学位论文独创性卢明学位论文独创性声明本人声明所呈交的学位论文是本人在导师指导下进行的研究工作及取得的研究成果。据我所知，除了文中特另，ｔｌｌｊｉ：ｉ以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他人已经发表或撰写过的研究成果，也不包含为获得直昌太堂或其他教育机构的学位或证书而使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中作了明确的说明并表示谢意。学位论文作者签名（手写）：多子签字同期：少，二学位论文版权使用授权书年么月么同本学位论文作者完全了解南昌大学有关保留、使用学位论文的规定，有权保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和磁盘，允许论文被查阅和借阅。本人授权南昌太学可以将学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编本学位论文。同时授权中国科学技术信息研究所和中国学术期刊（光盘版）电子杂志社将本学位论文收录到《中国学位论文全文数据库》和《中国优秀博硕士学位论文全文数据库》中全文发表，并通过网络ｒ＜ｍ社会公众提供信息服务。（保密的学位论文在解密后适用本授权书）／／＾学位论文作者签名。手瓢爹舟签字同期：加Ｊ砗多月夕同导师签名。手乳名纩彤ｌ｜签字同期：彦诤／，沙年舌月７日。摘要摘要洱海是我国云贵高原的第二大淡水湖，尽管水质较好，但仍存在富营养化风险。本文以洱海沉积物为研究对象，研究了洱海不同区域表层和柱状沉积物中的氮形态，释放通量的时空分布特征以及沉积物溶解性有机氮（ＤＯＮ）的生物有效性，为洱海富营养化的研究提供了参考依据，对于揭示氮在湖泊水生态系统中的生态环境效应和湖泊富营养化评估具有重要的指导意义。得到的主要结论如下：（１）洱海表层沉积物中总氮（ＴＮ）、离子交换态氮（ＩＥＦ－Ｎ）、弱酸浸取态氮（ＷＡＥＦ．Ｎ）、强碱浸取态氮（ＳＡＥＦ－Ｎ）、强氧化剂浸取态氮（ＳＯＥＦ．Ｎ）和残渣态氮（Ｒｅｓ—Ｎ）的含量分别为４４０５．１４＋１９２８．３ｌｍｇ／ｋｇ、７５．８０士２３．２３ｍｇ／ｋｇ、１２６．４３＋３３．５２ｍｇ／ｋｇ、１０５．８２＋５７．１９ｍｇ／ｋｇ、１５２４．４５＋７６５．０３ｍｇ／ｋｇ和２５７２．６４＋１２２０．０９ｍｇ／ｋｇ，各可转化态氮的含量大小关系为ＳＯＥＦ．Ｎ＞ＷＡＥＦ．Ｎ＞ＳＡＥＦ．Ｎ＞ＩＥＦ．Ｎ。ＩＥＦ．Ｎ与ＴＮ、Ｒｅｓ．Ｎ和ＳＯＥＦ－Ｎ同源，ＳＡＥＦ．Ｎ与ＳＯＥＦ—Ｎ释放机理明显不同。高有机质是洱海沉积物氮形态含量较高的主要原因。洱海柱状沉积物ＴＮ、ＩＥＦ—Ｎ、ＷＡＥＦ—Ｎ、ＳＡＥＦ．Ｎ、ＳＯＥＦ—Ｎ、Ｒｅｓ—Ｎ随深度变化范围分别为（１３６３．４９＋３１３．７２）～（６１８７．０９士１８７４．４３）ｍｇ／ｋｇ、（１２４．７２＋３０．５９）－（２５７．１４＋５２．１３）ｍｇ／ｋｇ、（２９．１７士２６．９１）－（４．５２１３１．６２）ｍｇ／ｋｇ、（１４．００ｉ６．６０）～ｆ１～ｆ１４．６８１５０．３７）ｍｇ／ｋｇ、（４２５．９７土１０１．４３）－（１９９５．１７＋５４・４．８８）ｍｇ／ｋｇ５阳（６４４．８５１１５８．１６）３７７４．７６１１２７４．０３）ｍｇ／ｋｇ。（２）洱海沉积物一水界面无机氮在春季、夏季、秋季、冬季的释放通量分别为６．８６±６．０１ｍｇ／（ｍ＜ｄ）、７．７１１３．９７ｍｇ／（ｍ＜ｄ）、６．８６土２．９７ｍｇ／（ｍ＜ｄ）、６．０１１３．８０ｍｇ／（ｍ＜ｄ），年均释放通量为６．８６＋４．２８ｍｇ／（ｍ２．ｄ），季节变化规律表现为夏＞秋≈春＞冬。空间分布上，均表现为西部＞东部。洱海沉积物氮释放的风险较高，温度、陆源输入是其分布主要的影响因素。（３）黑暗培养实验结束后培养液中的ＮＨａ＋－Ｎ浓度较培养初期有小幅下降，ＮＯｆ－Ｎ浓度较培养初期上升幅度较大，而ＤＯＮ浓度较培养初期下降幅度较大。洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性变化范围为２１．０７～５２．６４％，平均为３４．４７％，生物有效性较高。光照２４ｈ后培养液中的ＮＨａ＋－Ｎ浓度较光照前有小幅上升，而培养液中的Ｎ０３－－Ｎ浓度较光照前有大幅上升，ＤＯＮ浓度较光照前平均下降幅度为６．２５０／８。有机氮矿化和微生物利用是造成ＤＯＮ降低的主要原因。关键词：洱海；沉积物；氮形态；释放通量；生物有效性ＡＢＳＴＲＡＣＴＡＢＳＴＲＡＣＴＥｒｈａｉＬａｋｅｉＳｔｈｅｓｅｃｏｎｄｌａｒｇｅｓｔｆｒｅｓｈｗａｔｅｒｌａｋｅｉｎｔｈｅＹｕｎｎａｎ－ＧｕｉｚｈｏｕＰｌａｔｅａｕｉｎＣｈｉｎａ，ａｌｔｈｏｕｇｈｔｈｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｓｗｅｌｌ，ｔｈｅｒｅａｌｓｏｅｘｉｓｔｓｅｕｔｒｏｐｈｉｃｒｉｓｋ．Ｎｉｔｒｏｇｅｎｆｏｒｍｓｏｆｄｉｆｆｅｒｅｎｔｒｅｇｉｏｎｓｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅａｎｄｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎｃｏｒｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓ，ｔｅｍｐｏｒａｌａｎｄｓｐａｔｉａｌｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｆｅ：ｒｅｎｃｅｒｅｌｅａｓｉｎｇｒａｔｅｓａｎｄｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｓｔｕｄｉｅｄ．ＩｔｃａｎｒＤＯＮ）ｉｎ１ａｋｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｗｅｒｅｐｒｏｖｉｄｅｆｏｒｓｔｕｄｙｉｎｇｆｏｒｒｅｖｅａｌｉｎｇｅｕｔｒｏｐｈｉｃａｔｉｏｎｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅａｎｄｈａｓｉｍｐｏｒｔａｎｔｇｕｉｄｉｎｇｉｎｔｈｅａｑｕａｔｉｃｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｃｅｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓｅｃｏ—ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｅｆｆｅｃｔｓｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄａｓｓｅｓｓｉｎｇｅｕｔｒｏｐｈｉｃａｔｉｏｎ．Ｔｈｅｍａｉｎｃｏｎｃｌｕｓｉｏｎｓａｒｅａｓｆｏｌｌｏｗｓ．ｅｘｃｈａｎｇｅａｂｌｅ（１）Ｔｈｅｃｏｎｔｅｎｔｓｏｆｔｏｔａｌｎｉｔｒｏｇｅｎ（ｒｙ），ｉｏｎｎｉｔｒｏｇｅｎ（ＩＥＦ－Ｎ），ｗｅａｋａｃｉｄｅｘｔｒａｃｔａｂｌｅｎｉｔｒｏｇｅｎ（ＷＡＥＦ—Ｎ），ｓｔｒｏｎｇａｌｋａｌｉｅｘｔｒａｃｔａｂｌｅｎｉｔｒｏｇｅｎ（ＳＡＥＦ—Ｎ），ｓｔｒｏｎｇｏｘｉｄａｎｔｅｘｔｒａｃｔａｂｌｅｎｉｔｒｏｇｅｎ（ＳＯＥＦ－Ｎ）ａｎｄＲｅｓｉｄｕａｌ－Ｎ（Ｒｅｓ－Ｎ）ｗｅｒｅｍｇ／ｋｇ，１０５．８２士５７．１９ｒｅｌａｔｉｖｅ４４０５．１４＋１９２８．３１ｍｇ／ｋｇ，７５．８０＋２３．２３ｍｇ／ｋｇ，１２６．４３＋３３．５２ｍｇ／ｋｇ，１５２４．４５＋７６５．０３ｍｇ／ｋｇ，ａｎｄ２５７２．６４＋１２２０．０９ｍｇ／ｋｇ，ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．Ｔｈｅｃｏｎｔｅｎｔｏｆｄｉｆｆｅｒｅｎｔｎｉｔｒｏｇｅｎｆｏｒｍｒａｎｋｅｄａｃｃｏｒｄｉｎｇｔｏｔｈｅｆｏｌｌｏｗｉｎｇｓｅｑｕｅｎｃｅ：ＳＯＥＦ－Ｎ＞ＷＡＥＦ—Ｎ＞ＳＡＥＦ．Ｎ＞ＩＥＦ．Ｎ．ＩＥＦ—ＮＳＯＥＦ—Ｎ．ＴｈｅｒｅｌｅａｓｉｎｇｉｓｈｏｍｏｌｏｇｏｕｓｗｉｔｈＴＮ，Ｒｅｓ—ＮａｎｄｍｅｃｈａｎｉｓｍｓｏｆＳＯＥＦ—ＮａｎｄＳＡＥＦ—Ｎａｒｅｏｂｖｉｏｕｓｌｙｄｉｆｆｅｒｅｎｔ．ＨｉｇｈｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｉｓｔｈｅｍａｉｎＬａｋｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓ．ＴｈｅｃｏｎｔｅｎｔｏｆＴＮｒａｎｇｅｄｒｅａｓｏｎｆｏｒｈｉｇｈｃｏｎｔｅｎｔｓｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎｆｏｒｍｓ．ｉｎｔｈｅＥｒｈａｉｆｒｏｍ（１３６３．４９＋３１３．７２）ｔｏ（６１８７．０９＋１８７４．４３）ｍｇ／ｋｇｗｉｔｈｄｅｐｔｈｉｎｃｒｅａｓｅｄ，ｗｈｅｒｅａｓＩＥＦ．Ｎｆｒｏｍ（１２４．７２＋３０．５９）ｔｏ（２５７．１４＋５２．１３）ｍｇ／ｋｇ，ＷＡＥＦ—Ｎｆｒｏｍ（２９．１７＋２６．９１）ｔｏ（４．５２１３１．６２）ｍｇ／ｋｇ，ＳＡＥＦ—Ｎｆｒｏｍ（１４．００＋６．６０）ｔｏ（１１４．６８１５０．３７）ｍｇ／ｋｇ，ＳＯＥＦ—Ｎｆｒｏｍ（４２５．９７１１０１．４３）ｔｏ（１９９５．１７＋５４４．８８）ｍｇ／ｋｇａｎｄＲｅｓ—Ｎｆｒｏｍ（６４４．８５＋１５８．１６）ｔｏ（３７７４．７６１１２７４．０３）ｍｇ／ｋｇ．ａｃｒｏｓｓ（２）Ｔｈｅｉｎｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｌｅａｓｉｎｇｆｌｕｘｅｓｉｎｓｐｒｉｎｇ，ｓｕｍｍｅｒ，ａｕｔｕｍｎａｎｄｗｉｎｔｅｒｗｅｒｅｔｈｅｓｕｒｆａｃｅ—ｓｅｄｉｍｅｎｔｉｎｔｅｒｆａｃｅ６．８６＋６．０１ｍｇ／（ｍ２．ｄ），７．７１１３．９７ｍｇ／（ｍ＜ｄ），ａｎｎｕａｌａｓ６．８６＋２．９７ｍｇ／（ｍ２－ｄ）ａｎｄ６．０１１３．８０ｍｇ／（ｍ２－ｄ），ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．Ｔｈｅｆｌｕｘｅｓｗａｓｒｅｌｅａｓｉｎｇｆｏｌｌｏｗｉｎｇａｓ６．８６１４．２８ｍｇ／（ｍ２．ｄ１．Ｓｅａｓｏｎａｌｖａｒｉａｔｉｏｎｄｅｓｃｒｉｂｅｄｔｈｅｓｅｑｕｅｎｃｅ：ｓｕｍｍｅｒ＞ａｕｔｕｍｎ＞ｓｐｒｉｎｇ＞ｗｉｎｔｅｒ．ＳｐａｔｉａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｄｅｓｃｒｉｂｅｄｔｈｅＡＢＳＴＲＡＣＴｆｏｌｌｏｗｉｎｇｓｅｑｕｅｎｃｅ：ｗｅｓｔｅｒｎ＞ｅａｓｔｅｒｎ．Ｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｌｅａｓｉｎｇｒｉｓｋｉｓｈｉｇｈ．ＴｅｍｐｅｒａｔｕｒｅａｎｄｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌｓｏｕｒｃｅｓａｒｅｔｈｅｍｉａｎｅｆｆｅＣｔｆａｃｔｏｒｓ．ｂｉｏａｓｓａｙｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ，ＮＨ４＋－Ｎｉｎｃｒｅａｓｅｄａ（３）Ａｆｔｅｒｓｌｉｇｈｔｌｙａｎｄａｔｈｅ２８ｄｄａｒｋｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｄｅｃｌｉｎｅｄＤＯＮｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎＮ０３－－Ｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｌｏｔ．ｗｈｉｌｅｄｅｃｒｅａｓｅｄｖａｌｕｅｏｆ１０ｔ．ＢｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆＤＯＮｒａｎｇｅｄｆｒｏｍ２１．０７％ｔｏ５２．６４％．ｗｉｔｈｍｅａｌ］ｉｔｗａｓ３４．４７％ａｎｄｈｉｇｈ．Ａｆｔｅｒｅｘｐｏｓｅｄｉｎｌｉｇｈｔｆｏｒａ２４ｈ，ＮＨ４＋一Ｎ１０ｔ．ＴｈｅｍｅａｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｉｎｃｒｅａｓｅｄｓｌｉｇｈｔｌｙａｎｄＮ０３－－ＮｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｉｎｃｒｅａｓｅｄｐｅｒｃｅｎｔｏｆＤＯＮｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｄｅｃｌｉｎｅｄｉｓ６．２５％．ＭｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎｏｆｏｒｇａｎｉｃａｎｄｕｓａｇｅｏｆｍｉｃｒｏｂｅｓｉＳｔｈｅｍａｉｎｆａｃｔｏｒｓｆｏｒｄｅｃｌｉｎｉｎｇｉｎＤＯＮ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ＥｒｈａｉＬａｋｅ；ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ；ｎｉｔｒｏｇｅｎｆｏｒｍｓ；ｒｅｌｅａｓｉｎｇｆｌｕｘｅｓ；ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｌＩＩ目录目第１章录引言…………………………………………………………………………１１．１研究背景及意义……………………………………………………………．１１．２国内外研究现状……………………………………………………………．２１．２．１沉积物．水界面氮的迁移转化………………………………………．．２１．２．２沉积物．水界面氮释放通量的研究进展……………………………．．４１．２．３沉积物氮形态的研究进展……………………………………………７１．２．４沉积物生物有效性的研究进展………………………………………９１．３研究内容、创新点及技术路线……………………………………………１２１．３．１研究内容……………………………………………………………．１２１．３．２创新点………………………………………………………………．１２１．３＿３研究的技术路线……………………………………………………．１３第２章实验内容及分析方法……………………………………………………．１４２．１研究区域概况………………………………………………………………１４２．２分析方法……………………………………………………………………１４２．２．１沉积物中氮形态的分析方法………………………………………．１４２．２．２沉积物理化性质的分析方法………………………………………．１６２．２．３沉积物．水界面氮释放通量的估算方法……………………………１６２．２．４沉积物溶解性有机氮的生物有效性研究方法……………………．１７２．３实验仪器及试剂……………………………………………………………１８２．４质量保证与控制……………………………………………………………１９第３章洱海沉积物氮形态分布特征……………………………………………．２０３．１材料与方法…………………………………………………………………２０３．１．１采样点的设置………………………………………………………．２０３．１．２样品的采集与预处理………………………………………………．２０３．１．３实验方法……………………………………………………………．２２３．２洱海表层沉积物总氮及氮形态分布特征…………………………………２２ＩＶ目３．２．１３．２．２３．２．３３．２．４３．２．５３．２．６录ＴＮ分布特征…………………………………………………………２２ＩＥＦ．Ｎ分布特征………………………………………………………２４ＷＡＥＦ．Ｎ分布特征…………………………………………………．．２５ＳＡＥＦ．Ｎ分布特征……………………………………………………２６ＳＯＥＦ—Ｎ分布特征……………………………………………………２７Ｒｅｓ—Ｎ分布特征………………………………………………………２８３．２．７表层沉积物氮形态之间的相关性分析……………………………．２９３．３洱海柱状沉积物总氮及氮形态分布特征…………………………………３０３．３．１３．３．２３．３．３３．３．４３．３．５３．３．６ＴＮ分布特征…………………………………………………………３０ＩＥＦ—Ｎ分布特征………………………………………………………３１ＷＡＥＦ—Ｎ分布特征…………………………………………………．．３２ＳＡＥＦ—Ｎ分布特征……………………………………………………３３ＳＯＥＦ．Ｎ分布特征……………………………………………………３４Ｒｅｓ．Ｎ分布特征………………………………………………………３４３．４小结…………………………………………………………………………………………………３５第４章洱海沉积物．水界面氮的释放通量………………………………………．．３７４．１材料与方法…………………………………………………………………３７４．１．１样品的采集与预处理………………………………………………．３７４．１．２实验方法……………………………………………………………．３９４．２洱海表层沉积物上覆水无机氮时空分布特征……………………………４０４．２．１４．２．２ＮＨ４＋－Ｎ时空分布特征………………………………………………４０Ｎ０３－－Ｎ时空分布特征………………………………………………．４１４．３洱海表层沉积物间隙水无机氮时空分布特征……………………………４２４．３．１４．３．２ＮＨ４＋－Ｎ时空分布特征………………………………………………４３Ｎ０３－Ｎ时空分布特征………………………………………………．４４４．４洱海沉积物一水界面无机氮的释放通量…………………………………．．４６４．５小结…………………………………………………………………………………………………４９第５章洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性研究…………………………………．．５０５．１材料与方法…………………………………………………………………５０Ｖ目录５．１．１样品的采集与预处理………………………………………………．５０５．１．２实验方法……………………………………………………………．５０５．２氨氮随时间变化……………………………………………………………５０５．３硝态氮随时间变化…………………………………………………………５２５．４ＤＯＮ随时间变化…………………………………………………………．．５４５．５小结…………………………………………………………………………………………………５６第６章结论与建议………………………………………………………………．５７６．１主要结论……………………………………………………………………５７６．１．１洱海沉积物氮形态分布特征………………………………………．５７６．１．２洱海沉积物．水界面氮的释放通量…………………………………５７６．１．３洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性…………………………………．．５８６．２建议与不足…………………………………………………………………５８致谢…………………………………………………………………………………………………………．６０参考文献……………………………………………………………………………．６１攻读学位期间的研究成果…………………………………………………………．６９ＶＩ第ｌ章引言第１章１．１研究背景及意义引言我国地域辽阔，湖泊分布广泛。据统计…，我国共有面积１．Ｏｋｍ２以上的自然湖泊２６９３个，分别分布在２８个省、自治区、直辖市，总面积８１４１４．６ｋｍ２，约占全国国土面积的Ｏ．９％，其中淡水湖泊约占总湖泊面积的４５％左右。湖泊作为陆地水圈的组成成分，参与自然界的水分循环，是自然界不可或缺的重要成员。它不仅具有淡水资源储备、蓄水防洪、生物涵养、交通运输、景观旅游等功能，还具有调节区域气候、维持区域生态系统平衡的特殊功能。近年来，随着社会的迅速发展和工农业技术的进步，排入湖泊水体的营养物质（ＯＨ氮、磷等）和有机物不断增多，致使藻类等水生生物大量繁殖，水体质量下降，功能减退，湖泊富营养化同趋严重。２０１０年中国环境状况公报数据显示１２Ｊ，２６个国控重点湖泊（水库）中，重度富营养、中度富营养、轻度富营养和中营养湖泊所占比例分别占３．８％、７．７％、４２．３％和４６．２％，其中三湖（太湖、滇池和巢湖）水质较２００９年无明显好转，富营养化控制形势较为严峻。