2016, Vol. 37
2. 云南省环境科学研究院, 昆明 650032;
3. 江苏省地理信息资源开发与利用协同创新中心, 南京 210023
, YU Yan-hong2 , HUANG Chang-chun1,3
2. Environmental Science Research Institute of Yunnan Province, Kunming 650032, China;
3. Jiangsu Center for Collaborative Innovation in Geographical Information Resource Development and Application, Nanjing 210023, China
正构烷烃是无支链的饱和烃，是石油烃的重要组分之一，其组成符合CnH2n+2，结构稳定，广泛存在于海洋沉积物、陆地和海洋生物中.正构烷烃在湖泊、海洋沉积物、黄土等地质载体中含量丰富，并能很好地反映环境与气候的变化[1].不同生物来源的正构烷烃其组成与分布特征存在差异，并且湖泊及其流域气候和环境的变化也会导致正构烷烃分布特征发生变化[2].正构烷烃广泛存在于细菌、水体中的藻类、沉水、挺水和漂浮植物、陆地高等植物及化石燃料或生物质的不完全燃烧.其中，细菌和藻类的正构烷烃碳数分布范围为n-C15~n-C20[3]；大型水生植物[4]或来源于原油、汽车尾气和化石燃料不完全燃烧，且不具明显奇偶优势[5]正构烷烃的碳数分布范围为n-C21~n-C25，陆地高等植物正构烷烃的碳数分布范围为n-C25~n-C33[6].正构烷烃作为一种常见的分子标志物，其组成和分布特征可指示区域有机质来源与气候、环境变化趋势.为此，全面了解滇池沉积物中正构烷烃分布特征，将有助于推测区域内的气候、环境变化.
云南省是我国湖泊最多的省份之一，而滇池是其众多湖泊中面积最大的.湖泊经历了较长的地质历史时期，其水体中有机质来源、含量可直接记录于沉积物中，且沉积物保存了丰富的气候、环境演变以及区域人类活动等信息，成为研究不同历史时期环境演变的良好载体，通过沉积物中相关指标的剖面变化来判断不同历史时期湖泊及区域环境状况.为此，相关研究以滇池及其周边湖泊的沉积物作载体，主要分析了沉积物中化学性质稳定的生物标志物，因其可以记录历史时期环境演变状况，明确相关年代序列，便可了解滇池环境演变的过程.自1980年以来，有关滇池及其流域沉积物有机质的研究逐渐深入，房吉敦等[7]研究了滇池沉积物有机质的地球化学特征，揭示了滇池从一个贫营养的湖泊演变成富营养化湖泊的过程，且滇池内源有机物和陆源有机质的输入都呈现快速增长的趋势. Xiong等[8]通过有机地球化学元素研究了滇池环境变化，结果表明滇池富营养化是受自然和人为活动的双重影响. Qu等[9]定性、定量地研究了滇池水中8种主要的大型植物中溶解有机质，表明水中大型植物C/N含量最高.目前的研究主要集中在滇池沉积物时间尺度上有机物的变化特征，或者局限于滇池中部沉积物中有机质的类型分析，而缺少滇池北部、南部沉积物的空间变化特征及其对比分析.为此，有必要综合分析滇池北部、南部沉积物中正构烷烃的时、空分布特征.
环境变化成为全球关注的热点，湖泊沉积物逐渐成为全球气候和环境变化研究的重要载体之一.为了分析滇池环境演变的过程及环境恶化原因，本研究通过对滇池北部和南部沉积有机质来源的探索，重建该区域150多年来的环境演变过程，探讨了滇池北部和滇池南部沉积有机质的时空变化特征，以期为相关部门治理滇池及其周边区域环境提供科学的依据.
1 材料与方法 1.1 研究区域概况滇池位于云贵高原中部，是云南省境内最大的断陷构造而形成的淡水湖，流域面积2920 km2.位于昆明市南端，承载了昆明市近79%的人口；南端至晋宁县内，距市区5 km.滇池东南北三面有盘龙江等20余条河流汇入，湖水由西面海口流出，经普渡河而入金沙江，形似弦月，南北长39 km，东西宽13.5 km，平均宽度约8 km.
1.2 样品采集和分析滇池湖体沉积物样品的研究分布点，充分考虑到不同湖区影响作用的差别及滇池周边不同的功能区域分布状况. 2014年7月，用重力采样器在环滇池北部、中部和南部总共采集了7个沉积物样芯，沉积物样芯保持完好，悬浮层未受扰动.滇池北部湖区靠近昆明市市区，有多条入湖河流的汇入；滇池南部湖区周边是农业生产区域，且也有多条河流输入.为此，本文分析了滇池北部和南部(图 1)采集的26 cm和35 cm沉积物样芯，实验室按照1 cm间隔对沉积物样芯进行分样，滇池北部沉积物样芯DCB (从上至下编号为0~25)，滇池南部沉积物样芯DCN (从上至下编号为0~34).分好的样品迅速装入培养皿中，然后采用冷冻干燥仪对样品进行干燥处理.
