深水湖泊龙景湖磷形态组成及周年变化规律

胡知，何强，苏晓轩，毛羽丰

(重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室，重庆 400045)



深水湖泊龙景湖磷形态组成及周年变化规律

胡知，何强，苏晓轩，毛羽丰

(重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室，重庆 400045)

以龙景湖为研究对象，于2015年9月到2016年8月对水中不同形态的磷进行了逐月观测，分析了各形态磷的组成与含量水平及其周年动态变化情况。结果表明表层水体总磷浓度变化范围为0.04～0.17 mg/L，年平均含量为0.104 mg/L，含量水平已经较高，存在形态为颗粒磷48%，溶解活性磷37.5%，溶解有机磷14.6%。中层水体各磷形态组成与表层基本一致。底层TP浓度值为0.265 mg/L，其中颗粒磷13%，溶解活性磷75.7%，溶解有机磷11.3%。溶解活性磷浓度、分布特征和循环转化规律对湖泊水体中磷生物地球化学循环具有重大意义。总磷、溶解性磷、颗粒磷和溶解活性磷有明显的季节性波动，溶解有机磷全年维持低浓度水平，周年变化规律受到气候、水文条件、水力条件及人为干预等多重因素的影响。

深水湖泊；龙景湖；磷形态；周年变化

磷在控制生态功能、其他生物活性元素的生物地球化学循环和水生态环境中的水体质量等方面都起着关键性作用[1-2]。本研究初步探讨了深水湖泊中磷形态的时空分布特征，为揭示磷的生态效益及进一步研究温带深水湖泊提供参考。

1 研究区域与方法

1.1 研究区域

图1 龙景湖地理位置图Fig.1 Location map of Longjing Lake

龙景湖(29°41′ N, 106°32′ E)位于重庆市两江新区鸳鸯镇园博园景区中心，水域面积0.36 km2，其平均深度为11 m，最大深度为22 m(图1)。龙景湖是典型的暖单次混合型湖泊，在3月到10月均存在温度分层现象，其中6月到8月为稳定分层期，11月到2月为完全混合状态[3]。

1.2 研究方法

1.2.1 取样方法

在敞水带选择具有代表性的位置进行监测及取样，监测点位于风雨廊桥大坝东南侧(图1)。监测时间为2015年9月到2016年8月，监测频率为每个月2次。磷形态浓度取样以1 m为间距，从1 m水深到底部取样，水样置于2.5 L的HDPE取样瓶。所有水样在测试前均保存于4 ℃环境，且在12 h内完成测试。

1.2.2 分析方法

总磷、溶解性磷和溶解活性磷测试采用钼酸铵分光光度法(GB 11893—1989)，将水样用过硫酸钾消解后用分光光度计(DR6000，HACH，USA)测定。总磷与溶解性磷(DP)的差值为颗粒磷(PP)，溶解性磷与溶解活性磷(SRP)的差值为溶解有机磷(DOP)。即：PP=TP-DP，DOP=DP-SRP。水样处理流程见图2。

图2 水样处理流程图Fig.2 Process of water sample treatment

2 结果与讨论

2.1 水体中各形态磷组成与含量水平

大坝表层、中层和龙景桥表层、中层及底层水体中，SRP、DOP、DP和PP的形态构成基本相同(图3)，饼状图面积与磷浓度大小成正比，可见各形态浓度值也相近，大坝底层水体TP浓度值为0.265 mg/L，明显大于其他几处，其他几处TP浓度为0.100～0.108 mg/L。同时大坝底层水体各磷形态构成比例也有明显区别。PP含量年平均值为0.035 mg/L，占TP含量的13%(图3)，这是由于底层水体Chla含量低，颗粒有机磷含量大幅减小，颗粒再悬浮引起的颗粒无机磷可能有所上升，但其总量很小，不足以影响到PP整体减小的趋势[5]。DP的含量年平均值为0.230 mg/L，占TP含量的87%。SRP的含量范围为0.02～0.55 mg/L，年平均值为0.201 mg/L，占DP含量的87%，占TP含量的75.7%，由此可见大坝底层水体中TP主要贡献来源为SRP，龙景湖季节性缺氧引起的湖底沉积物释磷主要以磷酸盐形态释放，Lin等[6]发现缺氧环境会使以PP为来源的SRP再生成过程加速，因此对于季节性缺氧的底层湖水，应重点关注SRP转化过程和机理。DOP的含量年平均值为0.029 mg/L，占DP含量的13%，占TP含量的11.3%。

