2018, Vol. 38
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京杭大运河是世界上最古老的运河之一, 也是南水北调东线的输水通道和苏州市2个城市污水处理厂尾水排放的受纳水体, 每日输入大运河的总磷(TP)分别达到21.6 kg和29.7 kg, 大运河底泥成为磷的重要蓄积场所.
大运河是江苏境内主要航运通道, 航运扰动致使底泥悬浮频繁, 导致底泥中不同形态磷数量分布发生改变(李大鹏等, 2009a; 高永霞等, 2007), 这主要源于某种形态内源磷的释放及上覆水中磷向底泥迁移(李大鹏等, 2010b).特别是尾水受纳区域, 由于持续的外源磷(尾水)输入, 底泥中磷含量及形态分布明显不同于其他区域, 如居民区、风景区等.此外, 由于尾水(富营养)的持续排入, 可能有利于底栖生物的存在.尾水排放口区域的底泥中水丝蚓不仅数量众多, 且极为活跃.在同一河段不同典型区域, 因航运产生的物理扰动及水丝蚓引起的生物扰动会对磷释放及内源磷数量分布产生什么影响值得关注.因此, 本研究选取京杭大运河(苏州段)不同外源汇入断面的上覆水及沉积物作为实验对象, 研究物理扰动条件下, 上覆水中不同形态磷的变化规律及沉积物中不同形态磷的变化情况, 旨在阐明船舶航行对京杭大运河(苏州段)不同外源汇入断面沉积物内源磷迁移转化的影响.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 采样点的设置京杭大运河(苏州段)北起相城区望亭镇五七桥, 南至江苏与浙江交界的油车墩, 全长96 km, 水深3~5 m, 航道底宽约70 m.经2015年航道整治工程验收后, 苏州段基本达到3级航道标准, 可通航千吨级别船只, 每日通航船舶数量大幅提高.同时京杭大运河(苏州段)水质遭受不同程度污染, 主要污染物质是耗氧和富营养的有机物, 部分河段TP、TN、COD等严重超标(曾爱斌等, 2005; 戴建强等, 2004).
本研究共设置4个采样点(图 1), 采样点1(S1):新区污水处理厂尾水排放口; 采样点2(S2):福星污水处理厂尾水排放口附近, 采样点3(S3):居民区支流叉口, 采样点4(S4):枫桥景区分叉口.S1和S2为主采样点, S3和S4为对照点, 采集不同外源汇入断面处上覆水和沉积物, 以期探讨船舶航行对京杭大运河(苏州段)不同外源汇入断面(尤其是常年受污水厂尾水汇入的断面)上覆水及沉积物中磷迁移转化的影响.
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| 图 1 京杭大运河苏州段采样点示意图 Fig. 1 Schematic diagram of samples in Suzhou Section of the Beijing-Hangzhou Grand Canal |
2016年9月利用大口径重力采样器(Rigo Co.直径110 mm高500 mm)采集大运河苏州段不同点的表层沉积物15 cm, 于上述4个采样点每个分别采3个柱样, 共采12个沉积物柱样, 并保留采样管上覆水水样, 用橡皮塞密封采样管两端, 再垂直地把采集到的柱样放入采样架中, 同时分别用25 L聚乙烯塑料桶在采样点采集足够多的河水用于实验系统的上覆水, 采样运输过程中尽量保持柱样不发生扰动, 所有泥样及水样均在当天送往实验室, 低温4 ℃下保存.采样点详情及理化性质见表 1(每个值均是多次实验取的平均值).
| 表 1 采样点底泥和上覆水的理化性质 Table 1 Physics-chemical properties of sediments and overlying water from the sampling point |
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本实验用的培养单元培养管构造见图 2, 培养管材料为有机玻璃(长20.5 cm, 内径8.4 cm), 底部用橡胶塞密封.
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| 图 2 实验培养管 Fig. 2 Experiment incubation tube |
用400目金属筛将采集来的上覆水过滤, 去除其中的浮游生物, 过滤后的上覆水用作底泥柱样培养.将现场采集的12根沉积物在实验室内以顶空方式放至室内培养管中, 并用医用输液装置向培养管中缓慢加入过滤后的上覆水.本研究共分为4组(S1~S4), 同时每组设置3个平行样.将每个点采集回来的上覆水过滤后取足量放入棕色瓶中4 ℃保存, 作为该采样点的实验用上覆水的补充.
