湖泊富营养化1讲解
湖泊(水库)富营养化评价方法及分级技术规定
湖泊（水库）富营养化评价方法及分级技术规定（中国环境监测总站，总站生字[2001]090号）1、湖泊（水库）富营养化状况评价方法：综合营养状态指数法综合营养状态指数计算公式为：TLI （∑）=∑Wj·TLI （j ）式中：TLI （∑）—综合营养状态指数；Wj —第j 种参数的营养状态指数的相关权重。
TLI （j ）—代表第j 种参数的营养状态指数。
以chla 作为基准参数，则第j 种参数的归一化的相关权重计算公式为：∑==mj ijijr r wj 122 式中：r ij —第j 种参数与基准参数chla 的相关系数；m —评价参数的个数。
中国湖泊（水库）的chla 与其它参数之间的相关关系r ij 及r ij 2见下表。
中国湖泊（水库）部分参数与chla 的相关关系r ij 及r ij 2值※※：引自金相灿等著《中国湖泊环境》，表中r ij 来源于中国26个主要湖泊调查数据的计算结果。
营养状态指数计算公式为：⑴ TLI （chl ）=10（2.5+1.086lnchl ）⑵ TLI （TP ）=10（9.436+1.624lnTP ）⑶ TLI （TN ）=10（5.453+1.694lnTN ）⑷ TLI （SD ）=10（5.118-1.94lnSD ）⑸TLI（COD Mn）=10（0.109+2.661lnCOD）式中：叶绿素a chl单位为mg/m3，透明度SD单位为m；其它指标单位均为mg/L。
2、湖泊（水库）富营养化状况评价指标：叶绿素a（chla）、总磷（TP）、总氮（TN）、透明度（SD）、高锰酸盐指数（COD Mn）3、湖泊（水库）营养状态分级：采用0～100的一系列连续数字对湖泊（水库）营养状态进行分级：TLI（∑）＜30 贫营养（Oligotropher）30≤TLI（∑）≤50 中营养（Mesotropher）TLI（∑）>50 富营养(Eutropher)50＜TLI（∑）≤60 轻度富营养(light eutropher)60＜TLI（∑）≤70 中度富营养(Middle eutropher)TLI（∑）>70 重度富营养(Hyper eutropher)在同一营养状态下，指数值越高，其营养程度越重。
湖泊富营养化的成因及防治措施
湖泊富营养化的成因及防治措施
湖泊富营养化是指湖泊中营养物质过多，导致水体富营养化的现象。
这种现象会导致水体中藻类、浮游生物等生物大量繁殖，使水体变得浑浊，甚至会引发水华等问题，对水生态环境造成严重影响。
湖泊富营养化的成因主要有以下几个方面：
1.农业生产。
农业生产中使用的化肥、农药等会随着雨水流入湖泊中，导致湖泊富营养化。
2.城市化进程。
城市化进程中，排放的污水、垃圾等会直接或间接地进入湖泊中，导致湖泊富营养化。
3.气候变化。
气候变化会导致降雨量和温度的变化，进而影响湖泊中营养物质的含量和分布。
为了防止湖泊富营养化，我们可以采取以下措施：
1.加强环境监测。
对湖泊的水质、营养物质含量等进行定期监测，及时发现问题并采取措施。
2.加强农业生产管理。
加强对农业生产中化肥、农药等的管理，减少对湖泊的污染。
3.加强城市污水处理。
加强城市污水处理设施的建设和管理，减少对湖泊的污染。
4.加强宣传教育。
加强对公众的环保意识宣传和教育，提高公众对湖泊保护的重视程度。
湖泊富营养化是一个严重的环境问题，需要我们采取有效的措施进行防治。
只有加强环境监测、加强农业生产管理、加强城市污水处理和加强宣传教育等多方面的努力，才能有效地保护湖泊生态环境，维护人类的生存环境。
水体富营养化对湖泊生态系统的影响
水体富营养化对湖泊生态系统的影响水体富营养化是指湖泊或其他水体中过多的营养物质积累，导致水体中浮游植物和藻类等生物过度繁殖的现象。
这种现象对湖泊生态系统带来了重大的影响。
本文将通过对水体富营养化的定义、原因和影响等方面进行分析，以展示水体富营养化对湖泊生态系统的影响。
一、水体富营养化的定义和原因水体富营养化是指湖泊或其他水体中过多的氮、磷等营养物质的积累，导致水体中生物过度繁殖的现象。
营养物质主要来自人类活动，如农业排放、城市污水和工业废水等。
这些人类活动使得水体中的氮、磷等营养物质含量远远高于自然背景值，从而导致富营养化的发生。
