氮是湖泊生态系统的重要营养元素，也是湖泊富营养化的关键影响因子^[1]. 沉积物是湖泊重要的氮营养盐蓄积库^[2]，既容纳来自上覆水沉降和颗粒物输运等途径所埋葬的氮，又可在适当的条件下释放氮进入上覆水而重新参加氮循环^[3]. 因此，沉积物氮含量、 形态及其分布特征与湖泊沉积物氮内源负荷息息相关，其形态与含量可反映沉积物氮可被生物利用的潜在能力和其氮污染特征^[4]，不仅对湖泊富营养化具有重要作用^[5]，在一定程度上也能够反映湖泊污染程度及其地球化学信息. 就湖泊富营养化控制而言，外源污染控制是关键，但随外源污染逐步得到控制后，沉积物氮、 磷释放将逐渐成为湖泊富营养化控制的重点，特别是对浅水湖泊而言，沉积物氮污染控制就显得更为重要. 累积在沉积物中的氮营养盐，可通过矿化等途径重新释放进入上覆水，进而改变上覆水营养状况^[6]. 然而，并不是所有形态的沉积物氮都能直接释放进入上覆水，其中可交换态氮(EN)是沉积物最易释放进入上覆水的氮形态，是沉积物氮中最“活跃”的组分，在沉积物-水界面发生着剧烈迁移和转化，能直接被初级生产者吸收利用^[6,7]. 而有机氮矿化是沉积物氮潜在矿化的重要机制，累积氮矿化量在一定程度上可反映沉积物和土壤氮矿化潜力^[8]； 另外，与土壤相比，湖泊沉积物具有较大的氮矿化潜能^[9,10]. 因此，研究沉积物氮含量、 形态及其氮潜在矿化能力有助于进一步认识湖泊沉积物-水界面氮内源负荷机制，对揭示氮在湖泊沉积物-水界面迁移转化机制具有重要意义，也是揭示湖泊沉积物富营养化风险的重要基础.

滇池位于昆明市主城区下游，是国家重点治理的“三湖”之一，面积298 km²，平均水深4.4 m，最大水深10.90 m，换水周期3～5 a； 其承载了昆明市近60%的人口，及80%的GDP，受人类活动影响较大，水污染严重，每到夏秋季，水华频繁暴发. 目前针对滇池氮污染的研究主要集中在上覆水氮含量及时空分布等方面，而有关沉积物氮污染方面的研究也主要集中在总氮及不同形态氮含量及分布等方面^{[11, 12]}； 缺乏针对滇池沉积物氮污染及其矿化能力方面的系统研究； 而针对沉积物氮污染及其潜在矿化能力方面的研究能够定量滇池氮循环过程及其对湖泊的富营养化的影响，是揭示滇池富营养化机制急需解决的重要科学问题之一. 因此，本研究以滇池沉积物总氮、 各形态氮含量及空间分布与氮潜在矿化能力为对象，并与我国其他湖泊沉积物氮含量及形态进行了对比分析，通过阐明滇池沉积物氮污染特征及氮潜在矿化能力，旨在为进一步揭示滇池氮循环机制提供科学依据.

根据滇池水质特点，将全湖分为草海、 外海北部、 中部、 南部4个区域，利用全球卫星定位系统(GPS)定位，设置了53个采样点，于2013年3月采集了沉积物-水界面20 cm处的底层上覆水，装入聚乙烯塑料桶，带回实验室于4℃保存备用. 利用彼得森采泥器采取表层10 cm沉积物装入保温箱带回实验室冷冻干燥^[13],过100目筛备用，采样点见图 1.

图 1

Fig. 1

图 1 滇池采样点位布置Fig. 1 Location of sampling sites in Dianchi Lake

沉积物总氮(TN)用过硫酸钾消化法^[14]，有机质含量根据沉积物在500℃下煅烧2 h的烧失量计算^[15]，可交换态氮(EN)采用K₂SO₄溶液提取法，潜在矿化氮(PMN)采用Worsfold等^[16]提出的淹水培养法，可矿化态氮(MN)为PMN与EN的差值^[17]，有机氮(TON)为TN与EN的差值^[18]，不可矿化态有机氮(RN)，即残渣态氮，为TON与MN的差值.

上覆水总氮(TN)采用碱性过硫酸钾氧化法测定，氨氮(NH₄⁺-N)采用纳氏试剂比色法，硝氮(NO^-₃-N)采用紫外分光光度法测定，亚硝氮(NO^-₂-N)采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法，具体方法参照文献^[19].

