袁 探,華玉妹,朱端衛(wèi),丁 敏,蔡建波 (.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院,湖北 武漢 430070；2.德州市環(huán)境保護監(jiān)測中心站,山東 德州 253034)

外源硫酸鹽對武漢南湖表層沉積物磷形態(tài)的作用

袁 探1,2,華玉妹1*,朱端衛(wèi)1,丁 敏1,蔡建波1(1.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院,湖北 武漢 430070；2.德州市環(huán)境保護監(jiān)測中心站,山東 德州 253034)

采用室內(nèi)模擬實驗,選取武漢市南湖表層沉積物及相應(yīng)上覆水,研究了硫酸鹽的輸入對沉積物磷形態(tài)的影響.結(jié)果表明,硫酸鹽輸入水體后提高了沉積物磷的遷移活性,導(dǎo)致上覆水中總磷(TP)、溶解性正磷酸鹽(SRP)含量升高,上升幅度隨硫酸鹽輸入量的增加而增加.硫酸鹽擴散到沉積物后,先是生成酸可揮發(fā)性硫(AVS),進而轉(zhuǎn)變成鉻還原硫.硫酸鹽輸入提高了沉積物pH值,而使Eh降低.沉積物不同磷形態(tài)對外源硫酸鹽的響應(yīng)有所差異,二鈣磷(Ca2-P)含量隨輸入硫酸鹽濃度的增加而增加,含量最高的鐵磷(Fe-P)為 800mg/kg左右,占總磷的51.4%～56.6%,受硫酸鹽的影響極顯著(P＜0.01),在沉積物中含量降低而向上覆水中釋放.上覆水中溶解性鐵和TP、SRP均呈顯著正相關(guān).硫酸鹽對沉積物中閉蓄態(tài)鐵磷(O-Fe-P)也產(chǎn)生顯著影響(P ＜ 0.05),總體而言是促進其釋放.

沉積物；硫酸鹽還原；酸可揮發(fā)性硫(AVS)；鉻還原硫；磷形態(tài)分級

湖泊沉積物對上覆水體的生源要素具有重要的“源/匯”效應(yīng),磷是控制湖泊富營養(yǎng)化的關(guān)鍵生源要素之一,當外源磷負荷量減少后,沉積物中內(nèi)源磷會逐步釋放[1],嚴重影響湖泊初級生產(chǎn)力水平.沉積物中磷的釋放受pH值、溶解氧、溫度、水力條件等多種因素的影響[2-3].

隨著酸沉降、酸性采礦廢水排放以及含硫酸鹽肥料施用的日益加劇,湖泊水體硫酸鹽濃度劇增,地表水硫酸鹽平均濃度從低于0.1mmol/L上升至 0.5～1.5mmol/L,有的可達到 3mmol/L,甚至高達10mmol/L以上[4-6].繼歐洲、北美之后,我國長江以南地區(qū)成為世界第三大酸雨區(qū),我國酸雨主要是因含硫量高的煤大量燃燒而形成,多為硫酸型酸雨,富營養(yǎng)化水體的pH值會升高,酸沉降可有助于降低富營養(yǎng)化水體 pH值,但剩余硫酸鹽會殘留在水體中,其作用不能忽視.同時,我國《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB3838-2002)[7]中對生活飲用水地表水源地的硫酸鹽濃度標準為250mg/L,而污水排放標準沒有對硫酸鹽做出規(guī)定,導(dǎo)致硫酸鹽輸入水體量缺乏控制.此外,近年來用來修復(fù)湖泊內(nèi)源污染常用硫酸鋁、硫酸鐵等化學(xué)試劑[8],也增加了外源硫酸鹽輸入的量.硫酸鹽輸入湖泊后,湖泊沉積物是硫酸鹽的重要宿體,這些硫酸鹽可能會隨環(huán)境條件的變化發(fā)生轉(zhuǎn)化,特別是在夏季富營養(yǎng)水體中,藻類衰亡后會引起溶解氧急劇下降[9],厭氧條件下易發(fā)生硫酸鹽還原等一系列反應(yīng),從而導(dǎo)致沉積物中磷的行為發(fā)生變化[5,10].而僅僅從沉積物總磷含量不足以弄清沉積物磷的遷移行為,沉積物中不同形態(tài)的磷在沉積物中的穩(wěn)定性不同,它們之間的相互轉(zhuǎn)化控制著水-沉積物界面的磷遷移,可反映沉積物內(nèi)源磷的釋放潛力[11-12],有助于更清楚硫酸鹽對沉積物磷的主要作用途徑.

