湖泊内源性氮磷释放
查干湖低温期内源磷的释放及其对富营养化的影响
查干湖低温期内源磷的释放及其对富营养化的影响一、本文概述本文旨在探讨查干湖在低温期内源磷的释放及其对湖泊富营养化的影响。
查干湖，作为中国东北地区的重要淡水湖泊，近年来面临着日益严重的富营养化问题，严重威胁着湖泊的生态环境和生物多样性。
磷作为水生生态系统中重要的营养元素，其释放与富营养化之间存在着密切的关系。
因此，了解查干湖在低温期内源磷的释放规律及其对富营养化的影响，对于制定有效的湖泊治理措施和保护湖泊生态环境具有重要意义。
本文首先介绍了查干湖的基本情况，包括湖泊的地理位置、气候特征、水文条件等。
随后，综述了国内外关于内源磷释放及其对富营养化影响的研究现状，为后续研究提供理论基础。
在此基础上，通过实地采样和实验室分析，研究了查干湖在低温期内源磷的释放规律，分析了影响磷释放的主要因素。
结合湖泊富营养化的监测数据，探讨了内源磷释放与富营养化之间的关系。
提出了针对性的湖泊治理建议，以期为查干湖的生态保护和水资源管理提供参考。
通过本文的研究，旨在加深对查干湖内源磷释放及其对富营养化影响的认识，为湖泊生态保护和水资源管理提供科学依据，推动湖泊生态系统的可持续发展。
二、研究内容与方法本研究旨在深入探讨查干湖在低温期内源磷的释放规律及其对湖泊富营养化的影响。
查干湖，位于中国东北地区，是一个典型的淡水湖泊，近年来面临富营养化问题的挑战。
内源磷释放是湖泊富营养化的重要驱动力之一，特别是在低温期，湖泊生态系统中的生物活动和物理化学过程可能发生变化，进而影响内源磷的释放。
研究内容包括两部分：一是分析查干湖低温期内源磷的释放规律，二是探讨内源磷释放对湖泊富营养化的影响。
为此，我们将采集湖泊水体和底泥样品，利用化学分析方法测定磷含量，并结合环境因子如温度、pH、溶解氧等，分析内源磷释放的影响因素。
同时，通过生态模型模拟，评估内源磷释放对湖泊富营养化的贡献。
在研究方法上，我们将采用野外实地观测与室内模拟实验相结合的策略。
在查干湖设置多个采样点，定期采集水体和底泥样品，分析磷含量及其动态变化。
安徽江南某湖泊底泥中营养物质的垂向分布及释放规律
第20卷 第4期 中 国 水 运 Vol.20 No.4 2020年 4月 China Water Transport April 2020收稿日期：2020-03-15作者简介：苏玉喜（1965-），芜湖市水务局。
安徽江南某湖泊底泥中营养物质的垂向分布及释放规律苏玉喜（芜湖市水务局，安徽 芜湖 241001）摘 要：为了探明安徽江南某湖泊底泥中氮磷的垂直分布规律及释放规律，在现场取样分析的基础上，开展了室内模拟研究。
结果表明：从垂向分布状况看，湖泊底泥TN、TP、有机质含量总体呈现由上而下逐渐降低的趋势，表层各组分含量均值分别为3,170.8、560.0mg/kg、1.92%；在释放实验中，上覆水氨氮和磷酸盐浓度总体上呈现上升趋势，约36h 后底泥中氨氮和磷酸盐的释放趋于稳定。
关键词：湖泊；底泥；垂向分布；营养物质；释放通量中图分类号：X142 文献标识码：A 文章编号：1006-7973（2020）04-0089-03本文以安徽江南某湖泊为例，研究探讨了湖泊底泥中营养物质的垂向分布及释放规律。
该湖泊是典型浅水型湖泊，平均水深为2.0~4.0m，其中，西区水深为3.1~5.1m，平均为3.9m，东区水深为2.2~7.2m，平均为4.2m。
上世纪60年代以来，受人类活动和经济社会发展的影响，湖泊水域面积减小，湖泊淤浅，生境退化，导致进入21世纪湖泊水质多次出现超标。
2014年湖泊总氮年均值在V 类标准范围内，2015年已退化至劣V 类水质，水质明显下降[1]。
2019年以来已连续4个月总磷含量超标，已处于轻度富营养状态[2]，湖泊水污染治理形势严峻。
底泥是湖泊生态系统的重要组成部分，参与了水生生态系统的物质循环，它可不断地从水中接纳沉积下来的营养物质，同时也不断地向上层水体释放营养物质，这使得底泥成为污染物质迁移转化的源和汇[3]。
因此对底泥污染的研究是水体修复的关键。
目前有关湖泊底泥的研究较少，笔者旨在揭示湖泊底泥中营养盐的污染状况及分布、释放规律，以期为湖泊水质的改善提供技术支持。
汤逊湖·南湖及墨水湖底泥沉积物中氮
汤逊湖㊃南湖及墨水湖底泥沉积物中氮磷的释放特征林子阳１，姜应和１∗，程润喜２，胡芳２，周欢２，陈铭楷１（１．武汉理工大学土木工程与建筑学院，湖北武汉４３００７０；２．路德环境科技股份有限公司，湖北武汉４３００００）摘要㊀在夏季环境下以武汉汤逊湖㊁南湖和墨水湖的底泥沉积物为目标，采用蒸馏水作为上覆水进行静态释放试验，监测各试验柱上覆水中氮磷营养盐的变化趋势，计算ＴＮ㊁ＴＰ的累计释放量，分析湖泊底泥中氮磷营养盐的释放规律㊂结果表明，各湖泊底泥样本向上覆水中释放的氮主要以ＮＯ３－－Ｎ的形式存在；墨水湖底泥向上覆水中释放的氮最多，南湖底泥向上覆水中释放的磷最多㊂３个湖泊的底泥向上覆水释放的氮磷总量仅占底泥氮磷总量的极少部分，说明汤逊湖㊁南湖和墨水湖底泥均具有较大的氮磷释放潜力㊂关键词㊀氮磷；底泥沉积物；释放特征中图分类号㊀Ｘ５２４㊀㊀文献标识码㊀Ａ㊀㊀文章编号㊀０５１７－６６１１（２０２３）０２－００６４－０４ｄｏｉ：１０．３９６９／ｊ．ｉｓｓｎ．０５１７－６６１１．２０２３．０２．０１７㊀㊀㊀㊀㊀开放科学（资源服务）标识码（ＯＳＩＤ）：ＲｅｌｅａｓｅＣｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆＮｉｔｒｏｇｅｎａｎｄＰｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎｔｈｅＳｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ，ＳｏｕｔｈＬａｋｅａｎｄＭｏｓｈｕｉＬａｋｅＬＩＮＺｉ⁃ｙａｎｇ１，ＪＩＡＮＧＹｉｎｇ⁃ｈｅ１，ＣＨＥＮＧＲｕｎ⁃ｘｉ２ｅｔａｌ㊀（１．ＳｃｈｏｏｌｏｆＣｉｖｉｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇａｎｄＡｒｃｈｉｔｅｃｔｕｒｅ，ＷｕｈａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｗｕｈａｎ，Ｈｕｂｅｉ４３００７０；２．ＲｏａｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙＣｏ．，Ｌｔｄ．，Ｗｕｈａｎ，Ｈｕｂｅｉ４３００００）Ａｂｓｔｒａｃｔ㊀Ｕｎｄｅｒｔｈｅｓｕｍｍｅｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，ｔａｋｉｎｇｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ，ＳｏｕｔｈＬａｋｅａｎｄＭｏｓｈｕｉＬａｋｅｉｎＷｕｈａｎａｓｔｈｅｔａｒｇｅｔ，ｔｈｅｓｔａｔｉｃｒｅｌｅａｓｅｔｅｓｔｗａｓｃｏｎｄｕｃｔｅｄｗｉｔｈｄｉｓｔｉｌｌｅｄｗａｔｅｒａｓｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｔｏｍｏｎｉｔｏｒｔｈｅｃｈａｎｇｅｔｒｅｎｄｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｎｕｔｒｉｅｎｔｓｉｎｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｆｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎ，ｃａｌｃｕｌａｔｅｔｈｅｃｕｍｕｌａｔｉｖｅｒｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＮａｎｄＴＰ，ａｎｄａｎａｌｙｚｅｔｈｅｒｅｌｅａｓｅｒｕｌｅｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｎｕｔｒｉｅｎｔｓｉｎｔｈｅｌａｋｅｓｅｄｉｍｅｎｔ．ＴｈｅｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｅｄｔｈａｔｔｈｅｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｌｅａｓｅｄｔｏｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｆｒｏｍｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓａｍｐｌｅｓｏｆｅａｃｈｌａｋｅｍａｉｎｌｙｅｘｉｓｔｅｄｉｎｔｈｅｆｏｒｍｏｆＮＯ３－－Ｎ；ｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆＭｏｓｈｕｉＬａｋｅｒｅｌｅａｓｅｄｔｈｅｍｏｓｔｎｉｔｒｏｇｅｎｔｏｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒ，ａｎｄｔｈｅｓｅｄｉ⁃ｍｅｎｔｏｆＳｏｕｔｈＬａｋｅｒｅｌｅａｓｅｄｔｈｅｍｏｓｔｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｔｏｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒ．Ｔｈｅｔｏｔａｌｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅｌｅａｓｅｄｂｙｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆｔｈｅｔｈｒｅｅｌａｋｅｓｆｒｏｍｔｈｅｕｐｐｅｒｗａｔｅｒｃｏｖｅｒａｃｃｏｕｎｔｓｆｏｒｏｎｌｙａｖｅｒｙｓｍａｌｌｐａｒｔｏｆｔｈｅｔｏｔａｌｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｏｆｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔ，ｉｎｄｉｃａｔｉｎｇｔｈａｔｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ，ＳｏｕｔｈＬａｋｅａｎｄＭｏｓｈｕｉＬａｋｅａｌｌｈａｄｇｒｅａｔｅｒｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅｌｅａｓｅｐｏｔｅｎｔｉａｌ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ㊀Ｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ；Ｓｅｄｉｍｅｎｔ；Ｒｅｌｅａｓｅｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃ基金项目㊀路德环境科技股份有限公司科技攻关项目（ＬＤＨＪ２０２００１０２）㊂作者简介㊀林子阳（１９９６ ），男，湖北武汉人，硕士研究生，研究方向：水污染控制理论及应用㊂∗通信作者，教授，博士，博士生导师，从事水污染控制理论及应用研究㊂收稿日期㊀２０２２－０２－１７㊀㊀汤逊湖位于武汉市东南部，水域面积达４７．６２ｋｍ２，横跨江夏区㊁洪山区和东湖新技术开发区，是武汉最大的城中湖；南湖位于武昌南部，水域面积达７．６７ｋｍ２，是武汉市第三大的城中湖；墨水湖位于汉阳西南，水域面积达３．６４ｋｍ２，为浅水湖泊㊂随着湖泊周边城市发展，各类污染物排入湖中，造成水体污染㊂水中营养盐通过一系列理化作用，逐渐蓄积于湖泊底泥之中㊂其中，氮㊁磷等营养盐是湖泊底泥营养盐的主要组成部分，对水体环境影响极大㊂在外界环境的影响下，底泥中的氮磷元素部分被沉水植物吸收，重新参与物质循环；部分以闭蓄态或结合态的形式稳定存在，难以被释放；部分通过扩散作用重新进入上覆水中，造成二次污染［１］㊂这部分重新被释放的氮磷元素，也是湖泊水体治理水质难以根本好转的主因之一㊂底泥中氮磷的释放是一个物理㊁化学和生物综合作用的过程，其释放㊁累积和输送遵循一定的规律［２］㊂底泥中氮磷的释放受到如ＤＯ㊁温度㊁ｐＨ㊁上覆水污染物浓度等因素的影响［３］㊂笔者以汤逊湖㊁南湖和墨水湖为研究对象，采用实验室静态模拟法对底泥氮磷释放规律进行研究㊂１㊀材料与方法１．１㊀样品的采集㊀将带上覆水和底泥的柱样定义为Ａ类试验柱样，不带上覆水的底泥柱样定义为Ｂ类试验柱样㊂在汤逊湖（１１４ʎ２３ᶄＥ，３０ʎ２５ᶄＮ）㊁南湖（１１４ʎ２１ᶄＥ，３０ʎ３０ᶄＮ）和墨水湖（１１４ʎ１４ᶄＥ，３０ʎ３２ᶄＮ）各设一个取样点，每一取样点取１个Ａ类试验柱样和２个Ｂ类试验柱样㊂Ａ类试验柱样取样管长为２．５ｍ，上覆水采样深度不小于１．５ｍ，底泥采样深度不小于７０ｃｍ；Ｂ类试验柱样取样管长为１．５ｍ，底泥采样深度不小于１．０ｍ㊂取样点具体位置如图１所示㊂图１㊀采样点分布Ｆｉｇ．１㊀Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｓａｍｐｌｉｎｇｐｏｉｎｔｓ１．２㊀样品的处理㊀各试验柱样被带回试验室后，将Ａ类试验柱样的上覆水用虹吸管调整至相同深度（上覆水深度为１．５ｍ）㊂对上覆水进行测量所得各理化指标如表１所示㊂对Ｂ类试验柱样的表层（０ ５ｃｍ）底泥进行采样，吸除水分后置于阴凉处自然风干，研磨后过１００目筛，保存在聚乙烯袋中备用㊂测得底泥ＴＮ㊁ＴＰ含量如表２所示㊂㊀㊀㊀安徽农业科学，Ｊ．ＡｎｈｕｉＡｇｒｉｃ．Ｓｃｉ．２０２３，５１（２）：６４－６７表１㊀各湖泊上覆水理化指标Ｔａｂｌｅ１㊀Ｐｈｙｓｉｃａｌａｎｄｃｈｅｍｉｃａｌｉｎｄｉｃａｔｏｒｓｏｆｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｉｎｅａｃｈｌａｋｅ湖泊名称ＬａｋｅｎａｍｅｐＨＤＯｍｇ／ＬＴＮｍｇ／ＬＴＰｍｇ／ＬＮＨ４＋－Ｎｍｇ／ＬＮＯ３－－Ｎｍｇ／Ｌ汤逊湖ＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ７．８５５．０１．７３０．２１２０．８９０．３７南湖ＳｏｕｔｈＬａｋｅ８．２８５．５１．６９０．