二、对湖泊生态系统的影响2.1. 水质恶化：水体富营养化使得水体中浮游植物和藻类过度繁殖，形成大面积的藻华。
这些藻类生长过程中会消耗过量的氧气，导致湖泊水中的溶解氧含量降低，从而对鱼类和其他动物造成生存威胁。
2.2. 光照透明度降低：水体富营养化导致浮游植物和藻类的过度繁殖，形成大量的藻类颗粒物悬浮在水中。
这些颗粒物可以吸收水中的光线，使得湖泊水的透明度降低。
光照透明度的降低不仅影响湖泊中底栖植物的生长，也对鱼类等水生动物的觅食和繁殖造成负面影响。
2.3. 生物多样性下降：水体富营养化导致湖泊中生物群落结构的改变，使得某些物种的数量急剧增加，而其他物种的数量则急剧减少甚至消失。
这种物种组成的改变降低了湖泊的生物多样性，破坏了湖泊生态系统的平衡。
2.4. 水生植被减少：水体富营养化使得水中的藻类过度繁殖，形成大量的藻类颗粒物。
这些颗粒物在水体中沉积，形成富营养化的底泥。
底泥的过多堆积会阻碍水生植物的生长和繁殖，导致水生植被的减少。
水生植被的减少不仅影响湖泊的景观价值，也减少了湖泊生态系统中植物的生态功能。
2.5. 经济影响：水体富营养化对湖泊的影响不仅局限于生态系统，也会对人类社会经济带来负面影响。
富营养化导致湖泊水质恶化，使得湖泊的用水功能受到限制。
此外，富营养化还会导致湖泊的水产资源减少，对渔业产业造成损失。
湖泊富营养化
水体富营养化：N，P大量藻类，细菌疯长
二响应机制
最关键的是P，除非P已经污染的十分重，N才为主
指标
TN>0.2-0.3
TP>0.01-0.02
BOD>10
最常见：微囊藻水化绿色最早发现：颤藻
生物修复：侧重于经济可持续发展
1.由于温跃层的存在和水深的不同，导致浅水湖和深水湖在许多方面（如内源
营养盐的释放，水生高等植物的分布等）存在很大的区别，从而在富营养化的控制策略上也存在差异？内源外源那个为主？特别的策略
2.我国在湖泊营养基
准方面的研究和实践尚为空白，至今尚未制定湖库的
营养状态标准，仍是根据《地表水环境质量评价标准》
中的毒理性及耗氧类指标进行评价。
该标准虽然规定
了不同水体功能、用途与相应的营养物指标（如TN
和TP），却没有设置水生态系统的响应指标（如表征
初级生产力的叶绿素a、生物量指标、与藻类有关的透
明度等）[35]。
如何制订湖库的营养状态标准已成为我
国湖库富营养化控制亟待解决的重要问题？（刚才那种细菌数和叶绿素量）是统一标准还是确立新标准？有什么建议？
3.草湖一般透明度较高，水质较好，但
当大型水生高等植物生长茂密时，湖泊也会出现缺氧
乃甚鱼类死亡的现象，在非生长期（特别是冬季）会放出
大量的溶解性磷。
湖泊富营养化的成因及防治措施
湖泊营养级划分
湖泊营养级划分全文共四篇示例，供读者参考第一篇示例：湖泊营养级划分是指根据湖泊中的营养物质含量和生物组成，将湖泊分为不同的营养级别。
营养级别反映了湖泊中的生态系统的健康状况，同时也是湖泊管理和保护的重要依据。
目前，湖泊的营养级别划分主要包括富营养化、中营养化和贫营养化三个级别。
富营养化是指湖泊中的营养物质含量过高，导致水体中浮游植物和藻类大量繁殖，形成大面积的水华。
水华不仅会影响湖泊水质，还会消耗水中的氧气，造成水体缺氧。
水华还会释放毒素，危害湖泊周边的生态系统和人类健康。
富营养化的湖泊通常表现为水体呈现绿色或蓝绿色，水质混浊，浮游植物和藻类密集分布。
中营养化是指湖泊中的营养物质含量适中，水质较为清澈，生物多样性较高，水生植物和鱼类数量适中。
中营养化的湖泊通常是一个相对平衡的生态系统，水中浮游植物和藻类的数量处于一个正常范围内，水体中的氧气和有机物质的含量也较为稳定。
这种营养级别的湖泊通常是人类进行生产活动的重要水源地，需要进行合理管理和保护。
贫营养化是指湖泊中的营养物质含量过低，水质清澈透明，但水体中的营养物质和有机物质不足，导致水生生物的生长受限。
贫营养化的湖泊通常缺乏浮游植物和藻类，水生植物和鱼类数量较少，生物多样性低下。
贫营养化的湖泊还可能出现水体富氧、富硅和低硝态氮等问题，影响湖泊生态系统的平衡。
对于不同营养级别的湖泊，需要采取相应的管理和保护措施。
对于富营养化的湖泊，需要减少施肥和化肥的使用，控制污水排放，加强水体净化措施，避免过度捕捞和过度开采水资源。
