湖北省淦河十好桥控制流域降雨径流及非点源氮磷通量特征研究

丹江口水库入库河流总氮通量监测宋国强;殷明;张卫东;姜波【期刊名称】《环境科学与技术》【年(卷),期】2009(32)12【摘要】针对丹江口水库总氮超标问题，对作为主要集水区的汉库入库各河流进行了一整年的水量和水质同步监测。

结果表明：（1）主要河流入汉库总氮量共24503t／a，湖北和陕西两省入库总氮量比例总体上与水资源量比例相当，其中，汉江干流上游陕西来水入库总氮量占68．2％，湖北主要支流包括十堰堵河（18％）、神定河（7％）、泗河（4％）、官山河（O．9％）、浪河（0．7％）剑河（0．5％）和天河（0．5％）。

（2）入汉库总氮总量月变化与入库总水量变化一致，总氮入库量主要集中在5-9月，占全年的77％。

（3）根据各河流水环境容量和纳污特征，可将入库河流划分为容量型、点源污染型、农业面源型和混合型等四种类型。

建议对不同类型河流应采取不同控制对策，点面结合，综合防治。

【总页数】4页(P135-137)【关键词】丹江口水库;入库河流;总氮;通量;监测【作者】宋国强;殷明;张卫东;姜波【作者单位】湖北省环境监测中心站;十堰市环境监测站;丹江口市环境监测站【正文语种】中文【中图分类】X830.2【相关文献】1.不同水质评价方法的应用比较研究——以丹江口水库入库河流为例 [J], 夏凡;胡圣;龚治娟;卓海华2.珊溪水库支流总氮入库通量计算与研究 [J], 董旭;周慧慧3.丹江口水库水体氮的时空分布及入库通量 [J], 王书航;王雯雯;姜霞;赵丽;张博;吴德文;常乐4.丹江口水库及入库河流水质影响因素研究 [J], 孙志伟;卓海华;吴云丽;5.十堰市入库总氮对丹江口水库总氮浓度贡献的初步估算 [J], 宋国强;殷明;张文漫;张莺因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

近50年十好桥水文站径流变化特性分析作者：周栋罗黄来张凡来源：《长江技术经济》2022年第05期摘要：选用十好桥水文站1970—2020年径流资料，采用线性倾向估计法、滑动平均法、滑动t检验法、Yamamoto法、有序聚类法、Mann-Kendall检验等方法，分析十好桥水文站近50年径流变化特性。

结果表明：十好桥水文站年径流量呈增加趋势，年径流量倾向率为0.288×108m3/（10a）。

十好桥水文站年径流量在1986年左右出现了突变，突变不明显，突变原因是上游修建了景观拦河闸，引起径流特性的变化。

关键词：径流变化；线性倾向估计、滑动平均；滑动t检验；Yamamoto；有序聚类法；Mann-Kendall；咸宁十好桥中图法分类号：TV121.4 文献标志码：A1 概述金水河属长江中游干流右岸支流，发源于咸宁市通山县黄沙铺镇，入河口在武汉市江夏区金口街道。

金水河干流以斧头湖为界，斧头湖以上段称为淦河，斧头湖以下段称为金水河。

十好桥水文站位于淦河中游，上世纪七十年代至今，由于淦河流域气候条件的变化、涉河水利工程建设等原因，淦河的径流特性发生了一定的变化，有必要选取典型水文站点对淦河进行一次系统的径流特性分析。

本文选用十好桥水文站1970—2020年的径流资料，分析淦河的径流变化趋势性及突变性，为淦河流域的水资源可持续利用、城市防洪抗旱、及生态保护提供科学的依据[1]。

2 研究方法及数据来源2.1 研究方法十好桥水文站径流的趋势性分析采用线性倾向估计法和滑动平均法，突变性分析采用滑动t检验法、Yamamoto法、有序聚类法以及Mann-Kendall检验法。