２３１０．９００．６２墨水湖ＭｏｓｈｕｉＬａｋｅ７．６２４．８２．３２０．１９８１．３２０．６８表２㊀各湖泊底泥中ＴＮ、ＴＰ含量Ｔａｂｌｅ２㊀ＣｏｎｔｅｎｔｓｏｆＴＮａｎｄＴＰｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｓｉｎｅａｃｈｌａｋｅ单位：ｍｇ／ｋｇ湖泊名称ＬａｋｅｎａｍｅＴＮＴＰ汤逊湖ＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ２５７１４１２１２南湖ＳｏｕｔｈＬａｋｅ４７１５２５３５墨水湖ＭｏｓｈｕｉＬａｋｅ４０４５２１１２１．３㊀底泥释放营养盐试验方法㊀将从３个湖泊各取的１个Ａ类试验柱样分别命名为汤逊湖㊁南湖和墨水湖试验柱㊂该试验采样时间为夏季，试验期间水温维持在（３０ʃ１）ħ㊂将试验柱中原上覆水替换为蒸馏水㊂监测上覆水中ＤＯ㊁ＴＮ㊁ＮＨ４＋－Ｎ㊁ＮＯ３－－Ｎ和ＴＰ的变化，前期每隔２４ｈ取样并检测，后期取样并检测的时间间隔为４８ｈ，每次采集水样后分别用蒸馏水补足㊂㊀㊀累计释放量γ（ｍｇ）用以下公式计算［４］：γｎ＝Ｖ（Ｃｎ－Ｃ０）＋ ｎ－１ｊ＝１［Ｖｉ（Ｃｊ－Ｃａ）］（１）式中，Ｖ为试验柱中上覆水总体积（Ｌ）；ｎ为采样次数，ｎȡ２，当ｎ＝１，仅取式右两项中的第一项；Ｖｊ为每次采集水样的体积（Ｌ）；Ｃｎ为第ｎ次采样时测出的营养盐浓度（ｍｇ／Ｌ）；Ｃｊ为第ｊ次采样时测出的营养盐浓度（ｍｇ／Ｌ）；Ｃａ为每次取样后补充水样中营养盐浓度（ｍｇ／Ｌ）；Ｃ０为各类上覆水中营养盐的初始浓度（ｍｇ／Ｌ）㊂１．４㊀水质检测方法㊀上覆水中ＤＯ采用ＪＰＢ－６０７Ａ溶解氧仪测定㊂ＴＮ㊁ＮＨ４＋－Ｎ㊁ＮＯ３－－Ｎ和ＴＰ采用‘水和废水监测分析方法（第四版）“提供的方法测定：ＴＮ采用过硫酸钾氧化，紫外分光光度法测定；ＴＰ采用钼酸铵分光光度法测定；ＮＨ４＋－Ｎ采用纳氏试剂比色法测定；ＮＯ３－－Ｎ采用紫外分光光度法测定㊂２㊀结果与分析２．１㊀上覆水中各指标的变化㊀不同湖泊底泥条件下，上覆水中各指标的变化趋势如图２所示㊂由图２可知，３个试验柱中水样各指标的变化趋势基本一致㊂ＤＯ含量在１０ｄ前持续下降，可能是好氧微生物的持续活动导致的［５］；１６ｄ后ＤＯ略有回升，此时其他营养盐浓度基本处于平衡阶段，水体环图２㊀各试验柱上覆水各指标随时间变化曲线Ｆｉｇ．２㊀Ｖａｒｉａｔｉｏｎｃｕｒｖｅｏｆｖａｒｉｏｕｓｉｎｄｉｃａｔｏｒｓｏｆｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｎｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎｗｉｔｈｔｉｍｅ境相对稳定，说明存在一定程度的大气复氧㊂ＴＮ㊁ＮＯ３－－Ｎ和ＴＰ均呈持续上升趋势，墨水湖试验柱的上覆水中ＴＮ浓度最高，汤逊湖试验柱次之，南湖试验柱最低；ＮＯ３－－Ｎ浓度排序与ＴＮ一致；南湖试验柱的上覆水中ＴＰ浓度最高，汤逊湖试验柱次之，墨水湖试验柱最低㊂由表１可知，对于原上覆水而言，ＴＮ浓度表现为墨水湖＞汤逊湖＞南湖，与试验结果相符，且各试验柱中上覆水ＴＮ的最终浓度均小于各湖泊实测结果㊂这可能是因为在自然湖泊的上覆水环境内存在大量生物活动，以汤逊湖为例，现仍有相当规模的渔业养殖［６］㊂它们的代谢活动所产生的氮元素部分悬浮在上覆水中，进一步提高了ＴＮ的含量㊂ＴＰ浓度表现为南湖＞汤逊湖＞墨水湖，主要以溶解性磷酸盐（ＳＲＰ）的形式存在［７］，也与试验结果相符，但各试验柱中上覆水ＴＰ的最终浓度均大于各湖泊实测结果㊂该试验在夏季进行，气温较高，史静等［８］研究表５６５１卷２期㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀林子阳等㊀汤逊湖·南湖及墨水湖底泥沉积物中氮磷的释放特征明，温度对氮磷元素释放的影响类似，但对磷的影响更显著㊂且当温度升高到一定程度后，由于生物活性不再提高，氮的释放不再明显增强，而磷由于氧化还原电位的降低和含磷沉积物溶解加快等原因，释放更为明显［９］㊂而自然水体中存在藻类及沉水植物对溶解性磷酸盐的吸收，降低了环境中磷的浓度，所以各湖泊ＴＰ的实测数据会低于试验条件下释放的ＴＰ㊂ＮＨ４＋－Ｎ表现出先上升后下降的趋势，这可能与底泥中有机氮转化为氨氮和硝化反应有关㊂２．２㊀上覆水中氮类营养盐变化㊀不同湖泊底泥条件下，上覆水中各类含氮营养盐变化如图３所示㊂由图３可知，各试验柱中ＴＮ绝大部分由ＮＯ３－－Ｎ组成㊂说明氮元素主要以无机氮的形式向上覆水中释放，难以以有机氮的形式释放㊂在试验初期，各试验柱均出现ＮＨ４＋－Ｎ浓度迅速上升的趋势，这可能是由于在向试验柱内注入蒸馏水的过程中，对底泥造成了一定扰动，且试验初期水体中溶解氧充足㊂这可能是因为底泥中存在好氧微生物将有机氮转化为氨氮［１０］㊂在前１０ｄ，水体中溶解氧持续下降，ＮＨ４＋－Ｎ也持续下降，ＮＯ３－－Ｎ则持续上升，说明水体中存在硝化反应将ＮＨ４＋－Ｎ转化为ＮＯ３－－Ｎ㊂但也可以看出，ＮＯ３－－Ｎ增长的量大于ＮＨ４＋－Ｎ减少的量，说明底泥仍在向上覆水中释放ＮＯ３－－Ｎ或释放ＮＨ４＋－Ｎ并转化为ＮＯ３－－Ｎ㊂陶玉炎等［１１］研究表明，溶解氧缺乏的条件下，沉积物氮主要以ＮＨ４＋－Ｎ形式释放，溶解氧充足条件下，沉积物氮主要以ＮＯ３－－Ｎ形式释放㊂王圣瑞等［１２］研究表明，底泥中可释放的氮主要以ＮＯ３－－Ｎ的形式存在；且由于土壤带负电荷，铵根带正电荷，易被土壤吸附难以释放，而硝酸根带负电荷，更容易释放㊂图３㊀各试验柱上覆水含氮营养盐随时间变化曲线Ｆｉｇ．３㊀Ｖａｒｉａｔｉｏｎｃｕｒｖｅｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎｃｏｎｔａｉｎｉｎｇｎｕｔｒｉｅｎｔｓａｌｔｓｉｎｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｆｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎｗｉｔｈｔｉｍｅ２．３㊀上覆水中ＴＮ㊁ＴＰ累计释放量的变化㊀从各试验柱上覆水中ＴＮ和ＴＰ累计释放量的变化趋势（图４）可以看出，不同湖泊底泥氮磷的累计释放量变化趋势基本相同㊂由于释放强度受上覆水与底泥间的浓度差影响，根据Ｆｉｃｋ第一扩散定律［１３］，在静态释放条件下，由于底泥－水界面浓度梯度的影响，底泥ＴＮ和ＴＰ的释放速率在初期最大，随时间的延续，释放速率逐渐降低［１４］，则累计释放量的增长也由陡变缓；最终，随着浓度差的不断缩小，扩散作用不断减弱，上覆水与底泥间逐渐达到某个平衡点，累计释放量不再明显增长，呈现出动态平衡状态㊂试验结束时墨水湖ＴＮ的累计释放量最大，说明墨水湖可能具有更大的氮释放能力；南湖ＴＰ的累计释放量最大，说明南湖可能具有更大的磷释放能力㊂图４㊀各试验柱上覆水ＴＮ（ａ）和ＴＰ（ｂ）累计释放量随时间变化曲线Ｆｉｇ．４㊀ＶａｒｉａｔｉｏｎｃｕｒｖｅｏｆｃｕｍｕｌａｔｉｖｅｒｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＮ（ａ）ａｎｄＴＰ（ｂ）ｉｎｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｆｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎｗｉｔｈｔｉｍｅ２．４㊀底泥沉积物氮磷存在形态对释放的影响㊀底泥中的氮磷元素并不都具有向上覆水中释放的潜力㊂不同湖泊表层底泥ＴＮ中可转化态氮（ＴＡＮ㊁ＴＴＮ）及ＴＰ中易转化态磷占比区别均较大㊂王圣瑞等［１２］对太湖等长江中下游湖泊的表层底泥测量发现，ＴＮ中可交换氮（ＥＮ）占比为６．２９％ １９．２４％；对太湖和武汉月湖表层底泥的研究发现，ＴＮ中ＴＡＮ的占比随粒径的降低而升高［１５］，其中最容易释放的ＩＥＦ－Ｎ是可转化态无机氮的主体，占总可转化态氮的７．３７％ ２２．２５％㊂赵宝刚等［１６］研究发现骆马湖等４个湖泊表层底泥ＴＮ中ＴＡＮ占比均值为５０．９３％ ７３．１０％，ＩＥＦ－Ｎ占ＴＴＮ的６．７４％６６㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀安徽农业科学㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀２０２３年８．８２％㊂叶华香等［１７］对南山湖表层底泥测量发现，潜在可移动形态磷占ＴＰ的５４．０６％㊂马金玉等［１８］研究表明，最易释放的ＥＸ－Ｐ占华阳河湖群表层底泥ＴＰ的０．４％ ４．９％㊂周帆琦等［１９］测得武汉南湖与东湖表层底泥ＴＰ中ＥＸ－Ｐ占比为３％ １１％㊂上述试验均表明，不同湖泊的表层底泥具有各自的形态分布特征，ＴＮ㊁ＴＰ中具有释放潜力的部分占比也因湖泊环境和外源输入的不同而有差异㊂此次试验测得３个湖泊表层（０ ５ｃｍ）底泥的干重约为１６６ｇ，根据表２的各湖泊底泥ＴＮ㊁ＴＰ含量计算得出的各湖泊累计释放量占表层底泥内氮磷含量的比值如表３所示㊂从表３可以看出，该试验中各湖泊底泥氮磷累计释放量仅占表层底泥氮磷含量的极少部分，显然低于潜在可释放的氮磷总量㊂大量可释放的氮磷留存在底泥中，形成内源污染，使得湖泊水质情况难以好转，持续呈现富营养化㊂通过２０１６２０２０年武汉水务局发布的武汉市水资源公报［２０－２４］可知，汤逊湖水质条件为Ⅴ类，中度富营养化，水质变化稳定；南湖水质条件仍为劣Ⅴ类，中度富营养化；墨水湖水质条件由劣Ⅴ类转为Ⅴ类，中度富营养化，水质有所好转㊂这说明底泥中大量富集的氮磷营养盐对湖泊环境的治理仍形成较大阻碍㊂表３㊀各湖泊累计释放量占比Ｔａｂｌｅ３㊀Ｔｈｅｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｏｆｃｕｍｕｌａｔｉｖｅｒｅｌｅａｓｅｏｆｅａｃｈｌａｋｅ湖泊名称ＬａｋｅｎａｍｅＴＮ底泥ＴＮ量ＴＮａｍｏｕｎｔｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔｍｇ释放ＴＮ量ＲｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＮʊｍｇ释放量占比Ｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｏｆｒｅｌｅａｓｅｄａｍｏｕｎｔʊ％ＴＰ底泥ＴＰ量ＴＰａｍｏｕｎｔｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔｍｇ释放ＴＰ量ＲｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＰʊｍｇ释放量占比Ｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｏｆｒｅｌｅａｓｅｄａｍｏｕｎｔʊ％汤逊湖ＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ４２６８６．４３０．１５２０１４．５７２．２７南湖ＳｏｕｔｈＬａｋｅ７８４５．５５０．７１４２１５．０３１．１９墨水湖ＭｏｓｈｕｉＬａｋｅ６７１７．９３１．１８３５１２．０６０．５９３㊀结论（１）夏季环境下各湖泊底泥样本向上覆水中释放的氮主要以ＮＯ３－－Ｎ的形式存在，墨水湖底泥向上覆水中释放的氮最多，有较强的释放能力；南湖底泥向上覆水中释放的磷最多，有较强的释放能力㊂在未来的治理计划中可针对各湖泊不同的释放特点进行针对性治理㊂（２）各湖泊底泥具备释放潜力的氮磷元素占比具有不同特征，最终呈现出的释放总量不一定由不同湖泊底泥间的氮磷总量简单决定㊂此次试验中向上覆水释放的氮磷含量仅占底泥氮磷总量的极少部分，说明汤逊湖㊁南湖和墨水湖底泥均具有较大的氮磷释放潜力，这也是导致各湖泊富营养化的主因之一㊂参考文献［１］ＷＵＺ，ＬＩＵＹ，ＬＩＡＮＧＺＹ，ｅｔａｌ．Ｉｎｔｅｒｎａｌｃｙｃｌｉｎｇ，ｎｏｔｅｘｔｅｒｎａｌｌｏａｄｉｎｇ，ｄｅ⁃ｃｉｄｅｓｔｈｅｎｕｔｒｉｅｎｔｌｉｍｉｔａｔｉｏｎｉｎｅｕｔｒｏｐｈｉｃｌａｋｅ：Ａｄｙｎａｍｉｃｍｏｄｅｌｗｉｔｈｔｅｍ⁃ｐｏｒａｌＢａｙｅｓｉａｎｈｉｅｒａｒｃｈｉｃａｌｉｎｆｅｒｅｎｃｅ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒｒｅｓｅａｒｃｈ，２０１７，１１６：２３１－２４０．［２］陈平，倪龙琦．河湖底泥中氮磷迁移转化的研究进展［Ｊ］．徐州工程学院学报（自然科学版），２０２０，３５（２）：６０－６６．［３］张茜，冯民权，郝晓燕．上覆水环境条件对底泥氮磷释放的影响研究［Ｊ］．环境污染与防治，２０２０，４２（１）：７－１１．［４］金相灿，屠清瑛．湖泊富营养化调查规范［Ｍ］．２版．北京：中国环境科学出版社，１９９０：２１９．［５］黄炜惠．中国水环境溶解氧基准与标准初步研究［Ｄ］．北京：中国环境科学研究院，２０２１．［６］杜明普，王红丽，刘康福，等．生态渔业养殖模式下汤逊湖鱼产力估算及对内源污染的影响［Ｊ］．环境工程技术学报，２０２１，１１（２）：２７８－２８２．［７］ＹＵＰＰ，ＷＡＮＧＪＦ，ＣＨＥＮＪＧ，ｅｔａｌ．Ｓｕｃｃｅｓｓｆｕｌｃｏｎｔｒｏｌｏｆｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅ⁃ｌｅａｓｅｆｒｏｍｓｅｄｉｍｅｎｔｓｕｓｉｎｇｏｘｙｇｅｎｎａｎｏ⁃ｂｕｂｂｌｅ⁃ｍｏｄｉｆｉｅｄｍｉｎｅｒａｌｓ［Ｊ］．Ｓｃｉ⁃ｅｎｃｅｏｆｔｈｅｔｏｔａｌｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２０１９，６６３：６５４－６６１．［８］史静，于秀芳，夏运生，等．影响富营养化湖泊底泥氮㊁磷释放的因素［Ｊ］．水土保持通报，２０１６，３６（３）：２４１－２４４．［９］周成，杨国录，陆晶，等．河湖底泥污染物释放影响因素及底泥处理的研究进展［Ｊ］．环境工程，２０１６，３４（５）：１１３－１１７，９４．［１０］王红，阮爱东，徐洁．太湖氨化功能菌群的分布及其有机氮降解条件［Ｊ］．河南科学，２０１９，３７（３）：４３９－４４６．［１１］陶玉炎，耿金菊，王荣俊，等．环境条件变化对河流沉积物 三氮 释放的影响［Ｊ］．环境科学与技术，２０１３，３６（Ｓ１）：４１－４４，７８．［１２］王圣瑞，焦立新，金相灿，等．