氮在環境介質中的遷移轉化研究進展

陽立平,曾凡棠,黃海明,熊蕾,禹琪,汪中洋

(1.環境保護部華南環境科學研究所,廣東廣州510655;2中國科學院廣州地球化學研究所,廣東廣州510640; 3.燕山大學環境與化學工程學院,河北秦皇島066004;4吉首大學生物資源與環境工程學院,湖南吉首416000)

氮在環境介質中的遷移轉化研究進展

陽立平1,2,曾凡棠1,黃海明3,熊蕾4,禹琪1,汪中洋1

(1.環境保護部華南環境科學研究所,廣東廣州510655;2中國科學院廣州地球化學研究所,廣東廣州510640; 3.燕山大學環境與化學工程學院,河北秦皇島066004;4吉首大學生物資源與環境工程學院,湖南吉首416000)

介紹氮在環境介質中的各種形態分布及相互之間的轉化,概述氮轉化的途徑及機理,綜合分析氮遷移轉化的影響因素,歸納研究氮遷移轉化機理的模型,提出氮污染物的控制措施以及今后的研究重點。

氮；環境介質；遷移轉化；污染控制；綜述

水體富營養化是一個全球性的環境問題[1],也是當前我國水體面臨的最為突出的環境問題之一。在外源負荷得到有效控制的同時,對內源負荷的控制也越來越引起人們的重視。內源主要指蓄積于水體中的沉積物或底泥中的氮磷。在一定的環境條件下,沉積物或底泥中蘊藏的營養鹽可以向上覆水體釋放[2],釋放能力的大小主要取決于水體沉積物及其上覆水體的物理化學和生物特性的改變。在水體底泥營養鹽釋放風險的研究中,沉積物的物理和化學的特性(包括其含量和地球化學形態)是影響沉積物中氮磷營養要素遷移、轉化以及生態效應的重要參數[3]。本文主要對氮在環境介質中的分布、轉化及影響因素的研究做一歸納總結,并提出氮污染的控制措施。

1 氮的形態分布

1.1 沉積物中氮的形態

沉積物中氮的化學形態包括有機態和無機態及其細分態(NH3-N、-N、N)。在NH3-N和N同時存在的情況下,NH3-N被浮游植物優先吸收[3],其次才吸收NO-3-N,因此,NH3-N濃度水平直接決定著浮游生物的生長狀況,進而成為水體富營養化產生各種危害的關鍵因素。掌握水體中氮的不同形態的濃度水平,對于有效預防富營養化發生的意義重大。此外,可以根據沉積物中NH3-N和NO-3-N濃度的對比分析,來判斷沉積物的氧化還原狀態。沉積物的還原程度高,反硝化作用和氨化作用就強烈,沉積物中NH3-N的濃度就相對較高[4]。

1.2 氮的垂直分布及各形態間的分配關系

全球大多數海洋地球化學家普遍認為,氮在水體中的濃度和分布特征直接決定著水體的初級生產力,并進一步影響整個水生生態系統。為了更好地掌握氮的地球化學循環規律,有必要對它們在沉積物中的分布特征和各形態間濃度分配的關系進行研究。

無機氮的濃度在沉積物表層一般都隨著深度的增加而增大,在次表層則一般趨于穩定或變化較小,而有機氮的垂直分布情況正好相反,并且隨著深度的增加,這種對應的分布性更趨明顯。大亞灣沉積物中氮等營養鹽的分布[5]、芬蘭海灣東部沉積物中營養鹽的分布狀況[6]都大致符合這一規律。這主要是由于微生物大多在沉積物的表層生存,表層中有機態的氮濃度會隨著深度的加深而減小。在次表層以下,由于沉積作用和微生物數量減少等原因,有機態的氮濃度往往保持穩定,變化不大[7]。

沉積物中無機氮的主要形式是NH3-N,其次是和N。我國大亞灣沉積物中的NH3-N達到無機氮的96%[8]。沉積物中氮的形態分布主要與沉積物中生物作用大小、氧化還原狀況及水動力狀況等多種因素有關。

