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近年来水环境污染问题日益突出，湖泊水质退化已经成为国际关注的热点问题，特别是典型生境和具有重要战略意义的湖泊更成为科学研究和水安全保障的关注热点[1]. 以氮磷富集为特征的水环境问题是当今全球流域环境管理面临的主要挑战. 相对于常规耗氧性污染物控制（如生物化学需氧量），国内外众多流域治理案例表明氮磷控制需要更长的周期. 在氮磷污染控制较早的流域，如英国的泰晤士河与美国的密西西比河等流域，虽经过长期控制，但氮磷浓度长期维持在较高水平，甚至有上升趋势[2]. 滇池流域自“九五”以来开展了多年的污染控制，湖体有机污染物指标如 CODMn 浓度虽出现下降，但氮磷浓度却始终维持较高水平，甚至有所攀升，氮、磷已经成为湖泊流域水环境质量的重要约束因子[3].
沉积物是水生态系统的重要组成部分，对水环境质量有较大影响，人为活动和自然变化均会对沉积物有所影响[4]. 当前，国内对沉积物营养物质空间分布、形态组成及转化机理之间的关系进行了研究，如赵海超等[5]对洱海沉积物氮、磷、有机质含量及其形态时空分布进行了研究，结果表明不同季节沉积物氮、磷、有机质含量空间分布存在差异，但总体呈表层富集明显；鄱阳湖沉积物中磷的赋存形态及分布特征，认为表层沉积物总磷主要由无机磷组成，且以Fe-P含量最高，垂向分布上总磷和各形态磷含量随沉积深度增加而降低[6]. 研究认为，氮在沉积物中以不同形态存在，其在地球化学循环中的作用有所不同[7]；这些研究主要集中在平原湿地或湖泊沉积物，而对高原河口湿地沉积物营养盐的垂向分布特征及污染风险差异性的研究鲜见报道.
本文以杞麓湖入湖河口湿地沉积物中氮磷分布为切入点，探究和评估杞麓湖湿地沉积物河口沉积物中氮磷空间分布特征和生态风险，旨在为杞麓湖流域水体富营养化防治措施提供科学依据.
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杞麓湖（102°30′25″—102°52′53″E，23°55′11″—24°14′49″N）是云南九大高原湖泊之一，位于云南省中部，隶属玉溪市通海县. 属珠江流域南盘江水系，滇中高原封闭型断陷湖泊，流域四周高、中部低，湖周为平坝区，湖泊长轴呈东西向新月形，东西长10.4 km，南北较窄平均宽3.5 m，湖岸线全长32 km，径流面积 354.94 km2，水深最大6.84 m，平均4 m. 湖泊海拔高程多在1979—
2100 m，属中亚热带湿润高原季风气候，流域年均气温15.5 ℃，主要来自降雨径流补给，年降雨量 800—1100 mm，蒸发量小，气候湿润[7]. 杞麓湖属典型富营养化湖泊，是关系通海县社会经济发展主体的“母亲湖”，湖盆内分布着通海县90%人口，总人口240896 人，杞麓湖流域内共有红旗河、中河、者湾河、大新河等14条入湖河流，其中红旗河、中河、者湾河、大新河为入湖河流中最主要的4条河流，年均径流量为5985 万m3，占到流域年均径流量的71%. 流域内包含4条主要入湖河流，即红旗河、者湾河、中河和大新河，覆盖了全县7个乡镇，水质长期劣Ⅴ类，水质污染以有机污染和氮、磷为主[8]. -
结合杞麓湖流域现状和气候特征，本研究在杞麓湖4条主要入湖河流，即红旗河、者湾河、中河和大新河河口湿地设4个采样区域（见图1），利用柱状采样器对这4条河流的入湖口处自上而下采集0—60 cm的柱状沉积物. 以每条河流入湖河口湿地为一个采样区域，在横向上等距（间隔10 m）选取3个近水采样点位，每个采样点位分别采取表层0—2 cm、2—10 cm、10—20 cm、20—40 cm、40—60 cm的沉积物，其中0—20 cm为表层，20—40 cm为中层，40—60 cm为深层，每个采样区15个分层采样样品，4个采样区总共60个样品. 分层取样后的沉积物样品使用聚乙烯自封袋密封保存并放入便携式冷恒温箱内保存，后带回实验室，进行自然风干晾晒处理. 在进行测定分析前，样品需在去除碎石、植物残体等杂物后，进行研磨，将沉积物样品磨细至过60目的筛，冷冻密封保存.
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硝态氮（NO3+-N）、亚硝态氮（NO2+-N）、氨氮（NH4+-N）采用氯化钾溶液提取-分光光度法（HJ 634-2012）；总氮（TN）采用碱性过硫酸钾消解-分光光度法（GB
11894 -89）；总磷（TP）、交换态磷（Ex-P）、钙磷（Ca-P）、铁铝结合态磷（Fe/Al-P）采用SMT分级方法测定.所有指标的数据用Microsoft Excel 2019进行记录和整理. 全文表中数据均用Microsoft Excel 2019计算得出结果. 应用Origin Pro 2023对沉积物数据进行绘图和分析，氮磷垂直分布特征图采用点线图进行绘制，回归分析图采用线形拟合绘制，相关性分析P值采用皮尔森相关系数表示.
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杞麓湖各采样区含水率见表1，四条河流含水率均偏低（<25%）. 其原因主要是采样区沉积物没有被水体完全浸没，质地比较坚硬. 在不同深度下，不同含水率会对氮磷的变化产生一定影响，但本实验含水率较低，并且含水率平均值相差并不大，因此本研究认为含水率对氮磷变化的影响可以忽略不计. 本实验沉积物都在相同的条件下进行风干处理，因此本研究风干过程氮磷含量的变化对本实验研究的氮磷垂直分布影响较小，可以忽略不计.
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沉积物TN、NH4+-N、NO3+-N、NO2+-N在各采样区的含量如图2所示. 研究发现，红旗河采样点沉积物总氮、氨氮、硝态氮、亚硝态氮平均含量为7.599、0.782、0.646、0.005 g·kg−1; 中河采样点平均含量为7.950、0.851、0.497、0.003 g·kg−1；者湾河采样点平均含量为6.747、0.387、0.656、0.002 g·kg−1；大新河采样点平均含量7.061、0.458、0.701、0.003 g·kg−1.
从图2可知，四条河流TN含量表现出明显的波动性，但表层沉积物（0—20 cm）的TN含量均大于中层（20—40 cm）和底层（40—60 cm）. 沉积物TN含量在0—2 cm显著低于2—10 cm，其原因是0—2 cm为沉积物最容易受到雨水侵蚀、暴雨冲刷、水体扰动的部分，其内部氮元素在不断的向外部释放和被生物利用，随着深度增加，又可以明显看出其TN含量在不断的增加，这是由于氮元素的输入主要依赖于植物残体的归还量和生物固氮作用[9 − 10], 深层沉积物淤积了大量的植物残体，有机质大量积累和分解. 者湾河中层和底层沉积物含量随深度的增加而减少，这是由于者湾河湿地采样点植物残体较多，有机质大量的积累和分解，随着沉积物深度的增加，底层环境趋向于还原环境，促进了沉积物底层反硝化作用的进行，沉积物中氮元素转化为N2等气体释放到大气中.
