太湖大气氮_磷营养元素干湿沉降率研究

健康水生态系统的退化及其修复———理论、技术及应用濮培民 王国祥 李正魁 胡春华 陈宝君成小英 李　波 张圣照 范云崎(中国科学院南京地理与湖泊研究所,南京210008)提　要 由于人口增加和工农业生产的发展,人类赖以生存的淡水生态系统日益退化,特别是富营养化问题,已严重威胁社会经济的持续发展和人类健康.如何在强污染负荷下修复水生态系统具有重大理论和现实意义.本文总结了自1990年以来在淡水湖泊中进行的物理生态工程(Physico -Ecological Engineering ,PEEN )实验研究实践.主要结论为:(1)地表水环境治理的主要目标是修复为稳定健康的水生态系统;(2)主要方法是与污染源治理相结合实践物理生态工程(PEEN )和生物环保产业(Bio -Environmental Enterprise ,BEE );(3)实现目标的主要途径是星火燎原,从局部到大范围乃至全流域;(4)实现目标的主要关键是抓住四个环节(4M ):高等水生植物(M acrophy te ),宏观仿生学(M acro -bioimitation ),微生物(M icroorg anism ),及管理(M anagement );(5)山清水秀,人杰地灵,社会经济生态协调发展的美好未来有可能在不远的将来实现.关键词 健康水生态系统　生态系统修复技术　湖泊富营养化控制　物理生态工程分类号 Q147水是生命之源.对人类而言,健康水更是生存的必要资源.人类社会文明通常是在优良水生态系统周边首先发展起来的.由于地表水生态系统结构多种多样,用于水质评价的指标各异,作者认为判别孰优孰劣的标准要以人为本,综合性地考虑.对人类和高等生物健康有利的水生态系统可称谓健康水生态系统.历史和现实证明,山清水秀,人杰地灵,健康水生态系统是哺育人类文明的摇篮,是现代社会持续发展的重要保障,也是人们向往和追求的美好目标.由于人口增加和工农业生产的发展,进入地表水的污染物质比数十年前有了很大增加,人类赖以生存的淡水生态系统日益退化,特别是富营养化问题,已严重威胁社会经济的持续发展和人类健康.我国淡水湖泊及平原河网大多为浅水水体.历史上水体内有丰富的高等水生植物及相应的鱼、虾、贝、蚌等高等水生动物.许多城镇的饮用水源区大多选择在这种生物多样性丰富的水体内[1].随着水体污染负荷的增加,历史上的这些清洁水源区逐渐退化为缺少水生高等生物的以藻类和微生物为主的“荒漠化”水域.由贫营养型向富营养型发展是湖泊自然演变的过程.沉水植物的出现是湖泊富营养化发展过程中自然选择的结果.沉水植物吸收底泥和水中的营养盐生长,分泌的化学信息素(info -chemical substances )可遏制浮游植物生长,并共生有利于有机物矿化分解的微生物群落,其生第13卷第3期2001年9月 湖 泊 科 学JOURNAL OF LAKE SCIENCES Vol .13,N o .3Sep .,2001 本文主要内容发表在香山科学会议(2001年4月16-18日,北京).收稿日期:2001-04-30;收到修改稿日期:2001-06-10.濮培民,男,1936年生,研究员,博士生导师.194湖 泊 科 学 13卷长周期以月和季节为主,不同沉水植物优势种群的生长季节往往交叉演替,在年度内形成适宜于高等水生生物生存的环境,对水质起持续的净化作用.当水体营养程度进一步提高后,在某种水生高等植物生长的不利季节,特别在其机体的萎缩部位,着生藻类容易孳生.着生藻类、生物残体和颗粒悬移质的增加使水体透明度减少,沉水植物生长率减弱,遏制浮游植物的化学信息素减少,浮游植物种群和生物量进一步发展,水下光照进一步减弱,沉水植物种群逐渐减少,最后甚至全部消失,其它水生生物种类也相应减少,成为以浮游植物为主的生物多样性少的富营养化湖泊.由于浮游植物生长周期以旬为主,其死亡分解时易形成缺氧条件,并经常含有毒素,对高等水生动物的生存构成威胁,这是一种不健康的水体.所以,高等沉水植物种群的减少是健康水生态系统退化的重要指标.在较高营养盐负荷下,浅水水体可以有浮游植物为主的(藻型)不健康水体和以沉水植物为主体的(草型)健康水体两种稳定状态[2].后者在历史上是太湖流域的主导景观,而且在现实条件下,尽管污染负荷与其它已成为以浮游植物为主体的湖区类似,也仍然在东太湖、长荡湖、固城湖等湖荡、湖区存在.因此,历史和现实说明,建设健康水生态系统既是目标也是主要手段,是改善水质的主要途径.对退化的健康水生态系统进行修复犹如“逆水行舟”,不进则退.某种稳定的生态系统是在一定污染负荷下调整适应的结果.水质指标是水生态系统指标的组成部分,水质问题是水生态问题,生态问题应该用生态方法来解决.要获取稳定的健康的自然水环境,只有修复已退化的水生态系统.在高污染负荷下如何修复已退化的水生态系统,其理论与技术已成为问题的关键和研究的热点.1　对传统改善水环境方法的评价1.1　转移污染源和稀释扩散的道路几乎已走到了尽头转移污染和稀释扩散对于局部地区讲常常被视为解决污染相对简单、易行和代价较低的办法,但这是一种以邻为壑的办法.就全国来说,我国近海已经受到了相当程度的污染,退路已断.从另一角度看,污水本来也可视为一种资源,特别在有些地区,将污水排掉,既损失了水资源,又损失了其中携带的其它物质资源.在有些地区,一面挖渠(隧)道把污水排掉,一面挖渠(隧)道从远地另寻水源.这样化费的代价是非常昂贵的.实际上,从污染治理来说,是与稀释扩散相反的浓缩富集收集取出水体的过程.因此,要采取措施,污水就地截留,越浓越治理,这样的代价越低.变污染物为资源,在除去污染物获取资源的同时,将污水变为较清洁水.水是可以循环使用的资源.一定要转变观念,把推卸责任变为“各家自扫门前雪”.实际上,工业污染排放标准,远高出地表水Ⅲ类标准.目前我国许多地区地表水系统已劣于或大大劣于Ⅲ类标准.当务之急是将地表水尽快就地治理为不劣于Ⅲ类水.1.2　投放化学物质对生态系统会带来负面影响若干化学物质有絮凝、杀藻和除臭等功能,为了提高水体透明度和改善水体观感效果,也有被采用的试验.这种办法除了在时效和在大水域或水体流动性大处有其局限性外,还必须注意其可能的负面影响.尤其是大规模人工合成物的利用破坏了自然环境,必需特别注意其长期的负面效应.1.3　疏浚底泥可用于水利工程和交通航运需要,但不是控制湖泊富营养化的充要条件一般情况下湖底是污染物储存库,而不是污染源,在输入污染负荷没有得到明显控制情况下,需要大量经费投入的大规模疏浚对生态系统的负面影响不容忽视.犹如用挖沙无法治理沙漠和风沙一样,底泥疏浚无法控制水体富营养化[3].我国若干湖泊和城市河道已经疏浚,但未见水质稳定改善,许多情况下水质仍继续恶化.例如,太湖流域在1999年底前完成了对14406km 河道的清淤,挖泥量约14×106m 3.尽管同时已实行了洗衣粉中的“禁磷”政策,但20条主要入太湖河道的年平均总磷(TP )浓度由1998年的0.149mg /L 上升为2000年的0.175mg /L ,即增加了17%.太湖湖心区的TP 浓度也由1998年的0.069mg /L 上升为2000年的0.100mg /L ,增幅达45%①.滇池草海在耗资人民币2.5亿元,完成2.828km 2上的4.24×106m 3挖泥工程后,1999年5月,草海中心的总氮、总磷和叶绿素a 浓度分别达13.03mg /L ,1.2mg /L 和639.41mg /m 3,与挖泥前1994-1996三年平均值的4.21mg /L ,0.60mg /L ,119.17mg /m 3相比均有大幅度增加②.2000年平均BOD 5,COD Mn ,TN ,TP 与1998年相比分别增加了15%,60%,57%和92%③.我国已在较大规模上进行了需要巨大资金投入的疏浚底泥工程,其对控制水体富营养化的正面和负面效果及其投入效益比如何,是值得认真予以科学总结的.1.4　生物调控方法过程长,取出营养盐效率低按照生态效率(Ecological efficiency )原理(又称1/10规律),食物链网越长,转换损耗越多.因此取出原初生产物对减少水体中的营养盐有较高的效率,而取出鱼类资源对削减水体中营养物质的效率则要大大低于直接取出藻类和水生高等植物.1.5　简单恢复历史景观难以抵御增大了的环境负荷及环境灾变历史景观和相应的水生态系统是在当时污染负荷下自然选择的结果.自然和人类活动造成的环境变化,特别是环境灾害,从局部到大范围破坏了历史景观,说明历史上的水生态系统不能适应这些环境变化.据国家可持续发展水资源战略研究报告,经过努力,有可能实现如下指标:与1997年比,2010年污染负荷将增加14.6%,到2030年污染负荷将增加1.5%,在2050年可控制到1997年的水平[5].1997年的污染负荷大大高于1990年的水平.在1990年太湖一次藻类爆发,在一周内由于供水不足,部分工厂停产半停产使无锡市的直接经济损失达人民币1.3亿元.据“八·五”攻关资料(目前情况更不容乐观)太湖流域降水和干沉降合成的氮、磷的浓度为1.2mg /L 和0.04mg /L ,比相应的国际通常认为的富营养化标准(TN0.2mg /L 和TP0.02mg /L )要高出2-6倍;滇池(草海)则超过12-13倍.所以,人口的增长、工农业的增长所增加的污染加上大气干湿沉降污染在50年或更长些时期内已不可能再控制到50年以前的情况了.在相当长的时期内简单地恢复的历史景观已不能稳定存在,必需发展非常规的新的理论和技术修复稳定的健康水生态系统,以满足社会持续发展的需要.1990年太湖藻类大爆发后,根据实际需要,作者从此开始了直接治理和控制湖泊富营养化的理论和实验研究.在太湖梅梁湾和五里湖、贵阳红枫湖和南京莫愁湖等水域发展和完善了从局部到大范围治理污染水体的“物理生态工程(Phy sico -Ecological Engineering ,PEEN )”[1].这是主要利用太阳能在局部水域内中性地恢复稳定健康水生生态系统的技术.1953期 濮培民等:健康水生态系统的退化及其修复———理论、技术及应用①②③云南省环保局.云南省环境质量报告书(1996年-2000年度).根据及昆明市环境监测中心站、昆明市环境科学研究所,滇池污染基本状况,1997舒金华,黄文钰,高光等.太湖地区“禁磷”措施效果评估研究报告,2001.2　物理生态工程(PEEN)依据的基本原则2.1　与污染源控制相结合,主要利用太阳能中性地增加自然水体自净能力是基本指导方针自然水体有净化(自净)能力.在太阳能作用下,通过生化过程、生命过程、矿化分解过程、沉降过程将水中悬移质、溶解质转化为生物资源、气体和底泥等物质,使水体得到净化.人们用水过程通常是用比较清洁的水去溶解、运载污染物质,即污染过程,是稀释扩散、熵增加的过程.净化是污染的逆过程,是将污染物富集浓缩起来提高能质的过程,是非开放系统在消耗大量能量提高能质、减少熵的有序化过程.藻类和水生高等植物的生物生命过程利用太阳能将水溶质物质富集浓缩,转化为生物量,消耗了大量太阳能,提高了能质.实际自然水体中太阳能的利用率是较低的,仅1%的量级.通过管理、物理措施和移植生物种群等措施,提高广阔自然水体对太阳能的利用率,提高水体自然净化能力是发展PEEN的指导方针(图1).图1　用PEEN提高水体自净能力,发展生物环保产业(BEE)Fig.1　Development of Bio-Environmental Enterprise (BEE)by using Physico-Ecolog ical Engineering (PEEN)for increasing self-purification of water bodies资源化利用水中污染物发展生物环保产业(Bio-Environmental Enterprise,BEE)是地表水治理的最优目标.