太湖大气氮_磷营养元素干湿沉降率研究
健康水生态系统的退化及其修复_理论_技术及应用_濮培民
健康水生态系统的退化及其修复———理论、技术及应用濮培民 王国祥 李正魁 胡春华 陈宝君成小英 李 波 张圣照 范云崎(中国科学院南京地理与湖泊研究所,南京210008)提 要 由于人口增加和工农业生产的发展,人类赖以生存的淡水生态系统日益退化,特别是富营养化问题,已严重威胁社会经济的持续发展和人类健康.如何在强污染负荷下修复水生态系统具有重大理论和现实意义.本文总结了自1990年以来在淡水湖泊中进行的物理生态工程(Physico -Ecological Engineering ,PEEN )实验研究实践.主要结论为:(1)地表水环境治理的主要目标是修复为稳定健康的水生态系统;(2)主要方法是与污染源治理相结合实践物理生态工程(PEEN )和生物环保产业(Bio -Environmental Enterprise ,BEE );(3)实现目标的主要途径是星火燎原,从局部到大范围乃至全流域;(4)实现目标的主要关键是抓住四个环节(4M ):高等水生植物(M acrophy te ),宏观仿生学(M acro -bioimitation ),微生物(M icroorg anism ),及管理(M anagement );(5)山清水秀,人杰地灵,社会经济生态协调发展的美好未来有可能在不远的将来实现.关键词 健康水生态系统 生态系统修复技术 湖泊富营养化控制 物理生态工程分类号 Q147水是生命之源.对人类而言,健康水更是生存的必要资源.人类社会文明通常是在优良水生态系统周边首先发展起来的.由于地表水生态系统结构多种多样,用于水质评价的指标各异,作者认为判别孰优孰劣的标准要以人为本,综合性地考虑.对人类和高等生物健康有利的水生态系统可称谓健康水生态系统.历史和现实证明,山清水秀,人杰地灵,健康水生态系统是哺育人类文明的摇篮,是现代社会持续发展的重要保障,也是人们向往和追求的美好目标.由于人口增加和工农业生产的发展,进入地表水的污染物质比数十年前有了很大增加,人类赖以生存的淡水生态系统日益退化,特别是富营养化问题,已严重威胁社会经济的持续发展和人类健康.我国淡水湖泊及平原河网大多为浅水水体.历史上水体内有丰富的高等水生植物及相应的鱼、虾、贝、蚌等高等水生动物.许多城镇的饮用水源区大多选择在这种生物多样性丰富的水体内[1].随着水体污染负荷的增加,历史上的这些清洁水源区逐渐退化为缺少水生高等生物的以藻类和微生物为主的“荒漠化”水域.由贫营养型向富营养型发展是湖泊自然演变的过程.沉水植物的出现是湖泊富营养化发展过程中自然选择的结果.沉水植物吸收底泥和水中的营养盐生长,分泌的化学信息素(info -chemical substances )可遏制浮游植物生长,并共生有利于有机物矿化分解的微生物群落,其生第13卷第3期2001年9月 湖 泊 科 学JOURNAL OF LAKE SCIENCES Vol .13,N o .3Sep .,2001 本文主要内容发表在香山科学会议(2001年4月16-18日,北京).收稿日期:2001-04-30;收到修改稿日期:2001-06-10.濮培民,男,1936年生,研究员,博士生导师.194湖 泊 科 学 13卷长周期以月和季节为主,不同沉水植物优势种群的生长季节往往交叉演替,在年度内形成适宜于高等水生生物生存的环境,对水质起持续的净化作用.当水体营养程度进一步提高后,在某种水生高等植物生长的不利季节,特别在其机体的萎缩部位,着生藻类容易孳生.着生藻类、生物残体和颗粒悬移质的增加使水体透明度减少,沉水植物生长率减弱,遏制浮游植物的化学信息素减少,浮游植物种群和生物量进一步发展,水下光照进一步减弱,沉水植物种群逐渐减少,最后甚至全部消失,其它水生生物种类也相应减少,成为以浮游植物为主的生物多样性少的富营养化湖泊.由于浮游植物生长周期以旬为主,其死亡分解时易形成缺氧条件,并经常含有毒素,对高等水生动物的生存构成威胁,这是一种不健康的水体.所以,高等沉水植物种群的减少是健康水生态系统退化的重要指标.在较高营养盐负荷下,浅水水体可以有浮游植物为主的(藻型)不健康水体和以沉水植物为主体的(草型)健康水体两种稳定状态[2].后者在历史上是太湖流域的主导景观,而且在现实条件下,尽管污染负荷与其它已成为以浮游植物为主体的湖区类似,也仍然在东太湖、长荡湖、固城湖等湖荡、湖区存在.因此,历史和现实说明,建设健康水生态系统既是目标也是主要手段,是改善水质的主要途径.对退化的健康水生态系统进行修复犹如“逆水行舟”,不进则退.某种稳定的生态系统是在一定污染负荷下调整适应的结果.水质指标是水生态系统指标的组成部分,水质问题是水生态问题,生态问题应该用生态方法来解决.要获取稳定的健康的自然水环境,只有修复已退化的水生态系统.在高污染负荷下如何修复已退化的水生态系统,其理论与技术已成为问题的关键和研究的热点.1 对传统改善水环境方法的评价1.1 转移污染源和稀释扩散的道路几乎已走到了尽头转移污染和稀释扩散对于局部地区讲常常被视为解决污染相对简单、易行和代价较低的办法,但这是一种以邻为壑的办法.就全国来说,我国近海已经受到了相当程度的污染,退路已断.从另一角度看,污水本来也可视为一种资源,特别在有些地区,将污水排掉,既损失了水资源,又损失了其中携带的其它物质资源.在有些地区,一面挖渠(隧)道把污水排掉,一面挖渠(隧)道从远地另寻水源.这样化费的代价是非常昂贵的.实际上,从污染治理来说,是与稀释扩散相反的浓缩富集收集取出水体的过程.因此,要采取措施,污水就地截留,越浓越治理,这样的代价越低.变污染物为资源,在除去污染物获取资源的同时,将污水变为较清洁水.水是可以循环使用的资源.一定要转变观念,把推卸责任变为“各家自扫门前雪”.实际上,工业污染排放标准,远高出地表水Ⅲ类标准.目前我国许多地区地表水系统已劣于或大大劣于Ⅲ类标准.当务之急是将地表水尽快就地治理为不劣于Ⅲ类水.1.2 投放化学物质对生态系统会带来负面影响若干化学物质有絮凝、杀藻和除臭等功能,为了提高水体透明度和改善水体观感效果,也有被采用的试验.这种办法除了在时效和在大水域或水体流动性大处有其局限性外,还必须注意其可能的负面影响.尤其是大规模人工合成物的利用破坏了自然环境,必需特别注意其长期的负面效应.1.3 疏浚底泥可用于水利工程和交通航运需要,但不是控制湖泊富营养化的充要条件一般情况下湖底是污染物储存库,而不是污染源,在输入污染负荷没有得到明显控制情况下,需要大量经费投入的大规模疏浚对生态系统的负面影响不容忽视.犹如用挖沙无法治理沙漠和风沙一样,底泥疏浚无法控制水体富营养化[3].我国若干湖泊和城市河道已经疏浚,但未见水质稳定改善,许多情况下水质仍继续恶化.例如,太湖流域在1999年底前完成了对14406km 河道的清淤,挖泥量约14×106m 3.尽管同时已实行了洗衣粉中的“禁磷”政策,但20条主要入太湖河道的年平均总磷(TP )浓度由1998年的0.149mg /L 上升为2000年的0.175mg /L ,即增加了17%.太湖湖心区的TP 浓度也由1998年的0.069mg /L 上升为2000年的0.100mg /L ,增幅达45%①.滇池草海在耗资人民币2.5亿元,完成2.828km 2上的4.24×106m 3挖泥工程后,1999年5月,草海中心的总氮、总磷和叶绿素a 浓度分别达13.03mg /L ,1.2mg /L 和639.41mg /m 3,与挖泥前1994-1996三年平均值的4.21mg /L ,0.60mg /L ,119.17mg /m 3相比均有大幅度增加②.2000年平均BOD 5,COD Mn ,TN ,TP 与1998年相比分别增加了15%,60%,57%和92%③.我国已在较大规模上进行了需要巨大资金投入的疏浚底泥工程,其对控制水体富营养化的正面和负面效果及其投入效益比如何,是值得认真予以科学总结的.1.4 生物调控方法过程长,取出营养盐效率低按照生态效率(Ecological efficiency )原理(又称1/10规律),食物链网越长,转换损耗越多.因此取出原初生产物对减少水体中的营养盐有较高的效率,而取出鱼类资源对削减水体中营养物质的效率则要大大低于直接取出藻类和水生高等植物.1.5 简单恢复历史景观难以抵御增大了的环境负荷及环境灾变历史景观和相应的水生态系统是在当时污染负荷下自然选择的结果.自然和人类活动造成的环境变化,特别是环境灾害,从局部到大范围破坏了历史景观,说明历史上的水生态系统不能适应这些环境变化.据国家可持续发展水资源战略研究报告,经过努力,有可能实现如下指标:与1997年比,2010年污染负荷将增加14.6%,到2030年污染负荷将增加1.5%,在2050年可控制到1997年的水平[5].1997年的污染负荷大大高于1990年的水平.在1990年太湖一次藻类爆发,在一周内由于供水不足,部分工厂停产半停产使无锡市的直接经济损失达人民币1.3亿元.据“八·五”攻关资料(目前情况更不容乐观)太湖流域降水和干沉降合成的氮、磷的浓度为1.2mg /L 和0.04mg /L ,比相应的国际通常认为的富营养化标准(TN0.2mg /L 和TP0.02mg /L )要高出2-6倍;滇池(草海)则超过12-13倍.所以,人口的增长、工农业的增长所增加的污染加上大气干湿沉降污染在50年或更长些时期内已不可能再控制到50年以前的情况了.在相当长的时期内简单地恢复的历史景观已不能稳定存在,必需发展非常规的新的理论和技术修复稳定的健康水生态系统,以满足社会持续发展的需要.1990年太湖藻类大爆发后,根据实际需要,作者从此开始了直接治理和控制湖泊富营养化的理论和实验研究.在太湖梅梁湾和五里湖、贵阳红枫湖和南京莫愁湖等水域发展和完善了从局部到大范围治理污染水体的“物理生态工程(Phy sico -Ecological Engineering ,PEEN )”[1].这是主要利用太阳能在局部水域内中性地恢复稳定健康水生生态系统的技术.1953期 濮培民等:健康水生态系统的退化及其修复———理论、技术及应用①②③云南省环保局.云南省环境质量报告书(1996年-2000年度).根据及昆明市环境监测中心站、昆明市环境科学研究所,滇池污染基本状况,1997舒金华,黄文钰,高光等.太湖地区“禁磷”措施效果评估研究报告,2001.2 物理生态工程(PEEN)依据的基本原则2.1 与污染源控制相结合,主要利用太阳能中性地增加自然水体自净能力是基本指导方针自然水体有净化(自净)能力.在太阳能作用下,通过生化过程、生命过程、矿化分解过程、沉降过程将水中悬移质、溶解质转化为生物资源、气体和底泥等物质,使水体得到净化.人们用水过程通常是用比较清洁的水去溶解、运载污染物质,即污染过程,是稀释扩散、熵增加的过程.净化是污染的逆过程,是将污染物富集浓缩起来提高能质的过程,是非开放系统在消耗大量能量提高能质、减少熵的有序化过程.藻类和水生高等植物的生物生命过程利用太阳能将水溶质物质富集浓缩,转化为生物量,消耗了大量太阳能,提高了能质.实际自然水体中太阳能的利用率是较低的,仅1%的量级.通过管理、物理措施和移植生物种群等措施,提高广阔自然水体对太阳能的利用率,提高水体自然净化能力是发展PEEN的指导方针(图1).图1 用PEEN提高水体自净能力,发展生物环保产业(BEE)Fig.1 Development of Bio-Environmental Enterprise (BEE)by using Physico-Ecolog ical Engineering (PEEN)for increasing self-purification of water bodies资源化利用水中污染物发展生物环保产业(Bio-Environmental Enterprise,BEE)是地表水治理的最优目标.