黎 睿，王圣瑞*，肖尚斌，焦立新，劉文斌，倪兆奎（.三峽大學(xué)，湖北 宜昌 44300；.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院，湖泊生態(tài)環(huán)境創(chuàng)新基地，國(guó)家環(huán)境保護(hù)湖泊污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 000）

長(zhǎng)江中下游與云南高原湖泊沉積物磷形態(tài)及內(nèi)源磷負(fù)荷

黎 睿1，2，王圣瑞1，2*，肖尚斌1，焦立新2，劉文斌2，倪兆奎2（1.三峽大學(xué)，湖北 宜昌 443002；2.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院，湖泊生態(tài)環(huán)境創(chuàng)新基地，國(guó)家環(huán)境保護(hù)湖泊污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012）

為揭示長(zhǎng)江中下游與云南高原湖泊沉積物磷形態(tài)及沉積物-水界面磷負(fù)荷特征，探討其區(qū)域差異性及主要影響因素，分析了區(qū)域內(nèi)9個(gè)湖泊100個(gè)沉積物樣品總磷（TP）及不同形態(tài)磷含量，比較了不同湖泊沉積物-水界面磷負(fù)荷.結(jié)果表明，云南高原湖泊沉積物ω（TP）為（1256±621）mg/kg，高于長(zhǎng)江中下游湖泊［（601±76）mg/kg］；前者沉積物磷形態(tài)以鈣結(jié)合態(tài)磷（HCl-P）為主，主要受水土流失等影響，湖泊較高的礦化度易于磷埋藏，且沉積物有機(jī)質(zhì)含量較高，減緩了磷的移動(dòng)能力，其沉積物-水界面磷負(fù)荷為0.17～1.07mg/（m2·d），對(duì)湖泊富營(yíng)養(yǎng)的貢獻(xiàn)較小；而長(zhǎng)江中下游湖區(qū)湖泊沉積物磷形態(tài)以可還原態(tài)磷（BD-P）等形態(tài)為主，主要由面源及浮游植物生長(zhǎng)調(diào)控，其中可移動(dòng)磷（Mobile-P，除殘?jiān)鼞B(tài)磷（Res-P）和HCl-P以外的所有形態(tài)磷之和）相對(duì)含量占ω（TP）的60.60％，約為云南高原湖泊的2倍，其沉積物-水界面磷負(fù)荷為0.002～1.32mg/（m2·d），對(duì)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化貢獻(xiàn)較大.由此可見(jiàn)，長(zhǎng)江中下游湖區(qū)湖泊應(yīng)該加強(qiáng)流域面源污染等外源治理，修復(fù)退化水生植被，而在云南高原湖泊則應(yīng)重點(diǎn)加強(qiáng)流域水土流失治理，施行農(nóng)田最佳施肥等措施.

磷形態(tài)；內(nèi)源磷負(fù)荷；湖泊沉積物；空間分布

沉積物氮磷等組成特征是湖泊營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)及氮磷等營(yíng)養(yǎng)物遷移轉(zhuǎn)化等過(guò)程的綜合結(jié)果，不僅記錄了流域發(fā)展演變等環(huán)境信息，更為重要的是在一定的環(huán)境條件下，對(duì)湖泊上覆水體氮磷濃度具有重要影響.隨著湖泊治理進(jìn)程的推進(jìn)，特別是當(dāng)外源污染逐步得到有效控制后，如何有效控制來(lái)自沉積物的內(nèi)源氮磷污染就成為了湖泊治理的重要任務(wù)［1］.沉積物-水界面是上覆水與沉積物進(jìn)行物質(zhì)交換的重要通道，該界面上物質(zhì)的吸附解吸、氧化還原反應(yīng)等物理化學(xué)過(guò)程、湖泊水動(dòng)力條件及界面微生態(tài)特征為物質(zhì)遷移轉(zhuǎn)化提供了外部條件［2-5］，而沉積物總磷含量尤其是沉積物磷形態(tài)則是界面磷轉(zhuǎn)化的物質(zhì)基礎(chǔ)［6］.沉積物中磷的釋放對(duì)水體的營(yíng)養(yǎng)水平有著不可忽視的影響［7］.如玄武湖，在不考慮外源輸入的情況下，由沉積物釋放的磷可以使上覆水體濃度維持在0.101mg/L，是水體富營(yíng)養(yǎng)化磷參照值的5倍［8］；德國(guó)Quitzdorf水庫(kù)，沉積物在夏季釋放的內(nèi)源磷為外源輸入的3倍［9］.此外，沉積物所釋放的溶解性正磷酸鹽，也是水生生物最易吸收的形式，從而為大型水生生物和藻類的增殖提供了條件.因此，研究探明不同湖泊沉積物磷形態(tài)及其磷內(nèi)源負(fù)荷特征有助于進(jìn)一步揭示湖泊富營(yíng)養(yǎng)化機(jī)制.

湖泊沉積物磷蓄積特征與流域土地利用方式和湖泊形態(tài)特征密切相關(guān).K?iv等［10］對(duì)全球54個(gè)湖泊（水庫(kù)）統(tǒng)計(jì)表明，磷易于在湖水深度較大、水力停留時(shí)間較長(zhǎng)的湖泊滯留.在城市湖泊，沉積物磷主要以可還原態(tài)磷（BD-P）形式存在，對(duì)湖泊內(nèi)負(fù)荷的貢獻(xiàn)較大，而在以農(nóng)業(yè)為主的流域內(nèi)鈣結(jié)合態(tài)磷（HCl-P）是湖泊沉積物中磷的主要組成部分［11］.沉積物磷形態(tài)的遷移轉(zhuǎn)化與湖泊營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)關(guān)系密切，沉積物磷形態(tài)特征可以反映湖泊污染程度［12］.此外，有機(jī)質(zhì)的活性差異及礦化分解引發(fā)的環(huán)境條件（如pH值、Eh等）改變也會(huì)間接或直接地影響磷循環(huán)過(guò)程［13］.