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图 1 滇池沉积物采样点分布示意 Fig. 1 Sampling sites of sediment in Dianchi |
样品经冷冻干燥后，研磨成100目的粉末，采用日本岛津Shimadzu公司TOC-L系列总有机碳分析仪进行总有机碳(TOC)测定，和日本岛津Shimadzu公司的UV3600紫外分光光度计进行总氮(TN)测定.
正构烷烃分析:用二氯甲烷:甲醇(体积比93 :7)混合溶剂浸泡一段时间，再用微波萃取.萃取结束后将样品及溶剂转移至50 mL具塞离心管中，离心3次，每次15 min (5000 r ·min-1)，分离上清液在旋转蒸发仪中浓缩约1 mL后进行固相萃取柱分离净化，使用正己烷进行洗脱，收集洗脱液，使用旋转蒸发仪浓缩到1 mL待测.色谱条件为Rtx®~5MS (30 m×0.25 mm×0.25)；离子源为电子轰击源(EI)，采用不分流进样方式，载气为99.99%的氦气.进样口温度300℃，程序升温: 50℃恒温1 min后，10℃ ·min-1升至300℃，恒温10 min.质谱条件:离子源温度200℃，接口温度300℃.正构烷烃的鉴定依据出峰时间得出，测定前使用正构烷烃标准溶液混标在气相色谱质谱仪(GCMS-QP2010 Ultra，日本)上的保留时间确定色谱条件，使用峰面积外标法测定标准曲线并进行样品定性、定量分析.
样品定年分析:称取冷冻干燥后，经研磨过100目筛的土样装满同一规格的白色离心管中，蜡封20 d左右以使226 Ra和210 Pb处于衰变平衡，然后使用美国的EG & GORTEC高纯锗γ谱仪(GWL~120~15, USA)测定放射性核素226 Ra和210 Pb的含量，样品的测量时间均大于25000 s.过剩210 Pb比活度(用210 Pbex表示)为210 Pb的比活度与226 Ra比活度的差值.其中，210 Pb、226 Ra的比活度分别由46.5 keV、351.9 keV处的γ射线谱峰面积求算[10]，其中标准样品137 Cs、226 Ra和210 Pb分别由中国原子能科学研究院和英国利物浦大学提供.
1.4 正构烷烃分子代用指标分析(1) C/N比值: 4~10之间来自內源藻类；>12来自陆地高等植物，>20来自陆源维管束植物[11].
(2)Paq=(C23+C25)/(C23+C25+C29+C31), Paq < 0.1表明陆源高等植物输入；0.1 < Paq < 0.4，表明挺水植物和陆源高等植物混合来源输入；0.4 < Paq < 1表明沉水植物和漂浮大型植物输入[12].
(3) CPI=1/2×[(odd ∑(C23-C33)/even ∑(C22-C32)+odd ∑(C23-C33)/even ∑(C24-C34)]，趋于1时，表明有机质成熟度高，其中正构烷烃的来源以原油及人为活动为主；远大于1时，表明有机质成熟度较低；当CPI>4时，代表具有较高的陆源高等植物输入[13].
2 结果与分析 2.1 沉积年代序列的建立及各个柱芯210 Pb剖面分布特征滇池沉积物年代序列的建立使用稳定初始放射性通量(constant rate of supply，CRS)模式[14]计算沉积物年代，该模式不要求210 Pbex的比活度随深度分布呈指数分布，且可以计算出不同质量深度区间的沉积速率(沉积通量).沉积物质量深度(g ·cm-2)是指某一深度以上单位面积的沉积物的累计质量，由孔隙度校正而得，能提高定年结果的精确性，为此本研究统一用质量深度(g ·cm-2)来描述沉积状况.通过210 PbCRS模式进行定年计算，分析DCB和DCN沉积物中210 Pbex比活度随质量深度变化数据(图 2)，可得沉积物年代.本研究中DCB沉积物定年深度为0~25 cm，年代跨度1877~2014年，平均沉积速率为0.09 g ·(cm2 ·a)-1. DCN沉积物中定年深度为0~34 cm，年代跨度1860~2014年，平均沉积速率为0.11 g ·(cm2 ·a)-1.从图 2可知，滇池北部和南部沉积物样芯中210 Pbex的比活度总体上从表层到底层呈现不规则的波动分布模式，且最大比活度并都没有出现在最表层，这种变化可能与近期的扰动有关，滇池北部毗邻人口集中的昆明城区，滇池南部以村镇区为主，后期的人类活动对其具有一定的干扰作用[15, 16].滇池北部和南部沉积样芯的210 Pbex垂直剖面都可将其变化划分为3个阶段，DCB沉积物样芯: ①表层至质量深度为2.08 g ·cm-2处，其210 Pbex的比活度呈波动变化且变化趋势较大；②质量深度为2.08~4.89 g ·cm-2之间，其210 Pbex的比活度呈明显的减小趋势，其范围在33~174 Bq ·kg-1；③质量深度为4.89~13.41 g ·cm-2之间，其210 Pbex的比活度呈现微弱波浪形变化，整体变化趋势不大，其范围在14~33 Bq ·kg-1；DCN沉积物样芯: ①表层至质量深度为1.73 g ·cm-2处，其210 Pbex的比活度波动变化，其范围在219~285 Bq ·kg-1；②质量深度为1.73~4.00 g ·cm-2之间，其210 Pbex的比活度呈明显的减小趋势，其范围在78~242 Bq ·kg-1；③质量深度为4.00~12.10 g ·cm-2之间，其210 Pbex的比活度波动变化，整体变化趋势不大，其范围在36~138 Bq ·kg-1.