主要利用太阳能和生物过程,将水中污染物转化为生物资源,并尽可能将资源取出利用,获取经济效益,形成生物环保产业(图1).在将水中物质取出水体方式中,输出生物资源的方式比用气态逸出和固态沉降更有利于环境保护和获取经济效益.输出水生植物可最直接地输出营养盐.例如,太湖水面在夏季凤眼莲的生产力为0.5kg/(m2·d),蓝藻生产力为6.2g/(m2·d),相应地凤眼莲吸收氮、磷的能力为0.79t/(km2·d)and0.13t (km2·d),是蓝藻的13和21倍[1].生物资源可用作食品、饲料、肥料等,具有经济价值.把环境治理工程变为兼顾环境效益和经济效益的措施,可以星火燎原地推广开来,适合中国国情.2.2 从局部到大范围治理是现实可操作、可实现的途径水污染和水生态系统的退化是从局部到大范围发展起来,目前在许多地区已成为难以全局性改善的程度.如前所述,要等待全局性控制污染源,使进入地表水系统的水都达到健康水要求,在短期内几乎是不可能.在这种情况下,现实可操作、可实现的是在一定财力物力条件下从局部到大范围修复健康的水生态系统.“抓两头(污染源和饮用水源),带中间(所有地表水域)”,从局部到大范围,到全流域.这类似于在不可能控制大范围气候条件下用建造温床的办法,营造小气候,获取在当地气候条件下无法种植的各种新鲜蔬菜水果.这就要求在污染水域的某些重要局部水域,建立保护膜(生物物理膜,Bio-phy sical membrane),控制污染负荷对保护膜内生态系统的影响,减少周围环境灾变对其的危害强度.在该水域修复有特定功能(如饮用水源、游泳、旅游等)的健康的水生态系统,使其能在环境灾变中持续稳定发展.196湖 泊 科 学 13卷2.3 借助物理措施、建设和强化功能群的作用是在高环境压力下生态系统持续稳定的重要举措如前所述,简单地恢复历史景观已不能适应当前和将来50年内环境压力和环境灾变的冲击.在生态系统中如不增加新的结构和子系统,将无法持续稳定地修复健康水生态系统.除了必须有生物物理保护膜外,在保护的系统中应划分和建设若干子系统.首先分析不同水生生物的净化水质功能.挺水植物通过对水流的阻尼和减小风浪扰动使悬移质沉降,并通过与其共生的生物群落有净化水质的作用.但它主要吸取深部底泥中的营养盐,通常不或很少直接吸收水中的营养盐,而其部分残体又往往滞留湖底,矿化分解后又会污染水体.所以挺水植物的功能中,有把下层底泥中的营养转移到表层的一面,不利于直接净化水质.加上收割、水位变化对其生长的影响等问题,限制了它们在净化水质中的作用.必须注意管理、收割利用和防止种群退化.浮叶植物在一般浅水湖泊中有良好的净化水质效果,种植和收获较容易,有经济效益,和观赏效益,在一定季节可以作为重要的支撑系统.需要及时收获.大型飘浮植物在光照和营养盐竞争上比浮游植物有优势,有些种群的耐污性很强(如凤眼莲Eichornia crassipes ,喜旱莲子草Alternanthera philoxeroides 等),已经发展了在大水面大风浪条件下种植的技术[1],是良好的净化水质选择.浮萍生长快,许多种群能在空气中固氮,覆盖水面后与沉水植物在光照等方面有竞争,一般不宜采用.有些飘浮植物和浮体陆生植物[6](加上浮力支撑后可水培的植物)是很好的观赏和食用植物,可在一定条件下组合应用,既有净化水质作用,又有经济效益、环境效益和观赏效益.着生藻类和浮游藻类生长过程中都有净化水质作用.着生藻类的收集也不难,浮游藻类的收集也已发展了捕获技术[7],在一定条件下也可因势利导予以利用,一方面净化水质,另一方面作为资源取出.各种沉水植物是健康水生态系统的重要组成,其耐污程度和对水温、水位、水流、水质、底质等条件各有差异,要根据当地具体自然条件因地制宜、因时制宜在时间空间上予以镶嵌优化组合[7],使各种种群在整体上互补共生适应季节变化和环境灾变.沉水植物和湖底水生植被的存在可吸附储存生物碎屑于植物根部,增加底泥表层溶氧,遏制磷的释放,阻止上层水体动力扰动向湖底的传输,减少湖底水动力交换系数,从而有效地遏制底泥营养盐向水体的释放.螺、蚌等底栖动物可过滤悬移质,摄食生物碎屑,其分泌物有絮凝作用,螺有刮食着生藻类功能,虾和若干种类鱼类可摄食藻类、碎屑、浮游动物等.这些动物,作为健康水生态系统的补充组成,也有重要作用.微生物,特别是氮循环细菌在水体自净能力中具有不可忽视的作用.有机物的矿化分解,氮素的气化,磷盐的沉降和固定在湖底等都与细菌的作用分不开.自然界的水生植物附近共生有多种远比自由水体中丰富的细菌群落.飘浮植物容易种植,采用耐污性强,生长快的飘浮植物作为先锋植物,不仅有植物直接吸收营养盐的作用,而且更重要的是有与其共生的细菌的作用.可以很快增加水的透明度,改善水质.飘浮植物作为细菌的载体极为重要,但飘浮植物受气候条件影响,在有些季节难以发挥作用,因此研制人工载体和优选高效细菌种群极为重要.利用优化的人工载体培养优化的氮循环细菌,释放到自然水体,以自然生物载体、其它人工载体和底泥为二级载体,水中悬浮物为三级载体,将原来荒漠化水域中以水土界面为主的好氧-厌氧,硝化-反硝化条件扩大到水面和水1973期 濮培民等:健康水生态系统的退化及其修复———理论、技术及应用体并加强细菌浓度,从而增加系统净化能力[9-11].利用这些措施的配合和组合,作为历史景观生态系统的补充,这是抵御环境变化和增强系统抗环境灾变能力的不可缺少的组成部分.以饮用水源的净化系统为例,需要依靠物理工程,建设生物物理保护膜,过滤膜,导流带,构建子系统的框架,为漂浮生物在大水面上的生长提供条件,为着生藻类和氮循环细菌的繁殖生长提供条件,为观赏植物提供固定框架等.生物种群的布设要结合气候、水文、水质、地质等自然条件,考虑季节转换时系统有稳定的净化水质功能等情况,因时制宜、因地制宜地综合考虑[7],构建不同子系统,使沿水流过程逐步将水质从Ⅳ-Ⅴ类净化到Ⅱ-Ⅲ类.在以游泳、旅游为目标的工程中,要划分水质净化保护区、观赏区、游泳区、划船区、垂钓区等功能区.在若干区内,游人不得入内,以利生态保护.这类似于在陆地公园的建设中需要规划出绿化区、观赏区、休闲区、道路等功能区,在若干区内游人不得入内.2.4 借鉴历史景观和现实水生态系统发展宏观仿生学健康的水生态系统是一个包括许多子系统的很复杂的系统.每一个子系统担负一定的功能.为了提高整体效率和完成整体功能,将子系统专业化是非常重要的.现代化工业生产中的流水作业法在某一个人和部位从事较单一的工作,然后组合为复杂的系统.这样可大大提高生产效率.每一个局部的水生态子系统可以承受一定的环境压力(输入负荷),将营养盐降低约一个数量级(或将水质改善一级).例如依靠耐污性很强的生物群落可以将重富营养化水体净化图2 载体polyHEA/14G固定化氮循环细菌的总氮(左)及氨氮(右)的去除率Fig.2 Removing ra te for total nitrogen(left)and ammo nia nitrogen(rig ht)by immobilized nitrogen bacteria with carrier made from poly HEA/14G cy cle 到Ⅲ-Ⅳ类水,但无法净化到Ⅰ类水.需要将初步改善的水质输出给下一级子系统,经过若干个子系统,从例如Ⅳ类Ⅴ类水输入直至完成Ⅰ类水的输出.后者要靠适应于清洁水的生物种群来稳定实现.例如,以氮循环细菌的除氮效果为例(图2),在经过8d后,氮浓度水平就维持在一定值上,基本随时间不变.若需要进一步降解,则需要另外的细菌种群组合.构建怎样的水生态子系统呢?依照历史的和现存的自然界的选择是最佳选择.为此发展以组建多样性水生态系统和揭示其结构功 能为主要目标的宏观生学有重大现实意义. 3 物理生态工程(PEEN)的四项主要技术及应用实例3.1 PEEN的主要技术在上述理论指导下,自1990年以来,经过实践再实践,发展了治理局部水域的物理生态工程(PEEN).以饮用水源区的PEEN为例,其结构见[13].它还可获取水生生物资源和直接经济效益,发展生物环保产业(Bio-Environmental Enterprise,BEE).它主要包括四种技术:1)能适应多种底质、风浪、湖流条件的软隔离墙过滤技术(Soft Wall Technology,SWAT) (图3a);在饮用水源区用二道过滤软隔离墙.外软墙阻隔部分悬移污染物进入,内软墙作为最终过滤膜使自来水厂获得优质水源.在二道软墙之间布设各种框架、导流和生物种群.2)水生198湖 泊 科 学 13卷图3 物理生态工程(PEEN)的若干技术Fig.3 Sketch map of some technologies of P EEN 1993期 濮培民等:健康水生态系统的退化及其修复———理论、技术及应用生物群落镶嵌技术(M osaic Technology for Hydro-Biocoen,MOTHB)(图3c)[7].3)捕藻技术(Technology for Reducing Algae Plume,TRAP)(图3b、3d)[8].4)固定化氮循环细菌技术(Im-mobilized Nitrogen Cy cle Bacteria,INCB)[9-10](图3e).图4 红枫湖养殖场污染治理PEEN工程部分Fig.4 A part of PEEN for removing pollutants from the fishery ponds in Hongfeng Lake,G uiy ang 3.2 应用实例———贵阳红枫湖固定化氮细菌技术在贵阳市红枫湖温流水养殖场排污水治理工程中进行了现场实验.红枫湖有水面37km2,也是贵阳市饮用水的水源.近年来,红枫湖的水质有恶化趋势,导致藻类快速生长.污染源是多方面的.其中,位于后午湾中的二个温流水养鱼场,通过鱼类排泄物和未被利用的饵料的分解转化,也给湖泊造成了氮、磷污染.红枫湖主要超标指标是非离子氨和亚硝酸盐氮,这是两项影响人们健康的重要指标.电厂温排水一般增温8℃.按计算,电厂每天流失的余热约相当于1000-3000t煤燃烧的热量.由于其能质低,很难利用.温流水高密图5 红枫湖水质监测点位置(1:偏山寨;2:腰洞;3:大坝;4:花鱼洞;5:后午;6:三岔河;7:焦家桥)Fig.5 Water quality monito ring sitesin Hongfeng Lake度水产养殖是余热利用的有效方式之一.目前两个养鱼场,可为贵阳市提供大量优质水产品,是贵阳市重要的副食品基地.针对这种情况,采取积极的治理措施,达到利用余热水既改善水质,又增加水产资源输出,实现环境效益、社会效益和经济效益的同步发展是符合我国国情的最佳选择.本项治理工程也可为红枫湖水库的全面治理提供科学依据(图4、5).治理方案为以物理生态工程(PEEN)为主的综合治理方案.除了改善养殖结构,提高饲料转化率外,主要是在二个共约12000m2水域内强化PEEN工程.自1999年9月起,建设若干导流软坝和水面分割带,优化实验区的水流环境,使形成多样性水流流态,增加了污水在若干部分水域内的滞留时间.导流软坝与水面分割带是着生藻类、原生生物、细菌作用的载体.水生生物具有很好净化水质能力.除了本身吸收水体中的氮磷外,还能吸附悬浮物;尤其是可成为着生藻类、原生生物以及细菌作用的载体.经测定,凤眼莲投放密度在3.15-6.30kg/m2时,生长率较高,约为1.5kg/(m2·d),是夏季太湖地区的3倍.但综合地看,喜旱莲子草在该区具有最佳的应用前景.在工程区范围内,利用水温相对较高,氮循环细菌生长、繁殖较快的特点,应用固定化细菌200湖 泊 科 学 13卷。
