洪湖沉积柱中磷形态的垂直分布及指示意义

郑 煌,杨 丹,金梦云,胡天鹏,邢新丽,3



洪湖沉积柱中磷形态的垂直分布及指示意义

郑 煌1,杨 丹2,3*,金梦云1,胡天鹏1,邢新丽1,3

(1.中国地质大学(武汉)环境学院,湖北武汉 430074；2.中国地质大学(武汉)工程学院,湖北武汉 430074；3.中国地质大学(武汉)生物地质与环境地质国家重点实验室,湖北武汉 430074)

于2014年底,在洪湖中部较为稳定的区域采集了一根沉积柱,分析了沉积物中不同形态磷、总氮、有机质的含量.结果表明:沉积柱中总磷、总氮和有机质的浓度平均值超过安大略沉积物评价指南,呈现出不同的污染水平.相关性研究表明,Fe/Al-P和有机磷(OP)是总磷(TP)的主要成分.依据137Cs和210Pb定年结果,沉积柱中磷形态的垂直变化可以分为3个阶段:1952年前,洪湖沉积物中的Ca-P磷含量最高,其他形态的磷含量较低,说明沉积物中的磷主要来源于自然活动;1950s~1980s,沉积物中Fe/Al-P和OP含量的升高与工农业活动的增强有关,沉积物Ca-P含量迅速降低可能与洪湖水文条件的改变有关;1980s以来,沉积物中除了Ca-P以外,其他形态的磷呈上升趋势.沉积物中不同形态的磷与洪湖地区人类活动指标(人口、粮食产量、化肥使用量和围网养殖规模)呈正相关,说明人类活动是沉积物中磷的主要输入源.

磷形态；沉积柱；人为活动；洪湖

湖泊中的营养物质来源于水生植物、藻类等自身活动以及非点源农业污染等外源性输入[1]. 1960s以前,全球范围内湖泊中的营养物质主要来源于系统自身.此后,随着经济活动的发展和人口数量的增加,湖泊中的营养物质不断升高,导致水质下降和生态系统的不断恶化[2].在人为活动中,剧烈的农业耕作活动对下游水体水质恶化、富营养化的影响尤为显著,在我国,最典型的区域为巢湖和太湖流域[3].

作为营养物质的源,沉积物中的营养元素存在再次释放进入上覆水的可能[4-5].因此,研究表层沉积物中氮、磷元素在上覆水-沉积物界面的迁移能力、生态效应等意义重大,目前的研究也主要集中在这一方面[1,5–7].而对湖泊沉积物作为营养物质的汇这一性质的研究却鲜有报道.

湖泊沉积柱由于其连续性好、分辨率高、信息量大、分布广泛等特点[8],是重建过去环境变化的理想载体[2-3].以往的研究通常通过沉积柱中重金属含量[11]、形态[12]、有机污染物(有机氯农药、多环芳烃、多氯联苯等)的含量水平和变化趋势[13]反演过去人类活动强度和环境变化,而利用营养元素为指示物来反演的研究却不多.本文以洪湖为研究对象,通过对采集到的沉积柱进行理化性质(磷形态、总氮、有机物、pH值)测定和定年分析,探讨了磷形态的垂直分布特征、影响因素同时讨论了人为活动(人口、粮食产量、化肥使用量和围网养殖规模)与磷形态之间的关系,以期为防止洪湖水体富营养化提供基础数据.

1 材料与方法

1.1 采样点概况及样品采集

洪湖作为湖北省最大的淡水湖泊,面积达350多km2.其南面紧挨长江,周边水系发达.该地区土壤主要为水稻土,同时也分布有大面积的潮土(图1).洪湖周边的主要农作物为水稻、棉花等.洪湖地区历史上曾3次被大规模围垦造田,因此沉积柱的采集于2014年12月底在洪湖较为稳定的中部区域进行.利用重力采样器(直径10cm)采集无扰动的柱状沉积物样品,取样深度为37cm,采样点水深2.2m.沉积柱采集后每隔1cm切片分样,装入洁净的聚乙烯密实袋内,尽快运回实验室低温(4℃)保存.样品冷冻干燥后,用玻璃棒剔除动植物残体等杂质,经玛瑙研钵研磨后过100目尼龙筛,储于聚乙烯密实袋内备用.