实验在避光条件下进行, 每天早上8点采用恒速搅拌机(IKA RW20 digital)对柱样进行扰动, 转速为150 r·min-1, 在沉积物-水分界面上方1 cm处扰动10 min, 使得表层0.5 cm沉积物完全悬浮.
实验从第1 d开始, 每2 d采集上覆水水样测定总磷(TP)、溶解性总磷(DTP)、溶解性无机磷(DIP).每次采样在当天物理扰动之前, 采样位置在水面以下0.5 cm处, 采样量为30 mL.采样后, 立即等量补充预存在棕色试剂瓶中过滤后的河水.并用蒸馏水弥补蒸发量.
实验在第15 d结束, 之后将培养柱底部橡胶塞上顶, 将表层6 cm沉积物柱样分为3层, 每2 cm沉积物1层, 分别测定沉积物4种形态磷.
2.4 样品分析方法上覆水:总磷(TP)是将水样用过硫酸钾消解后用钼锑抗分光光度法测定; 溶解性总磷(DTP)是将水样先过0.45 μm滤膜然用过硫酸钾消解后测定; 溶解性无机磷(DIP)含量是将水样过0.45 μm滤膜后直接测定.颗粒态磷(PP)是TP与DTP的差值.
沉积物形态磷的数量分布参照文献的方法(Hieltjes et al., 1980).该法将形态磷分为4种:弱吸附态磷(NH4Cl-P):指吸附在无机物颗粒表面的弱结合态磷, 易于释放.铁铝结合态磷(Fe/Al-P):指以不同形式与铁/铝氧化物结合的磷, 在氧化还原电位较低的条件下, 会发生释放.钙结合态磷(Ca-P):主要包括自生钙磷(ACa-P)和碎屑态磷(Det-P), 同时也包括钙离子与磷酸根形成的钙磷酸盐, Ca-P被认为是难释放态磷, 对水体富营养化程度贡献较小.残渣磷(Res-P):主要来源于腐败植物残渣, 稳定性较强, 不易分解.沉积物总磷(Tot-P)以上述4种形态磷之和表示.
本研究中每个样品均有3个平行样, 涉及的上覆水中不同形态磷及沉积物中Fe/Al-P和Ca-P数值均采用单因子方差分析(ANOVA)进行检验.p < 0.05说明分析结果间存在显著性差异.所有统计分析利用SPSS 20.0软件进行.
3 结果(Results) 3.1 试验过程观察通常在水质较差、富营养化严重的湖泊、河流, 水丝蚓为大型无脊椎底栖动物的优势种属, 趋于绝对优势.Finogenov曾报道在俄罗斯圣彼得堡的涅瓦河, 水体富营养化严重, 部分区域的水丝蚓的密度达46600 ind.·m-2(Finogenova, 1996).甚至在加拿大多伦多港口的局部地区, 因大量污水排入, 水丝蚓密度超过60000 ind.·m-2.
实验过程中, 在S1、S2采样点存在着大量水丝蚓, 且S1密度明显大于S2点, 而其他采样点并未发现水丝蚓的存在.因为采样点S1直接位于尾水排放口处, 定期有尾水排放进入大运河, 导致该点位有机物和营养盐比较丰富, 为水丝蚓创造了合适的生存环境.观察中发现水丝蚓头朝下生活, 不断摆动尾巴往深处摄食, 通过肛门将深层沉积物排泄到沉积物表层, 沉积物在表层与上覆水接触, 逐渐被氧化, 形成棕黄色氧化层, 与张雷等在以往的研究中发现一致(张雷等, 2010a).
观察结果表明, 在S1和S2这2个污水厂尾水排放口附近采集的沉积物中存在着大量的水丝蚓, 使得在实际水体中当船舶间歇性通过时在这2处同时存在间歇性物理扰动和生物扰动.
3.2 底泥扰动对上覆水中不同形态磷含量的影响不同扰动均会导致上覆水中不同形态磷(TP, PP, DTP, DIP)的数量分布发生改变(图 3).
