?；~(yú)塘池塘子系統(tǒng)氮、磷污染特征及遷移轉(zhuǎn)化研究進(jìn)展

程 瑤，陳金潔，謝 湘，章昕穎，劉科學(xué)，戴 軍，張 池

（1.廣州新華學(xué)院資源與城鄉(xiāng)規(guī)劃系，廣東 廣州 510520；2.廣東華南空間規(guī)劃研究院，廣東 廣州 510630；3.華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，廣東 廣州 510642）

?；~(yú)塘系統(tǒng)是我國(guó)傳統(tǒng)的生態(tài)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)模式，其所形成的陸基種桑、桑葉養(yǎng)蠶、蠶沙喂魚(yú)、塘泥培桑的良性循環(huán)立體生態(tài)系統(tǒng)，充分利用了土地資源、發(fā)揮了生態(tài)效益與生產(chǎn)潛力，是一種高效農(nóng)業(yè)物質(zhì)循環(huán)的良性典范。隨著時(shí)代變遷和科技發(fā)展，過(guò)度發(fā)展現(xiàn)代化高效養(yǎng)殖、極度追求經(jīng)濟(jì)效益以及生態(tài)保護(hù)意識(shí)淡薄等因素共同導(dǎo)致桑基魚(yú)塘生態(tài)農(nóng)業(yè)發(fā)展面臨瓶頸，造成桑基魚(yú)塘大面積萎縮、生態(tài)系統(tǒng)調(diào)節(jié)能力下降以及水產(chǎn)養(yǎng)殖安全和水域環(huán)境污染問(wèn)題日益突出。目前，有關(guān)桑基魚(yú)塘的研究仍局限于空間演變格局、經(jīng)營(yíng)模式評(píng)估、水陸相互作用過(guò)程與機(jī)理、投入產(chǎn)出效率、物質(zhì)循環(huán)與能量流動(dòng)等方面，而對(duì)?；~(yú)塘內(nèi)部營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律缺乏全面了解。

魚(yú)塘子系統(tǒng)是?；~(yú)塘生產(chǎn)模式中的主要經(jīng)濟(jì)來(lái)源，其安全性和效益值得深入研究。N、P 元素作為魚(yú)塘子系統(tǒng)中必不可少的營(yíng)養(yǎng)成分，為魚(yú)塘水產(chǎn)養(yǎng)殖提供大量的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，但過(guò)剩的N、P元素會(huì)導(dǎo)致魚(yú)塘水體富營(yíng)養(yǎng)化等水質(zhì)污染問(wèn)題，從而造成魚(yú)塘經(jīng)濟(jì)損失嚴(yán)重的后果。由于蠶沙與養(yǎng)殖魚(yú)類(lèi)投入和生物固氮等原因，大量的N、P營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，病原菌，寄生蟲(chóng)，有毒重金屬和有機(jī)污染物等物質(zhì)在水體和底泥中大量富集。因此系統(tǒng)梳理池塘子系統(tǒng)中N、P 的賦存形態(tài)，污染特征及遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制，對(duì)科學(xué)認(rèn)識(shí)桑基魚(yú)塘的微觀特征和運(yùn)行規(guī)律意義重大。

本綜述通過(guò)梳理2010—2020 年?；~(yú)塘的相關(guān)理論研究，以期從微觀角度總結(jié)其魚(yú)塘子系統(tǒng)N、P 營(yíng)養(yǎng)元素的基本特征、賦存形態(tài)和物質(zhì)循環(huán)規(guī)律，并解釋其陸面子系統(tǒng)中水體-底泥界面N、P 營(yíng)養(yǎng)元素的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制及其影響因素。

1 ?；~(yú)塘生態(tài)系統(tǒng)魚(yú)塘子系統(tǒng)基本特征

?；~(yú)塘生態(tài)系統(tǒng)由陸面子系統(tǒng)和魚(yú)塘子系統(tǒng)兩部分構(gòu)成，子系統(tǒng)間相互配合，相互補(bǔ)充，在?；~(yú)塘生態(tài)內(nèi)部實(shí)現(xiàn)物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)。具體模式表現(xiàn)為蠶排泄產(chǎn)生的蠶沙經(jīng)過(guò)處理后進(jìn)入魚(yú)塘子系統(tǒng)喂養(yǎng)魚(yú)類(lèi)，每年魚(yú)塘積累的塘泥又循環(huán)進(jìn)入陸面子系統(tǒng)，為桑樹(shù)的生長(zhǎng)提供豐富的有機(jī)肥和營(yíng)養(yǎng)養(yǎng)分，系統(tǒng)的組合伴隨新的能量流動(dòng)（圖1）［1-2］。

圖1 桑基魚(yú)塘池塘子系統(tǒng)基本模式Fig.1 Basic mode of mulberry-fish pond subsystem

魚(yú)塘子系統(tǒng)是農(nóng)戶(hù)收入的最主要來(lái)源，在傳統(tǒng)的桑基魚(yú)塘經(jīng)營(yíng)模式中，魚(yú)塘多采用立體混養(yǎng)養(yǎng)殖方式，即青魚(yú)、草魚(yú)、鰱魚(yú)、鳙魚(yú)分層養(yǎng)殖。隨著混養(yǎng)養(yǎng)殖模式的演替，以及管理技術(shù)和方法的限制，目前管理者往往傾向于飼養(yǎng)單一魚(yú)種，從而造成了?；~(yú)塘內(nèi)部養(yǎng)殖資源的低效利用，水產(chǎn)品的產(chǎn)出率低下。當(dāng)前，魚(yú)塘水產(chǎn)品產(chǎn)量的提升大多依賴(lài)于高密度、集約化的養(yǎng)殖模式。在大幅提高水產(chǎn)品的產(chǎn)出率和經(jīng)濟(jì)效益時(shí)，水體養(yǎng)殖環(huán)境的污染問(wèn)題日益突出。研究表明，在養(yǎng)殖池塘中，魚(yú)、蝦等水產(chǎn)品的養(yǎng)分輸出量不超過(guò)輸入量的50%，剩余養(yǎng)分多以魚(yú)類(lèi)殘餌、排泄物等形式沉積到底泥中［3］。

