陳江博，范成五，嚴蓮英，胡 崗，秦 松，*

(1.貴州大學 農(nóng)學院，貴州 貴陽 550025；2.貴州省土壤肥料研究所，貴州 貴陽 550006；3.貴州省農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境工程技術(shù)研究中心，貴州 貴陽 550006)

1 引 言

水庫底泥是水中物質(zhì)的蓄積場所，不僅含有還原性物質(zhì)[1]等有害成分，也含有豐富的氮、磷和有機質(zhì)等有益成分[2]，作為水體生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，是水生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)與能量流動的重要環(huán)節(jié)[3-5]。對阿哈水庫疏浚后的底泥進行資源化利用，一方面可避免對環(huán)境的二次污染，另一方面可充分利用底泥中的營養(yǎng)元素[6]。目前，阿哈水庫的底泥資源化利用還存在一些限制因素，已有文獻對底泥的重金屬污染進行了報告[7]，而且還有學者[8-14]對底泥中氮的形態(tài)含量、水平分布、季節(jié)變化、來源以及擴散遷移特征等方面進行了深入探討，但是鮮有研究對阿哈水庫底泥的理化性質(zhì)進行深入分析。對底泥的理化性質(zhì)進行研究，既可了解底泥的理化特征，還可了解水體的污染歷史，預測沉積物對未來水質(zhì)的影響等[15]。本文在阿哈水庫庫區(qū)典型區(qū)域選取12個點，對其底泥物理性狀和部分化學特征進行分析，找出阿哈水庫疏浚底泥資源化利用的限制因子，為阿哈水庫底泥的資源化利用提供基礎資料。

2 研究方法

2.1 研究區(qū)域概況

阿哈水庫地處東經(jīng)106°37′～106°40′，北緯26°30′～26°34′，位于貴陽市南明河支流小車河上游，屬于烏江水系；水庫控制面積為190 km2，距離市中心8 km。于1958年8月動工，1962年竣工，總庫容約為7200萬 m3，每年向市區(qū)供水5000萬t以上，不僅是貴陽市三大水缸之一，還是重要的防洪水庫。水庫疏浚產(chǎn)生的大量底泥堆積易對環(huán)境造成二次污染。

2.2 樣品采集

根據(jù)水庫的地形地貌特征，在水庫入庫區(qū)、出庫區(qū)、周邊區(qū)域和中心區(qū)共設12個采樣點，用重力柱狀取樣器采集，由于庫底地形起伏使底泥沉積厚度不一致，取樣深度約為0～100 cm。

2.3 樣品處理與分析

底泥樣品采集結(jié)束，根據(jù)需要一部分裝在聚乙烯袋放冰箱保存等待測定，另一部分底泥樣品放到實驗室自然風干，去除樣品中的石塊和動植物殘體，制備成待測樣品。土壤還原性物質(zhì)總量采用重鉻酸鉀氧化法，活性還原性物質(zhì)采用高錳酸鉀滴定法，全氮采用凱氏定氮法、銨態(tài)氮采用靛酚藍比色法，硝態(tài)氮采用酚二磺酸比色法，質(zhì)地采用國際制、含水量采用烘干法，比重采用比重瓶法，土壤孔隙度采用計算法測定。

圖1 阿哈水庫底泥采樣點分布Fig.1 Sampling sites for the sediments in Aha Reservoir

用Orgin8.6、DPS和Excel 2003軟件對實驗數(shù)據(jù)進行處理。

3 結(jié)果與分析

3.1 底泥的物理特征

對阿哈水庫底泥的機械組成進行分析(圖2)，其中粉粒的含量最高，其次是粘粒，砂粒最少。按照國際土壤質(zhì)地分類，阿哈水庫的底泥質(zhì)地主要為壤質(zhì)粘土與粉砂質(zhì)粘土。

