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]。

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。

参考文献:
[1] 金相灿.湖泊富营养化研究中的主要科学问题—代“湖泊富营养化研究”专栏序言[J].环境科学学报,2008,28(1):21—23.
[2] 国家环境保护局科技标准司.湖泊污染控制技术指南[J].北京:中国环境科学出版社,1997:1—2.
[3] 姚雁鸿,余来宁.生物操控在退化湖泊生态恢复上的应用[J].江汉大学学报,2007,35(2):81—84.
[4] 隋少峰,罗启芳.武汉东湖底泥释磷特点[J].环境科学,2001,22(1):102—105.
[5] 金相灿,屠清瑛.湖泊富营养化调查规范(第二版) [M].北京:中国环境科学出版
社,1990:219.
[6] 宋金明,李鹏程.南沙群岛海域沉积物—海水界面间营养物质的扩散通量[J].海洋科学,1996,(5):43—50.
[7] Blackburn T H..Release of nitrogen compounds following resuspension of sediment: model prediction[J].Journal of Marine Systems,1997,11(34):343—352. [8] 杨龙元,蔡启铭,秦伯强.太湖梅梁湾沉积物—水界面氮迁移特征初步研究[J].湖泊科学,1998,10(4):41—47.
[9] Conley D J, Stockenberg A, Carmanr. Sediment water nutrient fluxesion the Gulf of Finland, Baltic Sea [J].Estuarine, Coastal and Shelf Science,1997,45(5):591—598.
[10] Bolalek J, Graca B. Ammonia nitrogen at the water sediment interface in Puck bay (Baltic Sea) [J].Estuarine, Coastal and Shelf Science,1996,43(6):767—779.
[11] 刘巧梅.长江口潮滩沉积物—水界面营养元素氮的积累、迁移过程[D].华东师范大学硕士学位论文,2004.
[12] 弓晓峰,张静,张振辉.水体中氨氮测定的试剂盒的研制与应用[J].南昌大学学报,2006,30(3):270—272.
[13] 邓金花,吴清平,廖富迎,等.环境水质总磷的快速检测[J].农业环境科学学报（增刊）,2006,25:763—765.
[14] 邢殿楼,霍堂斌,吴会民,等.总磷、总氮联合消化的测定方法[J].大连水产学院学报,2006,21(3):219—225.。