2 氮遷移轉化的途徑

氮在單一水體、土壤、沉積物或底泥中,或者在它們的界面上,通過各種途徑發生轉化。氮轉化的途徑和形式比較復雜,下面對幾種典型環境體系中氮的轉化途徑做一介紹。

2.1 高效藻類塘中NH3-N的轉化途徑

高效藻類塘水體中NH3-N轉化的主要途徑包括：①硝化和反硝化作用。②NH3-N揮發。污水中的NH3-N主要以-N和NH3形式存在,其濃度一般保持一定的平衡,但若加以攪拌、曝氣等,水中的NH3將向大氣轉移。pH值和水溫是影響NH3-N揮發的首要因素,風速、水質和混合狀態等則會影響傳質速率。③藻類同化吸收。藻類生長優先使用NH3-N,這是由于-N還原成NH3-N后藻類才能同化利用,這個過程需硝酸鹽還原酶參與,并消耗較多能量。藻類利用NH3-N合成細胞的過程實際上是NH3-N轉化為顆粒有機氮的過程。④NH3-N沉淀。水體或底泥中正磷酸鹽和NH3-N可以生成沉淀物如CaNH4PO4和MgNH4PO4。MgNH4PO4為堿式鹽,在酸性條件下易溶解。在MgNH4PO4的沉淀中,理想投加比是Mg∶P∶N=1.3∶1∶1。鈣濃度不是NH3-N沉淀反應的控制因素,沉淀反應的限制因素是pH。正磷酸鹽和NH3-N生成的沉淀物屬堿式鹽,pH=8是NH3-N與正磷酸鹽形成沉淀的pH臨界值,即當pH＞8時,NH3-N與正磷酸鹽形成沉淀;而當pH＜8時,沉淀便發生解析。

一般來說,硝化作用是NH3-N轉化的最主要途徑,占NH3-N總轉化量的50%以上;其次為藻類同化吸收及其他途徑。NH3-N揮發在夏季最為明顯,但揮發對去除NH3-N的貢獻有限。

2.2 溝渠中氮的轉化途徑

溝渠中氮的轉化主要有3個方面：不同物理化學狀態下NH3-N的轉化和平衡;土壤中NH3-N的揮發、淋溶和反硝化作用;有機態氮的礦化、硝化,無機氮的生物固定、硝化和氨化作用等。TN的吸附性差,具有易溶性,使得通過滲濾流失的數量占輸出負荷的79%。在特定條件下,降雨徑流對氮的輸出具有重要影響作用。土壤滲漏是N向溝渠快速遷移的重要途徑,在暴雨期,地表徑流中-N占輸出主導地位。在溝渠中,大約44%左右的TN以溶解性有機氮存在,大約15%的TN以顆粒態存在。

2.3 沉積物-水體界面的氮遷移與轉化

沉積物-水體界面的0～2 cm處是沉積物與水體之間氮等營養成分循環的一個主要場所[9]。沉積物與水體中氮的吸附與釋放存在一定的關系,氮、磷之間的轉化也不是孤立的,也存在一定的關系[10]。

氮在湖泊沉積物-水體界面的遷移和交換是一個復雜的生物化學過程,硝化和反硝化作用是沉積物-水界面氮遷移和交換的主要形式[11]。水土界面的硝化和反硝化反應是垂向分層進行的,硝化和反硝化反應只在沉積物頂部厚度僅幾厘米的薄層內發生[12]。在富氧條件下,沉積物中的有機氮化物經礦化作用,生成等無機離子,擴散進入上覆水體中,提高了水體氮濃度和營養水平;而上覆水中的也能反向擴散進入沉積物的厭氧層中,經反硝化還原成N2O,N2等散逸進入大氣。這種脫氮過程是清除水體氮負荷的最徹底的、唯一的有效機制,通過反硝化作用去除的內源氮負荷,可達外源性氮輸入總量的一半以上[13]。反硝化強度與水土界面微環境有關。沉積物對水體中的等呈負釋放性能,即降低上覆水體的濃度[11]。當水體中濃度增加時,沉積物厭氧層的反硝化作用加劇,較多的進入沉積物厭氧層,水體中濃度下降;而當上覆水中濃度變低時,沉積物厭氧層的反硝化作用減緩,上覆水中的擴散進入沉積物的數量減少,從而對水體生態系統營養水平起到調節作用。

