撫仙湖沉積物中營養鹽和粒度垂向分布及相關性研究

王小雷，楊浩 ，顧祝軍，張明禮

1.南京師范大學地理科學學院，江蘇 南京 210023

2.南京曉莊學院生物化工與環境工程學院，江蘇 南京 211171

近年來湖泊富營養化日趨嚴重，已成為國內外普遍關注的重大環境問題之一。湖泊沉積物以其連續穩定的沉積特征很好地“記錄”了湖泊流域的生態環境演化過程，被公認為是研究湖泊營養化水平變化的重要載體［1-4］。湖泊流域嚴重的水土流失攜帶大量的碳、氮、磷等營養鹽進入湖泊后，大部分轉移至懸浮顆粒物中并最終累積于湖泊沉積物中，因此湖泊沉積物是湖泊營養鹽的重要蓄積場所［5-6］。在強烈的生物地球化學作用下，長期積累于湖泊沉積物中不同顆粒物上的營養鹽又會通過解吸、釋放和遷移等途徑重新返回水體中，并有可能造成湖泊的二次污染［7］。因此，研究湖泊沉積物中碳、氮、磷等營養鹽的濃度及其分布特征，對控制水體富營養化和環境質量改善具有重要指導意義。

湖泊受制于流域不同時期不同程度的生態環境影響，同一湖泊不同區域的沉積物中營養鹽濃度的垂向分布也存在較大差異［8-9］。同時，沉積物粒度作為重要的地球化學指標，其特定的物理性質對研究營養鹽在沉積物中的賦存和釋放能力等有著重要的影響。研究湖泊沉積物中營養鹽和粒度的分布特征及其二者之間的相關關系對揭示湖泊的生物地球化學循環過程具有重要作用。目前，有關湖泊沉積物營養鹽與粒度之間的相關性有一些報道，如李強等［10］對巢湖及其入湖河流的研究發現，隨著沉積物粒徑的增大，沉積物粒徑與TOC、TN 和TP 濃度的相關性變差，而李青芹等［11］對我國不同地區6 個不同特征湖泊(巢湖、杞麓湖、程海、瀘沽湖、青海湖和烏梁素海)的研究則發現，沉積物營養鹽濃度與小于4 μm 的細顆粒呈顯著正相關，與16 ～64 μm 的粒徑呈負相關。這些研究主要集中于對一些淺水型湖泊表層沉積物中營養鹽濃度與沉積物粒度之間相關關系的探討，尚缺乏對深水型湖泊從營養鹽濃度和粒度的垂向分布特征方面分析二者之間的相關關系。基于此，筆者以深水撫仙湖為例，結合環境放射性核素210Pb 和137Cs 計年技術確定的沉積年代，研究了撫仙湖北部、中部和南部不同區域的沉積物中營養鹽濃度和粒度的垂向分布特征，分析了撫仙湖沉積物中營養鹽濃度與粒度之間的相關關系，以期為科學合理地開發撫仙湖提供基礎數據和科學參考。

1 材料與方法

1.1 撫仙湖概況

撫仙湖是我國第二深水湖［12］，屬云南省玉溪市轄區，跨澄江、江川、華寧三縣，其海拔高度1 721 m，面積212 km2，最大水深為157.3 m，平均水深87 m，平均容水量189.3 ×108m3。湖泊南北向長31.5 km，東西向平均寬度6.7 km，呈狹長狀葫蘆型［12］。撫仙湖屬珠江流域南盤江水系，湖區四面環山，沿湖有尖山河、東大河、西大河和梁王河等20 多條大小溪流匯入湖中。湖東岸海口河為唯一的出水口，西南方向有條長1.0 km，落差1.0 m 的隔河與星云湖相連，屬半封閉型高原湖泊［12］。撫仙湖具有飲用水源，漁業、工農業用水，旅游等功能，是當地經濟發展的重要基礎。20 世紀80年代以來，隨著湖泊流域工、農、旅游業的迅速發展，大量污染物排入湖中，導致湖泊水質下降，富營養化風險加劇［13-15］。