对于中营养化的湖泊，需要加强水资源管理和监测，适时采取调控措施，保持水质稳定。
对于贫营养化的湖泊，需要适度增加营养物质的输入，促进水生生物的生长，加强生态修复和保护措施。
湖泊营养级别划分能够为湖泊管理和保护提供科学依据，有助于维护湖泊生态系统的平衡和稳定。
我们每个人也应该意识到自己的行为对湖泊的影响，积极参与湖泊保护工作，共同守护我们的水域环境。
湖泊富营养化分析
湖泊富营养化分析湖泊富营养化导致的藻类暴发一直是我国最为突出的水环境问题之一. 藻类过度生长是多种因素共同作用的结果，既包括水温、光照、风速等自然因素，也包括氮(N)、磷(P)、铁(Fe)等营养物过量排放的人类活动因素. 在诸多因素中，全球气候变暖背景下的水温变化与高强度人类活动所引起的N、 P排放增加被认为是导致湖泊富营养化最关键因素，因此，同时考虑水温、 N、 P因子变化的湖泊富营养化相关研究在逐渐增多，但温度与营养物对湖泊藻类生物量的交互作用等还需要深入研究[7]，比如水温、 N、 P促进藻类生物量增长的相对重要度的长期变化规律和季节性特征.富营养化湖泊的藻类生长是自然界中一个非期望或非平均的现象，藻类生物量数据异质性很强，水华期间的藻类数据会呈“高峰厚尾”的分布，或存在显著的异方差等情况. 近年来在环境科学和生态学领域受到重视的分位数回归(quantile regression)方法特别适合处理这种波动性大、异质性很强的环境数据. 该方法可针对回归变量任何一个分位点进行回归分析，且在存在极端值或重尾情况时仍能保持较好的稳健性，适宜处理应变量对自变量的极端响应，而不只是平均水平的响应，因此能更加全面地反映藻类生物量对水温、 N、 P 等环境指标的响应特征. 本研究基于云南洱海长时间尺度(1990-2013年)的水质观测数据，运用分位数回归方法，按不同年份区间和不同季节分别分析洱海藻类生物量[以叶绿素a(Chl-a)表征]对N、 P、水温的定量响应关系，探讨营养物因子与水温因子相对重要性的长时间尺度演变规律和季节性变化规律，对制定洱海富营养化控制策略提供科学依据.1 材料与方法1.1 研究区域洱海是云南省第二大高原淡水湖泊，为滇西最大的断陷湖，跨洱源、大理两县市，处于东经100°06′-100°17′，北纬25°36′-25°55′之间. 水面面积249.80 km2，汇水面积2 565.0 km2，最大水深21.0 m，平均水深10.5 m，库容28.8亿m3(图 1). 洱海是沿湖人民生活、灌溉、工业用水的主要水源地，是整个流域社会经济可持续发展的基础[14]. 洱海湖面多年平均海拔1 965.8 m，光照充足，辐射强，气温温和，为浮游藻类的大量繁殖提供了有利条件. 区年均气温15℃左右，年均降雨量1 055 mm，年均蒸发量1 970 mm. 流域水系发达，入湖河流大小共 117条.图 1 洱海流域及水质监测点分布示意1.2 数据来源从云南省环境监测中心站、中国大理洱海湖泊研究中心等环境监测和研究部门收集了洱海1990-2013年的水环境常规监测数据，全湖水质监测点为13个(图 1)，经纬度依次为：25°51′36″N 100°10′12″E,25°51′18″N 100°11′24″ E,25°51′00″N 100°12′36″E,25°41′42″N 100°12′54″E,25°42′00″N 100°13′48″E,25°42′18″N 100°15′00″E,25°37′48″N 100°13′48″E,25°36′0″N 100°15′0″E,25°37′60″N 100°15′50″E,25°55′30″N 100° 6′54″E,25°54′54″N 100°8′42″E,25°54′36″N 100°10′48″E,25°47′29″N 100°11′43″E. 水质指标主要包括总氮(TN)、总磷(TP)、水温、藻类叶绿素a(Chl-a)，采样频次为一年6次或12次. 各水质指标的主要测试方法如下：TN为过硫酸钾氧化紫外分光光度法，TP为钼锑抗分光光度法，水温为温度计现场实时测定，Chl-a为四波段分光光度法[15]. 数据主要统计特征见表 1，TP的变异系数最大(239.7%)，其次是Chl-a和TN，这可能与各指标的年份间差异和季节性差异有关. 