各采样区沉积物中NH4+-N含量出现明显的波动性, 但总体来看含量是增加. 中河呈现先增加后降低的趋势. 在深度上呈现出正态分布的趋势. 者湾河与大新河含量表现出相反的变化趋势，者湾河表层含量逐渐增加，中层和底层含量逐渐降低，与大部分沉积物污染物变化趋势一致，而大新河表层含量出现下降，并在中层和底层逐渐增加.
中河沉积物中NO3+-N含量总体上来看，含量随着深度的增加而增加. 红旗河、者湾河、大新河等3个采样区从2—10 cm以后含量波动非常的明显. 此外，者湾河与大新河NO3+-N曲线的变化趋势同NH4+-N一样出现了相反的变化趋势. 两条河流的两个氮元素形态在变化趋势上，硝态氮在中层和底层的波动更为剧烈，说明沉积物中的氮循环过程，硝化细菌在中层和底层的作用仍然具有很明显的作用.
各采样点沉积物中，四条河流NO2+-N含量普遍低于NO3+-N、NH4+-N含量，红旗河各层沉积物亚硝态氮含量随深度增加变化不明显，但总体上保持在同一含量水平. 中河各层沉积物亚硝态氮出现了很明显的变化规律，随着深度的增加，亚硝态氮含量降低的非常明显，到底层浓度已经变化的非常小，同深度（40—60 cm）下，NH4+-N含量降低，NO3+-N含量增加，NO2+-N含量降低，说明该深度下硝化作用和反硝化作用同时存在，但硝化菌属的数量大于亚硝化菌属的数量，而反硝化作用的速率大于硝化作用的速率. 者湾河与大新河亚硝态氮含量变化曲线在表层和中层呈现出相似的变化趋势，但在深层就出现了相反的变化趋势，到达深层之后，大新河亚硝态氮的含量反而增加，这可能是因为大新河深层沉积物中存在的有机质含量比较高，被微生物转化而来.
研究结果表明，沉积物TN的变化具有规律性，变化曲线趋于一致. 沉积物NO3+-N、NO2+-N、NH4+-N的变化曲线没有明显的规律性，而是呈现出波动性. 相关研究表明，这三者之间在不同环境和微生物作用下进行硝化反硝化作用实现相互间的转化，这主要与沉积物自身性质（例如含有机质多少）、沉积物环境（氧化还原条件、微生物多少、温度等）有关[10 − 11]. 因此，三种形态的氮元素含量不同深度的变化规律因沉积物环境的变化而变化. 此外，氮元素垂向分布的差异，某些点浓度突然的增加或减少，这与泥层对应时期的污染程度有关，也与采样点偶然因素有关[9].
沉积物各指标含量上，红旗河、中河各层含量较高，均达到了重度污染. 这是由于红旗河、中河两条河流周边人口相对密集，大量的生活污水直接排放到河道以及湖泊中，并且周边具有众多的农业种植基地、集散地. 当降雨来临，在降雨的冲刷以及径流的作用下，大量的氮元素输入到湖泊中参与氮循环，在水生生物的吸收、悬浮物质的吸附等作用下，形成了局部氮磷元素含量较高的沉积物. 有研究表明，杞麓湖外源污染物入湖途径方式可归纳为四类: 一是通过5条主要入湖河流的径流携带进入; 二是雨后通过农业坡面散流区直接汇入; 三是通过湖滨农业排涝区排涝排入; 四是通过湖面降雨降尘的自然输入[12]. 本研究氨氮含量明显高于硝态氮和亚硝态氮. 氮在水体及沉积物中的迁移转化主要包括氨化作用、硝化作用以及反硝化作用, 还包括不占主要作用的挥发和离子交换作用. 在自然条件下，生态系统中的氮循环可以达到稳定的均衡状态，但由于杞麓湖周边农业大量化肥农药的使用，导致大量的氮含量输入到水体中，打破了这种平衡. 在水体中，有机氮被微生物利用，降解成铵态氮，一部分铵态氮挥发到大气中，还有很大一部分滞留在水体中参与氮循环或在水力因素的影响下又沉降到沉积物中，由于沉积物中氧气含量较低，硝化作用受到抑制，导致了沉积物中硝态氮、亚硝态氮含量要低于氨氮含量.
垂直方向上，杞麓湖河口湿地TN表层沉积物的含量明显高于中层和底层，沉积物氮含量随深度的增加而减少，这可能是由于杞麓湖面源污染较为严重，外源氮元素的输入量增加，使得大量的氮在沉积物的表层富集. 这与梁止水和钟佳梅等[13 − 14]等的研究结论一致，但与宋厚燃等[15]等的研究结论具有明显差别，其研究发现TN含量中层大于表层与底层，并且浓度最低点多出现在底层，而本研究浓度最低点出现在底层的只有中河与红旗河，者湾河与大新河浓度最低点则出现在中层. 产生差异的原因可能有：（1）选取的采样区和采样点不同，本研究选择河口湿地近水采样点，而宋厚燃等研究梁滩河从上游到下游TN的变化，两者研究点位受到水力影响的情况不同. （2）本研究选取的采样点位河流和湖泊的交界地带，是污染物富集和储存的地带. 宋厚燃等研究的河流具有较大的流动性，污染物负荷情况不同. 沉积物中TN含量的分布是外源污染物输入后水体动力作用下在不同区域沉降的结果，同时沉积后的氮素在水体扰动下会发生悬浮再分配[16 − 18]. 氮元素在环境因子的作用下会发生形态转化，逐步向下沉积或者被生物吸收利用. 红旗河氨氮、硝态氮在垂直分布特征上呈现出相反的波动性，在氨氮含量增加的分层区域，亚硝态氮含量则减少. 这是可能是由于沉积物中微生物群落的作用使氨氮和硝态氮在不同的分层相互转化的结果. 红旗河氨氮、硝态氮、亚硝态氮含量普遍高于其余河流，成为污染最严重的河流，其次是中河. 这是由红旗河、中河周边农业化肥用量情况、生活污水排放情况、工业废水排放情况等决定的，崔同昆等[12]研究发现，2018年进入杞麓湖的净污染负荷CODCr为
3632.04 t、CODMn为776.68 t、TN为921.96 t、TP为 39.70 t. -
3种溶解态无机氮 （NH4+-N、NO3+-N、NO2+-N） 浓度之和即为溶解态无机氮（DIN）的浓度[19]. 杞麓湖沉积物溶解态无机氮主要存在形态其所占DIN的比例如表2所示.
结合表2可知，红旗河、中河溶解态无机氮主要以氨氮为主，硝态氮其次；者湾河、大新河溶解态无机氮主要以硝态氮为主，氨氮其次；红旗河、中河与者湾河、大新河在主要溶解态无机氮形态出现了相反的分布. 红旗河、中河土地利用类型主要以农业种植业为主，外加大量的农药化肥，而者湾河、大新河是人工改造的河道，主要以生活污水的排放和工业废水排放为主. 研究表明，杞麓湖流域耕地面积变化与化肥使用量呈负相关（P<0.05），流域内主要种植蔬菜、花卉、烤烟等经济作物，耕地面积虽减少，但经济作物产量增加及多轮耕作，化肥使用量也在增加[20].