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| 图 3 扰动状态下上覆水中各形态磷的含量 Fig. 3 Concentrations of different phosphorus forms in the overlying water with disturbance |
从图 3可以看出, 虽然S1、S2、S3、S4各采样点每年的外源输入负荷不同, 在有扰动存在下, 表层沉积物再悬浮后又沉降这一物理化学过程对水体中不同形态磷迁移转化的响应基本一致.其中, DIP与DTP的变化规律相似, PP与TP变化规律一致.但在整个试验过程中, 对于有持续外源输入的采样点(如S1和S2), 上覆水中不同形态磷含量一直处于高于其他2个采样点(S3和S4)的水平, 其中, 水丝蚓的生物扰动可能也存在一定的促进作用.相比而言, S1采样点处上覆水中TP含量始终处于较高水平, 明显高于S2(p < 0.01)、S3(p < 0.01)和S4(p < 0.01).同样, S1采样点处上覆水中PP含量始终处于较高水平, 明显高于S2(p < 0.05)、S3(p < 0.01)和S4(p < 0.01).因为1号采样点位于新区污水厂尾水排放口处, 常年有外源汇入, 导致该点位沉积物中内源负荷最大, 存在爆发性释放风险.S2采样点在厂区的尾水闸口附近采样, 所以内源负荷相对较少.
从图 3a可以看出, TP先逐渐增大, 在第5 d达到最大值, S1、S2、S3和S4最大值分别为0.721、0.447、0.315和0.212 mg·L-1, 随即减小, 到13 d时缓慢达到平衡状态(0.309、0.206、0.125和0.096 mg·L-1).
由图 3b可知, PP的变化规律与TP相类似.从第1 d开始, S1、S2、S3和S4上覆水中PP均增加, 但从第5 d开始, 各组试验的PP大幅度降低, 并稳定在0.177、0.127、0.121和0.092 mg·L-1.TP和PP的变化规律表明:在S1和S2处存在着大量水丝蚓, 叠加物理扰动后就形成了实际水体中普遍存在的组合扰动.
从图 3c和图 3d可以看出, DTP和DIP变化规律相似. S1采样点处上覆水中DTP含量始终处于较高水平, 明显高于S2(p < 0.01)、S3(p < 0.01)和S4(p < 0.01).同样, S1采样点处上覆水中DIP含量也相对较高, 明显高于S3(p < 0.01)和S4(p < 0.01).在第一次扰动后, DTP和DIP先增大, 随后的反复扰动实验中, 两者都逐渐减小, 但实验过程中DIP出现几次波动.第7 d时, 在S1和S3中DTP出现缓慢增加的趋势, 随后降低, 在第13 d达到平衡浓度(0.129 mg·L-1和0.046 mg·L-1).S2和S4处, DTP在第3 d以后一直减小直至第11 d达到平衡浓度(0.118 mg·L-1和0.042 mg·L-1).
3.3 底泥扰动状态下上覆水中磷形态的分布扰动导致上覆水中不同形态磷含量发生变化, 同时也促使上覆水中不同形态磷的分布发生明显变化(图 4).
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| 图 4 上覆水中不同形态磷的变化规律 Fig. 4 Variation of different phosphorus forms in the overlying water |
从图 4可以看出, 扰动均导致上覆水中DIP/DTP, DTP/TP, DIP/TP比值降低.暗示了扰动促进上覆水中可被生物利用磷含量有降低的趋势.这主要源于悬浮颗粒物质对溶解态磷的吸附作用.
由图 4a可以看出, S1、S2和S3在第1次扰动后DIP/DTP值有所上升, 可能是由于第1次扰动使得沉积物中不稳定的弱吸附态磷释放到了上覆水体中.随后间歇扰动实验中, 呈现降低趋势, 第11 d达到最小值, 相比于初始状态, 各采样点DIP/DTP值分别降低了71.2%(S1)、43.3%(S2)、62.5%(S3)和55.6%(S4).
图 4b显示, 间歇扰动状态下, 各采样点DTP/TP显著降低.在扰动期间, DTP/TP的均值分别为44.1%(S1)、48.2%(S2)、49.9%(S3)和47.6%(S4).相比于初始状态分别降低了29.6%、28.8%、39.8%和43.3%.
