陳如海,詹良通*,陳云敏,胡洪志 (.浙江大學(xué)軟弱土與環(huán)境土工教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,浙江 杭州 30058；. 杭州市林水局,浙江 杭州 3004)

據(jù)報(bào)道[1-2],全球范圍內(nèi) 30%～40%的湖泊和水庫受富營(yíng)養(yǎng)化的影響,20世紀(jì) 90年代后期的調(diào)查結(jié)果表明,我國(guó)富營(yíng)養(yǎng)化的湖泊數(shù)已經(jīng)占調(diào)查湖泊總數(shù)的 77%以上,對(duì)飲用水源、漁業(yè)或者娛樂用水影響很大.對(duì)已經(jīng)富營(yíng)養(yǎng)化的湖泊,只依靠減少外來營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的輸入,短期內(nèi)對(duì)改善湖泊水質(zhì)的作用效果非常緩慢,其原因在于底泥中的氮磷向上覆水體逐漸釋放,使水體質(zhì)量難以在短時(shí)間得到改善[3-4].有文獻(xiàn)報(bào)道,云南滇池中 80%的氮和 90%的磷分布在底泥中[5],因此,控制和修復(fù)水體富營(yíng)養(yǎng)化,不但要減少外來營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的過量輸入,而且要加大對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化程度很高的底泥的治理.國(guó)內(nèi)外許多學(xué)者對(duì)底泥富營(yíng)養(yǎng)化問題做了相關(guān)的研究[6-9],結(jié)果發(fā)現(xiàn)底泥富營(yíng)養(yǎng)化嚴(yán)重,對(duì)水體存在潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn).底泥在持續(xù)的外界擾動(dòng)條件下,氮、磷的釋放顯著增加,并且由于很容易吸附在水中膠體上不易沉淀而影響水質(zhì)的改善[10].隨著人們對(duì)水體及底泥富營(yíng)養(yǎng)化規(guī)律認(rèn)識(shí)的不斷深入,修復(fù)受污染的水體,保持良好的水環(huán)境質(zhì)量是人們的最終目標(biāo),而底泥富營(yíng)養(yǎng)化程度測(cè)試與評(píng)價(jià)在其中發(fā)揮著重要的作用.

西溪濕地是一個(gè)屬河流兼沼澤型的國(guó)家級(jí)濕地,調(diào)查取樣區(qū)域面積約 3.15km2,區(qū)內(nèi)河網(wǎng)密布,池塘眾多,水面率高達(dá)50%.近年來,該濕地水體透明度下降,部分河道水華叢生,水體富營(yíng)養(yǎng)化程度較重.據(jù)調(diào)查,該濕地水體及底泥中氮、磷和有機(jī)污染物主要來自 3個(gè)方面:一是濕地上游鄉(xiāng)鎮(zhèn)部分未經(jīng)截流處理的生活和工業(yè)污水均通過河道進(jìn)入該濕地;二是濕地地處城郊,隨著城市化的推進(jìn),該濕地實(shí)現(xiàn)了戶戶通自來水,失去了保護(hù)水質(zhì)的動(dòng)力;三是養(yǎng)豬業(yè)占了當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)養(yǎng)殖近 70%,生產(chǎn)生活污染對(duì)濕地水體的影響比較嚴(yán)重[11].

本研究利用特制的取土器鉆取連續(xù)完整的濕地底泥,測(cè)試了總氮(TN)、總磷(TP)、有機(jī)質(zhì)(OM)在底泥中的含量,同時(shí)對(duì)表層底泥孔隙水及上覆水中TN、TP、COD等污染項(xiàng)目進(jìn)行了測(cè)試,分析了各測(cè)試項(xiàng)目在底泥豎向上的分布規(guī)律和特征,為濕地底泥疏浚深度的選取提供了一定的依據(jù);同時(shí),各測(cè)試項(xiàng)目在底泥孔隙水及底泥上覆水體中含量的測(cè)試和分析,為進(jìn)一步研究污染物在底泥中累積-擴(kuò)散規(guī)律提供參考.