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表层沉积物TN和DIN的回归关系如图3所示. 红旗河、中河、者湾河、大新河表层沉积物TN与DIN拟合关系分别为y=
0.19969 x−0.52085 （R2=0.20077 ）、y=−0.08217 x+3.92875 （R2=0.09136 ）、y=−0.14774 x+7.92201 （R2=0.03201 ）、y=0.47767 x+3.26346 （R2=0.21622 ）.TN与DIN拟合系数从大到小排列顺序为：大新河>红旗河>中河>者湾河. 者湾河的拟合系数最低，回归关系最弱，两者之间的相互作用影响最弱. 大新河拟合系数最高，回归关系最强，两者之间的相互作用影响最强. 四个采样区中，红旗河和大新河TN与DIN呈正相关关系，中河和者湾河TN与DIN呈负相关关系.
各采样区主要无机氮形态存在差异，红旗河、中河溶解态无机氮主要以氨氮为主，者湾河、大新河溶解态无机氮主要以硝态氮为主. 氮元素含量的增加会导致湖泊藻类的生长加速，会增加湖泊水华的发生. 氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮这类无机氮会对水体中生物体产生不同的危害，而沉积物中的无机氮又存在释放到水体中的风险. 从TN与DIN的回归方程中，红旗河与大新河TN与DIN含量呈现出正相关关系，红旗河无机氮形态又以氨氮为主，大新河以硝态氮为主，在外源氮元素输入量增加的情况下，两条河流面临着严重的生态风险. 一方面，水体富营养化程度会增加，藻类的加速生长影响其他水生生物的生存；另一方面，氨氮与硝态氮含量的增加对水生生物产生毒性作用，导致水生生物的死亡. 这将会影响杞麓湖湖泊生态系统的平衡，在未来治理方面面临的挑战更加困难和严峻.
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沉积物TP、Ex-P、Ca-P、Fe/Al-P在各采样区的含量如图4所示. 红旗河TP、Ex-P、Ca-P、Fe/Al-P平均含量分别为：5.385、2.921、0.820、1.086 g·kg−1；中河平均含量分别为：6.513、2.734、1.493、0.541 g·kg−1；者湾河平均含量分别为：5.180、2.901、1.642、0.347 g·kg−1；大新河平均含量分别为：5.326、2.585、0.496、0.721 g·kg−1. 总体上来看，中河、者湾河TP含量变化趋势不大，红旗河、大新河TP含量随着深度的增加而减少. 四条河流各层并没有出现很明显的波动性变化，相比于TN，TN的垂直分布特征曲线变化更剧烈，说明了杞麓湖氮磷变化起主导作用的是氮元素. 沉积物中可交换态磷含量（Ex-P）四个采样区均表现出明显的波动性，且表层沉积物交换态磷含量均明显大于中层和底层，总体趋势趋向于随着深度的增加而减少，这与Ruttenberg[21]研究结果一致，研究发现各形态磷在沉积物柱状上的分布呈现“沉降-降解-堆积”三阶段特征，这反映了早期成岩作用的结果. 可交换性磷（Ex-P）的垂直变化特征较为明显，随深度增加Ex-P含量降低[10].
沉积物钙磷（Ca-P）含量从整体趋势来看，中河与红旗河、大新河与者湾河变化曲线呈现出互相相反的情况. 这说明不同污染程度的湖泊沉积物中磷的分布特征会有较大的区别[10]. 此外，Ca-P是属于生物难以利用的，其变化曲线的不同说明Ca-P与各地区的地质环境条件下沉积物的母质来源和矿物成分有关[22].
中河与红旗河铁铝结合态磷（Fe/Al-P）含量变化曲线也同样表现出相反的趋势. 而者湾河与大新河含量变化曲线却有类似的趋势. 从总体来看，大新河铁铝结合态磷含量随深度的增加而一直减少. 中河除10—20 cm含量突然变大以外，其余都保持在同一含量水平. 者湾河中层和底层含量相差不大，但均高于表层. 金相灿[23 − 24]、Moturi[25]、章婷曦[26]等研究发现，沉积物中磷的主要形态是无机磷，Fe/Al-P与人类活动和沉积物污染程度相关性较强[10].
各指标的含量上，各采样区TP含量在5.180—6.513 g·kg−1之间，四个采样区TP含量相差不大. TP与TN含量都明显的要高出许多，并且在外源氮输入的同时，也带来了外源磷的输入. 此外，大新河是TP以及各磷形态的含量都是最低的，而者湾河TP、Ca-P、Fe/Al-P的含量是最高的. 产生这种差异的原因仍然和河流周边土地利用类型、水体水文条件以及人类活动相关. 在大新河的周围，农业种植业相比者湾河要少得多，并且采样区周围还具有一个小型的污水处理厂，因此大新河附件水域相对者湾河要清洁的多，沉积物中各指标的含量要低得多.
垂直分布特征上，TP、Ex-P表现出同TN相同的规律，仍然是表层含量高于中层和底层. 但Ex-P在表层沉积物中表现出的波动性要比TP更为明显. 这是由于Ex-P属于生物可利用的磷类，并且除了生物利用以外，这种形态的磷元素容易在固液相之间交换，因此形成了明显的波动性变化. 此外，红旗河与大新河的Ca-P、中河与红旗河的Fe/Al-P出现了比较特殊的垂直分布规律，两组河流的垂直分布上呈现出相反的变化趋势，变化曲线表现出对称的现象. 这与沉积物污染程度、各地区沉积物母质来源和矿物成分以及人类活动有关.
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交换态磷（Ex-P）、铁铝结合态磷（Fe/Al-P）是属于生物可利用的有效磷（BAP）的部分，并且在沉积物中极易解吸到水体中. 有研究表明，BAP易向上覆水释放使水体磷含量增加[27 − 28]，BAP与TP的比值表示沉积物中潜在可被水生生物利用的活性磷占总磷的比例，可初步评估沉积物磷的释放风险[29 − 31]. 本研究选用交换态磷（Ex-P）、铁铝结合态磷（Fe/Al-P）之和作为生物可利用性磷（BAP），用于初步评估沉积物中何种形态的磷元素释放风险较大，如表3所示.
