环境科学  2014, Vol. 35 Issue (5): 1727-1734   PDF    
引用本文
潘延安, 雷沛, 张洪, 单保庆, 李杰. 重庆园博园龙景湖新建初期内源氮磷分布特征及扩散通量估算[J]. 环境科学, 2014, 35(5): 1727-1734.
PAN Yan-an, LEI Pei, ZHANG Hong, SHAN Bao-qing, LI Jie. Distribution of Nitrogen and Phosphorus in the Sediments and Estimation of the Nutrients Fluxes in Longjinghu Lake, Chongqing City, During the Initial Impoundment Period[J]. Environmental Science, 2014, 35(5): 1727-1734.
重庆园博园龙景湖新建初期内源氮磷分布特征及扩散通量估算
潘延安1,2, 雷沛2, 张洪2 , 单保庆2, 李杰1    
1. 兰州交通大学环境与市政工程学院,兰州 730070;
2. 中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室,北京 100085
收稿日期: 2013-9-18; 修订日期: 2013-11-22.
基金项目： 国家水体污染控制与治理科技重大专项（2012ZX07307-001，2012ZX07307-002）
作者简介：潘延安(1988~),男,硕士研究生,主要研究方向为沉积物污染化学,E-mail:panyanan123@yeah.net
通讯联系人:张洪,E-mail:hongzhang@rcees.ac.cn
摘要：采集重庆园博园龙景湖不同区域沉积物样柱，分析沉积物上覆水和孔隙水中氮磷垂直分布特征，并利用一维孔隙水扩散模型（Fick定律）来估算氨氮和正磷酸盐的扩散通量和年负荷贡献量. 结果表明，龙景湖沉积物-水界面氨氮从上覆水到孔隙水在垂直剖面上总体都呈现出增大趋势；表层（0~5 cm）沉积物孔隙水中氨氮平均浓度为6.13 mg·L-1±3.07 mg·L-1，是上覆水氨氮平均含量10倍. 正磷酸盐垂直分布特征总体表现为先增大再减小，在表层孔隙水出现极大值；沉积物孔隙水中正磷酸盐平均浓度为2.01mg·L-1±1.05mg·L-1. 所有区域氨氮均表现为由沉积物向上覆水释放，新增淹没区库湾区域氨氮扩散通量低于6.0 mg·（m2·d）-1，龙景沟水库、龙景湖主湖原有湖区氨氮扩散通量分别高达47.19 mg·（m2·d）-1、40.29 mg·（m2·d）-1. 原有湖区正磷酸盐表现为由沉积物向上覆水释放，扩散通量仍以龙景湖主湖及龙景沟水库最大，为7.89 mg·（m2·d）-1、6.13 mg·（m2·d）-1. 新增淹没区的河道、库湾及赵家溪部分区域正磷酸盐却表现为由上覆水向沉积物中扩散，扩散通量为-1.93~-2.78 mg·（m2·d）-1. 整个湖区氨氮年负荷贡献量为3.95 t·a-1，新增淹没区贡献率为85%；正磷酸盐年负荷贡献量为0.357 t·a-1，新增淹没区贡献率为72%.
关键词： 营养盐     扩散通量     沉积物-水界面     Fick定律     孔隙水    
Distribution of Nitrogen and Phosphorus in the Sediments and Estimation of the Nutrients Fluxes in Longjinghu Lake, Chongqing City, During the Initial Impoundment Period
PAN Yan-an1,2, LEI Pei2, ZHANG Hong2, SHAN Bao-qing2, LI Jie1    
1. School of Environmental & Municipal Engineering, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730070, China;
2. State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
Abstract: Sediment cores from a newly formed urban lake (Longjinghu Lake in China's Chongqing City) were selected to study the vertical distribution characteristics of both nitrogen and phosphorus from the overlying water to porewater, and then fluxes of ammonia (NH4+-N) and orthophosphate (PO43--P) from different areas of the lake were calculated using a one-dimensional transport-reaction model based on the Fick's First Law. The results showed that the mean ammonia concentrations in porewater of surface layers (0-5 cm) was 6.13 mg·L-1±3.07 mg·L-1, higher by a factor of 10 compared with that in the overlying water. While orthophosphate contents tended to increase downwards, reaching a peak in surface sediment porewater, and then decreased in downcore, with a mean concentration of 2.01 mg·L-1±1.05 mg·L-1. Based on the porewater diffusion model, ammonia were released from sediments to overlying water, which indicated potential internal nutrient releasing risk. Although the flux of ammonia in the "initial lake area" was higher than that in the "newly submerged area", the annual load contribution from the "newly submerged area" was 85% (3.95 t·a-1). Similar to ammonia, orthophosphate was also released from sediments to overlying water in the "initial lake area", with the highest fluxes in the former Longjinghu Lake and Longjingou Lake Reservoir, reaching 7.89 mg·(m2·d)-1 and 6.13mg·(m2·d)-1, respectively. However, in a portion of the "newly submerged area", orthophosphate in the overlying water was transported to the sediments, resulting in negative fluxes ranging from -1.93 to -2.78 mg·(m2·d)-1. The annual load of orthophosphate from the whole sediments was 0.357 t·a-1, with 72% contributed by the "newly submerged area".
Key words: nutrients     flux     sediment-water interface     Fick’s law     porewater    

