太湖水体氮、磷赋存量的逐月变化规律研究

太湖富营养化现状及原因分析太湖，这座位于中国江苏和浙江两省交界处的宁静湖泊，近年来面临着一个严重的问题——富营养化。

富营养化是指水体中富含氮、磷等营养物质，导致水生植物如藻类等大量繁殖，最终影响水质的现象。

本文将探讨太湖富营养化的现状及其原因。

太湖地处长江三角洲，气候条件适宜，属于亚热带湿润气候区。

湖区水域广阔，水资源丰富，是周边城市的重要水源地。

然而，随着经济的发展和人类活动的加剧，太湖的水质逐渐恶化，富营养化问题日益严重。

根据近年来的调查数据显示，太湖流域的水体中氮、磷等营养物质的含量普遍偏高，使得藻类等水生植物大量繁殖。

夏季是太湖富营养化的高发期，由于气温高、降雨少，藻类繁殖速度加快，导致湖水透明度下降，水质逐渐恶化。

太湖富营养化的主要原因是人类活动的影响。

农业生产的过度施肥和城市污水的排放，使得大量的氮、磷等营养物质进入太湖。

随着太湖流域城市化进程的加快，水体生态系统的自然平衡受到破坏，生物多样性减少，导致水生植物繁殖失控。

环太湖地区的工业发展也给水质带来了严重的污染。

太湖富营养化已经对当地生态环境和人们的生活带来了严重的危害。

水体中的有毒物质和有害微生物含量增加，影响了饮用水的质量。

同时，富营养化还导致了水生生态系统的失衡，许多珍稀水生生物如中华鲟、太湖银鱼等濒临灭绝。

为了防止和减轻太湖富营养化的程度，政府和环保组织采取了一系列措施。

政府加强了对太湖流域的环境管理，严格控制了农业生产的化肥使用量，并加强了对城市污水排放的监管。

政府还实施了一系列的生态修复项目，如建立生态保护区、修复受损生态系统等。

环保组织积极倡导公众参与环保活动，提高人们的环保意识。

例如，组织志愿者清理湖边的垃圾，减少人为因素对太湖的破坏。

科研机构也在积极研究太湖富营养化的治理方法，如引进新技术改善水质、推广生态农业等。

通过政府、环保组织和科研机构的共同努力，相信太湖的富营养化问题会得到有效的缓解。

太湖富营养化是一个严重的环境问题，需要全社会共同和努力解决。

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。

湖泊生态系统氮循环途径及发生条件分析【摘要】湖泊生态系统中的氮循环是一个复杂的过程，涉及到氮的来源、转化、去除等多个环节。

本文通过对湖泊生态系统氮循环途径及发生条件的分析，揭示了氮在湖泊中的重要性和影响。

氮来自于氮的固氮、氨氮、硝酸盐等形式，通过藻类的光合作用和微生物的分解作用进行转化，最终被沉积或通过植物的吸收进行去除。

氮的循环过程受多种因素的影响，包括氧气、温度、pH值等。

深入研究湖泊生态系统氮循环的重要性，有助于加强湖泊管理和保护，并为未来的研究提供重要的方向和理论支持。

【关键词】湖泊生态系统、氮循环、来源、转化、去除、发生条件、重要性、研究方向1. 引言1.1 研究背景湖泊是地球上重要的淡水生态系统，拥有丰富的生物多样性，为生态平衡和人类生活提供了重要的服务。

氮是生物体中不可缺少的元素之一，它在湖泊生态系统中扮演着重要的角色。

随着人类活动的不断增加，湖泊生态系统氮循环受到了严重的破坏，导致了水体富营养化、蓝藻水华等问题的出现。

研究表明，湖泊生态系统中氮的循环过程十分复杂，涉及到多种生物和非生物因素的相互作用。

了解湖泊生态系统中氮的来源、转化和去除过程，对于有效保护湖泊生态系统的稳定性具有重要意义。

本文旨在探讨湖泊生态系统中氮循环的途径及发生条件，为进一步研究和保护湖泊生态系统提供理论基础和参考。

通过深入了解湖泊生态系统中氮的循环规律，可以为湖泊生态环境的保护和修复提供科学依据和技术支持。

1.2 研究目的湖泊生态系统氮循环是一个复杂的过程，对于湖泊的生态平衡和水质有着重要的影响。

本文旨在通过对湖泊生态系统氮循环途径及发生条件的分析，深入探讨湖泊氮循环的机制和规律，为湖泊生态环境保护与管理提供科学依据。

1. 分析湖泊生态系统氮循环的整体情况，揭示氮在湖泊系统中的来源、转化和去除过程，探讨氮在湖泊中的循环路径。

2. 探讨湖泊生态系统中氮的来源，包括氮的输入通道和主要来源物质，分析不同来源对湖泊水质的影响。

太湖东北部沉积物可溶性氮、磷的季节性变化金相灿;姜霞;徐玉慧;王琦【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2006(026)004【摘要】通过快速释放实验,研究了太湖东北部营养水平不同的梅梁湾、贡湖湾和胥口湾3个湖区表层沉积物中可溶性氮、磷的季节性变化.结果表明,沉积物总磷(TP)与其释放的可溶性总磷(DTP)在春、夏两季显著相关并且以可溶性有机磷(DOP)为主;春、夏两季DOP与可溶性无机磷(DIP)的形态间转化较秋、冬两季更为活跃.藻型湖区沉积物的总氮(TN)多为夏季减少,而清洁型湖区则为夏季大幅增加;沉积物释放的NH4+-N以夏、冬两季居多,夏季达到最大值;沉积物释放的NO3--N夏季大幅度增加,冬季较少.清洁型湖区夏季沉积物的TN及其释放的NH4+-N、NO3--N显著高于藻型湖区.【总页数】5页(P409-413)【作者】金相灿;姜霞;徐玉慧;王琦【作者单位】中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地,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生态环境创新基地,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生态环境创新基地,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;吉林大学环境与资源学院,吉林,长春,130026;中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;西北农林科技大学生命科学学院,陕西,杨凌,712100【正文语种】中文【中图分类】X524【相关文献】1.太湖竺山湾缓冲带内湿地表层沉积物氮、磷和有机质的分布特征及评价 [J], 魏伟伟;叶春;李春华2.太湖湖滨湿地沉积物氮磷与2种挺水植物氮磷的关系 [J], 王磊;李冬林;丁晶晶;梁珍海3.太湖梅梁湾湖口表层沉积物中氮磷、重金属的风险评价 [J], 孟翠;侯艳红;郑磊4.太湖东北部沉积物生物可利用磷的季节性变化 [J], 徐玉慧;姜霞;金相灿;王琦;马小凡5.太湖东北部沉积物理化特征及磷赋存形态研究 [J], 金相灿;孟凡德;姜霞;王晓燕;庞燕因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

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. From wasteland to wetland [J]. Eco. Design,2000,8(2):12-14.[4] 郭来喜.中国生态旅游-可持续旅游的基石 [J]. 地理科学进展, 1997,16(4):1-10.[5] 2008年太湖健康状况报告.[EB/ OL]. http://news.h2o-china.com/html/2010/04/.[6] 邓建才,陈桥,翟水晶,等.太湖水体中氮磷空间分布特征及环境效应 [J].环境科学, 2008,29(12):3382-3386.[7] 金相灿,姜霞,徐玉慧,等.太湖东北部沉积物可溶性氮、磷的季节性变化 [J]. 中国环境科学, 2006,26(4):409-413.[8] 赵兴青,杨柳燕,于振洋,等.太湖沉积物理化性质及营养盐的时空变化 [J]. 湖泊科学, 2007,19(6):698-704.[9] 雷泽湘,徐德兰,谢贻发,等.太湖水生植物氮磷与湖水和沉积物氮磷含量的关系 [J]. 植物生态学报, 2008,32(2):402-407.[10] 张明礼,杨浩,林振山,等.太湖竺山湾底泥中有害物质含量与环境污染评价 [J]. 中国环境科学, 2011,31(5):852-857.[11] 中国土壤学会.土壤农业化学分析方法 [M]. 北京:中国农业科技出版社, 1999:22-26.[12] 余辉,张文斌,卢少勇,等.洪泽湖表层底质营养盐的形态分布特征与评价 [J]. 环境科学, 2010,31(4):961-968.[13] 谭镇.广东城市湖泊沉积物营养盐垂直变化特征研究 [D].广州:暨南大学, 2005.[14] 李文朝.东太湖沉积物中氮的积累与水生植物沉积 [J]. 中国环境科学,1997,17(5):418-421.[15] 陈雷,远野,卢少勇,等.环太湖主要河流入出湖口表层沉积物污染特征研究 [J]. 中国农学通报, 2011,27(01):294-299.[16] 秦惠平,焦锋.东太湖缩减围网后的水质分布特征探讨 [J].环境科学与管理, 2011,36(5):51-55.[17] 杨再福,施炜刚,陈立侨,等.东太湖生态环境的演变与对策 [J].中国环境科学, 2003,23(1):64-68.[18] 徐德兰,雷泽湘,韩宝平.大型水生植物对东太湖河湖交汇区矿质元素分布特征的影响 [J]. 中国生态环境学报, 2009, 18(5):1644-1648.[19] 倪兆奎,李跃进,王圣瑞,等.太湖沉积物有机碳与氮的来源 [J].生态学报, 2011,31(16):4661-4670.[20] 袁旭音,陈骏,季峻峰,等.太湖沉积物和湖岸土壤的污染元素特征及环境变化效应 [J]. 沉积学报, 2002,20(3):427-434.[21] 陈如海,詹良通,陈云敏,等.西溪湿地底泥氮磷和有机质含量竖向分布规律 [J]. 中国环境科学, 2010,30(4):493-490.[22] Calmano W Ahlf, Forstner U. Sediment quality assessment: chemical and biological approaches[C]. Calmano W Ahlf, Forstner U,eds. Sediment and Toxic Substances: Environmental Effects and Ecotoxity . Berlin: Springer, 1995:1-36.[23] 吴明,邵学新,蒋科毅.西溪国家湿地公园水体和底泥 N-P营养盐分布特征及评价 [J]. 林业科学研究, 2008,21(4):587-591.[24] Leivuori M, Niemisto L. Sedimentation of trace metals in the Gulf of Bothnia [J]. Chemosphere, 31(8):3839-3856.[25] 李任伟,李禾,李原,等.黄河三角洲沉积物重金属氮和磷污染研究 [J]. 沉积学报, 2001,19(4):622-629.[26] 魏琳瑛,卜献卫.六横大岙附近海域环境质量现状评价 [J]. 东海海洋,1991,17(1):66-71.[27] 方宇翘,裘祖楠,马梅芳,等.河流底泥污染类型标准的制定 [J].环境科学, 1989,10(1):27-30.[28] 岳维忠,黄小平,孙翠慈.珠江口表层沉积物中氮、磷的形态分布特征及污染评价[J]. 海洋与湖沼, 2007,38(2):111-117.[29] 王苏民,窦鸿身.中国湖泊志 [M]. 北京:科学出版社, 1998.[30] 范志杰.浅谈海洋沉积物标准的几个问题 [J]. 交通环保, 1999,20(1):21-25.[31] 丁静.太湖氮磷分布特征及其吸附-解吸特征研究 [D]. 南京理工大学,南京.2010.[32] 隋桂荣.太湖表层沉积物中 OM-TN-TP的现状与评价 [J]. 湖泊科学, 1996,8(4):319-324.。

