劉 昔，鄧兆林，張 露，謝婷婷，王學(xué)雷，楊 超，厲恩華，王 智*

1. 生態(tài)環(huán)境部長(zhǎng)江流域生態(tài)環(huán)境監(jiān)督管理局生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)與科學(xué)研究中心, 湖北 武漢 430010

2. 中國(guó)科學(xué)院精密測(cè)量科學(xué)與技術(shù)創(chuàng)新研究院, 環(huán)境與災(zāi)害監(jiān)測(cè)評(píng)估湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 湖北 武漢 430061

3. 荊州市洪湖濕地自然保護(hù)區(qū)管理局, 湖北 荊州 433200

沉積物作為湖泊生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，是湖泊氮磷營(yíng)養(yǎng)元素的重要儲(chǔ)存載體，也是水生動(dòng)植物物質(zhì)交換和能量循環(huán)的重要媒介[1]. 沉積物中污染物的來源、分布和賦存等受到自然和人類活動(dòng)的重要影響，如水文水動(dòng)力過程、外源污染負(fù)荷輸入、濕地水環(huán)境演化等[2]. 隨著湖泊外源污染物輸入的增加及富營(yíng)養(yǎng)化進(jìn)程的加劇，沉積物中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)不斷累積，可能發(fā)展為湖泊內(nèi)源污染的主導(dǎo)因子[3-4]. 當(dāng)外界條件發(fā)生改變時(shí)，湖泊沉積物中氮磷營(yíng)養(yǎng)元素可以通過擴(kuò)散、對(duì)流、再懸浮等過程釋放到上覆水體，從而引發(fā)湖泊污染[5-6]. 有研究[7]表明，在外源污染負(fù)荷受到嚴(yán)格控制的情況下，湖泊沉積物中的氮磷向其上覆水體的釋放可能成為湖泊水質(zhì)惡化和富營(yíng)養(yǎng)化的重要原因. 隨著流域外源營(yíng)養(yǎng)鹽污染負(fù)荷的控制，沉積物內(nèi)源磷負(fù)荷對(duì)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的貢獻(xiàn)程度呈增大趨勢(shì)[8]. 因此，準(zhǔn)確估算湖泊沉積物氮磷釋放強(qiáng)度并揭示其時(shí)空分布規(guī)律對(duì)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化控制和生態(tài)修復(fù)具有重要的指導(dǎo)意義.

沉積物和上覆水的營(yíng)養(yǎng)鹽交換是判斷湖泊沉積物具有“匯”或“源”作用的重要標(biāo)志，研究富營(yíng)養(yǎng)化湖泊內(nèi)源污染特征對(duì)于全面開展風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)工作至關(guān)重要[9]. 目前，常用的湖泊內(nèi)源污染定量估算方法主要有質(zhì)量衡算法、孔隙水?dāng)U散模型和柱狀芯樣模擬法3種[10]. 其中，質(zhì)量衡算法可以粗略地對(duì)封閉湖泊內(nèi)源污染負(fù)荷進(jìn)行估算，但在計(jì)算外源輸入復(fù)雜的湖泊時(shí)誤差較大[11]；孔隙水?dāng)U散模型法需要的參數(shù)較多且研究過程復(fù)雜，在實(shí)際中很難得到應(yīng)用[12]；而柱狀芯樣模擬法通過原位獲取湖泊沉積物，很大程度上模擬了湖泊沉積物營(yíng)養(yǎng)鹽的原位釋放規(guī)律，其應(yīng)用最為廣泛[13-14]. 王斌等[15]通過現(xiàn)場(chǎng)監(jiān)測(cè)和室內(nèi)模擬相結(jié)合的方式研究茜坑水庫(kù)沉積物內(nèi)源污染對(duì)水質(zhì)的影響，結(jié)果表明，氨氮的平均釋放速率為7.36 mg/(m2·d)，總磷的平均釋放速率為2.20 mg/(m2·d)；張茜等[16]通過室內(nèi)沉積物-上覆水釋放模擬試驗(yàn)對(duì)漳澤水庫(kù)沉積物中氮磷釋放規(guī)律進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)水溫和溶解氧濃度對(duì)氮磷釋放具有顯著影響；裴佳瑤等[17]在雁鳴湖關(guān)于沉積物內(nèi)源營(yíng)養(yǎng)鹽釋放的研究結(jié)果表明，氮磷釋放速率隨著溫度的升高而增加，但隨溶解氧濃度的增加而減小.km2