2.4 土壤中氮素的轉化

氮素在土壤中的轉化可歸納為以下3個方面：一是存在于不同物理化學狀態下氨的轉換和平衡,是黏土礦物表面固定態氨和液相氨之間的轉換;二是土壤中氮素的損失,由氨的揮發、淋洗、反硝化作用形成的氣態氮的散發所造成;三是有機態氮的礦化、硝化,無機態氮的生物固定、硝化,有機含氮化合物的氨化作用,等等,其中以硝化作用為主[14]。

土壤中的黏粒含量對氮素轉化有比較重要的影響：土壤中黏粒含量增高,土壤對的吸附性增加,減少了氮的淋溶遷移損失,有利于氮肥的有效使用;另一方面,隨著土壤中黏粒含量的增高,水-土系統的厭氧程度提高,有利于反硝化作用的進行。因此,防止地下水污染的有效方法是保持一定厚度的厭氧層,增加反硝化作用過程,以去除對地下水的污染。

3 氮遷移轉化的影響因素

處于水體、沉積物、土壤等環境介質中的氮在不斷的遷移與轉化當中,諸多的因素影響氮元素在環境介質中的總量與形態,這些因素共同作用使得氮在環境介質中的轉化受到多種因素的交叉影響。

3.1 DO

DO作為水體的一個重要指標,一般認為,無論DO水平如何,底泥中的氮都會向上覆水體釋放。但在不同DO水平下,不同氮化合物形態呈現出不同的變化規律。厭氧條件下,沉積物向上覆水釋放大量的-N[15]。當DO處于其他條件,體系處于弱氧化狀態,硝化反應占主導地位,上覆水和沉積物氧化層中的-N易被硝化細菌氧化為N和-N,導致水體中NH3-N呈下降趨勢。硝化反應在使-N質量濃度下降的同時,也可造成-N質量濃度的增加[16]。

光照通過對水中微生物和藻類的固氮和光合作用產生影響,進而影響水中-N的濃度和反硝化作用。相比于黑暗條件,光照條件下的水中N累積濃度高,表現出TN上升趨勢[17]。光照作為水生植物生長和分布最重要的限制因子之一,不同的光照強度和光照時間,將影響水生植物的光合作用,從而對水體中氮素的形態分布產生影響。

溫度可通過直接影響微生物酶的活性來影響氮素不同形態的分布。在一定溫度范圍內,溫度越高,氮元素的轉化速率越大。研究[18-19]發現,溫度高的地方硝化-反硝化速率高,溫度低的地方則反之。硝化過程是在O2和微生物參與下的放能過程,所以散熱有利于硝化。脫硝化過程為吸熱反應,較高溫度可促進脫氮作用。

3.3 pH值

王新為等[20]研究表明：在適宜的溫度下,較高的pH值可使硝化細菌的代時縮短,提高生長繁殖速度。亞硝酸細菌對環境堿性物質的需求較大,pH值升高有利于提高亞硝酸細菌氧化NH3-N的速度。隨著硝化反應的進行,pH值會很快下降,一旦pH值超出其適應范圍,硝化細菌活性便急劇下降。雖然固定化微生物的pH值適應范圍較活性污泥寬,但在堿度不足的情況下,硝化速度會受到嚴重影響,因此,要改變水體中氮素不同形態的分布。硝化反應適宜的pH值范圍為7.0～8.5[21]。

李緒謙等[22]研究表明,pH值對黏土層去除-N污染有一定影響,在pH值較高的情況下,與-N吸附競爭較強的H+較少,有利于-N的去除。但當pH值降低時,游離的H+增加,被吸附在土層中的N將會因N解吸再次返回地下水中,形成二次污染源。

