廣州市主要湖泊沉積物磷的賦存形態

唐夢瑤 周雯 喬永民 楊洪允 秦云霞 陳瑞

摘要：以廣州市主要城市湖泊為研究對象，從環境地球化學角度闡明沉積物中磷的總量、主要賦存形態與其潛在釋放風險和環境效應的內在聯系，為廣州市城市湖泊環境特征評估及后續的生態修復提供基礎數據和理論支撐。2016-2017年對廣州市8個主要城市湖泊花都湖、白云湖、東山湖、流花湖、天河湖、海珠湖、荔灣湖、麓湖表層沉積物的總磷（TP）及各形態磷的含量與分布特征進行研究，并運用單因子污染指數法和生物有效性指數法對沉積物磷污染程度進行評價。結果表明：廣州市湖泊表層沉積物TP含量為368～5 276 mg/kg，平均3 277 mg/kg，其含量分布特征表現為東山湖>白云湖>花都湖>流花湖>天河湖>荔灣湖>麓湖>海珠湖。TP中以無機磷（IP）為主要存在形式，占TP含量的67.56%～87.44%，IP中又以鐵結合態磷（Fe-P）為主，占TP含量的32.77%～60.24%，均值為42.88%。相關分析表明TP與Fe-P和有機磷OP，Fe-P與De-P，Ca-P與OP呈顯著的正相關關系，表明其來源的相似性。通過分析可將廣州市湖泊分為受珠江干流直接影響、接納河涌入水、相對封閉和無明顯外源輸入4類湖泊，表明輸入源是決定廣州市湖泊沉積物磷含量與分布特征的主要因素，工業廢水、生活污水是主要污染源。單因子污染指數與生物有效性指數評價結果顯示廣州市湖泊沉積物整體處于重度磷污染水平。加強對市區湖泊沉積物內源磷釋放機制和控制措施的研究，對于科學管理城市水體至關重要。

關鍵詞：城市湖泊；沉積物；磷形態；廣州

中圖分類號：X171.1 ? ? ? ?文獻標志碼：A ? ? ? ?文章編號：1674-3075（2023）02-0054-10

城市湖泊是城市環境的重要組成部分，是區域文化發展的重要載體，對于城市整體景觀、居民日常生活、維系城市的可持續可展至關重要。城市湖泊多為人工景觀水體，水深較淺且面積相對較小，在城市發展的過程中受人為因子干擾嚴重，生活污水排放和城市面源輸入，對城市水體影響較大，富營養化已成為城市湖泊面臨的主要環境問題，如武漢的東湖和南湖（周帆琦等， 2014; 楊安平等， 2017）、南京的玄武湖（盧小慧等， 2016）與莫愁湖（林玉清等， 2019）等均在不同時間段內出現過上述問題，給城市形象和居民生活帶來極大困擾。

磷是重要的生源元素，是引發水體富營化的重要因子（Hou et al， 2013; Tu et al， 2019; Izabela et al， 2012）。城市中磷的來源廣泛，主要包括大氣沉降、土壤侵蝕、地表徑流、工農業廢水和城鎮污水排放等（向速林等， 2019; Andrew et al， 2018）。進入水體中磷絕大部分沉降、富集于沉積物中，成為湖泊磷的重要儲積庫和潛在的釋放源（王庭建等， 1994; Xiong et al， 2019）。沉積物中的磷通過間隙水與上覆水之間進行交換，并保持著動態平衡，是水體營養鹽循環的重要環節（Li et al， 2007）。在此過程中含磷顆粒物的沉降與再懸浮、沉積物理化特征的改變（Li et al， 2019），以及水體的水動力條件都會影響到磷在沉積物-水界面間的行為。磷的釋放潛力、通量、生態效應及遷移效率不僅與其總量有關，更取決于其賦存形態（Hou et al， 2014）。因此，研究水體沉積物中磷的總量及其形態組成，對于科學認識磷的動態循環機制及其環境效應，認識人類活動對水體環境的影響，制定行之有效的湖泊修復和富營養化防治措施具有重要意義。

廣州市作為我國超大型城市和珠三角中心城市，經濟發展與人口增加為城市水體環境帶來了嚴峻挑戰，城區部分湖泊富營養化現象嚴重，嚴重影響了城市面貌與居民生活品質。為此，廣州市制定了“廣州市黑臭水體治理攻堅戰實施方案”，力爭用3年的時間逐步消除水體黑臭現象。在此大背景下，本文以廣州市主要城市湖泊為研究對象，從環境地球化學角度闡明沉積物中磷的總量、主要賦存形態與其潛在釋放風險、環境效應的內在聯系，以期為科學評估廣州市城市湖泊環境特征，以及后續的生態修復提供基礎數據和理論支撐。