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各采样区表层沉积物TP和BAP的回归关系如图5所示. 红旗河、中河、者湾河、大新河表层沉积物TP与BAP拟合关系分别为y=
0.00112 x+4.005（R2=0.000005 ）、y=−0.30152 x+3.82522 （R2=0.08013 ）、y=−0.07946 x+3.53926 （R2=0.11735 ）、y=0.47767 x+3.26346 （R2=0.02685 ）. TP与BAP拟合系数从大到小排列顺序为：者湾河>中河>大新河>红旗河. 红旗河的拟合曲线几乎呈现出水平直线，说明红旗河TP与BAP之间基本没有相互作用影响. 者湾河拟合系数最高，回归关系最强，两者之间的相互作用影响最强. 四个采样区中，中河TP与BAP呈正相关关系，者湾河和大新河TP与BAP呈负相关关系.从沉积物中BAP与TP的比例来看，红旗河所占比例最高达到了70%，而中河所占比例最低，只达到了50%，其余河流介于两者之间，并且Ex-P含量显著高于Fe/Al-P含量. 可以看出红旗河沉积物中可供生物利用的磷类含量较高，其磷的释放风险主要来源于Ex-P，而受Fe/Al-P酶解过程的影响较低. 中河比例只达到了50%，难以估计其磷释放风险主要来源于哪一类的磷形态，说明中河磷形态除了BAP以外，无机磷、难降解的有机磷、以及残渣态的磷含量较高. 这些生物不可利用的磷在沉积物中的堆积是中河磷释放风险没有其余河流高的原因. 从TP与BAP的回归分析来看，红旗河TP与BAP之间几乎没有相互作用影响，这就更加说明红旗河磷元素的迁移转化过程要明显的比其余河流复杂得多. 磷释放风险最低的中河TP与BAP呈正相关关系，TP的增加会导致BAP的增加，如果外源磷输入量持续增加，那么中河面临的磷释放风险将会增高. 者湾河与大新河则呈现出负相关关系，TP含量增加BAP含量则减少，这可能是由于两条河流沉积物中磷的迁移转化主要变成了无法被生物利用的部分，两条河流面临的磷释放风险会有所降低.
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为了研究人类活动对杞麓湖入湖河口湿地表层沉积物中氮磷的污染水平和富集特征，本研究采用污染指数法和富集指数法对杞麓湖入湖河口湿地表层沉积物TN、TP进行评价.
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表层沉积物氮磷污染指数（Pi）和富集指数（EFi）计算公式如下[32]：
式中，Ci为实际测得的含量，Coi为环境质量评价标准，CBV为环境背景参照值. 本研究选用加拿大安大略省环境和能源部（1995年）发布的沉积物中能引起水环境生态风险效应的营养物为环境质量评价标准值Coi，选用本研究的各指标的最小值为背景参照值CBV[32]. 标准值和背景值见表4，污染指数评价分级标准见表5，富集指数评价分级标准见表6.
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运用公式（1）结合表4计算出杞麓湖各采样区表层沉积物TN和TP的污染指数，结果如表7. 红旗河表层沉积物，TN的污染指数为11.467—16.882，平均值为14.298. TP污染指数为5.346—13.786，平均值为9.479. 中河表层沉积物，TN的污染指数为11.252—19.747，平均值为14.872. TP污染指数为2.109—3.884，平均值为3.130. 者湾河表层沉积物，TN的污染指数为10.633—13.409，平均值为12.398. TP污染指数为7.881—9.678，平均值为8.582. 大新河表层沉积物，TN的污染指数为10.999—16.619，平均值为13.001. TP污染指数为2.362—10.178，平均值为5.025.
可以看出，4个采样区所有样点TN和TP污染指数均大于3，且远超过了评价标准. 杞麓湖入湖河口湿地表层沉积物氮磷污染指数均超过标准值，但仍存在差异. TN污染指数表现为中河>红旗河>大新河>者湾河，且红旗河和中河污染指数数值很接近. TP污染指数表现为红旗河>者湾河>大新河>中河. 可以看出红旗河TN、TP生态风险最大；中河TN生态风险较大，TP生态风险较小；者湾河TN生态风险较其余河流较小，但仍然属于重度污染范围.
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运用公式（2）结合表4计算出杞麓湖入湖河口湿地表层沉积物TN、TP的富集指数，结果如表8所示. 红旗河表层沉积物，TN的富集指数为1.024—1.507，平均值为1.277，TP富集指数为1.097—2.578，平均值为1.773. 中河表层沉积物，TN的富集指数为1.000—1.755，平均值为1.322，TP富集指数为1.000—1.261，平均值为1.485. 者湾河表层沉积物，TN的富集指数为1.000—1.261，平均值为1.166，TP富集指数为1.065—1.308，平均值为1.160. 大新河表层沉积物，TN的富集指数为1.123—1.696，平均值为1.327，TP富集指数为1.000—4.310，平均值为2.128. 杞麓湖各采样区表层沉积物TN富集指数均为轻度富集（1< EFi <2），红旗河、大新河表层沉积物TP有33.3%属于中度富集（2< EFi <5），其余样点均属于轻度富集（1< EFi <2）.
污染指数（Pi）评价与富集指数（EFi）评价结果具有显著性的差异，污染指数评价结果表明杞麓湖各采样区表层沉积物均属于重污染，而富集指数评价结果表明杞麓湖各采样区主要以轻度污染为主，个别样点属于中度污染. 出现差异的原因是因为由于杞麓湖TN、TP含量很高，并且本研究是选取最小值作为背景参照值CBV，该值要高出标准评价值5—6倍，这就导致在计算富集指数时，其数值数倍低于污染指数. 但从环境最小值与标准评价值的比较来看，杞麓湖的污染应属于重度污染的范畴. 与太湖流域[33]和西溪湿地[34]沉积物相比，杞麓湖入湖河口湿地营养盐污染更为严重.
沉积物是湿地氮磷营养盐的蓄积库[35]，在外源得到控制后，沉积物氮磷释放将逐渐成为水体富营养化控制的重点，尤其是对潜水湿地而言. 虽然不是所有形态的氮磷都能释放至水体，但是沉积物TN和TP形态代表氮磷素在沉积物中的污染程度以及潜在的释放风险[36]. 杞麓湖入湖河口湿地表层沉积物污染较为严重. 据现场调查，杞麓湖研究区域风力较大，在风力作用下易引起沉积物发生再悬浮，有助于营养盐的释放. 此外，有机质对氮磷的释放具有重要的影响. 调查发现，杞麓湖各采样区农业面源污染情况较为严重，农药化肥中含有的有机污染物大量被雨水或径流带入到湖泊中或累积在河口湿地中，并且各采样区沉积物中动植物残体较多，导致了有机质含量高于正常水平. 王圣瑞和易文利等[37 − 38]研究发现，在有机污染较重的情况下沉积物氮磷释放量变化幅度大于污染较轻的沉积物. 由此可以看出，杞麓湖入湖河口湿地沉积物中氮磷的潜在释放风险较大，特别是表层沉积物中氮磷的释放，在环境因素的作用下更容易产生二次污染.
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表层沉积物中N、P含量及比值通常为水中N、Р聚集、沉积及沉积物溶出、释放两种动态过程的综合反映[39]. 表层沉积物N/P值，从某种程度上可反映湿地富营养状态. 杞麓湖各采样区表层沉积物N/P见表9所示.