1 材料與方法

1.1 取樣

本次取樣從2007年1月開始,歷時(shí)2d,共布置5個(gè)樣點(diǎn),均分布在該濕地各主要河道中(圖1).為保證取底泥成功,每個(gè)點(diǎn)位設(shè)置 2個(gè)取樣孔(zk1、zk2),以供平行測(cè)試.取樣時(shí)盡量避開受行船擾動(dòng)較大的河道中心位置,并且保證取樣點(diǎn)位未曾被疏浚過;為了避免地表沖積物對(duì)底泥的影響,取樣點(diǎn)一般需距離河岸 3～5m,以確保所取底泥樣品具有較好的代表性和典型性.

圖1 取樣點(diǎn)分布示意Fig.1 Locations of sediment sampling

取樣時(shí),在2條水泥船上架設(shè)特制的水下取土器,將3m長(zhǎng)PVC取樣管置入取樣器中,用夯錘將取樣器打入底泥 1～2m深度,然后一次性提取 1～2m連續(xù)完整底泥樣.該方法可保證所取底泥樣被最小限度擾動(dòng),且避免其被污染或被水體稀釋.取樣器提出后,將PVC管連同所取底泥鋸成小段,密封、保存在試樣箱中.在每個(gè)底泥取樣點(diǎn)位置用取樣瓶在水面以下50cm取2個(gè)樣作為底泥上覆水水樣.

本次調(diào)查共取小段底泥樣 65個(gè),水樣 10個(gè).各點(diǎn)位取樣深度為 1.0～1.8m,視底泥硬度差異而定.

1.2 測(cè)試項(xiàng)目

本次測(cè)試項(xiàng)目包括底泥中TN、TP、OM和底泥孔隙水、上覆水中TN、TP、COD、NH4+-N、pH值等.此外,還對(duì)樣品中重金屬含量進(jìn)行測(cè)試,但暫不對(duì)其進(jìn)行討論.

1.3 樣品處理與分析方法

1.3.1 水樣處理 底泥樣品運(yùn)抵實(shí)驗(yàn)室后先進(jìn)行表層底泥(0～20cm深度,下同)孔隙水的提取,下部不能立即處理的底泥樣,置于-18℃保存.采用文獻(xiàn)[12]的方法將表層底泥高速離心(5000r/min, 20min)后得少量上層清液,合并各離心管上層清液并經(jīng)0.45μm濾膜過濾得到待分析孔隙水水樣.從底泥上覆水體取得的水樣經(jīng)沃特曼 1號(hào)濾紙過濾后,測(cè)定水樣pH值,0～4℃低溫保存待分析. 1.3.2 底泥處理 從每段(長(zhǎng) 20cm)底泥樣中切取約 400g濕泥,置于風(fēng)干盤中自然晾干(含水量約為3%),剔除沙石等粗顆粒異物后,拌勻、細(xì)磨過60目篩,再多次拌勻后用四分法取其中一份置于廣口玻璃瓶中備用.細(xì)磨過篩后的底泥先經(jīng)過WX-4000型微波爐進(jìn)行分步消解后,再移至電熱板上趕酸、定容,供進(jìn)一步測(cè)試.

1.3.3 測(cè)試方法 底泥及水樣各項(xiàng)目的測(cè)試均嚴(yán)格按照國(guó)家相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)或《土壤環(huán)境監(jiān)測(cè)規(guī)范》推薦的等效方法進(jìn)行,每個(gè)項(xiàng)目測(cè)試時(shí)都同時(shí)做2個(gè)平行空白測(cè)試,具體方法及參考標(biāo)準(zhǔn)如表1所示.

表1 各項(xiàng)目測(cè)試方法及參考標(biāo)準(zhǔn)Table 1 Testing methods and referred standards

2 結(jié)果與討論

2.1 底泥中TN、TP的分布

濕地各個(gè)取樣點(diǎn)底泥中TN、TP(均指干土中的含量,下同)及其豎直方向上的變化如圖2所示.從整個(gè)濕地范圍上看,在表層底泥中TN、TP的含量明顯高于濕地陸域土壤中的平均含量(TN陸域=0.14%、TP陸域=0.09%)[11].需要說明的是,圖2中所標(biāo)陸域TN、TP平均含量是指濕地陸地多處采樣點(diǎn) TN、TP含量的平均值.西溪濕地表層底泥中TN、TP含量高于其在陸域平均含量,一方面說明排入濕地水體中的外源性N、P等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)在底泥表層有相當(dāng)程度的富集,另一方面也表明可以用陸域TN、TP平均含量大致判斷底泥受外源性排入水體中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)影響的范圍和深度.從相關(guān)性來看,各取樣點(diǎn)TN、TP相關(guān)系數(shù)為0.69～0.97,呈顯著正相關(guān),這表明伴隨著底泥富營(yíng)養(yǎng)化程度的變化,N、P在底泥累積過程中有較高的同步性.