沉积物是湖泊水体营养盐的重要“源”或“汇”，在一定环境条件下，沉积物中氮、 磷营养盐会通过对流、 扩散和再悬浮等方式向上覆水释放[1,2]，并可能成为湖泊水质恶化和富营养化的重要原因[3]. 沉积物中大量溶解性物质以孔隙水作为传输媒介通过表面扩散层向上覆水扩散迁移，进而影响上覆水水质[4]； 因此，孔隙水中溶解态营养盐分布特征直接决定着沉积物与上覆水之间营养盐交换过程，并影响着湖泊水体的化学性质和组成[5]. 近年来，基于水资源利用和景观需求，河道片段化和湖泊水库化特征日趋明显，流态的变化不仅降低了水体自净能力，也增加了内源污染释放潜力，对于有闸坝控制的湖库尤为如此. 如Chang等[6]研究发现Feitsui水库在初期蓄水后，其水质明显受到淹没区内源释放的影响，水体氮磷浓度要到数年后才能达到稳定； 徐清等[7]研究发现密云水库沉积物内源磷负荷对入库总量的贡献量高达28%. 因此，认识湖泊沉积物内源营养盐释放风险特征可为湖库水体污染防治提供基础.

重庆园博园龙景湖是典型的新建城市河道型水库，也是第八届中国国际园林博览会园区主要的水体景观. 新建的龙景湖是由原龙景湖水库大坝加高蓄水而成，其上游汇入河流(赵家溪和龙景沟)均为山地城市河流. 龙景湖主湖水位较深(20~30 m)，换水周期长(约2.5 a)，其水源补给主要是降雨径流. 对于此类新建湖库，由于水流滞缓导致水体自净能力减弱，如何控制原有湖泊沉积物中污染物累积以及新增淹没区底质营养盐释放导致的富营养化风险，是区域水污染控制的核心任务.

由于建设工期等因素，新建的龙景湖清库不彻底，原有湖区和新增淹没区沉积物由于形成时间、 底质类型不同，其底质沉积物呈现高度异质性，可能导致营养盐释放风险存在较大差异. 目前，国内外对于新建湖库的研究多集中于水化学组成[8]、 水体污染物特征[9,10]、 浮游动植物分布特征[11,12]等方面，而对于内源营养盐释放风险关注较少，并且较少考虑湖区下垫面不同导致营养盐释放过程的差异[13]. 有鉴于此，本研究于新建龙景湖形成前后不同区域采集柱状沉积物，分析沉积物孔隙水和上覆水氮磷营养盐垂直分布特征，并利用一维孔隙水扩散模型定量估算龙景湖内源氮磷扩散通量和年负荷贡献量，扩展对山地城市新建水库内源释放过程的认识，以期为此类湖库的富营养化风险防治提供科学支撑.1 材料与方法 1.1 研究区域概况

园博园位于重庆市北部新区鸳鸯辖区(图 1)，是一个集自然景观和人文景观为一体的超大型城市生态公园，占地面积达2.2 km2. 龙景湖位于园博园中心，主要有赵家溪(流域面积约15 km2)和龙景沟(流域面积约5 km2)两条汇入河流，为园博园建设提供了足够的管理用水和丰富的景观用水.