图3 多种磷形态平均比重Fig.3 Average proportion of P among different species

2.2 水体中各形态磷周年动态分析

2015年9月至2016年8月，大坝表层水TP浓度年平均值为0.104 mg/L，在冬季明显高于其他季节(图4)。TP浓度从11月开始增加，在12月达到峰值0.17 mg/L，在11月到2月期间均维持在0.14 mg/L以上。全年水温观测数据显示，秋季表层水温逐渐下降，湖上层深度开始增加，温跃层下移，在2015年11月11日和2015年11月25日监测中，湖上层深度分别达到了17.0 m与17.6 m，温跃层有明显的下移趋势。冬季湖水完全混合，湖下层高浓度磷释放到全部湖水中，发生“翻库”现象，导致TP浓度达到最大值。春季藻类大量生长，Chla浓度达到全年峰值，藻类生长过程中吸收大量磷，藻类死亡进入沉积物层、水生生物捕食和因湖水入流与出流引起的水体更新等因素共同导致了TP浓度开始下降，并在夏季形成波谷，于8月达到最低值0.05 mg/L，此外5月到8月为平水期和丰水期，降雨量较大，大量雨水的稀释作用也是一个重要原因。

大坝中层水TP浓度年平均值为0.108 mg/L，在秋季和冬季较高，浓度范围是0.11～0.19 mg/L，春季和夏季浓度较低，其范围是0.04～0.09 mg/L。逐月分布有两个极值点，分别是9月0.19 mg/L和12月0.17 mg/L。大坝底层水TP浓度年平均值为0.265 mg/L，在5月到11月较高，12月到4月处于较低水平，并且为下降趋势。春季温跃层强度逐渐增加后，底层湖水进入缺氧状态(图4)，沉积物释放磷速率大幅增加，同时由于垂向密度梯度的影响，磷的垂向传输速率下降，TP浓度因此逐步增加，底层水TP浓度峰值出现在秋季的10月。研究显示，百花湖、红枫湖和高阳平湖底层水TP浓度全年峰值分别出现于7月、10月和9月[7-9]，龙景湖与其他西部地区深水湖泊的底层水TP浓度变化呈现相似的趋势。而深水湖泊程海湖的底层水TP浓度全年峰值出现于1月[10]，这是由于其温度周期、湖泊分层和热量收支状态仍不明确，可能不存在稳定的季节性水温分层现象，因此龙景湖也因为受到气候、水文条件、水力条件及人为干预等因素的影响，而有其磷形态逐月分布特征的独特性。

大坝表层水DP浓度年平均值为0.054 mg/L，占TP比例为52%，与TP有相似的逐月分布特征，在冬季明显高于其他季节(图5)。DP浓度在11月到2月期间均维持在0.10 mg/L以上，极值0.16 mg/L出现于12月，与TP极值出现月份一致。春季和夏季DP浓度最高值仅为0.02 mg/L，是由于藻类大量繁殖，吸收利用了DP，磷转而以PP形态存在。中层水DP浓度年平均值为0.063mg/L，在9月到2月处于较高水平，范围在0.08～0.16 mg/L，在12月达到最大值0.16 mg/L，春季和夏季浓度较低，其范围是0～0.04 mg/L。底层水DP浓度分布与TP浓度分布基本一致，其年平均值为0.230 mg/L。

大坝表层水PP浓度年平均值为0.050 mg/L，在2015年9月至2016年8月监测期间表现出2个高峰期、一个低谷期和一个平稳期(图6)。第一个高峰期出现在秋季2015年9月，月平均浓度为0.07 mg/L，原因是秋季光抑制现象减弱[11]，浮游植物大量生长，Chla含量显著升高(图6)，浮游植物吸收利用水中DP，将其转化为PP。PP年内第二高峰出现在2016年3月，月均值达到0.105 mg/L，与春季藻类爆发生长相吻合。表层水中PP浓度在冬季进入低谷期，浓度在0.01～0.04 mg/L，夏季为平稳期，6—8月月平均浓度均为0.05 mg/L。值得注意的是表层水中冬季与夏季PP浓度较低，DP为贡献TP的主要来源。