长江中下游浅水湖泊沉积物总氮㊁可交换态氮与固定态铵的赋存特征［Ｊ］．环境科学学报，２００８，２８（１）：３７－４３．［１３］贾艳乐，贾飞虎，马慧杰，等．白洋淀上覆水氮磷浓度对沉积物氮磷释放的影响［Ｊ］．中国环境管理干部学院学报，２０１９，２９（３）：８９－９３．［１４］韩宁，郝卓，徐亚娟，等．江西香溪流域干湿季交替下底泥氮释放机制及其对流域氮输出的贡献［Ｊ］．环境科学，２０１６，３７（２）：５３４－５４１．［１５］王圣瑞，金相灿，焦立新．不同污染程度湖泊沉积物中不同粒级可转化态氮分布［Ｊ］．环境科学研究，２００７，２０（３）：５２－５７．［１６］赵宝刚，张夏彬，昝逢宇，等．不同湖泊表层沉积物氮形态的分布特征与影响因素［Ｊ］．中国环境科学，２０２１，４１（２）：８３７－８４７．［１７］叶华香，臧淑英，尉文佳，等．南山湖沉积物磷形态时空分布特征［Ｊ］．环境工程，２０１９，３７（５）：１０５－１１０，１１６．［１８］马金玉，罗千里，王文才，等．华阳河湖群表层沉积物磷形态及生物有效性［Ｊ］．长江流域资源与环境，２０２１，３０（１２）：２９６２－２９７１．［１９］周帆琦，沙茜，张维昊，等．武汉东湖和南湖沉积物中磷形态分布特征与相关分析［Ｊ］．湖泊科学，２０１４，２６（３）：４０１－４０９．［２０］黄天荣，易相军．２０１６年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１６．［２１］徐照彪，易相军．２０１７年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１７．［２２］徐照彪，王沫．２０１８年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１８．［２３］徐照彪，王沫．２０１９年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１９．［２４］徐照彪，王沫．２０２０年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０２０．７６５１卷２期㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀林子阳等㊀汤逊湖·南湖及墨水湖底泥沉积物中氮磷的释放特征。
湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展
第30卷 第1期2011年 1月环 境 化 学E NV I RONMENTAL C H E M I STRY V o.l 30,N o .1Janua ry 20112010年6月30日收稿.*国家自然科学基金NSFC 云南联合基金(U0833603)资助.**通讯联系人,Te:l 0871 *******;E ma i :l xjpan @kmu st .edu .cn湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展*李 辉1 潘学军1** 史丽琼1 米 娟1 宋 迪1赵 磊2 刘晓海2 贺 彬2(1.昆明理工大学环境科学与工程学院,昆明,650093; 2.云南省环境科学研究院,中国昆明高原湖泊研究中心,昆明,650034)摘 要 湖泊的内源氮磷污染已成为湖泊富营养化治理的一大难题.本文总结了沉积物中氮磷赋存形态、沉积物 水界面氮磷迁移释放行为和沉积物中氮磷的生物有效性三方面的研究进展,提出了目前研究存在的问题,并对未来发展趋势和研究方向进行了展望,以期为湖泊内源氮磷污染机理分析和湖泊富营养化治理控制技术提供参考.关键词 富营养化,内源氮磷,释放,生物有效性.大量湖泊的水体富营养化已经成为全球面临的一个重大环境问题.湖泊富营养化的特征性表现即藻类水华现象.藻类水华暴发会导致水体缺氧、鱼类死亡、产生异味及藻毒素释放等,给湖区人民的正常生产和生活产生严重影响[1].据调查显示,全球范围内有40%左右的湖泊和水库遭受不同程度的富营养化;而在我国,到20世纪90年代中后期,富营养化湖泊已占被调查湖泊数的77%[2].由此可见,我国已成为世界上湖泊富营养化范围及程度最严重、面临问题最严峻的国家之一.Va llne tyne 及Stumm 等的分析研究表明,氮和磷是限制水生植物生产量最主要的营养元素[3],因此,氮磷在湖泊中水体及沉积物中的赋存形态及其迁移释放行为,对湖泊富营养化起着决定性的作用;伴随着相关法律法规的出台及截污工程等措施的实施,外源性污染物已经相对有所控制[4];因此对内源氮磷污染的研究显得格外重要,尤其是对内源氮磷的赋存形态、迁移释放行为及其影响因素、生物有效性等内源氮磷污染机理方面的分析研究更是迫在眉睫.本文从氮磷赋存形态特征及其分布、沉积物 水界面氮磷迁移释放、氮磷生物有效性等方面,总结国内外学者在内源氮磷污染方面的研究工作,为湖泊富营养化机理及其控制技术等方面的研究提供借鉴.1 沉积物中氮磷赋存形态氮磷在湖泊沉积物及水体中的形态分布,决定着沉积物是源还是汇.而水体中的氮磷形态分析相对简单,因此沉积物中的氮磷赋存形态分析尤为重要.1.1 沉积物中氮赋存形态湖泊沉积物中氮的赋存形态、含量及分布,一定程度上反映了水体和沉积环境的演变过程,是研究其环境行为的前提[5].综合国内外的研究,一般将沉积物中的氮形态分为有机态氮和无机态氮;且主要化学形态为有机态氮,可以占到70% 90%,主要以颗粒有机氮的形式进入沉积物中,无机氮所占比例相对较小[6].1.1.1 沉积物中的有机氮沉积物中有机氮主要是蛋白质、核酸、氨基酸和腐殖质四类,大部分是腐殖质[7].有机氮主要来源于浮游植物、细菌和高等植物.其化学形态主要分为NH 3 N 、氨基酸氮、己糖氮、酸解未知氮(HUN )和非酸解氮[6].研究表明,氨基酸氮是有机氮的主要化学形态,约占有机氮的30% 60%;从氨基酸的组合特征纪念专辑稿件来看,以甘氨酸、天门冬氨酸、谷氨酸、丙氨酸、丝氨酸、苏氨酸及赖氨酸为主,约占氨基酸总量的70%以上[8].尽管有机氮在氮的生物地球化学循环中并不活跃,但是由于有机氮的矿化作用,环 境 化 学30卷282使得有机氮依然在氮的生物地球化学循环中扮演重要的角色,即沉积物中的有机态氮在微生物的作用下,经氨基化作用逐步分解为简单的有机态氨基化合物,氨化作用释出的氨大部分与有机或无机酸结合成铵盐,或被植物吸收,或在微生物作用下氧化成硝酸盐.1.1.2 沉积物中的无机氮沉积物中的无机氮可分为可交换态氮(E N)、固定态铵(F NH4)等.沉积物中的可交换态氮(Exchangeab le N itrogen,EN)是沉积物 水界面发生氮的迁移释放最主要最活跃的氮形态,是参与氮的生物地球化学循环中的重要组分.可交换态氮主要包括硝态氮和铵态氮,即NO2 N、NO3 N以及NH+4 N;其中的铵盐被称为可交换态铵,沉积物中的可交换态铵是由于沉积物颗粒对水体中的NH+4进行可交换吸附,这类吸附是发生在颗粒物表面的离子交换反应.EN易于为藻类、水草等浮游植物这类初级生产者吸收,EN的减少会促进有机氮的矿化,从而提供湖泊再生产所需氮源[9].沉积物中的固定态铵则是指固定吸附于颗粒物质内部,进入晶格结构的NH+4 N,也称作非交换态铵.这是由于沉积物中的粘土矿物层中的硅氧层之间发生同晶替代,产生负电荷,为使电性中和,这些负电荷吸引吸附在颗粒物质晶格之外的阳离子;而吸附在沉积物上的NH+4脱去水化膜进入晶格之中,就被固定下来[10].同时晶层收缩,这样NH+4因此固定态铵一般情况下很难通过离子交换等方式释放到水体中来,大量研究表明,固定态铵在沉积物总氮中占有一定的比例,De Lange等[11]研究指出在海洋和某些湖泊沉积物中固定态铵可达到总氮含量的10% 96%.所以说,固定态铵是湖泊沉积物中氮的重要储存库.1.1.3 沉积物中氮的连续分级浸取研究及其应用在上述氮的分类中,并没有具体体现出各类形态氮与沉积物的物理化学结合能力,因此仅仅通过分析沉积物中总氮、无机氮和有机氮,并不能准确解释有关氮在沉积物 水界面上发生的迁移释放行为.各形态氮与沉积物的结合能力强弱,对于评价各形态氮对沉积物 水界面氮循环的贡献,具有重要意义.针对这一问题,不少学者[12 19]对大量海洋以及湖泊的沉积物中氮进行连续分级浸取,采用不同的浸取剂,来划分不同形态氮与沉积物结合能力大小,将沉积物中的氮分类为不同结合态,测得不同结合态氮的丰度,由此解释分析并推测沉积物 水界面的氮循环过程.吴丰昌等[12]1996年对云贵高原4个湖泊(云南泸沽湖、洱海,贵州百花湖、阿哈湖)等湖泊沉积物进行研究,基于土壤学中的土壤理化分析将沉积物中氮形态进行简单的分级,是国内沉积物中氮连续分级浸取研究的开始.将沉积物氮的结合态分为可溶性NH+4 N,NO3 N、可交换态NH+4 N,NO3 N、有效态氮和残渣态氮,有效态氮指无机的矿物态氮和部分有机质中易分解的无机氮,残渣态氮主要是有机氮.这一方法开创了水体沉积物中氮分级浸取的先河,但是并没有具体的根据浸取剂得出各形态氮的化学结合能力.马红波[13]等2002年根据Ruttenberg[20]1992年提出的沉积物中磷的连续分级浸取方法,加以改进,将沉积物中氮分为可转化态氮和非转化态氮,可转化态氮根据浸取剂提取能力的强弱来决定浸取出来的氮与沉积物结合的牢固程度;依次分为离子交换态氮(I EF N)、碳酸盐结合态氮(CF N)、铁锰氧化态氮(I M OF N)、有机态和硫化物结合态氮(OSF N).非转化态氮通过总氮与可转化态氮差减得到.这一方法在进行下一步提取之前,用蒸馏水洗涤沉积物,一定程度上避免了上一级提取氮重吸附于沉积物,但是实验设计上并没有考虑各级提取剂的提取效率.马红波等打开了沉积物中氮连续分级提取研究的新领域,表征了各形态氮的相应化学结合能力.之后的研究者对沉积物中氮进行连续分级提取时,多数都是沿用这一方法,或进行一些小的改进.如吕晓霞等[14]对北黄海、戴纪翠等[15]对胶州湾、王圣瑞等[16]对五里湖等湖泊沉积物及海洋沉积物中氮的研究,均是直接使用其方法或者稍微加以改进.王圣瑞等[16]2007年对五里湖、月湖、东太湖、贡湖等不同程度富营养化湖泊沉积物中氮进行连续分级提取.其采用的方法与马红波等基本一致,但只研究了沉积物中的可转化态氮,并将其依次分为离子交换态氮(I E F N)、弱酸浸取态氮(WAEF N)、强碱浸取态氮(SAEF N)、强氧化剂浸取态氮(SOEF N).I EF N是4种可转化态氮形态中与沉积物结合能力最弱的赋存形态,因此也是参与沉积物 水界面1期李辉等:湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展283氮迁移释放最活跃的形态;WAEF N与沉积物的结合能力略高,相当于碳酸盐的结合能力;SAEF N的结合能力相当于铁锰氧化物的结合能力,稍高于WAEF N;SOEF N主要是有机形态氮,也称可转化有机氮,是最难浸取的可转化形态[14 16].王圣瑞法[16]与马红波法[13]区别在于第一步提取,采用的是1m ol L-1KC l溶液,而马红波法中采用的是1m o l L-1M g C l2溶液进行浸取.由于沉积物吸附NH+4生成固定态铵所需静电力与K+进入沉积物粘土矿物层中的硅氧层晶格所需的静电力来源相同,因此KC l溶液可能会具有更好的提取效率.基于这一点,一些研究者认可了王圣瑞的方法,且KC l提取性质稳定,不含干扰测定的物质[21],后续对沉积物中氮进行连续分级提取时,多采用王圣瑞法.如何桐等[17]对大亚湾表层沉积物氮形态的研究、郑国侠等[18]对南海深海盆表层沉积物氮形态的研究等.钟立香等[19]2009年对吴丰昌法进行改进提出了新的连续分级浸取方法,该法的特点是并不着重于各形态氮与沉积物结合力强弱,而是依据对释放影响的程度依次分为游离态氮(FN)、可交换态氮(EN)、酸解态氮(HN)、残渣态氮(RN).该法中F N是将间隙水中的营养盐浓度(m g L-1)换算成为沉积物中的营养盐浓度(m g kg-1),这主要是基于沉积物 水界面氮循环主要通过间隙水与上覆水中营养盐交换来实现这一点考虑;EN则主要是针对沉积物中有机质矿化生成的NH+4,NH+4在FN和E N之间不断根据外界环境条件分配,故EN是沉积物中较活跃的氮形态;酸解态氮可鉴别的有机化合物主要是氨基酸态氮(AAN)、氨基糖态氮(ASN)、氨态氮(AN)以及一些未鉴别的含氮化合物(UN);RN主要是有机环态.表1列出了沉积物中氮连续分级浸取方法的发展历程.表1 沉积物中氮的连续分级提取研究Table1 R esearch on t he nitrogen sequential frac ti on ex tracti on i n sedi m ents研究者浸取方法氮分级形态应用对象参考文献沉积物高速离心,0.4 m滤膜过滤可溶性氨氮、硝氮吴丰昌等(1996)40mL20%NaO H溶液,经0.45 m过滤,测滤液中可交换性氨氮、硝氮可交换性氨氮、硝氮云南泸沽湖、洱海;[12]上一步沉淀物使用碱解蒸馏法测定有效态氮有效态氮贵州百花湖、元素分析仪测定沉积物中总氮,并与上述三形态氮进行差减残渣态氮阿哈湖1m ol L-1M gC l2溶液离子交换态氮HAC N a AC(p H=5)溶液碳酸盐结合态氮马红波等(2003)0.1m ol L-1Na OH溶液铁锰氧化态氮渤海湾[13]K2S2O8(碱性)溶液(0.24mo l L-1N a OH, K2S2O820g L-1)有机态和硫化物结合态氮总氮与上述四种可转化态差减非转化态氮1m ol L-1KC l溶液离子交换态氮五里湖HAC N a AC(p H=5)溶液弱酸浸取态氮月湖王圣瑞等(2007)0.1m ol L-1Na OH溶液强碱浸取态氮东太湖[16] K2S2O8(碱性)溶液(0.24mo l L-1N a OH,K2S2O820g L-1)强氧化剂浸取态氮贡湖沉积物高速离心,过0.45 m滤膜游离态氮钟立香等(2009)2mo l L-1KC l溶液,振荡2h可交换态氮巢湖[19] 6mo l L-1HC l溶液,120 ,酸解24h酸解态氮浓硫酸,加速剂催化残渣态氮1.1.4 沉积物中氮形态分布特征沉积物中氮主要以有机态存在.Ke m p等[22]对Ontar i o湖表层沉积物中氮研究表明,有机氮含量约占总氮的92%,何桐等[17]对大亚湾表层沉积物中氮形态研究表明,有机氮约占沉积物中总氮的77 32%.