畜禽粪便废水处理主要污染指标
畜禽粪便废⽔处理主要污染指标⽔污染治理技术之畜禽粪便废⽔处理处理前(单位：kg/t )处理后畜禽粪便废⽔随着⼈民⽣活⽔平的提⾼和饮⾷结构的巨⼤变化，畜禽产品在饮⾷结构中所占⽐重逐渐增⼤，因此，养殖业也得到了迅猛发展。
近20年来，我国禽畜养殖业规模养殖业的迅速发展，在解决⼈类⾁、蛋、奶需求的同时，也带来严重的环境污染问题。
据测，⼀个万头⽣猪养殖场⽇排泄物约150t。
国家环保总局2002年对规模化畜禽养殖污染情况调查结果显⽰：畜禽粪便产量和COD排放量都远远超过⼯业废⽔和⽣活⽤⽔排放量之和，2010年达到45亿t。
⼤量畜禽粪便污染物不但不能被充分利⽤，有些还被随意排放到⾃然环境中，从⽽对我国⽣态环境形成了巨⼤的压⼒，使得⽔体、⼟壤以及⼤⽓等环境受到了严重的污染，因此，对畜禽粪便进⾏减量化、⽆害化和资源化，防⽌和消除畜禽粪便污染，对于保护城乡⽣态环境，推动现代农业产业和循环经济发展具有⼗分积极的意义。
、农业畜禽粪便的特性畜禽养殖类型，其粪便排放量有较⼤差异。
不同畜禽⽣长周期也有⼀定差异。
表⼀是综合多种资料得出的农村散养条件下不同畜禽的粪便排放量。
表⼆是规模化养猪条件下粪便排放量。
表⼀畜禽的粪便排放量学研究所研究了太湖地区的畜禽粪便污染，测定了各种类型畜禽粪便中COD、BOD5、NH3-N、总氮及总磷的含量（表三），这⼀结果与其他有关研究基本⼀致。
表⼆规模化猪场粪尿及其⼲物质排放量表三畜禽粪便中污染物含量单位：kg/t⼆、畜禽粪便污染状况及防治存在的问题畜禽粪便存在⼤量的氮、磷、有机悬浮物、重⾦属、致病菌及寄⽣⾍。
具体污染主要有以下⼏个⽅便：1 ?污染⼟壤畜禽粪便直接排放地表，可导致⼟壤空隙堵塞，造成⼟壤透⽓、透⽔性下降，引起⼟壤板结。
饲料中的矿物质、微量元素添加剂所含的铜、锌、砷等重⾦属经畜禽粪便浓缩后排⼊⼟壤，可造成⼟壤长期的重⾦属污染。
如铜的过量应⽤将引起植物中铜含量的增加、植物⽣长减慢、产量降低；长期在牧草地上⼤量施⽤含铜⾼的粪便，致使牧草（⼲重）含铜量很⾼，当牧草（⼲重）含铜量达15?20mg/kg 时，可使对铜敏感的绵⽺发⽣中毒。
太湖水环境富营养化现状分析及治理建议
太湖水环境富营养化现状分析及治理建议【摘要】根据2003年至2006年太湖水域的水质监测结果，分析了太湖的水质现状、空间分布特征及变化趋势，其中总氮、总磷和Chl.a整体呈逐年增多的趋势，COD Mn 在2005年出现一个峰值后，开始出现下降的趋势。
在年内变化方面，总氮浓度峰值在春季3月份，此后便稳步下降，到8-9月达到年最低值；Chl.a年内峰值主要出现在温度较高的5-9月份；CODMn和总磷年内变化不明显。
太湖目前整体呈中度富营养状态，且富营养化程度呈逐年增高趋势，部分湖区已接近重度富营养状态。
【关键词】富营养化太湖现状分析治理太湖地区位于东经119°21′-122°00′，北纬30°19′-32°00′，由上海市、江苏苏南地区与浙江杭嘉湖地区组成。
太湖水是沿湖居民的生命之水，其中苏州和无锡的生活、生产用水中80.0%取自于太湖。
但自改革开放以来，在重经济轻环境的发展过程中，太湖污染日益严重。
2007年无锡太湖蓝藻大爆发，再一次将人们的眼光聚焦在了太湖。
为了更好地了解近些年来无锡太湖的水环境特征及其变化情况，我们对无锡太湖21个监测点近4年来的监测数据进行了研究分析，初步探讨了无锡太湖水环境演变特征。
1 数据来源和水环境参数本文数据主要来自2003~2006年太湖21个监测点的监测数据。
本文主要研究分析的水环境参数有：水温（t）、透明度（SD）、总氮（TN）、总磷（TP）、叶绿素（Chl.a）、化学耗氧量（CODMn）。
2 结果与分析2.1太湖水环境指标的变化特征太湖月水温最高出现在8月份，平均为32.2℃，最低水温出现在1月，平均为4.3℃。
水体透明度成逐年降低的趋势，2003年水体透明度平均值为0.35，到2006年则降为0.25（如图1b所示）。
由此可推知，无锡太湖水体中的悬浮物呈逐年增多的趋势。
总氮的变化趋势如图1a所示，整体呈逐年增多的趋势。
不同季节太湖流域氨氮与总氮含量变化研究
不同季节太湖流域氨氮与总氮含量变化研究汪晓燕;钟声【摘要】[目的]研究太湖流域不同季节水体富营养化情况.[方法]以5个位于太湖流域不同重要河流断面和1个湖体的自动站的一年监测数据为基础,监测并分析太湖流域中氨氮、总氮含量以及比值在不同季节的变化情况.[结果]季节对太湖流域的氨氮、总氮含量具有显著性影响.其中,冬季太湖流域中氨氮、总氮含量显著高于其他季节的太湖流域中氨氮、总氮含量,且太湖流域的总氮含量在夏秋季节最低.同时,太湖流域的氨氮和总氮含量比值在不同季节亦表现出显著性差异.[结论]该研究可为太湖水体富营养化以及蓝藻水华治理提供一定科学依据.【期刊名称】《安徽农业科学》【年(卷),期】2014(000)025【总页数】2页(P8712-8713)【关键词】季节;氨氮;总氮;比值;显著性影响【作者】汪晓燕;钟声【作者单位】江苏省环境监测中心,江苏南京210036;江苏省环境监测中心,江苏南京210036;江苏省苏协环境技术研究院,江苏南京210036【正文语种】中文【中图分类】S181.3近些年来，随着人口的急剧增加，经济持续高速发展，人类活动对湖泊造成的影响愈显剧烈。
特别是在太湖流域，由于工农业废水及生活污水中的营养盐大量排入，水体变得富营养化［1］，导致藻类等水生植物大量繁殖，频频出现水华、绿潮现象。
蓝藻爆发不仅会引起水质恶化，严重时还会耗尽水中氧气导致鱼类等浮游生物大量死亡，同时产生毒素对水生生物、人畜造成伤害［2］。
生命周期理论表明，氮、磷的过量排放是造成富营养化的根本原因，其中溶解的无机氮是可被植物直接吸收的最重要形式［3］。
控制氮、磷的入湖通量是治理太湖的蓝藻水华问题的根本途径［4-5］。
同时，有研究指出相比硝氮，附着藻类更易于吸收利用氨氮［6］。
目前，关于太湖流域水质变化的研究主要是集中在总磷和总氮方面［7-11］，但对该流域内氨氮含量的变化情况研究较少，且并未对氨氮与总氮含量比值的变化情况进行统计分析。
太湖湖滨带底泥氮、磷、有机质分布与污染评价
太湖湖滨带底泥氮、磷、有机质分布与污染评价王佩;卢少勇;王殿武;许梦爽;甘树;金相灿【摘要】采集了环太湖湖滨带表层(0～10cm)底泥,研究分析了湖滨带底泥中有机质(OM)、总氮(TN)、总磷(TP)的空间分布特征,并对太湖湖滨带底泥进行营养评价.结果表明,湖滨带底泥中OM含量在1.42％～9.96％之间,空间分布趋势为:东太湖＞竺山湾＞贡湖＞梅梁湾＞南部沿岸＞东部沿岸＞西部沿岸；TN含量在458～5211 mg/kg之间,空间变化趋势为东太湖＞竺山湾＞东部沿岸＞贡湖＞南部沿岸＞梅梁湾＞西部沿岸；TP含量在128.56～1392.16mg/kg之间,空间变化趋势为竺山湾＞梅梁湾＞东太湖＞南部沿岸＞贡湖＞东部沿岸＞西部沿岸,OM与TN分布趋势相似,TN与OM之间极显著正相关(r=0.903,P＜0.01),TP与OM之间弱相关(r=0.073,P＜0.332).结合综合污染指数和有机指数评价法可知,太湖湖滨带底泥环境质量整体较好,氮、磷污染除东太湖和竺山湾属重度污染外其他各区属轻中度污染；有机污染除东太湖外大部分区域属较清洁区.%Top layer (0～10 cm) samples in the lakeside zones of Taihu Lake were collected. The content of organic matter (OM), total nitrogen (TN), and total phosphorus (TP) were measured, and finally pollution assessment for top layer sediments was made. The results showed that the OM levels in top layer sediments in lakeside zones of Taihu Lake ranged from 1.42% to 9.96%. The spatial change trend of OM content of the top layer sediment in the decrease order as follows: Eastern Taihu Lake, Zhushan Bay, Gonghu Bay, Meiliang Bay, South shore, East shore, and West shore. TN content of the top layer sediment had a similar spatial distribution regularity with OM, ranged from 458mg/kgto 5211mg/kg. The spatial change trend of TN in the decreaseorder as follows: Eastern Taihu Lake, Zhushan Bay, East shore, Gonghu Bay , South shore, Meiliang Bay and West shore. TP content of the top layer sediment ranged from 128.56mg/kgto 1392.16 mg/kg. The spatial change trend of TP in the decrease order as follows: Zhushan Bay, Meiliang Bay, Eastern Taihu Lake, South shore, Gonghu Bay, East shore and West shore. OM content and TN content had very significant positivecorrelation(r=0.903, P<0.01), but no obvious correlation with TP content (r=0.073, P<0.332) in the top layer sediments. Based on comprehensive pollution index and organic index, the environmental qualities of sediments in the whole lakeside zones still belonged to clean category. Except for Eastern Taihu Lake and Zhushan Bay seriously polluted by N, P and the other areas were mild-to-moderate pollution. The organic pollution of most areas was under lower pollution level except East shore.