1 ? 材料與方法

1.1 ? 研究區域概況

廣州市（22°26′～23°56′N， 112°57′～114°03′E）行政區域面積為7 434.40 km2，位于廣東省中南部，珠江三角洲中北部，屬亞熱帶季風氣候，年均降雨量約為2 315 mm（廣州市統計局， 2017）。全市水域面積達7.44×104 hm2，市域內水系發達，河流（涌）與湖泊眾多，呈網狀分布。境內主要河流有北江、東江北干流、增江、流溪河、珠江、市橋水道和沙灣水道等，2016年53條重點整治河涌中劣Ⅴ類水體占比達88.68%，主要污染指標為氨氮、總磷和化學需氧量，黑臭現象明顯（廣州市生態環境局， 2017）。市區主要湖泊荔灣湖、流花湖、麓湖、東山湖、海珠湖、九龍湖、花都湖、白云湖等水質狀況也不容樂觀，多為Ⅴ類、劣Ⅴ類水體（吳鳳齊， 2018）。

1.2 ? 站位設置與樣品采集

于2016年11月至2017年1月，選取廣州市8個主要城市湖泊，分別為花都湖（HD）、白云湖（B）、東山湖（D）、流花湖（LH）、天河湖（TH）、海珠湖（H）、荔灣湖（LW）、麓湖（L），共設置47個采樣點（圖1）進行沉積物的采集?；ǘ己挥趶V州市北部的花都區，東起鐵山河河口，西至京廣鐵路橋段，與新街河連通；白云湖位于臨近廣州市中心的白云區，是廣州最大的人工湖，也是廣州北部水系核心組成部分，被京廣鐵路分為東西兩部分，與石井河、?？谟俊h滘河、滘心涌、均和涌、夏茅水等河涌相連（馬舒欣等， 2019）；東山湖、流花湖、麓湖位于廣州市中心的越秀區，其周圍被居民區、商業區和城市交通干道環繞，通過河涌與珠江干流相通；天河湖位于廣州市中心東部的天河區，為小型封閉式湖泊；荔灣湖位于廣州市中心的荔灣區，與荔灣涌相連；海珠湖位于廣州市中心南部的海珠區，是海珠濕地主要組成部分之一，與楊灣涌、墩和涌、大塘涌、大圍涌、石榴崗河和西碌涌6條河涌相連（史紅玉， 2019），各湖泊環境概況見表1。

1.3 ? 樣品采集

用彼得森抓斗式采泥器（型號 PBS-411，采樣面積為1/32 m2）采集表層0～10 cm沉積物樣品，每個站點采集3次，挑除植物殘枝及碎屑后，取混合泥樣于500 mL聚乙烯瓶中，帶回實驗室4℃保存至分析。

1.4 ? 樣品處理與分析

稱取適量沉積物樣品于恒溫干燥箱中80℃烘干24 h以上直至恒重。取干燥后樣品于研缽中充分研磨，過100目篩后裝入塑料密封袋中，密封干燥保存待測（馬舒欣等， 2019）。用YSI水質分析儀（Hash， DS5X）對上覆水pH值和溶解氧（DO）進行現場測定，總氮、總磷分析方法參照《國家地表水環境質量監測網監測任務作業指導書（試行）》（環境保護部環境監測司， 2017）。表層沉積物中粒徑測定利用激光粒度儀（Mastersizer 3000）進行分析測定，有機質（OM）采用灼燒法（Watts， 2000）測定，采用過硫酸鉀氧化分光光度法測定沉積物樣品中總磷（TP）的含量（王圣瑞， 2014）：準確稱取0.10 g沉積物樣品于50 mL比色管中，加入10 mL 5%過硫酸鉀溶液，5 mL 30%H2SO4溶液，120℃下消解30 min，取上清液測定。各形態磷測定（Ruttenberg， 1992）：準確稱取沉積物樣品0.20 g于50 mL離心管中，分級連續提取可交換態磷（Ads-P）、鐵結合態磷（Fe-P）、自生鈣結合態磷（Ca-P）、碎屑磷（De-P）、有機磷（OP），具體提取程序見表2，提取液中磷的測定均采用鉬藍法。其中無機磷為Ads-P、Fe-P、Ca-P、De-P之和；生物有效性磷（BAP）包括Ads-P、Fe-P和部分OP，指能夠向上覆水釋放并參與磷循環的被生物吸收利用的活性磷，其計算公式為：BAP=Ads-P+Fe-P+0.6×OP（向速林等， 2019）。

1.5 ? 數據處理與分析

用IBM SPSS Statistics 22.0、Microsoft Excel 2010及Origin 2017軟件進行數據處理和作圖。

1.6 ? 表層沉積物磷元素風險評價

1.6.1 ? 單因子污染指數 ? 對淺水湖泊沉積物污染評價多采用單因子污染指數法（方家琪等， 2019; 苗慧等， 2017; Ye et al， 2019）：

[Si=Ci/Cs] ? ? ? ? ①

式中：Si 為單項評價指數或標準指數，Si>1 表示因子 i 含量超過評價標準值；Ci 為評價因子實測值；Cs為評價因子的評價標準值，本次研究中TP的Cs值參考加拿大安大略省1992年發布的沉積物質量評價指南中引起最低級別生態風險效應的總磷含量（TP=600 mg/kg）（Persaud et al， 1993）。具體評價標準見表3。

