新型通江湖泊滆湖沉积物内源污染物分布及释放特征*
doi: 10.18307/2025.0325
赵政1,2 ， 钱姝羽1,3 ， 白雷雷1 ， 王春柳1 ， 江和龙1,2
1. 中国科学院南京地理与湖泊研究所，湖泊与环境国家重点实验室，南京 211135
2. 中国科学院大学南京学院，南京 211135
3. 南京信息工程大学环境科学与工程学院，南京 210044
基金项目: 国家自然科学基金长江水科学研究联合项目（U2240208） ； 江苏省碳达峰碳中和科技创新专项（BK20220043） ； 中国科学院科研仪器设备研制项目（YJKYYQ20190050）联合资助
Distribution and release characteristics of endogenous pollutants in sediment of Lake Gehu, a new river-connected lake *
Zhao Zheng1,2 ， Qian Shuyu1,3 ， Bai Leilei1 ， Wang Chunliu1 ， Jiang Helong1,2
1. State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 211135 , P.R.China
2. University of Chinese Academy of Sciences, Nanjing, Nanjing 211135 , P.R.China
3. School of Environment Science and Engineering, Naniing University of Information Science and Technology, Naniing 210044 , P.R.China
摘要
滆湖作为新型通江湖泊，是太湖流域湖西地区重要的行蓄洪湖泊和新孟河引江济太的重要通道，滆湖治理是新一轮太湖治理的重要内容。为探究滆湖水体和沉积物中氮、磷污染状况以及沉积物内源污染释放风险，在全湖设置13个采样点位进行调查，并通过静态释放培养法模拟实验分析沉积物氮、磷的释放规律和释放效应。结果表明：（1）滆湖水体的总氮（(1.43±0.27) mg/L）和总磷（(0.12±0.06) mg/L）浓度处于Ⅳ类水范围内，开发利用程度较大的北部湖区污染较重，空间上由北向南污染降低；（2）现阶段沉积物总氮（(1.38±0.44) mg/g）和总磷（(0.34±0.07) mg/g）的综合评价指标显示，全湖沉积物氮、磷整体处于轻度污染水平，污染区域主要集中在北部滆湖旅游点附近、湖心区以及靠近太滆运河、漕桥河和殷村港的出湖河口区域，泥沙在该区域可能有淤积，表层沉积物更疏松、偏软，抗剪切能力小，泥沙输移和内源释放潜力较大；（3）沉积物存在内源氮磷释放的风险，释放效应集中在前48 h，沉积物中的氮主要影响上覆水中硝态氮的浓度，磷存在正磷酸盐的释放和颗粒态有机磷的解吸附，湖心处和南部湖区是内源污染的重要区域。因此，在滆湖未来生态治理和引水工程中，应着重关注湖心及出湖河口处表层沉积物的迁移输运和淤积，这些区域也应是阶段性生态清淤工作的重点。研究结果为深入了解滆湖、改善滆湖生态环境、科学实施新孟河调水和长三角太湖流域环境保护提供参考。
Abstract
As an emerging river-lake connection, Lake Gehu serves as an essential flood detention reservoir and a vital conduit for the Xinmeng River diversion project in the western region of the Taihu Basin. The management of Lake Gehu constitutes an essential component of the latest round of governance efforts for Lake Taihu. Thirteen sampling sites were established to investigate the nitrogen (N) and phosphorus (P) pollution status of both water and sediment in Lake Gehu, as well as the risk of internal pollutant release from the sediment. Cultivation experiments were conducted to analyze nitrogen and phosphorus release patterns and their effects. The findings indicate the following: (1) At present, the concentrations of total nitrogen (TN) ((1.43±0.27) mg/L) and total phosphorus (TP) ((0.12±0.06) mg/L) in the water are within the Class Ⅳ range. The pollution intensity is higher in the heavily developed northern lake region, with pollution decreasing spatially from north to south. (2) Currently, the comprehensive evaluation indices of TN ((1.38±0.44) mg/g) and TP ((0.34±0.07) mg/g) in sediment indicate that the entire lake is mildly polluted. Pollution is mainly concentrated in the northern tourist areas of Lake Gehu, the central region, and the areas near the outlets of Taige Canal, Caoqiao River, and Yincun Port. Sediments in these areas may be prone to siltation, with surface sediments being loose, soft, and having low shear strength. This suggests a higher potential for sediment transport and endogenous release. (3) There is a risk of endogenous nitrogen and phosphorus release from sediments, with the release effects concentrated in the first 48 hours. Nitrogen in the sediments primarily affects the nitrate nitrogen content in the overlying water, while phosphorus is released as PO3-4 and through the desorption of particulate organic phosphorus. The central and southern regions of the lake are critical areas for endogenous pollution. Therefore, in future ecological management and water diversion projects of Lake Gehu, special attention should be paid to the migration, transport, and deposition of surface sediments in the lake center and outlet area. These areas should also be the focus of phased ecological dredging efforts. Those findings provide a reference for an in-depth understanding of Lake Gehu, improving its ecological environment, protecting the environment of the Taihu Basin in the Yangtze River Delta, and optimizing the implementation of the Xinmeng River water diversion project.