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2012(032)004【总页数】7页(P703-709)【关键词】太湖;湖滨带;总氮;总磷;有机质;评价【作者】王佩;卢少勇;王殿武;许梦爽;甘树;金相灿【作者单位】河北农业大学资源与环境科学学院,河北保定071002;中国环境科学研究院湖泊工程技术中心,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京100012;中国环境科学研究院湖泊工程技术中心,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京100012;河北农业大学资源与环境科学学院,河北保定071002;中国环境科学研究院湖泊工程技术中心,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京100012;中国环境科学研究院湖泊工程技术中心,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京100012;中国环境科学研究院湖泊工程技术中心,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京100012【正文语种】中文【中图分类】X142底泥是生态系统的重要组成部分,底泥不仅可间接反映水体的污染情况、水动力状态,且在外界水动力因素制约下向上覆水体释放营养成分,影响湖泊水质和富营养化过程[1].太湖位于长江三角洲南缘,介于N30°55′42″～31°33′50″,E119°53′45″～120°36′15″ 之间,是我国第三大淡水湖[2].内湖滨带是湖泊流域中水域与陆地相邻生态系统间的过渡地带,是湖泊生态系统受人类活动影响最敏感的部分.内湖滨带在促淤造地、维持生物多样性和生态平衡及提升生态旅游品质等方面[3-4]均十分重要.近年来,由于滨湖地区社会经济迅速发展,入湖污染负荷增加,太湖水体和底泥中的污染物不断积累,湖泊富营养化有加重趋势[5].目前,针对太湖水体及底泥已有大量研究,如邓建才等[6]研究了太湖水体氮磷的空间分布;金相灿等[7]研究了太湖东北部底泥可溶性氮、磷的季节性变化;赵兴青等[8]采集了不同季节太湖梅梁湾和贡湖底泥柱样,研究了底泥营养盐含量的垂直变化;雷泽湘等[9]研究了水生植物氮磷与湖水和底泥氮磷含量的关系;张明礼等[10]研究了太湖竺山湾底泥中有害物质含量.但对太湖湖滨带底泥的研究鲜有报道.本文通过对太湖湖滨带不同分区底泥的分析,揭示太湖湖滨带底泥有机质(OM)、总氮(TN)、总磷(TP)的污染现状、分布特征并对其进行营养评价,旨在系统全面的揭示太湖湖滨带底泥污染现状,为太湖富营养化控制提供理论指导和技术支撑.1 材料与方法1.1 样点的布设与采集本次全湖湖滨带大规模调查,旨在全面了解环太湖湖滨带底泥的污染现状.调查范围为环太湖防洪大堤内,水向辐射带 50～100m内的区域,平均水深1.4m.采样时间为2010年08月.用彼德森采泥器,采集表层底泥,泥厚 10cm.环太湖湖滨带共布50个点,湖滨带分区及点位布置见图1.图1 太湖湖滨带分区及底泥采样点位Fig.1 The regional classification and sampling sits in the lakeside zones of Taihu Lake由太湖水专项湖滨带课题组绘制样品采后冷藏带回实验室,待底泥冷冻干燥后,去除样品中贝壳、杂草、沙粒等杂物,经研磨、过筛(100目)后,保存于密封袋中,置于冰箱待用.1.2 底泥测定项目与方法底泥主要测定项目包括 OM(重铬酸钾容量法)、TP(SMT法)、TN(全自动凯式定氮法) [11].1.3 数据处理数据处理及其相关分析用 Excel2007与 SPSS16.0软件.2 结果与讨论2.1 OM分布特征OM 是底泥中重要的自然胶体之一,也是反映有机营养程度的重要标志[12].由图2可知,湖滨带各分区底泥中OM含量在1.42%～9.96%间,各分区平均值由高到低依次为:东太湖＞竺山湾＞贡湖＞梅梁湾＞南部沿岸＞东部沿岸＞西部沿岸.东太湖OM最大值、最小值、平均值分别为:9.95%、2.85%和5.66%,均为各分区中最高,其它各区差异不大.图2 太湖湖滨带底泥有机质分布Fig.2 Distribution of organic matter in sediments of lakeside zones of Taihu Lake研究表明,富营养化水体中底泥所含OM,一般来自城市生活污水和水生生物死亡残骸长期积累[13-14].东太湖周围多为出湖河流[15],因此受生活污水影响较小.东太湖湖滨底泥OM较高,可能与围网养殖及水生植物大量生长有关.2009年初虽完成了围网大规模缩减,2010年东太湖围网养殖面积约2600hm2[16],但杨再福等[17]认为,东太湖的围网养殖面积至少应控制在1000hm2以内,才能保证东太湖生态可持续发展,因此由围网养殖导致鱼蟹饵料及排泄物沉积;围网引起的湖面狭窄,吹程减小,风浪减弱等问题仍存在,再加上沼泽化加剧,1959～ 1997年东太湖沼泽化综合指数由1.47增至2.41[16],由此导致挺水植物及浮叶植物的大量生长,2009年水生植物覆盖率达97%,为全湖水生植物发育最好的区域[18],大量水生植物残体沉积可能是导致东太湖比其他各区OM高的主要原因.2.2 TN、TP分布特征及分析由图3(a)可知:太湖湖滨带底泥TN空间分布差异显著,TN含量在 458～5211mg/kg间.各分区TN含量平均值变化趋势:东太湖＞竺山湾＞东部沿岸＞贡湖＞南部沿岸＞梅梁湾＞西部沿岸.根据 EPA制定的底泥分类标准,各区 TN平均值:梅梁湾和西部沿岸 TN＜1000mg/kg,属轻度污染区;东太湖在2000mg/kg以上,属重度污染区;其他各区均在1000～2000mg/kg间,属中度污染区.从图4(a)可见,TN与OM之间极显著正相关(r=0.903, P＜0.01),说明OM在底泥中的富集是TN的主要来源,TN和OM的沉积具很高的协同性,它们主要通过水生植物残体的沉积过程进入底泥[19-20].因此东太湖底泥中 TN 也比其他各区高.图4 太湖湖滨带底泥TN、TP与OM回归分析Fig.4 Regressions of TN, TP to OM in sediments of lakeside zones of Taihu Lake由图 3(b)可见太湖湖滨带底泥中 TP含量在128.56～1392.16mg/kg间,各分区TP平均值变化趋势:竺山湾＞梅梁湾＞东太湖＞南部沿岸＞贡湖＞东部沿岸＞西部沿岸.根据EPA制定的底泥分类标准,各分区TP平均值:梅梁湾在420～650mg/kg 间,属中度污染区;竺山湾大于 650mg/kg,属重度污染区;其他各区均小于420mg/kg,属轻度污染区.由图 4(b)可知,TP与 OM 之间弱相关(r=0.073,P＜0.332),表明 TP主要并非由底泥中OM 的富集造成.根据对湖滨带底泥进行的磷形态分析及文献[20]可知,无机磷是太湖湖滨带底泥中磷的主要存在形式,外源输入是无机磷的重要来源.竺山湾和梅梁湾磷污染显著高于其它各区可能因为:两区位于太湖北部重工业污染区,湖滨区有多条入湖河流河口,形成较长的河口型湖滨带.根据课题组同期河流调查监测数据:竺山湾附近有太滆运河、漕桥、殷村等入湖河流,各河流水体中TP平均超过0.17mg/L,超出地表水环境质量Ⅳ类标准,河流底泥中 TP含量平均约800mg/kg,超过 EPA制定的底泥重度污染标准(650mg/kg),梅梁湾附近入湖河流武进、直湖等水体中TP平均浓度和底泥中TP平均含量分别为0.18mg/L和 412.06mg/kg;因此竺山湾受入湖河流污染较重;再加上竺山湾独特的地理环境,又处于下风向,为蓝藻堆积严重区,藻类死亡堆积,就全湖看,易形成厌氧环境,利于反硝化作用,故 N含量会降低,而P含量高,藻类沉积带来的N、P及OM多.3 太湖湖滨带底泥营养评价目前对浅水湖泊底泥的污染状况尚无统一的评价方法和标准,多用有机指数和有机氮评价法[21],只考虑了OM和有机氮,而忽略了P;有的参用加拿大安大略省环境和能源部(1992)制定的环境质量评价标准[22-27],该标准根据底泥中污染物对底栖生物的生态毒性效应进行分级,虽然后者考虑到磷,但此标准源于对海洋底泥的生态毒性分析.因此本文针对太湖湖滨带各区底泥 N、P、OM的分布特点,用综合污染指数评价法和有机指数评价法来评价太湖湖滨表层带底泥污染现状.以1960年太湖底泥中TN、TP实测值的平均值作为背景值(即评价标准),由单项污染指数计算公式[28]:式中: Si 为单项评价指数或标准指数, Si大于 1表示含量超过评价标准值; Ci为评价因子i的实测值; Cs为评价因子 i的评价标准值 CSTN= 0.067%,CSTP=0.044%[29]. F为n项污染物污染指数平均值, Fmax为最大单项污染指数. 太湖湖滨带各分区底泥氮磷污染评价及污染程度分级结果见表1和表2.表1 太湖湖滨带各分区底泥综合污染评价Table 1 Comprehensive pollution assessment for the sediments in lakeside zones of Taihu Lake注:评价标准参照国内外有关资料[30],结合太湖湖滨带底泥实际情况而定湖滨带分区 STN 等级STP 等级 FF 等级梅梁湾 1.28 2 0.92 1 1.19 2竺山湾 2.76 4 2.09 4 2.60 4西部沿岸 1.06 2 0.38 1 0.90 1南部沿岸 1.77 3 0.86 2 1.56 3东太湖 3.83 4 0.69 2 3.14 4东部沿岸 0.78 1 0.24 1 0.66 1贡湖 1.00 2 0.67 2 0.92 1表2 太湖湖滨带底泥综合污染程度分级Table 2 Standard and level of comprehensive pollution in sediments of lakeside zones of Taihu Lake等级划分 STN STP FF 等级1 STN＜1.0 STP＜0.5 FF＜1.0 清洁2 1.0≤STN≤1.5 0.5≤STP≤1.0 1.0≤FF≤1.5 轻度污染3 1.5≤STN≤2.0 1.0＜STP≤1.5 1.5＜FF≤2.0 中度污染4 STN＞2.0 STP＞1.5 FF＞2.0 重度污染根据表1中综合污染指数,可得湖滨带其各分区底泥污染分布(图5).依据表 2,太湖湖滨带各分区底泥污染平均水平依次是东太湖＞竺山湾＞南部沿岸＞梅梁湾＞贡湖＞西部沿岸＞东部沿岸.东太湖和竺山湾属重度污染区,南部沿岸属中度污染区,梅梁湾属轻度污染区,贡湖、西部沿岸、东部沿岸属清洁区.综合污染指数评价法将选用的评价参数TN、TP综合成一个概括的指数值来表征底泥污染程度,其相对于单一指数法而言具优越性,是综合信息输出[31].综合污染指数法忽略了OM指标,所以本文用有机污染指数法[25]对太湖湖滨带底泥污染现状进一步评价,使评价结果更完善.式中: OC为有机碳,%;ON为有机氮,%.太湖湖滨带各分区底泥有机污染评价结果见表3,太湖底泥有机指数评价标准见表4. 