2010-2017年太湖总磷浓度变化趋势分析及成因探讨王华;陈华鑫;徐兆安;芦炳炎【摘要】近年来,太湖流域各省市政府加大治理力度,流域水体水质取得明显好转,氨氮浓度和总氮浓度呈大幅度下降趋势,然而太湖水体总磷浓度呈上升趋势.为探讨太湖总磷浓度升高的原因,采用太湖流域管理局2010年以来的水质水量实测数据、遥感监测数据等,分别从太湖入湖河流污染负荷量、水生植被和蓝藻与总磷浓度的关系3个方面进行相关性分析.结果表明,入湖河流总磷浓度高于太湖水体总磷浓度,且磷不易出湖,逐年总磷净入湖量持续累积与太湖总磷浓度有明显的正相关性,入湖污染负荷量大是太湖总磷浓度居高不下的根本原因;水生植被可吸收湖泊沉积物中的营养盐,并抑制底泥再悬浮从而降低内源性营养盐的释放,东太湖水生植被的大量减少,一方面减少了沉水植物对磷元素的吸收,另一方面增加了风浪对底泥的扰动再悬浮,造成磷元素释放,是造成湖水总磷浓度升高的重要因素;近年来太湖蓝藻密度呈上升趋势,受其影响,总磷浓度也有上升,蓝藻水华加快湖体磷循环,藻类密度增加也是太湖总磷浓度升高的影响因素之一.【期刊名称】《湖泊科学》【年(卷),期】2019(031)004【总页数】11页(P919-929)【关键词】太湖;总磷;污染负荷;底泥释放;水生植被;蓝藻【作者】王华;陈华鑫;徐兆安;芦炳炎【作者单位】太湖流域水资源保护局,上海200434;太湖流域管理局水利发展研究中心,上海200434;太湖流域水文水资源监测中心,无锡214024;太湖流域水资源保护局,上海200434【正文语种】中文太湖地处长江三角洲南缘，是大型浅水湖泊，水域面积2338 km2，平均水深1.9 m，最大水深约3.4 m，是太湖流域水生态系统的中枢. 2007年5月底发生的太湖蓝藻暴发以及由此导致的无锡市供水危机，严重影响了当地近百万群众的正常生活，引起社会广泛关注，2008年5月国务院批复实施《太湖流域水环境综合治理方案》.对于湖泊富营养化和蓝藻水华暴发，研究氮、磷等营养盐浓度的变化，已经是国内诸多专家主要研究方向. 戴秀丽等[1]分析了太湖水体氮、磷浓度1985-2015年的演变趋势，全太湖水体氮、磷指标总体呈先恶化、后好转的波动变化趋势，而总磷浓度则没有明显的季节性变化规律. 吴攀等[2]探索太湖流域水环境质量随经济发展的变化趋势，结果表明入湖总磷负荷与太湖上游流域废水排放总量呈显著正相关. 朱伟等[3]研究太湖典型湖区梅梁湾和贡湖湾2010-2017年水质变化时，发现这两个湖区总磷浓度在2014年前也是在波动中呈现下降的趋势，但在2015和2016年有所回升. 朱广伟等[4]对北部太湖14个监测点2005-2017年的营养盐和叶绿素a浓度逐月监测数据分析，发现2015年以来，北部太湖水体叶绿素a浓度呈显著增高特征，且近年来总磷浓度有升高趋势，溶解性总磷浓度也无明显下降趋势. 大量相关研究[5-12]表明，氮、磷指标是造成太湖湖体富营养化的关键因子.近10年来，太湖流域各省市政府加大治理力度，流域河流水体水质取得明显好转. 2010-2017年，太湖水体氨氮浓度和总氮浓度呈大幅度下降趋势，降幅分别为52.2%和35.5%，但太湖水体总磷浓度却呈上升趋势，增幅为16.9%. 本文通过分析近年来太湖入湖污染负荷、水生植被和蓝藻3方面变化，探讨近年来造成磷浓度升高的影响因素，这些分析对于正确理解太湖磷浓度现状，更加科学地制定治理措施有着重要的参考价值.1 材料与方法1.1 监测点布设太湖共布设33个监测点，分设在9个湖区，分别在梅梁湖5个、竺山湖2个、贡湖4个、东太湖3个、湖心区6个、西部沿岸区2个、东部沿岸区4个、南部沿岸区5个和五里湖2个(图1和表1). 监测点位覆盖了太湖全部水域，监测频次为每年12次，每月上旬监测1次.图1 太湖各分区及监测点分布Fig.1 Distribution of lake regions and monitoring sites of Lake Taihu表1 太湖水质监测站点概况Tab.1 List of water quality monitoring sites in Lake Taihu序号湖区(面积/km2)监测点序号湖区(面积/km2)监测点序号湖区(面积/km2)监测点1梅梁湖梅园12东太湖东太湖23东部西山2(124.0)小湾里13(172.4)庙港24沿岸区胥口3闾江口14戗港外25(268.0)漫山4拖山15湖心区乌龟山26胥湖5三号标16(972.9)焦山27南部夹浦6竺山湖竺山湖17平台山28沿岸区新塘7(68.3)龙头1814号标29(363.0)小梅口8贡湖沙墩港19湖心南30大钱9(163.8)渔业村20横山31汤溇10大贡山21西部大浦32五里湖东五里湖11贡湖22沿岸区(199.8)洑东33(5.8)西五里湖1.2 采样与检测方法水体总磷、溶解性总磷、正磷酸盐浓度的测定参照《水质总磷的测定钼酸铵分光光度法(GB 11893-1989)》. 水样采样层面为水下0.5 m，按照《地表水环境质量标准(GB 3838-2002)》的要求，水样经静置沉淀30分钟后取上清液测定总磷浓度. 具体做法是水样摇匀后，倒入2 L量筒静置沉淀30 min后，虹吸管插入液面下5 cm，取上清液入样品瓶，摇匀后取试样按GB 11893-1989要求消解后加入显色剂比色测定. 溶解性总磷浓度用0.45 μm孔径的滤膜过滤后,同样按GB 11893-1989方法消解后加入显色剂比色测定. 正磷酸盐浓度则用过滤后水样不经消解直接显色测定. 采用《内陆水域浮游植物监测技术规程(SL 733-2016)》中镜检计数法检测水体蓝藻密度.1.3 数据处理与统计方法1.3.1 水质各湖区监测点代表水域面积采用泰森多边形法确定，以此为权重，计算各湖区水质浓度；太湖水质浓度由各湖区水质按湖区面积加权计算确定. 如竺山湖水质浓度由竺山湖和龙头2个监测点水下0.5 m水质浓度，分别乘以2个监测点的代表面积加和，除以竺山湖水域面积计算而得.1.3.2 入湖污染负荷各入湖河流进行污染负荷计算[12]时，以当月入湖河流巡测断面水量作为月入湖水量，若入湖河流没有逐月水量巡测资料，则选择其与相应巡测段内基点站的年水量分配比重作为权重进行计算；水质资料选取入湖河流相应断面逐月浓度. 各入湖河流历年来监测断面位置略有调整，均采用实测水质资料进行分析，未进行修正(区域或总体入湖污染负荷均以入湖水量为权重对入湖河流水质浓度进行空间和时间上的累加，如果该巡测段(站)无入湖水量则其污染负荷量为零). 出入湖水量计算与分析按照地区划分，污染负荷量的统计按照太湖湖区来划分.1.3.3 相关性分析各项数据之间的相关性分析采用SPSS Statistics 25软件进行.2 结果与分析2.1 太湖磷浓度分布状况太湖水中磷可以分为颗粒态磷和溶解态磷. 颗粒态磷主要分悬浮泥沙和生物体及其残体碎屑两类，溶解态磷主要为无机磷和溶解态的有机磷. 2010-2017年，太湖总磷年均浓度0.076 mg/L，总体呈上升趋势. 其中2010-2014年上下波动，2014-2017年呈上升趋势，且2016年为8年间最高值，浓度达到0.097 mg/L. 溶解性磷年均浓度0.026 mg/L，占总磷浓度的34.4%，波动趋势与总磷较为一致；其中溶解性磷中的正磷酸盐是被藻类和高等水生植被吸收利用的最主要形式，正磷酸盐年均浓度0.013 mg/L，占总磷浓度的17.3%，总体上呈小幅上升趋势.从各湖区(图2)看，总磷浓度较高的湖区有竺山湖、西部沿岸区和梅梁湖. 其中竺山湖总磷浓度最高，且波动明显；其次为西部沿岸区，总磷浓度居高不下；而梅梁湖总磷浓度呈明显的增长趋势，增长幅度较大. 总磷浓度最小的湖区为东部沿岸区，其次为东太湖，其中东太湖总磷浓度变化趋势总体上呈增长趋势，尤其是2014年后呈明显上升趋势，2017年总磷浓度较2014年增长49%，为各湖区中增长幅度最大的湖区.图2 太湖及重点湖区磷浓度年均值变化Fig.2 Annual mean change of phosphorus concentration in Lake Taihu and key lake regions2.2 太湖蓝藻分布状况2010-2017年，太湖均为中度富营养状态，全湖藻类密度、蓝藻密度和叶绿素a浓度总体上均呈上升趋势，其中2015年较2014年略有降幅(图3). 其中藻类密度从2010年的1702×104 cells/L增长到2017年的12227×104 cells/L，增幅为618%，蓝藻密度从2010年的1394×104 cells/L增长到2017年的11766×104 cells/L，增幅为744%，叶绿素a浓度从2010年的19.4 mg/m3增加到2017年的45.5 mg/m3，增幅为134.5%. 其中蓝藻密度占藻类的比重总体上呈上升趋势，从2010年的82%增加到2017年的96%.图3 2010-2017年太湖蓝藻状况Fig.3 Conditions of cyanobacteria in Lake Taihu from 2010 to 2017从太湖各湖区蓝藻密度来看，梅梁湖和西部沿岸区蓝藻数量最高(图4)，梅梁湖2017年蓝藻密度达到24662×104 cells/L，为太湖的2.1倍，西部沿岸区蓝藻密度达到21541×104 cells/L. 其中东太湖曾为蓝藻数量最少的湖区，但近年来东太湖蓝藻数量上升趋势明显，从2010年的446×104 cells/L增加到2017年的2651×104 cells/L，增幅近5倍.图4 2010-2017年太湖各湖区蓝藻密度Fig.4 Cyanobacteria density in each lake region of Lake Taihu from 2010 to 20172.3 环太湖入湖河流总磷污染负荷2010-2017年，环太湖入湖河流总磷浓度总体呈下降趋势，2017年总磷浓度较2010年下降了22.3%(图5)，与同时段入湖河流水质总氮浓度下降28.5%相比，入湖总磷浓度降幅小于入湖总氮浓度的降幅. 入湖径流污染负荷是太湖磷最主要的外源，根据入湖河道水质和水文巡测流量数据，计算环太湖入湖河流总磷总入湖量. 2010-2017年环太湖入湖河流总磷总入湖量年均值为0.22万t，总体呈波动变化趋势，2010-2013年呈下降趋势，2014-2016年呈上升趋势，2017年有所下降，其中2010年总磷总入湖量为0.28万t，2016年为0.26万t，2017年为0.20万t.图5 环太湖入湖河流总磷污染负荷Fig.5 Total phosphorus pollution load of rivers into the Lake Taihu3 讨论太湖湖体的磷营养盐来源包括外源和内源. 外源形式较多，其中入湖河道径流输入是外源负荷的最大组成部分；内源主要来源于底泥的释放、死亡的生物体分解以及围网养殖等[14]. 其中水生植被是影响底泥释放的主要因素，对磷的释放有至关重要的影响，因此本文重点分析水生植被.磷由外源进入湖泊后，一部分随着水流流出湖外，另一部分滞留在湖水中. 