由表9可知，红旗河表层沉积物N/P为0.939—1.962，平均值为1.464. 中河表层沉积物N/P为2.655—6.481，平均值为4.558. 者湾河表层沉积物N/P为1.172—1.516，平均值为1.331. 大新河表层沉积物N/P为1.280—4.918，平均值为3.140. 所有样点的N/P值均小于Redfield比（C:N:P=106:16:1），这是由于杞麓湖外源氮磷元素的输入量比较大，且均来自于陆源. 浅水沉积物-水界面生物化学作用剧烈，通过成岩和降解作用，磷元素富集到沉积物中，而氮元素多以气体的形式参与氮循环，进一步说明氮磷变化中起主导作用的是氮元素.
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杞麓湖各采样区沉积物氮磷相关性分析如图所示. 从图6可知，红旗河TP与Ca-P呈极显著正相关，说明红旗河受磷元素内源影响较大，动物骨骼等残留在沉积物中导致Ca-P含量较多. 中河TN和TP呈极显著正相关关系，说明中河TN和TP之间具有同源性，并且中河受外源氮磷影响较大. 王敬富等[40]研究表明，TN、TP含量存在显著相关性，其主要原因可能是沉积物中氮、磷大部分以有机态形式存在于有机质中. 者湾河pH与NO2+-N呈极显著正相关关系，说明者湾河沉积物中NO2+-N含量受pH的影响较大. 此外，者湾河TN、TP之间呈现出负相关关系，说明者湾河TN、TP之间具有差异性，而且者湾河TN与NO2+-N之间也呈正相关关系，因此，者湾河TN主要受外源影响，TP主要受内源影响. 大新河Ca-P与TP、Ex-P呈极显著正相关关系，TN与Ex-P呈极显著正相关关系，并且TN和TP也呈正相关关系. TP与NH4+-N、NO3+-N呈极显著负相关关系，Ca-P与NO2+-N也呈极显著负相关关系. 说明大新河沉积物中氮磷的来源具有同源性，且磷元素各形态含量随着TP含量的增加而增加，氮元素各形态含量随着TP含量的增加而减少，氮元素形态、磷元素形态受TP的影响较大.
杞麓湖主要以面源污染为主，农业面源污染成为杞麓湖的主要污染源. 有研究表明,近几年红旗河等主要的入湖河道污染较严重,水质均为劣V类[41]. 王春雪等[42]等研究发现，杞麓湖流域内土壤TN、TP整体处于极丰富的状态,说明土壤中的养分含量已经处于供大于求的状态. 为了提高蔬菜产量,仍然大量施用化肥和农药,势必会导致农业面源污染的持续发生,杞麓湖水体质量进一步恶化的严重后果. 经上述氮磷相关性分析可知，除者湾河以外，其余河流氮磷来源主要是农业面源污染带来，而者湾河主要受内源污染的影响. 杞麓湖流域受风力、水文等环境因素的影响较为强烈，无论是外源还是内源，沉积物中氮磷的释放风险都较大.
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1）杞麓湖入湖河口湿地沉积物中氮磷的垂直分布规律具有空间差异性，总体浓度表现为表层>中层>底层，其中Ca-P（中河）和NO3+-N（大新河）含量表现出中层>底层>表层；TP（者湾河）含量表现出底层>表层>中层；NH4+-N和NO2+-N（大新河）含量表现出底层>中层>表层；Ca-P和Fe/Al-P（者湾河）含量表现出中层>表层>底层. 外源氮磷的输入的增加和营养盐的地球化学作用是沉积物氮磷表层和中层富集的原因. TN含量明显高于TP含量且垂直分布特征变化更为剧烈，氮成为影响杞麓湖污染的主导因子.
2）沉积物中氮磷营养盐潜在生态风险评价结果表明：杞麓湖入湖河口湿地表层沉积物污染指数均大于3，TN、TP污染较为严重，属于重度污染. 富集指数在1—5之间，各采样区表层沉积物TN属于轻度富集（1< EFi <2），红旗河、大新河表层沉积物TP有33.3%属于中度富集（2< EFi <5），其余样点均属于轻度富集（1< EFi <2）.
3）杞麓湖入河河口湿地表层沉积物N/P空间分布存在差异，红旗河表层沉积物N/P为0.939—1.962，平均值为1.464；中河表层沉积物N/P为02.655—6.481，平均值为4.558；者湾河表层沉积物N/P为1.172—1.516，平均值为1.331；大新河表层沉积物N/P为1.280—4.918，平均值为3.140，杞麓湖氮磷的来源主要为外源陆源输入. 者湾河TN、TP表现出负相关关系外，红旗河、中河、大新河TN、TP表现出正相关或极显著正相关关系，红旗河、中河、大新河TN、TP主要受外源影响，者湾河TN、TP主要受内源影响.
杞麓湖入湖河口湿地沉积物氮磷垂向的分布特征
Study on the vertical distribution characteristics of nitrogen and phosphorus in the sediment of estuarine wetland of Qilu Lake
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摘要: 本文以杞麓湖入湖河口湿地沉积物为研究对象，对沉积物中氮磷垂直分布规律进行探究，采用污染指数法、富集指数法对沉积物中氮磷的潜在生态风险进行评估，并利用N/P及氮磷元素相关性分析来解析杞麓湖污染物来源. 研究结果表明：杞麓湖河口湿地沉积物氮磷垂直分布特征呈现表层含量高于中层和底层，沉积物TN平均含量为6.747—7.950 g·kg−1，NH4+-N平均含量为0.387—0.851 g·kg−1，NO3+-N平均含量为0.497—0.701 g·kg−1，NO2+-N平均含量为0.002—0.005 g·kg−1，氮元素形态分布主要以氨氮、硝态氮为主；TP平均含量为5.180—6.513 g·kg−1，Ex-P平均含量为2.585—2.921 g·kg−1，Ca-P平均含量为0.496—1.642 g·kg−1，Fe/Al-P平均含量为0.347—1.086 g·kg−1. 通过污染指数和富集指数评价可知，沉积物中TN、TP潜在生态风险较高，属于重度污染. N/P计算数值在1—5之间，低于自然状态下的N/P=16:1；分析BAP占TP的比例可知，磷元素释放风险较大，主要释放风险来源于Ex-P. 氮磷元素相关性分析表明，农业面源污染是杞麓湖的主要污染来源，其中红旗河、中河、大新河TN、TP主要受外源影响，者湾河TN、TP主要受内源影响.Abstract: The vertical distribution of nitrogen and phosphorus in the sediment of Qilu Lake estuarine wetland was explored in this paper, and the potential ecological risk of nitrogen and phosphorus in the sediment was evaluated by calculating the pollution index and the enrichment index. The sources of the nutrients of Qilu Lake was analyzed by N/P and correlation analysis of nitrogen and phosphorus elements. The results showed that the content of the nutrients in the surface layer was highter than that in middle or bottom layer of the sediments in Qilu Lake estuary wetland. The average TN content was 6.747—7.950 g·kg−1, while the average NH4+-N content 0.387—0.851 g·kg−1,the average NO3+-N content 0.497—0.701 g·kg−1, the average NO2+-N content 0.002—0.005 g·kg−1. The average TP content was 5.180—6.513 g·kg−1 in the sediments while the average Ex-P content 2.585—2.921 g·kg−1, the average Ca-P content 0.496—1.642 g·kg−1, and the average Fe/Al-P content was 0.347—1.086 g·kg−1. The morphology distribution of nitrogen was mainly ammonia nitrogen and nitrate nitrogen. According to the evaluation of pollution index and enrichment index, TN and TP have high potential ecological risk and belong to severe pollution level. The calculated value of N/P ranges from 1 to 5, which was lower than the natural value of N/P=16:1. Considering the proportion of BAP to TP, the high release risk of phosphorus could be expected, and the main release risk would come from Ex-P. The correlation analysis of nitrogen and phosphorus elements showed that agricultural non-point source pollution was the main pollution source of Qilu Lake. The nutrients of Hongqi River, Zhonghe River and Daxin River were mainly affected by exogenous factors, while that of Zhewan River were mainly affected by endogenous factors.
