長江中下游與云南高原湖泊沉積物磷形態(tài)及內(nèi)源磷負荷

黎 睿，王圣瑞*，肖尚斌，焦立新，劉文斌，倪兆奎（.三峽大學，湖北 宜昌 44300；.中國環(huán)境科學研究院，湖泊生態(tài)環(huán)境創(chuàng)新基地，國家環(huán)境保護湖泊污染控制重點實驗室，北京 000）

長江中下游與云南高原湖泊沉積物磷形態(tài)及內(nèi)源磷負荷

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，湖北 宜昌 443002；2.中國環(huán)境科學研究院，湖泊生態(tài)環(huán)境創(chuàng)新基地，國家環(huán)境保護湖泊污染控制重點實驗室，北京 100012）

為揭示長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個湖泊100個沉積物樣品總磷（TP）及不同形態(tài)磷含量，比較了不同湖泊沉積物-水界面磷負荷.結果表明，云南高原湖泊沉積物ω（TP）為（1256±621）mg/kg，高于長江中下游湖泊［（601±76）mg/kg］；前者沉積物磷形態(tài)以鈣結合態(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，且沉積物有機質含量較高，減緩了磷的移動能力，其沉積物-水界面磷負荷為0.17～1.07mg/（m2·d），對湖泊富營養(yǎng)的貢獻較小；而長江中下游湖區(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調(diào)控，其中可移動磷（Mobile-P，除殘渣態(tài)磷（Res-P）和HCl-P以外的所有形態(tài)磷之和）相對含量占ω（TP）的60.60％，約為云南高原湖泊的2倍，其沉積物-水界面磷負荷為0.002～1.32mg/（m2·d），對湖泊富營養(yǎng)化貢獻較大.由此可見，長江中下游湖區(qū)湖泊應該加強流域面源污染等外源治理，修復退化水生植被，而在云南高原湖泊則應重點加強流域水土流失治理，施行農(nóng)田最佳施肥等措施.

磷形態(tài)；內(nèi)源磷負荷；湖泊沉積物；空間分布

沉積物氮磷等組成特征是湖泊營養(yǎng)狀態(tài)及氮磷等營養(yǎng)物遷移轉化等過程的綜合結果，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，對湖泊上覆水體氮磷濃度具有重要影響.隨著湖泊治理進程的推進，特別是當外源污染逐步得到有效控制后，如何有效控制來自沉積物的內(nèi)源氮磷污染就成為了湖泊治理的重要任務［1］.沉積物-水界面是上覆水與沉積物進行物質交換的重要通道，該界面上物質的吸附解吸、氧化還原反應等物理化學過程、湖泊水動力條件及界面微生態(tài)特征為物質遷移轉化提供了外部條件［2-5］，而沉積物總磷含量尤其是沉積物磷形態(tài)則是界面磷轉化的物質基礎［6］.沉積物中磷的釋放對水體的營養(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，是水體富營養(yǎng)化磷參照值的5倍［8］；德國Quitzdorf水庫，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)源負荷特征有助于進一步揭示湖泊富營養(yǎng)化機制.

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.K?iv等［10］對全球54個湖泊（水庫）統(tǒng)計表明，磷易于在湖水深度較大、水力停留時間較長的湖泊滯留.在城市湖泊，沉積物磷主要以可還原態(tài)磷（BD-P）形式存在，對湖泊內(nèi)負荷的貢獻較大，而在以農(nóng)業(yè)為主的流域內(nèi)鈣結合態(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)的遷移轉化與湖泊營養(yǎng)狀態(tài)關系密切，沉積物磷形態(tài)特征可以反映湖泊污染程度［12］.此外，有機質的活性差異及礦化分解引發(fā)的環(huán)境條件（如pH值、Eh等）改變也會間接或直接地影響磷循環(huán)過程［13］.