1.2 樣品的采集與分析

利用全球定位系統(GPS)在撫仙湖北部(FX0701)、中部(FX0702)和南部(FX0703)分別設置采樣點(圖1)，于2007年10月使用奧地利生產的聚丙烯筒式沉積物取樣器(內徑6 cm)采集沉積物柱芯，所獲沉積物柱芯懸浮層均未受擾動，界面水清澈。樣品采集后帶回實驗室放入超低溫冰箱里冷凍(溫度設置為-50 ℃，時間為48 h)，用自制的樣品切割機按照0.5 cm 的間距截分沉積物樣品，稱濕重后將樣品風干，研磨，過100 目篩，105 ℃下烘干至恒重。

將研磨前的沉積物樣品取出黃豆大小放置于100 mL 燒杯中，加入10 mL 10%的雙氧水(H2O2)，加熱去除樣品中的有機質，待充分反應至過量的雙氧水完全分解后，加入5 mL 10%的鹽酸去除碳酸鹽及有機質膠結物(主要是鈣質膠結物)，反應完全后加入蒸餾水至100 mL，靜置12 h，抽取上清液，反復3 ～4 次，洗去過量的鹽酸使溶液趨于中性，最后加入10 mL 2%的分散劑六偏磷酸鈉，搖勻后置于超聲波振蕩離散15 min，形成高分散的顆粒懸浮液供測定。選用英國Malven 公司生產的Mastersizer 2000 型激光粒度儀進行測量，測量范圍為0.02 ～2 000 μm，粒級分辨率為0.1 μm，重復測量的相對誤差＜1%。

圖1 采樣點位置Fig.1 Map of the sampling sites

稱取10 g 左右研磨后的樣品放入同一規格的塑料容器，蠟封1 個月，目的是使226Ra 與210Pb 處于永久衰變平衡體系，然后進行放射性核素的測量，測試儀器為美國EG＆GORTEC 公司生產的高純鍺探測器、數字化譜儀及多通道分析系統。其中210Pb 的比活度由46.5 keV γ 射線譜峰面積求算，226Ra 比活度根據214Pb 的譜峰面積(351.9 keV)求算，半衰期極短的214Pb 是226Ra 的衰變產物。樣品的210Pbex比活度為210Pb 的比活度減去226Ra 比活度的差值［16］。每個樣品的測量時間為40 000 s(實時)，測試完比活度的樣品進一步測試沉積物中營養鹽(TOC、TN和TP)濃度。其中，TOC 和TN 濃度采用常規分析方法測定［17］，TP 濃度采用Palalytical AXIOS X 熒光光譜儀測試，測量誤差小于10%。

2 結果與討論

2.1 沉積物柱芯年代序列的建立

圖2 撫仙湖各沉積物柱芯中放射性核素210Pbex和137Cs 比活度的垂直分布Fig.2 Profile distributions of 210Pbex and 137Cs in sediment cores of Lake Fuxian

圖2是撫仙湖各沉積物柱芯中210Pbex和137Cs 比活度的垂直剖面分布。由圖2 可見，柱芯FX0701中210Pbex的比活度為18.86 ～447.43 Bq/kg，平均值為142.95 Bq/kg;柱芯FX0702 中210Pbex的比活度為82.93 ～482.73 Bq/kg，平均值為224.89 Bq/kg;柱芯FX0703 中210Pbex的比活度為37.94 ～355.08 Bq/kg，平均值為129.02 Bq/kg。撫仙湖各沉積物柱芯中210Pbex比活度自底層至表層均呈波動遞增的變化趨勢，尤其是表層沉積物的波動幅度更為明顯，這種不規則的分布特征說明沉積物在實際沉積過程中受到不同時期的人類活動干擾，尤其是近些年來的干擾程度更為強烈，湖泊沉積速率隨時間發生了變化。根據210Pb計年原理［16］，撫仙湖沉積物柱芯FX0701、FX0702 和FX0703 最大質量深度7.46、9.43 和12.21 g/cm2處所對應的年代分別為1868年、1869年和1861年。結合質量深度和沉積年代計算出3 個沉積物柱芯的平均沉積速率分別為0.054、0.068 和0.083 g/(cm2·a)，自北向南呈增大趨勢，由此表明，撫仙湖不同湖區的沉積速率變化具有明顯差異，以往僅以單個沉積物柱芯來反映整個湖泊的沉積速率變化略顯單薄［16］。