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图 1 研究区位置及采样点分布图
Figure 1. Distribution diagram of study area location and sampling points
图 2 沉积物氮元素垂直分布特征
Figure 2. Vertical distribution characteristics of nitrogen elements in sediments
图 4 沉积物磷元素垂直分布特征
Figure 4. Vertical distribution characteristics of phosphorus elements in sediments
表 1 杞麓湖各采样区含水率
Table 1. Moisture content in each sampling area of Qilu Lake
红旗河
Hongqi River中河
Middle River者湾河
Zhewan River大新河
Daxin River0—2 cm 13.25% 19.12% 13.82% 9.85% 2—10 cm 17.36% 18.60% 13.30% 13.34% 10—20 cm 21.66% 23.84% 16.98% 12.75% 20—40 cm 18.64% 25.57% 20.70% 15.16% 40—60 cm 20.84% 19.24% 14.79% 13.50% 平均值 18.35% 21.27% 15.92% 12.92% 
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表 2 沉积物中各种形态氮占DIN的比例
Table 2. The proportion of various forms of nitrogen in DIN in sediments
NH4+-N/DIN NO3−-N/DIN NO2−-N/DIN 红旗河 54.56% 45.06% 0.37% 中河 63.02% 36.78% 0.20% 者湾河 37.02% 62.79% 0.19% 大新河 39.41% 60.29% 0.3%
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表 3 沉积物中BAP与TP的比例
Table 3. Ratio of BAP to TP in sediments
Ex-P/ （g·kg−1） Fe/Al-P/ （g·kg−1） TP/ （g·kg−1） （Ex-P+ Fe/Al-P）/TP 红旗河 2.921 1.086 5.385 74.41% 中河 2.734 1 0.541 6.513 50.28% 者湾河 2.901 0.347 5.180 62.70% 大新河 2.585 0.721 5.326 62.07%
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表 4 杞麓湖入湖河口湿地沉积物标准值和背景参照值
Table 4. Standard values and background reference values of wetland sediments in Qilu Lake estuary
TN/（mg·kg−1） TP/（mg·kg−1） Coi 550 600 最低级别环境风险 红旗河CBV 6307 3521 本研究最小值 中河CBV 6189 1265 本研究最小值 者湾河CBV 5848 4728 本研究最小值 大新河CBV 6049 1417 本研究最小值
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表 5 污染指数（Pi）分级标准
Table 5. Pollution Index （Pi） classification standards
Pi Pi≤1 1<Pi≤2 2<Pi≤3 Pi>3 污染水平 非污染 轻污染 中污染 重污染
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表 6 富集指数（EFi）分级标准
Table 6. Enrichment index （EFi） grading standards
EFi ≤1 1—2 2—5 5—20 20—40 >40 污染程度 无 轻度 中度 重度 严重 极重
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表 7 杞麓湖表层沉积物TN、TP污染指数
Table 7. TN and TP pollution indices of surface sediments in Qilu Lake
红旗河
Hongqi River中河
Middle River者湾河
Zhewan River大新河
Daxin RiverTN TP TN TP TN TP TN TP 最大值 16.882 13.786 19.747 3.884 13.409 9.678 16.619 10.178 最小值 11.467 5.346 11.252 2.109 10.633 7.881 10.999 2.362 平均值 14.298 9.479 14.872 3.130 12.398 8.582 13.001 5.025
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表 8 杞麓湖表层沉积物TN、TP富集指数
Table 8. TN and TP enrichment indices of surface sediments in Qilu Lake
红旗河
Hongqi River中河
Middle River者湾河
Zhewan River大新河
Daxin RiverTN TP TN TP TN TP TN TP 最大值 1.507 2.578 1.755 1.842 1.261 1.308 1.696 4.310 最小值 1.024 1.097 1.000 1.000 1.000 1.065 1.123 1.000 平均值 1.277 1.773 1.322 1.485 1.166 1.160 1.327 2.128
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表 9 杞麓湖各采样区表层沉积物N/P
Table 9. Surface sediment N/P in each sampling area of Qilu Lake
红旗河
Hongqi River中河
Middle River者湾河
Zhewan River大新河
Daxin RiverN/P N/P N/P N/P 最大值 1.962 6.481 1.516 4.918 最小值 0.939 2.655 1.172 1.280 平均值 1.464 4.558 1.331 3.140
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[1] CHEN J X, YAN L Y, ZHAO Z F, et al. Using the multidimensional synthesis methods with non-parameter test, multiple time scales analysis to assess water quality trend and its characteristics over the past 25 years in the Fuxian Lake, China[J]. Science of the Total Environment, 2019, 655: 242-254. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.11.144 [2] HIRSCH R M, MOYER D L, ARCHFIELD S A. Weighted regressions on time, discharge, and season (WRTDS), with an application to Chesapeake Bay river inputs[J]. Journal of the American Water Resources Association, 2010, 46(5): 857-880. doi: 10.1111/j.1752-1688.2010.00482.x [3] 高伟, 杜展鹏, 严长安, 等. 污染湖泊生态系统服务净价值评估——以滇池为例[J]. 生态学报, 2019, 39(5): 1748-1757. GAO W, DU Z P, YAN C A, et al. Evaluating net ecosystem services value of a polluted lake: A case study of Lake Dianchi[J]. Acta Ecologica Sinica, 2019, 39(5): 1748-1757(in Chinese).
[4] BHUYAN M S, ABU BAKAR M, et al. Heavy metal contamination in surface water and sediment of the Meghna River, Bangladesh[J]. Environmental Nanotechnology, Monitor & Management, 2017, 8: 273-279. [5] 赵海超, 王圣瑞, 焦立新, 等. 洱海沉积物中不同形态氮的时空分布特征[J]. 环境科学研究, 2013, 26(3): 235-242. ZHAO H C, WANG S R, JIAO L X, et al. Characteristics of temporal and spatial distribution of the nitrogen forms in the sediments of Erhai Lake[J]. Research of Environmental Sciences, 2013, 26(3): 235-242(in Chinese).
[6] 向速林, 周文斌. 鄱阳湖沉积物中磷的赋存形态及分布特征[J]. 湖泊科学, 2010, 22(5): 649-654. XIANG S L, ZHOU W B. Phosphorus existing forms and distribution characteristic in Lake Poyang sediments[J]. Journal of Lake Sciences, 2010, 22(5): 649-654(in Chinese).