2 魚(yú)塘水體和底泥中N、P 分布形態(tài)和基本特征

2.1 水體中N、P 的賦存形態(tài)特征

池塘水體是?；~(yú)塘系統(tǒng)中營(yíng)養(yǎng)元素的重要環(huán)境介質(zhì)，給魚(yú)類(lèi)和其他水產(chǎn)品營(yíng)造液體環(huán)境，直接提供豐富的溶解氧和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)。孫振中等［4］研究發(fā)現(xiàn)，養(yǎng)殖水體中總氮、總磷年平均質(zhì)量濃度約為2.53、0.294 mg/L，但魚(yú)塘中N、P 會(huì)在養(yǎng)殖過(guò)程中因有機(jī)質(zhì)的累積在秋季養(yǎng)殖后期較高。因N 在水體中以氮?dú)猓∟2）、硝態(tài)氮（NO3--N）、亞硝態(tài)氮（NO2--N）、氨態(tài)氮（NH4+-N）和有機(jī)氮5 種形態(tài)存在，在養(yǎng)殖水體中NH4+-N 的含量高于NO3--N 和NO2--N 的含量［5］。溶解于水的N2被水中的固氮菌和固氮藍(lán)藻吸收作用，轉(zhuǎn)變成可被水生植物利用的NH4+-N 和NO3--N。藻類(lèi)直接吸收利用的NH4+-N、NO3--N 和NO2--N 等形式的N 被稱(chēng)為有效氮。絕大多數(shù)藻類(lèi)總優(yōu)先利用NH4+-N，當(dāng)NH4+-N 消耗后才開(kāi)始利用NO3--N，最后再利用NO2--N。因此，NH4+-N 是藻類(lèi)生長(zhǎng)中最重要的氮源，NH4+-N 含量不足通常成為水體初級(jí)生產(chǎn)力的限制因素［6］。

根據(jù)P 在天然水體中的物理性質(zhì)和化學(xué)形態(tài)的不同，可將其分為可溶態(tài)磷（DP）和顆粒態(tài)磷（PP）［7］。其中DP 包括可溶態(tài)無(wú)機(jī)磷（DIP）和可溶態(tài)有機(jī)磷（DOP）。DIP 包括無(wú)機(jī)正磷酸鹽和無(wú)機(jī)縮聚磷酸鹽。正磷酸鹽是浮游生物和細(xì)菌能直接吸收利用的磷形態(tài)［8］，在pH 6.5～8.5的正常天然淡水中無(wú)機(jī)正磷酸鹽的存在形態(tài)以HPO42-和H2PO4-為主。無(wú)機(jī)縮聚磷酸鹽包括無(wú)機(jī)環(huán)狀縮聚磷酸鹽和無(wú)機(jī)線型縮聚磷酸鹽或絡(luò)合物［9］。DOP 主要包括植酸鹽、磷蛋白、核蛋白、核酸、核苷酸、磷脂、磷酸單酯、磷酸雙酯、肌醇和有機(jī)磷農(nóng)藥等［10-12］。天然水體中大部分DOP 可以被微生物群落和浮游動(dòng)植物利用，將有機(jī)磷轉(zhuǎn)化為正磷酸鹽釋放［13-15］，堿性磷酸酶（APA）在這一過(guò)程中起重要作用［16］。因此，除了正磷酸鹽外，溶解態(tài)有機(jī)磷在天然水體中也可作為初級(jí)生產(chǎn)者磷的來(lái)源［17］。PP 主要以礦物與無(wú)定形物質(zhì)的共沉淀和吸附于礦物表面的形式存在，主要包含礦物顆粒的磷和無(wú)定形的磷、磷灰石態(tài)磷、顆粒有機(jī)物和生物體內(nèi)的磷，是河流系統(tǒng)和河口地區(qū)磷的主要存在形態(tài)［18］。研究表明，隨河流輸入海洋的磷懸浮顆粒態(tài)占90%以上，徑流中磷素輸出以PP 為主，占總磷（TP）的比例超過(guò)75%［19］。

2.2 底泥中N 的賦存形態(tài)特征

底泥作為?；~(yú)塘系統(tǒng)中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的源和匯，沉積了大量殘餌及魚(yú)類(lèi)排泄物，蘊(yùn)藏豐富的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)成分。李煜等［20］研究湖區(qū)底泥表層中N、P 的濃度和分布現(xiàn)狀，分別對(duì)底泥中總氮（TN）、總磷（TP）和總有機(jī)質(zhì)（TOM）進(jìn)行測(cè)定分析，結(jié)果表明，表層底泥TN 含量介于285～4 500 mg/kg 之間，均值為1 779.6 mg/kg，TOM含量介于17.13～189.30 g/kg 之間，均值為55.99 g/kg，空間分布與TN 具有相似格局；TP 含量介于261～709 mg/kg 之間，均值為639 mg/kg。N 是水生系統(tǒng)主要的營(yíng)養(yǎng)元素，在底泥中以多種形態(tài)存在，且不同形態(tài)的N 對(duì)生物地球化學(xué)循環(huán)的貢獻(xiàn)不同。底泥中N 分為有機(jī)態(tài)氮和無(wú)機(jī)態(tài)氮，有機(jī)態(tài)氮是底泥中N 的主要形態(tài)，組成復(fù)雜，以蛋白質(zhì)形式存在的氨基酸為有機(jī)氮的主要形態(tài)；而無(wú)機(jī)態(tài)氮包括可交換態(tài)氮和固定態(tài)銨，可交換態(tài)氮是由無(wú)機(jī)氮通過(guò)離子交換等作用被吸附于有機(jī)質(zhì)或礦物表面，可直接被水生生物吸收利用，是底泥－水界面水體-底泥界面N 交換的主要形態(tài)。一般而言，可交換態(tài)氮以NH4+-N 和NO3--N為主［21］，其次為硝酸鹽氮，亞硝鹽氮含量最少。而固定態(tài)銨是指通過(guò)置換作用而進(jìn)入礦物晶格內(nèi)部的銨，結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，是沉積物中主要的氮蓄積庫(kù)，可在適宜的環(huán)境下釋放并參與氮循環(huán)［21］。

有機(jī)氮占總氮含量的80%以上，是底泥中N 的主要形態(tài)，無(wú)機(jī)氮占總氮的比例較小。各形態(tài)無(wú)機(jī)氮以固定態(tài)銨含量最高，占總量的75%以上［22-23］。固定態(tài)銨是指非交換態(tài)的銨，通過(guò)置換礦物中的離子（如K+、Na+和Ca2+等）而被固定在礦物晶格中的銨，這種形態(tài)的N 也被認(rèn)為是水生生態(tài)系統(tǒng)中N 的重要儲(chǔ)存形式；與固定態(tài)按相比，相同物理化學(xué)條件下，可交換態(tài)氮更容易被初級(jí)生產(chǎn)者吸收利用，直接參與生命系統(tǒng)的循環(huán)，對(duì)研究水生系統(tǒng)具有重要意義。蔣國(guó)民等［24］發(fā)現(xiàn)，底泥中總氮（有機(jī)態(tài)氮和無(wú)機(jī)態(tài)氮）含量呈現(xiàn)由淺層向深層遞增的趨勢(shì)。有機(jī)氮在底泥中含量高，隨著底泥中總氮含量的變化而變化；無(wú)機(jī)態(tài)氮以NH4+-N 和NO3--N 兩種形態(tài)進(jìn)行交換，交換的含量較低。有機(jī)氮是底泥中N 的主要形態(tài)，NH4+-N 和NO3--N 是底泥和上覆水之間進(jìn)行N 營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)交換的主要形式，固態(tài)氮?jiǎng)t是底泥中無(wú)機(jī)氮的主要形式。