目前對(duì)湖泊沉積物磷形態(tài)的研究多為同一湖泊，或者某一區(qū)域，而對(duì)不同湖區(qū)湖泊沉積物磷形態(tài)和內(nèi)負(fù)荷分布特征的比較研究較少，難以將相關(guān)影響因素，特別是流域發(fā)展?fàn)顩r與湖泊保護(hù)及治理措施相結(jié)合.長(zhǎng)江中下游湖區(qū)和云南高原湖區(qū)是我國(guó)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題較為嚴(yán)重的兩個(gè)區(qū)域［14］.因此，本研究試圖針對(duì)長(zhǎng)江中下游及云南高原湖區(qū)典型湖泊沉積物磷形態(tài)和磷負(fù)荷，探討其沉積物磷形態(tài)和磷負(fù)荷的區(qū)域差異性及主要影響因素，以期為我國(guó)湖泊保護(hù)和富營(yíng)養(yǎng)化防治提供參考.

1 材料和方法

1.1 研究湖泊概況及數(shù)據(jù)來(lái)源

表1 研究湖泊概況Table 1 General morphological and chemical characteristics of the investigated lakes

長(zhǎng)江中下游湖泊密布，僅水域面積大于1km2的湖泊就有651個(gè)［15］，絕大多數(shù)湖泊屬吞吐型湖泊，河湖關(guān)系密切，湖泊水位因降水季節(jié)分配不勻而年變幅大，風(fēng)浪及水力沖刷對(duì)湖泊沉積物影響較大［16］.五大淡水湖泊中巢湖、太湖和洪澤湖已經(jīng)處于富營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)，而洞庭湖和鄱陽(yáng)湖已具備水華發(fā)生條件［17］.云南高原湖區(qū)，位于巖溶地貌區(qū)，多為構(gòu)造湖泊，以海拔較高、面積較小、湖水較深、換水周期長(zhǎng)和納污吐清為其主要特征［16］，其中滇池污染最為嚴(yán)重，洱海和程海也時(shí)有水華發(fā)生［18］.根據(jù)流域特征、湖泊類型及營(yíng)養(yǎng)水平等，選擇了兩個(gè)湖區(qū)的9個(gè)湖泊，按照網(wǎng)格布點(diǎn)法，共獲得100個(gè)沉積物樣品.其中在長(zhǎng)江中下游選擇大型淺水湖泊太湖及巢湖，草型湖泊龍感湖，過(guò)水性湖泊洪澤湖、洞庭湖及鄱陽(yáng)湖，在云南高原湖區(qū)選擇了滇池、程海和洱海，本研究所選湖泊基本特征參數(shù)見(jiàn)表1.

1.2 樣品分析與數(shù)據(jù)處理

通過(guò)蚌式采集器抓取表層沉積物，冷凍干燥后密封保存.沉積物磷形態(tài)分級(jí)提取采用改進(jìn)的Psenner法［20］，將沉積物中的磷分為五種不同形態(tài)（表2），通過(guò)鉬藍(lán)比色法［21］測(cè)定，該方法分級(jí)步驟相對(duì)簡(jiǎn)單，磷形態(tài)劃分清晰，重現(xiàn)性好、變異較小［22］.采用SMT法測(cè)定沉積物中總磷［23］，有機(jī)質(zhì)及總氮參考《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》［24］進(jìn)行分析.所有樣品均取3份平行測(cè)定并取其平均值，實(shí)驗(yàn)相對(duì)誤差＜5％，各區(qū)域的理化參數(shù)由該區(qū)域樣品的加權(quán)平均值求得，采用SPSS19.0雙尾Pearson檢驗(yàn)對(duì)指標(biāo)間的相關(guān)性進(jìn)行分析.

表2 沉積物磷形態(tài)分級(jí)提取方法Table 2 The scheme of sequential extraction procedures for the determination of phosphorus forms in sediments

2 結(jié)果分析

2.1 不同湖區(qū)湖泊沉積物總磷含量

表3 不同湖區(qū)湖泊表層沉積物TP、TN及OM含量Table 3 Total Phosphorus，total nitrogen and organic matter in sediments from the two lake areas

由表3可見(jiàn)，長(zhǎng)江中下游湖泊表層沉積物ω（TP）為（601±76）mg/kg，云南高原湖區(qū)湖泊表層沉積物ω（TP）為（1256±621）mg/kg，其平均含量約為長(zhǎng)江中下游湖泊表層沉積物的2～3倍.云南高原湖泊沉積物總氮含量ω（TN）、ω（OM）分別為（3428±1167）mg/kg和（5.13±2.25）％，均高于長(zhǎng)江中下游湖泊.

