内容十三章翻译

对比与湖泊系统中许多形态的磷，无机磷最重要的的形态是正磷酸盐（PO4对比与湖泊系统中许多形态的磷，无机磷最重要的的形态是正磷酸盐（PO4--1938（1苷酸磷，例如用语呼吸的生物化学作用和（ATP中的磷，溶解态磷包括（1）（2）来自于清洁剂的多磷酸盐（3）胶体或者吸附胶体吸附的磷（4）1972（a）大部分关于淡水中磷的数据通常指的是总磷和无机可溶性磷（正磷酸盐详细的研究中，四个大致的部分已经被认同了（哈钦森可操作组是类似的（a（2）来自于清洁剂的多磷酸盐（3）胶体或者吸附胶体吸附的磷（4）1972（a）大部分关于淡水中磷的数据通常指的是总磷和无机可溶性磷（正磷酸盐详细的研究中，四个大致的部分已经被认同了（哈钦森可操作组是类似的（a可溶的磷酸盐磷（b（c）有机可溶和胶体态磷（d）湖的超过200mg/L-1.。大部分未被污染的地表水的总磷溶度在10到50µg/L-1低地的来自沉积岩矿床的水有所增加。湖泊中含有丰富的有机质如沼泽和沼泽湖，表格13-1在夏季变温层中碱度的改变5-0.6-10-30-论文（44Whatman）过滤（0.5µm证明了几个准则，总磷量一般与湖泊生产力的增加（表格13-有机物溶解度悬浮颗粒总有机物论文（44Whatman）过滤（0.5µm证明了几个准则，总磷量一般与湖泊生产力的增加（表格13-有机物溶解度悬浮颗粒总有机物威斯康星州北部(Juday和密歇根湖Linsley池塘，康涅狄格州安大略湖多数自然水域中离子磷酸盐占总磷的少于5%。(e.g.,Tarupchak.etal1982;Prepas和Rigler,1982)。dMorgan,1081)。相对浓度，pH盐会对金属离子分布影响很小，但可能对磷酸盐的分布有明显的影响。如，铝磷酸盐（AIPO4）ph=6时溶解度最低，ph上升或者下降都会使溶解度上升。铁磷酸盐（FePO4）AIPO4更易溶。钙的浓度影响羟基磷灰石的形成。在缺ph值为7时40mg/L-1的钙浓度将磷酸盐浓度限制在10µg/L-1.。100mg/L-1的钙浓度使磷酸盐的最大平衡降低到10ng/L-1pH值的升高一般会导致磷灰石的形成。而且，ph值的增加导致碳酸钙的形成，这回使磷酸盐与碳酸盐共同矿物(cf.StummMorgan,1981)，通过粘土边缘正负电荷的化学联系和在连图结构里磷酸盐ph时吸附。1（2）oJigotrophic湖或者其它更高产的湖泊，通过扩散仅仅只能渗透速率和每单位体积的沉积物的需氧量所控制。Mortimer的杰出实验和观察工作已经证明了8mg/L-1，然而在第二个湖泊表面的氧MortimerWindermere的研究所阐述，在英格兰，沉积物表1mg/L-12mg/L-15mm深的沉积物的复合材料的氧化还原点位是一样高的（+200300mv4050mm，点200mv成层作用后，零电位点从在春季周转时间的-12mm移动到沉积层表面-5mm，然后在秋季循etal.,1970和铁，锰，碳酸钙共同沉淀(Mackereth,1966;Harter,1968;WentzandLee,1969;OtsukiWetzel,1972)WisconsinWetzel,1972)Wisconsin湖的沉积层和Great湖的研究工作表明磷在沉积层主要以磷灰石，有机磷和正磷酸根离子共价键合的水合氧化铁形式存在的CaCOa的硬水湖的石灰石质沉积层中，CaCO3水平并不直接联系到无机磷和总磷。这些形成了一个捕捉铁和锰还有磷酸盐的有效的系统(cf.Chapter14)，所以极大地减少了物质到水Esthwaite湖的沉积层上面被观察到了(Fig.13-4)Einsele(1936)的最初的详细观察，这个模式已经4-0.2vCO2和氨气等基质之前。在实验性沉积物-在实验性沉积物-152天的深水湖WindermereEhCaCO3mg数和每微欧姆下得导电率的酸碱度；D，铁（总铁和二价铁）SO4mg/L-1；EP2O5SiO2mg/L-1；F，硝酸盐，硝酸盐X100和氨，单位为以N为计量的mg/L-1(来自于Mortimer,C.H.:Limnol,Oceanogr.,16:396,1971,J.Ecol.,29:280,1941.)（Hutchinson1957+100mv的氧化电位下形成。如果大量的硫化铁析出，足量的铁将被除去，这将允许一部分类水的参数。组成成分在表13-3；任何单位的颜色来自于Mortimer,C.H,:.Limnol,引到了沉积物磷的容量和它向上层水的运动。湖泊沉积物比水中包含更高浓度的磷(Olsen,195,964;Holden961;Hephe966;Holden,al.,1977衡单向移动到沉积物。