揣小明,楊柳燕,陳小鋒,胡志新,劉 濤 (.南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院,污染控制與資源化研究國家重點實驗室,江蘇 南京 20046；2.河南理工大學(xué)應(yīng)急管理學(xué)院,河南 焦作 454000)

我國若干湖泊磷轉(zhuǎn)化率的區(qū)域差異性研究

揣小明1,2,楊柳燕1*,陳小鋒1,胡志新1,劉 濤1(1.南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院,污染控制與資源化研究國家重點實驗室,江蘇 南京 210046；2.河南理工大學(xué)應(yīng)急管理學(xué)院,河南 焦作 454000)

湖泊生態(tài)分區(qū)有利于其富營養(yǎng)化控制,湖泊營養(yǎng)鹽流動特征是湖泊生態(tài)分區(qū)的重要指標之一,通過線性回歸和模型分析相結(jié)合的方法,對表征我國湖泊營養(yǎng)鹽流動特征的磷最大轉(zhuǎn)化率指標開展了研究.結(jié)果表明,我國湖泊總磷(TP)向葉綠素 a(Chl-a)轉(zhuǎn)化的最大轉(zhuǎn)化率(Rmax)模型為Rmax= k0/(1-η)(k0和η分別代表TP與Chl-a現(xiàn)存量線性回歸方程的斜率和生態(tài)系統(tǒng)中磷傳遞效率),不同湖泊磷最大轉(zhuǎn)化率與所在地多年平均積溫顯著相關(guān),顯著影響磷轉(zhuǎn)化率的積溫閾值范圍為3400～4730oC·d,該積溫閾值可判定我國不同區(qū)域湖泊生態(tài)系統(tǒng)中磷流動速率的快慢,表征我國湖泊磷的流動速率區(qū)域差異性.

湖泊；生態(tài)分區(qū)；磷；轉(zhuǎn)化率；閾值范圍

我國湖泊眾多,富營養(yǎng)化問題嚴重[1-6].不同湖泊在其成因、類型、演變過程(包括物理、化學(xué)和生物過程)及營養(yǎng)物輸入響應(yīng)等方面均存在著顯著的差異性[7].因此,為了更好地保護湖泊,開展湖泊生態(tài)分區(qū)和分類體系的研究十分必要[7].分區(qū)指標的研究是進行湖泊生態(tài)分區(qū)的前提,而氮磷營養(yǎng)鹽在湖泊生態(tài)系統(tǒng)中的流動特征是重要的分區(qū)指標之一.研究表明,世界上超過80%的富營養(yǎng)化湖泊屬于磷限制型,我國大多數(shù)湖泊的富營養(yǎng)化進程亦受到磷營養(yǎng)鹽的控制[8-9].因此,探討我國不同湖泊生態(tài)系統(tǒng)中磷轉(zhuǎn)化率特征對于生態(tài)分區(qū)具有十分重要的現(xiàn)實意義.

磷轉(zhuǎn)化率是指湖泊水體中磷素被初級生產(chǎn)者特別是藻類利用而生成葉綠素a的能力.目前,國外針對湖泊生態(tài)系統(tǒng)中磷營養(yǎng)鹽轉(zhuǎn)化率特征開展了一系列研究[10-12],然而,我國對這方面的研究較少.本研究選取我國新疆、內(nèi)蒙古、東北三省、江蘇和云南的28個湖泊為研究對象,在對總磷濃度與葉綠素 a關(guān)系進行線性回歸的基礎(chǔ)上,構(gòu)建數(shù)學(xué)模型,研究我國湖泊磷轉(zhuǎn)化率的區(qū)域差異性,為我國湖泊生態(tài)分區(qū)提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

選擇不同湖區(qū)代表性的28個湖泊(圖1),包括位于我國蒙新高原湖區(qū)(新疆)的喀納斯湖(XJ1)、天池(XJ2)、烏倫古湖(XJ3),博斯騰湖(XJ4)以及內(nèi)蒙古呼倫湖(NM1),位于我國東北平原、山地湖區(qū)的鏡泊湖(DB1)、松花湖(DB2)和大伙房水庫(DB3),位于我國東部平原湖區(qū)(江蘇)的駱馬湖(JS1)、天崗湖(JS2)、洪澤湖(JS3)、白馬湖(JS4)、寶應(yīng)湖(JS5)、高郵湖(JS6)、邵伯湖(JS7)、玄武湖(JS8)、石臼湖(JS9)、固城湖(JS10)和太湖(JS11),位于我國云貴高原湖區(qū)(云南)的瀘沽湖(YN1)、程海(YN2)、洱海(YN3)、陽宗海(YN4)、滇池(YN5)、撫仙湖(YN6)、星云湖(YN7)、杞麓湖(YN8)和異龍湖(YN9),進行相關(guān)的水生態(tài)環(huán)境狀況及磷轉(zhuǎn)化率特征分析.