圖1 不同湖泊表層沉積物TP含量Fig.1 Concentration of total phosphorus in the surface sediments of nine lakes

不同湖區(qū)湖泊沉積物TP含量的差異反映了不同湖泊的污染物蓄積特征.K?iv等［10］研究發(fā)現(xiàn)大型湖泊（水域面積＞25km2）水力停留時(shí)間長(zhǎng)、相對(duì)水深較大時(shí)易于磷的蓄積，這可能是導(dǎo)致兩個(gè)湖區(qū)沉積物TP含量差異的重要原因.根據(jù)安大略沉積物質(zhì)量評(píng)估指南［25］，按照TP含量可將沉積物分為3類（圖1）：吞吐型的洞庭湖、鄱陽(yáng)湖、洪澤湖，ω（TP）在600mg/kg以下，處于安全水平.這類湖泊水力停留時(shí)間較短，不利于污染物蓄積；封閉、半封閉型的太湖、巢湖、龍感湖、洱海、程海，ω（TP）在600～2000mg/kg，處于中度污染水平.這類湖泊水力停留時(shí)間較長(zhǎng)，易于沉積物磷累積；半封閉性城市重污染型的滇池，ω（TP）在2000mg/kg以上，長(zhǎng)期受到嚴(yán)重外源污染，具有較高富營(yíng)養(yǎng)化風(fēng)險(xiǎn).

2.2 不同湖區(qū)湖泊沉積物不同形態(tài)磷含量

據(jù)分析結(jié)果，總可提取態(tài)磷（TE，所有磷形態(tài)之和）與總磷顯著相關(guān)（r=0.986，P＜0.01），ω（TE）平均約為總磷的90.5％，這與其他研究結(jié)果較一致［26-28］.

長(zhǎng)江中下游湖泊沉積物ω（NH4Cl-P）為（4.33±3.24）mg/kg，占總磷的（0.71±0.55）％，云南高原湖泊沉積物中ω（NH4Cl-P）為（5.88±3.86）mg/kg，略高于長(zhǎng)江中下游湖區(qū)，但其相對(duì)含量低于長(zhǎng)江中下游湖區(qū)，為總磷的（0.62±0.48）％（圖2）.孔明等［29］研究發(fā)現(xiàn)藍(lán)藻爆發(fā)對(duì)巢湖活性磷具有較大影響，藍(lán)藻爆發(fā)前沉積物活性磷含量較高，而藍(lán)藻爆發(fā)則促進(jìn)了沉積物磷的利用，降低了活性磷的含量.長(zhǎng)江中下游湖區(qū)較低的NH4Cl-P含量可能是藻類快速利用的結(jié)果，云南高原湖泊水深較大，湖面狹長(zhǎng)，藻類活動(dòng)范圍有限，使得沉積物中NH4Cl-P的利用率較低，因而存儲(chǔ)在沉積物中的NH4Cl-P含量相對(duì)較高.

長(zhǎng)江中下游湖泊表層沉積物中ω（BD-P）為（156.33±50.26）mg/kg，其相對(duì)含量為T(mén)P的（20.62±6.17）％；云南高原湖泊沉積物中ω（BD-P）為（121.09±37.15）mg/kg低于長(zhǎng)江中下游湖泊，其相對(duì)含量為總磷的（10.98±5.73）％，僅為長(zhǎng)江中下游湖泊的1/3～1/2（圖2）.BD-P是對(duì)湖泊營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)貢獻(xiàn)較大的一種磷形態(tài)［30］，營(yíng)養(yǎng)水平較高的湖泊其含量一般較高.長(zhǎng)江中下游湖泊BD-P的含量和相對(duì)含量均高于云南高原湖泊，表明其富營(yíng)養(yǎng)化程度較云南高原湖區(qū)嚴(yán)重.

長(zhǎng)江中下游湖區(qū)湖泊沉積物ω（NaOH-rP）為（168.19±78.60）mg/kg，占總磷的（27.76±10.80）％；云南高原湖區(qū)沉積物ω（NaOH-rP）為（215.66±137.89）mg/kg，但其相對(duì)含量為（16.55±5.96）％低于長(zhǎng)江中下游湖區(qū)（圖2）.云南高原湖泊表層沉積物中ω（NaOH-nrP）為（75.54±38.89）mg/kg，約為長(zhǎng)江中下游湖泊的2倍（圖2），但是由于云南高原湖泊表層沉積物中TP含量較高因而兩個(gè)湖區(qū)NaOH-nrP組分占表層沉積物TP的比例差別較小，其范圍為4.65％～11.74％.

圖2 不同湖泊表層沉積物各形態(tài)磷含量及其比例Fig.2 Average concentration of P fractions and relative contribution of each P fractions

HCl-P在湖泊表層沉積物占有較高比例（圖2），是沉積物中主要的無(wú)機(jī)磷形態(tài)之一.長(zhǎng)江中下游湖泊沉積物中ω（HCl-P）為（133.5±88.53）mg/kg，占總磷的（22.63±15.19）％；云南高原湖泊沉積物中ω（HCl-P）為（513.80±325.94）mg/kg，高于長(zhǎng)江中下游湖泊，其相對(duì)含量為（39.33±9.20）％，約為長(zhǎng)江中下游湖泊的2倍.ω（HCl-P）較高是云南高原湖泊沉積物TP累積的重要原因，這可能與該區(qū)域地質(zhì)背景條件有關(guān).

Res-P是一種惰性磷，一般認(rèn)為環(huán)境條件變化基本不會(huì)造成該形態(tài)磷釋放［31］.長(zhǎng)江中下游湖泊沉積物ω（Res-P）為（58.19±14.50）mg/kg，而云南高原湖泊沉積物ω（Res-P）為（188.88±14.70）mg/kg，顯著高于長(zhǎng)江中下游湖泊，表明兩個(gè)湖區(qū)磷循環(huán)存在環(huán)境背景差異.

