宋小君, 李大鹏, 黄勇
苏州科技大学环境科学与工程学院, 苏州 215009
收稿日期: 2019-07-04; 修回日期: 2019-09-23; 录用日期: 2019-09-23
基金项目: 国家自然科学基金(No.51778393)
作者简介: 宋小君(1993-), 女, E-mail:756995432@qq.com
通讯作者（责任作者）: 李大鹏, E-mail:ustsldp@163.com

摘要：在有外源磷持续汇入的前提下，研究了底泥原位覆盖钙改性材料和锁磷剂被悬浮颗粒再覆盖后对沉积物生物有效磷（BAP）的影响.结果表明，与空白对照相比，底泥原位覆盖后，BAP平均下降34.30%，此外，上覆水及间隙水溶解性无机磷（DIP）的浓度分别平均下降了74.25%和47.48%（0~3 cm），说明覆盖材料可以有效减少水体DIP的浓度，促进易被生物利用态磷浓度的降低.然而，当覆盖材料受到悬浮颗粒影响后，BAP平均下降20.27%，其中，藻类可利用磷（AAP）、碳酸氢钠可提取磷（Olsen-P）和水溶性磷（WSP）的含量较未被悬浮颗粒覆盖组显著提高，分别增加了18.28%、17.41%和12.58%，说明覆盖材料受悬浮颗粒影响后不利于降低底泥磷的生物有效性.
关键词：原位覆盖悬浮颗粒生物有效磷外源磷
Effects of in situ capping on bioavailable phosphorus formation under sediment resuspension and external phosphorus input
SONG Xiaojun, LI Dapeng, HUANG Yong
School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009
Received 4 July 2019; received in revised from 23 September 2019; accepted 23 September 2019
Abstract: In this study, the effect of in-situ capping of amended calcium peroxide material and Phoslock^? agents on the bioavailable phosphorus(BAP) of sediments was investigated under the premise of continuous influx of external phosphorus. The results show that, the content of dissolved inorganic phosphorus(DIP) in the overlying water and pore water decreased by 74.25% and 47.48%(0~3 cm), respectively. In addition, the BAP decreased by 34.30% on average after in situ capping when compared with the control, which suggests that the in-situ capping agents effectively promoted the decrease of DIP and BAP concentration. However, BAP decreased by an average of 20.27% when the capping materials were affected by suspended solids. Among them, the contents of algal-available phosphorus(AAP), NaHCO₃-extractable phosphorus(Olsen-P) and water-soluble phosphorus(WSP) increased by 18.28%, 17.41% and 12.58%, respectively, when compared with groups unaffected by suspended solids. The results indicate that the bioavailability of sediment phosphorus could not be reduced effectively when the capping material was covered by suspended solids.
Keywords: in situ cappingsuspended solidsbioavailable phosphorusexternal phosphorus
1 引言(Introduction)磷是造成水体富营养化的重要限制因素(Lake et al., 2007; David et at., 2008; Lürling et al., 2013; Yuan et al., 2019), 其来源主要包括从外部排放进入水体的磷(外源磷), 以及水体内部沉积物自身释放再次进入水中的磷(内源磷)(Hogsett et al., 2019).其中, 沉积物中能被藻类直接利用的生物有效磷(Bioavailable Phosphorus, BAP)是用于评价磷释放潜力的重要指标(Reynolds et al., 2001), 其含量对藻类的生长起到决定性作用(徐玉慧等, 2006；王琦等, 2006).
目前, 原位覆盖技术在富营养化底泥治理方面得到了广泛关注.该技术是在污染底泥表层覆盖一层或多层材料将沉积物与上覆水分隔开, 以阻止内源磷再释放入水体(胡赐明等, 2011; Wang et al., 2016).然而, 底泥在风浪、底栖生物扰动、人工扰动等作用下, 再悬浮现象极为频繁(钱嫦萍等, 2003；王小冬等, 2011；段余杰等, 2017).以巢湖为例, Yin等(2017)发现, 由于底泥颗粒再悬浮, 巢湖每年约有8~10 mm的沉积物形成.再悬浮会造成覆盖材料重新分布, 导致部分污染底泥不能被有效覆盖(Egemose et al., 2013).此外, 悬浮颗粒还会导致原有的覆盖材料被掩盖(Yin et al., 2016).显而易见, 悬浮颗粒中不仅携带大量的溶解态有机质, 也富含无机矿物颗粒, 如粘土、铁铝氧化物(Fe_ox和Al_ox)等, 其对原位覆盖材料的影响机制明显不同.前者会导致耗氧速率增加, 降低氧化还原电位, 从而利于内源磷释放(Uusitalo et al., 2000)；后者则会通过吸附等强化磷的固定(刘云兵, 2010).由此可见, 底泥再悬浮后, BAP的形成量将受到影响.鉴于此, 本研究设定底泥易悬浮、外源磷持续输入的特定场景, 着重分析覆盖材料对生物有效磷形成量的影响, 并分析形成机制, 以期为探究原位覆盖技术的时效性提供指导.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 研究地点与采样2018年11月1日利用大口径重力采样器(Rigo Co., 直径90 mm、高500 mm)在苏州市某黑臭河道采样点(31°16′23.99″N、120° 37′52.18″E)采集表层10 cm底泥, 同时采集50 L上覆水, 采集后结束迅速运回实验室, 运输过程中保持冷藏、避光、避免扰动.湿底泥过50目筛并进行均质化处理, 取少量在实验室内自然风干, 碾磨, 过100目筛, 分析其原始底泥理化性质(表 1).
表 1(Table 1)