大坝表层水SRP浓度年平均值为0.039 mg/L，全年分布为明显的两极分布特征。冬季为高浓度期，11月到2月浓度范围为0.08～0.14 mg/L，且在12月和1月达到最高值。这是因为12月和1月气温最低，热分层稳定力极其微弱，风浪及柯氏力作用占压倒性优势，湖水处于混合最完全的状态，同时全湖均处于缺氧状态(图7)，沉积物在缺氧状态下大量释磷，并且在水体充分混合的条件下，使得上层水体SRP含量达到全年峰值。德国Müggelsee湖在发生翻库现象后，SRP平均浓度比分层时期的湖上层浓度升高了3.3倍，这也说明温度分层之后的湖水混合会导致SRP含量大幅上升[12]。在3月到10月期间，表层水体SRP含量则基本为0。这是因为SRP是生物有效磷，会被浮游植物迅速利用。中层水体SRP全年分布也分为高低两个时期，与表层水体分布的差异在于，高水平时期由9月开始延续到2月，浓度上升比表层水体提前2个月，其间浓度范围是0.06～0.14 mg/L。9月和10月期间，温跃层已经下移到15～18 m水深，气温骤降与风生流等环境变化可能在分层期间形成短暂的混合时期，此时沉积物上覆水体中的磷进入中层水体，使得其含量较高。底层水体中SRP浓度逐月分布特征与TP和DOP一致，其全年均值为0.201 mg/L，在5月到11月浓度较高，峰值0.55 mg/L出现在10月,冬季期间浓度相对较低，在0.14 mg/L左右。冬季上层、中层和下层水体SRP浓度接近，尤其是12月与1月各层水体SRP浓度完全相等，印证了湖水完全均质化的监测结果。

大坝表层和中层逐月DOP浓度均处于0～0.03 mg/L较低水平，全湖在大部分时间DOP浓度都是0～0.02 mg/L。底层DOP浓度范围则为0.01～0.05 mg/L，最大值出现于9月，最小值出现于1月和8月(图8)。DOP生物地球化学循环机理复杂，目前尚缺乏系统性的解释[10]。

图4 2015—2016年TP逐月变化动态Fig.4 Monthly variation dynamics of TP from 2015 to 2016

图5 2015—2016年DP逐月变化动态Fig.5 Monthly variation dynamics of DP from 2015 to 2016

图6 2015—2016年PP逐月变化动态Fig.6 Monthly variation dynamics of PP from 2015 to 2016

图7 2015—2016年SRP逐月变化动态Fig.7 Monthly variation dynamics of SRP from 2015 to 2016

图8 2015—2016年DOP逐月变化动态Fig.8 Monthly variation dynamics of DOP from 2015 to 2016

3 结论

(1)龙景湖水体中，表层水体TP浓度变化范围为0.04～0.17 mg/L，年平均含量为0.104 mg/L，含量水平已经较高。

(2)表层水体PP含量为0.050mg/L，占TP的48%。DP的含量为0.054 mg/L，占TP的52%。SRP含量为0.039 mg/L，占TP的37.5%。DOP含量为0.015 mg/L，占TP的14.6%。中层水体各磷形态组成与表层基本一致。底层TP浓度值为0.265 mg/L，明显大于表层和中层，其中PP含量为0.035 mg/L，占TP的13%，DP的含量为0.230 mg/L，占TP的87%，SRP的含量为0.201 mg/L，占TP的75.7%，DOP的含量为0.029 mg/L，占TP的11.3%。磷的赋存形态特点是SRP比重较大，说明在龙景湖这样的季节性缺氧深水湖泊中，SRP浓度、分布特征和循环转化规律对湖泊水体中磷的生物地球化学循环具有重大意义。

(3)周年动态变化中，TP、DP、PP和SRP有明显的季节性波动，DOP全年维持在低浓度水平。这与百花湖[23]和红枫湖[24]等西部深水湖泊有相似的变化规律。但因气候、水文和水力条件及人为干预等因素的影响，龙景湖亦区别于程海[10]等湖泊，具有其独有特性。

[1] Filippelli G M. Biogeochemistry Phosphorus and the gust of fresh air[J]. Nature. 2010, 467(7319): 1052- 1053.