圖1 我國28個湖泊地理分布Fig.1 Locations of 28 lakes in China

1.2 湖泊水生態(tài)環(huán)境參數(shù)歷史數(shù)據(jù)來源和現(xiàn)場調(diào)查

1.2.1 歷史數(shù)據(jù)來源 我國部分湖泊 TP與Chl-a含量的歷史數(shù)據(jù)主要來源于中華人民共和國環(huán)境保護部網(wǎng)、中華人民共和國環(huán)境監(jiān)測總站網(wǎng)、太湖網(wǎng)、揚州市環(huán)境保護局和南京大學(xué)圖書館電子資源數(shù)據(jù)庫.其中k0是各湖泊TP與Chl-a含量多年數(shù)據(jù)線性回歸得到的斜率(表1).

表1 我國28個湖泊的水質(zhì)參數(shù)Table 1 The aquatic parameters of water quality in the investigated 28 lakes in China

* 摘自中國環(huán)境監(jiān)測總站《中國環(huán)境狀況公報》

1.2.2 相關(guān)湖泊水生態(tài)環(huán)境的現(xiàn)場調(diào)查 相關(guān)湖泊水生態(tài)環(huán)境的測試指標包括 TN、TP和Chl-a含量.采集全國不同湖區(qū)湖泊的水樣100mL,用過硫酸鉀進行消解后,采用分光光度法測試水體中的 TN和 TP含量[33].現(xiàn)場采集5～100mL水樣(根據(jù)水體中藻密度的實際情況而定),過 0.45μm的混合纖維濾膜,用 90%的丙酮2～5ml磨碎,5000r/min 離心 10min,放入分光光度計中穩(wěn)定一定的時間后,分別在 750,663, 645,630nm波長下測試提取液的吸光度,用式(1)計算葉綠素a值[34].

式中:OD為吸光度值.

現(xiàn)場調(diào)研的具體時間如下:新疆湖區(qū):2010年08月16日～08月24日為期8d.內(nèi)蒙古湖區(qū): 2009年8月、9月和2010年1月.江蘇湖區(qū):太湖:2009年3月、7月、12月和2010年4月、5月、9月和12月; 云南湖區(qū):2010年7月;其他湖泊:2010年6月、10月和2011年2月.

1.3 數(shù)據(jù)分析方法

為評價全國不同湖區(qū)湖泊富營養(yǎng)化狀況,采用TSI綜合指數(shù)作為富營養(yǎng)化指數(shù)進行分析[35];通過SPSS17.0對湖泊水體中TP濃度和Chl-a含量進行線性回歸;磷最大轉(zhuǎn)化系數(shù)方程采用Origin8.0進行擬合;湖泊的地理分布圖采用Googleearth 和Photoshop軟件聯(lián)合繪制;我國湖泊磷最大轉(zhuǎn)化率特征的空間分布圖采用 ArcGIS軟件繪制.

2 結(jié)果與討論

2.1 湖泊的富營養(yǎng)化現(xiàn)狀

2009～2010年,28個湖泊水環(huán)境質(zhì)量的野外調(diào)研結(jié)果見表 1.可以看出,在所調(diào)查的28個湖泊中,內(nèi)蒙古的呼倫湖、東北的松花湖、江蘇90%以上的湖泊(白馬湖除外)以及云南的滇池、星云湖、杞麓湖和異龍湖處于富營養(yǎng)化狀態(tài)(TSI＞50),占所調(diào)研湖泊的57.14%(圖2).其中,呼倫湖、駱馬湖、滇池、星云湖和異龍湖處于嚴重富營養(yǎng)化狀態(tài)(TSI＞70).新疆的喀納斯湖與天池、云南的瀘沽湖營養(yǎng)鹽的水平相對較低,處于貧營養(yǎng)狀態(tài)(TSI＜30),占調(diào)研湖泊的 10.71%.其他湖泊營養(yǎng)鹽含量處于中營養(yǎng)水平(30＜TSI￡50),占調(diào)研湖泊的 32.15%.因此,我國湖泊富營養(yǎng)化形勢十分嚴峻.