1.6.2 ? 生物有效性指數 ? 生物有效性磷與非生物有效性磷的比值定義為磷的生物利用系數（Ye et al， 2019）。公式如下：

[SKi=Ki?Si=Ki?Ci/Cs] ? ?②

[KP=CBAP/（CTP-CBAP）] ? ?③

式中：SKi是因子i的生物有效指數，Ki是i的生物利用系數，Si、Ci和Cs的定義與單因子污染指數法相同，此處i指P。KP為P的生物利用系數，CTP、CBAP分別為TP和BAP的實測濃度。P的生物有效性指數SKP的風險等級評價標準與單因子污染指數評價標準中的STP相同（表3）。

2 ? 結果與分析

2.1 ? 沉積物和上覆水理化特征

沉積物和上覆水的理化性質見表4。各湖泊DO的濃度為6.72～9.96 mg/L，其最高值出現在流花湖，最低值出現在曉港湖；pH為7.88～8.42，整體呈弱堿性；總氮濃度為0.98～5.28 mg/L，其中以流花湖總氮含量最高，其次為花都湖（4.24 mg/L）和白云湖（4.16 mg/L）。總磷含量為0.078～0.592 mg/L，其最高值同樣出現在流花湖，最低值出現在荔灣湖。廣州市主要湖泊沉積物組成以粉砂和細砂為主，平均含量分別為34.78% 和35.41%，沉積物總有機質含量較為豐富，含量為4.67%～10.25%，其中以麓湖的含量最高，其次為曉港湖。

2.2 ? 表層沉積物總磷含量及分布特征

廣州市主要湖泊表層沉積物TP含量（均值）由高到低依次為東山湖>白云湖>花都湖>流花湖>天河湖>荔灣湖>麓湖>海珠湖（圖2）。其中東山湖TP含量為4 040～4 606 mg/kg，均值為4 363 mg/kg。東山湖表層沉積物在所調查的湖泊中含量最高，其原因一方面在于該湖與珠江廣州段直接相通，位于工業區下游（史紅玉， 2019），大量污染物隨著江水入湖。另一方面，東山湖位于廣州市人口密集的中心城區，包括餐飲、農貿市場在內的服務業發達，由雨水沖刷形成的面源污染也為東山湖帶來了大量的營養鹽（譚鎮， 2006; 彭進平等， 2007），并富集于沉積物中。白云湖、花都湖表層沉積物TP含量僅次于東山湖，其含量分別為985～5 160 mg/kg（均值4 223 mg/kg）和2 768～5 124 mg/kg（均值4 176 mg/kg）。白云湖和花都湖分別位于廣州市西北和北部郊區城鄉結合部。其集水區域內小型工廠密集，混雜于城鎮與鄉村之間，加之原有的種養殖業的存在，由此形成的點源和面源污染為處于河涌交匯處的湖泊帶來大量的污染物，導致沉積物中磷元素的富集；流花湖和天河湖位于廣州中心城區，TP含量分別為2 934～5 276 mg/kg（均值3 845 mg/kg）和2 643～3 501 mg/kg（均值3 031 mg/kg），顯著低于受混合污染影響的白云湖和花都湖。流花湖和天河湖不直接與河涌相通，其補給水源主要來自地表徑流和雨水管道的輸入。由于其集水區域內已基本無工業區存，而以居民、服務業和商業為主，其污染負荷相對較?。晃挥趶V州市老城區的荔灣湖和麓湖也存在類似的現象，其TP含量分別為1 671～2 599 mg/kg（均值2 208 mg/kg）和1 558～2 698 mg/kg（均值2 124.56 mg/kg）。此外，這2個湖泊已經過了人工修復處理，清淤和沉水植被的恢復有效地改善了沉積物環境，污染物含量下降明顯；與上述湖泊相比，海珠湖表層沉積物TP含量最低，其含量為368～2 350 mg/kg（均值1 181 mg/kg），僅為東山湖的1/3。該現象產生的主要因為海珠湖位于海珠濕地公園內，點源、面源污染得到有效攔截，且具有大面積的緩沖濕地，湖泊生態系統處于相對健康狀態且具備較強自凈能力，因此整體環境相對較好（黎珊珊， 2018）。