表 1 底泥的理化性质 Table 1 Physicochemical properties of sediments

表 1 底泥的理化性质 Table 1 Physicochemical properties of sediments pH 烧失量 含水率 易解吸磷RDP/(mg·kg-1) 水溶性磷WSP/(mg·kg-1) 藻类可利用磷AAP/(mg·kg-1) 碳酸氢钠可提取磷Olsen-P/(mg·kg-1) 7.11 25.23% 80.12% 3.49 57.46 449.18 175.17

2.2 实验方法实验装置如图 1所示, 长20.5 cm、内径8.4 cm的有机玻璃圆柱, 底端用橡胶塞密封.管壁留有安装Rhizon间隙水采样器(Rhizon core solution sampler)的小孔.在有机玻璃管中平铺10 cm厚、过50目筛的均质底泥, 并缓慢虹吸5 cm的上覆水于底泥上方, 尽量避免扰动.
图 1(Fig. 1)

图 1 实验装置示意(a.上覆水；b.悬浮颗粒；c.覆盖材料；d.Rhizon间隙水采样器) Fig. 1Experimental device in this study

5个有机玻璃圆柱(E0~E5)参与本次实验, 其中, E0为空白对照, 不添加覆盖材料.E1与E2表面均匀覆盖8.00 g改性过氧化钙材料, 该材料按照m(CaO₂) : m(净水污泥) : m(水泥)=5 : 3 : 2的比例糅合, 于100 ℃烘干成1.0 cm粒径的圆形颗粒, 关于材料的详细描述参考Zhou等(2019)的研究.E3与E4表面均匀覆盖锁磷剂.其中, E2和E4覆盖材料的上方均匀覆盖1.5 cm厚的原始底泥, 模拟2年后沉积物再覆盖的情况(Yin et al., 2017).实验容器每天定时定量添加30 mg·L^-1 KH₂PO₄, 模拟河道原始富营养化.实验共进行60 d, 每天定时定量抽取上覆水(2 mL)及间隙水(2 mL)测定水中溶解性无机磷(Dissolved Inorganic Phosphorus, DIP)浓度, 每日采样结束后, 沿柱壁缓慢虹吸补充原始上覆水, 保持上覆水水量恒定.60 d后取出各容器的底泥, 分层、烘干、研磨并过100目筛用于检测各层底泥生物有效磷浓度.
2.3 分析方法据以往研究(Zhou et al., 2001), 底泥生物有效磷可以分为水溶性磷(Water-soluble Phosphorus, WSP)、藻类可利用磷(Algal-available Phosphorus, AAP)、碳酸氢钠可提取磷(NaHCO₃-extractable Phosphorus, Olsen-P)及易解吸磷(Readily-available Phosphorus, RDP).