湖泊是全球淡水资源的重要组成部分，具有涵养水源、调节气候、支持渔业资源、维持生态平衡等功能[1-2]，同时接纳地表径流和生产生活污水，湖泊生态对于环境保护和经济发展有着重要意义。湖泊沉积物作为湖泊污染物的重要归宿和蓄积库，可以吸附和沉积湖体氮、磷营养盐和其他污染物，减少水体负荷，起到一定程度的污染控制作用[3-5]。沉积物对外源氮、磷的接纳有一个从“汇”到“源”的转化过程，即随着外源污染的不断累积，沉积物中的氮、磷开始向水中释放，并且在水体环境变化时，氮、磷等营养盐在沉积物-水界面会发生明显的迁移和解吸附，由沉积物进入水体，成为湖泊营养化的内源主导因子[6]。因此，关注湖泊沉积物的特征，明晰营养盐在沉积物-水界面的迁移转化规律，对于充分认识湖泊、控制内源负荷和改善水环境有着重要意义。
上覆水和沉积物之间的营养盐交换是衡量湖泊沉积物是否具有“汇”或“源”作用的重要标志[7]，但在实际条件下，沉积物营养盐扩散通量值只能通过表观上覆水体营养盐浓度进行估算[8]。目前，沉积物-水界面物质扩散通量计算方法缺乏统一标准，常用方法主要有4种：质量衡算法、孔隙水浓度梯度法（又称扩散法）、实验室培养法和原位箱测定法[9]。黄绍基等[10]通过质量衡算模型计算获得了1980年每月太湖底泥磷的交换量，探究了太湖磷的周期变化规律，发现沉积物内源性磷对于湖泊富营养化影响较大；Berelson等[11]通过质量衡算法计算确定了澳大利亚菲利普湾港沉积物和上覆水柱之间的溶质交换速率作用。质量衡算法可以粗略地对封闭大范围水域内源污染负荷进行估算，但受外源输入影响误差较大，且工作量大，应用范围较小[9]。因此为获得较准确的污染物扩散通量数据，原位箱培养成为较理想的方法。Tengberg等[12]利用培养箱实现了准确和高质量的溶质通量测量；Eek等[13]利用底栖通量室测量了沉积物到水中的多环芳烃和多氯联苯的扩散通量。尽管原位箱是最接近实际条件的通量获取方式，但费用、技术要求、强度和难度都较高，在物质采集和溶质交换通量估算中逐渐被Peeper[14-15]、DET[16-18]、DGT[19]等原位采集技术取代。刘恩峰等[20]利用孔隙水连续采集模拟装置估算了静态条件下沉积物-水界面重金属的扩散速率；申秋实等[21]利用孔隙水扩散模型法估算发现草源性“湖泛”水体氮、磷等营养物浓度升高的主要原因是沉积物的释放；Li等[22]通过研究不同条件下大通湖湖岸和湖心沉积物的扩散通量，发现高温和低溶解氧显著提高了孔隙水溶解性磷和氨氮浓度。原位箱测定法能够得到原位间隙水与上覆水中物质浓度变化数据，应用广泛，但忽略了生物、水动力等影响，传统采集装置垂向分辨率较低，新型采集装置价格较高，因此具有使用条件和区域的局限性[9]。柱状芯样培养模拟法通过原位获取湖泊沉积物，将现场采集未受干扰、界面清晰的柱状样在实验室一定条件下培养，通过上覆水中污染物浓度变化来计算其交换通量。该方法简便、结果较准确，其应用最为广泛[7]。范成新等[23]通过室内静态培养探究了骆马湖沉积物氮磷释放规律及其内源负荷；张路等[24]利用控温静态培养对长江中下游18个湖泊的沉积物氮、磷释放风险进行了探究。考虑到各方法的优缺点、实验条件及研究对象，在本研究中选用柱状芯样静态培养法进行滆湖内源负荷的研究。
滆湖（31°29′~31°42′N，119°44′~119°53′E），又名西太湖，纵跨武进区和宜兴，是苏南地区仅次于太湖的第二大淡水湖，南北长25 km，东西平均宽6.6 km，面积约166.7 km2，湖体呈浅碟型，湖底平坦，入湖河道分布在湖西部，主要有孟津河、湟里河、北干河、中干河承接长荡湖水以及洮滆之间降雨径流，调蓄后由常州太滆运河、宜兴漕桥河、殷村港等河流汇入太湖[2]。滆湖是太湖上游的典型河湖相联复杂水系的湖荡，具有水量调蓄、水质净化、拦截沉降污染物等生态服务功能[25]。自1990s以来，工农业与城市化发展使得大量生产生活污水流入湖区，滆湖营养盐明显增加；加之人工围网养殖，导致滆湖富营养化现象严峻，夏秋季蓝藻水华频发，水生生物多样性减少[26]。此外滆湖受入湖河道污染影响较大，丰水期水质较差，泥沙通过河流入湖[27]，导致滆湖近30年来水生态环境质量不断下降。尽管近年来开展控源截污、拆除围网和生态修复，滆湖水质整体上到达了Ⅳ类[28]，但2016年后沉水植物还是近乎消失[2]。作为应急备用水源，滆湖水体健康影响到区域经济的健康发展和生产生活的安全供水，也影响到国家对整个太湖流域环境治理目标的实现[26]。