3.4 擾動

擾動包括自然擾動(風浪)、人類因素(船舶的航行或漁獵、養殖等)擾動以及生物擾動。對淺水湖泊來說,擾動是影響上覆水與沉積物之間氮的行為的重要因素。錢嫦萍等[23]對比靜置和通過振動使沉積物發生再懸浮時氮的交換行為,發現在沉積物不斷發生再懸浮的過程中,水體中三態氮(即N、-N和N)的質量濃度明顯增加。其中-N變化最為顯著,升高的質量濃度值達11.869μmol/L,-N的質量濃度則增長2.171 3 μmol/L,N的釋放約為0.2μmol/L。同時再懸浮作用對沉積物-水界面三態氮的環境地球化學行為也有一定的影響。與靜置狀態相比,N和N表現出與靜置狀態截然相反的變化規律。-N受多種因素的影響,變化比較復雜,初期與靜置狀態相反,而后期則與靜置狀態表現一致。再懸浮顆粒物的濃度也是制約沉積物-水界面三態氮變化的主要因子之一。

“人無遠慮，必有近憂。”這句話可以理解為今天面臨憂患，是因為之前沒有深思熟慮，沒有警惕將來可能發生的禍患。安全來自警惕，如果對將來多做一些思考，時時戒備，就有可能避免禍患了。

3.5 生物

在氮的遷移轉化過程中,微生物起到至關重要的作用。礦化作用、硝化作用和反硝化作用都離不開微生物的活動。在硝化過程中,亞硝化細菌的作用首先主導向的轉化,產生后,又在硝化細菌作用下轉化為在反硝化過程中,土壤中的化能異養型反硝化細菌在通氣不良、缺少氧氣的條件下,把水體、沉積物、土壤和植被中的氮轉化成氣態氮,歸還到大氣中。這去除水環境中氮素的最好手段。

水體中的沉水植物能夠有效去除水體中N、P營養鹽,改善水質。沉水植物如微齒眼子菜和金魚藻,在TN水平恒定的情況下,對水環境中的有機氮化合物具有明顯的降解作用,而穗狀狐尾藻在生命活動過程需要向水環境釋放大量的無機氮化合物,因此使水環境中TN水平顯著提高[24]。總的來說,就水環境中氮元素而言,各自分布水域內的TN水平與無植物水域差異并不顯著,但各態無機化合物氮的變化卻較為明顯,且變化趨勢各異。

3.6 沉積物性質

沉積物的粒度是控制沉積物中污染物分布的主要因素之一,也是影響氮素生物地球化學循環的一個關鍵因素[25]。沉積物粒度的大小與水動力強度相適應,間接影響其所攜載污染物的最終歸宿[26]。沉積物細顆粒部分對氮循環的可能貢獻占絕對的主體,是粗顆粒部分的幾倍到幾十倍[27]。不同粒度的沉積物對氮的富集程度不一樣,參與循環的氮的比例也不同。隨著沉積物粒級由粗到細,總可轉化態氮以及各形態可轉化態氮含量均呈逐漸增加趨勢[28]。可交換態氮含量受到沉積物有機質含量和粒度的影響,其在細軟的黏土質軟泥和粉砂質黏土軟泥中的含量要高于較粗粉砂質地沉積物[29]。

不同粒級沉積物對NH3-N的吸附量大小順序為：黏粒＞粉粒＞細砂＞粗砂,不同粒級沉積物的NH3-N解吸比例大小順序為：粗砂＞細砂＞粉粒＞黏粒。沉積物對NH3-N的比表面積標化吸附分配系數與松結態腐殖質相關性最大,比表面積標化飽和吸附量與穩結態腐殖質相關性最大,其次與緊結態腐殖質相關。黏粒和粉粒級沉積物的腐殖質含量遠遠高于粗沙,在穩結態和緊結態腐殖質所形成的團聚體結構中存在的孔隙填充方式NH3-N吸附,是導致黏粒和粉粒級沉積物飽和吸附量較大、解吸比例較低的根本原因。黏粒級和粉粒級沉積物所吸附的NH3-N是氮素循環的重要組成部分[30]。