目前對湖泊沉積物磷形態(tài)的研究多為同一湖泊，或者某一區(qū)域，而對不同湖區(qū)湖泊沉積物磷形態(tài)和內(nèi)負荷分布特征的比較研究較少，難以將相關影響因素，特別是流域發(fā)展狀況與湖泊保護及治理措施相結合.長江中下游湖區(qū)和云南高原湖區(qū)是我國湖泊富營養(yǎng)化問題較為嚴重的兩個區(qū)域［14］.因此，本研究試圖針對長江中下游及云南高原湖區(qū)典型湖泊沉積物磷形態(tài)和磷負荷，探討其沉積物磷形態(tài)和磷負荷的區(qū)域差異性及主要影響因素，以期為我國湖泊保護和富營養(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)來源

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

長江中下游湖泊密布，僅水域面積大于1km2的湖泊就有651個［15］，絕大多數(shù)湖泊屬吞吐型湖泊，河湖關系密切，湖泊水位因降水季節(jié)分配不勻而年變幅大，風浪及水力沖刷對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)處于富營養(yǎng)狀態(tài)，而洞庭湖和鄱陽湖已具備水華發(fā)生條件［17］.云南高原湖區(qū)，位于巖溶地貌區(qū)，多為構造湖泊，以海拔較高、面積較小、湖水較深、換水周期長和納污吐清為其主要特征［16］，其中滇池污染最為嚴重，洱海和程海也時有水華發(fā)生［18］.根據(jù)流域特征、湖泊類型及營養(yǎng)水平等，選擇了兩個湖區(qū)的9個湖泊，按照網(wǎng)格布點法，共獲得100個沉積物樣品.其中在長江中下游選擇大型淺水湖泊太湖及巢湖，草型湖泊龍感湖，過水性湖泊洪澤湖、洞庭湖及鄱陽湖，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)見表1.

1.2 樣品分析與數(shù)據(jù)處理

通過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)分級提取采用改進的Psenner法［20］，將沉積物中的磷分為五種不同形態(tài)（表2），通過鉬藍比色法［21］測定，該方法分級步驟相對簡單，磷形態(tài)劃分清晰，重現(xiàn)性好、變異較小［22］.采用SMT法測定沉積物中總磷［23］，有機質及總氮參考《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》［24］進行分析.所有樣品均取3份平行測定并取其平均值，實驗相對誤差＜5％，各區(qū)域的理化參數(shù)由該區(qū)域樣品的加權平均值求得，采用SPSS19.0雙尾Pearson檢驗對指標間的相關性進行分析.

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

2 結果分析

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，長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）水力停留時間長、相對水深較大時易于磷的蓄積，這可能是導致兩個湖區(qū)沉積物TP含量差異的重要原因.根據(jù)安大略沉積物質量評估指南［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間較長，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，長期受到嚴重外源污染，具有較高富營養(yǎng)化風險.

2.2 不同湖區(qū)湖泊沉積物不同形態(tài)磷含量

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

長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，略高于長江中下游湖區(qū)，但其相對含量低于長江中下游湖區(qū)，為總磷的（0.62±0.48）％（圖2）.孔明等［29］研究發(fā)現(xiàn)藍藻爆發(fā)對巢湖活性磷具有較大影響，藍藻爆發(fā)前沉積物活性磷含量較高，而藍藻爆發(fā)則促進了沉積物磷的利用，降低了活性磷的含量.長江中下游湖區(qū)較低的NH4Cl-P含量可能是藻類快速利用的結果，云南高原湖泊水深較大，湖面狹長，藻類活動范圍有限，使得沉積物中NH4Cl-P的利用率較低，因而存儲在沉積物中的NH4Cl-P含量相對較高.

長江中下游湖泊表層沉積物中ω（BD-P）為（156.33±50.26）mg/kg，其相對含量為TP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低于長江中下游湖泊，其相對含量為總磷的（10.98±5.73）％，僅為長江中下游湖泊的1/3～1/2（圖2）.BD-P是對湖泊營養(yǎng)狀態(tài)貢獻較大的一種磷形態(tài)［30］，營養(yǎng)水平較高的湖泊其含量一般較高.長江中下游湖泊BD-P的含量和相對含量均高于云南高原湖泊，表明其富營養(yǎng)化程度較云南高原湖區(qū)嚴重.

長江中下游湖區(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，但其相對含量為（16.55±5.96）％低于長江中下游湖區(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機磷形態(tài)之一.長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，高于長江中下游湖泊，其相對含量為（39.33±9.20）％，約為長江中下游湖泊的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)域地質背景條件有關.