2017年长三角重要的水系连通工程“新孟河延伸拓浚”开工建设，该工程是《太湖流域水环境综合治理总体方案》确定的提高流域水环境容量引排通道工程之一，是流域洪水北排长江的主要防洪工程之一，也是流域水资源配置的重要引水河道。工程北起长江，沿老新孟河拓浚至京杭运河后新开河道向南延伸至北干河，拓浚北干河连接洮湖、滆湖，拓浚太滆运河和漕桥河入太湖[29]。2022年10月20日-12月16日新孟河界牌水利枢纽实施闸泵联合调度，进行新孟河抗旱调水试运行，引水进入洮滆片区，补充太湖湖西区抗旱水源，日均引水流量为60~100 m3/s。该工程的实施通过感潮引排等方式改变连通条件，使滆湖成为闸控型新型通江中型湖泊，水文交互过程受新孟河界牌水利枢纽调控，担负着调节沟通长江、太湖两大水体的作用，是“引江济太”工程重要的输水通道。闸控型新型通江中型湖泊在枯水期的水位和流量受水利枢纽影响，不同调度方案影响水质状况，将改变湖泊年内的涨落关系、河湖水质迁移和地貌特征。新型通江湖泊与自然通江湖泊有着明显差别，与以往传统闸控通江的湖泊不同，滆湖在引调水期间的客水来自长江，但其与长江并非自然连通，而是通过较长距离的河道进行引调水。新孟河长江调水将增加入湖水量、改善滆湖水动力条件，也将增加滆湖沉积物的侵蚀，水动力扰动还可能导致表层沉积物的再悬浮，造成内源污染物的释放。尽管已有诸多学者对滆湖进行了调查研究[26，30-33]，但目前针对滆湖底泥理化性质和内源污染物释放的研究相对较少。因此在新孟河调水工程正式实施前，开展滆湖沉积物对上覆水影响的调查和研究是必要的。本研究以新型通江湖泊滆湖为研究对象，调查其上覆水和底泥特征，评估其污染程度，采用柱状芯样静态培养法对其泥水界面氮、磷交换速率进行估算，为深入了解滆湖、改善滆湖生态环境、科学实施新孟河调水和长三角太湖流域环境保护提供参考。
1 材料方法
1.1 采样点设置与样品的采集
为探究滆湖氮、磷污染状况及内源污染释放风险，在滆湖设置13个采样点位，于2023年8月采集湖水和沉积物，使用沉积物柱状样进行静态释放实验以模拟静水条件下的湖泊底泥氮、磷释放过程。7—9月是太湖流域的丰水期，也是滆湖生物活动和物质交换最活跃的时期，在该时期进行采样和模拟实验避免了调水和清淤疏浚的影响，能够获取滆湖氮、磷营养盐全年最高的交换通量。依据《湖泊和水库采样技术指导（GB/T14581—1993）》和《湖泊沉积物调查规范》中的分区随机布点法在滆湖出入湖河口和湖中心区域设置采样点。由于滆湖南北区域周边环境差异明显，根据地理位置和资源开发利用情况，将滆湖分为南、北、中3个湖区[32-34]，采样点分布见图1。使用不锈钢采水器采集水面下50 cm处的水样约2 L，现场测定水温、溶解氧（DO）、水深、电导率（EC）、总溶解固体（TDS）、透明度（SD）等常规水质指标。采用柱状采样器（φ 8.5 cm×60 cm）采集沉积物芯样。现场采集的沉积物样品长度约为20~45 cm，从底部去掉部分沉积物，保留约20 cm长度。将包含沉积物和上覆水的有机玻璃管两端用橡皮塞塞紧，垂直放置带回实验室。
1.2 柱状沉积物静态培养
将现场采集的柱状样带回实验室后用虹吸法抽出原来注满的上覆水，过0.45 μm滤膜去除浮游生物后再用虹吸法贴器壁缓慢加到原沉积物柱样中[35]，统一水柱高度为25 cm，操作过程中严格避免沉积物-水界面扰动。滆湖地区8月累年平均气温约为27℃，在实验过程中保持室内温度为25~28℃，沉积物柱样下端用橡胶塞塞紧，上端敞开，在不同时间段（0 h、24 h、48 h、72 h、96 h、120 h、168 h、15 d、20 d）用虹吸法无扰动采集水柱底部50 mL上覆水水样，同时补足等量原点位湖水。实验过程中总氮（TN）、总磷（TP）、氨氮（NH3-N）、正磷酸盐（PO3-4-P）、硝态氮（NO-3-N）、亚硝态氮（NO-2-N）的测定方法参照《水和废水监测分析方法》（第4版）[36-37]。
图1滆湖采样点分布
Fig.1Distribution of sampling sites in Lake Gehu
1.3 表层沉积物分析
利用上顶法采集柱状沉积物表层0~2 cm湿样测定其理化性质，包括含水率、孔隙度、密度，采集的沉积物样品在冷藏环境下保存并尽快分析，使用马尔文Mastersizer 2000分析表层沉积物的粒度。沉积物风干样研磨过100目筛（孔径约为0.15 mm）后，采用过硫酸钾氧化法测定TN、TP[38]，采用重铬酸钾外加热法测定总有机碳（TOC）。沉积物磷形态采用多步连续提取法测定[39]，通过多级分离将沉积物中磷划分为弱结合态磷（Lb-P）、氧化还原敏感性的铁磷（Fe-P）、铝结合态磷（Al-P）、有机态磷（Org-P）、无机矿物态磷（Ca-P）以及残渣态磷（Res-P）。沉积物中氮形态通过连续提取[40]的方法测定，将可转化态氮按提取顺序划分为4种：①离子交换态氮（IEF-N）；②弱酸浸取态氮（WAEF-N）；③强碱浸取态氮（SAEF-N）；④强氧化剂浸取态氮（SOEF-N）。其中，①~③为无机氮，④主要为有机氮，TN与可转化态氮的差值为残渣态氮（RES-N）。
1.4 结果计算与数据处理
本研究采用沉积物柱状样静态培养法估算氮、磷营养物的交换通量（见附录）[41-42]，实验中所计算的氮、磷交换通量均为表观交换通量。采用综合污染指数法（见附录）[43]，参考中国东部湖泊的基准值[44]，评估滆湖表层沉积物TN、TP污染情况。根据单项污染指数公式计算综合污染指数（FF），综合污染程度分级见附表Ⅰ[1]。实验原始数据处理和表格制作借助Microsoft Office Excel 2021软件完成，使用Origin 2021 64Bit 和ArcGIS Map 10.8软件分别绘制数据图和点位图，数据相关性和差异性通过SPSS 27软件分析。
2 结果与讨论
2.1 水体监测指标特征分析