各种方法主要原理如下。

2.1.1 线性倾向估计法线性倾向估计是通过建立径流量与时间两个变量之间的一元线性回归方程，判断径流量随时间的推移而发生的变化[2-3]。

当方程的斜率为正则表示两变量之间呈正比例的关系，斜率为负值则表示两变量之间呈反比例关系。

中国环境科学 2021,41(4)：1917~1924 China Environmental Science 武汉东湖沉积物好氧氨氧化微生物时空分布张志忠1,2,程德玺1,廖明军1,2,汪淑廉1,李祝1,2*(1.湖北工业大学土木建筑与环境学院,湖北武汉 430068；2.河湖生态修复及藻类利用湖北省重点实验室,湖北武汉 430068)摘要：采用实时荧光定量PCR(qPCR)技术,测定了武汉东湖沉积物中氨氧化古菌(AOA)和氨氧化细菌(AOB)氨单加氧酶基因(amoA)的丰度,并结合沉积物水体环境中各形态氮素的含量,分析氮素含量对AOA和AOB的时空分布的影响.结果显示, AOA amoA基因丰度大于AOB amoA基因丰度,表明AOA 对氨氧化过程的贡献较大.同时,AOA和AOB amoA基因丰度都随深度增加而降低.此外,间隙水的总氮、氨氮、硝酸盐氮以及亚硝酸盐氮浓度分别为6.28~33.56、2.71~22.7、0.12~0.98、0.01~0.13mg/L;上覆水的总氮、氨氮、硝酸盐氮以及亚硝酸盐氮平均浓度分别为1.68,0.79,0.16,0.04mg/L;表层水的总氮、氨氮、硝酸盐氮以及亚硝酸盐氮平均浓度分别为1.34,0.62,0.11,0.03mg/L,表明东湖东湖沉积物相对于水体呈营养盐可释放状态.相关性分析表明:AOA amoA基因丰度与间隙水氨氮和亚硝酸盐氮浓度呈显著正相关(P<0.05),AOB amoA基因丰度与间隙水亚硝酸盐氮(NO2--N)浓度呈显著正相关(P<0.05).关键词：实时荧光定量PCR；沉积物；氨氧化古菌；氨氧化细菌；丰度中图分类号：X524 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2021)04-1917-08Spatiotemporal distribution of aerobic ammonia-oxidizing microorganisms in sediments of Lake Donghu, Wuhan.ZHANG Zhi-zhong1,2, CHENG De-xi1, LIAO Ming-jun1,2, WANG Shu-lian1, LI Zhu1,2* (1.School of Civil Engineering, Architecture and Environment, Hubei University of Technology, Wuhan 430068, China；2.Hubei Key Laboratory of Ecological Remediation for Rivers-Lakes and Algal Utilization, Wuhan 430068, China). China Environmental Science, 2021,41(4)：1917~1924Abstract：The amoA gene abundances of ammonia-oxidizing archaea (AOA-amoA) and bacteria (AOB-amoA) in the sediments of Lake Donghu, Wuhan, was determined by the real-time quantitative polymerase chain reaction (qPCR). Moreover, the influence of nitrogen content on the temporal and spatial distribution of AOA and AOB was analyzed. The results showed that the abundance of AOA-amoA was higher than that of AOB-amoA, indicating greater contribution of AOA-amoA to the ammonia oxidation process. Meanwhile, the abundances of AOA-amoA and AOB-amoA decreased with elevated sediment depth. In addition, the concentrations of total nitrogen (TN), ammonia nitrogen (NH4+-N), nitrate nitrogen (NO3--N) and nitrite nitrogen (NO2--N) in interstitial water were 6.28~33.56, 2.71~22.7, 0.12~0.98 and 0.01~0.13mg/L, respectively. The average concentrations of TN, NH4+-N, NO3--N and NO2--N in overlying water were 1.68, 0.79, 0.16 and 0.04mg/L, respectively, while in surface water were 1.34, 0.62, 0.11 and 0.03mg/L, respectively. These results suggested that the sediments of Lake Donghu were important sources of nutrient. In addition, the abundance of AOA-amoA was positively correlated with the concentrations of NH4+-N and NO2--N in interstitial water (P<0.05), while the abundance of AOB-amoA was positively correlated with the concentration of NO2--N in interstitial water (P<0.05).Key words：qPCR；sediment；ammoxidation archaea；ammonia oxidizing bacteria；abundance沉积物作为湖泊水体中氮的重要“源”和“汇”,是水体中氮的主要贡献者[1-2].栖息于沉积物中的部分微生物通过参与氮循环过程,包括氮的固定、硝化作用、反硝化作用和氨氧化作用[3],促进氮的转化.其中氨氧化作用作为硝化作用的首要环节,是硝化过程的关键限速反应[4].氨氧化作用的速率取决于氨氧化古菌(AOA)和氨氧化细菌(AOB)的丰度[5].而AOA与AOB在不同的生境中,受温度、溶解氧、有机质、pH值、氮素浓度和盐度等环境因子的影响,两者的丰度、群落结构、多样性以及氨氧化效率等不尽相同[6-8],氨氧化微生物的分布与氮循环氨氧化过程之间的联系复杂.由于生理生化机制的差异,AOA与AOB具有不同的环境偏好[9-10].在大多数湖泊环境中,AOA的丰度均高于AOB[11-12],但也存在AOB的丰度高于AOA的情况[13-15].总体来说,AOA往往在低pH值、低氧和寡营养的条件下比AOB更占优势.在巢湖以及太湖的沉积物中,AOA的丰度与硝酸盐氮浓度呈收稿日期：2020-08-24基金项目：国家自然科学基金资助项目(51579092,51879099);国家重点基础研究项目(2016YFC0401702);广东省水利科技创新项目(2017—14)* 责任作者, 副教授,****************1918 中国环境科学 41卷显著负相关,AOB的丰度与氨氮和亚硝酸盐氮浓度呈显著正相关[14].而在若尔盖花湖的沉积物中,总氮、氨氮、硝酸盐氮以及亚硝酸盐氮与AOA的丰度均呈显著正相关[16].造成不同湖泊中氮素含量与好氧氨氧化微生物分布之间联系差异的原因尚不明确,需要进一步研究.根据近几年对武汉东湖各子湖水质的监测结果发现,牛巢湖水质为Ⅳ类,官桥湖水质为劣Ⅴ类,郭郑湖水质状况次于牛巢湖.其次,牛巢湖靠近风景区,周边污染源较少,官桥湖和郭郑湖靠近学校生活区,有利于对比研究.因此,本研究选取具有代表性的郭郑湖、官桥湖、牛巢湖作为研究对象,监测表层水、上覆水及沉积物间隙水中的氮素浓度.同时,采集沉积物泥样提取泥样中微生物的DNA,采用实时荧光定量PCR 技术,以功能基因amoA作为分子标记,定量分析沉积物中AOA和AOB amoA基因丰度.研究AOA和AOB 在沉积物中不同时空以及深度下的分布特征,分析其与表层水、上覆水和沉积物间隙水中氮素浓度之间的相关性.旨在揭示武汉东湖不同营养水体中氨氧化微生物的动态变化,为进一步研究湖泊沉积物氮循环机理和开展湖泊生态修复提供理论参考.1材料与方法1.1样品采集本研究以东湖为研究对象,在东湖子湖郭郑湖(采样点A)、官桥湖(采样点B)和牛巢湖(采样点C)各设置一个采样点(图1).采样坐标为A:(30°33'19''N, 114°23’26''E);B:(30°31'51''N,114°23'31''E); C:(30°33'39''N, 114°25'43''E).采样时间为2016年7月30日、2016年11月28日、2017年4月4日及2017年9月10日,分别代表夏(SU)、冬(WI)、春(SP)、秋(AU)4个季节.沉积物采样的同时采集表层水、上覆水和间隙水.A(30°33′19″N,114°23′26″E)(30°31′51″N,114°23′31″E)BC(30°33′39″N,114°25′43″E)图1 东湖采样点Fig.1 Sampling sites in Lake Donghu1.2理化性质测定以《水和废水监测分析方法》第四版[17]方法测定硝酸盐氮(NO3--N)、亚硝酸盐氮(NO2--N)、氨氮(NH4+-N)以及总氮(TN).参考国标《CJ/T221-2005》[18]方法测定沉积物含水率.1.3 AOA和AOB丰度测定1.3.1 沉积物DNA的提取参考陆诗敏等[19]报道的方法,提取沉积物中总基因组.以λ-Hind DNAⅢMaker为标准,在1%的琼脂糖凝胶电泳上进行检测,观察目的基因是否有条带,用Nanodrop ND-1000测定样品的浓度及纯度,-20℃保存,以待后续分析.表1氨氧化微生物amoA基因PCR扩增引物及条件Table 1 Primers and procedures for PCR amplification of amoA genes目的基因引物引物序列(5’-3’) 反应条件AOA amoA CrenamoA23f CrenamoA616rATGGTCTGGCTWAGACGGCCATCCABCKRTANGTCCA[20]95,30s;(95,5s,53,1min,72,1min)×35℃℃℃℃AOB amoA amoA-1F amoA-2RGGGGTTTCTACTGGTGGTCCCCTCKGSAAAGCCTTCTTC[21]95,30s,(95,5s,54,35s,72,1min)×35℃℃℃℃1.3.2 标准质粒的构建 AOA和AOB所用的PCR 引物、扩增的目的片段及扩增条件见表1,扩增体系为:2μL模板,上下游引物各0.25μL (10μmol/L), 2× Taq Master Mix 10μL加上无菌双蒸水补足至20μL. PCR产物经切胶纯化后,用DNA连接试剂盒将纯化后的PCR产物连接到pMD18-T载体上,产物再经过转化、筛选后测序.AOA和AOB amoA序列的阳性质粒克隆菌株用LB液体培养基扩大培养,用TIAN prep Mini Plasmid Kit质粒小提试剂盒提取质粒备用.1.3.3AOA和AOB amoA基因丰度测定采用SYBR Green法进行qPCR,反应体系使用SYBR Premix Ex TaqTMⅡ替代普通PCR反应体系中的4期 张志忠等：武汉东湖沉积物好氧氨氧化微生物时空分布 19192×Taq Master Mix,其余条件与普通PCR 相同,得到标准曲线.每次扩增都设置阴性对照组,分别对4个季节中3个子湖的不同分层沉积物样品中的AOA 和AOB amoA 基因进行扩增,得到每个样品提取的DNA 中amoA 基因丰度. 1.4 数据处理与分析利用Originpro 2019b 软件对东湖表层水、上覆水以及间隙水理化指标数据进行处理,利用SPSS 22.0统计分析软件对丰度和环境因子数据进行方差分析和相关性分析. 2 结果与分析 2.1 表层水、上覆水和间隙水不同季节氮含量的变化如图2(a)所示,表层水的总氮、氨氮、硝酸盐氮以及亚硝酸盐氮平均浓度分别为1.34,0.62,0.11, 0.03mg/L.在4个季节中,官桥湖的表层水中硝酸盐氮、亚硝酸盐氮、氨氮和总氮的含量均显著高于郭郑湖和牛巢湖(P <0.05).对于不同的季节而言,3个子湖表层水中春季总氮含量最高,而秋季总氮含量最低.对于同一子湖的表层水,3种无机氮中氨氮含量明显高于硝酸盐氮和亚硝酸盐氮的含量,且氨氮的含量与总氮含量变化一致,而硝酸盐氮和亚硝酸盐氮的含量较低且无明显变化趋势.如图2(b),上覆水的总氮、氨氮、硝酸盐氮以及亚硝酸盐氮平均浓度分别为1.68,0.79,0.16,0.04mg/ L.与表层水相似,在4个季节中官桥湖的上覆水中硝酸盐氮、亚硝酸盐氮、氨氮和总氮的含量均显著高于牛巢湖和郭郑湖(P <0.05).同时,官桥湖春季上覆水中总氮含量远高于其它季节,而郭郑湖和牛巢湖的上覆水在不同季节中的氮含量无明显差异(P > 0.05).同样地,上覆水中3种无机氮中氨氮含量最高,且氨氮含量的变化趋势与总氮一致,而硝酸盐氮和亚硝酸盐氮的含量较低且无明显变化趋势.如图2(c),间隙水的总氮、氨氮、硝酸盐氮以及亚硝氮浓度分别为6.28~33.56、2.71~22.7、0.12~ 0.98、0.01~0.13mg/L.分析3个子湖表层沉积物(0~ 5cm)间隙水在不同季节氮含量的变化,发现氮的各种存在形态在间隙水中的含量比在表层水和上覆水中的含量高.官桥湖的表层沉积物间隙水中氨氮和总氮的含量显著高于牛巢湖和郭郑湖(P <0.05),而硝酸盐氮和亚硝酸盐氮的含量在3个子湖中则无明显差异(P >0.05).对于同一子湖中无机氮的含量,氨氮含量最高,其次是硝酸盐氮,亚硝酸盐氮含量最低.综上分析,硝酸盐氮和亚硝酸盐氮的含量在表层水、上覆水和间隙水中无明显差异;而对于总氮和氨氮的含量依次是间隙水>上覆水>表层水.表明3个子湖的氨氮在4个季节中不断由沉积物向湖水中释放,导致湖水中氨氮和总氮浓度不断上升,这可能是东湖一直处于重度污染的内在原因.图2 不同季节研究水体中4种氮素含量变化情况Fig.2 Changes of four nitrogen contents in water in different seasons2.2 AOA 与AOB amoA 基因丰度时空分布特征东湖3个子湖中AOA 与AOB 丰度有明显的季节差异性;同时,在沉积物的分层采样结果中发现,丰度随空间变化较大,结果见图3.1920 中 国 环 境 科 学 41卷不同季节中AOA amoA 基因丰度不同,春季的丰度为4.50×105~3.68×108copies/g,夏季的丰度为8.07×105~1.58×108copies/g,秋季的丰度为6.21×105~ 4.99×108copies/g,冬季的丰度为8.27×105~4.13× 108copies/g.