2.3 不同湖區(qū)湖泊沉積物-水界面磷內(nèi)源負(fù)荷

兩個(gè)湖區(qū)湖泊表層沉積物在不同程度上均表現(xiàn)為磷的“源”（表4）.其中云南高原湖泊沉積物磷負(fù)荷（湖泊沉積物-水界面單位面積單位時(shí)間的磷釋放量）范圍為0.17～1.07mg/（m2·d），長(zhǎng)江中下游湖泊沉積物磷負(fù)荷平均為0.002～1.32mg/（m2·d）.隨著流域城鎮(zhèn)化建設(shè)及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)強(qiáng)度的增加，大量城市及農(nóng)業(yè)面源進(jìn)入湖內(nèi)，導(dǎo)致湖泊中氮磷大量累積.在一定環(huán)境條件下，累積在沉積物中的磷會(huì)重新釋放進(jìn)入上覆水體，促使沉積物-水界面內(nèi)源磷負(fù)荷增加.不同湖區(qū)湖泊沉積物-水界面磷釋放通量隨著化肥施用強(qiáng)度增加而升高（除太湖外二者顯著相關(guān)，r=0.973，n=5，P＜0.05），而太湖較高的磷負(fù)荷除了受農(nóng)業(yè)活動(dòng)的影響外，還受到了城鎮(zhèn)化建設(shè)等其他外源輸入的影響.污染較重的湖泊流域經(jīng)濟(jì)發(fā)展迅速，人為活動(dòng)導(dǎo)致的外源污染對(duì)湖泊影響較大，因而其沉積物-水界面磷內(nèi)源負(fù)荷較高.區(qū)域經(jīng)濟(jì)發(fā)展的不均衡性導(dǎo)致不同湖泊間磷負(fù)荷差異較大，但還需考慮湖泊內(nèi)部循環(huán)等多重因素的綜合效應(yīng).

3 討論

3.1 不同湖區(qū)湖泊沉積物磷形態(tài)與磷負(fù)荷差異及影響因素

磷形態(tài)分析結(jié)果表明，兩湖區(qū)湖泊沉積物沉積物中磷主要以無(wú)機(jī)磷形式存在.長(zhǎng)江中下游湖泊沉積物中各形態(tài)磷相對(duì)含量順序?yàn)椋篘aOH-rP ＞BD-P＞HCl-P＞Res-P＞NaOH-nrP＞NH4Cl-P，云南高原湖泊沉積物中為：HCl-P＞NaOH-rP＞Res-P＞BD-P＞NaOH-nrP＞NH4Cl-P.長(zhǎng)江中下游湖區(qū)湖泊沉積物中可移動(dòng)磷（Mobile-P，除Res-P、HCl-P外所有磷形態(tài)之和，表征在沉積物中易于發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化的磷形態(tài)）的含量平均為T(mén)P的60.60％，其相對(duì)含量約為云南高原湖泊的2倍.

湖泊沉積物磷形態(tài)是外源輸入與湖泊內(nèi)部各種復(fù)雜的生物地球化學(xué)循環(huán)過(guò)程作用的結(jié)果.長(zhǎng)江中下游湖區(qū)城鎮(zhèn)化水平總體較高，流域內(nèi)工業(yè)廢水、生活污水及城市面源污染輸入是導(dǎo)致長(zhǎng)江中下游湖區(qū)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的主要因素［40］，在這種情況下磷主要以弱吸附態(tài)及鐵鋁氧化態(tài)形式存在［11，31］.而在云南高原湖區(qū)河流落差較大，森林覆蓋率較低，是我國(guó)水土流失重點(diǎn)防治區(qū)，湖泊沉積物主要為流域內(nèi)風(fēng)化侵蝕產(chǎn)物［40］，土壤侵蝕會(huì)導(dǎo)致大量的HCl-P隨泥沙中進(jìn)入湖泊［41］.外源污染物的輸入特征是導(dǎo)致兩個(gè)湖區(qū)磷循環(huán)差異的基礎(chǔ)，長(zhǎng)江中下游湖區(qū)沉積物較高的BD-P含量表明長(zhǎng)江中下游湖區(qū)內(nèi)源污染更為嚴(yán)重，對(duì)湖泊上覆水磷含量的影響較大，而云南高原湖泊較高的鈣磷含量則有利于污染物的蓄積，對(duì)上覆水磷含量影響較小.

進(jìn)入湖泊的磷一部分永久沉積，一部分則在湖泊環(huán)境的調(diào)節(jié)下重新參與湖泊物質(zhì)循環(huán).沉積物-水界面磷釋放通量是磷移動(dòng)能力的最終反映，沉積物中磷的溶出釋放與磷形態(tài)密切相關(guān).NH4Cl-P和BD-P是沉積物中最易釋放的組分，超過(guò)80％的沉積物磷內(nèi)負(fù)荷源于沉積物中BD-P和NaOH-P的釋放［42］.NH4Cl-P含量較低，轉(zhuǎn)化周期較短，因而對(duì)湖泊上覆水磷濃度起決定性作用的是BD-P的轉(zhuǎn)化過(guò)程.BD-P是一種可還原態(tài)磷，當(dāng)湖泊水體溶解氧（DO）濃度降低，或沉積物pH值增高時(shí)極易釋放到上覆水體［4］.藻類的增殖-衰亡會(huì)造成水體pH值增高以及周期性的缺氧，從而導(dǎo)致沉積物中磷的大量釋放［43］.張敏等［44］和謝平等［45］發(fā)現(xiàn)相對(duì)于深水湖泊而言，長(zhǎng)江中下游湖區(qū)藻類增殖引起水體環(huán)境變化，并對(duì)沉積物中磷的釋放產(chǎn)生更顯著的影響.