在底泥的機械組成中(表1)，底泥組成中砂粒、粘粒與粉粒的變異系數(shù)均較大，分別為23.50、24.25和10.46%，均屬于中等變異強度，且不同采樣點的機械組成差異極顯著，有研究表明，植物生長所需的最佳土壤質(zhì)地為中壤土或輕壤土[16]，阿哈水庫庫區(qū)底泥的質(zhì)地以壤質(zhì)粘土與粉砂質(zhì)粘土為主，其土壤質(zhì)地過于緊實，為此利用阿哈水庫底泥進行植物種植時，需添加其他物料調(diào)節(jié)其質(zhì)地。

表1 阿哈水庫底泥物理特性Tab.1 Physical characteristics sediment in Aha Reservoir

圖2 阿哈水庫底泥機械組成三角圖Fig.2 Triangle diagram of mechanical composition of sediment in Aha Reservoir

阿哈水庫庫區(qū)麻窩寨地區(qū)底泥的含水量最高為87.55%，游魚河地區(qū)底泥的含水量最低為69.48%，阿哈水庫庫區(qū)底泥含水量變化范圍為69.5～87.6%，平均含水量為77.9%，不同區(qū)域的底泥含水量都較高并且差異不顯著，變異系數(shù)較小為7.56%，屬于弱變異強度，原因可能為阿哈水庫底泥在靜水環(huán)境中沉積，其天然含水量大于液限，使含水量偏高。丁靜等[17]的研究表明，在土壤含水量達到30%左右時，植物的生長處于最優(yōu)狀態(tài)。阿哈水庫的底泥含水量均值為77.9%，遠遠高出植物生長所需的最佳含水量，這可能是由于阿哈水庫底泥長期處于水環(huán)境中，其表面和內(nèi)部吸附水長期處于飽和狀態(tài)，在對其底泥進行利用時，需進行風干、晾曬以降低其含水量。

土壤孔隙度是土壤中全部的空隙與土壤容積的百分比，土壤的孔隙系統(tǒng)中充滿了水與空氣。土壤孔隙度過大，會導致上層土壤的水分蒸發(fā)快，下層土壤水分易滲漏，孔隙度過小則不利于水分滲入，易造成徑流損失[18]。阿哈水庫庫區(qū)中麻窩寨地區(qū)底泥的孔隙度最大為39.16%，擦耳巖地區(qū)底泥的孔隙度最小為31.47%，阿哈水庫庫區(qū)底泥孔隙度的變化范圍為31.5～39.2%，平均孔隙度為36.1%，底泥孔隙度偏小，變異系數(shù)為7.62%，屬于弱變異強度，其原因為底泥長期淤積在湖底，受湖水的機械壓實作用和滲流作用，底泥中細小顆粒阻塞大孔隙，造成底泥孔隙度偏小。鄒良棟等[19]指出，土壤適宜植物生長的最佳孔隙度范圍為50～60%，阿哈水庫底泥在用于植物種植時，需添加多孔物料增加其孔隙度，滿足植物生長需求。

圖3 阿哈水庫不同地區(qū)底泥含水量及孔隙度圖Fig.3 Water content and porosity of sediment at different sites in Aha Reservoir

土壤比重取決于土壤固相組成物質(zhì)的種類和相對含量，阿哈水庫庫區(qū)游魚河附近的底泥比重最高為2.75 g/cm3， 擦耳巖附近底泥的比重最低為2.36 g/cm3，阿哈水庫地區(qū)底泥比重范圍在2.36～2.75 g/cm3之間波動，平均比重為2.52 g/cm3，變異系數(shù)為5.56%，屬于弱變異強度，不同區(qū)域之間底泥比重差異顯著，其原因為阿哈水庫不同區(qū)域沉積物不同，組成底泥的固相物質(zhì)比重變幅較大，造成底泥比重差異顯著。師旭超等[20]對廣西海相淤泥的研究結(jié)果，其底泥的比重為2.70 g/cm3，與阿哈水庫底泥比重相似，自然土的比重一般為2.65 g/cm3，阿哈水庫底泥比重接近自然土。