表3 太湖湖滨带各分区底泥有机污染评价Table 3 Organic pollution assessment for the sediments in lakeside zones of Taihu Lake湖滨带分区OC(%) ON(%) OI 等级梅梁湾1.48 0.08 0.12 Ⅱ竺山湾1.84 0.18 0.32 Ⅲ西部沿岸1.09 0.07 0.07 Ⅱ南部沿岸1.60 0.11 0.18 Ⅱ东太湖2.63 0.24 0.64 Ⅳ东部沿岸0.86 0.07 0.06 Ⅱ贡湖1.52 0.06 0.09 Ⅱ表4 太湖底泥有机指数评价标准[32]Table 4 Assess standards of organic index in sediments of lakeside zones of Taihu Lake项目 OI＜0.050.05≤OI＜0.20 0.20≤OI＜0.5 OI≥0.5类型清洁较清洁尚清洁有机污染等级Ⅰ Ⅱ Ⅲ Ⅳ由表 4各分区平均有机污染指数绘出有机污染分布图(图6).从图6可见各分区有机污染分布情况:东太湖＞竺山湾＞南部沿岸＞梅梁湾＞贡湖＞西部沿岸＞东部沿岸.根据表4的评价标准,东太湖属有机污染区,其它湖区除竺山湾属尚清洁湖区外,都属较清洁湖区.有机指数评价结果与综合污染指数评价结果一致,均显示东太湖湖滨带底泥氮磷污染及有机污染属重污染区,但在实际调查过程中发现,东太湖湖滨区是各区中水质环境最好的区域,如2.1所述,东太湖水生植物越来越多,水生植物及藻类残体沉降是东太湖营养盐负荷的的主要来源.其次是竺山湾.其污染严重的原因主要是外源输入,生活污水、工业废水及农业面源排放随入湖河流注入太湖,且受太湖东南风影响,污染物不易扩散,从而使藻类大量生长积聚,导致该区污染严重,蓝藻频生,因此,控制外源贡献仍是竺山湾污染控制的重要对象.4 结论4.1 太湖湖滨带底泥中 OM 为 1.42%～9.96%,空间变化趋势为东太湖＞竺山湾＞梅梁湾＞东部沿岸＞南部沿岸＞贡湖＞西部沿岸;TN 含量在458～ 5211mg/kg 间,空间变化趋势为东太湖＞竺山湾＞东部沿岸＞贡湖＞南部沿岸＞梅梁湾＞西部沿岸;TP含量变化在 128.6～1392.16mg/kg间,空间变化趋势为竺山湾＞梅梁湾＞东太湖＞南部沿岸＞贡湖＞东部沿岸＞西部沿岸,其空间分布与OM、TN不同,最大值出现在竺山湾,其原因可能竺山湾处于下风向,易于藻类堆积、形成底泥还原环境,从而使该区成为重污染区.4.2 太湖湖滨带底泥中TN含量与OM含量极显著正相关(r=0.903, P＜0.01),TP 含量与OM之间弱相关(r=0.073, P＜0.332).用污染指数法与有机指数评价法对太湖湖滨带表层底泥的分析表明,太湖湖滨带底泥环境质量整体较好,N、P污染除东太湖和竺山湾属重度污染外其他各区属轻中度污染;有机污染除东太湖外大部分区域属较清洁区.参考文献：[1] 朱元容,张润宇,吴丰昌.滇池沉积物中氮的地球化学特征及其对水环境的影响 [J]. 中国环境科学, 2011,31(6):978-983.[2] 张雷,郑丙辉,田自强.西太湖典型河口区湖滨带表层沉积物营养评价 [J]. 环境科学与技术, 2006,29(5):4-7.[3] David Pearson. 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太湖水体氮素污染状况研究进展_吴雅丽
J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）：19-28http：//www．jlakes．org．E-mail：jlakes@niglas．ac．cn2014by Journal of Lake Sciences太湖水体氮素污染状况研究进展*吴雅丽1，2，许海1＊＊，杨桂军2，朱广伟1，秦伯强1（1：中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室，南京210008）（2：江南大学环境与土木工程学院，无锡214122）摘要：氮是引起湖泊富营养化的关键要素之一．传统观点认为氮缺乏时，湖泊生态系统可以通过生物固氮作用从大气中获取氮来满足自身的需求，因此认为淡水湖泊水体的生产力主要受磷限制．但随着进一步的研究，发现氮限制与氮和磷共同限制更为普遍，且氮的限制常常伴随着水体的富营养化，因此了解富营养化湖泊水体的氮素污染状况具有重要意义．本文介绍了太湖水体氮素的污染状况及其发展趋势，从外源、内源两大方面介绍了太湖水体中氮素的来源，着重分析和比较了河道输入、大气输入以及沉积物释放不同污染源的输入比例．太湖水体氮素污染存在很大的空间差异，其中西部和北部污染较重而东南部相对较轻，入湖河道输入的外源污染是造成太湖水质空间分布差异的主要原因，其中农业面源污染及生活污染在太湖外源污染中占据了相当的比重；湖泊底泥所造成的内源释放也是氮素污染的一个重要原因，但目前对释放量的估算主要是基于底泥悬浮引起的总量估算，关于这些释放量能有多少比例可以被浮游植物利用还不清楚，尤其是有机颗粒物在水体中停留期间的矿化再生值得进一步研究；在氮素的生物转化过程中，生物固氮目前对太湖氮素输入的贡献很小，反硝化作用是太湖水体氮素自净的主要途径．关键词：太湖；氮素；污染来源；迁移转化；氮素平衡Progress in nitrogen pollution research in Lake TaihuWU Yali1，2，XU Hai1，YANG Guijun2，ZHU Guangwei1＆QIN Boqiang1（1：State Key Laboratory of Lake Science and Environment，Nanjing Institute of Geography and Limnology，Chinese Academy of Sciences，Nanjing210008，P．Ｒ．China）（2：School of Environment and Civil Engineering，Jiangnan University，Wuxi214122，P．Ｒ．China）Abstract：Excessive nitrogen loading has been regarded as one of the most important factors causing eutrophication of lakes．The traditional views show that when nitrogen deficiency occurs，lake ecosystems can obtain nitrogen from the atmosphere through bio-logical nitrogen fixation to meet their nitrogen needs，so according to this assumption，the main limiting factor of the primary pro-ductivity of water bodies is phosphorus availability．However，recent research has shown that nitrogen fixation does not meet ecosys-tem demands，and nitrogen or nitrogen and phosphorus limitation are generally accepted．Furthermore，eutrophic lakes often exhib-it nitrogen limitation，meaning that they are sensitive to additional nitrogen inputs．In this paper，research on the polluting effects of nitrogen in Lake Taihu was reviewed．Both the internal and external loadings of nitrogen to the lake were considered．The nitro-gen inputs from the three main sources，i．e．input from rivers，precipitation from atmosphere and release from sediments，were an-alyzed．The results show that there is obvious spatial heterogeneity in nitrogen pollution of Lake Taihu．The pollution is relatively heavy in the western and northern parts of the lake and relatively light in the southeastern part．Ｒiver input is a major source of ni-trogen loading to the lake．Internal loading is also an important source of nitrogen pollution．However，to release a quantity esti-mate is mainly based on the amount of sediment resuspension，and about the release quality，how many percentage can be used by phytoplankton is still not clear，especially the particulates mineralization rates．The cycling nitrogen in lakes mostly mediate by ni-＊＊＊国家自然科学基金项目（41003043）、国家水体污染控制与治理科技重大专项项目（2012ZX07101-010）、中国科学院南京地理与湖泊研究所“一三五”重点项目（NIGLAS2012135005）、江苏省自然科学基金项目（BK2012895）和青年启动基金项目（Y1SL011025）联合资助．2012-11-12收稿；2013-06-14收修改稿．吴雅丽（1987 ），女，硕士研究生；E-mail：wuyali0823@163．com．通信作者；E-mail：hxu@niglas．ac．cn．20J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）trification，denitrification，nitrogen fixation and anammox．In Lake Taihu，the process of biological nitrogen fixation has been found to contribute little to the total annual input of nitrogen and denitrification is the main process through which nitrogen is re-moved from the lake．Keywords：Lake Taihu；nitrogen；pollution source；migration and transformation；nitrogen balance随着工农业生产的快速发展、人口的急剧增加、化学肥料使用量的增加以及生活污水的直接排放，河流、湖泊等地表水体的氮、磷元素污染日趋严重．