沉積物中鈣磷含量還受水體磷酸鹽濃度和水體礦化度的影響［46］，在云南高原湖區(qū)廣泛分布著石灰?guī)r，在含有游離CO2水體的溶蝕下，生成一種易溶性鹽類，隨徑流進(jìn)入湖內(nèi)，導(dǎo)致礦化度增加.云南高原湖區(qū)HCl-P的含量會(huì)隨著湖泊營(yíng)養(yǎng)水平的升高而增加，該區(qū)域磷酸根與鈣離子發(fā)生共沉淀可能是沉積物中鈣結(jié)合態(tài)磷形成的原因之一，這有助于降低沉積物中磷的移動(dòng)能力，調(diào)節(jié)湖泊內(nèi)負(fù)荷.

水動(dòng)力擾動(dòng)的差異也會(huì)影響沉積物內(nèi)負(fù)荷，云南高原湖區(qū)以深水湖泊為主，風(fēng)浪對(duì)沉積物混合作用微弱，沉積物中磷主要以間隙水濃度梯度驅(qū)動(dòng)的靜態(tài)釋放為主，而在長(zhǎng)江中下游湖區(qū)湖泊水深較淺，風(fēng)浪頻繁，尤其在敞水區(qū)極易引起沉積物的再懸浮，導(dǎo)致沉積物中磷的過(guò)量釋放［47］.Reddy等［48］通過(guò)室內(nèi)模擬研究發(fā)現(xiàn)動(dòng)態(tài)釋放量是靜態(tài)分子擴(kuò)散的10倍以上，長(zhǎng)江中下游湖區(qū)由于受風(fēng)浪影響較大而具有更高風(fēng)險(xiǎn).

沉積物中有機(jī)質(zhì)的埋藏礦化能夠有效地調(diào)節(jié)沉積物內(nèi)部不同形態(tài)磷的遷移轉(zhuǎn)化，降低沉積物中磷的移動(dòng)能力，減緩湖泊沉積物內(nèi)負(fù)荷.長(zhǎng)江中下游湖泊表層沉積物中NaOH-rP和BD-P較好的相關(guān)性（r=0.581，P＜0.01），表明在特定的環(huán)境條件下它們之間可能存在著相互轉(zhuǎn)化的關(guān)系，這同其他研究一致［49-50］.但云南高原湖泊表層沉積物中BD-P與NaOH-rP的相關(guān)程度較低（r=0.141，P=0.29），這可能與兩個(gè)湖區(qū)有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化有關(guān).與長(zhǎng)江中下游湖泊沉積物相比，云南高原湖泊沉積物中OM與NaOH-nrP的關(guān)系更為密切（圖3）.在深水湖泊大部分有機(jī)質(zhì)在沉降過(guò)程中，經(jīng)相對(duì)富氧的上覆水氧化分解后，沉積在底部的有機(jī)質(zhì)多為較難降解部分［51-52］.在淺水湖泊有機(jī)質(zhì)尚未分解便已沉積，在界面復(fù)雜的環(huán)境中同時(shí)發(fā)礦化、吸附-解吸等多個(gè)物理化學(xué)過(guò)程［53］，因而在長(zhǎng)江中下游湖泊沉積物OM與NaOH-nrP的相關(guān)性較云南高原湖區(qū)低.

圖3 不同湖區(qū)有機(jī)質(zhì)含量與NaOH-nrP的相關(guān)性Fig.3 Linear regression between NaOH-nrP and organic matter of two lake areas

3.2 沉積物磷形態(tài)及內(nèi)源磷負(fù)荷對(duì)不同湖區(qū)湖泊保護(hù)的意義

湖泊沉積物中可參與沉積物-水界面循環(huán)的磷含量對(duì)上覆水體磷濃度有顯著影響.湖泊沉積物中Mobile-P能夠持續(xù)釋放十年以上，進(jìn)而減弱外源控制效果，延緩湖泊恢復(fù)進(jìn)程［54］.因而在外源得到有效控制后，必須加強(qiáng)湖泊內(nèi)源污染防治工作，進(jìn)一步鞏固并強(qiáng)化湖泊污染治理成效［55］.

不同湖區(qū)湖泊沉積物內(nèi)負(fù)荷隨著流域經(jīng)濟(jì)活動(dòng)的強(qiáng)度變化，表明流域經(jīng)濟(jì)社會(huì)發(fā)展與湖泊生態(tài)環(huán)境承載力之間的矛盾突出.其中長(zhǎng)江中下游湖區(qū)湖泊流域面積較大，流域中耕地和建設(shè)用地所占比例較高，且湖泊補(bǔ)給系數(shù)大，流域面源污染在今后一段時(shí)間內(nèi)將是影響湖泊營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)的重要因素.隨著相關(guān)法律法規(guī)的完善，面源污染在湖泊外源污染中的重要性有增加的趨勢(shì)，應(yīng)進(jìn)一步加強(qiáng)該湖區(qū)湖泊的面源污染防治，施行湖泊生態(tài)分區(qū)等措施減少M(fèi)obile-P的輸入.在湖內(nèi)，積極修復(fù)濱湖帶，利用水生植被構(gòu)建削波減浪屏障，抑制污染沉積物的再懸浮，降低磷動(dòng)態(tài)釋放量.通過(guò)水生植被改善沉積物-水界面環(huán)境，降低沉積物中磷的移動(dòng)能力，進(jìn)而抑制藻類的爆發(fā)性增殖，減緩因大規(guī)模藻類代謝誘發(fā)的磷釋放，使湖泊沉積物磷進(jìn)入良性循環(huán)狀態(tài).

