湖泊水体富营养化研究的进展

摘要: 富营养化是我国湖泊的主要问题，目前我国大多数湖泊都已经属于富营养化和中-富营养化湖泊。富营养化会引起水质恶化、味觉和嗅觉变坏、溶解氧耗竭、透明度降低、渔业减产、死鱼、阻塞航道，对人和动物产生毒性。本文根据国内外有关湖泊富营养化文献资料，阐述了湖泊富营养化的两个主要来源（外源污染和内源污染），富营养化的形成机理，以及对湖内生物、周围环境、人体健康等的危害，探讨了湖泊富营养化的治理，为我国湖泊富营养化的治理提供一定的理论依据。

关键词：富营养化；湖泊；机理；危害；控制技术

富营养化指湖泊、水库、缓慢流动的河流以及某些近海水体中营养物质(一般指氮和磷的化合物)过量从而引起水体植物(如藻类及大型植物)的大量生长。随着我国人口增加和工农业生产的发展，进入地表水的氮、磷等化学物质也大大的增加，我国水体富营养化问题日益严重。根据对37个主要湖泊的调查资料，以及根据国内外评价湖泊富营养化的经验制定的指标，37个主要湖泊中，具有中营养型和中-富营养型的占55.8%，富营养型的占14.7%，重富营养型的占8.8%[1]，这些已严重威胁社会经济的持续发展和人民的正常生活。国家在“十五”期间投入1234亿元巨资，建设1590个水污染防治项目，用来改善“三河”“三湖”（指淮河、海河、辽河以及太湖、巢湖、滇池）的严重水污染状况。然而巢湖、太湖、滇池等湖泊的富营养化依然严重，平均水质仍为五类或劣五类。因此，本文对已有关于湖泊富营养化的研究进行综述，为我国湖泊富营养化的进一步治理提供理论依据。

1.污染物的来源

湖泊污染源主要分外源和内源。外源中又分点源和面源。点源主要是城镇生活污水及工业废水；面源包括农业生产污水、农村生活废水和降雨地面径流。内源主要是湖底沉积物中所携带的营养盐。

1.1 外源污染

外源污染是湖泊水体富营养化的主要来源，每年都有大量的污染物质通过各种途径进入湖泊中，使湖泊中氮、磷元素大量富集起来，破坏水中生态平衡。

1.1.1面源，点源，非点源污染

面源污染是由大范围分散污染造成的，主要包括农业面源污染、林地和草地的养分流失、农田径流和固体废弃物的淋溶污染等[2]。近年来，尽管人们对农业面源污染识别和治理能力越来越强，但农田养分的投入和农田土壤养分的积累及流失量却在不断增加，农业面源污染所占的负荷越来越大，农业逐渐成为水体富营养化最主要的污染源[3]。美国环保署指出：农业面源污染是河流和湖泊污染物的主要来源之一，从而阻碍了水清洁行动中水质目标的实现[4]。同时，富营养化也是地表水最主要的环境问题。据报道，农业面源污染源占河流和湖泊营养物质负荷总量的60%-80%。另据估计[5]，在地表水中，农业排磷所占的污染负荷比为24%-71%。农业生态系统的养分流失是水体中硝酸盐的主要来源，同时还是磷的第二大来

源。据报道[2]，即使点源污染全面控制之后，但如果面源污染控制不好，水体仍无法达标。另据报道，中国的面源污染占污染总量的2/3，其中农业贡献率为75%左右[6]。

点源污染主要是集中从排污口排入水体的工业废水和生活污水非点源污染则是由大范围分散污染造成的，主要包括农业非点源污染、林地和草地的养分流失、城市径流和固体废弃物的淋溶污染等。近年来尽管人们对点源污染的识别和治理能力越来越强，而农田养分的投入和农田土壤养分的积累却在不断增加，非点源污染所占的负荷越来越大，非点源磷对富营养化的贡献也愈显突出。在欧美等发达国家，由于基本实现了对工业和城镇生活污水等点源污染的有效治理，非点源的营养物质已成为水环境的最大污染源[7，8，9]，而来自农田的氮、磷在非点源污染中占有最大份额[7，10]，水体中的总磷与流域内农业用地的比例呈正相关关系[11，12，13]，Tonr等的调查表明，大多数的富营养湖泊的流域内不存在明显的点源污染[8]；丹麦内陆湖泊的总磷含量在80年代有所降低，但这并没有使水质明显改善，因为其它来源的磷主要是农田排磷仍足以使许多湖泊中磷浓度超过100ug·L-1这一危险浓度[14]。其中农业非点源磷占河流中磷来源的一半以上，农业用地为主的流域内非点源磷年发生量(0.29kg·hm-2)相当于自然流域(0.07kg·hm-2)的4倍[15]。据估计，在地表水体中，农业排磷所占的污染负荷比约为24%-71%[16]。有报道指出，大量的农田养分流失是造成内陆湖泊富营养化的主要原因，1990年的调查显示，57%的湖泊受到农田养分流失的严重影响[17]。