主要利用太阳能和生物过程,将水中污染物转化为生物资源,并尽可能将资源取出利用,获取经济效益,形成生物环保产业(图1).在将水中物质取出水体方式中,输出生物资源的方式比用气态逸出和固态沉降更有利于环境保护和获取经济效益.输出水生植物可最直接地输出营养盐.例如,太湖水面在夏季凤眼莲的生产力为0.5kg/(m2·d),蓝藻生产力为6.2g/(m2·d),相应地凤眼莲吸收氮、磷的能力为0.79t/(km2·d)and0.13t (km2·d),是蓝藻的13和21倍[1].生物资源可用作食品、饲料、肥料等,具有经济价值.把环境治理工程变为兼顾环境效益和经济效益的措施,可以星火燎原地推广开来,适合中国国情.2.2　从局部到大范围治理是现实可操作、可实现的途径水污染和水生态系统的退化是从局部到大范围发展起来,目前在许多地区已成为难以全局性改善的程度.如前所述,要等待全局性控制污染源,使进入地表水系统的水都达到健康水要求,在短期内几乎是不可能.在这种情况下,现实可操作、可实现的是在一定财力物力条件下从局部到大范围修复健康的水生态系统.“抓两头(污染源和饮用水源),带中间(所有地表水域)”,从局部到大范围,到全流域.这类似于在不可能控制大范围气候条件下用建造温床的办法,营造小气候,获取在当地气候条件下无法种植的各种新鲜蔬菜水果.这就要求在污染水域的某些重要局部水域,建立保护膜(生物物理膜,Bio-phy sical membrane),控制污染负荷对保护膜内生态系统的影响,减少周围环境灾变对其的危害强度.在该水域修复有特定功能(如饮用水源、游泳、旅游等)的健康的水生态系统,使其能在环境灾变中持续稳定发展.196湖 泊 科 学 13卷2.3　借助物理措施、建设和强化功能群的作用是在高环境压力下生态系统持续稳定的重要举措如前所述,简单地恢复历史景观已不能适应当前和将来50年内环境压力和环境灾变的冲击.在生态系统中如不增加新的结构和子系统,将无法持续稳定地修复健康水生态系统.除了必须有生物物理保护膜外,在保护的系统中应划分和建设若干子系统.首先分析不同水生生物的净化水质功能.挺水植物通过对水流的阻尼和减小风浪扰动使悬移质沉降,并通过与其共生的生物群落有净化水质的作用.但它主要吸取深部底泥中的营养盐,通常不或很少直接吸收水中的营养盐,而其部分残体又往往滞留湖底,矿化分解后又会污染水体.所以挺水植物的功能中,有把下层底泥中的营养转移到表层的一面,不利于直接净化水质.加上收割、水位变化对其生长的影响等问题,限制了它们在净化水质中的作用.必须注意管理、收割利用和防止种群退化.浮叶植物在一般浅水湖泊中有良好的净化水质效果,种植和收获较容易,有经济效益,和观赏效益,在一定季节可以作为重要的支撑系统.需要及时收获.大型飘浮植物在光照和营养盐竞争上比浮游植物有优势,有些种群的耐污性很强(如凤眼莲Eichornia crassipes ,喜旱莲子草Alternanthera philoxeroides 等),已经发展了在大水面大风浪条件下种植的技术[1],是良好的净化水质选择.浮萍生长快,许多种群能在空气中固氮,覆盖水面后与沉水植物在光照等方面有竞争,一般不宜采用.有些飘浮植物和浮体陆生植物[6](加上浮力支撑后可水培的植物)是很好的观赏和食用植物,可在一定条件下组合应用,既有净化水质作用,又有经济效益、环境效益和观赏效益.着生藻类和浮游藻类生长过程中都有净化水质作用.着生藻类的收集也不难,浮游藻类的收集也已发展了捕获技术[7],在一定条件下也可因势利导予以利用,一方面净化水质,另一方面作为资源取出.各种沉水植物是健康水生态系统的重要组成,其耐污程度和对水温、水位、水流、水质、底质等条件各有差异,要根据当地具体自然条件因地制宜、因时制宜在时间空间上予以镶嵌优化组合[7],使各种种群在整体上互补共生适应季节变化和环境灾变.沉水植物和湖底水生植被的存在可吸附储存生物碎屑于植物根部,增加底泥表层溶氧,遏制磷的释放,阻止上层水体动力扰动向湖底的传输,减少湖底水动力交换系数,从而有效地遏制底泥营养盐向水体的释放.螺、蚌等底栖动物可过滤悬移质,摄食生物碎屑,其分泌物有絮凝作用,螺有刮食着生藻类功能,虾和若干种类鱼类可摄食藻类、碎屑、浮游动物等.这些动物,作为健康水生态系统的补充组成,也有重要作用.微生物,特别是氮循环细菌在水体自净能力中具有不可忽视的作用.有机物的矿化分解,氮素的气化,磷盐的沉降和固定在湖底等都与细菌的作用分不开.自然界的水生植物附近共生有多种远比自由水体中丰富的细菌群落.飘浮植物容易种植,采用耐污性强,生长快的飘浮植物作为先锋植物,不仅有植物直接吸收营养盐的作用,而且更重要的是有与其共生的细菌的作用.可以很快增加水的透明度,改善水质.飘浮植物作为细菌的载体极为重要,但飘浮植物受气候条件影响,在有些季节难以发挥作用,因此研制人工载体和优选高效细菌种群极为重要.利用优化的人工载体培养优化的氮循环细菌,释放到自然水体,以自然生物载体、其它人工载体和底泥为二级载体,水中悬浮物为三级载体,将原来荒漠化水域中以水土界面为主的好氧-厌氧,硝化-反硝化条件扩大到水面和水1973期 濮培民等:健康水生态系统的退化及其修复———理论、技术及应用体并加强细菌浓度,从而增加系统净化能力[9-11].利用这些措施的配合和组合,作为历史景观生态系统的补充,这是抵御环境变化和增强系统抗环境灾变能力的不可缺少的组成部分.以饮用水源的净化系统为例,需要依靠物理工程,建设生物物理保护膜,过滤膜,导流带,构建子系统的框架,为漂浮生物在大水面上的生长提供条件,为着生藻类和氮循环细菌的繁殖生长提供条件,为观赏植物提供固定框架等.生物种群的布设要结合气候、水文、水质、地质等自然条件,考虑季节转换时系统有稳定的净化水质功能等情况,因时制宜、因地制宜地综合考虑[7],构建不同子系统,使沿水流过程逐步将水质从Ⅳ-Ⅴ类净化到Ⅱ-Ⅲ类.在以游泳、旅游为目标的工程中,要划分水质净化保护区、观赏区、游泳区、划船区、垂钓区等功能区.在若干区内,游人不得入内,以利生态保护.这类似于在陆地公园的建设中需要规划出绿化区、观赏区、休闲区、道路等功能区,在若干区内游人不得入内.2.4　借鉴历史景观和现实水生态系统发展宏观仿生学健康的水生态系统是一个包括许多子系统的很复杂的系统.每一个子系统担负一定的功能.为了提高整体效率和完成整体功能,将子系统专业化是非常重要的.现代化工业生产中的流水作业法在某一个人和部位从事较单一的工作,然后组合为复杂的系统.这样可大大提高生产效率.每一个局部的水生态子系统可以承受一定的环境压力(输入负荷),将营养盐降低约一个数量级(或将水质改善一级).例如依靠耐污性很强的生物群落可以将重富营养化水体净化图2　载体polyHEA/14G固定化氮循环细菌的总氮(左)及氨氮(右)的去除率Fig.2　Removing ra te for total nitrogen(left)and ammo nia nitrogen(rig ht)by immobilized nitrogen bacteria with carrier made from poly HEA/14G cy cle 到Ⅲ-Ⅳ类水,但无法净化到Ⅰ类水.需要将初步改善的水质输出给下一级子系统,经过若干个子系统,从例如Ⅳ类Ⅴ类水输入直至完成Ⅰ类水的输出.后者要靠适应于清洁水的生物种群来稳定实现.例如,以氮循环细菌的除氮效果为例(图2),在经过8d后,氮浓度水平就维持在一定值上,基本随时间不变.若需要进一步降解,则需要另外的细菌种群组合.构建怎样的水生态子系统呢?依照历史的和现存的自然界的选择是最佳选择.为此发展以组建多样性水生态系统和揭示其结构功 能为主要目标的宏观生学有重大现实意义. 3　物理生态工程(PEEN)的四项主要技术及应用实例3.1　PEEN的主要技术在上述理论指导下,自1990年以来,经过实践再实践,发展了治理局部水域的物理生态工程(PEEN).以饮用水源区的PEEN为例,其结构见[13].它还可获取水生生物资源和直接经济效益,发展生物环保产业(Bio-Environmental Enterprise,BEE).它主要包括四种技术:1)能适应多种底质、风浪、湖流条件的软隔离墙过滤技术(Soft Wall Technology,SWAT) (图3a);在饮用水源区用二道过滤软隔离墙.外软墙阻隔部分悬移污染物进入,内软墙作为最终过滤膜使自来水厂获得优质水源.在二道软墙之间布设各种框架、导流和生物种群.2)水生198湖 泊 科 学 13卷图3　物理生态工程(PEEN)的若干技术Fig.3　Sketch map of some technologies of P EEN 1993期 濮培民等:健康水生态系统的退化及其修复———理论、技术及应用生物群落镶嵌技术(M osaic Technology for Hydro-Biocoen,MOTHB)(图3c)[7].3)捕藻技术(Technology for Reducing Algae Plume,TRAP)(图3b、3d)[8].4)固定化氮循环细菌技术(Im-mobilized Nitrogen Cy cle Bacteria,INCB)[9-10](图3e).图4　红枫湖养殖场污染治理PEEN工程部分Fig.4　A part of PEEN for removing pollutants from the fishery ponds in Hongfeng Lake,G uiy ang 3.2　应用实例———贵阳红枫湖固定化氮细菌技术在贵阳市红枫湖温流水养殖场排污水治理工程中进行了现场实验.红枫湖有水面37km2,也是贵阳市饮用水的水源.近年来,红枫湖的水质有恶化趋势,导致藻类快速生长.污染源是多方面的.其中,位于后午湾中的二个温流水养鱼场,通过鱼类排泄物和未被利用的饵料的分解转化,也给湖泊造成了氮、磷污染.红枫湖主要超标指标是非离子氨和亚硝酸盐氮,这是两项影响人们健康的重要指标.电厂温排水一般增温8℃.按计算,电厂每天流失的余热约相当于1000-3000t煤燃烧的热量.由于其能质低,很难利用.温流水高密图5　红枫湖水质监测点位置(1:偏山寨;2:腰洞;3:大坝;4:花鱼洞;5:后午;6:三岔河;7:焦家桥)Fig.5　Water quality monito ring sitesin Hongfeng Lake度水产养殖是余热利用的有效方式之一.目前两个养鱼场,可为贵阳市提供大量优质水产品,是贵阳市重要的副食品基地.针对这种情况,采取积极的治理措施,达到利用余热水既改善水质,又增加水产资源输出,实现环境效益、社会效益和经济效益的同步发展是符合我国国情的最佳选择.本项治理工程也可为红枫湖水库的全面治理提供科学依据(图4、5).治理方案为以物理生态工程(PEEN)为主的综合治理方案.除了改善养殖结构,提高饲料转化率外,主要是在二个共约12000m2水域内强化PEEN工程.自1999年9月起,建设若干导流软坝和水面分割带,优化实验区的水流环境,使形成多样性水流流态,增加了污水在若干部分水域内的滞留时间.导流软坝与水面分割带是着生藻类、原生生物、细菌作用的载体.水生生物具有很好净化水质能力.除了本身吸收水体中的氮磷外,还能吸附悬浮物;尤其是可成为着生藻类、原生生物以及细菌作用的载体.经测定,凤眼莲投放密度在3.15-6.30kg/m2时,生长率较高,约为1.5kg/(m2·d),是夏季太湖地区的3倍.但综合地看,喜旱莲子草在该区具有最佳的应用前景.在工程区范围内,利用水温相对较高,氮循环细菌生长、繁殖较快的特点,应用固定化细菌200湖 泊 科 学 13卷。