[7] SMOLDERS A J P, LAMERS L P M, LUCASSEN E C H E T, et al. Internal eutrophication: How it works and what to do about it—a review[J]. Chemistry and Ecology, 2006, 22(2): 93-111. doi: 10.1080/02757540600579730 [8] 白少云, 刘斌, 余珮珩, 等. 融合多尺度影像数据的杞麓湖流域景观格局分析[J]. 测绘通报, 2020(2): 90-95. BAI S Y, LIU B, YU P H, et al. Analysis of the Qilu Lake watershed landscape pattern based on multi-scale image data[J]. Bulletin of Surveying and Mapping, 2020(2): 90-95(in Chinese).
[9] 杨文焕, 崔亚楠, 李卫平, 等. 冰封期湿地沉积物碳、氮、磷分布及污染评价[J]. 环境化学, 2018, 37(2): 287-295. doi: 10.1002/etc.4085 YANG W H, CUI Y N, LI W P, et al. Distribution and pollution evaluation of carbon, nitrogen and phosphorus in sediments of Lake Nanhai in Baotou City[J]. Environmental Chemistry, 2018, 37(2): 287-295(in Chinese). doi: 10.1002/etc.4085
[10] 李辉, 潘学军, 史丽琼, 等. 湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展[J]. 环境化学, 2011, 30(1): 281-292. LI H, PAN X J, SHI L Q, et al. Research progress on the analytical methods and characteristic of endogeneous nitrogen and phosphorus pollution in lakes[J]. Environmental Chemistry, 2011, 30(1): 281-292(in Chinese).
[11] 王文强, 温琰茂, 柴士伟. 养殖水体沉积物中氮的形态、分布及环境效应[J]. 水产科学, 2004, 23(1): 29-33. WANG W Q, WEN Y M, CHAI S W. Nitrogenous forms, distribution and environmental impacts in the sediment of aquacultural water columm[J]. Fisheries Science, 2004, 23(1): 29-33(in Chinese).
[12] 崔同昆, 夏权斌, 张跃, 等. 杞麓湖外源污染物入湖途径及其污染负荷调查研究[J]. 四川环境, 2023, 42(3): 152-159. CUI T K, XIA Q B, ZHANG Y, et al. Investigation and research on the way and pollution load of exogenous pollutants entering qilulake[J]. Sichuan Environment, 2023, 42(3): 152-159(in Chinese).
[13] 梁止水, 邓琳, 高海鹰, 等. 南淝河底泥中氮磷空间分布规律及污染评价[J]. 环境工程, 2013, 31(增刊1): 124-127, 183. LIANG Z S, DENG L, GAO H Y, et al. Nitrogen and phosphor spatial distribution patterns in the sediments of Nanfei River and pollution assessment [J]. Environmental Engineering, 2013, 31(Sup 1): 124-127, 183(in Chinese).
[14] 钟佳梅. 生态视觉下广州某湖泊底泥治理研究[J]. 科技资讯, 2012, 10(24): 147-148. doi: 10.3969/j.issn.1672-3791.2012.24.122 ZHONG J M. Study on sediment treatment of a lake in Guangzhou from the perspective of ecological vision[J]. Science & Technology Information, 2012, 10(24): 147-148(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1672-3791.2012.24.122
[15] 宋厚燃, 马利民, 闵真真. 梁滩河沉积物中氮磷垂直分布研究[J]. 环境污染与防治, 2012, 34(6): 42-45,50. doi: 10.3969/j.issn.1001-3865.2012.06.010 SONG H R, MA L M, MIN Z Z. Study on the vertical distribution of nitrogen and phosphorus in the sediments of Liangtanhe River[J]. Environmental Pollution & Control, 2012, 34(6): 42-45,50(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1001-3865.2012.06.010
[16] 孙小静, 秦伯强, 朱广伟, 等. 持续水动力作用下湖泊底泥胶体态氮、磷的释放[J]. 环境科学, 2007, 28(6): 1223-1229. doi: 10.3321/j.issn:0250-3301.2007.06.010 SUN X J, QIN B Q, ZHU G W, et al. Release of colloidal N and P from sediment of lake caused by continuing hydrodynamic dis turbance[J]. Environmental Science, 2007, 28(6): 1223-1229 (in Chinese). doi: 10.3321/j.issn:0250-3301.2007.06.010
[17] 张运林, 秦伯强, 陈伟民, 等. 太湖水体中悬浮物研究[J]. 长江流域资源与环境, 2004, 13(3): 266-271. doi: 10.3969/j.issn.1004-8227.2004.03.014 ZHANG Y L, QIN B Q, CHEN W M, et al. A study on total suspended matter in Lake Taihu[J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2004, 13(3): 266-271(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1004-8227.2004.03.014
[18] 王书锦, 刘云根, 张超, 等. 洱海流域入湖河口湿地沉积物氮、磷、有机质分布及污染风险评价[J]. 湖泊科学, 2017, 29(1): 69-77. doi: 10.18307/2017.0108 WANG S J, LIU Y G, ZHANG C, et al. Distribution and pollution risk assessment of nitrogen phosphorus and organic matter in inlet rivers of Erhai Basin[J]. Journal of Lake Sciences, 2017, 29(1): 69-77(in Chinese). doi: 10.18307/2017.0108
[19] 尹艳娥, 王云龙. 春、夏季长江口及邻近海域中无机氮的分布特征[C]. 2015年水资源生态保护与水污染控制研讨会论文集. 海口, 2015: 214-217. YIN Y E, WANG Y L. Analysis of Nitrogen in Wasters of Changjiang Estuary and the Adjacent Areas in spring and summer[C]. Proceedings of the 2015 Symposium on Water Resources Ecological Protection and Water Pollution Control. HaiKou, 2015: 214-217(in Chinese).
[20] 胡智文, 安婷婷, 陈俊旭, 等. 基于中介效应模型的流域土地利用变化对杞麓湖富营养化的影响[J]. 水电能源科学, 2022, 40(8): 58-61,53. HU Z W, AN T T, CHEN J X, et al. Effects of land use change on eutrophication of qilu lake based on mediation effect model[J]. Water Resources and Power, 2022, 40(8): 58-61,53(in Chinese).
[21] RUTTENBERG K C. Development of a sequential extraction method for different forms of phosphorus in marine sediments[J]. Limnology and Oceanography, 1992, 37(7): 1460-1482. doi: 10.4319/lo.1992.37.7.1460 [22] 杨宏伟, 杨小红, 韩明梅. 黄河表层沉积物中磷形态分布与释放风险[J]. 环境化学, 2016, 35(2): 403-410. YANG H W, YANG X H, HAN M M. Distribution of phosphorus species and their release risks in the surface sediments from different reaches along Yellow River[J]. Environmental Chemistry, 2016, 35(2): 403-410(in Chinese).
[23] 金相灿, 孟凡德, 姜霞, 等. 太湖东北部沉积物理化特征及磷赋存形态研究[J]. 长江流域资源与环境, 2006(3): 388-394. JIN X C, MENG F D, JIANG X, et al. Physical-chemical characteristics and form of phosphorus speciations in the sediments of northeast Lake Taihu[J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2006(3): 388-394(in Chinese).