圖4 阿哈水庫不同地區(qū)底泥比重分布圖 Fig.4 Distribution of specific gravity of sediment at different sites in Aha Reservoir

3.2 底泥的部分化學特性

底泥的酸堿度是一個很重要的物理特性。阿哈水庫庫區(qū)中麻窩寨地區(qū)的底泥pH最高為7.47，游魚河地區(qū)底泥的pH最低為6.78，阿哈水庫底泥中pH的變化范圍為6.78～7.47，平均值為7.21，變異系數(shù)為3.05%，屬于弱變異強度，按照土壤酸堿度的劃分標準[21]阿哈水庫底泥呈中性，其原因為，為改善阿哈水庫水質(zhì)，阿哈水庫管理處在局部輸水河段每年要投放生石灰5000多噸，生石灰長期流入阿哈水庫造成底泥呈中性[22]。一般植物生長所需的pH范圍為6.5～7.5之間[23]，阿哈水庫底泥pH位于植物生長適應的范圍之內(nèi)。

圖5 阿哈水庫不同地區(qū)底泥pH分布圖Fig.5 pH distribution map at different sites in Aha Reservoir

阿哈水庫庫區(qū)中麻窩寨地區(qū)底泥的還原性物質(zhì)總量和活性還原性物質(zhì)均最大，分別為32.02 cmol/kg和25.45 cmol/kg，爛泥溝地區(qū)附近底泥的的還原性物質(zhì)總量和活性還原性物質(zhì)均最小，分別為13.92 cmol/kg和9.48 cmol/kg。其分析結(jié)果表明(表2)，阿哈水庫底泥還原性物質(zhì)總量和活性還原性物質(zhì)的變化范圍分別為13.92～32.02 cmol/kg和9.48～25.45 cmol/kg，均值分別為22.46 cmol/kg和17.85 cmol/kg，不同區(qū)域的還原性物質(zhì)總量和活性還原性物質(zhì)差異均不顯著，變異系數(shù)分別為21.68、26.33%，均屬于中等變異強度。王飛、林誠等[24]在對水稻的研究中指出，土壤還原性物質(zhì)會對植物造成毒害，阿哈水庫底泥還原性物質(zhì)總量過高，限制了底泥的資源化利用，對底泥進行利用時必須去除底泥中的還原性物質(zhì)，例如晾曬和翻堆等。

圖6 阿哈水庫不同地區(qū)底泥還原性物質(zhì)總量與活性還原性物質(zhì)含量分布圖Fig.6 Contents of total reducing substances and active reducing substances in sediment from different sites in Aha Reservoir

氮素是植物生長最重要的元素之一，根據(jù)測定，阿哈水庫庫區(qū)中麻窩寨附近的底泥全氮含量最高為4.97 g/kg，擦耳巖附近底泥全氮含量最低為2.51 g/kg，阿哈水庫底泥全氮含量變化范圍為2.51～4.97 g/kg，均值為3.70 g/kg，不同采樣點之間差異不顯著，變異系數(shù)為24.05%，屬于中等變異強度。全氮是土壤的肥力指標之一，全氮含量高有助于底泥利用時植物的生長。其全氮含量最小值 2.51 g/kg，高于《全國第二次土壤普查養(yǎng)分分級標準 》的一級標準(>2 g·kg-1)，屬于很高水平。