图 1 龙景湖沉积物采样点位置分布示意 Fig. 1 Distribution of sediment sampling sites in Longjinghu Lake

龙景湖是园博园的核心水景观，于2009年由国家水利部投资开工建设，并于2012年建成. 新建成的龙景湖水面总面积约0.67 km2，在园博园规划区内约0.53 km2，总库容为663万m3，调节库容为425万m3，由于山地城市地形地貌特点，龙景湖原有湖区水位较深(20~30 m)，换水周期长(约2.5 a)，其水源补给主要是降雨径流. 龙景湖上游流域仍处于待建期，其主要污染物是氮磷和TSS，规划湖体水质为地表水环境质量标准Ⅳ类.

1.2 沉积物采样点布设

按照湖底沉积物形成类型不同，可将整个湖区分为两类，“原有湖区”表示园区建设之前(2010年)原有龙景湖水体区域，“新增淹没区”为龙景湖现有湖区(2013年)同“原有湖区”相比增加的区域. 其中，龙景湖主湖和龙景沟水库是成库前水体沉积物和成库后颗粒物沉积底泥的混合区域，沉积物深度厚，有机质含量较高； 库湾区域为施工后形成的碎石表层，有少量颗粒物沉积； 河道区域(连接龙景沟与龙景湖主湖的河道)中间为成库前旧河道，有一定沉积厚度的底泥； 两侧边缘区域为施工后的裸露土壤表层及碎石表层. 在充分分析大坝加高前原有水库周边土地利用基础上，结合龙景湖水文、 底质构型、 污染状况，将龙景湖划分为5个主要区域：赵家溪(ZJ)、 龙景湖主湖(LH)、 河道(HD)、 库湾(KW)及龙景沟(LG). 针对各区域的特点，共布设17个柱状沉积物采样点，其中，原有湖区7个，新增淹没区10个(图 1).

1.3 样品采集与分析

2013年4月15日、 16日，利用自重力柱状沉积物采泥器(Corer 60,Uwitec,Austria)同时采集沉积物柱状样和上覆水. 沉积物样柱采集后迅速用橡胶塞密封，然后保持竖直状态尽快运回实验室，静置24 h以消除采集和运输过程中的干扰. 然后用虹吸管自上而下对上覆水按5 cm进行分层采样，采集完成后用虹吸管将上覆水小心移除； 对柱状沉积物自上而下进行分割，前端0~5 cm沉积物按照每0.5 cm分层，5 cm以下按1 cm分层，直至分割完成. 分层后的沉积物样品，迅速抽滤，并用 0.45 μm水系微孔滤膜过滤得到孔隙水. 利用全自动化学分析仪(Smart Chem 200，AMS，USA)测定分别用硫酸肼还原法、 靛酚蓝分光光度法和磷钼蓝分光光度法来测定孔隙水中硝氮(NO-3-N)、 氨氮(NH+4-N)及正磷酸盐(PO3-4-P)浓度，每个样品重复测定3次，结果以均值表示. 龙景湖采样点分布图利用ArcGIS 9.3制作； 数据统计采用SPSS 16.0进行分析； 数据制图利用Origin 8.0软件完成.