2.3 底泥中P 的賦存形態(tài)特征

底泥中的P 分為有機(jī)態(tài)磷和無(wú)機(jī)態(tài)磷，一定條件下，有機(jī)態(tài)磷會(huì)轉(zhuǎn)化為無(wú)機(jī)態(tài)磷，而無(wú)機(jī)態(tài)磷以HPO42-、H2PO4-形態(tài)為主［25］。P 在底泥中存在形態(tài)復(fù)雜，研究底泥中P 的不同賦存形態(tài)及分布特征，有助于揭示水體中P 在水體－底泥界面的形態(tài)轉(zhuǎn)化、遷移機(jī)制和生物地球化學(xué)循環(huán)過(guò)程。

P 對(duì)金屬離子具有較高的親和力，在一定環(huán)境條件下可與鐵、鋁、鈣結(jié)合形成復(fù)雜的絡(luò)合物［26-27］。Ruttenberg 等［28］提出將底泥中的P 分成5 種形態(tài)，分別是可交換態(tài)磷（E-P）、鐵鋁結(jié)合態(tài)磷（Fe/Al-P）、鈣結(jié)合態(tài)磷（Ca-P）、有機(jī)態(tài)磷（OP）、殘留態(tài)磷（residual-P）。其中可交換態(tài)磷一般附著在底泥表面，具有活性高、易被生物利用等特點(diǎn)，在淺層底泥中進(jìn)行遷移。鐵鋁結(jié)合態(tài)磷是指與無(wú)定形和弱晶形鐵礦物結(jié)合的磷，其活性受溶解氧質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響較大。研究表明，F(xiàn)e3+的還原可能引起內(nèi)源磷的釋放，當(dāng)上覆水中磷酸鹽濃度較低時(shí)，底泥中磷酸鹽可從無(wú)定形鐵礦物中釋放［29］。在還原條件下，缺氧底泥中微生物可將膠體Fe（OH）3轉(zhuǎn)化為溶解性Fe（OH）2，完成底泥中P 的吸附－釋放過(guò)程。鈣結(jié)合態(tài)磷可分為碎屑鈣磷和自生鈣磷，這部分P 在短時(shí)間內(nèi)幾乎不參與磷循環(huán)，難以被生物利用，被認(rèn)為是持久性磷匯，僅在底泥環(huán)境為弱酸性時(shí)才可能會(huì)釋放［30-31］。碎屑磷主要來(lái)源于水體中植物殘?jiān)?，具有較強(qiáng)的穩(wěn)定性，不易釋放。有機(jī)P大多數(shù)來(lái)源于有機(jī)體細(xì)胞，以核酸、磷酸酯、磷蛋白等化合物的形式存在，其在礦化作用下可被分解為小分子態(tài)或可溶性磷酸鹽。研究發(fā)現(xiàn)，瑞典Erken 湖底泥中50%～60%的有機(jī)磷可轉(zhuǎn)化為生物有效磷的形態(tài)，因此可溶性磷酸鹽常被用來(lái)表征磷的生物可利用性［32-33］。張小勇等［34］研究黃東海陸架區(qū)的表層底泥，發(fā)現(xiàn)其潛在的生物有效磷約占總磷13.55%，通過(guò)靜態(tài)擴(kuò)散及底泥再懸浮過(guò)程與水體發(fā)生物質(zhì)交換及生物活化，進(jìn)而影響水體初級(jí)生產(chǎn)力。

3 魚(yú)塘子系統(tǒng)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的釋放行為與循環(huán)特征

3.1 水體和底泥中N、P 的釋放行為

蠶沙等餌料投加到養(yǎng)殖水體后，未被魚(yú)類(lèi)完全攝食的殘餌會(huì)懸浮于水體或沉淀到底泥中。餌料中蛋白質(zhì)、糖類(lèi)等有機(jī)大分子居多，并且經(jīng)歷礦化作用后會(huì)消耗大量溶解氧，從而導(dǎo)致水體-底泥界面形成厭氧環(huán)境。此外，礦化作用也產(chǎn)生N、P 等營(yíng)養(yǎng)元素，進(jìn)而促進(jìn)水體中病毒和細(xì)菌大量繁殖［35］。餌料經(jīng)過(guò)氨化作用后形成的NH4+-N 積存于底泥間隙水中，然后通過(guò)自由擴(kuò)散進(jìn)入上覆水。研究表明，餌料中蛋白質(zhì)的含量與N、P 在水體中的釋放量呈顯著正相關(guān)，飼料蛋白質(zhì)含量越高，N、P 釋放量越高［33］。

當(dāng)上覆水中的NH4+-N 濃度低于間隙水時(shí)，底泥就表現(xiàn)出N 釋放，蘊(yùn)含在間隙水中的NH4+-N 經(jīng)過(guò)硝化反應(yīng)向NO2--N 和NO3--N 轉(zhuǎn)化，在反硝化作用下，NO3--N 被還原成N2進(jìn)入上覆水并擴(kuò)散到大氣中。一般情況下，NO3--N 在水體中易被處于還原狀態(tài)的表層底泥所還原，導(dǎo)致底泥中再生氮流失。