圖2 我國若干湖泊富營養(yǎng)化狀態(tài)的TSI指數(shù)Fig.2 TSI indexes of lake eutrophication in China

我國湖泊富營養(yǎng)化嚴重,成因復(fù)雜,可分為自然富營養(yǎng)化和人為富營養(yǎng)化,如內(nèi)蒙古呼倫湖入湖河流水量的顯著減少引發(fā)的湖泊水位下降、面積萎縮對水體中N、P的“濃縮作用”是湖泊富營養(yǎng)化的直接原因,氣候暖干化、蒸發(fā)量高和降水量少等自然因素是該湖泊富營養(yǎng)化的根本原因[20,36].而太湖和玄武湖水體富營養(yǎng)化主要是由人口密度過大,工農(nóng)業(yè)的飛速發(fā)展和城市化進程等人為因素造成的[29,37].如果采用一個富營養(yǎng)化控制標準來評價不同成因的湖泊富營養(yǎng)化,給富營養(yǎng)化的控制帶來了極大的困難,因此,開展湖泊生態(tài)分區(qū)勢在必行.

我國湖泊水體氮磷濃度較高,呈現(xiàn)富營養(yǎng)化狀態(tài),但是其葉綠素a含量不一定高,Chl-a多年現(xiàn)存量與TP多年現(xiàn)存量線性回歸方程的斜率(k0)各不相同(表 1),因此,不同湖泊生產(chǎn)率還受到其他因素的影響.

2.2 我國若干湖泊磷轉(zhuǎn)化率特征

2.2.1 模型推導(dǎo)的邊界條件 以浮游植物為初級生產(chǎn)者的湖泊磷生物地球化學(xué)循環(huán)過程如圖3所示.磷在湖泊水體中運移、轉(zhuǎn)化主要包括以下幾個過程:通過入流和沉積物的再懸浮等過程,各種形態(tài)磷進入到水體中[38];通過光合作用,水體中磷被浮游植物吸收利用;浮游植物中磷的歸宿包括以下幾個方面:通過呼吸作用和自身的降解磷返回到水體中[39];通過捕食作用磷傳遞給浮游動物、魚蝦等[38,40];衰亡的浮游動物有一部分磷下沉到水體沉積物中[38];通過出湖河道磷流出湖泊生態(tài)系統(tǒng).湖泊生態(tài)系統(tǒng)在一定時間內(nèi)處于相對平衡狀態(tài),即在一定時間內(nèi)湖泊生態(tài)系統(tǒng)中浮游植物、浮游動物、魚蝦等水生生物和環(huán)境之間,各種水生生物種群之間,通過能量流動、物質(zhì)循環(huán)和信息傳遞等,使它們相互之間相對適應(yīng)、相對協(xié)調(diào)和相對統(tǒng)一的狀態(tài).

圖3 以浮游植物為初級生產(chǎn)者的湖泊磷生物地球化學(xué)循環(huán)過程Fig.3 Phosphorus biogeochemical cycle in the phytoplankton dominated lake ecosystems

2.2.2 TP與葉綠素a之間的磷轉(zhuǎn)化率模型 如圖3顯示,湖泊水體TP向Chl-a轉(zhuǎn)化率受Chl-a現(xiàn)存量、浮游植物生長和死亡、消費者和分解者的影響.基于以上磷在湖泊水生態(tài)系統(tǒng)中循環(huán)過程和理論假設(shè),提出關(guān)于TP與Chl-a之間磷轉(zhuǎn)化率模型的幾點假設(shè):(1)在湖泊生態(tài)系統(tǒng)中 TP主要通過食物鏈進行傳遞;(2)湖泊生態(tài)系統(tǒng)中初級消費者浮游動物占絕對優(yōu)勢,其他生物的生物量忽略不計;(3)生態(tài)系統(tǒng)中越級捕食現(xiàn)象出現(xiàn)的頻率比較低,可以忽略不計;(4)各湖泊生態(tài)系統(tǒng)處于穩(wěn)態(tài),即在一定的時間范圍內(nèi)各個營養(yǎng)級的生長速率與死亡率基本相等,且在一段時間內(nèi) TP濃度相對穩(wěn)定.因此,湖泊生態(tài)系統(tǒng)中TP與Chl-a含量之間的轉(zhuǎn)化模型為:

式中: i=1,2,3,…n(消費者的數(shù)量).