圖2 底泥TN、TP含量豎直方向分布Fig.2 Changes of TN、TP contents with the depth of sediments

豎直方向上,底泥TN、TP含量總體呈下降趨勢(shì),在40～60cm深度附近開始達(dá)到或趨近其陸域平均值,2、3、4取樣點(diǎn)在60cm深度附近TN、TP變化幅度很小并趨于穩(wěn)定;而1和5號(hào)取樣點(diǎn)TN、TP隨深度增加急劇減小.范成新等[6]對(duì)太湖30cm深度范圍內(nèi)底泥N、P進(jìn)行測(cè)試時(shí)發(fā)現(xiàn),表層 10cm深度以上含量較高,與本次測(cè)試結(jié)果比較吻合;桑穩(wěn)姣等[22]對(duì)武漢墨水湖4個(gè)地點(diǎn)80cm深度底泥污染測(cè)試時(shí)發(fā)現(xiàn),TN、TP在底泥10～40cm深度處達(dá)到最大,40cm以下TN、TP含量逐漸變小并趨于穩(wěn)定,與本次測(cè)試中底泥TN、TP垂向分布特征較為相似.

2.2 底泥中OM的分布

由圖3可見,OM的最大值基本都在表層底泥中出現(xiàn),隨著深度的增加,OM逐漸減小,除2號(hào)樣點(diǎn)外,其余各點(diǎn)OM在40cm深度內(nèi)均接近或低于濕地陸域有機(jī)質(zhì)平均含量(OM陸域=2.55%)[11].各取樣點(diǎn)中,表層底泥OM含量最大值約為陸域OM平均含量的2倍(1號(hào)樣點(diǎn));表層底泥OM含量約為最下部底泥OM含量的3～4倍.這說明底泥表層可能存在較重的有機(jī)物污染.Sahu等[23]對(duì)印度Thane Creek地區(qū)底泥有機(jī)污染測(cè)試時(shí)發(fā)現(xiàn),在底泥中40cm深度以上有機(jī)污染物多氯聯(lián)苯含量較高,40cm深度以下含量急劇減少,這些痕量有機(jī)污染物變化的結(jié)果與本研究OM在豎直方向上的分布也有一定的相似性.

圖3 底泥中OM含量豎直方向分布Fig.3 Change of OM content with the depth of sediments

在豎直方向上, OM與TN、TP在各個(gè)取樣點(diǎn)的相關(guān)性非常顯著(表2),這表明濕地底泥中的N、P主要來自有機(jī)污染物的遷移和累積,濕地水體及底泥富營(yíng)養(yǎng)化與有機(jī)污染物不斷排入密切相關(guān).孫寧波等[24]對(duì)黃河三角洲水庫底泥中N、P特征進(jìn)行研究時(shí)也發(fā)現(xiàn),底泥中OM含量與底泥中TN含量呈極顯著相關(guān)關(guān)系,且N、P在底泥中的積累具有高度同步性;由于底泥中TN與OM之間存在著良好的線性關(guān)系,可以通過OM預(yù)測(cè)TN[25].這些結(jié)果與本研究所發(fā)現(xiàn)的規(guī)律比較一致.

表2 OM與TN、TP在底泥豎直方向上的相關(guān)系數(shù)Table 2 Correlation among the distributions of OM and TN, TP along the depth

通過底泥豎直方向上TN、TP、OM的變化與其陸域平均含量的比較發(fā)現(xiàn),0～60cm深度底泥中各營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)含量變化較大,與上覆水體之間存在物質(zhì)交換關(guān)系,可稱其為活性層,60cm深度以下營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)含量接近或低于陸域土壤平均值,其與上覆水體之間存在物質(zhì)交換關(guān)系不明顯,可稱其為相對(duì)穩(wěn)定層.上述劃分有待于今后進(jìn)一步論證.