沉積物對NH3-N的吸附系數與沉積物中的總有機碳(TOC)含量有良好的相關關系[31],有機質或有機-無機復合體控制著沉積物對NH3-N的吸附行為[32]。經過氧化氫去除有機質的沉積物對NH3-N的吸附能力大大降低[33]。表層沉積物中NH+4-N的釋放量隨著水土質量比的增加而增加,水土質量比越大,越有利于沉積物中NH+4-N的釋放[34]。

3.7 土地利用方式

3.8 降雨

人工降雨模擬實驗研究表明,氮(TN、水溶性TN)的輸出速率與降雨徑流過程呈遞減變化。總氮與徑流量對地表的侵蝕能力呈正相關,其濃度的遞減規律呈拋物線形,并隨降雨強度的增大而增大。研究發現,在單次降雨-徑流過程中,各種形態氮的污染物濃度在降雨產流初期較高,隨降雨持續時間延長而略有下降。可溶性污染物濃度變化幅度較小,在整個降雨-徑流過程中呈較平緩的波浪式變化。

3.9 施肥及耕作方式

土壤對氮肥有一個最佳吸收量,當使用量超過最大吸收量時就會在土壤中富集形成污染。研究發現,土壤中氮素的利用效率與土壤使用的深度和方式具有密切關系,氮素利用效率越高,養分流失的潛力越小。一般為：“平施+表施(1～2 cm)”＞“聚施+底施(45 cm)”＞“聚施+中施(25 cm)”＞“聚施+表施”。化肥使用方式,如固態、液態施肥對養分的流失影響較大。固態施肥的土壤中有效氮將比液態方式持續更長的時間。液態施肥可迅速為農作物生長提供有效養分,但持續的時間相對較短,農作物生長后期將會缺乏養分。施肥后氮素在水稻田中的流失情形更加復雜。研究表明,無機氮肥是稻田水中總氮的主要來源。

由于我國南北氣候存在差異,作物的種類和耕種方式也不同,這些因素都會影響到土壤氮素的流失。不同耕作方式下土壤氮素流失總量差異顯著,以順坡農作方式最高,其次為水平草帶和水平溝農作方式,再次為等高農作和休閑處理農作方式,最低的為等高土埂農作方式。水平草帶農作、水平溝農作、等高農作、休閑處理農作和等高土埂農作等農作方式分別能減少土壤氮素流失總量的43.46%、46.55%、71.36%、77.05%和87.92%,主要原因是這些農作方式能有效減少泥沙和徑流流失量,隨徑流流失和泥沙流失的氮素也相應地減少。

4 氮遷移轉化的模型及定量研究

非點源污染在近30年受到了廣泛關注,非點源污染模型是其中的主要研究領域之一[35]。非點源污染模型通過對整個流域系統及其內部發生的復雜污染過程進行定量描述,幫助分析非點源污染產生的時間和空間特征,識別非點源污染主要來源和遷移路徑,預報污染的產生負荷及其對水體的影響,并評估土地利用變化以及不同的管理措施與技術措施對非點源污染負荷和水質的影響,旨在為流域規劃和管理提供決策依據。

自20世紀70年代中后期以來,隨著對非點源污染物理化學過程研究的深入和對非點源污染過程的廣泛監測,機理模型逐漸成為非點源模型開發的主要方向。著名的機理模型有模擬城市暴雨徑流污染的SWMM,STORM,模擬農業污染的ARM,以及流域模型ANSWERS和HSP等。美國農業部農業研究所開發的GREAMS模型奠定了非點源模型發展的里程碑,該模型首次對非點源污染的水文、侵蝕和污染物遷移過程進行了系統綜合。