沉积物中无机氮由可交换态氮和固定态铵构成,可交换态氮是湖泊初级生产力的直接氮源,固定态铵(F NH4)则是其潜在氮源[9].王圣瑞等[9]、王雨春等[5]研究表明,F NH4是无机氮中的主要形态,环 境 化 学30卷284EN也占有一定的比例;E N中的主要形态是NH+4 N(74.61% 85.85%),这是因为沉积物 水界面大量有机质的矿化分解;其次是NO3 N(13.93% 25.15%),NO2 N含量很低(0.17% 0.27%);而三者之间在不同环境和微生物作用下进行硝化反硝化作用实现相互转化,这主要与沉积物自身性质(例如含有机质的多少)、沉积物环境(氧化还原条件、微生物多少、温度等)有关[6].EN占沉积物中可转化态氮的比例大约在10% 40%[8,13,17],沉积物中可转化态氮的主要存在形态为SOEF N[13 14,17 18],这显然与沉积物中有机态氮占总氮比例有关.吕晓霞等[14]在北黄海的研究表明,SOEF N在沉积物垂直分布上,一般呈现出在表层0 3c m迅速降低的趋势;同样,I EF N在0 3c m 范围内自上而下逐渐降低,自次表层(0 6c m)以下,无明显变化,这是因为沉积物中有机质的矿化作用主要发生在表层含氧区.一般而言,SOEF N是沉积物中可转化态的绝对优势形态,I EF是可转化无机态氮的绝对优势形态[23].WAEF N、SAEF N占可转化态氮的比例极小[13],两者大小依据沉积物环境的改变而有所不同.沉积物氮形态分布与沉积物粒度有着非常重要的关系.吕晓霞等[8]对黄海沉积物氮粒度结构进行研究表明,不同形态氮在不同粒度沉积物中的分布规律相同,不同形态氮绝对含量随沉积物粒度的增大而减小,这可能是因为粗粒度沉积物中有机氮的分解速率常数比细粒度沉积物中的高一个数量级,是中粒度沉积物中的2倍;这也是SOEF N的含量随粒度大小变化最为明显的原因,因为SOEF N的主要形态是有机氮.尽管三种可转化无机氮的绝对含量随着沉积物粒度减小而增大,但是由于SOEF N的增幅太大,这三种可转化态无机氮的相对含量都有所降低.吕晓霞等[23]指出,细粒级沉积物对氮循环的贡献可能最大.而这一点与王圣瑞等[16]对云贵高原四湖泊研究结果一致.1.2 沉积物中磷赋存形态一般而言,沉积物中的磷可分为有机磷和无机磷,无机磷又分为可溶性无机磷和难溶性无机磷.可溶性无机磷包括钙结合态磷(Ca P)、铁结合态磷(Fe P)、铝结合态磷(A l P)等,难溶性磷主要是闭蓄态磷酸盐,这部分磷被包裹在铁铝氧化物膜内.1.2.1 沉积物中磷的分级浸取研究与沉积物中氮不同,由于湖泊富营养化一般是磷控制,所以湖泊沉积物中磷的分级提取研究较多[20,24 29].1957年,Chang和Jackson[24]根据土壤学中相应的化学方法,将土壤中磷分为不稳性磷(Labile P, LP)、Fe P、Ca P、可还原水溶性磷(RSP)、惰性磷(Refractory P).这一方法主要关注于沉积物中的无机态磷,对沉积物中磷化合物的化学形态进行分类,从而便于研究沉积物 水界面磷的迁移释放机制,也有助于解释环境因素(例如钙铝铁、DO、p H、Eh等)对沉积物 水界面磷迁移释放的影响.后续许多研究者只是针对C J法存在的缺陷进行改进,而在磷形态分级的思想上与C J法一致.例如H ie ltjes等[26]将沉积物中磷分为LP、Fe/A l P、Ca P;Psenner[27]将沉积物中磷分为水溶性磷(H2O P)、可还原水溶性磷(RSP)、Fe/A l P、Ca P和惰性P;Go lter m an等[30]将沉积物中磷分为Fe P、Ca P、酸可溶性有机磷(ASOP)、残余有机磷(ROP).国内金相灿等[7]的方法与C J法一脉相承,欧盟推荐发展方法(S MT法)[29]在选取浸取剂时的思路也与C J法一致.这两类方法是目前国内外应用较多的方法[31 36].金相灿法是对C J法中连续提取法的改进,将磷的形态分为LP、A l P、Fe P、C a P、OP和Org P等6种形态.NH4C l提取LP,中性NH4F提取铝结合态磷,N a OH提取铁结合态磷,稀硫酸提取钙结合态磷,还原络合提取闭蓄磷.该法每级磷形态的释放活性有明显不同,LP很容易释放;铝结合态磷和铁结合磷在氧化还原环境改变的条件下可以转化成可溶解性磷,进入上覆水体,具有很强的释放活性,也称为活性磷,它们是内源负荷的重要来源;钙结合态磷和闭蓄态磷则很难被分解参与短时相的磷循环.因为各级释放活性的差异,使用该法可以得到湖泊沉积物中可释放磷的丰度,以便进行沉积物 水界面的释放模型的建立,预测湖泊富营养化状况.SMT法[29]是由欧盟推荐发展的方法,该方法将磷形态划分为总磷(TP)、无机磷(I P)、有机磷(OP)、非磷灰岩磷(N on apatite I norgan ic Phosphorus,NA I P)及磷灰岩磷(Apatite Phosphor us,AP).该法分为三步:(1)将冷干沉积物450 煅烧3h,残渣用3.5m ol L-1HC l浸取,测其SRP(溶解态活性磷),得到TP;(2)将冷干沉积物用1m ol L-1HC l浸取测其SRP,得到I P,其残渣煅烧后用1m o l L-1H C l浸取1期李辉等:湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展285测其SRP,得到OP;(3)将冷干沉积物用1m ol L-1Na OH浸取测其SRP,取其残渣加入1m ol L-1H C l测其SRP,得到AP,再取其上清液加入3.5m ol L-1HC l测其SRP,得到NA I P.其中每一步的冷干沉积物样品质量均为0.2g.SMT法提取的步骤并非连续的,因此该法可同时进行各个形态的测定,能大量节省时间;其次,该方法在提取各形态磷时具有统一性,都是通过HC l来提取上清液中的SRP,各测定结果之间具有可对比性;此方法实验所需的试剂均为常用试剂,提高了方法的适用性及普遍性.W illia m s等[25]提出的方法并没有遵循C J法分级思路,该法更多的是从沉积物中磷的矿物形态上来来进行区分,将沉积物磷分为磷灰岩磷(AP),非磷灰岩磷(NAP)以及有机磷.这样的分级方法更为简单,着重点在于磷的矿物性和来源.部分学者也沿用了这一思想,例如Ruttenber g[20]提出的SEDEX提取法,将沉积物分为可交换性磷、碳酸氟磷灰岩盐(CF AP)、氟磷灰岩磷(FAP)、有机磷等,这两种方法现多用于海洋和河口沉积物中磷的分级研究.Ruttenber g法[20]考虑到了每一级提取的磷可能重吸附于残余沉积物,因此,在每级提取之前都用M gC l2溶液和H2O分别洗涤沉积物;但是该方法提取剂效率不高[37].实际上,S MT[29]法尽管在选用提取剂时思路与C J法相同,但分类也是来源于W illia m s等[25]的方法.表2列出了几种重要的磷分级提取方法.表2 几种重要的沉积物中磷分级提取方法Tab l e2 I m portant m ethods o f phospho rus frac ti on ex tracti on i n sedi m ents研究者提取剂分级形态参考文献1m ol L-1NH4C l不稳性磷0.5m ol L-1NH4F,pH=8.2铝结合态磷Chang&J ackson(1957)0.1m ol L-1N a OH铁结合态磷[24]0.5m ol L-1HC l钙结合态磷CBD可还原性水溶性磷Na OH惰性磷CBD非磷灰岩磷W illia m s等(1976)0.1m ol L-1N a OH[25]0.5m ol L-1HC l磷灰岩磷1m ol L-1N H4C l水溶性磷0.5m ol L-1NH4F,中性铝结合态磷金相灿等(1990)0.1m ol L-1N a OH铁结合态磷[7]0.5m ol L-1H2SO4钙结合态磷CBD闭蓄态铁/铝磷1m ol L-1M g C l2,p H=8可交换性磷CBD碳酸氟磷灰岩Ru ttenberg(1992)Na AC/N a H CO3,p H=4氟磷灰岩,钙磷[20]1m ol L-1HC l氟磷灰岩磷550 灰化,1m ol L-1HC l有机磷1m ol L-1H C l C a P1m ol L-1Na OH Fe/A l PPardo等(2004) 3.5m ol L-1HC l有机磷[29]无机磷1.2.2 沉积物中磷分级浸取应用以及分布特征研究金相灿等[38 39]采用SMT法对长江中下游7个浅水湖泊、太湖东北部沉积物中磷的赋存形态的研究、M o turi等[40]采用Ruttenber g的SEDEX法对印度德里工业区的排水沟渠中的沉积物磷的研究、章婷曦等[41]采用S MT法对太湖不同营养水平湖区沉积物中磷的研究都表明,沉积物中的磷主要形态是无机磷,而污染沉积物中的Fe/A l P明显升高,相对清洁沉积物中的Fe/A l P含量则相对较低,这说明沉286环 境 化 学30卷积物污染主要使Fe/A l P的含量增加,而Ca P或A cet P含量则变化不大,这可能是因为C a P是本地自生,与人类活动关系不大,而Fe/A l P含量则与人类活动有较强相关性.这说明不同污染程度的湖泊沉积物中磷的分布特征会有较大区别,而Ka iserli等[42]采用轻微修改的Psenner[27]的分级方法,在北希腊两个不同富营养化程度湖泊(Lakes Vo l v i&K or onia)中的研究结果印证了这一点.磷在沉积物垂向上分布规律较为复杂[33,41],这主要与湖泊生态条件、污染物排放程度以及沉积条件有关.Ruttenberg[20]研究结果表明,各形态磷在沉积物柱状上的分布呈现 沉降 降解 堆积 三阶段特征,这反映了早期成岩作用的结果.可交换性磷(Ex P)的垂直变化特征较为明显,随深度增加Ex P含量降低,Fe P在次表层以上(表层至10 15c m深)的垂直变化,主要是沉积物中氧化还原电位随深度加深而降低,导致Fe P释放的缘故;在次表层以下的深层由于有机磷的释放,会导致Fe P含量上升.Cho i 等[43]的研究结果也证明了这一点.沉积物粒度是影响不同形态磷分布的重要因素,这是因为不同沉积物粒度具有不同的比表面积以及有机质等,因此对沉积物吸附和释放磷酸盐的能力有着重要影响[44].梁海清等[44]研究表明,沉积物中的有机磷主要以中等活性有机磷存在,有机磷的分布与沉积物粒度密切相关,而有机磷主要分布在细粒度沉积物中.1.2.3 沉积物中磷分级浸取存在的问题以及发展趋势尽管对于沉积物中磷分级浸取研究众多,但是由于沉积物中磷形态的易变性和复杂性,迄今为止,仍然没有一套通用的沉积物磷分级分离的方法;对于研究者而言,为保证数据的准确性,不得不采取两种或两种以上的方法进行分级浸取,工作量非常繁重.因此十分有必要在今后的研究工作中,寻找更有效的、选择性专一的浸取剂,同时对方法的研究不仅仅考虑化学形态上的分类准确度,还应兼顾操作上的便利程度以及分级形态之间的可比性2 沉积物 水界面氮磷迁移释放研究各种来源的营养盐进入湖泊,经过一系列物理、化学及生物化学作用,其中一部分或大部分逐渐沉积到湖底,当湖泊外部环境条件发生变化,沉积物中的营养盐又释放出来进入水中,并延续湖泊的富营养化[7].沉积物 水界面的氮磷迁移扩散不仅受沉积物对营养盐的吸附解吸的影响,还与各种理化参数有关.因此研究沉积物 水界面的氮磷迁移释放行为,对湖泊富营养化预测以及治理都有着重要意义.2.1 沉积物 水界面氮释放行为及其影响因素沉积物 水界面的氮释放行为研究多集中在对NH+4 N、NO3 N、NO2 N等形态氮的扩散转移通量的研究[12,45 47],氮扩散通量即是指氮的(自湖水)输入通量与输出(至湖水)通量之间的差值.计算沉积物 水界面的氮扩散通量,需要研究其主要界面扩散过程.宋金明等[45]指出,水 沉积物界面上存在固体颗粒的沉积和水相间颗粒孔隙的侵入,这一平流过程与界面上下浓度梯度引起的扩散转移过程,是化学物质通过沉积物 水界面质量转移的两个主要过程.而这与B l a ckburn等认为水体中氮含量的急剧增加是由间隙水与上覆水之间的交换引起的这一结果相似[48].硝化和反硝化作用是沉积物 水界面氮迁移释放的主要机制.沉积物中的有机氮矿化生成NO-3、NH+4等无机态氮扩散进入上覆水体,增加水体中氮含量;同时,上覆水体中的NO-3也可扩散至沉积物厌氧层,在反硝化细菌作用下,被还原为N2和N2O等气体形态,并逸散至大气层中,降低水体中的氮含量[49].因此,目前的有些研究针对沉积物 水界面的反硝化速率进行[49 50].Con ley等[51]对波罗的海F i n land湾沉积物 水界面的NO-3、NO-2、NH+4三种形态氮的扩散通量进行了研究,结果表明NH+4、NO-3为氮界面交换的主要组分,且NH+4变化范围最大,而NO-2扩散通量很小,仅为0.1 2.45 m o l N m-2 h-1;这与Bola lek等[52]利用F ick s第一定律计算的Puck湾沉积物 水界面氨氮扩散通量规律一致,后者的研究计算结果表明,氨氮总是由沉积物向上覆水体释放,且具有较大的空间差异性;刘素美等[53]对渤海莱州湾的模拟实验也表明NH+4主要由沉积物向水体净扩散且变化范围较大.Nedw ell等[54]和Tri m m er等[55]利用培养箱对英国Great Ouse河口沉积物 水界面的NO-3、NO-2、NH+4的扩散通量逐月测定,结果表明沉积物是NO-3的汇、是NH+4的源,而NO-2扩散通量极小.综述可知,沉积物 水界面氮的主要扩散组分是NH+4、NO-3,而NO-2扩散量很小;NH+4变化范围较大,且沉积物。
湖泊沉积物中磷释放的研究进展
土壤 (Soils), 2004, 36 (1): 12~15湖泊沉积物中磷释放的研究进展 高 丽 杨 浩 周健民 （土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所) 南京 210008）摘 要沉积物是湖泊营养物质的重要蓄积库，也是湖泊内源性P的主要来源。
沉积物中部分固定的P 可通过分解或溶解作用而释放磷酸盐到沉积物间隙水中，然后通过扩散作用或表层沉积物的再悬浮作用而释放到上覆水体中。
本文就目前对沉积物P释放的影响因素及释放机制的研究进展作一简要概述。