滆湖水体理化性质如附表Ⅱ所示。湖区水温在29.8~32.3℃之间，平均水温为（30.82±0.91）℃；DO浓度在3.40~10.99 mg/L之间，平均值为（7.17±2.10）mg/L，均满足《渔业水质标准》（GB 11607—1989）。作为备用饮用水水源地，超过60%采样点的DO达到《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）Ⅰ类水标准，最大值出现在漕桥河入河口的S8采样点，最小值出现在滆湖高速服务区附近的S2采样点，空间上南部湖区（（9.17±1.16）mg/L）＞中部湖区（（6.82±1.30）mg/L）＞北部湖区（（5.61±2.07）mg/L），北部湖区受围网及建筑围堰影响，污染严重，水体DO浓度较低；EC在440~514 mS/m之间，平均为（461.85±22.42）mS/m；TDS在279~334 mg/L之间，平均为（298.23±15.57）mg/L，南部湖区较高；滆湖水深在1.00~2.60 m之间，平均为（1.70±0.41）m，湖底地形存在差异[30]，入湖河口处水体较浅，湟里河河口处水深仅约为1 m，最大水深在扁担河河口S1采样点处，其次是武南河河口S3和S2采样点，空间上北部湖区（（2.14±0.29）m）＞中部湖区（（1.56±0.30）m）＞南部湖区（（1.13±0.21）m）；较浅水体的沉积物-水界面接触面积大，表层沉积物易受风浪和水动力影响液化起悬[45]，因此滆湖水体SD较小，在10~20 cm之间，平均为（14.62±3.5）cm。
由图2可知，滆湖水体TN浓度在1.01~1.97 mg/L之间，平均为（1.43±0.27）mg/L，湖区内分布较为均匀，最大值出现在S3采样点，其次为S2采样点，最小值出现在受人为干扰较小的湖心区S11采样点。作为过水型湖泊，上游河流是滆湖水体营养盐的主要贡献者，上游北边区域人口密度大，工业产业多，入湖河流如夏溪河TN浓度较高[30]，而湟里河附近农业用地广泛，水体中NO-3-N浓度较高[25]。滆湖水体的TP浓度也说明整体开发利用程度较大的北部湖区污染较重，南部湖区污染较轻，TP浓度在0.04~0.20 mg/L之间，平均为（0.12±0.06）mg/L。TP的分布趋势与TN相似，最大值出现在S2采样点，不同的是北部和中部湖心区S13和S11采样点较高，南部湖区的中干河S6采样点的浓度最低。NH3-N浓度在0.18~0.65 mg/L之间，平均为（0.36±0.15）mg/L，与TP的分布趋势相似，最大值出现在中部湖心处S11采样点，其次为北部湖心处S13采样点，最小值出现在S6采样点，同样也是在南部湖区浓度较小（（0.25±0.005）mg/L）。PO3-4浓度为0.06~0.11 mg/L，平均为（0.08±0.02）mg/L，最大值出现在武南河河口S3采样点，最小值出现在南部湖区湖心处S9采样点，与TP浓度相同，由北边向南递减。NO-3-N浓度在0.18~1.39 mg/L之间，平均为（0.81±0.35）mg/L，有70%的采样点中氮的主要形式为NO-3-N（53.88%~71.59%），NO-3-N的最大、最小值与TN分布趋势一致，最大值出现在S3采样点，其次为S2采样点，最小值出现在中部湖区湖心处S11采样点，空间上南部湖区NO-3-N浓度最高。夏季滆湖的TN和TP浓度处于地表水Ⅳ、Ⅴ类标准范围内，为中度污染；NH3-N浓度处于地表水Ⅲ类标准范围内，为轻度污染。本研究得到的滆湖水体TN和TP浓度相比于2020年的TN浓度（1.30~4.57 mg/L）和TP浓度（0.073~0.402 mg/L）[28]有明显降低，表明由新孟河经北干河引入长江的优质水源有利于限制和削减上游河流对滆湖水体营养盐的影响，但距离《江苏省地表水（环境）功能区划（2021—2030年）》中滆湖Ⅲ类水的目标还有一定差距。
图2滆湖上覆水TN、TP、NH3-N、PO3-4-P、NO-3-N和NO-2-N浓度
Fig.2TN, TP, NH3-N, PO3-4-P, NO-3-N and NO-2-N in the overlying water of Lake Gehu
2.2 沉积物理化性质
湖泊沉积物的理化性质，特别是表层沉积物，对于湖泊内部形态构建、泥沙和污染物迁移输运以及内源污染物释放有重要影响。本研究调查了滆湖表层沉积物密度、含水率、孔隙度、中值粒径4个指标。从图3可以看出，滆湖沉积物含水率在39.32%~69.91%之间，平均含水率为58.43%±10.34%；孔隙度在20.18%~85.31%之间，平均为75.75%±10.47%。含水率和孔隙度的分布趋势一致，两者是沉积物颗粒堆积和垂向挤压共同作用的结果[46]，空间分布上表现为北部湖区湖心处S13采样点最高，其次为殷村港和漕桥河附近的S7、S8采样点，北干河河口处S5采样点最低，湟里河河口处S4采样点和中干河河口S6采样点也较低。相应的沉积物密度与孔隙度、含水率呈反比，含水率越高的区域沉积物密度越小。