洪湖是湖北省第一大淡水湖泊，面積約350 ，是江漢平原四湖流域主要的調(diào)蓄型湖泊，也是長(zhǎng)江中下游流域典型的淺水湖泊，具有防洪調(diào)蓄、凈化水質(zhì)、調(diào)節(jié)氣候、維持生物多樣性等生態(tài)功能[18]. 2016年，洪湖遭受特大洪水，導(dǎo)致水生植物大面積死亡及周邊沖擊性污染負(fù)荷匯入湖內(nèi)，加之上游污染物的持續(xù)輸入，水質(zhì)顯著下降，其生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能受到威脅.目前，洪湖圍網(wǎng)養(yǎng)殖拆除工作已經(jīng)全部完成，基本上恢復(fù)了圍網(wǎng)養(yǎng)殖前的景觀格局，但長(zhǎng)期、大面積的圍網(wǎng)養(yǎng)殖可能導(dǎo)致洪湖沉積物受到不同程度的污染[19-20].近年來洪湖水質(zhì)波動(dòng)明顯，關(guān)于洪湖沉積物內(nèi)源污染負(fù)荷的系統(tǒng)研究鮮有報(bào)道. 該研究通過柱狀芯樣法，考慮到溫度對(duì)沉積物氮磷釋放的影響，選取不同季節(jié)的洪湖沉積物進(jìn)行模擬試驗(yàn)，探討洪湖沉積物氮磷釋放的時(shí)空差異、影響因素及與水體中氮磷含量的相關(guān)關(guān)系. 基于洪湖沉積物氮磷釋放的區(qū)域性特征，該研究可為洪湖濕地開展沉積物修復(fù)治理提供理論依據(jù)和數(shù)據(jù)支撐.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況與樣品采集

洪湖位于湖北省中南部的江漢平原四湖流域下游，地理坐標(biāo)為113°12'E～113°26'E、29°49'N～29°58'N，水域范圍東西長(zhǎng)約23.4 km，南北寬約20.8 km，岸線總長(zhǎng)度約104.5 km[21]. 分別于2020年7月2日（夏季）和2020年12月24日（冬季）在洪湖不同采樣區(qū)域原位采集13根柱狀沉積物樣，沉積物厚度不少于25 cm且兩次采樣點(diǎn)位置完全相同（見圖1）. 采樣完成后，保留柱狀管內(nèi)上覆水，密封遮光垂直放置帶回實(shí)驗(yàn)室. 同時(shí)，為研究洪湖沉積物污染特征，于2020年7月采樣時(shí)另采集了一份沉積物樣品用于理化指標(biāo)的測(cè)定.

圖1 洪湖的地理區(qū)位及采樣點(diǎn)的分布情況Fig.1 Study area and distribution of sampling sites in Honghu Lake

野外調(diào)查時(shí)用PSC-1/40彼得森采泥器（面積1/40 m2，丹麥KC-Denmark公司）采集表層沉積物樣品（深度約25 cm），每個(gè)采樣點(diǎn)重復(fù)采集樣品3次，然后取混合樣裝入密封袋帶回實(shí)驗(yàn)室. 沉積物樣品在實(shí)驗(yàn)室避光通風(fēng)處風(fēng)干、磨碎、過孔徑0.15 mm篩，用于沉積物樣品分析.