湖水中的可溶性磷(包括部分无机磷和少部分有机磷)主要直接被藻类和植物吸收；颗粒态磷可沉积进入底泥，部分溶解态磷可反应生成沉淀物进入底泥[15]. 底泥中的磷相当部分与湖底的固化沉积物结合，一般不再释放到水中参与磷循环，但在风浪等物理扰动作用下可再悬浮进入水体，也可在pH值、氧化还原电位等化学因素和微生物等作用下，转化为可溶性磷释放进入水体. 特别当蓝藻水华发生时，为维持藻类生长对磷的需求，藻体大量吸收水体中的正磷酸盐，并通过影响水体pH值、溶解氧浓度和分泌磷酸酶等方式，加速底泥中磷的释放和水体有机磷分解，加快湖体磷循环速度.根据太湖磷营养盐的来源及循环机理，本文重点讨论入湖污染负荷、水生植被和蓝藻3方面对太湖总磷浓度的影响.3.1 入湖污染负荷对太湖总磷浓度的影响太湖主要入湖河流污染负荷占入湖总污染负荷的70%～80%，控制入湖河流污染负荷是太湖治理的关键因素[16]. 目前，太湖总磷污染负荷仍较大，呈波动趋势，2010-2017年仅环太湖河流径流输入的磷年平均达0.22万t，入湖河流总磷平均浓度为太湖总磷平均浓度的2.1倍，超出太湖自净能力[17-18].西部沿岸区对应河流入湖水量占环太湖河流入湖水量比重较大，分析西部沿岸区对应入湖河流总磷负荷及湖区总磷浓度之间变化情况具有重要意义.根据图6分析可知，2010-2017年间，西部沿岸区对应入湖河流总磷浓度以2011年最高，之后总体呈下降趋势. 但受入湖水量较常年偏多的影响，特别是2015和2016年大洪水期间，年度总磷总入湖量和总磷净入湖量连续增加，使得进入太湖的总磷负荷呈上升趋势. 根据相关性分析，湖区总磷浓度与入湖河流总磷浓度和入湖河流总磷负荷三者之间没有同步变化趋势. 其中湖区总磷浓度与入湖河流总磷浓度之间无明显的相关性，因此入湖河流总磷浓度对湖区总磷浓度没有直接的影响；湖区总磷浓度与入湖河流总磷负荷两者之间有一定的同步关系，因此入湖总磷负荷直接影响对应湖区的总磷浓度. 因此，湖区总磷浓度影响因素是由入湖河流总磷浓度和入湖河流水量两者共同决定的，即入湖总磷负荷，尤其2016年大洪水期间，入湖总磷负荷量增大与总磷浓度反弹有较大的关系.图6 2010-2017年太湖西部沿岸区总磷浓度变化趋势Fig.6 Change trend of total phosphorus concentration in west region of Lake Taihu from 2010 to 2017与湖体中氮循环不同，磷循环转化呈气态逸出的量占比非常小，同时磷易与金属离子结合形成沉淀物，因此磷更易沉积于湖底，使得太湖底泥总磷含量维持在较高水平. 同时其他途径出湖的总磷量比重较小[19]，因此本文重点分析地表径流入太湖的总磷净入湖量，通过分析2010-2017年太湖总磷净入湖量累积量与太湖总磷浓度的关系(图7)可知，逐年总磷净入湖量累积值与太湖总磷浓度呈二次线性相关，相关系数为0.8315. 因此，太湖总磷浓度与逐年总磷净入湖量累计值有较大的关系. 图7 2010-2017年太湖总磷净入湖量累积量与总磷浓度的关系Fig.7 Relationship between total phosphorus concentration and total phosphorus accumulation in Lake Taihu from 2010 to 2017综上所述，入湖总磷负荷变化是太湖总磷浓度变化的直接因素，由于磷相较于氮更易滞留于湖体，使得太湖湖体的总磷浓度维持在较高水平. 因此，磷入湖量大是湖水总磷浓度居高不下的基础因素.3.2 水生植被对太湖总磷浓度的影响3.2.1 太湖水生植被状况太湖水生植被主要包括沉水植被和挺水植被，根据2013-2017年太湖水生高等植被遥感图结果显示，与2014年较相比，2015年5月水生植被覆盖面积由272.33 km2降至55.96 km2，减少了79.5%. 其中主要是沉水植被面积大幅减少，由244.31 km2下降至27.65 km2，减少了88.7%；挺水植被面积变化很小. 沉水植被主要分布在东太湖、东部沿岸区两个湖区，挺水植被主要分布在太湖大堤沿岸内侧(图8).图8 2013-2017年5月太湖水生植被分布比较Fig.8 Comparison of aquaticvegetation distribution of Lake Taihu in May of 2013-20173.2.2 东太湖水生植被大量减少对总磷浓度的影响分析本文以东太湖为例，重点分析水生植被对太湖总磷浓度的影响. 东太湖曾经为典型草型湖区，近年来由于水生植被大量减少，水生态状况发生了较大变化. 不同水生态系统中营养盐赋存形态不同，藻型生态系统中磷营养盐浓度高于草型生态系统[20]. 东太湖沉水植被覆盖面积从2015年开始大幅减少，与2014年相比，2015年5月沉水植被覆盖面积由65.53 km2降至24.81 km2，减少62.1%，2016年持续减少，2017年东太湖沉水植被虽有所恢复，但较2015年同期水平还有较大差距. 根据东太湖5月水生植被的变化与同期东太湖总磷浓度分析可知(图9)，2013-2017年5月东太湖水生植被面积和总磷浓度呈明显的反向变化. 因此，由于近年来水生植被的大量减少，曾经为草型生态系统的东太湖正在呈现向藻型生态系统转化的趋势.图9 2013-2017年东太湖5月水生植被面积和总磷浓度变化情况Fig.9 Changes of aquatic vegetation area and total phosphorus concentration in East Lake Taihu in May of 2013-2017水生植被可吸收湖泊沉积物中的营养盐，并抑制底泥再悬浮从而降低内源性营养盐的释放. 太湖是一个典型的大型浅水湖泊，水土界面不断受到风浪扰动导致沉积物大量悬浮，水土界面不断受到破坏，氧化还原环境在这种动力扰动下处于不断转换中. 风浪扰动能够促进底泥营养盐的大量释放[21]，底泥释放能够促进水体总氮、总磷和活性磷浓度的显著升高[22]. 大型水生植被的退化，使得水体富营养化程度加剧，造成恶性循环，总磷浓度不断上升.综上，2015年由于东太湖水生植被面积大幅减小，一方面减少了总磷的吸收量，另一方面有利于风浪对底泥的再悬浮而促进底泥总磷的释放，从而使得东太湖水质浑浊. 因此，东太湖水生植被大量减少，有利于底泥中总磷的释放，使得水体富营养化程度加剧，是近年来东太湖总磷浓度持续上升的原因之一.3.3 太湖蓝藻对总磷浓度的影响太湖水体磷营养盐浓度影响着蓝藻水华暴发的强度，蓝藻水华对磷营养盐浓度的变化也存在反馈机制. 太湖蓝藻的快速生长导致其从底泥中泵取大量的磷，从而增加底泥中磷的释放和有机磷的转化，加快湖体磷循环，增加水体总磷浓度. 蓝藻水华发生时，由于大量利用CO2进行光合作用，水体pH值上升，太湖蓝藻生长季节pH值多大于8.5，甚至超过9.0，偏碱性环境更有利于底泥磷的释放. 蓝藻生长大量消耗水中无机磷，通过分泌碱性磷酸酶可加快死亡藻体分解的有机磷转化为可利用的无机磷.图10 太湖各监测点颗粒态磷浓度与叶绿素a浓度的相关关系Fig.10 Relationship between chlorophyll-a concentration and particle phosphorus concentration at each monitoring site in Lake Taihu太湖总磷以颗粒态为主，2010-2017年平均比例占65.6%，颗粒态磷除了外源输入外，主要来源于底泥再悬浮和藻体. 根据统计，太湖各测点颗粒态磷浓度与叶绿素a浓度的相关系数为0.7413，存在显著的正相关关系(图10). 目前采样层面为水下0.5 m，太湖发生蓝藻水华时，水样中有大量蓝藻，当水样静置30 min后，蓝藻向表层聚集，但用于总磷测定的上清液中仍有较多蓝藻，藻体中的磷一同被消解检测. 近年来太湖蓝藻数量呈上升趋势，受其影响，总磷浓度监测值也有上升. 蓝藻水华加快湖体磷循环，藻类数量增加也是近两年太湖总磷浓度上升的影响因素之一.4 结论本研究显示，近年来太湖水体总磷浓度持续增长的初步原因为：1)磷循环不同于氮循环，呈气态逸出量占比非常小，入湖河流总磷平均浓度高于太湖水体平均浓度，超出水体自净能力，且逐年总磷净入湖量持续累积，太湖总磷浓度维持较高水平，磷入湖污染负荷量大是湖水总磷浓度居高不下的根本原因，尤其2016年大洪水期间，入湖总磷负荷量增大与总磷浓度反弹有较大的关系. 2)水生植被可吸收湖泊沉积物中的营养盐，并抑制底泥再悬浮从而降低内源性营养盐的释放. 东太湖水生植被大量减少，一方面减少了对氮、磷的吸收，另一方面增加了风浪对底泥的扰动，有利于底泥的再悬浮，造成总磷的释放. 3)蓝藻水华加快湖体磷循环，藻类数量增加也是近两年太湖总磷浓度上升的影响因素之一.分析近年来太湖水体磷浓度总体上升的影响因素，有助于为太湖的污染治理相关措施的实施提供有价值的参考.致谢：衷心感谢水利部太湖流域管理局朱威副局长在论文修改中无私的帮助和指导！衷心感谢太湖流域水资源保护局翟淑华处长的支持！5 参考文献【相关文献】[1] Dai XL, Qian PQ, Ye L et al. Evolution trend of nitrogen and phosphorus concentrationin Lake Taihu(1985-2015). J Lake Sci, 2016, 28(5): 935-943. DOI: 10.18307/2016.0502. [戴秀丽, 钱佩琪, 叶凉等. 太湖水体氮、磷浓度演变趋势(1985-2015年). 湖泊科学, 2016, 28(5): 935-943.][2] Wu P, Qin BQ, Yu G et al. Effects of economic development on wastewater discharge and influent total phosphorus load in the upstream of Lake Taihu Basin. J Lake Sci, 2015,27(6): 1107-1114. DOI: 10.18307/2015.0616. [吴攀, 秦伯强, 于革等. 太湖上游流域经济发展对废水排放及入湖总磷的影响. 湖泊科学, 2015, 27(6): 1107-1114.][3] Zhu W, Tan YQ, Wang RC et al. The trend of water quality variation and analysis in typical area of Lake Taihu, 2010-2017. J Lake Sci, 2018, 30(2): 296-305. DOI:10.18307/2018.0202. [朱伟, 谈永琴, 王若辰等. 太湖典型区2010-2017年间水质变化趋势及异常分析. 