各指标数据的Kolmogorov-Smirnov正态分布检验，除了水温数据呈正态分布以外，所有指标的数据都呈非正态分布.表 1 洱海水温、总氮、总磷及藻类叶绿素a的统计值(n=1 419)1.3 分位数回归方法分位数回归模型(quantile regression)是依据因变量的条件分位数对自变量进行回归，得到所有分位水平的回归模型.假设随机变量的分布函数为F(y)=Prob(Y≤y)，Y 的τ分位数为满足F(y) ≥τ的最小y 值:F(y)的τ分位点Q(τ)由最小化关于ξ的目标函数得到:其中ρτ(u)称为检验函数:假设因变量Y和自变量X 在τ分位的线性函数关系为Y=X′β+ε，给定X=x时，Y的条件分布函数为FY (y | x)，则τ分位数为：线性条件分位数通常表示为:分位数回归能在不同的分位数τ得到不同的分位函数，残差计算方法不同于最小二乘法，具体如下：1.4 数据处理与分析考虑长时间尺度变化，将1990-2013年的监测数据按照相同年限(6 a)分成4组：1990-1995年、 1996-2001年、 2002-2007年、 2008-2013年，分别对这4组进行三元分位数回归分析. 为分析季节变化，将所有监测数据按春、夏、秋、冬四季分成4组，按不同季节分别进行三元分位数回归分析，比较各因子的斜率值变化，并计算95%置信区间(CI)，CI覆盖0(包含0)，表示相关性“不显著”，而CI未覆盖0(不包含0)，说明相关性“显著”. 为便于比较3个因子的斜率值变化，在进行多元分位数回归之前，所有原始数据取对数(lg) 处理.使用统计软件STATA V.12.0进行分位数回归分析和参数估计.2 结果与讨论2.1 水质指标的年际变化与季节变化2.1.1 年际变化从TN变化趋势图看，2001年之前，TN浓度呈缓慢上升趋势，但总体处于较好的Ⅱ类水质. 在2001-2003年期间有一次跳跃式增长，从Ⅱ类区跨入Ⅲ类区，近10年(2003-2013年)TN浓度维持在Ⅲ类水平，达到2001年之前浓度水平的近2倍[图 2(a)]. TP浓度年均值的变化趋势表现为有升有降，基本在Ⅱ类水平线上下浮动，浓度高峰出现在2002-2004年区间和2013年. 近10余年(2002-2013年)的TP浓度水平比前10年(1990-2001年)的浓度水平总体高出15%左右[图 2(b)]. 洱海的年平均水温在16-19℃之间周期性波动，未见明显的上升或下降趋势[图 2(c)].图 2 洱海TN、 TP、水温和藻类Chl-a的逐年变化(1990-2013年)从藻类Chl-a变化趋势看，2000年之前洱海全湖Chl-a维持在低浓度水平，变化范围为1.0-3.5 mg·m-3. 2000-2002的3年期间，Chl-a浓度呈直线上升，藻类生物量从低水平跨越至较高水平. 2003年之后的Chl-a平均浓度达到2000年之前的10余倍[图 2(d)]. Pearson相关性分析显示藻类Chl-a与TN以及水温均呈显著正相关性(P<0.01)，而与TP的相关性不显著(P>0.05).2.1.2 季节变化4项水质指标具有明显的季节性特征，均表现为夏、秋两季较高，且两季数据接近，而春、冬季数值较低. 8-10月TN浓度最高，5月是一年中TN上升的起点，11月是TN开始下降的拐点[图 3(a)]. 一年中TP浓度在4-7月是洱海上升速率最快的时段[图 3(b)]. 水温在夏季和秋季最高，分别为23.3℃和20.2℃，很适宜藻类生长[图 3(c)]. 藻类Chl-a 浓度在6-7月出现跳跃式上升，平均值由10 mg·m-3跃升至20 mg·m-3，在7-11月维持在最高水平[图 3(d)].图 3 洱海TN、 TP、水温和藻类Chl-a的季节变化2.2 藻类对氮、磷及水温的长时间尺度响应特征通过三元分位数回归方法分析洱海N、 P和水温对藻类Chl-a的耦合效应随时间变化特征. 4个年份区间的lg(TN)、 lg(TP)和lg(水温)的斜率值随分位点的变化谱图见图 4，斜率值及其95%置信区间的统计特征见表 2.表 2 不同年份区间的多元分位数回归的斜率参数统计图 4 4个年份区间的三元分位数回归中lg(TN)、 lg(TP)和lg(Temp)的斜率变化4个时间段lg(TN)、 lg(TP)和lg(水温)的平均斜率值变化范围分别为0.03-0.20、-0.30-0.80、 0.44-2.70，3个因子对藻类的促进效应依次为水温>磷>氮. 