摘要
太湖作为一个大型富营养化湖泊，不同湖区沉积物内源污染及释放特征差异显著。以太湖草型湖区胥湖和藻型湖区竺山湖为研究对象，分析不同水深下草/藻型湖区底泥内源污染和氮磷扩散通量的变化规律。结果表明，胥湖和竺山湖沉积物中总氮含量分别为2.59~3.33 g/kg和2.95~3.63 g/kg，总磷含量分别为0.462~0.652 g/kg和0.749~0.916 g/kg。藻型湖区沉积物中营养盐含量显著高于草型湖区，且均随水深变化呈不规律波动。沉积物磷形态分析表明，胥湖沉积物中以钙结合态磷为主，且钙结合态磷在总磷中的占比随水深增加而明显下降；竺山湖沉积物中磷形态以铁结合态磷为主，且铁结合态磷、铝结合态磷和钙结合态磷在总磷中的占比随水深增加而逐步上升。胥湖浅水区域沉积物—水界面可溶性活性磷（SRP）浓度明显高于深水区域，亚铁离子（Fe2+）和氨氮（NH3-N）浓度在不同水深下差别较小；竺山湖浅水区域沉积物—水界面SRP、Fe2+和NH3-N浓度均高于深水区域。胥湖和竺山湖内源释放风险均较小，胥湖NH3-N扩散通量和竺山湖SRP、NH3-N扩散通量均在浅水区域较高。研究结果对于深入理解水深对太湖草/藻型湖区沉积物—水界面氮、磷迁移规律具有重要作用。
Abstract
Lake Taihu is a large eutrophic lake. Significant variations were observed in the endogenous pollution and release characteristics of sediments between phytoplankton- and macrophyte-dominated areas of the lake. The present study aimed to investigate and analyze the variations in endogenous pollution and nitrogen and phosphorus diffusion fluxes in Lake Xuhu (macrophyte-dominated area) and Zhushan Bay (phytoplankton-dominated area) with different water depths. The results demonstrated that: The total nitrogen content in the sediments of Lake Xuhu and Zhushan Bay was found to be between 2.59 and 3.33 g/kg and between 2.95 and 3.63 g/kg, respectively. The total phosphorus content was found to be between 0.462 and 0.652 g/kg and between 0.749 and 0.916 g/kg, respectively. The nutrient content of the sediments in the phytoplankton-dominated area was found to be significantly higher than that in the macrophyte-dominated area, and the content exhibited fluctuations that were irregular in nature with respect to changes in water depth. Phosphorus speciation analysis of sediments demonstrated that Ca-P constituted the predominant sediments in Lake Xuhu, and the proportion of Ca-P in total phosphorus exhibited a marked decrease with increasing water depth. The phosphorus morphology in the sediments of Zhushan Bay was dominated by Fe-P, and the proportions of Fe-P, Al-P and Ca-P in the total phosphorus gradually increased with the increase of water depth. The soluble active phosphorus (SRP) content at the sediment-water interface in the shallow water area of Lake Xuhu was significantly higher than that in the deep-water area, while the difference in Fe2+ and ammonia nitrogen (NH3-N) concentrations between different water depths was relatively small. The SRP, Fe2+ and NH3-N contents at the sediment-water interface in the shallow water area of Zhushan Bay were found to be higher than those in the deep-water area. The endogenous release risk of Lake Xuhu and Zhushan Bay was determined to be minimal, and the diffusion fluxes of NH3-N in Lake Xuhu and SRP, NH3-N in Zhushan Bay were found to be higher in shallow water areas. The results obtained are of great significance in understanding the nitrogen and phosphorus migration of water depth at the sediment-water interface in the phytoplankton- and macrophyte-dominated areas of Lake Taihu.