式中,η為各營養(yǎng)級之間TP的傳遞效率.

當η趨于+ ∞時,式(6)可以轉(zhuǎn)化為

其中ΔChl-a (consumer1)/ Chl-a(present) = η,則式(7)可以轉(zhuǎn)化為:

磷最大轉(zhuǎn)化率Rmax為:

令r1= ∑ΔChl-a(consumeri)/Chl-a(present);

則Rmax=(1+r1)× k0(10)

TP向葉綠素a的轉(zhuǎn)化模型方程建立在浮游植物為初級生產(chǎn)者的磷生物地球化學(xué)循環(huán)過程的基礎(chǔ)上總結(jié)構(gòu)建的,假設(shè)1～3是基于浮游植物為初級生產(chǎn)者的磷生物地球化學(xué)循環(huán)的基礎(chǔ)上采用的一些邊界條件,假設(shè)4是建立在湖泊生態(tài)系統(tǒng)相對平衡的基礎(chǔ)上.

由于歷史數(shù)據(jù)的缺失,故選取調(diào)研湖泊中的9個代表湖泊計算TP向Chl-a的最大轉(zhuǎn)化率.可以看出,湖泊中TP向Chl-a的最大轉(zhuǎn)化率Rmax值與k0值之間不成嚴格的正比關(guān)系,k0值最小的博斯騰湖的Rmax值要明顯高于k0值相對較大的呼倫湖、松花湖和大伙房水庫(表 2).可見,Chl-a現(xiàn)存量與TP之間的斜率關(guān)系不能準確的反映出水體中的磷向初級生產(chǎn)者(Chl-a)轉(zhuǎn)化的實際情況.選取的 9個代表湖泊的 Rmax值變化范圍是0.029～0.459,其中,呼倫湖最小,滇池最大.這與各湖泊生態(tài)系統(tǒng)中磷素向初級生產(chǎn)者轉(zhuǎn)化的實際情況一致.現(xiàn)場調(diào)研顯示,2009年,呼倫湖TP含量為0.435mg/L,但該湖泊只在8月份爆發(fā)短期的藍藻水華,最高藻密度為3.14×108個/L.而同期處于東部湖區(qū)和云貴高原湖區(qū)的太湖和滇池長期暴發(fā)藍藻水華(尤其是滇池,常年暴發(fā)藍藻水華),且存在不同程度的藻堆積的現(xiàn)象.

表2 全國湖泊TP向Chl-a的最大轉(zhuǎn)化率Table 2 Rmax values of TP to Chl-a in different lakes of China

2.3 湖泊磷最大轉(zhuǎn)化率的區(qū)域差異性

由于不同湖泊所處的地理位置不同,所在地多年平均積溫(＞10℃)也不同,將調(diào)研的湖泊磷最大轉(zhuǎn)化率 Rmax與該地區(qū)多年平均積溫的關(guān)系進行曲線擬合,可以發(fā)現(xiàn)我國湖泊 TP向初級生產(chǎn)者 Chl-a轉(zhuǎn)化的最大轉(zhuǎn)化率隨積溫呈現(xiàn)非線性指數(shù)關(guān)系(圖 4),方程為 Rmax= 0.001024× e0.001024×Tem(P＜0.01).根據(jù)該方程計算得出西藏的納木錯湖(1000℃·d)和廣東湖泊(7000～8000℃·d)的Rmax值分別為0.0015,0.510,與實際值0.0018, 0.515之間的差異較小.這個模型適用范圍是我國積溫(＞10℃)在1000～7000℃·d之間的湖泊.由圖5可見,磷最大轉(zhuǎn)化率具有明顯的區(qū)域差異性,從而為我國湖泊的生態(tài)分區(qū)提供指標.