1.4 孔隙水扩散通量模型

采用一维孔隙水扩散模型计算孔隙水扩散通量，进而估算年污染负荷贡献. 该模型假定沉积物和上覆水之间的物质交换过程为平衡状态，主要受浓度扩散控制[14]，因此其扩散通量(F)可运用Fick第一定律进行估算[15,16]：

式中，F为沉积物-水界面扩散通量，mg ·(m2 ·d)-1； ∂c ∂x 为沉积物-水界面物质浓度梯度，mg ·(L ·cm)-1； Ds为考虑了沉积物弯曲效应的实际分子扩散系数，m2 ·s-1； 其与孔隙度之间的经验关系式[17]：Ds=φ2D0 (φ<0.7)； Ds=φ2D0 (φ>0.7)，式中D0为无限稀释溶液的理想扩散系数[18]. 对于HPO2-4，D0=6.12×10-6 cm2 ·s-1； 对于NH+4-N，D0=17.6×10-6 cm2 ·s-1[19, 20]. φ为沉积物孔隙度[21]，其计算方法见下式：

式中，Ww为沉积物鲜重，g； Wd为沉积物干重，g； ρ为表层沉积物平均密度与水密度比值，一般取2.5[22].

1.5 营养盐年负荷贡献量计算方法

沉积物营养盐年负荷贡献量计算方法见下式：

式中，W为全湖区氮或磷的年负荷贡献量，t ·a-1； Fi表示第i区域沉积物的扩散通量，mg ·(m2 ·d)-1； Ai表示第i区域面积，m2； 109为单位换算系数； 365为365 d ·a-1，一年按365 d计算. 2 结果与讨论 2.1 沉积物-水界面氮垂直分布特征

龙景湖不同区域沉积物孔隙水和上覆水硝态氮垂直分布见图 2. 从上覆水到孔隙水随着沉积物深度增加，硝态氮浓度变化呈现2类不同的特征：龙景湖、 库湾及河道硝态氮浓度进入沉积物-水界面后迅速降低并保持稳定，如龙景湖主湖湖区，上覆水NO-3-N 浓度维持在0.09 mg ·L-1，是表层孔隙水含量4倍(表 1). 在沉积物缺氧环境中，有机质被厌氧微生物分解产生大量NH+4-N，但由于受氧的限制而无法通过硝化作用将其转化为NO-3-N，同时孔隙水中NO-3-N会在反硝化细菌作用下被还原为NO-2-N或N2[23]. 赵家溪及龙景沟水库，NO-3-N浓度在沉积物2 cm出现峰值，随后递减直至恢复稳定，这可能与此类区域底栖生物以及界面水动力学条件等[24]导致沉积物近表面位置氧化还原环境和微生物硝化作用有关，可分析沉积物垂直剖面的孔隙度和氧化还原电位来做进一步验证[25].

图 2 龙景湖上覆水和孔隙水硝氮、 氨氮垂直分布 Fig. 2 Vertical distribution of NO-3-N and NH+4-N in the overlying water and porewater in the sediments from Longjinghu Lake 图中水平虚线所在位置为沉积物-水界面，下同

表 1 龙景湖上覆水和孔隙水氮磷浓度统计 1)/mg ·L-1 Table 1 Statistics of nitrogen and phosphorus contents in the