同样的,AOB amoA 基因丰度在不同的季节也明显不同,春夏秋冬4个季节中AOB amoA 基因丰度分别为1.14×105~5.32×106,1.66×104~1.14× 106,9.57×104~4.21×106和5.18×104~8.89×105copies/ g.总体来看,AOA amoA 基因丰度在夏季最高,而在其它3个季节无明显差异(P >0.05);AOB amoA 基因丰度在春季最高,冬季最低,而在其它2个季节无明显差异(P >0.05).不同深度沉积物的AOA amoA 基因丰度见图3(a)~(d).表层沉积物丰度为 2.38×106~4.99× 108copies/g,中层沉积物AOA amoA 基因丰度为6.21×105~1.25×108copies/g,底层沉积物丰度为4.50× 105~5.06×107copies/g.在东湖的3个子湖中,夏季AOA amoA 基因丰度随着采样深度的增加而降低,官桥湖的AOA amoA 基因丰度比郭郑湖和牛巢湖高(图3a).而在春、秋和冬季,AOA 主要存在于表层沉积物中(0~5cm),而在5cm 以下的深度,基本无AOA 的存在,且都在0~1cm 深度时AOA 丰度最大;在这3个季节中,在0~1cm 深度均是官桥湖中AOA amoA 基因丰度最高,郭郑湖次之,牛巢湖最低(图3b -d).图3 不同季节研究区域沉积物中AOA 和AOB amoA 基因丰度垂直分布Fig.3 The vertical distribution of amoA gene abundance of AOA and AOB in sediments of different seasons不同深度沉积物的AOB amoA 基因丰度见图3(e)~(h).表层沉积物AOB amoA 基因丰度为1.25×105~5.32×106copies/g,中层和底层沉积物AOB amoA 基因丰度分别为7.31×104~7.68×105copies/g 和1.66×4期张志忠等：武汉东湖沉积物好氧氨氧化微生物时空分布 1921104~5.15×105copies/g.在夏季和冬季,3个子湖不同深度(0~20cm)沉积物中均有AOB的分布,表层(0~5cm)AOB amoA基因丰度最高;在夏季最高的是郭郑湖,而冬季最高的是官桥湖.在春季和秋季,AOB 主要分布在0~4cm深度,同样是在表层(0~1cm)最高;在春季最高的是官桥湖郭郑湖,而冬季最高的是郭郑湖.2.3 AOA/AOB(amoA基因丰度比)在所有采样点中,AOA amoA基因丰度均高于AOB,AOA/AOB为2~546.相关性分析表明,AOA amoA基因丰度与AOB amoA基因丰度呈极显著正相关(P<0.01,相关系数为0.572).如图4所示,郭郑湖和牛巢湖的AOA/AOB在夏季均呈现先增加后降低的变化趋势,郭郑湖AOA/AOB在15~20cm达到峰值(图4a),而牛巢湖AOA/AOB在10~15cm达到峰值(图4c).在其他季节,AOA/AOB在不同深度变化不大.图4 不同子湖AOA/AOB(amoA基因丰度比)垂直变化Fig.4 Vertical variation of AOA/AOB(ratio of amoA gene abundance) in different sub-lakes2.4 氨氧化微生物amoA基因丰度与间隙水理化性质相关性如表2所示,夏季AOA amoA基因丰度与间隙水氨氮和亚硝酸盐氮浓度呈极显著正相关(P<0.01), AOB amoA基因丰度与间隙水氨氮和亚硝酸盐氮浓度呈极显著正相关(P<0.01);冬季AOA amoA基因丰度与间隙水氨氮浓度呈显著正相关(P<0.05),AOB amoA基因丰度与间隙水亚硝酸盐氮浓度呈显著正相关(P<0.05);AOA/AOB与间隙水硝酸盐氮呈显著正相关(P<0.05);秋季AOA/AOB与氨氮呈显著负相关(P<0.05).按照不同沉积物层数来分类,中层沉积物AOA amoA基因丰度与间隙水氨氮浓度呈显著正相关(P<0.05).按照不同子湖来分类,官桥湖AOA和AOB amoA基因丰度均与间隙水氨氮和亚硝酸盐氮浓度呈极显著正相关(P<0.01),AOB amoA基因丰度与间隙水总氮浓度呈显著负相关(P<0.05),AOA/AOB与氨氮呈显著正相关(P<0.05).表2 AO A和AOB amoA基因丰度与间隙水氮浓度皮尔逊相关系数Table 2 Pearson correlation coefficients between AOA andAOB amoA gene abundance and nitrogen content ininterstitial water项目 AOAamoA基因丰度AOB amoA基因丰度AOA/AOB硝酸盐氮0.097 0.136-0.242*亚硝酸盐氮0.294** 0.215*0.100氨氮 0.215* 0.103 0.127总氮-0.101 -0.177 0.100注:* P<0.05 ; **P<0.01.1922 中国环境科学 41卷3 讨论AOA和AOB广泛生存于水生环境中, 氨氮作为氨氧化微生物的基质,与氨氧化微生物丰度关系密切[22].一般而言,在低氨的贫营养水体中,AOA占绝对优势[23],而AOB生长受到限制.适当提高氨氮浓度会提高AOA的生长速率[24].3个子湖间隙水中,官桥湖的氨氮要显著高于郭郑湖和牛巢湖,这很可能是官桥湖沉积物中AOA远高于其他2个子湖的原因.同时,3个子湖不同季节不同深度的沉积物中, AOA amoA基因丰度高于AOB,可能是由于3个子湖间隙水的氨氮浓度为2.71~22.7mg/L,有利于AOA 生存而限制AOB生长[25].因此推测东湖属于一个低氨氮环境,导致AOB生长受氨氮影响被抑制.AOA 处于优势地位,表明AOA可能在东湖沉积物氨氧化过程中发挥着主要作用.湖泊沉积物生境较为复杂,也存在其他环境因子对氨氧化微生物分布有不同程度影响的可能性,在目前的研究中已发现NO3--N、NH4+-N、TOC 、TP、TN和pH值等因素对AOA amoA基因丰度的影响较多,AOB amoA 基因丰度受NO3--N、NH4+-N和pH值的影响更多[22].夏季AOA amoA基因丰度与间隙水氨氮和亚硝酸盐氮浓度呈极显著正相关,冬季AOA amoA基因丰度只与间隙水氨氮浓度呈显著正相关,原因可能是冬季温度低,AOA的代谢活性降低,较少的氨氮转化为亚硝酸盐氮,导致亚硝酸盐氮的浓度降低.夏冬季节AOB amoA基因丰度与间隙水氨氮和亚硝酸盐氮浓度分别呈极显著正相关和显著正相关,表明温度变化对AOB的代谢活性影响不大.而在沉积物不同分层水平上,仅中层沉积物AOA amoA基因丰度与间隙水氨氮浓度呈显著正相关,这可能与沉积物中溶解氧和有机质有关.对于不同子湖,官桥湖AOA和AOB amoA基因丰度均与间隙水氨氮和亚硝酸盐氮浓度呈极显著正相关.3个子湖中官桥湖水质最差、富营养化最严重,可能是由于官桥湖间隙水的氨氮浓度适宜氨氧化微生物生长,而亚硝酸盐氮浓度对好氧氨氧化微生物无明显的抑制作用.不同季节带来的温度差异会影响AOA和AOB amoA基因丰度.在3个子湖表层和中层沉积物中,AOA amoA基因丰度在夏季明显高于其他3个季节.这与Auguet等[26]人在研究高山湖泊中泉古菌分布规律时发现的AOA amoA基因丰度在夏季最高,在春季和冬季均有下降趋势相一致. 在东湖表层沉积物中,AOB amoA基因丰度在冬季显著低于其他3个季节,在春季显著高于其他3个季节.不同季节对于AOB amoA基因丰度的影响因素可能在于温度的差异.温度是影响AOB分布的关键性因素,同时随着季节的变化,氨浓度和pH值也会改变,从而影响AOB的群落结构[27].Avrahamk等[28]人发现,在土壤中的湿度、氨氮和pH值处于稳定状态时,AOB amoA 基因丰度以及其硝化活性在15~25℃时最高.这与Godde等[29]研究的N2O释放率中温时低而低温时高的结论恰好相反,其原因可能在于两者所研究对象的营养水平不同.因此,在研究氨氧化微生物不同季节分布特征时,各种因素对其的影响情况不能一概而论,应结合实地水文、水质等情况深入研究.普遍发现在空间垂直方向上,随着沉积物深度的增加,AOA与AOB amoA基因丰度均有下降的趋势[16,30-32],本研究中AOA与AOB amoA基因丰度在垂直方向上的变化趋势亦是如此,这可能与溶解氧浓度的变化有关.AOA和AOB均属于好氧型,随深度的增加,溶解氧浓度逐渐降低,amoA基因丰度逐渐减少.在东湖沉积物中,AOA和AOB amoA基因丰度都在0~1cm最高,在前3cm迅速下降,然后趋于平缓.这表明表层沉积物与上覆水氧气交换频繁,溶解氧浓度相对较高,该趋势与其他关于氨氧化微生物垂直分布的研究结论一致[33-34].对于同一季节,秋季的官桥湖和郭郑湖以及冬季的官桥湖沉积物中随着深度增加,AOA/AOB呈上升的趋势.这与AOA比AOB更适于厌氧浓度条件有关[35].亚硝酸盐氮作为氨氧化反应的产物,其浓度也会影响AOA和AOB amoA基因丰度[36].本研究中发现AOA/AOB与硝酸盐氮呈显著负相关. AOA 广泛地分布于海洋、土壤、沉积物这样的中好氧到缺氧的环境中[37],相比于AOB, AOA更适应缺氧的环境,硝酸盐氮作为硝化反应的最终产物,其浓度一定程度上反映了氧气浓度的多少,硝化速率越低的区域其溶解氧一般越低,而AOA比AOB更耐低氧环境,所以硝酸盐氮越低的区域,其AOA/AOB反而较高.湖泊沉积物中氮循环相关的微生物受多种环境因子的影响,比如溶解氧以及有机质含量.溶解氧4期张志忠等：武汉东湖沉积物好氧氨氧化微生物时空分布 1923会影响氨氧化微生物的丰度,进而影响间隙水氨氮的浓度;高的有机质含量会使异养细菌(如硝化细菌)的丰度增加,从而降低亚硝酸盐氮的浓度,减低亚硝酸盐氮对好氧氨氧化微生物的产物抑制作用.从而达到增加氨氧化微生物的氨氧化活性,降低氨氮浓度的目的.因此可以通过生物法如种植水生植物使溶解氧含量升高,以及向湖泊沉积物投加外源碳增加有机质含量等措施来实现定向促进氨氮向亚硝酸盐氮的转化.4 结论4.1 武汉东湖不同水层各营养盐(氮)浓度表现为间隙水>上覆水>表层水, 上覆水的总氮和氨氮浓度显著高于表层水,显示东湖沉积物相对于水体呈营养盐可释放状态.4.2 武汉东湖沉积物中AOA amoA基因丰度为4.50×105~4.99×108copies/g,AOB amoA基因丰度为1.66×104~5.32×106copies/g,AOA/AOB amoA基因丰度比为2~546,AOA可能在东湖沉积物氨氧化过程中发挥着主要作用.4.3 AOA和AOB amoA基因丰度随沉积物深度增加而降低.在夏季,AOA amoA基因丰度在15cm以上的沉积物中下降速率更快,AOB amoA基因丰度在15cm以上的沉积物中下降速率更快,其他3个季节普遍在前3cm快速下降,之后趋于平缓.4.4 AOA amoA基因丰度与间隙水氨氮和亚硝酸盐氮浓度呈显著正相关(P<0.05);AOB amoA基因丰度与间隙水亚硝酸盐氮浓度呈显著正相关(P<0.05); AOA/AOB amoA基因比值与间隙水硝酸盐氮呈显著负相关(P<0.05).参考文献：[1] 朱元荣,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.Zhu Y R, Zhang R Y, Wu F C. Geochemical characteristics and influence to overlying water of nitrogen in the sediments from Dianchi Lake [J]. China Environmental Science, 2011,31(6):978-983.[2] 吉芳英,颜海波,何强,等.龙景湖龙景沟汇水区沉积物-水界面氮形态空间分布特征 [J]. 中国环境科学, 2015,35(10):3101-3107.Ji F Y, Yan H B, He Q, et al. Distribution of nitrogen speciation at the sediment-water interface in Longjinggou Catchment Area of Longjinghu Lake [J]. China Environmental Science, 2015,35(10): 3101-3107.[3] 刘正辉,李德豪.氨氧化古菌及其对氮循环贡献的研究进展 [J]. 微生物学通报, 2015,42(4):774-782.Liu Z H, Li D H. Ammonia-oxidizing archaea and their contribution to global nitrogen cycling: a review [J]. Microbiology China, 2015, 42(4):774-782.[4] 郭佳.典型环境因子对硝化作用和氨氧化微生物生理生态的影响[D]. 重庆:西南大学, 2016.Guo J. The influence of typical environmental factors on nitrification and physiological ecology of ammonia-oxidazers [D]. Chongqing: Southwest University, 2016.[5] 苏瑜,王为东.我国北方四类土壤中氨氧化古菌和氨氧化细菌的活性及对氨氧化的贡献 [J]. 环境科学学报, 2017,37(9):3519-3527.Su Y, Wang W D. Activity of AOA and AOB and their contributions to ammonia oxidization in four soils in North China [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017,37(9):3519-3527.[6] Zheng Y L, Hou L J, Newell S, et al. Community Dynamics andActivity of Ammonia-oxidizing Prokaryotes in Intertidal Sediments of the Yangtze Estuary [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2014,80(1):408-419.[7] Liu S, Shen L D, Lou L P, et al. Spatial Distribution and FactorsShaping the Niche Segregation of Ammonia-Oxidizing Microorganisms in the Qiantang River, China []. Applied and Environmental Microbiology, 2013,79(13):4065-4071.