研究表明，目前我国66%以上的湖泊、水库处于富营养化的水平，其中重富营养和超富营养的占22%，使得富营养化成为我国湖泊目前与今后相当长一段时期内的重大水环境问题［1］．太湖是我国第3大淡水湖，对周边居民的生产生活起着至关重要的作用．但近几十年来，由于受到人类活动的干扰加剧，湖区水体富营养化程度加重，蓝藻水华频繁发生，给环境和经济造成了严重的威胁［2］．1970s，Schindler根据加拿大实验湖区227号湖长期的大规模实验结果，认为磷是淡水湖泊主要的限制因子［3］，该研究结果使“削减磷负荷”成为北美和欧洲进行湖泊管理的主要策略，并由此提升了水质．但此项策略的实施也出现了大量失败的例子，如仅控制磷的策略在美国的Apopka湖、George湖和Okeechobee湖，中国东湖及日本的霞浦湖似乎都未获得成功［4］．由此，生命活动的另一基本元素氮引起了科学家的重视，氮也是引发水体富营养化的关键元素之一．有研究表明，在许多湖泊中无机氮的消耗伴随而来的是固氮蓝藻“水华”的发生［5-7］．新近的很多研究显示，在一些淡水湖泊中，氮也是限制因子［8-9］，而且氮的限制常常伴随着水体的富营养化［10］．在我国，大量的研究也表明，氮或氮和磷是湖泊水体生产力的限制因子［11-13］．近年来，随着流域工农业的迅速发展，太湖水体富营养化日趋严重，蓝藻水华暴发频繁．过去，在对太湖水体富营养化研究中得到的结论是：光和磷是主要的限制性因素，氮不是太湖的限制因子．但新近在太湖梅梁湾开展的营养盐富集原位实验显示，春季磷是浮游植物生长的限制因子，氮是充分的［14］；而在蓝藻水华多发的夏季和秋季，氮和磷是蓝藻水华生长的共同限制因子，并且氮是第一限制因子［15］．此时湖泊中水华蓝藻群落仍以不具备固氮能力的微囊藻为主，而不是具有固氮能力的种属占优势．因此，太湖水体或许还有其它氮源补充途径，能够快速补充藻类生长所需的氮素．本文重点对太湖水体中氮素污染的总体状况、不同形态氮的空间及季节差异性、水体氮素的污染来源、氮素的迁移转化及平衡等进行综述，有利于正确认识太湖水体中氮素的来源和污染状况，为有效控制太湖蓝藻水华提供参考．1太湖水体氮素污染状况1．1太湖水体氮素污染的长期趋势太湖在早期污染程度较低，随着经济的发展，污染速度逐渐加快．太湖在1960年仍处于贫营养阶段，总无机氮（TIN）浓度为0．05mg/L［16］，到1981年，TIN比1960年增加了18倍，达0．89mg/L，已经呈中营养状态［17］．太湖在1987年左右进入富营养化阶段，TIN浓度达到1．26mg/L，1990s后富营养化日趋加剧，且速度越来越快．太湖治理从1990s后期得到了高度重视，1998年底对重点污染工业实施的“零点达标行动”使流域污染物的输入得到一定控制［18］．但从2000年以来太湖并没有进入明显的水质恢复期，反而呈现出一定的恶化趋势．有研究显示，19922001年，太湖湖心区夏季水体总氮（TN）的平均值为1．706mg/L（范围为1．238 2．266mg/L），而20022006年这5年间TN平均值为2．344mg/L（范围为1．924 2．717mg/L），明显高于前10年的含量［19］．太湖污染源所携带的氮负荷以溶解态为主，占80%以上，其中无机氮又占可溶性氮的80%以上，说明外源性TN中有64%以上的氮可作为浮游植物等水生生物生长的氮源［15］．太湖水体溶解态氮主要以硝态氮（NO－3-N）、溶解态有机氮（DON）、铵态氮（NH+4-N）形态存在，一般情况下，NO－3-N＞DON＞NH+4-N，而亚硝态氮（NO－2-N）含量很低且不稳定，易转化为其它形态的氮［20］．朱广伟［21］分析了太湖湖泊生态系统研究站2005年1月至2007年3月的监测数据，发现太湖水体溶解态氮平均占水体总氮的79%，且以NO－3-N污染为主．1．2太湖水体氮素污染的空间差异太湖作为一个大型浅水湖泊，连接200多条河流，包括较大河流几十条，导致太湖水质存在很大的空间吴雅丽等：太湖水体氮素污染状况研究进展21差异性［22］．19982006年环太湖地区河流入湖水质平均浓度均为劣Ⅴ类，常州河流入湖水质最差，无锡次之，苏州、湖州河流入湖水质较好，直湖港、武进港、漕桥河、太滆运河、陈东河、南溪等河流入湖水质最差，带入太湖的污染物量较大．太湖北部梅梁湾有主要入湖口梁溪河和直湖港，来水流域多为平原和城镇地区，工农业发达，水质差；西南部多林地，人口密度小，城镇少，水质相对较好；南部地区的苕溪河是太湖的主要入湖河流之一；东部的太浦河是太湖的主要出水，这样造成了南部湖区水流交换较快，水质相对于北部较好［23］．张晓晴等［24］的研究表明，20052007年太湖水体TN浓度在梁溪河、直湖港、大浦口和竺山湾明显高于其他地区，其中梁溪河的TN平均值为6．892mg/L，直湖港为5．379mg/L，大浦口为6．758mg/L，竺山湾为5．219mg/L，而东部湖区仅为2．772mg/L，湖心区为2．981mg/L，仅为入湖口的1/3．可见，入湖污染源是造成太湖水质空间分布差异的最主要原因．朱广伟［21］在分析了20052007年太湖不同湖区的营养盐数据后也发现太湖水体TN浓度在入湖河口区明显高于其他湖区．太湖水体中营养盐浓度的持续升高导致夏天蓝藻暴发以及在太湖西、北部水域大量聚集而出现水华．水华吸收了水体中的可利用氮，在风浪的影响下在局部区域堆积也会导致氮浓度产生区域差异．邓建才等［25］的研究表明，梅梁湾、竺山湾、贡湖湾、西岸区和湖心区水体中的总氮浓度显著高于其他湖区，碎屑态氮的空间分布规律与总氮基本一致，即总氮高的水体碎屑态氮的含量也高．1．3太湖水体氮素污染的季节变化太湖水体中氮素污染不仅存在空间差异，也存在季节差异性，且湖体的水质变化季节特征与流域河道一致．Xu等［15］的研究发现，梅梁湾和湖心区不同形态氮浓度的变化趋势均是冬季升高，夏季降低．同样，许梅等［26］对太湖入湖河流的观测也显示出冬、春季节氮含量高，夏、秋季氮含量相对低的特点．冬、春季，太湖水体氮浓度处于全年的高峰，其原因一方面是冬、春季湖泊水位较低，进入湖泊的营养盐被浓缩；另一方面是由于春季春耕农田大量施肥［21］．夏季湖水氮浓度降低一方面是由于夏季降雨量比较大，湖泊水位较高，使得营养盐得到一定程度的稀释［15］；另一方面主要是由于夏季高温季节反硝化作用引起水体氮素损失［27］．雨季的到来也往往意味着污染物输入的高峰，原因可能是太湖周围有无锡、苏州、常州和湖州等城市，城镇路面大部分是不透水地面，由人类生活垃圾、生活污水及某些工业废水所携带的氮、磷营养物易随地表径流进入太湖水体，造成水体的氮源污染，虽然氮污染的总量是增加的，但绝对浓度并没有增加，降雨总体上还是以稀释作用为主．2太湖水体氮素污染来源2．1太湖水体氮素的外源输入2．1．1入湖河道的输入河流是湖泊与流域生态环境联结的主要纽带和通道，尤其是入湖河流，直接影响湖泊的整体水质状况．研究表明，整个太湖出入湖河流水质状态以氮污染为主导因素［28］．据统计，1980s河道TN的输入量占入湖总量的比重为72．02%，1990s TN由河道的入湖量已占总量的90%以上［29］．通过分析计算，20092010年内太湖全年氮素河道输入总量约为7．00ˑ104t，湖西区和浙西区环湖河道是太湖氮素的主要来源，其入湖量分别占河道总输入量的71．2%和22．6%［30］．太湖外源氮污染中，农业面源污染占的比重最大，达56%［31］；其次是生活污水（＜25．1%）［32-33］和养殖污水（17．2% 26．5%）［34］．人工合成肥料（化肥）的过量使用是农业营养盐产生量增加以及农业面源污染最直接的原因．在1970s至1980s初期间，太湖流域有机肥与化肥的使用比例为6ʒ4，但到1980s后期及1990s 中期，这一比例分别提高到3ʒ7及1ʒ9［34］．以无锡为例［34］，化肥投入对水稻、小麦产出增长的贡献额分别达10．3%和34．9%，每年化肥使用量已由1980s中后期的25kg/hm2增加到2000年的45kg/hm2，仅水稻田约12% 17%的氮素会随径流流失．据李恒鹏等［31］的研究，太湖上游面源污染输入太湖的总氮量为7632t/a，其中来自农业面源的为4289t/a，占面源量的56．20%．太湖流域地表水中的主要污染物为铵态氮，其中57%的铵态氮都来自农业面源污染［35］．除农业污染外，工业污水和生活污水也是太湖重要的污染来源．目前，太湖流域结构性污染十分严重，化工、纺织印染、黑色冶金依然是重点污染行业．由于乡镇企业的快速发展和布局的分散性、经营方式的多变性及其初级粗加工，造成的污染极为严重，境内原本清澈的大小河道因大量工业废水的污染而变黑［36］．根22J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）据国家环境保护总局“太湖水污染防治九·五计划及2010年规划”的统计数据，1994年太湖地区入湖总氮30635t，其中工业污水占16%，即4902t；根据国家环境保护总局“太湖水污染防治十·五计划”，2000年太湖流域工业污染排放NH+4-N达6500t，占入湖总氮的5%．太湖流域城市化已超过51%，年生产生活污水已达50ˑ108t/a，而污水处理率不足20%［17］．以太湖流域无锡市［30］为例，19802000年生活用水总量从8．03ˑ104t/d提高到30．1ˑ104t/d；同期生产用水量就从1980年的4116ˑ104t/d增加到2000年的8519ˑ104t/d，而无锡市区城市污水处理率也仅42．9%（2000年），包括郊县在内的城镇生活污水处理率仅27．5%．根据许朋柱［37］的估算，全太湖流域城市系统在2000年的N排放量分别约为7．40ˑ104t，而1980年的排放量约为3．31ˑ104t．据李荣刚、熊正琴等估计［32-33］：全太湖流域每年生活污水带入水体的总氮量占25．1%．另外，太湖地区农村用水量也在逐年上升，由于大多农村污水处理设施不健全，没有完整的污水收集和处理设施，大多农村生活污水未经处理就直接到处泼洒，而厕所污水则直接或间接排入河道．据史龙新等［38］的调查，在宜兴，有24%的农户生活废水选择了直接排入村河，50%的农户排水采用排入屋后及地表渗入地下，25%的农户选择排入沟渠．因此，太湖上游地区农村居民区河流水体铵态氮负荷也较高［34］．“太湖水污染防治十·五计划”中指出，2000年太湖流域城镇生活污水NH+4-N产生总量为2．34ˑ104t，而农村生活污水NH+4-N产生量为2．6ˑ104t．而且，夏季降雨和城镇人类活动产生的污染物对太湖沉积物的硝态氮含量有较大影响［39］．随着渔业经济的迅速发展，其对水体的氮素污染也逐步加剧．许海等［40］的研究也表明鱼塘养殖产生的不仅是无机氮污染，更严重的是产生了大量有机氮污染．太湖地区的渔业发达，每年因水产养殖带入水体中的氮占总氮量的17．2% 26．5%［34］．2．1．2大气沉降的输入大气氮素的沉降也是极为重要的外源性因素［41］．Galloway等和Holland等［42-43］指出全球大气氮的沉降量已经达到109kg/a．近年来国内学者逐渐认识到湖面大气沉降是重要污染来源［44-46］．宋玉芝等对2002年7月2003年6月大气降水的研究［47］表明，太湖流域大气降水已呈富营养化水质的特征，每年由湿沉降直接进入太湖水体的TN约为6562．2t，TN占入湖河道年输入污染物总量的13．6%，大气湿沉降中，TIN对TN的贡献比较大，平均约为78．78%．1990s以来，太湖大气湿沉降的总量不断升高．杨龙元等［48］的研究表明，20022003年太湖水体大气TN沉降率为4226kg/（km2·a），TN的大气年沉降负荷为9881t/a，湿沉降中的TN为7852t/a．