龙景湖各区域上覆水和孔隙水氨氮垂直剖面上总体都呈现出增大的趋势，尤其是在沉积物-水界面氨氮浓度都急剧增加(图 2). 以龙景湖主湖为例，其上覆水氨氮浓度基本维持在0.8 mg ·L-1，进入沉积物-水界面以后，氨氮浓度增加到 4 mg ·L-1，随着深度增加氨氮浓度持续增加，到界面下10 cm处孔隙水中氨氮浓度接近16 mg ·L-1. 沉积物孔隙水中NH+4-N浓度主要与沉积物污染水平、 生物作用大小、 氧化还原状况及水动力影响等多种条件有关[22]. 龙景湖主湖区接受大量点源、 面源负荷输入，污染相对严重，沉积物有机质丰富(表层沉积物有机质为8.9%)，表层微生物数量众多，由于生物分解作用显著而使近表层沉积物缺氧，容易形成还原环境，生物参与氨化作用较为明显，使表层孔隙水中接纳更多的NH+4-N[26]. 另一方面，表层沉积物易受扰动(支流补给带来的水底潜流、 生物扰动等)可能导致部分NH+4-N释放并进入上覆水体，在一定程度上降低表层沉积物孔隙水NH+4-N含量. 底层沉积物通常缺氧程度较高，有利于高价态氮(如 NO-3-N 、 NO-2-N)向NH+4-N等低价态氮转化，产生的氨氮较难被微生物全部吸收； 同时由于底层沉积物受水动力扰动作用较小，比表层沉积物更有利于NH+4-N在沉积物中保存，因而表层沉积物孔隙水中NH+4-N含量低于底层[27,28]. 龙景湖其它区域上覆水和孔隙水中氨氮浓度分布均表现出类似特征. 龙景湖各区域上覆水和孔隙水氨氮垂直剖面上总体都呈现出增大的趋势，尤其是在沉积物-水界面氨氮浓度都急剧增加(图 2). 以龙景湖主湖为例，其上覆水氨氮浓度基本维持在0.8 mg ·L-1，进入沉积物-水界面以后，氨氮浓度增加到 4 mg ·L-1，随着深度增加氨氮浓度持续增加，到界面下10 cm处孔隙水中氨氮浓度接近16 mg ·L-1. 沉积物孔隙水中NH+4-N浓度主要与沉积物污染水平、 生物作用大小、 氧化还原状况及水动力影响等多种条件有关[22]. 龙景湖主湖区接受大量点源、 面源负荷输入，污染相对严重，沉积物有机质丰富(表层沉积物有机质为8.9%)，表层微生物数量众多，由于生物分解作用显著而使近表层沉积物缺氧，容易形成还原环境，

生物参与氨化作用较为明显，使表层孔隙水中接纳更多的NH+4-N[26]. 另一方面，表层沉积物易受扰动(支流补给带来的水底潜流、 生物扰动等)可能导致部分NH+4-N释放并进入上覆水体，在一定程度上降低表层沉积物孔隙水NH+4-N含量. 底层沉积物通常缺氧程度较高，有利于高价态氮(如 NO-3-N 、 NO-2-N)向NH+4-N等低价态氮转化，产生的氨氮较难被微生物全部吸收； 同时由于底层沉积物受水动力扰动作用较小，比表层沉积物更有利于NH+4-N在沉积物中保存，因而表层沉积物孔隙水中NH+4-N含量低于底层[27,28]. 龙景湖其它区域上覆水和孔隙水中氨氮浓度分布均表现出类似特征.

对上覆水和表层(0~5 cm)沉积物孔隙水氨氮浓度进行统计，结果见表 1. 河道上覆水氨氮含量最低，仅为0.28 mg ·L-1，而其它区域均保持在0.7~1.0 mg ·L-1之间. 各点表层(0~5 cm)沉积物孔隙水中氨氮平均浓度为6.13 mg ·L-1±3.07 mg ·L-1，是上覆水氨氮平均含量10倍. 表层沉积物孔隙水氨氮平均浓度最低为河道，浓度范围为1.84~3.14 mg ·L-1，而上覆水氨氮含量为0.11~0.67 mg ·L-1，两者平均浓度相差近9倍. 龙景沟水库上覆水氨氮平均浓度为0.97 mg ·L-1，其表层沉积物孔隙水氨氮含量(3.05~15.59 mg ·L-1)也为最高. 沉积物孔隙水中营养盐含量主要来源于生物死亡后的一部分碎屑、 壳体分解和陆源物质溶解. 受其生产和消耗之间的平衡所制约，前者取决于沉积物中有机物数量及其分解速率、 陆源排污影响程度等因素，后者取决于底栖生物尤其是掘穴动物数量、 界面水动力学条件、 矿化作用等因素[5]. 连接龙景沟水库和龙景湖主湖区的河道区域为人工新挖河道，形成时间短(3~4 a)，颗粒物沉降量少，有机质含量较低，无直接外源输入，因此上覆水及孔隙水氨氮含量相对较低. 而龙景沟水库为原有湖区，水深高达10 m以上，水流缓慢利于颗粒物沉积，有机质含量高(表层沉积物有机质达7.7%)，同时支流外源污染严重，因此孔隙水及上覆水氨氮含量相对较高.