[8] Vissers E W, Anselmetti F S, Bodelier P L E, et al. Temporal andspatial coexistence of archaeal and bacterial amoA genes and gene transcripts in Lake Lucerne [J]. Achaea, 2013,2013(12):289478.[9] Martens-Habbena W, Berube P M, Urakawa H, et al. Ammoniaoxidation kinetics determine niche separation of nitrifying Archaea and Bacteria [J]. Nature, 2009,461(7266):976-979.[10] Erguder T H, Boon N, Wittebolle L, et al. Environmental factorsshaping the ecological niches of ammonia-oxidizing archaea [J].FEMS Microbiology Reviews, 2009,33(5):855-869.[11] Herrmann M, Saunders A M, Schramm A. Effect of lake trophic statusand rooted macrophytes on community composition and abundance of ammonia-oxidizing prokaryotes in freshwater sediments [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2009,75(10):3127-3136.[12] Auguet J C, Triadó-Margarit X, Nomokonova N, et al. Verticalsegregation and phylogenetic characterization of ammonia-oxidizing Archaea in a deep oligotrophic lake [J]. The ISME Journal, 2012,6(9): 1786-1797.[13] Wu Y C, Xiang Y, Wang J J , et al. Heterogeneity of archaeal andbacterial ammonia-oxidizing communities in Lake Taihu, China [J].Environmental Microbiology Reports, 2010,2(4):569-576.[14] Hou J, Song C L, Cao X Y, et al. Shifts between ammonia-oxidizingbacteria and archaea in relation to nitrification potential across trophic gradients in two large Chinese lakes (Lake Taihu and Lake Chaohu) [J].Water Research, 2013,47(7):2285-2296.[15] J iang H C, Dong H L, Yu B S, et al. Diversity and abundance ofammonia-oxidizing archaea and bacteria in Qinghai Lake, Northwestern China [J]. Geomicrobiology J ournal, 2009,26(3): 199-211.[16] 丁浩,徐慧敏,苏芮,等.若尔盖花湖沉积物氨氧化与反硝化功能基因丰度垂向分布特征及其环境响应 [J]. 环境科学学报, 2019, 39(10):3482-3491.1924 中国环境科学 41卷Ding H, Xu H M, Su R, et al. Vertical distribution and environmental response of the abundance of ammonia-oxidizing and denitrifying functional genes in sediments of Huahu Lake in Zoige [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019,39(10):3482-3491.[17] 国家环境保护总局.水和废水监测分析方法 [M]. 北京:中国环境科学出版社, 2002:258-285.State Environmental Protection Administration. Water and Wastewater Monitoring and Analysis Methods [M]. Beijing:China Environmental Press, 2002:258-285.[18] CJ/T 221-2005 城市污水处理厂污泥检验方法 [S].C/T 221-2005 Determination method for municipal sludge in wastewater treatment plant [S].[19] 陆诗敏.淡水养殖池塘环境中氨氧化微生物的研究 [D]. 武汉:华中农业大学, 2014.Lu S M. Study on the ammonia-oxidizing microorganisms in the freshwater aquaculture pond environment [D]. Wuhan;Huazhong Agricultural University, 2014.[20] ian Y, iang H, Dong H, et al. amoA-encoding archaea andthaumarchaeol in the lakes on the northeastern Qinghai-Tibetan Plateau, China [J]. Frontiers in Microbiology, 2013,4(329):329. [21] Ju X, Wu S, Huang X, et al. How the novel integration of electrolysisin tidal flow constructed wetlands intensifies nutrient removal and odor control [J]. Bioresour Technol, 2014,169:(605-613)[22] 贾仲君,翁佳华,林先贵,等.氨氧化古菌的生态学研究进展 [J]. 微生物学报, 2010,50(4):431-437.J ia Z G, Weng J H, Lin X G, et al. Microbial ecology of archaeal ammonia oxidation—A review [J]. Acta Microbiologica Sinica, 2010,50(4):431-437.[23] Yang Y Y, Zhang J G, Zhao Q, et al. Sediment Ammonia-OxidizingMicroorganisms in Two Plateau Freshwater Lakes at Different Trophic States. [J]. Microbial ecology, 2016,71(2):257-265.[24] 王萃.密云水库库滨区土壤和底泥中氨氧化微生物的群落特征及与环境因子的响应关系 [D]. 北京:首都师范大学, 2014.Wang C. Community characteristics of ammonia-oxidizing microorganisms and their response to environmental factors in soil and sediment of Miyun Reservoir riparian area [D]. Beijing: Capital Normal University, 2014.[25] 周磊榴,祝贵兵,王衫允.洞庭湖岸边带沉积物氨氧化古菌的丰度、多样性及对氨氧化的贡献 [J]. 环境科学学报, 2013,33(6):41-47.Zhou L L, Zhu G B, Wang S Y. Abundance, biodiversity and contribution to ammonia oxidization of ammonia-oxidizing archaea in littoral sediments of Dongting Lake [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2013,33(6):41-47.[26] Auguet J C, Casamayor E O. A hotspot for cold crenarchaeota in theneuston of high mountain lakes [J]. Environmental Microbiology, 2008,10(4):1080-1086.[27] 董莲华,杨金水,袁红莉.氨氧化细菌的分子生态学研究进展 [J]. 应用生态学报, 2008,19(6):81-85.Dong L H, Yang J S, Yuan H L. Research progress in molecularecology of ammonia-oxidizing bacteria []. Chinese ournal of Applied Ecology, 2008,19(6):81-85.[28] Avrahamk S, Liesack W, Conrad R. Effects of temperature andfertilizer on activity and community structure of soil ammonia oxidizers [J]. Environmental Microbiology, 2003,5(8):691–705. [29] Godde M, Conrad R. Immediate and adaptational temperature effectson nitric oxide production and nitrous oxide release from nitrification and denitrification in two soils [J]. Biology & Fertility of Soils, 1999,30(1/2):33-40.[30] Lipsewers Y A, Hopmans E C, Meysman F J R, et al. Abundance andDiversity of Denitrifying and Anammox Bacteria in Seasonally Hypoxic and Sulfidic Sediments of the Saline Lake Grevelingen. [J].Frontiers in microbiology, 2016,7(1661):1-15.[31] Mylène H, Sandrine E, Antoine B, et al. Dynamics of ammonia-oxidizing Archaea and Bacteria in contrasted freshwater ecosystems [J]. Research in Microbiology, 2013,164(4).[32] 郑鹏飞,张晓黎,龚骏.大叶藻(Zostera marina)海草床沉积物细菌和古菌丰度及组成的垂直剖面特征 [J]. 微生物学通报, 2020,47(6): 1662-1674.Zheng P F, Zhang X L, Gong J. Vertical patterns of bacterial and archaeal abundance and community Vertical patterns of bacterial and archaeal abundance and community [J]. Microbiology China, 2020, 47(6):1662-1674.[33] 古小治,张启超,孙淑雲,等.富氧-缺氧过程对氧气分布及交换过程影响 [J]. 中国环境科学, 2015,35(5):1495-1501.Gu X Z, Zhang Q C, Sun S Y, et al. Influence of anaerobic and aerobic processes on bottom oxygen dynamic and exchange process across sedimentwater interface [J]. china environmental science, 2015,35(5): 1495-1501.[34] 于少兰,乔延路,韩彦琼,等.好氧氨氧化微生物系统发育及生理生态学差异 [J]. 微生物学通报, 2015,42(12):2457-2465.Yu S L, Qiao Y L, Han Y Q, et al. Differences between ammonia- oxidizing microorganisms in phylogeny and physiological ecology [J].Microbiology China, 2015,42(12):2457-2465.[35] Abell G C, Banks J, Ross D J, et al. Effects of estuarine sedimenthypoxia on nitrogen fluxes and ammonia oxidizer gene transcription [J]. Fems Microbiology Ecology, 2011,75(1):111-122.[36] 鲍林林,陈永娟,王晓燕.北运河沉积物中氨氧化微生物的群落特征[J]. 中国环境科学, 2015,35(1):179-189.Bao L L, Chen Y , Wang X Y. Diversity and abundance of ammonia-oxidizing prokaryotes in surface sediments in Beiyun River [J]. china environmental science, 2015,35(1):179-189.[37] Wang X L, Han C, Zhang J B, et al. Longterm fertilization effects onactive ammonia oxidizers in an acid upland soil in China [J] Soil Biology and Biochemistry, 2015,84:28-37.作者简介：张志忠(1996-),男,湖北仙桃人,湖北工业大学硕士研究生,主要研究方向环境微生物生态.发表论文1篇.。