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與樣品分析

在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)將各柱狀管內(nèi)的上覆水用虹吸法抽到同一容器中，然后向容器中加入同期取得的洪湖水樣，得到約20 L洪湖全湖水體混合樣，經(jīng)過濾后得到試驗(yàn)原水樣，即刻取原水樣保存并作為初始模擬狀態(tài). 最后，將試驗(yàn)原水用虹吸法沿內(nèi)壁小心滴注到各柱狀管，蔽光存放，開始沉積物氮磷的靜態(tài)釋放模擬試驗(yàn)，試驗(yàn)裝置示意見圖2. 柱狀管內(nèi)壁直徑為5.6 cm，初始狀態(tài)下每根柱狀管內(nèi)加入試驗(yàn)原水樣1 L，每次試驗(yàn)取用水樣體積為50 mL，并在取樣結(jié)束后向柱狀管內(nèi)補(bǔ)充等體積的原混合水樣. 為減少取樣過程對(duì)沉積物的擾動(dòng)，采用移液管取表層沉積物上25 cm處上覆水并在取樣結(jié)束后沿內(nèi)壁緩慢補(bǔ)充上覆水. 洪湖沉積物營(yíng)養(yǎng)鹽的靜態(tài)釋放試驗(yàn)共計(jì)取樣4次，分別于注入原水樣后24、48、72和120 h進(jìn)行取樣，測(cè)試指標(biāo)包括總氮和總磷. 第一次模擬試驗(yàn)時(shí)間段為2020年7月3-8日，該時(shí)間段內(nèi)的平均溫度為32.3 ℃；第二次模擬試驗(yàn)時(shí)間為2020年12月25-30日，該時(shí)間段內(nèi)的平均溫度為4.9 ℃.

圖2 模擬試驗(yàn)裝置示意Fig.2 Schematic diagram of simulation experiment

為探究沉積物中氮磷的釋放速率與水體及沉積物中氮磷含量的相關(guān)性，于2020年7月采樣時(shí)使用EXO2水質(zhì)儀(YSI, USA)對(duì)采樣點(diǎn)的水溫、pH、電導(dǎo)率、葉綠素a、溶解氧等指標(biāo)進(jìn)行即時(shí)測(cè)定，同時(shí)對(duì)該次采樣各柱狀管內(nèi)上覆水中氮磷濃度進(jìn)行測(cè)定.沉積物有機(jī)質(zhì)含量用燒失重法測(cè)定；總氮濃度采用HJ 636-2012《水質(zhì)總氮的測(cè)定 堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法》測(cè)定；總磷濃度采用GB/T 11893-1989《水質(zhì)總磷的測(cè)定 鉬酸銨分光光度法》測(cè)定.

1.3 沉積物中氮磷的釋放速率

溫度是影響沉積物中氮磷釋放的重要因素[22]，因此分別選擇高溫的夏季和寒冷的冬季進(jìn)行模擬試驗(yàn).沉積物中氮磷釋放速率的計(jì)算方法[23-24]如下：

式中：M為釋放速率，mg/(m2·d)；V為上覆水體積，L；Cn、C0、Ci-1分別為第n次、初始狀態(tài)下和第i-1次采樣時(shí)監(jiān)測(cè)指標(biāo)的濃度，mg/L；Vi-1為第i-1次的取樣體積，L；S為柱狀管中沉積物和上覆水的接觸面積，m2；t為釋放時(shí)間，d. 考慮到氨氮和硝氮之間的相互轉(zhuǎn)化及不同價(jià)態(tài)磷之間的相互轉(zhuǎn)化，計(jì)算時(shí)采用的是總氮和總磷的含量.

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析方法

采用反距離加權(quán)法進(jìn)行空間插值，探討氮磷含量及沉積物氮磷釋放的時(shí)空分布差異；采用Spearman相關(guān)分析和線性回歸分析，探討沉積物氮磷釋放影響因素[25]. 數(shù)據(jù)采用SPSS 19.0、ArcGIS 10.4、R語(yǔ)言和Origin 8.0等軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和制圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 洪湖沉積物污染分布特征

在過去20余年，洪湖受到長(zhǎng)期、高強(qiáng)度的圍網(wǎng)養(yǎng)殖人類活動(dòng)影響，沉積物污染問題不容忽視[26]. 洪湖沉積物中有機(jī)質(zhì)、總氮和總磷的污染特征如圖3所示. 洪湖沉積物中有機(jī)質(zhì)含量平均值為19%，變化范圍在11%～26%之間，表明洪湖沉積物中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)豐富，肥力較高. 有機(jī)質(zhì)作為營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的載體，是沉積物中的一種自然膠體，也是評(píng)判沉積物中有機(jī)污染程度的一個(gè)重要指標(biāo)[27]. 洪湖沉積物中總氮含量在3 329.9～6 045.6 mg/kg之間，平均值為4 407.4 mg/kg，其中，S09采樣點(diǎn)（西南部）和S12采樣點(diǎn)（東北部）較高；總磷含量在896.9～2 950.5 mg/kg之間，平均值為1 421.0 mg/kg，總磷含量最高的是S01采樣點(diǎn)（藍(lán)田河口沖積扇尾嶼），其次為S02采樣點(diǎn)（漢沙河口）.