1.1.2污染物输入途径

湖泊污染物的输入不外乎自然输入和人为输入两种形式。其入湖途径主要有两种，一是直接入湖，如湖区降水、人工投饵、岸边水面废弃物和直接排入湖泊的排放口；二是间接入湖，即污染源产生的污染物经排水渠或地表径流先汇入湖泊的支流，最后再进入湖泊[18]。区分两者途径的原因在于迁移路途的差异，间接入湖途中可能发生各种变化，如:物理沉积、化学氧化和分解过程，而使污染物浓度降低。据统计，在巢湖流域(1995年)，63%的TN和73%的TP是来自直接排入湖泊的；而在太湖流域(1994年)，60%的TN来自间接入湖，TP来自直接入湖和间接入湖分别占37.5%和25%[19]。

1.2 内源污染

湖泊外源污染的控制及治理极为重要, 从一开始就引起了重视并取得了一定实效。国内外实例证明, 在外源得到控制后, 内源的影响会变得明显, 底泥的释放速率加快, 使水体的污染状况持续下去[20]。在内污染源的控制方面, 受人类认识湖泊富营养化机制水平的限制, 对内源污染的机理和对策的研究还不是很透彻, 使之成为湖泊水质改善的主要制约因素之一。

湖泊沉积物是水体生态系统的重要组成部分，也是水生生态系统中物质、能量循环中的重要环节。点源的污水排放、非点源的大气沉降和地表径流注入、湖泊水生生物的死亡堆积，会使湖泊沉积物中的污染物质逐步富集起来，为深层水的细菌、真菌、原生动物以及一些无脊椎动物提供了食物和能量。这些生物的代谢呼吸将消耗储存在深水层中的氧气，并释放原先与有机物结合在一起的氮、磷等营养元素，从而形成湖泊的“内源性负荷”。一般情

况下磷释放首先进入沉积物的间隙水中，然后扩散到水土界面，进而向上覆水混合扩散，成为湖泊磷负荷的一部分。沉积物中氮主要是有机氮和无机氮。硝化和反硝化作用是水-沉积物界面氮迁移和交换的主要形式。在富氧条件下，沉积物库中的有机氮化合物经降解作用，生成硝酸、氨等无机离子扩散进入上覆水体中，提高了水体氮的营养水平[21]。影响沉积物有机氮降解的因素有温度、DO及有机质的生物可降解性等[22]。

2. 水体富营养化的危害

2.1 对环境影响

在所有藻类生物中，蓝藻是最简单，最原始的一种。蓝藻水华爆发时，藻体在水面大量堆积，散发出难闻的气味，不仅破坏水体生态系统，而且因藻细胞释放出藻毒素，引起水生动物中毒，并通过食物链进而威胁人类健康。主要表现在以下几个方面:

(1)产生恶臭，水质变坏

①水体中蓝藻和绿藻大量繁殖，浮游植物个体数剧增；②水中悬浮物增加；③产生大量有粪味的有机质；④水体的pH值迅速上升；⑤深层溶解氧降低，形成还原状态有机物无机化不完全，产生甲烷气体、硝酸盐脱氮，硫酸盐还原形成硫化氢气体；⑥形成“水华”，腐败分解后，发出恶臭味，破坏水功能及影响周围环境[23]。