湖泊富营养化是指湖泊水体在自然因素和（或）人类活动的影响下，大量营养盐进入湖泊水体，使湖泊逐步由生产力水平较低的贫营养状态向生产力水平较高的富营养状态变化的一种现象【３Ｊ。其影响因素包括人为因素和自然因素，且前者较后者的影响更大【４Ｊ；按照污染物质的来源分类，又可分为外源输入和内源释放，其中外源输入主要包括河流径流输入和大气、雨水的干湿沉降等，内源释放主要为沉积物营养盐的释放。有资料【５ｊ显示，尽管湖泊外源污染得到有效控制，但由于沉积物营养盐的释放，湖泊仍然存在富营养化的风险，甚至出现“水华”。这时，沉积物营养盐的释放是影响湖泊富营养化的关键因素，控制沉积物营养盐的释放就显得极为重要。洱海是云贵高原的第二大淡水湖，大理人民称她为母亲湖。上世纪８０年代以前洱海水质较好，污染程度轻，为贫．中营养级湖泊。８０年代中期，由于水位急剧下降，同时工业和生活污水的大量排入，致使洱海一度到达富营养化的上限。后经过污水截流和点源控制后，水质有所好转。但９０年代后洱海富营养化又急剧恶化，并于１９９６年和１９９８年秋季暴发了大规模蓝藻。进入新世纪后，第１章引言尽管洱海经过一系列包括营养盐控制、生态修复和非工程等控制措施后，目前水质稳定在ＩＩＩ类水平，处于中营养状态，但仍存在富营养化风险【２，６，７］。因此，在洱海外源营养盐的输入得到逐步有效控制后，沉积物内源营养盐的释放就值得深入研究。氮、磷是水体富营养化的重要影响元素。传统观点认为氮、磷元素分别是海洋、淡水湖泊富营养化的首要性因子［８，９］，因此，为了控制淡水湖泊富营养化的发生，世界各地对淡水湖泊磷素的来源采取了广泛的控制措施。有学者提出氮素来源的控制措施对抑制湖泊富营养化的发生难以凑效而无需采用【１０］。然而，大量研究结果却与这一观点相厨１１，１２］，Ｌｅｗｉｓ等［１３】研究发现氮是浮游植物生长的首要因子，在一些热带、亚热带和高海拔的淡水生态系统中尤其明显。Ｘｕ等【１４Ｊ在对我国太湖水体富营养化性因素的研究中发现，尽管减少磷素负荷对控制太湖富营养化是十分重要的，但控制水体富营养化的关键还是要减少氮素负荷。沉积物作为营养盐的“源”与“汇”【１５｜，可以在一定条件下通过间隙水与上覆水之间的联系实现营养盐的交换，从而影响上覆水体中营养盐的浓度，对湖泊富营养化具有重要的影响。然而并非沉积物中所有的形态氮都能参与氮循环中，只有颗粒外层的氮或小颗粒中的氮才能真正参与循环，其余形态的氮则通过埋藏作用淡出循环【１６Ｉ。因此，从沉积物中氮的角度出发，通过定量研究沉积物中的氮形态、释放通量以及生物有效性，可以为湖泊富营养化研究提供科学依据，对于揭示氮在湖泊水生态系统中的生态环境效应和湖泊富营养化评估具有重要的意义。１．２国内外研究现状１．２．１沉积物．水界面氮的迁移转化沉积物中的氮在湖泊氮循环中占据很重要的地位，图１．２—１是沉积物一水界面氮素循环示意图。沉积物．水界面氮的迁移转化过程综合了物理作用、化学作用和生物作用，包括颗粒态物质的沉降与再悬浮，溶解性物质的吸附和解吸，沉淀和溶解以及矿化作用、硝化作用、反硝化作用和Ｎ０３＂的氨化还原反应等，最终体现在沉积物向上覆水体释放的、间隙水中的和埋藏在沉积物中的氮营养盐１１¨。一方面，各种来源的有机氮在有氧矿化和无氧矿化作用下生成铵态氮，铵态氮进一步通过硝化反应在微生物的作用下转化为硝态氮或亚硝态氮，这三种２第１章引言无机氮通过分子扩散作用进入上覆水体参与氮循环，从而提高了水体中氮的含量，促进水体富营养化的发生。另一方面，沉积物．水界面氮在不断地进行交换，上覆水体中的硝态氮在浓度差的驱动下逆向扩散进入沉积物中，在厌氧环境中通过反硝化细菌的作用转化为Ｎ２０和Ｎ２等散逸进入大气，退出湖泊氮循环【１８］。幽１．２－１沉积物－水界面氮素循环不意图Ｆｉｇ．１．２—１Ｎｉｔｒｏｇｅｎｃｙｃｌｉｎｇｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔ・ｗａｔｅｒｉｎｔｅｒｆａｃｅ有机氮是沉积物中的优势形态氮，经矿化作用后可转化为能被水生生物吸收利用的无机氮。矿化作用分为有氧矿化和无氧矿化，其最终电子受体优先顺序为０２＞Ｎ０３＞Ｍｎ４＋＞Ｆｅ３＋＞Ｓ０４２－［１９１，有机氮的矿化是随着有机质的矿化一起进行的。有机质的降解主要有以下形式：（１）氧的呼吸作用：１３８０２＋（ＣＨ２Ｄ）１０６（ＮＨ３）１６日３尸ｑ＋１８ＨＣ０３一ｊ１２４Ｃ０２＋１６Ｎ０３一＋胛ｑ卜＋１４０Ｈ２０（２）反硝化作用：９４．４Ｎ０３一＋（ＣＨ２Ｄ）】０６（ＮＨ３）１６Ｈ３Ｐ０４—１３．６０２＋９２．４ＨＣ０３一＋ＨＰ０４２一十８４．８Ｈ２０＋５５．２Ｎ２（３）锰的氧化物作为电子受体：３第１章引言２１２Ｍｎ０２十（ＣＨ２０）１０６（ＮＨ３）１６Ｈ３Ｐ０４＋３２２Ｃ０２＋１２０Ｈ２０斗４３８ＨＣ０３一２＋＋１６ＮＨ４＋＋ＨＰ０４卜＋２１２Ｍｎ（４）铁的氧化物作为电子受体：４２４Ｆｅ（ＯＨ）３＋（ＣＨ２Ｄ）１０６（ＮＨ３）１６Ｈ３尸ｑ＋７５６Ｃ０２ｊ＋ＨＰＱ‘一＋４２４，０２＋＋３０４Ｈ．Ｏ（５）硫酸根作为电子受体：５３Ｓ０４２一＋（ＣＨ２Ｄ）１０６（ＮＨ３）１６Ｈ３Ｐ０４—》３９Ｃ０２＋６７ＨＣ０３一十１６ＮＨ４＋８６２ＨＣ０３一＋１６ＮＨ４＋＋ＨＰｏ？一＋５３ＨＳ一＋３９ＨｚＯ（６）有机质的水解：１４Ｈ２Ｄ＋（ＣＨ２Ｄ）１０６（ＮＨ３）１６Ｈ３ＰＱ—》３９Ｃ０２＋１４ＨＣ０３一＋１６ＮＨ４＋＋ＨＰｏ：一七５３ＣＨ。有机质的降解与多种因素有关，主要包括有机质的结构特性、沉积环境以及生物作用等【２０】。Ａｌｉｓｏｎ等【２１】通过研究添加不同溶解性有机碳源对土壤净氮矿化速率的影响，发现添加葡萄糖培养的土壤样品净氮固定速率较添加腐植酸培养的大。欧阳媛等【２２］通过连续培养法研究了夕ｌ－力Ｎ氮源对滇池沉积物氮矿化的影响，发现沉积物氮的矿化趋势并未因水生植物和无机氮的添加而改变。硝化和反硝化作用是沉积物一水界面氮循环的主要机制，有研究认为湖泊外源氮负荷的３０～５０％口－ＩＮ过反硝化作用去除【２３］。Ｃｈｒｉｓｔｅｎｓｅｌ２４］和Ｖａｎｄｅｒｂｏｒｇｈｔ｜２５】等研究了沉积物内硝化．反硝化反应的垂向分层机制，指出受溶解氧的，硝化反应只发生在沉积物顶部厚度仅几厘米的薄层内，而反硝化反应在紧接着富氧层下面的贫氧层中进行。１．２．２沉积物．水界面氮释放通量的研究进展沉积物在湖泊氮循环中同时兼具“氮源”和“氮汇”的功能。有研究指出，当外源污染受到有效控制时，沉积物中营养盐的释放将抵消外源负荷的消减，其对湖泊恢复的阻滞时间可以长达几十年【２６Ｊ。因此，控制沉积物氮的释放对防止湖泊富营养化具有举足轻重的作用。目前国内外对沉积物中氮的释放机理已有了深入的研究，其中包括氮释放的影响因素和释放通量。４第１章引言（１）沉积物中氮的释放影响因素由于沉积物中氮的释放涉及到一系列复杂的生物地球化学反应，包括矿化作用、硝化作用、反硝化作用和Ｎ０３－的氨化还原等，因此，影响沉积物中氮的释放因素很多，主要包括温度、ｐＨ、ＤＯ等。ａ、温度沉积物中氮的释放所涉及到的反应过程都需要微生物的参与，而温度是影响微生物活性的重要因素，因此，温度能间接地影响各种生物地球化学反应过程，从而影响沉积物中氮的释放。由于硝化速率、氧气含量随着温度的变化而变化，因而反硝化速率直接或间接地受温度控制１２７，２８】。温度升高，微生物活性增强，矿化作用加强导致沉积物富氧层变浅，硝化作用减弱，沉积物中的ＮＨ４＋－Ｎ浓度上升，在浓度差的驱动下释放进入上覆水体；温度降低，微生物活性减弱，矿化作用减缓导致富氧层变深，硝化作用增强，沉积物中的Ｎ０３－－Ｎ浓度上升，在浓度差的驱动下释放进入上覆水体㈣。熊汉锋等［３０］通过对梁子湖沉积物中氮的释放影响因素的研究，发现温度对沉积物中氮的释放影响显著，高温条件下沉积物中氮的释放速率是低温条件下的近两倍。太湖沉积物中的ＮＨ４＋－Ｎ释放通量随着温度的升高而增加，沉积物在夏季为氮释放的源，而在冬季则成为汇【３１｜。ｂ、ｐＨ微生物对ｐＨ有不同的适应范围，在不同的ＰＨ条件下，微生物的活性不同，因此ｐＨ对沉积物中氮的释放影响较大。叶琳琳等１３２Ｊ研究了环境因子对瓦埠湖沉积物中ＮＨ４＋－Ｎ的释放影响，发现当ｐＨ＜９时，ｐＨ对沉积物中ＮＨ４＋－Ｎ的释放影响不大；当ｐＨ＞９时，沉积物中ＮＨ４＋－Ｎ的释放随ｐＨ的增加而增加。熊汉锋等【３ｏＪ研究表明在偏酸和偏碱条件下，梁子湖沉积物中氮的释放均大于正常湖水ｐＨ时的氮的释放。但也有研究人员发现在长江口潮滩沉积物中ＮＨ４＋－Ｎ的释放受ｐＨ的影响较轻微，这可能与长江口海水的缓冲功能有关㈣。刘静静等【３３］研究发现ｐＨ对巢湖沉积物中ＮＨａ＋－Ｎ的释放影响较复杂，在３＜ｐＨ＜７时，沉积物中ＮＨ４＋－Ｎ的释放没有明显变化；但当７＜ｐＨ＜１０时，沉积物中ＮＨ４＋－Ｎ的释放却出现剧烈的变化，表现为先急速上升并在ｐＨ为８时达到最：长值，之后急速下降，她认为可能与硝化细菌的适宜ｐＨ值在７～８之间，微碱性条件能促进ＮＨａ＋－Ｎ的释放有关。Ｃ、溶解氧（ＤＯ）上覆水体ＤＯ浓度是影响沉积物中氮释放的关键因素，其直接影响矿化、硝５第１章引言化、反硝化等反应，从而影响沉积物中氮的释放。在有溶解氧的条件下，矿化反应首选氧作为最终电子受体，将ＯＮ还原为ＮＨ４＋－Ｎ［１９１。ＮＨ４＋－Ｎ在好氧条件下继而被硝化细菌转化为Ｎ０３－－Ｎ，Ｎ０３－－Ｎ在缺氧或者厌氧条件下被反硝化细菌还原为Ｎ２０或者Ｎ２。吴群河等【３４Ｊ通过静态模拟实验发现通氧条件显著影响底泥释放ＮＨ４＋．Ｎ和反硝化作用达到的平衡时间，在有机质低的条件下，ＤＯ是影响无机氮释放的最大因素。李文红等【３５］模拟了不同ＤＯ水平对底泥氮的释放的影响，研究发现ＤＯ＞５ｍｇ／Ｌ时，硝化作用促使水体Ｎ０３－－Ｎ持续上升而水体ＮＨ４＋－Ｎ浓度升高不明显；ＤＯ＜ｌｍｇ／Ｌ时，水体中ＮＨ４＋－Ｎ浓度升高而Ｎ０３－Ｎ浓度下降；高ＤＯ条件能有效控制底泥向上覆水体释放总氮。（２）沉积物氮的释放通量目前国内外对沉积物中氮的释放通量已有了大量的研究，主要集中在海岸［３６，３７］、海湾‘３８‘４０１、湖泊【４１，４２】等。用于估算沉积物中营养盐的释放通量的方法不一，主要有如下几种：ａ、质量衡算法【４纠质量衡算法是建立在质量守恒定律的基础上，对出入湖的营养盐总量进行收支平衡，计算出沉积物营养盐的释放通量。该法可以在沉积物释放数据不足的情况下使用，但准确度低，且只能对湖区沉积物整体释放量进行估算而忽略了湖区不同区域沉积物释放量的差异，是应用最少的估算方法【４引。ｂ、实验室培养法实验室培养法是最常用的方法之一，其原理是将未受扰动的柱状沉积物置于实验室中进行培养，根据柱状沉积物上覆水体中营养盐的含量随时间的变化计算沉积物营养盐的释放通量，并可通过控制不同因素（如温度、光照、ｐＨ、溶解氧等）分析其对释放通量的影响。但该方法受体积，体系体积一般不大于３Ｌ，且易产生壁效应；另外无法克服上覆水体中颗粒物的沉降补充和表层沉积物的再悬浮对释放通量的影响，而且工作强度较大、难度较高【４５｜。目前国内外关于实验室培养法计算沉积物营养盐的释放通量已有大量的文献报导，ＶａｎＬｕｉｊｎ等【４６Ｊ通过实验室培养法测定了荷兰Ｎｕｌｄｅｒｎａｕｗ湖中沉积物无机氮的释放通量，并研究了温度、有机质含量和溶解氧对氮释放的影响，他发现温度每上升１０。Ｃ，沉积物无机氮释放通量将增加１．９ｐ，ｍｏｌ／（ｍ２．ｈ）；相同温度下，粘土性沉积物较沙性沉积物无机氮释放通量大。Ｎｅｄｗｅｌｌ等【４７】通过实验室培养法测定了英国ＧｒｅａｔＯｕｓｅ河口沉积物无机氮的释放通量。李宝等【４２Ｊ通过实验室培６第１章引言养法估算了滇池福保湾底泥内源氮磷营养盐释放通量，并与Ｆｉｃｋ定律计算结果进行了对比，发现实验室培养法的计算结果明显大于Ｆｉｃｋ定律的计算结果。Ｃ、孔隙水扩散模型法孔隙水扩散模型法也是最常用的方法之一，其原理是根据沉积物间隙水和上覆水浓度梯度，按照Ｆｉｃｋ第一定律计算沉积物营养盐的释放通量。该方法操作简单，工作量较小；需要形态离子的物化参数【４８Ｉ，而且还要掌握沉积物和界面上的物质在固液中的量及垂直分布；其主要得到的是静态条件下营养盐的扩散通量而忽略了水动力条件对营养盐释放的影响，因而较实际值偏小。另外沉积物与间隙水的分离过程不易精确控制，因而准确度不高。Ｂｏｌａｌｅｋ等【４９］利用孔隙水扩散模型法测定了Ｐｕｃｋ湾沉积物无机氮营养盐的释放通量，研究结果表明，沉积物间隙水中氨氮浓度差异很大，沉积物氨氮扩散通量变化范围为５～１４３４９ｍｏｌＮＨ４＋－Ｎ／（ｍ２－ｄ）。Ｌｅｒａｔ等［５０］利用孔隙水扩散模型法测定了法国Ｍｏｒｌａｉｘ湾一年内沉积物间隙水中营养盐的含量和沉积物营养盐的释放通量，研究发现沉积物０～１ｃｍ间隙水与上覆水氨氮和硝态氮浓度梯度分别为３６．６～２０２．４９ｍｏｌ／ｃｍ、一１５．２～１３０．２９ｍｏｌ／ｃｍ。国内也有大量学者采用孔隙水扩散模型法估算沉积物营养盐的释放通量［４１，５１，５２】。本研究根据研究对象的特殊性质和实验条件的，选用孔隙水扩散模型法对洱海沉积物氮的释放通量进行估算。ｄ、水下原位模拟法水下原位模拟法的原理是通过将培养箱直接放置于沉积物表面的办法测定营养盐的交换通量，解决了实验室与现场条件的差异引起的不确定性，所得结果最接近实际，但研究的强度、难度、要求和费用较高。该方法在发达国家应用比较广泛。目前在我国应用还有相当的难度。Ｂｅｒｅｌｓｏｎ等【５３Ｊ利用水下原位模拟法测定了澳大利亚菲利普港湾沉积物一水界面生源要素的交换速率，发现一年间通量变化较大，可达４－５０％，北部区域营养ｊ；｝｝＝再生速率较其他区域大３～３０倍。Ｋｕｗａｂａｒａ等【５４Ｊ利用水下原位模拟法对美国爱达荷州Ｃｏｅｕｒｄ’Ａｌｅｎｅ湖进行了为期近三年的调查实验，发现溶解态锌和正磷酸＿卦的释放通量相当于河流的输入量。１．２．３沉积物氮形态的研究进展沉积物．水界面氮的迁移转化是物理、化学和生物综合作用的过程，氮在沉７第１章引言积物中以不同形态存在，决定了它们在地球化学循环中的作用。由于氮与沉积物的结合牢固程度不同，并不是所有形态的氮都能参与氮循环中，所以，沉积物中氮形态的研究对于揭示氮在湖泊水生态系统中的生态环境效应和富营养化风险评估具有重要的意义。沉积物氮形态的研究最早见于国外学者在上世纪六、七十年代对北美部分湖泊沉积物的研究【５，５８Ｊ中，至今主要集中在两大部分，即有机氮和无机氮的研究中。沉积物中的氮可分为有机氮和无机氮，且有机氮占绝大部分。有机氮主要由蛋白质、核酸、氨基酸和腐殖质四类化学物质组成，而且大部分是腐殖质［５９１。Ｋｅｍｐ等【５７Ｊ对加拿大安大略湖柱状沉积物中的氮形态进行了研究，发现有９０％的氮是有机氮，其中２８％～４６％为氨基酸态氮、４％～７％为己糖胺态氮、２１％＇－－－３１％为不可水解形式的氮。吴丰昌等∞ＵＪ在对云贵高原四个淡水湖泊沉积物氮形态的研究中发现，有机氮是沉积物中的主要存在形态，其含量的差异反映了各个湖泊的污染水平。无机氮包括吸附态无机氮和固定态铵。吸附态无机氮主要包括铵态氮和硝态氮，是最容易与水体进行交换的氮形态，容易受沉积环境的影响。固定态铵是不易进行交换的无机形态氮，其含量能达到总氮含量的１０～９６％【６１ｌ。然而，马红波等【１６，６２】和宋金明等【６３ｊ认为以上分类方法并不能揭示各种氮形态对氮循环的贡献，并认为氮和磷在海洋生态系统中的作用及循环机制大体相同，在沉积物磷的分级浸取分离法的基础上提出了沉积物氮的分级浸取分离方法，并将浸取态氮分为可转化态氮和非转化态氮，开创了国内研究的先河。其研究了渤海表层沉积物和柱状沉积物中各种浸取态氮的分布特征，并探讨了与各环境因子的关系以及对沉积物．海水界面的贡献。他们认为可转化态氮中各形态氮的释放顺序依次为ＩＥＦ—Ｎ（离子交换态氮）、ＣＦ．Ｎ（碳酸盐结合态氮）、ＩＭＯＦ—Ｎ（铁锰氧化态氮）和ＯＳＦ．Ｎ（有机态和硫化物结合态氮），各形态氮对界面交换绝对贡献大小顺序为ＯＳＦ—Ｎ＞ＩＥＦ．Ｎ＞ＩＭＯＦ—Ｎ＞ＣＦ．Ｎ。之后陆续有研究者将这一方法改进，应用在淡水湖泊或水库中。王圣瑞掣叫研究了长江中下游污染程度不同的湖泊中不同粒级沉积物可转化态氮（包括ＩＥＦ—Ｎ、ＷＡＥＦ．Ｎ、ＳＡＥＦ—Ｎ和ＳＯＥＦ．Ｎ）的分布特征，他认为细粒度的沉积物含有较粗粒度更高的可转化态氮，沉积物细粒度部分对氮循环的贡献占绝对主体。朱元荣等１６５Ｊ将总氮分为生物有效性氮和残渣态氮，对滇池外海表层沉积物生物有效性氮作了定量分析，并探讨了影响氮释放的因素及其对水环境的潜在风险。主要的沉积物氮分级方法列于表１．２．１。８第１章引言１ｍｏｌ／ＬＭｇＣｌ２溶液离子交换态氮碳酸盐结合态氮铁锰氧化态氮马（２红００波３）等渤海白然粒度ＨＡｃ—ＮａＡｃ（ｐＨ＝５）溶液０．１ｍｏｌ／ＬＮａＯＨ溶液Ｋ２Ｓ２０８（碱性）溶液（０．２４ｍｏｌ／Ｌ有机态和硫化物结合态氮ＮａＯＨ，Ｋ２８２０８２０９／ｔ，）总氮与上述四种氮形态的差值非转化态氮１．２．４沉积物生物有效性的研究进展（１）溶解性有机氮与可溶性有机氮在众多土壤和淡水水体中，溶解性有机营养盐占据着主导地位，因此，它们是生物地球化学循环的重要组成部分【６６ｌ，尤其是陆地生态系统生产力的溶解性有机氮（ＤＯＮ）怕７Ｉ。然而，大部分研究ＤＯＮ关注的是它们在淡水和海洋生态系统中的数量以及通量［６８．７刚，对土壤中的研究不多，对湖泊沉积物中的研究更少。ＤＯＮ主要来源于植物凋落物、微生物和根系分泌物以及土壤中难溶有机物质的水解产物【７１｜，是指利用测渗计、土壤溶液采样器或者吸杯原位采集而不使用提取剂提取的、存在于±壤溶液中的溶解态的有机氮［『７２】÷ＤＯＮ富含容易降解的亲水性化合物【７３Ｊ，包括小分子的羧酸、蛋白质、糖类以及游离态氨基酸和ｑ第１章引言氨基糖［７４】。Ａｎｔｉａ等㈣认为ＤＯＮ主要包括低分子化合物如氨基酸、氨基糖、尿素和嘧啶等和大分子化合物如蛋白质、叶绿素和ＤＮＡ等。有报道指出１７６－７９１，ＤＯＮ含量在２５９９／Ｌ－１０ｍｇ／Ｌ之间，占土壤总氮的０．１～３．０％。可溶性有机氮（ＳＯＮ）是指土壤或沉积物中能够被水、ＫＣｌ、电超滤、Ｋ２Ｓ０４、ＣａＣｌ２或者其他提取剂提取出来的有机氮［７２１，其含量因提取剂的不同而有所差异。如使用ＣａＣｌ２或者稀酸溶液提取时，土壤中的ＳＯＮ低于ＴＮ含量的５％；而使用高强度提取法如加酸水解时，所占比例能达到ＴＮ含量的５０％Ｌ８０】。Ｒｏｓ等㈨认为ＳＯＮ包含所有的ＤＯＮ和来源于土壤微生物和固定的有机氮并在提取过程中溶解的有机物质，并利用元分析方法研究了方法学、土壤管理以及环境因素对ＳＯＮ和ＤＯＮ的相对影响。影响ＳＯＮ和ＤＯＮ的控制过程相似，主要包括矿化作用、固定、吸附一解吸以及沉淀和溶解过程【６６，８２］。目前对ＳＯＮ的研究主要集中在土壤方面，研究方法不统一。Ｊｏｎｅｓ等【８３］认为采样方法、样品的前处理、保存方法、提取过程的温度、振荡时间、水土比等均会显著影响从土壤中提取ＤＯＮ的含量，并研究对比了这些因素的相对影响，在此基础上提出标准提取步骤，即未筛分的湿样，以水土比５：１加入蒸馏水或０．５ＭＫ２Ｓ０４或２ＭＫＣｌ在２０℃下提取１小时。闰彩红瞵４Ｊ对洱海、太湖以及滇池沉积物进行了ＳＯＮ方法学的研究，发现不同的提取剂得出的结果不一样，研究指出水和ＣａＣｌ２溶液提取ＳＯＮ时结果较稳定，且抑菌剂ＨｇＣｌ２的加入明显增强了ＳＯＮ含量。而以ＫＣｌ溶液为提取剂时，得出的结果较以水或者ＣａＣｌ２溶液为提取剂时的大，可能是ＫＣｌ溶液浓度高，抑制了微生物的活性。（２）ＤＯＮ生物有效性自Ａｎｔｉａ等【８５Ｊ在１９８０年呼吁海洋研究人员重视ＤＯＮ在初级生产力的作用后，ＤＯＮ在海洋和淡水系统中得到了广泛的研究，被认为是海洋和水生境中碳和氮循环中的动态组成部分。传统观点认为，ＤＯＮ主要由一类难降解的化合物组成而不能被浮游植物或者细菌利用，因而不能构成有效氮库峭６Ｉ。然而，早期研究发现总ＤＯＮ有着相对较高的通量速率。加利福尼亚南部沿海水域中总ＤＯＮ和易分解的ＤＯＮ的周转时间分别为２１、１７ｄ［８７１；在Ｃａｓｔｌｅ湖中，夏季早期ＤＯＮ增长速率快，达到Ｏ．３１９ｍｏｌ／ｄ［蹦Ｊ；Ｔａｋａｈａｓｈｉ在１９８１年发现同本Ｋｉｚａｋｉ湖中透光层中ＤＯＮ分解速率达到８．６％，周转时间约为１２ｄ［８９１，而Ｈａｇａ等［９０］在２００１年５～１２月又发现Ｋｉｚａｋｉ湖中ＤＯＮ的停留时间在１．４～２１ｄ之间，相对应的浓度为３．５～１０．４ｐ。ｍｏｌ／Ｌ。这些研究表明ＤＯＮ中并不是完全由难降解物质组成，因此ＤＯＮ１０第１章引言可被生物有效利用。目前，ＤＯＮ生物有效性研究范围主要集中在不同来源的ＤＯＮ对河口、海洋等水体细菌、浮游植物可利用性方面，对淡水水体研究不足。Ｓｅｉｔｚｉｎｇｅｒ等一ｌＪ对不同来源的ＤＯＮ生物有效性进行了评估，并做了季节性变化研究。结果显示，ＤＯＮ利用率在０～７３％，城市和郊区径流ＤＯＮ生物有效性较牧场输入源ＤＯＮ的高，ＤＯＮ生物有效性季节变化明显但不同来源ＤＯＮ表现规律不一样。Ｗｉｅｇｎｅｒ等【９２１对美国东海岸９条河流中的ＤＯＮ生物有效性进行了研究，发现水体中ＤＯＮ含量在ｌ～３５９ｍｏｌ／Ｌ，占ＴＤＮ含量的８～９４％。除了两条河流ＤＯＮ未发现减少外，其余河流平均２３％的ＤＯＮ可被生物有效利用。Ｓｔｅｐａｎａｕｓｋａｓ等【９３Ｊ对湿地来源的ＤＯＮ中各组分（大分子组分、小分子组分）的生物有效性进行了研究。