我国湖泊水环境主要面临富营养化问题[1-2]。水体中氮、磷等营养盐浓度过高被认为是引起富营养化的关键因素[3-4]。在湖泊生态系统中，氮、磷等营养元素主要储存在沉积物内[5]。研究表明，即使对湖泊外源污染进行有效管理后，沉积物内源释放仍可导致湖泊的富营养化问题持续数十年[6]。可见，沉积物营养盐释放引起的二次污染不容忽视，沉积物及其间隙水中氮、磷含量可以作为评价水体健康与否的关键因素。探究内源氮、磷的释放规律，对于推动湖泊富营养化治理具有积极意义。
环境条件的多样性，如水动力状况[7]、水文特点[8-9]和底栖生物群落[10-11]等，均会导致沉积物—水界面特性的显著不同。水深是湖泊的关键水文参数之一，水深变化不仅意味着湖泊蓄水量的增减和热容量的调整，同时也会影响湖泊的水动力状况，这进一步导致湖流流场分布和风浪特性的改变，从而影响湖泊的水环境容量及其自净能力[12]。Qin等通过收集整理全球湖泊形态与营养状况数据，揭示了水深对湖泊内氮磷营养盐迁移转化过程的影响[13]。Cai等在研究石臼湖内源磷释放规律时发现，水深变化会影响沉积物—水界面的溶解氧浓度和氧化还原电位，进一步改变沉积物中磷的吸收与释放[14]。Yuan等研究水位波动对石臼湖沉积物—水界面磷的扩散动力学过程发现，湖泊水位波动通过改变沉积物—水界面的氧化还原环境来影响磷的迁移转化，S2-在低水位下氧化作用明显，Fe（Ⅱ）氧化成Fe（Ⅲ）并形成铁结合态磷（Fe-P）沉积，在高水位下，硫酸根还原成S2-并促进Fe-P释放和硫结合态磷（FeS）的产生[15]。目前，虽然对于水深影响沉积物内源污染和释放特征开展了大量研究，但是多集中于从溶解氧浓度和氧化还原电位的角度去分析，水深对草/藻型湖区内源污染特征及释放通量影响未开展深入研究。
太湖是我国第三大淡水湖泊，平均水深为1.89 m，是典型的平原浅水湖泊，主要分为藻型湖区和草型湖区。在太湖北部湖湾，例如竺山湖，以藻型湖区为主，这些区域在夏季常常出现水华现象。而东部湖湾，例如胥湖，则是草型湖区，其特点是沉水植物资源丰富[16-17]。本文以太湖典型草、藻型湖区为研究对象，通过分析太湖不同水深条件下沉积物中营养盐赋存特征，阐明草、藻型湖区沉积物—水界面营养盐迁移转化与水深之间的响应关系，以期为太湖水资源优化调度提供参考。
1 材料与方法
1.1 采样点布设及样品采集
胥湖属于太湖东部草型清水湖区，水质明显优于太湖西北部和湖心区域。竺山湖属于太湖藻型湖区，水体严重富营养化，经常遭受蓝藻水华的侵扰。本研究于2024年7—8月，在胥湖和竺山湖分别布设1条样线，样线垂直于湖区岸线并按照40 cm水深梯度分别设置5个采样点。在每个采样点，使用带有刻度的采样杆垂直下放至沉积物表面，记录水深。利用柱状采泥器（南京泺清科技公司）在各采样点采集沉积物柱状芯样2根（深度＞20 cm）：一个柱状芯样使用分辨率为5 mm的平衡式间隙水采样器（HR-Peeper，Easysensor）进行可溶性活性磷（SRP）、氨氮（NH3-N）和亚铁离子（Fe2+）垂向分布表征，并依据Fick（菲克）第一定律估算界面扩散通量；另外一个柱状芯样采集表层5 cm沉积物样品，经过冷冻干燥后分析沉积物中的总氮（TN）、总磷（TP）和磷形态含量。采样点位如图1所示。
图1竺山湖和胥湖采样点地理位置分布
Fig.1Distribution of sampling sites in Zhushan Bay and Lake Xuhu