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图 2 滇池沉积物中210 Pbex比活度的剖面分布 Fig. 2 Distribution of vertical section 210 Pbex in sediments of Lake Dianchi |
湖泊沉积物中的TOC、TN主要来自內源水生生物及陆源植物，反映湖泊初级生产力，因此，较高含量的TOC、TN表明陆源有机物输入增加及湖泊初级生产力的提高[17].随着人类活动对环境的影响程逐渐增强，较高含量的TOC和TN能反映人类活动的方式与强度[18].总体而言，沉积物中氮来源是从内外混源逐渐转变为工农业废水、生活污水输入为主的过程[19, 20].为此，湖泊沉积物中TOC、TN可以有效地记录湖泊环境演变过程.滇池沉积物中TOC与TN呈显著相关(见图 3)，表明滇池沉积物中的氮主要为有机氮或与有机物来源、分解等密切相关[21].如图 4所示，沉积物中TOC、TN含量总体上从底层至表层呈增加的趋势，且TOC和TN有同步变化的趋势.其中TOC、TN含量在1948年开始出现突增的变化趋势，再者，自1986年以来滇池沉积物中TOC、TN在递增的基础上波动变化较为明显. DCB沉积物中TOC和TN含量范围分别是: 0.03%~9.96%、0.01%~0.49%，平均值分别是: 4.65%、0.23%，DCN沉积物中TOC和TN含量范围分别是: 0.83%~10.29%、0.08%~0.63%，平均值分别是: 3.41%、0.28%.沉积物两个剖面大致都可分为3个不同阶段，DCB沉积物: 1877~1944年，TOC、TN含量较低，且呈缓慢增长趋势，湖泊沉积延续原有自然演化轨迹；1944~1970年，TOC、TN含量明显增加，呈快速增长趋势；湖泊初级生产力提高；1970年至今，TOC和TN含量分别骤增至7.06和0.49，这一阶段TOC、TN含量的值较高. DCN沉积物: 1860~1948年，TOC、TN含量较低且变化趋势平缓，湖泊初级生产力较低；1948~1988年，TOC、TN含量快速增长，湖泊初级生产力有所提高；1988年至今，这一阶段TOC、TN含量值处于一个较高的水平且波动变化明显.滇池沉积物中的TOC、TN含量随时间年代不断增加，这主要与滇池不同历史时期TOC、TN的来源、输入量关系密切.
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图 3 滇池沉积物中TOC%与TN%的相关性 Fig. 3 Correlation between contents of TOC% and TN% in the Lake Dianchi sediments |
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图 4 滇池沉积物中TOC、TN含量的剖面变化 Fig. 4 Profile changes of TOC and TN concentrations in sediment of Lake Dianchi |
湖泊在地质大循环、生态小循环中扮演着重要的角色，湖泊与各圈层进行物质交换和能量传递，其中沉积物有机质主要来源于內源的水生生物和陆源有机物.湖泊沉积物经过不同历史时期的理化反应，导致有机质主要以有机碳、有机氮形式存在，因此，TOC、TN含量在一定程度上反映了湖泊及其流域的初级生产力状况[22].沉积物中C/N比值的剖面变化可以指示湖泊不同历史时期有机质来源的变化，有研究表明:在4~10[23]之间的C/N，一般指示內源藻类的来源；来自陆源高等植物的C/N值一般大于12，而陆源维管束植物的C/N一般高于20[24].从图 5可见DCB沉积物C/N比值剖面变化范围为0.47~94.40，均值为25.93；0~15 cm的C/N比值剖面波动相对较小，基本上维持在20左右，15~25 cm的C/N比值剖面波动相对较大，除了18 cm、19 cm、20 cm的C/N比值为6.07、8.11、0.47外，其他沉积深度的C/N比值都大于10，说明DCB沉积物中有机质主要来自陆源有机质的输入. DCN沉积物剖面C/N比值变化范围为6.95~16.50，均值为11.4，在剖面中的变化并不显著，说明DCN沉积物中有机质主要来源于內源水生生物和陆源高等植物混源.