[2] Paytan A, Mclaughlin K. The oceanic phosphorus cycle[J]. CHEMICAL REVIEWS, 2007, 107(2): 563- 576.

[3] 张甘林. 山地城市景观深水湖泊湖湾人工强化复氧技术示范研究[D]. 重庆: 重庆大学, 2014: 21- 23.

[4] Zhang J Z, Fischer C J, Ortner P B. Potential availability of sedimentary phosphorus to sediment resuspension in Florida Bay[J]. GLOBAL BIOGEOCHEMICAL CYCLES, 2004, 18(4): GB4008.

[5] Lin P, Guo L, Chen M,etal. Distribution, partitioning and mixing behavior of phosphorus species in the Jiulong River estuary[J]. MARINE CHEMISTRY, 2013, 157: 93- 105.

[6] Lin P, Klump J V, Guo L. Dynamics of dissolved and particulate phosphorus influenced by seasonal hypoxia in Green Bay, Lake Michigan[J]. Science of the Total Environment, 2016, 541: 1070- 1082.

[7] 夏品华, 李秋华, 林陶, 等. 贵州高原百花湖水库湖沼学变量特征及环境效应[J]. 环境科学学报, 2011(8): 1660- 1669.

[8] 夏品华, 林陶, 李存雄, 等. 贵州高原红枫湖水库季节性分层的水环境质量响应[J]. 中国环境科学, 2011(9): 1477- 1485.

[9] 张磊, 蔚建军, 付莉, 等. 三峡库区回水区营养盐和叶绿素a的时空变化及其相互关系[J]. 环境科学, 2015(6): 2061- 2069.

[10] 董云仙, 洪雪花, 贺彬, 等. 云南省高原深水湖泊程海磷形态分布和变化[J]. 湖泊科学, 2012(3): 341- 346.

[11] 张运林, 秦伯强, 陈伟民. 湖泊光学研究动态及其应用[J]. 水科学进展, 2003(5): 653- 659.

[12] Wilhelm S, Adrian R. Impact of summer warming on the thermal characteristics of a polymictic lake and consequences for oxygen, nutrients and phytoplankton[J]. Freshwater Biology, 2008, 53(2): 226- 237.

Phosphorus Speciation and Annual Variation Pattern of Deep-water Longjing Lake

HU Zhi, HE Qiang, SU Xiao-xuan, MAO Yu-feng

(Key Laboratory of Three Gorges Reservoir Region’s Eco-Environment, Ministry of Education, Chongqing University, Chongqing 400045, China)

Based on the monthly investigations of different phosphorus species from September 2015 to August 2016 at Longjing Lake, phosphorus speciation, concentration and its annual variation are analyzed in this paper. The results indicated that the total phosphorus (TP) concentration in surface water varied between 0.04 and 0.17 mg/L, and the annual average was as high as 0.104 mg/L, containing 48% particulate phosphorus (PP), 37.5% soluble reactive phosphorus (SRP) and 14.6% dissolved organic phosphorus (DOP). Concentrations of different phosphorus species in intermediate water were roughly the same as those of surface water. Benthic TP concentration was 0.265 mg/L, containing 13% PP, 75.7% SRP and 11.3% DOP. The SRP concentration, distribution characteristics and pattern of circulation and conversion were of significant importance to phosphorus biogeochemistry in lake water. There were apparent seasonal variations in TP, dissolved phosphorus (DP), PP and SRP, while DOP concentration maintained a low level for the whole year. The annual variation pattern was influenced by multiple factors, including climate, hydrological and hydraulic conditions, and anthropogenic intervention.

deep-water lake; Longjing Lake; phosphorus speciation; annual variation

2017-04-25

国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07307-001)

胡知(1990—)，男，硕士研究生，主要研究方向为水污染控制技术，E-mail：huzhbcln@126.com

10.14068/j.ceia.2017.04.016

X524

A

2095-6444(2017)04-0071-05