相关,本底吸附量和有机质总量呈显著负相关,沉积物吸附NH4+-N主要受有机质的影响.【期刊名称】《湖泊科学》【年(卷),期】2016(028)001【总页数】11页(P75-85)【关键词】滇池;沉积物;铵态氮;吸附【作者】邓伟明;徐晓梅;陈春瑜;何佳;许迪;王丽【作者单位】昆明市环境科学研究院湖泊水库中心,昆明650032;昆明市环境科学研究院湖泊水库中心,昆明650032;昆明市环境科学研究院湖泊水库中心,昆明650032;昆明市环境科学研究院湖泊水库中心,昆明650032;昆明市环境科学研究院湖泊水库中心,昆明650032;昆明市环境科学研究院湖泊水库中心,昆明650032【正文语种】中文在水环境氮素的循环中，沉积物-水界面硝态氮-N)和铵态氮-N)的扩散通量起非常重要的作用[1-2]，在溶解氧充足的条件下，沉积物中的有机氮化物经矿化作用，生成和等离子扩散进入上覆水体中，增加水体氮浓度；同时水体中和等无机离子也会逆向扩散至沉积物中，吸附在沉积物颗粒物上.即表层沉积物对氮素的吸附和解吸过程是双向可逆过程，并且在整个循环交换过程中氮素主要以-N形式存在[3-4]。
湖泊中铵氮的作用
湖泊中铵氮的作用
湖泊中铵氮的作用
湖泊是自然界中重要的水体，它们不仅是生态系统的重要组成部分，
还为人类提供了许多重要的资源。
然而，湖泊中的铵氮含量却可能对
生态系统造成负面影响。
本文将探讨湖泊中铵氮的作用及其影响。
首先，铵氮是一种重要的营养物质，它是植物生长所必需的。
在湖泊中，铵氮可以通过自然过程或人为活动进入水体。
例如，湖泊周围的
农业活动可能会导致化肥和其他污染物进入水体，从而增加铵氮的含量。
此外，湖泊中的有机物质分解也会产生铵氮。
然而，湖泊中过高的铵氮含量可能会对生态系统造成负面影响。
首先，过多的铵氮会导致水体富营养化，从而促进藻类和其他植物的生长。
这些植物会消耗水中的氧气，从而导致水体缺氧。
缺氧会导致鱼类和
其他水生生物死亡，从而破坏生态系统的平衡。
其次，过多的铵氮还会导致水体中的氮气排放增加。
氮气是一种温室
气体，它会导致全球气候变暖。
因此，湖泊中过高的铵氮含量可能会
对全球气候造成负面影响。
为了减少湖泊中铵氮的含量，我们可以采取一些措施。
首先，我们可以减少周围农业活动的污染。
例如，使用有机肥料而不是化肥，减少农药的使用等。
其次，我们可以加强湖泊管理，例如定期清理湖泊中的污染物，控制湖泊周围的建筑和工业活动等。
最后，我们可以加强公众教育，提高人们对环境保护的意识，从而减少人为活动对湖泊的影响。
总之，湖泊中的铵氮含量对生态系统和全球气候都有重要影响。
我们应该采取措施减少湖泊中铵氮的含量，保护生态系统和地球环境。
养殖湖泊底泥对氨氮的吸附特性研究
养殖湖泊底泥对氨氮的吸附特性研究养殖湖泊底泥是指养殖活动中堆积在湖泊底部的沉积物，它对湖泊水环境有重要影响。
其中一种重要的环境指标是氨氮，它是养殖废水中的一种有害物质。
研究养殖湖泊底泥对氨氮的吸附特性，可以为湖泊底泥管理提供理论依据。
本文将基于相关文献，从养殖湖泊底泥的氨氮吸附机制、底泥特性及其对氨氮的吸附影响等方面进行论述。
首先，养殖湖泊底泥的氨氮吸附机制。
底泥是湖泊生态系统的重要组成部分，其吸附氨氮的机制主要包括物理吸附、吸附、解吸和生物转化等过程。
其中物理吸附是指氨氮分子与底泥颗粒间的物理相互作用，如范德华力等；化学吸附是指氨氮与底泥颗粒表面上的有机质、矿物质发生化学反应，产生吸附；解吸是指底泥对吸附的氨氮分子的释放过程；生物转化是指底泥中的微生物通过吸附、解吸、转化等生物过程，对氨氮进行吸附和释放。
其次，养殖湖泊底泥的特性对于氨氮的吸附影响。
底泥的物理性质、化学性质和生物性质等特性都会影响氨氮的吸附。
物理性质方面，底泥的颗粒大小、比表面积等特性会直接影响氨氮的吸附速率和吸附量。
化学性质方面，底泥中的有机质和矿物质含量会影响氨氮的吸附行为，有机质对氨氮吸附具有较高的亲和力，而矿物质表面的吸附位点可以提供吸附部位。
生物性质方面，底泥中的微生物可以通过生物转化作用对氨氮进行吸附和释放，其中包括氨氧化细菌和反硝化细菌等。
最后，通过船载采样、实验室分析和数学模型等方法对养殖湖泊底泥的吸附特性进行研究。
船载采样可以获得养殖湖泊底泥的样品，实验室分析可对底泥的物理、化学和生物特性进行测试，数学模型可以对吸附过程进行模拟和预测。
通过综合运用这些方法，可以深入研究底泥对氨氮的吸附特性与机制，为养殖湖泊底泥管理提供理论指导。