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图 5 滇池沉积物中C/N比值随年代变化分布 Fig. 5 Distribution and changes of C/N rations in sediment of Lake Dianchi |
图 6显示了几个典型表层深度的沉积物样品中各碳数正构烷烃含量的变化.从中可知滇池湖泊沉积物中正构烷烃的碳数范围在C12~C34之间，n-C14~n-C22具有明显的偶碳优势. DCB沉积物的正构烷烃总体呈现以低中碳数为主. DCN沉积物正构烷烃的主峰碳(Cmax)是C26和C27，高碳数的正构烷烃占主要部分，其中表层沉积物样品中高碳数部分具有显著的奇碳优势.
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图 6 滇池沉积物正构烷烃分布特征 Fig. 6 Distribution of n-alkanes in Lake Dianchi |
正构烷烃是一种常见的分子标志有机污染物，因其化学性质稳定，通常用其反映沉积物中有机质来源和区域环境演化过程[25]，通过研究沉积物中总正构烷烃分布特征，可了解不同历史时期有机污染物的输入特征.本研究的总正构烷烃含量为每层碳链C12~C33的含量总和，图 7表明DCB和DCN沉积物的总正构烷烃(TNA)含量随深度逐渐递减. DCB沉积物的总正构烷烃含量在8.66~88.67 μg ·g-1之间，均值含量是27.52 μg ·g-1；DCN沉积物的总正构烷烃含量在16.29~103.71 μg ·g-1之间，均值含量是36.31 μg ·g-1.逐深度分析总正构烷烃含量，DCB沉积物的总正构烷烃含量在0~15 cm (1978~2014年)之间变化幅度较大，15~25 cm (1954~1978年)总正构烷烃含量变化趋势相对平缓，含量最大值出现在5 cm (2002年)；DCN沉积物的总正构烷烃含量在1~31 cm (1912~2012年)之间变化幅度较大，31~34 cm (1860~1912年)之间总正构烷烃含量变化趋势相对平缓，含量最大值出现在5 cm (2004年).
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图 7 滇池沉积物中总正构烷烃含量随深度变化 Fig. 7 Change of the n-alkanes concentration with depth in sediment of Lake Dianchi |
C27是木本植物的主峰，而C31表示草本植物的主峰，因此，正构烷烃C27/C31比值能反映木本和草本植物相对含量的变化[26]. DCB沉积物样品中C27/C31变化范围在0.46~3.66之间，平均值为1.35. DCN沉积物样品中C27/C31变化范围在0.67~9.78之间，平均值为2.98.从图 8可见，DCB和DCN沉积物样品中C27/C31随深度的变化可以看出滇池沉积样芯从下到上草本植物与木本植物交替变化，而在表层0~3 cm范围内草本植物比例增加，这可能与滇池区域工农业的不断发展，建筑物面积不断增长，导致区域森林覆盖率的下降有关.
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图 8 滇池沉积物中正构烷烃参数变化 Fig. 8 Index changes of n-alkanes in sediment of Lake Dianchi |
湖泊沉积物中Paq表示沉水植物输入的烷烃在中长烷烃中的比例，可用Paq来指示挺水植物和陆源高等植物、沉水和漂浮大型植物的相对量[27].从图 8可见，沉积物DCB样品中Paq在0.45~0.84之间，平均值为0.65，沉积物DCN样品中Paq在0.39~0.74之间，平均值为0.53，绝大部分样品Paq>0.4，表明滇池沉积物中的高碳数有机物主要来自滇池内源的沉水和漂浮大型植物.
用正构烷烃碳优势指数CPI来判断正构烷烃的来源[28].从图 8可见，DCB沉积物中CPI值变化范围在0.96~1.42之间，平均值为1.15，DCB沉积物的CPI整体变化趋势不大，在0~3 cm (2007~2014年)和10~15 cm (1954~1979年)之间呈上升趋势，且在10 cm (1979年)达到最大值，说明有机质成熟度有所降低，陆源高等植物在有机物中所占的比例增加.沉积物DCN样品中CPI值变化范围在1.10~2.56之间，平均值为1.49，DCN沉积物的CPI在15~35 cm之间变化趋势平缓，在0~15之间变化趋势较大，在4 cm (2006年)达到最大值，在10~15 cm (1978~1990年)、6~7 cm (1999~2001年)、4~5 cm (2004~2006年)之间呈上升趋势，表明陆源高等植物在有机物中所占的比例增加.而在0~4 cm (2006~2014年)之间呈下降趋势，说明有机质成熟度有所增加，陆源高等植物在有机物中所占的比例减少.