畜禽粪便废⽔处理主要污染指标⽔污染治理技术之畜禽粪便废⽔处理处理前(单位：kg/t )处理后畜禽粪便废⽔随着⼈民⽣活⽔平的提⾼和饮⾷结构的巨⼤变化，畜禽产品在饮⾷结构中所占⽐重逐渐增⼤，因此，养殖业也得到了迅猛发展。

近20年来，我国禽畜养殖业规模养殖业的迅速发展，在解决⼈类⾁、蛋、奶需求的同时，也带来严重的环境污染问题。

据测，⼀个万头⽣猪养殖场⽇排泄物约150t。

国家环保总局2002年对规模化畜禽养殖污染情况调查结果显⽰：畜禽粪便产量和COD排放量都远远超过⼯业废⽔和⽣活⽤⽔排放量之和，2010年达到45亿t。

⼤量畜禽粪便污染物不但不能被充分利⽤，有些还被随意排放到⾃然环境中，从⽽对我国⽣态环境形成了巨⼤的压⼒，使得⽔体、⼟壤以及⼤⽓等环境受到了严重的污染，因此，对畜禽粪便进⾏减量化、⽆害化和资源化，防⽌和消除畜禽粪便污染，对于保护城乡⽣态环境，推动现代农业产业和循环经济发展具有⼗分积极的意义。

、农业畜禽粪便的特性畜禽养殖类型，其粪便排放量有较⼤差异。

不同畜禽⽣长周期也有⼀定差异。

表⼀是综合多种资料得出的农村散养条件下不同畜禽的粪便排放量。

表⼆是规模化养猪条件下粪便排放量。

表⼀畜禽的粪便排放量学研究所研究了太湖地区的畜禽粪便污染，测定了各种类型畜禽粪便中COD、BOD5、NH3-N、总氮及总磷的含量（表三），这⼀结果与其他有关研究基本⼀致。

表⼆规模化猪场粪尿及其⼲物质排放量表三畜禽粪便中污染物含量单位：kg/t⼆、畜禽粪便污染状况及防治存在的问题畜禽粪便存在⼤量的氮、磷、有机悬浮物、重⾦属、致病菌及寄⽣⾍。

具体污染主要有以下⼏个⽅便：1 ?污染⼟壤畜禽粪便直接排放地表，可导致⼟壤空隙堵塞，造成⼟壤透⽓、透⽔性下降，引起⼟壤板结。

饲料中的矿物质、微量元素添加剂所含的铜、锌、砷等重⾦属经畜禽粪便浓缩后排⼊⼟壤，可造成⼟壤长期的重⾦属污染。

如铜的过量应⽤将引起植物中铜含量的增加、植物⽣长减慢、产量降低；长期在牧草地上⼤量施⽤含铜⾼的粪便，致使牧草（⼲重）含铜量很⾼，当牧草（⼲重）含铜量达15?20mg/kg 时，可使对铜敏感的绵⽺发⽣中毒。

太湖水环境富营养化现状分析及治理建议【摘要】根据2003年至2006年太湖水域的水质监测结果，分析了太湖的水质现状、空间分布特征及变化趋势，其中总氮、总磷和Chl.a整体呈逐年增多的趋势，COD Mn 在2005年出现一个峰值后，开始出现下降的趋势。

在年内变化方面，总氮浓度峰值在春季3月份，此后便稳步下降，到8-9月达到年最低值；Chl.a年内峰值主要出现在温度较高的5-9月份；CODMn和总磷年内变化不明显。

太湖目前整体呈中度富营养状态，且富营养化程度呈逐年增高趋势，部分湖区已接近重度富营养状态。

【关键词】富营养化太湖现状分析治理太湖地区位于东经119°21′-122°00′，北纬30°19′-32°00′，由上海市、江苏苏南地区与浙江杭嘉湖地区组成。

太湖水是沿湖居民的生命之水，其中苏州和无锡的生活、生产用水中80.0%取自于太湖。

但自改革开放以来，在重经济轻环境的发展过程中，太湖污染日益严重。

2007年无锡太湖蓝藻大爆发，再一次将人们的眼光聚焦在了太湖。

为了更好地了解近些年来无锡太湖的水环境特征及其变化情况，我们对无锡太湖21个监测点近4年来的监测数据进行了研究分析，初步探讨了无锡太湖水环境演变特征。

1 数据来源和水环境参数本文数据主要来自2003~2006年太湖21个监测点的监测数据。

本文主要研究分析的水环境参数有：水温（t）、透明度（SD）、总氮（TN）、总磷（TP）、叶绿素（Chl.a）、化学耗氧量（CODMn）。

2 结果与分析2.1太湖水环境指标的变化特征太湖月水温最高出现在8月份，平均为32.2℃，最低水温出现在1月，平均为4.3℃。

水体透明度成逐年降低的趋势，2003年水体透明度平均值为0.35，到2006年则降为0.25（如图1b所示）。

由此可推知，无锡太湖水体中的悬浮物呈逐年增多的趋势。

总氮的变化趋势如图1a所示，整体呈逐年增多的趋势。

不同季节太湖流域氨氮与总氮含量变化研究汪晓燕;钟声【摘要】[目的]研究太湖流域不同季节水体富营养化情况.[方法]以5个位于太湖流域不同重要河流断面和1个湖体的自动站的一年监测数据为基础,监测并分析太湖流域中氨氮、总氮含量以及比值在不同季节的变化情况.[结果]季节对太湖流域的氨氮、总氮含量具有显著性影响.其中,冬季太湖流域中氨氮、总氮含量显著高于其他季节的太湖流域中氨氮、总氮含量,且太湖流域的总氮含量在夏秋季节最低.同时,太湖流域的氨氮和总氮含量比值在不同季节亦表现出显著性差异.[结论]该研究可为太湖水体富营养化以及蓝藻水华治理提供一定科学依据.【期刊名称】《安徽农业科学》【年(卷),期】2014(000)025【总页数】2页(P8712-8713)【关键词】季节;氨氮;总氮;比值;显著性影响【作者】汪晓燕;钟声【作者单位】江苏省环境监测中心,江苏南京210036;江苏省环境监测中心,江苏南京210036;江苏省苏协环境技术研究院,江苏南京210036【正文语种】中文【中图分类】S181.3近些年来，随着人口的急剧增加，经济持续高速发展，人类活动对湖泊造成的影响愈显剧烈。