在厌氧条件下，相反地，在沉积物-水界面无机物的交换被氧化还原条件所强烈地影响(F.。与磷主动运输到水中有关的沉积物的深度是相当深的。（两到三个月10m的深度向上移动到上层水，不管沉积物是石灰质的富营养泥或者是酸性的多泥煤(Hynes和Geib,1970)。对贫瘠沉积物和厌氧细菌沉积物的比较可以发现他们没有明显的不同，所以，扩散起支配作用。PseudomonasChromobacterium细菌，在水库沉积物中至少15cm都是大量存在的(Gak,1959,1963)。它们的丰富程度和垂直分布随着沉积物种类的变化HayesAnthony(1958,1959,Anthony和Hayes,1964)解作用与细菌密度是成正比的，而且它直接与一般湖泊的生产力相关氧还原条件下总运输量不到5%(Hayes,1995;Olsen,1958;Macpherson,etal,1958;Pomeroy,et氮在水中有很多形式：溶解态分子N2 氮在水中有很多形式：溶解态分子N2 （NH4（a）（b）（a（b（c）Nevada）湖泊的排水区域的主要来源（Coatsetal,1976。氮可能以很多形式进入湖泊：溶解态N2，硝酸，NH+和NO3+Uttormark1973无污染地区，大气中大部分复合氮是氨，大部分氮来自于陆地上有机物的腐烂（Hutchinson,1944（Huchinson,1944,1975—+ Great0.3gm-2.year-1Great0.3gm-2.year-1)0.35gm-2.year-1)（ChaponUttormark,1973)。干沉降物来源增加34Great1g/(m-2.year-1)。首先忽视其它营养物，它单独输入的氮相当于一般让大约<5m的浅湖从一般到高产湖泊的（ollenweide,1968N2Juda,1911浓度也许会轻微过饱和（12-1。Khartula,194Lee,1971al,1943所给出，eral(1973)。到现在为止，在湖泊开放式的水中的固氮作用与占有异形胞的蓝绿藻（olk,1973（Fogg,1974如项圈藻，许多异形胞在观察到的固氮作用上一致（HorneGoldman,1972;Horne,eral,1972,1979这两者都与光合作用有关。在黑暗中固氮藻类和一些光合细菌能够固定数量限制的N2（Horne,1979etzel,1980a2c.Chapter5（DugdaleFogg,1970束丝藻和微孢藻属铜绿假单胞菌的氮源，最高的生长速率总是发生在NH4-N上，接下来是etzel,1980a致的（i.e.,N2-N>NO3-N>NH4-NO3-NNH4-NN2-N可利用的结合氮的资源抑制了固氮酶复合体的合成，而不是任何存在的酶（Fogg,1971;olk,1973N2（chang,1980在水中固氮作用与溶解的有机氮呈正比（horneheFogg，1970；Horne,etal.,1972。蓝绿藻，被细菌移植，尤其在N2固定的藻类生长旺盛时。细菌一般不寄生在藻类上，但是到低速率（RusnessBurris,1970;Horne,1979;WardWetzel.1980b。在中温湖泊中最常见的季节性模式是当异形胞式蓝绿藻污染并且氮化合物减少或者耗尽时，N2固定速率和百分al.,1980当蓝绿藻污染减少时，N2的固定速率会突然减少（cf15章藻类的交替。在冬天，N2的固Fogg,1970;oetz,1973N2被15N2的吸收和在贫营养湖泊或者高产但是含有大量无机化合氮的湖泊中乙炔的减少而得到的对N2固定直接的评估一般是难以察觉的etzel,1980aWindermere0.8兆克。在这个例子中，沿海水1%13（untso,19512-1面积总氮固定（兆克吨ClearUpperLowerOaksExposed----------0.04---HorneFogg1979，HorneGoldman面积总氮固定（兆克吨ClearUpperLowerOaksExposed----------0.04---HorneFogg1979，HorneGoldman1972，HorneLam1979一个关于阿拉斯加靠近北极的内陆湖固氮作用的详细研究证明氨比N2（Billaud19681966Windermere湖中被浮游生物固72%1966年其它水体中这个比例相对少（<0.2%etzel1980a肥料增加时，N2固定速率提高了（e.g.,Lean,eral.,1978;Lundgren,1978。（Stewart1969（uznet