圖3 洪湖積物中有機(jī)質(zhì)、總氮和總磷的污染特征Fig.3 Pollution characteristics of organic matter, total nitrogen and total phosphorus in surface sediments of Honghu Lake

我國(guó)9個(gè)典型湖泊中有機(jī)質(zhì)、總氮和總磷的污染情況[28]如表1所示. 與國(guó)內(nèi)其他湖泊相比較，洪湖沉積物中有機(jī)質(zhì)和氮磷含量均處于較高的水平，洪湖有機(jī)質(zhì)含量在報(bào)道的9個(gè)湖泊中是最高的，與杞麓湖（19%）持平；總氮含量?jī)H次于杞麓湖（5 825.6 mg/kg）和瀘沽湖（4 772.6 mg/kg），在報(bào)道的9個(gè)湖泊中排名第三位；總磷含量?jī)H次于瀘沽湖（1 576.8 mg/kg）和五大連池（1 580.8 mg/kg），在報(bào)道的9個(gè)湖泊中排名第三位. 因此，洪湖沉積物中有機(jī)質(zhì)和氮磷含量在國(guó)內(nèi)湖泊中處于較高水平，這可能與洪湖長(zhǎng)期的圍網(wǎng)養(yǎng)殖歷程有關(guān)[29].

表1 中國(guó)9個(gè)典型湖泊沉積物污染特征Table 1 Characteristics of sediment pollution in nine Chinese typical lakes

雖然洪湖圍網(wǎng)養(yǎng)殖已于2016年底全部拆除完成，但通過對(duì)洪湖沉積物物理化學(xué)的分析發(fā)現(xiàn)，圍網(wǎng)養(yǎng)殖活動(dòng)對(duì)洪湖生態(tài)系統(tǒng)造成的影響是長(zhǎng)期的，很大一部分營(yíng)養(yǎng)元素沉降到了湖泊底泥中. 伴隨著風(fēng)浪對(duì)湖泊的擾動(dòng)，沉積物中的氮磷會(huì)重新釋放到湖泊水體中，同時(shí)部分有機(jī)質(zhì)成分也會(huì)經(jīng)過礦化作用釋放出大量氮磷元素，并消耗水體中的溶解氧[30]. 在以往對(duì)洪湖的研究中，學(xué)者們常將重點(diǎn)放在洪湖水質(zhì)的變化及外源污染的防治上，而忽略了沉積物中氮磷的釋放對(duì)湖泊水質(zhì)造成的影響[31].

2.2 沉積物中氮磷的釋放特征

洪湖沉積物氮磷的靜態(tài)釋放模擬試驗(yàn)分別于2020年7月（夏季）和2020年12月（冬季）進(jìn)行，每次試驗(yàn)共計(jì)5 d，取樣4次. 在2020年7月，初始狀態(tài)下試驗(yàn)原水中總氮濃度為2.816 mg/L，總磷濃度為0.018 mg/L；在2020年12月，初始狀態(tài)下試驗(yàn)原水中總氮濃度為2.189 mg/L，總磷濃度為0.022 mg/L，試驗(yàn)周期內(nèi)柱狀管內(nèi)上覆水中氮磷濃度變化如圖4所示. 在5 d的模擬試驗(yàn)時(shí)間內(nèi)，夏季試驗(yàn)柱狀管內(nèi)上覆水中總氮平均濃度升高1.467 mg/L，總磷平均濃度升高0.042 mg/L；冬季試驗(yàn)柱狀管內(nèi)上覆水中總氮平均濃度升高0.224 mg/L，總磷平均濃度升高0.036 mg/L. 由此推測(cè)： ①夏季氮磷的釋放潛力顯著高于冬季（濃度變化大），溫度變化可能是影響沉積物氮磷釋放的重要因素；②沉積物中氮磷的釋放導(dǎo)致上覆水中氮磷濃度增加，沉積物污染可能是洪湖水環(huán)境中氮磷的重要來源之一.