各因子的斜率值随时间变化很大，水温的斜率值逐渐下降，从1990-1995年期间的2.05-4.78快速下降至2008-2013期间的0.15-0.75，说明水温对藻类生长的正效应在持续相对下降. 水温斜率的95%置信区间(CI)在2007年之前的时间段全未覆盖0，而在2008-2013年期间只有部分区间(0.45<τ<0.71)未覆盖0，说明水温与藻类Chl-a之间相关性总体表现为极显著，但在2008年之后显著度出现下降. 相反，TP的斜率值逐渐上升，从1990-1995年期间的负值(-0.42--0.05)快速攀升至2008-2013年期间的0.52-1.07，说明P对藻类生长的正效应逐渐在相对增强. 除了1996-2001年时间段，TP斜率的95%CI在绝大部分位点均是未覆盖0，说明TP与藻类Chl-a之间相关性总体呈极显著. 在过去20余年中TN的斜率值比较低，但在绝大部分分位条件下表现为正效应，在1996-2001年和2002-2007年两个时段的数值略高，而在2008-2013年的正效应达到最低. TN斜率的95%CI只在1996-2007年期间的部分分位点未覆盖0，说明TN与藻类Chl-a之间相关显著度较低.总体上看，水温和营养物共同支撑着洱海藻类生物量，这与国内外其他富营养化湖泊的研究结果类似. 营养物和水温对藻类生物量变化的耦合效应比较复杂，据1980-2014年的洱海陆域大理站气象资料，当地日平均气温、日最高气温以及日最低气温均存在缓慢上升的趋势，近30余年日最低气温上升幅度为0.05℃·a-1，有气候变暖趋势. 而分位数回归结果显示水温是洱海藻类增长的重要限制因素，但其相对重要度随着时间推移(富营养化程度加重)明显下降，而P的相对重要度明显持续上升，P比N对藻类的限制作用更强. 与水温相比，营养盐浓度可能是影响洱海藻类生物量的更重要因素. 这与Jeppesen等提出的亚热带到温带区域的35个湖泊中浮游藻类生物量与结构主要是由营养物决定,而气候变暖的作用较小的结论基本一致.分位数回归分析结果显示洱海藻类属于N、 P共同限制，这与N/P比值有关. 一般当N/P质量比在10∶1-25∶1的范围时，藻类生长出现氮磷共同限制的概率大. 洱海N/P质量比值一般在10-30之间波动，平均值为23，中位数21(表 1)，符合藻类出现N、 P共同限制的条件. 藻类Chl-a对营养物和水温的响应关系可能与藻类群落结构演替有很大关系. 洱海的富营养化演进过程是藻类群落结构逐渐从硅藻门占优势向蓝藻门占优势的演变过程. 不同藻类对N、 P和水温的响应程度差别会很大，硅藻的最主要限制因子可能是水温等气象条件，其次是营养盐，而蓝藻一般受N/P质量比值的影响显著，还有水温、光照、气压等条件[29]. 洱海N/P质量比值现状适合微囊藻、鱼腥藻等蓝藻门在藻类竞争中占优势.2.3 藻类对氮、磷及水温响应的季节性特征不同季节中lg(TN)、 lg(TP)和lg(水温)的斜率值随分位点的变化谱图见图 5. 春季，TN和水温的斜率值均始终保持为正值，两者的95% CI在绝大部分分位条件下均未覆盖0(极显著). TP斜率在大多数条件下(τ<0.85)为负值. 在较高分位时(τ>0.7，Chl-a>5.4 mg·m-3)，水温和TN的斜率值同时下降，而TP斜率值明显相应上升，当τ>0.85处(Chl-a>8.0 mg·m-3)TP的斜率值转为正. 这说明N和水温是支撑春季藻类生物量的重要因素，但出现高生物量的决定性因子是P.图 5 分季节的三元分位数回归中lg(TN)、 lg(TP)和lg(Temp)的斜率值变化夏季，水温的斜率值在所有分位点全部为负值，数值范围为-2.27-0.03，而TN和TP 斜率平均值分别为0.51和0.26，在较高分位时两者的95% CI均未覆盖0(极显著). 当τ<0.40(Chl-a<3mg·m-3)，TN斜率持续上升，而TP斜率相应下降. 而当τ>0.40，TN斜率持续缓慢下降，而TP斜率持续快速上升，说明夏季藻类是N、 P共同限制，但随着藻类生物量增长，TP对藻类的正效应逐渐强于TN.