1.2 样品分析

磷的化学形态分析采用Standard Measurement Test (SMT)[14],该提取方法将磷分为总磷(TP)、盐酸提取态(与Ca结合的部分,Ca-P)、氢氧化钠提取态(与Fe, Al氧化物结合的部分,Fe/Al-P)、无机磷(IP)、有机磷(OP).不同形态磷的提取步骤见图2,提取后各形态采用钼锑抗分光光度法测定.总氮(TN)的测定采用半微量凯式定氮法,有机质(OM)的测定采用重铬酸钾加热回流法[15].样品测定过程中采用平行样和空白样进行质量控制和保证,每10个样品重复一个平行样,其中TP, Ca-P, Fe/Al-P, IP, OP, TN和OM平行样之间的相对误差分别为0.96%~2.94%, 1.62%~7.13%,1.46%~6.46%,0.37%~8.42%,0.92%~6.51%,1.20%~4.25%,0.59%~3.51%.本文中所有数据都经过空白校正.

沉积柱的定年采用137Cs和210Pb同位素.依据定年结果[11],所采集的沉积柱(37cm)对应过去近80年的沉积历史(1935~2012年).

1.3 数据来源与处理

本文中洪湖地区人为活动数据(人口,GDP,化肥使用量,围栏养殖面积)来源于洪湖县志,湖北省统计年鉴及前人研究[16].数据处理和绘图采用origin 9.0,ArcGIS 10.1,相关性分析采用SPSS 22.0.

2 结果与讨论

2.1 营养元素的含量

2.1.1 总磷及其他营养元素的含量 沉积柱中总磷及其他营养元素的含量见表1.洪湖沉积柱中总磷,总氮和有机质的含量范围分别为427.14~ 962.85mg/kg,1.48~4.92g/kg,11.15%~37.33%,平均值分别为630.72mg/kg,3.35g/kg,28.12%.依据加拿大安大略省沉积物质量基准评价指南(表2)[17]:洪湖沉积柱中总磷的含量处于中度污染级别;总氮的含量介于中度污染到重度污染级别.有机质含量同样处于重度污染级别.

表1 沉积柱中磷形态及其他指标

表2 安大略沉积物营养物质质量基准

注:-无数据.

为了更好的了解洪湖沉积物中总磷的含量水平,本文计算了表层沉积物(0~5cm)中总磷的含量,并与其他湖泊表层沉积物中的总磷进行比较.洪湖表层沉积物中总磷的含量[(864± 81)mg/kg]高于南四湖[(527±74)mg/kg][18]和鄱阳湖[(429±154)mg/kg][19],低于滇池[(2007±342) mg/kg][20],与巢湖[(790±260)mg/kg][21]的含量相当.不同地区湖泊沉积物中总磷的蓄积特征可能与湖泊水利条件、面积大小有关.对于吞吐型湖泊鄱阳湖而言,湖泊水力停留时间短,不利于污染物蓄积;而对于半封闭性巢湖和洪湖而言,水力停留时间较长,易于污染物沉积到湖泊底部;而对于半封闭性城市重污染型的滇池而言,由于周边人为活动的剧烈影响,大量污染物质蓄积到湖泊沉积物中,因而其污染最为严重[22].此外,湖泊周边工农业等活动排放的影响也不容忽视.

2.1.2 磷形态含量特征 依据SMT提取法,沉积物中的磷可以划分为OP、Ca-P、Fe/Al-P(TP= IP+OP=Ca-P + Fe/Al-P + OP)[2].其中Fe/Al-P的含量最高,介于37.68~291.51mg/kg,平均值为291.51mg/kg,其次为OP和Ca-P,含量范围分别为144.97~265.58,80.71~384.78mg/kg,平均含量分别为197.20,162.31mg/kg.从变异系数(表1)可以看出:洪湖沉积柱中Fe/Al-P的变化最大, Ca-P其次,OP次之.Ca-P主要来源于岩石碎屑和陆源性输入[23];Fe/Al-P来源于生活废水和工业废水[14]; OP主要来源于农业非点源污染[24],说明历史上洪湖地区水动力条件、污染来源和沉积环境发生较大的改变.