湖泊科学, 2018, 30(2): 296-305.][4] Zhu GW, Qin BQ, Zhang YL et al. Varition and driving factors of nutrients and chlorophyll-a concentrations in northern region of Lake Taihu, China, 2005-2017. J Lake Sci, 2018, 30(2): 279-295. [朱广伟, 秦伯强, 张运林等. 2005-2017年北部太湖水体叶绿素a和营养盐变化及影响因素. 湖泊科学, 2018, 30(2): 279-295.][5] Yang Y, Liu QG, Hu ZJ et al. Distribution and pollution assessment of carbon, nitrogen and phosphorus in sediments in Taihu Basin. Journal of Environmental Science, 2014,34(12): 3057-3064.[杨洋, 刘其根, 胡忠军等. 太湖流域沉积物碳氮磷分布与污染评价. 环境科学学报, 2014, 34(12): 3057-3064.][6] Wu YL, Xu H, Yang GJ et al. Research progress of nitrogen pollution in Lake Taihu. J Lake Sci, 2014, 26(1): 19-28. DOI: 10.18307/2014.0103. [吴雅丽, 许海, 杨桂军等. 太湖水体氮素污染状况研究进展. 湖泊科学, 2014, 26(1): 19-28.][7] Lin ZX. Analysis of water environmental change in Taihu watershed. J Lake Sci, 2002, 14(2): 111-116. DOI: 10.18307/2002.0203.[林泽新. 太湖流域水环境变化及缘由分析. 湖泊科学, 2002, 14(2): 111-116.][8] Xu HP, Yang GJ, Zhou J et al. Effect of nitrogen and phosphorus concentration on colony growth of Microcystis flos-aquae in Lake Taihu. J Lake Sci, 2014, 26(2): 213-220. DOI: 10.18307/2014.0207.[许慧萍, 杨桂军, 周健等. 氮、磷浓度对太湖水华微囊藻(Microcystis flos-aquae)群体生长的影响. 湖泊科学, 2014, 26(2): 213-220.][9] Chen C, Zhong JC, Shao SG et al. On the potential release rates of nutrient from internal sources: A comparative study of typical dredged and un-dredged areas, northwestern Lake Taihu. J Lake Sci, 2014, 26(6): 829-836. DOI: 10.18307/2014.0603.[陈超, 钟继承, 邵世光等. 太湖西北部典型疏浚/对照湖区内源性营养盐释放潜力对比. 湖泊科学, 2014,26(6): 829-836.][10] Zhai SH, Han T, Chen F. Self-purification capacity of nitrogen and phosphorus of Lake Taihu on the basis of mass balance. J Lake Sci, 2014, 26(2): 185-190. DOI:10.18307/2014.0203.[翟淑华, 韩涛, 陈方. 基于质量平衡的太湖氮、磷自净能力计算. 湖泊科学, 2014, 26(2): 185-190.][11] Bai XX, Hu WP. Effect of water depth on concentration of TN, TP and Chla in Taihu Lake, China. Advances in Water Science, 2006, 17(5): 727-732.[白晓华, 胡维平. 太湖水深变化对氮磷浓度和叶绿素a浓度的影响. 水科学进展, 2006, 17(5): 727-732.][12] Tao YY, Geng JJ, Wang HJ et al. Spatio-tempo variations of dissolved phosphorus concentrations in Lake Taihu. Environmental Monitoring in China, 2013, 29(5): 84-90.[陶玉炎, 耿金菊, 王红军等. 太湖水体溶解态磷的时空变化特征. 中国环境监测, 2013, 29(5): 84-90.] [13] Xie EL, Xu F, Xiang L et al. The effect of pollution load on water quality of Lake Taihu and its trend analysis. Journal of Hohai University: Natural Sciences, 2017, 45(5): 391-397.[谢艾玲, 徐枫, 向龙等. 环太湖主要入湖河流污染负荷量对太湖水质的影响及趋势分析. 河海大学学报: 自然科学版, 2017, 45(5): 391-397.][14] Qin BQ, Zhu GW, Zhang L et al. Release pattern and estimation method of endogenous nutrient salt from sediments of large shallow lakes—Lake Taihu as an example. Science China: Series D: Earth Science, 2005, (S2): 33-44.[秦伯强, 朱广伟, 张路等. 大型浅水湖泊沉积物内源营养盐释放模式及其估算方法——以太湖为例. 中国科学: D辑: 地球科学,2005, (S2): 33-44.][15] Zuo MM. Conversion and circulation of phosphorus in water. In: Chinese Society of Environmental Science ed. Collection of excellent papers from the 2006 annual academic conference of the Chinese society of environmental science (middle volume), 2006: 4.[左梅梅. 水体中磷的转化与循环. 中国环境科学学会2006年学术年会优秀论文集(中卷), 2006: 4.] [16] Overall plan for comprehensive treatment of water environment in Taihu Basin (revised in 2013). [太湖流域水环境综合治理总体方案(2013年修编), 发改地区[2013]2684号.] [17] Hang T, Zhai SH, Hu WP et al. Experiment and model simulation of phosphorus self-purification capacity. Environmental Science, 2013, 34(10): 3862-3871. [韩涛, 翟淑华, 胡维平等. 太湖氮、磷自净能力的实验与模型模拟. 环境科学, 2013, 34(10): 3862-3871.][18] Wang XM, Zhai SH, Zhang HJ et al. Analysis of appropriate water exchange period of Lake Taihu based on water quality improvement targe. J Lake Sci, 2017, 29(1): 9-21. DOI: 10.18307/2017.0102. [王冼民, 翟淑华, 张红举等. 基于水质改善目标的太湖适宜换水周期分析. 湖泊科学, 2017, 29(1): 9-21.][19] Yu H, Zhang LL, Yang SW et al. Atmospheric wet deposition characteristics and contribution rate of nitrogen and phosphorus nutrient salt from Lake Taihu. Research of Environmental Sciences, 2011, 24(11): 1210-1219. [余辉, 张璐璐, 燕姝雯等. 太湖氮磷营养盐大气湿沉降特征及入湖贡献率. 环境科学研究, 2011, 24(11): 1210-1219.][20] Yang LY, Yang XY, Ren LM et al. Mechanism and control strategy of cyanobacterial bloom in Lake Taihu. J Lake Sci, 2019, 31(1): 18-27. DOI: 10.18307/2019.0102. [杨柳燕, 杨欣妍, 任丽曼等. 太湖蓝藻水华爆发机制与控制对策. 湖泊科学, 2019, 31(1): 18-27.][21] Zhu GW, Qin BQ, Gao G. The vertical distribution characteristics of nutrient salts in Lake Taihu under the disturbance of wind and waves. Advances in Water Science, 2004, (6): 775-780. [朱广伟, 秦伯强, 高光. 强弱风浪扰动下太湖的营养盐垂向分布特征. 水科学进展, 2004, (6): 775-780.][22] Wang XD, Qin BQ, Liu LZ et al. Effects of sediment suspension on nutrient release and bloom growth. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2011, 20(12): 1481-1487. [王小冬, 秦伯强, 刘丽贞等. 底泥悬浮对营养盐释放和水华生长影响的模拟. 长江流域资源与环境, 2011, 20(12): 1481-1487.]。