浮泥通常定义为密度在1.03~1.30 g/mL范围内的流体，其中絮凝体的存在严重阻碍了沉降[47]，北部湖区湖心处S13采样点、中部湖区湖心处S11采样点和漕桥河附近S8采样点沉积物密度小于1.30 g/mL，已形成一般意义上的浮泥，物质输移和内源释放潜力较大[48]，S7、S9和S10等采样点沉积物有成为浮泥的趋势，说明入湖河流对于表层沉积物有冲刷作用，而泥沙在湖心处和出湖河流河口处有淤积，湖心、东部、南部的表层沉积物更疏松、偏软，泥沙输移和内源释放潜力较大。此外，粒度结果显示滆湖表层沉积物主要组分为粉砂（4~64 μm），中值粒径平均为（22.96±5.41）μm。中值粒径可以用来表示沉积物粒度分布的集中趋势，反映湖泊整体沉积物粒度含量的变化情况，并能够获得颗粒启动的剪切应力的平均动能[49]，滆湖整体颗粒物较细，具有较大泥沙迁移潜力。理化性质分析结果表明，在关注入湖河流带来的外源污染物时，也应着重关注湖心及出湖河口处表层沉积物的迁移输运和淤积，阶段性生态清淤工作的重点应放在湖心及滆湖东侧。
2.3 沉积物污染状况
从图4可以看出，滆湖沉积物TN含量在0.65~2.28 mg/g之间，平均为（1.38±0.44）mg/g；TP含量在0.23~0.44 mg/g之间，平均为（0.34±0.07）mg/g；TOC含量在7.20~28.40 mg/g之间，平均为（16.28±6.07）mg/g。滆湖表层沉积物中营养盐含量存在较大的空间异质性，且分布特征近年来较为一致[32-33]。TN最高值出现在最南部S7采样点，最小值出现在最北部S1采样点，空间上表现为南部湖区（（1.73±0.46）mg/g）＞中部湖区（（1.29±0.30）mg/g）＞北部湖区（（1.15±0.37）mg/g），北部湖心区域TN含量高于湖的边缘区域，且入湖河口处沉积物TN含量低于出湖河口处，这与TOC含量的空间变化相似，表明沉积物有机质可能是氮、磷营养元素的重要贡献者[32]。表层沉积物中TP含量特征与TN相反，空间上表现为中部湖区（（0.38±0.04）mg/g）＞北部湖区（（0.37±0.07）mg/g）＞南部湖区（（0.28±0.03）mg/g）。与已有研究对比发现，目前滆湖沉积物TN和TP水平分别约为1995年调查结果的4.6倍和5.7倍[31]，但相比于滆湖围网拆除后[32]下降了62.8%和69.8%。相较于太湖、巢湖、滇池等严重富营养化湖泊，滆湖沉积物中氮、磷营养盐污染较轻。单因子评价结果（图5）显示，滆湖有超过60%区域的表层沉积物中TN超标，其中S7采样点严重污染，S8和S11采样点中度污染；所有采样点的TP均处于轻度污染，主要污染区域分布在北部湖区和中部湖区。综合评价指标显示，有超过60%的区域表层沉积物处于污染状态，S7和S8采样点处于中度污染水平，全湖整体处于轻度污染水平。
图3滆湖表层沉积物理化性质
Fig.3Physicochemical properties of the surface sediment in Lake Gehu
从沉积物污染状况和评价结果来看，滆湖南部湖区沉积物营养盐和有机质含量整体高于中部和北部湖区，但TP含量在中部和北部湖区偏高。目前得益于滆湖阶段性清淤和水生植被修复等生态改善工作的实施，表层沉积物TN平均含量比2014年的2.21 mg/g[33]和2019年的3.71 mg/g[32]有较为明显的降低，TP平均含量分别降低了52%和70%。北部湖区旅游和渔业开发力度较大，紧挨嘉泽镇、主题公园、高速服务站，其中滆湖旅游点和公园附近沉积物中氮、磷含量较高。北部湖区湖心处设有围网区，且在2021—2023年间北部湖区进行高铁线路建设，频繁的人为活动和在网围区投加饵料都会造成滆湖沉积物和水体氮、磷值较高。此外，滆湖两岸有密集的居民区，生活污水及工农业废水的排放也使得该区域营养盐富集[25，28]。滆湖入湖河流主要分布在西侧，结合沉积物理化性质推测，来水带动西侧表层污染沉积物向东侧输移，在湖心处形成淤积，这可能是造成滆湖湖心处沉积物营养盐含量较高的原因，在以往研究中也发现滆湖中心区域底泥较深[30]。南部湖区湖面狭长，水动力作用小，河流携带污染物入湖引起颗粒物淤积，颗粒物吸附上覆水中氮、磷并发生沉降，造成S7和S8采样点沉积物中营养盐含量较高，上覆水氮、磷浓度较低。此外S7、S8和S10采样点靠近太滆运河、漕桥河和殷村港的出湖口，这些出湖河流均受到不同程度的营养盐污染[32]，污染物最终蓄积在出湖口沉积物中。
图4滆湖表层沉积物TN、TP和TOC含量
Fig.4TN, TP and TOC contents of the surface sediment in Lake Gehu
图5滆湖沉积物综合污染程度分级（STN、STP和FF值分别为TN污染指数、TP污染指数和综合污染指数）
Fig.5Grading of the comprehensive contamination level of the surface sediment in Lake Gehu