2.2 相关性分析

由表3可知:沉积物中TP含量在0.01显著性水平上与IP、OP、Fe/Al-P正相关,在0.05显著性水平上与TN正相关,与Ca-P负相关,说明IP和OP是沉积物中总磷的主要贡献者.此外,在0.01显著性水平上,IP与Fe/Al-P正相关,与Ca-P无关,说明Fe/Al-P是IP的主要贡献者.洪湖沉积物pH值介于7.32~8.05之间,与OP和Fe/Al-P呈现显著性负相关,与Ca-P呈正相关.pH值对沉积物磷释放的影响主要是通过影响Fe、Al、Ca等元素与磷的结合状态[25].在酸性条件下,沉积物中的PFe、PAl不易释放,但PCa却朝着解析方向进行,从而使水体中的H2PO4-增加.当湖水的pH值升高至7左右,Al离子会水解形成胶体状Al(OH)3,它具有很大的比表面积,能够强烈地吸附水相中的HPO42-和H2PO4-,从而降低上覆水中磷的含量.在碱性条件下,一方面,沉积物中的可变电荷胶体的表面会带上负电荷,降低了对水体中H2PO4-的吸附性.另一方面,水体中OH-离子能与PFe、PAl的H2PO4-发生交换,增加了磷向上覆水释放的速率.沉积物中磷释放量的增加是水合氧化物负电荷数量的增加以及OH-和H2PO4-竞争吸附点位综合作用的结果[26].在高pH值条件下,促进Fe/Al-P的释放,而在低pH值条件下,促进Ca-P的释放.本研究中沉积物pH值由底部向上呈降低趋势,因此沉积柱中Fe/Al-P含量由底部向上升高,Ca-P含量降低.

沉积物中OM与OP, Fe/Al-P之间的相关系数分别为0.440(<0.01), 0.533(<0.01),表现为显著性正相关.有机质对Fe/Al-P的影响主要表现在有机质中的腐殖质形成的胶膜可以粘附在铁、铝氧化物的内外表面形成无机有机复合体[4];而有机质作为OP的重要载体,其含量高低将直接影响OP的含量.

表3 沉积物中磷形态与理化性质相关性分析

注 :*<0.05; **<0.01.

为了研究磷形态的垂直变化特征,本文将沉积柱中营养元素的垂直分布分为3个阶段.

第1阶段(~1950s):各种化学形态磷的变化都不大(图3a).这一阶段中,TP中主要是IP,占比达到72.79%~83.31%.而IP的组成中,Ca-P的占比高于Fe/Al-P.研究表明,Ca-P受人类活动的影响较小,主要来源于岩石碎屑以及湖泊自身产生,这种形态的磷不容易被释放进入水体中[14].这一阶段中,TN和OP的含量较低且变化稳定,说明了人类活动对湖泊沉积环境的影响微弱,且主要反映了洪湖沉积物中TN和OP的背景值.与国内其他地方类似,1950s前,洪湖地区工农业发展落后,人类活动对湖泊沉积环境的影响有限[24].而Fe/Al-P和OM的含量出现一个峰值后呈下降趋势.因此,这一阶段中,湖泊沉积物中磷主要来源于自然过程.

第2阶段(1952~1980):如图3a所示,可能受到洪湖地区大规模围垦活动、化肥使用、洪水和水文条件的改变的影响,沉积物中磷形态(Ca-P除外)含量的变化复杂.洪湖面积由于1950s~ 1980s间3次大规模围湖造田而减小,围垦活动导致洪湖水体中磷的含量升高[27],在一定条件下,水体中的磷被颗粒物吸附而沉积到湖泊底部,导致沉积物中营养元素含量的升高.另一个导致湖泊沉积物中不同化学形态磷升高的原因是化肥使用量的增加.据《洪湖县志》记载[28],洪湖地区在20世纪50年代至70年代,主要以绿肥为主,70年代后期,化肥的施用量逐渐上升,由135kg/hm2上升到367.5kg/hm2,增加了近3倍.然而,被土壤所吸附的磷肥只占施用量的10%~15%,其余的随地表径流进入水体[29],进而沉积到湖泊底部,导致沉积物中P含量的升高.这一阶段中,TN和OM的含量同样呈上升趋势,进一步说明了化肥使用量增加对洪湖沉积物中磷含量的影响.

与围垦活动和化肥的施用导致湖泊沉积物中P含量的上升不同,洪水对沉积物中P含量的影响却相反.研究表明,洪水量较大时,洪水会带走大量的细颗粒物,而细颗粒物中P的含量较高,因此,水量较大的洪水会导致沉积物中P含量的降低[30].根据《洪湖县志》记载,1954年和1963年,洪湖地区被洪水淹没,由图3a可以看出,发生洪水的这两年,沉积物中P的含量的确降低了.