太湖水质调查的调研报告篇一：从太湖蓝藻爆发事件看水体富营养化案例：太湖是我国五大淡水湖之一。

自上世纪九十年代以来，太湖富营养化问题越来越严重，已受到全社会的广泛关注。

太湖水污染治理是国家确定的“三河三湖”治理的重要任务之一。

XX年9月，国务院在苏州召开太湖水污染防治第三次工作会议，温家宝总理亲临会议并作了重要讲话，提出了太湖水保护“以动治静，以清释污，以丰补枯，改善水质”的十字方针。

蓝藻是藻类中的一种，属浮游生物。

蓝藻在地球上大约出现在距今35亿年前，已知蓝藻约XX种，已有记录的约900 种。

分布十分广泛，遍及世界各地，但大多数（约75%）淡水产，少数海产。

蓝藻是最早的光合放氧生物，对地球表面从无氧的大气环境变为有氧环境起了巨大的作用。

有不少蓝藻（如鱼腥藻）可以直接固定大气中的氮，以提高土壤肥力，使作物增产。

还有的蓝藻为人们的食品，如著名的发菜和普通念珠藻（地木耳）、螺旋藻等。

因此，从蓝藻本身来看，其与世界上所有的生物一样，只不过是大千世界的一个物种。

XX年4月以来，太湖流域高温少雨，太湖水位比往年偏低，梅梁湖等湖湾出现大规模蓝藻现象，在太湖的水面形成一层蓝绿色而有腥臭味的浮沫，即为“水华” 。

大规模的蓝藻爆发，使得太湖水质严重恶化，水源恶臭，水质发黑，溶解氧下降到Omg/L，氨氮指标上升到5mg/L，部分鱼类因缺氧而死亡。

特别是无锡市太湖饮用水水源地受到严重威胁，5 月16 日梅梁湖水质变黑，22 日小湾里水厂停止供水，28 日贡湖水厂水源地水质恶化，居民自来水臭味严重，引起社会普遍关注。

更为严重的是，蓝藻中有些种类还会产生藻毒素（简称MC,大约50%勺水华中含有大量MC MC是一种环状肽类物质，性质稳定，MC耐热，不易被沸水分解，不仅直接对鱼类、牲畜产生毒害之外，还是人类肝癌勺重要诱因。

因此，蓝藻爆发已不仅仅是一个生态问题，它已影响到人类勺生活和社会勺和谐稳定。

1、太湖蓝藻爆发勺成因我国面积1km2以上的湖泊2759个，总面积达91019km2 , 其中只有约1/3 勺湖泊是淡水湖泊, 并且绝大部分是富营养化浅水湖泊, 主要分布在长江中下游地区和东部沿海地区, 太湖就是这众多浅水富营养化湖泊的典型代表。

环工10-2班詹雪 101324221关于太湖近年来水质变化的分析太湖地处长江三角洲中心, 是我国第三大淡水湖泊，亦是整个太湖流域水调节与水生态系统的中心。

随着经济的发展、人口的增加, 流域需水量将持续增长, 流域水污染日益严重、水生态恶化, 流域人口、资源、环境与经济社会协调发展的矛盾相当突出。

十一五规划以来, 提出了很多治理太湖水质污染的理论与方法( 包括引江济太工程、细菌改善局部水域水质技术等) , 太湖水质整体得到了一些改善。

2011年太湖湖体水质总体为Ⅳ类。

主要污染指标为总磷和化学需氧量。

与上年相比，水质无明显变化。

其中，西部沿岸区为Ⅴ类水质，五里湖、梅梁湖、东部沿岸区和湖心区均为Ⅳ类水质。

湖体总体为轻度富营养状态。

与上年相比，营养状态无明显变化。

其中，五里湖、梅梁湖、湖心区和东部沿岸区为轻度富营养状态，西部沿岸区为中度富营养状态。

环湖河流总体为轻度污染。

主要污染指标为氨氮、化学需氧量和五日生化需氧量。

87个国控断面中，Ⅰ～Ⅲ类、Ⅳ～Ⅴ类和劣Ⅴ类水质断面比例分别为35.6%、56.3%和8.1%。

与上年相比，水质无明显变化。

2010年太湖水质总体为劣Ⅴ类。

主要污染指标为总氮和总磷。

湖体处于轻度富营养状态。

与上年相比，水质无明显变化。

太湖环湖河流总体为轻度污染。

88个国控监测断面中，Ⅰ～Ⅲ类、Ⅳ类、Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为43.0%、33.0%、12.0%和12.0%。

主要污染指标为氨氮和石油类。

与上年相比，水质有所好转。

2009年太湖水质总体为劣Ⅴ类。

主要污染指标为总氮和总磷。

湖体处于轻度富营养状态。

与上年相比，水质无明显变化。

太湖环湖河流总体为轻度污染。

88个国控监测断面中，Ⅰ～Ⅲ类、Ⅳ类、Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为36.3%、33.0％、11.4%和19.3%。

主要污染指标为氨氮、五日生化需氧量和石油类。

与上年相比，水质有所好转。

2008年太湖水质总体为劣Ⅴ类。

湖体21个国控监测点位中，Ⅳ类、Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的点位比例分别为14.3%、23.8%和61.9%。

太湖大气氮、磷营养元素干湿沉降率研究一、本文概述基于现有文献资料，《太湖大气氮、磷营养元素干湿沉降率研究》这一主题的研究旨在深入探究太湖区域大气中氮、磷两种重要营养元素通过干湿沉降途径进入湖泊生态系统的过程与速率。

该研究综合运用实地监测、样品采集与实验室分析等手段，系统分析了太湖周边不同地点多年来的干湿沉降物中氮（TN）、磷（TP）含量的变化规律，并估算了氮磷的年际与季节性干湿沉降通量。

文章首先回顾了太湖作为中国大型淡水湖泊，近年来面临严重的富营养化问题，其中外来氮磷负荷是导致水体生态失衡的重要因素。

研究团队针对此背景，详细记录并剖析了2002年至2018年间太湖流域多个站点大气氮磷干湿沉降的特点，包括其时空分布、沉降速率及其与气象条件、污染源排放等因素之间的关系。