（３）ＤＯＮ生物有效性的估算方法目前，ＤＯＮ生物有效性估算方法主要有两种，一种是化学物质代理法，另一种是细菌再生长测试。ａ、化学物质代理法化学物质代理法试图通过与降解能力有关的化学指示剂的特性来表征微生物利用ＤＯＮ的能力Ｍ。最简单的就是用物质的化学计量比来表征［９５］，如果受的是氮，那么加入低碳氮比的物质就能促进Ｎ的重矿化，而微生物在低碳氮比的重矿化中起着很重要的作用。相反地，当营养盐受时，细菌浮游生物会与浮游植物竞争利用无机营养剁９６Ｊ，因此，生物有效性和溶解性有机质（ＤＯＭ）的碳氮磷比能够判断微生物是溶解性营养盐的源还是汇；另外一种则是组分大小分析［９７１，切线流超滤法能够分离分子大小不同的组分，而普遍认为，大分子组分较小分子组分更容易被生物利用，是因为酶解和光化学降解能降低分子使其变得更能被生物降解；第三种是分子鉴定，这些物质包括核糖、氨基酸、氨基糖等，这些物质相对碳、氮的比例越高，越能被生物有效利用。ｂ、细菌再生长测试细菌再生长测试是一种同常用来评估环境样品中ＤＯＭ生物有效性的方法【９８１，基本步骤是将细菌接种在己过滤的、去掉原生生物的水样中，并将水样置于黑暗中培养一段时间。这种方法的先决条件是培养必须是氮的，而这经常被忽略。一般采用三种方法测定活性，一种是测定氧气消耗量，氧含量的降低代表ＤＯＮ矿化【９９｜。这种方法的主要问题是，氧气消耗不一定是ＤＯＮ转化所致，硝化反应也消耗氧；第二种是ＤＯＮ随时间推移含量不断降低¨００Ｊ。这种方第１章引言法问题之一是测定ＤＯＮ受其低灵敏度所影响，随着高精度测定方法的诞生，这一问题逐渐被解决。最大的问题是细菌生物量对ＤＯＮ的贡献，ＤＯＮ转化成细菌生物量的量常被ＤＯＮ包含细菌所掩盖。通过用０．２９ｍ孔径滤膜过滤培养前后的样品能够解决这一问题，但是需要进行颗粒态氮的测定分析。同时絮凝、沉降也会影响对这一问题的解释；第三种是细菌生物量的变换【９３］，即在ＤＯＮ的变化过程中不断地监测细菌的数量变化，因为这些细菌的承载力与ＤＯＮ的转变有关。因此，通过对沉积物ＤＯＮ生物有效性的研究，能够清楚地认识沉积物ＤＯＮ的生态环境效应，对深入了解湖泊富营养化的机理具有一定的意义。１．３研究内容、创新点及技术路线１．３．１研究内容（１）通过定量分析洱海１１个表层沉积物和５个柱状沉积物样品氮形态的含量及其相关性，探讨氮形态在不同区域、不同环境下的分布特征，评价洱海沉积物中氮的污染水平。（２）通过春、夏、秋、冬四个季节定量分析洱海１７个点位沉积物间隙水中无机氮含量的分布特征，结合上覆水体中无机氮含量的分布情况，估算洱海沉积物．水界面无机氮的释放通量，并与其他湖泊进行对比研究，评价洱海沉积物无机氮的释放能力。（３）通过定量测定洱海表层沉积物ＤＯＮ的含量，结合细菌再生长测试研究了ＤＯＮ的生物有效性，进一步评估了ＤＯＮ的生态环境效应。１．３．２创新点（１）以往对洱海沉积物氮形态的研究主要集中在ＴＮ、ＯＮ、ＩＮ方面，这些对研究洱海沉积物污染水平的背景值是必要的，但不能给出确切的氮循环信息。本研究首次利用浸取方法对洱海沉积物中可转化态氮的含量以及空间分布进行了评估，对深入了解沉积物氮的循环转化、揭示氮在湖泊生态系统中的生态环境效应具有重要的意义。（２）首次对洱海沉积物氮的释放通量的时空分布进行了初步研究，并结合间隙水中氮营养盐的含量对其进行了分析，以期了解沉积物中的生物地球化学过１２第１章引言程以及沉积物一水界面氮的行为，为深入了解氮的生物地球化学循环打下坚实的基础，对湖泊富营养化的研究具有重要的意义。（３）首次利用细菌再生长测试的方法对洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性进行了初步评估，对深入了解沉积物氮的潜在生态风险具有重要的意义。１．３．３研究的技术路线图１．３—１技术路线图Ｆｉｇ．１．３・１Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙｒｏａｄｍａｐ１３第２章实验内容及分析方法第２章２．１研究区域概况实验内容及分析方法洱海位于云南省大理市北郊（１００。０５’～１００。１７’Ｅ，２５０３６’～２５０５８，Ｎ），跨洱源、大理两县市，为云贵高原第二大淡水湖，属澜沧江水系。其东西窄而南北长，呈耳状分布，南北长４０ｋｉｎ，东西最宽８．４ｋｍ，最窄３．４ｋｍ，平均宽６．３ｋｍ。该湖正常水位１９７４ｍ（海防高程，下同），水面面积２４９．８ｋｍ２，汇水面积２５６５ｋｍ２，补给系数约１０．６；最大水深２０．９ｍ，平均水深１０．５ｍ；湖水容量约２．８８×１０９ｍ３，年输送量８．１３×１０８ｍ３，湖水寄宿时间２．７５ａＬｌ，２Ｊ。洱海地区属亚热带西风型季风气候，明显受西南季风影响。洱海汇水区域的基岩以沉积岩和变质岩为主，广泛发育片岩、片麻岩、碳酸岩和硅质岩。表土类型虽然多样，但以红壤、水稻土及冲积土为主。湖区年均气温１５℃，年均降雨量１０６０ｍｍ，年均蒸发量１９７０ｍｍ，其中８５％集中在６．１０月。主要入湖河流为自北向南的弥苴河，其汇水面积占洱海总汇水面积的５４％，汇入洱海的水量占总湖水补给的５０％以上。此外，西汇苍山十八溪水，南纳波罗江，东接若干小溪。洱海出水口为西洱河，湖水经西洱河最终汇入澜沧江［１０１，１０３，１０４］。洱海污染源以面源为主，湖面降水和内源释放次之，工业和城镇生活的污染贡献率相对较低。目前水质稳定在ＩＩＩ类水平，处于中营养状态，但仍存在富营养化风险【７Ｊ。２．２分析方法２．２．１沉积物中氮形态的分析方法沉积物氮形态研究采用马红波等【】６Ｊ的方法，虽然目前国内外上没有形成统一的方法，但其在众多研究中已经得到广泛的应用哗，６５，１０５，１０６］。可转化态氮（ＴＦ—Ｎ）按提取步骤的先后顺序分为四种，分别为离子交换态氮（ＩＥＦ。Ｎ）、弱酸浸取态氮（ＷＡＥＦ．Ｎ）、强碱浸取态氮（ＳＡＥＦ—Ｎ）和强氧化剂浸取态氮（ＳＯＥＦ—Ｎ）。其中前３种形态为无机氮，强氧化剂可浸取态氮主要为有机氮，总氮（ＴＮ）与可转化态氮的差值即为残渣态氮（Ｒｃｓ—Ｎ），残渣态氮为操作性定义。具体实验步骤见图２．２—１。１４第２章实验内容及分析方：珐一—————————————————————————————————————————————————一可转化态氮（ＴＦ－Ｎ）２ＩＥＦ－Ｎ＋ＷＡＥＦ。Ｎ＋ＳＡＥＦ。Ｎ＋ＳＯＥＦ。Ｎ总氮（１Ｎ）＝可转化态氮（ＴＦ—Ｎ）＋残渣态氮（Ｒｅｓ－Ｎ）图２．２—１沉积物氮形态提取流程图Ｆｉｇ．２．２—１Ｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｐｒｏｃｅｓｓｅｓｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎ（１）离子交换态氮（ＩＥＦ—Ｎ）准确称取过１００目（孔径０．１４９ｍｍ）筛的沉积物样品１．０９左右（准确至０．１ｍｇ）置于１００ｍＬ离心管中，加入１．０ｍｏｌ／ＬＫＣｌ溶液４０ｍＬ，室温下振荡（２００ｒｐｍ）２ｈ，然后４０００ｒｐｍ离心１０ｍｉｎ，分别取上层清液测定ＮＨ４＋一Ｎ、Ｎ０３’一Ｎ及Ｎ０２一一Ｎ的含量，同时做空白。将剩余的上清液倾去，残渣加２０ｍＬ去离子水洗涤１次，离心后烘干得残渣ａ，置于干燥器中备用。（２）弱酸浸取态氮（ＷＡＥＦ—Ｎ）在残渣ａ中加入４０ｍＬＨＡｃ—ＮａＡｃ溶液（ｐＨ＝５），室温下振荡（２００ｒｐｍ）６ｈ，然后４０００ｒｐｍ离心１０ｍｉｎ，分别取上层清液测定ＮＩ－１４＋－Ｎ、Ｎ０３。－Ｎ及Ｎ０２‘一Ｎ的含量，同时做空白。将剩余的上清液倾去，残渣加２０ｍＬ去离子水洗涤１次，离心后烘干得残渣ｂ，置于干燥器中备用。（３）强碱浸取态氮（ＳＡＥＦ．Ｎ）在残渣ｂ中加入０．１ｍｏｌ／ＬＮａＯＨ溶液４０ｍＬ，室温下振荡（２００ｒｐｍ）１７ｈ，然后４０００ｒｐｍ离心１０ｍｉｎ，分别取上层清液测定ＮＨ４＋．Ｎ、Ｎ０３。－Ｎ及Ｎ０２一－Ｎ的含量。如样品的浸出液呈现黄褐色，需进行消解处理（取浸出液２ｍＬ，加入Ｈ２０ａ５ｍＬ，然后在电热板上加热煮沸至近干，冷却后用蒸馏水定容至５０ｍＬ），同时做空白。将剩余的上清液倾去，残渣加２０ｍＬ去离子水沈涤１次，离心后烘干得残渣Ｃ，１５第２章实验内容及分析方法置于干燥器中备用。（４）强氧化剂浸取态氮（ＳＯＥＦ—Ｎ）在残渣Ｃ中加入４０ｍＬ碱性过硫酸钾氧化剂（ＮａＯＨ：０．２４ｍｏｌ／Ｌ，Ｋ２Ｓ２０８：２０９／Ｌ），室温下振荡（２００ｒｐｍ）３ｈ，放入高压灭菌锅内氧化１ｈ。然后４０００ｒｐｍ离心１０ｍｉｎ，取上层清液测定ＮＨ４＋－Ｎ、Ｎ０３－－Ｎ及Ｎ０２－Ｎ的含量。浸取液中的ＮＨ４＋．Ｎ采用次溴酸盐氧化法测定，Ｎ０３－Ｎ采用镉柱还原法测定，Ｎ０２－－Ｎ采用萘乙二胺分光光度法测赳１０７１，由于Ｎ０２－－Ｎ的含量很低，Ｎ０３－－Ｎ结果中包含ＮＯｚ－－Ｎ的含量。２．２．２沉积物理化性质的分析方法（１）沉积物ＴＮ经冷冻干燥、研磨、过１００目筛的沉积物样品，通过浓硫酸、硫酸钾、硫酸铜催化消煮后，利用Ｋ９８６０型凯氏定氮仪测定沉积物ＴＮ的含量。（２）沉积物有机质经冷冻干燥、研磨、过６０目筛的沉积物样品，采用重铬酸钾外加热法测定沉积物有机质的含量。（３）沉积物的含水率和孔隙度参考文献［１０８］中的方法，将新鲜的沉积物样品装满固定体积的金属铝盒，１０５℃下烘４ｈ，取出，精确称量铝盒的质量，新鲜沉积物＋铝盒的质量以及干沉积物＋铝盒的质量，含水率（％，ｗ／ｗ）为沉积物在烘干前后质量差与原有新鲜沉积物质量的比值；孔隙度（％，ＶⅣ）为烘干前后损失的水体积与铝盒体积的比值。（４）沉积物的ｐＨ、Ｅｈ新鲜的沉积物采用Ｈ１８４２４型ｐＨ／ＯＲＰ／温度测定仪测定沉积物的ｐＨ和Ｅｈ。２．２．３沉积物．水界面氮释放通量的估算方法利用自制不锈钢柱状沉积物采泥器采集沉积物样品后，利用虹吸法将上覆水导入采样瓶冷藏保存，前１２ｃｍ泥样以２ｃｍ、５ｃｍ、５ｃｍ分层后冷冻保存，样品迅速运回实验室。将泥样离一Ｌ，（５０００ｒｐｍ，２０ｍｉｎ）分离得间隙水，测定上覆水和间隙水中的ＮＨ４＋－Ｎ、Ｎ０３－－Ｎ浓度。沉积物．水界面净通量常用下式表示：Ｆ．，３＝Ｆ＿＋ｒｒｎ，十Ｆｉ１６第２章实验内容及分析方法其中Ｃ：。——界面净通量；乃——分子扩散通量；瓦——间隙水平流扩散量；Ｅ——固体颗粒沉积产生的扩散通量。相对于乃来说，Ｃ和只可忽略不计［１０９１，故Ｃ：ｏ≈‘。根据Ｆｉｃｋ第一定律计算得到营养盐的释放通量：Ｆｏ：‰Ｄｓ害ＩＯＸｌＪ：０式中，Ｆｏ——通过沉积物一上覆水界面的释放通量；‰——表层沉积物的孔隙度；＿ｃ３ｃＩ——沉积物．上覆水界面的营养盐浓度梯度，由０～２ｃｍ沉积物间隙ＣｒＸＪＪ：０水营养盐与上覆水营养盐浓度差计算得到；Ｄ。——考虑了沉积物弯曲效应的实际分子扩散系数。Ｄｓ＝徊。缈＜０．７ＤＮ＝妒２Ｄｏ缈＞０．７式中：Ｄ。——营养盐在无限稀释溶液中的理想扩散系数，对于ＮＨ４＋－Ｎ［１１叭，Ｄ。（ＮＨ４）＝［１９．８＋０．４（Ｔ一２５。）］×ｌ０—６ｃｍ２／ｓ；对于Ｎ０３－Ｎ…，Ｄ。（Ｎ０３）＝［１９．０＋０．４１４（Ｔ一２５。）］×１０—６ｃｍ２／ｓ。上覆水和间隙水中的ＮＨａ＋－Ｎ采用纳氏试剂光度法测定，Ｎ０３－Ｎ采用紫外分光光度法测定［１１２１。２．２．４沉积物溶解性有机氮的生物有效性研究方法准确称取新鲜泥样（准确至０．１ｍｇ）置于离心管中，按水土比１０：１加入２ｍｏｌ／ＬＫＣｌ溶液，室温下振荡（２００ｒｐｍ）ｌｈ，然后５０００ｒｐｍ离心１０ｍｉｎ，取上层清液置于锥形瓶中。取一定量的上清液测定初始ＤＯＮ含量，剩余上清液接种微生物（１％未过膜的溶液）后，在２５。Ｃ恒温培养箱内避光静态培养２８ｄ，分别在１、３、５、７、９、１２、１６、２０、２４和２８ｄ取样，测定上清液中ＤＯＮ含量变化，并以２ｍｏｌ／ＬＫＣｌ溶液做空白对照。在第２８ｄ培养完后，光照（８８００１ｕｘ）培养２４ｈ，测定上清液中ＤＯＮ含量变化。其中ｐ（ＤＯＮ）＝ｐ（ＴＤＮ）一ｐ（ＮＨ。＋一Ｎ）一ｐ（Ｎ０３一一Ｎ），样品中ＴＤＮ采用过硫酸钾氧化．紫外分光光度法测定，ＮＨ４＋－Ｎ采用纳氏试剂光度法测定，ＮＯｆ－Ｎ采用紫外分光光度法测定［１１２１。１７第２章实验内容及分析方法２．３实验仪器及试剂实验中所使用的仪器和试剂见表２．３—１、表２．３—２。表２．３—１实验所用仪器Ｔａｂｌｅ２．３－１Ｔｈｅｉｎｓｔｒｕｍｅｎｔｓｕｓｅｄｉｎｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ表２．３—２实验所媚试剂Ｔａｂｌｅ２．３—２Ｔｈｅｒｅａｇｅｎｔｓｕｓｅｄｉｎｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ１８第２章实验内容及分析方法２．４质量保证与控制实验数据结果采用Ｅｘｃｅｌ２００７、ＳＰＳＳｌ７．０、ｏｒｉｇｉｎ８．０和Ｍａｐｌｎｆｏ９．５进行统计分析处理和制图。相关分析采用皮尔逊（Ｐｅａｒｓｏｎ）千Ｈ关系数法，空间插值采用普通克罩格插值法（Ｋｒｉｇｉｎｇ）。１９第３章洱海沉积物氮形态分布特征第３章３．１材料与方法３．１．１采样点的设置洱海沉积物氮形态分布特征采样点的设置以《湖泊富营养化调查规范》（第二版）［１０］为参考依据，综合考虑洱海水动力条件、湖泊形态特征以及沉水植物分布情况等因素，设置如图３．１—１、图３．１．２、表３．１．１和表３．１—２所示。３．１．２样品的采集与预处理（１）表层沉积物样品的采集与预处理２０１０年７月利用彼得森采泥器采集洱海１１个点位表层１０ｃｍ沉积物样品，混合均匀后置于封口塑料袋中（形成混合样），在低温保温箱中存放，带回实验室，冷冻干燥后研磨过筛，备用。采样点布置见图３．１．１。００。１０＋１００。１５。ｆＥｌ图３．１—１表层沉积物采样点位图Ｆｉｇ．３．１－１Ｓａｍｐｌｉｎｇｓｉｔｅｓｏｆｓｕｒ佑ｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓ图３－１－２柱状样沉积物采样点位图Ｆｉｇ．３．１－２Ｓａｍｐｊｉｎｇｓｉ。ｔｅｓｏｆｃｏｒｅａｃｕ—ｔＩＴｉｃｉｔｔａ２０第３章洱海沉积物氮形态分布特征（２）柱状沉积物样品的采集与预处理２０１１年８月利用自制不锈钢柱状沉积物采泥器采集５个点位Ｏ～４０ｃｍ的样品并现场分割，Ｏ～２０ｃｍ按２ｃｍ分层，２０～４０ｃｍ按５ｃｍ分层。样品置于封口塑料袋中，在低温保温箱中存放，带回实验室，冷冻干燥后研磨过筛，备用。采样点布置见图３．１—２。表３．１．１表层沉积物采样点位置及描述！垒！！曼：：！：！兰２竺型ｉ２翌垒翌！垒曼！竺！ｉＥ垒２翌２１１１曼ｉ坚！！！曼曼！呈皇！翌宝翌！！编号地理位置采样点描述水深／ｍ透明度／ｍ经纬度表３．１．２柱状沉积物采样点位置及描述！垒！！曼ｉ：！：；生旦竺堑２里婴垒璺曼ｉ竺！型１２望２１尘竺呈２１兰！！！！翌！旦！！编号地理位置采样点描述水深／ｍ透明度／ｍ经纬度２１第３章洱海沉积物氮形态分布特征３．１．３实验方法具体实验方法详见２．２．１，实验中每个样品重复测定３次。３．２洱海表层沉积物总氮及氮形态分布特征３．２．１ＴＮ分布特征８０００７０００６０００５０００∞善４０００Ｚ３０００一摹一苫ｏ２０００６１０００４２ＯＥ１Ｅ２Ｅ３Ｅ４Ｅ５Ｅ６Ｅ７Ｅ８Ｅ９Ｅ１０Ｅ１１，＿位图３．２．１洱海表层沉积物ＴＮ、ＯＭ含量分布Ｆｉｇ．３．２—１ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＴＮａｎｄＯＭｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅ表３．２．１洱海表层沉积物中各形态氮的含量Ｔａｂｌｅ．３．２—１ＣｏｎｔｅｎｔｓｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎｆｏｒｍｓｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅ２２第３章洱海沉积物氮形态分布特征洱海表层沉积物ＴＮ含量分布如图３．２．１和表３．２—１所示。ＴＮ的含量范围为２４５５．３８～７６７９．６１ｍｇ／ｋｇ，平均值为４４０５．１４ｍ１９２８．３ｌｍｇ／ｋｇ。所有采样点ＴＮ含量均高出美国ＥＰＡ［１１３】制定的沉积物ＴＮ污染重污染标准（２０００ｍｇ／ｋｇ），表明洱海沉积物处于重度污染水平，富营养化风险较大。从空间分布上看，最高值出现在位于喜洲湾附近的Ｅ４采样点，最低值出现在位于红山湾的Ｅ１采样点，Ｅ４含量约为Ｅ１的３．１３倍；除Ｅ２、Ｅ４采样点外，中北部（Ｅ１、Ｅ３、Ｅ５～Ｅ７采样点）平均值（３０６９．００ｍｇ／ｋｇ）明显低于南部（Ｅ８－Ｅ１１采样点，平均值为４４４７．１９ｍｇ／ｋｇ）；西岸（Ｅ２、Ｅ４、Ｅ６、Ｅ９和Ｅ１１采样点）平均值（５２５２．３９ｍｇ／ｋｇ）明显高于东岸（Ｅｌ、Ｅ３、Ｅ５、Ｅ７和Ｅ１０采样点，平均值为３６９９．１０ｍｇ／ｋｇ）；浅水区（水深小于１０ｍ，Ｅ２、Ｅ４、Ｅ８～Ｅ１１采样点）平均值（５５１８．６０ｍｇ／ｋｇ）ｆ韭］显高于深水区（水深大于１０ｍ，Ｅ１、Ｅ３、Ｅ５～Ｅ７采样点，平均值为３０６９．００ｍｇ／ｋｇ）。沉积物ＯＭ的分布如图３．２．１所示，其分布规律与ＴＮ类似，对其进行相关性分析，发现ＯＭ与ＴＮ之间在ａ＝０．０１时显著Ｊ下相关，表明沉积物中氮的主要赋存形态为有机氮，另外有机质能够吸附无机氮也是ＴＮ含量较高的原因之一。Ｃ／Ｎ比值是判断沉积物中有机污染来源的重要依据【１１４。１１６１，吕晓霞等【１１６１认为Ｃ／Ｎ比大于５或８时，沉积物有机质受水生和陆源综合影响，且高Ｃ／Ｎ比往往表示陆源有机质所占比例较大…７１洱海表层沉积物Ｃ／Ｎ比平均值为９．９０，以Ｅ５采样点最小（６．１９），Ｅ２采样点最大（１８．１８），可推测洱海沉积物有机质为混源有机质，这与洱海纳污的性质有关。洱海西岸：有苍山十八溪，较东岸人口分布更广泛，农业面源污染更严重，是西岸ＴＮ含量较东岸高的主要原因。Ｅ２采样点位于沙坪湾浅水区（水深小于４ｍ），常年有水生植物生长，且位于罗时江入湖口，受自生营养盐和陆源输入的影响，ＴＮ含量高。Ｅ４采样点有季节性植物分布，位于水生植物非常茂盛的喜洲湾附近，除受喜洲湾水生植物残体随水流作用累积于此外，还受上游桃园码头污染的影响，ＴＮ含量高。Ｅ８采样点位于南部湖心平台，２００３年前有水生植物分布，是ＴＮ含量较高的原冈之一。Ｅ１ｌ采样点位于洱海唯一的出湖口附近，湖水携带大量的污染物质在此积累，再加上季节性植物分布２３第３章洱海沉积物氮形态分布特征的影响，致使ＴＮ含量高。氮的分布除受物质来源影响外，还受沉积速率、矿化作用进程、沉积环境以及沉积物的物理性质等因素影响‘１１８１。ＴＮ与沉积物粒径在ａ＝０．０１时显著相关，表明粒径也是影响ＴＮ分布的因素之一，粒径越小，比表面积越大，吸附能力越强，ＴＮ含量越高。３．２．２ＩＥＦ．Ｎ分布特征图３．２．２洱海表层沉积物ＩＥＦ—Ｎ含量分布…“Ｅ１Ｅ２Ｅ３Ｅ４Ｅ５Ｅ６Ｅ７Ｅ８占ｆ青—一表３．２，２洱海表层沉积物中可转化态氮的含量Ｔａｂｌｅ．３．２．２Ｃｏｎｔｅｎｔｓｏｆｔｒａｎｓｆｃ｝ｒｍａｂｌｅｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅＴＦ．ＮＩＥＦ．ＮⅥ，ＡＥＦ—ＮＳＡＥＦ－ＮＳＯＥＦ・Ｎｍｇ／ｋｇｍｇ／ｋｇＬａｋｅＦｉｇ．３．２—２ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＩＥＦ．ＮｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉ％ｍｇ爪ｇ％ｍｇ／ｋｇ％ｍｇ／ｋｇ％１２３５．１２５９．２９４．８０３．９１４．８１１４３．８０１６７．８２１４９．８０１１．６４５．７１１０９．５４５７．５６８．８７１．９６９２２．４９７４．６９８８．４２７３．５４９０．２０７６．６８２９３７．２５１２９７．１１１１４．７２２５９７．１５９５３．８９６２．３７１１．５５１３１．０５１１．４６１０．１０３１３５．５６１２８９．７３１４９４．３９１２３．４３３．９４１７２．４２１１７．１２１１４．４１５．５００．３７２８２８．２５９８９．００５４．２２６０．１２８７．９３６２．８７４．２０４．０２５．７７２．２２９．０８１２９．３９１０．０３７．６６８．４８９２．３５６．１８７．５９１．２５１２２７．５２８２．１４１５２５．０４１２９．２８１３４．１９１１５．７９１１９２．０３７８．１６２８３３．２７４．７４３５．３４２６００．８８９１．８０２４第３章洱海沉积物氮形态分布特征洱海表层沉积物ＩＥＦ．Ｎ含量分布如图３．２—２和表３．２．２所示。其含量范围为５４．２２～１２３．４３ｍｇ／ｋｇ，平均值为７５．８０＋２３．２３ｍｇ／ｋｇ，在所有可转化态氮形态中是最低的，占ＴＦ—Ｎ含量的２．２２～６．１２％，占ＴＮ含量的０．９９～３．３４％。最高值Ｅ４采样点含量约为最低值Ｅ５采样点的２．２８倍。除Ｅ２、Ｅ４和Ｅ７采样点含量较高外，其余点位含量相差不大。中北部受Ｅ２、Ｅ４和Ｅ７采样点含量较高影响，表现为中北部含量平均值（８０．