秋季，TN和水温的斜率全部为正值，平均值分别为0.66和4.59，两者的95% CI在所有分位点都未覆盖0(极显著). TP斜率总体是大于0，平均值0.16，而95%CI在绝大部分分位条件下是覆盖0(不显著). 秋季藻类增长的限制因子重要度排序为：水温>TN>TP.冬季，TN斜率始终为负值，TP斜率虽然在绝大部分条件下为正值，但其95%CI全覆盖0(不显著). 温度的斜率始终保持正值，其95% CI在绝大部分条件下(0.22<τ<1.52)未覆盖0(极显著)，说明水温是冬季藻类增长的主导限制因子.TN、 TP、水温、 Chl-a的数值季节性变化表现出高度一致，均是在夏、秋两季达到最高(图 3)，这反映了营养物与水温共同促进洱海藻类生物量变化. 但分位数回归结果显示藻类对各因子的响应关系在夏季和秋季完全不同，夏季日平均气温最高，普遍达到藻类生长所需要的最佳温度，因此水温不属于夏季藻类生长的限制因子. 夏季降雨量大，暴雨径流携带更多营养物进入湖体，促进藻类暴发，N、 P成为藻类共同限制因子. 夏季持续高温还会加速下层水中有机物质的耗氧分解，造成溶解氧浓度急剧下降，容易出现缺氧状态，促进底泥中大量氨氮和磷酸盐加快溶出，致使水中TN、 TP含量升高，支撑全湖藻类出现暴发性增长. 秋季，经过夏季藻类暴发已消耗了大量N、 P，而且秋季气温昼夜温差加大，水温数据的离散度明显大于夏季，藻类生物量对水温变化表现可能更加敏感，使水温成为藻类主要限制因子. 春季和冬季，营养物浓度水平较低，湖水呈相对清洁状态，水温的波动对藻类生物量影响也比较大.洱海藻类群落的季节性特征很明显，在春季以硅藻和蓝藻占优势，冬季以绿藻和蓝藻占优势，而蓝藻在全年绝大部分时间占优势，尤其是在夏秋两季处于绝对优势地位，水华发生时蓝藻数量高达107 cells·L-1. 夏季水温能普遍达到蓝藻生长最理想水温(20℃以上)，营养物浓度则成为藻类生物量的决定性因子.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
湖泊富营养化产生原因分析
湖泊富营养化产生原因分析
一是人类活动。
在进行农业发展、工业建设、城市建设过程中，人类将大量的有机废物、无机废物、污染物和污染废水直接排放到湖泊中，使溶氧量下降，导致湖泊富营养化。
此外，人类还会通过一些活动，如河道改造、湖泊开发、河流淤积、沉积物污染等，直接危害湖泊的生态环境，损害湖泊的水质，从而导致湖泊富营养。
二是气候变化。
气候变化是影响全球水环境的重要因素，对湖泊富营养化也有影响。
一方面，降水量会增加，而湖泊的水量也随之迅速增加，从而加剧湖泊的富营养化现象。
另一方面，温度上升可以加速营养物质的挥发，从而加剧湖泊富营养化。
三是生物活动。
生物活动也是影响湖泊富营养化的重要因素之一、一方面，水体中存在的动物入湖摄食，会释放出大量的磷和氮等有机物质，加剧湖泊的富营养化。
另一方面，水体中存在的植物，其生长特性使得湖泊环境中有机物质的积累，从而也导致湖泊的富营养化。
四是自然因素。
自然因素是湖泊富营养化产生的重要原因之一。
湖泊营养级划分
湖泊营养级划分全文共四篇示例，供读者参考第一篇示例：湖泊是地球上的重要水域资源，其生态系统的健康状态对水环境和生物多样性具有重要影响。
湖泊的生态系统结构及功能与其中的营养级密切相关，营养级的划分可以帮助人们了解湖泊生态系统的基本特征和运作规律。
在湖泊中，营养级的划分通常包括浮游植物、浮游动物、底栖植物、底栖动物和分解者等几个不同级别。
浮游植物是湖泊中的底层生产者，它们通过光合作用从水中吸收二氧化碳并释放氧气，为湖泊中的生物提供养分。
浮游植物通常包括藻类和细菌等微生物，它们在湖泊中的光照充足的表层水体中生长繁殖，并且是湖泊生态系统中的重要能量来源。
浮游植物通常是湖泊中营养级的第一级，其丰富程度对湖泊中其他营养级的动态平衡具有重要影响。
浮游动物是湖泊生态系统中的第二级消费者，它们通常以浮游植物为食，通过摄食浮游植物来获取养分和能量。
浮游动物包括浮游动物浦虫、轮虫、水蚤等微小生物，它们在湖泊中起着控制浮游植物数量和种类的作用。
浮游动物的丰富程度和多样性直接影响着湖泊中营养级的传递和平衡。
分解者是湖泊生态系统中的最末级生物，它们通常生活在湖泊底部的沉积物中，以有机废料和死亡生物物质为食，通过分解作用将这些有机物质转化为无机物质和养分。