2.2 沉积物-水界面磷垂直分布特征

龙景湖各区域沉积物孔隙水中正磷酸盐垂直分布特征总体上表现为先增大再减小，在表层孔隙水剖面上均出现极大值(图 3). 以赵家溪为例，其上覆水正磷酸盐浓度维持在0.2 mg ·L-1，从沉积物-水界面进入到表层孔隙水中，正磷酸盐浓度大幅增加，并于水-沉积物界面下5 cm处出现峰值，达2.6 mg ·L-1； 之后随着深度的增加，正磷酸盐浓度又逐渐降低，在界面下10 cm后趋于稳定，基本低于1.0 mg ·L-1. 已有研究表明，沉积物中磷的释放与沉积物氧化还原条件及铁化合物密切相关，好氧环境会促进沉积物对磷的吸附，厌氧条件则有助于磷从沉积物向孔隙水中释放. 磷酸根最有可能来自有机质厌氧降解，而沉积物中的非定型态铁的氢氧化物和氧化物对磷具有很高的吸附力[29]，因此沉积物-水界面以下的氧化带中铁氢氧化物可吸附孔隙水中的磷，从而使靠近表层水中的磷含量偏低，但到一定深度氧化条件转变为还原条件时，由于铁的氢氧化物还原作用，使可溶性磷再次溶入孔隙水中，促使孔隙水中磷浓度增高[30].

图 3 龙景湖沉积物孔隙水和上覆水正磷酸盐垂直分布 Fig. 3 Vertical distribution of PO3-4-P in the overlying water and pore water in the sediments from Longjinghu Lake

赵家溪、 库湾和龙景沟水库上覆水中正磷酸盐浓度均超过0.2 mg ·L-1(表 1)，而河道、 龙景湖主湖上覆水中正磷酸盐浓度相对较低，仅为0.07 mg ·L-1、 0.03 mg ·L-1. 表层(0~5 cm)孔隙水正磷酸盐浓度因采样点所处位置不同而呈现差异. 沉积物孔隙水中正磷酸盐平均浓度为2.01 mg ·L-1±1.05 mg ·L-1，是上覆水平均含量(0.18 mg ·L-1±0.17 mg ·L-1)的11倍. 最高值出现在龙景湖主湖，孔隙水中正磷酸盐为上覆水平均值近90倍； 最小值为河道，孔隙水中正磷酸盐含量超过上覆水5倍，主要由于河道区域没有直接的外源输入，同时沉积物形成历史短，底质多为砂质层，沉积物吸附磷的量相对较低，从而使孔隙水中正磷酸盐含量最低[30].

2.3 营养盐扩散通量及年负荷贡献量

在自然水体的沉积物-水界面中，由于界面上覆水的流速极低，界面上下的物质浓度梯度引起的扩散过程是营养盐主要的迁移过程. NH+4-N在沉积物-水界面扩散通量及年负荷贡献量计算结果如表 2. 所有区域氨氮均表现为由沉积物向上覆水释放，即表明龙景湖水质存在潜在内源营养盐(氨氮)释放风险. 其中新增淹没区库湾区域氨氮扩散通量较低，基本低于6.0 mg ·(m2 ·d)-1，而有明显外源污染输入的龙景沟水库、 龙景湖主湖的原有湖区氨氮扩散通量较大，分别高达47.19 mg ·(m2 ·d)-1、 40.29 mg ·(m2 ·d)-1，是库湾氨氮扩散通量8倍. 龙景湖各区域氨氮扩散通量大小顺序基本与沉积物污染程度相一致，由于龙景沟、 赵家溪为龙景湖的主要入湖支流，其来水水质较差，而水中颗粒物在龙景沟水库、 龙景湖主湖区等缓流区域沉积. 这些区域的沉积物为发黑发臭的泥炭层，有机质含量较高(表层沉积物有机质含量分别为8.9%、 7.7%)，孔隙水中氨氮含量较高； 而新增淹没区(如河道、 部分库湾)沉积物形成历史短，底质多为砂质层，污染相对较轻使得孔隙水氨氮含量较低. 对氨氮的年负荷贡献量计算发现，原有湖区氨氮年负荷贡献量仅为0.592 t ·a-1，而新增淹没区氨氮年负荷贡献量高达3.36t ·a-1，占整个湖区的85%，是内源氨氮释放的主要贡献区域，这可能与新增淹没区沉积面积占有较大比例(88%)有关.