应用生态学报　2009年11月　第20卷　第11期 Chinese Journal of App lied Ecol ogy,Nov.2009,20(11):2799-2805三峡水库香溪河库湾底泥中总氮、总磷含量的时空分布3张　敏1,2　徐耀阳1,2　邵美玲1　蔡庆华133(1中国科学院水生生物研究所淡水生态与生物技术国家重点实验室,武汉430072;2中国科学院研究生院,北京100049)摘　要　2004年10月—2006年7月,对三峡水库香溪河库湾底泥中总氮(T N)、总磷(TP)含量的时空分布特征及其影响因素进行了分析.结果表明:香溪河库湾底泥中T N、TP含量均表现为“中间高,两头低”的空间分布规律,其中,T N含量最高值为1108mg・g-1,出现在库湾中部区域,最低值为0189mg・g-1,出现在河口附近区域;TP含量最高值为1107mg・g-1,最低值为0180mg・g-1,分别出现在库湾中部和库尾.T N含量按秋季、冬季、春季的顺序依次降低,从春季到夏季则大幅上升,夏季达最高值;TP含量的季节波动较小,以春季最高.研究区底泥中T N、TP含量的年际差异均达显著水平.香溪河库湾底泥中总氮、总磷含量的空间分布主要受水体中悬浮物质沉积率的影响,沉积率较高区域的T N、TP含量较高;T N含量的季节波动主要受上游来水量季节变化的影响,而TP含量的季节变化主要源于点源污染.关键词　底泥　营养物质　时空分布　香溪河库湾　三峡水库文章编号　1001-9332(2009)11-2799-07　中图分类号　Q17815　文献标识码　ASpa ti ote m pora l d istr i buti on of tot a l n itrogen and tot a l phosphorus i n sed i m en ts of X i a ngx iBay,Three Gorges Reservo i r.Z HANG M in1,2,XU Yao2yang1,2,SHAO Mei2ling1,CA I Q ing2hua1(1S tate Key L aboratory of F reshw ater Ecology and B iotechnology,Institute of Hydrobiology,Chinese A cade m y of Sciences,W uhan430072,China;2Graduate U niversity of Chinese A cade m y ofSciences,B eijing100049,China).2Ch in.J.A ppl.Ecol.,2009,20(11):2799-2805.Abstract:The s pati ote mporal distributi on of t otal nitr ogen(T N)and t otal phos phorus(TP)in sed2i m ents of Xiangxi Bay,Three Gorges Reservoir was investigated fr om Oct ober2004t o July2006,with related affecting fact ors analyzed.The T N and TP concentrati ons in the sedi m ents were higherin the m iddle stretch but l ower in the t w o edges of the Bay.The maxi m um value of T N concentrati on(1108mg・g-1)appeared in the m iddle part of the Bay,and the m ini m um(0189mg・g-1)oc2curred at the adjacent areas t o the river mouth;while the maxi m u m value of TP concentrati on(1107mg・g-1)appeared in the m iddle,and the m ini m u m(0180mg・g-1)was in the edges of theBay.The T N concentrati on decreased in the sequence of autu mn-winter-s p ring,but increasedfr om s p ring t o summer dra matically;while the seas onal variati on of TP concentrati on was not verysignificant,with the maxi m u m occurred in s p ring.Significant inter2annual variati ons were observedin the T N and TP concentrati ons.The s patial distributi ons of T N and TP concentrati ons were mainlyaffected by the sedi m entati on of sus pended matter.I n the regi ons where sedi m entati on rate washigh,the T N and TP concentrati ons were als o very high.The seas onal fluctuati on of T N concentra2ti on was mainly affected by river discharge,while that of TP concentrati on was mainly affected bypoint s ource polluti on.Key words:sedi m ent;nutrient;s pati ote mporal distributi on;Xiangxi Bay;Three Gorges Reser2voir.3国家自然科学基金项目(40671197)、中国科学院知识创新工程重要方向性项目(KZ CX22Y W2427)和国家重点实验室专项经费项目(2008F BZ02)资助.33通讯作者.E2mail:qhcai@2009204222收稿,2009209209接受. 底泥是淡水生态系统的重要组分,在水生态系统中充当着“源”与“汇”的角色,它不断地接纳水体中沉积下来的颗粒物质,又不断地向水体中释放营养[1],在水生态系统的物质循环和能量流动过程中发挥着重要作用.底泥中各种营养物质的不断积累,会引起底栖生境的改变,对生存在其中的底栖生物产生重要影响[2].此外,在某些水动力条件下,沉积的营养物质又会随着表层与底层水的混合而进入上层水体,从而为浮游植物的生存提供必要的营养[3],因而可能引起或加重水体的富营养化程度.以往对湖泊及海洋中底泥的研究已十分广泛[3-5],尤其是一些浅水湖泊更易受风力等外界因素的干扰而导致底泥营养物质向上层水体释放,因而更受关注[6-7].目前对水库特别是底泥的研究相对较少[8-9]尤其是因截流江河所建成的水库,其建成会引发一系列生态环境的改变,如主河道水文条件的改变等,使水库在纵向上产生不同的沉积结构[8],导致底泥中各种物质也在纵向上产生相应的分区,进而影响整个生态系统的变化.香溪河发源于神农架林区,全长94km,流域面积3099k m2,拥有九冲河、古夫河、高岚河三大支流[10],是三峡水库湖北库区较靠近坝首的最大支流.自2003年三峡水库蓄水后,香溪河下游受长江回水的顶托而形成库湾,长约20km.香溪河库湾形成后,水流变缓、水深加大、水体滞留时间延长,使水体中营养物质更易向底部沉积[9],从而在纵向上产生不同的沉积特征,导致底泥中营养物质空间分布的差异.目前,有关香溪河库湾底泥的相关研究非常少,仅付长营等[11]对库湾沉积物对磷的吸附释放特征进行过研究,而对于其中营养物质空间分布的研究尚属空白.本文分析了2004年10月—2006年7月香溪河库湾底泥中总氮、总磷含量及其时空分布特征,并初步讨论了造成这种分布的原因,以期为库湾水生态系统的管理与保护提供科学依据.1　材料与方法111　采样点设置自香溪河河口逆河而上设置7个采样点(图1),分别记为XX01～XX07.其中,XX01样点位于香溪河汇入长江的河口处,受长江回水的影响;XX07样点处于库湾回水区末端,受上游河流来水的影响;位于库湾中部区域的样点受外来因素的影响相对较小,水动力条件相对稳定.图1　研究区采样点分布F i g.1　D istributi on of the sa mp ling sites in the study area.112　样品采集与处理于2004年10月和2005年1月(冬季)、4月(春季)、7月(夏季)、10月(秋季)以及2006年7月,每月每样点采样1次.用1/16m2改良彼得生采泥器采集底泥样品,采集后装入保鲜袋带回实验室,自然风干后研磨、过100目筛,装入保鲜袋备用.底泥样品测定依据文献[12],T N采用重铬酸钾2硫酸法消化,用奈氏试剂比色法测定;TP采用高氯酸2硫酸法消化,用钼锑抗比色法测定.水化学样品与底泥同步采集,现场加浓硫酸调整使水样pH<2,低温保存.后于实验室内由连续流动分析仪(Skalar San++,荷兰)分析水体T N、TP含量.香溪河流量数据源于湖北省兴山县的香溪河水文站.113　数据处理采用SPSS1310软件进行统计分析.采用单因素方差分析法(one2way ANOVA)分析各分区氮、磷含量的差异性;用配对t检验方法对不同年份各相应季节氮、磷含量以及总氮、总磷年均含量进行比较.分析前,若数据分布不具正态性,则将数据进行对数转换,使其服从正态分布.总氮、总磷含量的季节变化采用相同季节氮、磷含量的均值,年变化采用各年氮、磷含量的均值进行比较.2　结果与分析211　香溪河库湾底泥中总氮、总磷含量的空间分布21111空间分布　由图2可以看出,研究区总氮、总磷含量在库湾中的分布均呈现“中间高、两头低”的0082 应　用　生　态　学　报 20卷图2　研究区各样点的总氮、总磷含量F i g.2　T N and TP contents in each sa mp ling site of the study area(mean±S D).趋势.T N含量最高值(1108mg・g-1)出现在XX04样点,最低值(0189mg・g-1)出现在XX02样点;TP 含量最高值(1107mg・g-1)出现在XX05样点,而最低值(0180mg・g-1)出现在XX07样点.21112香溪河库湾的纵向生态分区　纵向上存在分区是水库的重要空间特性之一[15],香溪河库湾在某种程度上相当于一个小型水库,因此,其在纵向上也存在相应的生态分区.邵美玲[16]曾利用底栖动物的空间分布对香溪河库湾进行分区,其中,XX01～XX02为Ⅰ区,XX03～XX06为Ⅱ区,XX07为Ⅲ区.分别对3个分区底泥中T N、TP含量进行单因素方差分析,结果表明,T N含量在I区与II区间差异显著(P<0105),在Ⅱ区与Ⅲ区、Ⅰ区与Ⅲ区间的差异不显著(P>0105);对于TP含量而言,Ⅱ区与Ⅰ、Ⅲ区间的差异均达显著水平(P<0105),Ⅰ区与Ⅲ区间无显著差异(P>0105).无论是T N含量还是TP 含量,I区与Ⅲ区之间的差异均不显著,主要原因在于这2个区都位于河流与库湾的过渡交错区,氮、磷沉积受到的影响因素极为相似.T N含量在Ⅱ区与Ⅲ区间的差异不显著,主要是由于陆源输入是氮的主要来源之一[14],Ⅱ区与Ⅲ区均系人口较为集中的城镇分布区,因此,相似的氮源输入造成2个区的T N 含量差异不显著.通过各分区T N、TP含量的单因素方差分析可知,依据TP含量进行分区,整个库湾可分为3个区;而依据T N含量则仅能划分为2个区.以TP含量为标准的分区结果与邵美玲[16]利用底栖动物对香溪河库湾进行分区的结果吻合,而T N含量由于受陆源输入影响较大,不适合单独作为库湾分区的依据.显然,选取底栖动物这一相对稳定的因子作为生态分区的依据更能真实反映库湾长期的空间分异. 212　香溪河库湾底泥中总氮、总磷含量的时间变化21211季节变化　2004年10月—2006年7月,研究区底泥T N含量依次为:秋季>夏季>冬季>春季,而TP含量的季节波动较平缓,并以春季最高(图3),与李凤彬等[17]研究结果一致.该季节变化与李凤清等[18]对2000—2005年香溪河营养盐入库通量的季节动态研究结果极为相似,唯一不同的是本研究中T N含量的最高值出现在秋季,而李凤清等[18]研究中上游T N入库通量最高值出现在夏季,其原因可能是上游营养盐的输入对底泥中营养盐有影响,但具有一定的时滞性. 从图4可以看出,研究期间,大部分季节香溪河库湾底泥T N、TP含量均为“中间高、两头低”,但2004年10月XX06、XX07样点底泥中T N、TP含量以及2005年10月XX06样点底泥中T N含量均相对较高(2005年10月与2006年4月XX07样点底泥样品丢失).其原因可能是受水位波动的影响,外源输入成为这2个样点T N的主要来源[13-14],加之研究区在2004年10月和2005年10月进行了汛后蓄水,这2个样点位于回水区末端,水位上升使消落区内的植物残体进入库湾并沉积,导致其T N含量增加.处于河口位置的XX01、XX02样点中,XX01的氮、磷含量一般高于XX02,可能与各样点不同的沉积率有关.21212年际变化　对香溪河库湾T N、TP含量相同季节以及年均值间进行配对t检验,结果表明,除春季图3　研究区总氮、总磷含量的季节动态F i g.3　Seas onal dyna m ics of T N and TP contents in the study area(mean±S D).108211期 张　敏等:三峡水库香溪河库湾底泥中总氮、总磷含量的时空分布 图4　研究区不同季节总氮、总磷含量的空间分布F i g.4　Spatial distributi on of T N and TP contents in different seas ons in the study area.a)2004210;b)2005201;c)2005204;d)2005207;e)2005210;f)2006201;g)200624;h)200627.外,其他相同季节间T N含量的差异均达极显著水平(P<0101),其年变化也呈极显著差异(P< 0101);各相同季节间TP含量无显著差异,但年变化差异显著(P<0105).2005—2006年的T N含量[(1112±0122)mg・g-1]比2004—2005年[(0187±0111)mg・g-1]显著增加,而2005—2006年的TP含量[(0190±0111)mg・g-1]显著低于2004—2005年[(0194±0112)mg・g-1].213　香溪河库湾底泥中总氮、总磷含量的影响因素21311表层水体总氮、总磷含量　研究区表层水体中T N含量呈现出自河口向库尾逐渐降低的趋势,而TP含量则正好相反(图5),这与叶麟等[19]对香溪河库湾磷酸盐、硝酸盐分布的研究结果一致.研究区表层水体中的氮、磷含量分布与底泥中截然不同,主要原因是香溪河库湾不同于湖泊,其具有一定的流动性,底泥中物质主要源于表层水体悬浮颗粒物质的沉积[1],因此,表层水体中营养物质含量不会在短期内影响到底层.图5　研究区表层水体总氮、总磷含量的空间分布F i g.5　Spatial distributi on of T N and TP contents in surface wa2 ter of the study area.2082 应　用　生　态　学　报 20卷图6　2004年8月—2006年10月香溪河上游的月均流量F i g .6　Monthly fl ow of Xiangxi R iver up strea m fr om August 2004t o Oct ober 2006.21312香溪河库湾的流量　考虑到流量对底泥的影响可能并非瞬时影响,因此,图6为2004年8月—2006年10月间香溪河上游的月均流量数据.比较流量与底泥中氮、磷含量的季节变化可知:磷元素受流量季节性变化的影响并不显著,原因是磷主要源于点源污染;总氮含量变化则与流量存在明显关系,夏秋季节(6—9月)较高的流量可能是造成期间总氮含量较高的主要原因.2005年7、8月,香溪河库湾流量非常大(图6),若依据“总氮含量主要受上游来水量的影响,并且这种影响具有一定时滞性”的推测,则2005年10月样品中的总氮含量会增加,这一推测与图3结果一致.说明研究区总氮含量的季节变化受到流量季节性变化的显著影响,且该影响具一定时滞性.据此推测,2005年后流量的相对增加也可能是总氮年际变化较显著的主要原因.21313其他因素　底泥物质主要源于上层水体悬浮颗粒物质的沉积,因此,沉积率的高低在某种程度上决定了底泥中营养物质的水平.邵美玲[16]于2005年11月以及2006年1、4和7月对香溪河库湾沉积率进行测定的结果表明,总颗粒物的沉积率呈“中间高,两头低”的分布,且以XX02和XX07样点的沉积率最低,与本研究底泥中总氮、总磷含量的.