2.3 底泥富營(yíng)養(yǎng)化程度的評(píng)價(jià)

目前,國(guó)內(nèi)外對(duì)河流及湖泊底泥富營(yíng)養(yǎng)化程度的評(píng)價(jià)還缺乏統(tǒng)一的標(biāo)準(zhǔn),考慮到近年來底泥富營(yíng)養(yǎng)化最主要的原因是有機(jī)物和N、P物質(zhì)的迅速增加,因此評(píng)價(jià)底泥富營(yíng)養(yǎng)化程度必須綜合考慮 N、P及有機(jī)物施加的影響.隋桂榮[26]運(yùn)用有機(jī)指數(shù)法將太湖底泥分為4個(gè)污染等級(jí),多年的應(yīng)用實(shí)踐表明該法能夠?qū)Φ啄喔粻I(yíng)養(yǎng)化程度進(jìn)行簡(jiǎn)捷有效的評(píng)價(jià)[12,25].有機(jī)指數(shù)公式為:

式中:有機(jī)碳=OM/1.724;有機(jī)氮=TN×0.95.

根據(jù)式(1)和表3提供的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn),本濕地5個(gè)取樣點(diǎn)表層底泥有機(jī)指數(shù)均大于0.5,其中,1號(hào)取樣點(diǎn)表層底泥有機(jī)指數(shù)為 0.709,為所有底泥樣中最大值,說明底泥有機(jī)污染及富營(yíng)養(yǎng)化程度比較嚴(yán)重;20～60cm底泥有機(jī)指數(shù)均未大于 0.5,屬于尚清潔,60cm深度以下,除個(gè)別點(diǎn)(3號(hào)樣點(diǎn))在 80cm深度泥樣才達(dá)到較清潔標(biāo)準(zhǔn)外,其余均屬于I類和II類(清潔或較清潔)底泥,基本沒有受到外來污染物的污染.這一評(píng)價(jià)結(jié)果跟前面用陸域N、P平均含量進(jìn)行底泥污染程度粗略判斷的結(jié)果接近.

由表4可見,該濕地河道河水呈弱酸性,表層底泥孔隙水 pH值略低于上覆水體;對(duì)照國(guó)家地表水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB3838-2002),該濕地水體NH4+-N含量超過國(guó)標(biāo)V類水標(biāo)準(zhǔn),TN含量則接近或超過國(guó)標(biāo)V類水標(biāo)準(zhǔn)3倍以上,TP含量符合國(guó)家III類水的標(biāo)準(zhǔn)要求,這表明N元素是導(dǎo)致濕地富營(yíng)養(yǎng)化的主要原因,其余各項(xiàng)目如COD、溶解氧(DO)等項(xiàng)目基本符合III～I(xiàn)V類水標(biāo)準(zhǔn).

表3 底泥有機(jī)指數(shù)評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)Table 3 Evaluation criteria of Organic index in sediment

表4 底泥孔隙水及上覆水中常規(guī)污染指標(biāo)含量Table 4 Contents of conventional pollutants in the pore water of sediments and the upper water body

表層底泥孔隙水中TN、TP約為上覆水中含量的 2～5倍,孔隙水與上覆水之間存在著較大的濃度梯度,在水中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)不斷沉淀的同時(shí),底泥中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)也會(huì)向上覆水體中進(jìn)行釋放.而各取樣點(diǎn)水體中TN、TP與其在孔隙水中的含量相關(guān)性(rN=0.25,rP=0.11)較小,這表明當(dāng)前濕地底泥及孔隙水向上覆水釋放N、P是影響水體富營(yíng)養(yǎng)化的因素之一,但還不是唯一因素,它很可能與各取樣點(diǎn)外源營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)輸入的變化、季節(jié)性水位變化、水體和底泥受擾動(dòng)程度、水體溫度變化等因素有關(guān).范成新等[6]在研究NH4+-N和磷酸鹽態(tài)磷在太湖底泥及上覆水中含量的相關(guān)性時(shí)也有相似的結(jié)論.在實(shí)驗(yàn)室不同水動(dòng)力條件下,受擾動(dòng)大的底泥N、P釋放量會(huì)顯著升高[28],該結(jié)論與現(xiàn)場(chǎng)測(cè)試的結(jié)果比較說明,濕地底泥中N、P的釋放量由于影響因素較多而遠(yuǎn)比實(shí)驗(yàn)室條件下更為復(fù)雜,今后有必要考慮多因素交互作用的數(shù)值模擬分析,以對(duì)底泥及水體污染進(jìn)行更科學(xué)的評(píng)價(jià).