表 2 龙景湖不同区域沉积物NH+4-N扩散通量及年负荷贡献量1)Table 2 Fluxesand annual load of ammonia at different areas of Longjinghu Lake through calculations using Fick's Law

从表 3可看出，龙景湖原有湖区沉积物-水界面正磷酸盐均表现为由沉积物向上覆水释放，龙景湖主湖及龙景沟水库的扩散通量最大，分别为7.89 mg ·(m2 ·d)-1、 6.13 mg ·(m2 ·d)-1. 而新增淹没区河道、 库湾及赵家溪部分湖区正磷酸根却表现为上覆水向沉积物中扩散，扩散通量在-1.93~-2.78 mg ·(m2 ·d)-1之间. 这些区域水位较浅，表层沉积物受水动力扰动机会就越多，悬浮起来的表层颗粒物在富氧和较高温度下，中小分子量有机物已分解至尽，以矿物构架为主的铁、 硅等无机大分子胶体为其主要组成，因此具有巨大的比表面[31]. 即使当它们松软地覆盖于未扰动沉积物表面，也仍然会显示出对水体中具有阴离子特征的磷酸根产生物理甚至化学吸附[32]. 同时，该区域相对远离陆源，有机质矿化作用较显著，无机矿物颗粒成分应有较高比例，在相对平静的环境中，表层沉积物在一定时段内对上覆水中PO3-4产生吸收，以致形成内汇[31,33]. 总体而言，龙景湖沉积物正磷酸盐仍表现为由沉积物向上覆水释放，正磷酸盐年负荷贡献量为0.357 t ·a-1，其中新增淹没区年负荷贡献量为0.257 t ·a-1，贡献率为72%.

表 3 龙景湖不同区域沉积物PO3-4-P扩散通量年负荷贡献量 Table 3 Fluxes and annual load of orthophosphate at different areas of Longjinghu Lake through calculations using Fick's Law

由表 2、 表 3可知，新增淹没区氨氮和正磷酸盐扩散通量较低，这可能与这类区域沉积物的形成历史短、 接受外源输入低有关. 然而，由于新增淹没区面积是原有湖区面积的7倍，使得新增淹没区为内源营养盐释放贡献主要的区域(新增淹没区氨氮、 正磷酸盐年负荷贡献率分别为85%、 72%)，其它此类城市新建景观湖泊也应重点关注这一区域.

3 结论

(1)龙景湖沉积物-水界面氨氮在垂直剖面上呈现增大趋势； 表层孔隙中氨氮浓度为6.13 mg ·L-1±3.07 mg ·L-1，是上覆水平均含量的10倍. 正磷酸盐垂直分布为先增大再减小，孔隙水中正磷酸盐浓度为2.01 mg ·L-1±1.05 mg ·L-1，是上覆水平均含量11倍.

(2)所有区域沉积物氨氮均表现为由沉积物向上覆水释放. 新增淹没区库湾氨氮扩散通量低于6.0 mg ·(m2 ·d)-1，原有湖区龙景沟水库氨氮扩散通量高达47.19 mg ·(m2 ·d)-1. 原有湖区正磷酸盐表现为由沉积物向上覆水释放，扩散通量仍以龙景湖主湖最大，为7.89 mg ·(m2 ·d)-1. 而新增淹没区河道、 库湾正磷酸盐为上覆水向沉积物扩散，扩散通量为-1.93~-2.78 mg ·(m2 ·d)-1.

(3) 整个湖区氨氮年负荷贡献量为3.95 t ·a-1，新增淹没区贡献率为85%； 正磷酸盐年负荷贡献量为0.357 t ·a-1，新增淹没区贡献率为72%.

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