20世紀90年代后期,隨著計算機技術的飛速發展和3S技術在流域研究中的廣泛應用,一些功能強大的超大型流域模型被開發出來,這些模型已不再是單純的數學運算程序,而是集空間信息處理、數據庫技術、數學計算、可視化表達等功能于一體的大型專業軟件。其中比較著名的有美國國家環保局開發的BASINS和美國農業部農業研究所開發的AGNPS 98等。

降雨徑流過程、水文過程、侵蝕過程和污染物的遷移轉化過程是決定非點源污染特征的主要過程,因此,非點源模型通常由水文子模型、土壤侵蝕子模型和污染物遷移轉化子模型構成。

4.1 水文子模型

水的運動為污染物提供了遷移的介質和能量,因此水文路徑也是污染物遷移的路徑,對其描述的合理性和準確性直接影響非點源污染模型的模擬結果。早期的非點源水文模型多以模擬地表徑流為主,對側向壤中流則考慮的不多。典型的模型包括GREAMS、CNPS、ANSWERS和早期的AGNPS模型,它們都采用美國農業部水土保持局開發的SCS水文模型來計算暴雨徑流。后來的SWRRB和EPIC模型增加了對側向壤中流的模擬,SWAT模型更增加了對淺層地下水的模擬。美國EPA組織開發HSPF模型,采用斯坦福流域水文模型,涉及十余個水文過程。但采用如此復雜的水文模型建立非點源模型的并不多見。

4.2 土壤侵蝕子模型

非點源模型中土壤侵蝕的主要過程是指降雨侵蝕。目前,很多非點源污染模型采用通用土壤流失方程及其改進形式作為侵蝕子模型。該模型是一個考慮了降雨侵蝕力因子、土壤可蝕性因子、地形因子、作物管理因子及土壤侵蝕控制措施因子等5個因素的統計模型。相反,CREAMS、ANSWERS和HSPF等模型則采用了更具機理性的侵蝕模型,侵蝕過程被分為雨滴濺蝕、徑流沖蝕和徑流運移等若干個子過程,并分別進行模擬。20世紀80年代后期,美國USDA開發了新一代機理型的土壤侵蝕模型——WEPP。該模型對影響土壤侵蝕的氣象、水文和水力學條件以及土壤侵蝕的機械過程等進行了全面模擬,使其各步演算都具有明確的物理意義,從而為提高模型精度創造了必要的條件。盡管對輸入數據的大量需求影響了目前該模型的廣泛應用,但是隨著空間地理信息技術的飛速發展,數據將不再是模型應用的障礙。

4.3 污染物遷移模型

污染物的遷移過程不僅與水文條件和侵蝕條件有關,還與污染物在土壤中的物理形態、化學形態以及分布等密切相關。而污染物各物理形態、化學形態之間的轉化以及在土壤中的分布的變化過程是十分復雜的,這給非點源污染模型提出了十分棘手而又極富挑戰性的課題。非點源模型對污染物遷移的模擬可分為2類,一類是不考慮污染物的平衡過程,認為污染物在土壤中的含量是恒定的,典型的有早期的AGNPS模型和CNPS模型等,這類模型往往只將污染物根據物理形態劃分為溶解性和非溶解性2種,根據土壤侵蝕量和暴雨徑流量來計算這2種形態污染物的負荷。另一類是考慮污染物平衡過程,即土壤中污染物的狀態和含量是受到各種過程影響的,如GRSAMS模型在對氮的模擬中,考慮了地表徑流流失、入滲淋失、化肥輸入等物理過程,有機氮礦化、反硝化等化學過程以及作物吸收等生物過程的影響,氮除了具有溶解和非溶解2種物理狀態外,還分為有機氮、作物氮和硝酸鹽氮3種化學狀態。EPIC和SWRRB模型中則增加了氮的生物固定、無機氮向有機氮的轉化以及溶解性氮隨側向壤中流遷移等過程。有機氮又被劃分為活潑有機氮和惰性有機氮2種狀態。SWAT模型在EPIC模型的基礎上又增加了對NH3-N揮發過程的模擬。而HSPF模型對氮平衡的模擬更為復雜,有機氮也被劃分為溶解性和非溶解性2種,并且通過吸附與解吸過程相互轉化。