与沉积物中磷含量的复杂变化趋势不同,沉积物中磷形态的百分比的变化趋势却很清晰(图3b).因此,可以利用不同形态磷的百分比来推断沉积物中磷的来源.Ca-P的百分比从1952年的62.03%急剧下降到14.44%,而Fe/Al-P和OP占比分别由12.36%,27.21%上升到60.74%,35.51%.这一阶段中,Fe/Al-P和OP占比的升高可能与洪湖地区粮食产业、工业化肥的使用和工业的发展有关[13-14].工农业活动产生的Fe/Al-P,OP通过四湖总干渠、内荆河排入洪湖[32],导致洪湖沉积物中Fe/Al-P,OP,OM百分比和含量的升高.人口的快速增长也可以视为沉积物中Fe/Al-P占比显著增加的原因之一.1982年洪湖地区的人口较1952年增长了2倍多,人口数量的增加导致排入洪湖的生活污水量增加.沉积物中Ca-P含量的降低可能与1957年新堤水闸的建成以及洪湖周边防护堤的修建有关.水闸的建成阻断了洪湖与长江之间水体的自然交换,而防护堤阻断了由土壤侵蚀导致的Ca-P陆源性输入[16-17].因此,沉积物中Ca-P的含量和百分比骤然降低.

第3阶段(1980s~)随着人口的增长,越来越多的化肥被施用以提高农作物产量,以满足人类生存的需要.洪湖地区至20世纪80年代以来,水体出现中度的富营养状态,此后不断加重,而造成水体富营养化的主要是因为水体中COD、TP和TN超标[18-19].从图4可以看出,近30年来,随着人口的增长,沉积物中TP和OP也随之增加,且人口数量与TP之间呈显著性正相关(2= 0.53,< 0.05).同样,人口数量与沉积物中OP也呈现正相关(2=0.85,<0.01).粮食产量除了与TP、OP之间呈正相关以外,粮食产量的提高也会导致沉积物中Fe/Al-P含量的升高(2=0.67,<0.05).沉积物中TP、IP、Fe/Al-P的含量与化肥施用量之间呈现显著性正相关.此外,围栏水产养殖也会导致沉积物中TP、IP、Fe/Al-P含量的升高,且呈现显著性正相关关系.

大观园是理想的“乐园”。在中国古典园林的雏形时期，文学作品中的“园林意象”，反映的是当时人民对理想的乐园或渴望的乐土的美好憧憬，是人们根据现实生活中的台、囿、苑、圃所虚构的理想居所。在大观园这个理想的“乐园”中，贾宝玉和众姐妹可以自由、恣意地成长，他们展现自己的才情，绽放青春的美丽。我们可以看到，外面的世界是黑暗污浊的，只有大观园内才有着洁净和善良的存在，难怪黛玉要将落花埋葬在大观园的净土之中，而不愿让她们流到园外，流到那脏的、臭的地方去。

这一阶段中,Ca-P含量继续降低,可能与洪湖地区森林覆盖率的升高有关,随着森林覆盖率的提高(从1980s的7.6%升高到2014年的16.3%),水土流失量降低,随地表径流等进入洪湖的土壤碎屑也减少了,因此,沉积物中Ca-P含量继续降低.

3 结论

3.1 洪湖沉积柱中总磷、总氮和有机质的含量范围分别为427.14~962.85mg/kg, 1.48~4.92g/kg, 11.15%~37.33%,平均值分别为630.72mg/kg, 3.35g/kg, 28.12%.

3.2 沉积柱中TP与Fe/Al-P,OP的正相关,与Ca-P负相关,表明Fe/Al-P和OP是TP的主要贡献者.此外,相关性分析表明沉积物中Fe/Al-P和Ca-P的含量受到pH值影响;Fe/Al-P和OP含量受到OM含量的影响.

3.3 洪湖沉积柱中磷形态对环境的指示可以分为3个阶段:1950s年前,沉积物中的磷主要来源于自然活动;1950s~1980s,人类活动对沉积物中磷的来源的影响开始显现;1980s以来,沉积物中磷形态与洪湖地区人口、粮食产量、化肥使用量和围网养殖规模的正相关性表明,人类活动是沉积物中磷的主要输入源.

[1] Kaiserli A, Voutsa D, Samara C. Phosphorus fractionation in lake sediments – Lakes Volvi and Koronia, N. Greece [J]. Chemosphere, 2002,46(8):1147–1155.

