北京六湖水体和表层沉积物中氮污染特征与评价

中国环境科学 2016,36(5)：1520~1529 China Environmental Science 北运河沉积物中主要脱氮功能微生物的群落特征鲍林林1,2,3,王晓燕1,4*,陈永娟1,张苓荣1 (1.首都师范大学资源环境与旅游学院,北京 100048；2.中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室,北京 100085；3.中国科学院大学,北京 100049；4.首都师范大学首都圈水环境研究中心,北京 100048)摘要：应用分子生物学技术研究北运河沉积物中主要脱氮功能微生物,反硝化细菌和厌氧氨氧化细菌(Anammox)的群落特征,探讨了微生物群落的季节变化及其与环境因子的响应关系.结果表明,沉积物中反硝化细菌和Anammox的丰度和群落组成随季节变化差异显著.从夏季到冬季,反硝化细菌丰度逐渐增加,Anammox的丰度却逐渐降低;反硝化细菌的多样性均显著的高于Anammox的多样性,反硝化细菌是北运河沉积物中主要的脱氮微生物.从夏季到冬季,沉积物中氮和TOC含量均逐渐升高,温度是决定脱氮微生物群落特征季节变化的关键因子,TN与反硝化细菌的群落丰度显著正相关,C/N与Anammox的丰度显著正相关;反硝化细菌的群落结构主要受到硝氮和pH的影响,pH也是影响Anammox物种时空分布的主要因子.系统发育分析表明,两种脱氮微生物的主要类群均具有较高的耐污性和良好的脱氮效率,反硝化细菌主要从属于Pseudomonas和Halomonas, Anammox物种发育多样性较低,主要为浮霉菌门的Candidatus Brocadia.关键词：北运河沉积物；反硝化细菌；厌氧氨氧化细菌；季节变化；环境因子；系统发育中图分类号：X172 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2016)05-1520-10Diversity, abundance and distribution of nirS-type denitrifiers and Anammox bacteria in sediments of Beiyun River. BAO Lin-lin1,2,3, WANG Xiao-yan1,4*, CHEN Yong-juan1, ZHANG Ling-rong1 (1.College of Resources, Environment and Tourism, Capital Normal University, Beijing 100048, China；2.State Key Laboratory of Urban and R egional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China；3.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China；4.Research Center of Aquatic Environment in the Capital Region, Capital Normal University, Beijing 100048, China). China Environmental Science, 2016,36(5)：1520~1529Abstract：Denitrification and anaerobic ammonia oxidation are two main processes for nitrogen removal in nitrogen cycle. The seasonal variation of community diversity and abundance, phylogenetic composition of nirS-type denitrifiers and Anammox (anaerobic ammonia oxidation) bacteria of sediments in Beiyun River were compared based on PCR (polymerase chain reaction), T-R FLP (terminal restriction fragment length polymorphism), clone and sequencing. The abundance of nirS-type denitrifiers increased from summer to winter while the abundance of Anammox bacteria decreased significantly. What’s more, the abundance of nirS-type denitrifiers was significantly higher than Anammox in fall and winter. Community composition of the two microbial groups varied seasonally and the community diversity of nirS-type denitrifiers was much higher than Anammox bacteria. Concentrations of nitrogens and organic carbon in the sediments increased significantly from summer to winter. Environmental temperature was significantly correlated with the seasonal changes of abundance and community distribution of the two microbial groups in sediments. Correlation analysis revealed that total nitrogen had a great effect on the abundance of nirS-type denitrifiers, while C/N was significantly correlated with abundance of Anammox bacteria. NO x− and pH were also the main environmental factors determining the community distribution of nirS-type denitrifiers and Anammox bacteria in sediments. Phylogenetic analysis revealed that most of the denitrifying microbes belonged to species with relatively high pollution-resistance and efficiency of nitrogen removal. Phylogenetic diversity of nirS-type denitrifiers was much higher than that of Anammox bacteria. nirS-type denitrifiers were grouped into genera Pseudomonas and Halomonas, while Anammox was mainly bacteria belonged to Candidatus Brocadia.Key words：Beiyun River sediment；nirS-type denitrifiers；Anammox；seasonal change；environmental factors；phylogeny 收稿日期：2015-10-08基金项目：国家自然科学基金项目(41271495);国家重大水专项(2009ZX07209-001-02)* 责任作者, 教授, wangxy@5期鲍林林等：北运河沉积物中主要脱氮功能微生物的群落特征 1521人为活动的日益增强已经明显加速了氮的循环,过量氮素进入生态系统容易引发一系列全球性环境问题[1].对水生态系统来说,氮素造成的水体富营养化问题以及氮循环微生物对氮素的迁移转化作用越来越受到人们关注.氮循环中反硝化作用和厌氧氨氧化作用是去除环境中过量氮素的两个主要过程,分别由反硝化细菌和厌氧氨氧化细菌(anaerobic ammonia oxidation bacteria, Anammox)所驱动[2-3].反硝化细菌一直是环境中脱氮的主要微生物,而越来越多的研究发现,Anammox广泛的存在于海洋、土壤和湖泊等生态系统中,也具有比较可观的脱氮贡献[4].这2种脱氮微生物在环境中的群落特征和生态功能对全球氮循环的平衡具有重要作用.利用分子生物学技术,反硝化细菌nirS基因和Anammox的16S rRNA基因或肼氧化还原酶(hydrazine oxidoreductase, hzo)基因常被作为两种微生物的分子标记,以研究其在环境中的群落特征和生态功能[2,5].环境温度、污染物质浓度和溶氧等[6]都是影响这两种脱氮微生物群落结构和生态功能的重要因子.已有的研究主要探讨了河流沉积物中反硝化细菌和Anammox的活性特征[2,7-8]和脱氮效率[3-4,9],而河流生态系统中两种脱氮微生物群落特征的综合对比分析,潜在的生态功能差异和脱氮贡献,及其与环境因子的响应关系还需要深入的研究.城市河流受人类生产生活干扰剧烈,是氮污染最为突出的区域[10],其水体流速缓慢,污染物质富集于淤积的沉积物中,极易造成二次污染.所以,沉积物中脱氮微生物的群落特征和生态功能直接关系到河流生态系统污染氮素的有效转化和去除.北运河是典型的城市河流,是北京市主要的排污泄洪河道,水体氨氮严重超标,河床沉积物中也储存了大量氮素[11].通过研究北运河沉积物中反硝化细菌和Anammox的群落结构及其季节变化特征,分析微生物群落与环境因子的响应关系,以探讨两种脱氮微生物在城市河流沉积物中的潜在作用和功能差异,为河流生态系统氮素的去除及污染控制提供科学依据. 1材料与方法1.1样品采集和理化分析沿北运河京区流域范围内水系干流上选择4个采样点,如图1所示,包括马坊桥(1)、坝河口(2)、榆林庄桥(3,凉水河口)和杨洼闸下游(4).分别于2013年7月(夏季)、10月(秋季)和2014年2月(冬季),采集河流表层沉积物(3~5cm).利用便携式柱状采泥器,每个样点断面随机多点抓取河床沉积物,并取其表层部分均匀混合为1个样品,样品用无菌袋封装并4℃冷藏运输.分子实验使用样品﹣20℃冻存,其余样品用作理化参数测定.沉积物的pH值、氨氮(NH4+-N)、亚硝氮(NO2−-N)和硝态氮(NO3−-N),以及总氮(TN)和总有机碳(TOC)的测定方法参考文献[12].图1 采样点分布Fig.1 The distribution of sampling sites1.马坊桥;2.坝河口;3.榆林庄桥;4.杨洼闸后1.2 微生物PCR扩增和多态性分析采用Power Soil DNA试剂盒(MO B I O Laboratories I nc.,美国)提取沉积物(0.3g湿样)总DNA,即PCR扩增的模板DNA.反硝化细菌的PCR 扩增引物为针对亚硝酸盐还原酶基因(nirS)的nirS1522 中国环境科学 36卷1F和nirS 6R,并根据降落PCR的方法进行nirS基因扩增[13-14].Anammox采用巢式PCR,先由引物Pla46f和630r对浮霉菌属进行扩增,再将所得产物作为模板,由特异性引物Amx368f和Amx820r进行Anammox的16S rRNA基因的扩增[7,15].PCR扩增引物序列及相应温度程序如表1所示.用于T-RFLP分析的PCR产物,对前引物(nirS 1F和Amx368f)的5’端进行羟基荧光素(FAM)标记,采用限制性内切酶Takara HhaⅠ(宝生物工程有限公司,大连)酶切以进行群落多态性分析[12].表1PCR扩增引物序列及相应的温度程序Table 1 Primers and procedures for PCR amplification目的基因引物引物序列(5’-3’) 温度程序nirS 1F CCTAYTGGCCGCCRCART nirSnirS 6R CGTTGAACTTRCCGGT 95℃,5min;[95℃,30s;60℃(−0.5℃/circle),30s;72℃,1min]×10;(95℃,3 0s;55℃,30s;72℃,1min) ×25;72℃,7minPla46f GGATTAGGCATGCAAGTC16S rRNA630r CAKAAAGGAGGTGATCC95℃,3min;(95℃,1min;56℃,1min;72℃,1min)×30;72℃,10minAmx368f TTCGCAATGCCCGAAAGG16S rRNAAmx820r AAAACCCCTCTACTTAGTGCCC95℃,3min;(95℃,1min;52℃,1min;72℃,1min)×30;72℃,10min1.3微生物的定量和克隆序列分析反硝化细菌的定量分析仍以nirS基因为标记,而Anammox定量分析以hzo的拷贝数表示,所用引物为hzocl1F1(TGYAAGACYTGYCAY- TGG)和hzocl1R2(ACTCCAGATRTGCTGAC- C)[16].采用SYBR Green法,对nirS和hzo基因进行绝对定量分析(实时荧光定量PCR,RT-qPCR),定量结果为3次测试的平均值.通过蓝白斑筛选微生物的阳性克隆子,并将测试序列提交至NCBI数据库,获取序列登陆号(反硝化细菌:KJ777836-KJ778008和KM406982- KM406998;Anammox:KM008745-KM008972).利用DOTUR软件对反硝化细菌和Anammox进行独立操作单元(operational taxonomic unit, OTU)的划分,并建立相应的克隆文库,以邻位相接法(neighbor-joining)构建包括北运河沉积物的检测序列和已发表参比序列的系统发育树.1.4数据分析采用SPSS16.0、OriginPro8.1等软件对数据进行处理.整理后的T-RFLP片段种类数据由PRIMER5.0软件进行微生物群落的香农多样性(Shannon-Weiner,H’)分析.使用Canoco for Windows 4.5软件,对微生物群落的时空分布及其与沉积物环境因子的响应关系进行典范对应分析(canonical correspondence analysis, CCA).2结果与分析2.1沉积物理化参数表2表层沉积物的理化性质Table 2 Physical and chemical properties of sediments样品编号pH值NO x−-N(mg/kg)NH4+-N(mg/kg)TOC(g/kg)TN(g/kg)C/N S1 6.78 43.1529.8432.30 3.63 8.91 S2 7.77 11.39 6.59 15.20 2.28 6.66 S3 7.38 6.26 13.7656.40 4.90 11.51 S4 7.71 21.517.62 7.30 1.15 6.36 均值7.41 20.5814.4527.80 2.99 8.36F1 7.18 68.8357.1544.00 7.73 5.69F2 7.46 8.23 2.86 23.00 2.69 8.56F3 7.37 29.868.67 14.90 2.62 5.69F4 7.41 19.43 4.95 4.04 1.61 2.51均值7.36 31.5918.4021.48 3.66 5.61 W1 7.61 46.0356.0740.15 5.91 6.80 W2 7.39 14.1114.0350.68 6.24 8.12 W3 7.65 95.8111.8222.04 4.51 4.89 W4 7.56 41.4811.7122.94 4.44 5.17 均值7.55 49.3523.4133.95 5.27 6.24 注:S, Summer,夏季; F, F all,秋季; W, Winter,冬季; NO x−,为NO2−+NO3−;C/N为TOC与TN的比值,下同.