N、P 的釋放速率具有相關(guān)性，且隨著塘齡增長(zhǎng)，底泥中N、P 呈現(xiàn)同步的釋放規(guī)律。研究發(fā)現(xiàn)，底泥中N、P 的釋放行為與底泥中的有機(jī)質(zhì)含量相關(guān)，這表明N、P 的釋放過(guò)程受底泥中有機(jī)質(zhì)的分解作用驅(qū)動(dòng)［36］。對(duì)于N 而言，有機(jī)氮是底泥中N 的主要形態(tài)，占總氮含量的98%以上。底泥N 在微生物作用下分解產(chǎn)生的NH4+-N，是底泥N 釋放的主要形態(tài)。NH4+-N 通過(guò)交換吸附進(jìn)入間隙水中，經(jīng)擴(kuò)散作用釋放到上覆水體，最終在間隙水與上覆水之間形成動(dòng)態(tài)平衡。厭氧條件下，底泥微生物可利用電子受體（如硝酸、鐵和錳、硫酸以及二氧化碳等）來(lái)分解有機(jī)質(zhì)。較高的氧化還原電位（ORP）條件下，底泥會(huì)分解產(chǎn)生大量NH4+-N。這歸因于有機(jī)質(zhì)的分解使大量NO3--N 作為電子受體被還原成NO2--N 和NH4+-N，NO2--N 濃度隨ORP 下降而降低，說(shuō)明當(dāng)ORP 降低到一定程度后，微生物會(huì)選擇NO2--N 作為新的電子受體，最終生成NH4+-N 進(jìn)入底泥環(huán)境中。對(duì)于P 而言，PO43--P 是底泥中P 釋放的主要形態(tài)［37］，且與池塘運(yùn)行時(shí)間無(wú)關(guān)。PO43--P 的釋放與NH4+-N 釋放機(jī)制稍微不同，P 除了和底泥有機(jī)質(zhì)含量有關(guān)外，同時(shí)還受到底泥中Fe3+、Al3+等陽(yáng)離子的影響。在微生物的參與作用下，底泥中有機(jī)磷被分解產(chǎn)生無(wú)機(jī)磷，無(wú)機(jī)磷順著濃度梯度進(jìn)入上覆水促進(jìn)水體中P 的循環(huán)，位于間隙水中的P 被金屬離子吸附后與水體參與反應(yīng)，最終導(dǎo)致上覆水中的P 沉積于底泥中，表明在高ORP 條件下，底泥中PO43--P 會(huì)與Fe3+結(jié)合生成難溶性的Fe3PO4，抑制了P 的釋放。

當(dāng)水體為中性和堿性時(shí)，F(xiàn)e（OH）3會(huì)吸附上覆水中的P；隨著有機(jī)物的不斷分解，底泥中ORP 下降，底泥中Fe3+被還原成Fe2+，進(jìn)而導(dǎo)致被吸附的PO43-重新釋放進(jìn)入上覆水體。因此魚(yú)塘長(zhǎng)時(shí)間運(yùn)行后，會(huì)出現(xiàn)P 釋放速率急劇增長(zhǎng)。

3.2 魚(yú)塘子系統(tǒng)N、P 的來(lái)源

N、P 是池塘中浮游藻類(lèi)生長(zhǎng)必需的兩種大量元素，通過(guò)調(diào)節(jié)水體的初級(jí)生產(chǎn)力，間接影響塘魚(yú)產(chǎn)量。N、P 的收支平衡是池塘子系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)的主要內(nèi)容，可以從微觀視角詮釋?；~(yú)塘生態(tài)系統(tǒng)的內(nèi)在邏輯。因此，通過(guò)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)中N、P 的收支平衡研究，不僅可以估算系統(tǒng)中N、P 的轉(zhuǎn)化效率和養(yǎng)殖污染程度，還可以揭示其N(xiāo)、P 的來(lái)源和歸宿。

養(yǎng)殖池塘中N、P主要來(lái)源為水體生物體的有機(jī)氮沉積及外源含N有機(jī)污染物的流入，底泥和上覆水中的有機(jī)氮大部分借助于微生物的礦化作用分解進(jìn)入氮循環(huán)。輸入來(lái)源具體包括餌料、肥料、養(yǎng)殖動(dòng)物、降水、進(jìn)水以及地表徑流中N、P的輸入。大量研究表明，餌料是池塘中N、P輸入的主要來(lái)源。目前常見(jiàn)的桑基魚(yú)塘生態(tài)系統(tǒng)混合養(yǎng)殖不同魚(yú)類(lèi)。在N、P輸入方面，混養(yǎng)魚(yú)塘全年N的輸入總量為586 kg/hm2。N輸入的主要途徑是通過(guò)餌料攜帶（419.5 kg/hm2，71.57%），其次為進(jìn)水輸入（117.7 kg/hm2，20.08%）、苗種輸入（43.68 kg/hm2，7.45%）和肥料輸入（5.23 kg/hm2，0.89%）?；祓B(yǎng)魚(yú)塘全年P(guān)輸入量為114 kg/hm2。P輸入的主要途徑是通過(guò)餌料攜帶（86.03 kg/hm2，75.03%），其次為進(jìn)水輸入（14.79 kg/hm2，12.90%）、苗種輸入（10.39 kg/hm2，9.06%）和肥料輸入（3.45 kg/hm2，3.01%）［38］。

3.3 魚(yú)塘子系統(tǒng)N、P 的歸趨

研究表明，水產(chǎn)養(yǎng)殖生物對(duì)飼料的攝食效率為70%左右，剩余30%左右的飼料會(huì)以排泄物的形式排放到養(yǎng)殖環(huán)境中［39-40］。夏斌［41］研究發(fā)現(xiàn)，草鰱復(fù)合養(yǎng)殖池塘飼料中超過(guò)60%的N、P通過(guò)殘餌、糞便和排泄物等形式進(jìn)入養(yǎng)殖水體；王申等［42］研究發(fā)現(xiàn)，鯽魚(yú)精養(yǎng)池塘的底泥沉積N、P 含量高達(dá)53%和87%；鐘全福［43］研究發(fā)現(xiàn)，羅非魚(yú)為主的羅非魚(yú)-家魚(yú)-對(duì)蝦混養(yǎng)系統(tǒng)漁獲物的N、P 含量占總輸入量的45.45%和28.61%，其余大部分輸入至養(yǎng)殖環(huán)境。陶冶等［44］發(fā)現(xiàn)不同養(yǎng)殖模式下進(jìn)入池塘的N、P 營(yíng)養(yǎng)鹽都只有少數(shù)被養(yǎng)殖生物吸收利用，大部分未被攝食的營(yíng)養(yǎng)鹽會(huì)在水中溶解或者沉降進(jìn)入底泥。潘紅璽等［45］研究表明，相當(dāng)大部分的餌料不能被魚(yú)類(lèi)有效吸收和利用，在池塘中形成殘餌，加上生物碎屑和魚(yú)類(lèi)排泄等因素，導(dǎo)致底泥有機(jī)質(zhì)含量逐漸增加，池塘子系統(tǒng)的污染負(fù)荷逐漸加大。