空间分布几乎完全一致.说明底泥中总氮、总磷含量受水体中悬浮颗粒物含量以及沉积过程的影响较大.此外,底泥氮、磷含量的空间分布特征与库湾水华暴发时叶绿素a 浓度的分布也具有较强的相关性.韩新芹等[20]研究表明,香溪河库湾春季水华暴发时,库湾中部区域叶绿素a 含量较高,而河口以及库尾位置的叶绿素a 浓度偏低.由此推测,水华的暴发对于底泥T N 、TP 含量具有一定的贡献.然而,水华暴发对底泥氮、磷含量的影响过程却十分复杂,一方面,水华过后,藻类残体的大量沉积成为底泥中氮、磷的一个重要来源[21],使底泥中氮、磷含量增加;另一方面,藻类沉积又为底栖动物提供了丰富的饵料[22],使底栖动物的代谢活动加强,从而加强了对含氮、磷有机质的分解[23],导致氮、磷更易向水体中释放.因此,水华暴发对水生态系统中氮、磷的生物地化循环过程具有重要影响.影响底泥中氮、磷含量的因素还有很多,如水体流速、底泥pH 、氧化还原电位以及底栖动物排泄等[24-26],这些因素的时空变化都可能是氮、磷含量分布的影响因子.214　不同湖泊水库底泥中氮、磷含量的对比对渤海湾沉积物分布的研究表明,湾尾位置的氮、磷含量较高[27];对Baltic Sea 东芬兰库湾的研究也表明,离河口越远,沉积率越高,底泥中氮、磷含量也越高[28].香溪河库湾在地形特征上与以上研究不同,它是一个两端开口的库湾,相当于有2个河口:上游的香溪河溪流与库湾的交错区,下游香溪河库湾与长江的交错区.从河口数量考虑,本研究区底泥中氮、磷含量的分布与其他研究结果一致,即远离河口区域的氮、磷含量较高,主要原因可能是受水动力条件的干扰所致[13].表1中对比了国内外一些营养程度与香溪河库湾较为类似的湖泊水库.从中可见,香溪河库湾底泥中氮污染并不十分严重,而磷污染则处于所比较湖库的中上水平,说明香溪河库湾周边含磷废水的排表1　香溪河库湾与其他水体底泥中总氮、总磷含量的比较Tab .1　Co m par ison of TN and TP con ten ts am ong X i a ngx i Bay and so m e other wa ter bod i es地点Site总氮含量T N content (mg ・g -1)总磷含量TP content (mg ・g -1)平均水深Average water dep th (m )营养水平Eutr ophic level文献Reference巢湖Lake Chao017801553106富营养Eutr ophic [7]芬兰湾The Eastern Gulf of Finland 810021903010富营养Eutr ophic [28]洋河水库Yanghe Reservoir211301745170富营养Eutr ophic [17]辽宁大伙房水库Dahuofang Reservoir in L iaoning 314401801210中2富营养Mes o 2eutr ophic [17]香溪河库湾Xiangxi Bay 019901923110富营养Eutr ophic 本研究This study308211期 张　敏等:三峡水库香溪河库湾底泥中总氮、总磷含量的时空分布 放十分严重.通过对比还可看出,底泥中氮、磷含量水平并不能决定水体富营养水平,因为各湖泊水库中影响底泥氮、磷吸附释放的因子不同,因此底泥中氮、磷含量对上层水体的影响也不尽相同[5].3　结 论香溪河库湾底泥中T N含量存在明显的空间和季节分布规律,而TP含量的空间规律明显,但季节变化不显著.T N、TP含量的年际变化均达显著水平.库湾底泥中T N、TP含量的空间分布总体上呈“中间高,两头低”的分布规律,主要是受到库湾内各区沉积率不同的影响.中部区域水体相对稳定、沉积率较高,因此造成底泥中氮、磷含量较高,而位于库尾的样点(XX07),其底泥中T N含量由于受水位.由于T N主要源于面源污染,而TP主要源于点源污染,因此,T N含量的季节变化受上游来水量季节变化的影响较显著,表现出与流量变化相同的季节变化趋势;而TP含量的季节波动则较平缓.2005年汛期香溪河上游来水量的增加可能是造成总氮含量年际变化较显著的主要原因之一.利用底泥中T N、TP含量对香溪河库湾进行大致分区与利用底栖动物群落结构进行分区的结果对比表明,T N含量由于易受外源输入的干扰,不宜单独作为分区的标准,而利用TP含量进行分区则相对较好.但比较而言,利用底栖动物这一相对稳定的生物因子作为分区标准能更真实地反映库湾长期的空间分区状态.通过比较香溪河库湾与其他一些湖泊水库底泥中氮、磷含量水平可知,香溪河库湾中氮污染并不十分严重,而磷污染已达到所比较湖库的中上水平,说明香溪河库湾受周边磷元素排放的影响较严重.参考文献[1]　L iu J2K(刘建康).Ecol ogical Study on Lake Donghu.Beijing:Science Press,1990(in Chinese)[2]　KallerMD,Hart m an KJ.Evidence of a threshold levelof fine sedi m ent accu mulati on for altering benthic macr o2invertebrate communities.Hydrobiologia,2004,518:95-104[3]L i XG,Song J M,Yuan H M,et al.B i ogeoche m icalcharacteristics of nitr ogen and phos phorus in J iaozhouBay sedi m ents.Chinese Journal of O ceanology and L i m2nology,2007,25:157-165[4]　Xie L2Q(谢丽强),Xie P(谢　平),Tang H2J(唐汇娟).The concentrati on and dyna m ics of sedi m ent phos2phorus in vari ous regi ons of Lake Donghu.A cta Hydrobi2ologica S inica(水生生物学报),2001,25(4):305-310(in Chinese)[5]　Teodoru CR,Friedl G,Friedrich J,et al.Spatial distri2buti on and recent changes in carbon,nitr ogen and phos2phorus accu mulati on in sedi m ents of the B lack Sea.M a2rine Che m istry,2007,105:52-69[6]　A li A,Reddy KR,De Busk W F.Seas onal changes insedi m ent and water che m istry of a subtr op ical shall oweutr ophic lake.Hydrobiologia,1988,159:159-167 [7]Xu F L,Tao S,Da ws on R W,et al.The distributi onsand effects of nutrients in the sedi m ent of a shall ow eu2tr ophic Chinese lake.Hydrobiologia,2003,492:85-93[8]Jorcin A,Nagueira MG.Te mporal and s patial patternsbased on sedi m ent and sedi m ent2water interface charac2teristics al ong a cascade of reservoirs(Paranapane maR iver,South2east B razil).L akes and Reservoirs:Re2search and M anage m ent,2005,10:1-12[9]　Gashkina NA.Phos phorus distributi on in bott om depos2its of the Mozhaisk Reservoir.W ater Resources,2002,29:319-326[10]　Tang T(唐　涛),L iD2F(黎道丰),PanW2B(潘文斌),et al.R iver continuu m characteristics of XiangxiR iver.Chinese Journal of A pplied Ecology(应用生态学报),2004,15(1):141-144(in Chinese)[11]　Fu C2Y(付长营),Tao M(陶　敏),Fang T(方　涛),et al.Characters of phos phorus s or p ti on in sedi2ment of Xiangxi Bay,Three Gorges Reservoir.A ctaHydrobiologica S inica(水生生物学报),2006,30(1):31-36(in Chinese)[12]　Cai Q2H(蔡庆华).Pr ot ocols f or Standard Observati onand M easure ment on Aquatic Ecosyste m s.Beijing:Chi2na Envir on mental Science Press,2007(in Chinese) [13]　Pi a2Ochoa E,A lvarea2CobelasM,Rodrigo MA,et al.N itr ogen sedi m entati on in a lake affected by massive ni2tr ogen inputs:Aut ochthonous versus all ochthonouseffects.F reshw ater B iology,2006,51:2228-2239 [14]Vaalga maa S,Conley DJ.Detecting envir on mentalchange in estuaries:Nutrient and heavy metal distribu2ti ons in sedi m ent cores in estuaries fr om the Gulf of Fin2land,Baltic Sea.Estuarine,Coastal and Shelf Science,2008,76:45-56[15]　W etzel RG.L i m nol ogy:Lake and R iver Ecosyste m s.3rdEd.San D iego:Academ ic Press,2001[16]　Shao M2L(邵美玲).Ecol ogical Study on Benthic Mac2r oinvertebrates of the Reservoir Aggregate:Hubei Por2ti on of Three Gorges Reservoir and Xiangxi R iver Basinas Exa mp les.Ph D Thesis.Beijing:Graduate Universityof the Chinese Acade my of Sciences,2008(in Chinese) [17]　L i F2B(李凤彬),Dai L(代　礼),Xiao Y(肖　勇),et al.Study on the i m pact of the sedi m ent t otr ophic state in Yanghe Reservoir.W ater Resources Pro2tection(水资源保护),2003(3):31-34(in Chinese) [18]　L i F2Q(李凤清),Ye L(叶　麟),L iu R2Q(刘瑞秋),et al.Dyna m ics of the main nutrients input t o4082 应　用　生　态　学　报 20卷Xiangxi Bay of the Three2Gorge Reservoir.A cta Ecologi2ca S inica(生态学报),2008,28(5):1-7(in Chi2nese)[19]　Ye L(叶　麟),Xu Y2Y(徐耀阳),Cai Q2H(蔡庆华).The s patial and temporal distributi on of nitrate andphos phate in the Xiangxi Bay,Three Gorges ReservoirRegi on during the s p ring bl oom peri od.A cta Hydrobio2logica S inica(水生生物学报),2006,30(1):75-79(in Chinese)[20]　Han X2Q(韩新芹),Ye L(叶　麟),Xu Y2Y(徐耀阳),et al.Analysis of the s patial and temporal changesof chl or ophyll a concentrati on in Xiangxi Bay in s p ringand its i m pact fact ors.A cta Hydrobiologica S inica(水生生物学报),2006,30(1):89-94(in Chinese) [21]　Goedkoop W,Peterss on K.Seas onal changes in sedi2ment phos phorus f or m s in relati on t o sedi m entati on andbenthic bacterial bi omass in Lake Erken.Hydrobiologia,2000,431:41-50[22]　Goedkoop W,Johns on RK.Pelagic2benthic coup ling p r o2fundal benthic co mmunity res ponse t o s p ring diat o m depo2siti on in mes otr ophic Lake Erken.L i m nology and O cea2nography,1996,41:636-647[23]　Covich AP,Pal m erMA,Cr owl T A.The r ole of benthicinvertebrate s pecies in fresh water ecosystem s.B ioSci2ence,1999,49:119-127[24]Heidenreich M,Kleeberg A.Phos phorus2binding inir on2rich sedi m ents of a shall ow Reservoir:S patial char2acterizati on based on s onar data.Hydrobiologia,2003,506-509:147-153[25]　Devine JA,VanniMJ.Spatial and seas onal variati on innutrient excreti on by benthic invertebrates in a eutr ophicreservoir.Freshw ater B iology,2002,47:1107-1121 [26]　Han S2S(韩沙沙),W en M2Y(温茂琰).Phos phorusrelease and affecting fact ors in the sedi m ents of eutr ophicwater.Chinese Journal of Ecology(生态学杂志),2004,23(2):98-101(in Chinese)[27]　Zhao Z2M(赵志梅),Zhang L(张　雷),Zheng B2H(郑丙辉),et al.Spatial distributi on of nitr ogen andphos phorus in core sedi m ents of Bohai Bay.Journal ofN orthw est A&F U niversity(Natural Science)(西北农林科技大学学报・自然科学版),2005,33(4):107-111(in Chinese)[28]　Leht orantan J,Pitk new H,Sand man O.Sedi m ent ac2cu mulati on of nutrients(N,P)in the Eastern Gulf ofFinland(Baltic Sea).W ater,A ir and Soil Pollution,1997,99:477-486作者简介　张　敏,女,1986年生,硕士研究生.主要从事淡水生态学研究,发表论文2篇.E2mail:zhang min01@责任编辑　杨　弘508211期 张　敏等:三峡水库香溪河库湾底泥中总氮、总磷含量的时空分布 。