結合137Cs 的時標計年結果，3 個沉積物柱芯中137Cs 的1963年計年時標分別對應于210Pbex計年結果的1960年、1965年和1966年，1986年計年時標分別對應于1988年、1983年和1989年，2 種計年結果之間存在一定偏差，主要是因為Pb 和Cs 本身的物理化學性質差異以及儀器本身測試過程中所存在的干擾因素所致，但均在可接受誤差范圍之內［18］。撫仙湖沉積物柱芯FX0701 與Zeng 等［19］獲取的沉積物柱芯FB 采樣點位置相近，且1986—2007年的平均沉積速率為0.035 g/(cm2·a)(對應深度沉積速率為1.9 mm/a)與FB 沉積物柱芯的沉積速率(1986—2003年為2.8 mm/a，平均沉積速率約為2 mm/a)相比較，二者的結果基本一致。

2.2 沉積物TOC、TN、TP 和C/N 的垂向分布特征

撫仙湖各沉積物柱芯中營養鹽TOC、TN 和TP濃度的垂向分布特征如圖3 所示。

圖3 撫仙湖各沉積物柱芯中TOC、TN、TP 和C/N 的垂直分布Fig.3 Vertical distributions of TOC、TN、TP and C/N in sediment cores of Fuxian Lake

由圖3 可以看出，撫仙湖沉積物中TOC 濃度垂向分布差異明顯，其中FX0701 由穩定變化轉向緩慢增長，轉折點出現在20 世紀30年代初期;FX0702 和FX0703 則呈先下降后上升的趨勢，轉折點分別出現在20 世紀90年代中期和末期，說明撫仙湖中部和南部地區TOC 輸入在時間上滯后于北部地區。就TOC 濃度平均值而言，自北向南3 個沉積物柱芯中TOC 濃度平均值分別為36.38、63.84和104.67 g/kg，其大小表現為FX0701(北部)＜FX0702(中部)＜FX0703(南部)，其中撫仙湖中部和南部沉積物有機污染較為嚴重，TOC 濃度已超過國家一級土壤肥力水平(40 g/kg)。與云南地區其他湖泊沉積物中營養鹽濃度相比較［11］，撫仙湖南部沉積物中TOC 濃度超過杞麓湖(92.32 g/kg)，中部沉積物中TOC 濃度與瀘沽湖(66.14 g/kg)較為接近，北部沉積物中TOC 濃度則高于營養湖泊程海(27.60 g/kg)，該結果進一步表明同一湖泊不同湖區的沉積物中有機質濃度具有明顯差異。

從圖3 可以看出，與TOC 相比，撫仙湖沉積物中TN 濃度變化較為均勻。自19 世紀60年代以來，撫仙湖TN 濃度的垂向分布趨勢接近一致，均呈小幅波動趨勢。3 個沉積物柱芯中TN 濃度的平均值分別為3.20、3.44 和3.35 g/kg，是太湖TN 濃度平均值(0.64 g/kg)［20］的5 倍多，這與李青芹等［11］對同一區域湖泊程海和瀘沽湖TN 濃度高于東部平原湖區富營養化較為嚴重湖泊沉積物的5 ～10 倍的研究結果相一致。

撫仙湖各沉積物柱芯中TP 濃度的垂向分布具有明顯差異(圖3)，其中FX0701 柱芯TP 濃度自20世紀20年代初開始由穩定轉向增加變化的趨勢。FX0702 柱芯TP 濃度呈現4 個階段的變化趨勢，即1938年之前呈下降趨勢;1938—1962年呈增大趨勢;1962—1998年呈微下降趨勢;1998年以來增大趨勢最為明顯。FX0703 柱芯TP 濃度由下降變化趨勢轉向迅速增長，轉折點出現在20 世紀80年代初期。撫仙湖流域自1984年以來開展了大規模的磷礦露天開采和磷化工開發，磷礦開采加速了磷的釋放、遷移、轉化等地球化學遷移過程，每年大約有7.27 t 磷通過地表徑流等方式排入湖泊［21］，蓄積于湖泊沉積物中不同形態的磷的分布特征很好地顯示了湖岸各種污染來源“匯”的特點［15］。