3 讨论 3.1 滇池不同湖区沉积有机质组成及来源差异分析湖泊沉积物中的有机质成分非常复杂，包括了脂类化合物，碳水化合物，蛋白质等，而这些有机质根据来源可划分为湖泊內源有机质与陆源有机质，湖泊內源有机质主要来源于细菌生物、藻类与大型水生植物和湖区周围流域其他污染物[29~31].由图 5、6、8分析可知，滇池北部沉积有机质主要来自陆源有机质的人为源和內源植物；滇池南部沉积有机质主要来源于內源水生生物和陆源高等植物混源.而Fang等[32]运用正构烷烃分子和稳定碳同位素组成特征来研究滇池中部沉积有机质来源；程庆霖[33]研究滇池了滇池沉积物有机碳、氮来源，结果表明:滇池中部的C/N比值为9.5~12.54，总正构烷烃和TOC含量比值为0.1~0.78 μg ·g-1，且滇池中部沉积有机质以菌藻类来源为主.可知，滇池不同湖区其沉积有机质来源存在差异，这主要与不同湖区区域性质有关.由上述分析可知: DCN沉积物总正构烷烃和TOC含量比值为0.90~10.29，DCB总正构烷烃和TOC含量比值为0.32~1.83，就总正构烷烃和TOC含量比值而言，滇池南部>滇池北部>滇池中部；滇池北部沉积物总正构烷烃均值含量(27.52 μg ·g-1)明显低于滇池南部沉积物总正构烷烃均值含量(36.31 μg ·g-1)，这与滇池北部、南部的TOC%均值含量差异相反，可能与正构烷烃分解有关，正构烷烃运移的过程中会被分解，每100 m的沉降过程中，至少有60%的烷烃会被分解[34].从图 6分析可知，滇池沉积物样中存在n-C14~n-C22偶碳优势，这种正构烷烃分布特征一般认为是咸水环境有机质的分布特征[35]，而滇池是淡水湖泊，说明滇池北部和南部区域受到外源污染物污染；滇池北部沉积物DCB的正构烷烃总体呈现以低中碳数为主，说明滇池北部沉积物正构烷烃主要来源于內源植物和人为源的化石燃料或生物质的不完全燃烧.滇池南部沉积物DCN的高碳数正构烷烃占主要部分，说明滇池南部沉积物正构烷烃主要来自于陆源高等植物.这与本研究中滇池北部和南部C/N比值及Paq所反映的沉积有机质来源结果很好地对应.
3.2 影响滇池有机质时空变化的主要原因由上述及图 9分析可知，滇池不同湖区其沉积有机质来源存在差异，且滇池北部和南部的有机质沉积速率均是不稳定的，不但有长期缓慢的变化，还有短期的急剧变化，这主要是相应历史时期人类活动和湖区异质性导致的.沉积有机质的总有机碳(TOC)和总正构烷烃(TNA)沉积速率变化趋势一致，随时间先增加后减小，但不同湖区其具体波动变化存在差异.沉积速率均值含量排序为DCN[0.11 g ·(cm2 ·a)-1]>DCB[0.09 g ·(cm2 ·a)-1]；TOC沉积速率均值含量排序为DCN (2.84 mg ·a-1)>DCB (2.35 mg ·a-1)；TNA沉积速率均值含量排序为DCN (2.55 μg ·a-1)>DCB (1.55 μg ·a-1)，说明滇池南部沉积速率及有机质沉积速率大于滇池北部，可能与上述分析的滇池不同湖区其有机质来源差异性有关.根据滇池沉积有机质沉积速率变化特征，可将滇池近150多年来的环境变化特征大致划分成3个阶段: 1860~1920年左右，TOC和TNA沉积速率缓慢增加，该段时期滇池湖水清洁，反映湖泊环境未发生较大变化，湖泊初级生产力水平较低，流域人口较少，人类活动对湖泊扰动较小，湖泊生态处于自然演化状态. 1920~1990年左右，TOC和TNA沉积速率极不稳定且呈大幅度波动，是有机质沉积速率高值段，湖区人口增加，人类活动对湖区环境产生较大的扰动. 1990~2014年，TOC和TNA沉积速率出现先降低后缓慢上升的趋势，这可能是湖泊处于被改造阶段.但滇池北部和南部TOC和TNA沉积速率具体波动变化存在差异，这主要是湖区异质性导致的:由图 1可知DCB沉积物代表了滇池北部的湖区，毗邻人口集中的昆明城区，且滇池常年盛行西南风，城区大量营养物质不断输入滇池北部湖区.因此，滇池北部湖区沉积物中有机质主要来源于湖内大量繁殖的藻类和城市生产、生活污染带来的有机物[36].随着滇池北部流域社会经济的快速发展和人口的不断增加，北部湖区有机污染物不断增加.在滇池北部入滇河流中，大多数的河流流程比较短，且自然降水较少，流经城区、乡镇河流不断接纳工、农业污染物，给滇池带来大量有机污染物.其中，在1934年有机质沉积速率达到最大，说明滇池北部湖区该年份受到扰动最小.北部湖区自1960年，滇池流域内进入到了“大跃进”生产阶段，所造成的水土流失比较严重，通过地表径流给滇池带来了大量的有机质.到1980年，云南昆明市城市化水平不断提高、人口不断增加，有机污染物输入不断增加.但在1979~1986年左右，有机质沉积速率处于较低的平缓变化状况，这与昆明市在滇池流域开展了防治工业点源及有害物质污染和江河污染防控措施的实施有一定关系[37].至1990年，开始开展产业转型，引进外贸加工等劳动密集型企业，吸引了大量的劳动力，而因此带来了更多的污染物，其有机质沉积速率1990~2007年之间又有所上升.在2007~2014年，有机质沉积速率有所降低，可能区域人口大量增加，对湖泊区域扰动较大有关. DCN沉积物代表了滇池南部的湖区，南部以村镇区为主，具有传统农作物和养殖区广布的地理特征[38]，该农业区受人为活动相对北部湖区干扰小，故在1947~1988年，其有机质沉积速率大部分都大于北部湖区.何鹏等[39]深入分析了滇池污染源，表明滇池南部有机碳、氮主要来自周边的农业面源. 1960年以后，化肥农药的大量使用和禽畜养殖物的废弃物直接排放造成水体中有机污染物更多增加.从1970年滇池南部区域有机物主要来自外源农业面源以及内源的水生生物.