圖4 模擬試驗(yàn)柱狀管內(nèi)上覆水中氮磷濃度隨時(shí)間的變化情況Fig.4 Temporal variation of nitrogen and phosphorus content in overlying water in simulated experimental device

2.3 沉積物中氮磷的釋放速率

洪湖沉積物中氮磷的釋放速率及其空間分布情況如圖5所示，2020年7月（夏季）洪湖沉積物中總氮的平均釋放速率為133.9 mg/(m2·d)，變化范圍在98.0～159.0 mg/(m2·d)之間，所有水域的沉積物均為氮元素污染的源，其中最大值出現(xiàn)在小港水域；而2020年12月（冬季）洪湖沉積物中總氮的平均釋放速率為32.1 mg/(m2·d)，變化范圍在-31.5～116.3 mg/(m2·d)之間，部分水域沉積物成為了總氮的匯，值得關(guān)注的是，小港水域（夏季最大的源）在冬季成為了洪湖氮元素最大的匯；2020年7月（夏季）洪湖沉積物中總磷的平均釋放速率為4.0 mg/(m2·d)，藍(lán)田水域沉積物中總磷的釋放速率遠(yuǎn)大于其他水域；2020年12月（冬季）洪湖沉積物中總磷的平均釋放速率為3.4 mg/(m2·d)，全湖水域沉積物均為磷元素污染的源.

圖5 洪湖沉積物中氮磷釋放速率的季節(jié)性變化與空間分布特征Fig.5 Seasonal variation and spatial distribution of nitrogen and phosphorus release rate of Honghu Lake

總體來看，洪湖沉積物中氮磷的釋放速率在夏季高于冬季，說明高溫促進(jìn)了沉積物中氮磷的釋放. 首先，溫度升高會(huì)直接或間接地影響微生物活性，如生物反硝化作用會(huì)促進(jìn)沉積物中氮的釋放；其次，溫度升高會(huì)促進(jìn)沉積物的有機(jī)礦化作用，導(dǎo)致沉積物-水界面的氧化還原電位降低，呈現(xiàn)出還原狀態(tài)，進(jìn)而使部分與金屬離子結(jié)合的磷酸根離子釋放；最后，礦化過程產(chǎn)生大量二氧化碳，導(dǎo)致鈣結(jié)合態(tài)磷的釋放也相應(yīng)加快[32]. 以2020年7月洪湖沉積物中氮磷釋放速率為例，與同期滇池和太湖沉積物氮磷釋放對(duì)比發(fā)現(xiàn)，洪湖沉積物中總氮的釋放速率低于滇池〔平均值為163.1 mg/(m2·d)，最 大 值 為190.9 mg/(m2·d)〕[7]，但高于東太湖〔平均值為42.2 mg/(m2·d)，最大值為60.6 mg/(m2·d)〕[12,33]；同樣地，洪湖沉積物中總磷的釋放速率低于滇池，但與東太湖持平，滇池和東太湖中總磷的平均釋放速率分別為4.9和3.4 mg/(m2·d). 按照該試驗(yàn)結(jié)果的理想狀態(tài)進(jìn)行估算，洪湖底泥中總磷的釋放潛力為350～400 t/a，總氮的釋放潛力為3 500～14 000 t/a，與外源營(yíng)養(yǎng)鹽的輸入總量相當(dāng)甚至略高，洪湖沉積物污染可能是導(dǎo)致洪湖水質(zhì)持續(xù)惡化的重要原因之一[34].