采样过程中利用手机GPS工具箱准确定位，使用有机玻璃采水器采集水面以下0.5 m处混合水样5 L，用于常规水质指标检测。采集沉积物柱状芯样时，取表层0~5 cm的底泥样本，清除样本中的沙石和动物残体，冷冻干燥后分析不同水深下沉积物的TN、NH3-N、硝态氮（NO-3-N）、TP和磷形态含量。另一个沉积物柱状芯样在4 h内被运回实验室，过程中应避免对沉积物—水界面的干扰，保留上覆水并使用HR-Peeper进行SRP、NH3-N和Fe2+垂向分布表征，选择间隙水剖面SRP和NH3-N极大值出现的沉积物厚度来进行拟合，并通过拟合结果依据Fick（菲克）第一定律估算界面扩散通量。
1.2 样品测试
1.2.1 常规理化指标测定
水温（WT）、pH、溶解氧（DO）等指标采用多功能水质参数仪原位测定。将设备浸入水面以下0.5 m，待读数稳定后记录表层溶解氧浓度；将设备缓慢下放至湖泊底层，待读数稳定后记录底层溶解氧浓度。水体透明度（SD）用塞氏盘现场测定。TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法（HJ 636—2012）测定，NH3-N采用纳氏试剂分光光度法（HJ 535—2009）测定，NO-3-N采用离子色谱法（HJ 84—2016）测定，TP和磷酸盐（PO3-4-P）采用钼酸铵分光光度法（GB 11893—1989）测定，总有机碳（TOC）采用燃烧氧化-非分散红外吸收法（HJ501—2009）测定，叶绿素a（Chl.a）采用丙酮萃取分光光度法（SL 88—2012）测定。
1.2.2 沉积物中氮、磷含量测定
使用碱性过硫酸钾溶液对沉积物中的TN、TP进行高温高压消解，采用紫外分光光度法测定TN含量，采用钼酸铵比色法测定TP含量。根据化学连续提取法提取沉积物中的磷组分：在沉积物中加入氯化铵提取弱结合态磷；使用过硫酸钠和碳酸氢钠提取氧化还原敏感的铁结合态磷（Fe-P）；使用氢氧化钠提取铝结合态磷（Al-P）；利用TP和Al-P的差值得出有机磷（Org-P）；使用盐酸提取钙结合态磷（Ca-P）；最后将样品放入马弗炉中，在550℃条件下灼烧2 h，使用盐酸提取残渣态磷（Res-P）。采用钼酸铵比色法测定各结合态磷含量。
1.2.3 HR-Peeper中指标测定
将已充氮去氧的HR-Peeper标记界面位置，垂直且缓慢插入沉积物中，保留HR-Peeper暴露面4~5 cm，放置48 h。放置结束后，沿垂直方向缓慢取出HR-Peeper装置并去除残留的沉积物颗粒，用200 μL的移液枪从上至下依次将孔隙水样品取出，装入密封的离心管中。SRP浓度的测定采用磷钼蓝微孔板分光光度法，Fe2+浓度的测定采用邻菲啰啉微孔板分光光度法，NH3-N浓度的测定采用纳氏试剂法。
1.3 沉积物—水界面氮、磷扩散通量计算
扩散通量（F）可根据Fick第一定律进行估算，公式如下：
(1)
式中，φ为表层沉积物孔隙度；Ds为实际扩散系数；为沉积物—水界面处浓度梯度（mg/（L·cm））。
Ds可由经验公式计算得到：
(2)
式中，D0为无限稀释溶液中的理想扩散系数。对于SRP，D0=7.0×10-6 cm2/s；对于NH3-N，D0=17.6×10-6 cm2/s。
孔隙度（φ）公式为：
(3)
式中，WW为沉积物湿重（g）；Wd为沉积物干重（g）；2.5是湿沉积物密度与水密度比值的平均值。
1.4 数据处理
采用Microsoft Excel 2019和ArcGIS 10.5分析数据并绘制图形。