关键词湖泊沉积物；释放；间隙水扩散；释放机制中图分类号 X524沉积物是湖泊营养物质的重要蓄积库，也是湖泊内源性P的主要来源。
不少湖泊调查资料表明，当入湖营养盐减少或完全截污后，沉积物营养盐的释放作用仍会使水质继续处于富营养化状态，甚至出现“水华”[1、2]。
P是造成湖泊水质富营养化的关键性的限制性因素之一[3]，沉积物中营养盐的释放对水体的营养水平有着不可忽视的影响，研究富营养化湖泊沉积物P的释放行为对于湖泊水质的治理和预测具有非常重要的指导意义。
湖泊沉积物-水界面是水体和沉积物之间物质交换和输送的重要途径，对于浅水湖泊而言，来自各种途径的营养物，经过一系列物理、化学及生物释放作用，其中一部分沉积于湖泊底部，成为湖体营养物的内负荷。
在一定条件下，由于风力和湖流引起湖泊底部沉积物的扰动使沉积物处于再悬浮状态，这种再悬浮状态会强烈的影响P在沉积物-水界面间的再分配，部分营养元素可从沉积物中向上层水体释放，使水体营养负荷增加[4]。
P在沉积物-水界面循环受溶解释放以及间隙水扩散两个过程的控制。
１ Ｐ的释放 沉积物P的释放涉及到的过程有解吸附、分解、配位体交换以及酶水解作用。
当沉积物中P以可溶无机P形式存在时，可通过扩散、风引起的沉积物再悬浮、生物扰动以及平流（如气体沸腾）等方式进入上覆水体[5]。
影响沉积物P释放的因子很多，现概括如下：１．１ 沉积物中Ｐ含量和形态沉积物中P的结合态及形态之间的相互转化是控制沉积物P迁移和释放的一个主要因子，这也是目前国内外研究P释放的一个热点。
湖泊富营养化与氮磷循环的相关性研究
湖泊富营养化与氮磷循环的相关性研究湖泊富营养化是指湖泊中营养物质过剩的现象，特别是氮磷元素。
这一现象会导致水体中生物生长的过度，进而破坏湖泊生物多样性和水生态系统的平衡。
为了深入了解湖泊富营养化的原因以及氮磷元素在其循环中的作用，科学家们进行了一系列研究。
湖泊富营养化主要是由人类活动引起的，如农业、工业和城市污水排放。
氮磷元素是植物和微生物生长所需的基本元素，它们在肥料和污水中含量较高。
当这些污染物进入湖泊时，它们会加速湖泊中藻类和植物的生长，形成藻华。
藻华会消耗水体中的氧气，导致水中生物无法存活，最终引发湖泊富营养化。
氮磷循环是湖泊富营养化中一个重要的过程。
氮循环包括氮化、硝化和脱氮过程。
氮化指的是将氨氮转化为氨基酸，而硝化则是将氨氮转化为硝酸盐。
这两个过程可以提供藻类和植物所需的氮源。
然而，氮化和硝化过程也会产生过量的氮，进而造成水体中氮的积累。
脱氮过程则是将水体中的氮还原为气体形式，从而减少氮的含量。
与氮循环不同，磷循环主要涉及到磷的吸附和释放过程。
磷是湖泊中限制生物生长的关键营养物质之一。
它主要通过沉积物进入湖泊，并与悬浮颗粒结合形成不溶性的磷酸盐。
然而，湖泊底部的缺氧环境能够导致这些不溶性磷酸盐释放，进而使水体中的磷含量增加。
此外，沉水植物和藻类的落叶也会导致磷释放，从而加剧湖泊富营养化。
在湖泊富营养化研究中，科学家们发现了一些控制因子，可以在一定程度上预测湖泊富营养化的发展趋势。
其中一个重要的控制因子是氮磷比。
研究表明，当水体中的氮磷比小于16∶1时，湖泊更容易出现富营养化现象。
这是因为氮磷比低于这个阈值时，氮成为限制生物生长的营养物质，从而刺激过度的藻类生长。
此外，湖泊富营养化还会对水质产生一系列影响。
高浓度的藻类和悬浮颗粒会降低水质的透明度，影响浮游植物和浮游动物的生存。
湖泊水体中的富营养化还会导致水生生物的死亡，进而干扰水生态系统的平衡。
因此，控制湖泊富营养化对恢复湖泊生态系统至关重要。
浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例
浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例引言水体中的磷是湖泊生态系统中的关键营养元素之一，它在湖泊营养循环中发挥着重要作用。
然而，浅水湖泊中内源磷的释放过程及其生物有效性仍存在许多未知之处。
本文以中国三大浅水湖泊之一的太湖、巢湖和龙感湖为例，探讨了这些湖泊中内源磷释放的原因及其对湖泊生态环境的影响。
一、太湖的内源磷释放及其生物有效性太湖是中国最大的淡水湖泊之一，也是内源磷释放研究的重要对象之一。
太湖水域的内源磷主要来自于富营养化的水体底泥。
研究表明，太湖底泥中富集了大量的磷，当湖泊发生水体垂直混合或风浪作用时，底泥中的磷会释放到水体中，形成内源磷。
太湖内源磷的释放具有季节性特点，主要发生在夏季和秋季，这是因为这两个季节湖泊的水温较高，湖水垂直混合较为剧烈，促使底泥中的磷释放。
太湖内源磷的释放对水体中悬浮藻类的生物量、种类和群落结构有一定影响，这是因为磷是藻类生长所需的关键营养元素之一。
二、巢湖的内源磷释放及其生物有效性巢湖位于中国安徽省，也是富营养化湖泊研究的典型水域之一。
巢湖水库的养殖业发展迅速，而养殖废水中富含大量的磷。
其他的磷污染物也是巢湖内源磷的重要来源之一。
研究发现，巢湖内源磷的释放主要发生在湖泊水位升降、沉积物搅动以及流入巢湖的河流水体的冲击作用下。
巢湖内源磷的释放对湖泊的营养状况有着显著影响，导致湖泊水体富营养化现象的加剧。
此外，巢湖内源磷的释放还会威胁湖泊生物多样性，导致水生植物和浮游动物的丰富度和分布范围发生变化。
三、龙感湖的内源磷释放及其生物有效性龙感湖位于中国江苏省，是一个典型的城市湖泊，也是内源磷释放的研究热点之一。
龙感湖的内源磷主要来自于降雨和流入湖泊的污水。
研究表明，龙感湖水体中的内源磷释放主要发生在雨季和高水位期间。
降雨水会冲刷城市地表的污物，引入湖泊中，污水中富含的磷也是龙感湖内源磷的重要来源。
湖泊总磷超标的原因及对策_概述说明以及解释
湖泊总磷超标的原因及对策概述说明以及解释1. 引言1.1 概述本文旨在探讨湖泊总磷超标的原因及对策，并提供解决该问题的有效方法。
近年来，湖泊总磷超标现象日益严重，给自然生态环境和人类生活带来了巨大影响。
因此，深入分析超标原因，并提出科学可行的对策显得尤为重要。
1.2 文章结构本文主要分为四个部分：引言、湖泊总磷超标原因、湖泊总磷超标对策以及结论。
在引言部分，将简要介绍文章的目的和结构安排，旨在为读者提供整体框架和背景信息。
1.3 目的本文主要目的有两个方面：首先是从多角度深入探究湖泊总磷超标的原因，包括自然因素、人为因素以及其他可能影响因素；其次是提供一系列有效的对策来应对湖泊总磷超标问题。
通过合理利用水体管理、农田管理和蓝藻治理等措施，我们希望能够减少湖泊总磷浓度并改善湖泊生态环境。
最后，通过总结文章的主要观点和建议，旨在为未来湖泊水质管理研究提供参考。
以上是本文“1. 引言”部分的内容，在此部分中，我们已经概述了文章的目的、结构以及整体框架，并强调了探讨湖泊总磷超标原因和对策的重要性。
2. 湖泊总磷超标原因：湖泊总磷超标是指湖泊水体中总磷浓度高于环境质量标准或正常水域平衡范围的情况。
总磷是湖泊中一种重要的营养盐，但过高的总磷浓度会导致水体富营养化，引发蓝藻水华等问题。
湖泊总磷超标的原因可以分为自然因素、人为因素和其他可能影响因素。
2.1 自然因素：自然因素对湖泊总磷超标有一定影响，如岩层含有高浓度的磷元素，在风化侵蚀过程中会释放出来，进入湖泊水体。
同时，内源性再循环过程也是一种自然原因。
湖泊底部沉积物中富含有机物和肥料残留物，部分富含磷的底泥被氧化后重新溶解至水体中。
2.2 人为因素：人为活动是导致湖泊总磷超标的主要原因之一。
农业排放是最主要的来源之一，化肥、农药使用和养殖业废弃物都会导致水体中磷的浓度升高。
此外，城市排污和工业废水排放也是重要的人为原因。
这些废水中含有大量可能污染湖泊的磷源。
广东省不同水库底泥理化性质对内源氮磷释放影响
广东省不同水库底泥理化性质对内源氮磷释放影响魏岚;刘传平;邹献中;杨少海;陈勇;孙丽丽;巫金龙;宁建凤【摘要】采用分级浸取分离方法,分析了广东省10个典型水库底泥的氮磷营养形态分布和污染状况；并通过模拟覆水试验,研究了不同水库底泥氮磷形态及理化性质对内源氮磷释放的影响.结果表明：广东省10个水库底泥氮磷污染较为严重,全氮含量为0.33~3.31 g·kg-1,平均值为1.70 g·kg-1；全磷含量为0.14~2.63 g·kg-1,平均值为1.31 g·kg-1.底泥氮磷主要以可转化态形式存在,可转化态氮磷含量占总氮磷含量百分比分别为41.2%~71.4%和53.6%~93.2%.底泥内源氮磷的释放主要受氮磷的赋存形态和含量的影响,水库底泥总氮的释放量与离子交换态氮(IEF-N)、碳酸盐结合态氮(WAEF-N)、铁锰氧化物结合态氮(SAEF-N)呈极显著正相关关系,相关系数分别为0.931、0.814、0.807；总磷的释放量与碳酸盐结合态磷(WAEF-P)、铁锰氧化物结合态磷(SAEF-P)呈极显著正相关,相关系数分别为0.960、0.957；这几种氮磷形态是上覆水体中氮磷的重要来源.同时底泥内源氮磷释放还与底泥机械组成有关,其中总氮和总磷释放量与底泥黏粒质量分数呈显著正相关,相关系数分别为0.738、0.638；而总氮的释放量与底泥砂粒质量分数呈显著负相关,相关系数为-0.685.这可能与可转化态氮磷更多的分布在细粒级底泥中有关,细颗粒底泥氮磷释放是上覆水体氮磷的主要来源【期刊名称】《生态环境学报》【年(卷),期】2012(000)007【总页数】7页(P1304-1310)【关键词】水库底泥;内源氮磷释放;底泥理化性质;氮磷形态【作者】魏岚;刘传平;邹献中;杨少海;陈勇;孙丽丽;巫金龙;宁建凤【作者单位】广东省农业科学院土壤肥料研究所,农业部南方植物营养与肥料重点实验室,广东省养分资源循环利用与耕地保育重点实验室,广东广州510640;广东省生态环境与土壤研究所,广东广州510650;广东省农业科学院土壤肥料研究所,农业部南方植物营养与肥料重点实验室,广东省养分资源循环利用与耕地保育重点实验室,广东广州510640;广东省农业科学院土壤肥料研究所,农业部南方植物营养与肥料重点实验室,广东省养分资源循环利用与耕地保育重点实验室,广东广州510640;广东省农业科学院土壤肥料研究所,农业部南方植物营养与肥料重点实验室,广东省养分资源循环利用与耕地保育重点实验室,广东广州510640;广东省农业科学院土壤肥料研究所,农业部南方植物营养与肥料重点实验室,广东省养分资源循环利用与耕地保育重点实验室,广东广州510640;广东省农业科学院土壤肥料研究所,农业部南方植物营养与肥料重点实验室,广东省养分资源循环利用与耕地保育重点实验室,广东广州510640;广东省农业科学院土壤肥料研究所,农业部南方植物营养与肥料重点实验室,广东省养分资源循环利用与耕地保育重点实验室,广东广州510640【正文语种】中文【中图分类】X131.2水体富营养化是目前世界范围内面临的主要水环境问题，在控制外源输入情况下，底泥的内源氮磷释放与水体富营养化之间的关系已引起人们广泛关注[1-3]。
巢湖典型农村流域面源氮磷污染模拟及来源解析
巢湖典型农村流域面源氮磷污染模拟及来源解析巢湖典型农村流域面源氮磷污染模拟及来源解析一、引言随着农村经济的迅速发展，农村人口增加、农业生产规模不断扩大，导致了农业面源污染问题日益严重。
巢湖，作为我国重要的淡水湖泊之一，长期以来一直受到来自农业面源的氮磷污染的困扰。
为了深入了解巢湖典型农村流域面源氮磷污染的情况，本文将进行模拟及来源解析，以期为巢湖农村面源污染治理提供科学依据。
二、巢湖典型农村流域概况巢湖是位于中国安徽省中部的一片淡水湖泊，周围有许多典型的农村流域。
本文将重点关注其中一个典型农村流域，并选取其为研究对象。
该流域地处巢湖的上游地区，农田面积较大，农业活动频繁，是巢湖面源氮磷污染源的重要来源。
三、巢湖农村流域面源氮磷污染模拟为了模拟巢湖农村流域的面源氮磷污染情况，我们选取了该流域的典型农田进行监测和数据采集。
通过实地采样和实验室分析，获得了农田土壤中氮磷元素的含量数据，并结合土地利用和农业活动的情况，建立了一套适用于该流域的面源氮磷污染模拟模型。
模型考虑了农业面源的各种污染因素，如化肥施用、畜禽养殖、农田灌溉等。
通过对这些因素的量化和分析，模型得出了在不同季节和降雨条件下，农田面源氮磷污染的潜在程度。
模型还预测了农田面源氮磷污染对巢湖水体的影响，并给出了相应的风险评估。
四、巢湖农村流域面源氮磷污染来源解析通过模型的模拟结果，我们进一步分析了巢湖农村流域面源氮磷污染的来源。
根据模型预测的结果，主要的氮磷污染来源是农田施肥和农田灌溉。
在农田施肥中，化肥的使用量和施肥时间是主要的影响因素；在农田灌溉中，农药残留和灌溉水的污染是主要的排放源。
此外，畜禽养殖也是重要的面源污染来源之一。
解析农田施肥和灌溉的氮磷污染来源，我们发现主要是由于农民在使用化肥和灌溉时缺乏系统的技术指导和科学管理，导致了过量施肥和不当灌溉的情况。
此外，畜禽养殖过程中的粪便和养殖排放物也没有被充分利用，在处理不当的情况下成为了面源氮磷污染的一部分。
湖泊富营养化过程中内源性营养盐释放规律的分析
化 的一个 关键 因素 ］ 内源性 污 染物 主要 是湖泊 沉 积物所 释 放 的含 氮 、 、 机 质等 营养 因 素 的物质 ， ． 磷 有 内源
氮、 、 磷 有机质 负 荷具 有影 响面 积 大 、 用时 间长 的特 点 ， 削减 外源 污染 负荷 后 ， 作 是 水体 中的氮 、 的主要 来 磷
文 章 编 号 ：６２２ ７ （０ ０ ０—０ ７０ １ ７ —４ ７ ２ １ ） ２ ０ ０ —３
湖 泊 富 营 养 化 过 程 中 内源 性 营 养 盐 释 放 规 律 的分 析
黄传灵 ， 魏 翔
（ 徽 工 程 大 学 生 物 化 学 工 程 学 院 ， 徽 芜 湖 ２ １ ０ ） 安 安 ４ ０ ０
圈 里垂！ 登放量随 ｐ 垫 Ｈ值增大而增大， 碱性条件利于沉积物中总磷的释放． 这是因为水体偏碱性
收 稿 日期 ： ０ ９ ５）男 ， 徽 舒 城 人 ， 士 研究 生 ． １８ 一 ， 安 硕 通讯作者 ： 魏 翔 （ ９０ ）男 。 徽 铜 陵 人 ， 士 ， 导 ． １７一， 安 博 硕
第 ２ 卷 第 ２期 ５ ２１ ０ ０年 ６月
安 徽 工 程 科 技 学 院 学 报 Ｊｕ ｎｌ ｆ ｈ ｉ ｉｅｓ ｙ ｆ ｃ ｎ ｌｇ ｎ ｃ ｎ ｅ ｏ ｒａ ｏ Ａｎ ｕ Ｕｎｖ ｒｉ ｈ ｏｏ ｙａｄＳ ｉ ｃ ｔ ｏ Ｔｅ ｅ