與該地區TN 和TP 濃度的土壤背景值(0.7 和0.4 g/kg)相比較［22］，撫仙湖沉積物中TN 和TP 濃度分別高出8 ～9 倍和3 ～5 倍，這一現象與撫仙湖徑流區污染物排放有關，其中撫仙湖北岸以梁王河、東大河和代村河等對湖泊的污染貢獻量最大［23］。王林等［24］研究表明，撫仙湖徑流區通過農村生活污水、畜禽糞便、生活垃圾、農田泄水及部分農作物殘體、水土流失等方式排入湖泊的TN 和TP 污染負荷高達1 333.83 和891.60 t/a。據統計，2005年僅一年時間撫仙湖流域TN 和TP 污染物入湖量就高達862.67 和103.25 t/a，加之TN 和TP 在湖泊中的滯留率分別高達91.8%和97.4%［25］，大量的營養元素逐年積累于湖水或湖泊沉積物中，導致撫仙湖水體中浮游藻類數量增加了2.6 倍，Chl. a 濃度增加了3 倍［13］，同時湖水透明度下降近50%［26］，湖泊“納污吐清”營養收支狀況嚴重失衡，加速了撫仙湖水體富營養化的進程。

湖泊沉積物中TOC、TN、TP 濃度和C/N 可以反映一定時期湖泊的生產能力，尤其是C/N 可以有效指示有機質的來源［27］。不同來源的有機質，C/N 有明顯差異，該值愈高說明陸源輸入的有機質成分愈大。研究表明［28］，低等水生植物含有較多的蛋白質，其C/N 一般小于7，而維管束陸生植物的C/N 通常大于20。從圖3 可以看出，3 個沉積物柱芯C/N的大小表現為FX0701 ＜FX0702 ＜FX0703，其中撫仙湖北部FX0701 柱芯C/N 為6.68 ～16.85，說明該區域內湖泊沉積物有機質輸入除受湖泊內部菌藻類影響外，20 世紀30年代中期C/N 緩慢上升則表明撫仙湖北部沉積物開始受到陸源有機質輸入的影響。吳斌等［23］對撫仙湖北岸代村河、沙盆河、梁王河、東大河和山沖河等5 條入湖河流中的TN 和TP污染因子監測和分析發現，未經處理的生活污水、人畜糞便及部分農灌回水直接進入河中，使其水體中的有機氮和無機氮濃度迅速增加。撫仙湖FX0702柱芯C/N 為13.47 ～23.06，且呈波動變化趨勢，表明撫仙湖沉積物有機質輸入已從湖泊內部菌藻類輸入為主過渡至維管束陸生植物輸入為主，導致湖泊中部沉積物柱芯中有機質濃度逐漸偏高。撫仙湖南部FX0703 柱芯C/N 為19.10 ～64.19，這一高值充分說明該區域湖泊沉積物中有機質的輸入較大，除了受撫仙湖流域本身陸源維管束植物有機質輸入影響外，還與歷史時期的高營養化的星云湖湖水匯入撫仙湖有關。撫仙湖西南方向與星云湖經隔河相通，星云湖接納了陸地上大量的有機質輸入，水質較差，富營養化和重金屬污染均較為嚴重［29-31］。歷史時期人類活動開鑿隔河致使撫仙湖接納了來自星云湖中的高營養水，每年平均接納水量達2 500 萬t，氮磷污染負荷量分別為21.25 和2.00 t，占撫仙湖整個入湖氮磷量的9.01%和8.16%［29］，這些高污染的有機質是導致其南部地區沉積物柱芯中C/N偏高的主要原因。