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图 9 沉积物柱芯有机质沉积速率变化 Fig. 9 Change of organic deposition rate of sediment column core |
(1)滇池沉积物中TOC与TN自20世纪70年代以来增加显著，说明滇池湖泊初级生产力不断提高.
(2)正构烷烃代用指标n-C27/n-C31比值及Paq和CPI表明，滇池沉积物从下往上草本植物与木本植物交替变化，且滇池沉积物中高碳数的有机质主要来自内源的沉水和漂浮大型植物.
(3) C/N比值及正构烷烃分布特征表明，滇池北部沉积中有机质主要来自陆源有机质的人为源和內源植物的混合源；滇池南部沉积物中有机质主要来源于內源大型水生植物和陆源高等植物混源.
| [1] | Schefuß E, Ratmeyer V, Stuut J B W, et al. Carbon isotope analyses of n-alkanes in dust from the lower atmosphere over the central eastern Atlantic[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2003, 67(10) : 1757–1767. DOI: 10.1016/S0016-7037(02)01414-X |
| [2] | 林晓, 朱立平, 王君波, 等. 西藏纳木错表层沉积物中正构烷烃的来源与空间分布特征[J]. 湖泊科学, 2009, 21(5) : 654–662. Lin X, Zhu L P, Wang J B, et al. Sources and spatial distribution character of n-alkanes in surface sediments of Nam Co on the Tibetan Plateau[J]. Journal of Lake Sciences, 2009, 21(5) : 654–662. DOI: 10.18307/2009.0507 |
| [3] | Han J, Calvin M. Hydrocarbon distribution of algae and bacteria, and microbiological activity in sediments[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 1969, 64(2) : 436–443. DOI: 10.1073/pnas.64.2.436 |
| [4] | Meyers P A. Applications of organic geochemistry to paleolimnological reconstructions: a summary of examples from the Laurentian Great Lakes[J]. Organic Geochemistry, 2003, 34(2) : 261–289. DOI: 10.1016/S0146-6380(02)00168-7 |
| [5] | 张枝焕, 陶澍, 吴水平, 等. 天津地区表层土壤和河流沉积物中正构烷烃化合物的成因分析[J]. 地球与环境, 2005, 33(1) : 15–22. Zhang Z H, Tao S, Wu S P, et al. Genetic analysis of normal alkane contaminants in the surface soils and fluvial sediments from Tianjin region[J]. Earth and Environment, 2005, 33(1) : 15–22. |
| [6] | Eglinton G, Hamilton R J. Leaf epicuticular waxes[J]. Science, 1967, 156(3780) : 1322–1335. DOI: 10.1126/science.156.3780.1322 |
| [7] | 房吉敦, 吴丰昌, 熊永强, 等. 滇池湖泊沉积物中游离类脂物的有机地球化学特征[J]. 地球化学, 2009, 38(1) : 96–104. Fang J D, Wu F C, Xiong Y Q, et al. Organic geochemical characteristics of free lipids in Lake Dianchi sediments[J]. Geochimica, 2009, 38(1) : 96–104. |
| [8] | Xiong Y Q, Wu F C, Fang J D, et al. Organic geochemical record of environmental changes in Lake Dianchi, China[J]. Journal of Paleolimnology, 2010, 44(1) : 217–231. DOI: 10.1007/s10933-009-9398-4 |
| [9] | Qu X X, Li X, Lin Y, et al. Quantitative and qualitative characteristics of dissolved organic matter from eight dominant aquatic macrophytes in Lake Dianchi, China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2013, 20(10) : 7413–7423. DOI: 10.1007/s11356-013-1761-3 |
| [10] | 王小雷, 杨浩, 赵其国, 等. 云南滇池近现代沉积速率及气候干湿变化的粒度记录[J]. 地理研究, 2011, 30(1) : 161–171. Wang X L, Yang H, Zhao Q G, et al. Modern sedimentation rates and dry-humid change inferred from grain size records in Dianchi Lake, Yunnan Province[J]. Geographical Research, 2011, 30(1) : 161–171. |
| [11] | 朱立平, 陈玲, 李炳元, 等. 西昆仑山南红山湖沉积反映的过去150年湖区环境变化[J]. 中国科学(D辑), 2002, 45(5) : 430–439. Zhu L P, Chen L, Li B Y, et al. Environmental changes reflected by the lake sediments of the South Hongshan Lake, Northwest Tibet[J]. Science in China Series D: Earth Sciences, 2002, 45(5) : 430–439. DOI: 10.1360/02yd9045 |
| [12] | Ficken K J, Li B, Swain D L, et al. An n-alkane proxy for the sedimentary input of submerged/floating freshwater aquatic macrophytes[J]. Organic Geochemistry, 2000, 31(7-8) : 745–749. DOI: 10.1016/S0146-6380(00)00081-4 |