養(yǎng)殖池塘N、P 支出主要有漁獲攜帶、排水、滲漏、揮發(fā)、底泥沉積等途徑。在N 輸出方面，通過(guò)漁獲物攜帶輸出165.1 kg/hm2、占總輸出N 的28.17%，其次是排水輸出（29.41 kg/hm2，15.29%）。通過(guò)其他途徑輸出的N 為248.7 kg/hm2，占總輸出N 的42.43%。在P 輸出方面，排水是P 輸出的主要途徑，為44.55 kg/hm2、占總輸出P 的38.85%，其次是其他途徑輸出（35.82 kg/hm2，32.42%）和漁獲物輸出（34.29 kg/hm2，29.91%）。一般而言，底泥沉積是池塘N、P 輸出的主要途徑。此外，在物質(zhì)輸出的過(guò)程中還有N、P 的揮發(fā)和滲漏，這可能是N、P 通過(guò)其他途徑輸出的主要原因，從而造成魚(yú)塘餌料中N、P 保留率分別達(dá)到28.94%和27.78%。底泥沉積是池塘養(yǎng)殖系統(tǒng)N、P 輸出的主要形式，其輸出量占總輸出量的50%以上，其次是魚(yú)獲輸出、占20%左右［46］。

4 N、P 在水體-底泥界面的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制

嚴(yán)樺等［47］研究發(fā)現(xiàn)，南方河網(wǎng)地區(qū)豬魚(yú)混養(yǎng)魚(yú)塘及其附近河涌底泥的pH 值介于5.13～8.32之間，65.63% 的樣品pH 值低于7.0，底泥主要偏酸性；有機(jī)質(zhì)平均含量為17.94 g/kg ；全氮和全磷含量分別為0.393～4.155、0.191～9.111 g/kg。底泥中N 形態(tài)分為有機(jī)氮和無(wú)機(jī)氮，其中有機(jī)氮占絕大部分［48］。在厭氧環(huán)境下，厭氧氨氧化細(xì)菌利用亞硝酸鹽為電子受體，將NH4+氧化成N2。同時(shí)，處于上覆水體中的NO3--N 和NO2--N 會(huì)遷移到底泥厭氧層中，經(jīng)反硝化作用還原成N2O 和N2后散逸進(jìn)入大氣［49-50］。水體-底泥界面作為池塘子系統(tǒng)中N、P 循環(huán)的關(guān)鍵物質(zhì)交換場(chǎng)所，N、P 遷移轉(zhuǎn)化的環(huán)境行為受底泥性質(zhì)、生物因素和環(huán)境因子影響。研究發(fā)現(xiàn)，天然湖泊中溶解態(tài)磷占比低于10%，絕大部分的P 以顆粒結(jié)合態(tài)懸浮在水相中［47］。界面條件發(fā)生變化時(shí)，底泥中的P 會(huì)再活化（解吸或溶解）釋放進(jìn)入上覆水中，在不同封閉水域系統(tǒng)中該過(guò)程的主導(dǎo)響應(yīng)機(jī)制有所差異［51］。

如圖2 所示，大部分有機(jī)氮經(jīng)微生物降解為NH4+、NO3-等無(wú)機(jī)離子，在界面濃度梯度下向上覆水體釋放。在溶解氧充足的情況下，水體中微生物活性較強(qiáng)且大量繁殖，同時(shí)伴隨硝化作用。隨著溶解氧的消耗，硝化作用產(chǎn)生的NO3-從上覆水中反向擴(kuò)散到底泥缺氧層，NO3-在反硝化細(xì)菌作用下生成N2、N2O 等氣體擴(kuò)散到大氣中。水體-底泥界面中硝化作用和反硝化作用耦合密切，不斷消耗底泥中的有機(jī)氮和NO3-，這種脫氮過(guò)程可有效消除水體中內(nèi)源N 負(fù)荷［26］。水體中顆粒態(tài)的有機(jī)磷經(jīng)沉降作用聚集在底泥中，一部分在底棲生物和水動(dòng)力的擾動(dòng)下再懸浮重新進(jìn)入水體中；另一部分有機(jī)磷經(jīng)礦化分解生成磷酸鹽，其中溶解性磷酸鹽具有較強(qiáng)生化活性能夠直接被水生植物和微生物所利用，當(dāng)生物死亡后，體內(nèi)的可降解性有機(jī)磷在生物化學(xué)作用下釋放，繼續(xù)參與水體中的磷循環(huán)，同時(shí)水體中磷酸鹽可被底泥中活性Ca2+、Fe3+吸附結(jié)合成鈣結(jié)合態(tài)磷和鐵結(jié)合態(tài)磷。與其他形態(tài)磷相比鐵結(jié)合態(tài)磷穩(wěn)定性較差，當(dāng)?shù)啄嘀醒趸€原條件改變時(shí)，易發(fā)生解吸現(xiàn)象。

圖2 N、P 在水體-底泥界面的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制Fig.2 Migration and transformation mechanism of nitrogen and phosphorus at water-sediment interface

4.1 底泥性質(zhì)對(duì)水體-底泥界面N、P 遷移轉(zhuǎn)化的影響

底泥性質(zhì)受有機(jī)質(zhì)組成、粒徑結(jié)構(gòu)、微生物群落和金屬離子等物質(zhì)影響，并且底泥的組成結(jié)構(gòu)、濃度均會(huì)影響水體-底泥界面N、P 的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程。底泥顆粒再懸浮的程度受湖泊地形和水動(dòng)力循環(huán)影響，底泥顆粒越細(xì)，總氮、總磷和有機(jī)質(zhì)含量越大，比表面積越大，可轉(zhuǎn)化態(tài)氮的含量越高，無(wú)機(jī)氮的含量則越低，吸附特性更好，對(duì)N、P 在水界面交換的影響存在差異。研究發(fā)現(xiàn)，底泥中總氮、總磷、有機(jī)質(zhì)以及各形態(tài)磷中85%以上分布在細(xì)顆粒中，而無(wú)機(jī)磷在黏粒、細(xì)砂粒、粗砂粒以及粉砂粒中的含量逐漸減少［52-53］。不同深度底泥中顆粒物以無(wú)機(jī)磷為主，可交換態(tài)磷的含量相對(duì)較低，粒徑較細(xì)的底泥可吸附較多的可交換態(tài)磷［54］。李樂(lè)等［55］發(fā)現(xiàn)底泥間隙水中磷濃度與黏粒、粉砂粒的豐度呈顯著負(fù)相關(guān)，表明底泥細(xì)顆粒物含量越高，間隙水P 含量越低，P 的釋放越少。