图 4c显示各采样点DIP/TP的值也呈减少的趋势, 相对初始状态, S1降低了71.2%, 降幅最大, 各采样点DIP/DTP在第9 d以后处于稳定状态, 均在12%左右, 波动幅度很小.由此可以看出, 扰动会显著改变上覆水中磷形态的分配规律.
3.4 沉积物中磷赋存形态数量分布的变化规律沉积物中磷的赋存形态数量与上覆水紧密相关, 各采样点表层0~2 cm和2~4 cm的沉积物磷形态数量的变化规律见图 5.
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| 图 5 0~2 cm沉积物磷赋存形态数量分布(a)及不同形态磷占总磷的百分比(b)和2~4 cm沉积物磷赋存形态数量分布(c)及不同形态磷占总磷的百分比(d) Fig. 5 Distributions of P(a) and percentage of P forms to Tot-P(b) in the 0~2 cm sediment, distributions of P(c) and percentage of P forms to Tot-P(d) in the 2~4 cm sediment |
由图 5a和图 5c可知, 不同采样点沉积物中Tot-P含量有显著差异, S1处Tot-P含量最高, 并依次大于S2、S3和S4.间歇性扰动实验中, 各采样点不同形态磷数量分布规律明显不同.通过扰动前后的数据对比, 可以看出0~2 cm和2~4 cm, 各采样点中总磷(Tot-P)含量相比于扰动开始前均呈增加趋势.对于不同形态磷(NH4Cl-P、Fe/Al-P、Ca-P和Res-P)而言, 其变化规律有所不同.表层0~2 cm, S1、S2、S3和S4采样点的沉积物中的NH4Cl-P含量略微逐渐减少, 但并不明显.这从其占总磷的百分比也可以看出来(图 5a).相比NH4Cl-P, 表层0~2 cm, S1、S2、S3和S4采样点的沉积物中Fe/Al-P在扰动后均呈明显增加趋势, 分别增加了194.2 mg·kg-1(S1)、171.5 mg·kg-1(S2)、99.5 mg·kg-1(S3)、118.0 mg·kg-1(S4), 并且S1 Fe/Al-P的净增加量明显高于其它点(p < 0.05).同样Ca-P也呈同样规律, 在扰动后均呈明显增加趋势, 分别增加了81.1 mg·kg-1(S1)、70.5 mg·kg-1(S2)、35.2 mg·kg-1(S3)、45.1 mg·kg-1(S4), 并且S1 Fe/Al-P的净增加量明显高于其它点(p < 0.05).Res-P由于难以释放, 所以在整个实验过程中, 基本保持在稳定状态.在2~4 cm各采样点沉积物呈现相同规律.
4 讨论(Discussion) 4.1 磷迁移对底泥扰动的响应不同扰动对内源磷释放的影响作用明显不同.水丝蚓扰动能促进磷从沉积物向上覆水释放(张雷等, 2010a; 吴方同等, 2011).同时叠加物理扰动能进一步促进内源磷释放.其可能与两者间的协同作用有关.前者通过生物活动而导致表层沉积物的含水率和孔隙度增加, 致使在同等强度的物理扰动作用下, 增加上覆水中颗粒物质含量, 而增加的颗粒物质有利于对溶解态磷的捕捉和吸附, 强化了溶解态磷向非溶解态磷的转化(图 4a和图 4b), 进而增加颗粒态磷含量.而后者则以反复扰动模式强化了絮凝作用, 增加了细小颗粒之间的碰撞机会, 结合成中大颗粒, 在随后的沉降过程中进入底泥.孙小静等(2007)发现, 间歇性扰动形成了对水中的悬浮物粒度和比重的筛选, 经过长时间反复扰动, 悬浮物的沉淀效果得到加强, 致使上覆水中PP含量降低(高永霞等, 2007).