各季节沉积物的主要理化参数如表2所示.5期鲍林林等：北运河沉积物中主要脱氮功能微生物的群落特征 1523此外,夏季、秋季和冬季的沉积物上覆水的平均温度(T)分别为28,12,2,℃北运河沉积物pH值范围6.78~7.77.虽然北运河水体以NH4+污染为主,但在沉积物中,除了夏季3号样点(S3)和冬季1号样点(W1)外,其余各样点的硝氮(NO x−, NO2−-N与NO3−-N的总量)的含量均明显高于NH4+.总体看来,夏季到冬季沉积物中各类污染物质含量逐渐增加,可能与其污水处理厂退水和再生水补给为主[11]有关,秋冬季降雨补给减少,污染稀释作用降低.位于杨洼闸下游4号点的沉积物(S4、F4和W4)中,TOC和TN的含量均相对低于其他样点.此外,TOC和TN的含量存在显著的正相关关系(P < 0.05).2.2群落丰度的季节变化如图2所示,nirS基因的拷贝数夏季最低(1.39×107~9.32×107copies/g),秋季次之(1.79× 1010~1.3×1011copies/g),冬季最高(5.9×1010~ 3.34× 1011copies/g);而hzo基因的拷贝数夏季最高(1.03×107~9.37×107copies/g),秋季次之(1.01× 104~1.09×104copies/g),冬季最低(0~1.00× 104copies/g).综合看来,夏季沉积物中反硝化细菌和Anammox的群落丰度相当,而秋、冬季时反硝化细菌群落丰度明显高于Anammox.由表3可见,不同季节中,各理化参数对微生物群落丰度的影响作用不同.夏季,沉积物TOC 含量、C/N与反硝化细菌、Anammox的丰度均具有显著正相关关系,Anammox的群落丰度还与沉积物TN含量相关;秋季,各形态氮素含量和pH值均对反硝化细菌的丰度具有显著影响,而与Anammox的丰度没有显著相关性;冬季,仅pH 值与反硝化细菌的丰度显著负相关,Anammox 的丰度与TOC、TN含量显著正相关.综合看来, T 是2种脱氮微生物的群落丰度季节变化的关键因子,反硝化细菌和Anammox的群落丰度分别与TN含量和C/N的变化相关性较高.图2 沉积物中nirS和hzo基因的拷贝数(copies/g) Fig.2 Average gene copies of nirS and hzo in differentseasons表3群落丰度与环境因子的Pearson相关性Table 3 Pearson’s correlations between microbial abundance and environment factors季节微生物 pH值 NO x−-N NH4+-N TOC TN C/N T 反硝化细菌 ns ns ns 0.97* ns 0.97*-SAnammox ns ns ns 0.98* 0.97* 0.99**-反硝化细菌-0.99** 0.99* 0.99** ns 0.97* ns -FAnammoxns ns ns ns ns ns -反硝化细菌-0.99** ns ns ns ns ns -WAnammox ns ns ns 0.95* 0.99* ns -反硝化细菌ns ns ns ns 0.60* ns -0.55*总Anammoxns ns ns ns ns 0.75* 0.67*注: * P<0.05, ** P<0.01; ns,无显著性.2.3群落组成的多样性表4为北运河沉积物反硝化细菌nirS基因和Anammox 16S rRNA基因的T-RFLP片段数目,及其群落多样性指数.一个T-RF片段至少代1524 中国环境科学 36卷表一种相应的微生物,群落结构可由T-RFs的组成表征.各样点检测出反硝化细菌的T-RFs 12~20种,Anammox的T-RFs 1~12种,反硝化细菌的群落多样性显著高于Anammox的多样性.秋季,反硝化细菌的T-RFs数量最多,多样性指数最低,但是夏季其T-RFs最少时多样性指数最高.秋季和冬季沉积物中Anammox的群落多样性均高于夏季的群落,其中S3和S4样品的Anammox主要检测出一种T-RF,多样性最低.Pearson相关分析表明,仅冬季的Anammox 群落多样性与沉积物NO x−存在显著相关性(r = 0.99,P < 0.05).图3为物种与环境因子的CCA双轴图,反映了脱氮微生物群落主要T-RFs种类(相对丰度大于6%)的时空分布特征,及其与沉积物主要环境因子的响应关系.如图所示,反硝化细菌和Anammox的主要物种分布均具有显著的季节分异,冬、夏两季的物种组成差异最大,而且夏季各沉积物样点之间的微生物群落结构差异也比较大.表4脱氮微生物功能基因的T-RFs和多样性Table 4 T-RF fragments and diversity of nirS and 16SrRNA genes反硝化细菌AnammoxT-RFs H’ T-RFs H’S1 132.0512 1.80S2 122.04 7 1.01S3 121.92 1 0S4 122.01 1 0总 232.60 18 1.40F 1 121.81 11 1.76F 2 202.3812 1.81F 3 121.91 7 1.50F 4 121.46 6 0.84总 342.26 22 1.81W2 132.18 6 1.13W3 182.43 8 1.55W4 162.06 7 1.31总 282.41 16 1.80 2.4群落结构特征和因子响应--1.0 1.0-1.01.0AX2图3 反硝化细菌和Anammox主要T-RFs种类分布与沉积物环境因子的关系Fig.3 CCA between dominant T-RFs and sediment environmental factors■ 夏季样点; ◆秋季样点; ● 冬季样点; △ T-RFs种类反硝化细菌CCA前四个排序轴的总解释度为86.3%,AX1和AX2对物种—环境因子相关性的解释度分别为37.8%和19%,影响群落时空分布的主要因子有与AX1相关度较高的pH(-0.72)和与AX2相关的T(-0.75)和NO x−(0.66);Anammox的CCA前四个排序轴的总解释度为88.5%,AX1和AX2对物种—环境因子相关性的解释度分别为35.5%和28%, T(0.86)与AX1存在较高的相关性,而pH(0.63)与AX2相关.总体看来, pH值和T是影响反硝化细菌和Anammox群落物种时空分布的主要环境因子.2.5系统发育特征对夏季各沉积物中反硝化细菌(0.05的分异5期 鲍林林等：北运河沉积物中主要脱氮功能微生物的群落特征 1525度)和Anammox(0.02的分异度)进行了克隆文库的系统发育分析.图4所示为反硝化细菌的系统发育树,根据其系统发育关系,主要划分为两支.Cluster A 包含了43%的克隆序列,其发育多样性高于Cluster B,主要与各种沉积物环境来源的序列相似性较高.Cluster A 又可分为两个亚支,大部分的序列属于Cluster A1,而Cluster A2主要包含1号样点的克隆序列,其与发现于碱性咸水湖泊的Halomonas sp. HGD1[17]同源性较高.Cluster B 主要由2、3号样点的序列组成,与活性污泥和反应器环境中的类群同源性较高,而且2号样点的所有序列属于这个分支.此外,2号样点的序列2d20及同一OUT 的其他27个克隆序列与水稻根系土壤中检测出的Pseudomonas stutzeri RCH2的相应片段具有83%的相似性,而序列2d16与Thauera terpenica 58Eu 具有91%的相似性[18].3d20(KJ777855) (2)4d13(KJ777881) (4)3d41(KM406996) (2)Sediment of East Lake (JX852522)SNAD sludge (KC569503)Sediment of a constructed wetland (EF558393) 1d22(KJ777958) (2)1d6(KJ777942) (4)4d4(KJ777872) (2)1d15(KJ777951) (2)San Francisco Bay estuary sediment (GQ453846) Chesapeake Bay Sediment (DQ676127)Soil (EU442502)4d31(KJ777899) (2)Soil (AM419602)Jiao zhou Bay sediment (EU048513)Coastal sediment (DQ159586) 3d1(KJ777836) (2)Landfilled refuse (KC412680)1d19(KJ777955) (2)Halomonas sp. 4CR (GQ384045) 3d31(KJ777866) (2)Anaeobic-aerobic sequencing batch reactor (AB208104)Activated sludge (GU564865)Sediment in groundwater (EF177798)Pseudomonas stutzeri RCH2 (CP003071)2d20(KJ777993) (28)2d34(KJ778007) (1)2d16(KJ777989) (1)Simulated landfill bioreactor (JN024693)Thauera terpenica 58Eu (AY078266)999985705199 809873879899998969520.05Cluster B (sludge/sediment)Cluster A2Cluster A1Cluster A (sediment)图4 反硝化细菌nirS 基因序列的系统发育树Fig.4 Phylogenetic tree of nirS -type denitrifiers sequences and reference sequences from GenBank括号中粗体数字为OTU 内的序列数目,发育树分支节点上的数字为1000次Bootstrap 分析的发生概率(%),其中小于50%的值已在图中略去,左下方标尺为5%序列差异的分支长度,下同1526中 国 环 境 科 学 36卷1y16(KM008760) (8) SBR (JN006730)2y9(KM008797) (10)4y31(KM008907) (10)Candidatus Brocadia fulgida (JX243575)Constructed wetland soil (JF346212)Agricultural soil (JQ919051)Paddy soil (JN176685) Flooded paddy soil (JN176685) Cape Fear River Estuary sediment (FJ490119) High temperature oil reservoir (HM208773)4y35(KM008911) (11) 3y29(KM008862) (12)Wastewater treatment plant sludge (KJ436589)Upper Cape Fear River sediment (HM851589) Sediments of the Yangtze estuary (JX243635)1y14(KM008758) (8)Lake Rassnitzer water, 29 m depth (FJ830384) 2y19(KM008807) (8) Jiaojiang estuarine sediment (JN051530) Candidatus Brocadia fulgida (JX243329)Candidatus Brocadia fulgida (JX243637)4y29(KM008905) (4)Lake Kitaura sediment (AB624840)1y39(KM008783) (5)3y42(KM008875) (15)Hyporheic zone soil in Fuhe River (HM565016)Ground water of Zorra township, Ontario (JX392925)4y32(KM008908) (12)North Carolina groundwater (HM851666)Fertilized paddy soil (GU083895) 2y30(KM008818) (14) Peat soil (HQ637487)Candidatus Brocadia fulgida (JX243361)1y5(KM008749) (9) 3y8(KM008841) (12)7757575697 9999656491906173 61608559580.005Cluster ACluster BCandidatus Brocadia图5 Anammox 16S rRNA 基因序列的系统发育树Fig.5 Phylogenetic tree of Anammox bacterial 16S rRNA sequences and reference sequences from GenBankAnammox 的系统发育树也主要划分为两支(图5),Cluster A 包含了65.9%的测试序列,主要与土壤、沉积物以及活性污泥等环境来源的类群同源性较高,而Cluster B 与土壤和地下水等环境来源物种的相似性很高.Cluster A 和Cluster B 均与长江河口潮间带沉积物中的Candidatus Brocadia 属的序列[19]具有较高的同源性,可见,Candidatus Brocadia 是北运河沉积物中主要的Anammox 类群. 3 讨论3.1 脱氮微生物群落特征的季节变化对北运河夏季、秋季和冬季沉积物中脱氮微生物群落特征的研究表明,反硝化细菌的群落丰5期鲍林林等：北运河沉积物中主要脱氮功能微生物的群落特征 1527度明显高于Anammox.反硝化细菌一直是环境中主要的脱氮类群,而且群落丰度与脱氮微生物的活性具有正相关性[2,9],由此看来,具有显著丰度优势的反硝化细菌也是北运河沉积物中的主导脱氮微生物.长江河口湿地[19]和美国New River河口[2],其沉积物中主要的脱氮贡献者也均为反硝化细菌.此外,微生物群落丰度存在显著的季节变化,夏季到冬季反硝化细菌的丰度逐渐增加,Anammox的丰度却显著降低.已有研究也有类似的结果,辽河口沉积物中反硝化细菌的数量春季最多,秋季次之,夏季最少[14],且马恩河(法国)秋、冬季沉积物的反硝化活性高于春、夏季的活性[8],均表明干冷季节河流沉积物反硝化细菌群落丰度和相应的功能更具优势.莱州湾沉积物中的研究发现,冬季反硝化细菌的群落丰度更高,夏季的Anammox群落丰度高于冬季[5],太湖流域河流沉积物夏季和初秋的Anammox脱氮活性也高于冬季的活性[20],可见,与反硝化细菌相反, Anammox在暖湿季节的群落特征和功能活性更具优势.群落多样性的结果表明,北运河沉积物中反硝化细菌的群落多样性显著高于Anammox,进一步验证反硝化细菌在脱氮作用中的群落优势.此外,脱氮微生物的群落结构,尤其是Anammox,具有显著的季节分异.已有研究认为,沉积物微生物群落结构的季节分异,与河流季节性的温度和降水变化有关,如湿季(夏季)和干季(秋季)微生物的优势种类组成明显不同[21].3.2反硝化细菌和Anammox的物种进化特征环境中的反硝化细菌主要包括Pseudomonas、Paracoccus、Rhizobium和Achromobacter等类群[22],系统发育分析的结果表明,北运河沉积物大部分反硝化细菌的克隆序列(Cluster B)都与Pseudomonas同源.