因此，在對(duì)洪湖生態(tài)環(huán)境進(jìn)行綜合治理時(shí)，應(yīng)當(dāng)統(tǒng)籌協(xié)調(diào)流域上中下游污染防治，控制點(diǎn)源污染和面源污染，切實(shí)改善流域內(nèi)洪湖的主要入湖河流水質(zhì)（四湖總干渠）；同時(shí)應(yīng)當(dāng)加強(qiáng)洪湖湖區(qū)的管理與生態(tài)恢復(fù)，減少洪湖周邊污染物向湖區(qū)的排放，在科學(xué)指導(dǎo)下修復(fù)污染嚴(yán)重的沉積物并逐步恢復(fù)水生植被群落，提升洪湖生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)完整性與功能性[35].

2.4 沉積物中氮磷釋放加速率與水環(huán)境因子的相關(guān)性分析

采用線性回歸分析探究洪湖沉積物中氮磷的釋放速率與水體、沉積物中氮磷含量的空間相關(guān)性，由圖6可見，洪湖沉積物中氮磷釋放速率與水體中氮磷含量的空間一致性不顯著（P＞0.05），相關(guān)系數(shù)較低，可能原因是洪湖屬于淺水型湖泊，受風(fēng)浪影響較大，水動(dòng)力過程復(fù)雜，導(dǎo)致水體中氮磷發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化；沉積物中氮磷的釋放速率與沉積物中氮磷含量呈顯著相關(guān)（P＜0.05），說明受污染的沉積物具有較強(qiáng)的氮磷釋放潛力，是湖泊水體氮磷的主要內(nèi)源污染來源.

圖6 洪湖沉積物中氮磷釋放速率與水體、沉積物中氮磷含量的空間相關(guān)性分析Fig.6 Spatial correlation analysis of nutrient release rate and its content in water or sediment of Honghu Lake

自2016年底洪湖圍網(wǎng)完全拆除后，近年來洪湖水質(zhì)沒有得到根本性改善[34]，一方面是2016年大洪水對(duì)洪湖生態(tài)系統(tǒng)造成了毀滅性破壞，另一方面是洪湖在長(zhǎng)期的圍網(wǎng)養(yǎng)殖過程中，不僅破壞了養(yǎng)殖區(qū)的水生植物，同時(shí)過量營(yíng)養(yǎng)元素的投放導(dǎo)致了湖泊富營(yíng)養(yǎng)化和底泥惡化，20余年來過度的圍網(wǎng)養(yǎng)殖給洪湖生態(tài)系統(tǒng)帶來的影響是深遠(yuǎn)的，徹底恢復(fù)洪湖生態(tài)環(huán)境還需要較長(zhǎng)的時(shí)間和過程.

3 結(jié)論與展望

a）洪湖沉積物受污染情況嚴(yán)重，與國(guó)內(nèi)其他湖泊相比處于較高的污染水平. 洪湖沉積物中有機(jī)質(zhì)含量平均值為19%，在相比較的9個(gè)湖泊中排名第一位；總氮和總磷含量平均值分別為4 407.4和1 421.0 mg/kg，在相比較的9個(gè)湖泊中均排名第三位.

b）沉積物內(nèi)源污染導(dǎo)致洪湖上覆水中氮磷濃度升高. 在5 d的沉積物氮磷釋放模擬試驗(yàn)中，夏季上覆水中總氮平均濃度升高1.467 mg/L，總磷平均濃度升高0.042 mg/L；冬季上覆水中總氮平均濃度升高0.224 mg/L，總磷平均濃度升高0.036 mg/L.

c）受長(zhǎng)期的圍網(wǎng)養(yǎng)殖影響，內(nèi)源污染控制是洪湖濕地水環(huán)境綜合治理與生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)的重要內(nèi)容. 按照該研究模擬試驗(yàn)結(jié)果的理想狀態(tài)估算，洪湖沉積物中總氮的釋放潛力為3 500～14 000 t/a，總磷的釋放潛力為350～400 t/a，解決內(nèi)源污染問題迫在眉睫.

d）該研究通過室內(nèi)原位模擬試驗(yàn)揭示了洪湖沉積物中氮磷釋放的時(shí)空分布特征，但是未對(duì)區(qū)域水文過程和生物因素影響進(jìn)行研究. 在進(jìn)一步的研究中應(yīng)深入探討水文過程和不同生物擾動(dòng)對(duì)沉積物氮磷釋放的作用機(jī)理與機(jī)制.

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