从以上的分析可以看出, 生物与物理扰动协同作用将有利于降低上覆水中溶解态磷含量, 降低水体富营养化的直接风险.然而, 本研究(图 3)却表明, 当有水丝蚓存在时(S1和S2), 上覆水中溶解态磷含量明显高于单纯的物理扰动(S3和S4).其原因主要归于水丝蚓的排泄及摄食活动对沉积物中有机物的矿化作用.显而易见, 在采样过程中发现, 京杭大运河(苏州段)4个采样点仅在污水排放口(S1和S2)处存在大量的水丝蚓, 而污染负荷相对较小的S3和S4却不曾发现.这表明水丝蚓等底栖生物易于存在于营养物质较为丰富、内源负荷较大的区域.水丝蚓通过向深层沉积物挖掘洞穴, 摄食沉积物, 并通过自己的尾巴排放到表层沉积物中, 增加了泥水界面面积, 并通过生物平流混合行为而加快孔隙水与上覆水的交换(Kaster et al., 1984; Andersson et al., 1988).水丝蚓不断摆动尾巴, 增加身体与上覆水的接触进行呼吸, 并不断氧化身体周围的沉积物颗粒(Andersson et al., 1988), 从而增加了溶解氧的渗透深度, 创造了溶磷菌适宜生长的环境, 改变了沉积物中不同深度微生物的活性, 而微生物活性改变也是孔隙水溶解态磷含量变化的关键因素(Hansen et al., 1997).此外, 水丝蚓摄入有机质, 并通过新陈代谢作用将有机磷转化成将无机磷的形式排放, 是导致上覆水中溶解态磷含量升高的另一种解释.
相比较而言, 生物扰动通过改变含水率和孔隙度而对物理扰动产生的协同作用, 进而降低上覆水中溶解态磷含量, 但这种降低作用可能要明显小于底栖生物的生物活动, 如摄食、排泄及矿化作用对磷释放的影响(王元元等, 2015).因此, 不难理解, 为什么S1和S2上覆水中溶解态磷含量偏高, 而这简单归结于沉积物中总磷含量较高明显不妥.与S3和S4相比较, 生物扰动是核心因素.
因而, 当水体中无生物扰动时, 发现, 物理扰动显著降低了上覆水中溶解态磷含量(图 3).这主要归因于扰动导致上覆水中的无机颗粒物质含量显著增加, 如铁、锰等氧化物胶体以及带羟基基团的粘土矿物等, 有利于底泥对磷的专属性吸附(李大鹏等, 2009a; 李大鹏等, 2010b), 同时扰动增加了细小颗粒物质与溶解性磷的接触几率, 强化细小颗粒物的聚集与絮凝, 从而使吸附了大量溶解态磷的悬浮物向大颗粒转化, 发生沉降.郭俊锐等(2016)也发现物理扰动将会促使小颗粒向大颗粒的转化.
4.2 磷形态转化对底泥扰动的响应底泥扰动会导致内源磷发生相互转化, 更多是将其归为底泥扰动导致了内部微环境的变化, 如溶解氧、氧化还原电位、pH值、间隙水迁移等因素.而甚少有研究者对微生物的作用加以考虑.的确, 本研究中并未测定微生物的变化规律, 但因为底栖生物的存在会导致其洞穴、廊道等周边区域微生物大量繁殖(孙芳等, 2011).史晓丹等(2015)也发现, 扰动致使表层沉积物再悬浮, 增加了表层沉积物与上覆水的接触面积, 促使溶解氧向沉积物中更深层次渗透, 使得微生物活性增强.在微生物作用下部分磷转化成其他形态磷, 如Fe/Al-P.而Fe/Al-P含量(图 5a)及其占Tot-P百分比(图 5b)明显增加.与S3和S4相比, S1和S2中Fe/Al-P的净增加量更大, 分别达到164.3、211.5 mg·kg-1.主要是因为S3和S4处仅仅为单纯的物理扰动, 而在S1和S2处有大量的水丝蚓.这种物理和底栖生物共存的组合扰动模式, 对内源磷形态产生了协同作用(史晓丹等, 2015).因为Fe/Al-P属于易释放态磷, 所以也说明, 物理和底栖生物扰动不仅直接增加了上覆水中富营养化的直接风险(溶解态磷含量增加, 图 3), 也导致沉积物中易释放态磷含量增加, 进而增加水体富营养化的间接风险.