特别是在太湖流域，由于工农业废水及生活污水中的营养盐大量排入，水体变得富营养化［1］，导致藻类等水生植物大量繁殖，频频出现水华、绿潮现象。

蓝藻爆发不仅会引起水质恶化，严重时还会耗尽水中氧气导致鱼类等浮游生物大量死亡，同时产生毒素对水生生物、人畜造成伤害［2］。

生命周期理论表明，氮、磷的过量排放是造成富营养化的根本原因，其中溶解的无机氮是可被植物直接吸收的最重要形式［3］。

控制氮、磷的入湖通量是治理太湖的蓝藻水华问题的根本途径［4-5］。

同时，有研究指出相比硝氮，附着藻类更易于吸收利用氨氮［6］。

目前，关于太湖流域水质变化的研究主要是集中在总磷和总氮方面［7-11］，但对该流域内氨氮含量的变化情况研究较少，且并未对氨氮与总氮含量比值的变化情况进行统计分析。

太湖湖滨带底泥氮、磷、有机质分布与污染评价王佩;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.。

J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）：19-28http：//www．jlakes．org．E-mail：jlakes@niglas．ac．cn2014by Journal of Lake Sciences太湖水体氮素污染状况研究进展*吴雅丽1，2，许海1＊＊，杨桂军2，朱广伟1，秦伯强1（1：中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室，南京210008）（2：江南大学环境与土木工程学院，无锡214122）摘要：氮是引起湖泊富营养化的关键要素之一．传统观点认为氮缺乏时，湖泊生态系统可以通过生物固氮作用从大气中获取氮来满足自身的需求，因此认为淡水湖泊水体的生产力主要受磷限制．但随着进一步的研究，发现氮限制与氮和磷共同限制更为普遍，且氮的限制常常伴随着水体的富营养化，因此了解富营养化湖泊水体的氮素污染状况具有重要意义．本文介绍了太湖水体氮素的污染状况及其发展趋势，从外源、内源两大方面介绍了太湖水体中氮素的来源，着重分析和比较了河道输入、大气输入以及沉积物释放不同污染源的输入比例．太湖水体氮素污染存在很大的空间差异，其中西部和北部污染较重而东南部相对较轻，入湖河道输入的外源污染是造成太湖水质空间分布差异的主要原因，其中农业面源污染及生活污染在太湖外源污染中占据了相当的比重；湖泊底泥所造成的内源释放也是氮素污染的一个重要原因，但目前对释放量的估算主要是基于底泥悬浮引起的总量估算，关于这些释放量能有多少比例可以被浮游植物利用还不清楚，尤其是有机颗粒物在水体中停留期间的矿化再生值得进一步研究；在氮素的生物转化过程中，生物固氮目前对太湖氮素输入的贡献很小，反硝化作用是太湖水体氮素自净的主要途径．关键词：太湖；氮素；污染来源；迁移转化；氮素平衡Progress in nitrogen pollution research in Lake TaihuWU Yali1，2，XU Hai1，YANG Guijun2，ZHU Guangwei1＆QIN Boqiang1（1：State Key Laboratory of Lake Science and Environment，Nanjing Institute of Geography and Limnology，Chinese Academy of Sciences，Nanjing210008，P．Ｒ．China）（2：School of Environment and Civil Engineering，Jiangnan University，Wuxi214122，P．Ｒ．China）Abstract：Excessive nitrogen loading has been regarded as one of the most important factors causing eutrophication of lakes．The traditional views show that when nitrogen deficiency occurs，lake ecosystems can obtain nitrogen from the atmosphere through bio-logical nitrogen fixation to meet their nitrogen needs，so according to this assumption，the main limiting factor of the primary pro-ductivity of water bodies is phosphorus availability．However，recent research has shown that nitrogen fixation does not meet ecosys-tem demands，and nitrogen or nitrogen and phosphorus limitation are generally accepted．Furthermore，eutrophic lakes often exhib-it nitrogen limitation，meaning that they are sensitive to additional nitrogen inputs．In this paper，research on the polluting effects of nitrogen in Lake Taihu was reviewed．Both the internal and external loadings of nitrogen to the lake were considered．The nitro-gen inputs from the three main sources，i．e．input from rivers，precipitation from atmosphere and release from sediments，were an-alyzed．The results show that there is obvious spatial heterogeneity in nitrogen pollution of Lake Taihu．The pollution is relatively heavy in the western and northern parts of the lake and relatively light in the southeastern part．Ｒiver input is a major source of ni-trogen loading to the lake．Internal loading is also an important source of nitrogen pollution．However，to release a quantity esti-mate is mainly based on the amount of sediment resuspension，and about the release quality，how many percentage can be used by phytoplankton is still not clear，especially the particulates mineralization rates．The cycling nitrogen in lakes mostly mediate by ni-＊＊＊国家自然科学基金项目（41003043）、国家水体污染控制与治理科技重大专项项目（2012ZX07101-010）、中国科学院南京地理与湖泊研究所“一三五”重点项目（NIGLAS2012135005）、江苏省自然科学基金项目（BK2012895）和青年启动基金项目（Y1SL011025）联合资助．2012-11-12收稿；2013-06-14收修改稿．吴雅丽（1987 ），女，硕士研究生；E-mail：wuyali0823@163．com．通信作者；E-mail：hxu@niglas．ac．cn．20J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）trification，denitrification，nitrogen fixation and anammox．In Lake Taihu，the process of biological nitrogen fixation has been found to contribute little to the total annual input of nitrogen and denitrification is the main process through which nitrogen is re-moved from the lake．Keywords：Lake Taihu；nitrogen；pollution source；migration and transformation；nitrogen balance随着工农业生产的快速发展、人口的急剧增加、化学肥料使用量的增加以及生活污水的直接排放，河流、湖泊等地表水体的氮、磷元素污染日趋严重．研究表明，目前我国66%以上的湖泊、水库处于富营养化的水平，其中重富营养和超富营养的占22%，使得富营养化成为我国湖泊目前与今后相当长一段时期内的重大水环境问题［1］．太湖是我国第3大淡水湖，对周边居民的生产生活起着至关重要的作用．但近几十年来，由于受到人类活动的干扰加剧，湖区水体富营养化程度加重，蓝藻水华频繁发生，给环境和经济造成了严重的威胁［2］．1970s，Schindler根据加拿大实验湖区227号湖长期的大规模实验结果，认为磷是淡水湖泊主要的限制因子［3］，该研究结果使“削减磷负荷”成为北美和欧洲进行湖泊管理的主要策略，并由此提升了水质．但此项策略的实施也出现了大量失败的例子，如仅控制磷的策略在美国的Apopka湖、George湖和Okeechobee湖，中国东湖及日本的霞浦湖似乎都未获得成功［4］．