分解者包括细菌、真菌等微生物和底栖甲壳类、蚓虫等底栖生物，它们在湖泊中起着分解有机物质、循环养分和维持生态系统平衡的重要作用。
分解者的活动对湖泊水质和生态环境稳定性有着重要影响，它们是湖泊生态系统中的重要功能群体。
湖泊中的营养级划分是湖泊生态系统结构和功能的关键之一，不同营养级之间相互联系、相互作用，共同维持着湖泊生态系统的稳定性和健康性。
通过对湖泊中不同营养级的分布、数量和相互关系进行研究和评估，可以更好地了解湖泊生态系统的特点和变化规律，为湖泊保护和管理提供科学依据和决策支持。
希望未来能够加强湖泊营养级研究，促进湖泊生态系统的恢复和保护，共同建设美丽的湖泊家园。
【长度要求未达到，请问是否需要我继续续写？】第二篇示例：湖泊是天然的水体资源，它的水质对生态环境有着重要的影响。
湖泊富营养化生态修复课件
湖泊富营养化的原因
农业活动
过量的化肥和农药使用 ，导致大量氮、磷等营 养物质流失进入湖泊。
城市污水排放
城市生活污水未经处理 或处理不充分，直接排
入湖泊。
工业废水排放
部分工业生产过程中产 生的废水未经处理或处 理不达标，直接排入湖
生物操纵
通过调整水生生物的种类 和数量，改善湖泊生态系 统的食物链和生物多样性 。
CHAPTER 03
湖泊富营养化生态修复案例分析
国外湖泊富营养化生态修复案例
案例一
美国伊利湖
欧洲莱茵河
案例二
修复措施
实施严格的氮、磷排放标准，控制周边农业和 城市污染，恢复湖泊生态系统。
修复效果
湖泊水质明显改善，水生生物种群恢复，生态系 统稳定性增强。
泊。
自然因素
地质、气候等因素也可 能导致湖泊富营养化。
湖泊富营养化的影响
01
02
03
04
水质恶化
水体透明度降低，水色变绿或 变蓝，散发出腥臭味。
生态失衡
水生植物和藻类过度生长，导 致鱼类和其他水生动物死亡或
迁移。
水资源短缺
富营养化导致水体自净能力下 降，水质恶化，影响人类和动
物的饮用水源。
旅游资源受损
化学修复技术
化学除藻
通过投放化学药剂，抑制藻类的 生长，改善水质。
深度处理
利用化学沉淀、吸附等手段，去除 水中的营养盐和重金属等污染物。
氧化还原
通过化学氧化或还原反应，将有毒 有害物质转化为无毒或低毒物质。
生物修复技术
生态浮床
利用浮床植物吸收水中的 营养盐和污染物，改善水 质。
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湖泊富营养化生物修复
水体富营养化 是大量氮、磷等营养物质进 入水体，引起蓝细菌、微小藻类极其浮游生物 恶化繁殖，最终导致水质急剧下降的一种污染 现象。
水体出现富营养化现象时，浮游生物大量 繁殖，水面往往呈现蓝绿色、红色、棕色、乳 白色等，视占优势的浮游生物的颜色而异。这 种现象，在海水称作 赤潮，在淡水中称作 水华。
在富营养化湖泊生物修复中，创设工艺条件，甚至接种专性 菌剂，满足以上脱氮要素的要求，均将有助于水体氮素的去除。
（一）富营养化湖泊的微生物修复
（2）磷的去除 在富营养化湖泊修复中，物理修复 (清
淤 )、设置水生植物生态工程往往比微生物修 复更为有效。原因是：磷素本身不能转化为气 体消失，也不能被永久性固定于底泥。即便采 用在废水处理工程设施中常用的积磷菌来除磷， 由于它不可能象工程设施那样于末端排放并二 次处置，其效果也大为逊色。
2009年3月16-19日，武汉东湖官桥湖区域发生了衣藻 Chlamydomonas sp.水华。衣藻在春季富营养化小水体发生水华很常见，但在大水面 形成如此规模水华少见。
昆明滇池水体富营养化加重 绿油漆似的滇池水
鸭子藻上行
赤藻
一、湖泊富营养化的成因
分为天然富营养化 和人为富营养化 。天然富营养化 要经过几千年甚至几万年才能完成，而人类经济活动可 导致湖泊在短短几年内就出现富营养化；人为富营养化 是当代湖泊富营养化的主要因素。
胞杆菌 (蜡状芽胞杆菌等 )的一些种均属这类菌。在厌氧条件下 则利用硝酸盐的氧来氧化有机底物，而使ＮＯ3－还原成Ｎ2。 （B）自养脱氮细菌的反硝化作用：
脱氮硫杆菌 在缺氧条件下能利用ＮＯ 3－的氧将硫或硫代硫酸 盐氧化成硫酸盐，释放Ｎ2,从中获得能量来同化ＣＯ2 。 5Ｓ +6ＫＮＯ3+2ＣａＣＯ3 → 3Ｋ2ＳＯ4+2ＣａＳＯ4+2ＣＯ2 ↑ +3Ｎ2 ↑
并施行清污分流 )、减少和控制面源污