(2) 向水体释放有毒物质，危害水产养殖业

越来越多的研究和调查发现某些水华藻种可向水体释放藻毒素，能产生毒素的藻类多为蓝藻，最主要的是铜绿微囊藻、水华鱼形藻和水华束丝藻[24]。这些毒素不仅对鱼类和贝类等水生生物，以及家畜、野生动物等有明显的毒害和致死作用，而且还对某些植物、微生物等产生抑制和破坏作用[25]。同时残体分解过程中要进一步消耗水中的氧气，使水中溶解氧浓度降低，造成鱼、虾、贝等水生动物因缺氧窒息死亡，以至在水产养殖业上造成很到损失。

(3) 破坏水体景观，影响旅游事业

湖泊水和水库水因水交换过程缓慢等特点，其受污染的情况最为严重，藻类大量死亡后，漂浮在湖边和岸边，水体浊度增大，水色加深，透明度下降，有些蓝藻在生长或分解过程中发出难闻的气味，由此降低水质，影响旅游景观[26]。云南滇池就是水质恶化，自然景观遭到破坏的典型实例。

(4) 增加城市供水成本

藻类污染产生的问题已经成为我国南北方自来水厂面临的共同的难题。藻类污染严重的水体作为水源时会给净水厂带来一系列问题。藻类的比重在1左右，多悬浮在水体中，它不仅容易堵塞输水管道，附着在水池表明生长，腐蚀管道及蓄水池，且过滤时粘附在滤料上，使过滤困难，增加了反冲洗的频率，这就要改善或者增加过滤措施[27]。而对水华的絮凝也比较困难，需要投加更多的絮凝剂。而且由于藻类分解时释放气体，使处理后的粘性沉淀物易上浮，妨碍絮体沉降、增加处理水的难度。

2.2 对人类健康影响

蓝藻是目前已知毒性最高、对人类健康危害最大的藻类。水华暴发时，常见的产毒藻属有鱼腥藻属(Anabaena)、束丝藻属(Aphanizomenon)、筒胞藻属(Cylindrospermopsis)、Lyngbya、微囊藻属(Microcystis)、念珠藻属(Nostoc)和颤藻属(Oscillatoria)等，产生的毒素包括具有肝毒性和促癌性的环状肽类(包括MCs和节球藻毒素)、具有神经毒性的生物碱类(包括类毒素-α、拟类毒素-α、筒胞藻毒素和贝类毒素)以及脂多糖内毒素(1ipopolysaccharide，LPS)。在已发现的各种蓝藻毒素中，MCs是水华水体中出现频率高、产生量大且对人体危害最大的一类毒素[28]。MCs异构体众多，至今已发现80余种，其中存在最普遍、含量较多、毒性较大的是MC-LR、MC-RR和MC-YR(L、R、Y分别代表亮氨酸、精氨酸和酷氨酸)。人群通过饮用或接触被藻毒素污染的水体产生急性或慢性危害[29，30]。大量流行病学调查显示，饮水中MCs的含量与人群中肝癌、大肠癌、胃肠道肿瘤等疾病的发病率有很高的相关性[31]。此外，藻毒素还能够在生物体内富集，并且可能沿食物链进行累积和放大，进而威胁人体健康[30 ，31]。在西方国家中，有食用藻类食品和添加剂的习惯，进一步加大了毒素摄入的危险性[32]。

3. 控制富营养化技术

3.1 化学方法

根据化学品性质杀藻剂可分为无机杀藻剂和有机杀藻剂，常见的有硫酸铜、高锰酸钾、次氯酸钠、氯气、过氧化氢、臭氧、过碳酸钠等无机药剂和花生四烯酸、亚油酸、季胺盐等有机药剂[33]。

无机杀藻剂中硫酸铜是研究、应用较早和较多的杀藻剂，其虽具有很好的杀藻效果，但由于其非专一的生物毒性，它们在杀灭有害藻类的同时也对其它非藻华生物产生毒害；而且药剂成本高，药效维持时间短，因而使用受到了很大限制。相对无机杀藻剂而言，目前有机杀藻剂研究较多，至今已达几千种，分为人工合成化学品和天然物质提取物两类。日本研制出一种化学药品利凡诺，用1mg·L- 1的浓度就能抑制藻类的运动，3～5mg·L- 1能迅速地使藻类缩成球型，凝聚沉淀，随后崩解，其灭杀效果明显，且利凡诺在光照下容易分解，不会造成水体二次污染[34]。有机杀藻剂具有药效时间长、专一性抑藻、易于自然降解等优点，是药剂杀藻/抑藻法的重要发展方向之一。但人为合成的有机杀藻剂大多容易造成污染。