水溶性磷(WSP)：0.5 g干泥置于锥形瓶中, 加入100 mL去离子水并置于25 ℃、220 r·min^-1振荡器中振荡2 h.
藻类可利用磷(AAP)：0.5 g干泥置于锥形瓶中, 加入200 mL 0.1 mol·L^-1 NaOH溶液并置于25 ℃、220 r·min^-1振荡器中振荡4 h.
碳酸氢钠可提取磷(Olsen-P)：1.5 g干泥置于锥形瓶中, 加入50 mL 0.5 mol·L^-1 NaHCO₃溶液(pH=8.5)并置于25 ℃、220 r·min^-1振荡器中振荡0.5 h.
易解吸磷(RDP)：1 g干泥置于锥形瓶中, 加入50 mL 0.01 mol·L^-1 CaCl₂溶液并置于25 ℃、220 r·min^-1振荡器中振荡1 h.
振荡后的提取液于5000 r·min^-1的离心机中离心20 min, 通过0.45 μm滤膜过滤, 采用钼锑抗分光光度法于700 nm处测定提取液中磷浓度.本研究中每个样品均有3个平行样, 相对误差 < 5%.
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 上覆水DIP总吸附量研究60 d后计算整个实验周期上覆水DIP总吸附量, 如图 2所示, 在外源磷持续汇入的情况下, 污染底泥表层铺设原位覆盖材料的实验组对上覆水DIP的吸附量要高于对照组, 然而, 悬浮颗粒的沉降较为显著地降低了覆盖材料对DIP的吸附量.与对照组E0相比, 覆盖锁磷剂的实验组E3对上覆水DIP的吸附量最大, 达21.29 mg·L^-1, 略高于覆盖钙改性材料的实验组E1(19.73 mg·L^-1).这是由于CaO₂的投入改善了上覆水的氧化还原环境, 使得活性态的Fe²⁺和磷酸盐结合形成结合态沉淀, 从而对磷酸盐起到吸附作用(钱宝等, 2015).此外, CaO₂与水反应生成的Ca²⁺易与磷酸根反应生成稳定的羟磷灰石(Ca₅(PO₄)₃OH)沉淀, 抑制磷元素的释放(王霖等, 2015).锁磷剂中的有效成分La能迅速溶解于水中, 并在沉积物中垂直迁移, 与PO₄^3-结合形成极不溶于水的磷酸镧(LaPO₄·nH₂O)沉淀, 且吸附的磷在氧化还原电位较低的情况下仍极难释放, 可以有效实现内源磷的吸附和固定(Copetti et al., 2015).实验结果表明, 该改性粘土矿物膨润土的有效成分镧相较钙改性材料的有效成分钙而言具有较高的磷吸附能力.当覆盖材料被悬浮颗粒再覆盖后, 与E1相比, E2组对上覆水DIP的总吸附量下降了2.05 mg·L^-1.与E3相比, E4组对上覆水DIP的总吸附量下降了3.17 mg·L^-1.产生这种结果的原因可能是由于悬浮颗粒中的氧化物、氢氧化物及粘土颗粒物质的表面自身吸附了一定量的无机磷.此外, 由于部分有机碎屑的引入, 导致氧化还原电位的降低, 不利于磷元素的吸附(Uusitalo et al., 2000).
图 2(Fig. 2)