底泥中P 的釋放速率與有機(jī)質(zhì)含量呈顯著正相關(guān)，有機(jī)質(zhì)含量會(huì)影響底泥P 的最大釋放速率和釋放量［56］。底泥中的有機(jī)質(zhì)包含脂肪酸、腐殖質(zhì)和蛋白質(zhì)等成分，主要來(lái)源于湖泊中藻類(lèi)、動(dòng)植物殘?bào)w。有機(jī)質(zhì)礦化作為湖泊磷循環(huán)的重要驅(qū)動(dòng)力，其產(chǎn)物會(huì)不同程度影響P 的吸附速率和吸附量，如腐殖質(zhì)能在無(wú)機(jī)物表面形成膠膜，減緩P 的遷移速率；富里酸會(huì)與磷酸鹽形成競(jìng)爭(zhēng)吸附，使P 從底泥向上覆水遷移。底泥微生物通過(guò)礦化分解有機(jī)磷和分泌有機(jī)酸會(huì)降低pH 值，促進(jìn)底泥中P 的釋放。錢(qián)燕［57］研究發(fā)現(xiàn)，滅菌處理的底泥會(huì)吸附上覆水的P 素，而未滅菌的底泥由于微生物的活動(dòng)促進(jìn)底泥P 的釋放。目前，鐵磷耦合作用被認(rèn)為是調(diào)控P 遷移的主要機(jī)制，即Fe3+被還原會(huì)促進(jìn)底泥中P 的釋放。此外，有機(jī)質(zhì)還能與Fe、Al 等金屬形成絡(luò)合物復(fù)合體，占據(jù)P 的結(jié)合位點(diǎn)，抑制P 的釋放。

4.2 生物對(duì)水體-底泥界面N、P 遷移轉(zhuǎn)化的影響

池塘內(nèi)藍(lán)藻、硅藻等浮游植物的生長(zhǎng)可以同化吸收上覆水中的營(yíng)養(yǎng)元素，降低水相中N、P的濃度，促進(jìn)底泥中N、P 的釋放。此外，浮游植物的生長(zhǎng)也會(huì)引起上覆水pH 值升高和氧化還原電位下降，并能改變底泥微生物的群落結(jié)構(gòu)，促進(jìn)底泥中N、P 向上覆水遷移。

一般而言，水體中藻類(lèi)的生長(zhǎng)與底泥中P 的釋放過(guò)程兩者相互促進(jìn)［24］。底泥微生物是池塘子系統(tǒng)中能量循環(huán)的主要驅(qū)動(dòng)者，對(duì)水體氮循環(huán)和P 元素的價(jià)態(tài)轉(zhuǎn)化過(guò)程起不可替代的作用。章海鑫等［58］研究發(fā)現(xiàn)，草魚(yú)養(yǎng)殖池塘中的底泥微生物主要是變形菌門(mén)、厚壁菌門(mén)、放線菌門(mén)、硝化螺旋菌門(mén)以及分類(lèi)地位未定的種類(lèi)。張植強(qiáng)等［59］研究發(fā)現(xiàn)，草魚(yú)池塘中的厭氧氨氧化菌在厭氧條件下以NO2-為電子受體把NH4+氧化成N2，并通過(guò)硝化作用把氨氧化成硝酸鹽，降低水體氮污染以及游離態(tài)氨和亞硝酸鹽的含量。微生物的生命活動(dòng)可促進(jìn)底泥中P 的釋放，將有機(jī)磷轉(zhuǎn)化為H2PO4-、HPO42-和PO43-等無(wú)機(jī)磷，被藻類(lèi)吸收后同化為有機(jī)磷。研究發(fā)現(xiàn)底泥釋放的大部分P 會(huì)被藻類(lèi)重新吸收，但藻類(lèi)的生長(zhǎng)與N、P 的攝取過(guò)程并不同步，藻類(lèi)吸收P 素后將其儲(chǔ)存在體內(nèi)，維持其在低P 環(huán)境中的生長(zhǎng)［60］。P以有機(jī)磷的形態(tài)儲(chǔ)存在生物體中，隨著浮游植物的衰亡，P 重新釋放進(jìn)入上覆水參與磷循環(huán)過(guò)程。

水生植物對(duì)水體-底泥界面P 遷移的調(diào)控機(jī)制種類(lèi)繁多。由于生長(zhǎng)習(xí)性特殊，沉水植物會(huì)促進(jìn)底泥中有機(jī)物的礦化，降低底泥中N、P 含量，影響不同形態(tài)N、P 的遷移轉(zhuǎn)化。馬久遠(yuǎn)等［61］發(fā)現(xiàn)沉水植物區(qū)域的底泥中，總氮、有機(jī)氮、氨氮和硝態(tài)氮含量均比群落外有不同程度降低，其中總氮和有機(jī)氮含量下降幅度明顯。同時(shí)，沉水植物抑制沉積物中氮向上覆水體釋放。研究表明，苦草與菖蒲都能降低沉積物中P 的遷移速率，但菖蒲對(duì)總磷的抑制效果相對(duì)更好，這是由于菖蒲的根系能為微生物與菌膠團(tuán)營(yíng)造適宜生境，抑制了PP 和DOP 的釋放；苦草通過(guò)同化吸收DOP、改變?nèi)芙庋鯘舛群蚿H，影響水體-底泥界面P循環(huán)［62］。易文利等［63］發(fā)現(xiàn)穗花狐尾藻的生長(zhǎng)會(huì)促進(jìn)底泥中活性有機(jī)磷和NaOH-P 的釋放，而衰亡過(guò)程則以有機(jī)磷的沉積為主。研究發(fā)現(xiàn)，黑藻能顯著降低底泥的總磷含量，但對(duì)P 也起到了活化作用，增加可交換性磷的含量，但這種分歧可能與沉積物中P 的形態(tài)和構(gòu)成有關(guān)［64-65］。

此外，底棲動(dòng)物的爬行、攝食等生理活動(dòng)也會(huì)影響底泥的理化性質(zhì)，進(jìn)而影響水體-底泥界面的P 遷移。常見(jiàn)的底棲動(dòng)物有搖蚊幼蟲(chóng)、水絲蚓和河蟣等，如搖蚊幼蟲(chóng)能增加底泥中溶解氧的滲透深度，促進(jìn)Fe（OH）3生成，從而抑制底泥中活性P 的釋放。水絲蚓活動(dòng)會(huì)增加沉積物含水率和氧化還原電位，研究發(fā)現(xiàn)水絲蚓對(duì)太湖梅梁灣和大浦口沉積物P 遷移作用效果相反，可能是因?yàn)榇笃挚陂g隙水Fe2+濃度是梅梁灣的數(shù)倍。但有學(xué)者發(fā)現(xiàn)河蜆擾動(dòng)促進(jìn)了大浦口沉積物活性P 的釋放，這是因?yàn)楹油様_動(dòng)促進(jìn)了有機(jī)質(zhì)和含P 代謝產(chǎn)物的分解，這些過(guò)程釋放的P 遠(yuǎn)多于Fe（OH）3吸附的P［66］。