ＶＯＩ Ｚ ． ５．ＮＯ． Ｚ Ｊｕ ｎ．， ０ ２ ０９
摘 要 ： 过 采 集 ３ 典 型 营 养 级 别 湖 泊 沉 积 物 ， 其 营养 盐 的 释 放 规 律 进 行 研 究 ． 果 表 明 ： 碱 性 条 件 下 ， 通 种 对 结 在 富
淀山湖底泥氮、磷释放通量的研究
・
３ ・ ２
苏 丽 丹 等 淀 山 湖 底 泥 氮 、 释 放 通 量 的研 究 磷
最大 深度 为 ３ ５ 面积 为 ６ ｍ。 属平 原浅 水湖 ； ． ９ｍ， ２ｋ ，
湖底 质 为淤泥 砂粘 土及 泥炭 。淀 山湖 主要 受 纳 太湖 众多 ， 总计 ５ ９条 ， 要 进水 河 有 急 水 港 、 朱 厍 、 主 大 白 石矶 ， 出水 河有 拦 路 港 、 旺 港 、 塘 。淀 山湖 区域 西 石 属 北亚 热带 季 风 气候 区 ， 典 型 的 海 洋 性 气 候 。 四 是 季 特征 是春 、 季 短 ， 、 季 长 ， 季 回暖 迟 ， 季 秋 冬 夏 春 秋 降 温快 。四季气 候 划 分 ， 均 气 温 ＜ １ 平 Ｏ℃ 为 冬 季 ，
ｆ ｎ ＺＨＵ ｎ ｉｇ。 ａ ， Ｙｏ ｇｑｎ ．（１ ｃ ｏ ｌｏ Ｅｎ ｉｏ ｍｅ ｔｌ ｉｎ ｅ ｎ ｇ ｎ ｅ ｉ ｇ， ｎ ｈ ａ ．Ｓ ｈ ｏ ｆ ｖｒ ｎ ｎａ Ｓｃｅ ｃ ａ ｄ Ｅｎ ｉ ｅｒｎ Ｄｏ ｇ ｕ Ｕｎｖ ｒ ｉ ｉ ｅｓｔ ｙ，Ｓ ａ ｇ ａ ｈ ｎｈ ｉ ２ ０ ５ ； ． ｈ ｎ ｈ ｉ ａ ｍｙ ｏ ｖ ｒｎ ｎａ ｃｅ ｃｓ Ｓ ａ ｇ ａ ０ ２ ３ ０ ０ ｉ ２ Ｓ ａ ｇ ａ ｄｅ ｆ Ｅｎ ｉｏ ｍｅ ｔ ｌＳ ｉｎ ｅ ， ｈ ｎ ｈ ｉ２ ０ ３ ） Ａｃ
湖泊底泥疏浚对内源释放影响的过程与机理
论文第49卷第15期 2004年8月湖泊底泥疏浚对内源释放影响的过程与机理范成新①张路①②王建军①②郑超海③高光①王苏民①(①中国科学院南京地理与湖泊研究所, 南京 210008; ②中国科学院研究生院, 北京 100039; ③河海大学, 南京 210098.E-mail: cxfan@)摘要对城郊污染湖泊五里湖和玄武湖底泥疏浚前后内源负荷模拟研究和现场样品采集分析表明, 疏浚可在短期内使内源污染负荷得到一定程度的抑制, 由于疏浚方法所造成的疏浚质量差异将对底泥内源控制效果产生影响; 随着颗粒沉降、动力扰动和生物转化等生物地球化学过程的持续作用, 内源回复现象将有可能逐步出现, 其回复的速度主要与疏浚方式、新生表层界面过程变化有关, 沉积物中较高的营养物和有机物含量本底对底泥界面过程和营养物再生起促进作用. 浚前研究污染湖泊底泥物化、生物特性和底泥释放特征, 对确定污染湖泊底泥疏浚方式和预测疏浚效果等极其重要.关键词底泥疏浚效果内源释放污染回复界面过程湖泊我国东部湖泊水环境污染严重, 国家对湖泊环境整治的力度不断增大, 底泥疏浚(Sludge dredging)作为改善水环境的重要手段之一, 对污染湖泊内源负荷控制效果的问题, 人们的认识不一. 一些疏浚工程实施后确使水体的污染得到有效的控制[1,2], 但是人们也发现, 随着时间的推移, 良好的水质状态不能得到较好的保持, 个别甚至于比原先的污染程度还有所加重[3]. 1982年日本在诹访湖局部深度疏浚(45~120 cm)1年后, 疏浚区水质未达预期改善目标[4]; 杭州西湖是我国实施底泥疏浚最早和次数最多的湖泊之一, 但每次浚后良好水质状态的维持时间都不长. 由于外源输入的影响未予排除, 使得疏浚后内源污染回复的现象是否存在、疏浚对内源控制效果到底有多大等问题一直难有定论[2,3,5,6]. 玄武湖和五里湖分别为江苏省南京市和无锡市的城市湖泊, 20世纪80年代末以来均呈重富营养, 湖底污泥淤积明显, 有机质含量极高[7,8], 内源负荷显著[9,10]. 为了改善湖体水质, 1997年11月至1998年3月和2002年6月至2003年3月两湖分别用排干冲淤法和绞吸法进行了大规模疏浚, 疏浚平均深度分别为30和60 cm. 本文跟踪和模拟了两湖不同疏浚深度和疏浚后一定时间内源释放速率的变化, 分析了界面过程及转化机理, 旨在为污染湖泊内源治理的科学决策提供依据.1材料与方法1.1样品采集和分析(ⅰ) 沉积物. 在玄武湖西北湖区距环洲岸100~150 m处设置两个样点(X1和X2), 两点相距20 m, 其中X2为未疏浚对照点. 在西五里湖宝界桥西(W1)和五里湖闸门附近(W2)选择两个采样点, 其中W2为未疏浚对照点. 所有采集沉积物样品工作均在GPS系统(精度10~33 m)定位下进行, 用装有φ 62×1000 mm有机玻璃管的日产(Rigo Co.)柱状采样器采集, 沉积物芯样(30~40 cm)两端用橡皮塞塞紧, 垂直放置, 小心带回实验室, 进行实验与分析.(ⅱ) 水样. 在湖泊疏浚前后及疏浚过程中, 用GPS定位, 于玄武湖北部湖心和东五里湖心距表层0.5m采集水样, 带回室内后立即经玻璃纤维滤膜(Whatman GF/F)过滤后, 放入4℃下蔽光保存, 分析DTN和DTP.(ⅲ) 孔隙水采集. 在疏浚后11个月的东五里湖心(W3)测点和未疏浚对照点(W2)搭置竹制三角架, 分别用peeper(渗析式孔隙水采样器)技术[11]采集孔隙水, 即用去离子水将平置、底面已覆渗析膜的peeper 采集器窗孔充盈, 覆膜压板在去离子密闭桶中, 充氮气1 h; 用自制投放器将peeper垂直投放至湖底, 约平衡30天后取出, 即刻测定Eh, 现场取1 mL孔隙水在缓冲液中与10%邻菲罗琳溶液显色固定(带回室内测定Fe2+), 再抽取窗孔中剩余溶液, 冰袋冷藏, 用流动注射仪(Skalar-SA1000)分析NH4+-N和PO43−-P.1.2实验方法(ⅰ) 疏浚对沉积物氮磷释放的影响.实验1. 1998年5月24日和2001年5月31日分别在未疏浚的玄武湖X2测点和五里湖W2测点采集若干根柱状泥样; 室内制成模拟不同疏浚深度(0, 10, 20, 30和40 cm)的柱状样, 另用一根无泥的柱作第49卷 第15期 2004年8月论 文对照, 无扰动滴注30 cm 高度滤后上覆水, 标注刻度. 所有采样管均垂直放入已恒定在指定温度下的循环水浴恒温器(Colora WK100, ±0.1℃)中, 蔽光培养. 分别在0, 3, 6, 12, 24, 36, 48和72 h 时, 用注射器抽取距底泥表层上约5 cm 处35 mL 体积水样, 同时另用已过滤的原样点水样补充至原刻度. 所取水样经0.45 µm 玻璃纤维滤膜过滤后, 低温冷冻待分析. 水样分别用钼蓝比色、纳氏比色和酸性高锰酸钾方法[12]分析P, N 和溶解性COD Mn (DCOD)含量, 释放速率计算方法参照文献[10].34PO -−4NH -+实验 2. 按上述实验方法, 分别对玄武湖和五里湖采集柱状芯样进行疏浚效果实验, 采样点为: 玄武湖1998年3月7日X1(刚疏浚3天)和X2(未疏浚对照点)、1998年10月8日X1(已疏浚7个月); 五里湖2001年5月31日W1(尚未疏浚)、2002年6月29日W1(刚疏浚2天)和W ′(距W1约20 m 的尚未疏浚处)、2003年5月23日W1(已疏浚11个月). 实验项目为P, N.34PO -−4NH -+2 结果与讨论2.1 不同疏浚深度对沉积物氮磷释放的短时效影响图1和图2分别为在玄武湖(X2)和五里湖(W2)模拟不同疏浚深度后P, N 和DCOD 释放速率随时间的变化. 总体而言, 大多数曲线在2天后趋于平稳, 即此时后释放速率接近实际值. 对玄武湖和五里湖模拟疏浚实验短时相结果表明, 疏浚对磷释放的控制效果明显, 未疏浚样品释放速率均大于1.0 mg/m 2·d −1, 疏浚后释放速率立即被控制在接近零甚至处于负值(此时沉积物呈“汇”). 其中在X2点, 磷释放速率随着疏浚深度的增加而逐步减小, 疏浚20 cm 以上时, 释放速率转为负值. 这是因为疏浚后, 沉积物表层被去除, 此时新生表层直接与氧含量较为充足的上覆水体接触, 使新生表层的氧化还原电位上升, Fe 2+被转化为Fe 3+, 后者与孔隙水中游离的结合, 形成FePO 4沉淀. 由于维持较高的氧化还原电位, 还可在表层形成一新的氧化层, 初始期该层中有机质通常含量较低, 特别是好氧微生物数量少34PO -−4NH -+34PO −[2], 因而该氧化层起到了阻止下层孔隙水中磷的释放作用.疏浚后铵氮(N)的释放, 玄武湖和五里湖结果则相反: X2在疏浚后沉积物中铵氮向上覆水的释放明显增加, 疏浚后3天左右, N 释放速率已为未疏浚时的两倍(图1); 而五里湖疏浚后铵氮释放特4NH -+4NH -+图1 不同深度疏浚对玄武湖(X2)底泥释放控制的短时效影响(15℃)征与磷大致相似, 梯度均在较短时间内产生大幅度下降(图2). 这种释放差异与湖水和沉积物孔隙水间N 的不同浓度梯度有关. 玄武湖沉积物的淤积厚度平均达70 cm, 总氮含量高达0.33%~0.69%4NH -+[7], 较五里湖(0.16%~0.28%)高出1倍以上, 而水体中氮的含量却较一般污染湖泊为低, 如1997年平均仅为1.10 mg/L, 因此疏浚后仍可保持较高程度的释放速率; 但五里湖疏浚前后(2002年)水体铵氮含量平均高达3.34 mg/L, 最高达7.90 mg/L. 虽然五里湖7~40 cm论文第49卷 第15期 2004年8月图2 不同深度疏浚对五里湖(W2)底泥释放控制的短时效影响(15℃)沉积物孔隙水中N 含量平均在9 mg/L 左右4NH -+[13], 但疏浚后水体中氧进入新生界面, 部分转变为氧化态高的氮化物(如等), 结果使得湖水中N 含量有可能超过孔隙水中含量, 造成界面交换通量的矢量方向指向沉积物. 实际上五里湖在未疏浚(0 cm)时沉积物中N 释放速率就已接近零释放或吸附于沉积物的状态(释放速率为负值, 见图2), 表明湖水N 含量相对于孔隙水确已存在较大的向下浓度梯度, 为疏浚后沉积物吸收氮提供了条件. 可见疏浚初期, 内源通量的方向和大小主要受上覆水和孔隙水间营养物的浓度梯度的控制, 而孔隙水中N 的变化还受到界面氧含量的影响.4NH +3NO −4NH -+4NH -+4NH -+4NH -+进一步分析图2中N 释放曲线, 还可发现: 模拟疏浚10与40 cm 的铵氮含量释放速率差异较小, 表明疏浚后上覆水体对原处于厌氧状态下的下层底泥及其孔隙水所产生的环境效应近乎一致. 说明疏浚刚完成时, 不同疏浚深度的沉积物界面, 其物理性质(如孔隙率、氧化还原电位)和生物特征(如厌氧微生物作用)等差别不大, 因此有可能造成不同疏浚深度底泥释放速率较为相近的现象. 另外图1反映, 玄武湖在疏浚不同深度对DCOD 的释放速率有所控制, 但不明显, 这与沉积物垂向上有机质含量普遍较高4NH -+[9]有关. 2.2 疏浚对沉积物内源控制的长效影响对五里湖和玄武湖疏浚后底泥释放的较长时间跟踪研究表明, 不同的湖泊浚后内源释放是否受控或是否出现回复, 结果可能是完全不同的. 如图3所示, 疏浚对五里湖沉积物内源磷释放的控制效果较为明显, 随着时间的延长, 磷释放速率有减缓的趋势, 由疏浚前的2.3 mg/m 2·d −1下降到疏浚后11个月的−0.6 mg/m 2·d −1; 而N 的释放则由刚疏浚时的−202.0 mg/m 2·d −1上升至11个月后49.6 mg/m 2·d −1. 对玄武湖而言, 疏浚对底泥氮磷释放的长效影响与五里湖相比则几乎相反(图3), N 释放速率从刚疏浚时的168.5 mg/m 2·d −1降到疏浚后7个月的49.0 mg/m 2·d −1, 仅相当于疏浚前(375.2 mg/m 2·d −1)的 13%; 磷释放则由刚疏浚时的1.5 mg/m 2·d −1经7个月后迅速上升至21.0 mg/m 2·d −1, 甚至是疏浚前(9.1 mg/m 2·d −1)的2.3倍. 这些结果提示: 从长效而言, 疏浚对五里湖的底泥磷释放和玄武湖的氮释放有一定的控制作用, 可削减相应污染物的内源负荷, 减低湖体污染物含量; 而对五里湖的氮释放和玄武湖的磷释放则控制效果较弱, 释放速率甚至可超过未疏浚前, 显然这种回复现象将加重内源负荷, 导致疏浚后4NH -+4NH -+第49卷 第15期 2004年8月论 文水体中污染物含量的增加.图3 五里湖W1和玄武湖X1底泥疏浚前后氮磷释放速率的变化2.3 造成疏浚效果的差异的原因分析(ⅰ) 疏浚方式的影响. 五里湖采用的是绞吸式疏浚, 即用专用挖泥船的绞吸头将表层淤泥绞松后立即吸走, 浚后沉积物表层残留淤泥少, 刚疏浚后现场采集的沉积物表层较为平整和密实. 因此表层孔隙率较低, 有机质含量少, 微生物含量水平低, 不利于物质释放, 故可将释放速率控制在较低甚至负值(汇)水平,显然这种疏浚方式一定程度上考虑了生态效应[8]. 玄武湖则采用的是排干法疏浚[14], 即将湖水基本排干后用高压水枪将表层沉积物推填到低洼区, 再用输送泵将集中的泥水抽走, 其工程目标是疏浚深度平均达30 cm. 这种疏浚方式在我国的湖泊内源控制工程中已较多采用, 该法往往不能保证实际疏浚深度的准确性, 而且也无法保证表层污泥的残留率处于较低水平, 因此疏浚后仍有较多的淤泥覆盖在湖底, 疏浚质量难以保证. 据研究, 疏浚前玄武湖底泥总氮含量高达0.33%~0.69%[7], 较五里湖(0.16%~ 0.28%)高出1倍以上, 而且这些残留的淤泥仍可形成缺氧或厌氧环境, 使表层沉积物和孔隙水中的形态氮转化为氨, 有利于氨释放强度增加, 因此疏浚后仍可保持一定强度的释放. 由于疏浚质量欠缺造成的淤泥覆盖, 玄武湖疏浚后难以出现如五里湖那样的氧化层, 又由于疏浚时表层多受到过强烈的机械扰动, 一部分带有活性淤泥生态特征的原表层淤泥与下层沉积物交混在一起, 为下层沉积物的活化提供接种作用和微生物物种保留, 这样, 残留的底泥将使疏浚后的表层底泥很快地转变为与原来底泥性质接近的状态.(ⅱ) 新生表层界面过程的影响. 疏浚后的新生表层底泥的组成往往有几种来源: (1) 曾埋藏在水底几十乃至上千年的沉积物, 为新生表层的主体; (2) 疏浚的残留污泥或回淤物; (3) 来自上覆水体悬浮颗粒物的沉降, 其数量随时间增加. 因此研究新生表层内源负荷的变化趋势, 就不可避免地归结到在新生表层和上覆水界面过程上, 包括3种来源的底泥复合物的物理、化学和生物特征与新界面的物质交换与循环. 