銨態(tài)氮和硝態(tài)氮是兩種可被植物直接吸收利用的有效態(tài)氮，兩種不同形態(tài)的氮素對植物生長發(fā)育會產(chǎn)生不同的生理效應[25]。 阿哈水庫地區(qū)麻窩寨和蔡沖河附近底泥的銨態(tài)氮含量均較高，其中麻窩寨附近底泥銨態(tài)氮最高，為256.43 mg/kg，游魚河附近底泥銨態(tài)氮含量最小，為62.48 mg/kg；蔡沖河附近底泥的硝態(tài)氮含量最高，為82.54 mg/kg，擦耳巖附近底泥的硝態(tài)氮含量最小，為4.96 mg/kg；阿哈水庫底泥的銨態(tài)氮的變化范圍為62.48～256.43 mg/kg，均值為160.22 mg/kg，硝態(tài)氮的變化范圍為4.96～82.54 mg/kg，均值為51.09 mg/kg。水庫不同地點底泥的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮差異均不顯著，變異系數(shù)分別為43.13%和46.56%，均屬于中等變異程度。湖底底泥長期處于缺氧或無氧狀態(tài)，給底泥環(huán)境創(chuàng)造了還原條件，銨態(tài)氮容易發(fā)生累積，銨態(tài)氮的含量過高還可能是由于底棲動物的“灌溉”作用，使上層底泥的銨態(tài)氮向水體擴散，下層底泥的銨態(tài)氮就有充裕的時間積累[26]，造成底泥銨態(tài)氮含量增高。硝態(tài)氮易受氧化還原作用的影響，在有氧條件下，底泥中的銨態(tài)氮會通過硝化作用轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮；在缺氧條件下，硝態(tài)氮會充當厭氧細菌分解分解有機質(zhì)的受體而被還原，造成硝態(tài)氮的減少。

表2 阿哈水庫底泥部分化學特性Tab.2 Partial chemical characteristics of sediment in Aha Reservoir

圖7 阿哈水庫不同地區(qū)底泥全氮含量分布圖Fig.7 Distribution map of total nitrogen content in sediment at different sites in Aha Reservoir

圖8 阿哈水庫不同地區(qū)底泥銨態(tài)氮及硝態(tài)氮含量分布圖Fig.8 Distribution of NH4+ - N and NO3- - N contents in sediment at different sites in Aha Reservoir

4 討 論

阿哈水庫底泥的機械組成以粉粒為主，粘粒、砂粒次之，質(zhì)地以壤質(zhì)粘土與粉砂質(zhì)粘土為主，這與卓志清等[27]關(guān)于海南島南渡江下游塘柳塘研究中底泥的質(zhì)地一致。說明底泥的質(zhì)地比較黏重，在利用底泥進行栽培的時候，需要調(diào)節(jié)其質(zhì)地以適應植物生長。

底泥的含水量能夠反映底泥的疏松狀況，影響底泥的再懸浮程度，含水量越低，底泥越疏松且性質(zhì)越不穩(wěn)定，易受風浪等外力因素發(fā)生再懸浮[28]，阿哈水庫底泥含水量變化范圍為69.5～87.6%，不易受外界擾動發(fā)生再懸浮。

土壤比重跟孔隙度取決于其固相組成物質(zhì)種類，這些參數(shù)決定土壤的導水性、保水性、透氣性等，與植被生長密切相關(guān)，是評價土壤質(zhì)量的重要指標。比重和孔隙度過高或者過低都不利于植物生長，阿哈水庫底泥的比重接近自然土2.65 g/cm3；孔隙度比官廳水庫要高，蘇德純等[1]在對官廳水庫壩前疏浚底泥的分析中發(fā)現(xiàn)，官廳水庫壩前底泥的孔隙度為23.8%，其原因為官廳水庫底泥質(zhì)地中粘粒含量高，底泥質(zhì)地黏重。