综上所述，养殖湖泊底泥对氨氮的吸附特性研究涉及了吸附机制、底泥特性和吸附影响等方面。
深入研究底泥的吸附特性，对于湖泊底泥管理和环境保护具有重要意义。
未来的研究可以进一步探讨底泥吸附氨氮的影响因素和机制，为湖泊底泥管理提供更加科学的方法和措施。
长江中下游静态水体污染后底泥吸附方式与内源污染治理
沿 长 江 中下 游 两 岸 分 布 的 河 间 洼 地 积 水 区 （ 泊 ） 湖 、 废 弃 的河 道 （ 轭 湖 ） 及河 漫 滩 上 的沉 积 。 采 样 点 牛 以
３ １ 吸 附 物 的种 类 ．
维普资讯
水 资 源保 护 口２ ０ ０ ２年 第 ３
பைடு நூலகம்
长 江 中下 游 静 态 水 体 污 染 后 底 泥 吸 附 方 式 与 内 源 污 染
治 理
易朝 路
（ 京 大学 城市 与 资源 学 系 ， 苏 南 京 南 江 ２０ ９ ） １０３
摘要 ： Ｐ 和 ｃ 确 定长江 中下游静 态水体表层底 泥的年 代 ， 用 ｍｂ ｓ 采用 Ｓ Ｍ 方法观察 底 泥的吸 附类型和 形 态， Ｅ
用 电子 探 针 和 能 谱 仪 等 分 析 其 化 学 成 分 ， 以底 泥 的 粘 土矿 物 、 机 质 碎 屑 和 砂 矿 物 吸 附程 度 作 为 确 定底 泥 污 有
染程度 的判 另 指标 ， 为 ＂底 泥 中的砂矿物表 面吸 附污染物 形成膜后 ， ・ Ｊ 认 － ３ 内源污染严重 ， 染物 易重新排放 。 污 关 键 词 ： 泥 污 染 ；Ｅ 长 江 中 下 游 ； 态 水 体 底 Ｓ Ｍ； 静 中 图分 类 号 ： ７０ １ Ｘ ３ ． 文献 标 识 码 ： Ａ 文章 编 号 ：０ ４ ６ ３ （０２ ０ —ｏ，— ３ １０ —９ ３ ２ｏ ）３ ０２ ０ ４
采 用 文 献 ［６ 描 述 的 方 法 ， 实 验 室 用 电 渗 析 切 刀 １］ 在
纵 向剖 切 样 品 ， 干 冻 法 和 丙 酮 处 理 使 样 品 脱 水 干 用 燥 后 不 变形 。 先 按 肉 眼 观 察 结 果 来 描 述 岩 相 特 征 ， 后 每 厘 然 米 抽 取 一 个 小 样 。 根 据 微 结 构 分 析 和化 学 成 分 分 析
污染河水中氨氮对浅层地下水的影响
污染河水中氨氮对浅层地下水的影响李志萍;张金炳;屈吉鸿;沈照理【期刊名称】《地球科学：中国地质大学学报》【年(卷),期】2004(29)3【摘要】氨氮是目前地表水和地下水的一个重要污染源 .室内试验选用 3种天然砂土作为渗透介质 ,以生活污水模拟污染河水 ,经过近 1 0个月的土柱试验 ,发现氨氮在粗砂中第 1 7天达吸附饱和 ,第 1 8— 1 4 0天去除率小于 1 0 % ,在中砂中第 1 30—1 4 0天吸附饱和 ,以后均发生解吸出水浓度大于进水浓度 .野外实验凉水河的氨氮浓度为 4 6 .86mg/L和 2 6 .95mg/L时 ,地下水的氨氮浓度均小于 1 .10mg/L ,表明凉水河对地下水的实际影响不如室内大 ,原因是底泥、河床下部渗透介质的厚度和岩性以及河水渗漏量的影响 .排污河还清试验表明 ,排污河清淤、灌入清水后 ,会很明显地把排污河下部渗透介质中的氨氮带到地下水中。
【总页数】6页(P363-368)【关键词】排污河;氨氮;地下水【作者】李志萍;张金炳;屈吉鸿;沈照理【作者单位】华北水利水电学院岩土工程系;中国地质大学水资源与环境工程学院【正文语种】中文【中图分类】P641.73;X703【相关文献】1.奎河两岸污灌区浅层地下水氮污染特征及同位素示踪分析 [J], 王锦国;李群;王碧莹;章颖2.奎河铜山段两岸浅层地下水铵氮污染特征研究 [J], 章颖;王锦国3.浅层地下水中的氮含量与地下水污染敏感性--以石家庄市为例 [J], 赵俊玲;段光武;韩庆之;陈辉4.重庆西部红层浅层地下水中“三氮”污染现状及影响因素分析 [J], 赵丽;张韵;张丹;郭劲松;敖亮5.含铁锰、氨氮浅层地下水污染物控制技术 [J],因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
东昌湖补水过程中氮的变化及沉积物对氨氮的吸附-解吸特征研究