本研究擬以我國南方富營養(yǎng)化淺水湖泊－武漢南湖為研究對象,在實驗室模擬條件下,通過沉積物中酸可揮發(fā)性硫(AVS)和鉻還原硫探討硫酸鹽輸入后發(fā)生的轉(zhuǎn)化,研究沉積物中磷形態(tài)對硫酸鹽還原的驅(qū)動作用的應(yīng)答,并對優(yōu)勢磷形態(tài)的變化進行分析,為豐富沉積物磷變遷理論提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試沉積物和上覆水均來自湖北省武漢市南湖,南湖水域面積7.63km2,深度為1.85～2.50m,為長江流域的典型淺水富營養(yǎng)化湖泊.利用彼得森采泥器取表層沉積物,并采集相應(yīng)取樣點的上覆水.采樣時間為2009年10月11日,采樣點位于南湖湖心,為30°28?27.9?N,114°21′53.4″ E.

所采的南湖上覆水中TP含量為3.1mg/L,按我國的《地面水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB3838-2002)[7]為劣V類水體,遠遠超過富營養(yǎng)化發(fā)生水平,采集的沉積物中TP含量為1722.1mg/kg,有機質(zhì)含量為30.8g/kg.

1.2 實驗設(shè)計

實驗設(shè)置3個處理:空白組(CK)上覆水中不添加SO42-,第2組(S500)、第3組(S1000)上覆水中輸入 SO42-濃度分別為 500mg/L、1000mg/L.將采集的沉積物混合均勻,裝于 1.3L容器,沉積物裝填的總高度為7cm,置于25℃恒溫箱中厭氧避光培養(yǎng)6周.每周取樣進行測定,上覆水取樣時,用虹吸管吸取.新鮮底泥在 4000r/min速度離心10min得到間隙水.每周采樣時取沉積物用于沉積物各指標測定,利用美國Labconco公司出產(chǎn)的Freezone型冷凍干燥機對沉積物樣品進行-40℃冷凍干燥預(yù)處理.

1.3 分析方法

表1 沉積物磷的形態(tài)分級浸提方法Table 1 Fractionation of phosphorus in the sediments

沉積物表面1cm深度處的pH值和Eh用上海億測電子設(shè)備有限公司產(chǎn)的pHs-3C數(shù)字式酸度計和氧化還原電極測定.沉積物中AVS的測定采用氮載氣冷酸溶硫化物法[13],沉積物中鉻還原態(tài)硫的測定參照Canfield[14]、儲雪蕾等[15]的方法.上覆水和間隙水中總磷(TP)采用 HNO3-HClO4消解,然后使用鉬銻抗分光光度法(722可見分光光度計,上海精科公司)測定,溶解性正磷酸鹽(SRP)直接采用鉬銻抗分光光度法測定.取 20mL上覆水、間隙水過濾,直接用原子吸收分光光度儀(上海分析儀器廠,AA320型)測定濾液中溶解性鐵濃度.

沉積物中磷形態(tài)的提取測定方法,包括7個連續(xù)提取步驟[16],稱取過100目篩的沉積物凍干樣品 1.0000g,連續(xù)加入不同提取劑,振蕩離心,取上清液,采用鉬銻抗分光光度法測定不同形態(tài)磷含量,分級方法如表1.

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析方法

用 SAS8.1數(shù)據(jù)分析軟件(SAS institute, 1999-2000)進行統(tǒng)計分析,統(tǒng)計分析采用方差分析,多重比較采用最小顯著差法(LSD),檢驗水平為P＜0.05、P＜0.01.