濕地底泥一方面不斷累積河水中的有機(jī)污染物,成為河水中N、P等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的“匯”,另一方面也會(huì)通過N、P在底泥孔隙水與河水中的濃度差不斷向河水中進(jìn)行釋放而成為“源”.在無外源性營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)輸入的前提下,可以采取生物修復(fù)措施或化學(xué)方法進(jìn)行水體修復(fù)治理,但耗時(shí)較長(zhǎng).在短時(shí)間要取得治理修復(fù)的效果,工程性措施如疏浚底泥是較好的措施之一.國(guó)內(nèi)也有一些湖泊底泥疏浚后對(duì)水體水質(zhì)改善效果不明顯的報(bào)道[29-30],很大的原因在于疏浚深度的確定上存在一些問題,底泥疏浚深度不夠的濕地或湖泊的水質(zhì)不但不能得到改善,而且還可能進(jìn)一步惡化[31].此外,底泥疏浚的費(fèi)用較高,所以在底泥疏浚工程中疏浚深度的把握顯得尤為重要.鑒于以上原因,本次測(cè)試所得底泥活性層 60cm深度可作為西溪濕地疏浚的深度,但具體疏浚還需要更多更細(xì)致的工程勘測(cè)進(jìn)行決定.

3 結(jié)論

3.1 本濕地底泥中TN、TP、OM沿豎向變化呈顯著正相關(guān),隨著埋深增加呈降低的規(guī)律明顯,在60cm 深度附近趨于陸域土壤平均值.根據(jù)測(cè)試結(jié)果,底泥活性層厚度確定為60cm.

3.2 表層底泥中TN、TP、OM含量較高,不同深度底泥有機(jī)指數(shù)的差異表明:表層底泥受有機(jī)污染(富營(yíng)養(yǎng)化程度)比較嚴(yán)重,20～60cm深度底泥屬于尚清潔,60cm深度以下的穩(wěn)定層底泥基本未受到有機(jī)污染或者為輕度污染.

3.3 上覆水、表層底泥孔隙水中各污染指標(biāo)含量的比較表明:氮元素含量大大超過國(guó)家V類水標(biāo)準(zhǔn),是引起該濕地富營(yíng)養(yǎng)化的主要因素,其余指標(biāo)滿足III～I(xiàn)V類水標(biāo)準(zhǔn);表層底泥孔隙水和上覆水之間存在3～5倍的濃度梯度,在適當(dāng)條件下,底泥中氮磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)將向上覆水體釋放.

3.4 對(duì)作為內(nèi)污染源的底泥,疏浚應(yīng)是一種更有效的治理措施,本次測(cè)試所得的活性層 60cm深度可作為濕地疏浚深度,但具體疏浚還需更多更細(xì)致的相關(guān)工程勘測(cè)進(jìn)行決定.

[1] 蘇 玲.水體富營(yíng)養(yǎng)化 [J]. 世界環(huán)境, 1994,42(1):23-26.

[2] 馬經(jīng)安,李紅清.淺談國(guó)內(nèi)外江河湖庫水體富營(yíng)養(yǎng)化狀況 [J].長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境, 2002,11(6):575-577.

[3] Bootsma M C, Barendregt A, van Alphen J C A. Effectiveness of reducing external nutrient load entering a eutrophicated shallow lake ecosystem in the Naardermeer nature reserve, The Netherlands [J]. Biological Conservation, 1999,90:193-201.

[4] 吳根福,吳雪昌,金承濤.杭州西湖底泥釋磷的初步研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 1998,18(2):107-110.

[5] 張錫輝.水環(huán)境修復(fù)工程學(xué)原理與應(yīng)用 [M]. 北京:化學(xué)工業(yè)出版社, 2002.