沉积物中营养盐的总浓度并不能预测其潜在的生态风险。磷是浅水湖泊富营养化的重要影响因子，本研究对其在沉积物中的形态进行了深入探究。弱结合态磷Lb-P是最易释放进入上覆水的磷形态，是生物可利用性磷的重要组成部分，其含量在各种磷形态中最低[50]。图6显示，滆湖沉积物中Lb-P含量平均为（0.004±0.001）mg/g，占TP的比例为1.34%。氧化还原敏感性的铁磷Fe-P被广泛认为是易释放态磷，是潜在活性磷的重要组成部分，也可作为生物可利用磷的测定指标[51-52]。滆湖沉积物中Fe-P含量平均为（0.061±0.019）mg/g，占比为18.57%。铝结合态磷Al-P主要是磷酸根离子与铝氧化物或氢氧化物相结合形成的，较Fe-P难被利用。滆湖沉积物中Al-P含量平均为（0.092±0.027）mg/g，占比为28.12%。有机态磷OP是部分活性的磷形态，约50%~60%可被降解或水解为生物可利用磷形态，是沉积物中重要的“磷蓄积库”[53]。滆湖沉积物中OP含量平均为（0.002±0.013）mg/g，占比为6.13%。有效态磷的比例是预测未来内部磷负荷的重要参考，包括以上弱结合态磷、有机磷和Fe/Al等氧化物结合的磷，在沉积物磷形态中占比较高（54.82%±16.58%），沉积物中有效态磷在厌氧环境下可转化为可溶性磷，经间隙水扩散至上覆水体，是内源磷负荷的重要来源[54]。Fe/Al-P含量受人为影响较大[55]。由于人为开发，北部区域S1、S2、S3采样点沉积物中有效磷含量较高，随着向湖泊内部延伸，其含量逐渐降低。同时湟里河入湖河水的磷浓度较高，流量小且流速慢，磷的沉降和沉积物的吸附也是造成该区域沉积物中TP和有效磷含量较高的原因[56]。入湖河流的扰动促进底泥颗粒再悬浮，也会改变磷的分布和赋存形态[57]，促使底泥中的磷进入上覆水。受滆湖引排水方向的影响，水体由西北向东南流动，入湖河口处和北部湖心区磷的再悬浮和迁移转化速率较快[58]，有效磷不易沉积，含量相对较低；南部湖区出湖河口处水体流动性相对较弱，风浪扰动较小，有效磷含量较高。在有机质含量较高的沉积物中，Fe/Al-P随着污染程度的提升而增加，可能也会导致该区域有效磷含量较高[59]。对于无机矿物态钙结合磷Ca-P，其含量平均为（0.090±0.029）mg/g，占比为26.12%；残渣态磷含量平均为（0.076±0.064）mg/g，占比为19.64%。尽管钙结合磷对沉积物的无机磷负荷有相当大的贡献，但湖泊沉积物的弱碱性环境抑制其释放，这部分磷和残渣磷很难被生物利用[60]，空间上北部和中部湖区Ca-P和残渣态较高。
图6滆湖表层沉积物氮、磷形态分布特征
Fig.6Distribution characteristics of N and P fractions of the surface sediment in Lake Gehu
对于表层沉积物中的氮形态，其释放能力由强到弱依次为IEF-N、WAEF-N、SAEF-N、SOEF-N、RES-N。其中IEF-N和WAEF-N较活跃，与上覆水中氮浓度关系密切，SAEF-N和SOEF-N更加稳定，IEF-N、WAEF-N、SAEF-N、SOEF-N之和是可参与氮转化的最大值，当外部环境发生剧烈变化时，可以释放并重新参与循环[61]，RES-N为非可转化态氮，难以参与氮循环[62]。结果显示，滆湖沉积物中IEF-N、WAEF-N、SAEF-N、SOEF-N和RES-N 5种形态氮含量分别为0.024、0.048、0.114、0.283和0.914 mg/g，占比分别为1.73%、3.46%、8.23%、20.49%和66.13%。滆湖沉积物中IEF-N和WAEF-N含量较低，可转化态氮主要为SOEF-N，这部分可转化态氮的释放能力又是最弱的，仅仅在特定的条件下才能被释放。因此，扰动和氧化还原条件改变对滆湖沉积物内源氮释放的影响较小。滆湖沉积物中可转化态氮含量的空间分布整体与TN一致，高值集中分布在北部湖区、湖心区和最南侧的S7采样点。究其原因，一方面是外源污染物的输入，另一方面是这些采样点均位于水动力较弱的区域，氮不断汇入并沉积，相对其他采样点内源释放风险较大。此外，有机质含量和粒度也是影响氮形态的重要因素。除北部湖区外，可转化态氮含量高的区域沉积物中有机质含量也较高，随着沉积物中有机质含量的增加，沉积物结合能力更强，可转化态氮和TN含量也会变高[63]。有机质的增加还会导致沉积物中IEF-N向SOEF-F转化[40]，这也使得活跃的可转化态氮含量高，但其占TN的比例却在下降。而随着沉积物粒度的减小，总可转化态氮以及各形态可转化态氮含量均呈逐渐增加趋势，沉积物细颗粒部分可能是氮循环贡献的主体[40]。
2.4 氮、磷静态释放特征及影响因素
图7为静态释放期间上覆水氮、磷的变化趋势，通过上覆水的变化计算各取样时间段内沉积物的表观交换通量，结果如图8所示。沉积物TN的释放主要集中在最初的24 h，24 h内的交换通量在-89.09~166.29 mg/（m2·d）之间，平均为62.70 mg/（m2·d）。采样点中有超过76%的区域表现为释放，上覆水中TN平均浓度由最初的1.43 mg/L上升至1.69 mg/L。最大交换通量出现在湖心区S11采样点，该区域为围网养殖区，同时污染物随水流在湖心处沉积，沉积物氮含量较高，结构疏松，易于释放。而入湖河口处S2、S4和S5采样点沉积物表现为氮的吸附，S2采样点处吸附速率最大。由图8可以看出，沉积物普遍在第24~48 h内表现为吸附，在48~72 h或72~96 h再次释放后逐渐平衡，这种波动持续至168 h，并达到最大值1.93 mg/L，期间全湖的平均交换通量为9.01 mg/（m2·d），沉积物引起上覆水中的TN浓度升高。