圖4 我國湖泊磷最大轉(zhuǎn)化率與積溫的關(guān)系Fig.4 The relationship between Rmax and accumulated temperature in China

由圖4可以看出,我國不同區(qū)域的湖泊生態(tài)系統(tǒng)對磷水平的響應(yīng)與多年平均積溫呈顯著的正相關(guān),由于 10℃是影響水生態(tài)系統(tǒng)中生物活性的一個溫度閾值,因此,存在一個積溫(＞10℃)閾值,其范圍為 3400～4730℃·d.當湖泊所在地的積溫小于3400℃·d時,生態(tài)系統(tǒng)葉綠素a對磷表現(xiàn)為慢響應(yīng),磷轉(zhuǎn)化率低,磷在生態(tài)系統(tǒng)中為慢速流動;積溫一旦超過 4730℃·d,湖泊磷轉(zhuǎn)化率快速上升,磷在生態(tài)系統(tǒng)中為快速流動.積溫較低的新疆和內(nèi)蒙古各湖泊磷的最大轉(zhuǎn)化率低,而積溫較高的江蘇和云南各湖泊磷的最大轉(zhuǎn)化率高,我國不同地區(qū)湖泊磷的最大轉(zhuǎn)化率呈現(xiàn)出明顯的區(qū)域化特征.

根據(jù)磷的最大轉(zhuǎn)化率特征,我國湖泊可分為3種類型:(1)慢速流動型湖泊:包括新疆的喀納斯湖、天池、烏倫古湖和博斯騰湖以及內(nèi)蒙古的呼倫湖;(2)中速流動型湖泊:東北三省的鏡泊湖、松花湖和大伙房水庫;(3)快速流動型湖泊:江蘇的駱馬湖、天崗湖、洪澤湖、白馬湖、寶應(yīng)湖、高郵湖、邵伯湖、玄武湖、石臼湖、固城湖和太湖,云南的瀘沽湖、程海、洱海、陽宗海、滇池、撫仙湖、星云湖、杞麓湖和異龍湖.相對于基于地理位置和統(tǒng)計分析等的分區(qū)方法[41-42],根據(jù)湖泊生態(tài)系統(tǒng)中磷流動特征的分區(qū)方法考慮了湖泊生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)組成、營養(yǎng)物磷和能量流動的特征,從湖泊生態(tài)系統(tǒng)角度研究湖泊生態(tài)系統(tǒng)的區(qū)域差異性,磷最大轉(zhuǎn)化率作為湖泊生態(tài)學(xué)指標,能有效進行湖泊生態(tài)分區(qū),從而為控制湖泊富營養(yǎng)化提供理論依據(jù).

圖5 中國湖泊Rmax分布Fig.5 The distribution of Rmax in China

3 結(jié)論

3.1 我國湖泊TP向葉綠素a轉(zhuǎn)化的磷最大轉(zhuǎn)化率方程為Rmax= k0/(1-η),該最大轉(zhuǎn)化率不僅跟初級生產(chǎn)者對磷利用能力有關(guān),而且跟磷在生態(tài)系統(tǒng)中不同營養(yǎng)級中傳遞效率有關(guān).

3.2 我國湖泊生態(tài)系統(tǒng)中磷最大轉(zhuǎn)化率與湖泊所在地多年平均積溫有關(guān),磷轉(zhuǎn)化率的積溫閾值范圍為3400～4730℃·d,當積溫小于3400℃·d時,湖泊生態(tài)系統(tǒng)中磷表現(xiàn)為慢速流動,當積溫大于4730℃·d時,湖泊生態(tài)系統(tǒng)中磷表現(xiàn)為快速流動.

3.3 我國湖泊生態(tài)系統(tǒng)中磷的最大轉(zhuǎn)化率呈現(xiàn)出明顯的區(qū)域差異性特征,積溫越高的區(qū)域湖泊生態(tài)系統(tǒng)中磷的最大轉(zhuǎn)化率越大.

[1] Smith J, Haney J. Foodweb transfer, accumulation, and depuration of microcystins, a cyanobacterial toxin, in pumpkinseed sunfish (Lepomis gibbosus) [J]. Toxicon., 2006, 48(5):580-589.

[2] Guo L. Doing battle with the green monster of Taihu Lake [J]. Science, 2007,317:1166.

[3] 張紅葉,蔡慶華,唐 濤,等.洱海流域湖泊生態(tài)系統(tǒng)健康綜合評價與比較 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2012,32(4):715-720.

[4] 謝 平.太湖藍藻的歷史發(fā)展與水華災(zāi)害[M].北京:科學(xué)出版社, 2008.

[5] Stone R. From remarkable rescue to restoration of lost habitat [J]. Science, 2008,322:184.

[6] Brookes J D, Carey C C. Resillence to Blooms [J]. Science, 2011,334:46-47.