2 結(jié)果與分析

2.1 上覆水中TP和SRP的變化

南湖長期處于富營養(yǎng)化狀態(tài),上覆水中的TP濃度遠遠超過富營養(yǎng)化發(fā)生的濃度值(0.02 mg/L).上覆水TP和SRP的濃度變化見圖1.由于處于厭氧狀態(tài),3個處理的沉積物均出現(xiàn)釋磷現(xiàn)象,且均具有先增加后降低的變化趨勢,自第4周開始出現(xiàn)下降,在第 5周降至比較低的水平.CK處理的TP、SRP濃度顯著低于S500和S1000(P＜ 0.01),而S500和S1000之間的差異不顯著.上覆水中TP濃度的增加比SRP的增加滯后一周,兩者分別在第3周和第2周達到峰值,S500、S1000上覆水TP濃度在第3周時最大值分別為17.4、19.1mg/L,二者SRP濃度第2周時的最大值分別為15.4、16.8mg/L.

2.2 沉積物中pH值和Eh變化

沉積物表層1cm處的pH值和Eh變化分別如圖2和圖3所示.SO42-輸入后導(dǎo)致pH值有所上升,在第1周pH值即隨著SO42-輸入濃度的增大而增加,在后期仍保持該趨勢,但在最后 2周,CK與S500和S1000之間的差距有所減少.硫酸鹽還原反應(yīng)會引起pH值的升高和Eh的下降,在起始2周3個處理之間的Eh并沒有表現(xiàn)出顯著差異,在第3周方出現(xiàn)差異,此時CK、S500和S1000分別為-180、-200和-212 mV,之后三者之間的差異均不及第3周.

圖1 上覆水中TP和SRP的變化Fig.1 Variation of TP and SRP concentration in the overlying water

圖2 沉積物pH值的變化Fig.2 Variation of pH in the sediments

圖3 沉積物Eh的變化Fig.3 Variation of Eh in the sediments

2.3 沉積物中AVS和鉻還原態(tài)硫的變化

AVS(主要為 H2S、FeS)發(fā)生劇烈變化,如圖4a所示,CK、S500、S1000在第2周時出現(xiàn)峰值,后兩者顯著高于 CK沉積物中 AVS的含量(P＜0.05),其中,S500、S1000的含量比初始樣品分別增加了 1.1、1.7倍.隨著水中 SO42-濃度降低,第2周后,3個處理沉積物中的AVS含量急劇降低,而與之相反的是,S500、S1000沉積物中鉻還原態(tài)硫含量(圖 4b)明顯增加,且顯著高于CK(P＜0.05).第 4周時,S500的含量最高,是初始樣品的6倍.第6周時,S1000沉積物中鉻還原態(tài)硫的含量從63.6mg/kg增加到了588.2mg/kg,與初始樣品相比,提高了8倍.相比之下,CK變化幅度較小.

2.4 沉積物的磷形態(tài)變化

圖 5是凍干沉積物樣品中各種形態(tài)磷含量隨時間的變化.其中包括Ca2-P、Al-P、Org-P、Fe-P、O-Al-P、O-Fe-P和 Ca10-P七種具體形態(tài).

Ca2-P的含量隨著輸入硫酸鹽濃度的增加而顯著提高(P＜0.01,圖5 a),該形態(tài)磷初始沉積物樣品中含量為72.3mg/kg,在CK、S500和S1000沉積物測定中,最高含量分別為 77.7,88.5, 90.1mg/kg,隨著時間的延長,其含量逐漸上升.第2周后,3個處理的Ca2-P含量S1000＞S500＞CK. Al-P的變化沒有規(guī)律性(圖5b),但是總體而言輸入硫酸鹽可以提高Al-P的含量.由圖5c可以看出, CK、S500、S1000沉積物活性有機磷含量分別為41.6～53.5、46.5～53.8、46.2～54.5mg/kg,第2、3兩周,Org-P含量輕微上升.第3周后,Org-P含量發(fā)生下降.

圖4 沉積物中AVS和鉻還原態(tài)硫含量Fig.4 Content of AVS and chromium reducible sulfur in the sediments

O-Fe-P和 O-Al-P屬于閉蓄態(tài)磷. O-Fe-P(圖5f)占各形態(tài)磷總量的10.3%～11.7%,SO42-輸入使沉積物中的 O-Fe-P含量有顯著影響(P＜0.05),3個處理組含量 CK＞S500＞ S1000,CK、S500處理有輕微上升,最大含量分別為 190.5, 188.5mg/kg,比初始含量分別增加了 12.0, 10.0mg/kg,S1000處理除第6周外含量劇增外,前5周均呈下降趨勢,最低含量比初始含量下降了7.9mg/kg.方差分析表明CK、S500和S1000沉積物中的O-Al-P(圖5e)和Ca10-P含量三者之間均無顯著差異.O-Al-P含量先升高后降低.