疏浚后, 新生沉积物界面将直接面对上覆水体, 不断接收来自上覆水体沉降下来的易悬浮颗粒. 通常这些颗粒中有机物含量较高, 附生着大量微生物, 这些微生物随颗粒物沉降到新生界面, 将通过对有机质分解、 细菌的繁殖而逐渐将沉积物表层的生物活性加强,使营养物再生[2,16]. 对于浅水湖泊, 风浪作用将能量带入水底, 对湖底进行扰动, 造成再悬浮[17,18], 使疏浚后新生界面频繁与氧含量高的介质充分接触, 结果可能在沉积物界面上形成一较致密的氧化层[19], 阻碍孔隙水中物质的释放. 对用peeper 法采集的五里湖孔隙水分析表明(图4), 刚疏浚不久时, 新生表层的氧化还原电位处较高水平(270 mV), 属中度氧化环境(200 mV < Eh < 400 mV), 虽然底部沉积物孔隙水中物质(P, N 和Fe 2+)含量较未疏浚区域沉积物还高, 界面附近的浓度梯度还要大, 但因为疏浚初期这种氧化层的存在, 实际疏浚底泥的氮磷释放速率比未疏浚区的释放速率要小. 因此, 在强行外力产生的新生表层上使用Fick 定律计算物质的释放速率, 有可能产生较大误差, 甚至得出错误的结论. 五里湖是一相对封闭的湖湾, 疏浚后水深增加0.6 m, 达3.5 m 以上, 因此有可能在沉积物表层形成阻碍层, 从而疏浚后出现释放速率下降的现象. 逐月进行的湖面水体跟踪监测反映, 五里湖实施疏浚后, 在近半年的时间内湖水中溶解性总磷(DTP)的含量平均下降了约40%(图5).34PO -−4NH -+论文第49卷 第15期 2004年8月图4 五里湖疏浚区和未疏浚区沉积物孔隙水主要物化性质比较图5 五里湖底泥疏浚前后湖水氮磷含量变化随着沉降作用、动力扰动和生物转化等对界面作用的积累与增强, 沉降物对新生表层的覆盖将达到一定厚度. 有机颗粒将在表层发生一定程度的堆积, 表层沉积物的含水量、孔隙率等物理性质将发生很大变化[17], 覆盖层中微生物分解有机物使氧含量下降, 氧化还原电位降低, 将逐步削弱和破坏了上述氧化层的营造条件[19]. 在Fick 第一定律支配下, 下层高含量的磷组分将得以穿过新生界面而发生释放. 因此如图3所示的疏浚对磷释放的抑制效果可能会随着上覆水中沉降物的继续增加而发生变化, 即由对内源释放受控状态转变为内源释放回复状态.沉积物中较高的营养物和有机物含量可能对底泥界面过程起促进作用, 加速其向疏浚前的界面状况转化. 玄武湖沉积物有机质含量极高, 其烧失重平均达11.9%, TP 含量亦介于0.12%~0.43%[9], 其中无机磷占总磷76%, 铁磷又占无机磷的40%. 随着疏浚后时间的增加, 微生物群落将不断滋生, 沉积物中的好氧、兼性厌氧和厌氧微生物在不同层位上对沉积磷(主要是有机磷)进行转化, 而铁磷在还原环境中因Fe 3+向Fe 2+的转化也不断将溶入孔隙水中, 从而34PO −第49卷第15期 2004年8月论文使孔隙水与上覆水之间磷含量的浓度梯度逐渐加大, 加速PO43−的扩散[20], 构成以内源释放为主导的动态平衡. 此外, 营养物含量较高的底泥往往易被污染的环境所活化, 如东五里湖自2002年8月疏浚后11个月, 湖水中磷浓度含量基本控制在较低水平(图5), 而玄武湖水体污染程度较五里湖高得多, 在1998年3月疏浚后仅7个月, 水体磷含量却逐步增加, 严重影响了疏浚效果.3结语污染湖泊的表泥疏浚, 其初期对内源负荷的控制效果一般均较明显, 可使湖体目标污染物含量有较大降低; 但随着时间的延长, 无论采用一般疏浚和精确疏浚技术, 都有可能在湖泊内源污染负荷出现跳跃式降低后, 出现某些污染组分又回复现象, 发生回复的组分可因湖泊表层沉积物性质不同而变化. 疏浚方法和疏浚质量的差异对内源控制效果可产生很大影响, 具体反映在疏浚后原上层底泥在新生界面上的残留量和疏浚深度的准确性, 残留底泥将使新生表层底泥在较短时间内如“接种式”地得到生物活化. 另外, 界面生物地球化学过程中的沉降作用、动力扰动和生物转化也将对疏浚后内源负荷的变化产生重要影响.目前我国东部和云贵地区湖泊以及绝大多数城郊湖泊, 都面临着水体或(和)沉积物污染问题, 底泥疏浚计划正在计划或实施, 诸如太湖北部、巢湖大型湖泊等, 采取何种疏浚方式、弄清湖泊底泥物化性质等, 对预测这些湖泊疏浚工程后的环境效果是十分必要的, 具有重要实践意义.本研究采用的室内柱状芯样方法, 虽可对疏浚进行模拟控制条件实验, 但因体系的体积通常不大, 易产生壁效应. 另外采用的静态方法, 还不能较好的反映疏浚后浅水湖沉积物-水界面有扰动的实际情况和生物的作用等, 因此实验精度将受一定的影响, 这些问题需要进一步的深入研究.致谢太湖湖泊生态系统研究站提供了部分湖面例行监测数据, 在此表示谢意. 本工作受国家自然科学基金(批准号: 40171083)、中国科学院知识创新工程重大项目(KZCX1-SW-12)和国家“八六三”高技术研究发展计划(2002AA601013)资助.参考文献1 Ogawa H. Water-purification measures within Lakes. Proceedingsof 6th International Conference on the Conservation & Manage-ment of Lakes-Kasumigaura’ 95, 1995. 859～8632 Desprez M. Physical and biological impact of marine aggregateextraction along the French coast of the Eastern English Channel: short and long-term post-dredging restoration. ICES Journal of Marine Science, 2000, 57: 1428～1438[DOI]3 Sebetich M J, Ferriero N. Lake restoration by sediment dredging.Verh-Int Ver Theor Angew Limnol, 1997, 26(2): 776～7814 Ogiwara K, Morgi K. The purification of Lake Suwa (dredging).Proceedings of 6th International Conference on the Conservation & Management of Lakes-Kasumigaura’95, 1995. 438～4415 Ruley J E, Rusch K A. An assessment of long-term post-restorationwater quality trends in a shallow, subtropical, urban hypereutrophic lake. 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Variability of nutrientregeneration rates and nutrient concentrations in surface sediments of the northern Great Barrier Reef shelf. Continental Shelf Re-search, 2001, 21: 145～155[DOI]17 Jennings A A. Modeling sedimentation and scour in small urban lakes.Environmental Modeling & Software, 2003, 18: 281～291[DOI]18 秦伯强, 胡维平, 高光, 等. 太湖沉积物悬浮的动力学机制及内源释放的概念性模式. 科学通报, 2003, 48(17): 1822～1831[摘要][PDF]19 李文朝, 陈开宁, 吴庆龙, 等. 东太湖表层沉积物的磷饱和度初步研究. 湖泊科学, 1998, 10(3): 49～5420 Petticrew E L, Arocena J M. Evaluation of iron-phosphate as asource of internal lake phosphorus loadings. The Science of the Total Environment, 2001, 266: 87～93[DOI](2004-02-19收稿, 2004-05-18收修改稿)。
山东南四湖沉积物内源氮磷释放风险与控制对策
１引言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［1］，水体中氮磷等污染物的过量输入，长期积累，使沉积物成为难削减的内源负荷［2］。
研究表明，当湖泊系统的环境条件发生变化时，这些内源负荷会通过扩散、对流、沉积物再悬浮等过程向上覆水体释放，造成“二次污染”现象，严重影响湖泊上覆水水体的质量［3］。
在有些情况下，即使湖泊外源污染得到控制，沉积物对上覆水体季节性营养盐的释放可使湖泊富营养化维持数十年［4］。
因此，研究湖泊沉积物内源氮磷污染分布及其释放风险，对湖泊内源负荷的控制和水环境改善具有重要指导意义。
山东南四湖是我国华北平原上面积最大的淡水湖，由南阳、独山、昭阳和微山4个湖串联而成，平均山东南四湖沉积物内源氮磷释放风险与控制对策肖凯刘明陈松洁邹原芳吕昊辰李宝（临沂大学资源环境学院，山东临沂２７６００５）摘要：近年来，随着南四湖流域点源及面源污染控制工程的有效实施，入湖河流水质得到很大改善，但对南四湖沉积物内源负荷与释放风险的研究相对薄弱。
以南四湖不同湖区为研究对象，在对沉积物内源氮磷负荷及界面交换速率分析的基础上，结合沉积物内源控制技术，探讨南四湖内源控制对策。
结果表明，南四湖沉积物含有丰富的氮磷且空间差异显著，总体呈北高南低的趋势，南阳湖区总氮（TN ）和总磷（TP ）含量最高，表层30cm 沉积物平均含量分别达2471mg/kg 和535mg/kg ，沉积物氨氮（NH 4+-N ）和磷酸盐（PO 43--P ）在界面处的释放速率分别高达10.3mg/（m 2·d ）和2.7mg/（m 2·d ），南阳湖区沉积物氮磷污染严重，且具有较强的潜在释放风险。
根据南四湖的污染现状及水质要求，对南四湖污染最为严重的南阳湖区进行沉积物生态疏浚分区，并通过长期的室内静态培养实验，探讨不同疏浚深度对内源污染释放风险的控制效果，确定最佳疏浚深度，可为指导南四湖南阳湖区沉积物疏浚工程实施提供参考。
湖泊内源性氮磷释放
湖泊内源氮磷迁移释放姓名（XXXX单位，籍贯邮编）摘要湖泊的内源氮磷污染已成为湖泊富营养化治理的一大难题。
本文总结了沉积物—水界面氮磷迁移释放行为，提出了目前研究存在的问题，并对未来发展趋势和研究方向进行了展望，以期为湖泊内源氮磷污染机理分析和湖泊富营养化治理控制技术提供参考。
关键词富营养化内源氮磷迁移释放前言大量湖泊的水体富营养化已经成为全世界面临的一个重大环境问题。
富营养化一词原用于描述植物营养物浓度增加对水生态系统的生物学效应，但富营养化很难严格定义，因为任何一个水体的营养性质描述常常是相对于以前的情况，而且每个水体对营养盐相应存在差异。
湖泊富营养化的特征性表现即藻类水华现象。
藻类水华暴发会导致水体缺氧、鱼类死亡、产生异味及藻毒素释放等，给湖区人民的正常生产和生活产生严重影响[1]。
据调查显示，全球范围内有40%左右的湖泊和水库遭受不同程度的富营养化；而我国，到20世纪90年代中后期，富营养化湖泊已占被调查湖泊的77%[2]。
由此可见，我国已成为世界上湖泊富营养化范围及程度最严重、面临问题最严峻的国家之一。
有关分析研究表明，氮和磷是限制水生植物生产量最主要的营养元素。
水体中氮磷浓度过高，导致湖泊由大型水生植物为主的清洁型—草型稳态退化为浮游植物为主的浑浊型—藻类稳态，使得藻类水华频发[3]。
因此，氮磷在湖泊中水体及沉积物中迁移释放行为，对湖泊富营养化起着决定性的作用。
伴随着相关法律法规的出台及截污工程等措施的实施，外源性污染物已经相对有所控制[4]，因此对内源氮磷迁移释放行为及其影响因素的分析研究显得格外重要。
水体中氮磷含量的测定，是了解湖泊水质情况的基本方法，故也有了许多对测定方法的研究。
本文总结国内外学者在内源氮磷迁移释放行为和测定方法的研究，以期为湖泊富营养化机理及其控制技术等方面的研究提供借鉴。
1 沉积物—水界面氮磷迁移释放研究各种来源的营养盐进入湖泊，经过一系列物理、化学及生物化学作用，其中一部分或大部分逐渐沉积湖底，当湖泊外部环境条件发生变化，沉积物中的营养盐又释放出来进入水体中，并延续湖泊的富营养化[5]。
太湖底泥磷释放量及释放规律的研究综述
太湖底泥磷释放量及释放规律的研究综述目录1. 内容描述 (3)1.1 研究背景 (4)1.2 研究意义 (4)1.3 研究重点和难点 (6)2. 太湖概况 (7)2.1 地理位置 (8)2.2 水文特征 (9)2.3 湖泊沉积物特性 (10)3. 磷在水体中的存在形态和循环 (11)3.1 磷的化学形态 (12)3.2 磷在水体中的输入与输出 (13)3.3 磷的富集与沉降机制 (14)4. 太湖底泥中磷的含量和分布 (15)4.1 底泥磷含量调研 (16)4.2 沉积物样品采集与分析 (17)4.3 底泥磷的空间分布 (19)5. 太湖底泥磷的释放机制 (20)5.1 物理释放 (21)5.2 化学释放 (22)5.3 生物释放 (23)5.4 释放动力学 (25)6. 太湖底泥磷释放量的研究方法 (26)6.1 水力溶解实验 (27)6.2 化学沉淀实验 (29)6.3 原位监测技术 (30)6.4 模型模拟 (31)7. 太湖底泥磷的释放规律分析 (32)8. 太湖底泥磷释放量的预测与控制 (33)8.1 预测模型的发展 (34)8.2 污染控制措施 (35)8.3 环境管理策略 (37)9. 本研究综述 (38)9.1 国内外研究进展 (39)9.2 太湖底泥磷释放研究现状 (40)9.3 研究展望 (41)10. 结论与建议 (42)10.1 研究成果 (43)10.2 存在问题 (44)10.3 未来工作建议 (46)1. 内容描述本研究综述旨在全面概述太湖底泥磷释放量的研究进展，并分析释放规律。