就各樣點而言（圖2），廣州市湖泊沉積物TP含量為368～5 276 mg/kg，平均值為3 277 mg/kg，其最高值和次高值分別出現在流花湖的LH4和LH7點位，LH4位于流花湖觀賞魚養殖區，殘餌和魚類排泄物為該水域沉積物營養鹽富集的主要原因；LH7（TP為5 037 mg/kg）站位周邊為餐飲業聚集區，生活污水和垃圾形成的面源污染，為該水域帶來了大量的污染物。由此可見，對于城市人工湖泊這種相對封閉的水體，點源或局部排污對沉積物TP含量的影響非常顯著。東山湖各站點均在4 000 mg/kg以上，因其與珠江干流感潮河段相通，漲潮時大量污染物隨江水進入湖泊所致；除珠江干流外，與廣州河涌水系相連通的湖泊也存在同樣的現象。如白云湖的B2、B4和B5樣點的TP含量均超過5 000 mg/kg，其原因在于這些站位分別位于北部河涌入湖口處，與石井河、均和涌、夏茅水等河涌相通處，來自上游多個工業園區和居民區的廢水在入湖口處沉積。類似的現象也發生在花都湖的HD2站點，TP含量高達5 124 mg/kg。相比之下，處于相對融離狀態的天河湖、荔灣湖和海珠湖沉積物中總磷含量較低，且湖內各站點間分布相對均勻。由此可見，珠江干流及其河涌水系是廣州市湖泊TP的主要來源。

與國內其他城市湖泊相比（表5），廣州市湖泊沉積物TP含量整體處于較高水平，均值與污染較重的武漢小南湖接近，但明顯高于其他城市湖泊。其原因在于廣州市位于珠江三角洲沖積平原地帶，地勢北高南低，眾多河流途徑廣州最終匯合珠江入海，上游污染問題對市內水體影響嚴重；同時廣州市經濟發達，人口密集，居民生活水平相對較高，生活污水排放量遠超于其他城市，最終導致城市水體營養鹽富集。從均值來看，東山湖、白云湖、花都湖、流花湖TP含量均高于其他城市湖泊，天河湖的TP含量僅略低于武漢市的小南湖，荔灣湖、麓湖與南昌市孔目湖的TP含量相近，海珠湖的TP含量則與杭州西湖相持平。

2.3 ? 廣州市主要湖泊表層沉積物磷的賦存形態

2.3.1 ? 無機磷（IP） ? 由圖3可知，廣州市主要湖泊表層沉積物IP含量為942～3 796 mg/kg，平均2 415 mg/kg，占TP含量的67.56%～87.44%，平均78.54%，表明IP是廣州市湖泊沉積物中磷的主要存在形式。各湖泊IP的各形態磷組成及含量略有差異，流花湖、麓湖、白云湖、花都湖、荔灣湖、海珠湖各形態磷含量順序為Fe-P＞Ca-P＞De-P＞Ads-P，而東山湖、天河湖為Fe-P＞De-P＞Ca-P＞Ads-P。由此可見，廣州市湖泊沉積物IP中以Fe-P為主。與武漢的東湖、南湖（周帆琦等， 2014）和小南湖（楊安平等， 2017）、南昌孔目湖（向速林等， 2019）沉積物磷形態分布結果相似，均以Fe-P為主要賦存形態；而與杭州西湖（嚴攀等， 2019）、西安漢城湖（于佳真等， 2016）以及聊城東昌湖（岳宗愷等， 2013）中Ca-P略占優勢的分布特征不同。

（1）可交換態磷（Ads-P）

Ads-P指易交換或弱吸附態磷，通過較弱的物理吸附作用固定于礦物顆粒、氧化物等表面。Ads-P在水-沉積物界面具有較強的活性，易受到水體溫度、氧化還原電位、pH、溶解氧及風浪擾動的影響，通過間隙水遷移進入上覆水進而影響水體中藻類等水生生物的生長發育（周帆琦等， 2014）。廣州市主要湖泊表層沉積物Ads-P含量為54～169 mg/kg，均值為109 mg/kg，僅占TP的1.40%～5.80%，平均值為3.82%。Ads-P的空間分布特征與沉積物來源和區域環境特征存在密切的關系。花都湖和白云湖Ads-P含量（占TP比重）分別為147 mg/kg（3.78%）和151 mg/kg（4.35%），周邊農業面源污染帶來的大量營養鹽多以極易釋放的可交換態存在于沉積物中。同時，城市擴張和房地產開發使周邊區域人口激增，非收集性生活污水排放量增加。有研究表明，生活污水可使大量細顆粒物協同營養鹽進入水體。因為沉積物顆粒越小、比表面積越大，沉積物對Ads-P的吸附能力就越強（江雪等， 2018），因此生活排污可進一步使沉積物中Ads-P 含量增加。這種情況在天河湖與荔灣湖表現得最突出，其Ads-P含量（占TP比重）分別為151 mg/kg（5.01%）和127 mg/kg（5.82%），類似的現象也見于天津的于橋水庫（江雪等， 2018）。相比之下，海珠湖、流花湖和麓湖雖位于市區，但已經過大范圍的生態修復，周邊形成較為完善的生態屏障，所以其沉積物中Ads-P含量相對偏低。