由此，生命活动的另一基本元素氮引起了科学家的重视，氮也是引发水体富营养化的关键元素之一．有研究表明，在许多湖泊中无机氮的消耗伴随而来的是固氮蓝藻“水华”的发生［5-7］．新近的很多研究显示，在一些淡水湖泊中，氮也是限制因子［8-9］，而且氮的限制常常伴随着水体的富营养化［10］．在我国，大量的研究也表明，氮或氮和磷是湖泊水体生产力的限制因子［11-13］．近年来，随着流域工农业的迅速发展，太湖水体富营养化日趋严重，蓝藻水华暴发频繁．过去，在对太湖水体富营养化研究中得到的结论是：光和磷是主要的限制性因素，氮不是太湖的限制因子．但新近在太湖梅梁湾开展的营养盐富集原位实验显示，春季磷是浮游植物生长的限制因子，氮是充分的［14］；而在蓝藻水华多发的夏季和秋季，氮和磷是蓝藻水华生长的共同限制因子，并且氮是第一限制因子［15］．此时湖泊中水华蓝藻群落仍以不具备固氮能力的微囊藻为主，而不是具有固氮能力的种属占优势．因此，太湖水体或许还有其它氮源补充途径，能够快速补充藻类生长所需的氮素．本文重点对太湖水体中氮素污染的总体状况、不同形态氮的空间及季节差异性、水体氮素的污染来源、氮素的迁移转化及平衡等进行综述，有利于正确认识太湖水体中氮素的来源和污染状况，为有效控制太湖蓝藻水华提供参考．1太湖水体氮素污染状况1．1太湖水体氮素污染的长期趋势太湖在早期污染程度较低，随着经济的发展，污染速度逐渐加快．太湖在1960年仍处于贫营养阶段，总无机氮（TIN）浓度为0．05mg/L［16］，到1981年，TIN比1960年增加了18倍，达0．89mg/L，已经呈中营养状态［17］．太湖在1987年左右进入富营养化阶段，TIN浓度达到1．26mg/L，1990s后富营养化日趋加剧，且速度越来越快．太湖治理从1990s后期得到了高度重视，1998年底对重点污染工业实施的“零点达标行动”使流域污染物的输入得到一定控制［18］．但从2000年以来太湖并没有进入明显的水质恢复期，反而呈现出一定的恶化趋势．有研究显示，19922001年，太湖湖心区夏季水体总氮（TN）的平均值为1．706mg/L（范围为1．238 2．266mg/L），而20022006年这5年间TN平均值为2．344mg/L（范围为1．924 2．717mg/L），明显高于前10年的含量［19］．太湖污染源所携带的氮负荷以溶解态为主，占80%以上，其中无机氮又占可溶性氮的80%以上，说明外源性TN中有64%以上的氮可作为浮游植物等水生生物生长的氮源［15］．太湖水体溶解态氮主要以硝态氮（NO－3-N）、溶解态有机氮（DON）、铵态氮（NH+4-N）形态存在，一般情况下，NO－3-N＞DON＞NH+4-N，而亚硝态氮（NO－2-N）含量很低且不稳定，易转化为其它形态的氮［20］．朱广伟［21］分析了太湖湖泊生态系统研究站2005年1月至2007年3月的监测数据，发现太湖水体溶解态氮平均占水体总氮的79%，且以NO－3-N污染为主．1．2太湖水体氮素污染的空间差异太湖作为一个大型浅水湖泊，连接200多条河流，包括较大河流几十条，导致太湖水质存在很大的空间吴雅丽等：太湖水体氮素污染状况研究进展21差异性［22］．19982006年环太湖地区河流入湖水质平均浓度均为劣Ⅴ类，常州河流入湖水质最差，无锡次之，苏州、湖州河流入湖水质较好，直湖港、武进港、漕桥河、太滆运河、陈东河、南溪等河流入湖水质最差，带入太湖的污染物量较大．太湖北部梅梁湾有主要入湖口梁溪河和直湖港，来水流域多为平原和城镇地区，工农业发达，水质差；西南部多林地，人口密度小，城镇少，水质相对较好；南部地区的苕溪河是太湖的主要入湖河流之一；东部的太浦河是太湖的主要出水，这样造成了南部湖区水流交换较快，水质相对于北部较好［23］．张晓晴等［24］的研究表明，20052007年太湖水体TN浓度在梁溪河、直湖港、大浦口和竺山湾明显高于其他地区，其中梁溪河的TN平均值为6．892mg/L，直湖港为5．379mg/L，大浦口为6．758mg/L，竺山湾为5．219mg/L，而东部湖区仅为2．772mg/L，湖心区为2．981mg/L，仅为入湖口的1/3．可见，入湖污染源是造成太湖水质空间分布差异的最主要原因．朱广伟［21］在分析了20052007年太湖不同湖区的营养盐数据后也发现太湖水体TN浓度在入湖河口区明显高于其他湖区．太湖水体中营养盐浓度的持续升高导致夏天蓝藻暴发以及在太湖西、北部水域大量聚集而出现水华．水华吸收了水体中的可利用氮，在风浪的影响下在局部区域堆积也会导致氮浓度产生区域差异．邓建才等［25］的研究表明，梅梁湾、竺山湾、贡湖湾、西岸区和湖心区水体中的总氮浓度显著高于其他湖区，碎屑态氮的空间分布规律与总氮基本一致，即总氮高的水体碎屑态氮的含量也高．1．3太湖水体氮素污染的季节变化太湖水体中氮素污染不仅存在空间差异，也存在季节差异性，且湖体的水质变化季节特征与流域河道一致．Xu等［15］的研究发现，梅梁湾和湖心区不同形态氮浓度的变化趋势均是冬季升高，夏季降低．同样，许梅等［26］对太湖入湖河流的观测也显示出冬、春季节氮含量高，夏、秋季氮含量相对低的特点．冬、春季，太湖水体氮浓度处于全年的高峰，其原因一方面是冬、春季湖泊水位较低，进入湖泊的营养盐被浓缩；另一方面是由于春季春耕农田大量施肥［21］．夏季湖水氮浓度降低一方面是由于夏季降雨量比较大，湖泊水位较高，使得营养盐得到一定程度的稀释［15］；另一方面主要是由于夏季高温季节反硝化作用引起水体氮素损失［27］．雨季的到来也往往意味着污染物输入的高峰，原因可能是太湖周围有无锡、苏州、常州和湖州等城市，城镇路面大部分是不透水地面，由人类生活垃圾、生活污水及某些工业废水所携带的氮、磷营养物易随地表径流进入太湖水体，造成水体的氮源污染，虽然氮污染的总量是增加的，但绝对浓度并没有增加，降雨总体上还是以稀释作用为主．2太湖水体氮素污染来源2．1太湖水体氮素的外源输入2．1．1入湖河道的输入河流是湖泊与流域生态环境联结的主要纽带和通道，尤其是入湖河流，直接影响湖泊的整体水质状况．研究表明，整个太湖出入湖河流水质状态以氮污染为主导因素［28］．据统计，1980s河道TN的输入量占入湖总量的比重为72．02%，1990s TN由河道的入湖量已占总量的90%以上［29］．通过分析计算，20092010年内太湖全年氮素河道输入总量约为7．00ˑ104t，湖西区和浙西区环湖河道是太湖氮素的主要来源，其入湖量分别占河道总输入量的71．2%和22．6%［30］．太湖外源氮污染中，农业面源污染占的比重最大，达56%［31］；其次是生活污水（＜25．1%）［32-33］和养殖污水（17．2% 26．5%）［34］．人工合成肥料（化肥）的过量使用是农业营养盐产生量增加以及农业面源污染最直接的原因．在1970s至1980s初期间，太湖流域有机肥与化肥的使用比例为6ʒ4，但到1980s后期及1990s 中期，这一比例分别提高到3ʒ7及1ʒ9［34］．以无锡为例［34］，化肥投入对水稻、小麦产出增长的贡献额分别达10．3%和34．9%，每年化肥使用量已由1980s中后期的25kg/hm2增加到2000年的45kg/hm2，仅水稻田约12% 17%的氮素会随径流流失．据李恒鹏等［31］的研究，太湖上游面源污染输入太湖的总氮量为7632t/a，其中来自农业面源的为4289t/a，占面源量的56．20%．太湖流域地表水中的主要污染物为铵态氮，其中57%的铵态氮都来自农业面源污染［35］．除农业污染外，工业污水和生活污水也是太湖重要的污染来源．目前，太湖流域结构性污染十分严重，化工、纺织印染、黑色冶金依然是重点污染行业．由于乡镇企业的快速发展和布局的分散性、经营方式的多变性及其初级粗加工，造成的污染极为严重，境内原本清澈的大小河道因大量工业废水的污染而变黑［36］．根22J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）据国家环境保护总局“太湖水污染防治九·五计划及2010年规划”的统计数据，1994年太湖地区入湖总氮30635t，其中工业污水占16%，即4902t；根据国家环境保护总局“太湖水污染防治十·五计划”，2000年太湖流域工业污染排放NH+4-N达6500t，占入湖总氮的5%．太湖流域城市化已超过51%，年生产生活污水已达50ˑ108t/a，而污水处理率不足20%［17］．以太湖流域无锡市［30］为例，19802000年生活用水总量从8．03ˑ104t/d提高到30．1ˑ104t/d；同期生产用水量就从1980年的4116ˑ104t/d增加到2000年的8519ˑ104t/d，而无锡市区城市污水处理率也仅42．9%（2000年），包括郊县在内的城镇生活污水处理率仅27．5%．根据许朋柱［37］的估算，全太湖流域城市系统在2000年的N排放量分别约为7．40ˑ104t，而1980年的排放量约为3．31ˑ104t．据李荣刚、熊正琴等估计［32-33］：全太湖流域每年生活污水带入水体的总氮量占25．1%．另外，太湖地区农村用水量也在逐年上升，由于大多农村污水处理设施不健全，没有完整的污水收集和处理设施，大多农村生活污水未经处理就直接到处泼洒，而厕所污水则直接或间接排入河道．据史龙新等［38］的调查，在宜兴，有24%的农户生活废水选择了直接排入村河，50%的农户排水采用排入屋后及地表渗入地下，25%的农户选择排入沟渠．因此，太湖上游地区农村居民区河流水体铵态氮负荷也较高［34］．“太湖水污染防治十·五计划”中指出，2000年太湖流域城镇生活污水NH+4-N产生总量为2．34ˑ104t，而农村生活污水NH+4-N产生量为2．6ˑ104t．而且，夏季降雨和城镇人类活动产生的污染物对太湖沉积物的硝态氮含量有较大影响［39］．随着渔业经济的迅速发展，其对水体的氮素污染也逐步加剧．许海等［40］的研究也表明鱼塘养殖产生的不仅是无机氮污染，更严重的是产生了大量有机氮污染．太湖地区的渔业发达，每年因水产养殖带入水体中的氮占总氮量的17．2% 26．5%［34］．2．1．2大气沉降的输入大气氮素的沉降也是极为重要的外源性因素［41］．Galloway等和Holland等［42-43］指出全球大气氮的沉降量已经达到109kg/a．