“本文概述”部分将概述这项研究的核心内容与方法，突出其科学价值与实际意义，指出本研究不仅揭示了大气沉降在太湖氮磷输入中的显著作用，还为进一步理解湖泊生态系统营养物质循环、制定有针对性的湖泊保护与管理措施提供了科学依据。

通过量化大气氮磷干湿沉降对太湖富营养化进程的影响，有助于指导未来减少入湖营养物质负荷、改善湖泊水质的策略设计与实施。

二、文献综述自工业革命以来，人类活动对自然环境的影响日益显著，氮、磷等营养元素的排放和沉降问题已成为全球环境关注的焦点。

太湖，作为中国最大的淡水湖，其生态环境对周边地区乃至整个国家的生态安全具有重要意义。

研究太湖大气中氮、磷营养元素的干湿沉降率，对于理解太湖生态系统的营养动态、评估人类活动对太湖水质的影响，以及制定有效的环境管理策略具有重要的理论和实践价值。

关于大气中营养元素的干湿沉降，国内外学者已进行了大量研究。

早期的研究主要关注单一营养元素的沉降规律，如氮或磷的沉降量、沉降速率等。

随着研究的深入，学者们开始关注多种营养元素之间的相互作用及其对生态系统的影响。

例如，氮、磷等元素之间的比例关系如何影响水生生物的生长和繁殖，以及如何通过控制营养元素的沉降量来改善水体的富营养化状态等。

太湖水体中三氮与电导率关系的探讨
太湖是中国最大的淡水湖，也是一个重要的水资源。

由于太湖的水质受到多种污染的影响，其中三氮（氨氮、总磷、总氮）是影响水质的重要指标。

本文旨在探讨太湖水体中三氮与电导率的关系。

研究表明，太湖水体中的三氮含量与电导率之间存在一定的关系。

电导率是水体中溶解物的浓度的反映，而三氮是水体中的重要溶解物，因此，太湖水体中的三氮含量与电导率之间存在一定的关系。

研究发现，太湖水体中的三氮含量与电导率之间存在一定的正相关关系，即电导率越高，三氮含量越高。

这是由于太湖水体中的污染物，如有机物、重金属等，会使水体中的溶解物浓度增加，从而提高电导率，同时也会使水体中的三氮含量增加。

此外，太湖水体中的三氮含量与电导率之间还存在一定的负相关关系，即电导率越低，三氮含量越低。

这是由于太湖水体中的污染物，如有机物、重金属等，会使水体中的溶解物浓度减少，从而降低电导率，同时也会降低水体中的三氮含量。

综上所述，太湖水体中的三氮含量与电导率之间存在一定的关系，即电导率越高，三氮含量越高；电导率越低，三氮含量越低。

因此，为了改善太湖水质，应采取有效措施，减少污染物的排放，以降低电导率，同时也降低三氮含量。

太湖底泥及其间隙水中氮磷垂直分布及相互关系分析范成新 杨龙元 张　路(中国科学院南京地理与湖泊研究所,南京210008)提　要 对太湖主要湖区柱状样底泥的总氮、总磷含量及其间隙水铵态氮(NH +4-N )、磷酸根磷(PO 3-4-P )和二价铁(Fe (Ⅱ))含量进行了分析,并对底泥和间隙水中相应物质含量进行了比较.结果表明:太湖近表层10cm 内底泥T N 、T P 赋存含量较之下层高12%—20%左右,间隙水中PO 3-4-P 和N H +4-N 含量随深度增加而大致呈上升趋势,表层未见高浓度层存在.各湖区底泥间隙水中PO 3-4-P 和NH 4+-N 浓度与底泥中TP 含量未发现有明显的相关关系.但间隙水中Fe (Ⅱ)含量与NH +4-N 含量呈显著的正相关(R =0.9234).关键词 间隙水　氮　磷　垂直分布　太湖分类号 P343.3太湖地处北纬30°56′—31°34′和东经119°53′—120°34′之间,面积2338.1km 2,水深2m 左右.近年来,人们对太湖底泥的空间分布及其表层营养物的分布已有较多的调查和分析[1-4],但对底泥垂直分布、特别是与其相关的底泥间隙水营养物含量分布的分析和研究则很少涉及[5,6].由于底泥中,尤其是间隙水中污染物分布特征已被证实与湖泊内源负荷有直接关系[7,8],因而该文所涉及的内容不仅从理论上阐明太湖内源问题,而且对科学治理太湖富营养化的实践具有重要意义.1　材料与方法1.1　样品采集1998年10月21日,用全球定位系统GPS 导航,用日产柱状采样器(内径Υ62mm ),分别在太湖五里湖的石塘和宝界桥(N31°31′55″,E120°13′48″),梅梁湾的马山(N31°27′29″,E120°08′24″)、小湾里(N31°29′14″,E120°11′46″)和梅梁湾心,以及太湖湖心、大浦口、竺山湖及东太湖等测点,分别采集2—3根平行柱状样,灌满上覆水,两端用橡皮塞塞紧,垂直放置,带回实验室处理.其它测点的经纬度见表1.1.2　底泥和间隙水样品处理和分析室内将样品按2cm 间距分层,同一测点样品,一组样离心(4000rpm ,20min ),得间隙水,即刻进行PO 3-4-P 、NH +4-N 、Fe (Ⅱ)分析;另一组分层样风干后按四分法取样,研磨过200目筛,分析TP 、TN 和粒度.除粒度采用中国科学院南京地理与湖泊研究所生产的筛分仪自动分析第12卷第4期2000年12月 湖 泊 科 学JOURNAL OF LAKE SCIENCES Vol .12,N o .4Dec .,2000中国科学院资源环境“九五”重点项目(KZ952-J1-220)和江苏省自然科学重点基金项目(BK99204-2)资助.收稿日期:2000—01—20;收到修改稿日期:2000—07—22.范成新,男,1954年生,研究员.外,其它均采用《湖泊富营养化调查规范》[9]中规定的方法.粒度组成及岩性见表1所示.表1　太湖底质粒度组成及岩性T ab.1　Size distribution and litholo gy of the sediment in T aihu Lake采样点经度纬度分类极细砂(3—4 )粗细砂(4—6 )细粉砂(6—8 )粘土(>8 )中值粒径(mm)石　塘120°14′09″31°31′14″粉砂0.0241.9343.5714.490.012梅梁湾120°10′03″31°29′00″粉砂0.0239.4149.1811.380.012竺山湖120°03′01″31°26′02″粘壤土0.0125.7047.6426.650.007大浦口119°56′37″31°18′25″粉砂0.1225.5457.3217.020.023东太湖120°28′31″31°03′00″粉砂0.0434.3946.9618.610.027湖　心120°06′00″31°05′56″粉砂0.0132.7453.2813.980.0202　结果与讨论2.1　太湖底泥氮磷含量垂直分布图1为所列太湖5个主要自然湖区0—30cm底泥中TN、TP垂直变化.由图1看出,虽然氮、磷含量的垂直变化各不相同,但除梅梁湾外,多显示出近表层含量变化较大、下层差异较小的特点.自10cm处向表层,氮磷含量多表现出增加趋势.据80年代以来研究表明,1987—1995年间,太湖水体中凯氏氮和TP的含量分别上升了66%和79%[10],1987—1988年湖体污染物出入湖平衡研究表明,TN和TP的湖体残留率(湖体净入湖量∶湖体原有量)分别为1.33和6.80[11].这样,湖体中不断增加的氮磷负荷使得一些溶解或颗粒态的氮磷物质通过絮凝、吸附、沉降等作用而蓄积于湖底,从而逐步增加了表层沉积物中TN和TP含量.本研究除一测点位于东太湖(南部)外,其余均取自西太湖北部湖区.据文献[1],东太湖(南部)1955—1982年间平均沉积速率为1.45mm·a-1;西太湖梅梁湾1931—1988年间为1.8mm·a-1,两湖区沉积速率比较接近.在图1中,可以看出各个柱样TN、TP多呈明显的3段分布(表2):0—10cm和20—30cm平均含量均较高.0—10cm的高值区主要是与建国以来太湖周围的人类活动作用加强有关,是湖泊营养程度逐步提高的结果;20cm以下,则可能与当时的水生生物的大量繁衍,特别是太湖北部历史上曾有大量水生植物生长[12]、以及当时有较好的温度条件有关[13].表2　太湖表层底泥氮磷含量(%)及各层间含量比值T ab.2　T N and T P contents(%)in the superficial sedimentsand their ratio s amo ng the different layers项 目梅梁湾五里湖贡湖湾竺山湖东太湖平　均TN上层(0—10cm)中层(10—20cm)下层(20—30cm)0.0720.0700.0760.1290.0920.1060.0590.0680.0730.1310.1090.1650.0390.0350.0320.0860.0750.090TP上层(0—10cm)中层(10—20cm)下层(20—30cm)0.0630.0610.0720.0820.0690.0690.0500.0430.0540.0510.0420.0630.0330.0340.0390.0560.0500.059太湖水深仅2m左右,风浪作用显著,对表层沉积物的氮磷分布的影响较大.水面面积分360湖 泊 科 学 12卷图1　太湖主要湖区沉积物T N (上)和T P (下)垂直分布a :梅梁湾;b :五里湖;c :贡湖湾;d :竺山湖;e :东太湖Fig .1　V ertical distribution of T N (upper )and T P (lower )in the sediments of the main lake regions别为124km 2和156km 2的梅梁湾和贡湖湾,由于湖区开敞度大,风浪对表层底泥的扰动强烈.因此水动力扰动可能是造成该两湖区表层0—5cm 沉积物磷含量的变化与其他湖区不同的主要原因.2.2　间隙水氮磷含量垂直分布图2为太湖不同湖区底泥间隙水NH +4-N 含量垂直分布.就总体而言,全湖间隙水NH +4-N 随深度增加而浓度逐渐上升,其中梅梁湖的全部,五里湖的宝界桥和东太湖等测点含量几乎表现为均匀上升状态.石塘和大浦口测点在含量变化中有较大波动.比较各湖区间隙水NH +4-N 含量值域(表3),0—5cm 表层含量:五里湖>太湖其它湖区>梅梁湾;中层10—20cm ,包括5—10cm 和20—30cm ,其间隙水NH +4-N 含量为:其它湖区>五里湖>梅梁湾;30—40cm 下层含量为:其它湖区>梅梁湾>五里湖.并且注意到,各湖区间的含量间距有很大差异,越往下层,差值越大,如30—40c m 处下层的五里湖间隙水中的NH +4-N 含量仅为其它湖区的18.3%.环境中NH +4-N 的产生和去向受到多种条件的影响和制约.在沉积物中,NH +4-N 的存在3614期 范成新等:太湖底泥及其间隙水中氮磷垂直分布及相互关系分析图2　五里湖(左)、梅梁湾(中)和其它湖区(右)间隙水N H +4-N 含量垂直变化Fig .2　Vertical changes of ammonium nitrogen in the interstitial w ater of Wuli L ake (left ),M eiliang Bay (middle )and the other lake regions (right )主要与底泥污染水平、生物作用大小、氧化还原状况及水动力影响程度等多种条件有关.在污染水域,底泥中有机质丰富,表层微生物数量众多,相对于非污染湖区,由于生物分解作用显著而使近表层底泥缺氧,容易形成还原环境,生物参与的反硝化作用和氨化作用应较明显,使表层间隙水中接纳更多的NH 3进入[14].另一方面,太湖为浅水型湖泊,表层沉积物极易受到风浪的扰动,相对较封闭的湖区(如五里湖等),湖心开阔区更易受到风浪作用的影响,间隙水中以及吸附于底泥颗粒上的分子态NH 3在底部湖流运动及再悬浮作用下,更易进入上覆水体,部分经物理挥发逸出水面进入大气,较大程度降低了表层底泥中NH +4-N 的含量.表3　太湖各湖区底泥间隙水NH +4-N 和PO 3-4-P 含量垂直分布单位:mg ·L -1T ab .3　NH +4-N and PO 3-4-P vertical distributions in the interstitialw ater o f the different layers of every lake region深度/cm NH +4-N五里湖梅梁湾其它湖区PO 3-4-P五里湖梅梁湾其它湖区0—55—1010—2020—3030—406.118.0410.889.457.593.044.065.708.909.524.009.0711.5229.7941.390.1570.0970.0530.1100.2000.1600.1720.1360.1420.1700.1210.2820.1520.3830.344相对于上层,下层沉积物通常缺氧程度较高,不仅适宜于厌氧微生物活动,适宜于反硝化和氨化作用,自高价态氮(如NO -3-N 、NO -2-N 等)向铵态氮等低价态氮转化,并且下层受水动力扰动作用较小,比上层沉积物更有利于NH +4-N 在沉积层中保存,因而在图2中反映,大致362湖 泊 科 学 12卷图3　五里湖(左)、梅梁湾(中)和其它湖区(右)间隙水PO 3-4-P 含量垂直变化Fig .3　Vertical chang es of phosphate phosphorus in the interstitial water of Wuli Lake (left ),M eiliang Bay (middle )and the other lake regio nes (right )在10—15cm 以下,下层NH 3含量比上层沉积物层略高.