孔强等[23]曾在天津段北运河中分离培养了一株好氧反硝化细菌,鉴定其为Pseudomonas sp.,而且该类群具有良好的TN和NO3−降解效率.可见, Pseudomonas sp.类群是北运河沉积物中的主要反硝化细菌.此外,Cluster B中部分序列还与索氏菌属(Thauera)相关类群的相似性很高.Thauera 是广泛存在于各种类型废水处理装置中的功能类群[24],也含有nirS基因片段,具有亚硝酸盐还原功能,与Pseudomonas的nirS基因具有很高的相似性[18]. Cluster A主要与Halomonas的反硝化细菌同源.Halomonas是一类耐盐性很强的中度嗜盐菌,属于极端微生物,主要分布于高盐含量、污染的或碱性的环境中[25],Berendes等[26]就从城市的污水处理厂中分离出一株参与反硝化作用的Halomonas desiderata sp.,研究表明Halomonas 类群的反硝化细菌也具有显著的脱氮作用[17].在氮污染严重的北运河沉积物中,Pseudomonas、Halomonas和Thauera相关类群的反硝化细菌分布广泛,对北运河过量氮素的去除具有重要作用.浮霉菌门的Anammox主要包括Candidatus Brocadia、Kuenenia、Scalindua和Jettenia属,北运河沉积物中Anammox的主要发育类群从属于Candidatus Brocadia.研究表明, Candidatus Brocadia和Candidatus Jettenia是高氮含量的泥炭土壤中主要的Anammox [27],而且Candidatus Brocadia也是污泥反应器中的主要类群,能够耐受高浓度的NO2−,脱氮效果显著[28].由此看来, Candidatus Brocadia作为北运河沉积物中主要的Anammox类群,显著的耐污、脱氮特征也反映出其对北运河污染环境的适应和一定的脱氮贡献,当然,Anammox的脱氮贡献大小及其与反硝化细菌的共同作用,还需要进一步对脱氮活性进行定量研究.3.3主要环境因子的影响作用微生物的群落特征是与环境变化相互作用的结果.因子分析表明反硝化细菌的群落丰度与NO x−、NH4+和TN的含量具有显著正相关关系,其物种的时空分布也与NO x−相关.北运河水体流速缓慢,为沉积物反硝化细菌营造了较好缺氧环境,所以,氮素的可利用性是决定脱氮微生物群落结构和功能作用的重要因子.Zhao等[29]在太湖流域的研究发现,沉积物反硝化速率随NH4+含量的增加而升高,而且当高含氮污水排入河流时,氮素的去除效率也相应的提高;长江河口沉积物的反硝化细菌数量和反硝化速率也与NH4+浓度呈显著正相关关系[9].相关研究还表明,径流NO3−浓度1528 中国环境科学 36卷升高,水库内沉积物的反硝化活性随之升高[30],可见,氮相关营养盐水平对反硝化细菌的群落分布和功能活性具有重要的影响作用[31-32].研究表明,Anammox在氧化还原过渡区NH4+和NO3−共存的环境条件下分布更为广泛,氮的可利用性对Anammox的生长也很重要[33].但是,莱州湾河口沉积物的Anammox群落丰度与NO3−含量呈负相关[5],东江沉积物中的研究也发现,Anammox的丰度与NO2−显著负相关[34],这可能与过高的氮含量对沉积物Anammox群落生长具有抑制作用有关[35].从本文的研究结果看来,NO x−与NH4+的含量从夏季到冬季逐渐升高, Anammox群落丰度也逐渐降低,虽然两者之间并没有显著的相关性,但氮含量增加与Anammox群落丰度的具体响应值得深入探讨.因子分析结果还表明,沉积物C/N的值与Anammox的群落丰度显著正相关,已有研究表明在污水处理系统中,Anammox在高氨氮低C/N(2左右)的条件下才具有较高脱氮效率[36],可见,北运河沉积物C/N含量与Anammox的群落功能可能也存在积极的响应关系,有待进一步论证.此外,有机质含量对脱氮微生物群落特征也有一定的影响作用,钱塘江沉积物中有机碳是决定沉积物Anammox分布和群落多样性(负相关)的主要因子[37],东湖沉积物有机质的含量与nirS 基因拷贝数正相关[38],本文表明夏、秋季的TOC 与微生物群落丰度具有显著的响应关系.季节性的温度变化对反硝化细菌和Anammox群落丰度和物种时空分布的影响作用最为显著,综合河流水文化学的季节性变化,脱氮微生物与环境因子的响应更为复杂,所以,要阐明其与脱氮微生物相互作用的具体机制,还需要更深入的全面的探究. 4结论4.1从夏季到冬季,北运河沉积物中主要氮含量和TOC逐渐增加,受闸坝上游水体的拦截作用和闸坝下游水体流速激增的扰动影响,4号样点沉积物中的TOC和TN含量相对较低.反硝化细菌的群落丰度从夏季到冬季逐渐增加,Anammox 丰度却显著降低;两种微生物的群落结构具有显著的季节差异.反硝化细菌的群落多样性显著高于Anammox的多样性.综合看来,反硝化细菌是北运河沉积物中主要的脱氮微生物.4.2季节变化是影响反硝化细菌和Anammox 群落丰度和物种组成的关键因子,TN和C/N分别与反硝化细菌和Anammox的群落丰度显著正相关,反硝化细菌的群落结构主要受到硝氮和pH值的影响,pH值也是决定Anammox群落物种时空分布的主要因子.4.3系统发育分析表明,水体氮污染严重的北运河中,沉积物的脱氮微生物类群都具有良好的耐污性和较高的脱氮效率,反硝化细菌主要与沉积物和活性污泥等环境中的类群同源,从属于Pseudomonas和Halomonas;Anammox与土壤、沉积物、活性污泥和地下水等来源的类群相关,主要为浮霉菌门的Candidatus Brocadia.参考文献：[1] Fowler D, Coyle M, Skiba U, et al. 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汤逊湖㊃南湖及墨水湖底泥沉积物中氮磷的释放特征林子阳１，姜应和１∗，程润喜２，胡芳２，周欢２，陈铭楷１（１．武汉理工大学土木工程与建筑学院，湖北武汉４３００７０；２．路德环境科技股份有限公司，湖北武汉４３００００）摘要㊀在夏季环境下以武汉汤逊湖㊁南湖和墨水湖的底泥沉积物为目标，采用蒸馏水作为上覆水进行静态释放试验，监测各试验柱上覆水中氮磷营养盐的变化趋势，计算ＴＮ㊁ＴＰ的累计释放量，分析湖泊底泥中氮磷营养盐的释放规律㊂结果表明，各湖泊底泥样本向上覆水中释放的氮主要以ＮＯ３－－Ｎ的形式存在；墨水湖底泥向上覆水中释放的氮最多，南湖底泥向上覆水中释放的磷最多㊂３个湖泊的底泥向上覆水释放的氮磷总量仅占底泥氮磷总量的极少部分，说明汤逊湖㊁南湖和墨水湖底泥均具有较大的氮磷释放潜力㊂关键词㊀氮磷；底泥沉积物；释放特征中图分类号㊀Ｘ５２４㊀㊀文献标识码㊀Ａ㊀㊀文章编号㊀０５１７－６６１１（２０２３）０２－００６４－０４ｄｏｉ：１０．３９６９／ｊ．ｉｓｓｎ．０５１７－６６１１．２０２３．０２．０１７㊀㊀㊀㊀㊀开放科学（资源服务）标识码（ＯＳＩＤ）：ＲｅｌｅａｓｅＣｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆＮｉｔｒｏｇｅｎａｎｄＰｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎｔｈｅＳｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ，ＳｏｕｔｈＬａｋｅａｎｄＭｏｓｈｕｉＬａｋｅＬＩＮＺｉ⁃ｙａｎｇ１，ＪＩＡＮＧＹｉｎｇ⁃ｈｅ１，ＣＨＥＮＧＲｕｎ⁃ｘｉ２ｅｔａｌ㊀（１．ＳｃｈｏｏｌｏｆＣｉｖｉｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇａｎｄＡｒｃｈｉｔｅｃｔｕｒｅ，ＷｕｈａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｗｕｈａｎ，Ｈｕｂｅｉ４３００７０；２．ＲｏａｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙＣｏ．，Ｌｔｄ．，Ｗｕｈａｎ，Ｈｕｂｅｉ４３００００）Ａｂｓｔｒａｃｔ㊀Ｕｎｄｅｒｔｈｅｓｕｍｍｅｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，ｔａｋｉｎｇｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ，ＳｏｕｔｈＬａｋｅａｎｄＭｏｓｈｕｉＬａｋｅｉｎＷｕｈａｎａｓｔｈｅｔａｒｇｅｔ，ｔｈｅｓｔａｔｉｃｒｅｌｅａｓｅｔｅｓｔｗａｓｃｏｎｄｕｃｔｅｄｗｉｔｈｄｉｓｔｉｌｌｅｄｗａｔｅｒａｓｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｔｏｍｏｎｉｔｏｒｔｈｅｃｈａｎｇｅｔｒｅｎｄｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｎｕｔｒｉｅｎｔｓｉｎｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｆｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎ，ｃａｌｃｕｌａｔｅｔｈｅｃｕｍｕｌａｔｉｖｅｒｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＮａｎｄＴＰ，ａｎｄａｎａｌｙｚｅｔｈｅｒｅｌｅａｓｅｒｕｌｅｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｎｕｔｒｉｅｎｔｓｉｎｔｈｅｌａｋｅｓｅｄｉｍｅｎｔ．ＴｈｅｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｅｄｔｈａｔｔｈｅｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｌｅａｓｅｄｔｏｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｆｒｏｍｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓａｍｐｌｅｓｏｆｅａｃｈｌａｋｅｍａｉｎｌｙｅｘｉｓｔｅｄｉｎｔｈｅｆｏｒｍｏｆＮＯ３－－Ｎ；ｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆＭｏｓｈｕｉＬａｋｅｒｅｌｅａｓｅｄｔｈｅｍｏｓｔｎｉｔｒｏｇｅｎｔｏｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒ，ａｎｄｔｈｅｓｅｄｉ⁃ｍｅｎｔｏｆＳｏｕｔｈＬａｋｅｒｅｌｅａｓｅｄｔｈｅｍｏｓｔｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｔｏｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒ．Ｔｈｅｔｏｔａｌｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅｌｅａｓｅｄｂｙｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆｔｈｅｔｈｒｅｅｌａｋｅｓｆｒｏｍｔｈｅｕｐｐｅｒｗａｔｅｒｃｏｖｅｒａｃｃｏｕｎｔｓｆｏｒｏｎｌｙａｖｅｒｙｓｍａｌｌｐａｒｔｏｆｔｈｅｔｏｔａｌｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｏｆｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔ，ｉｎｄｉｃａｔｉｎｇｔｈａｔｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ，ＳｏｕｔｈＬａｋｅａｎｄＭｏｓｈｕｉＬａｋｅａｌｌｈａｄｇｒｅａｔｅｒｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅｌｅａｓｅｐｏｔｅｎｔｉａｌ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ㊀Ｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ；Ｓｅｄｉｍｅｎｔ；Ｒｅｌｅａｓｅｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃ基金项目㊀路德环境科技股份有限公司科技攻关项目（ＬＤＨＪ２０２００１０２）㊂作者简介㊀林子阳（１９９６ ），男，湖北武汉人，硕士研究生，研究方向：水污染控制理论及应用㊂∗通信作者，教授，博士，博士生导师，从事水污染控制理论及应用研究㊂收稿日期㊀２０２２－０２－１７㊀㊀汤逊湖位于武汉市东南部，水域面积达４７．６２ｋｍ２，横跨江夏区㊁洪山区和东湖新技术开发区，是武汉最大的城中湖；南湖位于武昌南部，水域面积达７．６７ｋｍ２，是武汉市第三大的城中湖；墨水湖位于汉阳西南，水域面积达３．６４ｋｍ２，为浅水湖泊㊂随着湖泊周边城市发展，各类污染物排入湖中，造成水体污染㊂水中营养盐通过一系列理化作用，逐渐蓄积于湖泊底泥之中㊂其中，氮㊁磷等营养盐是湖泊底泥营养盐的主要组成部分，对水体环境影响极大㊂在外界环境的影响下，底泥中的氮磷元素部分被沉水植物吸收，重新参与物质循环；部分以闭蓄态或结合态的形式稳定存在，难以被释放；部分通过扩散作用重新进入上覆水中，造成二次污染［１］㊂这部分重新被释放的氮磷元素，也是湖泊水体治理水质难以根本好转的主因之一㊂底泥中氮磷的释放是一个物理㊁化学和生物综合作用的过程，其释放㊁累积和输送遵循一定的规律［２］㊂底泥中氮磷的释放受到如ＤＯ㊁温度㊁ｐＨ㊁上覆水污染物浓度等因素的影响［３］㊂笔者以汤逊湖㊁南湖和墨水湖为研究对象，采用实验室静态模拟法对底泥氮磷释放规律进行研究㊂１㊀材料与方法１．１㊀样品的采集㊀将带上覆水和底泥的柱样定义为Ａ类试验柱样，不带上覆水的底泥柱样定义为Ｂ类试验柱样㊂在汤逊湖（１１４ʎ２３ᶄＥ，３０ʎ２５ᶄＮ）㊁南湖（１１４ʎ２１ᶄＥ，３０ʎ３０ᶄＮ）和墨水湖（１１４ʎ１４ᶄＥ，３０ʎ３２ᶄＮ）各设一个取样点，每一取样点取１个Ａ类试验柱样和２个Ｂ类试验柱样㊂Ａ类试验柱样取样管长为２．５ｍ，上覆水采样深度不小于１．５ｍ，底泥采样深度不小于７０ｃｍ；Ｂ类试验柱样取样管长为１．５ｍ，底泥采样深度不小于１．０ｍ㊂取样点具体位置如图１所示㊂图１㊀采样点分布Ｆｉｇ．１㊀Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｓａｍｐｌｉｎｇｐｏｉｎｔｓ１．２㊀样品的处理㊀各试验柱样被带回试验室后，将Ａ类试验柱样的上覆水用虹吸管调整至相同深度（上覆水深度为１．５ｍ）㊂对上覆水进行测量所得各理化指标如表１所示㊂对Ｂ类试验柱样的表层（０ ５ｃｍ）底泥进行采样，吸除水分后置于阴凉处自然风干，研磨后过１００目筛，保存在聚乙烯袋中备用㊂测得底泥ＴＮ㊁ＴＰ含量如表２所示㊂㊀㊀㊀安徽农业科学，Ｊ．ＡｎｈｕｉＡｇｒｉｃ．Ｓｃｉ．２０２３，５１（２）：６４－６７表１㊀各湖泊上覆水理化指标Ｔａｂｌｅ１㊀Ｐｈｙｓｉｃａｌａｎｄｃｈｅｍｉｃａｌｉｎｄｉｃａｔｏｒｓｏｆｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｉｎｅａｃｈｌａｋｅ湖泊名称ＬａｋｅｎａｍｅｐＨＤＯｍｇ／ＬＴＮｍｇ／ＬＴＰｍｇ／ＬＮＨ４＋－Ｎｍｇ／ＬＮＯ３－－Ｎｍｇ／Ｌ汤逊湖ＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ７．８５５．０１．７３０．２１２０．８９０．３７南湖ＳｏｕｔｈＬａｋｅ８．２８５．５１．６９０．２３１０．９００．６２墨水湖ＭｏｓｈｕｉＬａｋｅ７．６２４．８２．３２０．１９８１．３２０．