2.3 沉積物粒度的分布特征

粒度組成是表述碎屑類沉積物特征的重要指標之一，可以追溯沉積物形成的力學性質、物質來源、輸送介質和沉積環境等，但國內外所運用的粒度標準并不統一。一般而言，湖泊沉積物的粒徑主要集中在63 μm 以下［32］，為詳細探討沉積物營養鹽和各粒徑之間的相關性，將粒徑大小按照＜2 μm、2 ～4 μm、4 ～8 μm、8 ～16 μm、16 ～32 μm、32 ～63 μm 和＞63 μm 標準劃分為7 個等級。撫仙湖各沉積物柱芯粒徑分布如圖4 所示。北部、中部、南部3 個沉積物柱芯中，粒徑＜2 μm 的沉積物所占比例分別為18.86%、10.37%和21.99%;粒徑2 ～4 μm 的沉積物所占比例分別為17.21%、11.96%和13.32%;粒徑4 ～8 μm 的沉積物所占比例分別占22.84%、20.78%和17.05%;粒徑8 ～16 μm 的沉積物所占比例分別為21.28%、27.74%和19.43%;粒徑16 ～32 μm 的沉積物所占比例分別為13.80%、22.99%和17.74%;粒徑32 ～63 μm 的沉積物所占比例分別為4.67%、5.99%和8.84%;粒徑＞63 μm 的沉積物所占比例分別為1.33%、0.17%和1.63%。由圖3 看出，撫仙湖不同湖區沉積物的粒度分布極不均勻，這可能與流域周邊不同類型(密度、長度及產沙量等)的河流匯入湖泊所攜帶的泥沙量不同有關。李強等［10］研究表明，不同入湖河流表層沉積物表現出不同的粒徑分布特征，湖泊流域周圍不同類型的河流將大量的泥沙匯入湖泊并最終蓄積于沉積物中，導致不同區域的湖泊沉積物各粒徑分布特征差異明顯。

圖4 撫仙湖沉積物FX0701、FX0702 和FX0703 柱芯的粒度分布Fig.4 The distribution of grain sizes in sediment core FX0701，FX0702 and FX0703

2.4 沉積物營養鹽濃度與粒度間的相關關系

撫仙湖沉積物營養鹽濃度與粒度間的相關關系如表1 所示。由表1 可以看出，沉積物中TOC 濃度與粒徑32 ～63 μm 間呈顯著正相關(R2=0.610，P ＜0.01)，與粒徑4 ～8 μm 間呈顯著負相關(R2=0.595，P ＜0.01)，表明TOC 主要吸附在粗粉砂顆粒中。TN 濃度與各粒徑之間并沒有表現出良好的相關關系，可能與沉積物中氮的物質形態相關。有研究認為，沉積物中的氮多以有機氮和無機氮為主，且無機氮相對比較恒定［33］，其具體的吸附特征有待進一步研究。沉積物中TP 濃度與粒徑＜2 μm 間呈顯著正相關(R2=0.575，P ＜0.01)，表明TP 主要吸附在細小的黏土顆粒中，這與李青芹等［11］對我國云南地區其他湖泊的研究結果相一致。撫仙湖流域表層土壤類型主要表現為磚紅壤和紅壤，且表層土壤中黏土成分所占比例大于35%，次表層則多為砂質土壤［34］。沉積物中營養鹽濃度與粒度間的相關性表明，TOC 在沉積物中的累積主要受流域次表層的砂質土壤影響，而TP 則多與表層黏土顆粒的土壤侵蝕有關。據2004年云南省土壤侵蝕衛星遙感調查資料顯示，撫仙湖流域土壤侵蝕總量為54.7 ×104t/a，入湖泥沙量為21.2 ×104t/a［35］。撫仙湖流域水土流失較為嚴重，土壤抗蝕性較差［36-37］，由此導致大量的營養鹽伴隨不同層次的土壤侵蝕匯入湖泊，并吸附于不同粒徑的顆粒懸浮物中最終沉降于湖泊沉積物中。

表1 撫仙湖沉積物營養鹽與粒度之間的Pearson 相關分析(n=132)Table 1 Pearson correlation coefficients of nutrients and grain sizes in sediment cores of Lake Fuxian(n=132)

3 結論

(1)撫仙湖沉積物中營養鹽濃度在不同湖區自底層至表層的分布特征差異明顯，其中TOC 濃度呈現穩定、下降趨勢轉變為上升趨勢，分別出現20 世紀30年代初和90年代中后期;TN 濃度呈小幅度波動趨勢;TP 濃度整體上呈先下降后上升的變化趨勢。與該地區土壤背景值相比較，撫仙湖沉積物中TN 和TP 濃度高出8 ～9 倍和3 ～5 倍，其主要原因與其徑流區排入湖泊的過量污染物有關。