所有處理中,Fe-P含量最高(圖 5d),多數(shù)在800mg/kg以上,占各種形態(tài)磷總量的 51.4%～ 56.6%.SO42-輸入對沉積物中Fe-P產(chǎn)生極顯著影響(P ＜ 0.01),前3周, Fe-P含量逐漸降低,后3周含量增加.實驗期間,各處理沉積物中 Fe-P含量大致符合CK＞S500＞S1000的規(guī)律.

Fe-P的釋放也可從間隙水和上覆水中溶解性鐵的變化得以間接反映.從圖6a可看出,間隙水中溶解性鐵的含量呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢,尤其在第2～6周,S500和S1000降低的幅度顯著高于CK(P＜0.01).由圖6b可見,上覆水中溶解性鐵在第 3周時形成一個高峰,且隨著 SO42-輸入濃度增加,其含量增加越多,第 3周后含量下降.初始狀態(tài)上覆水溶解性鐵含量低于間隙水的含量,隨著時間的延長,上覆水中溶解性鐵含量逐漸超過間隙水,S500和S1000處理在第5周時上覆水和間隙水溶解性鐵含量接近,在 8～13mg/L范圍內(nèi).

3 討論

硫以多種形式存在于湖泊中,有元素硫、硫酸鹽、亞硫酸鹽、硫代硫酸鹽和有機硫等,不同形式硫之間存在著相互轉(zhuǎn)化.硫酸鹽還原菌(SRB)是水體中普遍存在的微生物群落,通過硫酸鹽還原作用,將 SO42-還原成 H2S,該過程是硫循環(huán)的重要步驟,H2S可以繼續(xù)與沉積物中的Fe反應(yīng)生成FeS,并可進一步與可溶性硫、單質(zhì)硫或多硫反應(yīng)形成比較穩(wěn)定的黃鐵礦(FeS2)[17],這是 SO42-輸入水體后的重要清除途徑,本研究中可通過AVS(主要是 H2S、FeS)和鉻還原硫(單質(zhì)硫、黃鐵礦)含量變化反映 SO42-在沉積物中的轉(zhuǎn)化,擴散到沉積物中的 SO42-不是穩(wěn)定的,硫酸鹽還原作用使 SO42-含量迅速降低,先轉(zhuǎn)化為 AVS,產(chǎn)生的S2-與活性鐵還原產(chǎn)生的Fe2+結(jié)合形成FeS沉淀,FeS是AVS的主要形式,AVS含量在第3周發(fā)生了降低,是因為AVS進而轉(zhuǎn)化為更穩(wěn)定的鉻還原硫,Fe2S是鉻還原硫的主要成分.

圖6 間隙水和上覆水中溶解性鐵含量Fig.6 Soluble iron concentrations in the pore water and overlying water

由于硫酸鹽還原作用使沉積物 pH值升高,導(dǎo)致磷多以 PO43-形態(tài)存在,而不易被底泥吸附固定,使溶解到水中的磷含量增加,研究表明[18],在沒有其他環(huán)境因素影響的情況下,湖泊沉積物的磷釋放量隨 pH值的升高而呈“U”型變化,即在中性范圍內(nèi),沉積物磷釋放量最小,酸性和堿性條件下都能促進磷的釋放,pH值升高后,磷酸鹽的釋放以離子交換為主,即 OH-與磷酸鹽陰離子發(fā)生競爭吸附位點,增加了磷的釋放.同時,SRB一般在Eh低于-100mV的情況下容易發(fā)生還原[19],硫酸鹽的輸入促使沉積物中發(fā)生硫酸鹽還原,進而進一步降低了 Eh,而創(chuàng)造了更有利于釋磷的厭氧條件.