NO-3-N作为上覆水中氮的主要形式，其变化趋势与TN基本一致，释放作用主要发生在前24 h，平均交换通量为46.91 mg/（m2·d），上覆水中平均浓度由0.81 mg/L升高至1.00 mg/L。NO-3-N释放效应持续至168 h，上覆水中达到最高浓度（1.40 mg/L），并实现交换平衡，上覆水中平均浓度为1.08 mg/L，其中北部湖区S1、S3采样点和湖心处为集中释放区域，沉积物整体表现为硝酸盐的释放作用。NH3-N作为间隙水中氮的主要形式，其释放主要发生在前24 h内，平均交换通量为9.93 mg/（m2·d），上覆水平均浓度由实验前的0.36 mg/L升高至0.40 mg/L，24~48 h内释效量减小，上覆水平均NH3-N浓度为0.37 mg/L，之后整体表现为吸附，并在96 h后达到平衡。释放区域集中在中部湖区中干河、北干河河口以及南部湖区沉积物，沉积物吸附作用主要发生在湖心区。
与TN不同，沉积物TP的释放和吸附在实验过程中波动，除最南部S7采样点外，其余采样点沉积物在最初的24 h内均表现为吸附磷，吸附速率在0.98~36.43 mg/（m2·d）之间，最大吸附速率出现在北部湖心区S13采样点，其次为S4采样点，由北向南吸附速率逐渐减小，最南部S7采样点交换通量为5.91 mg/（m2·d），上覆水平均TP浓度在24 h时由0.12 mg/L下降至0.07 mg/L。沉积物TP的交换通量与其磷形态的分布特征一致，有效态磷含量较高的区域普遍释放效应也更强。图8显示实验24 h后磷以释放为主，72 h后上覆水TP平均浓度（0.13 mg/L）高于实验前，最大交换通量出现在72~96 h期间，在168 h达到最大浓度（0.30 mg/L）后释放减少，上覆水TP平均浓度为0.17 mg/L，期间全部采样点的平均释放通量为0.95 mg/（m2·d），沉积物同样引起上覆水中TP浓度的升高，湖心处和南部湖区是内源磷污染的重要区域。
自然水体中沉积物与上覆水的氮、磷交换主要通过两种途径：一是沉积物中的氮、磷释放至间隙水，通过间隙水扩散释放至上覆水中，或上覆水中的氮、磷进入间隙水后被沉积物吸附[64]；二是沉积物颗粒吸附氮、磷在水力作用下再悬浮释放到上覆水中[65]，静态培养过程中氮、磷的交换为第一种情况，受沉积物性质影响较大[66-67]。分别计算平衡时间内沉积物氮、磷释放的平均速率，与沉积物性质和上覆水氮、磷浓度进行相关性分析。结果显示，静态释放过程中TP的释放与沉积物中有效态磷含量、沉积物密度等呈正相关，与上覆水TP浓度、沉积物粒径大小呈负相关，有效态磷中Fe-P含量对于沉积物中磷的交换通量影响最大，Al-P对正磷酸盐的扩散影响更大，OP与TP释放的正相关关系说明除无机磷扩散作用外也存在颗粒有机磷的解吸附。
图7滆湖上覆水氮、磷浓度变化
Fig.7Variations in N and P concentrations of the overlying water in Lake Gehu
从图9可以看出，沉积物中可交换态氮与TN、NO-3-N的交换通量呈正相关关系，沉积物对上覆水中氮的影响主要来源于IEF-N和WAEF-N。IEF-N属于不稳定氮，是沉积物可转化态氮中的“活跃”形态，也是结合能力最弱的，最容易被释放参与水体氮循环[40，68]。WAEF-N的稳定性也较弱。在静态释放前24 h，IEF-N和WAEF-N含量最高的S3、S10和S11采样点上覆水中NO-3-N浓度升高也是最快的，S7和S9采样点上覆水则为NH3-N浓度升高较快。但并非所有采样点的氮交换通量与可转化态氮含量变化都完全一致，氮的交换通量也受到沉积物物理性质的影响，如S6采样点的沉积物粒度更小， S12采样点的孔隙度更大，均有利于营养盐的释放，在培养初期分别表现为上覆水中NH3-N和NO-3-N浓度明显升高。相关性分析显示，TN交换通量与空隙度和含水率呈显著正相关。含水率和孔隙度反映固体颗粒物之间的空间大小，表现为沉积物的疏松软硬程度，含水率和孔隙度越大，沉积物各层物质的扩散弯曲度越小[69]，扩散能力越强。而沉积物中TN含量、密度、中值粒径等与TN的释放呈负相关，颗粒物粒径影响着沉积物的水动力作用，不同粒度的沉积物具有不同的比表面积、质量、有机质含量等[70]，密度、含水率和孔隙度这些表征沉积物稳定的特征一般也与沉积物的粒径呈正相关，通常粒径较小的颗粒物比表面积更大，吸附氮、磷的量更大，同时其释放氮、磷的潜力也更大[67]，大颗粒沉积物与之相反，因此粒径增大不利于TN和TP释放。密度、含水率和孔隙度这些物理特征可以表征沉积物的稳定程度，其中密度可以反映沉积物的抗扰动能力，密度越大，沉积物结构越稳定，液化发生的几率越小[71]，氮、磷释放量也更小。作为孔隙水中的主要氮形态，NH3-N释放与孔隙度和沉积物TN含量呈正相关，与沉积物密度、含水率和粒径大小呈负相关。此外，沉积物TN和TP释放与上覆水营养盐浓度的负相关系数更大，表明滆湖沉积物TN和TP的释放受扩散平衡的影响较大。较长的湖泊水体更替时间将使沉积物内源营养盐向水体扩散的含量增加，污染物在水体中逐渐累积[72]，同时枯水期较低的水深也会加重内源磷释放对水体TP的影响[73]，因此现阶段水系连通工程“新孟河延伸拓浚”的完成，未来调水期间将增加滆湖的出入流，预计使得滆湖的换水周期缩短为原来的1/3左右[74]，有利于减少污染物的积累。此外沉积物物理化学性质与释放的关系进一步说明控制内源污染的重点应该放在湖心围网区、南部湖区，特别是出湖河口区域。此外，滆湖水位较浅，水力条件对沉积物的影响较大，实际沉积物-水界面的营养盐交换通量远远大于静态释放。未来为避免“新孟河延伸拓浚”工程运行过程中引水增加滆湖内源释放风险，应在调水前在出湖河口处，特别是向太湖延伸河道河口处通过环保疏浚、沉水植被修复等方式降低滆湖沉积物内源负荷，减少太湖上游营养盐的输入。