2 结果
2.1 草/藻型湖区水环境特征
胥湖和竺山湖水环境参数如表1所示。胥湖表层溶解氧、底层溶解氧、氧化还原电位、水温和TOC均高于竺山湖，而Chl.a浓度明显低于竺山湖。两个湖区水体均呈弱碱性。水体中营养盐浓度如图2所示，竺山湖水体中TN和TP浓度均高于胥湖，其中TP浓度差异更加明显。
表1胥湖和竺山湖的水环境参数
Tab.1Water environment parameters of Zhushan Bay and Lake Xuhu
胥湖pH变化范围为8.62~8.81；表层溶解氧变化范围为8.47~9.09 mg/L，底层溶解氧变化范围为8.32~8.90 mg/L；氧化还原电位范围为483~513 mV；Chl.a浓度变化范围为8.6~25.4 μg/L；水温变化范围为31.2~31.8℃；TOC变化范围为7.92~11.96 mg/L；TN浓度平均值为1.18 mg/L，TP浓度平均值为0.02 mg/L。在不同水深下，胥湖水体中pH值、表层溶解氧、底层溶解氧、氧化还原电位、水温和TP浓度变化不明显，Chl.a和TN浓度随水深增加而升高，TOC浓度总体上随水深增加呈下降趋势。
竺山湖pH变化范围为7.93~8.82；表层溶解氧变化范围为5.21~7.28 mg/L，底层溶解氧变化范围为3.42~6.40 mg/L；氧化还原电位范围为463~484 mV；Chl.a浓度变化范围为69.9~265.0 μg/L；水温变化范围为30.2~30.3℃；TOC变化范围为5.18~9.64 mg/L；TN浓度平均值为2.25 mg/L，TP浓度平均值为0.18 mg/L。在不同水深下，竺山湖水体中pH值、表层溶解氧、氧化还原电位、水温变化不明显，底层溶解氧随水深增加而升高，Chl.a、TOC、TN和TP浓度均随水深增加而下降。
图2胥湖及竺山湖水体中TN和TP浓度
Fig.2TN and TP concentrations in water bodies of Zhushan Bay and Lake Xuhu
2.2 草/藻型湖区沉积物污染特征
胥湖和竺山湖沉积物中TN和TP含量的空间分布如图3所示，沉积物中TN和TP含量均具有明显的空间变化特征。与胥湖相比，竺山湖沉积物中TP和TN含量均更高，其中TP含量增加更明显，竺山湖TP平均含量较胥湖增加55.5%。
胥湖沉积物中TN含量在2.59~3.33 g/kg之间，均值为2.85 g/kg。沉积物中TP平均含量为0.535 g/kg，X4采样点TP含量最高，达0.652 g/kg，X3采样点TP含量最低，仅为0.462 g/kg。随着水深增加，胥湖沉积物中TN含量变化规律不明显，TP含量呈波动上升趋势。
竺山湖沉积物中TN含量在2.95~3.63 g/kg之间，均值为3.18 g/kg。沉积物中TP平均含量为0.838 g/kg，其中Z5采样点TP含量最高，达0.916 g/kg，Z1采样点TP含量最低，仅为0.749 g/kg。随着水深增加，竺山湖TN含量先上升后下降，TP含量波动上升。
图3竺山湖及胥湖沉积物TN和TP含量分布特征
Fig.3Characteristics of TN and TP content in sediments of Zhushan Bay and Lake Xuhu
胥湖和竺山湖表层沉积物中磷形态分布如图4所示，两湖区的磷形态赋存特征存在差异，竺山湖沉积物中Fe-P和Al-P在TP中的占比均高于胥湖，其他形态磷在TP中的占比均低于胥湖。