[6] 范成新,楊龍?jiān)?張 路.太湖底泥及其間隙水中氮磷垂直分布及相互關(guān)系分析 [J]. 湖泊科學(xué), 2000,12(4):359-366.

[7] 彭自然.張飲江,張劍雯,等.世博園區(qū)水體底泥氮磷分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2008,31(3):56-58.

[8] Risto H, Mika A K, Mirja S S. Vertical distribution of sediment enzyme activities involved in the cycling of carbon, nitrogen, phosphorus and sulphur in three boreal rural lakes [J]. Water Research, 2005,39:2319-2326.

[9] 楊麗原,沈 吉,張祖陸,等.南四湖表層底泥重金屬和營(yíng)養(yǎng)元素的多元分析 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2003,23(2):206-209.

[10] 孫小靜,秦伯強(qiáng),朱廣偉,等.持續(xù)水動(dòng)力作用下湖泊底泥膠體態(tài)氮、磷的釋放 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2007,28(6):1223-1229.

[11] 吳 明,丁 平.西溪國(guó)家濕地公園生態(tài)監(jiān)測(cè)體系研究報(bào)告(六) [R]. 杭州:西溪國(guó)家濕地公園示范項(xiàng)目研究組, 2007.

[12] 豐民義.東湖典型區(qū)域沉積物及間隙水中碳氮磷時(shí)空分布特征研究 [D]. 武漢:中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所, 2007.

[13] GB6920-86 水質(zhì)-pH值的測(cè)定-玻璃電極法 [S].

[14] GB7489-87 水質(zhì)-溶解氧的測(cè)定-碘量法 [S].

[15] GB11914-89 水質(zhì)-化學(xué)需氧量的測(cè)定-重鉻酸鹽法 [S].

[16] GB7478-87 水質(zhì)-銨的測(cè)定-蒸鎦和滴定法 [S].

[17] GB11894-89 水質(zhì)-總氮的測(cè)定-堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法 [S].

[18] GB11893-89 水質(zhì)-總磷的測(cè)定-鉬酸銨分光光度法 [S].

[19] GB 9834-88 土壤有機(jī)質(zhì)測(cè)定法[S].

[20] GB7173-87 土壤有機(jī)質(zhì)測(cè)定[S].

[21] HJ/T166-2004 土壤環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范 [S].

[22] 桑穩(wěn)姣,程建軍,姜應(yīng)和.武漢墨水湖底泥中總氮、總磷污染特征分析 [J]. 中國(guó)給水排水, 2008,24(5):45-47.

[23] Sahu S K, Ajmal P Y, Pandit G G, et al. Vertical distribution of polychlorinated biphenyl congeners in sediment core frTOC Thane Creek area of Mumbai, India [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,164:1573-1579.

[24] 孫寧波,王宇庭,孫春光,等.黃河三角洲水庫底泥中氮、磷特征及其與水體磷富營(yíng)養(yǎng)化關(guān)系 [J]. 青島農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2007,24(4):274-278.

[25] 王永華,錢少猛,徐南妮,等.巢湖東區(qū)底泥污染物分布特征及評(píng)價(jià) [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2004,17(6):22-26.

[26] 隋桂榮.太湖表層沉積物中OM、TN、TP的現(xiàn)狀與評(píng)價(jià) [J]. 湖泊科學(xué),1996,8(4):319-324.

[27] GB3838-2002 地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn) [S].

[28] 李一平,逄 勇,呂 俊.水動(dòng)力條件下底泥中氮磷釋放通量 [J].湖泊科學(xué), 2004,16(4):318-324.

[29] 朱 敏,王國(guó)祥,王 建.南京玄武湖清淤前后底泥主要污染指標(biāo)的變化 [J]. 南京師范大學(xué)學(xué)報(bào)(工程技術(shù)版), 2004,4(2): 66-69.

[30] 王小雨,馮 江.湖泊富營(yíng)養(yǎng)化治理的底泥疏浚工程 [J]. 環(huán)境保護(hù), 2003,20(2):22-23.

[31] 濮培民,王國(guó)祥,胡春華,等.底泥疏浚能控制湖泊營(yíng)養(yǎng)化嗎 [J].湖泊科學(xué), 2000,12(3):269-279.