[2] Ni Z, Wang S. Economic development influences on sediment- bound nitrogen and phosphorus accumulation of lakes in China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(23):18561–18573.

[3] Jin X, Xu Q, Huang C. Current status and future tendency of lake eutrophication in China [J]. Science in China Series C: Life Sciences, 2005,48(2):948–954.

[4] 谢 凯,张雁秋,易齐涛,等.淮南潘一矿塌陷水域沉积物中磷的赋存和迁移转化特征 [J]. 中国环境科学, 2010,32(10):1867– 1874.

[5] 金相灿,王圣瑞,庞 燕.太湖沉积物磷形态及pH值对磷释放的影响 [J]. 中国环境科学, 2004,24(6):707–711.

[6] 彭 杜,刘 凌,胡进宝.玄武湖沉积物磷形态的垂向变化和生物有效性[J]. 水资源保护, 2009,25(1):31–35.

[7] Wang S, Jin X, Zhao H, et al. Effect of organic matter on the sorption of dissolved organic and inorganic phosphorus in lake sediments [J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2007,297(1–3):154–162.

[8] 王苏民,张振克.中国湖泊沉积与环境演变研究的新进展[J]. 科学通报, 1999,44(6):579–587.

[9] Thevenon F, Alencastro L F de, Loizeau J-L, et al. A high-resolution historical sediment record of nutrients, trace elements and organochlorines (DDT and PCB) deposition in a drinking water reservoir (Lake Brêt, Switzerland) points at local and regional pollutant sources [J]. Chemosphere, 2013,90(9): 2444–2452.

[10] Zhang H, Shan B. Historical Distribution and Partitioning of Phosphorus in Sediments in an Agricultural Watershed in the Yangtze-Huaihe Region, China [J]. Environmental Science & Technology, 2008,42(7):2328–2333.

[11] 郑 煌,杨 丹,邢新丽,等.洪湖沉积柱中重金属的历史分布特征及来源[J]. 中国环境科学, 2016,36(7):2139–2145.

[12] Gu Y-G, Lin Q. Trace metals in a sediment core from the largest mariculture base of the eastern Guangdong coast, South China: Vertical distribution, speciation, and biological risk [J]. Marine Pollution Bulletin.

[13] Bigus P, Tobiszewski M, Namieśnik J. Historical records of organic pollutants in sediment cores [J]. Marine Pollution Bulletin, 2014,78(1/2):26–42.

[14] Ruban V, López-Sánchez J F, Pardo P, et al. Harmonized protocol and certified reference material for the determination of extractable contents of phosphorus in freshwater sediments – A synthesis of recent works [J]. Fresenius’ Journal of Analytical Chemistry, 2001,370(2/3):224–228.

[15] 鲁如坤.土壤农业化学分析方法[M]. 北京:中国农业科技出版社, 2000.

[16] 班 璇,余 成,魏 珂,等.围网养殖对洪湖水质的影响分析 [J]. 环境科学与技术, 2010,33(9):125–129.

[17] Persaud D, Jaagumagi R, Hayton A. Guidelines for the protection and management of aquatic sediment quality in Ontario [J]. International & Comparative Law Quarterly, 1969,(2):494–495.

[18] 汪艳雯,岳钦艳,刘 庆,等.山东省南四湖底泥中磷的形态分布特征[J]. 中国环境科学, 2009,29(2):125–129.

[19] 刘 凯,倪兆奎,王圣瑞,等.鄱阳湖不同高程沉积物中磷形态特征研究[J]. 中国环境科学, 2015,25(3):856–861.

[20] 史 静,俎晓静,张乃明,等.滇池草海沉积物磷形态、空间分布特征及影响因素[J]. 中国环境科学, 2013,33(10):1808-1813.

[21] 温胜芳,单保庆,张 洪.巢湖表层沉积物磷的空间分布差异性研究[J]. 环境科学, 2012,33(7):2322–2329.

[22] 黎 睿,王圣瑞,肖尚斌,等.长江中下游与云南高原湖泊沉积物磷形态及内源磷负荷 [J]. 中国环境科学, 2015,35(6): 1831–1839.

[23] Ruiz-Fernández A C, Hillaire-Marcel C, Ghaleb B等. Recent sedimentary history of anthropogenic impacts on the Culiacan River Estuary, northwestern Mexico: geochemical evidence from organic matter and nutrients [J]. Environmental Pollution, 2002, 118(3):365–377.