The water supply had a great influence on lake zones near the water inlet, the migration and transformation of different nitrogen forms was mainly affected by the exogenous water supply, adsorption of particulate matters and the function of nitrifying bacteria, ammonifying bacteria. The influence of ammonia nitrogen by suspended sediments of the Yellow River was biggest. The suspended sediments played an importantly positive role in the migration and transformation of nitrogen and reducing the nitrogen pollution load. (2) The content of transferable nitrogen is high, then the probability of lake eutrophication caused by internal nitrogen release in sediments is bigger. The content of total transferable nitrogen (TTN) is between 214.01~440.47 mg/kg, the percentage of TTN/TN is between 18.86%~59.20%. The content of TTN inⅠand Ⅲ lake zones is higher than other lake zones, because the two lake zones are more closer to the water inlet, then sediments are influenced perennially by the Yellow River water. (3) There are big differences on the characteristics of different nitrogen exisiting forms and their abilities of participating in the nitrogen cycle. The rate of contribution of different nitrogen forms to TTN is in turn strong oxidant extractable form (SOEF-N) > weak acid extractable form (WAEF-N)> strong alkali extractable form (SAEF-N) > ion exchangeable form (IEF-N), IEF-N will be most easily release into the water, it is the largest contributor to the eutrophication of lakes, and its sources are more related with iron-manganese oxides. SAEF-N and SOEF-N may have the same outer origin. The granularity and organic matter of the sediments have a great influence on the content and distribution of different nitrogen forms. The untransferable nitrogen is mostly preserved in the fine silt (0.004~0.032mm). (4) The abilities of ammonia adsorption and fixation in sediments are increased as the increase of organic, the decrease of the granularity and a certain degree of disturbance. The component and content of clay minerals have a remarkable