胥湖各种磷形态平均含量如下：弱结合态磷平均含量为0.004 g/kg，占TP的0.68%；Fe-P平均含量为0.116 g/kg，占TP的20.73%；Al-P平均含量为0.083 g/kg，占TP的14.91%；Org-P平均含量为0.066 g/kg，占TP的12.84%；Ca-P平均含量为0.203 g/kg，占TP的36.24%；Res-P平均含量为0.087 g/kg，占TP的15.60%。磷含量整体表现为Ca-P＞Fe-P＞Res-P＞Al-P＞Org-P＞弱结合态磷，其中Ca-P、Fe-P和Res-P是草型湖区磷的主要形态。在胥湖浅水区域沉积物中，Fe-P和Al-P占TP的比值略高于深水区域。随着水深增加，胥湖沉积物中Ca-P在TP中的占比明显下降。
竺山湖弱结合态磷平均含量为0.004 g/kg，占TP的0.48%；Fe-P含量最高，均值为0.322 g/kg，占TP的35.05%；Al-P平均含量为0.148 g/kg，占TP的16.16%；Org-P平均含量为0.123 g/kg，占TP的13.40%；Ca-P平均含量为0.240 g/kg，占TP的26.19%；Res-P平均含量为0.080 g/kg，占TP的8.71%。磷含量整体表现为Fe-P＞Ca-P＞Al-P＞Org-P＞Res-P＞弱结合态磷，其中Fe-P、Ca-P和Al-P是藻型湖区磷的主要形态。随着水深增加，Fe-P、Al-P和Ca-P在TP中的占比逐步上升，其他形态磷的占比变化不大。
图4表层沉积物（0~5 cm）磷形态含量分布特征
Fig.4Distribution characteristics of phosphorus form content in surface sediments （0-5 cm）
2.3 草/藻型湖区沉积物—水界面氮、磷、铁分布规律
胥湖和竺山湖沉积物间隙水中SRP、Fe2+和NH3-N浓度分别如图5和图6所示，从垂向上看，草/藻型湖区沉积物—水界面SRP、Fe2+和NH3-N浓度均趋于均匀。与胥湖相比，竺山湖间隙水中SRP、Fe2+和NH3-N浓度更高，其平均浓度分别为胥湖沉积物间隙水中的2.00、1.16和2.42倍。
图5胥湖沉积物—水界面SRP、NH3-N和Fe2+浓度的垂向分布特征
Fig.5Characteristics of the vertical distribution of SRP, NH3-N and Fe2+ concentrations at the sediment-water interface in Lake Xuhu
胥湖（X1~X5）沉积物—水界面SRP、Fe2+和NH3-N浓度均值分别为0.028、0.38和0.62 mg/L，均表现出自表层向底层总体较为稳定的剖面特征。在不同水深下，浅水区X1和X2点位沉积物间隙水中SRP浓度明显高于深水区沉积物样品，其表层沉积物0 cm处间隙水中SRP浓度达到0.046和0.051 mg/L，是深水区沉积物间隙水相应层位SRP浓度的两倍多。胥湖各区域Fe2+浓度差异不明显，除X3点位外，各点位NH3-N浓度总体较为稳定。X3点位NH3-N浓度在上覆水区域存在异常高值，而沉积物—水界面以下NH3-N浓度趋于稳定。
图6竺山湖沉积物—水界面SRP、NH3-N和Fe2+浓度的垂向分布特征