[24] 金相灿, 庞燕, 王圣瑞, 等. 长江中下游浅水湖沉积物磷形态及其分布特征研究[J]. 农业环境科学学报, 2008, 27(1): 279-285. JIN X C, PANG Y, WANG S R, et al. Phosphorus forms and its distribution character in sediment of shallow lakes in the middle and lower reashers of the Yangtze River[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2008, 27(1): 279-285(in Chinese).
[25] MOTURI M C Z, RAWAT M, SUBRAMANIAN V. Distribution and partitioning of phosphorus in solid waste and sediments from drainage canals in the industrial belt of Delhi, India[J]. Chemosphere, 2005, 60(2): 237-244. doi: 10.1016/j.chemosphere.2004.11.032 [26] 章婷曦, 王晓蓉, 金相灿. 太湖不同营养水平湖区沉积物中磷形态的分布特征[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26(4): 1207-1213. ZHANG T X, WANG X R, JIN X C. et al. Distribution of phosphorus fractions in the sediments from different regions of Lake Taihu[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(4): 1207-1213(in Chinese).
[27] WANG X L. Phosphorus fractionation and bio-availability in surface sediments from the middle and lower reaches of the Yellow River[J]. Procedia Environmental Sciences, 2012, 12: 379-386. doi: 10.1016/j.proenv.2012.01.293 [28] DAN S F, LIU S M, YANG B. Geochemical fractionation, potential bioavailability and ecological risk of phosphorus in surface sediments of the Cross River Estuary system and adjacent shelf, South East Nigeria (West Africa)[J]. Journal of Marine Systems, 2020, 201: 103244. doi: 10.1016/j.jmarsys.2019.103244 [29] 高春梅, 朱珠, 王功芹, 等. 海州湾海洋牧场海域表层沉积物磷的形态与环境意义[J]. 中国环境科学, 2015, 35(11): 3437-3444. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2015.11.031 GAO C M, ZHU Z, WANG G Q, et al. The distribution of phosphorus forms and its environmental significance in the marine ranching. demonstration area of Haizhou Bay sediment[J]. China Environmental Science, 2015, 35(11): 3437-3444(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2015.11.031
[30] 刘永九, 黄素珍, 张璐, 等. 洪湖国际重要湿地沉积物磷空间分布特征及释放风险[J]. 环境科学, 2021, 42(7): 3198-3205. LIU Y J, HUANG S Z, ZHANG L, et al. Spatial distribution characteristics of phosphorus fractions and release risk in sediments of Honghu international importance wetland[J]. Environmental Science, 2021, 42(7): 3198-3205(in Chinese).
[31] 李清雪, 靳慧慧, 赵海萍, 等. 向家坝库区沉积物磷形态分布及释放风险[J]. 环境科学学报, 2022, 42(9): 182-190. LI Q X, JIN H H, ZHAO H P, et al. Distribution characteristics of sediments phosphorus species of Xiangjiaba Reservoir and release risk[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2022, 42(9): 182-190(in Chinese).
[32] 王书锦. 罗时江河口湿地沉积物碳氮磷时空分布规律及潜在生态风险研究[D]. 昆明:西南林业大学, 2017. WANG S J. The spatialand temporal distribution of carbon, nitrogen and phosphorus in sediments at the estuarine wetland of Luoshijiang River[D]. Kunming: Southwest Forestry University, 2017(in Chinese).
[33] 杨洋, 刘其根, 胡忠军, 等. 太湖流域沉积物碳氮磷分布与污染评价[J]. 环境科学学报, 2014, 34(12): 3057-3064. YANG Y, LIU Q G, HU Z J, et al. Spatial distribution of sediment carbon, nitrogen and phosphorus and pollution evaluation of sediment in Taihu Lake Basin[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2014, 34(12): 3057-3064(in Chinese).
[34] 陈如海, 詹良通, 陈云敏, 等. 西溪湿地底泥氮、磷和有机质含量竖向分布规律[J]. 中国环境科学, 2010, 30(4): 493-498. CHEN R H, ZHAN L T, CHEN Y M, et al. Contents of nitrogen, phosphorus and organic materials in sediments and theirs distribution along depth at Xixi Wetland[J]. China Environmental Science, 2010, 30(4): 493-498(in Chinese).
[35] MUSTAFA A, SCHOLZ M. Nutrient accumulation in Typha latifolia L. and sediment of a representative integrated constructed wetland[J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2011, 219(1): 329-341. [36] ZHANG B, FANG F, GUO J S, et al. Phosphorus fractions and phosphate sorption-release characteristics relevant to the soil composition of water-level-fluctuating zone of Three Gorges Reservoir[J]. Ecological Engineering, 2012, 40(3): 153-159. [37] 王圣瑞, 赵海超, 王娟, 等. 有机质对湖泊沉积物不同形态氮释放动力学影响研究[J]. 环境科学学报, 2012, 32(2): 332-340. WANG S R, ZHAO H C, WANG J, et al. The effects of organic matter on the release kinetics of nitrogen with different forms in the lake sediments[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(2): 332-340(in Chinese).
[38] 易文利. 有机质对磷素在沉积物—水—沉水植物间迁移转化的影响[D]. 杨凌:西北农林科技大学, 2008. YI W L. The effects of organic matter on phosphorus distribution characteristic in sediment-water-plant system[D]. Yangling: Northwest A & F University, 2008(in Chinese).
[39] 杨丽原, 王晓军, 刘恩峰. 南四湖表层沉积物营养元素分布特征[J]. 海洋湖沼通报, 2007(2): 40-44. YANG L Y, WANG X J, LIU E F. Characteristics of nuterient disteribution in surface sediment of Nansihu Lake+[J]. Transactions of Oceanology and Limnology, 2007(2): 40-44(in Chinese).
[40] 王敬富, 陈敬安, 曾艳, 等. 贵州百花湖沉积物磷、氮及有机碳的空间分布特征[J]. 环境化学, 2012, 31(5): 599-603. WANG J F, CHEN J A, ZENG Y, et al. Spatial distribution of TP, TN and Corg in the sediment of Baihua Lake[J]. Environmental Chemistry, 2012, 31(5): 599-603(in Chinese).
[41] 王万宾, 管堂珍, 梁启斌, 等. 杞麓湖流域污染负荷及水环境容量估算研究[J]. 环境污染与防治, 2020, 42(11): 1436-1442. WANG W B, GUAN T Z, LIANG Q B, et al. Study on the estimation of pollution loads and water environmental capacity in Qilu Lake watershed[J]. Environmental Pollution & Control, 2020, 42(11): 1436-1442(in Chinese).
[42] 王春雪, 岳学文, 李坤, 等. 高原湖泊杞麓湖流域典型蔬菜地土壤及周边水质特征[J]. 江西农业学报, 2021, 33(12): 104-110. WANG C X, YUE X W, LI K, et al. Characteristics of soil and surrounding water quality of typical vegetable fields in qilu lake watershed[J]. Acta Agriculturae Jiangxi, 2021, 33(12): 104-110 (in Chinese).
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