Res-P是一種惰性磷，一般認為環(huán)境條件變化基本不會造成該形態(tài)磷釋放［31］.長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，顯著高于長江中下游湖泊，表明兩個湖區(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)源負荷

兩個湖區(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荷（湖泊沉積物-水界面單位面積單位時間的磷釋放量）范圍為0.17～1.07mg/（m2·d），長江中下游湖泊沉積物磷負荷平均為0.002～1.32mg/（m2·d）.隨著流域城鎮(zhèn)化建設及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)強度的增加，大量城市及農(nóng)業(yè)面源進入湖內(nèi)，導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重新釋放進入上覆水體，促使沉積物-水界面內(nèi)源磷負荷增加.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度增加而升高（除太湖外二者顯著相關，r=0.973，n=5，P＜0.05），而太湖較高的磷負荷除了受農(nóng)業(yè)活動的影響外，還受到了城鎮(zhèn)化建設等其他外源輸入的影響.污染較重的湖泊流域經(jīng)濟發(fā)展迅速，人為活動導致的外源污染對湖泊影響較大，因而其沉積物-水界面磷內(nèi)源負荷較高.區(qū)域經(jīng)濟發(fā)展的不均衡性導致不同湖泊間磷負荷差異較大，但還需考慮湖泊內(nèi)部循環(huán)等多重因素的綜合效應.

3 討論

3.1 不同湖區(qū)湖泊沉積物磷形態(tài)與磷負荷差異及影響因素

磷形態(tài)分析結果表明，兩湖區(qū)湖泊沉積物沉積物中磷主要以無機磷形式存在.長江中下游湖泊沉積物中各形態(tài)磷相對含量順序為：NaOH-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.長江中下游湖區(qū)湖泊沉積物中可移動磷（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)生遷移轉化的磷形態(tài)）的含量平均為TP的60.60％，其相對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)部各種復雜的生物地球化學循環(huán)過程作用的結果.長江中下游湖區(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致長江中下游湖區(qū)湖泊富營養(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，是我國水土流失重點防治區(qū)，湖泊沉積物主要為流域內(nèi)風化侵蝕產(chǎn)物［40］，土壤侵蝕會導致大量的HCl-P隨泥沙中進入湖泊［41］.外源污染物的輸入特征是導致兩個湖區(qū)磷循環(huán)差異的基礎，長江中下游湖區(qū)沉積物較高的BD-P含量表明長江中下游湖區(qū)內(nèi)源污染更為嚴重，對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，對上覆水磷含量影響較小.

進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循環(huán).沉積物-水界面磷釋放通量是磷移動能力的最終反映，沉積物中磷的溶出釋放與磷形態(tài)密切相關.NH4Cl-P和BD-P是沉積物中最易釋放的組分，超過80％的沉積物磷內(nèi)負荷源于沉積物中BD-P和NaOH-P的釋放［42］.NH4Cl-P含量較低，轉化周期較短，因而對湖泊上覆水磷濃度起決定性作用的是BD-P的轉化過程.BD-P是一種可還原態(tài)磷，當湖泊水體溶解氧（DO）濃度降低，或沉積物pH值增高時極易釋放到上覆水體［4］.藻類的增殖-衰亡會造成水體pH值增高以及周期性的缺氧，從而導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)相對于深水湖泊而言，長江中下游湖區(qū)藻類增殖引起水體環(huán)境變化，并對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，隨徑流進入湖內(nèi)，導致礦化度增加.云南高原湖區(qū)HCl-P的含量會隨著湖泊營養(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能力，調(diào)節(jié)湖泊內(nèi)負荷.

水動力擾動的差異也會影響沉積物內(nèi)負荷，云南高原湖區(qū)以深水湖泊為主，風浪對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動的靜態(tài)釋放為主，而在長江中下游湖區(qū)湖泊水深較淺，風浪頻繁，尤其在敞水區(qū)極易引起沉積物的再懸浮，導致沉積物中磷的過量釋放［47］.Reddy等［48］通過室內(nèi)模擬研究發(fā)現(xiàn)動態(tài)釋放量是靜態(tài)分子擴散的10倍以上，長江中下游湖區(qū)由于受風浪影響較大而具有更高風險.