６８表２㊀各湖泊底泥中ＴＮ、ＴＰ含量Ｔａｂｌｅ２㊀ＣｏｎｔｅｎｔｓｏｆＴＮａｎｄＴＰｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｓｉｎｅａｃｈｌａｋｅ单位：ｍｇ／ｋｇ湖泊名称ＬａｋｅｎａｍｅＴＮＴＰ汤逊湖ＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ２５７１４１２１２南湖ＳｏｕｔｈＬａｋｅ４７１５２５３５墨水湖ＭｏｓｈｕｉＬａｋｅ４０４５２１１２１．３㊀底泥释放营养盐试验方法㊀将从３个湖泊各取的１个Ａ类试验柱样分别命名为汤逊湖㊁南湖和墨水湖试验柱㊂该试验采样时间为夏季，试验期间水温维持在（３０ʃ１）ħ㊂将试验柱中原上覆水替换为蒸馏水㊂监测上覆水中ＤＯ㊁ＴＮ㊁ＮＨ４＋－Ｎ㊁ＮＯ３－－Ｎ和ＴＰ的变化，前期每隔２４ｈ取样并检测，后期取样并检测的时间间隔为４８ｈ，每次采集水样后分别用蒸馏水补足㊂㊀㊀累计释放量γ（ｍｇ）用以下公式计算［４］：γｎ＝Ｖ（Ｃｎ－Ｃ０）＋ ｎ－１ｊ＝１［Ｖｉ（Ｃｊ－Ｃａ）］（１）式中，Ｖ为试验柱中上覆水总体积（Ｌ）；ｎ为采样次数，ｎȡ２，当ｎ＝１，仅取式右两项中的第一项；Ｖｊ为每次采集水样的体积（Ｌ）；Ｃｎ为第ｎ次采样时测出的营养盐浓度（ｍｇ／Ｌ）；Ｃｊ为第ｊ次采样时测出的营养盐浓度（ｍｇ／Ｌ）；Ｃａ为每次取样后补充水样中营养盐浓度（ｍｇ／Ｌ）；Ｃ０为各类上覆水中营养盐的初始浓度（ｍｇ／Ｌ）㊂１．４㊀水质检测方法㊀上覆水中ＤＯ采用ＪＰＢ－６０７Ａ溶解氧仪测定㊂ＴＮ㊁ＮＨ４＋－Ｎ㊁ＮＯ３－－Ｎ和ＴＰ采用‘水和废水监测分析方法（第四版）“提供的方法测定：ＴＮ采用过硫酸钾氧化，紫外分光光度法测定；ＴＰ采用钼酸铵分光光度法测定；ＮＨ４＋－Ｎ采用纳氏试剂比色法测定；ＮＯ３－－Ｎ采用紫外分光光度法测定㊂２㊀结果与分析２．１㊀上覆水中各指标的变化㊀不同湖泊底泥条件下，上覆水中各指标的变化趋势如图２所示㊂由图２可知，３个试验柱中水样各指标的变化趋势基本一致㊂ＤＯ含量在１０ｄ前持续下降，可能是好氧微生物的持续活动导致的［５］；１６ｄ后ＤＯ略有回升，此时其他营养盐浓度基本处于平衡阶段，水体环图２㊀各试验柱上覆水各指标随时间变化曲线Ｆｉｇ．２㊀Ｖａｒｉａｔｉｏｎｃｕｒｖｅｏｆｖａｒｉｏｕｓｉｎｄｉｃａｔｏｒｓｏｆｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｎｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎｗｉｔｈｔｉｍｅ境相对稳定，说明存在一定程度的大气复氧㊂ＴＮ㊁ＮＯ３－－Ｎ和ＴＰ均呈持续上升趋势，墨水湖试验柱的上覆水中ＴＮ浓度最高，汤逊湖试验柱次之，南湖试验柱最低；ＮＯ３－－Ｎ浓度排序与ＴＮ一致；南湖试验柱的上覆水中ＴＰ浓度最高，汤逊湖试验柱次之，墨水湖试验柱最低㊂由表１可知，对于原上覆水而言，ＴＮ浓度表现为墨水湖＞汤逊湖＞南湖，与试验结果相符，且各试验柱中上覆水ＴＮ的最终浓度均小于各湖泊实测结果㊂这可能是因为在自然湖泊的上覆水环境内存在大量生物活动，以汤逊湖为例，现仍有相当规模的渔业养殖［６］㊂它们的代谢活动所产生的氮元素部分悬浮在上覆水中，进一步提高了ＴＮ的含量㊂ＴＰ浓度表现为南湖＞汤逊湖＞墨水湖，主要以溶解性磷酸盐（ＳＲＰ）的形式存在［７］，也与试验结果相符，但各试验柱中上覆水ＴＰ的最终浓度均大于各湖泊实测结果㊂该试验在夏季进行，气温较高，史静等［８］研究表５６５１卷２期㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀林子阳等㊀汤逊湖·南湖及墨水湖底泥沉积物中氮磷的释放特征明，温度对氮磷元素释放的影响类似，但对磷的影响更显著㊂且当温度升高到一定程度后，由于生物活性不再提高，氮的释放不再明显增强，而磷由于氧化还原电位的降低和含磷沉积物溶解加快等原因，释放更为明显［９］㊂而自然水体中存在藻类及沉水植物对溶解性磷酸盐的吸收，降低了环境中磷的浓度，所以各湖泊ＴＰ的实测数据会低于试验条件下释放的ＴＰ㊂ＮＨ４＋－Ｎ表现出先上升后下降的趋势，这可能与底泥中有机氮转化为氨氮和硝化反应有关㊂２．２㊀上覆水中氮类营养盐变化㊀不同湖泊底泥条件下，上覆水中各类含氮营养盐变化如图３所示㊂由图３可知，各试验柱中ＴＮ绝大部分由ＮＯ３－－Ｎ组成㊂说明氮元素主要以无机氮的形式向上覆水中释放，难以以有机氮的形式释放㊂在试验初期，各试验柱均出现ＮＨ４＋－Ｎ浓度迅速上升的趋势，这可能是由于在向试验柱内注入蒸馏水的过程中，对底泥造成了一定扰动，且试验初期水体中溶解氧充足㊂这可能是因为底泥中存在好氧微生物将有机氮转化为氨氮［１０］㊂在前１０ｄ，水体中溶解氧持续下降，ＮＨ４＋－Ｎ也持续下降，ＮＯ３－－Ｎ则持续上升，说明水体中存在硝化反应将ＮＨ４＋－Ｎ转化为ＮＯ３－－Ｎ㊂但也可以看出，ＮＯ３－－Ｎ增长的量大于ＮＨ４＋－Ｎ减少的量，说明底泥仍在向上覆水中释放ＮＯ３－－Ｎ或释放ＮＨ４＋－Ｎ并转化为ＮＯ３－－Ｎ㊂陶玉炎等［１１］研究表明，溶解氧缺乏的条件下，沉积物氮主要以ＮＨ４＋－Ｎ形式释放，溶解氧充足条件下，沉积物氮主要以ＮＯ３－－Ｎ形式释放㊂王圣瑞等［１２］研究表明，底泥中可释放的氮主要以ＮＯ３－－Ｎ的形式存在；且由于土壤带负电荷，铵根带正电荷，易被土壤吸附难以释放，而硝酸根带负电荷，更容易释放㊂图３㊀各试验柱上覆水含氮营养盐随时间变化曲线Ｆｉｇ．３㊀Ｖａｒｉａｔｉｏｎｃｕｒｖｅｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎｃｏｎｔａｉｎｉｎｇｎｕｔｒｉｅｎｔｓａｌｔｓｉｎｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｆｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎｗｉｔｈｔｉｍｅ２．３㊀上覆水中ＴＮ㊁ＴＰ累计释放量的变化㊀从各试验柱上覆水中ＴＮ和ＴＰ累计释放量的变化趋势（图４）可以看出，不同湖泊底泥氮磷的累计释放量变化趋势基本相同㊂由于释放强度受上覆水与底泥间的浓度差影响，根据Ｆｉｃｋ第一扩散定律［１３］，在静态释放条件下，由于底泥－水界面浓度梯度的影响，底泥ＴＮ和ＴＰ的释放速率在初期最大，随时间的延续，释放速率逐渐降低［１４］，则累计释放量的增长也由陡变缓；最终，随着浓度差的不断缩小，扩散作用不断减弱，上覆水与底泥间逐渐达到某个平衡点，累计释放量不再明显增长，呈现出动态平衡状态㊂试验结束时墨水湖ＴＮ的累计释放量最大，说明墨水湖可能具有更大的氮释放能力；南湖ＴＰ的累计释放量最大，说明南湖可能具有更大的磷释放能力㊂图４㊀各试验柱上覆水ＴＮ（ａ）和ＴＰ（ｂ）累计释放量随时间变化曲线Ｆｉｇ．４㊀ＶａｒｉａｔｉｏｎｃｕｒｖｅｏｆｃｕｍｕｌａｔｉｖｅｒｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＮ（ａ）ａｎｄＴＰ（ｂ）ｉｎｔｈｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｏｆｅａｃｈｔｅｓｔｃｏｌｕｍｎｗｉｔｈｔｉｍｅ２．４㊀底泥沉积物氮磷存在形态对释放的影响㊀底泥中的氮磷元素并不都具有向上覆水中释放的潜力㊂不同湖泊表层底泥ＴＮ中可转化态氮（ＴＡＮ㊁ＴＴＮ）及ＴＰ中易转化态磷占比区别均较大㊂王圣瑞等［１２］对太湖等长江中下游湖泊的表层底泥测量发现，ＴＮ中可交换氮（ＥＮ）占比为６．２９％ １９．２４％；对太湖和武汉月湖表层底泥的研究发现，ＴＮ中ＴＡＮ的占比随粒径的降低而升高［１５］，其中最容易释放的ＩＥＦ－Ｎ是可转化态无机氮的主体，占总可转化态氮的７．３７％ ２２．２５％㊂赵宝刚等［１６］研究发现骆马湖等４个湖泊表层底泥ＴＮ中ＴＡＮ占比均值为５０．９３％ ７３．１０％，ＩＥＦ－Ｎ占ＴＴＮ的６．７４％６６㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀安徽农业科学㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀２０２３年８．８２％㊂叶华香等［１７］对南山湖表层底泥测量发现，潜在可移动形态磷占ＴＰ的５４．０６％㊂马金玉等［１８］研究表明，最易释放的ＥＸ－Ｐ占华阳河湖群表层底泥ＴＰ的０．４％ ４．９％㊂周帆琦等［１９］测得武汉南湖与东湖表层底泥ＴＰ中ＥＸ－Ｐ占比为３％ １１％㊂上述试验均表明，不同湖泊的表层底泥具有各自的形态分布特征，ＴＮ㊁ＴＰ中具有释放潜力的部分占比也因湖泊环境和外源输入的不同而有差异㊂此次试验测得３个湖泊表层（０ ５ｃｍ）底泥的干重约为１６６ｇ，根据表２的各湖泊底泥ＴＮ㊁ＴＰ含量计算得出的各湖泊累计释放量占表层底泥内氮磷含量的比值如表３所示㊂从表３可以看出，该试验中各湖泊底泥氮磷累计释放量仅占表层底泥氮磷含量的极少部分，显然低于潜在可释放的氮磷总量㊂大量可释放的氮磷留存在底泥中，形成内源污染，使得湖泊水质情况难以好转，持续呈现富营养化㊂通过２０１６２０２０年武汉水务局发布的武汉市水资源公报［２０－２４］可知，汤逊湖水质条件为Ⅴ类，中度富营养化，水质变化稳定；南湖水质条件仍为劣Ⅴ类，中度富营养化；墨水湖水质条件由劣Ⅴ类转为Ⅴ类，中度富营养化，水质有所好转㊂这说明底泥中大量富集的氮磷营养盐对湖泊环境的治理仍形成较大阻碍㊂表３㊀各湖泊累计释放量占比Ｔａｂｌｅ３㊀Ｔｈｅｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｏｆｃｕｍｕｌａｔｉｖｅｒｅｌｅａｓｅｏｆｅａｃｈｌａｋｅ湖泊名称ＬａｋｅｎａｍｅＴＮ底泥ＴＮ量ＴＮａｍｏｕｎｔｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔｍｇ释放ＴＮ量ＲｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＮʊｍｇ释放量占比Ｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｏｆｒｅｌｅａｓｅｄａｍｏｕｎｔʊ％ＴＰ底泥ＴＰ量ＴＰａｍｏｕｎｔｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔｍｇ释放ＴＰ量ＲｅｌｅａｓｅａｍｏｕｎｔｏｆＴＰʊｍｇ释放量占比Ｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｏｆｒｅｌｅａｓｅｄａｍｏｕｎｔʊ％汤逊湖ＴａｎｇｘｕｎＬａｋｅ４２６８６．４３０．１５２０１４．５７２．２７南湖ＳｏｕｔｈＬａｋｅ７８４５．５５０．７１４２１５．０３１．１９墨水湖ＭｏｓｈｕｉＬａｋｅ６７１７．９３１．１８３５１２．０６０．５９３㊀结论（１）夏季环境下各湖泊底泥样本向上覆水中释放的氮主要以ＮＯ３－－Ｎ的形式存在，墨水湖底泥向上覆水中释放的氮最多，有较强的释放能力；南湖底泥向上覆水中释放的磷最多，有较强的释放能力㊂在未来的治理计划中可针对各湖泊不同的释放特点进行针对性治理㊂（２）各湖泊底泥具备释放潜力的氮磷元素占比具有不同特征，最终呈现出的释放总量不一定由不同湖泊底泥间的氮磷总量简单决定㊂此次试验中向上覆水释放的氮磷含量仅占底泥氮磷总量的极少部分，说明汤逊湖㊁南湖和墨水湖底泥均具有较大的氮磷释放潜力，这也是导致各湖泊富营养化的主因之一㊂参考文献［１］ＷＵＺ，ＬＩＵＹ，ＬＩＡＮＧＺＹ，ｅｔａｌ．Ｉｎｔｅｒｎａｌｃｙｃｌｉｎｇ，ｎｏｔｅｘｔｅｒｎａｌｌｏａｄｉｎｇ，ｄｅ⁃ｃｉｄｅｓｔｈｅｎｕｔｒｉｅｎｔｌｉｍｉｔａｔｉｏｎｉｎｅｕｔｒｏｐｈｉｃｌａｋｅ：Ａｄｙｎａｍｉｃｍｏｄｅｌｗｉｔｈｔｅｍ⁃ｐｏｒａｌＢａｙｅｓｉａｎｈｉｅｒａｒｃｈｉｃａｌｉｎｆｅｒｅｎｃｅ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒｒｅｓｅａｒｃｈ，２０１７，１１６：２３１－２４０．［２］陈平，倪龙琦．河湖底泥中氮磷迁移转化的研究进展［Ｊ］．徐州工程学院学报（自然科学版），２０２０，３５（２）：６０－６６．［３］张茜，冯民权，郝晓燕．上覆水环境条件对底泥氮磷释放的影响研究［Ｊ］．环境污染与防治，２０２０，４２（１）：７－１１．［４］金相灿，屠清瑛．湖泊富营养化调查规范［Ｍ］．２版．北京：中国环境科学出版社，１９９０：２１９．［５］黄炜惠．中国水环境溶解氧基准与标准初步研究［Ｄ］．北京：中国环境科学研究院，２０２１．［６］杜明普，王红丽，刘康福，等．生态渔业养殖模式下汤逊湖鱼产力估算及对内源污染的影响［Ｊ］．环境工程技术学报，２０２１，１１（２）：２７８－２８２．［７］ＹＵＰＰ，ＷＡＮＧＪＦ，ＣＨＥＮＪＧ，ｅｔａｌ．Ｓｕｃｃｅｓｓｆｕｌｃｏｎｔｒｏｌｏｆｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅ⁃ｌｅａｓｅｆｒｏｍｓｅｄｉｍｅｎｔｓｕｓｉｎｇｏｘｙｇｅｎｎａｎｏ⁃ｂｕｂｂｌｅ⁃ｍｏｄｉｆｉｅｄｍｉｎｅｒａｌｓ［Ｊ］．Ｓｃｉ⁃ｅｎｃｅｏｆｔｈｅｔｏｔａｌｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２０１９，６６３：６５４－６６１．［８］史静，于秀芳，夏运生，等．影响富营养化湖泊底泥氮㊁磷释放的因素［Ｊ］．水土保持通报，２０１６，３６（３）：２４１－２４４．［９］周成，杨国录，陆晶，等．河湖底泥污染物释放影响因素及底泥处理的研究进展［Ｊ］．环境工程，２０１６，３４（５）：１１３－１１７，９４．［１０］王红，阮爱东，徐洁．太湖氨化功能菌群的分布及其有机氮降解条件［Ｊ］．河南科学，２０１９，３７（３）：４３９－４４６．［１１］陶玉炎，耿金菊，王荣俊，等．环境条件变化对河流沉积物 三氮 释放的影响［Ｊ］．环境科学与技术，２０１３，３６（Ｓ１）：４１－４４，７８．［１２］王圣瑞，焦立新，金相灿，等．长江中下游浅水湖泊沉积物总氮㊁可交换态氮与固定态铵的赋存特征［Ｊ］．环境科学学报，２００８，２８（１）：３７－４３．［１３］贾艳乐，贾飞虎，马慧杰，等．白洋淀上覆水氮磷浓度对沉积物氮磷释放的影响［Ｊ］．中国环境管理干部学院学报，２０１９，２９（３）：８９－９３．［１４］韩宁，郝卓，徐亚娟，等．江西香溪流域干湿季交替下底泥氮释放机制及其对流域氮输出的贡献［Ｊ］．环境科学，２０１６，３７（２）：５３４－５４１．［１５］王圣瑞，金相灿，焦立新．不同污染程度湖泊沉积物中不同粒级可转化态氮分布［Ｊ］．环境科学研究，２００７，２０（３）：５２－５７．［１６］赵宝刚，张夏彬，昝逢宇，等．不同湖泊表层沉积物氮形态的分布特征与影响因素［Ｊ］．中国环境科学，２０２１，４１（２）：８３７－８４７．［１７］叶华香，臧淑英，尉文佳，等．南山湖沉积物磷形态时空分布特征［Ｊ］．环境工程，２０１９，３７（５）：１０５－１１０，１１６．［１８］马金玉，罗千里，王文才，等．华阳河湖群表层沉积物磷形态及生物有效性［Ｊ］．长江流域资源与环境，２０２１，３０（１２）：２９６２－２９７１．［１９］周帆琦，沙茜，张维昊，等．武汉东湖和南湖沉积物中磷形态分布特征与相关分析［Ｊ］．湖泊科学，２０１４，２６（３）：４０１－４０９．［２０］黄天荣，易相军．２０１６年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１６．［２１］徐照彪，易相军．２０１７年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１７．［２２］徐照彪，王沫．２０１８年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１８．［２３］徐照彪，王沫．２０１９年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０１９．［２４］徐照彪，王沫．２０２０年武汉市水资源公报［Ｒ］．武汉：武汉市水务局，２０２０．７６５１卷２期㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀林子阳等㊀汤逊湖·南湖及墨水湖底泥沉积物中氮磷的释放特征。