近年来国内学者逐渐认识到湖面大气沉降是重要污染来源［44-46］．宋玉芝等对2002年7月2003年6月大气降水的研究［47］表明，太湖流域大气降水已呈富营养化水质的特征，每年由湿沉降直接进入太湖水体的TN约为6562．2t，TN占入湖河道年输入污染物总量的13．6%，大气湿沉降中，TIN对TN的贡献比较大，平均约为78．78%．1990s以来，太湖大气湿沉降的总量不断升高．杨龙元等［48］的研究表明，20022003年太湖水体大气TN沉降率为4226kg/（km2·a），TN的大气年沉降负荷为9881t/a，湿沉降中的TN为7852t/a．Xie等［49］指出20032005年大气湿沉降中N的年均沉降量为2700kg/km2．罗潋葱等［50］研究了湿沉降对太湖氮、磷营养盐输入的影响及其时间和空间的差异性，结果表明湿沉降占太湖外源氮输入的16．5%，其中主要集中在太湖的北部和东部，季节上春、夏季要明显高于秋、冬季．20092010年大气湿沉降中TN的年沉降量为10868t，为同期河流入湖负荷的18．6%，可见湿沉降对太湖富营养化的贡献不容忽视［51］．2．2太湖水体氮素污染的内源输入输入湖泊水体的营养性污染物一部分会经过物理、化学和生物过程累积在沉积物中成为湖泊氮素内负荷的源［52］．在外源性污染得到有效控制以后，内源性污染成为湖泊发生富营养化的关键因素．对于太湖这样一个浅水湖泊而言，除了外源营养盐的输入之外，湖泊底泥所造成的内源释放也是一个重要原因［53］．2．2．1内源氮的释放形式关于太湖的内源释放，目前主要关注的是底泥释放问题，其释放形式主要有静态释放和动态释放两种．沉积物在没有风浪的情况下营养盐的释放主要依靠从沉积物孔隙水中与上覆水中的营养盐浓度差而释放，当风浪较小、不足以悬浮扰动水土界面的情况下，沉积物的营养盐释放将由于水柱复氧而略有下降，当风浪较大，导致沉积物悬浮的情况下，沉积物中的营养盐将伴随沉积物的悬浮而大幅度释放，水柱的颗粒物和溶解性的营养盐浓度在短期内会有所增加，但是当动力扰动撤除后，颗粒态的营养盐又沉入湖底，埋在沉积物中的有机颗粒物质继续降解析出，并按照静态释放的规律进入上覆水．当下一次大风浪来临时，又按照动态释放的规律而释放．铵态氮是氮素内源释放的主要形态，其释放程度与溶氧量呈负相关，与温度呈正相关［54］，主要有两种来源：一是湖泊内部异养生物矿化、分解有机物再生；二是在厌氧环境中反硝化细菌通过反硝化作用将硝态氮、亚硝态氮转化为铵态氮．在沉积环境中，含氮有机物在厌氧的环境条件下通过微生物的矿化、分解作用转变成铵态氮，然后，进吴雅丽等：太湖水体氮素污染状况研究进展23入孔隙水，再进一步通过分子扩散和浓度梯度扩散重新进入湖泊水体中［55］．研究表明：沉积物在氧化条件下，通过厌氧微生物作用，将有机质分解和矿化，可产生大量NH+4-N进入孔隙水［56］．这一过程主要取决于含氮有机物分解的难易程度，主要与O2含量、氧化还原电位、沉积物中C/N比值、阳离子交换量、温度、生物扰动、细菌的作用等有关．太湖是一个大型浅水湖泊，太湖底泥虽然较薄，对氮素的吸附、聚集能力却较强，风浪会导致底泥扰动，频繁的动力悬浮使得沉积物表层的数厘米或数十厘米的底泥发生悬浮，底泥孔隙水中的营养盐也因此得以释放［55］．对铵态氮而言，悬浮作用（悬浮+扩散）造成的上覆水营养盐浓度增加可以达到单纯由扩散产生的营养盐浓度的数十倍［57］．此外，死亡的浮游植物可被细菌和浮游动物重新矿化，或者自溶产生溶解性有机氮，再被细菌降解为NH+4-N［58］．太湖蓝藻水华期间，蓝藻容易在局部大量堆积、腐烂．朱梦圆等［59］的研究表明，上覆水NH+4-N浓度升高，可能是由于藻类死亡后残体堆积分解，本身氮含量造成了水体氮浓度增加．而且，厌氧条件下，硝化作用减弱，NH+4-N的消耗减少，反硝化作用增强，NO－3-N或NO－2-N可转化为NH+4-N或N2［60］．另外，包括藻类、浮游动物和底栖生物在内的生物代谢也促使部分营养盐以溶解态形式直接释放进入水体，同时生物残体与粪便等颗粒物质的降解也使颗粒有机物再生为铵态氮．2．2．2内源氮的释放通量浅水湖泊的内源释放量是国内外均无明确定论的一个问题，它不同于深水湖泊靠浓度梯度释放营养物质．有关太湖的内源释放问题，目前的工作主要集中在实验室的静态释放方面或者是假定条件下的营养盐释放估算．在实验室进行静态模拟实验，采集太湖水域未受扰动的底泥柱样，去除藻类及悬浮物后加入30cm的水柱（以不扰动沉积物表面为要求），保持采样时的水体温度，避光培养，定时采样测定上清液中的营养盐浓度，估算出在静态条件下，太湖全湖一年的NH+4-N释放量达1ˑ104t左右［61］．在动态释放条件下，动力扰动导致的释放量目前仍有争议．秦伯强等［61］根据室内动力扰动摸拟实验和太湖的风速分布频率，估算出太湖每年约有8ˑ104t的总氮从沉积物释放至水体中．但这种估算只反映了底泥的悬浮量，没有考虑颗粒物的沉降部分，导致估算结果偏高．逄勇等［62］根据太湖沉积物再悬浮通量与风速的相关关系，对太湖年均内源氮素释放量进行估算，结果表明太湖内源总氮年释放量只有约7700t，为外源输入的25．7%．浮游植物能直接利用的氮素主要是溶解性的NH+4、NO－3、尿素和其它小分子的有机氮．目前，风浪扰动情况下太湖内源氮的释放主要是对包括底泥颗粒物在内的总氮释放量进行估算，关于这些释放量能有多少比例可以被浮游植物利用还不清楚，尤其是颗粒物在水体中停留期间的矿化分解速率值得重视．虽然对于太湖内源释放量存在一定的争议，但其对太湖氮素污染的重要贡献是不容忽视的．太湖内源产生的NH+4-N 能否满足蓝藻水华的氮需求，维持蓝藻的持续发生，还需要做深入的研究．3太湖水体氮素的迁移转化及氮素平衡氮素的迁移转化是一个包括物理、化学和生物作用的复杂过程．氮在湖泊水体中的迁移主要指可溶性氮或颗粒氮受水体水动力特性的影响，以紊动涡漩的水团运动形态与水体进行交换，从而得到扩散的过程．氮在湖泊水体中的转化过程主要包括生物固氮、氮的吸收同化、氨化作用、硝化作用及反硝化作用，这一过程与水体中微生物、藻类和高等水生植物等的种类和数量密切相关［63］．3．1生物固氮生物固氮指固氮微生物将大气中的N2还原成NH+4-N的过程（图1）．此过程在常温常压下进行，必须要有固氮酶的催化，目前自然界仅原核生物中的根瘤菌、放线菌和一部分具有固氮能力的蓝藻．在没有人为干扰的情况下，生物固氮是补偿湖泊浮游植物氮需求的重要途径．Schindler等［64］根据加拿大实验湖区227号湖37a的大规模实验结果，认为当水中富磷而缺氮时，会出现具有固氮功能的蓝藻，固氮作用可以弥补浮游植物生长过程中缺少的氮，并由此提出控氮措施不能有效控制富营养化的观点．然而，很多研究表明，由蓝藻固氮作用输入到水生态系统中的氮，远不足浮游植物氮需求的50%［9，65］．除了氮磷比外，还有很多因子控制这个耗能的固氮过程［66］．太湖夏季形成水华的蓝藻主要是没有固氮能力的微囊藻，能固氮的鱼腥藻只在早春季节出现，关于太湖水体是否存在固氮作用，其对湖泊氮素输入的贡献有多大，目前的研究较少．根据张波的研究［67］，太湖水体年固氮量只占外源TN输入量的0．11%，说明目前太湖水体的生物固氮作用较弱，24J．Lake Sci．（湖泊科学），2014，26（1）对氮素输入的贡献很小．图1湖泊生态系统中氮素转化示意图Fig．1Conceptual diagram of the transformation of nitrogen in the lake ecosystem3．2氮的吸收同化湖泊中的藻类、高等水生植物、底栖动物等能将氮素转化为自身生物量，经人工捞取或收获后离开湖泊生态系统（图1）．藻型湖泊生态系统中，浮游藻类占优势地位，可食性藻类的生物量被浮游动物和鱼类捕食，最后通过渔获物输出湖体．但富营养化湖泊的优势浮游藻类为食用价值比较低的蓝藻，所以正常的食物链遭到破坏，湖泊生态系统的氮营养物质循环发生改变．湖泊处于草型清水状态时，湖泊生态系统具有完整的食物链结构．大型水生植物通过自身对氮营养元素进行吸收同化、收获输出、沉积输出等过程，使氮素脱离湖泊内的营养循环．太湖具有藻型湖区和草型湖区共存的生态特征．藻型湖区的蓝藻主要通过在无锡、宜兴和常州武进区沿太湖岸线下风区设置打捞站进行打捞，这样不仅有效防止蓝藻水华堆积死亡造成的水体污染，也将大量蓝藻吸收的氮素从水体去除，有效降低水体的氮素污染．根据江苏省水利厅的数据，2011年共从太湖打捞蓝藻97ˑ104t，相当于直接从湖体取出氮500t．3．3硝化作用微生物能将氨氧化为硝酸盐，这个过程称为硝化作用（图1）．硝化作用可分为两个连续而又独立的阶段，即由亚硝化菌完成氨氧化的亚硝酸盐阶段和由硝化菌完成的亚硝酸盐氧化的硝酸盐阶段．硝化作用是需氧反应，受溶解氧含量、微生物的繁殖和硝化活性等因素制约［68］．湖泊中硝化作用最重要和最强烈的地点是有氧沉积物，原因是沉积物上表层存在大量的硝化细菌［69］，但是在NH+4-N浓度较高的富营养化湖泊水体中，同样也具有较高的硝化速率．目前关于太湖硝化作用的研究主要涉及硝化细菌的分布及铵态氮浓度对硝化作用的影响［70-72］，而其它方面较少，尤其是硝化作用对于铵态氮释放量的影响需要深入研究．3．4反硝化作用反硝化作用是指硝态氮和亚硝态氮在无氧或低氧条件下，被微生物还原转化为N2的过程（图1）．反硝化作用是厌氧反应，只有当氧气浓度足够低时才会发生，但并不是氧的分压越低越好，而应保持一定的含氧量［68］．反硝化作用主要在沉积物中进行，通过沉积物厌氧层内的反硝化作用，可以以N2O、N2等气体形态去除内源氮负荷．反硝化速率与上覆水中的NO－3-N浓度呈正比．徐辉等［73］的研究发现，梅梁湾内及湾外开敞湖区的水土界面反硝化脱氮速率为（6．34ʃ22．74） （46．36ʃ13．26）μmol/（m2·h），梅梁湾北部河口区水土界面总脱氮能力明显高于梅梁湾南部及开敞湖区．在蓝藻水华暴发的水体中，藻团内形成的好氧-缺氧的微环境，以及蓝藻衰亡过程中的分解产生大量的有机物，加剧了水体中溶解氧的消耗，导致水体中氧化还原电位大幅度下降．较低的氧化还原电位，将有利于微生物反硝化作用的进行，使水体中氮素赋存数量降低．所以，对蓝藻水华暴发和衰亡过程中硝化和反硝。

浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例引言水体中的磷是湖泊生态系统中的关键营养元素之一，它在湖泊营养循环中发挥着重要作用。

然而，浅水湖泊中内源磷的释放过程及其生物有效性仍存在许多未知之处。

本文以中国三大浅水湖泊之一的太湖、巢湖和龙感湖为例，探讨了这些湖泊中内源磷释放的原因及其对湖泊生态环境的影响。

一、太湖的内源磷释放及其生物有效性太湖是中国最大的淡水湖泊之一，也是内源磷释放研究的重要对象之一。

太湖水域的内源磷主要来自于富营养化的水体底泥。

研究表明，太湖底泥中富集了大量的磷，当湖泊发生水体垂直混合或风浪作用时，底泥中的磷会释放到水体中，形成内源磷。

太湖内源磷的释放具有季节性特点，主要发生在夏季和秋季，这是因为这两个季节湖泊的水温较高，湖水垂直混合较为剧烈，促使底泥中的磷释放。

太湖内源磷的释放对水体中悬浮藻类的生物量、种类和群落结构有一定影响，这是因为磷是藻类生长所需的关键营养元素之一。

二、巢湖的内源磷释放及其生物有效性巢湖位于中国安徽省，也是富营养化湖泊研究的典型水域之一。

巢湖水库的养殖业发展迅速，而养殖废水中富含大量的磷。

其他的磷污染物也是巢湖内源磷的重要来源之一。

研究发现，巢湖内源磷的释放主要发生在湖泊水位升降、沉积物搅动以及流入巢湖的河流水体的冲击作用下。

巢湖内源磷的释放对湖泊的营养状况有着显著影响，导致湖泊水体富营养化现象的加剧。

此外，巢湖内源磷的释放还会威胁湖泊生物多样性，导致水生植物和浮游动物的丰富度和分布范围发生变化。

三、龙感湖的内源磷释放及其生物有效性龙感湖位于中国江苏省，是一个典型的城市湖泊，也是内源磷释放的研究热点之一。

龙感湖的内源磷主要来自于降雨和流入湖泊的污水。

研究表明，龙感湖水体中的内源磷释放主要发生在雨季和高水位期间。

降雨水会冲刷城市地表的污物，引入湖泊中，污水中富含的磷也是龙感湖内源磷的重要来源。

大气中氮和磷的沉降特征与水体富营养化关系研究引言：水体富营养化是当今全球面临的一个严重环境问题，且其影响越来越大。

大气沉降是水体富营养化的重要途径之一。

氮和磷是水体生态系统中的关键营养元素，因此研究大气中氮和磷的沉降特征，对于理解水体富营养化的原因和机制具有重要意义。

大气中氮的沉降特征：大气中的氮主要来自于人类活动产生的废气以及自然界的氮循环过程。

氮在大气中主要以氨气和氮氧化物的形式存在。

气溶胶是氮沉降的一种重要形式，颗粒物中的氨和氮氧化物可以随着气溶胶粒子的沉降进入水体。

此外，大气中的氮可以与水蒸气结合形成酸雨，颗粒物中的氮也可通过干沉降的方式进入水体。

研究发现，氮的沉降通常呈现出明显的季节性和空间分布特征，如春季和夏季的氮沉降量明显高于其他季节。

大气中磷的沉降特征：大气中的磷主要来源于土壤、湖泊和海洋等环境中的粉尘和颗粒物。

磷主要以颗粒物的形式存在于大气中，并通过降雨和干沉降进入水体。

研究发现，大气中磷的沉降量通常较稳定，但也存在一定的季节性和空间分布特征。

磷的沉降量在农田周边和工业区域通常较高，而在河流和海洋附近较低。

大气中氮和磷的沉降与水体富营养化的关系：大气中氮和磷的沉降是水体富营养化的重要来源之一。

沉降的氮和磷进入水体后，会促使水中藻类和植物生长，形成大规模的藻华。

藻华对水体生态系统造成了严重的影响，破坏了水中的生态平衡。

此外，藻华的分解会消耗大量的氧气，导致水体富氧化程度下降，造成水体富营养化进一步恶化。

因此，研究大气中氮和磷的沉降对于预防和控制水体富营养化具有重要意义。

结论：大气中氮和磷的沉降特征与水体富营养化之间存在紧密的关系。

氮和磷的沉降通常呈现出季节性和空间分布的特征，且沉降量通常较高的地区更容易出现水体富营养化问题。

研究大气中氮和磷的沉降特征对于预测水体富营养化的发展趋势，制定相应的环境保护措施具有重要意义。

同时，进一步深入研究大气中氮和磷的来源、转化过程以及对水体富营养化的具体影响机制，有助于更好地理解和解决水体富营养化问题，保护水资源的可持续利用。

大气干湿沉降对城市景观水体水质影响的评价徐竟成;王宇;傅婷;李光明【摘要】选择上海城市化地区的绿地、水体、道路、工地及空中5个类型的环境区域,定期收集大气干湿沉降.测定其大气沉降通量及C0Dcr.、TN、TP的沉降量,并计算分析了其对城市景观水体水质的影响.研究结果表明:在仅受大气干湿沉降影响的条件下,水质处于地表水V类中值、水深为0.5m、1.0m、1.5m和2.0m的城市景观水体,经过28d、54d、83d和214d即可转变为劣V类水体.通过实例分析,提出了应对大气干湿沉降影响的水质保持措施.研究成果为城市景观水体的水质保育提供了评价依据与借鉴.%Atmospheric dry/wet deposition information was collected regularly at sites including greenbelts, waters, roads, worksites and atmosphere in urban area of Shanghai city. The atmospheric deposition flux, depositions of CODCr, TN and TP were measured and their impacts on urban landscape water were calculated and analyzed. The result showed that with only influence of atmospheric dry/wet deposition, for the water of urban landscape with surface water quality values in class V, in depth of 0.5, 1.0, 1.5 and 2.0 meters, the quality may turn into poor level of class V in 28, 54, 83 and 214 days respective. Based on analysis of case study measures were proposed to deal with the influence of atmospheric dry/wet deposition for keeping good quality of water. These conclusions provide references for the maintainance of urban landscape water.【期刊名称】《四川环境》【年(卷),期】2011(030)003【总页数】6页(P49-54)【关键词】大气降尘;污染物沉降;城市景观水体;水质【作者】徐竟成;王宇;傅婷;李光明【作者单位】同济大学环境科学与工程学院,上海200092;长江水环境教育部重点实验室,上海200092;同济大学环境科学与工程学院,上海200092;同济大学环境科学与工程学院,上海200092;同济大学环境科学与工程学院,上海200092;长江水环境教育部重点实验室,上海200092【正文语种】中文【中图分类】X824城市公园绿地、建筑小区等场所内的景观水体，是城市生态的重要元素之一。