图 2 上覆水DIP总吸附量 Fig. 2Total adsorption capacity of the overlying water

3.2 悬浮颗粒对间隙水DIP的影响如图 3所示, 表层沉积物0~3 cm各分层间隙水中DIP的含量随深度的变化趋势基本一致, 在沉积物与水界面附近(0~1 cm), 间隙水DIP浓度较低, 随着沉积物深度的增加, 间隙水DIP浓度逐步增加.产生这种变化的主要原因是在沉积物中存在对磷具有较强吸附能力的铁氧化物, 溶解氧浓度较高时, 二价铁会活化氧气产生羟自由基引起氧化效应, 发生Fe²⁺→Fe³⁺的化学反应, 形成难溶的FePO₄, 抑制了磷的释放, 导致沉积物间隙水中磷的含量降低(乐毅全, 2003).随着深度的增加, 铁氧化物的还原作用则逐步加强, 降低了其对磷的吸附作用, 从而引起磷含量增加.而钙改性材料的缓释氧作用增加了沉积物中的溶解氧含量, 且能在较长时间内保持持续释氧, 提高了铁氧化物的氧化性(Zhou et al., 2019), 从而导致间隙水中DIP含量较其他组较低.覆盖材料表面铺设悬浮颗粒的实验组E2和E4分别相比于E1和E3实验组的间隙水DIP含量较高, 这可能是由于悬浮颗粒会促进沉积物和水体中矿化作用和溶解氧的转化, 导致间隙水耗氧, 沉积物氧化还原电位较未受悬浮颗粒影响组低, 铁氧化物(特别是晶型铁氧化物)的形成受到抑制(王晶等, 2013).此外, 黑臭河道含有较高浓度的氨氮, 随着悬浮颗粒中携带着的氨氮的流入, 更加抑制硝化作用的发生, 使底泥厌氧情况加剧, 不利于内源磷的固定(白晓慧等, 2002；Yin et al., 2017).悬浮颗粒中存在较多的活性有机碎屑及有机质, 能与环境中的Fe、Al、Ca等阳离子发生吸附、交换和络合作用, 释放出与这些阳离子结合的PO₄^3-, 从而对磷的释放具有促进作用(迟杰等, 2011).
图 3(Fig. 3)

图 3 间隙水DIP随时间的变化 Fig. 3Concentration change of DIP in the pore water with time

3.3 生物有效磷的变化规律在悬浮物沉降与外源磷输入共存条件下, 覆盖材料对表层底泥中生物有效磷的数量分布有显著影响(图 4).
图 4(Fig. 4)

图 4 沉积物中AAP (a)、Olsen-P (b)、WSP (c)和RDP (d)的含量 Fig. 4AAP(a), Olsen-P(b), WSP(c) and RDP(d) concentration in sediments

3.3.1 藻类可利用磷(AAP)AAP是指有氧条件下湖泊光合层中可被藻类直接利用的磷(卜玉山等, 2003).底泥经不同方式处理后, AAP在各层底泥中的含量如图 4a所示.与E0相比, E1、E2、E3和E4的AAP的含量(0~3 cm)分别减少了758.85、550.87、145.09和26.78 mg·kg^-1.此外, 如图 5所示, AAP/TP占比(0~3 cm)分别降低了50.44%(E1)、36.23%(E2)、8.81%(E3)和7.42%(E4).由此可见, 与对照组相比, 覆盖钙改性材料的实验组AAP含量的降低最为显著, 且材料表面被悬浮颗粒覆盖后其AAP含量会相应上升, 这可能与底泥中溶解氧的改变有关.钙改性材料缓慢释放溶解氧会提高沉积物及上覆水的溶解氧含量, 有利于底泥中铁锰金属离子的氧化, 而Fe_ox对磷较强的吸附能力有助于磷的沉积(Kraal et al., 2009; Ding et al., 2018).此外, 当覆盖材料受悬浮颗粒影响后, 其氧气的渗透速率下降, Ca²⁺的渗透及作用深度降低, 不利于AAP的固定(Yin et al., 2016).锁磷剂作为一种非释氧材料, 其效果略逊于钙改性材料.当锁磷剂表面受悬浮颗粒影响后, 短时间内La的迁移距离增加, 迁移速率下降.此外, 悬浮颗粒中富含的有机质不仅会增加耗氧量, 抑制氧气的渗透, 而且易与颗粒较小、比表面积较大的易解析形态磷结合, 对沉积物中藻类可利用磷得以累积起到促进作用(刘云兵, 2010；高春梅等, 2018).
图 5(Fig. 5)