Fe/Al-P的来源, 一者源于上面提到的微生物作用下不同形态磷间的相互转化; 二者则是扰动导致溶解氧增加, 致使表层沉积物被氧化.从而可以将表层沉积物中Fe2+氧化成水合铁氧化物, 而水合铁氧化物对孔隙水中的溶解性磷酸盐具有较强的吸附性(Lewandowski et al., 2005; Matisoff et al., 1985), 导致沉积物Fe/Al-P含量增加.同样, 在垂向上, 由于水丝蚓的存在, 导致溶解氧渗透深度增加, 间隙水中的Fe2+和洞穴附近沉积物中的Fe2+被氧化成Fe3+及其他铁氧化物(Nguyen et al., 1999), 这些氧化物对磷酸根离子具有较强的吸附能力(Boström et al., 1988).这则是沉积物中Fe/Al-P增加的另一种解释.当物理扰动与生物扰动共存时, 物理扰动会胁迫底栖生物, 而使得其更加活跃, 如本研究中的水丝蚓.
由图 5c可知在2~4 cm, Fe/Al-P变化明显, 而NH4Cl-P、Res-P未见明显变化, 在其他研究中也出现相似情况(史晓丹等, 2015; Lewandowski et al., 2005; 张雷等, 2011b), 与图 5a对比, 各采样点Fe/Al-P的净增加量也明显更低.理论上, Fe/Al-P在深层沉积物并不容易存在, 因为厌氧环境.本研究中则主要归功于组合扰动的叠加效应.物理扰动破坏了沉积物表层结构, 致使水丝蚓向更深处挖掘、摄食, 表层0~2 cm的水丝蚓大量向深处迁徙, 促进溶解氧向更深处渗透.实验中发现, 相比于扰动前, 该层(2~4 cm)沉积物中水丝蚓数量明显增加, 甚至在4~6 cm处也发现了少数水丝蚓的存在.这就为该层沉积物提供了丰富的电子受体, 使得2~4 cm处的氧化还原电位增加, 促使Fe2+向Fe3+转化, 并通过吸附间隙水中的DIP形成Fe/Al-P, 从而增加2~4 cm沉积物中Fe/Al-P含量(House et al., 2000).与Fe/Al-P相比, Ca-P净增加量更小, 但其在扰动条件下也呈增加趋势.
值得指出的是, 本研究中并未对沉积物微环境进行监测, 所以致使溶解氧渗透深度、氧化还原电位等数据缺失, 使得在进一步解释内源磷转化机制方面有所欠缺.但本研究已经明确表明, 对于有底栖生物存在时, 物理扰动可能加快了内源磷释放.
5 结论(Conclusions)1) 与居民区和风景区附近采样点相比, 污水处理厂尾水排放口附近的沉积物内源负荷更大, 风浪、船舶、底栖生物等扰动下, 内源磷更容易释放到上覆水中.
2) 船舶航行时, 在水质较差常年受污水厂尾水排放影响的断面, 实际形成物理与水丝蚓的组合扰动模式, 显著改变了该断面上覆水中不同形态磷的数量分布.
3) 扰动状态下, 采样点沉积物Fe/Al-P和Ca-P均有所增加, 而NH4Cl-P有所释放, Res-P未见明显变化, 且改变随着深度的增加而减少.并且, 污水排放口处采样点, 船舶航行对京杭大运河(苏州段)沉积物内源磷形态转化的促进作用更为明显.
Andersson G, Granéli W, Stenson J. 1988. The influence of animals on phosphorus cycling in lake ecosystems[J]. Hydrobiologia, 170(1): 267–284.
DOI:10.1007/BF00024909
|
Boström B, Andersen J M, Fleischer S, et al. 1988. Exchange of phosphorus across the sediment-water interface[J]. Hydrobiologia, 170(1): 229–244.
DOI:10.1007/BF00024907
|
戴建强, 郑敏. 2004. 京杭大运河邳州段主要污染物污染现状及防治措施[J]. 水资源保护, 2004, 20(4): 52–53.
|
Finogenova N P. 1996. Oligochaete communities at the mouth of the Neva and their relationship to anthropogenic impact[J]. Hydrobiologia, 334(1/3): 185–191.
|
高永霞, 孙小静, 张战平, 等. 2007. 风浪扰动引起湖泊磷形态变化的模拟试验研究[J]. 水科学进展, 2007, 18(5): 668–673.
|
郭俊锐, 李大鹏, 刘焱见. 2016. 扰动对悬浮颗粒物粒径及上覆水中磷形态分布的影响[J]. 环境科学, 2016, 37(4): 1422–1426.
|
Hansen K, Mouridsen S, Kristensen E. 1997. The impact of Chironomus plumosus larvae on organic matter decay and nutrient (N, P) exchange in a shallow eutrophic lake sediment following a phytoplankton sedimentation[J]. Hydrobiologia, 364(1): 65–74.