３０ｍｇ／ｋｇ）明显高于南部（６７．９３ｍｇ／ｋｇ）；西岸含量平均值ｆ８６．９２ｍｇ／ｋｇ）显著高于东岸（６６．５４ｍｇ／ｋｇ）。ＩＥＦ—Ｎ是与沉积物结合能力最弱的无机形态氮，最容易释放并参与湖泊氮循环。相关分析中，ＩＥＦ—Ｎ与ＴＮ、ＳＯＥＦ—Ｎ、有机质在ａ＝０．０５时显著正相关（ｒ１＝０．７２４，ｒ２＝０．７１１，ｒ３＝０．６６１，ｎ＝ｌ１），表明其主要来源于有机质的矿化。沉积物有机质通过微生物的降解，有机氮部分矿化成ＮＨ４＋－Ｎ，并在有氧条件下转化成Ｎ０３－－Ｎ。有研究者认为，沉积物中吸附态Ｎ０３－Ｎ与上覆水中Ｎ０３－－Ｎ分布密切相关…９｜，也有学者在研究中发现，沉积物中吸附态Ｎ０３－－Ｎ与沉积物中吸附态ＮＨ４＋－Ｎ呈较好相关性【１２…。本研究中ＩＥＦ—Ｎ中的Ｎ０３－－Ｎ与ＮＨ４＋．Ｎ以及上覆水中的Ｎ０３－－Ｎ没有很好的相关性，与上述研究不一致，可能与湖泊特定环境有关。另外ＩＥＦ—Ｎ与沉积物粒度存在一定的正相关性（ｒ＝Ｏ．５５０，ｎ＝１１），体现了粒度对ＩＥＦ—Ｎ分布趋势的控制作用。３．２．３ＷＡＥＦ．Ｎ分布特征洱海表层沉积物ＷＡＥＦ．Ｎ含量分布如图３．２．３和和表３．２．２所示。其含量范围为５３．９５～１７２．４２ｍｇ／ｋｇ，平均值为１２６．４３＋３３．５２ｍｇ／ｋｇ，在所有可转化态氮形态中仅次于ＳＯＥＦ．Ｎ，占ＴＦ—Ｎ含量的３．４４～１１．６４％，占ＴＮ含量的１．３４～５．８６％。最高值出现在Ｅ４采样点，最低值出现在Ｅ１０采样点，Ｅ４含量约为Ｅ１０的３．２０倍。中北部含量平均值（１４２．０９ｍｇ／ｋｇ）ｔｔ）ｊ显高于南部（９９．０５ｍｇ／ｋｇ）；除Ｅ１０采样点外，西岸含量平均值（１３２．５４ｍｇ／ｋｇ）布Ｈ当于东岸（１３４．８４ｍｇ／ｋｇ）。２５第３章洱海沉积物氮形态分布特征苟盖曼Ｚ图３．２－３洱海表层沉积物ＷＡＥＦ－Ｎ含量分布Ｆｉｇ．３．２－３ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＴＮｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅＷＡＥＦ．Ｎ结合能力相当于碳酸盐的结合能力，是释放能力稍低于ＩＥＦ—Ｎ的无机形态氮，其产生和分布主要受碳酸盐的含量和ｐＨ值的影响。相关分析中，ＷＡＥＦ—Ｎ和上覆水ｐＨ没有很好的相关性，而与上覆水温度呈现了一定的相关性（ｒ＝０．５７９，ｎ＝１１），可能与温度升高，沉积物相对处于还原环境，利于沉积物中ＮＨ４＋．Ｎ的形成有关。洱海汇水区域广泛分布碳酸盐、硅质岩，且水质呈弱碱性１１２１ｊ，特定的环境造成碳酸盐易于沉积，致使ＷＡＥＦ．Ｎ含量高。另一方面，沉积物有机质含量高，有机质吸附无机氮也是造成ＷＡＥＦ．Ｎ含量高的原因之一。３．２．４ＳＡＥＦ—Ｎ分布特征洱海表层沉积物ＳＡＥＦ—Ｎ含量分布如图３．２．４和表３．２．２所示。其含量范围为１１．４６－２２１．９７ｍｇ／ｋｇ，平均值为１０５．８２ｉ５７．１９ｍｇ／ｋｇ，含量变化较大，在所有可转化态氮形态中次于ＷＡＥＦ．Ｎ、高于ＩＥＦ．Ｎ，占ＴＦ—Ｎ含量的Ｏ．３７～１９．５０％，占ＴＮ含量的０．１５～７．２８％。最高值Ｅ９采样点含量约为最低值Ｅ４采样点的１９．３７倍。中北部含量平均值（９２．４５ｍｇ／ｋｇ）明显低于南部（１２９．２２ｍｇ／ｋｇ）；西岸含量平均值（１０５．３８ｍｇ／ｋｇ）略低于东岸（１０６．１９ｍｇ／ｋｇ）。２６第３章洱海沉积物氮形态分布特征图３．２—４洱海表层沉积物ＳＡＥＦ．Ｎ含量分布Ｆｉｇ．３．２—４ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＳＡＥＦ—ＮｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅＳＡＥＦ—Ｎ是铁锰氧化物螯合态氮，在可转化态氮中是释放能力最弱的无机形态氮，其产生和分布主要受沉积物氧化还原环境影响，在沉积物一水界面处于还原条件时易于释放并参与氮循环系统中。相关分析中，ＳＡＥＦ．Ｎ与有机质、粒径在ｃｔ＝０．０５时显著负相关（ｒ１—０．６９４，ｒ２＝．０．６７９，ｎ＝１１）。有机质在降解过程中消耗氧，易造成沉积物．水界面呈缺氧或厌氧状态，使ＳＡＥＦ—Ｎ释放进入水体。沉积物粒径越小，沉积物越密实，越不利于沉积物中溶解氧的渗透，沉积物越趋于还原环境，不利于ＳＡＥＦ—Ｎ的累积。另一方面，泪：海是永久性好氧湖泊【１２２Ｊ，水体ＤＯ浓度常年保持在５．２１ｍｇ／Ｌ以上【１２３１，利于铁锰氧化物的存在，也是ＳＡＥＦ—Ｎ含量较大的原因之一。３．２．５ＳＯＥＦ．Ｎ分布特征洱海表层沉积物ＳＯＥＦ—Ｎ含量分布如图３．２．５和表３．２．２所示。其含量范围为７４１．５８～２８２８．２５ｍｇ／ｋｇ，平均值为１５２４．４５士７６５．０３ｍｇ／ｋｇ，含量变化较大，在所有可转化态氮形态中是最高的，占ＴＦ—Ｎ含量的６５．１５～９１．８０％，占ＴＮ含量的２４．３１～４５．３１％。最高值Ｅ４采样点含量约为最低值Ｅ９采样点的３．８１倍。中北部含量平均值（１５３０．０５ｍｇ／ｋｇ）相当于南部（１５１４．６６ｍｇ／ｋｇ）；西岸含量平均值２７第３章洱海沉积物氮形态分布特征（１７５６．７５ｍｇ／ｋｇ）ＮＴ＇Ｎ岸（１３３０．８７ｍｇ／ｋｇ）。有或者曾经有水生植物分布的区域（Ｅ２、Ｅ４、Ｅ８和Ｅ１１采样点）含量平均值（２３５３．８８ｍｇ／ｋｇ）明显高于无水生植物分布的区域（Ｅ１、Ｅ３、Ｅ５、Ｅ６、Ｅ７、Ｅ９和Ｅ１０采样点，平均值为１０５０．４９ｍｇ／ｋｇ）。图３．２—５洱海表层沉积物ＳＯＥＦ．Ｎ含量分布Ｆｉｇ．３．２・５ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＳＯＥＦ－ＮｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅＳＯＥＦ．Ｎ主要是可转化有机氮，是可转化态氮中的优势形态氮，释放能力最弱。相关分析中，ＳＯＥＦ．Ｎ与有机质、沉积物粒径呈极显著正相关关系（ｒｌ＝０．９２３，ｒ２＝０．８９６，ｎ＝ｌ１），沉积物粒径越细，堆积越紧密，沉积环境越趋于还原，利于有机质的保存，矿化作用越难以进行，ＳＯＥＦ．Ｎ含量越大。３．２．６Ｒｅｓ．Ｎ分布特征洱海表层沉积物Ｒｅｓ．Ｎ含量分布如图３．２．６和表３．２．２所示。其含量范围为１１０５．７８－４７０５．９９ｍｇ／ｋｇ，平均值为２５７２．６４土１２２０．０９ｍｇ／ｋｇ，含量变化较大，在除ＴＮ外的所有氮形态中是最高的，占ＴＮ含量的４２．０３～６５．７１％。最高值Ｅ２采样点含量约为最低值Ｅ７采样点的４．２６倍。中北部含量平均值（２６３６．３４ｍｇ／ｋｇ）略高于南部（２５３６．２３ｍｇ／ｋｇ）；西岸含量平均值（３１７０．８１ｍｇ／ｋｇ）显著高于东岸（２０７４．１６ｍｇ／ｋｇ）。有或者曾经有水生植物分布的区域（Ｅ２、Ｅ４、Ｅ８和Ｅ１１采样点）含量平均值（３８５７．６４ｍ２瓜９１明显高于无水生植物分布的区域（Ｅｌ、Ｅ３、Ｅ５、Ｅ６、Ｅ７、Ｅ９和Ｅ１０采样点，平均值为１８３８．３５ｍｇ／ｋｇ）。２８图３．２．６洱海表层沉积物Ｒｅｓ．Ｎ含量分布图Ｆｉｇ．３．２－６ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＴＮｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅＲｅｓ—Ｎ是非转化态氮，主要由沉积物矿物晶格中的氮（包括ＮＨ４＋－Ｎ和ＯＮ）和大颗粒包裹的氮组成，不能参与氮循环中‘６３１。相关分析中，Ｒｅｓ—Ｎ与有机质、沉积物粒径呈极显著正相关关系（ｒ１＝Ｏ．９１５，ｒ２＝０．８１３，ｎ＝１１），说明Ｒｅｓ—Ｎ主要是有机形态的氮，另外，沉积物越细，形成的厌氧环境下利于铵的固定［挖刚。３．２．７表层沉积物氮形态之间的相关性分析沉积物中的各形态氮之间是可以相互转化的，因此，它们之间的相关性分析有助于深入理解沉积物中氮的迁移转化。表３．２—３为相关性分析的结果。表３．２．３洱海表层沉积物氮形态之间相关系数Ｔａｂｌｅ３．２—３ＣｏｒｒｅｌａｔｉｏｎｓｂｅｔｗｅｅｎｎｉｔｒｏｇｅｎｆｏｒｍｓｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅ注：＋表示显著相关性水平在０．０５水平；＋术表示显著相关性水平在０．０１水平，ｎ＝ｌ１。２９第３章洱海沉积物氮形态分布特征由表可知，各形态氮之间存在着一定的相互影响。ＩＥＦ．Ｎ与ＴＮ、Ｒｅｓ—Ｎ和ＳＯＥＦ．Ｎ之间均呈显著性正相关关系，说明它们的来源是一致的，即同源性，ＳＯＥＦ．Ｎ、Ｒｅｓ－Ｎ和ＴＮ主要含有机氮，而ＩＥＦ－Ｎ来源于有机氮的矿化作用。ＳＡＥＦ—Ｎ与ＴＮ、Ｒｅｓ．Ｎ和ＳＯＥＦ—Ｎ之间均呈显著性负相关关系，表明ＳＡＥＦ．Ｎ与它们的释放机理不同，有机质含量高易造成缺氧或者厌氧环境，促进ＳＡＥＦ—Ｎ的释放。３．３洱海柱状沉积物总氮及氮形态分布特征３．３．１ＴＮ分布特征售３型送图３．３．１洱海柱状沉积物ＴＮ含量变含量的剖面分布Ｆｉｇ．３．３—１ＰｒｏｆｉｌｅｓｏｆＴＮｉｎｔｈｅｃｏｒｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅ洱海柱状沉积物ＴＮ含量垂直分布如图３．３—１所示。ＴＮ随深度变化范围为１１０２．０３～８８７５．７２ｍｇ／ｋｇ，最高含量约为最低含量的８倍，各采样点平均值变化范围为ｆ１３６３．４９＋３１３．７２）～（６１８７．０９４－１８７４．４３）ｍｇ／ｋｇ。其中ＥＨ２、ＥＨ４和ＥＨ５采样点ＴＮ含量较高，其平均值分别为６１８７．０９、２９８７．５８和２８４４．８２ｍｇ／ｋｇ；ＥＨｌ和ＥＨ３采样点ＴＮ含量较低，其平均值分别为２１７８．３４和１３６３．４９ｍｇ／ｋｇ。ＥＨ２采样点常年有水生植物分布，ＥＨ５采样点曾经有植物分布，有机质含量较高，有机质矿３０第３章洱海沉积物氮形态分布特征化作用是ＴＮ含量较高的主要原因；ＥＨ４位于湖心水深最深处，洱海主要入湖河流集中在北部和东部苍山十八溪，在湖一ｔ５形成环流作用，大量的未降解的污染物质进入湖心区域是造成ＴＮ含量较高的主要原因，此外ＥＨ４沉积物粒度较细也是ＴＮ含量较高的原因之一。ＴＮ含量垂直分布除ＥＨｌ采样点外，总体上均呈下降趋势，但下降趋势又有所不同。ＥＨｌ采样点ＴＮ含量在表层０－６ｃｍ迅速下降，之后呈缓慢上升趋势，这可能与分解有机质的微生物主要集中在表层，且ＥＨｌ位于永安江入湖河流冲积扇的下缘，沉积速率较快，污染物质来不及降解就被埋藏有关。ＥＨ２和ＥＨ５采样点ＴＮ含量变化均呈迅速下降型。ＥＨ３和ＥＨ４采样点ＴＮ含量变化趋势相近，均呈现为表层８ｃｍ迅速下降，之后变化较小并稳定在一定范围内。ＥＨ３和ＥＨ４采样点均位于深水区，Ｃ／Ｎ比较大，受陆源影响较大。３．３．２ＩＥＦ—Ｎ分布特征Ｎ含量（ｍｇ／ｋｇ）图３．３．２洱海柱状沉积物ＩＥＦ—Ｎ含量的剖面分布Ｆｉｇ．３．３—２ＰｒｏｆｉｌｅｓｏｆＩＥＦ—ＮｉｎｔｈｅｃｏｒｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅ洱海柱状沉积物ＩＥＦ—Ｎ含量垂直分布如图３．３—２所示。ＩＥＦ—Ｎ随深度变化范围为８４．９７－３３６．５７ｍｇ／ｋｇ，最高含量约为最低含量的４倍，各采样点平均值变化范围Ｊ（１２４．７２土３０．５９）－（２５７．１４＋５２．１３）ｍｇ／ｋｇ。其中ＥＨ２和ＥＨ４采样点ＩＥＦ—Ｎ含第３章洱海沉积物氮形态分布特征量较高，其平均值分别为２５７．１４和１９９．９３ｍｇ／ｋｇ：ＥＨｌ、ＥＨ３和ＥＨ５采样点ＩＥＦ—Ｎ含量较低，其平均值分别为１４６．３６、１３４．１９和１２４．７２ｍｇ／ｋｇ。ＩＥＦ—Ｎ含量垂直分布表现为４种类型：随深度逐渐增大型、先减小后增大和波动型。沉积物中的ＮＨ４＋－Ｎ／ＩＥＦ．Ｎ平均值为８３．６％，说明ＮＨ４＋－Ｎ是ＩＥＦ—Ｎ中的优势形态，其含量对沉积物ＩＥＦ．Ｎ起控制作用。所有采样点ＩＥＦ．Ｎ含量在表层８ｃｍ附近均出现了较大变化，ＥＨｌ和ＥＨ３采样点ＩＥＦ．Ｎ含量在８ｃｍ之前迅速增大，而ＥＨ２、ＥＨ４和ＥＨ５采样点ＩＥＦ．Ｎ含量在８ｃｍ之前迅速减小，说明洱海沉积物在此界面发生剧烈的变化。ＥＨｌ采样点有机质含量低，颗粒密实，形成缺氧环境，ＤＯ浓度成为控制无机氮含量的主要影响因素。沉积物深度越深，ＤＯ浓度变化越小，８ｃｍ后ＩＥＦ．Ｎ含量增大趋势减缓。ＥＨ２采样点因沉水植物分布的原因，在表层８ｃｍ形成好氧环境，有机质矿化作用产生的ＮＨ４＋－Ｎ被沉水植物根系吸收，ＩＥＦ．Ｎ含量骤减；在１０～１８ｃｍ处，ＤＯ浓度降低，高有机质环境对氨化还原更有利【１２４Ｊ，ＩＥＦ．Ｎ含量骤增；１８ｃｍ后，有机质含量迅速减小，被其吸附的ＮＨ４＋－Ｎ迅速减小，ＩＥＦ．Ｎ骤减。ＥＨ３采样点有机质含量低，铁锰矿物质含量高，表层０－８ｃｍ受ＤＯ浓度控制，含量逐渐增大，８ｃｍ后沉积物越趋于还原环境，受铁锰矿物质吸附的影响，含量逐渐较小并趋于一致。ＥＨ４和ＥＨ５变化趋势类似，表层０～１０ｃｍ迅速下降，之后缓慢增长，有机质和沉积物粒度是控制其分布的主要影响因素。３．３．３ＷＡＥＦ—Ｎ分布特征圈３．３．３洱海柱状沉积物ＷＡＥＦ．Ｎ含量的剖面分布Ｆｉｇ．３．３・３ＰｒｏｆｉｌｅｓｏｆＷＡＥＦ—ＮｉｎｔｈｅｃｏｒｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉ３２Ｌａｋｅ第３章洱海沉积物氮形态分布特征洱海柱状沉积物ＷＡＥＦ—Ｎ含量垂直分布如图３．３—３所示。ＷＡＥＦ—Ｎ随深度变化范围为８．５０～１９２．００ｍｇ／ｋｇ，最高含量约为最低含量的２２．６倍，各采样点平均值变化范围为（２９．１７土２６．９１）～（４．５２ｉ３１．６２）ｍｇ／ｋｇ。其中ＥＨｌ和ＥＨ２采样点ＷＡＥＦ．Ｎ含量较高，其平均值分别为９４．５２和１０２．７３ｍｇ／ｋｇ；ＥＨ３、ＥＨ４和ＥＨ５采样点含量较低，其平均值分别为４６．５６、５７．０２和２９．１３．３．４７ｍｇ／ｋｇ。ＳＡＥＦ．Ｎ分布特征Ｎ含量（ｍｇ／ｋｇ）图３．３—４洱海柱状沉积物ＳＡＥＦ—Ｎ含量的剖面分布Ｆｉｇ．３．３－４ＰｒｏｆｉｌｅｓｏｆＳＡＥＦ—ＮｉｎｔｈｅｃｏｒｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅ洱海柱状沉积物ＳＡＥＦ—Ｎ含量垂直分布如图３．３．４所示。ＳＡＥＦ—Ｎ随深度变化范围为７．７２～３２０．１６ｍｇ／ｋｇ，最高含量约为最低含量的４１．５倍，各采样点平均值变化范围为（１４．００士６．６０）～（１１４．６８土５０．３７）ｍｇ／ｋｇ。其中ＥＨ３和ＥＨ４采样点ＳＡＥＦ．Ｎ含量较高，其平均值分别为１１１．９３和１１４．６８ｍｇ／ｋｇ，ＥＨｌ和ＥＨ２采样点ＳＡＥＦ．Ｎ含量较低，其平均值分别为５１．１０和５７．２８ｍｇ／ｋｇ，ＥＨ５采样点ＳＡＥＦ—Ｎ含量最低，其平均值为１４．００ｍｇ／ｋｇ。ＳＡＥＦ．Ｎ是对还原环境比较敏感的氮形态，有机质越高，ＳＡＥＦ—Ｎ含量越小；铁锰矿物质对氮具有吸附作用，铁锰矿物质越高，含量越高。因此，ＳＡＥＦ—Ｎ含量整体上随深度增加而减小。３３第３章洱海沉积物氮形态分布特征３．３．５ＳＯＥＦ—Ｎ分布特征Ｎ含量（ｍｇ／ｋｇ）售３蜊账图３．３—５洱海柱状沉积物ＳＯＥＦ—Ｎ含量的剖面分布Ｆｉｇ．３．３－５ＰｒｏｆｉｌｅｓｏｆＳＯＥＦ・ＮｉｎｔｈｅｃｏｒｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅ洱海柱状沉积物ＳＯＥＦ—Ｎ含量垂直分布如图３．３．５所示。ＳＯＥＦ．Ｎ随深度变化范围为３３１．５７～２８０５．００ｍｇ／ｋｇ，最高含量约为最低含量的８．５倍，各采样点平均值变化范围为（４２５．９７＋１０１．４３）－（１９９５．１７＋５４４．８８）ｍｇ／ｋｇ。其中ＥＨ２和ＥＨ５采样点ＳＯＥＦ．Ｎ含量较高，其平均值分别为１９９５．１７和９２９．２５ｍｇ／ｋｇ；ＥＨｌ、ＥＨ３和ＥＨ４采样点含量较低，其平均值分别为６３２．８５、４２５．９７和７８１．６０ｍｇ／ｋｇ。ＳＯＥＦ．Ｎ含量垂直分布类似于ＴＮ分布特征，间接地说明了ＳＯＥＦ—Ｎ是ＴＮ中的优势形态氮。３．３．６Ｒｅｓ—Ｎ分布特征洱海柱状沉积物Ｒｅｓ—Ｎ含量垂直分布如图３．３．６所示。Ｒｅｓ．Ｎ随深度变化范围为４２５．３４－５５６４．２７ｍｇ／ｋｇ，最高含量约为最低含量的１３．１倍，各采样点平均值变化范围为（６４４．８５＋１５８．１６）－（３７７４．７６＋１２７４．０３）ｍｇ／ｋｇ。其中ＥＨ２采样点Ｒｅｓ—Ｎ含量较高，其平均值为３７７４．７６ｍｇ／ｋｇ：ＥＨｌ、ＥＨ３、ＥＨ４和ＥＨ５采样点含量平均值依次为１２５３．５０、６４４．８５、１６９１．５９和１８９０．４３ｍｇ／ｋｇ，以ＥＨ３含量最低。３４第３章洱海沉积物氮形态分布特征Ｎ含量（ｍｇ／ｋｇ）图３．３．６洱海柱状沉积物Ｒｅｓ．Ｎ含量的剖面分布Ｆｉｇ．３．３—６ＰｒｏｆｉｌｅｓｏｆＩＥＦ—ＮｉｎｔｈｅｃｏｒｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＥｒｈａｉＬａｋｅ３．４，Ｊ、结（１）洱海表层沉积物ＴＮ含量范围为２４５５．３８－７６７９．６１ｍｇ／ｋｇ，平均值为４４０５．１４＋１９２８．３１ｍｇ／ｋｇ。从空间分布上看，南部、西岸、浅水区ＴＮ含量分别明显高于中北部、东岸和深水区。ＴＮ与有机质呈显著性正相关，说明ＴＮ明显受物质来源的影响，另外，粒径也是影响ＴＮ分布的因素之一。（２）洱海表层沉积物ＩＥＦ—Ｎ含量范围为５４．２２－１２３．４３ｍｇ／ｋｇ，平均值为７５．８０＋２３．２３ｍｇ／ｋｇ。从空间分布上看，中北部、西岸ＩＥＦ．Ｎ含量分别明显高于南部、西岸。ＩＥＦ—Ｎ与ＴＮ、ＳＯＥＦ－Ｎ、有机质呈显著。正相关，说明ＩＥＦ，Ｎ主要来源于有机质的矿化。（３）洱海表层沉积物ＷＡＥＦ．Ｎ含量范围为５３．９５－１７２．４２ｍｇ／ｋｇ，平均值为１２６．４３＋３３．５２ｍｇ／ｋｇ。从空间分布上看，中北部ＷＡＥＦ—Ｎ含量明显高于南部，西岸相当于东岸。洱海特定的环境可能是造成ＷＡＥＦ—Ｎ含量较高的原因。（４）洱海表层沉积物ＳＡＥＦ．Ｎ含量范围为１１．４６－２２１．９７ｍｇ／ｋｇ，平均值为１０５．８２＋５７．１９ｍｇ／ｋｇ。空间分布上看，中北部ＳＡＥＦ．Ｎ含量明显低于南部，西岸略低于东岸。ＳＡＥＦ．Ｎ与有机质、粒径呈显著负相关，说明沉积物氧化还原环境是其主要影响因素。３５第３章洱海沉积物氮形态分布特征（５）洱海表层沉积物ＳＯＥＦ—Ｎ含量范围为７４１．５８～２８２８．２５ｍｇ／ｋｇ，平均值为１５２４．４５＋７６５．０３ｍｇ／ｋｇ。从空间分布上看，中北部ＳＯＥＦ．Ｎ含量相当于南部，西岸高于东岸，有或者曾经有水生植物分布的区域明显高于无水生植物分布的区域。ＳＯＥＦ—Ｎ与有机质、粒径呈显著『Ｆ相关，说明ＳＯＥＦ—Ｎ主要是有机氮。（６）洱海表层沉积物Ｒｅｓ．Ｎ含量范围为１１０５．７８～４７０５．９９ｍｇ／ｋｇ，平均值为２５７２．６４＋１２２０．０９ｍｇ／ｋｇ。其分布规律类似于ＳＯＥＦ—Ｎ。Ｒｅｓ．Ｎ与有机质、沉积物粒径呈极显著正相关关系，说明Ｒｅｓ—Ｎ主要是有机氮，厌氧环境利于铵的固定。（７）洱海表层沉积物中各可转化态氮的含量大小关系为ＳＯＥＦ．Ｎ＞ＷＡＥＦ—Ｎ＞ＳＡＥＦ．Ｎ＞ＩＥＦ．Ｎ。各形态氮之间可以相互转化，ＩＥＦ．Ｎ与ＴＮ、Ｒｅｓ．Ｎ和ＳＯＥＦ．Ｎ同源，ＳＡＥＦ．Ｎ与ＳＯＥＦ．Ｎ释放机理明显不同。（８）洱海柱状沉积物ＴＮ、ＩＥＦ－Ｎ、ＷＡＥＦ．Ｎ、ＳＡＥＦ．Ｎ、ＳＯＥＦ－Ｎ、Ｒｅｓ—Ｎ随深度变化范围分别为（１３６３．４９４－３１３．７２）～（６１８７．０９＋１８７４．４３）ｍｇ／ｋｇ、ｆ１２４．７２＋３０．５９）－（２５７．１４＋５２．１３）ｍｇ／ｋｇ、（２９．１７＋２６．９１）－（４．５２土３１．６２）ｍｇ／ｋｇ、（１４．００＋６．６０）－（１１４．６８＋５０．３７）ｍｇ／ｋｇ、（４２５．９７＋１０１．４３）－（１９９５．１７＋５４４．８８）ｍｇ／ｋｇ和（６４４．８５＋１５８．１６）－（３７７４．７６＋１２７４．０３）ｍｇ／ｋｇ。３６第４章洱海沉积物．水界面氮的释放通量第４章洱海沉积物．水界面氮的释放通量４．１材料与方法４．１．１样品的采集与预处理利用自制不锈钢柱状沉积物采泥器于２０１１年２月（冬季）、５月（春季）、８月（夏季）和１１月（秋季）采集１７个采样点样品，每次采集３根平行样。采集柱状沉积物时泥水界面清晰，无明显扰动。采集完样品后，按照２．２．３中的步骤进行预处理，采样点布置见图４．１．１和表４．１．１。幽４．１．１采样点位布置图Ｆｉｇ．４．１—１Ｓａｍｐｌｉｎｇｓｉｔｅｓ３７赵好烈∞¨８．ｎ卜Ｎ∞．心ｎ”Ｎ卜【．Ｉ队．ｎ．ｎ∞卜．卜一ｏ．”寸。ｎ¨∞．Ｃ帆≯ｎ越赠一３Ｄ一∞．＝ｏ．卜一ｎ．卜一￡．卜１＿ｏ．∞一口．卜一ｏ．∞一小．卜一心．卜一■卜一账簧一ＬＩＪ一■岔ｏ．ｃ●岔托Ｎ一■卜心“一ｎ．９一６．仓一●ＣＩ越赠一ｏ。一疋∞醛＊一￡一Ｎ．ｎＮ￡．一Ｎｃ．ｎＮ∞．ＮＮｏ．ｎＮ■ＮＮ寸．ＮＮ■ＮＮ口心Ｎ一．ＮＮ口．一ＮｑＮ∞．８Ｃ．卜■均一ｎ．