图 5 各层底泥中AAP/Mobile-P的占比 Fig. 5The proportion of AAP/Mobile-P in sediments

研究表明, AAP主要来自Fe-P, 属于一种非闭蓄态Fe-P(Li et al., 2011), 因此, AAP占Fe-P的比例可以说明悬浮物对磷的固定能力.实验组与对照组的AAP/Fe-P占比(0~3 cm)分别为17.58%(E1)、20.99%(E2)、21.18%(E3)、29.63%(E4)、29.18%(E0).此外, 弱吸附态磷(NH₄Cl-P)、铁结合态磷及有机磷(NaOH-nrP)均是沉积物中易被吸附解析的形态磷, NaOH溶液在提取AAP的同时会不可避免的提取出弱吸附态磷及有机磷(高春梅等, 2018), 且NH₄Cl-P、Fe-P和部分NaOH-nrP都可以通过生物矿化作用间接转化为可供生物利用的无机形态磷(向速林等, 2019).因此, AAP占Mobile-P(弱吸附态磷、铁磷与有机磷的总和)的比重同样具有指导意义.由图 5可知, AAP/Mobile-P值同样遵循上述结论, 与对照组E0相比, AAP/Mobile-P的比值分别下降了13.29%、9.54%、4.76%和2.60%(均值, 0~3 cm), 即覆盖材料受悬浮颗粒影响后其AAP的比重较未受影响的组高.Yin等(2016)研究发现, Phoslock^?与富含钙的凹凸棒土相比, 其降低沉积物易解吸形态磷的能力较低.本实验结果类似, 其原因可能是由于Phoslock^?中La的垂直运输距离在短时间内没有到达深层沉积物, 而悬浮颗粒的积累增加了材料的整体运输距离.由此可见, 覆盖材料易受到悬浮颗粒的影响, 不利于磷在底泥的固定.
3.3.2 碳酸氢钠可提取磷(Olsen-P)Olsen-P是评价沉积物营养程度的理想指标, 其含量大于46 mg·kg^-1(以干重计)将被视为沉积物中营养程度较高(Zhou et al., 2001).据图 4b可知, 各组沉积物中的Olsen-P含量均高于46 mg·kg^-1(以干重计), 说明沉积物中营养程度较高.
Olsen-P被视为一种活性钙磷.与对照组E0相比, 沉积物表面覆盖材料后沉积物中的钙磷含量(0~3 cm)显著增加, 分别增加了25.21%(E1)、21.10%(E2)、38.58%(E3)和30.26%(E4), 说明覆盖材料促进了底泥一部分活性磷与钙离子或碳酸钙生成磷酸钙而转化成难释放态的钙磷.此外, 覆盖材料受悬浮颗粒影响的实验组较未受影响的实验组, 钙磷含量降低.照此规律, 与E1和E3相比, E2和E4底泥沉积物中的Olsen-P含量应较低.然而根据图 4b, 结果与之相矛盾, 与E1和E3相比, E2和E4的底泥沉积物Olsen-P含量(均值, 0~3 cm)分别较E1和E3上升了115.83 mg·kg^-1和50.33 mg·kg^-1.蒋增杰等(2007)研究表明, 悬浮颗粒中携带的自生钙磷在一定条件下能转化成有机磷, 而有机磷能够在微生物作用下转化成无机磷, 并进入水体被生物所利用.因此, 覆盖材料被悬浮颗粒再覆盖后会削弱其促进生物有效磷向难利用态磷转化的能力.
3.3.3 水溶性磷(WSP)WSP是用于评价沉积物中可直接利用磷的重要指标(Zhou et al., 2001), 其含量与能跟磷结合的粘土颗粒密切相关(Li et al., 2011).图 4c也证实了此规律, 与对照相比, 各层实验组的WSP含量均低于对照, 表明沉积物表面覆盖钙或镧材料有效降低了沉积物中水溶解性磷含量.然而, 与E1和E3相比, E2和E4的底泥沉积物WSP含量(均值, 0~3 cm)分别较E1和E3上升了13.44 mg·kg^-1和16.99 mg·kg^-1, 这表明风沙再悬浮等引起的泥沙缓慢沉降过程中, 悬浮颗粒裹挟着的粘土等颗粒物会与水体中及颗粒物自然解吸释放出来的磷结合, 增加沉积物WSP含量, 因而导致覆盖材料降低沉积物磷生物有效性的作用下降.这为探究覆盖材料的使用时效性提供了另一条思路.
3.3.4 易解吸磷(RDP)RDP是沉积物中可被藻类直接利用的易解吸磷(Zhou et al., 2001).从图 4d可以看出, 在各层沉积物中, 覆盖材料被悬浮颗粒再覆盖的实验组较未被覆盖组的RDP含量高, 甚至高于空白对照, 表明悬浮颗粒再覆盖后削弱了覆盖材料的能力.但由于RDP含量较其他组分磷较低, 占TP的百分比低于2%, 因此, 对藻类富营养化的贡献率最低.
4 结论(Conclusions)1) 外源磷持续汇入的前提下, 与空白对照组相比, 第60 d底泥原位覆盖钙改性材料和锁磷剂的上覆水DIP浓度平均下降了72.00%和75.85%, 间隙水DIP浓度平均下降了52.90%和42.06%, 说明富营养化底泥表面覆盖原位覆盖材料对降低水体溶解性无机磷具有显著作用.
2) 底泥覆盖钙改性材料和锁磷剂的实验组0~3 cm表层底泥BAP总量分别平均下降了44.36%和10.30%, 表明原位覆盖材料可以有效促进生物有效磷向难被生物利用态磷的转化.
3) 当覆盖材料受悬浮颗粒影响后, 生物有效磷含量较未受影响的实验组高, 平均升高14.03%.表明悬浮颗粒会降低覆盖材料削弱底泥生物磷有效性的能力, 这对研究覆盖材料的使用时效性具有参考意义.