沉積物磷的遷移轉(zhuǎn)化行為與磷形態(tài)的分布密切相關(guān),SO42-的存在對南湖沉積物中不同形態(tài)磷的影響存在差異.湖泊沉積物中的Al-P主要是鋁硅酸鹽黏土礦物,化學(xué)性質(zhì)非常復(fù)雜,研究表明[20],湖泊中 Al-P的含量通常處于較低水平,圖5b反映了南湖沉積物中的變化特征,Al-P含量較低,輸入硫酸鹽的情況下比 CK有所升高,在 pH值為8時,通過Al(OH)x3-x和PO43-之間的吸附和共沉淀作用形成了非晶態(tài)Al–P,隨時間的推移可以形成AlPO4晶體[21].在本實驗中,由于硫酸鹽的輸入沉積物中 pH 值升高,生成一定量的 AlPO4晶體,導(dǎo)致 Al–P 含量出現(xiàn)增加.整個實驗過程中南湖沉積物的Ca2-P和Ca10-P含量之和不到TP的20%.Ca2-P是活性較強無機磷[20,22],Ca2-P含量增加,且 S1000＞S500＞CK,可能是由于硫酸鹽輸入濃度較高的情況下,沉積物因 SRB 的生長具有更高的生物量,從而生成含量更高的自生鈣磷[23].

所采用的磷形態(tài)分級方法提取的有機磷為活性有機磷.有機磷主要來自于動植物殘體和腐殖質(zhì)類有機物中的磷,其釋放速率與微生物活性密切相關(guān).在厭氧的沉積物環(huán)境中,SRB對有機質(zhì)的礦化至關(guān)重要,通過對有機質(zhì)的分解代謝、電子傳遞、氧化等作用獲取能量,同時SO42-作為最終電子受體而被還原.在第2、3周,由于SRB生長速度快,數(shù)量多,SRB對有機磷的蓄積起主要作用,另外,由于硫酸鹽還原作用與有機質(zhì)的降解密切相關(guān),有機磷中的很大一部分來源于有機質(zhì)分解為有機磷小分子SRB對沉積物有機磷的影響主要有兩種:一方面,SRB利用水體中的無機磷合成自身生理生化作用所需的有機磷;另一方面,SRB將沉積物中的有機磷作為電子供體,進行硫酸鹽還原作用,使得有機磷礦化[24],這2種主要途徑同時作用于活性有機磷的內(nèi)在變化過程中.3周后,由于 SRB對有機磷的礦化起主要作用,Org-P含量發(fā)生下降.

O-Fe-P實質(zhì)上是Fe2O3膠膜所包蔽的還原性磷酸鐵,較難釋放,而在本研究中,統(tǒng)計分析表明硫酸鹽還原作用對沉積物中的 O-Fe-P產(chǎn)生顯著影響(P ＜ 0.05),這是由于O-Fe-P的氧化層在強還原條件下溶解而參與了水-沉積物界面磷循環(huán).

沉積物Fe-P含量先升高可能是由于實驗初期SRB活性較高,水體Eh明顯下降,后期出現(xiàn)降低可能是由于實驗后期Fe/P增大,而鐵對磷有強烈的吸附作用,所以鐵結(jié)合態(tài)磷含量上升.Fe-P是水生植物可利用性磷[25],可用來估算長期或短期可利用性磷,故Fe-P含量高意味著湖泊水-沉積物界面磷的解吸、溶解遷移等作用強烈,沉積物中的磷具有較大的地球化學(xué)活性.同時,低氧化還原電位下,若沉積物中Fe-P和有機質(zhì)含量較高,則內(nèi)源磷釋放的風險增加[26].而實驗的南湖沉積物中有機質(zhì)高達 30.8g/kg,因此 Fe-P發(fā)生釋放.與鄱陽湖的沉積物優(yōu)勢磷形態(tài)相似[27],南湖沉積物中 Fe-P含量也最高,SO42-輸入對沉積物中的Fe-P產(chǎn)生極顯著影響(P ＜ 0.01),這表明硫酸鹽還原作用促進了鐵結(jié)合態(tài)磷的釋放,原因在于:一方面,硫酸鹽還原作用產(chǎn)生的H2S與鐵結(jié)合,使得鐵結(jié)合態(tài)磷活化;另一方面,硫酸鹽還原作用導(dǎo)致水體 Eh降低,鐵結(jié)合態(tài)磷解吸釋放.Fe3+的變化與水-沉積物界面處磷的擴散關(guān)系密切,PO43-吸附于沉積物中Fe3+氧化物形成固體FeOOH-PO4化合物[28].當湖泊處于厭氧環(huán)境下,Eh降低時,發(fā)生Fe(III)→Fe(II)的化學(xué)反應(yīng),鐵結(jié)合態(tài)磷就會隨著金屬價態(tài)的改變而解吸釋放出來.實驗期間,水體處于厭氧條件,同時伴隨著 SRB的快速增殖,沉積物 Eh急劇下降,這些三價鐵化合物溶解,Fe2+和 PO43-在濃度梯度的作用下向上遷移,就呈現(xiàn)出向上覆水釋放的趨勢.