[7] 霍守亮,席北斗,昝逢宇,等.不同生態(tài)分區(qū)參照湖泊篩選技術(shù)方法探討[C]//中國環(huán)境科學(xué)學(xué)會環(huán)境標準與基準專業(yè)委員會2011年學(xué)術(shù)研討會,南京, 2011.

[8] 金相燦,劉鴻亮,屠清瑛.中國湖泊富營養(yǎng)化 [M]. 北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社, 1990.

[9] 王煥煥,馮新龍,阿布都熱西提.水污染的二維數(shù)學(xué)模型的數(shù)值計算 [J]. 吉林大學(xué)自然科學(xué)學(xué)報, 2001,(2):19-24.

[10] Havens K E, Fukushima T, Xie P, et al. Nutrient dynamics and the eutrophication of shallow lakes Kasumigaru (Japan), Donghu (PR China), and Okeechobee (USA) [J]. Environmental Pollution, 2001,111(2):263-272.

[11] Reed-Andersen T, Carpenter S R, Lathrop R C. Phosphorus flow in a watershed-lake ecosystem [J]. Ecosystems, 2000,3(6):561-573.

[12] Brett M T, Benjamin M M. A review and reassessment of lake phosphorus retention and the nutrient loading concept [J]. Freshwater Biology, 2008,53:194-211.

[13] 李立人,王學(xué)冬.烏倫古湖水質(zhì)現(xiàn)狀及污染防治對策[J]. 干旱環(huán)境監(jiān)測,2003,17(2):102-106.

[14] 董 攸,江 敏,劉其根,等.烏倫古湖水質(zhì)及富營養(yǎng)化水平調(diào)查[J]. 上海水產(chǎn)大學(xué)學(xué)報, 2008,17(5):564-569.

[15] 謝立新.烏倫古湖泊水位及水質(zhì)變化原因分析 [J]. 水資源與水工程學(xué)報, 2009,20(2):148-150.

[16] 蘭文輝,劉建平.博斯騰湖水質(zhì)變化分析與對策研究 [J]. 重慶環(huán)境科學(xué), 2002,24(4):86-88.

[17] 徐海量,陳亞寧,李衛(wèi)紅.博斯騰湖湖水污染現(xiàn)狀分析 [J]. 干旱區(qū)資源與環(huán)境, 2003,17(3):95-97.

[18] 張曉芳,譚 蕪.新疆博斯騰湖水生態(tài)演變分析 [J]. 地下水, 2010,32(4):188-189.

[19] 韓向紅,楊 持.呼倫湖自凈功能及其在區(qū)域環(huán)境保護中的作用分析 [J]. 自然資源學(xué)報, 2002,17(6):684-690.

[20] 李志剛,張志波,姜鳳元,等.呼倫湖志(續(xù)志二) [M]. 海拉爾:內(nèi)蒙古文化出版社, 2008.

[21] 岳彩英,趙衛(wèi)東,李明娜,等.達賚湖水質(zhì)狀況及影響因素分析[J]. 內(nèi)蒙古環(huán)境科學(xué), 2008,20(2):7-9.

[22] 張新剛,冷雪蓮,于洪賢.鏡泊湖水環(huán)境質(zhì)量綜合評價及保護對策探討 [J]. 水利漁業(yè), 2007,27(4):72-74.

[23] 施云芬,劉月華,李英贊. 2001～2005年松花湖水質(zhì)評價 [J]. 水生態(tài)雜志, 2009,2(1):11-15.

[24] 史玉強,李樹瑩,崔雙發(fā),等.遼寧大伙房水庫水質(zhì)及水生生物群落結(jié)構(gòu)研究 [J]. 大連水產(chǎn)學(xué)院學(xué)報, 2003,18(1):23-28.

[25] 宋世偉,史玉強.遼寧大伙房水庫水質(zhì)變化趨勢研究 [J]. 遼寧城鄉(xiāng)環(huán)境科技, 2006,26(1):36-38.

[26] 賀 斌,金永民,褚 龍.遼寧大伙房水庫水質(zhì)評價 [J]. 北方環(huán)境, 2010,22(2):38-40.

[27] 姜 波,趙秀蘭.駱馬湖富營養(yǎng)化調(diào)查 [J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)(增刊), 2003,26(6):42-44,81.

[28] 宋友坤,袁 忠,陸 江.駱馬湖富營養(yǎng)化和生態(tài)狀況調(diào)查與評價 [J]. 污染防治技術(shù), 2006,19(2):50-53.