太湖表层沉积物磷的吸附容量与释放风险评估太湖作为中国最大的淡水湖泊之一，其水质状况一直备受关注。

在太湖的水体中，磷是一种普遍存在的污染物，其高浓度会引起水体富营养化，进而导致蓝藻水华等问题。

因此，研究太湖表层沉积物对磷的吸附容量以及释放风险具有重要的科学意义。

首先，太湖表层沉积物是水中磷的重要吸附介质之一。

通过吸附磷，表层沉积物可以起到一定程度上的固定磷的作用，减少其在水体中的存在。

磷的吸附容量与吸附等温线以及吸附反应动力学等因素有关。

研究表明，太湖表层沉积物具有较高的磷吸附容量，可以吸附大量的磷，从而减少其在水体中的浓度。

这对于改善太湖的水质具有积极的意义。

然而，太湖表层沉积物对磷的吸附容量并非一成不变的。

在不同的环境条件下，其吸附磷的能力会发生变化。

例如，湖泊水体中的溶解氧浓度、水体pH值以及温度等因素都会影响磷的吸附程度。

此外，沉积物中的有机质含量以及颗粒的粒径分布等也会对磷的吸附产生影响。

因此，在评估太湖表层沉积物对磷的吸附容量时，需要综合考虑多种因素的影响。

另一方面，太湖表层沉积物对磷的释放风险也需要引起重视。

当水体中的磷浓度低于沉积物中的磷含量时，沉积物可能会释放磷，进一步增加水体中的磷浓度。

这可能导致水体富营养化问题的恶化。

因此，及时评估太湖表层沉积物中的磷释放风险，并采取相应的措施进行防治是非常必要的。

综上所述，太湖表层沉积物的磷吸附容量与释放风险评估对于改善太湖的水质状况具有重要的科学意义。

通过研究太湖表层沉积物对磷的吸附特性，可以更好地理解太湖磷污染的来源和传输途径，并为制定有效的水体管理措施提供科学依据。

同时，及时评估沉积物中磷的释放风险，并采取相应的措施进行防治，能够有效地减轻水体富营养化问题的程度，保护太湖的生态系统。

太湖表层沉积物的磷吸附容量与释放风险评估是研究太湖水质治理和生态保护的重要课题之一。

太湖区域面广，水体复杂多变，对磷的环境行为和沉积物特性的研究有助于更好地了解太湖的富营养化问题，并为太湖的管理和治理提供科学依据。

太湖沉积物有机碳与氮的来源倪兆奎;李跃进;王圣瑞;金相灿;储昭升【摘要】选取太湖梅梁湾和湖心柱状沉积物,研究了其有机碳同位素(δ(13)C)和氮同位素(δ(15)N)、C/N、总有机碳(TOC)、总氮(TN)、总磷(TP)含量,并结合(210)Pb和(137)Cs沉积物年代测定技术,探究了近百年太湖沉积物有机质和氮的来源.结果表明:太湖梅梁湾湖区在近百年来,其有机质来源总体以自生为主.20世纪50年代以前,湖区受到人类活动的影响较小,沉积物有机质主要来自于湖泊自身水生植物的沉积;50年代到70年代,湖泊内部环境发生变化,湖区逐渐出现藻类大量死亡并沉积的现象,有机质主要来自于水生植物和藻类的共同沉积;70年代到80年代沉积物机质藻类贡献进一步增大;90年代后到现在,则以藻类的沉积为主要来源方式.梅梁湾湖区沉积物氮素的来源在50年代以前主要以流域土壤流失和大型水生植物的死亡为主;50年代到70年代,人类活动的加剧导致大量工业废水、生活污水的输入,藻类开始大面积爆发,氮主要来自于外源的输入、大型植物和藻类的死亡沉积;90年代后到现在,外源氮的输入得到有效地控制,藻类对沉积物氮的贡献相对显著.湖心区域沉积物有机质和氮的来源主要来自于湖泊内部水生植物的沉积.70年代前,沉积物有机质和氮的来源主要来自于水生植物的沉积和水土流失作用;70年代至今,虽然湖泊受到人类活动外源物质输入影响逐渐增大,但总体来讲贡献较小,沉积物有机质和氮的来源仍以湖泊自生为主.【期刊名称】《生态学报》【年(卷),期】2011(031)016【总页数】10页(P4661-4670)【关键词】沉积物;放射性同位素;稳定同位素;C/N;来源;太湖【作者】倪兆奎;李跃进;王圣瑞;金相灿;储昭升【作者单位】内蒙古农业大学生态环境学院,呼和浩特,010019;中国环境科学研究院湖泊创新基地/国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;内蒙古农业大学生态环境学院,呼和浩特,010019;中国环境科学研究院湖泊创新基地/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创新基地/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Abstract:Variation in the organic carbon and nitrogen of lake sediment recorded the history of geochemistry due to natural and anthropogenic activities.In recent decades，with increasing human activities，Lake Taihu，the third largest freshwater lake in China，suffers a serious eutrophic situation，which affected the ecological balance of the lake.In this study，combining with210Pb and137Cs sediment dating techniques，carbon and nitrogen isotopes(δ13C and δ15N)，C/N ratio，total organic carbon(TOC)，total nitrogen and phosphorus(TN and TP)content of the lake sediment were analyzed to indicate the historical sedimentation of organic mattersin Meiliang Bay and centre area of Lake Taihu.Our results showed that the sources of sediment organic matter were generally autochthonous in the past century of Meiliang Bay.Before 1950s，sediment organic matter was less affected by human activities，mainly from the deposition of aquaticplants.From 1950s to the late 1970s in the last century，the sources of the sediment organic matter were mainly from the aquatic vascular plants and algae.From 1970s to 1980s in the last century，the contribution of algae was obvious.From 1990s in the last century to the present，algae deposition was the main source of sediment organic matter.Nitrogen sources of sediment in Meiliang Bay were mainly derived from soil erosion，fertilizer use and the death of algae before 1950s，and between 1950s and thelate 1970s，sediment sources of nitrogen were mainly from industrial wastewater，domestic sewage input and the death of algaedeposition.From 1990s to the present，the contribution of external nitrogen in the sediment decreased with the increased contribution of algae sedimentation.In the center area of Lake Taihu，organic carbon and nitrogen of sediment were mainly derived from autochthonoussources.Before 1970s，the source of lake sediment organic matter and nitrogen were mainly from aquatic plants and deposition of soilerosion.From 1970s in the last century to the present，human activitiesand the increasing of extraneous material input were increasing，however，organic carbon and nitrogen of sediment were mainly composed of extraneous and internal organic matter.Our results revealed a spatial difference of sedimatation in Lake Taihu and could provide theoretical basis for further analyzing sources of organic matter and evaluating nutrition status of this lake.Key Words:sediment;radioactive isotope;stable isotope;C/Nratio;sources;Lake Taihu研究湖泊沉积物有机质和氮、磷等营养元素的垂向分布及历史来源有助于深入的分析湖泊系统污染来源特征［1］，而碳、氮稳定同位素的技术已被证实是水生环境中鉴别有机质和氮来自于自然界或者人类活动的一种强有力的手段［2-4］。

大气氮沉降对水体富营养化的影响研究随着人类活动的不断增加，大气氮沉降逐渐成为了一个备受关注的问题。

大气氮沉降是指来自大气中氮气（N2）和氮氧化物（NOx）的沉积，其中包括干沉降和湿沉降两种形式。

这些氮源通常来自工业废气、汽车尾气以及农业活动等。

尽管氮气在自然界中是非常重要的养分，但过高的氮沉降会导致水体富营养化，对水生生态系统产生重要影响。

水体富营养化是指水体中营养物质过度富集的现象，尤其是氮和磷元素的大量积累。

富营养化会导致藻类的大量繁殖，形成水华，破坏水体生态平衡，并对水生生物造成危害。

而大气氮沉降是导致水体富营养化的主要因素之一。

首先，大气氮沉降增加了水体的氮负荷。

营养盐是藻类生长的重要限制因子，而氮是营养盐中最重要的组分之一。

高水平的氮沉降会导致水体中氮的浓度迅速上升，从而为藻类生长提供了足够的养分。

这会促进藻类大规模繁殖，形成水华现象。

其次，大气氮沉降改变了水体中的营养元素比例。

通常情况下，水中的氮磷比应该维持在30:1左右，以保持水体的健康状态。

然而，过高的氮沉降会导致氮磷比例失衡，使得氮的浓度远远高于磷的浓度。

这种失衡的情况会造成磷饥饿，使得藻类无法充分利用水中的磷，从而限制了藻类的生长。

此外，大气氮沉降还会改变水体的物理和化学性质。

氮沉降导致水体中氮的浓度增加，并改变了水体的酸碱度。

过高的氮沉降会导致水体变酸，破坏了水体生态系统的平衡。

同时，氮沉降还会增加水体中的溶解有机物含量，进一步促进藻类的生长，加剧水体富营养化程度。

在研究大气氮沉降对水体富营养化的影响时，我们还需要考虑到不同地区的特定因素。

不同地区的气候、地质等条件差异，会对大气氮沉降的影响产生重要影响。

比如，湿气候地区对于氮沉降的吸收和转化能力较强，相对会减缓氮沉降对水体的影响。

而干旱地区由于水体供应相对匮乏，氮沉降对水体富营养化的影响可能更加明显。

综上所述，大气氮沉降对水体富营养化具有重要的影响。

过高的氮沉降会导致水体中氮负荷过大，并破坏水体的酸碱平衡，使得水体富营养化现象加剧。

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。

东太湖主要污染物贡献量及三大污染源营养状况研究根据历年文献资料及实地调查所获取的数据，运用综合污染指数法和氮磷比研究东太湖主要污染物对东太湖水污染的贡献率及三种污染源的营养状况。

结果表明：总氮（TN）、总磷（TP）、氨氮（NH3_N）、高锰酸盐指数（CODMn）四种污染物中，总氮（TN）、总磷（TP）是影响东太湖水质的主要污染物，其中总氮的贡献量在50%以上并且呈逐年递增的趋势。

入湖河道（包括工业废水、生活污水和过往船只排放废水）、围垦围网养殖以及底泥污染这三种污染源中，入湖河道及围垦围网养殖的营养状况均为中营养接近富营养状态，氮磷比在10-30之间，处于极适合藻类生长的区间。

底泥的氮磷比低于10，对藻类生长无明显促进作用。

标签：污染物污染源贡献量营养状况东太湖东太湖具有优良的自然条件和丰富的渔业资源，自20 世纪70-80 年代网围养殖实验获得成功后，网围养殖的大力发展取得了极其显著的经济和社会效益[1]。

与此同时，由于缺乏科学的管理手段和环保意识，网围养殖的盲目发展对湖泊环境和水利、航运等产生了一定程度的不良影响，湖泊环境质量下降，湖泊沼泽化和富营养化现象日趋严重[2-3]。

网围养殖已成为东太湖重要污染源之一。

因此，确定东太湖污染源与主要污染物对于控制东太湖水污染有着重要的实际应用意义。

本文着眼于污染物及污染源方面，讨论分析污染源营养状况与各污染物对东太湖水污染的具体贡献量，为东太湖规划与治理提供依据。

1污染物及污染源的确定1.1污染物的确定影响一个水体的污染物种类十分繁杂，全部研究分析会使工作量变得十分庞大，且没有必要，因此只需选取其中主要的，对水质影响大的几种污染物来进行分析。

根据历年资料和实地调查汇总出自2005年至2012年四种污染物的浓度。

高锰酸盐（mg/l）分别为4.38、4.64、4.49、3.94、4.64、4.31、4.01、3.87。

氨氮（mg/l）分别为0.16、0.19、0.17、0.19、0.20、0.16、0.09、0.09。

大气氮沉降监测方法及中国不同地理分区氮沉降研究进展梁亚宇;李丽君;刘平;白光洁;吕薇;普锦成【摘要】随着我国经济快速发展,近年来大气活性氮排放量呈持续增长的趋势,研究表明,我国多地大气活性氮沉降量已经超过临界值.活性氮来源于化石燃料燃烧、畜牧家禽排放以及农业氮肥挥发、交通废气的排放等.沉降到生态系统的氮一部分可作为营养源提供给农作物,而过量的氮沉降会对生态系统及空气环境产生诸多消极作用.我国对地区大气活性氮监测的研究越来越多,主要是对农田、城市、水体及森林生态系统氮沉降情况的监测.重点阐述活性氮干湿沉降的研究方法及我国不同地理分区大气活性氮干湿沉降的时空特征.【期刊名称】《山西农业科学》【年(卷),期】2018(046)010【总页数】5页(P1751-1755)【关键词】氮沉降;监测方法;地理分区;干湿沉降【作者】梁亚宇;李丽君;刘平;白光洁;吕薇;普锦成【作者单位】山西大学生物工程学院,山西太原030006;山西省农业科学院农业环境与资源研究所,山西太原030031;山西省农业科学院农业环境与资源研究所,山西太原030031;山西省农业科学院农业环境与资源研究所,山西太原030031;山西省农业科学院农业环境与资源研究所,山西太原030031;山西省农业科学院农业环境与资源研究所,山西太原030031【正文语种】中文【中图分类】X51随着工业化、城市化以及农业现代化进程的加快，人类活动越来越频繁，排放到空气中的活性氮数量日益增多，并通过沉降方式进入陆地水生生态系统。

研究表明，过量的氮输入会导致生态系统破坏[1]，比如，土壤酸化、水体富营养化，过量活性氮沉降到森林生态系统与工业中的SO2形成酸雨，直接危害森林植被和造成生物多样性的流失[2-3]。

全球人为活动导致的活性氮生产量由1860年的15 t/a增加到2000年的165 t/a，随着社会经济的进一步发展，由人为活动排放的活性氮数量会继续增加，人类生活环境及生态系统会进一步遭到破坏[4]，因此，了解活性氮的来源与沉降现状和未来发展趋势十分必要。

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。