| [13] | 卜庆伟, 张枝焕, 王亮, 等. 天津地区典型土壤剖面饱和烃分布特征及环境意义[J]. 地理科学进展, 2007, 26(6) : 21–32. Bu Q W, Zhang Z H, Wang L, et al. Vertical distribution and environmental significance of saturated hydrocarbons in soil samples collected from Tianjin[J]. Progress in Geography, 2007, 26(6) : 21–32. |
| [14] | 高文静.滇池东大河流域有机质来源的正构烷烃示踪研究[D].南京:南京师范大学, 2014. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10319-1014343283.htm |
| [15] | 唐国莉.清代滇池东南缘人口、聚落与土地利用研究[D].昆明:云南大学, 2010. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10673-2010262684.htm |
| [16] | 孟雅南.清代滇池北岸六河区域水利研究[D].昆明:云南大学, 2010. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10673-2010262468.htm |
| [17] | 田志强, 李畅游, 史小红, 等. 乌梁素海沉积物中有机碳的空间分布与储量特征[J]. 节水灌溉, 2011(3) : 23–25. Tian Z Q, Li C Y, Shi X H, et al. Spatial distribution and storage characteristic of organic carbon in sediments of Wuliangsuhai Lake[J]. Water Saving Irrigation, 2011(3) : 23–25. |
| [18] | Rosenmeier M F, Hodell D A, Brenner M, et al. A 4000-year lacustrine record of environmental change in the southern Maya lowlands, Petén, Guatemala[J]. Quaternary Research, 2002, 57(2) : 183–190. DOI: 10.1006/qres.2001.2305 |
| [19] | 陈建军, 黄民生, 卢少勇, 等. 北京六湖水体和表层沉积物中氮污染特征与评价[J]. 华东师范大学学报(自然科学版), 2011(1) : 12–20. Chen J J, Huang M S, Lu S Y, et al. Characters and evaluation of nitrogen pollution in the water and surface sediment from six urban lakes in Beijing[J]. Journal of East China Normal University (Natural Science), 2011(1) : 12–20. |
| [20] | 张明亮, 姜美洁, 付翔, 等. 莱州湾沉积物有机质来源[J]. 海洋与湖沼, 2014, 45(4) : 741–746. Zhang M L, Jiang M J, Fu X, et al. The source of organic matter in the sediment of Laizhou Bay[J]. Oceanologia et Limnologia Sinica, 2014, 45(4) : 741–746. |
| [21] | Worsfold P J, Monbet P, Tappin A D, et al. Characterisation and quantification of organic phosphorus and organic nitrogen components in aquatic systems: a review[J]. Analytica Chimica Acta, 2008, 624(1) : 37–58. DOI: 10.1016/j.aca.2008.06.016 |
| [22] | 饶志国.中国东部表土总有机质碳同位素和正构烷烃碳、氢同位素空间变化特征及其古环境意义[D].广州:中国科学院研究生院(广州地球化学研究所), 2007. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-80165-2007101664.htm |
| [23] | Meyers P A. Preservation of elemental and isotopic source identification of sedimentary organic matter[J]. Chemical Geology, 1994, 114(3-4) : 289–302. DOI: 10.1016/0009-2541(94)90059-0 |
| [24] | Prahl F G, Bennett J T, Carpenter R. The early diagenesis of aliphatic hydrocarbons and organic matter in sedimentary particulates from Dabob Bay, Washington[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1980, 44(12) : 1967–1976. DOI: 10.1016/0016-7037(80)90196-9 |
| [25] | 吕晓霞, 翟世奎. 长江口沉积物中正构烷烃的分布特征及其环境指示意义[J]. 环境科学学报, 2008, 28(6) : 1221–1226. Lü X X, Zhai S K. The distribution and environmental significance of n-alkanes in the Changjiang River estuary sediment[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2008, 28(6) : 1221–1226. |
| [26] | 谢树成, EvershedR P. 泥炭分子化石记录气候变迁和生物演替的信息[J]. 科学通报, 2001, 46(10) : 1749–866. Xie S C, Evershed R P. Peat molecular fossils recording paleoclimatic change and organism replacement[J]. Chinese Science Bulletin, 2001, 46(10) : 1749–866. |
| [27] | 匡欢传, 周浩达, 胡建芳, 等. 末次盛冰期和全新世大暖期湖光岩玛珥湖沉积记录的正构烷烃和单体稳定碳同位素分布特征及其古植被意义[J]. 第四纪研究, 2013, 33(6) : 1222–1233. Kuang H C, Zhou H D, Hu J F, et al. Variations of n-alkanes and compound-specific carbon isotopes in sediment from Huguangyan Maar Lake during the last glacial maximum and Holocene optimum: implications for paleovegetation[J]. Quaternary Sciences, 2013, 33(6) : 1222–1233. |