图8滆湖沉积物氮、磷交换通量
Fig.8N and P diffusion flux of sediment in Lake Gehu
图9滆湖沉积物氮、磷交换通量的相关性分析
Fig.9Correlation analysis of N and P diffusion flux of sediment in Lake Gehu
3 结论
本文对滆湖水体和沉积物中的营养盐特征进行了系统的调查和分析，并通过静态释放实验估算了不同区域沉积物内源污染对于上覆水的影响，为深入了解滆湖、改善滆湖生态环境提供参考。现阶段的滆湖信息也可为未来评估新孟河调水工程的影响以及优化工程调度提供数据借鉴。
1）目前，滆湖上覆水体的TN（（1.43±0.27）mg/L）和TP（（0.12±0.06）mg/L）浓度整体处于Ⅳ类水范围，空间上开发利用程度较大的北部湖区污染程度较重，氮、磷浓度较高，溶解氧浓度较低，由北向南污染降低，水深也在减小。
2）受滆湖引排水方向的影响，入湖河流对于表层沉积物有冲刷作用，泥沙在湖心处和出湖河流河口处有淤积，湖心、东部、南部的表层沉积物更疏松、偏软，泥沙输移和内源释放潜力较大。因此在滆湖未来生态治理和枯水期调水工程中，应着重关注湖心及出湖河口处表层沉积物的迁移输运和淤积，同时该区域也是阶段性生态清淤工作的重点。
3）现阶段滆湖沉积物TN（0.65~2.28 mg/g）和TP（0.23~0.44 mg/g）相较于太湖、巢湖、滇池等污染较小，综合评价指标显示全湖整体处于轻度污染水平，氮、磷含量较高的区域主要集中在北部滆湖旅游点附近、湖心区以及靠近太滆运河、漕桥河和殷村港的出湖河口区域。
4）滆湖沉积物存在内源氮、磷释放的风险，湖心处和南部湖区是内源污染的重要区域，同时释放效应集中在前48 h，较小的密度、粒径和较高的含水率有利于增强氮、磷释放效应。此外，滆湖水位较浅，水力条件对沉积物的影响较大，实际沉积物-水界面的营养盐交换通量远远大于静态释放。为避免“新孟河延伸拓浚”工程运行过程中引水增加滆湖内源释放风险，可在调水前对于出湖河口处，特别是向太湖延伸河道河口处进行环保疏浚，以降低表层浮泥和污染物含量。
4 附录
附录和附表Ⅰ、Ⅱ见电子版（DOI：10.18307/2025.0325）。
图1滆湖采样点分布
Fig.1Distribution of sampling sites in Lake Gehu
图2滆湖上覆水TN、TP、NH3-N、PO3-4-P、NO-3-N和NO-2-N浓度
Fig.2TN, TP, NH3-N, PO3-4-P, NO-3-N and NO-2-N in the overlying water of Lake Gehu
图3滆湖表层沉积物理化性质
Fig.3Physicochemical properties of the surface sediment in Lake Gehu
图4滆湖表层沉积物TN、TP和TOC含量
Fig.4TN, TP and TOC contents of the surface sediment in Lake Gehu
图5滆湖沉积物综合污染程度分级（STN、STP和FF值分别为TN污染指数、TP污染指数和综合污染指数）
Fig.5Grading of the comprehensive contamination level of the surface sediment in Lake Gehu
图6滆湖表层沉积物氮、磷形态分布特征
Fig.6Distribution characteristics of N and P fractions of the surface sediment in Lake Gehu
图7滆湖上覆水氮、磷浓度变化
Fig.7Variations in N and P concentrations of the overlying water in Lake Gehu
图8滆湖沉积物氮、磷交换通量
Fig.8N and P diffusion flux of sediment in Lake Gehu
图9滆湖沉积物氮、磷交换通量的相关性分析
Fig.9Correlation analysis of N and P diffusion flux of sediment in Lake Gehu
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