数据分析采用SPSS 17.0和Excel 2007，空间分布图采用Origin 8.6、 Surfer 11.0软件绘制.

滇池全湖沉积物总氮与各形态氮含量及空间分布结果见图 2. 结果显示，滇池沉积物总氮含量较高，范围为1596.25～5558.50 mg ·kg^-1之间，平均值为3515.60 mg ·kg^-1，与朱元荣等的研究结果相类似^[20]，滇池表层沉积物的TN含量在1596.60~3223.52 mg ·kg^-1，平均含量达到(2258.51±462.91) mg ·kg^-1. 依据沉积物总氮含量评价(美国EPA沉积物污染评价标准，总氮含量大于2000 mg ·kg^-1为重污染)^[21]，滇池为重污染湖泊； 其沉积物总氮含量较高，空间分布总体呈现草海＞外海中部＞外海北部＞外海南部，其中草海中心、 外海北部盘龙江入湖口、 外海南部的海口入湖湖区含量较高，外海北部宝象河河口疏挖湖区TN含量较低，TN最高值为最低值的3.5倍. 卢少勇等^[18]研究滇池沉积物氮污染特征，由北向南衰减，但南部海口出湖库区湖滨带位于滇池出水口，部分吸纳滇池污染物，其污染状况介于外海与草海间.

图 2

Fig. 2

图 2 滇池表层沉积物TN含量分布及空间分布Fig. 2 Content distribution and spatial distribution of total nitrogen in surface sediment of Dianchi Lake

滇池不同区域表层沉积物不同形态氮含量及其占TN百分比结果见图 3，其有机氮(TON)含量较高，为1531.68～4760.09 mg ·kg^-1，平均值为3019.66 mg ·kg^-1，占TN的85.86%； 而无机氮(DIN)含量较低，为64.57～746.22 mg ·kg^-1，平均值为495.94 mg ·kg^-1，占TN的14.10%. DIN主要以NH₄⁺-N为主，含量为57.73～667.82 mg ·kg^-1，平均值为366.38 mg ·kg^-1，占DIN的73.87%； NO^-₂-N含量较低，仅为0.36 mg ·kg^-1，只占TN的0.01%(该结果可忽略)； NO^-₃-N含量为6.50～299.27 mg ·kg^-1(平均值为129.40 mg ·kg^-1)，其占DIN的26.10%. 沉积物有机氮可分为可矿化态氮(MN)和非可矿化态氮(RN). 本研究滇池沉积物非可矿化氮含量范围为1057.95～3653.83 mg ·kg^-1，平均值2360.84 mg ·kg^-1，占TON的78.15%，占TN的67.11%，为沉积物有机氮的主要部分； MN含量范围为72.75～1483.35 mg ·kg^-1，平均值为658.82 mg ·kg^-1，占TON的22.44%，占TN的18.73%.

图 3

Fig. 3

图 3 滇池表层沉积物不同区域各形态氮含量占TN比例Fig. 3 Content of different nitrogen fractionation in surface sediment of Dianchi Lake

本研究滇池沉积物不同形态氮含量关系为TON>RN>MN>DIN/EN>NH₄⁺-N>NO^-₃-NNO^-₂-N. 根据各形态氮含量及其占TN比例，不同形态氮含量区域差异显著. 滇池全湖4个区域沉积物TN均以有机氮为主，而DIN以NH₄⁺-N为主，TON以RN为主，各形态氮在4个区域所占比例的分布特征为，TON由北向南逐渐递减(占83.53%～88.32%)； DIN与NH₄⁺-N由北向南逐渐递增(分别占11.68%～16.47%、 6.23%～11.80%). PMN、 MN与NO^-₃-N 由大到小的排列顺序： 草海、 外海南部、 外海北部及外海中部(分别占29.68%～40.52%、 15.87%～28.31%、 3.29%～5.43%)，RN为外海中部、 外海北部、 草海及外海南部(占59.48%～70.32%).