阿哈水庫由于周邊煤礦較多，產(chǎn)生大量酸性廢水排入阿哈水庫中，對阿哈水庫造成廢水污染，使水質(zhì)偏酸性[29]，為了治理水體污染，阿哈水庫管理區(qū)向水庫投入大量生石灰沉積到庫底，使阿哈水庫底泥pH偏中性，由表2可見水庫不同區(qū)域底泥pH差異不顯著，這與魏嵐等[30]研究的廣東省水庫底泥pH在5.28～6.18之間不同，其原因是廣東省水庫底泥缺氧環(huán)境下促進了底泥有機物的微生物水解產(chǎn)氨基酸等有機酸類，引起pH降低，且未針對其pH弱酸性進行調(diào)整，而阿哈水庫底泥針對工業(yè)廢水造成的水體酸化投入生石灰進行了治理，使底泥呈中性。

土壤中的還原性物質(zhì)含量過高會對植物根系造成毒害作用，影響植物根系的呼吸和正常代謝作用，阿哈水庫底泥的還原性物質(zhì)總量和活性還原性物質(zhì)遠高于于天仁等[32]研究發(fā)現(xiàn)的一般土壤中植物正常生長的還原性物質(zhì)總量范圍為3.37～7.58 cmol/kg的最高值，分析其原因為底泥積蓄于湖底，通氣情況差，含氧量過低，導致其還原性物質(zhì)總量超標，要使底泥成為植物生長的介質(zhì)，需對其進行翻堆或晾曬，去除底泥中的還原性物質(zhì)。

土壤的全氮含量越高土壤肥力越高，越有利于種植植物，阿哈水庫底泥全氮含量高于《全國第二次土壤普查養(yǎng)分分級標準》的一級標準(>2 g·kg-1)，這與毛志剛等[31]研究的太湖東部湖區(qū)底泥的結(jié)果一致，兩者全氮含量都高，其原因是由于底泥氮素大多數(shù)來源于有機質(zhì)，而阿哈水庫和太湖周邊有人為的養(yǎng)殖場，湖底沉積有大量的魚蝦等動植物殘體，它們的存在增加了阿哈水庫底泥的全氮含量。

土壤中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的存在有利于植物的生長，阿哈水庫底泥的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的變化范圍分別為62.48～256.43 mg/kg和4.96～82.54 mg/kg，郭小芳[33]在研究中指出小麥、玉米等旱地作物更偏好硝態(tài)氮，馬鈴薯等作物在銨態(tài)氮濃度高時生長狀況較好，兩者施用比例合適時有利于植物生長，合適的比例取決于施用的總濃度，濃度低時，不同比例對植物生長影響不大，濃度高時，硝態(tài)氮作為主要氮源顯示出優(yōu)越性。阿哈水庫底泥的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量都比較高，土壤肥力高，有利于不同種類植物的生長。

環(huán)保疏浚是底泥最常用的處置方式之一，但產(chǎn)生的大量底泥，直接堆積不僅占用大量土地，而且還會由于雨水和地表徑流的沖刷而產(chǎn)生二次污染，從而浪費養(yǎng)分豐富的底泥資源[34]。根據(jù)《食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評價標準》，阿哈水庫底泥的各個取樣點重金屬單因子污染指數(shù)范圍在0.38～2.08，均值為0.98，等級為1級，屬于清潔，其中，PCd=2.84，為中度污染。底泥的重金屬內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)范圍在0.93～5.02，均值為2.17，等級為 4 級，也為中度污染，其中游魚河、白巖河取樣點為重度污染；檫耳巖、豬場壩、大壩下方取樣點為中度污染；其余6個取樣點為輕度污染；凱龍寨為尚清潔。7種重金屬污染程度由大到小排序為：Cd>As>Pb>Zn=Cu>Cr>Hg。由此可見，利用嚴格的耕地土壤重金屬評價標準評價阿哈水庫底泥已處于中度污染，所以不適宜種植農(nóng)作物，可考慮種植園林園藝植物等觀賞型植物，使其潛在的重金屬危害不進入食物鏈，傷害人類的健康。

5 結(jié) 論

阿哈水庫底泥的機械組成以壤質(zhì)粘土與粉砂質(zhì)粘土為主，含水量、比重和孔隙度的平均值分別為77.9%、2.52 g/cm3、36.1%，含水量處于很高水平，比重處于中等水平，孔隙度處于中下水平，各個指標變異系數(shù)范圍為5.56～24.25%，空間變異性明顯。

阿哈水庫底泥的pH、還原性物質(zhì)總量、活性還原性物質(zhì)、全氮、銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的平均含量分別為7.21、22.46、17.85 cmol/kg，3700、160.22、51.09 mg/kg，pH為中性、還原性物質(zhì)總量、活性還原性物質(zhì)、全氮、銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量均較高，且各個指標的變異系數(shù)變幅較大，為3.05～46.56%，空間變異性較強。

阿哈水庫底泥可以進行植物種植，但底泥利用前，需調(diào)節(jié)質(zhì)地，增大孔隙度，去除還原性物質(zhì)，提高底泥利用的有效性和安全性。

[1] 蘇德純， 胡育峰， 宋崇渭，等.官廳水庫壩前疏浚底泥的理化特征和土地利用研究[J]. 環(huán)境科學， 2007， 28(6)：1321-1322.

[2] 王維琳， 姜翠玲， 孫敏華，等.梁塘河底泥污染特征及資源化利用分析[J]. 四川環(huán)境， 2016， 35(3)：64-65.

[3] 方盛榮， 徐 穎， 路景玲， 等.螯合劑處理重金屬污染底泥的實驗研究[J]. 化工學報， 2011， 62(1)： 231-236.

[4] 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價[J]. 環(huán)境科學研究， 2004， 17(6)： 22-26.

[5] 苗 爽， 陳婷婷.底泥碳氮磷的研究現(xiàn)狀[J]. 吉林農(nóng)業(yè)科學， 201， 36(1)： 17-18， 25.

[6] 秦 峰， 陳善平， 吳志超， 等.蘇州河疏浚污泥作填埋場封場覆土的實驗研究[J]. 上海環(huán)境科學， 2002， 21(3)： 163-167.

[7] 徐中義， 陳敬安， 張 陽，等.阿哈水庫沉積物重金屬形態(tài)分布及生態(tài)風險評價[J]. 西南師范大學學報自然科學版， 2014， 39(3)：71-76.

[8] 王東紅， 黃清輝， 王春霞， 等.長江中下游淺水湖泊中總氮及其形態(tài)的時空分布[J]. 環(huán)境科學，2004， 25(增刊)：27- 30.

[9] cata rinam M， william J W， samanthaB J，etal.Inorgani cnitrogen dynamics in intertidal rocky biofilms and sediments of the Douro river Estuary(Portugal) [J].Estuaries， 2005， 28(4)：592-607.

[10] wang S R， Jin X C， jiao L X，etal.Nitrogen fractions and release in the sediments from the shallow lakes in the middle and lower reaches of the Yangtze river area， China [J].WaterAirSoilPollut，2008(187)：5-14.

[11] zheng G X， song J M， SUN Y M，etal.Characteristics of nitrogen forms in the surface sediments of southwestern Nansha Trough， South China Sea [ J ] .ChineseJournalofOceanologyandLimnology， 2008，26(3)：280-288.

[12] 金相燦， 姜 霞， 徐玉慧， 等.太湖東北部沉積物可溶性氮、磷的季節(jié)性變化[J]. 中國環(huán)境科學，2006，26(4)：409- 413.

[13] 葉琳琳， 潘成榮， 張之源， 等.瓦埠湖沉積物氮的賦予特征以及環(huán)境因子對 NH+4-N 釋放的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2006，25(5)：1333-1336.

[14] 孫惠民， 何 江， 呂昌偉， 等.烏梁素海沉積物中有機質(zhì)和總氮含量分布特征[J]. 應用生態(tài)學報，2006，17(4)：620-624.

[15] 安 敏， 黃 歲.海河干流表層沉積物總磷、總鐵和有機質(zhì)的含量及相關(guān)性分析[J]. 環(huán)境科學研究，2007，20(3)：63-67.