ｏ一Ｃ＇４ｎｃ．卜一越廷＾３０一更ｎ赚＊＾ｕＪ一ｏｏ一＠一■＠一心．口一ｏ．６一—ｃ．全ｎｏ—卜、一∞心一ｏＬ｛＿ｏｏ∞．ｎ叩∞ｎ卜＠．ｃ—∞．８一∞．０一∞ｎ赵赠一ｐ一日Ｎ岔“一∞“一节２ｏ．寸一冀要■寸一！∞．＝ｎ．ｃ【送＊一ＬＩＪ一Ｎｎ０１６２ｎ．０Ｎ蛏Ｌ星矧辍《夹卓米魁。～恬求器掣簧恻驿臻蛉爨恒爿《嗡呈蚓似．蝾遛器是习强长蛹ｌ遛娶是毫捆媳－上毯怡惫霎靶妥蟋忙框蚓舡嘤器皓Ｓ器蜉鳝薛．蚪莲靼技谜长避王牮文聪略隧繁嫩赙嚣丌Ｉ捌遥副舞ｕ姚匙斡会齄罢进长希罢靶裹脚睬愀齄薯仁ｂ希导适譬箝导０器箍仁ｂ进恕希廿进长希ｆ：｝｛Ｉ乖蒜一｝｛Ｎ｝｛ｎ工寸｝｛”｝｛心工卜｝｜∞｝｛吼｝｛。一｝｛越婚列叫寻ｎ．，Ｎ—一．．寸心．寻。”∞孔ｃ．寻一ｇ——芦。ｏ．ｏ岔ｎ‘‘０．￡‘６。衄ｏ．∞ｎ。ｏ‘一卜ｏ．∞。价Ｎ叫寻Ｎ奠价一苦ｏ【：口．ｎ一心ｎ。”Ｎ丑．寸．茳。—越赠一ｐ一＠．９一∞．９一ｏ卜一ｏ．￡鹱＊一基一Ｃ．∞■⑦∞．ｏ一越嗫一ｐ一∞乜ＮＮｏ．ＮＮｃ．ＮＮ岔．式∞．忑（；．一Ｎ鹱长一ｇ一气卜Ｉ＂－－卜乙．口∞．寸谜赠一ｐ一叹价憋长＾暑一卜．６一■⑦一心．６一ｏ．６＇【Ｎ．８一Ｎ．卜■卜∞．＿【【卜⑦ｔ＂ｑ＠ｎＣ．价一一．ｃ一Ｎ．寸一谜廷一ｐ一叹Ｎ隧簧一量一ｏ．８ｎ∞．卜■∞￡Ｉ＝∞．９矧靼《婪眯皋掣恻艮餐靶州臀凶蝰球蛉爆恒蛹卜遛娶是工；｝除鲻似．辩列ｑ姐罨希怔兽缺ｇ长希暑■冥媛薛卜爿《嗡§蛉烬删蜡长嫩似凶螺水卜系剐划擗．蚪莲口器丑齄证删掣斟舞呔恻希怔廿姐｝０器进陋希怔进婚希证希怔申骠Ｎ＿【工ｃＩ｝｛＝王ｎ一｝｛婚ＩＨ卜一｝ｉ蠼恹舒俅Ｎ．．寸———————————堡坚主Ｌ塑塑塑塑塑：查墨亘垫塑登整望星４．２洱海表层沉积物上覆水无机氮时空分布特征４．２．１ＮＨ４＋－Ｎ时空分布特征（ａ）春季上覆水氨氮浓度（ｂ）夏季上覆水氨氮浓度／Ｌ）０．６０５０４０．３０２东ｏＦ关（Ｃ）秋季上覆水氨氮浓度（ｄ）冬季上覆水氨氮浓度图４．２一ｌ上覆水氨氮浓度时空分布Ｆｉｇ・４．２－ｌＴｅｍｐｏｒａｌａｎｄｓｐａｃｉａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＮＨ４＋－Ｎｉｎｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒ４０第４章洱海沉积物．水界面氮的释放通量洱海表层沉积物上覆水中ＮＨ４＋－Ｎ浓度时空分布特征如图４．２．１所示。春季上覆水ＮＨ４＋－Ｎ浓度变化范围为０．１１～Ｏ．９５ｍｇ／Ｌ，平均为０．５５＋０．２８ｍｇ／Ｌ；夏季为０．１９～０．９３ｍｇ／Ｌ，平均为Ｏ．５３＋０．２４ｍｇ／Ｌ；秋季为０．１６～Ｏ．６５ｍｇ／Ｌ，平均为Ｏ．３６士Ｏ．１４ｍｇ／Ｌ；冬季为Ｏ．２１～０．９２ｍｇ／Ｌ，平均为０．４６＋０．２０ｍｇ／Ｌ，年均浓度为０．４８士０．２３ｍｇ／Ｌ，季节变化规律表现为春＞夏＞冬＞秋。在空间分布上，表现为春夏季节东部＞西部，秋冬季节西部＞东部；各季节高值区有所不同，春季高值区分布在沙坪湾、喜洲湾、中部东西沿岸以及南部湖一心平台；夏季高值区分布在中部东岸、南部湖心平台以及南部出湖口附近；秋季高值区主要分布在沙坪湾、南部东岸：冬季高值区分布在沙坪湾、喜洲湾、中部湖心以及南部出湖口附近；从整体分布来看，高值区主要集中在湖湾、南部湖心平台以及南部出湖口附近，湖湾及南部湖心平台有水生植被存在，有机氮矿化后无机氮通过沉积物．水界面交换至上覆水体，另外湖湾处水体交换能力不足，也是导致上覆水体ＮＨ４＋－Ｎ含量高的原因之一；南部出湖口附近临近下关城区，近年来随着城市人口的快速扩张和工业的迅猛发展，排入水体中的ＮＨ４＋－Ｎ也呈现上升趋势。４．２．２Ｎ０３－－Ｎ时空分布特征（ａ）春季上覆水硝态氮浓度（ｂ）夏季上覆水硝态氮浓度４１第４章洱海沉积物．水界面氮的释放通董（Ｃ）秋季上覆水硝态氮浓度（ｄ）冬季上覆水硝态氮浓度图４．２．２上覆水硝态氮浓度时空分布Ｆｉｇ．４．２－２ＴｅｍｐｏｒａｌａｎｄｓｐａｃｉａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＮ０３’一Ｎｉｎｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒ洱海表层沉积物上覆水中Ｎ０３－Ｎ浓度时空分布特征如图４．２．２所示。春季上覆水Ｎ０３＂－Ｎ浓度变化范围为Ｏ．０９～０．４７ｍｇ／Ｌ，平均为０．１９４－０．１１ｍｇ／Ｌ；夏季为０．１０－０．３６ｍｇ／Ｌ，平均为０．１８４－０．０８ｍｇ／Ｌ；秋季为０．０９－－４３．２５ｍｇ／Ｌ，平均为０．１３４－０．０４ｍｇｒｃ；冬季为０．１３～０．３０ｍｇ／Ｌ，平均为０．１９４－０．０６ｍｇ／Ｌ，年均浓度为Ｏ．１７＋０．０８ｍｇ／Ｌ，季节差异不大，可能与洱海是永久性含氧湖泊，利于硝化反应的进行有关。在空间分布上，春秋冬季表现为西部＞东部，夏季表现为东部＞西部，这与洱海西部苍山十八溪以及村落密集致使洱海西岸陆源输入集中有关。４．３洱海表层沉积物间隙水无机氮时空分布特征沉积物间隙水是联系沉积物和沉积物上覆水的重要介质，沉积物营养盐的释放是由沉积物．水界面上下层营养盐的浓度差所引起的。此外，沉积物间隙水营养盐的含量是反映底质环境优劣程度的重要参数，并能影响底栖生物的生存、发育和组成【１２５１。４２第４章洱海沉积物．水界面氮的释放通量４．３．１ＮＨ４＋－Ｎ时空分布特征ｏＦ父（ａ）春季间隙水氨氮浓度（ｂ）夏季间隙水氨氮浓度（ｃ）秋季间隙水氨氮浓度（ｄ）冬季间隙水氨氮浓度图４．３．１间隙水氨氮浓度时空分布Ｆｉｇ．４．３—１ＴｅｍｐｏｒａｌａｎｄｓｐａｃｉａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＮＨ４＋－Ｎｉｎｉｎｔｅｒｓｔｉｔｉａｌｗａｔｅｒ洱海表层沉积物间隙水中ＮＨ４＋－Ｎ浓度时空分布特征如图４．３．１所示。春季４３第４章洱海沉积物．水界面氮的释放通量问隙水ＮＨ４＋－Ｎ浓度变化范围为Ｏ．８８～９．７８ｍｇ／Ｌ，平均为３．４０－Ｊ：２．２０ｍｇ／Ｌ；夏季为１．３５～６．２０ｍｇ／Ｌ，平均为３．２５＋１．２８ｍｇ／Ｌ：秋季为１．０９～５．４７ｍｇ／Ｌ，平均为３．２７＋１．１８ｍｇ／Ｌ；冬季为０．８７～８．３２ｍｇ／Ｌ，平均为３．２１＋１．７７ｍ∥Ｌ，年均浓度为３．２８＋１。６２ｍｇ／Ｌ，季节差异不大。在空间分布上，均表现为西部＞东部；春夏秋季高值区集中在沙坪湾、中部西岸以湖心、出湖口附近；冬季高值区集中在沙坪湾和出湖口附近。间隙水中与上覆水中ＮＨ４＋－Ｎ存在较高的浓度差，表明具有较大的释放风险。洱海表层沉积物Ｅｈ分布范围为．１５３．９￣一３３１．３ｍＶ，表明沉积物呈还原态性质［１２６］，间隙水主要以氨氮形式存在。沉积物间隙水中的ＮＨ４＋－Ｎ是有机质分解的产物，主要受有机质含量和分解速率的影响。沙坪湾Ｈ１采样点位间隙水中高浓度的ＮＨ４＋．Ｎ与水生植物死亡有机质的累积以及分解有很大的关系。出湖口是污染物质累积的区域，有机质含量高，厌氧条件下产生的ＮＨ４＋．Ｎ也就高并累积于问隙水中，在环境发生改变时释放进入上覆水。４．３．２Ｎ０３－－Ｎ时空分布特征（ａ）春季间隙水硝态氮浓度（ｂ）夏季间隙水硝态氮浓度第４章洱海沉积物．水界面氮的释放通量（Ｃ）秋季间隙水硝态氮浓度（ｄ）冬季间隙水硝态氮浓度图４．３．２间隙水硝态氮浓度时空分布Ｆｉｇ．４．３—２ＴｅｍｐｏｒａｌａｎｄｓｐａｃｉａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＮ０３。－Ｎｉｎｉｎｔｅｒｓｔｉｔｉａｌｗａｔｅｒ洱海表层沉积物间隙水中Ｎ０３－Ｎ时空分布特征如图４．３．２所示。春季间隙水Ｎ０３－Ｎ浓度变化范围为０．０５－０．５３ｍｇ／Ｌ，平均为Ｏ．１６＋０．１ｌｍｇ／Ｌ；夏季在０．１５～０．７６ｍｇ／Ｌ，平均为０．３８＋０．２０ｍｇ／Ｌ；秋季在Ｏ．０４－０．５０ｍｇ／Ｌ，平均为０．２２＋０．１２ｍｇ／Ｌ；冬季在０．２３～０．８３ｍｇ／Ｌ，平均为０．４０＋０．１４ｍｇ／Ｌ，年均浓度为０．２９＋０．１８ｍｇ／Ｌ，季节变化规律表现为冬＞夏＞秋＞春。在空间分布上，表现为春夏秋季西部＞东部，冬季东部＞西部。沉积物间隙水中Ｎ０３－Ｎ有两种来源途径，一种是上覆水Ｎ０３－Ｎ较间隙水中的浓度高时逆向扩散输入，另一种是间隙水中的Ｎ出＋．Ｎ在微生物的作用下通过硝化作用转化而来【１２７１。研究中发现四季洱海湖面风速依次为春季２．２２ｍ／ｓ、夏季２．０１ｍ／ｓ、秋季１．６３ｍ／ｓ、冬季２．９９ｍ／ｓ，冬季湖水风力扰动最强，悬浮颗粒多，有研究指出，Ｎ０３＂－Ｎ因颗粒物吸附点位增多而不易释放进入水体１１２８｜。因此，扰动可能是导致冬季问隙水中Ｎ０３－－Ｎ含量高的主要原因。４５—————————————————————————————————————————————————————一一第４章洱海沉积物．水界面氮的释放通量４．４洱海沉积物．水界面无机氮的释放通量（ａ）春季无机氮释放通量（ｂ）夏季无机氮释放通量。下关（ｃ）秋季无机氮释放通量（ｄ）冬季无机氮释放通量图４．４—１沉积物无机氮的释放通量时空分布Ｆｉｇ．４．４＿１ＴｅｍｐｏｒａｌａｎｄｓｐａｔｉａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＩＮｒｅｌｅａｓｉｎｇｆｌｕｘｅｓｉｎｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓ第４章洱海沉积物．水界面氮的释放通量不同季节洱海沉积物一水界面无机氮的释放通量见表４．４—１和图４．４－１。春季无机氮释放通量在１．２２～２５．９０ｍｇ／（ｍ２．ｄ），平均为６．８６士６．０１ｍｇ／（ｍ２．ｄ）；夏季为２．７１～１９．００ｍ∥（ｍ２・ｄ），平均为７．７１士３．９７ｍ∥（ｍ２・ｄ）；秋季为１．４５－１２．６８ｍ∥（ｍ２－ｄ），平均为６．８６士２．９７ｍｇ／（ｍ２．ｄ）；冬季为１．１８～１７．９６ｍ∥（ｍ２．ｄ），平均为６．０１士３．８０ｍｇ／（ｍ２．ｄ），年均释放通量为６．８６ｉ４．２８ｍ乡＇（ｍ２－ｄ），季节变化规律表现为夏＞秋≈春＞冬。在空间分布上，四季最高值均出现在沙坪湾的Ｈ２采样点位，最低值除夏季出现在Ｈ７采样点位外，其余季节均出现在Ｈ１采样点位；四季西部均大于东部。从ＮＨ４＋－Ｎ和Ｎ０３－－Ｎ释放的角度来看，四季各点位ＮＨ４＋－Ｎ释放通量均为正值，表现出了强烈的释放过程；而各点位Ｎ０３＂－Ｎ释放通量除冬季均为正值外，在其余季节都不同程度的出现负值，尤其在春季全湖整体上呈负值，表现出了微弱的吸附过程。夏秋季节温度较冬春季节高，微生物活性也较强，沉积物中的有机质降解速率较快，导致原来处于好氧层中的表层沉积物处于厌氧或缺氧状态，沉积环境的突变导致ＮＨ４＋－Ｎ迅速形成并蓄积于孔隙水中，在浓度梯度的作用下扩散进入水体，形成释放。范成新等【３ＩＪ在研究太湖沉积物氮随温度变化的过程中，也发现在受外源污染影响较大的水域，氮释放量随温度的升高而增加。此外，夏秋季藻类对营养盐的需求也是氮释放的动力之一。冬季温度低，水体中溶解氧较夏秋季高，高溶解氧环境对氨氮的释放不利。Ｈ２和Ｈ１分别是有机质含量最高和最低的采样点，有机质对其沉积物氮释放的影响是最大的。大量的研究表明［３１，３６Ｊ，有机质含量能改变沉积物的环境，有机质含量高，沉积环境趋向于还原环境；相反，有机质含量低，沉积环境趋向于氧化环境。另外，有机质能为微生物提供充足的碳源也是氨氮释放较高的原因之一［１２引。沉积物．水界面处Ｎ０３－Ｎ浓度的降低主要是有机质分解过程中反硝化作用的结果，因此，Ｎ０３＂－Ｎ在沉积物．水界面的释放通量大小一定程度上反映了界面反硝化作用的强弱。春季上覆水中Ｎ０３－－Ｎ浓度较其他季节大，利于反硝化作用的进行【６０］，使沉积物中Ｎ０３－Ｎ浓度较上覆水中的小，出现上覆水中Ｎ０３’一Ｎ逆向扩散进入沉积物中。４７表４．４－１洱海沉积物一水界面ＮＨ４＊－Ｎ和Ｎ０３－－Ｎ的释放通量Ｔａｂｌｅ４．４－ＪＴｈｅｒｅｌｅａｓｉｎｇｆｌｕｘｅｓｏｆＮＨ４＋－ＮａｎｄＮ０３－Ｎａｃｒｏｓｓｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔ—ｗａｒｅｒｉｎｔｅｒｆａｃｅｉｎＥｒｈａｉＬａｋｅｍｇ／（ｍ２．ｄ）——————————————————————————————————————————————————一＿２月５月点位Ｈ１Ｈ２Ｈ３Ｈ４Ｈ５Ｈ６Ｈ７Ｈ８Ｈ９Ｈ１０Ｈ１１Ｈ１２Ｈ１３Ｈ１４Ｈ１５Ｈ１６Ｈ１７ＮＨ４＋－Ｎ１．１３１７．７０４．９３４．５５４．７４３．９００．９０４．５８５．６７６．６３３．５３５．５５３．２９６．０６５．１７７．０５１０．１４１７．７０１．１３５．６２Ｎ０３。一Ｎ０．０５０．２６０．１５１．２２０．１０Ｏ．４７０．４８０．０４０．４２０．４３Ｏ．２７０．３７０．３９０．３１０．４００．６８０．５５１．２２Ｏ．０５０．３９ＮＨ４＋－Ｎ１．３２２４．６９２．４３５．２３４．７８５．８４３．４５１４．９５１１．０１７．９０２．３２３．８９４．】６２．２３５．８４８．６２８．９４２４．６９１．３２６．９２Ｎ０３－－Ｎ—０．１０１．２１０．１－０．５０．Ｏ．０１０．０５．０．１５一Ｏ．６４．０．０８—０．５４一Ｏ．２２—０．１６—０．１６—０．０４Ｏ．３１．０．１１．０．００５１．２１—０．６４一Ｏ．０６ＮＨｄ＋．Ｎ２．８５１７．７７２．９６４．９７８．６７４．１７２．７０９．０９９．４５６．７９７．９３４．６５４．４３８．１１７．９０１１．５７８．６８１７．７７２．７０７．２２８月Ｎ０３－－Ｎ０．１３１．２３１．４４１．４６０．８２０．３００．０１．０．２９０．８４０．２５０．２１．０．１９—０．０２０．５１０．８８０．２８０．４６１．４６．０．２９０．４９１１月ＮＨ４＋－Ｎ１．４１１２．５７３．７２４．９５５．７９４．２６２．８７９．７０８．２８６．４７８．４０８．４０４．４１８．０５７．３９６．０９１０．６５１２．５７１．４１６．６７Ｎ０３－－Ｎ０．０５０．１００．０１０．３６０．３１０．１７０．４２０．８４０．５２．０．０５—０．０４０．２７０．０５０．００．０．１６０．２１０．１７０．８４—０．１６０．１９最人值最小值平均值注：正值表示营养盐白沉积物向上覆水中扩散：负值表示营养盐白上覆水向沉积物中扩散。表４．４—２不同湖泊沉积物．水界面ＮＨ４＋－Ｎ利Ｎ０３－Ｎ的释放通量Ｔａｂｌｅ４．４－２ＴｈｅｒｅｌｅａｓｉｎｇｆｌｕｘｅｓｏｆＮＨ４＋－ＮａｎｄＮ０３－－Ｎｄｉｆｆｅｒｅｎｔｌａｋｅｓａｃｒｏｓｓｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔ．ｗａｔｅｒｉｎｔｅｒｆａｃｅｉｎｍｇ／（ｍ２．ｄ、Ｎ０３－－Ｎ湖泊｜又：域洱海滇池福保湾滇池草海抚仙湖ＮＨ４＋一Ｎ１．１３～１７．７７２．８５－８１．９６３１．４８－５２．８０２．１～１３．６８文献本文李宝等，２００８王建军等，２０１０王建军等，２０１０张路等，２００６张路等，２００６一Ｏ．６４～１．４６一—１．０１～２．３７－Ｏ．０９－０．０６．东太湖０．１５～１１．３８梅梁湾Ｏ．２４－７．８６．４８第４章洱海沉积物．水界面氮的释放通量表４．４．２列出了国内不同湖泊ＮＨ４＋－Ｎ和Ｎ０３－Ｎ在沉积物一水界面释放通量的研究结果。由表４．４—２可以看出，洱海沉积物ＮＨ４＋－Ｎ和Ｎ０３‘一Ｎ释放通量与抚仙湖相近，略大于东太湖和梅梁湾，而远低于滇池。这与湖泊沉积物污染水平、沉积环境、采样周期以及研究方法不同有关，同时也表明洱海沉积物氮释放风险较高。４．５，Ｊ、结（１）洱海表层沉积物上覆水中ＮＨ４＋－Ｎ浓度春、夏、秋、冬季分别为０．５５＋０．２８ｍｇ／Ｌ、０．５３：生０．２４ｍｇ／Ｌ、０．３６＋０．１４ｍｇ／Ｌ和０．４６：Ｅ０．２０ｍｇ／Ｌ，年均浓度为０．４８＋０．２３ｍｇ／Ｌ，季节变化规律表现为春＞夏＞冬＞秋。空间分布上，表现为春夏季节东部＞西部，秋冬季节西部＞东部；各季节高值区有所不同。（２）洱海表层沉积物上覆水中Ｎ０３－Ｎ浓度春、夏、秋、冬季分别为０．１９＋０．１ｌｍｇ／Ｌ、Ｏ．１８士０．０８ｍｇ／Ｌ、０．１３士０．０４ｍｇ／Ｌ和Ｏ．１９士０．０６ｍｇ／Ｌ，年均浓度为０．１７＋０．０８ｍｇ／Ｌ，季节差异不大。空间分布上，表现为春夏季节东部＞西部，秋冬季节西部＞东部。（３）洱海表层沉积物间隙水中ＮＨ４＋－Ｎ浓度春、夏、秋、冬季分别为３．４０＋２．２０ｍｇ／Ｌ、３．２５：ｋ１．２８ｍｇ／Ｌ、３．２７土１．１８ｍｇ／Ｌ和３．２１士１．７７ｍｇ／Ｌ，年均浓度为３．２８＋１．６２ｍｇ／Ｌ，季节差异不大。空间分布上，均表现为西部＞东部，高值区集中在有机质含量高的区域。ｆ４）洱海表层沉积物间隙水中ＮＯｆ－Ｎ浓度春、夏、秋、冬季分别为Ｏ．１６＋０．１ｌｍｇ／Ｌ、０．３８：ｋ０．２０ｍｇ／Ｌ、０．２２＋０．１２ｍｇ／Ｌ和０．４０士０．１４ｍｇ／Ｌ，年均浓度为Ｏ．２９＋０．１８ｍｇ／Ｌ，季节变化规律表现为冬＞夏＞秋＞春。空间分布上，表现为春夏秋季西部＞东部，冬季东部＞西部。（５）洱海沉积物．水界面无机氮的释放通量春、夏、秋、冬季分别为６．８６士６．０１ｍｇ／（ｍ＜ｄ）、７．７１＋３．９７ｍｇ／（ｍ２．ｄ）、６．８６＋２．９７ｍｇ／（ｍ＜ｄ）干口６．０１４－３．８０ｍｇ／（ｍ＜ｄ），年均释放通量为６．８６＋４．２８ｍｇ／（ｍ＜ｄ），季节变化规律表现为夏＞秋≈春＞冬。空间分布上，均表现为西部＞东部。与其他湖泊比较得出，洱海沉积物氮释放风险较高。４９第５章洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性研究第５章洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性研究５．１材料与方法５．１．１样品的采集与预处理２０１１年８月利用彼得森采泥器采集洱海１６个点位表层１０ｃｍ沉积物样品，混合均匀后置于封口塑料袋中（形成混合样），在低温保温箱中存放，带回实验室，采样点的设置见图４．１一ｌ。选取其中除了Ｈ７采样点外的其他１６个采样点位。５．１．２实验方法实验方法详见２．２．４，实验中每个样品重复测定３次。５．２氨氮随时间变化图５．２—１北部５点位培养液中ＮＨ４＋－Ｎ随时间变化曲线Ｆｉｇ．５．２—１ＴｉｍｅｃｏｕｒｓｅｏｆｃｈａｎｇｅｓｉｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆＮＨ４＋－Ｎｉｎｎｏｒｔｈｅｒｎ５ｓａｍｐｌｅｓ５０第５章洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性研究６０５５５．０４５４０３５一１／矗ｍ一巡避３０２．５２０１５１００２４６８１０１２１４１６１８２０２２２４２６２８３０时ｆ刚（ｄ）图５．２—２中部５点位培养液中ＮＨ４＋－Ｎ随时间变化曲线Ｆｉｇ．５．２－２ＴｉｍｅｃｏｕｒｓｅｏｆｃｈａｎｇｅｓｉｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆＮＨ４＊－Ｎｉｎｍｉｄｄｌｅ５ｓａｍｐｌｅｓ５５５．０４５４０，—、３．５Ｊ警３．０运２５蛏２０１５１０Ｏ５Ｏ２４６８１０１２１４１６１８２０２２２４２６２８３０时ｆｕＪ（ｄ）图５．２．３南部６点位培养液中ＮＨ。＋．Ｎ随时间变化曲线Ｆｉｇ．５．２．３ＴｉｍｅｃｏｕｒｓｅｏｆｃｈａｎｇｅｓｉｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆＮＨ４＋－Ｎｉｎｓｏｕｔｈｅｒｎ６ｓａｍｐｌｅｓ培养液中的ＮＨ４＋－Ｎ浓度随时问变化如图５．２．１～５．２．３所示。全湖１６点位培养液ＮＨ４＋－Ｎ浓度随时间的变化呈现不同的规律，表现为先增加后减小型、缓慢增加型以及波动型。初始浓度变化范围为０．４６一一３．７５ｍｇ／Ｌ，平均值为５ｌ第５章洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性研究２．１０＋１．０６ｍｇ／Ｌ。黑暗培养结束后浓度变化范围为０．８９～３．３７ｍｇ／Ｌ，平均值为１．９６士０．７２ｍｇ／Ｌ，较初始浓度有小幅下降。光照２４ｈ后浓度变化范围为Ｏ．９３－３．６３ｍｇ／Ｌ，平均值为２．０４１０．７５ｍｇ／Ｌ，较光照前浓度有小幅上升。ＮＨ４＋－Ｎ主要受培养液中溶解性有机质的矿化、微生物数量以及溶解氧浓度的影响。培养初期，培养液中的营养物质充足，溶解氧浓度较高，微生物活性较强，利于溶解性有机质的矿化，表现为ＮＨ４＋－Ｎ逐渐上升，尤其是在沉积物有机质含量较高的Ｈ１点位。随着培养过程的深入，培养液中的溶解氧浓度逐渐下降，溶解性有机质矿化逐渐减缓，微生物数量趋于稳定，矿化产物ＮＨ４＋－Ｎ逐渐减少，微生物吸收ＮＨ４＋－Ｎ后整体表现出ＮＨ４＋－Ｎ趋于稳定或者有一定程度的下降。光化学可降解一部分难降解ＤＯＮ，产生ＮＨ４＋－Ｎ，已经在众多研究中得到证实，在本研究中表现为培养液中ＮＨ４＋－Ｎ浓度在光照２４ｈ后较光照前有略微上升。