参考文献

白晓慧, 钟卫国, 陈群燕, 等. 2002. 城市内河水体污染修复中沉积物的影响与控制[J]. 环境科学, 23(1): 89-92.

卜玉山, Magdoff F R. 2003. 十种土壤有效磷测定方法的比较[J]. 土壤学报, 40(1): 140-146.

迟杰, 赵旭光, 董林林. 2011. 有机质和低相对分子质量有机酸对沉积物中磷吸附/解吸行为的影响[J]. 天津大学学报, 44(11): 968-972.

Copetti D, Finsterle K, Marziali L, et al. 2015. Eutrophication management in surface waters using lanthanum modified bentonite:A review[J]. Water Research, 97: 162-174.

David D W, Hecky R E, Findlay D L, et al. 2008. Eutrophication of lakes cannot be controlled by reducing nitrogen input:results of a 37-year whole-ecosystem experiment[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 105(32): 11254-11258.

Ding S M, Chen M S, Gong M D, et al. 2018. Internal phosphorus loading from sediments causes seasonal nitrogen limitation for harmful algal blooms[J]. Science of the Total Environment, 625: 872-884.

段余杰, 刘小宁, 陈光耀, 等. 2017. 底泥再悬浮对上覆水水质的影响研究[J]. 生态环境学报, 26(5): 837-842.

Egemose S, Reitzel K, Andersen F O, et al. 2013. Resuspension-mediated aluminium and phosphorus distribution in lake; sediments after aluminium treatment[J]. Hydrobiologia, 701(1): 79-88.

高春梅, 张中发, 张硕. 2018. 海州湾秋季沉积物磷的形态分布及生物有效性[J]. 中国环境科学, 38(4): 1499-1509.

Hogsett M, Li H Y, Goel R. 2019. The role of internal nutrient cycling in a freshwater shallow alkaline lake[J]. Environmental Engineering Science, 36(5): 551-563.

胡赐明, 夏晗婷, 曹静, 等. 2011. 富营养水体底泥原位控磷技术研究进展[J]. 杭州师范大学学报(自然科学版), 10(1): 71-76.

蒋增杰, 方建光, 张继红, 等. 2007. 桑沟湾沉积物中磷的赋存形态及生物有效性[J]. 环境科学, 28(12): 2783-2788.

Kraal P, Slomp C P, Forster A, et al. 2009. Pyrite oxidation during sample storage determines phosphorus fractionation in carbonate-poor anoxic sediments[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 73(11): 3277-3290.

Lake B A, Coolidge K M, Norton S A, et al. 2007. Factors contributing to the internal loading of phosphorus from anoxic sediments in six Maine, USA, lakes[J]. Science of the total Environment, 373(2): 534-541.