4.3 環(huán)境因子對(duì)魚(yú)塘子系統(tǒng)N、P 遷移轉(zhuǎn)化的影響

4.3.1 水體溫度對(duì)魚(yú)塘子系統(tǒng)N、P 釋放的影響溫度是影響N、P 釋放的主要因素，通過(guò)調(diào)控水體-底泥界面的物質(zhì)遷移速率和改變微生物活性來(lái)影響底泥中N、P 的釋放。研究表明，低溫會(huì)抑制N、P 的釋放，高溫會(huì)促進(jìn)N、P 向上覆水體釋放［67］。N、P 釋放行為對(duì)溫度變化的影響規(guī)律類(lèi)似，N 的釋放量并沒(méi)有P 的變化明顯，這可能是溫度持續(xù)升高，而生物活性不再提高，造成N 的釋放速率增長(zhǎng)平緩。

溫度會(huì)影響氨的形態(tài)和吸附特性，由于氨的吸附是一個(gè)放熱過(guò)程，升高溫度會(huì)降低其吸附性能，導(dǎo)致底泥吸附能力下降。此外，氨主要以NH3和NH4+兩種形態(tài)存在于水體中。當(dāng)溫度升高時(shí)，由于微生物參與了水體-底泥界面N 遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程中的多個(gè)關(guān)鍵反應(yīng)，如氨化、硝化和反硝化反應(yīng)，使得水體中NH4+的濃度增大，導(dǎo)致水體中NH4+通過(guò)水體-底泥界面向底泥遷移［68］。大部分微生物對(duì)溫度的變化相當(dāng)敏感，溫度可以通過(guò)改變微生物的活性抑制或者加速不同形態(tài)氮的釋放速率。當(dāng)溫度升高時(shí)，一方面微生物氨化能力增強(qiáng)，有機(jī)氮快速氨化生成NH4+-N，另一方面強(qiáng)烈的微生物活動(dòng)減少了溶解氧含量，硝化作用受到抑制。此時(shí)底泥間隙水中NH4+-N 的濃度遠(yuǎn)大于上覆水體，致使以NH4+-N 為主的無(wú)機(jī)氮由底泥向上覆水體釋放。當(dāng)溫度降低時(shí)，微生物活動(dòng)受到抑制，NH4+-N 的擴(kuò)散減弱，硝化作用占主導(dǎo)作用，NO3--N 成為底泥-水界面N 素?cái)U(kuò)散的主要形態(tài)，并且水體-底泥界面的N 素釋放整體減弱。研究表明，夏季（25℃）太湖中N 素是由沉積物向上覆水釋放，底泥作為釋放源，而冬季（5℃）則表現(xiàn)為上覆水向底泥轉(zhuǎn)移［43］，即底泥表現(xiàn)為匯［69］。魏羽含［70］研究發(fā)現(xiàn)，隨著水溫從5 ℃上升至25 ℃，總氮濃度從8.5 mg/L 上升至25 mg/L。然而，當(dāng)溫度持續(xù)升高到一定程度后，水體中N 的含量變化不明顯。由此可見(jiàn)，溫度的改變能影響氮循環(huán)的整個(gè)過(guò)程。

水溫的升高有利于沉積物向水體中釋放P，溫度越高，P 的釋放越明顯。研究發(fā)現(xiàn)，其他條件相同的情況下，當(dāng)水溫從10 ℃上升至25 ℃時(shí)，上覆水的總磷濃度從0.06 mg/L 上升至0.09 mg/L［71-72］。這歸因于高溫使得微生物代謝活動(dòng)增強(qiáng)，造成水體溶解氧含量下降，致使水體氧化還原電位降低，促進(jìn)了Fe3+向Fe2+方向轉(zhuǎn)化，導(dǎo)致吸附在Fe（OH）3膠體及磷酸鹽中的P 重新釋放出來(lái)，造成了Fe-P 的釋放。此外，高溫會(huì)促進(jìn)微生物的代謝和藻類(lèi)的降解過(guò)程，加快一些含P 有機(jī)物的分解。由于有機(jī)質(zhì)礦化過(guò)程會(huì)產(chǎn)生有機(jī)酸，與鐵、鋁等金屬通過(guò)螯合作用，促進(jìn)金屬結(jié)合態(tài)磷的釋放。一般而言，高溫下底泥中P 的釋放量高于低溫，這可能由于池塘在高溫季節(jié)富營(yíng)養(yǎng)化程度加強(qiáng)所致。Sendergaard 等［73］對(duì)丹麥一些淺水湖泊的研究也得到了類(lèi)似規(guī)律，發(fā)現(xiàn)夏季上覆水的總磷濃度是冬季的2～4 倍。

4.3.2 水體pH 值對(duì)魚(yú)塘子系統(tǒng)N、P 釋放的影響 水體的pH 值能顯著影響底泥-水界面營(yíng)養(yǎng)鹽釋放行為，通過(guò)改變水環(huán)境中N、P 的物理吸附、化學(xué)轉(zhuǎn)化過(guò)程和微生物活性，可對(duì)水體-底泥界面各形態(tài)N、P 的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程造成影響。研究表明，當(dāng)?shù)啄嗌细菜膒H 值為酸性或堿性時(shí)，氨氮和總磷的釋放強(qiáng)度都會(huì)增大［74-75］。

pH 值與TN 濃度呈顯著負(fù)相關(guān)，酸性或堿性條件下都不利于底泥中微生物（如氨化細(xì)菌、硝化細(xì)菌等）的生命活動(dòng)，會(huì)抑制底泥中N 的釋放。在中性或弱堿性的環(huán)境下，微生物的活動(dòng)最為活躍，有利于N 素釋放。當(dāng)pH 值較低時(shí)，游離態(tài)H+易與銨鹽中NH4+發(fā)生競(jìng)爭(zhēng)吸附，使NH4+在銨鹽的結(jié)合位置被取代后釋放進(jìn)入水體；而當(dāng)pH值較大時(shí)，OH-會(huì)與NH4+發(fā)生反應(yīng)，NH4+轉(zhuǎn)化為NH3，并以氣體的形式脫離水體，因此N 含量較小。呂擁軍等［72］對(duì)比研究了pH 5、7、9 下N的釋放通量，發(fā)現(xiàn)上覆水體的總氮含量在16 d 后基本穩(wěn)定，N 釋放隨著pH 值的升高而減小。高湘等［76］研究發(fā)現(xiàn)，中性條件下底泥中氨氮釋放量達(dá)到最高，當(dāng)pH ≥8 時(shí)氨氮的釋放量隨pH 值增大而迅速減小。