influence on the behaviour of ammonia adsorption-desorption in sediments, and the abilities of ammonia adsorption and fixation in sediments are increased as the increase of content of clay minerals. Sediments doped zeolite have the biggest abilities to adsorb and fix ammonia, and sediments doped kaoline have the smallest abilities. This is due to their
氨态氮对湖泊沉水植物的影响及应对策略
氨态氮对湖泊沉水植物的影响及应对策略李芸段如雁刘昌因代亮亮*(贵州省生物研究所，贵阳550009)摘要：氮是植物生长所必须的大量元素，对于湖泊沉水植物来说,氨氮是吸收氮元素的主要来源，因此湖泊中氨态氮的浓度对湖泊沉水植物的生长活动有着重要的影响，湖泊中氨态氮浓度过高或者过低都会胁迫沉水植物生长。
基于此本文对湖泊中氨态氮给沉水植物带来的影响以及有效的去除湖泊中氨态氮的方法进行综述,讨论湖泊中不同氨态氮浓度对沉水植物的胁迫的差异，总结得出可采取种植不同沉水植物的方式来丰富湖泊生态系统中物种多样性,这对于恢复湖泊沉水植物群落来说，具有一定的理论参考作用。
关键词：氨态氮；沉水植物；浓度;胁迫中图分类号：X-1文献标志码：AImpacts of ammonia nitrogen on submerged plantsin lakes and countermeasuresLi Yun,Duan Ruyan,Liu Changhong,Dai Liangliang(Guizhou Institute of Biology,Guiyang550009,China)Abstract:Nitrogen is an element necessary for plant growth.For submerged plants in lakes,ammonia nitrogen is the main source of nitrogen absorption.Therefore,the concentration of ammonia nitrogen in lakes has an important impact on the growth of submerged plants in lakes.Too high or too low concentration of ammonia nitrogen in lakes will stress the growth of submerged plants.Based on this, this paper summarizes the impact of ammonia nitrogen on submerged plants in lakes and the effective methods to remove ammonia nitrogen in lakes,discusses the stress difference of different ammonia nitrogen concentration on submerged plants in lakes,and concludes that different submerged plants can be planted to enrich species diversity in lake ecosystem,which is beneficial to the restoration of submerged plant communities in lakes.Keywords:ammonia nitrogen；submerged plants；concentration；stress湖泊富营养化是当今世界面临的水环境问题之一⑴。
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物 对 氨 氮 的 吸 附 基 本 达 到 平 衡 ， 这 和 前 人 的 ［５、１２］ 研 究
特征以及与其组成之间关系的报道并不多见。因此， 结果一致。