在云南高原湖區(qū)則應(yīng)加強(qiáng)重點(diǎn)湖泊流域的水土流失治理，嚴(yán)守湖泊保護(hù)用地紅線，施行科學(xué)合理的施肥耕作措施，利用入湖前置庫(kù)等技術(shù)減少污染物入湖量，從源頭上控制沉積物中可參與湖泊內(nèi)部循環(huán)的可移動(dòng)磷組分所占比例.同時(shí)從流域和區(qū)域的角度考慮水資源的綜合調(diào)度和管理，增加湖泊水體交換，強(qiáng)化湖泊中生源要素的轉(zhuǎn)化速率，避免局域性的污染.

湖泊內(nèi)源污染防治是一項(xiàng)復(fù)雜艱巨的系統(tǒng)工程.湖泊沉積物內(nèi)負(fù)荷與水體富營(yíng)養(yǎng)化之間是一個(gè)相互影響的過(guò)程，釋放磷負(fù)荷有利于藻類生長(zhǎng)，而藻類大量繁殖則會(huì)引起湖泊水化學(xué)條件改變，增強(qiáng)沉積物磷移動(dòng)能力，促進(jìn)磷負(fù)荷升高［56］.現(xiàn)階段將控藻與內(nèi)源磷控制技術(shù)結(jié)合更有利于實(shí)現(xiàn)湖泊水質(zhì)改善［57］.同時(shí)還應(yīng)重視發(fā)揮生態(tài)修復(fù)及生態(tài)系統(tǒng)優(yōu)化與調(diào)整措施等在湖泊污染治理和保護(hù)中的作用.

4 結(jié)論

4.1 長(zhǎng)江中下游湖泊沉積物ω（TP）為（601±76）mg/kg，沉積物磷形態(tài)以Mobile-P為主，其相對(duì)含量為60.60％，沉積物-水界面磷負(fù)荷為0.002～1.32 mg/（m2·d），而云南高原湖泊沉積物ω（TP）為（1256±621）mg/kg，沉積物Mobile-P相對(duì)含量略低，沉積物-水界面磷負(fù)荷為0.17～1.07mg/（m2·d）.

4.2 相比而言，長(zhǎng)江中下游湖泊不利于沉積物累積，面源污染較嚴(yán)重，沉積物有機(jī)質(zhì)活性較強(qiáng)，風(fēng)浪及藻類增殖導(dǎo)致的湖泊環(huán)境改變促進(jìn)了沉積物磷釋放.而云南高原湖泊易于沉積物累積，同時(shí)受到流域巖溶及侵蝕作用等影響，沉積物鈣磷含量較高，其較高含量的有機(jī)質(zhì)降低了沉積物磷的移動(dòng)能力，內(nèi)源磷負(fù)荷相對(duì)較小.

［1］S?ndergaard M，Bjerring R，Jeppesen E.Persistent internal phosphorus loading during summer in shallow eutrophic lakes［J］.Hydrobiologia，2013，710（1）：95-107.

［2］Wang S，Jin X，Zhao H，et al.Effect of organic matter on the sorption of dissolved organic and inorganic phosphorus in lake sediments［J］.Colloids and Surfaces A： Physicochemical and Engineering Aspects，2007，297（1）：154-162.

［3］Wang S，Jin X，Bu Q，et al.Effects of dissolved oxygen supply level on phosphorus release from lake sediments［J］.Colloids and Surfaces A： Physicochemical and Engineering Aspects，2008，316（1）：245-252.

［4］Kaiserli A，Voutsa D，Samara C.Phosphorus fractionation in lake sediments-Lakes Volvi and Koronia，N.Greece［J］.Chemosphere，2002，46（8）：1147-1155.

［5］金相燦，王圣瑞，龐 燕.太湖沉積物磷形態(tài)及pH值對(duì)磷釋放的影響［J］.中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2005，24（6）：707-711.

［6］Torres I C，Turner B L，Reddy K R.The Chemical Nature of Phosphorus in Subtropical Lake Sediments［J］.Aquatic Geochemistry，2014，20（4）：437-457.

［7］Christophoridis C，F(xiàn)ytianos K.Conditions affecting the release of phosphorus from surface lake sediments［J］.Journal of Environmental Quality，2006，35（4）：1181-1192.

［8］龔春生，姚 琪，范成新，等.城市淺水型湖泊底泥釋磷的通量估算——以南京玄武湖為例［J］.湖泊科學(xué)，2006，18（2）：179-183.

［9］Maassen S，R?ske I，Uhlmann D.Chemical and microbial composition of sediments in reservoirs with different trophic state［J］.International review of hydrobiology，2003，88（5）：508-518.

［10］K?iv T，N?ges T，Laas A.Phosphorus retention as a function of external loading，hydraulic turnover time，area and relative depth in 54 lakes and reservoirs［J］.Hydrobiologia，2011，660（1）：105-115.

［11］Dittrich M，Chesnyuk A，Gudimov A，et al.Phosphorus retentionin a mesotrophic lake under transient loading conditions： Insights from a sediment phosphorus binding form study［J］.Water Research，2013，47（3）：1433-1447.

［12］Huo S，Zan F，Xi B，et al.Phosphorus fractionation in different trophic sediments of lakes from different regions，China［J］.Journal of Environmental Monitoring，2011，13（4）：1088-1095.

［13］Salas A，Elliott E，Westfall D，et al.The role of particulate organic matter in phosphorus cycling［J］.Soil Science Society of America Journal，2003，67（1）：181-189.

［14］金相燦.湖泊富營(yíng)養(yǎng)化控制和管理技術(shù)［M］.北京：化學(xué)工業(yè)出版社，2001.

［15］金相燦.中國(guó)湖泊環(huán)境［M］.北京：海洋出版社，1995.