(2)撫仙湖各沉積物柱芯的C/N 表明，北部區域內有機質輸入主要以湖泊內部菌藻類提供為主，以陸生維管束植物有機質輸入為次;中部區域內則由湖泊自身菌藻類為主過渡至地表陸源有機質輸入為主;南部區域內較高的C/N 除受流域本身的陸源有機質輸入影響外，還與歷史時期星云湖高營養化的湖水通過隔河匯入撫仙湖導致沉積物中有機質濃度增加有關。湖泊不同區域的沉積環境變化差異性與其周圍流域不同程度的自然演化和人類活動影響密切相關。

(3)撫仙湖不同區域的湖泊沉積物粒度分布差異明顯，可能與采樣點周邊匯入湖泊河流的密度、長度及產沙量等有關。撫仙湖沉積物中營養鹽表現出不同的粒度分布特征，TOC 濃度與粒徑32 ～63 μm間呈顯著正相關，與4 ～8 μm 間呈顯著負相關;TN濃度則與粒徑分布無任何規律可循;TP 濃度則與粒徑＜2 μm 間呈顯著正相關。

致謝:感謝云南省玉溪市撫仙湖管理局和綜合執法大隊辦公室成員在采樣過程中提供的熱情幫助;感謝南京師范大學地理科學學院陳曄老師及課題組成員在實驗數據測試方面的幫助。

［1］沈吉.湖泊沉積研究的歷史進展與展望［J］.湖泊科學，2009，21(3):307-313.

［2］FRITZ S C. Deciphering climatic history from lake sediments［J］.Journal of Palelimnology，2008，39(1):5-16.

［3］MA L，WU J L，ABUDUWAILI J. Geochemical evidence of the anthropogenic alteration of element composition in lacustrine sediments from Wuliangsu Lake，north China［J］. Quaternary International，2013，306:107-113.

［4］ROSALES-HOZ L，CUNDY A B，BAHENA-MANJARREZ J L.Heavy metals in sediment cores from a tropical estuary affected by anthropogenic discharges:Coatzacoalcos estuary，Mexico［J］.Estuarine Coastal and Shelf Science，2003，58(1):117-126.

［5］張路，范成新，王建軍，等.太湖水土界面氮磷交換通量的時空差異［J］.環境科學，2006，27(8):1537-1543.

［6］NORTON S A，COOLIDGE K，AMIRBAHMAN A，et al.Speciation of Al，Fe，and P in recent sediment from three lakes in Maine，USA［J］.Science of Total Environment，2008，404(2/3):276-283.

［7］張燕，彭補拙，陳捷，等.借助137Cs 估算滇池沉積量［J］.地理學報，2005，60(1):71-78.

［8］WANG S R，JIN X C，PANG Y，et al. Phosphorus fractions and phosphate sorption characteristics in relation to the sediment compositions of shallow lakes in the middle and lower reaches of Yangtze River region，China［J］.Journal of Colloid and Interface Science，2005，289:339-346.

［9］HAVENS K E，FUKUSHIMA T，XIE P，et al. Nutrient dynamics and eutrophication of shallow lakes Kasumigaura (Japan)，Donghu (PR China ) and Okeechobee (USA)［J］.Environmental Pollution，2001，111:263-272.

［10］李強，霍守亮，王曉偉，等. 巢湖及其入湖河流表層沉積物營養鹽和粒度的分布及其關系研究［J］. 環境工程技術學報，2013，3(2):147-155.

［11］李青芹，霍守亮，昝逢宇，等. 我國湖泊沉積物營養鹽和粒度分布及其關系研究［J］. 農業環境科學報，2010，29(12):2390-2397.

［12］王蘇民，竇鴻身. 中國湖泊志［M］. 北京:科學出版社，1998:374-377.

［13］李蔭璽，劉紅，陸婭，等.撫仙湖富營養化初探［J］.湖泊科學，2003，15(3):285-288.