青弋江流域水质评价及时空变化特征分析作者：吴转璋耿天召伍震威王欢来源：《安徽农业科学》2021年第18期摘要采用单因子评价法、模糊综合评价法和主成分分析法对青弋江流域7个监测断面2017—2019年6项水质指标的监测数据进行分析，识别了流域的主要水质指标，得出青弋江流域的综合水质状况和水质时空变化趋势。

结果表明：青弋江流域整体水质为优，主要水质指标为NH 3-N和TP;下游因工业污染源较多，水质最差，上游主要污染源为林地腐殖质等带来的N、P污染，随着水体自净中游水质优于上游;汛期由于雨水冲刷带来的农业面源污染加重，水质劣于其他月份，随着对流域污染源排放管控的加强，流域水质随时间推移呈优化趋势。

关键词青弋江;单因子评价;模糊综合评价;主成分分析;时空变化趋势中图分类号 X 824 文献标识码 A 文章编号 0517-6611（2021）18-0079-05doi：10.3969/j.issn.0517-6611.2021.18.020开放科学（资源服务）标识码（OSID）：Water Quality Evaluation and Spatiotemporal Variation Characteristics of Qingyi River BasinWU Zhuan-zhang1，GENG Tian-zhao2，WU Zhen-wei1 et al （1.Anhui Province Eco-Environmental Monitoring Center，Hefei， Anhui 230071;2.Suzhou Ecological Environment Bureau，Suzhou，Anhui 234000）Abstract The single factor evaluation method， fuzzy comprehensive evaluation method and principal component analysis method were used to analyze the monitoring data of six water quality indicators of seven sections in Qingyi River Basin from 2017 to 2019. The main water quality indexes of the basin were identified. The comprehensive water quality and the spatiotemporal trends of water quality were obtained. The results showed that the overall water quality of Qingyi River Basin was excellent， and the main water quality indicators were NH 3-N and TP; the downstream water quality was the worst due to the large number of industrial pollution sources， and the main pollution source in the upstream was N and P pollution caused by forest humus. With the self purification of water body， the water quality in the middle reaches was better than that in the upper reaches; the water quality in flood season was worse than that in other months due to the agricultural non-point source pollution caused by rainwater， and the water quality of the basin tends to be optimized over time with strengthening the management of pollution discharge.Key words Qingyi River;Single factor evaluation;Fuzzy comprehensive evaluation;Principal component analysis;Spatiotemporal trends基金項目第二次全国污染源普查工业源普查报表制度及普查数据质量控制实施技术支持项目（22110399005）。