Xie等［49］指出20032005年大气湿沉降中N的年均沉降量为2700kg/km2．罗潋葱等［50］研究了湿沉降对太湖氮、磷营养盐输入的影响及其时间和空间的差异性，结果表明湿沉降占太湖外源氮输入的16．5%，其中主要集中在太湖的北部和东部，季节上春、夏季要明显高于秋、冬季．20092010年大气湿沉降中TN的年沉降量为10868t，为同期河流入湖负荷的18．6%，可见湿沉降对太湖富营养化的贡献不容忽视［51］．2．2太湖水体氮素污染的内源输入输入湖泊水体的营养性污染物一部分会经过物理、化学和生物过程累积在沉积物中成为湖泊氮素内负荷的源［52］．在外源性污染得到有效控制以后，内源性污染成为湖泊发生富营养化的关键因素．对于太湖这样一个浅水湖泊而言，除了外源营养盐的输入之外，湖泊底泥所造成的内源释放也是一个重要原因［53］．2．2．1内源氮的释放形式关于太湖的内源释放，目前主要关注的是底泥释放问题，其释放形式主要有静态释放和动态释放两种．沉积物在没有风浪的情况下营养盐的释放主要依靠从沉积物孔隙水中与上覆水中的营养盐浓度差而释放，当风浪较小、不足以悬浮扰动水土界面的情况下，沉积物的营养盐释放将由于水柱复氧而略有下降，当风浪较大，导致沉积物悬浮的情况下，沉积物中的营养盐将伴随沉积物的悬浮而大幅度释放，水柱的颗粒物和溶解性的营养盐浓度在短期内会有所增加，但是当动力扰动撤除后，颗粒态的营养盐又沉入湖底，埋在沉积物中的有机颗粒物质继续降解析出，并按照静态释放的规律进入上覆水．当下一次大风浪来临时，又按照动态释放的规律而释放．铵态氮是氮素内源释放的主要形态，其释放程度与溶氧量呈负相关，与温度呈正相关［54］，主要有两种来源：一是湖泊内部异养生物矿化、分解有机物再生；二是在厌氧环境中反硝化细菌通过反硝化作用将硝态氮、亚硝态氮转化为铵态氮．在沉积环境中，含氮有机物在厌氧的环境条件下通过微生物的矿化、分解作用转变成铵态氮，然后，进吴雅丽等：太湖水体氮素污染状况研究进展23入孔隙水，再进一步通过分子扩散和浓度梯度扩散重新进入湖泊水体中［55］．研究表明：沉积物在氧化条件下，通过厌氧微生物作用，将有机质分解和矿化，可产生大量NH+4-N进入孔隙水［56］．这一过程主要取决于含氮有机物分解的难易程度，主要与O2含量、氧化还原电位、沉积物中C/N比值、阳离子交换量、温度、生物扰动、细菌的作用等有关．太湖是一个大型浅水湖泊，太湖底泥虽然较薄，对氮素的吸附、聚集能力却较强，风浪会导致底泥扰动，频繁的动力悬浮使得沉积物表层的数厘米或数十厘米的底泥发生悬浮，底泥孔隙水中的营养盐也因此得以释放［55］．对铵态氮而言，悬浮作用（悬浮+扩散）造成的上覆水营养盐浓度增加可以达到单纯由扩散产生的营养盐浓度的数十倍［57］．此外，死亡的浮游植物可被细菌和浮游动物重新矿化，或者自溶产生溶解性有机氮，再被细菌降解为NH+4-N［58］．太湖蓝藻水华期间，蓝藻容易在局部大量堆积、腐烂．朱梦圆等［59］的研究表明，上覆水NH+4-N浓度升高，可能是由于藻类死亡后残体堆积分解，本身氮含量造成了水体氮浓度增加．而且，厌氧条件下，硝化作用减弱，NH+4-N的消耗减少，反硝化作用增强，NO－3-N或NO－2-N可转化为NH+4-N或N2［60］．另外，包括藻类、浮游动物和底栖生物在内的生物代谢也促使部分营养盐以溶解态形式直接释放进入水体，同时生物残体与粪便等颗粒物质的降解也使颗粒有机物再生为铵态氮．2．2．2内源氮的释放通量浅水湖泊的内源释放量是国内外均无明确定论的一个问题，它不同于深水湖泊靠浓度梯度释放营养物质．有关太湖的内源释放问题，目前的工作主要集中在实验室的静态释放方面或者是假定条件下的营养盐释放估算．在实验室进行静态模拟实验，采集太湖水域未受扰动的底泥柱样，去除藻类及悬浮物后加入30cm的水柱（以不扰动沉积物表面为要求），保持采样时的水体温度，避光培养，定时采样测定上清液中的营养盐浓度，估算出在静态条件下，太湖全湖一年的NH+4-N释放量达1ˑ104t左右［61］．在动态释放条件下，动力扰动导致的释放量目前仍有争议．秦伯强等［61］根据室内动力扰动摸拟实验和太湖的风速分布频率，估算出太湖每年约有8ˑ104t的总氮从沉积物释放至水体中．但这种估算只反映了底泥的悬浮量，没有考虑颗粒物的沉降部分，导致估算结果偏高．逄勇等［62］根据太湖沉积物再悬浮通量与风速的相关关系，对太湖年均内源氮素释放量进行估算，结果表明太湖内源总氮年释放量只有约7700t，为外源输入的25．7%．浮游植物能直接利用的氮素主要是溶解性的NH+4、NO－3、尿素和其它小分子的有机氮．目前，风浪扰动情况下太湖内源氮的释放主要是对包括底泥颗粒物在内的总氮释放量进行估算，关于这些释放量能有多少比例可以被浮游植物利用还不清楚，尤其是颗粒物在水体中停留期间的矿化分解速率值得重视．虽然对于太湖内源释放量存在一定的争议，但其对太湖氮素污染的重要贡献是不容忽视的．太湖内源产生的NH+4-N 能否满足蓝藻水华的氮需求，维持蓝藻的持续发生，还需要做深入的研究．3太湖水体氮素的迁移转化及氮素平衡氮素的迁移转化是一个包括物理、化学和生物作用的复杂过程．氮在湖泊水体中的迁移主要指可溶性氮或颗粒氮受水体水动力特性的影响，以紊动涡漩的水团运动形态与水体进行交换，从而得到扩散的过程．氮在湖泊水体中的转化过程主要包括生物固氮、氮的吸收同化、氨化作用、硝化作用及反硝化作用，这一过程与水体中微生物、藻类和高等水生植物等的种类和数量密切相关［63］．3．1生物固氮生物固氮指固氮微生物将大气中的N2还原成NH+4-N的过程（图1）．此过程在常温常压下进行，必须要有固氮酶的催化，目前自然界仅原核生物中的根瘤菌、放线菌和一部分具有固氮能力的蓝藻．在没有人为干扰的情况下，生物固氮是补偿湖泊浮游植物氮需求的重要途径．Schindler等［64］根据加拿大实验湖区227号湖37a的大规模实验结果，认为当水中富磷而缺氮时，会出现具有固氮功能的蓝藻，固氮作用可以弥补浮游植物生长过程中缺少的氮，并由此提出控氮措施不能有效控制富营养化的观点．然而，很多研究表明，由蓝藻固氮作用输入到水生态系统中的氮，远不足浮游植物氮需求的50%［9，65］．除了氮磷比外，还有很多因子控制这个耗能的固氮过程［66］．太湖夏季形成水华的蓝藻主要是没有固氮能力的微囊藻，能固氮的鱼腥藻只在早春季节出现，关于太湖水体是否存在固氮作用，其对湖泊氮素输入的贡献有多大，目前的研究较少．根据张波的研究［67］，太湖水体年固氮量只占外源TN输入量的0．11%，说明目前太湖水体的生物固氮作用较弱，24J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）对氮素输入的贡献很小．图1湖泊生态系统中氮素转化示意图Fig．1Conceptual diagram of the transformation of nitrogen in the lake ecosystem3．2氮的吸收同化湖泊中的藻类、高等水生植物、底栖动物等能将氮素转化为自身生物量，经人工捞取或收获后离开湖泊生态系统（图1）．藻型湖泊生态系统中，浮游藻类占优势地位，可食性藻类的生物量被浮游动物和鱼类捕食，最后通过渔获物输出湖体．但富营养化湖泊的优势浮游藻类为食用价值比较低的蓝藻，所以正常的食物链遭到破坏，湖泊生态系统的氮营养物质循环发生改变．湖泊处于草型清水状态时，湖泊生态系统具有完整的食物链结构．大型水生植物通过自身对氮营养元素进行吸收同化、收获输出、沉积输出等过程，使氮素脱离湖泊内的营养循环．太湖具有藻型湖区和草型湖区共存的生态特征．藻型湖区的蓝藻主要通过在无锡、宜兴和常州武进区沿太湖岸线下风区设置打捞站进行打捞，这样不仅有效防止蓝藻水华堆积死亡造成的水体污染，也将大量蓝藻吸收的氮素从水体去除，有效降低水体的氮素污染．根据江苏省水利厅的数据，2011年共从太湖打捞蓝藻97ˑ104t，相当于直接从湖体取出氮500t．3．3硝化作用微生物能将氨氧化为硝酸盐，这个过程称为硝化作用（图1）．硝化作用可分为两个连续而又独立的阶段，即由亚硝化菌完成氨氧化的亚硝酸盐阶段和由硝化菌完成的亚硝酸盐氧化的硝酸盐阶段．硝化作用是需氧反应，受溶解氧含量、微生物的繁殖和硝化活性等因素制约［68］．湖泊中硝化作用最重要和最强烈的地点是有氧沉积物，原因是沉积物上表层存在大量的硝化细菌［69］，但是在NH+4-N浓度较高的富营养化湖泊水体中，同样也具有较高的硝化速率．目前关于太湖硝化作用的研究主要涉及硝化细菌的分布及铵态氮浓度对硝化作用的影响［70-72］，而其它方面较少，尤其是硝化作用对于铵态氮释放量的影响需要深入研究．3．4反硝化作用反硝化作用是指硝态氮和亚硝态氮在无氧或低氧条件下，被微生物还原转化为N2的过程（图1）．反硝化作用是厌氧反应，只有当氧气浓度足够低时才会发生，但并不是氧的分压越低越好，而应保持一定的含氧量［68］．反硝化作用主要在沉积物中进行，通过沉积物厌氧层内的反硝化作用，可以以N2O、N2等气体形态去除内源氮负荷．反硝化速率与上覆水中的NO－3-N浓度呈正比．徐辉等［73］的研究发现，梅梁湾内及湾外开敞湖区的水土界面反硝化脱氮速率为（6．34ʃ22．74） （46．36ʃ13．26）μmol/（m2·h），梅梁湾北部河口区水土界面总脱氮能力明显高于梅梁湾南部及开敞湖区．在蓝藻水华暴发的水体中，藻团内形成的好氧-缺氧的微环境，以及蓝藻衰亡过程中的分解产生大量的有机物，加剧了水体中溶解氧的消耗，导致水体中氧化还原电位大幅度下降．较低的氧化还原电位，将有利于微生物反硝化作用的进行，使水体中氮素赋存数量降低．所以，对蓝藻水华暴发和衰亡过程中硝化和反硝。
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。
大气中氮和磷的沉降特征与水体富营养化关系研究
大气中氮和磷的沉降特征与水体富营养化关系研究引言：水体富营养化是当今全球面临的一个严重环境问题，且其影响越来越大。
大气沉降是水体富营养化的重要途径之一。
氮和磷是水体生态系统中的关键营养元素，因此研究大气中氮和磷的沉降特征，对于理解水体富营养化的原因和机制具有重要意义。
大气中氮的沉降特征：大气中的氮主要来自于人类活动产生的废气以及自然界的氮循环过程。
氮在大气中主要以氨气和氮氧化物的形式存在。
气溶胶是氮沉降的一种重要形式，颗粒物中的氨和氮氧化物可以随着气溶胶粒子的沉降进入水体。
此外，大气中的氮可以与水蒸气结合形成酸雨，颗粒物中的氮也可通过干沉降的方式进入水体。
研究发现，氮的沉降通常呈现出明显的季节性和空间分布特征，如春季和夏季的氮沉降量明显高于其他季节。
大气中磷的沉降特征：大气中的磷主要来源于土壤、湖泊和海洋等环境中的粉尘和颗粒物。
磷主要以颗粒物的形式存在于大气中，并通过降雨和干沉降进入水体。
研究发现，大气中磷的沉降量通常较稳定，但也存在一定的季节性和空间分布特征。
磷的沉降量在农田周边和工业区域通常较高，而在河流和海洋附近较低。
大气中氮和磷的沉降与水体富营养化的关系：大气中氮和磷的沉降是水体富营养化的重要来源之一。
沉降的氮和磷进入水体后，会促使水中藻类和植物生长，形成大规模的藻华。
藻华对水体生态系统造成了严重的影响，破坏了水中的生态平衡。
此外，藻华的分解会消耗大量的氧气，导致水体富氧化程度下降，造成水体富营养化进一步恶化。
因此，研究大气中氮和磷的沉降对于预防和控制水体富营养化具有重要意义。
结论：大气中氮和磷的沉降特征与水体富营养化之间存在紧密的关系。