５．３硝态氮随时间变化３＼∞３蜊避图５．３．１北部５点位培养液中Ｎ０３－－Ｎ随时间变化曲线Ｆｉｇ．５．３－１ＴｉｍｅｃｏｕｒｓｅｏｆｃｈａｎｇｅｓｉｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆＮ０３‘一Ｎｉｎｎｏｒｔｈｅｒｎ５ｓａｍｐｌｅｓ５２第５章洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性研究０５００．４５０４００３５３０３０ｅ０２５蜊避０．２００．１５Ｏ１０００５０００图５．３－２中部５点位培养液中Ｎ０３－－Ｎ随时间变化曲线Ｆｉｇ．５．３—２ＴｉｍｅｃｏｕｒｓｅｏｆｃｈａｎｇｅｓｉｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆＮ０３’一Ｎｉｎｍｉｄｄｌｅ５ｓａｍｐｌｅｓＯ５００４５０４０Ｏ３５３０．３０占０２５世鹾Ｏ２００１５Ｏ１０Ｏ０５０００图５．３—３南部６点位培养液中Ｎ０３－Ｎ随时间变化曲线Ｆｉｇ．５．３－３ＴｉｍｅｃｏｕｒｓｅｏｆｃｈａｎｇｅｓｉｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆＮ０３‘一Ｎｉｎｓｏｕｔｈｅｒｎ６ｓａｍｐｌｅｓ培养液中的Ｎ０３－－Ｎ浓度随时间变化如图５．３．１～５．３．３所示。全湖１６点位培养液硝态氮浓度随时间的变化呈逐渐上升的趋势，且在前期阶段上升趋势较缓，后期较快。初始浓度变化范围为０．０２～０．１５ｍｇ／Ｌ，平均值为０．０９士０．０４ｍ∥Ｌ。黑暗５３第５章洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性研究培养结束后浓度变化范围为０．１２～０．４７ｍｇ／Ｌ，平均值为０．２５土０．１１ｍｇｍ，较初始浓度上升幅度较大，上升幅度平均为２０６．８９％。光照２４ｈ后浓度变化范围为０．２０－０．５３ｍｇ／Ｌ，平均值为Ｏ．３１士０．１１ｍｇ／ｈ，较光照前浓度平均上升幅度为２９．６９％。培养液在培养阶段始终处于好氧环境中，ＤＯ浓度和温度较适宜，促进了硝化细菌的生长。硝化细菌世代时间长，生长缓慢【”０１，培养前期数量较后期少，硝化速率自然就小，将ＮＨ４＋－Ｎ转化为Ｎ０３＂－Ｎ的量随时间的变化逐渐增多，因此，在培养曲线上表现为前期上升趋势缓慢而后期较快。５．４ＤＯＮ随时间变化图５．４．１北部５点位培养液中ＤＯＮ随时间变化曲线Ｆｉｇ．５．４—１ＴｉｍｅｃｏｕｒｓｅｏｆｃｈａｎｇｅｓｉｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆＤＯＮｉｎｎｏｒｔｈｅｒｎ５ｓａｍｐｌｅｓ５４第５章洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性研究０９５０９００８５０８００７５０，７０Ｏ６５＜０６０曼０５５越０５０蛏０４５０４００３５Ｏ３０Ｏ２５Ｏ２００１５图５．４—２中部５点位培养液中ＤＯＮ随时间变化曲线Ｆｉｇ．５．４—２ＴｉｍｅｃｏｕｒｓｅｏｆｃｈａｎｇｅｓｉｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆＤＯＮｉｎｍｉｄｄｌｅ５ｓａｍｐｌｅｓＯ００００００Ｏ０Ｏ０，／蛊Ｓ赵避０００Ｏ００Ｏ图５．４—３南部６点位培养液中ＤＯＮ随时间变化曲线Ｆｉｇ．５．４—３Ｔｉｍｅｃｏｕｒｓｅｏｆｃｈａｎｇｅｓｉｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆ’ＤＯＮｉｎｓｏｕｔｈｅｒｎ６ｓａｍｐｌｅｓ培养液中ＤＯＮ浓度随时问变化如图５．４。１～５．４．３所示。全湖１６点位培养液ＤＯＮ浓度随时间的变化呈逐渐下降的趋势，且在培养开始的７天左右时间内迅速下降，之后下降趋势较缓。初始浓度变化范围为Ｏ．２５～０．８９ｍｇ／Ｌ，平均值为５５第５章洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性研究Ｏ．５４＋０．２２ｍｇ／Ｌ。黑暗培养结束后浓度变化范围０．１６～０．６３ｍｇ／Ｌ，平均值为Ｏ．３６４－０．１７ｍｇ／Ｌ，较初始浓度平均下降幅度为３４．４７％，即３４．４７％的沉积物ＤＯＮ是可以被生物利用的。光照２４ｈ后浓度变化范围为Ｏ．１４～０．５７ｍｇ／Ｌ，平均值为Ｏ．３３４－０．１５ｍｇ／Ｌ，较光照前浓度平均下降幅度为１０．０４％，平均６．２５％的沉积物ＤＯＮ是可以光化学降解的。ＤＯＮ生物有效性变化范围为２１．０７～５２．６４％，平均为３４．４７％，ＤＯＮ生物有效性在不同点位有所不同。ＤＯＮ的降解归因于两种方式，一种是其被微生物利用转化为微生物细胞，另一种则是矿化成无机氮【”１１。培养前期可利用的碳源首先被为微生物消耗，微生物量迅速增加，后期则剩下一些较难利用的碳源，致使微生物生长缓慢，吸收ＤＯＮ以及ＤＯＮ矿化减缓。ＤＯＮ生物有效性主要受温度、光照、可利用营养盐、细菌种类组成、溶解性有机质的化学组成以及培养时间的影响１１３２Ｊ。在本研究中，温度、光照、培养时间是一致的，因此，可利用营养盐、细菌种类组成、溶解性有机质的化学组成是各点位ＤＯＮ生物有效性不同的主要原因。早期研究中发现，不同来源的溶解性有机质，其ＤＯＮ的生物有效性不同，城市或者郊区径流、自生的溶解性有机质和降雨中的ＤＯＮ生物有效性高，而森林、湿地和农业土壤中的ＤＯＮ生物有效性低【１３３，１３４】。因此，ＤＯＮ的来源也是影响其生物有效性的主要因素之一。５．５，Ｊ、结（１）培养液中的ＮＨ４＋－Ｎ浓度随时问变化呈现三种不同的规律，表现为先增加后减小型、缓慢增加型以及波动型。黑暗培养结束后，培养液中的ＮＨ４＋－Ｎ浓度较初始浓度有小幅下降。光照２４ｈ后，ＮＨ４＋－Ｎ浓度有小幅上升。ＮＨ４＋．Ｎ主要受培养液中溶解性有机质的矿化、微生物数量以及溶解氧浓度的影响。（２）培养液中的Ｎ０３－－Ｎ浓度随时问变化呈逐渐上升的趋势。黑暗培养结束后，培养液中的Ｎ０３－－Ｎ浓度较初始浓度上升幅度较大。光照２４ｈ后Ｎ０３＂－Ｎ浓度平均上升幅度为２９．６９％。硝化细菌可能是影响其变化的主要因素。（３）培养液中的ＤＯＮ浓度随时间的变化呈逐渐下降的趋势。黑暗培养结束后，培养液中的ＤＯＮ浓度较初始浓度下降幅度较大，达３４．４７％。光照２４ｈ后ＤＯＮ浓度平均下降幅度为６．２５％。沉积物中ＤＯＮ的生物有效性在２１．０７～５２．６４％，微生物利用和有机氮矿化是造成ＤＯＮ浓度降低的主要原因：５６第６章结论与建议第６章结论与建议６．１主要结论６．１．１洱海沉积物氮形态分布特征洱海表层沉积物ＴＮ含量范围为２４５５．３８～７６７９．６１ｍｇ／ｋｇ，平均值为４４０５．１４＋１９２８．３１ｍｇ／ｋｇ。洱海南部、西岸、浅水区１Ｎ含量分别明显高于中北部、东岸和深水区。洱海表层沉积物各形态氮（ＩＥＦ．Ｎ、ＷＡＥＦ—Ｎ、ＳＡＥＦ－Ｎ、ＳＯＥＦ－Ｎ、Ｒｅｓ．Ｎ）含量变化范围分别为５４．２２－１２３．４３ｍｇ／ｋｇ、５３．９５－１７２．４２ｍｇ／ｋｇ、１１．４６－２２１．９７ｍｇ／ｋｇ、７４１．５８－２８２８．２５ｍｇ／ｋｇ和１１０５．７８～４７０５．９９ｍｇ／ｋｇ。ＩＥＦ—Ｎ与ＴＮ、Ｒｅｓ—Ｎ和ＳＯＥＦ—Ｎ同源，ＳＡＥＦ．Ｎ与ＳＯＥＦ．Ｎ释放机理明显不同。高有机质含量是洱海沉积物氮形态含量较高的主要原因。洱海柱状沉积物ＴＮ、ＩＥＦ－Ｎ、ＷＡＥＦ．Ｎ、ＳＡＥＦ－Ｎ、ＳＯＥＦ—Ｎ、Ｒｅｓ—Ｎ随深度变化范围分别为（１３６３．４９士３１３．７２）－（６１８７．０９士１８７４．４３）ｍｇ／ｋｇ、（１２４．７２＋３０．５９）－（２５７．１４＋５２．１３）ｍｇ／ｋｇ、（２９．１７士２６．９１）－（４．５２土３１．６２）ｍｇ／ｋｇ、（１４．００＝Ｌ６．６０）－（１１４．６８士５０．３７）ｍｇ／ｋｇ、（４２５．９７＋１０１．４３）－（１９９５．１７＋５４４．８８）ｍｇ／ｋｇ和（６４４．８５＋１５８．１６）－（３７７４．７６＝Ｌ１２７４．０３）ｍｇ／ｋｇ。６．１．２洱海沉积物一水界面氮的释放通量洱海表层沉积物上覆水中ＮＨ４＋－Ｎ的年均浓度为Ｏ．４８士０．２３ｍｇ／Ｌ，季节变化规律表现为春＞夏＞冬＞秋，空间分布上，表现为春夏季节东部＞西部，秋冬季节西部＞东部；上覆水中ＮＯｆ－Ｎ的年均浓度为０．１７士０．０８ｍｇ／Ｌ，季节差异不大，空间分布上，表现为春夏季节东部＞西部，秋冬季节西部＞东部。｜、白ｊ隙水中ＮＨａ＋－Ｎ的年均浓度为３．２８＋１．６２ｍｇ／Ｌ，季节差异不大。空间分布上，均表现为西部＞东部，高值区集中在有机质含量高的区域。间隙水中Ｎ０３一－Ｎ的年均浓度为０．２９＋０．１８ｍｇ／Ｌ，季节变化规律表现为冬＞夏＞秋＞春。空间分布上，表现为春夏秋季西部＞东部，冬季东部＞西部。洱海沉积物．水界面无机氮的年均释放通量为６．８６士４．２８ｍｇ／（ｍ２．ｄ），季节变化规律表现为夏＞秋≈春＞冬。空间分布上，均表现为西部＞东部。洱海沉积物氮释放风险较高。５７第６章结论与建议６．１．３洱海沉积物ＤＯＮ的生物有效性培养液中的ＮＩｔ４＋－Ｎ浓度随时间变化呈现三种不同的规律，表现为先增加后减小型、缓慢增加型以及波动型。黑暗培养结束后，培养液中的ＮＨ４＋－Ｎ浓度较初始浓度有小幅下降。光照２４ｈ后，ＮＨ４＋一Ｎ浓度有小幅上升。ＮＨ４＋－Ｎ主要受培养液中溶解性有机质的矿化、微生物数量以及溶解氧浓度的影响。培养液中的Ｎ０３＂－Ｎ浓度随时间变化呈逐渐上升的趋势。黑暗培养结束后，培养液中的Ｎ０３＂－Ｎ浓度较初始浓度上升幅度较大。光照２４ｈ后Ｎ０３＂－Ｎ浓度平均上升幅度为２９．６９％。硝化细菌可能是影响其变化的主要因素。培养液中的ＤＯＮ浓度随时间的变化呈逐渐下降的趋势。黑暗培养结束后，培养液中的ＤＯＮ浓度较初始浓度下降幅度较大，达３４．４７％。光照２４ｈ后ＤＯＮ浓度平均下降幅度为６．２５％。沉积物中ＤＯＮ的生物有效性在２１．０７～５２．６４％，微生物利用和有机氮矿化是造成ＤＯＮ浓度降低的主要原因。６．２建议与不足本文对洱海沉积物氮形态、释放通量以ＤＯＮ的生物有效性进行了研究，可以为湖泊富营养化研究提供科学依据，对于揭示氮在湖泊水生态系统中的生态环境效应和湖泊富营养化评估具有重要的意义。但是因为野外实验条件和实验强度的，仍然存在一定的不足：（１）目前沉积物氮形态研究方法不是很成熟，国外还没有见过类似方法的研究。因此，有必要对其进行详细的验证。沉积物的理化性质数据不足，如沉积物的密度、比表面积、有机质的结构特性、各区域的沉积速率等，给洱海沉积物的成岩过程以及释放风险的深入研究造成一定的困难。另外，采样点位的设置覆盖面不够广，一定程度上可能会掩盖了洱海整体沉积物的污染水平现状。（２）释放通量的研究中，实验操作精度不够，再加上实验方法仅考虑了静态条件下的释放，对释放通量的估算不足，可能会偏小。因此，下一步应考虑研究原位模拟或者动力条件下的释放实验。由于柱状沉积物中间隙水的取样深度不够，深层沉积物中氮的释放对湖泊富营养化的贡献认识不足，因此，有必要进行更深层次的取样实验。（３）ＤＯＮ的生物有效性研究中，由于培养液中的微生物的数量不一致，导致不同点位沉积物中ＤＯＮ的生物有效性对比缺乏说服力；没有考虑微生物会释放５８————————————————————————————————————————————————一一笙！童笪笙兰堡望——ＤＯＮ，故估算可能会比较保守。下一步应对ＤＯＭ中的组分进行分子鉴定，考察哪种组分会被生物有效利用，而哪种组分又不能被利用或者难以利用，这样就能更深入地评估沉积物的生态风险。５９致谢致谢时间如白驹过隙，一晃已将至毕业。回首三年的研究生经历，既有求学时的艰辛和实验失败时的沮丧，也有相聚时的快乐和完成论文时的喜悦，此时此刻，心中感慨万千。三年的学习和生活中，我得到了许多人的帮助和鼓励，在此，我向他们表示衷心的感谢！首先，我要由衷的感谢我的导师南昌大学朱乐辉教授，他严肃的科学态度，严谨的治学精神，精益求精的工作作风，深深地感染和激励着我。朱老师不仅在学业上给我以精心指导，同时还在思想、生活上给我以无微不至的关怀。在此，谨向朱老师致以诚挚的谢意和崇高的敬意！祝福朱老师身体安康！一切）ＩＮ，ｏ！其次，我要感谢我的另一位导师中国环境科学研究院王圣瑞研究员，王老师对待科学的一丝不苟，以及他深邃的思想、敏锐的洞察力都给我留下了深刻的印象。王老师言传身教，从学习方法、治学态度和科研途径等方面悉心指导，使我提高了科研能力，顺利完成研究生阶段的学习。在此，祝福王老ｙ７＿７－作顺利！万事如意！再次，我还要感谢河北北方学院赵海超副教授和中国环境科学研究院焦立新博士，他们在实验过程和论文写作中对我耳提面命，谆谆教导。他们对待工作的认真态度将使我终身受益。在此，向他们表示诚挚的感谢！此外，感谢洱海基地的张态老师、刘文斌、胡斌、吴晶晶、杨威、张文、高佃涛、毕韵之、王忠威、王振华，大理学院的林丽佳、秦焕斌、王娟、赵赛仙、钱秀莲等学弟学妹们以及同门黄睿智、左晶、黄雅静、涂翔，感谢你们在我研究生期间对我的支持！最后，我要感谢我的父母、家人以及女友陈鑫对我的关爱和鼓励！你们的关爱和鼓励是我前进的源源动力！我以你们为荣！感谢百忙之中评审的各位专家！感谢所有给予过我帮助和支持的人，向您们致以诚挚的谢意！本硕士论文受国家重大水专项洱海项目课题“湖泊水生态、内负荷变化研究与防退化技术及工程示范”（２００８ＺＸ０７１０５—００５）的资助，特此感谢１黄丹２０１２年５月６０参考文献参考文献［１］马荣华，杨桂山，段洪涛等．中国湖泊的数量、面积与空问分布［Ｊ］．中国科学：地球科学，２０１１，４１（３）：３９４－４０１．［２］２０１０年中国环境状况公报［Ｒ】．中华人民共和国环境保护部，２０１１．［３］蔡龙炎，李颖，郑子航．我国湖泊系统氮磷时空变化及对富营养化影响研究【Ｊ］．地球与环境，２０１０．３８（２）：２３５・２４１．ｆ４］金相灿，刘鸿亮，屠清瑛等．中国湖泊富营养化研究［Ｍ］．北京：中国环境科学出版社，１９９０：３４３—３７２．［５］草海底泥污染现状调查与评价［Ｒ］．中国环境科学研究院，１９９７，４８．［６］潘红玺，ｊＦ云飞，董云生．洱海富营养化冈素分析［Ｊ】．湖泊科学，１９９９，１１（２）：１８４—１８８．ｆ７］彭文启，干世岩，．洱海流域水污染防治措施评估［Ｊ］．中国水利水电科学研究院学报，２００５，３（２）：９５—９９．［８］ＨｅｃｋｙＲＥ，ＫｉｌｈａｍＰ．Ｎｕｔｒｉｅｎｔｌｉｍｉｔａｔｉｏｎｏｎｏｆｐｈｙｔｏｐｌａｎｋｔｏｎｔｈｅｅｆｆｅｃｔｓｏｆｉｎｆｒｅｓｈｗａｔｅｒａｎｄｍａｒｉｎｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓ：Ａｒｅｖｉｅｗｏｆｒｅｃｅｎｔｅｖｉｄｅｎｃｅ１９８８．３３：７９６—８２２．ｅｎｒｉｃｈｍｅｎｔ［Ｊ］．Ｌｉｍｎ０１．Ｏｃｅａｎｏｇｒ，［９］ＮｉｘｏｎＳＷ．Ｃｏａｓｔａｌｍａｒｉｎｅｅｕｔｒｏｐｈｉｃａｔｉｏｎ：Ａｄｅｆｉｎｉｔｉｏｎ，ｓｏｃｉａｌｃａｕｓｅｓ，ａｎｄｆｕｔｕｒｅｃｏｎｃｅｒｎｓ［Ｊ］．Ｏｐｈｅｌｉａ，１９９５，４１：１９９—２１９．¨０１ＳｃｈｉｎｄｌｅｒＤＷ．Ｅｕｔｒｏｐｈｉｃａｔｉｏｎｏｆｌａｋｅｓｃａｒｍｏｔｂｅｃｏｎｔｒｏｌ／ｅｄｂｙｒｅｄｕｃｉｎｇｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎｐｕｔ：Ｒｅｓｕｌｔｓｏｆａ３７ｙｅａｒｗｈｏｌｅｅｃｏｓｙｓｔｅｍｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ［Ｊ］．Ｐｒｏｃ．Ｎａｔｌ．Ａｃａｄ．Ｓｃｉ．ＵＳＡ，１０５：ａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ［Ｊ］．Ｓｃｉｅｎｃｅ，１１２５４．１１２５８．［１１］ＣｏｎｌｅｙＤ．Ｃｏｎｔｒｏｌｌｉｎｇｅｕｔｒｏｐｈｉｃａｔｉｏｎｂｙｒｅｄｕｃｉｎｇｂｏｔｈｎｉｔｒｏｇｅｎ２００９，３２３：１０１５—１０１６．［１２】Ｐａｅｒｌ（Ｎ［１３１ＨＷ．ＣｏｎｔｒｏｌｌｉｎｇＰ）ｒｅｄｕｃｔｉｏｎｓｅｕｔｒｏｐｈｉｃａｔｉｏｎａｌｏｎｇｔｈｅｆｒｅｓｈｗａｔｅｒ－ｍａｒｉｎｅｃｏｎｔｉｎｕｕｍ：Ｄｕａｌｎｕｔｒｉｅｎｔａｎｄａｒｅｅｓｓｅｎｔｉａｌ［Ｊ］．Ｅｓｔｕａｒ．Ｃｏａｓｔｓ，２００９，３２：５９３・６０１．ＡＬｅｗｉｓＷＭ．，ＷｕｒｔｓｂａｕｇｈＷ．Ｃｏｎｔｒｏｌｏｆｌａｃｕｓｔｒｉｎｅｐｈｙｔｏｐｌａｎｋｔｏｎｂｙｎｕｔｒｉｅｎｔｓ：Ｅｒｏｓｉｏｎｏｆｔｈｅｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｐａｒａｄｉｇｍ［Ｊ］．Ｉｎｔｅｍａｔ．Ｒｅｖ．Ｈｙｄｒｏｂｉｏｌ，２００８，９３：４４６—４６５．Ｂ［１４］ＸｕＨ，ＰａｅｒｌＨＷ，ＱｉｎＱ．ＮｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎｐｕｔｓｃｏｎｔｒｏｌｐｈｙｔｏｐｌａｎｋｔｏｎｇｒｏｗｔｈｉｎｅｕｔｒｏｐｈｉｃＬａｋｅＴａｉｈｕ，Ｃｈｉｎａ【Ｊ］．Ｌｉｍｎ０１．Ｏｃｅａｎｏｇｒ，２０１０，５５（１）：４２０—４３２．ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ［Ｊ］．ＦＥＭＳＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙＲｅｖｉｅｗｓ，１９９９，［１５】ＨｅｒｂｅｒｔＲＡ．Ｎｉｔｒｏｇｅｎｃｙｃｌｉｎｇｉｎｍａｒｉｎｅ２３：５６３．５９０．［１６］马红波，宋金明，吕晓霞等．渤海沉积物中氮的形态及其在循环中的作ｊ＝｝ｊ［Ｊ］．地球化学，２００３，３２（１）：４８—５４．【１７］马红波．渤海沉积物中氮的赋存形态及其在循环中的作用［Ｄ］．青岛：中国科学院海洋研究所．２００１．［】８］钟立香．巢湖水．沉积物系统中氮的赋存变化及其与水华发生的关系研究［Ｄ］．北京：中国环境科学研究院，２００９．参考文献［１９］ＦｒｒｏｅｌｉｃｈＰＮ．ＥａｒｌｙｏｘｉｄａｔｉｏｎｏｆｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｉｎｐｅｌａｇｉｃｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆｔｈｅｅａｓｔｅｒｎｅｑｕａｔｏｒｉａｌＡｔｌａｎｔｉｃ：ｓｕｂｏｘｉｃｄｉａｇｅｎｅｓｉｓ［Ｊ］．Ｇｅｏｃｈｉｍ．Ｃｏｓｍｏｃｈｉｍ．Ａｃｔａ，１９７９，４３：１０７５．１０９０．ａ［２０］ＭａｃｈｉｗａＪ，ＯｌａｆｓｓｏｎＥ．Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄｒｅｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎｏｆｏｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆｍａｎｇｒｏｖｅｓｔａｎｄｐａｒｔｌｙｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｗｉｔｈｓｅｗａｇｅｗａｓｔｅ［Ｊ］．Ａｍｂｉｏ，１９９８，２７（８）：７４０—７４４．［２１］ＡｌｉｓｏｎｃａｒｂｏｎＨＭ，ＪｏｈｎＤＡ．Ｖａｒｉａｔｉｏｎｉｎｓｏｉｌｎｅｔｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎｒａｔｅｓｗｉｔｈｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃａｄｄｉｔｉｏｎｓ［Ｊ］．ＳｏｉｌＢｉｏｌｏｇｙ＆Ｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２０００，３２：５９７—６０１．［２２］欧阳媛，千圣瑞，金相灿等．夕ｈ加氮源对滇池沉积物氮矿化影响的研究【Ｊ］．中国环境科学，２００９，２９（８）：８７９—８８４．［２３］ＳｅｉｔｚｉｎｇｅｒｍａｒｉｎｅＳ，ＮｉｘｏｎＳ，ＰｉｌｓｏｎＭＥ，ｅｔａ１．ＤｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎａｎｄＮ２０ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎｉｎｎｅａｒ．ｓｈｏｒｅｅｔｓｅｄｉｍｅｎｔｓ［Ｊ］．ＧｅｏｃｈｉｍｉｃａＣｏｓｍｏｃｈｉｍｉｃａＡｃｔａ，１９８０，４４：１８５３—１８６０．［２４］ＣｈｒｉｓｔｅｎｓｅｎａＰＢ．Ｍｉｃｒｏｚｏｎａｔｉｏｎｏｆｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎａｃｔｉｖｉｔｙｉｎｓｔｒｅａｍｓｅｄｉｍｅｎｔｓａｓｓｔｕｄｉｅｄｗｉｔｈｏｘｙｇｅｎａｎｄｎｉｔｒｏｕｓｏｘｉｄｅｃｏｍｂｉｎｅｄｍｉｃｒｏｓｅｎｓｏｒ［Ｊ］．ＡｐｐｌｉｅｄａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ，１９８９，５５：１２３４－１２４１．［２５］ＶａｎｄｅｒｂｏｒｇｈｔＪ，ＢｉｌｌｅｎＧ．Ｖｅｒｔｉｃａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒａｔｅｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｉｎｉｎｔｅｒｓｔｉｔｉａｌｗａｔｅｒｏｆｍａｒｉｎｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｗｉｔｈｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎａｎｄ９６１．ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｌｉｍｎ０１．Ｏｃｅａｎｏｇｒ，１９７５，２０：９３５—［２６］ＪａｍｅｓＬａｋｅＲＴ，ＪａｍｅｓＭ，ＷｏｏｌＴ，ｅｔａ１．ＡｓｅｄｉｍｅｎｔｒｅｓｕｓｐｅｎｓｉｏｎｏｆｔｈｅＡｍｅｒｉｃａｎａｎｄｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｍｏｄｅｌｏｆＯｋｅｅｃｈｏｂｅｅ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌＷａｔｅｒＲｅｓｏｕｒｃｅｓＡｓｓｏｃｉａｔｉｏｎ，１９９７，３３（３）：６６１．６７８．【２７］ＮｅｄｗｅｌｌＤＢ，ＪｉｃｋｅｌｌｓＴＤ，ＴｒｉｍｍｅｒＭ，ｅｔａ１．Ｎｕｔｒｉｅｎｔｓｉｎｅｓｔｕａｒｉｅｓ［Ｊ］．ＡｄｖａｎｃｅｓｉｎＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＲｅｓｅａｒｃｈ，１９９９，２９：４３－９２．【２８］ＴｒｉｍｍｅｒＭ，ＮｅｄｗｅｌｌＧｒｅａｔＤＢ，ＳｉｖｙｅｒＤＢ，ｅｔａ１．ＮｉｔｒｏｇｅｎｆｕｘｅｓｔｈｒｏｕｇｈｔｈｅｌｏｗｅｒｅｓｔｕａｒｙｏｆｔｈｅｒｏｌｅｏｆｔｈｅｂｏｔｔｏｍＯｕｓｅ，Ｅｎｇｌａｎｄ：ｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓ【Ｊ］．ＭａｒｉｎｅＥｃｏｌｏｇｙＰｒｏｇｒｅｓｓＳｅｒｉｅｓ，１９９８，１６３：１０９一１２４．［２９］刘培芳，陈振楼，刘杰等．环境因子对Ｋ江口潮滩沉积物中ＮＨ４＋－Ｎ的释放影响【Ｊ］．环境科学研究，２００２，１５（５）：２８．３２．［３０］熊汉锋，于运华，谭启玲等．梁子湖表层水氮的季节变化与沉积物氮释放初步研究［Ｊ】．华中农业火学学报。２００５，２４（５）：５００．５０３．［３１］范成新，张路，秦伯强等．太湖沉积物．水界面生源要素迁移机制及定量化一铵态氮释放速率的空间差异及源一汇通量［Ｊ】．湖泊科学，２００４，１６（１）：１０．１９．［３２】叶琳琳，潘成荣，张之源等．瓦埠湖沉积物氮的赋存特征以及环境因子对ＮＨ。＋．Ｎ释放的影响【Ｊ］．农业环境科学学报，２００６，２５（５）：１３３３．１３３６．［３３］刘静静，汪家权，徐文忻．环境冈子对巢湖沉积物中ＮＨ。＋．Ｎ释放的影响［Ｊ］．安徽农业科学，２００８，３６（２９）：１２８７０．１２８７２．［３４］吴群河，曾学云，黄钥．河流底泥中ＤＯ和有机质对三氮释放的影响［Ｊ］．环境科学研究，２００５，１８（５）：３４．３９．【３５】李文红，陈旭英，孙建平．不同溶解氧水平对控制底泥向上覆水体释放污染物的影响研究【Ｊ］．农业环境科学学报，２００３，２２（２）：１［３６］Ｇｉｌｌｅｓ，Ｂｉｌｌｅｎ．Ａ７０＿１７３．ｂｕｄｇｅｔｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｃｙｃｌｉｎｇｉｎＮｏｒｔｈＳｅａｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆｆｔｈｅＢｅｌｇｉａｎｃｏａｓｔ６２参考文献…．Ｅｓｔｕａｒｉｎｅａｎｄ【３７】ＫａｓｐａｒＣｏａｓｔａｌＭａｒｉｎｅＳｃｉｅｎｃｅ，１９７８，７（２）：１２７—１４６．ＷｅｓｔＨＦ，ＡｓｈｅｒＲＡ，Ｂｏｙｅｒ１ａｃｒｏｓｓＣ．Ｍｉｃｒｏｂｉａｌｎｉｔｒｏｇｅｎｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｓｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｓａｎｄｏｎｉｎｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｆｌｕｘｅｓｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔ／ｗａｔｅｒｉｎｔｅｒｆａｃｅｔｈｅＳｏｕｔｈＩｓｌａｎｄＣｏａｓｔ，ＮｅｗＺｅａｌａｎｄｆＪｌ．Ｅｓｔｕａｒｉｎｅ，ＣｏａｓｔａｌａｎｄＳｈｅｌｆＳｃｉｅｎｃｅ，１９８５，２１（２）：２４５—２５５．［３８］孙耀，宋云利，崔毅．ｊ１字湾沉积物间隙水中氮、磷营养盐的分布及其在沉积物一水界面的扩散通量［Ｊ］．海洋水产研究，１９９３，１４：１０５—１１２．［３９］邓华健．渤海湾沉积物．水界面营养盐交换通量的研究［Ｄ］．天津：天津人学，２００４．［４０］何桐，谢健，余汉生等．人弧湾表层沉积物间隙水与上覆水中营养盐分布特征【Ｊ］．环境科学学报，２００８，２８（１１）：２３６１—２３６８．［４１］张路，范成新，于建军等．太湖水十界面氮磷交换通量的时空差异［Ｊ］．环境科学，２００６，２７（８）：５３９．１５４３．［４２］李宝，ｊ１士明，范成新等．滇池福保湾底泥内源氮磷营养盐释放通量估算【Ｊ］．环境科学，２００８，２９（１）：１１４—１２０．［４３］黄纠基，赵海洲，方满萍．质量衡算模型计算太湖底泥磷的交换量【Ｊ］．环境科学，１９９２，１３（１）：８３—８４．【４４］范成新，张路，杨龙元．湖泊沉积物氮磷内源负荷模拟【Ｊ］．海洋与湖沼，２００２，３３（４）：３７０－３７８．［４５］ＳｅｉｋｉＴ，ＨｉｒｏｆｕｒｎｉａｒｅａＩ，ＥｔｓｕｊｉＤ．ＢｅｎｔｈｉｃＮｕｔｒｉｅｎｔｒｅｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎａｎｄｏｘｙｇｅｎｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎｉｎｔｈｅｃｏａｓｔａｌｏｆＨｉｒｏｓｈｉｍａＢａｙ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ，１９，８９，２３（２）：２１９－２２８．ａ１．Ｎｉｔｒｏｇｅｎｆｌｕｘｅｓａｎｄｐｒｏｃｅｓｓｅｓｉｎｓａｎｄｙａｎｄ【４６］ＶａｎＬｕｉｊｎＦ，ＢｏｅｒｓＰＣａＭ．ＬｉｊｋｌｅｍａＬ．ｅｔｓｈａｌｌｏｗｅｕｔｒｏｐｈｉｃｍｕｄｄｙｓｅｄｉｍｅｎｔｓｆｒｏｍｌａｋｅ【Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ，１９９９，３３（１）：３３—４２．［４７］ＮｅｄｗｅｌｌＤＢ，ＴｒｉｍｍｅｒＭ．ＮｉｔｒｏｇｅｎｆｌｕｘｅｓｔｈｒｏｕｇｈｔｈｅｕｐｐｅｒｅｓｔｕａｒｙｏｆｔｈｅＧｒｅａｔＯｕｓｅ，Ｅｎｇｌａｎｄ：ｔｈｅｒｏｌｅｏｆｔｈｅｂｏｓｏｍｓｅｄｉｍｅｎｔｓ［Ｊ］．ＭａｒｉｎｅＥｃｏｌｏｇｙＰｒｏｇｒｅｓｓＳｅｒｉｅｓ，１９９６，１４２：２７３・２８６．［４８】ＭｃＤｕｆｆＲＥ，ＥｌｌｉｓＲＡ．Ｄｅｔｅｒｍｉｎｉｎｇｄｉｆｆｕｓｉｏｎｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔｉｎｍａｒｉｎｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓ：Ａｌａｂｏｒａｔｏｒｙｓｔｕｄｙｏｆｔｈｅｖａｌｉｄｉｔｙｏｆｒｅｓｉｓｔｉｖｉｔｙｔｅｃｈｎｉｑｕｅｓ［Ｊ］．ＡｍＪＳｃｉ，１９７９，２７９：６６６—６７５．［４９］ＢｏｌａｌｅｋＪ，ＧｒａｃａＢ．Ａｍｍｏｎｉａｎｉｔｒｏｇｅｎａｔｔｈｅｗａｔｅｒ－ｓｅｄｉｍｅｎｔｉｎｔｅｒｆａｃｅｉｎＰｕｃｋａｎｄＢａｙ（ＢａｌｔｉｃＳｅａ）［Ｊ］．Ｅｓｔｕａｒｉｎｅ，Ｃｏａｓｔａｌ［５０］ＬｅｒｍＳｈｅｌｆＳｃｉｅｎｃｅ，１９９６，４３（６）：７６７－７７９．ｏｆＥｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌＭａｒｉｎｅＢｉｏｌｏｇｙＹ，ＬａｓｓｅｒｒｅＰ．Ｓｅａｓｏｎａｌｃｈａｎｇｅｓｉｎｐｏｒｅｗａｔｅｒｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｆｎｕｔｒｉｅｎｔｓａｎｄｔｈｅｉｒｄｉｆｆｕｓｉｖｅｆｌｕｘｅｓａｔｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔ—ｗａｔｅｒａｎｄｉｎｔｅｒｆａｃｅ［Ｊ】．ＪｏｕｒｎａｌＥｃｏｌｏｇｙ，１９９０，１３５（２）：１３５・１６０．［５１］刘敏，侯立军，许世远等．河口滨岸潮滩沉积物一水界面Ｎ、Ｐ的扩散通量［Ｊ］．海洋环境科学，２００ｌ，２０（３）：１９—２３．［５２］周伟华，吴云华，陈绍勇．南沙群岛海域沉积物间隙水营养盐（氮、磷、硅）的研究［Ｊ］．热带海洋学报，２００１，２０（４）：４９—５５．［５３】ＢｅｒｅｌｓｏｎａＷＭ，ＨｅｇｇｉｅｂＳ，ＷｏｏｄｓＤ．ＬｏｎｇｍｏｒｅＡ，ｅｔａ１．ＢｅｎｔｈｉｃｎｕｔｒｉｅｎｔｒｅｃｙｃｌｉｎｇｉｎＰｏｒｔＰｈｉｌｌｉｐａｎｄＢａｙ，Ａｕｓｔｒａｌｉａ［Ｊ］．Ｅｓｔｕａｒｉｎｅ，Ｃｏａｓｔａｌ［５４］ＫｕｗａｂａｒａＪＰＦ，ＢｅｒｅｌｓｏｎＳｈｅｌｆＳｃｉｅｎｃｅ．．】９９８，４６（６）：９１７－９３４．ａ１．Ｉｍｐｏｒｔａｎｃｅｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔ—ｗａｔｅｒｉｎｔｅｒａｃｔｉｏｎｓＷＭ，ｅｔｉｎＣｏｅｕｒｄ’Ａｌｅｎｅ３２：３４８．３５９．Ｌａｋｅ，Ｉｄａｈｏ：ｍａｎａｇｅｍｅｎｔｉｍｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭａｎａｇｅｍｅｎｔ，Ｗｉｓｃｏｎｓｉｎ［５５］ＫｅｅｎｅｙＤＲ，ＫｏｎｒａｄＪＧ．ＣｈｅｓｔｅｒｓＧ．ＮｉｔｒｏｇｅｎｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｉｎｓｏｍｅＬａｋｅ６３———————————————————————————————————————————————————一ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ［５６］ＫｅｍｐａｎｄＡＬＰｏｌｌｕｔｉｏｎＣｏｎｔｒｏｌ参考文献Ｆｅｄｅｒａｔｉｏｎ。１９７０。４２（３）：４１１—４１７．Ｗ．ＯｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎａｎｄｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＬａｋｅｓＯｎｔａｒｉｏＥｒｉｅＨｕｒｏｎ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌＬｏｆＳｅｄｉｍｅｎｔａｒｙＲｅｓｅａｒｃｈ，１９７１，４１（２）：５３７．５４８．Ａ．Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄｆｏｒｍｓｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎａ［５７］ＫｅｍｐＡＷ，ＭｕｄｒｏｃｈｏｖａＬａｋｅＯｎｔａｒｉｏｓｅｄｉｍｅｎｔｃｏｒｅ［Ｊ］．Ｌｉｍｎｏｌｏｇｙ［５８］ＫｏｎｒａｄｃｏｒｅｓａｎｄＯｃｅａｎｏｇｒａｐｈｙ，１９７２．１７（６）：８５５．８６７．ＪＧ，ＫｅｅｎｅｙＤＲ，ＣｈｅｓｔｅｒｓＧ，ｅｔａ１．ＮｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｃａｒｂｏｎｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆｓｅｌｅｃｔｅｄＷｉｓｃｏｎｓｉｎＬａｋｅｓ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＰｏｌｌｕｔｉｏｎＣｏｎｔｒｏｌＦｅｄｅｒａｔｉｏｎ．１９７０．４２（１２）：２０９４．２１０１．［５９］金相灿，屠清瑛．湖泊富营养化调查规范（第二版）［Ｍ］．北京：中国环境科学出版社，１９９０：２１９．［６０］吴丰昌，万国江，黄荣贵．湖泊沉积物．水界面营养元素的生物地球化学作用和环境效应Ｉ．界面氮循环及其环境效应［Ｊ］．矿物学报，１９９６，１６（４）：４０３．４０９．［６１］ＤｅＬａｎｇｅＧＪ．Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｅｘｃｈａｎｇｅａｂｌｅ，ｆｉｘｅｄ，ｏｒｇａｎｉｃａｎｄｔｏｔａｌｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎｉｎｔｅｒｂｅｄｄｅｄｔｕｒｂｉｄｉｔｉｃ／ｐｅｌａｇｉｃｓｅｄｉｍｅｎｔｓ，ｏｆｔｈｅＭａｄｅｉｒａＡｂｙｓｓａｌｐｌａｉｎ，ｅａｓｔｅｒｎＮｏｒｔｈＧｅｏｌｏｇｙ，１９９２，１０９：９５－１１４．Ａｔｌａｎｔｉｃ［Ｊ］．Ｍａｒｉｎｅ［６２］马红波，宋金明，吕晓霞．渤海南部海域柱状沉积物中氮的形态与有机碳的分解［Ｊ］．海洋学报，２００２．２４（５）：６４．７０．［６３］宋金明，马红波，吕晓霞等．渤海沉积物氮的生物地球化学功ｉｆ［Ｊ］．海洋科学集刊，２００３，４５：８６．１００．［６４］千圣瑞，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．［６５］朱元荣，张润宁，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，２０】１。３１（６）：９７８．９８３．【６６］ＫａｌｂｉｔｚＫ，ＳｏｌｉｎｇｅｒＳ，Ｐａｒｋ，ＪＨ，ｅｔａ１．Ｃｏｎｔｒｏｌｓｏｎｔｈｅｄｙｎａｍｉｃｓｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｉｎｓｏｉｌｓ：ａｒｅｖｉｅｗ［Ｊ】．ＳｏｉｌＳｃｉｅｎｃｅ，２０００，１６５：２７７．３０４．［６７］ＱｕａｉｌｓＲＧ，ＲｉｃｈａｒｄｓｏｎＣＪ．Ｆａｃｔｏｒｓｃｏｎｔｒｏｌｌｉｎｇｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ，ｅｘｐｏｒｔ．ａｎｄｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｏｆｏｒｇａｎｉｃｎｕｔｒｉｅｎｔｓｉｎｔｈｅＥｖｅｒｇｌａｄｅｓｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄＦｌｏｒｉｄａ［Ｊ］．Ｂｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００３，６２，１９７—２２９．［６８］ＤａｆｎｅｒＥＶ，ＷａｎｇｅｒｓｋｙＰＪ．ＡｂｒｉｅｆｏｖｅｒｖｉｅｗｏｆｍｏｄｅｍｄｉｒｅｃｔｉｏｎｓｉｎｍａｒｉｎｅＤＯＣｓｔｕｄｉｅｓ．ＰａｎＩＩ－ＲｅｃｅｎｔｐｒｏｇｒｅｓｓｉｎｍａｒｉｎｅＤＯＣ２００２ａ，４，５５—６９．ｓｔｕｄｉｅｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇ，［６９］ＤａｆｎｅｒＥＶ，ＷａｎｇｅｒｓｋｙＰＪ．ＡｂｒｉｅｆｏｖｅｒｖｉｅｗｏｆｍｏｄｅｍｄｉｒｅｃｔｉｏｎｓｉｎｍａｒｉｎｅＤＯＣｓｔｕｄｉｅｓ—Ｐａｎ４８—５４．Ｉ．Ｍｅｔｈｏｄｏｌｏｇｉｃａｌａｓｐｅｃｔｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇ，２００２ｂ，４，［７０］ＷｅｓｔｅｒｈｏｆｆＰ，ＭａｓｈＪｏｕｒｎａｌｏｆＨ．Ｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｓｕｐｐｌｉｅｓ：ａｒｅｖｉｅｗ【Ｊ】．ＷａｔｅｒＳｕｐｐｌｙＲｅｓｅａｒｃｈａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００２，５】：４１５－４４８．ｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｆｒａｃｔｉｏｎｓａｓ［７１］Ｈａｙｎｅｓ［７２］ＭｕｒｐｈｙＲＪ．Ｌａｂｉｌｅｃｅｎｔｒａｌｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓｏｆｔｈｅｑｕａｌｉｔｙｏｆａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌｓ。ｉｌｓ：ａｎｏｖｅｒｖｌ’ｅｗ［ｊ］．ＡｄＶａｎｃｅｓｉｎＡｇｒｏｎｏｍｙ，２００５，８５：２２１，２６８．ＤＶ，ＭａｃｄｏｎａｌｄＡＪ，ＳｔｏｃｋｄａｌｅＥＡ，ｅｔａ１．Ｓｏｌｕｂｌｅｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ参考文献ｓｏｉｌｓ［Ｊ］．Ｂｉｏｌｏｇｙ［７３］ＫａｌｂｉｔｚａｎｄＦｅｒｔｉｌｉｔｙｏｆＳｏｉｌｓ，２０００，３０：３７４—３８７．Ｋ，ＳｃｈｍｅｒｗｉｔｚＤ，ｅｔａ１．Ｂｉｏｄｅｇｒａｄｍｉｏｎｏｆｓｏｉｌ—ｄｅｒｉｖｅｄｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒａＳｒｅｌａｔｅｄｔｏｉｔｓｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ［Ｊ］．Ｇｅｏｄｅｒｍａ，２００３，１１３：２７３－２９１．ｏｆＡｍｅｒｉｃａＪｏｕｒｎａｌ，ｌ９９ｌ，５５：１１ｌ２—［７４】ＱｕａｉｌｓＲＧ．，ＨａｉｎｅｓＢＬ．Ｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｎｕｔｒｉｅｎｔｓｉｎｗａｔｅｒｐｅｒｃｏｌａｔｉｎｇａｔｈｒｏｕｇｈ１１２３．ｆｏｒｅｓｔｅｃｏｓｙｓｔｅｍ［Ｊ］．ＳｏｉｌＳｃｉｅｎｃｅＳｏｃｉｅｔｙ［７５］Ａｎｔｉａ，ＮＪ，ＨａｒｒｉｓｏｎＰＪ，ＯｌｉｖｅｉｒａＬ．Ｔｈｅｒｏｌｅｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎｐｈｙｔｏｐｌａｎｋｔｏｎｎｕｔｒｉｔｉｏｎ，ｃｅｌｌｂｉｏｌｏｇｙａｎｄｅｃｏｌｏｇｙ［Ｊ］．Ｐｈｙｃｏｌｏｇｉａ，１９９１，３０：１—８９．［７６】ＷａｔｓｏｎＣＪ，ＪｏｒｄａｎＣ，ＬｅｎｎｏｘＳＤ，ｅｔａ１．ＯｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎｄｒａｉｎａｇｅｗａｔｅｒｆｒｏｍｇｒａｓｓｌａｎｄｉｎＮｏｒｔｈｅｒｎＩｒｅｌａｎｄ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＱｕａｌｉｔｙ，２０００，２９：１２３３—１２３８．［７７］ＰｅｒａｋｉｓＳＳ，ＨｅｄｉｎＬＯ．ＮｉｔｒｏｇｅｎｌｏｓｓｆｒｏｍｕｎｐｏｌｌｕｔｅｄＳｏｕｔｈＡｍｅｒｉｃａｎｆｏｒｅｓｔｓｍａｉｎｌｙｖｉａｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｃｏｍｐｏｕｎｄｓ［Ｊ】．Ｎａｔｕｒｅ，２００２，４１５：４ｌ６－４１９．［７８］ＳｉｅｍｅｎｓＪ，ＫａｕｐｅｎｊｏｈａｎｎＭ．ＣｏｎｔｒｉｂｕｔｉｏｎｆｏｕｒＧｅｒｍａｎａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｔｏＮｌｅａｃｈｉｎｇｆｒｏｍｏｆＰｌａｎｔＮｕｔｒｉｔｉｏｎａｎｄＳｏｉｌＳｃｉｅｎｃｅ，２００２．１６５：ｓｏｉｌｓ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ６７５．６８１．［７９］ＶｉｎｔｈｅｒＦＰ，ＨａｎｓｅｎＥＭ，ｅｔａ１．ＬｅａｃｈｉｎｇｏｆｓｏｉｌｏｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎａｎｄｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎｓａｎｄｙｓｏｉｌｓａｎｄＦｅｒｔｉｌｉｔ２ｙ’ｏｆＳｏｉｌｓ．２００６，４３：１２—１９．ａｆｔｅｒｃｕｌｔｉｖａｔｉｎｇｇｒａｓｓ—ｃｌｏｖｅｒｓｗａｒｄｓ［Ｊ】．Ｂｉｏｌｏｇｙ［８０］ＭａｔｓｕｍｏｔｏＳ，ＡｅＮ．ＣｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｅｘｔｒａｃｔａｂｌｅｓｏｉｌｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄｂｙｕｓｉｎｇｖａｒｉｏｕｓｃｈｅｍｉｃａｌｓｏｌｕｔｉｏｎｓａｎｄｉｔｓｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｃｅｆｏｒｎｉｔｒｏｇｅｎｕｐｔａｋｅｂｙａｎｄＰｌａｎｔＮｕｔｒｉｔｉｏｎ．２００４，５０：１・９．ｃｒｏｐｓ［Ｊ］．ＳｏｉｌＳｃｉｅｎｃｅ［８１］ＲｏｓＧＨ，ＨｏｆｆｌａｎｄＥ．Ｅｘｔｒａｃｔａｂｌｅａｎｄｄ．ｉｓｓｏｌｖｅｄｓｏｉｌｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎ－Ａｑｕａｎｔｉｔａｔｉｖｅａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ［Ｊ］．Ｓｏｉｌ［８２］ＱｕａｉｌｓＢｉｏｌｏｇｙ＆Ｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００９，４ｌ：１０２９—１０３９．ＲＧ．ＣｏｍｐａｒｉｓｏｎｏｆｔｈｅｂｅｈａｖｉｏｒｏｆｓｏｌｕｂｌｅｏｒｇａｎｉｃａｎｄｉｎｏｒｇａｎｉｃｎｕｔｒｉｅｎｔｓｉｎｆｏｒｅｓｔＥｃｏｌｏｇｙａｎｄＭａｎａｇｅｍｅｎｔ，２０００，１３８：２９—５０．ｓｏｉｌｓ［Ｊ】．Ｆｏｒｅｓｔ［８３］ＪｏｎｓｅＤＬ，ＷｉｌｌｅｔｔＶＢ．Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌｅｖａｌｕａｔｉｏｎｏｆｍｅｔｈｏｄｓｔｏｑｕａｎｔｉｆｙｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎ（ＤＯＮ）ａｎｄ２００６．３８：９９１．９９９．ｃａｒｂｏｎ（ＤＯＣ）ｉｎｓｏｉｌ［Ｊ］．ＳｏｉｌＢｉｏｌｏｇｙ＆Ｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，［８４］闩彩红．湖泊沉积物溶解性有机质与有机氮特征研究［Ｄ］．长沙：湖南农业大学，２０１【８５］ＡｎｔｉａＮＪ，ＢｅｒｌａｎｄＢＲ，Ｂｏｎｉｎ，ＤＪ．Ｐｒｏｐｏｓａｌ１．ｆｏｒａｎａｂｒｉｄｇｅｄｎｉｔｒｏｇｅｎｔｕｒｎｏｖｅｒｃｙｃｌｅｉｎｅｘｃｒｅｔｉｏｎｓｂｙｃｉｌｉａｔｅｓｃｅｒｔａｉｎｍａｒｉｎｅｐｌａｎｋｔｏｎｉｃｓｙｓｔｅｍｓａｎｄｔｈｅｉｒｒｅｕｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｂｙｉｎｖｏｌｖｉｎｇｈｙｐｏｘａｎｔｈｉｎｅ—ｇｕａｎｉｎｅｐｈｙｔｏｐｌａｎｋｔｏｎ［Ｊ］．ＭａｒｏｒｇａｎｉｃＥｃｏｌＰｒｏｇＳｅｒ，１９８０，２：９７－】０３．ｎｉｔｒｏｇｅｎ：ａｄｙｎａｍｉｃｐａｒｔｉｃｉｐａｎｔｉｎａｑｕａｔｉｃ［８６］Ｂｅｒｍａｎ１［８７］ＪａｃｋｓｏｎＧＴ，ＢｒｏｎｋＤＡ．Ｄｉｓｓｏｌｖｅｄｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ［Ｊ］．ＡｑｕａｔＭｉｃｒｏｂＡ，ＷｉｌｌｉａｍｓＰＥｃ０１．２００３，３１：２７９・３０５．ｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｔｏＷ．Ｉｍｐｏｒｔａｎｃｅｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｎｕｔｒｉｅｎｔｃｙｃｌｉｎｇ［Ｊ］．Ｄｅｅｐ－ＳｅａＲｅｓ，１９８５，３２：２２３—２３５．［８８］ＺｅｈｒＪＰ，ＰａｕｌｓｅｎＳＧ，ＡｘｌｅｒＲＰ，ｅｔａ１．ＤｙｎａｍｉｃｓｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎｓｕｂａｌｐｉｎｅＣａｓｔｌｅＬａｋｅ，Ｃａｌｉｆｏｒｎｉａ［Ｊ］．Ｈｙｄｒｏｂｉｏｌｏｇｉａ，１９８８，１５７：３３—４５．ｍｅｔａｂｏｌｉｓｍｉｎＬａｋｅＫｉｚａｋｉ，Ｊａｐａｎ．１１．Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄ［８９］Ｔａｋａｈａｓｈｉ，Ｍ，Ｓａｉｊｏ，Ｙ．Ｎｉｔｒｏｇｅｎｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｏｆｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎ［Ｊ］．ＡｒｃｈＨｙｄｒｏｂｉ０１．，１９８１，９２：３５９—３７６．６５参考文献［９０】ＨａｇａＳａｉｊｏＨ，ＮａｇａｔａＴ，ＳａｋａｍｏｔｏＭ．Ａｍｍｏｎｉｕｍｒｅｇｅｎｅｒａｔｉｏｎｗｉｔｈｉｎｔｈｅｅｕｐｈｏｔｉｃｚｏｎｅ．Ｉｎ：Ｙ，ＨａｙａｓｈｉＨ（ｅｄｓ）．ＬａｋｅＫｉｚａｋｉ：ｌｉｍｎｏｌｏｇｙａｎｄｅｃｏｌｏｇｙｏｆａＪａｐａｎｅｓｅｌａｋｅ［Ｍ］．Ｂａｃｋｈｕｙｓ，Ｌｅｉｄｅｎ，２００１，２０７—２１５．［９１］ＳｅｉｔｚｉｎｇｅｒＳＰ，ＳａｎｄｅｒｓＲＷ，Ｓｔｙ’ｌｅｓＲ．ＢｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆＤＯＮｆｒｏｍｎａｔｕｒａｌａｎｄａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃｓｏｕｒｃｅｓｔｏｅｓｔｕａｒｉｎｅｐｌａｎｋｔｏｎ［Ｊ］．Ｌｉｍｎ０１．Ｏｃｅａｎｏｇｒ，２００２，４７（２）：３５３—３６６．［９２］ＷｉｅｇｎｅｒＴＮ，ＳｅｉｔｚｉｎｇｅｒＳＰ，ＧｌｉｂｅｒｔＰＭ，ｅｔａ１．ＢｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｃａｒｂｏｎｆｒｏｍｎｉｎｅｒｉｖｅｒｓｉｎｔｈｅｅａｓｔｅｒｎＵｎｉｔｅｄ２７７．２８７．Ｓｔａｔｅｓ【Ｊ】．ＡｑｕａｔＭｉｃｒｏｂＥｃｏｌ，２００６，４３：（９３］ＳｔｅｐａｎａｕｓｋａｓＲ，ＬｅｏｎａｒｄｓｏｎＬ，ＴｒａｎｖｉｋＬＪ．Ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆｗｅｔｌａｎｄ．ｄｅｒｉｖｅｄＤＯＮｔｏｆｒｅｓｈｗａｔｅｒａｎｄｍａｒｉｎｅｂａｃｔｅｒｉｏｐｌａｎｋｔｏｎ【Ｊ］．Ｌｉｍｎ０１．Ｏｃｅａｎｏｇｒ，１９９９，４４（６）：１４７７—１４８５．ｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎａｎｄｒｅａｃｔｉｖｉｔｙ，Ｉｎ：Ｄ．Ｈａｎｓｅｌｌａｎｄ［９４］Ｂｅｎｎｅｒ，Ｒ．ＣｈｅｍｉｃａｌＣ．Ｃａｒｌｓｏｎｆｅｄｓ）．ＢｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙｏｆＭａｒｉｎｅＤｉｓｓｏｌｖｅｄＯｒｇａｎｉｃＭａｔｔｅｒ［Ｍ］．ＡｃａｄｅｍｉｃＰｒｅｓｓ，２００２，５９．９０．［９５］ＴｅｚｕｋａＹ．Ｂａｃｔｅｒｉａｌｒｅｇｅｎｅｒａｔｉｏｎｏｆａｍｍｏｎｉｕｍａｎｄｐｈｏｓｐｈａｔｅａｓａｆｆｅｃｔｅｄｂｙｔｈｅｃａｒｂｏｎ：ｎｉｔｒｏｇｅｎ：ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒａｔｉｏｏｆｏｒｇａｎｉｃｓｕｂｓｔｒａｔｅｓ［Ｊ］．Ｍｉｃｒｏｂ．Ｅｃｏｌ，１９９０，１９：２２７．２３８．ｌｏｏｐ［Ｊ］．Ｍｉｃｒｏｂ．Ｅｃｏｌ，ｌ９９４，２８：［９６］ＣａｒｏｎＤＡ．Ｉｎｏｒｇａｎｉｃｎｕｔｒｉｅｎｔｓ，ｂａｃｔｅｒｉａ，ａｎｄｔｈｅｍｉｃｒｏｂｉａｌ２９５．２９８．［９７］ＧｕｏＬ，ＳａｎｔｓｃｈｉＰＨ，ＷａｍｋｅｎＫＷ．Ｄｙｎａｍｉｃｓｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃ４０３．ｃａｒｂｏｎ（ＤＯＣ）ｉｎｏｃｅａｎｉｃｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓ［Ｊ］．Ｌｉｍｎ０１．Ｏｃｅａｎｏｇｒ，１９９５．４０：１３９２—１［９８］ＴｒａｎｓｖｉｋＬＪ．Ａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎｆｏｒｐｌａｎｋｔｏｎｉｃｂａｃｔｅｒｉａｉｎｏｌｉｇｏｔｒｏｐｈｉｃｃｏｎｔｅｎｔ【Ｊ］．Ｍｉｃｒｏｂ．Ｅｃｏｌ，１９９８，１６：３１１．３２２．［９９］ＭｏｒａｎＭＡ，ＳｈｅｌｄｏｎＷＭ，ＳｈｅｌｄｏｎＪＥ．ＢｉｏｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆｒｉｖｅｒｉｎｅｃａｒｂｏｎｉｎｆｉｖｅｅｓｔｕａｒｉｅｓｏｆｔｈｅｓｏｕｔｈｅｒｎＵｎｉｔｅｄＪＲ，ＪａｎｓｓｏｎＭ．ＤｉｆｆｅｒｅｎｃｅｓｉｎｅｓｔｕａｒｉｎｅｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓｉｎｌａｋｅｓｏｆｄｉｆｆｅｒｉｎｇｈｕｍｉｃｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃＳｔａｔｅｓ［Ｊ］．Ｅｓｔｕａｒｉｅｓ，９９９，２２：５５．６４．ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎｏｆａｌｌｏｃｈｔｈｏｎｏｕｓａ［】００］Ｗｉｃｋｎｅｒ，ＣｕａｄｒｏｓｕｎｄｅｒｌｉｍｎｉｃＤＯＣａｎｄｗａｔｅｒｓｈｅｄ［Ｊ］．Ａｑｕａｔ．Ｍｉｃｒｏｂ．Ｅｃｏｌ，１９９９，１７：２８９—２９９．［１０１】万国江，徐义芳，李荪容等．云贵高原若干湖泊水库水化学组分研究［Ｊ】．环境科学丛刊，１９８８．９（３）：３７—５１．［１０２］沈ｔ：湘．云南洱海科学论文集【Ｃ］．昆明：云南民族出版社，１９８９．［１０３】陈敬安，万国江．云南洱海沉积物粒度组成及其环境意义辨识［Ｊ］．矿物学报，１９９９，１９（２）：１７５—１８２．【１０４］董云４１１ｒ．洱海蓝藻水华研究［Ｊ］．云南环境科学，】９９９，１８（４）：２８．３１．［１０５】吕晓霞，宋金明．南黄海不同粒度表层沉积物中可转化氮与环境冈子的关系［Ｊ】．环境化学，２００４。２３（３）：３［１０６］Ｗａｎｇｔｈｅ１４—３２０．ＳＲ．，ＪｉｎＸＣ，ＪｉａｏＬｌａｋｅｓｉｎｔｈｅＸ，ＷｕｍｉｄｄｌｅＦＣ．ＮｉｔｒｏｇｅｎｆｒａｃｔｉｏｎｓａｎｄｒｅｌｅａｓｅｉｎｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｆｒｏｍａｎｄｌｏｗｅｒｒｅａｃｈｅｓｏｆｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒａｒｅａ，Ｃｈｉｎａｓｈａｌｌｏｗ［Ｊ】．ＷａｔｅｒＡｉｒＳｏｉｌＰｏｌｌｕｔ，２００８，１８７，５—１４．１１．１１７．［１０７］ＧＢ１７３７８．４—２００７．海洋监测规范第４部分：海水分析［ｓ］．１［Ｊ］．湖泊科学，２０１０，２２（５）：６４０．６４８．［１０８］干建军，沈吉，张路等．云南滇池和抚仙湖沉积物水界面营养盐通量及氧气对其的影响参考文献［１０９】ＬｅｒｍａｎＡ．ＧｅｏｃｈｅｍｉｃａｌＩｎｃ．１９７９．ｐｒｏｃｅｓｓ：Ｗａｔｅｒａｎｄｓｅｄｉｍｅｎｔｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓ［Ｍ］，ＮｅｗＹｏｒｋ：ＪｏｈｎＷｉｌｅｙ＆Ｓｏｎｓ【１１０］ＭｉｃｈａｌｅＤＫ，ＲｏｂｅｒｔＡＢ．Ｔｈｅｄｉｆｆｕｓｉｏｎｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔｓｏｆｓｕｌｆａｔｅ，ａｍｍｏｎｉｕｍａｎｄｐｈｏｓｐｈａｔｅｉｏｎｓｉｎａｎｏｘｉｃｍａｒｉｎｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓ［Ｊ］．ＬｉｍｎｏｌｏｇｙａｎｄＯｃｅａｎｏｇｒａｐｈｙ，１９８０，２５（２）：３２７—３３７．【１１１］宋金明，程．南沙群岛海域沉积物一海水界面间营养物质的扩散通量［Ｊ］．海洋科学，１９９６，５：４３—５０．［１１２］国家环境保护总局《水和废水监测分析方法》编委会．水和废水监测分析方法（第四版）［Ｍ］．北京：中国环境科学出版社，２００２．［１１３］ＡＧｕｉｄａｎｃｅｍａｎｕａｌｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ［Ｓ】．ＵＳｔｏｓｕｐｐｏｒｔｔｈｅａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｓｅｄｉｍｅｎｔｓｉｎｆｒｅｓｈｗａｔｅｒＥＰＡ，２００２．ａｓ【１１４】ＡｎｄｒｅｗｓＪＥ，ＧｒｅｅｎａｗａｙＡＭ，ＤｅｎｎｉｓＰＦ．ＣｏｍｂｉｎｅｄｃａｒｂｏｎｉｓｏｔｏｐｅａｎｄＣ／Ｎｒａｔｉｏｓｓｏｕｒｃｅｉｎｄｉｃａｔｏｒｓｏｆａｎｄｆａｔｅｏｆｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｉｎａｐｏｏｒｌｙｆｌｕｓｈｅｄ，ｔｒｏｐｉｃａｌｅｓｔｕａｒｙ：ＨｕｎｔｓａｎｄＳｈｅｌｆＳｃｉｅｎｃｅ，１９９８，４６：７４３－７５６．ｓｏｕｒｃｅｓＢａｙ，ＫｉｎｇｓｔｏｎＨａｒｂｏｕｒ，Ｊａｍａｉｃａ［Ｊ］．Ｅｓｔｕａｒｉｎｅ，Ｃｏａｓｔａｌ［１ｌ５］ＧｏｎｎｅｅａＭＥ．ＰａｙｔａｎＡ，ＨｅｒｒｅｒａＪＡ．Ｔｒａｃｉｎｇｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｏｖｅｒａｎｄｃａｒｂｏｎｂｕｒｉａｌｉｎｍａｎｇｒｏｖｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓ６１：２１１．２２７．ｔｈｅｐａｓｔ１６０ｙｅａｒｓ［Ｊ］．Ｅｓｔｕａｒｉｎｅ，ＣｏａｓｔａｌａｎｄＳｈｅｌｆＳｃｉｅｎｃｅ，２００４，［１１６］吕晓霞，翟世奎，牛丽风．Ｋ江口柱状沉积物中有机质Ｃ／Ｎ比的研究［Ｊ］．环境化学，２００５，２４（３）：２５５—２５９．【１１７］姚书春，李世杰．巢湖富营养化过程的沉积记录［Ｊ］．沉积学报，２００４，２２（２）：３４３—３４７．ｆ１１ＬＭ，ＭａｃｋｏＳＡ，ＣａｍｍｅｎＬ．Ｐｒｏｖｅｎａｎｃｅ，ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓａｎｄｎａｔｕｒｅｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔａｒｙ８］ＭａｙｅｒｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｉｎｔｈｅｇｕｌｆｏｆＭａｉｎｅ【Ｊ］．ＭａｒｉｎｅＣｈｅｍｉｓｔｒｙ．１９８８，２５：２９１＿３０４．［１１９］宋金明，马红波，李学刚等．渤海南部海域沉积物中吸附态无机氮的地球化学特征［Ｊ］．海洋与湖沼，２００４，３５（４）：３１５．３２２．［１２０］于圣瑞，焦立新，金相灿等．长江中下游浅水湖泊沉积物总氮、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．［】２１］万国江，自占国，王沽然等．洱海近代沉积物中碳．氮．：琉．磷的地球化学记录【Ｊ］．地球化学，２０００，２９（２）：１８９—１９７．［１２２］罗莎莎，万国江．黄荣贵．云南洱海沉积物．水界面铁、锰的分布和迁移特征［Ｊ］．重庆环境科学，２０００，２２（６）：１９－２１．［】２３］赵海超，于圣瑞，赵明等．洱海水体溶解氧及其与环境因子的关系［Ｊ］．环境科学，２０１１，３２（７）１９５２．１９５９．［１２４］ＫａｓｐａｒＨＦ．Ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ，ｎｉｔｒａｔｅｒｅｄｕｃｔｉｏｎｔｏａｍｍｏｎｉｕｍａｎｄｉｎｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｐｏｏｌｓｉｎｉｎｔｅｒｔｉｄａｌｓｅｄｉｍｅｎｔｓ【Ｊ］．ＭａｒｉｎｅＢｉｏｌｏｇｙ，１９８３，７４：１３３・１３９．［１２５］炅耀泉．关丁．浅海底栖动物的生态分布和底质环境关系的概述［Ｊ】．海洋科学，１９８３，（６）：５８．６１．【１２６］袁旭音，陈骏，陶丁．祥等．太湖北部底泥中氮、磷的空间变化和环境意义［Ｊ］．地球化学，２００２，３１（４）：３２科学，２００６，２７（９）：１１—３２８．［１２７］高磊，李道季，王延明等．长江口最人浑浊带潮滩沉积物间隙水营养盐剖面研究川．环境７４４．１７５２．６７参考文献［１２８］王丕波，宋金明，郭Ｉ宁勇等．海洋表层沉积物中的无机氮在扰动情况Ｆ的行为特征［Ｊ］．中国科学院研究生院学报，２００５，２２（６）：７３９．７４５．［１２９］张丽萍，袁文权，张锡辉．底泥污染物释放动力学研究［Ｊ】．环境污染治理技术与设备，２００３，４（２）：２２—２６．［１３０］谢斌，徐华，徐亚同．硝化细菌的吲定化研究［Ｊ］．上海环境科学，２００３，２２（１）：１９．２３．［１３１］Ｓｅｉｔｚｉｎｇｅｒ，ＳＰ，Ｓａｎｄｅｒｓ，ＲＷ．Ｃｏｎｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｆｒｏｍｅｓｔｕａｒｉｎｅｒｉｖｅｒｓｔｏｅｕｔｒｏｐｈｉｃａｔｉｏｎ［Ｊ］．ＭａｒＥｃｏｌＰｒｏｇＳｅｒ，１９９７，１５９：１．１２．ｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｌａｂｉｌｉｔｙＳＥＧ，Ｓｉｎｓａｂａｕｇｈａｎｄｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ［１３２］ｄｅｌＧｉｏｒｇｉｏＰＡ，ＤａｖｉｓＪ．Ｐａｔｔｅｒｎｓｉｎａｑｕａｔｉｃａｃｒｏｓｓｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ［Ｍ】．Ｉｎ：ＦｉｎｄｌａｙＲＬ（ｅｄｓ）Ａｑｕａｔｉｃｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ：ｉｎｔｅｒａｃｔｉｖｉｔｙｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒ．ＡｃａｄｅｍｉｃＰｒｅｓｓ，ＮｅｗＹｏｒｋ，２００３，３９９．４２４．［１３３】ＷｉｅｇｎｅｒＴＮ，ＳｅｉｔｚｉｎｇｅｒＳＰ．Ｓｅａｓｏｎａｌｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎａｎｄｎｉｔｒｏｇｅｎｆｒｏｍｐｒｉｓｔｉｎｅａｎｄｐｏｌｌｕｔｅｄｆｒｅｓｈｗａｔｅｒ１７０３．１７１２．ｗｅｔｌａｎｄｓ【Ｊ］．ＬｉｍｎｏｌＯｃｅａｎｏｇｒ，２００４，４９：［１３４］ＳｅｉｔｚｉｎｇｅｒＳＰ，ＳａｎｄｅｒｓｓｏｕｒｃｅｓＲＷ，ＳｔｙｌｅｓＲ．ＢｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆＤＯＮｆｒｏｍｎａｔｕｒａｌａｎｄａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃｔｏｅｓｔｕａｒｉｎｅｐｌａｎｋｔｏｎ［Ｊ］．ＬｉｍｎｏｌＯｃｅａｎｏｇｒ，２００２，４７：３５３．３６６．６８—————————————————————————————————————————————————————一一攻读学位期间的研究成果参与的科研课题：丝鲨堂垡塑囹塑堕窒盛墨一国家重大水专项洱海项目课题‘‘湖泊水生态、内负荷变化研究与防退化技术及ｊ‘１１－－．：范”（２００８ＺＸ０７１０５—００５）６９一鞯ｈ¨Ｈ¨弘“蕊．、１～；玉ｆ藕黼’彰蒜譬洱海沉积物氮形态、释放通量及DON的生物有效性研究
作者：
学位授予单位：
黄丹南昌大学
本文链接：http://d.g.wanfangdata.com.cn/Thesis_Y21417.aspx