总的来说，化学杀藻法具有操作简单、用药量少、见效快、杀藻效率高等优点，在目前还是较常用的方法之一。但对生态环境、水生生物的影响以及成本等方面存在诸多问题。3.2 物理方法

粘土矿物作为一种天然藻絮凝剂不仅具有较高的效能，而且来源充足，成本低廉，无毒无污染，对非藻华生物的影响也较小，被认为是一种治理藻华的天然凝聚剂，在国际上受到高度重视。但是，粘土矿物溶胶性质差，迅速凝聚、沉淀藻细胞能力较低，且所需投药量大。所以，在实际应用时须大量投撒粘土，由此给大面积治理藻华带来了原料量和淤渣量过大的问题[35]。针对这一不足，研究者们不断提出了多种改进措施。1998年5月～7月在我国云南滇池草海开展的药剂筛选现场实验中就应用了硅藻土和PAM组成的复合絮凝剂，降低了硅

藻土的使用量。与PAC和PFS（聚合硫酸铁）相比，复合絮凝剂效果更好，投药后2～4小时明显见效，透明度达1.0 m以上，除藻率为82.7%，BOD5、COD Mn、TN和TP去除率分别为56.2%、42.2%、59.2%和39.7%，药效维持约15天[36]。最近，潘纲等对粘土进行了改性研究。发现，进行Fe3+改性后，海泡石Zeta电位和藻絮凝速率显著提高，0.2g·L-1时改性海泡石的t80由100min降到<10min，投加量降低约50%。而结合使用PAM后，在PAM用量为0.2～0.5mg·L-1时，粘土的投加量可降低到0.01～0.02g·L-1，降低10倍以上，是目前报道的最低的粘土投加量[37]。

总之，粘土矿物絮凝法虽仍存在许多问题有待于解决，但瑕不掩瑜，其诸多的优点使之成为目前国际上较为推崇的，很有发展潜力的应急除藻方法，在有关基础性研究的基础上，应进一步开发和应用这种方法。

3.3 生物方法

近年来利用水生植物来净化治理湖泊富营养化水体的方法越来越受到人们的关注，利用此方法，不仅可以减少外加试剂或投掷絮凝剂带来的对水体的负面效应，也可以通过种植水生植物来改善水域生态环境。

3.3.1 水生植物净化富营养化水体的机理

水生植物指生理上依附于水环境、至少部分生殖周期发生在水中或水表面的植物类群。水生植物大致可区分为四类:挺水植物、沉水植物、浮叶植物与漂浮植物。研究表明，富营养化的水体含有大量的C、H、O、N、P、S和少量的Fe、Mn、Cu等金属元素。这些富营养化组分刚好是植物在生长过程中所必须的。水生植物根系拥有巨大的表面积，为水中微生物生长提供良好固着载体，起到“生物膜载体”的作用。植物大面积的生长能阻挡阳光直接照射在水面上，降低藻类进行光合作用的光照强度，另外，一部分水生植物在生长过程中能够分泌克藻的物质，从而使藻类的生长繁殖得到了有效抑制[38，39]。

3.3.2 利用水生植物治理富营养化水体存在的问题

水生植物处理富营养化水体能在一定程度发挥作用，但在大范围使用时存在一定的问题。首先，水生植物的生长和繁殖周期比较长，吸收营养物的能力有限，因此，利用水生植物处理富营养化水体具有很强的滞后性和很长的周期性。其次，部分水生植物在生命周期结束后会在水体中腐烂，给水体带来了二次污染，因此，在大规模使用前需要筛选出适合的水生植物，最好是长青的水生植物。另外，水生植物，特别是浮叶、浮水植物在水体中并不是很牢固，遇到大风大雨导致水体流速加快的时候，水生植物容易流失，造成水生植物带的崩溃。因此，还需要考虑水生植物的加固问题。

3.3.3 水生植物治理富营养化水体前景

首先，我国城市化和工业化进程加快，水体污染面比较广，靠单一的污水处理厂难以满足目前的需要。我国河流、湖泊、内河分布广泛，水体面积相当广阔，通过水生植物培养治理富营养化水体可以大范围长时间进行，不受地区条件的限制，对周围环境影响小，成本低。在净化城市内河水质和城郊生活污水方面具有独特的优势和可操作性，为处理污水，净化水