（2）鐵結合態磷（Fe-P）

Fe-P指沉積物中與鐵的氧化物和氫氧化物相結合的磷，是沉積物-水界面遷移轉化中最為重要的磷形態。Fe是氧化還原敏感元素，因此Fe-P含量受沉積物pH、氧化還原電位和粒度等因子的影響，在氧化和pH呈酸性條件下趨于向沉積物沉降，在還原條件下和pH呈堿性條件則容易釋放到上覆水中（Hou et al， 2013; Andrew et al， 2018; 于佳真， 2016）。廣州市主要湖泊表層沉積物Fe-P含量為380.38～2 615.09 mg/kg，均值為1 356.52 mg/kg，占TP含量的32.77%～60.24%，平均42.88%，是IP的主要賦存形態。水體氧化還原特征、pH值是決定其空間分布特征的主要因素。東山湖Fe-P含量高達2 615.09 mg/kg，占TP含量的59.86%，約是其他湖泊均值的2倍。該湖Fe-P含量高值首先取決于其來源，在感潮段珠江干流的作用下，江水在東山湖往復流動，為其帶來了大量的污染物，特別是工業廢水中攜帶的大量Fe離子，進入沉積物中后為P的結合與吸附提供了豐富的基質（江雪等， 2018）；其次，處于流動狀態的江水含氧量相對豐富，有利于Fe的氧化物與氫氧化物的形成，而且廣州市湖泊的水質與玄武湖相近（王庭建等， 1994），一般為弱堿性（pH 7.58～8.56）（史紅玉， 2019），為P與Fe氧化物與氫氧化物結合創造了有利條件，且形成的Fe-P表面會覆有維持其性質穩定的Fe（OH）3保護層；天河湖Fe-P的平均含量（1 476 mg/kg）僅次于東山湖，其周邊大規模的地鐵建設活動可能是其含量較高的主要原因；與天河湖相類似，受河涌入水影響的白云湖（1 403 mg/kg）、花都湖（1 376 mg/kg）和流花湖（1 371 mg/kg）沉積物中Fe-P的含量也相對豐富；相比之下，受污水影響較小的海珠湖Fe-P含量為380 mg/kg，約為東山湖的1/7。

（3）自生鈣結合態磷（Ca-P）

Ca-P指碳酸鈣結合態磷、自生鈣結合態磷以及生物羥磷灰石結合態磷，主要來源于早期成巖作用、生物代謝及其骨骼碎屑礦化產物（喬永民等， 2017），物化性質穩定，不易被生物所利用。廣州市主要湖泊表層沉積物Ca-P含量范圍為269～1 116 mg/kg，均值為560 mg/kg，占TP含量的6.20%～28.32%，平均18.95%，各湖泊Ca-P含量順序為白云湖>流花湖>花都湖>荔灣湖>天河湖>海珠湖>麓湖>東山湖。與外源輸入相比，水生生物殘體形成的Ca-P更占優勢。本次調查中白云湖Ca-P平均含量最高（1 116 mg/kg），占TP含量的26.52%。其原因在于該湖受外源營養鹽輸入的影響，春夏季節藻類大量增殖，為沉積物帶來大量的自生鈣磷。其次放養和野生魚類的存在也是該湖Ca-P的主要貢獻源；類似的現象也見于流花湖、花都湖、荔灣湖和天河湖，Ca-P含量分別為852 、609 、521和441 mg/kg，其共同特點是藻類密度高，魚類養殖密度大；而其他湖泊Ca-P含量則明顯偏低，其中海珠湖Ca-P含量329 mg/kg，占TP含量的28.32%。東山湖Ca-P含量269 mg/kg，但僅占TP含量的6.52%，Ca-P占TP比重的差異反映了不同水域磷的來源差異。有研究表明Ca-P占TP比重的增加意味著外源污染得到有效控制（周帆琦等， 2014），與本研究發現現象相吻合。

（4）碎屑磷（De-P）

De-P是結合于礦物晶格內的磷，其含量與分布特征反映集水區域的地質特點，以及侵蝕速率的大小和侵蝕程度的強弱（吳鳳齊， 2018; 江雪等， 2018）。廣州市湖泊De-P含量為174～831 mg/kg，均值389 mg/kg，占 TP含量的5.44%～19.13%，均值12.89%，其中與珠江干流直接相通的東山湖De-P含量最高，其次是受市政工程開挖影響的天河湖（515 mg/kg）和流花湖（469 mg/kg）。由此可見，由各類城市建設活動引起的土壤侵蝕是城市湖泊磷的重要來源之一。