[29] 馮冰冰,王國祥,楊文斌.南京玄武湖污染源調(diào)查與分析 [J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2007,35(28):8963-8964,8973.

[30] 周建偉,王寶玉,張 綺,等.固城湖、石臼湖水質(zhì)及其不穩(wěn)定研究[J]. 污染防治技術(shù), 1996,9(1/2):83-85.

[31] 毛春梅,張文錦.固城湖富營養(yǎng)化評價及防治對策 [J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2007,35(28):9005-9006,9030.

[32] 師莉莉,楊曉紅.滇中三大湖泊氮、磷水質(zhì)變化趨勢研究 [J]. 環(huán)境科學(xué)導(dǎo)刊(增刊), 2007,26:67-69.

[33] Zhu G W, Qin B Q, Gao G, et al. Effects of hydrodynamics on phosphorus concentrations in water of Lake Taihu, a large, shallow, eutrophic lake of China [J]. Hydrobiologia, 2007,581: 53-61.

[34] Apha Awwa Wpcf. Standard methods for the examination of water and waste water [M]. 19th ed. Washington DC: American Public Health Association, 1995.

[35] Carlson R E. A trophic state index for lakes [J]. Limnology and Oceanography,22(2):361-369.

[36] 趙慧穎,李成才,趙恒和,等.呼倫湖濕地氣候變化及其對水環(huán)境的影響 [J]. 冰川凍土, 2007,29(5):795-801.

[37] Xu H, Yang L Z, Zhao G M, et al. Anthropogenic impact on surface water quality in Taihu Lake region, China [J]. Pedosphere, 2009,19(6):765-778.

[38] Xu F L, J?rgensen S E, Tao S, et al. Modeling the effects of ecological engineering on ecosystem health of a shallow eutrophic Chinese lake (Lake Chao) [J]. Ecological Modelling, 1999,117:239-260.

[39] Chuai X M, Ding W, Chen X F, et al. Phosphorus release from cyanobacterial blooms in Meiliang Bay of Lake Taihu, China [J]. Ecological Engineering, 2011,37(6):842-849.

[40] 胡志新,胡維平,谷孝鴻,等.太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)健康評價 [J]. 湖泊科學(xué), 2005,17(3):256-262.

[41] 李偉峰,毛勁喬.基于地理分區(qū)及神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)的湖泊水庫富營養(yǎng)化研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2011,32(11):3200-3206.

[42] 高如泰,姜甜甜,席北斗,等.湖北省湖泊營養(yǎng)物生態(tài)分區(qū)技術(shù)方法研究 [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2011,24(1):43-49.

The regional differences of phosphorus transfer rate in some lakes of China.

CHUAI Xiao-ming1,2, YANG Liu-yan1*, CHEN Xiao-feng1, HU Zhi-xin1, LIU Tao1(1.State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, School of the Environment, Nanjing University, Nanjing 210046, China；2.Emergency Management School, Henan Polytechnic University, Jiaozuo 454003, China). China Environmental Science, 2012,32(11)：2075～2082

Lake ecological division does benefits to controlling eutrophication, and nutrient flow characteristic is an essential index to lake ecological division. The phosphorus maximum transfer rate, an index that characterizing nutrient flow in lake ecosystem, was calculated in China by linear regression and model analysis. The results showed that the maximum transfer rate (from TP to Chl-a) could be modeled as Rmax= k0/(1-η)(Rmax,k0and η represent the capacity of transforming TP into the actual primary productivity (Chl-a), the slope of linear regression betweenTP and Chl-a contents of the 28 lakes in multiyear, and the phosphorus transfer rate, respectively). The phosphorus flow characteristics in China was significantly correlated with accumulated temperature and could be judged through an accumulated temperature threshold from 3400℃·d to 4730℃·d, which indicated obvious regionalization characteristics for phosphorus flow rates in China.

lake；ecological division；phosphorus；the transfer rate；threshold

2012-03-21

國家水專項(2009ZX07106-001-002);河南理工大學(xué)博士基金項目(B2012-008)

* 責任作者, 教授, yangly@nju.edu.cn

X171

A

1000-6923(2012)11-2075-08

揣小明(1982-),男,河北唐山人,講師,博士,主要從事湖泊生態(tài)學(xué)、營養(yǎng)物基準與標準和環(huán)境應(yīng)急管理方面研究.發(fā)表論文20余篇.