DOI:10.1023/A:1003155723143
|
House W A, Denisort F H. 2000. Factors influencing the moflsurement of equilibrium phosphate concentration in fiver sediments[J]. Warter Research, 34(4): 1187–1200.
DOI:10.1016/S0043-1354(99)00249-3
|
靳辉, 罗旭光, 谷娇, 等. 2016. 河蚬(Corbicula fluminea)对霍甫水丝蚓(Limnodrilus hoffmeisteri)生物扰动的抑制效应[J]. 湖泊科学, 2016, 28(6): 1348–1353.
DOI:10.18307/2016.0620 |
Kaster J L, Klump J V, Meyer J, et al. 1984. Comparison of defecation rates of Limnodrilus hoffmeisteri Claparède (Tubificidae) using two different methods[J]. Hydrobiologia, 111(3): 181–184.
DOI:10.1007/BF00007197
|
Lewandowski J, Hupfer M. 2005. Effect of Macrozoobenthos on two-dimensional small-scale heterogeneity of pore water phosphorus concentrations in lake sediments:A laboratory study[J]. Limnology & Oceanography, 50(4): 1106–1118.
|
李大鹏, 黄勇, 李伟光. 2009a. 底泥扰动对上覆水中磷形态分布的影响[J]. 环境科学学报, 2009a, 29(2): 279–284.
|
李大鹏, 黄勇. 2010b. 底泥扰动状态下内源磷释放过程模拟研究[J]. 环境工程学报, 2010b, 4(5): 993–997.
|
Nguyen L M. 1999. Phosphate incorporation and transformation in surface sediments of a sewage-impacted wetland as influenced by sediment sites, sediment pH and added phosphate concentration[J]. Ecological Engineering, 14(1/2): 139–155.
|
Matisoff G, Fisher J B, Matis S. 1985. Effects of benthic macroinvertebrates on the exchange of solutes between sediments and freshwater[J]. Hydrobiologia, 122(1): 19–33.
DOI:10.1007/BF00018956
|
Hieltjes A H M, Lijklema L. 1980. Fractionation of inorganic Phosphates in Calcareous Sediments1[J]. Journal of Environmental Quality, 9(3): 405–407.
|
孙小静, 秦伯强, 朱广伟, 等. 2007. 持续水动力作用下湖泊底泥胶体态氮、磷的释放[J]. 环境科学, 2007, 28(6): 1223–1229.
|
孙芳, 郑忠明, 陆开宏, 等. 2011. 底泥微生物活性对蓝藻水华水柱及沉积物间隙水氮磷分布的影响[J]. 生态科学, 2011, 30(3): 217–222.
|
史晓丹, 李大鹏, 王忍, 等. 2015. 物理和摇蚊幼虫组合扰动对内源磷再生和形态转化的协同作用[J]. 环境科学, 2015, 36(3): 955–962.
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王元元, 宋进喜, 蒋卫威, 等. 2015. 摇蚊幼虫与霍甫水丝蚓扰动对河流沉积物中氮、磷、氧释放的影响[J]. 环境科学学报, 2015, 35(8): 2504–2511.
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吴方同, 闫艳红, 孙士权, 等. 2011. 水丝蚓生物扰动对沉积物磷释放的影响[J]. 环境工程学报, 2011, 5(5): 1071–1076.
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张雷, 古小治, 王兆德, 等. 2010a. 丝蚓(Tub ific id w o rm s)扰动对磷在湖泊沉积物-水界面迁移的影响[J]. 湖泊科学, 2010a, 5(22): 666–674.
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张雷, 古小治, 邵世光, 等. 2011b. 蚬(Corbicula fluminea)扰动对湖泊沉积物性质及磷迁移的影响[J]. 环境科学, 2011b, 32(1): 88–95.
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曾爱斌, 王春华, 阮俊安. 2005. 京杭大运河杭州段水质历史分析与污染治理对策[J]. 沈阳农业大学学报, 2005, 36(5): 631–633.
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