2.3.2 ? 有機磷（OP） ? OP是可被降解或水解為生物可利用磷的磷形態，是湖泊系統中重要的“磷蓄積庫”（向速林等， 2019），是TP的重要組成部分。廣州市主要湖泊表層沉積物OP的含量為218～1 348 mg/kg，平均708 mg/kg，占TP含量的12.56%～32.44%，平均21.46%。由圖3可知，補給水源為河涌或與河涌相連通的流花湖、白云湖和花都湖，OP占TP含量的27%以上，表明由河涌所帶來的工業和生活污水是湖泊有機磷的重要來源。河涌是珠江水系廣州段的重要組成部分，發源于廣州市郊區或廣州轄區以外的區域，沿地勢呈網狀流經廣州市區匯入珠江干流，河涌集水區域內經濟發展不均衡，環境條件差異較大，特別是在郊區仍存在工業和傳統種植業、養殖業以及居民生活區混雜情況，各類污染物被排入河涌隨水流進入市區，成為部分接納河涌入水湖泊的主要污染源。因此，在總磷含量豐富的站點可見高占比的OP，如白云湖的B1、B3、B4、B5站點OP占TP含量的30%以上，在花都湖HD2站點OP所占比例更是高達45%以上。與珠江干流相連的東山湖，雖然受珠江所攜帶污染物輸入的影響TP含量較高，但其OP含量及占比則相對較低，平均值為12.42%。其原因在于珠江干流水流較快，溶解氧相對豐富，當江水進入東山湖后可使沉積物中OP被氧化降解、釋放進入上覆水，導致沉積物中OP占TP含量下降。

2.4 ? 總磷與各形態磷的相關性

對廣州市主要湖泊沉積物總磷及各形態磷之間的相關性分析結果見表6。TP與IP、OP和Fe-P之間分別呈極顯著和顯著的正相關關系，表明TP含量與分布特征受IP和OP的共同影響，IP的作用更為顯著，其中Fe-P則通過改變無機磷含量而直接影響到總磷的含量與分布。IP、Fe-P、De-P彼此之間呈極顯著或顯著的正相關關系也反映了這一事實，表明Fe-P、De-P是決定IP含量與分布特征的主要因子，同時也表明Fe-P、De-P之間來源的相似性。城市主要為人工環境，Fe-P、De-P是土壤IP中主要賦存形態，且后者可在一定程度上轉化前者（駱少勇等， 2019）。在以降雨形成的地表徑流為主要補給水源的城市湖泊，地表侵蝕是湖泊沉積物的主要來源，因此，沉積物無機磷的賦存形態與區域土壤具有相似的特點；Ca-P與OP之間呈極顯著正相關關系（r=0.839，P<0.01），反映兩者之間的部分同源性，因為Ca-P主要來自水生生物殘體分解，而分解后的有機質則成OP的重要吸附與結合基質，所以兩種形態磷之間存在密切的聯系，在含量與分布變化上存在一致性。

2.5 ? 表層沉積物磷元素污染評價

以單因子污染指數評價（表7），廣州市主要湖泊沉積物TP污染指數為0.61～8.79，平均5.46，整體處于重度污染水平。各湖泊污染程度依次為：東山湖>白云湖>花都湖>流花湖>天河湖>荔灣湖>麓湖>海珠湖。就各樣點而言，僅有海珠湖H3為輕度污染，H2為中度污染，其他各站點均為重度污染。以生物有效性指數評價（表7），廣州市主要湖泊沉積物TP生物有效性指數為0.71～30.35，平均8.67，整體處于重度污染水平，與單因子評價結果極為相似。各湖泊污染程度依次為：東山湖>花都湖>白云湖>天河湖>麓湖>流花湖>荔灣湖>海珠湖。就各樣點而言，僅有海珠湖H2、H3樣點處于輕度污染水平，白云湖B7處于中度污染水平。由以上評價可知，東山湖、白云湖、花都湖和流花湖等與河涌相通湖泊，營養鹽來源豐富，污染相對較重；麓湖、荔灣湖和天河湖面積相對較小，與外源相對隔離，補給水源主要是雨水形成的地表徑流，污染源主要為生活污水，污染相對較輕；而海珠湖與點源面源之間存在大面積的生態隔離帶，生態環境最為健康。

3 ? 結論與建議

（1）廣州市湖泊表層沉積物TP含量為368～5 276 mg/kg，均值3 277 mg/kg，與國內其他城市湖泊相比處于較高水平。輸入源是決定TP含量的主要因素，據此可以將廣州市湖泊分為受珠江干流直接影響、接納河涌入水、相對封閉和無明顯外源輸入的4類，磷污染程度依次降低。

（2）磷形態分析表明，廣州市湖泊沉積物以IP為主， IP中又以Fe-P占優勢。因此Fe-P是決定TP和IP含量與分布的主要形態因子，其形態轉化是影響沉積物磷環境效應的重要因素。

（3）以污染指數和生物有效性指數評價，廣州市城區主要湖泊磷污染處于中度至重度水平。

（4）廣州市湖泊主要為公園性質淺水人工水體，受外界環境變化影響顯著，為磷的內源釋放創造了條件。因此，加強對市區湖泊沉積物內源磷釋放機制和控制措施的研究，對于科學管理城市水體至關重要。

參考文獻

方家琪， 祁闖， 張新厚， 等， 2019. 太湖竺山灣碳氮磷分布特征與污染評價[J]. 環境科學， 40（12）： 5367-5374.

廣州市生態環境局， 2017-03-13. 廣州市環境狀況公報[EB/OL]. [2020-08-01]. http：//sthjj.gz.gov.cn/zwgk/hjgb/index_3.html.