乐毅全.2003.污染河道底泥中磷的状态和变化研究[D].上海: 同济大学 http://www.wanfangdata.com.cn/details/detail.do?_type=degree&id=Y579288

Li D, Huang Y, Fan C X, et al. 2011. Contributions of phosphorus on sedimentary phosphorus bioavailability under sediment resuspension conditions[J]. Chemical Engineering Journal, 168(3): 1049-1054.

刘云兵.2010.富营养化浅湖泊沉积物磷释放机制与控制技术研究[D].北京: 中国科学院水生生物研究所 http://www.wanfangdata.com.cn/details/detail.do?_type=degree&id=Y1857005

Lürling M, Oosterhout F V. 2013. Controlling eutrophication by combined bloom precipitation and sediment phosphorus inactivation[J]. Water Research, 47(17): 6527-6537.

钱宝, 刘凌, 潘畅. 2015. 湖泊水体溶解氧水平对内源磷释放的影响[J]. 人民长江, 46(5): 93-96.

钱嫦萍, 陈振楼, 胡玲珍, 等. 2003. 崇明东滩沉积物再悬浮对沉积物-水界面氮、磷交换行为的影响[J]. 环境科学, 24(5): 114-119.

Reynolds C S, Davies P S. 2001. Sources and bioavailability of phosphorus fractions in freshwaters:A British perspective[J]. Biological Reviews, 76(1): 27-64.

Uusitalo R, Yli-Halla M, Turtola E. 2000. Suspended soil as a source of potentially bioavailable phosphorus in surface runoff waters from clay soils[J]. Water Research, 34(9): 2477-2482.

Wang C, Jiang H L. 2016. Chemicals used for in situ immobilization to reduce the internal phosphorus loading from lake sediments for eutrophication control[J]. Critical Reviews in Environmental Science & Technology, 46(10): 947-997.

王晶, 李大鹏, 黄勇, 等. 2013. 沉积物高强度扰动下生物有效磷的变化规律[J]. 环境污染与防治, 35(3): 10-14, 19.

王霖, 种云霄, 余光伟, 等. 2015. 黑臭底泥硝酸钙原位氧化的温度影响及微生物群落结构全过程分析[J]. 农业环境科学学报, 34(6): 1187-1195.

王琦, 姜霞, 金相灿, 等. 2006. 太湖不同营养水平湖区沉积物磷形态与生物可利用磷的分布及相互关系[J]. 湖泊科学, 18(2): 120-126.

王小冬, 秦伯强, 刘丽贞, 等. 2011. 底泥悬浮对营养盐释放和水华生长影响的模拟[J]. 长江流域资源与环境, 20(12): 1481-1487.

向速林, 李松贵, 张旭, 等. 2019. 小型浅水湖泊沉积物磷的赋存形态及其相关性分析[J]. 生态科学, 38(1): 33-41.

徐玉慧, 姜霞, 金相灿, 等. 2006. 太湖东北部沉积物生物可利用磷的季节性变化[J]. 环境科学, 27(5): 869-873.

Yin H B, Du Y X, Kong M, et al. 2017. Interactions of riverine suspended particulate matter with phosphorus inactivation agents across sediment-water interface and the implications for eutrophic lake restoration[J]. Chemical Engineering Journal, 327: 150-161.

Yin H B, Kong M, Han M X, et al. 2016. Influence of sediment resuspension on the efficacy of geoengineering materials in the control of internal phosphorous loading from shallow eutrophic lakes[J]. Environmental Pollution, 219: 568-579.

Yuan H Z, Li Q, Kukkadapu R K, et al. 2019. Identifying sources and cycling of phosphorus in the sediment of a shallow freshwater lake in China using phosphate oxygen isotopes[J]. Science of the Total Environment, 676: 823-833.

Zhou J, Li D P, Chen S T, et al. 2019. Sedimentary phosphorus immobilization with the addition of amended calcium peroxide material[J]. Chemical Engineering Journal, 357: 288-297.

Zhou Q, Gibson C E, Zhu Y. 2001. Evaluation of phosphorus bioavailability in sediments of three contrasting lakes in China and the UK[J]. Chemosphere, 42(2): 221-225.