图 4

Fig. 4

图 4 滇池表层沉积物不同形态氮含量及空间分布Fig. 4 Spatial distribution of nitrogen fractionation in surface sediment of Dianchi Lake

PMN是沉积物有机氮库中最活跃的组分，可被视作有机氮矿化出来的氮和矿质氮在各项中达到平衡后，可被淋洗出的无机氮； 其通过沉积物-水界面交换进入上覆水，从而影响湖泊营养水平，其含量在一定程度上可反映沉积物潜在氮矿化能力. 沉积物各形态可矿化氮分布特征及含量如图 5所示，PMN值与EN含量不同，呈现草海＞外海中部＞外海南部≈外海北部的空间分布趋势，其中草海北部疏挖区、 断桥区，外海北部疏挖区、 盘龙江河口入湖口，中部的洛龙河和梁王河入湖口、 观音山东、 白鱼口，南部的海口入湖口含量较高，大清河入湖口含量较底，含量在564.27~1957.71 mg ·kg^-1之间，平均含量为1154.76 mg ·kg^-1，占TN的32.90%，这比Wang等^[5]研究长江中下游湖泊沉积物PMN含量要高一倍多.

图 5

Fig. 5

图 5 滇池全湖潜在可矿化态含量及空间分布Fig. 5 Content and spatial distribution of potentially mineralizable nitrogen in surface sediment of Dianchi Lake

PMN以可矿化氨氮(NH₄⁺-N)为主，含量在155.3~2084.4 mg ·kg^-1之间，平均值为989.50 mg ·kg^-1，占可矿化氮的76.1 %~96.3 %，这可能主要是因为有机质矿化所致，其空间分布特征与PMN相似； 可矿化硝氮(NO^-₃-N)次之，含量在41.3~320.7 mg ·kg^-1之间，平均值为165.25 mg ·kg^-1，占可矿化氮的0.46 %~23.90 %，其空间分布特征呈现外海中部＞外海南部＞外海北部＞草海，其中外海南部古城河入湖口、 外海西部观音山、 白鱼口区含量较高，外海北部、 草海含量较低； 可矿化亚硝氮(NO^-₂-N)含量几乎接近零，仅为0.470~2.65 mg ·kg^-1之间，平均值1.01 mg ·kg^-1，可忽略； 各可矿化氮形态含量总体符合NH₄⁺-N>NO^-₃-NNO^-₂-N的规律. PMN矿化后增加的部分主要是来自有机氮氨化反应而生成的NH₄⁺-N.

各形态可转化态氮(EN、 MN)对滇池沉积物矿化的贡献结果见图 6，其中EN对氮矿化的贡献率为30.80%～41.45%，平均值为40.09%，MN贡献率为52.76%～69.19%，平均值为59.99%. 总体来讲，滇池全湖沉积物不同区域EN与MN对氮矿化的贡献率排序呈现外海中部＞外海南部＞外海北部＞草海； 草海＞外海北部＞外海南部＞外海中部的趋势.

图 6

Fig. 6

图 6 滇池全湖表层沉积物EN、 MN对氮矿化的贡献Fig. 6 Contribution of EN and MN to nitrogen mineralization in surface sediment of Dianchi Lake

为了进一步揭示滇池沉积物氮污染特征，本研究还选取了我国其他典型湖泊，比较了其与滇池沉积物的氮污染特征(图 7). 结果显示滇池沉积物TN与TON、 DIN含量明显高于我国其他大型天然湖泊，其中TN分别是洱海的1.44倍、 鄱阳湖的2.10倍、 太湖的2.93倍、 洞庭湖的2.70倍及武汉月湖的0.71倍. 即滇池沉积物高于太湖、 洞庭湖、 鄱阳湖，而稍高于洱海，仅稍低于污染严重的城市湖泊，如武汉月湖沉积物内源污染较严重，主要是由于入湖污染负荷高^[22]，且水体缓流，自净能力低.

图 7

Fig. 7

经过资料搜集[22, 23, 24, 25, 26, 27, 28]为TN： n =75； TON: n=65； EN： n=64； NH4+-N： n=78；NO-3-N: n=57，数据来源比较广泛，可能： DIN+TON≠TN，NH4+-N+NO-3-N≠DIN图 7 滇池与其他湖泊沉积物内源氮污染特征比较Fig. 7 Pollution characteristics of inner nitrogen between sediments of Dianchi Lake and other Lakes

TON是TN的主要存在形式，就我国各湖区湖泊而言，其沉积物有机氮占总氮的百分比均超过了45%，其中滇池占85.99%； 鄱阳湖最高，其沉积物有机氮占总氮的百分比为98.4 %，洞庭湖最低，占45.22%. 本研究滇池沉积物TON含量分别是洱海的2.13倍、 鄱阳湖的1.85倍、 太湖的4.16倍、 洞庭湖的5.15倍及武汉月湖的0.65倍.