2015南京邮电大学（第七届）数学建模竞赛承诺书本次竞赛的章程与《全国大学生数学建模竞赛章程》（以下简称为“竞赛章程和参赛规则”，可从全国大学生数学建模竞赛网站下载）相同，我们已认真阅读。

我们明白，在竞赛开始后参赛队员不能以任何方式（包括电话、电子邮件、网上咨询等）与队外的任何人研究、讨论与赛题有关的问题。

我们知道，抄袭别人的成果是违反参赛规则的。

如果引用别人的成果或其他公开的资料（包括网上查到的资料），必须按照规定的参考文献的表述方式在正文引用处和参考文献中明确列出。

我们郑重承诺，严格遵守竞赛章程和参赛规则，以保证竞赛的公正、公平性。

如有违反参赛规则的行为，我们的比赛成绩将被取消。

我们参赛选择的题号是（从A/B中选择一项填写）： B参赛队员(打印并签名) ：1.2.3.（论文纸质版与电子版中的以上信息必须一致，只是电子版中无需签名。

以上内容请仔细核对，提交后将不再允许做任何修改。

如填写错误，论文可能被取消评奖资格。

）为汇总参赛信息，请认真填写以下电子表格（不是手写），如表格空间不够，可缩小字体：A题：长江水污染问题研究摘要针对问题一，我们建立了一个以百分制为基础的、可定量的污染物评价判定标准，并依此与权重分析相结合，建立了我们对一个地方的环境综合评价标准。

最后结合水质等级划分表，得出了17个观测点的水质情况（见下表1），并得出了对长江整体流域的水质综合评价：1.干流的水质基本较优，为可饮用水Ⅱ类;2支流中.岷江、湘江和赣江的水质较差，有较重的污染，在分别与大渡河、洞庭湖、鄱阳湖汇合后，由于水量增加，污染物有所浓度下降；3.支流夹江、沱江水质中等，有轻微的污染，不宜饮用；4.丹江口水库中的水很好，没有污染，很适合饮用；表1 17个观测点的水质等级针对问题二，我们建立了衡量一个地区是否为主要污染源所在地的定量指标：单位时间排放的污染物质量，并且将原来不便于计算和分析的数据做了预处理，利用Excel编辑函数简化计算，得到长江干流七个地区近两年每个月的单位时间排放的污染物质量，可以得到单位时间污染物排放质量的月均值，选取月均值相对较高的地区为主要污染源所在地，分析得到湖南岳阳、江苏南京、江西九江、湖北宜昌为CODMn 主要污染源所在地，湖南岳阳、江西九江、湖北宜昌为NH3-N主要污染源所在地。