质提供新的途径。

其次，水资源日益缺乏，水资源的再生利用显得尤为重要。城市的景观用水数量惊人，经污水处理厂处理过的水经水生植物以人工湿地，生物浮岛等的形式处理后可以直接作为景观用水，大大减少了水处理的成本。

另外，当前，城市绿化是生态城市建设的重要部分，是改善城市生活质量的重要环节，在城市土地日益紧张的情况下，在水体中建造以美人蕉、睡莲等水生植物为主的人工浮岛是增加了绿化的面积，同时改善了城市环境，增加了城市景观。

综上所述，利用水生植物来净化我们的环境、修复我们的生态系统，提高我们的生活品质等方面有着巨大的潜力，在水体的综合治理中具有非常广泛的前景。

4. 小结

湖泊的富营养化，是我国水资源灾害之一，每年给国家造成的损失是巨大的，而且随着人类生产活动不断加强，有加重趋势，应引起人们足够的重视。目前，富营养化发生机制和控制方法仍然是世界各国研究的重要问题之一。在富营养化的治理上，应该结合当地的自然条件和湖泊的富营养化状况，利用多种治理手段，制定综合治理方案，分阶段加以实施，逐步恢复富营养化湖泊生态系统的结构和功能，使之趋于完善和稳定，从而解决湖泊富营养化的根本性问题，以实现可持续发展的目标。

参考文献

[1] 刘连成.中国湖泊富营养化的现状分析.灾害学, 1997, 12(3):22-26.

[2] 何萍, 王家骥.目前, 困难和在控制和点源污染管理研究的挑战.农业保护环境, 1999, 18 (5):234-237.

[3] Sims J T, Goggin N, McDermott J. Nutrient management for water quality protection: integrating research into environmental policy. Water Science and Technology, 1999, 39 (12):291-298.

[4] Daniel T C, Sharpley A N, Lemunyon J L. Agricultural phosphorus and eutrophication: Symposium overview. Journal of Environment Quality, 1998, 27(1):251-257.

[5] 高超, 张桃林. 在欧洲的环境管理实践的选择,以减轻农业对地下水和地表水的营养物污染.农村生态环境, 1999, 15(2):50-53.

[6] 全为民, 严力蛟, 影响农业非点对水体的富营养化及其防治措施源污染. 生态学报, 2002, 3(2):21-27.

[7] Vander Molen D T, A Breeuwsma,PCMBoers. Agricultural nutrient losses tour faee water in the Netherlands: impact, strategies, and Peers Peetives. J EnvinQual, 1998, 27(4):213-230.

[8] Foy R H, P J A Withers. The contribution of agricultural phosphorus to eutrophication. Proceedings No.365oftheFertilizerSoeiety, 1995, 33(1):331-340.

[9] Par R. Agricultural phosphorus and waterality: a U.S. Environmental Protection agent Perspective Enron Qual,1998.27(16):258-261.

[10] Carpenter S R, N F Careao, D L Correll, et al. Anoint of surface waters with phosphorus and nitrogen. Ecal Applications, 1998, 8(13):559-568.

[11] Sharpley A N, C Chapra, R Wedehl, et al. Managing agricultural phosphorus for protection of surface waters: issues and options. J Envzn Qual,1994,23(11):437-451.

[12] Sharpley A N, P J A Withers. The environmentally-sound management of agricultural phosphorus. Fertilizer Resear, 1994,39(15):133-146.

[13] Kronvang B, P Graesboll, E Larsen, et al. Diffuse nutrient losses in Denmark. Zter Science and Technology, 1996, 33(4):81-88.

[14] Kronvang B,Grtebjerg, R Grant, et al. Nation wide monitoring of nutrients and the irecological effects: state of the Danish quite environment, 1993, 22(9):176-187.

[15] Areher J R, M J Marks. Control of nutrient losses to water from agricultural in Europe. Proceedings No.405 of the Fertilizer Society, 1997, 22(8):112-133.

[16] Vighi M, G Chiaudani. Eutrophication in Europe: the role of

agrieulturalaetivities.In:HodgsonEed.Rev.Environ.Toxi-eol.Vol3.Amsterdam:Elsevier, 1987,

31(4):213-257.