DIN是沉积物氮中较“活跃”的部分，也是沉积物-水界面交换最频繁的形态，在水生生物繁盛的湖区，沉积物氮释放后易被藻类、 水草等初级生产者吸收，从而加快了有机氮的矿化进程，可为湖泊再生产提供氮素来源. 本研究滇池沉积物DIN含量分别是洱海的1.32倍、 鄱阳湖的3.88倍、 太湖的2.18倍、 洞庭湖的3.23倍及武汉月湖的0.97倍.

DIN一般以可交换态氨氮为主，是由于沉积物颗粒对水体中NH₄⁺进行可交换吸附而形成，且这类吸附通常是发生在沉积物颗粒表面的离子交换反应，可交换态硝氮次之，其中滇池、 鄱阳湖、 太湖、 洞庭湖均体现此特征，而洱海、 武汉月湖与此不同，其沉积物硝氮含量大于氨氮. 滇池沉积物氨氮含量高于其它湖泊，而硝氮含量则滇池明显高于鄱阳湖、 太湖、 洞庭湖，而低于洱海和武汉月湖.

MN是微生物在适宜活动中将沉积物中的有机氮矿化所产生的能被植物吸收利用的那部分氮素，反映了沉积物的生物有效性. 与焦立新^[17]对洪泽湖、 鄱阳湖、 太湖、 玄武湖、 洞庭湖及武汉月湖等浅水湖泊沉积物MN含量的研究结果相比，滇池沉积物MN含量是洪泽湖(427.89 mg ·kg^-1)的1.54倍、 鄱阳湖(67.75 mg ·kg^-1)的9.72倍、 太湖(429.02 mg ·kg^-1)的1.54倍、 玄武湖(903.15 mg ·kg^-1)的0.73倍、 洞庭湖(754.92 mg ·kg^-1)的0.87倍及武汉月湖(838.70 mg ·kg^-1)的0.79倍.

首先，滇池位于城市下游区，是本区水循环的侵蚀基准面，也是污染物的富集场所，既是水源地，又是城市生活污水、 工业废水及农业回归水的接纳水体，加之滇池是一半封闭型湖泊，外海西南部的海口是滇池唯一的出口，换水周期长(3～5 a)，湖流以风成流为主(60%以小于5 cm ·s^-1的流速，2 m层最高可达29.5 cm ·s^-1)^[31]，使污染物在较强南偏西风的作用下，由北部向南迁移，再加流经时间较长，污染物较易沉积到底泥中，长期以来，上覆水氮污染物逐渐沉积到滇池底泥中，造成滇池沉积物氮污染较严重.

其次，滇池TN外源污染物主要来自污水处理厂尾水、 未收集的点源、 农田与农村面源及城市面源等，不同区域TN入湖负荷分布如图 8，其空间分布总体呈现外海北部(3869.4 t)＞草海(2777 t)＞外海中部(1862.6 t)＞外海南部(1205.2 t)，而草海靠近昆明市区，入湖污染物占总入湖污染物的28.59%，而草海环境容量只占整个湖泊的1.3%^[32]，同时草海湖区相对封闭，污染物进入草海后的大量营养盐极易沉积进入底泥，而使其沉积物氮含量高于其它湖区. 因此，不同区域TN入湖氮负荷量与滇池全湖氮污染特征分布呈正相关，其中污水处理厂尾水和城市面源，约占整个滇池流域TN入湖污染负荷总量的74%. 草海陆域和外海北岸为昆明主城区，区域内建成区面积广、 人口密度大，对滇池外源污染的贡献率最高，昆明主城区TN入湖量占滇池流域入湖污染物总量的68%，导致草海中心和断桥区、 外海北部盘龙江入湖水域沉积物总氮含量较高，而外海西南部海口入湖口含量较高是由于海口是滇池的唯一出口，是滇池内湖和外源的交接口.

图 8

Fig. 8

图 8 外源污染物来源Fig. 8 Exogenous pollution sources

外海北部宝象河河口疏挖区域为TN含量较低，主要是由于对该区域进行了底泥疏浚工程，表层污染重的沉积物被清除，加之这几年滇池外源污染治理力度的加大，打破底泥与湖水间的平衡，为维持沉积物-水界面氮的平衡，可能使积蓄在底泥中的氮被释放出来补充湖水的氮. 再次，沉积物-水界面长期发生的交换吸附、 固定及释放等过程也是导致沉积物中氮素积累重要原因.