太湖PO 3-4-P 含量在间隙水中的垂直分布与NH +4-N 含量分布相比有明显差异,但不同湖区上下层之间的含量关系则与NH +4-N 含量分布较接近(图2和图3).除五里湖和梅梁湾两个湖区外,太湖湖心、大浦口、竺山湖和东太湖大致表现为自表层起向下层PO 3-4-P 含量逐渐升高,但中层的增加程度不如NH +4-N 明显.在五里湖和梅梁湾5个测点的间隙水中,PO 3-4-P 含量基本以表层0—5cm 处浓度为基准左右波动,含量与深度无明显对应关系.比较不同湖区各相应层间隙水PO 3-4-P 含量,0—5cm 五里湖和梅梁湾略高于其它湖区,自5cm 向下,后者则高于前者(表3).注意到在其它湖区各测点中,间隙水中PO 3-4-P 与NH +4-N 不同,在含量上相互差异较大(图3),如太湖湖心底泥间隙水PO 3-4-P 含量明显高于其它任一测点(图3),除表层0—5cm 含量与其它测点较接近外,自5—10cm 起,其各层PO 3-4-P 含量为其它各测点相应层的4.5—9.8倍,这一现象可能与湖心区表层沉积物中微生物数量较少,同化作用较弱有关.对照已有研究,1993年高光[6]在东太湖所获得的表层(1cm )沉积物间隙水中PO 3-4-P 浓度(0.200mg ·L -1)远大于下层(18cm )深处的含量(0.080mg ·L -1)的现象在本研究各测点(包括东太湖)中未被发现.但是在五里湖和梅梁湾各测点,上下层PO 3-4-P 浓度变化普遍较平缓,差异亦较小.另外发现,在梅梁湾马山和太湖湖心两测点6cm 深度附近,显示间隙水PO 3-4-P 含量出现较大的跳跃式上升(见图3).在6cm 左右深度,底质已较密实,显然不存在活性的有机碎屑层,为什么能在该层维持较高浓度的PO 3-4-P ,除与沉积物性质有关外,可能还有一些未3634期 范成新等:太湖底泥及其间隙水中氮磷垂直分布及相互关系分析知的控制因素作用.但从整体柱样浓度分布来看,间隙水中PO 3-4-P 仍处于表层含量低、下层含量高的状态.2.3　间隙水中NH +4-N 和PO 3-4-P 含量与底泥中氮磷含量的关系氮在间隙水中的存在形态较多,主要为NH +4-N 、NO -3-N 、NO -2-N 和一些有机小分子化合物,磷则主要为PO 3-4-P ;而在底泥中,无机氮化物因易溶于水而形态较简单,磷则因与多种元素结合形成难溶物甚至结晶体,以及与多种有机物结合而形态复杂.底泥中的氮磷含量与间隙水中NH +4-N 、PO 3-4-P 含量存在何种关系,也是研究的重要内容之一.图4　太湖不同湖区间隙水PO 3-4-P (上)和NH +4-N (下)浓度与底泥中T P 和T N 含量对应关系Fig .4　Cor respondence of concentrations of PO 3-4-P (upper )and NH +4-N (lo wer )in the interstitial w ater with respectiv e contents of T N and TP in the sediments将太湖五里湖、梅梁湾、太湖湖心和竺山湖湖区底泥间隙水PO 3-4-P 和NH +4-N 浓度与底泥中TP 和TN 含量比较(图4),各湖区几乎无对应关系,相关水平较低(表4).仅发现在五里湖的NH +4-N 浓度和底泥中TN 含量在底较低值区内,两者相关性才进入可信区范围.表明太湖底泥中赋存氮磷物质的多少,并不是其间隙水中NH +4-N 和PO 3-4-P 含量大小的决定因素.表4　不同湖区间隙水中PO 3-4-P 和N H +4-N 浓度(mg ·L -1)与底泥中T P 和T N 含量(%)相关关系T ab .4　Correlation of concentrations of PO 3-4-P and N H +4-N in the intersititial waterw ith contents of T N and T P in the sediments in the different lake regions湖　区PO 3-4-P —TP关系表达式r 2NH +4-N —TN关系表达式r 2五里湖梅梁湾太湖湖心竺山湖y =0.037x +0.1126y =0.025x +0.0107y =0.1767x +1.5176y =4.2821x —0.06330.00120.03310.00170.1743y =22.156x +7.8284y =8.9704x +7.902y =368.18x —13.735y =215.09x —15.870.04690.00020.15780.1690364湖 泊 科 学 12卷2.4　间隙水中Fe (Ⅱ)与PO -34-P 和NH +4-N 含量关系Fe (Ⅱ)易存在于还原环境中,且与Fe (Ⅲ)在浓度上存在氧化还原平衡关系,因此它的存在大致反映所处环境的氧化还原水平[15].将同层分别测定的间隙水中Fe (Ⅱ)与PO 3-4-P 和NH +4-N 含量作出相关图(图5).由图看出,梅梁湾的Fe (Ⅱ)与PO 3-4-P 含量间的相关性较低(R 2=0.1756);而Fe (Ⅱ)与NH +4-N 含量的关系则相关性较高,达R 2=0.8526.虽然PO 3-4-P 与Fe (Ⅱ)是在溶度积限制下存在的沉淀平衡关系,但Fe (Ⅲ)与PO 3-4的溶度积(K sp ,FePO 4=5×10-9)要远小于Fe (Ⅱ)与PO 3-4的溶度积(K sp ,Fe 3(PO 4)2),这样间隙水中的PO 3-4浓度主要由Fe (Ⅲ)含量控制.因此Fe (Ⅱ)含量与PO 3-4不一定有对应关系.但若不计入Fe (Ⅱ)含量在表层底泥为零或接近零的那几个测定,Fe (Ⅱ)与PO 3-4含量的关系大致可用一负相关关系表达.而对于NH +4-N 含量变化,Fe (Ⅱ)含量高意味着底泥中的还原程度较高,底泥的反硝化作用和氨化作用应较强烈,电子的转移向有着利于生成低价态氮的方向进行.图5　梅梁湾心间隙水中F e (Ⅱ)与PO 3-4-P 和N H +4-N 含量相关关系Fig .5　Cor relatio n of Fe (Ⅱ)with TN and T P contents in the interstitialw ater in the center of M eiliang Bay3　结语太湖底泥自10cm 处起向表层,氮磷含量多表现出增加趋势,明显反映近几十年沿湖人类活动作用加强.全湖间隙水NH +4-N 和PO 3-4-P 含量随深度增加大致呈上升趋势,但PO 3-4-P 在中层的含量增加程度不如NH +4-N 明显.在全湖各测点表层4cm 内未发现高浓度磷酸盐峰值出现,因此在太湖这类风浪扰动激烈的浅水湖泊,水土界面磷酸盐浓度自上覆水向下至表层沉积物间隙水应是相对平缓地增加[15],不可能在沉积物近表面形成一个能够稳定存在的磷酸盐高浓度层.不同湖区表层间隙水PO 3-4-P 含量差异,五里湖和梅梁湾高于其它湖区,下层其它湖区则高于五里湖和梅梁湾,尤其是太湖湖心,自5—10cm 起,其各层底泥间隙水PO 3-4-P含量是其他湖区的4倍以上,其原因与微生物数量较少、同化作用强度较低有关.各湖区底泥间隙水中PO 3-4-P 和NH +4-N 浓度与底泥中TP 含量未发现有明显的相关关系,但间隙水Fe(Ⅱ)含量与NH +4-N 含量呈显著的正相关.3654期 范成新等:太湖底泥及其间隙水中氮磷垂直分布及相互关系分析366湖 泊 科 学 12卷参　考　文　献1　孙顺才,黄漪平.太湖.北京:海洋出版社,1993.65—69,129—1302　范成新,刘元波,陈荷生.太湖底泥蓄积量估算及分布特征探讨.上海环境科学,2000,19(2):72—753　隋桂荣.太湖表层沉积物OM、TN、TP的现状与评价.湖泊科学,1996,8(4):319—3244　蔡启铭主编.太湖环境生态研究(一).北京:气象出版社,1998.55—625　余源盛.太湖底质与湖泊富营养化关系,中国科学院南京地理与湖泊研究所集刊,第九号.北京:科学出版社,1993,48—626　高　光.水—沉积物界面氮、磷迁移转化过程研究[学位论文].中国科学院南京地理与湖泊研究所.19937　Garber K J,Hartm an R T.Internal phosphorus l oading to shallow Edinbro Lake in northwestern Pennsylvania.Hyd r obi olo-gia,1985,122(1):45—528　Lambertus L.Phosphorus accumulation in sediments and internal loading.Hydrobiol B ull,1986,20(1—2):213—2149　金相灿等.湖泊富营养化调查规范(第二版).北京:中国环境科学出版社,199010　范成新.太湖水体生态环境历史演变.湖泊科学,1996,8(4):297—30411　金相灿等著.中国湖泊环境(第二册).北京:海洋出版社,1995,11212　伍献文等.五里湖1951年湖泊学调查.水生生物学集刊,1962,(1):63—11313　薛　滨,瞿文川,吴艳宏等.太湖晚冰期—全新世气候、环境变化的沉积记录.湖泊科学,1998,10(2):30—3614　范成新.梅梁湖和五里湖水—沉积物界面物质交换.湖泊科学,1998,10(1):53—5815　Bel zile N,Pizarro J,et al,S ediment diffusive fluxes of Fe,M n,and P in a eutrophic lake:Contribution from lateral vs bot-tom sedimen ts.Aquatic Scienc es,1996,58(4):327—354The Vertical Distributions of Nitrogen and Phosphorus in the Sediment and Interstitial Water in Taihu Lake and Their InterrelationsFAN Cheng xin YANG Longyuan ZHANG Lu(Na njing Institute of Ge ography and Limnol ogy,Ch ines e Academy of Scienc es,Nanjing210008,P.R.China)AbstractThe contents of nitrogen and phosphorus and ferrous in the column sediments and their inter-stitial w ater were analy zed and compared in the m ain regions of Taihu Lake in1998.The results show that the upper layer(0—10cm)contained higher contents in TN and TP and than the low-er.And NH4-N and PO4-P in the interstitial w ater are a bit higher in the seriously-polluted w a-ters than those in the gently-polluted waters.However,those of the low er layers are slightly higher in the gently-polluted w aters than those in the seriously-polluted.It w as indicated that there was no distinct corresponding relationships betw een NH4-N/PO4-P co ntents in the intersti-tial w ater and TN/TP contents in the sediments.The ferrous concentratio n in the interstitial w a-ter is distinctly in positive correlation w ith NH4-N content(R=0.9234).Key Words　Interstitial w ater,nitrogen,phosphorus,vertical distributio n,Taihu Lake。