廣州市統計局， 2017. 廣州統計年鑒[M/OL]. 北京： 中國統計出版社： [2020-08-01]. http： //112.94.72.17/portal/queryInfo/statisticsYearbook/index.

環境保護部環境監測司， 2017. 國家地表水環境質量監測網監測任務作業指導書（試行）[M]. 北京： 中國環境出版社.

江雪， 文帥龍， 姚書春， 等， 2018. 天津于橋水庫沉積物磷賦存特征及其環境意義[J]. 湖泊科學， 30（3）： 628-639.

黎珊珊， 2018. 海珠濕地生態環境質量現狀分析[J]. 環境與發展， （2）： 131-135.

林玉清， 焦聰聰， 施鴻昊， 等， 2019. 藍藻暴發對莫愁湖水體和沉積物營養鹽的影響[J]. 環境科學與技術， 42（2）： 1-11.

盧小慧， 李奇龍， 劉陽， 等， 2019. 湖泊水體與沉積物中磷形態分布相關性分析[J]. 安全與環境工程， 23（4）： 56-62.

駱少勇， 周躍飛， 劉星， 2019. 滇池內源磷釋放潛力的區域差異： 來自沉積物磷形態的證據[J]. 礦物學報， 39（1）： 15-22.

馬舒欣， 喬永民， 唐夢瑤， 等， 2019. 廣州市主要湖泊沉積物重金屬污染與生態風險評價[J]. 生態與農村環境學報， 35（5）： 600-607.

苗慧， 沈崢， 蔣豫， 等， 2017. 巢湖表層沉積物氮、磷、有機質的分布及污染評價[J]. 生態環境學報， 26（12）： 2120-2125.

彭進平， 謝卓佳， 吳雅紅， 等， 2007. 東山湖水體無機氮年際變化及其來源分析[J]. 云南地理環境研究， 19（3）： 36-39.

喬永民， 郭佳， 楊駿， 等， 2017. 洱海湖濱帶與湖中心帶表層沉積物磷的形態對比分析與環境學意義[J]. 生態科學， 36（4）： 38-45.

史紅玉， 2019. 廣州城市公園景觀水體水質調研及沉水植物凈水效應研究[D]. 廣州： 仲愷農業工程學院.

孫洪波， 余居華， 陳求穩， 等， 2019. 揚州瘦西湖水體氮磷污染特征及內源釋放潛力[J]. 環境科學學報， 39（7）： 2200-2206.

譚鎮， 2006. 廣東城市湖泊沉積物營養鹽垂直變化特征研究[D]. 廣州： 暨南大學.

王圣瑞， 2014. 湖泊沉積物-水界面過程：基本理論與常用測定方法[M]. 北京： 科學出版社： 71-74.

王庭建， 蘇睿， 金相燦， 等， 1994. 城市富營養湖泊沉積物中磷負荷及其釋放對水質的影響[J]. 環境科學研究， 7（4）： 12-19.

吳鳳齊， 2018. 廣州市白云湖2013～2017年水質分析與評價[J]. 廣東化工， 45（12）： 92-93，50.

向速林， 李松貴， 張旭， 等， 2019. 小型淺水湖泊沉積物磷的賦存形態及其相關性分析[J]. 生態科學， 38（1）： 33-41.

嚴攀， 徐棟， 劉子森， 等， 2019. 杭州西湖沉積物磷分析及釋放風險[J]. 環境化學， 38（7）： 1479-1487.

楊安平， 耿紅， 吳來燕， 2017. 武漢小南湖沉積物中不同形態磷的空間分布特征[J]. 江漢大學學報（自然科學版）， 45（5）： 400-405.

楊云夢， 2018. 月湖沉積物-水界面營養鹽的時空分布特征研究[D]. 武漢： 華中師范大學.

于佳真， 王曉昌， 薛濤， 等， 2016. 不同溫度下西安漢城湖沉積物吸附、釋放特性和磷形態[J]. 環境工程學報， 10（11）： 6275-6282.

岳宗愷， 馬啟敏， 張亞楠， 等， 2013. 東昌湖表層沉積物的磷賦存形態[J]. 環境化學， 32（2）： 219-224.

周帆琦， 沙茜， 張維昊， 等， 2014. 武漢東湖和南湖沉積物中磷形態分布特征與相關分析[J]. 湖泊科學， 26（3）： 401-409.

Andrew M T， Jeremy R， Christopher H V， 2018. Distribution and speciation of phosphorus in foreshore sediments of the Thames Estuary， UK[J]. Marine Pollution Bulletin， 127： 182-197.

Hou D K， He J， Lü C W， et al， 2013. Effects of environmental factors on nutrients release at sediment-water interface and assessment of trophic status for a typical shallow lake， Northwest China[J]. Hindawi Publishing Corporation：1-16.

Hou D K， He J， Lü C W， et al， 2014. Spatial variations and distributions of phosphorus and nitrogen in bottom sediments from a typical north-temperate lake， China[J]. Environmental Earth Sciences， 71（7）： 3063-3079.