Fig.6Characteristics of the vertical distribution of SRP, NH3-N and Fe2+ concentrations at the sediment-water interface in Zhushan Bay
竺山湖（Z1~Z5）沉积物—水界面SRP、Fe2+和NH3-N浓度均值分别为0.056、0.44和1.50 mg/L，除Z1点位外，其余点位总体呈现出自表层向底层较为稳定的剖面特征。竺山湖Z1点位SRP和Fe2+的变化趋势接近，呈现出随深度增加而波动增加的特征，其间隙水NH3-N浓度呈现随深度增加先增高，达到峰值后逐渐降低的剖面特征。同时，Z1点位表层间隙水中SRP、Fe2+和NH3-N浓度较高，均值分别为0.117、0.75和3.20 mg/L，远高于其他点位间隙水中SRP、Fe2+和NH3-N浓度。
2.4 沉积物—水界面营养盐扩散通量
草/藻型湖区沉积物氮、磷扩散通量如表2所示，对比看出，草/藻型湖区氮扩散差异较为显著，胥湖区NH3-N扩散通量均值为-0.255 mg/（m2·d），竺山湖NH3-N扩散通量均值为0.457 mg/（m2·d），可见藻型湖区具有更高的氮释放能力，两个湖区沉积物—水界面的SRP扩散通量均较低。
通过间隙水扩散模型计算得到胥湖X1~X5点位由沉积物向上覆水SRP的扩散通量分别为0.002、0.007、-0.027、0.004、0.022 mg/（m2·d），NH3-N的扩散通量分别为0.088、0.492、-0.628、-0.204、-1.021 mg/（m2·d），胥湖SRP和NH3-N的扩散通量均较低。总体来看，胥湖NH3-N的扩散通量在浅水区域较高，SRP的扩散通量随水深增加变化规律不明显。竺山湖Z1~Z5点位由沉积物向上覆水SRP的扩散通量分别为0.429、0.133、0.003、0.009、0.080 mg/（m2·d），NH3-N的扩散通量分别为1.230、0.153、0.267、0.287、0.348 mg/（m2·d）。总体来看，竺山湖NH3-N和SRP的扩散通量均在浅水区域较高。
3 讨论
3.1 不同水深下草/藻型湖区沉积物磷形态变化特征
竺山湖沉积物中营养盐含量显著高于胥湖，且均随水深变化呈不规律波动。这是由于竺山湖为太湖主要入湖河道分布区域，较高的氮、磷入湖负荷和长期的藻类堆积死亡导致竺山湖沉积物内源污染负荷更高[18]。与此同时，相较于胥湖，竺山湖受风浪扰动和藻类活动影响较大，风浪扰动导致的颗粒再悬浮和再沉降以及藻类生长消亡均会导致沉积物中营养盐含量变化。
表2胥湖和竺山湖表层沉积物SRP和NH3-N扩散通量
Tab.2Diffusion flux of SRP and NH3-N from surface sediments in Zhushan Bay and Lake Xuhu
胥湖和竺山湖沉积物中磷形态的赋存特征存在明显差异，胥湖沉积物中Ca-P占TP含量的比值最高，而竺山湖沉积物中Fe-P在TP中占比最高。在草型湖区，水生植物的根系具有吸收沉积物中钙离子的能力，并将这些离子转移到植物的茎和叶部。通过光合作用，植物将活性钙分泌到水体中并与水中的碳酸根和磷酸根离子相结合，形成Ca-P沉淀，最终沉降到底泥表面[19]。因此，胥湖中占比最大的为Ca-P。同时，研究发现随着水深增加，胥湖沉积物中Ca-P在TP中的占比下降明显，主要原因可能有两方面：一是沉积物中Ca-P主要以自生磷灰石、生物磷灰石以及碳酸钙结合的形式存在[20]。其中生物磷灰石也被称为生物碎屑磷，主要是鱼类、贝类、螺类等水生动物死亡后骨骼、贝壳等残体的含磷矿物引入的Ca-P[21]。胥湖浅水区域丰富的水生植物为底栖动物等生存创造了有利条件，其死亡后残体中的含钙矿物导致生物Ca-P含量增加。二是随着水深增加，胥湖深水区域的沉水植物生物量减少，沉水植物通过光合作用“固定”的磷含量随之降低，导致深水区域Ca-P含量明显低于浅水区域。