[17] 高超, 张桃林, 农业磷素流失的贡献水域富营养化及其控制对策.湖泊科学,

1999,12(4):32-35.

[18] 田永杰, 唐志坚, 李世斌.对我国湖泊富营养化现状及控制对策. 环境科学与管理, 2006, 12(2):66-71.

[19] 国家环境保护总局编.“三河”“三湖”水污染防治计划及规划. 北京:中国环境科学出版社,2000,59-67.

[20] 王小雨,冯江.湖泊富营养化治理的底泥疏浚工程.环境保护,2003,3(2):22-23.

[21] 宋静, 骆永明, 赵其国等.沉积物-水界面营养盐释放研究.土壤学报, 2000, 37(4):515-520.

[22] 陈永红等.淮河(淮南段)底泥内源氮释放的模拟实验研究.土壤学报, 2005, 42(2):344-347.

[23] 罗阳等.控制湖泊内源磷负荷的有效性研究.水资源保护, 1996, 12 (2):52-56

[24] 成晓玲等.控制星湖内源性营养物质磷负荷的有效性研究.城市环境与城市生态, 1999, 12 (4):7-8.

[25] 胡智泉, 刘永定, 何光源. 微囊藻毒素对滇池水华束丝藻的溶藻效应研究. 华中科技大学学报, 2005,3 (9):125-232.

[26] 熊彩蕾, 罗亚田, 王丽. 藻类对水体的危害及灭藻技术的现状分析. 辽宁化工, 2009,

38(3):173-175.

[27] 田永杰, 唐志坚, 李世斌. 我国湖泊富营养化的现状和治理对策. 环境科学与管理,

2006, 31(15):119-121.

[28] CODD GA, MORRISON L F, METCALF J S. Cyan bacteria toxins: risk management for health protection. Toxically Apply Pham, 2005, 203(2):64-72.

[29] COOK C M, VARDAK E, LANARAS T. Toxic cyan bacteria in Greek freshwaters,

1987-2000: occurrence, toxicity, and impacts in the Mediterranean region. Act hydro him hydrobiology, 2004, 32(2):107-124.

[30] GILROY D J, KAUFFMAN KW, HALL R A, et al. assessing potential health risks from microcrystal toxins in blue2green algae dietary supplements. Environ Health Perspex, 2000, 108 (4)352-439.

[31] CODD GA. Cyan bacterial toxins, the perception of water quality, and the prioritization of eutrophication control. Ecological Engineering, 2000, 16(5):12-60.

[32] 张萍等.污染及食物毒素安全富营养化淡水. 中国食品卫生杂志, 2009, 2(2):11-14.

[33] 俞志明等.治理赤潮的化学方法.海洋与湖沼, 1993, 24(3):314-317.

[34] 张水浸, 杨清良等编著.赤潮及其防治对策.北京:海洋出版社, 1994, 12(5):66-68.

[35] 吴健, 戴桂馥.微生物细胞的絮凝与微生物絮凝剂.环境污染与防治, 1994, 16(6):27-32.

[36] 黄民生, 孙萍, 朱莉.微生物絮凝剂的研制及其絮凝条件.环境科学, 2000, 21(1):23-26.

[37] 刘映, 湖泊富营养化及蓝藻水华治理方法述评. 黑龙江科技信息, 2009, 19(2):22-24.

[38] 胡筱敏.人工浮岛技术应用前景.环境保护科学, 2008, 34(5):23-25.

[39] 唐林森.人工生物浮岛在富营养化水体治理中的应用.长江科学院院报, 2008,

25(1) :21-23.

Research Progress of Lake Eutrophication

Feng Tian wei

Nanjing University of Information Science & Technology，210044，Nanjing，

Abstract

The main question of the eutrophication of our lakes is the majority of our lakes have been part of eutrophication and medium - eutrophic lakes. Eutrophication can cause deterioration of water quality，taste and smell bad，dissolved oxygen depletion，transparency，reduced fisheries production cut，dead fish，blocking navigation channels，pairs of human and animal toxic. In this paper，two main sources of lake eutrophication (external source pollution and point source pollution within)，which describes the formation mechanism of eutrophication，and its on the lake biology，environment，human health hazards have done in detail. In addition，management of lake eutrophication physical，chemical and biological methods of progress in a lot of introductions.

Key words: eutrophication; lakes; mechanism; hazards; control technology.