将简要介绍太湖的环境背景，包括其地理位置、面积、水质状况以及湖泊污染的历史和特点。
重点探讨太湖底泥磷的来源，包括自然沉降和人为输入。
前者通常与生物过程相关，而后者则与人类活动密切相关，如农业径流、工业排放和生活污水等。
通过文献回顾分析，本研究综述将评估不同来源对底泥磷负荷的影响。
在内容描述的第二部分，将详细讨论太湖底泥磷的释放机制，包括吸附解吸、微生物代谢作用和地质过程等。
湖泊氮磷循环的关键过程与定量识别方法
湖泊氮磷循环的关键过程与定量识别方法
吴桢 吴思枫 刘永† 张雨宇 谢曙光 郭怀成
北京大学环境科学与工程学院, 水沙科学教育部重点实验室, 北京 100871; † 通信作者, E-mail: yongliu@
摘要 针对湖泊氮磷循环的3个关键过程: 源过程、去除过程和内部转化过程, 识别不同过程(如底泥释放、反 硝化等)对湖泊的影响机制及其对富营养化的贡献, 总结对比湖泊氮磷循环及其关键过程的实验与模型等不同 研究方法的优劣。基于文献综述分析提出, 未来的研究需将机理模型、实验观测及室内模拟结合起来, 通过 机理模型定量表征氮磷循环的物质平衡, 辅以实验观测识别关键过程, 通过室内模拟实验分析循环关键过程 的影响因素与响应机制。这种多层次多手段的研究方法体系可以为湖泊氮磷循环的深入探究提供技术支持。 关键词 湖泊富营养化; 氮磷循环; 内源释放; 反硝化; 氮磷协同 中图分类号 X-1; X524
Key Processes and Mechanisms of Nitrogen and Phosphorus Cycling in Lakes
WU Zhen, WU Sifeng, LIU Yong†, ZHANG Yuyu, XIE Shuguang, GUO Huaicheng
Key Laboratory of Water and Sediment Sciences (MOE), College of Environmental Science and Engineering, Peking University, Beijing 100871; † Corresponding author, E-mail: yongliu@
湖泊富营养化问题是水环境领域面临的突出挑 战[1–4]。对受损湖泊进行生态修复和污染控制, 有 效地预防湖泊生态退化, 是国内外相关研究的核心 问题, 也是目前我国环境治理的重要任务[5–7]。氮 和磷是湖泊生态系统中不可或缺的营养元素, 其循 环主要指湖泊中氮磷物质在水体、底泥和生物体中 的迁移和转化过程, 主要包括源过程(如点源、面 源及大气沉降、固氮等)、去除过程(如湖体出流、 反硝化等)以及湖体内的迁移和转化过程(如生物吸
《乌梁素海富营养化及其机制研究》范文
《乌梁素海富营养化及其机制研究》篇一一、引言乌梁素海位于中国内陆地区，是我国著名的湖泊之一。
然而，近年来随着经济的快速发展和人口的增长，乌梁素海出现了富营养化的问题，严重影响了湖泊生态系统的健康和可持续发展。
因此，对乌梁素海富营养化及其机制进行研究具有重要的现实意义和科学价值。
二、乌梁素海富营养化的现状乌梁素海富营养化主要表现为水体中氮、磷等营养元素含量过高，导致藻类大量繁殖，水体透明度降低，溶解氧减少，生物多样性下降等问题。
这些问题的出现，不仅影响了湖泊的景观价值，还对湖泊生态系统的稳定性和可持续性造成了威胁。
三、乌梁素海富营养化的机制研究1. 外源性输入乌梁素海富营养化的主要原因是外源性营养物质的输入。
这些营养物质主要来自于农业、工业和生活污水等。
其中，农业活动是乌梁素海氮、磷等营养物质的主要来源。
随着农业集约化程度的提高，化肥的使用量不断增加，大量的氮、磷等营养物质通过农田径流、灌溉等方式进入湖泊，导致湖泊富营养化。
2. 内源性释放除了外源性输入外，内源性释放也是导致乌梁素海富营养化的重要原因。
内源性释放主要指的是湖泊底泥中积累的氮、磷等营养物质在一定的环境条件下重新释放到水体中。
这些底泥中的营养物质在风化、水力扰动等作用下重新悬浮到水体中，进一步促进了藻类的生长和繁殖。
3. 气候因素气候因素也是影响乌梁素海富营养化的重要因素。
气候变化导致湖泊水文条件的改变，如降雨量、水温、光照等的变化都会影响湖泊生态系统的稳定性。
例如，水温的升高会促进藻类的生长和繁殖，而降雨量的减少则会导致湖泊水体的减少，进一步加剧了富营养化的问题。
四、对策与建议针对乌梁素海富营养化的问题，我们提出以下对策与建议：1. 加强外源性营养物质的管控通过加强农业、工业和生活污水的治理，减少外源性营养物质的输入。
同时，加强对湖泊周边地区的土地利用管理，控制化肥的使用量，减少农田径流对湖泊的污染。
2. 改善内源性释放问题通过湖泊清淤、底泥修复等方式，减少内源性营养物质的释放。
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湖泊内源氮磷迁移释放姓名（XXXX单位，籍贯邮编）摘要湖泊的内源氮磷污染已成为湖泊富营养化治理的一大难题。
本文总结了沉积物—水界面氮磷迁移释放行为，提出了目前研究存在的问题，并对未来发展趋势和研究方向进行了展望，以期为湖泊内源氮磷污染机理分析和湖泊富营养化治理控制技术提供参考。
关键词富营养化内源氮磷迁移释放前言大量湖泊的水体富营养化已经成为全世界面临的一个重大环境问题。
富营养化一词原用于描述植物营养物浓度增加对水生态系统的生物学效应，但富营养化很难严格定义，因为任何一个水体的营养性质描述常常是相对于以前的情况，而且每个水体对营养盐相应存在差异。
湖泊富营养化的特征性表现即藻类水华现象。
藻类水华暴发会导致水体缺氧、鱼类死亡、产生异味及藻毒素释放等，给湖区人民的正常生产和生活产生严重影响[1]。
据调查显示，全球范围内有40%左右的湖泊和水库遭受不同程度的富营养化；而我国，到20世纪90年代中后期，富营养化湖泊已占被调查湖泊的77%[2]。
由此可见，我国已成为世界上湖泊富营养化范围及程度最严重、面临问题最严峻的国家之一。
有关分析研究表明，氮和磷是限制水生植物生产量最主要的营养元素。
水体中氮磷浓度过高，导致湖泊由大型水生植物为主的清洁型—草型稳态退化为浮游植物为主的浑浊型—藻类稳态，使得藻类水华频发[3]。
因此，氮磷在湖泊中水体及沉积物中迁移释放行为，对湖泊富营养化起着决定性的作用。
伴随着相关法律法规的出台及截污工程等措施的实施，外源性污染物已经相对有所控制[4]，因此对内源氮磷迁移释放行为及其影响因素的分析研究显得格外重要。
水体中氮磷含量的测定，是了解湖泊水质情况的基本方法，故也有了许多对测定方法的研究。
本文总结国内外学者在内源氮磷迁移释放行为和测定方法的研究，以期为湖泊富营养化机理及其控制技术等方面的研究提供借鉴。
1 沉积物—水界面氮磷迁移释放研究各种来源的营养盐进入湖泊，经过一系列物理、化学及生物化学作用，其中一部分或大部分逐渐沉积湖底，当湖泊外部环境条件发生变化，沉积物中的营养盐又释放出来进入水体中，并延续湖泊的富营养化[5]。
沉积物—水界面的氮磷迁移扩散不仅受沉积物对营养盐的吸附解吸的影响，还与各种理化参数有关。
因此研究沉积物—水界面的氮磷迁移释放行为，对预测水体富营养化以及治理都有着重要意义。
1.1沉积物—水界面氮释放行为及其影响因素沉积物—水界面的氮释放行为研究集中在对NH4+—N、NO3——N、NO2——N等形态氮的扩散转移通量的研究，氮扩散通量即是指氮的输入通量与输出通量之间的差值。
计算沉积物—水界面的氮扩散通量，需要研究其主要界面的扩散过程。
宋金明[6]等指出，沉积物—水界面上存在固体颗粒的沉积和水相间颗粒孔隙的侵入，这一平流过程与界面上下浓度梯度引起的扩散转移过程是化学物质通过沉积物—水界面质量转移的两个主要过程。
而这与Blackburn等认为水体中氮磷含量的急剧增加是由间隙水与上覆水之间的交换引起的这一结果相似[7]。
硝化和反硝化作用是沉积物—水界面氮迁移释放的主要机制。
沉积物中的有机氮矿化生成NO3—、NH4+等无机态氮扩散进入上覆水体，增加水体中氮含量；同时，上覆水体中的NO3—也可扩散至沉积物厌氧层，在反硝化细菌的作用下，被还原为N2和N2O等气体形态，并逸散至大气层中，降低水体中的氮含量[8]。
因此，目前的有些研究针对沉积物—水界面的反硝化速率进行。
关于氮在沉积物—水界面上的迁移释放影响的环境因素研究较多，主要因素有盐度、pH、温度和Eh、沉积物的物理化学特征（例如有机质含量、沉积物粒度分布等）以及水力学条件等。
目前对氮释放通量的测定方法主要有柱状芯样模拟法、孔隙水扩散模拟法以及野外现场直接测定等三种常用方法[9]。
1.2 沉积物—水界面磷释放行为及其影响因素沉积物磷释放活化的过程有很多，主要有再悬浮、解吸、含磷沉淀的溶解、配位交换、矿化、磷从活细胞中的释放和生物体分解等7个主要过程构成。
具体的扩散传输则是从沉积物间隙水向上覆水体释放，间隙水中磷与上覆水体中磷的浓度梯度是磷释放的主要动力，分子扩散是磷释放到水体的主要机制。
大量研究表明，影响沉积物—水界面磷的迁移释放行为的主要因素是pH、温度、DO、Eh、有机质、沉积物中微生物、光照等。
而对于浅水湖泊，风力导致的扰动则有着非常重要的作用。
1.3 存在问题和发展趋势尽管目前对于沉积物—水界面的氮磷释放问题进行了大量的实验室模拟，并建立了一些计算氮磷扩散释放通量的模型，但是少见考虑水体水力学条件，例如水体流速、湖泊地理地势及地质概况的释放模型；对氮磷释放的影响因素也做了大量研究，但多数都是单因素实验，少见对多因素共同影响的实验研究，而实际水体环境非常复杂，单因素实验并不能满足预测内源氮磷释放状况的要求，今后的应加强这两个方面的研究。
2 氮磷含量的测定方法氮、磷均是生物生长的必要元素，测定水中氮、磷含量，有助于评价水体被污染状况和自净能力。
大量的工业废水排入江河湖泊，导致湖水中氮和磷的浓度大幅度升高，造成了水体的富营养化。
为了保护水质、控制危害，氮、磷的测定已成为对水质评价的重要指标。
2.1 氮含量的测定水环境中氮的形态有氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮、有机氮和总氮，前四者通过生物化学作用可以相互转化，总氮为前四者之和。
2.1.1 氨氮水中氨氮是以游离氨（NH３）和离子铵（NH４＋）形式存在的氮。
其测定方式是在酒石酸和草酸作掩蔽剂的条件下，采用分光光度法进行测定。
2.1.2 亚硝酸盐氮亚硝酸盐氮（NO2—）是氮循环的中间产物。
在氧和微生物的作用下可被氧化成硝酸盐；缺氧时也可被还原为氨。
水中的亚硝酸盐氮常用的测定方法有离子色谱法、气相分子吸收光谱法和Ｎ－(１－萘基)－乙二胺分光光度法。
2.1.3 硝酸盐氮制革、酸洗废水，某些生化处理设施的出水及农田排水常含有大量硝酸盐。
水中的硝酸盐氮的测定方法有酚二磺酸分光光度法、镉柱还原法、戴氏合金还原法、离子色谱法、紫外分光光度法、离子选择电极法和气相分子吸收光谱法等。
2.1.4 有机氮可用凯氏氮与氨氮的差值表示有机氮的含量。
凯氏氮的测定方法：取适量水样于凯氏烧瓶中，加入浓硫酸和硫酸钾，加热消解，使有机氮转化为氨氮，在碱性介质中蒸馏出氨，用硼酸溶液吸收，以分光光度法或滴定法测定氨氮的含量，即为水样中的凯氏氮的含量。
用凯氏氮瓶消解样品，再蒸馏生成的氨，进行测定，操作繁琐，不宜批量分析测定。
新方法采用缩口高腰烧杯消解样品，消解后的样品用次溴酸钠氧化成亚硝酸盐，以亚硝酸盐氮的形式测定凯氏氮，省去了用凯氏氮瓶消解、蒸馏氨的操作，适于批量分析测定。
2.1.5 总氮水中的总氮其测定方法通常采用过硫酸钾氧化，使有机氮化合物和无机氮化合物转变为硝酸盐，用紫外分光光度法或离子色谱法、气相分子吸收色谱法测定。
新方法按照GB 11894—89《过硫酸钾氧化紫外分光光度法》消解样品，消解生成的硝酸盐溶液按硝酸盐氮的气相分子吸收光谱法测定。
2.2 磷含量的测定正磷酸盐的测定方法有离子色谱法、钼锑抗分光光度法、孔雀绿一磷钼杂多酸分光光度法、罗丹6 G荧光分光光度法、气相色谱(FPD)法等。
水样中的磷酸根与钼酸铵形成可溶性的黄色络合物，此络合物在酸性介质中可被抗坏血酸还原成磷钼杂多酸，呈蓝色，在一定磷浓度范围内，蓝色深浅与磷浓度成正比，比色法测定磷含量。
2.3 新方法研究2.3.1 氨氮水体中氨氮测定的新方法：以纳氏试剂为基础研制了目视比色法快速测定水体中氨氮含量的试剂盒。
与其他试剂盒相比在准确度、测量范围上有所提高，从一般0~1.5mg/L改进至0~2.0 mg/L,高浓度废水课经稀释后测量[12]。
2.3.2 总磷邓金花等才有改进的磷钼蓝分光光度法进行水中总磷的快速检测。
结果表明，络合物的最大吸收波长为700nm，表观摩尔系数为260×104L/mol·cm，水中总磷浓度在0.02~0.60mg/L范围内符合比尔定律络合物颜色在60min内保持稳定，常见的共存离子均不干扰测定[13]。
2.3.3 总氮、总磷的联合消解邢殿楼[14]等研究发现，总氮宜在碱性环境中氧化，总磷宜在酸性条件下氧化，而过硫酸钾在分解过程中有强酸析出。
实验中，通过控制消化液中加入的过硫酸钾量与强碱量的比例，可使消化前期为碱性，后期为酸性，满足了总氮、总磷测定对消化条件的要求，可一次性完成消化。
此法消化后的最终产物是硝酸盐、溶解性正磷酸盐。
2.4 存在问题和发展趋势虽然目前水体中氮、磷含量的测定方法已经比较成熟，可是仍然存在许多问题。
首先，目前水体中氮磷的测定以实验室测定为主，不能做到现场测定，使得测定结果与真实值有所出入；其次，对于采取水样的保存方面，理论限制条件严格，但实际中很难做到，也使得测定结果与真实值不符。
以后可以从生物学的角度，根据氮磷含量在生物体内的迁移转化，研究氮磷含量测定的方法，通过研究还可以了解到各种生物对水体中氮磷的去除效果。
3 结论湖泊的内源氮磷污染机理已经有大量的研究，但是对于沉积物—水界面的氮磷迁移释放行为研究，基本上没有结合湖泊的水文条件和地质概况来进行模拟，因此有必要进行这方面的模拟研究。
测定方法研究中调整了氮、磷消解过程的氧化剂用量和酸度，实现了氮磷的联合测定。
生物对水体中氮、磷有迁移转化作用，故也可从生物角度进行测定的研究。
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