竺山湖沉积物中Fe-P、Al-P和Ca-P在TP中的占比均随水深增加而升高。Fe-P是指与铁锰氧化物及其氢氧化物相结合的磷，对外界氧化还原电位条件较为敏感。在还原条件下，Fe3+会被还原为Fe2+，导致与之结合的磷酸盐离子释放入水体中，随后这些磷酸盐离子可被藻类吸收利用[18，22]。在不同水深下，竺山湖沉积物—水界面均处于有氧状态。随着水深增加，底层溶解氧浓度上升对Fe-P释放产生的影响需进一步探究。藻型湖区浅水区域水动力更强，沉积物再悬浮可能会导致铁氧化物和磷酸盐被重新分配，深水区域Fe-P更容易在沉积物中积累。在偏中性环境下，Al-P相对稳定，其受氧化还原状态的影响相对较小，尽管如此，它仍具备一定的磷释放潜能[23]。研究指出，在水生植物及藻类生长或衰亡时，它们会分泌有机酸类物质，这些物质会与磷酸盐竞争铝氧化物表面的吸附电位，进而促使部分Al-P活化[24]。藻型湖区水深较小的区域普遍藻类密度较高，沉积物中Al-P更易被活化，故在竺山湖深水区域沉积物中Al-P在TP中的占比较高。Ca-P是一种难释放的磷形态，藻型湖区沉积物中Ca-P在TP中的占比随水深增加而升高，这可能归因于易释放磷的迁移转化导致TP含量变化。
3.2 不同水深下草/藻型湖区沉积物—水界面SRP、NH3-N和Fe2+的垂向异质性
通过HR-Peeper技术发现，胥湖沉积物—水界面SRP浓度在X1和X2点位相对较高，在水深较大区域SRP浓度差异不大。这一方面是因为植物根系分泌有机酸等物质易溶解沉积物中的Fe-P、Al-P等，增加SRP释放；另一方面高温容易促进已衰亡植物残体分解，将磷重新释放到水体中。胥湖沉积物—水界面NH3-N和Fe2+浓度在不同水深下变化较小，归因于胥湖表层沉积物氧化还原环境相对稳定。
竺山湖沉积物—水界面SRP、NH3-N和Fe2+浓度表现出明显的空间异质性。在水深最小时，竺山湖沉积物—水界面SRP、NH3-N和Fe2+浓度最高，而在其他水深梯度下其浓度变化差异不明显。这是由于藻型湖区在Z1点位底层溶解氧浓度最低，低氧环境下易促进铁氧化物溶解并加速Org-P矿化，导致Z1点位SRP和Fe2+浓度最高。也有研究表明，溶解氧是影响沉积物—水界面中氮元素迁移转换的重要因素。在溶解氧较低时，反硝化细菌抑制了硝化细菌的活性，NH3-N的释放量增加[25]。与此同时，结果表明竺山湖SRP和Fe2+在微尺度（mm）空间分布上存在高度一致性，这与已有研究发现相同，即沉积物—水界面SRP浓度主要由铁氧化物（氢氧化物）的分布及其介导的迁移转化过程控制，在氧化条件下，磷酸根能紧密吸附在铁的氢氧化物中或生成难溶的Fe（OOH）PO4沉淀，这些铁的氢氧化物在沉积物表层有效地吸附磷，是磷扩散到上覆水的有效屏障，当沉积物表层处于缺/厌氧状态时，Fe（OOH）PO4复合物还原溶解，释放出来的PO3-4和Fe2+会扩散到沉积物—水界面[22，26]。
3.3 不同水深下沉积物—水界面氮、磷释放差异原因分析