湖泊上覆水N浓度在一定程度上反映了水体营养水平，而表层沉积物是氮生物地球化学循环的最为活跃的区域，有机态氮经矿化产生NH₄⁺-N，在表层间隙水中累积并向上覆水释放，促进藻类生长以及有机态氮的再度沉积,造成水体的二次污染^{[33, 34, 35]}. 因此分析二者之间的相关性及沉积物氮矿化能力对滇池水质的影响能够深入研究氮的迁移转化规律，从而进一步阐述沉积物-水界面氮的分布、 迁移与滇池富营养化的关系.

由表 1可见，滇池湖滨带入湖口和污染较重的区域，PMN、 PMN(NH₄⁺-N)、 MN均与水体中的TN、 NH₄⁺-N、 NO^-₃-N显著正相关(P<0.01)，EN(NO^-₃-N)与TN、 NH₄⁺-N、 NO^-₃-N(P<0.05)有正相关关系，但未达到显著水平. 而与EN、 EN(NH₄⁺-N)、 PMN(NO^-₃-N)相关性较弱，甚至呈负相关. 说明在复杂的湖泊沉积物环境中潜在可矿化态间存在相互转化，滇池表层沉积物中潜在可矿化态氮的高低能够对湖泊水体氮营养盐浓度产生影响，已有研究表明氨氮向上覆水释放的过程就是沉积物中N对上覆水的营养供给机制^[36]，沉积物中无机氮向水体迁移中氨氮占大部分，亚硝氮及硝氮比例较小^[17]. 在滇池湖滨带入湖口和污染较重的区域是治理滇池的重点区域，并对其进行了疏浚工程和外源污染控制，打破了沉积物与上覆水间的氮平衡，为维持沉积物-水界面氮的平衡，使积蓄在底泥中的氮被释放出来补充上覆水氮. 因而当沉积物可矿化态氮含量增高时就成为水体氨氮含量增高的来源之一，从而提高了上覆水氮浓度. 因而，在控制外源氮污染输入的同时，应重视沉积物生物有效氮的释放及其对水质的影响.

表 1(Table 1)

表 1 滇池沉积物不同形态氮与其上覆水不同形态氮相关关系1)Table 1 Relationship between nitrogen forms of overlying water and those of surface sediments 沉积物 水体 TN NO-3-N NH4+-N 滇池湖滨带入湖口和污染较重的区域(n=27) EN(NH4+-N) -0.004 0.048 -0.0105 EN(NO-3-N) 0.340 0.225 0.401* EN 0.199 0.173 0.153 PMN(NH4+-N) 0.740** 0.660** 0.7225** PMN(NO-3-N) -0.318 -0.229 -0.180 PMN 0.634** 0.591** 0.682** MN 0.591** 0.556** 0.662** 滇池湖中心和滇池污染相对较轻区域(n=13) EN(NH4+-N) -0.010 0.442 0.270 EN(NO-3-N) 0.083 -0.377 -0.089 EN 0.021 0.426 0.097 PMN(NH4+-N) -0.381 -0.208 0.551 PMN(NO-3-N) -0.430 -0.147 -0.148 PMN -0.473 -0.222 0.487 MN -0.515 -0.473 0.464 1)**表示在P<0.01 水平(双侧)上显著相关，*表示在P<0.05 水平(双侧)上显著相关

表 1 滇池沉积物不同形态氮与其上覆水不同形态氮相关关系1)Table 1 Relationship between nitrogen forms of overlying water and those of surface sediments

滇池污染较轻区域沉积物EN(NH₄⁺-N)、 PMN、 PMN(NH₄⁺-N)、 PMN(NH₄⁺-N)与上覆水 NH₄⁺-N有显著正相关关系，EN(NH₄⁺-N)、 EN与水体中NO^-₃-N有正相关关系，但未达到显著水平，而其它形态的氮间相关性较小，甚至呈负相关，但无显著性. 说明沉积物中氨氮的释放是影响水体中NH₄⁺-N质量浓度的因素之一，沉积物处于厌氧环境，此时在兼性厌氧细菌和厌氧细菌的分解下有机物质经过降解和矿化产生的NH₄⁺-N有一部分为平衡沉积物-水界面氮浓度而释放进入上覆水. 且沉积物氮浓度达到一定的程度下，才会向上层水体释放污染物，王心宇等^[37]研究发现滇池沉积物与入湖河流沉积物中污染物的含量呈显著相关，说明人类活动是沉积物中污染物含量变化的重要因素，大量的文献也报道水体和沉积中污染物的相关性很低,两相中污染物的分布规律不一致.