染这类最基本的途径外，最常见的有机
械清淤法，另外引水冲洗生物修复法也
是有效的方法。湖泊生物修复包含微生
物修复和水生生物修复两大内容，两者
不可弃一，互相配合，才能获取总体治
理效果。
解决内源污染问题，控
制内源释放
（一）富营养化湖泊的微生物修复
1、生物修复的目标
以地表水和湖泊水水质国家标准为修复目 标。环境管理部门要求控制 3项基本指标：氨 氮、全磷、透明度。通常把氨氮定在地表水Ⅱ 类标准， 0.5 ｍｇ ·Ｌ－1；总磷定在湖泊水Ⅲ类 标准， 0.025 ｍｇ ·Ｌ－1(地表水Ⅱ类标准可放宽 到0.1 ｍｇ ·Ｌ －1) ；透明度定在湖泊水Ⅳ类标准， 1.5 ｍ (地表水透明度无标准；富营养化湖泊水 体透明度一般仅 0.2~0.3ｍ)。
二、消除湖泊富营养化的关键问题
从技术上说，消除湖泊富营养化的 关键还在于削减湖泊水体的氮、磷以及 底泥有机碳和氮、磷的负荷。消除水体 中藻类疯长的基础，达到降低水体中藻 类生物量、提高水体透明度的目的。
三、削减湖泊水体氮、磷及有机碳负荷 的技术途径
削减湖泊水体氮、磷及有机碳负荷
的技术途径除了消除点源 (截流污染源
湖泊富营养化生物修复
富营养化湖泊生物修复
目前，中国湖泊污染情况严重， 80%以上的 湖泊受到污染，许多湖泊已达不到Ⅲ类水水质 标准，鱼虾基本绝迹，而代之以适应污染的各 类底栖微小生物类群，湖泊水体的颜色、气味 均有不同程度的恶化，部分湖泊甚至成为纳污 水体。许多知名湖泊的地理位置处于大、中城 市周边，它们的污染导致城市景观质量下降， 严重影响了这些地区居民的身心健康。水质污 染导致湖泊及其沿岸的生物多样性下降，特别 是一些对人类有益的或有潜在价值的物种消失。 因此，水体治理、修复刻不容缓。
都是由氧化ＮＨ4＋、ＮＯ2－获得能源，并以ＣＯ2为 唯一碳源的化能自复
B.反硝化作用：
（A）异养脱氮细菌的反硝化作用：
2ＮＯ3－+5Ｈ2Ａ→ 5Ａ +2ＯＨ－+4Ｈ2Ｏ +Ｎ2↑ 假单胞菌属 、色杆菌属 、微球菌属 (脱氮微球菌等 )、芽
（一）富营养化湖泊的微生物修复
B、“絮团”和底泥中有机碳的微生物降解
组成“絮团”和底泥的有机碎屑、细菌和藻 类，约含纤维素 15%~60%，半纤维素 10%~30% ， 木素 5% ~30% 和蛋白质 2% ~15% ；可溶性物质， 如糖、氨基糖、有机酸和氨基酸，占干物质重的 10% 。这些组成物的分解直接关系到“絮团”和 底泥中有机碳的微生物转化。
（一）富营养化湖泊的微生物修复
（3）有机碳的去除
A、概念的更新
传统上，人们以为湖泊有机碳主要存在于底泥。然而 ,近来 的研究表明，大部分湖泊有机碳以水体悬浮物的形式存在。悬浮 物是有机碎屑、细菌、藻类和矿物质等细微颗粒组成的胶粘状物 (简称“絮团” ) ，其比重略大于 1 ，在风力作用下极易悬浮于 水体，并长期滞留在水体中，参与水中固体物质通量的上下交换， 并大幅降低水体透明度 (可使透明度降到 20~40ｃｍ)。在水土 界面上滞留的“絮团”，其对有机质、氮、磷的贡献远大于底泥。 通常，底泥疏浚很难去除这些“絮团”，即便用专门设备吸走， 未疏浚处的“絮团”又很易迁移到此处补缺。生态系统一旦失衡， 这些“絮团”便会迅速增生。因此，在修复富营养化湖泊时，要 尤其着力去除悬浮在水体中和水土界面的“絮团”，采取生物技 术措施降解“絮团”中的有机质。只有消除“絮团”，水体透明 度才能从根本上提高。
湖泊富营养化是人类社会活动对湖泊的影响导致的 湖泊自然演化过程的浓缩。
碳、氮、磷是生成藻类的决定性因素，也是构成湖 泊水体富营养化的决定性因素。由于藻类可利用的氮远 比可利用的磷多，因此，磷常被作为富营养化的限制因 子。当磷含量达到0.6mg/L时，藻类产量几乎不受氮元素 含量的影响。我国环境标准规定，在静止水体中，总磷 浓度0.02mg/L、ＮＨ4＋浓度为0.5mg/L为富营养化的临界 值。
（一）富营养化湖泊的微生物修复
2、理论依据
（1）氨氮的脱除
A. 硝化作用：
ＮＨ4＋→ＮＨ2ＯＨ→ＮＯ2－→ＮＯ3－ 湖泊水体中，使ＮＨ 4＋转化为ＮＯ 2－(亚硝化阶段 )
的菌有欧洲亚硝化单胞菌、亚硝化单胞菌、亚硝化球菌 属等；使ＮＯ 2－转化为ＮＯ 3－(硝化阶段)的菌有活跃硝 化杆菌、维氏硝化杆菌、硝化囊菌属等。