[24] Guan Y, Zang S, Xiao H. The vertical variation of nutrients in a sediment core of Delong Lake reveals the anthropogenic effect [J]. Ecotoxicology, 2014,23(4):480–485.

[25] 韩沙沙.富营养化湖泊底泥释磷机理研究[J]. 环境与可持续发展, 2009,(4):63–65.

[26] Olila O G, Reddy K R. Influence of pH on Phosphorus Retention in Oxidized Lake Sediments [J]. Soil Science Society of America Journal, 1995,59(3):946.

[27] 谢其明.围湖造田对洪湖的生态影响 [J]. 华中农业大学学报, 1987,(1).

[28] 傅俊生.洪湖县志[M]. 武汉:武汉大学出版社, 1992.

[29] 熊 毅.中国土壤[M]. 北京:科学出版社, 1987.

[30] Toda Y, Ikeda S, Kumagai K. Sediment-associated nutrient transport during floods in a gravel river [J]. KSCE Journal of Civil Engineering, 2005,9(1):65–71.

[31] Ni Z, Wang S, Chu Z, et al. Historical accumulation of N and P and sources of organic matter and N in sediment in an agricultural reservoir in Northern China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015,22(13):9951–9964.

[32] Ruban V, López-Sánchez J F, Pardo P, et al. Selection and evaluation of sequential extraction procedures for the determination of phosphorus forms in lake sediment [J]. Journal of Environmental Monitoring, 1999,1(1):51–56.

[33] Chen X, Yang X, Dong X, et al. Nutrient dynamics linked to hydrological condition and anthropogenic nutrient loading in Chaohu Lake (southeast China) [J]. Hydrobiologia, 2010,661(1): 223–234.

[34] Wu Y, Liu E, Bing H, et al. Geochronology of recent lake sediments from Longgan Lake, middle reach of the Yangtze River, influenced by disturbance of human activities [J]. Science China Earth Sciences, 2010,53(8):1188–1194.

[35] 陈世俭.洪湖的环境变迁及其生态对策[J]. 华中师范大学学报:自然科学版, 2001,35(1):107–110.

[36] Cheng X, Li S. An analysis on the evolvement processes of lake eutrophication and their characteristics of the typical lakes in the middle and lower reaches of Yangtze River [J]. Chinese Science Bulletin, 2006,51(13):1603–1613.

The vertical distribution of P forms and significance in a sediment core from Honghu Lake, China.

ZHENG Huang1, YANG Dan2,3*, JIN Meng-yun1, HU Tian-peng1, XING Xin-li1,3

(1.School of Environmental Studies, China University of Geosciences, Wuhan 430074, China；2.Faculty of Engineering, China University of Geosciences, Wuhan 430074, China；3.State Key Laboratory of Biogeology and Environmental Geology, China University of Geosciences, Wuhan 430074, China).

A sediment core was collected from central Honghu Lake at the end of 2014 and the P forms, total nitrogen, organic mater in sediment samples were analyzed. The results indicated that the average concentrations of TP, TN and OM were higher than the corresponding threshold value of sediment quality in Ontario, which presented a different pollution levels. Correlation analysis indicated that Fe/Al-P and OP were the main contributors to TP in sediment core. The vertical distribution of P forms could be divided into 3periods according to137Cs and210Pb dating results. The concentration of Ca-P was the highest than other forms reveled that the source of P in sediment was controlled by natural processes before 1952. During 1950s~1980s, the increasing of Fe/Al-P and OP concentrations were related to industrial and agricultural activities, while the decreasing of Ca-P might result from the hydrological change of Honghu Lake. After 1980s, the concentrations of P forms presented an increasing trend except Ca-P. The positive Person correlation between P forms and socioeconomic index (population, grain production, fertilizer usage and purse seine fishing area) of Honghu Lake indicated that anthropogenic activities were the main sources of P input into the lake.

P forms；sediment core；anthropogenic activities；Honghu Lake

X524

A

1000-6923(2017)04-1540-08

2016-07-01

国家自然科学基金青年科学基金项目(41503103);湖北省自然科学基金面上项目(2014CFB895)

郑 煌(1991-),男,湖北武汉人,中国地质大学(武汉)硕士研究生,主要从事环境地球化学方面研究.发表论文2篇.

* 责任作者, 副教授, yangdan322@139.com

, 2017,37(4)：1540~1547