中国北方某湖泊底泥污染分析及重金属潜在生态风险评价韩继博;张晟瑀;周昊;田宇;冯立民【期刊名称】《世界地质》【年(卷),期】2022(41)1【摘要】以中国北方某湖泊(以下称A湖)为例,开展了底泥中氮磷污染及重金属生态风险评价研究,探讨多种评价方法的相关性,并分析底泥中氮磷元素向上覆水迁移造成水体富营养化的风险。

选取A湖中心区域的10个底泥监测点位数据,对其总氮、总磷及重金属(Pb、Cr、As、Cd、Ni)含量进行分析,并采用有机污染指数法评价总氮污染,单因子指数法评价总磷污染,SEM/AVS比值法、地累积指数法与潜在生态风险指数法综合评价重金属潜在生态风险。

结果表明:10个底泥监测点位的有机氮指数介于0.0037~0.1116之间,平均值为0.0674,总氮污染程度为中度污染;磷污染指数介于0.86~1.64之间,平均值为1.24,总磷污染程度为中度污染;底泥中氮磷元素较为丰富,造成水体富营养化的风险较大;SEM/AVS值均<1,地累积指数值均<0,潜在生态风险指数值均<150,SEM/AVS比值法与地累积指数法显示无重金属污染,潜在生态风险指数法显示重金属潜在生态风险程度为最低级。

【总页数】9页(P227-235)【作者】韩继博;张晟瑀;周昊;田宇;冯立民【作者单位】吉林大学新能源与环境学院;吉林大学地下水资源与环境教育部重点实验室;吉林大学水资源与环境研究所;白山市水旱灾害防御中心【正文语种】中文【中图分类】X524;P820.4【相关文献】1.江苏省重金属防控区河流底泥中重金属污染及潜在生态风险评价研究2.长江中下游底泥重金属污染特征、潜在生态风险评价及来源分析3.安徽省怀宁城区排污河道底泥重金属污染特征分布及潜在生态风险评价4.青海某水库底泥中重金属污染特征及潜在生态风险评价5.宁夏黄河流域湖泊湿地底泥重金属污染特征及生态风险评价因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

长荡湖表层沉积物中营养盐空间分布与污染特征朱林;汪院生;邓建才;张洪梅;刘鑫【摘要】通过对长荡湖不同湖区表层沉积物中营养盐及含水率的测定，结合统计分析手段，探讨其空间分布与污染特征。

结果表明：长荡湖表层沉积物中TN、TP 的质量比、TOC含量及含水率变化范围分别为3．47～10．80 g／kg、0．57～1．83 g／kg、0．66％～4．21％和41．71％～75．78％，其均值分别为6．86 g／kg、1．19 g／kg、1．73％和60．48％，且均呈湖周高、湖心低的空间分布特征；TN、TP和含水率之间呈显著线性相关，TOC与TN、TP和含水率之间无显著相关性；长荡湖表层沉积物中TN、TP及TOC富集系数分别在0．7～2．0、0．6～2．0和0．4～2．5内变化，其平均值分别为1．3、1．3、1．0；污染指数分别在6．3～19．6、1．0～3．1和0．7～4．2内变化，其平均值分别为12．5、2．0和1．7；长荡湖表层沉积物的氮素水平处于重度污染状态，且磷、有机碳均已受到一定程度的污染。

%By determining the nutrient and water contents in surface sediment in different region of Changdang Lake, combined with statistical analysis method, the spatial distributionand pollution characteristics were discussed.The results showed that the concentration of nutrient ranged from 3.47 to 10.80 g/kg for TN, from 0.57 to 1.83 g/kg for TP, from 0.66% to 4.21% for TOC, from 41.71% to 75.78% for water, with an average of 6.86 g/kg, 1.19 g/kg, 1.73% and 60.48%, respectively, which all had spatial distribution of high content in surrounding and low in central in the lake.A significant linear correlation was observed among total nitrogen, total phosphorus and water content, while there was not significant correlation among total organic carbon andtotal nitrogen, total phosphorus and water content.The enrichment coefficients varied from 0.7 to 2.0 for total nitrogen, from 0.6 to 2.0 for total phosphorus and from 0.4 to 2.5 for total organic carbon, with an average of 1.3, 1.3, 1.0, respectively.And that pollution index varied from 6.3 to 19.6 for total nitrogen, from 1.0 to 3.1 for total phosphorus and from 0.7 to 4.2 for total organic carbon, with the average of 12.5, 2.0 and 1.7, respectively, indicating that nitrogen level was in heavily polluted state and Changdang Lake was under a certain level of pollution of phosphorus, organic carbon in the surface sediment.【期刊名称】《水资源保护》【年(卷),期】2015(000)006【总页数】6页(P135-140)【关键词】长荡湖;表层沉积物;TN;TP;TOC;污染特征;空间分布【作者】朱林;汪院生;邓建才;张洪梅;刘鑫【作者单位】江苏省太湖水利规划设计研究院有限公司，江苏苏州 215128;江苏省太湖水利规划设计研究院有限公司，江苏苏州 215128;中国科学院南京地理与湖泊研究所，江苏南京 210008;中国科学院南京地理与湖泊研究所，江苏南京210008;中国科学院南京地理与湖泊研究所，江苏南京 210008【正文语种】中文【中图分类】X524水体富营养化日益成为世界面临的一个严峻的环境问题[1],其根本原因是水体中氮、磷等营养盐浓度过高,超出水体生物生长需求[2]。

附录A
（资料性）
底泥监测方法
A.1底泥监测断面与点位布设原则
A.1.1河流
监测断面布设间距为200〜500m；河道宽度小于20m时，每个断面设置1个点位；河道宽度20〜50m时，每个断面设置2个点位；河道宽度大于50In时，每个断面设置3〜5个点位。

A.1.2湖库
按照网格法布设监测点位，根据湖库面积网格大小设置为200m×200m至100Om×1000m0
A.1.3其他
在河湖库支流汇入口或重污染等特殊区域要适当加密检测点位。

A.2底泥指标分析方法
污染底泥各项指标分析方法可按表A.1执行。

表A.1底泥指标分析方法
附录B
（资料性）
底泥总氮、总磷污染程度分级标准
底泥污染程度分级标准见表B.1。

表B.1底泥总氮、总磷污染程度分级标准
附录C
（资料性）
各类清淤方式优缺点和适用条件各类清淤方式优缺点及适用条件见表C.1。

表C.1各类清淤方式优缺点及适用条件
附录D
（资料性）
主流淤泥固化方式原理、优缺点和适用条件
主流淤泥固化方式原理、优缺点和适用条件见表D.1。

表D.1表D.1主流淤泥固化方式原理、优缺点和适用条件。

北京官厅水库砷和氨氮分布特征及水质变化Distribution of Arsenic, Ammonia Nitrogen and Changes of Water Quality in Beijing Guanting ReservoirVol.8 No.3 Sept. 2012水库作为湿地的一种，具有半封闭式水体的特点，水流缓慢，自净能力也较低，加上结构特殊，与天然湿地生态系统相比稳定性差而且脆弱性明显，更容易受人类活动的影响（Duker et al，2005）。

官厅水库曾是北京的饮用水源，由于上游工矿企业的大量排污，自上世纪70年代开始水库遭受严重的以砷为代表的重金属污染。

随后80年代初上游工农业迅速发展，导致氨氮污染严重。

此后水质持续恶化，1997年被迫退出北京市饮用水系。

经过几年的治理，水库水质整体好转，达到地表水Ⅲ类标准，但部分区域富营养化程度仍较高（郭凯等，2009）。

另外，水库虽容易过滤和沉降外界重金属，但在一定的物理、化学和生物作用下也会向外界输出重金属，而且重金属本身难降解并容易在沉积物中聚集（Villalobos-Castaneda et al，2010），因此当外界环境发生变化时，可能会造成沉积物中重金属向上覆水体发生再释放，从而导致二次污染（万译文等，2009)。

所以，在北京市饮用水告急，仅靠密云水库供水已不能满足用水需要的情况下（杜桂森等，2004），加强对官厅水库的监测及修复工作十分必要。

已有研究表明，近几年官厅水库重金属和氮污染有所改善，但总体来说，研究都不够细致全面。

并且随着时间的推移，官厅水库水质也会发生一些变化（苏德纯等，2007）。

本文采用大范围高密度布点，便携式高精度测量仪及时快速检测水体T、pH、DO、As、NH4+-N等指标，对水库的污染情况进行全面分析，对其水质健康状况做出评价，也希望为官厅水库能重新启用作为北京市引用水源提供依据。

1 材料与方法1.1 实验仪器P D V6000p l u s重金属分析仪（CogentEnvironmental Ltd，USA）；Professional系列水质检测仪（YSIIncorporated，USA）；M-241轨迹记录器（HOLUX，中国台湾）。