Izabela B， Micha? ?， Julita D， et al， 2012. Bottom sediments as a potential source of phosphorus in the riverine-lacustrine system of the Ko?na river （Northeastern Poland） [J]. Limnological Review， 12（3）： 115-124.

Li X G， Song J M， Yuan H M， et al， 2007. Biogeochemical characteristics of nitrogen and phosphorus in Jiaozhou Bay sediments[J]. Chinese Journal of Oceanology and Limnology， 25（2）： 157-165.

Li X L， Guo M L， Duan X D， et al， 2019. Distribution of organic phosphorus species in sediment profiles of shallow lakes and its effect on photo-release of phosphate during sediment resuspension[J]. Environment International， 130：104916.

Persaud D， Jaagumagi R， Hayton A， 1993. Guidelines for the Protection and Management of Aquatic Sediment Quality in Ontario[R]. Water Resources Branch， Ontario Ministry of the Environment， （2）：494-495.

Ruttenberg K C， 1992. Development of a sequential extraction method for different forms of phosphorus in marine sediments [J]. Limnology and oceanography， 37（7）： 1460-1482．

Tu L Y， Jarosch K A， Schneider T， et al， 2019. Phosphorus fractions in sediments and their relevance for historical lake eutrophication in the Ponte Tresa Basin （Lake Lugano， Switzerland） Since 1959[J]. Science of the Total Environment， 685： 806-817.

Watts C J， 2000. Seasonal phosphorus release from exposed， re-inundated littoral sediments of two australian reservoirs[J]. Hydrobiologia， 431： 27-39.

Xiong P， Li L， Zhuo H， et al， 2019. Distribution characteristics and pollution risk evaluation of the nitrogen and phosphorus species in the sediments of lake Erhai， Southwest China[J]. Environmental Science and Pollution Research， 26 （22）： 295-304.

Ye H M， Yang H， Han N， et al， 2019. Risk assessment based on nitrogen and phosphorus forms in watershed sediments： A case study of the upper reaches of the Minjiang watershed[J]. Sustainability， 11（20）：1-21.

（責任編輯 ? 鄭金秀）

Phosphorus Speciation in Sediments of Major Lakes in Guangzhou City

TANG Meng‐yao1， ZHOU Wen2， QIAO Yong‐min1， YANG Hong‐yun1， QIN Yun‐xia1， CHEN Rui1

（1. Institute of Hydrobiology， Jinan University， Guangzhou ? 510632， P.R. China;

2. South China Institute of Environmental Science， MEE， Guangzhou ? 510655， P.R. China）

Abstract：The content and distribution of total phosphorus， and its speciation， were studied in surface sediments of the major urban lakes in Guangzhou City. The internal relationship of the total amount and primary forms of phosphorus were then linked to the risk of release， and the potential environmental effects were clarified from the perspective of environmental geochemistry. Our objective was to provide basic data and theoretical support for the environmental assessment of urban lakes in Guangzhou and their subsequent ecological restoration. From November 2016 to January 2017， sediment samples were collected at 47 sites in eight lakes of Guangzhou City （Huadu Lake， Baiyun Lake， Dongshan Lake， Liuhua Lake， Tianhe Lake， Haizhu Lake， Liwan Lake and Luhu Lake） for determination of phosphorus content and forms in surface sediments. Moreover， the degree of pollution in surface sediments were assessed using the single-factor pollution index and bioavailability index. The total content of phosphorus in the surface sediments of Guangzhou lakes was in the range of 368-5 276 mg/kg， with an average value of 3 277mg/kg. The phosphorus content of sediments was in the following order： Dongshan Lake > Baiyun Lake > Huadu Lake > Liuhua Lake > Tianhe Lake > Liwan Lake > Luhu Lake > Haizhu Lake. Most of the sediment phosphorus was inorganic phosphorus （IP） （67.56%-87.44%） in the form of Iron-bound phosphorus （Fe-P） that ranged from 32.77% to 60.24% and averaged 42.88%. The following significant positive correlations indicate similar sources of phosphorus： TP with Fe-P and organic phosphorus （OP）， and Fe-P with residual phosphorus （De-P）， calcium-bound inorganic phosphorus （Ca-P） and OP. Based on the results， the Guangzhou lakes were classified into four types： （1） lakes affected directly by the mainstream of the Pearl River， （2） lakes receiving inputs from rivers， （3） lakes separated from other water bodies， and （4） lakes with no significant exogenous inputs. There was a weak trend towards decreased degree of sediment pollution from lake types 1 to 4， indicating that the content and distribution of phosphorus in the sediment of lakes of Guangzhou City is primarily controlled by exogenous sources， particularly industrial wastewater and domestic sewage. Overall， the phosphorus pollution in sediments of lakes in Guangzhou City is serious. For scientific management of urban water bodies， it is very important to strengthen the study of mechanisms and control measures for the release of endogenous phosphorus from urban lake sediments.

Key words：urban lake; sediment; phosphorus forms; Guangzhou city