沉積物中有機質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)磷的遷移轉化，降低沉積物中磷的移動能力，減緩湖泊沉積物內(nèi)負荷.長江中下游湖泊表層沉積物中NaOH-rP和BD-P較好的相關性（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化的關系，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的相關程度較低（r=0.141，P=0.29），這可能與兩個湖區(qū)有機質轉化有關.與長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的關系更為密切（圖3）.在深水湖泊大部分有機質在沉降過程中，經(jīng)相對富氧的上覆水氧化分解后，沉積在底部的有機質多為較難降解部分［51-52］.在淺水湖泊有機質尚未分解便已沉積，在界面復雜的環(huán)境中同時發(fā)礦化、吸附-解吸等多個物理化學過程［53］，因而在長江中下游湖泊沉積物OM與NaOH-nrP的相關性較云南高原湖區(qū)低.

圖3 不同湖區(qū)有機質含量與NaOH-nrP的相關性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)源磷負荷對不同湖區(qū)湖泊保護的意義

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，進而減弱外源控制效果，延緩湖泊恢復進程［54］.因而在外源得到有效控制后，必須加強湖泊內(nèi)源污染防治工作，進一步鞏固并強化湖泊污染治理成效［55］.

不同湖區(qū)湖泊沉積物內(nèi)負荷隨著流域經(jīng)濟活動的強度變化，表明流域經(jīng)濟社會發(fā)展與湖泊生態(tài)環(huán)境承載力之間的矛盾突出.其中長江中下游湖區(qū)湖泊流域面積較大，流域中耕地和建設用地所占比例較高，且湖泊補給系數(shù)大，流域面源污染在今后一段時間內(nèi)將是影響湖泊營養(yǎng)狀態(tài)的重要因素.隨著相關法律法規(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，應進一步加強該湖區(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Mobile-P的輸入.在湖內(nèi)，積極修復濱湖帶，利用水生植被構建削波減浪屏障，抑制污染沉積物的再懸浮，降低磷動態(tài)釋放量.通過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能力，進而抑制藻類的爆發(fā)性增殖，減緩因大規(guī)模藻類代謝誘發(fā)的磷釋放，使湖泊沉積物磷進入良性循環(huán)狀態(tài).

在云南高原湖區(qū)則應加強重點湖泊流域的水土流失治理，嚴守湖泊保護用地紅線，施行科學合理的施肥耕作措施，利用入湖前置庫等技術減少污染物入湖量，從源頭上控制沉積物中可參與湖泊內(nèi)部循環(huán)的可移動磷組分所占比例.同時從流域和區(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，強化湖泊中生源要素的轉化速率，避免局域性的污染.

湖泊內(nèi)源污染防治是一項復雜艱巨的系統(tǒng)工程.湖泊沉積物內(nèi)負荷與水體富營養(yǎng)化之間是一個相互影響的過程，釋放磷負荷有利于藻類生長，而藻類大量繁殖則會引起湖泊水化學條件改變，增強沉積物磷移動能力，促進磷負荷升高［56］.現(xiàn)階段將控藻與內(nèi)源磷控制技術結合更有利于實現(xiàn)湖泊水質改善［57］.同時還應重視發(fā)揮生態(tài)修復及生態(tài)系統(tǒng)優(yōu)化與調(diào)整措施等在湖泊污染治理和保護中的作用.

4 結論

4.1 長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，其相對含量為60.60％，沉積物-水界面磷負荷為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相對含量略低，沉積物-水界面磷負荷為0.17～1.07mg/（m2·d）.

4.2 相比而言，長江中下游湖泊不利于沉積物累積，面源污染較嚴重，沉積物有機質活性較強，風浪及藻類增殖導致的湖泊環(huán)境改變促進了沉積物磷釋放.而云南高原湖泊易于沉積物累積，同時受到流域巖溶及侵蝕作用等影響，沉積物鈣磷含量較高，其較高含量的有機質降低了沉積物磷的移動能力，內(nèi)源磷負荷相對較小.

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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，三峽大學土木與建筑學院碩士研究生，主要從事沉積物污染機理與修復技術研究.發(fā)表論文1篇.

收搞日期：2014-10-30

國家自然科學基金項目（U1202235）；國家水專項課題（2012ZX07102-004）；三峽大學碩士研究生學位論文培優(yōu)基金（PY201408）

* 責任作者，研究員，wangsr@craes.org.cn