胥湖NH3-N扩散通量在浅水区域较高，SRP扩散通量随水深变化规律不明显。已有研究表明，溶解氧是影响沉积物—水界面氮磷扩散通量的重要因素之一，缺氧还原的环境更有利于氮、磷释放[27]。胥湖沉积物—水界面处溶解氧浓度随水深变化不明显，这是由于水生植物可通过根系向表层沉积物输送氧气[28]。胥湖研究区域内水生植物以沉水植物为主，且沉水植物适宜生长区域水深普遍较低[29]，导致胥湖浅水区域的沉水植物生物量更高。夏季水体温度较高，有利于有机质及早期植物残体的分解[30]。胥湖浅水区域沉水植物分解腐烂作用更强，进一步促进浅水区域沉积物中有机质矿化，有利于NH3-N的释放[31]。
竺山湖SRP浓度和NH3-N扩散通量均在浅水区域较高，这主要归因于竺山湖浅水区域沉积物—水界面溶解氧相对较低，容易促进氮、磷的释放。一方面是太湖作为浅水湖泊，水深对水体溶解氧影响有限；另一方面，竺山湖作为典型的藻型湖区，河流不断的外源输入以及长期的藻类堆积死亡导致湖岸带底泥污染严重，微生物降解有机质消耗大量氧气[32-34]。竺山湖浅水区域有机质分解是导致其SRP和NH3-N扩散通量均较高的主要原因。对于藻型湖区，风速扰动更容易改变沉积物的沉积和再悬浮状态，加速SRP和NH3-N由沉积物向上覆水的迁移[35]。与此同时，在夏季等高温季节，藻型湖区富含有机质等物质，在微生物的作用下分解，导致扩散通量高于草型湖区。
3.4 未来太湖管理策略建议
本研究发现，胥湖浅水区域沉积物—水界面SRP浓度较高，建议根据水生植物的生长习性对胥湖岸带腐烂的水生植物进行及时打捞，提高湖泊生态功能。藻型湖区浅水区域水体以及沉积物—水界面处营养盐浓度均较高，建议通过外源营养盐物质输入控制、底泥环保疏浚、蓝藻打捞等多种方式结合改善湖泊生境。总体来看，藻型湖区沉积物比草型湖区富营养化程度高，且水深变化对藻型湖区沉积物营养盐释放的影响更大。近年太湖草型湖区退化明显，东部草型湖区沉水植物面积一度由270 km2减少至28 km2[36]，恢复草型湖区对于太湖保护与治理具有长远意义。
3.5 研究局限性
本研究初步揭示了不同水深条件下太湖草/藻型湖区沉积物—水界面的氮、磷迁移规律，对于指导太湖保护与治理具有重要意义，但在试验设计方面仍有待进一步提升。采样设计上存在两方面不足，可能导致实验结果存在不确定性。首先，太湖底泥分布空间异质性较大，本研究中野外采样未设置平行样本，可能导致实验结果的偶然性误差难以量化。其次，本研究重点关注蓝藻水华较为严重的高温时段，采样时间未全面覆盖丰水期、平水期和枯水期。在后续工作中将进一步细化完善相关研究，通过设置多个平行样以降低空间异质性的影响，同时构建涵盖丰水期、平水期、枯水期水文动态特征，并耦合季节性环境要素变化的综合研究方案，以系统揭示太湖草/藻型湖区沉积物—水界面氮、磷释放变化规律。
4 结论
1）藻型湖区沉积物中营养盐含量显著高于草型湖区，且随水深变化均呈不规律波动。胥湖和竺山湖中TN含量均值分别为2.85和3.18 g/kg，TP含量均值分别为0.535和0.838 g/kg。
2）胥湖沉积物中以Ca-P为主，占TP的36.24%，Ca-P在TP中的占比随水深增加而明显下降；竺山湖沉积物中磷形态以Fe-P为主，占TP的35.05%，Fe-P、Al-P和Ca-P在TP中的占比随水深增加而逐步上升。
3）胥湖和竺山湖内源释放风险均较小，竺山湖NH3-N扩散通量略高于胥湖；胥湖NH3-N扩散通量和竺山湖SRP、NH3-N扩散通量均在浅水区域较高。