氮和磷的沉降通常呈现出季节性和空间分布的特征，且沉降量通常较高的地区更容易出现水体富营养化问题。
研究大气中氮和磷的沉降特征对于预测水体富营养化的发展趋势，制定相应的环境保护措施具有重要意义。
同时，进一步深入研究大气中氮和磷的来源、转化过程以及对水体富营养化的具体影响机制，有助于更好地理解和解决水体富营养化问题，保护水资源的可持续利用。
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第38卷 第2期 海 洋 与 湖 沼Vol.38, No.2 2007年3月OCEANOLOGIA ET LIMNOLOGIA SINICAMar., 2007* 国家自然科学基金委与香港资助局联合资助项目, 40110734号, N-HKUST612/01号资助。
杨龙元, 副研究员, E-mail: lyyang@收稿日期: 2004-12-15, 收修改稿日期: 2005-12-02太湖大气氮、磷营养元素干湿沉降率研究*杨龙元 秦伯强 胡维平 罗潋葱 宋玉芝(中国科学院南京地理与湖泊研究所 南京 210008)提要 分析了2002年7月—2003年6月太湖周边地区太湖站、拖山岛、东山站、无锡、苏州、湖州、常州、金坛等8个站、点大气TN 、TP 沉降通量和降水化学组成观测资料, 测定和计算了水气界面TN 、TP 的表观总沉降率(R T )、湿沉降率(R W ) 和干沉降率(R D )。
太湖大气TN 的年平均R T 为4226 kg/(km 2.a), TP 的年平均R T 为306 kg/(km 2.a)。
大气TN 、TP 的年沉降负荷分别占由环湖河道等点污染源输入的N 、P 总负荷的48.8%和46.2%。
指出形成太湖大气TN 污染的主要途径是湿沉降, 而大气TP 污染则主要来自气溶胶等固体物质的干沉降; 小雨携带入湖的大气TN 、TP 污染物通量高于中雨和大雨。
TN 总沉降率曲线在春季 3—5月出现高峰值的现象对太湖水体的富营养化具有潜在的促进影响。
关键词 太湖, 大气污染, 干湿沉降, 水气界面 中图分类号 P731氮(N)、磷(P)等营养元素经大气传输进入海洋、湖泊是水体生态系统生物地球化学物质循环研究的重要组成内容。
研究资料表明, 大气传输过程不仅能使大量陆源物质进入水体, 而且其通量可能接近于由河流等点污染源输送注入水体的污染物质通量, 从而对海洋、湖泊水体的富营养化产生重大影响(高原等, 1997; 王保栋等, 2002; 宋金明等, 2006)。
太湖湖泊面积为2428km 2, 实际水面面积为2338 km 2, 平均水深1.89m, 最大深度仅4m 。
是典型的大型碟型浅水湖泊。
由流域内大气污染引发的水气界面N 、P 污染物的干、湿沉降对湖泊水质的影响更为突出。
太湖水体的富营养化污染已经危及到湖泊周边地区国民经济的稳定、持续发展(秦伯强, 1998)。
杨龙元等(2001)曾就大气酸性沉降对太湖水环境的潜在影响进行了初步的观测研究, 指出太湖流域大气N 化合物的污染对太湖水体富营养化的影响较大。
但是N 、P 等营养元素经大气传输途径进入太湖水体生态系统的相关研究资料报道尚不多。
作者参照Peter 等(1995)和Akkoyunlu 等(2003)介绍的采样分析方法, 测定了2002年7月—2003年6月中国科学院南京地理与湖泊研究所设立在太湖岸边的中国科学院太湖湖泊生态系统研究站(简称太湖站)、东太湖水体农业实验站(简称东山站)和太湖北部梅梁湾口拖山岛3个站点的大气TN 、TP 沉降率。
结合太湖周边无锡、苏州、湖州、常州、金坛等5市提供的大气沉降物质观测资料, 计算了太湖周边地区大气TN 、TP 表观总沉降率、湿沉降率和干沉降率等参数与太湖水体经由水气界面受纳的TN 、TP 年污染负荷通量, 分析了影响太湖水体大气干、湿沉降率的环境因子和时空变化特征及其对湖泊水体富营养化污染的影响。
为太湖富营养化污染的治理提供了基础资料和新思路。
其中有关太湖流域大气降水化学组成及其时空变化特征等研究成果另文发表。
1 实验和方法1.1 采样点在太湖站、拖山岛、东山站及无锡、苏州、湖州、常州、金坛等市设立了8个降尘、降雨采样站点(图1)。
无锡、苏州、湖州、常州、金坛等市的降尘、降雨采样、化学组成测定分别由各市环境保护局组织人员按国家环保总局相关标准进2期杨龙元等: 太湖大气氮、磷营养元素干湿沉降率研究105图1 采样点示意图Fig. 1 The sampling sites行;太湖站、拖山岛、东山站等3点的降尘、降雨采样、分析由太湖站实验室负责实施。
苏州市环保局同时提供市区内上方山、苏州市监测站、科委、拙政园、气象台、新苏旅社、彩香新村、南门、轧钢厂等9个采样点的大气降尘监测数据和上方山、苏州市监测站、科委等3个采样点每月1次的雨水全分析测定数据; 湖州市环保局提供城北水厂、气象站、古山新村等3个采样点的大气降尘监测数据和城北水厂、塘甸等2个采样点每月1次的雨水全分析测定数据; 常州市环保局提供常州工学院、常州市监测站、城建学校、中村等4个采样点的大气降尘和常州工学院、常州市监测站、城建学校等3个采样点每月1次的雨水分析测定数据。
金坛市环保局提供金坛市监测站1个采样点的大气降尘和每月1次的雨水分析数据。
本研究中太湖周边地区降尘采样点总数达21个, 降雨采样点总数为13个。
1.2分析测定参照Peter等(1995)和Akkoyunlu等(2003)介绍的采样分析方法, 大气干湿沉降总量的观测按国家环境保护总局公布的GB/T15265-94标准适当改动后用重量法进行。
用内径为φ150 mm的标准玻璃降尘缸收集大气干湿沉降物。
降尘缸放置在特制的高于地面1.5 m处的铁质采样架中。
降尘缸口安设不锈钢网罩防鸟等飞禽活动干扰。
自2002年12月起太湖站、拖山岛、东山站等3站均用双缸采集平行的双份样品, 每月采降尘样品1次。
降尘缸内收集液经定容后, 分取20或50ml 按湖泊富营养化调查规范(金相灿等, 1990)用过硫酸钾硝解法测定TN、TP; 将剩余全部液体加热蒸干, 用感量为0.01mg的精密电子天平称重, 计算月降尘量; 用土壤分析测定标准的高氯酸钾硝解法(钱君龙等, 1990)测定降尘干物质中的TN、TP含量。
大气湿沉降采样在降雨开始约5—10min后进行。
置洗净的1L大玻璃杯于高于地面1.5m处的铁质采样架中收集雨水样品。
降雨结束后分别采集的雨水样品为3份。
用PHS-3C 型酸度计和DDS-11C型电导率仪分别测定第1份雨水样品的pH值和电导率(EC); 第2份雨水样品置于比色管中, 按过硫酸钾硝解-比色法(金相灿,等, 1990)同时测定TN、TP浓度; 第3份雨水样品立即冷冻保存供测定阴、阳离子组成。
样品解冻后用Whatman GF/C玻璃纤维滤纸过滤, 美国Dionex公司生产的DX-100型离子色谱仪测定K+、Na+、Ca2+、Mg2+、SO42−、Cl−、NO3−、PO43−、NH4+等阴、阳离子的浓度。
1.3计算1.3.1 总沉降率不考虑降尘缸收集液体内可能发生的各种物理、化学、生物过程, 测定液体的体积和TN、TP浓度, 计算沉降通量, 称之为表观总沉降率, 简称总沉降率, 以R T表示。
计算公式如下:R T= k1×C i×V×f /S=56.59×C i×V×f(1)式中, R T为总沉降率, 以kg/(km2·月)计。
k1为换算系数。
S为降尘缸面积, 以m2计。
当采用直径为φ150mm标准玻璃降尘缸时, 将S并入k1中, k1取56.59; C i为TN或TP浓度, 以mg/L计; V为干湿沉降物液体总体积, 以L计; f为采样时间系数, 计算如下:f = t/30式中, t为实际采样时段, 以d(天)计, 精确到0.1d。
1.3.2湿沉降率定义单位面积上由雨、雪、雾、露、雹等引起的大气中TN、TP污染物的月沉降通量为湿沉降率, 以R W表示。
计算公式如下:R W= ∑k2′×C i×V/A=∑k2×C i×h (2) 式中, R W为湿沉降率, 以kg/(km2·月)计。
C i为第i次降雨组分浓度, 以mg/L计; V为降雨总体积, 以m3计; A为降雨区面积, 以m2计; h为降雨量, 以mm计。
k2′、k2为单位换算系数, 当R W以kg/ (km2·月)计, C i以mg/L计, h以mm计时, k2取l。
湿沉降率R W按式(2)按月降雨次数累计计算。
在实际计算中, 对于小雨, 采样量少, 相应化学组106 海洋与湖沼 38卷成的分析测定困难时, 可采用本月多次小雨的平均浓度值C i′取代C i计算湿沉降率。
1.3.3 表观干沉降率表观总沉降率与湿沉降率的差称为表观干沉降率, 简称干沉降率, 以R D表示,以kg/(km2·月)计。
计算式为:R D = R T−R W(3) 2结果和讨论2.1太湖大气N、P总沉降率观测期间, 太湖站、拖山岛、东山站等3个采样点测定的大气TN、TP年表观总沉降率分别波动在3695—4538 kg/(km2·a)和181—395 kg/ (km2·a)之间(表1)。
3站点相比, 太湖站大气TN、TP年表观总沉降率最高, 而东山站大气TN、TP 年表观总沉降率最低, 这与3站点的周边大气环境特征相符合的。
太湖站坐落于太湖北部梅梁湾与西太湖主体水域交界处, 周围地区由橘树、桃林、杨梅及多种野生乔灌木植被覆盖, 可代表果园等林区大气环境的影响。
定期喷洒的化肥、农药污染增加了大气中N、P等营养元素的沉降量; 拖山岛位于太湖开阔水面之中, 面积约为300亩。
干湿沉降物和降雨采样点设置在拖山岛居民菜园之中, 离人类活动强烈的大气污染源较远, 雨水样品化学组成主要受四周太湖水面水环境参数的影响; 东山站的采样点设于鱼塘埂上, 周围广大区域内无重大人类活动污染源, 机动车辆也甚少。
监测数据可代表大水面养殖区域大气环境质量状况。
因此, 由太湖站、拖山岛、东山站3点基本上代表了太湖周边地区土地覆盖和大气环境的主要类型。
测定的大气TN、TP的表观总沉降率具有较好的代表性。
如用3站总沉降率的年平均值进行估算, 太湖水面面积按2338 km2计时, 则TN的大气年沉降负荷为9881 t/a,TP的大气年沉降负荷为715t/a。
而太湖水体每年平均由河道输入的TN、TP污染物的入湖量分别为20241.2t 和1552.2t(黄漪萍等, 2001), 则太湖水面直接受纳的大气TN、TP污染物分别可占环湖河道年输入污染物总量的48.8%和46.2%。
由于太湖流域电力等能源供应的增长, 汽车、船舶等陆、水运输能力的扩张, 化肥农药的高频率、高剂量使用等面源污染的强化等人类活动干扰的日益加大,大气污染及传输造成的氮、磷营养元素干湿沉降负荷对太湖水体生态系统富营养化的影响不容忽视。
表1太湖大气TN、TP表观总沉降率(2002.7—2003.6) Tab. 1 Total apparent deposition rates of atmospheric TN and TP in Taihu Lake between 2002.7―2003.6R T kg/(km2.a)观测站点太湖站4538 395 拖山岛4445 341 东山站3695 181 平均值 4226±267 306±642.2太湖大气TN、TP湿沉降率和干沉降率2002年7月—2003年6月测定的太湖大气TN湿沉降率R W为3404 kg/(km2·a), 而TP湿沉降率R W为85 kg/(km2·a),比文献(黄漪萍等,2001)中估算的数值要大得多(表2),表明太湖地区大气TN湿沉降量自20世纪80年代以来有了显著增长。