[16] 鄭艷美， 杜金城， 郭淑英，等.花卉土壤處理關(guān)鍵技術(shù)[J]. 黑龍江農(nóng)業(yè)科學， 2008(3)：102-103.

[17] 丁 靜.土壤含水量和土壤鹽分對植物生長的綜合影響[J]. Journal of Molecular Cell Biology， 1960(z1)：140-148.

[18] 何其華， 何永華， 包維楷.干旱半干旱區(qū)山地土壤水分動態(tài)變化[J]. 山地學報， 2003，21(2)：149-156.

[19] 鄒良棟， 呂冬霞.植物生長與環(huán)境[M]. 高等教育出版社，2004.

[20] 師旭超， 汪 稔， 張在喜.廣西海相淤泥的次固結(jié)特性研究[J]. 巖土力學，2003，24(5)：863-865.

[21] 隋桂榮.太湖表層沉積物中 OM，TN，TP 的現(xiàn)狀與評價[J]. 湖泊科學， 1996，8(4)：322-323.

[22] 賈 華，用石灰對抗“煤銹水”阿哈水庫每年投放5000多噸生石灰調(diào)節(jié)pH值 [N/OL]. 貴州都市報，2006-12-14[2016-12-28]：http：//www.sina.com.cn.

[23] 唐 琨， 朱偉文， 周文新，等.土壤pH對植物生長發(fā)育影響的研究進展[J]. 作物研究， 2013，27(2)：207-212.

[24] 王 飛， 林 誠， 李清華，等.長期深窄溝排漬對冷浸田地下水位、土壤化學特性及水稻籽粒品質(zhì)的影響[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學報， 2015，23(5)：571-578.

[25] 張彥東， 白尚斌，氮素形態(tài)對樹木養(yǎng)分吸收和生長的影響[J]. 應用生態(tài)學報，2003，14(11)：2044- 2048.

[26] 孫云明， 宋金明.中國近海沉積物在生源要素循環(huán)中的功能[J].海洋環(huán)境科學， 2002，21(1)：26- 33.

[27] 卓志清，劉永兵，趙從舉，等.河塘底泥與岸邊土壤粒徑分形維數(shù)及與其性狀關(guān)系—以海南島南渡江下游塘柳塘為例[J]. 土壤通報，2015，46(01)：62-67.

[28] 黃建軍， 趙新華， 孫井梅，等.城市河道底泥釋磷的影響因素研究[J]. 中國給水排水， 2010，26(5)：93-95.

[29] 史 莉， 尹 璐， 李越越，等.貴陽市阿哈水庫飲用水源地現(xiàn)狀及保護對策[J]. 貴州水力發(fā)電， 2008， 22(3)：20-23.

[30] 魏 嵐， 劉傳平， 鄒獻中，等.廣東省不同水庫底泥理化性質(zhì)對內(nèi)源氮磷釋放影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學報， 2012，21(7)：1304- 1310.

[31] 毛志剛， 谷孝鴻， 陸小明，等.太湖東部不同類型湖區(qū)底泥疏浚的生態(tài)效應[J]. 湖泊科學， 2014， 26(3)：385-392.

[32] 于天仁， 劉畹蘭.水稻土中氧化還原過程的研究 (Ⅲ)氧化還原條件對水稻生長的影響[J]. 土壤學報， 1957， 5(4)：292-304.

[33] 郭小芳.淺談植物對銨、硝態(tài)氮的相對吸收能力[J]. 中國農(nóng)資， 2011(20)：24-24.

[34] BOLuji(薄錄吉)，WANG Dejian(王德建)，YAN Xiao(顏曉)，etal.Environmental Resource Utilization and Risk Assessment of Dredged Sediments： A Review[J].ChineseJournalofSoilScience(土壤通報)， 2013(4)：1017-1024.