校园河道生态修复规划设计探讨——以三峡大学求索溪为例陈小兰;黄绪;陈建军;肖玉辉;丁帮璟;张发;樊宗啸【摘要】针对三峡大学校园河道求索溪水体污染严重以及水生态景观残缺的现状,在实地调查和监测的基础上因地制宜地提出了“外源污染削减—底泥微生物修复—植物强化过滤带构建—河道水生态系统构建及景观优化—生态河道管理及维护”的校园河道生态修复治理思路和模式.介绍了该模式的设计理念和原则,在工程规划中提出了截污及补水、底泥微生物修复、水生植物修复、护岸的生态改造等具体工程,并给出了部分工程平面布置及效果图.该项研究拟为三峡大学及类似的校园河道生态修复工程研究与实践提供参考.【期刊名称】《三峡大学学报（自然科学版）》【年(卷),期】2014(036)001【总页数】4页(P29-32)【关键词】校园河道;生态修复;黑臭底泥;景观优化【作者】陈小兰;黄绪;陈建军;肖玉辉;丁帮璟;张发;樊宗啸【作者单位】三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌 443002;三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌 443002;三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌 443002;三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌 443002;三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌 443002;三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌 443002;三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌 443002【正文语种】中文【中图分类】X522城市水环境系统是由水源、供水、用水和排水等要素组成的一个水资源利用和保护的循环链，具有满足城市的合理用水需求，包括生态环境调节、历史文化功能和旅游娱乐、商务、居住等功能［1］.而校园水环境系统不仅具有部分城市水环境的功能，更重要的是其具有独特的景观调节和人文教育功能.健康和谐的校园河道生态系统是校园一道亮丽的风景线，它也可以是一个无声的课堂，使受教育者感受到心灵的愉悦和放松，达到调节寓教于景、寓教于情的效果.生态修复是当前城市河流水质修复广泛采用的方法，在国内外均有较成功的应用案例［2－3］.在已有相关研究的基础上，本项研究因地制宜地开展了对求索溪的河道水生态环境修复设计模式的探讨，旨在为求索溪及类似的校园河道生态修复工程提供参考和借鉴.1 工程概况1.1 求索溪概况求索溪是三峡大学校园重要景观水体，是校区排泄暴雨洪水的主要通道，全长2.1km，宽约8m，是典型的大学校园河道.该校园河道水深约0.8m，总水量约2.4万m3，底泥厚度平均50～80cm.求索溪水体主要来源为周边的自然降水和部分校园及周边居民生活污水，水体流量小，且底泥富集了大量的污染物［4－5］.近年来，由于校园河道缺水，水体封闭以及污水排入等原因造成水质恶化严重；夏季出现水中的蓝绿藻大量繁殖、部分河段水体黑臭的现象，严重地影响了校园的环境质量.1.2 水质现状分析求索溪的部分水质指标采样和监测工作开展于2013年6月中旬～7月中旬.从求索溪上游到下游依次布设采样点8个，监测频率为每周一次，共采样4次.水样的采集参考《水质湖泊和水库采样技术指导》（GB／T14581－93），水质指标的监测方法参照《水和废水监测分析方法（第四版）》.监测指标包括：溶解氧（DO）、温度（℃）、高锰酸盐指数（CODMn）、总氮（TN）、总磷（TP）、叶绿素（Chla），数据见表1.表1 求索溪部分理化指标监测数据注：上表中的每个数据均为8个采样点的平均值.DO／（mg· L－1）温度／℃CODMn／（mg· L－1）TN／（mg· L－1）TP／（mg· L－1）Chla／（mg· m－3）6月23日2.05 28.3 11.5 10.1 1.00 104 7月5日3.63 29.3 12.0 13.1 0.60 129 7月11日4.46 31.6 12.3 8.60 0.52 100 7月17日7.86 29.6 7.60 9.20 0.47 83根据上表数据，对照地表水环境质量标准（GB 3838－2002）分析可知在一个月的4次监测期内，求索溪各监测点的CODMn含量有3次的平均值处于Ⅳ～Ⅴ类标准值之间、TP含量有3次的平均值高于Ⅴ类标准值，而4次监测的TN平均含量约为Ⅴ类标准值的4～5倍.因此，根据以上不同位点的水质指标均值的单因子评价结果来看，求索溪的目前水质整体处于劣Ⅴ类的严重污染状况.由该表中Chla的含量，并参考湖泊的富营养化分级标准［6］，可知求索溪整体上处于超富营养化水平.1.3 水生植物现状分析目前在求索溪的部分区域有大量生长的挺水植物，植物的种类主要为芦苇、菖蒲、荷花和睡莲.芦苇和菖蒲集中分布在求索溪上游（东西流向）部分河段，其中夹杂生长有块状分布的荷花；这3种植物的分布面积约为3 139m2，植物的生长情况较好且对上游水质有一定的净化效果.然而，该区域植物的生长杂乱，缺乏规划管理因而总体景观效果较差.在求索溪的中下游（南北流向）河段，有零星块状分布的景观水生植物睡莲，然而睡莲的数量较少且分布无规律，因此其景观效果和对水质的生态净化功能均难以实现.图1 三峡大学求索溪景观现状2 设计理念求索溪的生态修复设计应遵循以下理念和原则：1）整体规划、综合整治.对求索溪的生态修复设计应首先确定整体模式和工作思路，鉴于对求索溪概况及其水生态环境现状的分析，针对性地提出了“外源污染削减—底泥微生物修复—植物强化过滤带构建—河道水生态系统构建及景观优化—生态河道管理及维护”的治理模式和思路，以供进一步探讨研究.2）生态优先，兼顾景观.校园河道的生态修复设计，需要利用生态学原理，从生态学角度考虑水质净化、河道水生态系统的构建、河道滨岸带的植被群落配置等问题，以达到提高河道生态系统的生物多样性和稳定性，强化河道生态系统对污染的净化能力.另在河道生态系统的植物的配置种植、滨岸带生态改造设计过程中，也需要考虑景观生态学原理，利用斑块和廊道等景观元素的合理设计搭配，实现生态功能与景观效应最大程度的融合.3）经济适用，稳定持续.在工程的规划和设计阶段，应充分考虑技术的适用性以及经济性，进行多方比较和论证；对于生态修复工程，因重点考虑技术和工程效益的稳定性和持续性，对于校园河道的生态修复，工程核心目标应该是构建出一套结构稳定、生物多样性丰富的生态系统以实现工程效果的持续性.4）因地制宜、突出特色.在满足城市河流生态环境功能的前提下，修复工程的设计要兼顾三峡大学校园河道周围的景观特征，使求索溪的水环境与周围景观能够有机融合，共同营造一个自然景观与人文景观相得益彰、和谐宜人而有特色的校园美景.3 工程规划3.1 截污及补水工程在校园河道两旁有一些教学区和生活区的排污管，生活污水废水基本上未经处理就直接排入了求索溪，这可能是目前求索溪水质恶化的重要原因之一.为保障生态修复的效果，生态修复工程首先应实施截污工程.为此，可以考虑在求索溪附近建立一个污水处理站，然后对入河道的排污管网进行改造，将生活污水纳入到污水处理站进行二级处理后再排入求索溪.将来，建成并投入使用的三峡大学生活污水站也可以用于科研及教学实习基地.另外，已有研究表明，求索溪（三峡大学内沙河）的生态缺水相当严重［7］，而经净化处理的生活污水水量有限.因此，可考虑采取工程措施将三峡大学外沙河的水定期定量引入求索溪以解决其生态缺水的问题.3.2 底泥微生物修复底泥是河道水体中营养物质和污染物的蓄积库及迁移转化的载体，底泥中的污染物会影响上覆水的水质［8－9］.在求索溪的部分河段水质已出现严重黑臭，因此需要对求索溪的黑臭底泥进行污染治理.污染底泥修复技术主要分为异位修复和原位修复.其中工程应用成本相对较低、对周围生态环境影响较小的污染底泥原位生化修复技术在国内更有发展前景［10］.硝酸钙介导的底泥土著微生物原位促生技术对城市湖泊黑臭底泥修复效果较好［11］，可对该技术的参数进行调整并用于求索溪黑臭底泥治理的研究与实践.3.3 水生植物修复与景观优化植物修复在污水处理中越来越受关注.植物不仅能够直接吸收污水中的营养物，且可以输送氧气到根区促进根际好氧微生物的生长，另可以维持和加强湿地系统内水力传输，因此植物对污水的净化是一个系统的过程［12］.对于求索溪的植物修复，相应设计了“强化植物过滤带构建”和“河道水生态系统构建及景观优化”两项工程.由于求索溪上游是生活污水和实验废水的排放较集中的河段，拟在此区域构建两块“强化植物过滤带”（1区和2区）.1区的过滤带主要是种植特定品种的水葫芦，利用其发达的根系实现对污染物的快速过滤和截留净化，考虑到水葫芦的生长繁殖较快，拟用围隔材料对其生长进行控制并塑造景观斑块.2区的过滤带主要是对求索溪上游现有的一片芦苇、菖蒲、荷花杂生区域进行改造，作为1区之后的第二块过滤带，植物仍采用菖蒲和芦苇，改造的考虑依据主要是景观优化和后期的维护管理.“河道水生态系统构建及景观优化”工程主要是在位于校区核心地带的求索溪中下游河段配置种植水生植物，一方面构建水生态系统净化水中的污染物以改善水质，另一方面进一步优化中心地带的校园景观.拟选择观赏性强的水生植物，植物种类包括挺水植物再力花、鸢尾、菖蒲、芦苇，浮水植物可选用睡莲、萍蓬草，沉水植物拟选用黑藻和菹草.在求索溪两块水面相对宽敞的区域种植荷花，最终建成具备木栈道的荷花景观池，其设计景观效果可参考图2所示.图2 求索溪荷花池的景观设计效果综上所述，求索溪的微生物和植物修复工程可以分为“黑臭底泥修复区”、“植物强化过滤区”、“水生态系统构建及景观优化区”、以上各区的在河道不同区域布置设计如图3所示.图3 求索溪河道生态修复功能区的布置设计3.4 护岸的生态改造生态护岸是现代河流治理的发展趋势，是以河流生态系统为中心，集防洪效应、生态效应、景观效应和自净效应于一体，以河流动力学为手段而修建的新型水利工程［13］.生态护岸具有景观连通性，同时可以过滤和截留沉积物、水分和营养物质，并且为水生生物提供栖息地，在生态修复中起到了十分重要的作用.本研究以直立式结构生态护岸为基础，结合多孔式结构生态护岸的优势，基于求索溪护岸的现状设计出改造型直立多孔式生态护岸，其构造设计如图4所示.该生态护岸在设计理念上体现出现状改造为主，尽量减少施工的工程量；拟保留求索溪原有的直立式结构，在直立式结构上凿开一定数量的石孔.可每隔2m设置一个直径为0.5m的圆石孔.孔的上开口在滨岸散步道上，下开口与水体联通.石孔深为护岸高度的一半，其水平部分与水平线成5°角倾斜.底部水平孔道可填充鹅卵石，有石孔的垂直孔道可填充土壤.如此设计的石孔可为水生物提供产卵繁衍的场所，孔道中的土壤可以过滤从护坡流下来的雨水.另拟在石孔的土壤中种植迎春花、长春藤等常绿景观植物，以减弱直立式护岸给人带来的刚性生硬感觉，改善景观效果并增强石孔对雨水中污染物的截留吸收效果.图4 改造型直立多孔式生态护岸4 求索溪生态河道管理已有研究表明，湿地植物在死亡后如果不进行收割，其残体将重新向水体释放营养盐并影响水质［14］，对植物的收割管理可转移出营养盐，避免植物过度生长并解决冬季枯枝残叶影响景观的问题.生态河道的管理既要体现科学性，又要结合校园的实际情况.建议将求索溪综合治理后的生态维护工作形成制度，在校园的绿化或环卫等部门设立相应的岗位并落实人员.具体的生态河道管理维护包括以下措施：1）定期安排工作人员机械捕捞水面上的废弃物和污染物；2）定期对“强化植物过滤带”中生长较快植物以及生长过多的沉水植物进行收割，以输出营养盐净化水体，冬季对重要景观区域的植物残体进行清理以美化河道；3）在枯水期适当引水以保证河道的最低生态需水量；4）学校可定期举办以求索溪环境保护为主体的活动，提高学生的环境保护意识和素质.5 结语求索溪是贯穿于三峡大学的一条重要校园河道.目前求索溪水体的严重污染，影响了整个校园环境和广大师生的生活质量.该河道的污染治理和生态修复工作迫在眉睫，本项研究根据求索溪的水生态环境现状，基于生态工程学、景观生态学的基本原理，提出了一套从外源污染控制到生态河道管理维护的求索溪综合治理模式，介绍了该模式的设计原则并提出了相应的部分工程措施.本项规划设计立足于求索溪现状调研，综合了河道生态、校园景观和区域特色的要求，考虑了生态河道的长期管理和维护，拟为求索溪及类似校园河道的生态修复工程提供参考.参考文献：［1］周亚莉.城市河流生态修复与景观设计［J］.中国西部科技，2011（1）：52－54.［2］隋心.布法罗河道散步道项目的设计与理念——城市河道景观基础设施整治与改善的成功案例［J］.中国园林，2012（6）：33－38.［3］ F Douglas SHIELDS JR，S Reza PEZESHKI，Glen V WILSON，etal.Rehabilitation of an Incised Stream U－sing Plant Materials：the Dominance of Geomorphic Processes［J］.Ecology and Society，2008，13（2）：54.［4］陈明曦，黄钰铃，时晓燕，等.校园生活污水水质时空动态规律初探［J］.黑龙江水专学报，2006（2）：104－106.［5］赵小蓉，黄应平，高婷，等.三峡大学文思湖底泥分析与评价［J］.三峡大学学报：自然科学版，2009（1）：84－87.［6］金相灿，屠清瑛.湖泊富营养化调查规范［M］.2版.北京：中国环境科学出版社，1990.［7］姚云鹏，刘德富，陈明曦，等.三峡大学沙河生态环境需水量研究综述［J］.三峡大学学报：自然科学版，2006（1）：58－60.［8］陈建军，黄民生，卢少勇，等.北京六湖水体和表层沉积物中氮污染特征与评价［J］.华东师范大学学报：自然科学版，2011（1）：12－20.［9］ Sabine E APITZ，Elizabeth A POWER.From Risk Assessment to Sediment Management an International Perspective［J］.Journal of Soils and 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北京北运河水系水质污染特征及污染来源分析近年来，随着城市化进程的加速，北京北运河水系面临着严峻的水质污染问题。

