北京奥林匹克公园龙形水系底泥氮磷释放实验研究.pdf

北京奥林匹克公园龙形水系底泥氮磷释放实验研究 李安峰1杨冲2胡翔2徐文江1刘建平3吴呈西3 1. 北京市环境保护科学研究院， 北京 100037; 2. 北京化工大学化学工程学院， 北京 100029; 3. 北京奥林匹克公园管理委员会， 北京 100101 摘要 以北京奥林匹克公园龙形水系底泥为研究对象， 分析了典型水域底泥的理化特征， 研究在不同水动力和温度条 件下底泥中氮磷的释放过程。结果表明 1龙形水系底泥理化性质对上覆水水质影响较大; 2随着水动力条件的增 加总氮的释放强度增加， 总磷在低流速下释放强度最大， 中高流速下的释放强度均小于低流速下的释放强度， 水动力 条件越强氨氮释放强度越小; 3温度对底泥氮释放影响较大， 较高温度能明显减小底泥总氮的释放强度， 但是高温有 助于提高氨氮的释放强度， 而温度对底泥总磷释放的影响较小。 关键词 底泥; 富营养化; 释放; 水动力; 温度 DOI 10. 7617/j. issn. 1000 －8942. 2013. 04. 011 EXPERIMENTS OF NITROGEN AND PHOSPHORUS RELEASE OF SEDIMENT IN DRAGON- SHAPED WATER SYSTEM OF BEIJING OLYMPIC PARK Li Anfeng1Yang Chong2Hu Xiang2Xu Wenjiang1Liu Jianping3Wu Chengxi3 1. Beijing Municipal Research Institute of Environmental Protection，Beijing 100037，China; 2. College of Chemical Engineering，Beijing University of Chemical Technology，Beijing 100029，China; 3． Beijing Olympic Park Administration Committee，Beijing 100101，China AbstractPhysical and chemical characteristics of sediment in Dragon- shaped Water System of Beijing Olympic Park DSWSwere analyzed． The processes of nitrogen and phosphorus release were studied in different hydrodynamic and temperature conditions． The results show that 1Physical and chemical characteristics of sediment affect the overlying water greatly． 2High hydrodynamic condition profits TN of sediment released to overlying water;TP release from the sediment is the greatest in the lowest hydrodynamic condition，and the release intensity of TP in the conditions of middle and highest current velocities are smaller than in the low current velocity condition;NH 4- N release falls with the raise of hydrodynamic condition． 3The temperature condition has much effect on the release of TN from sediment;to raise the temperature can reduce the intensity of TN release sharply，on the contrary it raise the NH 4- N release;the changes of temperature have little effect on the release of TP． Keywordssediment;eutrophication;release;hydrodynamic;temperature * 北京市朝阳区科委项目 KC1105 资助。 0引言 底泥是湖泊的三大环境要素之一， 对上覆水水质 有重要影响。近年来， 因为湖泊的底泥污染物释放而 导致的水体富营养化问题， 越来越引起国内外研究者 的关注， 如我国大理洱海 ［1 ］、 杭州西湖［2 ］、 韩国 Han 河 ［3 ］、 希腊 Volvi 湖［4 ］等， 均发现内源污染对水体的 富营养化有较大影响。特别是城市湖泊等浅水型湖 泊， 具有垂直空间边界层界限模糊， 风生流特征明显， 底泥再悬浮作用显著， 物质和能量交换剧烈， 以及人 类活动影响显著等特点， 使得在特定条件下底泥对上 覆水水质的影响不可忽视［5 ］。 目前我国很多城市湖泊处于富营养化状态 ［ 6- 8 ］ ， 同 时底泥污染负荷较高 ［ 9 ］， 但很多城市湖泊的底泥和内 源污染现状还没有纳入日常监测和管理中， 不利于内 源污染的有效控制。