李曄等［77］研究表明，在酸性范圍內(nèi)，底泥中總磷處于負(fù)釋放狀態(tài)，這是由于礦物表面被質(zhì)子化，促進(jìn)了P 的吸附，即水中H+濃度越高，底泥吸附P 的能力越強(qiáng)；在堿性范圍內(nèi)，底泥中總磷處于正釋放狀態(tài)，離子交換是影響總磷釋放的主要機(jī)制，體系中的OH-與金屬離子結(jié)合的磷酸鹽發(fā)生交換，使得HPO42-和H2PO4-的釋放強(qiáng)度增大。因此，隨著pH 值升高，底泥中P 的釋放量增大；大量游離的OH-離子與底泥膠粒的陰離子競(jìng)爭(zhēng)吸附位置，迫使底泥中的P 以HPO42-和H2PO4-的形態(tài)釋放出來(lái)［78］。而在中性范圍內(nèi)，P的主要存在形式是HPO42-和H2PO4-，易與底泥中的金屬元素結(jié)合，從而被底泥吸附，此時(shí)總磷的釋放強(qiáng)度較?。?9］。整體而言，pH 值對(duì)底泥總磷釋放強(qiáng)度的影響大小表現(xiàn)為堿性＞中性＞酸性。

4.3.3 底泥對(duì)池塘子系統(tǒng)N、P 釋放的影響底泥的厚度也會(huì)對(duì)池塘N、P 的釋放造成影響。NH4+-N 是底泥中N 最主要的形態(tài)，魚(yú)塘剛形成時(shí)，水中NH4+-N 水平比較低。隨著魚(yú)塘養(yǎng)殖時(shí)間的積累，底泥逐漸變厚，NH4+-N 的持續(xù)釋放能力增強(qiáng)。研究表明，底泥厚度與水中NH4+-N 濃度顯著正相關(guān)［80-81］。因此，魚(yú)塘需要定期清理塘泥，將含有大量營(yíng)養(yǎng)元素的塘泥用于桑樹(shù)供肥，有利于避免水體富營(yíng)養(yǎng)化，導(dǎo)致魚(yú)因缺氧死亡。殘餌與塘魚(yú)排出的糞便沉積到底泥中，造成底泥中有機(jī)質(zhì)的積累，而底泥中有機(jī)質(zhì)分解的產(chǎn)物與金屬離子結(jié)合后促進(jìn)磷酸鹽的溶解，造成HPO42-和H2PO4-等基團(tuán)從底泥中釋放進(jìn)入上覆水中。

李程亮［67］通過(guò)模擬實(shí)驗(yàn)研究了底泥厚度對(duì)底泥中N、P 釋放特性的影響，不同厚度底泥的TP 和SOP 的釋放強(qiáng)度表明，模擬系統(tǒng)運(yùn)行5 d 后，5、10 cm厚的底泥TP和SOP的釋放強(qiáng)度降幅較大，而15 cm 厚的底泥TP 和SOP 的釋放強(qiáng)度降幅較?。贿\(yùn)行2 d 后，10、15 cm 厚的底泥TP 和SOP的釋放強(qiáng)度相當(dāng)，均明顯高于5 cm 厚的底泥TP和SOP 的釋放強(qiáng)度；綜合來(lái)看，底泥TP 和SOP的釋放強(qiáng)度排序依次為15 cm ＞10 cm ＞5 cm，說(shuō)明底泥越厚越有利于P 素留存在水體中。因此，在實(shí)際水產(chǎn)養(yǎng)殖施肥過(guò)程中，定期清除過(guò)厚塘泥是避免池塘子系統(tǒng)水體富營(yíng)養(yǎng)化的關(guān)鍵。

5 結(jié)語(yǔ)

桑基魚(yú)塘是一種歷史悠久，兼具經(jīng)濟(jì)、生態(tài)、社會(huì)文化的混合生態(tài)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)方式，其主要利用基面與池塘構(gòu)成水陸交互作用的農(nóng)業(yè)系統(tǒng)，從而實(shí)現(xiàn)水產(chǎn)養(yǎng)殖、桑種植及各類(lèi)加工業(yè)相結(jié)合的一種生態(tài)型農(nóng)業(yè)。隨著科技和工業(yè)文明的發(fā)展，?；~(yú)塘的面積逐漸縮小，并且傳統(tǒng)?；~(yú)塘景觀遭到破壞，經(jīng)濟(jì)效益大不如前。本綜述梳理相關(guān)文獻(xiàn)，明確桑基魚(yú)塘生態(tài)系統(tǒng)魚(yú)塘子系統(tǒng)的基本特征、魚(yú)塘中水體和底泥中的N、P 分布形態(tài)和基本特征，魚(yú)塘子系統(tǒng)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的釋放行為與循環(huán)特征，以及N、P 在水體-底泥界面的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制，旨在探究?；~(yú)塘內(nèi)部物質(zhì)循環(huán)、能量流動(dòng)規(guī)律和遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制，為構(gòu)建?；~(yú)塘高效新型生態(tài)利用新模式，促進(jìn)特色生態(tài)農(nóng)業(yè)系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展提供理論依據(jù)。

桑基魚(yú)塘農(nóng)業(yè)生產(chǎn)模式歷經(jīng)千百年來(lái)的形成、發(fā)展和延續(xù)至今，仍具有巨大的經(jīng)濟(jì)、文化和科學(xué)價(jià)值，不僅具有農(nóng)業(yè)生產(chǎn)功能，同時(shí)承載了一個(gè)地區(qū)的歷史發(fā)展和文化。目前，大多數(shù)學(xué)者研究專(zhuān)注于?；~(yú)塘的生產(chǎn)、管理和經(jīng)營(yíng)等經(jīng)濟(jì)文化發(fā)展方面，但對(duì)于?；~(yú)塘內(nèi)部營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律缺乏深入了解，并且現(xiàn)階段?；~(yú)塘發(fā)展缺乏動(dòng)力、面臨發(fā)展困難。因此，我們不能僅關(guān)注?；~(yú)塘表面產(chǎn)生的經(jīng)濟(jì)效益，更應(yīng)該從?；~(yú)塘歷史悠久的發(fā)展進(jìn)程、社會(huì)、文化和生態(tài)方面，探索新的發(fā)展生機(jī)。因此迫切需要更多相關(guān)專(zhuān)家學(xué)者的關(guān)注和開(kāi)展相關(guān)研究，并從更深層次揭示?；~(yú)塘生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部潛在的科學(xué)規(guī)律，從而為?；~(yú)塘的傳承和保護(hù)提供參考依據(jù)和解決方案。