表2 上覆水中溶解性鐵與TP、SRP的相關(guān)系數(shù)Table 2 Correlation coefficient between soluble iron and TP, SRP in the overlying water

為了進一步探明沉積物 Fe-P的釋放對上覆水磷的作用,對上覆水中溶解性鐵和上覆水中 TP、SRP的相關(guān)性進行分析.CK、S500和S1000中上覆水的溶解性鐵與上覆水中TP之間的相關(guān)分析結(jié)果見表2.可見,上覆水中溶解性鐵和 TP、SRP之間均呈顯著的正相關(guān)關(guān)系,這表明鐵結(jié)合磷的釋放對上覆水中磷濃度的升高起著促進作用.

4 結(jié)論

4.1 外源硫酸鹽促使上覆水中TP和SRP含量出現(xiàn)顯著增加,但到后期增加幅度降低,與CK相差不大.

4.2 沉積物中 AVS先增加后降低,而鉻還原硫則呈增加趨勢,特別是后3周明顯增加,反映了硫酸鹽的轉(zhuǎn)化情況,從FeS到FeS2.硫酸鹽輸入導(dǎo)致沉積物中Eh降低,pH值則升高, pH值的升高對沉積物磷的釋放起促進作用.

4.3 沉積物中 Fe-P對硫酸鹽的響應(yīng)最為明顯,外源硫酸鹽輸入使其含量降低.上覆水中溶解性鐵和TP、SRP之間均呈顯著相關(guān)性,沉積物Fe-P的釋放對上覆水中磷濃度的升高起著促進作用.硫酸鹽對沉積物中也產(chǎn)生 O-Fe-P顯著影響,總體而言減少了其在沉積物中的含量.

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Effect of external sulfate on fraction of phosphorus in the surface sediment from Lake Nanhu in Wuhan.

YUAN Tan1,2, HUA Yu-mei1*, ZHU Duan-wei1, DING Min1, CAI Jian-bo1(1.College of Resources and Environment, Huazhong Agricultural University, Wuhan 430070, China；2.Dezhou Environmental Monitoring Central Station, Dezhou 253034, China). China Environmental Science, 2012,32(4)：666～673

The response of phosphorus fraction in the sediments from Lake Nanhu in Wuhan to the input of sulfate was investigated based on the indoor simulation experiments. It showed that sulfate input improved the mobility of phosphorus in sediments, resulting in the increase of concentrations of total phosphorus (TP) and soluble reactive phosphorus (SRP) in the overlying water. Higher external sulfate concentration experienced greater increase of phosphorus contents in the overlying water. The contents of acid volatile sulfur (AVS) in the sediments initially increased and then fell, while the chromium reducible sulfur kept the trend of increase. It indicated that the AVS in the sediments was produced after the sulfate penetrated to the sediments, followed by the transformation of AVS to chromium reducible sulfur. pH increased and Eh decreased due to the reduction of sulfate in the sediments. The effect of sulfate input was much different for the different fractions of phosphorus in the sediments. The contents of Ca2-P increased with the increase of sulfate concentration. The Fe-P with the highest content in the sediments (51.4%～56.6 % of total phosphorus), was significantly influenced by the sulfate (P＜0.01). It released from sediments to overlying water, and the soluble iron in the overlying water had positive correlation with the TP and SRP. The O-Fe-P was also affected by the external sulfate and showed release mobility from the sediments.

sediment；sulfate reduction；acid volatile sulfide (AVS)；chromium reducible sulfur; phosphorus fractionation

2011-09-10

國家自然科學(xué)基金資助項目(50809030)

* 責任作者, 副教授, ymhua@mail.hzau.edu.cn

X524

A

1000-6923(2012)04-0666-08

袁 探(1984-),女,山東濟寧人,華中農(nóng)業(yè)大學(xué)碩士研究生,研究方向為水環(huán)境污染與修復(fù).發(fā)表論文1篇.