本文将从水质污染的特征和污染来源两个方面进行分析。

一、水质污染的特征1.化学污染物浓度超标通过对北运河水样的监测，发现其中多种化学污染物的浓度超过了国家标准，例如重金属、农药残留等。

这些化学污染物的存在不仅会对水生生物造成直接的损害，还可能通过食物链进一步影响人类健康。

2.富营养化北运河水系水域周边的农田、城市排污口等源头排放的养分，使水体中的氮、磷等富营养化物质浓度提高。

这导致水体中的藻类和水草等植物大量繁殖，形成蓝藻水华和水生植被堆积。

这些富营养化现象不仅破坏了水体生态平衡，还使水体的水质变差。

3.微生物污染北运河水系水体还存在大肠菌群等微生物的污染现象。

这些微生物的存在表明水体受到了来自农田、畜禽养殖场等农业活动的污染。

大肠菌群的存在使得水体中潜在的病原微生物的风险增加，对人体健康构成潜在恐吓。

二、污染来源分析1.农业活动排放农田中使用的化肥和农药成分，在降雨的冲洗下，沿着农田坡面流入北运河水系水中。

这些化肥和农药的排放量及浓度高矮直接干系到水质的曲直。

此外，农田中畜禽养殖场排放的大量养分和粪便也是水质污染的重要来源之一。

2.城市污水排放城市中的污水、工业废水和生活垃圾直接或间接地进入北运河水系，造成水体富营养化、化学污染等问题。

尤其是城市化进程加快后，城市面积增大，污水排放量也相应增加，给水质污染带来了更大的压力。

3.自然因素北运河水系水质污染问题还与自然因素相关。

如一些陡坡、山地、裸露土壤等容易出现水土流失，导致大量的泥沙和养分进入水系。

同时，长时间的干旱或降雨不均也会对水体的水质造成一定的影响。

三、污染治理对策为了改善北运河水系的水质，应实行以下措施：1.强化农业面源污染治理，推广科学耕作和生态农业，缩减化肥、农药的使用量。

加强农业废弃物的资源化利用，缩减农业活动对水体的污染。

J. Lake Sci.(湖泊科学), 2009, 21(5): 623-630. E-mail: jlakes@©2009 by Journal of Lake Sciences湖泊表层沉积物可溶性有机氮含量及分布特性*林素梅1,2, 王圣瑞2, 金相灿2, 何星存3(1: 广西师范大学化学化工学院, 桂林 541004)(2: 中国环境科学研究院湖泊环境创新基地, 国家环境保护湖泊污染控制重点实验室, 北京 100012)(3: 广西师范大学环境与资源学院, 桂林 541004)摘要: 选择鄱阳湖、洞庭湖等6个湖泊的15个表层沉积物样品, 用1mol/L KCl溶液提取沉积物中的可溶性有机氮(SON), 并研究了SON的含量、分布状况及特性. 结果表明, 所研究的沉积物SON含量变异较大, 在17.18-292.31mg/kg之间波动, 平均为134.45 mg/kg, 占可溶性总氮(TSN)的51.86%, 沉积物总氮的7.14%. 污染程度重的沉积物中SON含量均较污染程度轻的高, 且SON含量与TN、TSN含量呈正相关, 即与沉积物氮污染程度呈正相关. 分布状况则与湖泊污染程度、人类活动干扰强度等紧密相关. 所研究表层湖泊沉积物中游离氨基酸(FAA)含量处于4.69-42.04mg/kg间, 平均为23.27mg/kg, 占SON的18.80%, TN 的1.24%. FAA与SON含量呈显著正相关, 在沉积物中的平均含量及在SON中的比例均较土壤中高, 说明湖泊沉积物SON有较大的易分解组分. SON与沉积物可溶性无机氮、有机质、CEC等显著相关. 因此, SON是湖泊沉积物氮的重要组成部分, 对湖泊富营养化具有重要的影响, 特别是对污染严重的沉积物而言, 更应重视其SON在湖泊氮循环及富营养化中的作用.关键词: 湖泊表层沉积物; 可溶性有机氮; 含量; 游离氨基酸; 鄱阳湖; 洞庭湖Contents and distribution characteristics of soluble organic nitrogen in surface sediments of lakesLIN Sumei1,2, WANG Shengrui2, JIN Xiangcan2 & HE Xingcun3(1: College of Chemistry and Chemical Engineering, Guangxi Normal University, Guilin 541004, P.R.China)(2: State Environmental Protection Key Laboratory of Lake Pollution Control, Research Center of Lake Environment, Chinese Research Academy of Environmental Science, Beijing 100012, P.R.China)(3: College of Environmental Science and Resource, Guangxi Normal University, Guilin 541004, P.R.China)Abstract: The contents and distribution characteristics of soluble organic nitrogen (SON) extracted with 1mol/L KCl from the sediments of six typical lakes including Lake Poyang, Lake Dongting in Hunan and Jiangxi Provinces were studied. The results indicated that the SON contents varied greatly from 17.18mg/kg to 292.31mg/kg (mean content,134.45mg/kg), comprising 51.86% of total soluble nitrogen (TSN) and 7.14% of total nitrogen (TN) in six lakes. The SON contents were significantly correlated with their contents of TN and TSN, and SON were higher in the heavily polluted sediments than the light polluted ones. Their distributions of SON were closely related to their lake pollution levels. The contents of free amino acid in the sediments were also studied, and they varied from 4.69 to 42.04mg/kg, comprising 18.80% of SON, and 1.24% of TN, and were significantly correlated with their SON contents. The mean content of FAA was 23.27mg/kg, higher than those in soils in the same region. It indicated that there was more bioavailable SON from lake sediment than those from soil. The contents of SON in the sediments were also correlated with inorganic nitrogen, OM and CEC and so on. As one of the most important nitrogen compositions in lake sediments, SON should be paid more attention to the nitrogen cycling and entrophication control in lakes.*国家自然科学基金项目(40873079)、科技部基础性工作专项重点项目“中国湖泊水质、水量和生物资源调查”(2006FY110600)和中央级公益性科研院所基本科研业务专项项目(2007KYYW27)联合资助.2009-01-04 收稿; 2009-02-19收修改稿. 林素梅, 女, 1982年生, 硕士研究生; E-mail: linsumei2010@.J. Lake Sci.(湖泊科学), 2009, 21(5) 624Keywords: Surface sediment of lake; soluble organic nitrogen; contents; free amino acid; Lake Poyang; Lake Dongting 目前, 关于可溶性有机氮(Soluble Organic Nitrogen, SON)的研究主要集中在土壤方面. 可溶性有机氮定义为土壤中能够被水、盐溶液或用电超滤法(EUF)提取出来的有机态氮[1], 它是土壤中主要的可溶性氮库, 是微生物和植物的潜在可利用氮源[2]. 一些低分子量的SON组分, 如游离氨基酸(Free Amino Acid, FAA)等, 是微生物的重要来源, 能被植物直接吸收[3-4]. 有机氮是沉积物中最主要的氮素组分, 因而可溶性的有机态氮必定是含量较大的有机氮库. 目前对湖泊溶解有机氮的研究主要集中在湖泊水体及沉积物孔隙水方面[5-6], 对利用水或盐溶液提取的有机态氮, 即SON的研究尚不多见. 土壤中的SON能被直接释放出来[7], 且在特殊情况下, 藻类在吸收N源时能直接吸收或更倾向于吸收溶解有机氮而不是溶解无机氮[8]. 前人研究表明, 陆地生态系统土壤中的SON有较强的移动性, 易被淋失而进入湖泊, 对湖泊藻类氮素供应甚至湖泊富养化产生显著影响[9-10], 且有研究认为沉积物释放是湖泊水体溶解有机氮的重要来源[5]. 因此, 研究SON在湖泊沉积物中的含量及其分布特性对理解湖泊富营养化过程具有重要意义.SON的含量较复杂, 其中以低分子量物质为主的SON主要含有尿素、游离氨基酸[4]等. 由于FAA可以被植物吸收, 且会较快为土壤微生物所降解, 因而是土壤SON中较为活跃的组分之一[11]. 沉积物中FAA 的研究较多[12], 但其与SON的含量关系研究较少.本研究选取位于湖南、江西两省的6个湖泊, 研究其表层沉积物中SON和游离氨基酸的含量、分布特征, SON特性等, 为进一步研究SON在湖泊系统氮循环中的作用及其对湖泊富营养化的影响等提供依据.1 材料与方法1.1 研究区概况本研究涉及6个湖泊(图1). 其中鄱阳湖是中国最大的淡水湖, 湖泊面积2933km2, 平均水深5.1m, 水位变幅巨大, 属吞吐性湖泊, 其水质在五大淡水湖中较好[13], 2007年水质总体为Ⅳ类, 处于中营养状态. 军山湖位于江西省进贤县, 是鄱阳湖的子湖泊, 湖泊面积192.5km2, 平均水深4m, 是重要的养殖湖泊, 渔业历史悠久, 湖泊周围乡村众多, 人口密集, 耕地面积大, 一遇暴雨, 即将周围村庄和农田中的肥水冲入湖中, 污染较为严重[14].图1湖泊(a)及采样点位置(b)Fig.1 Location of the lakes(a) and sampling sites(b)洞庭湖是我国第二大淡水湖, 是长江中游一个重要集水蓄洪湖泊, 湖泊面积2432.5km2, 平均水深6.39m, 全湖水质较好, 污染程度与鄱阳湖相似, 但存在潜在变劣趋势[15]. 湖南东湖位于洞庭湖区华容县, 湖泊面积23.2km2, 平均水深3.5m, 湖内天然饵料丰富, 是华容县最大的养殖场, 受养殖影响, 污染也较严重, 水质达中-富营养状态[16]. 大通湖位于湖南省益阳市, 湖泊面积114.2km2, 平均水深2.89m, 岸线平直, 湖底平坦, 淤泥多, 水质状况为中-富营养化状态[17]. 岳阳南湖位于岳阳市市郊, 湖泊面积12km2, 平林素梅等: 湖泊表层沉积物可溶性有机氮含量及分布特性625均水深3m, 水环境呈现富营养化特征. 由于多年的化肥养鱼, 大通湖与岳阳南湖已由20世纪70年代初的草型湖转变为藻型湖, 水生态系统严重退化[18].1.2 样品采集与分析1.2.1 样品采集及分析于2007年11月至12月在湖南省的洞庭湖、大通湖、湖南东湖、岳阳南湖, 江西省的鄱阳湖、军山湖共布设15个采样点(图1), 现场用柱状采样器采集表层10cm沉积物, 混合均匀后置于封口塑料袋中, 在冰盒中存放, 带回实验室. 样品经冷冻干燥机干燥后, 研磨过100目筛, 装入自封袋置于干燥器内备用. 经浓H2SO4-CuSO4-Se催化消煮后, 用KDY-9820型凯氏定氮仪测定沉积物总氮含量, 经典重铬酸钾法[19]测定有机质含量, SMT法[20]测定总磷含量, EDTA-铵盐快速法[21]测定阳离子代换量(CEC).1.2.2 可溶性有机氮的测定方法采用1mol/L KCl溶液浸提沉积物样品(水:土=10:1), 在室温下恒温振荡1h(200r/min), 然后在5000r/min条件下离心10min, 取上清液过0.45µm滤膜后, 用紫外吸收法测定滤液的NO3--N含量[22], 纳氏试剂比色法测定提取液中NH4+-N含量, 过硫酸钾氧化法测定可溶性总氮含量(TSN). 可溶性总氮与可溶性无机氮( NH4+-N、NO3--N之和)的含量之差即为SON含量.1.2.3 游离氨基酸的测定方法称取过100目沉积物样品4g于离心管中, 加入20ml 1mol/L KCl提取液后恒温振荡1h, 5000r/min离心15min. 上清液过0.45µm滤膜后, 取2ml滤液于10ml刻度试管中, 加入1.25ml茚三酮混合指示剂, 100℃水浴加热25min, 冷却后加入4.5ml 10%乙醇于570nm处测定吸光度值[11].配制了一系列浓度梯度的甘氨酸标准溶液, 与沉积物样品一起测定, 观察甘氨酸浓度与吸光度间的决定系数, 结果显示二者的决定系数大于0.999.2 结果与分析2.1 沉积物营养状况为分析和区分沉积物的营养程度, 对各湖泊沉积物进行了营养评价[23]. 