［14］LIU G M，LIU Z W，LI Y L，et al.Effects of fish introduction and entrophication on the cladceran community in Lake Fuxian，a deep oligotrophic lake in southwest China［J］. Journal of Palelimnology，2008，42(3):427-435.

［15］宋媛媛，馮慕華，蘇爭光，等. 撫仙湖不同來源沉積物磷形態垂向分布特征［J］.環境科學學報，2013，33(9):2579-2589.

［16］王小雷，楊浩，趙其國，等.利用210Pb、137Cs 和241Am 計年法測算云南撫仙湖現代沉積速率［J］. 湖泊科學，2010，22(1):136-142.

［17］魯如坤.土壤農業化學分析方法［M］. 北京:中國農業科技出版社.2000:106-110.

［18］王小雷，楊浩，丁兆運，等. 云南撫仙湖近現代沉積速率變化研究［J］.地理學報，2011，66(11):1551-1561.

［19］ZENG H A，WU J L.Sedimentary records of heavy metal pollution in Fuxian Lake，Yunnan Province，China:intensity，history，and sources［J］.Pedosphere，2009，19(5):562-569.

［20］陸敏，張衛國，師育新，等. 太湖北部沉積物金屬和營養元素的垂向變化及其影響因素［J］. 湖泊科學，2003，15(3):213-220.

［21］馮慕華，潘繼征，柯凡，等. 云南撫仙湖流域廢棄磷礦區水污染現狀［J］.湖泊科學，2008，20(6):766-772.

［22］夏天翔，李文朝，潘繼征.撫仙湖流域不同農業模式礫質土壤環境質量及其氮磷流失風險評估［J］. 湖泊科學，2008，20(1):110-116.

［23］吳斌，秦潔，郭紅，等. 撫仙湖北岸主要入湖河流對湖泊水質的影響［J］.玉溪師范學院學報，2010，26(4):39-42.

［24］王林，吳獻花，郭紅，等.撫仙湖入湖河流水質調查分析［J］.玉溪師范學院學報，2006，22(12):64-68.

［25］侯長定.撫仙湖富營養化現狀、趨勢及其原因分析［J］. 云南環境科學，2001，20(3):39-41.

［26］潘繼征，熊飛，李文朝，等. 云南撫仙湖透明度的時空變化及影響因子分析［J］.湖泊科學，2008，20(5):681-686.

［27］歐杰，王延華，楊浩，等. 正構烷烴及單體碳同位素記錄的石臼湖生態環境演變研究［J］. 環境科學，2013，34(2):484-493.

［28］林琳，吳敬祿.太湖梅梁灣富營養化過程的同位素地球化學證據［J］.中國科學:D 輯，2005，35:55-62.

［29］張世濤，馮明剛，李蔭璽.近代星云湖的環境變化與生態對策［M］.北京:地質出版社，2007:34-36.

［30］XU J，LI S，XIE P. Difference in δ13C and δ15N of particulate organic matter from the deep oligotrophic Lake Fuxian connected with the shallow eutrophic Lake Xingyun，People＇s Republic of China［J］. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology，2005，74(2):281-285.

［31］劉永，余俊清，張麗莎，等.近60年來星云湖沉積物中重金屬污染記錄［J］.鹽湖研究，2012，20(2):1-10.

［32］史小麗，秦伯強.近百年來長江中游網湖沉積物粒度特征及其環境意義［J］. 海洋地質與第四紀地質，2009，29(2):117-122.

［33］CALVERT S E. Beware intercepts:interpreting compositional ratios in multi-component sediments and sedimentary rocks［J］.Organic Geochemistry，2004，35(8):981-987.

［34］王文富.云南土壤［M］.昆明:云南科技出版社，1990:48-50.

［35］王林，唐金焰，劉宇，等. 撫仙湖生態環境脆弱性分析研究［J］.湖北農業科學，2012，51(14):2968-2970，2975.

［36］張建萍，楊樹華，王寶榮.撫仙湖流域磷礦區主要植物群落水土保持效應研究［J］.西部林業科學，2004，33(2):76-80.

［37］楊禮攀，王寶榮，楊樹華.撫仙湖流域區磷礦開采廢棄地植物群落演替的研究［J］.西部林業科學，2004，33(1):94-100. ?