本 文 以 长 江 中 下 游 浅 水 湖 泊 １３ 个 沉 积 物 为 研 究 对
为了进一步分析沉积物对氨氮的吸附动力学特
象， 研究了沉积物对氨氮的吸附动力学和热力学特 征， 用吸附方程对吸附的过程进行拟合。常用的吸附
氮素在湖泊沉积物－ 水体界面的迁移和转化是一
个复杂的生物化学过程［１］， 在富氧条件下， 沉积物库中
＋
－
的有机氮化物经矿化作用， 生成 ＮＨ４、ＮＯ３等无机离
子扩散进入上覆水体中， 提高水体氮浓度和营养水
收稿日期： ２００６－ １１－ １１ 基金项目： 国家重点基础研究发展规划（９７３）项目（２００２ＣＢ４１２３０４） 作者简介： 王 娟（１９７９—）， 女， 河 南 南 阳 人 ， 博 士 研 究 生 ， 研 究 方 向 为
Ａｍｍｏｎｉｕｍ Ａｄｓｏｒ ｐｔｉｏｎ Ｃｈａｒ ａｃｔｅｒ ｉｓｔｉｃｓ ｏｎｔｏ ｔｈｅ Ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ ｆｒ ｏｍ Ｓｈａｌｌｏｗ Ｌａｋｅｓ ｉｎ ｔｈｅ Ｍｉｄｄｌｅ ａｎｄ Ｌｏｗｅｒ Ｒｅａｃｈｅｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｙａｎｇｔｚｅ Ｒｉｖｅｒ
ＷＡＮＧ Ｊｕａｎ１，２， ＷＡＮＧ Ｓｈｅｎｇ－ｒｕｉ２， ＪＩＮ Ｘｉａｎｇ－ｃａｎ２， ＺＨＵ Ｓｈｕ－ｑｕａｎ１ （１． Ｓｃｈｏｏｌ ｏｆ Ｃｈｅｍｉｃａｌ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ， Ｃｈｉｎａ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｍｉｎｉｎｇ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， Ｂｅｉｊｉｎｇ １０００８３， Ｃｈｉｎａ； ２． Ｓｔａｔｅ Ｅｎｖｉ－ ｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｆｏｒ Ｌａｋｅ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ Ｃｏｎｔｒｏｌ， Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｒｅｓｅａｒｃｈ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｓｃｉｅｎｃｅ， Ｂｅｉｊｉｎｇ １０００１２， Ｃｈｉｎａ） Ａｂｓｔｒ ａｃｔ： Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｋｉｎｅｔｉｃｓ ａｎｄ ｉｓｏｔｈｅｒｍｓ ｏｆ ａｍｍｏｎｉｕｍ ｏｎｔｏ ｔｈｅ １３ ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ ｔａｋｅｎ ｆｒｏｍ ｓｈａｌｌｏｗ ｌａｋｅｓ ｉｎ ｔｈｅ ｍｉｄｄｌｅ ａｎｄ ｌｏｗｅｒ ｒｅａｃｈｅｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｙａｎｇｔｚｅ Ｒｉｖｅｒ ｗｅｒｅ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄ， ａｎｄ ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｐｈｙｓｉｃａｌ ａｎｄ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｏｆ ｔｈｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ ｏｎ ｉｔｓ ａｍｍｏｎｉｕｍ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｃｈａｒａｃ－ ｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｗａｓ ａｌｓｏ ａｎａｌｙｚｅｄ． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｉｎｄｉｃａｔｅｄ ｔｈａｔ： ①Ｔｈｅ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ ａｍｍｏｎｉｕｍ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｏｎｔｏ ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ ｍａｉｎｌｙ ｏｃｃｕｒｒｅｄ ｗｉｔｈｉｎ ０￣２ ｈ， ｔｈｅｎ ａｔｔｅｎｄｅｄ ｔｏ ａ ｄｙｎａｍｉｃ ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍ； Ｔｈｒｅｅ ｋｉｎｅｔｉｃ ｍｏｄｅｌｓ ｃａｎ ｄｅｓｃｒｉｂｅ ｔｈｅ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ ｄａｔａ， ａｎｄ ｔｈｅ ｆｉｔｔｉｎｇ ｒｅｓｕｌｔｓ ｂｙ ｔｈｅ ｐａｒａｂｏｌｉｃ ｄｉｆｆｕ－ ｓｉｏｎ ｍｏｄｅｌ ａｎｄ ｔｈｅ ｓｉｍｐｌｅ Ｅｌｏｖｉｃｈ ｍｏｄｅｌ ｗｅｒｅ ｔｈｅ ｂｅｓｔ， ｔｈａｔ ｏｆ ｔｈｅ Ｆｉｒｓｔ Ｏｒｄｅｒ ｍｏｄｅｌ ｗａｓ ｔｈｅ ｗｏｒｓｔ； ②Ｔｈｅ Ｈｅｎｒｙ ｍｏｄｅｌ ｃａｎ ｗｅｌｌ ｄｅｓｃｒｉｂｅ ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｏｆ ｔｈｅ ａｍｍｏｎｉｕｍ ｓｏｒｐｔｉｏｎ ｉｓｏｔｈｅｒｍｓ ａｔ ｌｏｗ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓ， ａｎｄ ｔｈｅ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ－ ｄｅｓｏｒｐｔｉｏｎ ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ（Ｘ０） ｖａｒｉｅｄ ｆｒｏｍ ０．６０ ｔｏ ２．７７ ｍｇ·Ｌ－１；③Ｔｈｅ ｄａｔａ ｏｆ ｔｈｅ ａｍｍｏｎｉｕｍ ｓｏｒｐｔｉｏｎ ｉｓｏｔｈｅｒｍｓ ａｔ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｉｎｉｔｉａｌ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｒａｎｇｅｓ ｃａｎ ｂｅ ｆｉｔｔｅｄ ｂｙ ｔｈｅ ｌｉｎｅａｒ ｆｏｒｍ ｏｆ Ｌａｎｇｍｕｉｒ ｍｏｄｅｌ ｒｅｍａｒｋａｂｌｙ， ａｎｄ ｔｈｅ ｍａｘｉｍａｌ ａｍｍｏｎｉｕｍ ｓｏｒｐｔｉｏｎ ｃａｐａｃｉｔｙ ｒａｎｇｅｄ ｆｒｏｍ ２９４．１１ ｔｏ１ ４６６．６７ ｍｇ·ｋｇ－１； ④Ｑｍａｘ， ｄｅｐｅｎｄｅｄ ｏｎ Ｑｄ ａｎｄ Ｑｍａｘ， ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ． ⑤Ｑｍａｘ， Ｑｄ＋Ｑｍａｘ ｈａｄ ｐｏｓｉｔｉｖｅ ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ｗｉｔｈ ＯＭ ａｎｄ ＣＥＣ， ａｎｄ ｈａｄ ｎｅｇａｔｉｖｅ ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ｗｉｔｈ ＴＮ ， ＴＰ ａｎｄ ｔｈｅ ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ｆｉｎｅ ｐａｒｔｉｃｌｅ ｌｅｓｓ ｔｈａｎ ０．０１ ｍｍ， ｗｈｉｌｅ， Ｘ０， Ｑｄ ｈａｄ ｐｏｓｉｔｉｖｅ ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ｗｉｔｈ ＯＭ， ＣＥＣ， ＴＮ， ＴＰ ａｎｄ ｔｈｅ ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ｆｉｎｅ ｐａｒｔｉｃｌｅ ｌｅｓｓ ｔｈａｎ ０．０１ ｍｍ． Ｋｅｙｗｏｒ ｄｓ： ｓｈａｌｌｏｗ ｌａｋｅｓ； ｓｅｄｉｍｅｎｔ； ａｍｍｏｎｉｕｍ； ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｃａｐａｃｉｔｙ； ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ
农业环境科学学报 ２００７，２６（４）：１２２４－ １２２９ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｇｒｏ－Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ氮的吸附特征
王 娟 １， ２， 王圣瑞 ２， 金相灿 ２， 朱书全 １
（ １． 中国矿业大学（北京）化学与环境工程学院， 北京 １０００８３； ２． 中国环境科学研究院国家环境保护湖 泊污染控制重点实验室， 北 京 １０００１２）
较大， 来不及降解的污染物直接进入沉积物， 沉积物
就成为湖泊污染物质的“汇”［３］。因此， 研究沉积物对氨
氮的吸附特征对于改善和治理湖泊的富营养化状况
是十分必要的。
第 ２６ 卷第 ４期
农业环境科学学报
１２２５
长江中下游地区是我国浅水湖泊最集中的区域，
图 １ 显示了沉积物对溶液中氨氮吸附的动力学
由于多年来经济的发展， 湖泊水环境日趋恶化， 不少 过程。由图 １ 可见， 长江中下游浅水湖泊表层沉积物
１００
烯离心管中， 分别加入一系列浓度的 ＮＨ４Ｃｌ 溶液 ５０
ｍＬ， 在 室 温 下 振 荡 （ ２００ ｒ·ｍｉｎ－１） ２ ｈ 后 ， 取 出 离 心 管
征， 并分析了沉积物理化性质对氨氮吸附特性的影 模型有一级反应动力学模型、抛物线扩散模型和修正
响。
的 Ｅｌｏｖｉｃｈ 模型［１３、１４］。
１ 材料与方法
一级反应动力学模型： ｌｎｑ＝ａ＋ｂｔ 抛物线扩散模型： ｑ＝ａ＋ｋｔ１／２
１．１ 样品采集和分析
修正的 Ｅｌｏｖｉｃｈ 模型：： ｑ＝ａ＋ｂｌｎｔ
烯离心管中， 加入 １０ ｍｇ·Ｌ－１ 的 ＮＨ４Ｃｌ 溶液 ５０ ｍＬ， 在 室温下振荡（ ２００ ｒ·ｍｉｎ－１） 。每隔一定时间， 取出离心
初始氨氮浓度较低的情况下， 首先是氨氮的解吸过 程， 而后随着氨氮浓度的增加逐渐进入吸附区， 且
Ａｍｏｕｎｔ ｏｆ ｓｏｒｂｅｄ Ｎ／ｍｇ·ｋｇ－１
管 在 ５ ０００ ｒ·ｍｉｎ－１ 条 件 下 离 心 ５ ｍｉｎ， 取 上 清 液 过
摘 要： 在室内模拟条件下， 研究了长江中下游浅水湖泊 １３ 个表层沉积物对氨氮的吸附动力学 和热力学特征， 并分析了沉积物理 化性质对氨氮吸附特性的影响。结果表明： ①沉积物对氨氮的吸附主要在前 ２ ｈ 内完成， 之后逐渐达到吸附平衡； 用多个模型对实 验结果进行模拟， 除一级反应动力学模型外， 其他模型拟合的效果都较好； ②用 Ｈｅｎｒｙ 方程能很好地模拟低浓度条件下沉积物对氨 氮的吸附， 沉积物对氨氮的吸附－ 解 吸 平 衡 浓 度 变 化 较 大 ， 为 ０．６０￣２．７７ ｍｇ·Ｌ－１； ③用 Ｌａｎｇｍｕｉｒ 模 型 对 吸 附 热 力 学 的 实 验 结 果 进 行 拟合， 达到显著水平， 沉积物对氨氮的最大吸附量为 ２９４．１１～１ ４６６．６７ ｍｇ·ｋｇ－１； ④沉积物对氨氮的最大吸附量 Ｑｍａｘ 取 决 于 沉 积 物 对 氨氮的总最大吸附量 Ｑｄ＋Ｑｍａｘ， 而沉积物对氨氮的吸附－ 解 吸 平 衡 浓 度 Ｘ０ 则 取 决 于 沉 积 物 对 氨 氮 的 本 底 吸 附 量 Ｑｄ； ⑤Ｑｍａｘ 和 Ｑｄ＋Ｑｍａｘ 与沉积物的 ＯＭ 和 ＣＥＣ 呈正相关关系， 与总氮、总磷和小于 ０．０１ ｍｍ 的粒度分布均呈较差的负相关关系； Ｘ０ 和 Ｑｄ 与沉积物 ＯＭ、 ＣＥＣ、总氮、总磷和小于 ０．０１ ｍｍ 的粒度分布均呈正相关关系。 关键词： 浅水湖泊； 沉积物； 氨氮； 吸附量； 相关关系 中图分类号： Ｘ５２４ 文献标识码： Ａ 文章编号： １６７２－ ２０４３（２００７）０４－ １２２４－ ０６
析纯。沉积物具体的理化性质见文献［１０］。
２．２ 沉积物对氨氮的吸附／解吸平衡浓度
１．２ 实验方法
在实验设定 的 浓 度 范 围 内（＜２．５ ｍｇ·Ｌ－１）， 湖 泊 表
１．２．１ 吸附动力学试验
层沉积物对氨氮的等温吸附曲线结果见图 ２。由图 ２
称取沉积物干样 ０．５ ｇ 若干份， 置于 １００ ｍＬ 聚乙 可见， １３ 个沉积物都存在不同程度的解吸现象， 即在
Ｄ２； 鄱阳湖采集 ２ 个， 编号为 Ｂ１ 和 Ｂ２； 洪泽湖采集 ２
不同模型拟合沉积物吸附氨氮的动力学结果见
个 ， 编 号 为 Ｈ１ 和 Ｈ２； 玄 武 湖 采 集 １ 个 ， 编 号 为 Ｘ１； 表 １。可以看出， 抛物线扩散模型和修正的 Ｅｌｏｖｉｃｈ 模
太湖采集 ４ 个， 编号为 Ｔ１、Ｔ２、Ｔ３ 和 Ｔ４。所采沉积物 型对实验结果拟合的效果较好， 均达到显著水平（Ｐ＜