5 氮污染控制措施

水體中氮富營養化的治理措施主要包括外源性污染控制和內源性營養本底情況及其演化歷史的重建。在面源等外源性污染負荷逐漸得到控制的前提下,應將治理重點放在內源性污染的控制和治理上。

氮素的垂直遷移是造成地下水源污染的重要根源[36-39],因此,對土壤溶質的下滲過程的研究,成為目前農業非點源污染研究中的又一熱點[40]。國際上始終重視對各種生化抑制劑的研究,以期通過抑制土壤微生物及其酶的活性,調控土壤氮素遷移轉化形態,達到減少氮素對水環境的污染,提高氮素利用率的目的。

目前內源負荷控制方法主要有底泥疏浚、引水清污、深層水的排放等物理化學方法,以及生態修復等[2]。利用水生植物進行生態修復,凈化效果良好,經濟效益好,能耗低,簡單易行,有利于重建和修復良好的水生生態系統,正日益受到人們的關注[42-43]。

6 問題與展望

自20世紀80年代以來,沉積物的氮釋放及其對水環境的影響日益受到關注,至今仍然是研究的熱點[44]。我國20世紀80年代后期開始從事這方面的研究工作,開展了沉積物中的氮向水體的釋放速率的實驗室模擬研究,并研究影響沉積物中營養鹽釋放的環境因子,如,水中DO、pH、氧化還原電位、溫度、生物及水體的擾動等,但因實驗方法和湖泊環境的差異,所獲結論有時有較大差異,而且對環境因素的影響機制尚不完全清楚。而如何定量地研究湖泊特別是淺水湖泊中沉積物水界面的交換乃至內源負荷的文獻不多見。國外采用最多的方法是水下原位模擬法,不僅可以測定湖泊或者海洋沉積物中營養物質和重金屬的釋放速率,而且還利用該模擬法來測定沉積物中的硝化和反硝化速率、溶解氧的通量等[45]。但還未見到我國采用此方法估算內源負荷的研究報道。

根據研究現狀,為提高富營養化治理成效,保護水環境,筆者認為今后的研究工作應重點放在：①建立定量研究內源氮轉換與污染負荷評價的模型;②定量研究湖泊特別是淺水湖泊中沉積物水界面的氮交換與內源負荷;③探討沉積物中氮釋放與藻類生長的相互作用及機制;④預測在點源和面源污染被控制的條件下,沉積物中氮釋放對水環境質量的影響。

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Advances in research ofm igration and transformation of nitrogen in environmentalmedia

YANG Liping1,2,ZENG Fantang1,HUANG Haim ing3,XIONG Lei4,YU Qi1,WANG Zhongyang1
(1.South China Institute of Environmental Sciences,Ministry ofEnvironmental Protection, Guangzhou 510655,China; 2.Guangzhou Institute ofGeochemistry,Chinese Academy ofSciences,Guangzhou 510640,China; 3.College of Environmental and Chemical Engineering,Yanshan University,Qinhuangdao 066004,China; 4.College ofBiology and Environmental Sciences,Jishou University,Jishou 416000,China)

In this paper,distribution of nitrogen species in the environmentalmedia and the transformation between the different species are described.The pathway and mechanism of transformation of nitrogen are summarized.The factors influencing the transformation and migration of nitrogen are comprehensively analyzed.Models ofmigration and transformation of nitrogen are summarized.Measures for nitrogen pollution control are put forward and future research focuses are proposed.

nitrogen;environmentalmedia;migration and transformation;pollution control;review

X132

A

1004 6933(2014)05 0001 08

2013 12 09編輯：彭桃英)

D OI：10.3969/j.issn.1004 6933.2014.05.001

中央級公益性科研院所基本科研業務專項(PM-ZX021-201211-093);秦皇島市科技支撐項目(201302A226)

陽立平(1975—),男,博士,研究方向為水污染控制。E-mail：oy5086@163.com

曾凡棠,研究員。E-mail：zengfantang@scies.org