目前滇池上覆水与表层沉积物可矿化态氮含量与分布情况以及各形态氮在水体及沉积物-水界面间的相互作用来看，沉积物氮矿化导致滇池富营养化已存在潜在威胁. 因此，对于滇池，在外源减少或得到控制情况下，沉积物氮内负荷将会是控制滇池富营养化的重要影响因子，在湖泊富营养化治理中，

应该加强沉积物氮矿化释放方面的研究.

沉积物氮矿化是微生物驱动的生物化学过程. 湖泊沉积物与土壤氮矿化的机制相似^[27]，其影响因素也与土壤相似，包括4个方面，温度等环境因子、 pH等自身理化性质、 有机质及微生物因素^[38,39]. 沉积物在pH为6～8间^[40]，温度35℃时矿化能力最强^[41,42]，而滇池表层沉积物pH全湖分布为7.0～8.5之间，平均温度为14.7℃^[43]. 因此，就滇池目前的理化指标而言，pH对其沉积物氮矿化影响较大，有利于氮矿化，而温度可能不是影响滇池沉积物氮矿化的主要原因，而微生物对氮矿化的影响有待于进一步研究，本研究主要分析了有机质对滇池沉积物氮矿化影响.

沉积物有机质主要来源于外源有机颗粒与死亡水生生物残骸等，在其降解过程中，

沉积物-水界面发生着剧烈的氮循环^[44]. 有机质矿化作用不仅增加了溶液中铵离子浓度，而且有机质矿化降解能为NH₄⁺-N的吸附提供吸附位点^[3].

计算滇池表层沉积物氮与其有机质含量间的Pearson相关系数见表 2，OM与沉积物EN(NH₄⁺-N)、 PMN(NH₄⁺-N)均呈显著正相关(P<0.01)，EN与NO^-₃-N及PMN与NO^-₃-N相关性不显著，与PMN、 MN及EN也不显著，表明滇池有机质与其沉积物氮矿化的影响显著，其对沉积物氮矿化的影响可能以释放NH₄⁺-N为主，有机质矿化降解释放氮(NH₄⁺为主)是沉积物及湖泊生态系统氮平衡的重要组成部分，有机质中的轻组有机质、 溶解性有机质对氮矿化均有一定影响，与其氨氮吸附/释放间显著正相关，沉积物-水界面有机质矿化分解使得其EN是以 NH₄⁺-N为主要形态^[9,10].

表 2(Table 2)

表 2 滇池有机质与表层沉积物氮形态的相关系数1)Table 2 Correlation coefficient between organic matter and nitrogen forms of surface sediment in Dianchi Lake 组别 EN(NH4+-N) EN(NO-3-N) EN PMN(NH4+-N) PMN(NO-3-N) PMN MN OM 0.630** 0.188 0.259 0.426** -0.236 0.320 0.255 1)**表示在P<0.01 水平(双侧)上显著相关

表 2 滇池有机质与表层沉积物氮形态的相关系数1)Table 2 Correlation coefficient between organic matter and nitrogen forms of surface sediment in Dianchi Lake

(1)滇池全湖表层沉积物TN平均含量为3515.60 mg ·kg^-1，空间分布总体呈现草海＞外海中部＞外海北部＞外海南部. TON占TN的85.86%，DIN含量较低，占TN的14.10%，TON与TN的空间分布特征一致，而DIN空间分布呈现外海中部＞外海南部＞草海＞外海北部，此污染特点则由地形、 沉积物性质以及人为活动等因素共同决定； 与其他湖泊相比,滇池沉积物氮含量已经处于较高水平，其污染程度仅低于污染严重的城市湖泊.

(2)滇池全湖表层沉积物PMN平均含量为1154.76 mg ·kg^-1，占TN的32.90%，潜在的释放风险较大，空间分布呈现草海＞外海中部＞外海南部、 外海北部. pH、 有机质是影响沉积物氮矿化的重要因素，目前的pH值有利于滇池沉积物氮矿化，有机质通过释放NH₄⁺-N影响沉积物氮矿化； 在污染较重的区域，滇池上覆水氮浓度受其沉积物氮矿化影响较大，与上覆水氮浓度显著正相关，而污染较轻的水域，则受影响较小.

(3)因此，滇池治理应考虑其沉积物氮污染特征，应分区、 分级、 分期治理其沉积物氮负荷. 不同区域分别施以不同措施，其中重污染区域应控制营养盐外源输入，实施污染底泥环保疏浚等工程措施； 污染较轻区域，应实施生态恢复，控制水动力扰动等措施.