| [28] | 孟培, 王永莉, 王自翔, 等. 东北地区向海湖泊沉积物正构烷烃单体碳同位素特征及其古环境意义[J]. 地球科学与环境学报, 2014, 36(2) : 110–120. Meng P, Wang Y L, Wang Z X, et al. Compound-specific carbon isotopic characteristics of n-alkanes in Xianghai Lake sediments of northeast China and their paleoenvironmental implications[J]. Journal of Earth Sciences and Environment, 2014, 36(2) : 110–120. |
| [29] | Herczeg A L, Smith A K, Dighton J C. A 120 year record of changes in nitrogen and carbon cycling in Lake Alexandrina, South Australia: C: N, δ15N and δ13 C in sediments[J]. Applied Geochemistry, 2001, 16(1) : 73–84. DOI: 10.1016/S0883-2927(00)00016-0 |
| [30] | Meyers P A, Teranes J L. Sediment organic matter[A]. In: Last W M, Smol J P (Eds.). Tracking Environmental Change Using Lake Sediments[M]. Netherlands: Springer, 2002. 239-269. http://cn.bing.com/academic/profile?id=1564176622&encoded=0&v=paper_preview&mkt=zh-cn |
| [31] | 杨明生, 张虎才, 邹长伟, 等. 鄱阳湖沉积物正构烷烃特征及其生物源[J]. 福建师范大学学报(自然科学版), 2014, 30(3) : 111–118. Yang M S, Zhang H C, Zou C W, et al. Characteristics of n-alkanes in modern sediments of Poyang Lake and its biological origins[J]. Journal of Fujian Normal University (Natural Science Edition), 2014, 30(3) : 111–118. |
| [32] | Fang J D, Wu F C, Xiong Y Q, et al. Source characterization of sedimentary organic matter using molecular and stable carbon isotopic composition of n-alkanes and fatty acids in sediment core from Lake Dianchi, China[J]. Science of the Total Environment, 2014, 473-474 : 410–421. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2013.10.066 |
| [33] | 程庆霖.高原湖泊沉积物有机碳、氮来源与表征[D].上海:华东师范大学, 2014. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10269-1015542989.htm |
| [34] | Meyers P A, Eadie B J. Sources, degradation and recycling of organic matter associated with sinking particles in Lake Michigan[J]. Organic Geochemistry, 1993, 20(1) : 47–56. DOI: 10.1016/0146-6380(93)90080-U |
| [35] | 张枝焕, 杨藩, 李东明, 等. 中国新生界咸水湖相烃源岩和原油生物标志物组合特征[J]. 沉积学报, 1998, 16(3) : 119–123. Zhang Z H, Yang F, Li D M, et al. Biomarker assemblage characteristics of source rocks and associated crude oils in Saline Lake facies of cenozoic in China[J]. Acta Sedimentologica Sinica, 1998, 16(3) : 119–123. |
| [36] | 陈乐尧. 从昆明盆地滇池北缘第四纪孢粉组合讨论古气候特征[J]. 中国地质科学院成都地质矿产研究所所刊, 1984(5) : 93–107. Chen L Y. On the characteristic of paleoclimate by spore-pollen assemblages from the north edge of Dianchi Lake of Kunming basin in quaternary[J]. Bulletin of the Chengdu Institute of Geology and Mineral Resources, Chinese Academy of Geological Sciences, 1984(5) : 93–107. |
| [37] | 吴波.滇池治理工程支付意愿实证研究--以盘龙江为例[D].杭州:浙江大学, 2009. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10335-2009244060.htm |
| [38] | 朱晓琦, 胡正义, 王惠惠, 等. 滇池柴河流域蔬菜地土壤施用控释尿素与普通尿素的氮损失比较[J]. 中国农业科技导报, 2014, 16(6) : 109–116. Zhu X Q, Hu Z Y, Wang H H, et al. Comparison of nitrogen loss between controlled release urea and common urea in vegetable soils at Chaihe catchment of Dianchi Lake[J]. Journal of Agricultural Science and Technology, 2014, 16(6) : 109–116. |
| [39] | 何鹏, 肖伟华, 李彦军, 等. 变化环境下滇池水污染综合治理与对策研究[J]. 水科学与工程技术, 2011(1) : 5–8. He P, Xiao W H, Li Y J, et al. Comprehensive management mode and countermeasures of Dianchi Lake water pollution in changing environment[J]. Water Sciences and Engineering Technology, 2011(1) : 5–8. |