评价方法为有机指数法和有机氮法, 前者通常用作衡量水域沉积物的环境状况, 后者是常用来衡量湖泊表层沉积物是否遭受氮污染的重要指标. 有机氮和有机指数法的评价结果相同(表1). 沉积物污染程度的顺序为岳阳南湖>大通湖>湖表1 沉积物营养状况评价结果Tab.1 Results of organic nitrogen and organic index in sediments样品所在湖泊沉积物编号总氮(%) 有机质(%) 有机氮(%) 有机指数DT1 0.105 2.00 0.100 0.116 洞庭湖DT2 0.064 1.16 0.061 0.041DT3 0.124 1.60 0.118 0.109DT4 0.104 2.09 0.099 0.120平均 0.099 1.71 0.096(Ⅲ) 0.097(Ⅱ)P1 0.114 1.79 0.108 0.112 鄱阳湖P2 0.102 1.94 0.097 0.109P3 0.111 1.73 0.105 0.106平均 0.109 1.82 0.103(Ⅲ) 0.109(Ⅱ)DA1 0.241 3.95 0.229 0.525 大通湖DA2 0.224 3.45 0.213 0.426平均 0.233 3.70 0.221(Ⅳ) 0.476(Ⅲ)J1 0.190 2.64 0.181 0.276 军山湖J2 0.212 2.58 0.201 0.301平均 0.201 2.61 0.191(Ⅳ) 0.289(Ⅲ)D1 0.269 3.35 0.256 0.497 湖南东湖D2 0.160 2.00 0.152 0.176平均 0.215 2.68 0.204(Ⅳ) 0.337(Ⅲ)N1 0.285 3.51 0.271 0.551 岳阳南湖N2 0.318 3.70 0.302 0.648平均 0.302 3.61 0.287(Ⅳ) 0.600(Ⅳ)J. Lake Sci.(湖泊科学), 2009, 21(5) 626南东湖>军山湖>鄱阳湖>洞庭湖. 其中岳阳南湖、大通湖、湖南东湖和军山湖有机氮大于0.133%, 属于Ⅳ有机氮污染严重; 岳阳南湖有机指数大于0.5, 有机污染严重; 洞庭湖、鄱阳湖有机氮和有机指标准,Ⅱ属于尚清洁和较清洁范畴. 由此可见, 各个湖泊处于不同的污染程度, 鄱阳湖和数分别属于标准Ⅲ和,洞庭湖污染相对较轻, 其它4个湖泊的沉积物氮污染相对严重.2.2沉积物可溶性有机氮含量及分布特征本研究条件下, 6个湖泊15个沉积物样品SON含量变异较大(图2), 含量处在17.18-292.31mg/kg之间, 平均值为134.45mg/kg. SON占可溶性总氮(TSN)的18.09%-75.72%, 平均为51.86%, 占总氮比例为2.12%-14.68%, 平均为7.14%.图2 湖泊沉积物中的SON含量及其在TSN、TN中的比例Fig.2 Contents of SON and its ratio to TSN, TN in lake sediments污染严重的大通湖、岳阳南湖、湖南东湖和军山湖沉积物SON含量处于108.90-292.31mg/kg之间, 污染程度轻的洞庭湖和鄱阳湖处于17.18-100.39mg/kg之间. 总体而言, 污染严重的湖泊沉积物SON含量均较污染程度轻的高, 其平均值是污染程度轻湖泊的3.8倍. 污染程度轻的湖泊沉积物SON占总氮的百分比为5.09%, 污染程度重的为8.92%, 占TSN的平均百分比分别为40.52%和57.69%, 即污染严重的沉积物中SON 库更大. SON与沉积物总氮、可溶性总氮间显著正相关(图3), 即SON随沉积物氮污染程度的升高而增大.图3 SON与沉积物总氮及可溶性总氮之间的相关关系(**表示相关性达0.01极显著水平)Fig.3 Correlations between SON and TN, TSN in lake sediments各湖泊SON平均含量由大到小的顺序为岳阳南湖＞湖南东湖＞军山湖＞大通湖＞鄱阳湖＞洞庭湖. 洞庭湖、大通湖、岳阳南湖、湖南东湖、鄱阳湖和军山湖沉积物的SON平均含量分别为41.25、163.23、273.30、211.22、70.72和172.04mg/kg; 占TSN的平均百分比为36.48%、59.39%、61.07%、58.91%、56.84%和51.37%; 占沉积物总氮的平均百分比为3.97%、7.12%、9.06%、10.83%、6.59%和8.69%.林素梅等: 湖泊表层沉积物可溶性有机氮含量及分布特性6272.3 沉积物中游离氨基酸的含量研究表明, 游离氨基酸能较快地被微生物降解, 还能被植物直接吸收, 因而是许多植物和土壤微生物的重要可利用氮源[3-4]. 虽然FAA在SON中所占比例不大, 但却是对微生物和浮游植物有重要影响且能快速循环的基本有机组分[24]. 为此, 我们研究了不同湖泊表层沉积物中的FAA含量情况, 试图探索湖泊沉积物中FAA的含量状况及其与SON的关系, 以更好地揭示沉积物SON的特征.FAA的含量分布也存在较大差异, 含量处于4.69-42.04mg/kg之间, 平均为23.27mg/kg, 平均占SON 的18.80%, TSN的9.32%, TN的1.24%. 不同湖泊沉积物FAA含量的大小顺序为军山湖＞岳阳南湖＞湖南东湖＞大通湖＞鄱阳湖＞洞庭湖. 污染程度轻的2个湖泊FAA含量差异明显, 在4.69-18.90mg/kg之间波动, 污染严重的4个湖泊FAA含量在27.39-42.04mg/kg之间, 变异相对较小(图4). 总体而言, 污染严重的湖泊沉积物FAA含量均较污染程度轻的高.图4 沉积物中游离氨基酸含量及其在SON和TN中的比例Fig.4 Contents of FAA and its ratio to SON and TN in lake sediments3 讨论3.1 湖泊沉积物中SON的含量及分布土壤中SON的含量因提取方法的不同而异. Murphy等[1]对英国12个农田土壤的研究发现, KCl提取的土壤SON含量在20-30kg/hm2之间, 约占土壤可溶性总氮的40%-50%. Zhong等[25]用K2SO4提取测定森林土壤中的SON, 得到SON占总氮的0.3%-2.2%, 略高于矿质氮. 杨绒等[11]用1mol/L KCl提取了黄土区不同类型土壤的SON, 发现林地枯枝落叶层中SON含量为248.26mg/kg, 农田黑垆土SON含量为24.75mg/kg, 分别占土壤总氮的4.36%和2.54%. 东北林地土壤中的SON含量为156.0-292.6mg/kg[26]. 本研究用1mol/L KCl提取的湖泊沉积物中SON含量为17.18-292.31mg/kg, 平均为134.45mg/kg, 占可溶性总氮(TSN)的51.86%, 沉积物总氮的7.14%, 值略高于可溶性无机氮, 污染严重的沉积物SON含量与林地土壤研究结果相近. 沉积物SON大小与可溶性无机氮含量大小相当, 污染严重的沉积物SON甚至大于可溶性无机氮. 与土壤相比, 湖泊沉积物SON含量及其占总氮的比例均较高, 且可以被藻类直接利用, 也可以保持水体的富营养化, 甚至引起水华爆发[27-28], 因而应重视湖泊沉积物SON的研究.当湖泊靠近城市时, 生活污水等能导致湖泊水体溶解有机氮的显著增加, 湖泊水体中溶解有机质的来源要考虑人类活动的影响[6]. 所以说, 湖泊沉积物中SON的含量与人类活动的影响紧密联系. 本研究中, SON平均含量的大小顺序为岳阳南湖＞湖南东湖＞军山湖＞大通湖＞鄱阳湖＞洞庭湖. 可见, 湖泊沉积物中SON的含量分布除与湖泊污染程度紧密相关外, 还与人类活动干扰强度, 如污水排放、化肥养殖J. Lake Sci .(湖泊科学), 2009, 21(5)628 等紧密相关. 从湖泊面积考虑也是如此, 湖泊面积大小顺序为岳阳南湖＜湖南东湖＜大通湖＜军山湖＜洞庭湖＜鄱阳湖, SON 的高低顺序, 几乎与湖泊面积一致. 军山湖例外, 这是因为军山湖与大通湖相比, 渔业活动更多[14]. 鄱阳湖高于洞庭湖的原因可能与其枯水期成河的独特自然地理景观有关. 岳阳南湖是岳阳楼、洞庭湖的主要景区, 旅游资源丰富. 由于旅游开发迅速, 周边人口不断增多, 娱乐活动越来越频繁, 大量城市污水未经处理直接排入岳阳南湖[29], 因而其SON 值是最高的. 与岳阳南湖相比, 湖南东湖受人类干扰小一些, 特别地, 靠近农田的1号点比靠近乡村的2号点SON 含量小. 军山湖2号点SON 仅为132.10mg/kg, 与之所处的特殊位置有关, 军山湖2号点位于地质构造形成的湖泊支叉处, 泥沙沉积少. 鄱阳湖和洞庭湖是中国两大淡水湖泊, 湖泊面积大, SON 平均含量相对较小, 因为自然湖泊的面积越大, 受人类干扰强度越小, 沉积物中有机质的积累越少, SON 越低.3.2 湖泊沉积物中游离氨基酸的含量及与SON 的关系湖泊沉积物中FAA 含量变化范围在4.69-42.04mg/kg 之间, 平均为23.27mg/kg, 平均占SON 的18.80%, TN 的1.24%.大亚湾沉积物中FAA 的含量为11.48-37.66mg/ kg [12], 与本研究结果相近. 可见, 沉积物FAA 含量较高. 据报道, 林地土壤中FAA 含量占SON 含量的1.5%-10.6%[30], 农田土壤中为3%[1]. 杨绒等[11]报道林地枯枝落叶层中FAA 的平均含量为10.95-25.47mg/kg, 占SON 的4.46%-10.02%. 美国加州高山湖泊水体中FAA 一般低于溶解有机氮的7.5%[5]. 本研究中FAA 平均含量及其在SON 中的比例高于学者们关于土壤中的报道, 这与湖泊沉积物所处的环境特征有关, 可能说明了沉积物SON 含有更多的易分解组分, 更容易被微生物和植物直接利用, 从而对湖泊富营养化造成影响. 同时还研究了FAA 与SON 的关系(图5), 结果为显著正相关, 即SON 含量越高的沉积物中易分解的组分越大.3.3湖泊沉积物中SON 含量与湖泊沉积物其它性质间的关系及其对环境的影响沉积物的营养水平与湖泊的污染程度有关, 污染严重的湖泊沉积物的营养水平也高. 不少学者研究了土壤SON 与土壤氮素组分之间的关系, 发现土壤SON 与土壤氮素供应紧密相关[11], 可以反映土壤养分的循环和供应状况. 本研究发现, SON 与沉积物可溶性无机氮、总磷、有机质、CEC 间均呈显著的正相关关系(图6), 表明SON 与湖泊氮素供应间有紧密的联系, 也进一步说明了SON 含量大小随沉积物污染程度图6 SON 与沉积物性质间的关系(**表示相关性达0.01极显著水平)Fig.6 Correlations between SON and different parameters in lake sediments林素梅等: 湖泊表层沉积物可溶性有机氮含量及分布特性629增大而增大, 因为沉积物总磷、有机质等均是指示湖泊污染程度的指标.本研究发现, 1mol/L KCl提取的湖泊沉积物中SON含量较大, 占沉积物总氮的比例较大, 即湖泊沉积物中有较大的潜在氮库. 前已述及, 陆地中的SON移动性强, 容易转移到河流或湖泊中. 流失的SON通过各种途径进入湖泊, 一部分被微生物及水生动植物直接利用, 从而减轻水体氮负荷; 一部分沉于湖底, 在沉积物中长期积累, 导致沉积物的SON增大. 沉积物中的SON被微生物矿化而释放出NH4+, 而沉积物中的无机氮(如NH4+)会被微生物固定, 同时其它形式的有机氮(如氨基酸等)也会随生物死亡而进入SON 中[31]. 通常情况下, 这两种过程保持动态平衡. 但当条件改变时, 平衡被打破, 沉积物向上覆水释放SON, 或者形成易分解的其它形式氮组分, 增加水环境中的营养级别和压力[32], 对湖泊富营养化造成影响. 而且, 某些可溶性有机氮能被微生物或者某些生物种类直接吸收利用[33], 这可能更加加剧了水体富营养化.4 结论(1)沉积物SON含量处于17.18-292.31mg/kg之间, 平均值为134.45mg/kg, 平均占沉积物总氮的7.14%, 平均占TSN的51.86%, 值略高于可溶性无机氮. SON含量随沉积物氮污染程度的升高而增大, 污染严重湖泊沉积物的SON含量较轻污染沉积物高. 但表层10cm沉积物可能反映的是近几十年甚至是上百年的沉积状况. 因此, 本研究中关于SON的研究结果并不能反映沉积物的污染现状, 实际情况可能更加严重.(2)游离氨基酸含量处于4.69-42.04mg/kg间, 平均为23.27mg/kg, 占SON的18.80%, TN的1.24%. FAA 与SON含量显著正相关, 且在沉积物中的平均含量及在SON中的比例均较土壤中高, 说明湖泊沉积物SON有较大的易分解组分.(3)SON与沉积物TN、TSN、FAA、有机质、CEC等显著正相关, 表明SON与湖泊氮素供应间有紧密的联系. SON对湖泊环境有深远影响, 应重视湖泊沉积物SON的研究.5 参考文献[1] Murphy DV, Macdonald AJ, Stockdale EA et al. Soluble organic nitrogen in agricultural soils. Soils and Fertility of Soils, 2000,30: 374-387.[2] Jones DL, Willett VB. Experimental evaluation of methods to quantify dissolved organic nitrogen (DON) and dissolved organiccarbon (DOC) in soil. Soil Biology & Biochemistry, 2006, 38: 991-999.[3] Jones DL, Shannon D, Murphy DV. Role of dissolved organic nitrogen (DON) in soil N cycling in grassland soils. Soil Biology& Biochemistry, 2004, 36: 749-756.[4] Jones DL, Shannon D, Fortune TJ. 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