［16］曾 理，吳豐昌，萬(wàn)國(guó)江，等.中國(guó)地區(qū)湖泊沉積物中137Cs分布特征和環(huán)境意義［J］.湖泊科學(xué)，2009，21（1）：1-9.

［17］張永春.流域，區(qū)域，生態(tài)——湖泊環(huán)境治理的戰(zhàn)略思考［J］.生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)，2010，26（1）：1-3.

［18］于 洋，張 民，錢善勤，等.云貴高原湖泊水質(zhì)現(xiàn)狀及演變［J］.湖泊科學(xué)，2010，22（6）：820-828.

［19］金相燦，劉鴻亮，涂清英，等.中國(guó)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化［M］.北京：環(huán)境科學(xué)出版社，1990.

［20］Hupfer M，G?chter R，Giovanoli R.Transformation of phosphorus species in settling seston and during early sediment diagenesis［J］.Aquatic Sciences，1995，57（4）：305-324.

［21］Murphy J，Riley J.A modified single solution method for the determination of phosphate in natural waters［J］.Analytica Chimica Acta，1962，27：31-36.

［22］黃利春，王 婷，王曉娟，等.水體沉積物中磷分級(jí)及其影響因素——以Hupfer方法為例［J］.蘭州大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2013，48（6）：87-93.

［23］Ruban V，López-Sánchez J，Pardo P，et al.Harmonized protocol and certified reference material for the determination of extractable contents of phosphorus in freshwater sediments-A synthesis of recent works［J］.Fresenius' Journal of Analytical Chemistry，2001，370（2/3）：224-228.

［24］魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法［M］.北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社，2000：106-128.

［25］Persaud D，Jaagumagi R，Hayton A.Guidelines for the protection and management of aquatic sediment quality in Ontario： Report［M］.Water Resources Branch，Ontario Ministry of the Environment，1993.

［26］Lukkari K，Hartikainen H，Leivuori M.Fractionation of sediment phosphorus revisited.I： Fractionation steps and their biogeochemical basis［J］.Limnol.Oceanogr.Methods，2007，5（12）：433-444.

［27］Zhang J Z，F(xiàn)ischer C J，Ortner P B.Potential availability of sedimentary phosphorus to sediment resuspension in Florida Bay［J］.Global Biogeochemical Cycles，2004，18（4）.doi：10.1029/ 2004GB002255.

［28］劉文斌.洱海沉積物磷形態(tài)分布特征及其通量［D］.南昌：南昌大學(xué)，2011.

［29］孔 明，張 路，尹洪斌，等.藍(lán)藻暴發(fā)對(duì)巢湖表層沉積物氮磷及形態(tài)分布的影響［J］.中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2014，34（5）：1285-1292.

［30］Petticrew E L，Arocena J M.Evaluation of iron-phosphate as a source of internal lake phosphorus loadings［J］.Science of the total Environment，2001，266（1）：87-93.

［31］Rydin E.Potentially mobile phosphorus in Lake Erken sediment［J］.Water Research，2000，34（7）：2037-2042.

［32］張 路，范成新，王建軍，等.長(zhǎng)江中下游湖泊沉積物氮磷形態(tài)與釋放風(fēng)險(xiǎn)關(guān)系［J］.湖泊科學(xué)，2008，20（3）：263-270.

［33］謝春花，王克林，陳洪松，等.土地利用變化對(duì)洞庭湖區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的影響［J］.長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境，2006，15（2）：191-195.

［34］范成新，張 路，包先明，等.太湖沉積物-水界面生源要素遷移機(jī)制及定量化——2.磷釋放的熱力學(xué)機(jī)制及源-匯轉(zhuǎn)換［J］.湖泊科學(xué)，2006，18（3）：207-217.

［35］徐嘉興，王繼堯，梁 濤，等.近18年太湖流域土地利用變化及區(qū)域差異分析［J］.地理空間信息，2009，7（4）：48-51.

［36］周文斌，萬(wàn)金寶.鄱陽(yáng)湖生態(tài)環(huán)境保護(hù)和資源綜合開(kāi)發(fā)利用研究［M］.北京：科學(xué)出版社，2012：70-74.

［37］吳開(kāi)亞.巢湖流域環(huán)境經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)分析［M］.合肥：中國(guó)科學(xué)技術(shù)大學(xué)出版社，2008：14.

［38］Liu W，Li S，Bu H，et al.Eutrophication in the Yunnan Plateau lakes： the influence of lake morphology，watershed land use，and socioeconomic factors［J］.Environmental Science and Pollution Research，2012，19（3）：858-870.

［39］毛建忠，王雨春，趙瓊美，等.滇池沉積物內(nèi)源磷釋放初步研究［J］.中國(guó)水利水電科學(xué)研究院學(xué)報(bào)，2005，3（3）：229-233.

［40］Liu W，Zhang Q，Liu G.Effects of watershed land use and lake morphometry on the trophic state of Chinese lakes： implications for eutrophication control［J］.CLEAN-Soil，Air，Water，2011，39（1）：35-42.

［41］Ostrofsky M.Differential post-depositional mobility of phosphorus species in lake sediments［J］.Journal of Paleolimnology，2012，48（3）：559-569.

［42］Wang S，Jin X，Zhao H，et al.Phosphorus fractions and its release in the sediments from the shallow lakes in the middle and lower reaches of Yangtze River area in China［J］.Colloids and Surfaces A： Physicochemical and Engineering Aspects，2006，273（1）：109-116.

［43］Welch E B，Cooke G D.Internal phosphorus loading in shallow lakes： importance and control［J］.Lake and Reservoir Management，1995，11（3）：273-281.