太湖水体温度时空变化规律的初步研究太湖，位于中国江苏省西北部，是一座造型美丽的湖景地貌，也是中国重要的研究对象。

由于气候变化、人类活动影响等因素的长期影响，太湖水质的变化特征及其变化规律具有重要的科学意义。

在水体温度变化的研究中，水体温度是极大影响水质变化的重要参数，它能说明水体动态温度场的空间分布和时间变化及其规律。

本文以太湖水体温度变化为主题，对太湖水体温度时空变化规律及其对水质变化的影响进行了初步研究。

一、太湖水体温度变化情况1、水深层温度变化太湖水深层温度变化可以分为上层温度和下层温度,由数据分析可知,太湖上层水温变化趋势呈现由低到高的态势,水温随深度增加而升高,一般而言,最高温度出现在 10m度处,而最低温度出现在0.5m度处;太湖下层水温变化趋势也呈现由低到高的态势,水温随深度增加而升高,但温度升高的值相对较低,一般而言,在 10m度处温度最低,而温度最高出现在 25m深度处。

2、季节性变化太湖水体温度在春夏两季表现出极大的不同，从数据分析上可以看出，太湖的上层水温季节性变化显著，分别在春季3月、夏季6月有最高水温，而在冬季有最低水温。

而下层水深温度没有明显的季节性变化，变化范围也较小，其变化趋势与上层水深温度几乎相同。

二、水体温度变化对水质变化的影响水体温度变化对水质变化有着重要的影响，水体温度变化对太湖水质的影响主要有两个方面：一是水温变化影响生物生长及营养物质的分布，影响当地的生态环境；二是水温高低影响着水的流动和传输，影响水的散失和污染物的迁移。

1、生物生长水体温度的变化不仅影响生物的生长，也会影响它们的营养物质的分布和吸收，对太湖水质产生一定影响。

由于水温突然变化，生物在发育生长过程中要经历低温和高温状态，如果水温在一定范围内变化，湖中生物会生长良好；但如果变化幅度较大，则会影响湖中生物的正常生长和活动，对湖水质产生不利影响。

2、水的散失和污染物的迁移水的温度的变化不仅会影响生物的生长，也会影响水的流动和传输，影响水的散失和污染物的迁移。

苏州太湖水体氮、磷含量及形态组成分析杨文晶;谈剑宏;姜宇【摘要】研究基于2016年10～12月对苏州太湖水域中氮、磷营养盐浓度的水质监测,分析了太湖水域各种形态氮、磷营养盐的含量、形态组成和变化分布特点.苏州太湖水域中总氮以溶解态氮为主,平均占比为77.7％,溶解态无机氮中以硝酸盐氮为主,全区水体中总磷以溶解态磷为主,占比为54.6％,溶解态磷中以溶解态无机磷为主.不同区域各种形态分配比例不一,并且由于环境条件复杂多变,各种形态的浓度变化范围较大.分析成果可为太湖水环境治理和恢复提供可靠的背景资料和技术支撑.【期刊名称】《江苏水利》【年(卷),期】2018(000)005【总页数】4页(P40-43)【关键词】氮;磷;形态组成;太湖【作者】杨文晶;谈剑宏;姜宇【作者单位】江苏省水文水资源勘测局苏州分局,江苏苏州 215011;江苏省水文水资源勘测局苏州分局,江苏苏州 215011;江苏省水文水资源勘测局苏州分局,江苏苏州 215011【正文语种】中文【中图分类】X8321 概述太湖位于长江中下游地区，是我国第三大淡水湖[1]。

近年来由于经济及人口的快速增长和城市化进程的加快，太湖的水质及富营养化问题愈发严重，对区域社会和经济的可持续发展产生了不利影响[2]。

太湖水环境治理已成为该地区的重点问题[3]。

氮、磷营养元素是湖泊生态系统中极其重要的生态因子，也是引发江河湖泊等永久性湿地发生富营养化的重要因子之一，不同形态氮、磷元素的空间分布格局显著影响着湖泊湿地的诸多生态过程[4]。

因此，了解太湖水体中氮、磷等生源要素的含量、形态组成和分布规律，是研究氮、磷营养元素行为微观过程的重要基础和前提，对于太湖水环境治理有重要的意义。

2 样品采集与检测2.1 样品采集对太湖苏州水域进行实地调查，在湖心区、胥湖和东太湖3个湖区各选了1个代表站，分别是平台山、胥湖中和东太湖（见图1），开展水质采样和监测工作。

采样时间为2016年10～12月，每月利用快艇等交通工具到湖中选定点位进行采样，共计采样31次，平均每月采样10次。