［44］張 敏，謝 平，徐 軍，等.大型淺水湖泊——巢湖內(nèi)源磷負(fù)荷的時(shí)空變化特征及形成機(jī)制［J］.中國(guó)科學(xué)：D輯，2005，35（Ⅱ）：63-72.

［45］謝 平.淺水湖泊內(nèi)源磷負(fù)荷季節(jié)變化的生物驅(qū)動(dòng)機(jī)制［J］.中國(guó)科學(xué)：D輯，2005，35（Ⅱ）：11-23.

［46］Paludan C，Morris J T.Distribution and speciation of phosphorus along a salinity gradient in intertidal marsh sediments［J］.Biogeochemistry，1999，45（2）：197-221.

［47］秦伯強(qiáng)，朱廣偉，張 路，等.大型淺水湖泊沉積物內(nèi)源營(yíng)養(yǎng)鹽釋放模式及其估算方法——以太湖為例［J］.中國(guó)科學(xué)：D輯，2005，35（Ⅱ）：33-44.

［48］Reddy K，F(xiàn)isher M，Ivanoff D.Resuspension and diffusive flux of nitrogen and phosphorus in a hypereutrophic lake［J］.Journal of Environmental Quality，1996，25（2）：363-371.

［49］Goedkoop W，Pettersson K.Seasonal changes in sediment phosphorus forms in relation to sedimentation and benthic bacterial biomass in Lake Erken［J］.Hydrobiologia，2000，431（1）：41-50.

［50］Rydin E，Welch E B.Aluminum dose required to inactivate phosphate in lake sediments［J］.Water Research，1998，32（10）：2969-2976.

［51］Wakeham S，Lee C.Production，transport，and alteration of particulate organic matter in the marine water column［C］// Organic Geochemistry.Topics in Geobiology 11，Springer US，1993：145-169.

［52］Ergin M，Gaines A，Galletti G C，et al.Early diagenesis of organic matter in recent Black Sea sediments： characterization and source assessment［J］.Applied geochemistry，1996，11（5）：711-720.

［53］Zhang R，Wu F，Liu C，et al.Characteristics of organic phosphorus fractions in different trophic sediments of lakes from the middle and lower reaches of Yangtze River region and Southwestern Plateau，China［J］.Environmental Pollution，2008，152（2）：366-372.

［54］S?ndergaard M，Jensen J P，Jeppesen E.Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes［J］.Hydrobiologia，2003，506（1-3）：135-145.

［55］Zamparas M，Zacharias I.Restoration of eutrophic freshwater by managing internal nutrient loads.A review［J］.Science of The Total Environment，2014，496：551-562.

［56］Hu J，Shen Q，Liu Y，et al.Mobility of different phosphorus pools in the sediment of Lake Dianchi during cyanobacterial blooms［J］.Environmental monitoring and assessment，2007，132（1-3）：141-153.

［57］Pan G，Yang B，Wang D，et al.In-lake algal bloom removal and submerged vegetation restoration using modified local soils［J］.Ecological Engineering，2011，37（2）：302-308.

Sediments phosphorus forms and loading in the lakes of the mid-lower reaches of the Yangtze River and Yunnan Plateau，China.

LI Rui1，2， WANG Sheng-rui1，2*，XIAO Shang-bin1，JIAO Li-xing2，LIU Wen-bin2，NI Zhao-kui2（1.China Three Gorges University，Yichang 443002，China；2.State Environmental Protection Key Laboratory for Lake Pollution Control，Research Center of Lake Eco-Environment，Chinese Research Academy of Environmental Sciences，Beijing 100012，China）.China Environmental Science，2015，35（6）：1831～1839

Differences of phosphorus forms in lake sediments and its flux across the sediment-water interface（SWI Pflux）between lakes located in the Middle and Lower Yangtze River drainage basin（MLYR）and those in the Yunnan Plateau（YN）were determined.The average ω（TP）in YN was（1256±621）mg/kg，which was higher than that in MLYR［（601±76）mg/kg］.Soil erosion resulted in the higher content of calcium bound phosphorus（HCl-P）in the sediments of YN，and the high salinity of their lake water were conductive to phosphorus burial.High organic matter content in sediments also inhibited the migration of phosphorus in lakes of YN，and the SWI Pfluxwas 0.17～1.07mg/（m2·d）.However，in MLYR phosphorus forms were closely related to non-point source nutrient pollution and phytoplankton bloom，and redox sensitive phosphorus（BD-P）accounted for the majority of TP.The potential mobile phosphorus（the sum of loosely adsorbed P，BD-P，NaOH bound P）accounted for 60.60％of TP，which was around 2 times of that in YN，and its SWI Pfluxwas 0.002～1.32mg/（m2·d）.Thus，measures including reducing agricultural nonpoint source pollution，maintaining and recovering macrophytes in lakes should be taken to improve water quality in MLYR.However，preventing the soil erosion，and implementing the best nutrient management practices are more important in the watershed of YN.

phosphorus fractions；internal phosphorus load；lake sediment；distribution

X524

A

1000-6923（2015）06-1831-09

黎 睿（1990-），男，湖北十堰人，三峽大學(xué)土木與建筑學(xué)院碩士研究生，主要從事沉積物污染機(jī)理與修復(fù)技術(shù)研究.發(fā)表論文1篇.

收搞日期：2014-10-30

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（U1202235）；國(guó)家水專項(xiàng)課題（2012ZX07102-004）；三峽大學(xué)碩士研究生學(xué)位論文培優(yōu)基金（PY201408）

* 責(zé)任作者，研究員，wangsr@craes.org.cn