国内现有的内源污染分析研究主 要是针对天然湖泊， 对人工湖泊研究较少; 而对于我国 北方城市大批新建的人工湖泊内源污染， 特别是以再 04 环境工程 2013 年 8 月第 31 卷第 4 期 生水为水源的人工湖泊的内源污染， 罕有案例研究。 本文以世界上最大的以再生水为水源的城市人工 湖 北京奥林匹克公园龙形水系底泥为研究对象， 实验分析不同环境因素对底泥氮磷释放的影响， 其实 验结果对龙形水系的内源污染控制及水体富营养化的 进一步治理及有关部门的科学决策具有积极意义。 1实验部分 1. 1材料及制备 1. 1. 1龙形水系湖底特征 龙形水系最大水深约 3. 5 m， 为浅水型人工湖。 大部分湖底自下而上依次为 压实的自然土、 防水毯、 素土和底泥， 如图 1 所示。 图 1龙形水系湖底特征 Fig．1Characteristics of the lake bottom of DSWS 1. 1. 2底泥采集 北京奥林匹克公园龙形水系建于 2008 年， 湖面 总面积 4. 13 105m2， 蓄水量 67 万 m3。底泥采样时 间为 2012 年 7 月 4 日， 共设置 7 个采样点， 见图 2。 采样时用 Hydro- Bios 柱状采泥器， 采集 0 ～5 cm 表层 底泥， 置于洁净塑料袋中， 当天带回实验室。 图 2底泥采样点布置 Fig． 2Sampling sites for sediment 1. 1. 3饱湿底泥制备 将采集的新鲜底泥放于塑料桶中， 剔除里面的较 大石块等杂质， 混合均匀后静置 24h， 使其自然沉淀， 达到污染物分布平衡， 用虹吸装置去除上层清水， 然 后轻微搅拌混合， 制得饱湿底泥。 1. 2实验方法 在城市景观湖泊的新建初期， 底泥均采用附近地 面的普通土壤， 氮磷等污染物浓度相对较低。但随着 湖泊的生物促於、 外源污染汇入等因素影响， 底泥中 污染物含量增加。当底泥中的污染物增加到一定量 后， 污染物逐渐向底泥间隙水中释放， 进而扩散到泥 土交界面处， 并逐步影响上覆水的水质， 形成内源污 染。影响这一过程的主要因素有 水动力条件、 温度、 pH、 溶解氧、 氧化还原电位、 微生物等。本次研究的 主要控制因素为水动力条件和温度。本文以图 2 中 点③处底泥为例进行分析。 1. 2. 1水动力条件控制 装置采用 “回” 形水槽， 水槽宽10 cm， 长180 cm， 深 30 cm。水槽内放置饱湿底泥 2 ～3 cm 深， 缓慢注 入自来水 5 cm 深， 共计 11. 5 L。龙形水系实际水体 循环依靠循环泵实现， 最大流速约1 cm/s。实验室中 每组水槽控制水流速度分别为 0. 2， 0. 5， 1 cm/s 3 个 装置分别命名为 H1、 H2 和 H3 。本次实验中水体流 动用蠕动泵实现， 全天 24 h 运行。 1. 2. 2温度控制 装置采用 5 L 烧杯， 放入 5 cm 饱湿底泥， 缓慢注 入 3. 25 L 自来水。放入恒温生物培养箱中， 每组分 别控制温度为 8， 14， 26 ℃ 3 个装置分别命名为 J1、 J2 和 J3 。实验装置避光放置。 1. 3分析方法 水样中测定总磷 TP 采用钼锑抗分光光度法; 总氮 TN 采用过硫酸钾氧化 － 紫外分光光度法; 氨 氮 NH 4 - H 采用纳氏试剂分光光度法 ［10 ］。底泥全 氮检测依据 LY/T 12281999森林土壤全氮的测 定 ; 底泥全磷检测依据 LY/T 12321999森林土 壤全磷的测定 。底泥中铁含量检测参考 沉积物、 污泥和土壤的酸消化法， US- EPA- 3050B- 1996。 水样采集 用虹吸法吸取距表层 3 cm 处的水 150 mL。每次取样后， 加入自来水补到原水位。底泥 中污染物释放率的计算公式见式 1 ［11 ］ R ［ V － Cn－ C0∑ n i 1 Vi Ci－1－ Ca ］/A 1 式中 R 为释放率， mg/m2; V － 为装置中水样体积， L; Cn 为第 n 次采样时水中营养物浓度， mg/L; C0为初始营 养物浓度， mg/L; Vi为每次采样体积， L; Ci －1为第 i －1 14 环境工程 2013 年 8 月第 31 卷第 4 期 次采样时水中营养物浓度， mg/L; Ca为添加水体中营 养物质浓度， mg/L; A 为与水接触的沉积物表面积， m2。 2结果与讨论 2. 1底泥理化性质 龙形水系取样点① ～ ④处底泥大部分为棕色或 深棕色， ⑤ ～ ⑦处的底泥为棕黄色。不同采样点底泥 的理化特征如表 1 所示。 表 1龙形水系底泥理化特性 Table 1Physical and chemical characteristics of sediment in DSWS 取样点pHw TN / g Kg －1 w TP / g Kg－1 w Fe / ①7. 620. 940. 631. 63 ②7. 530. 990. 561. 82 ③7. 631. 020. 602. 38 ④7. 501. 370. 592. 56 ⑤7. 680. 330. 461. 88 ⑥7. 760. 300. 522. 88 ⑦7. 710. 310. 472. 01 底泥 pH 值影响底泥中营养盐的释放与吸附， 尤 其对上覆水中磷有较大影响。碱性条件下， OH － 有利 于与金属铁结合的磷酸盐发生离子交换， 使得磷酸根 从底泥或间隙水中释放出来。龙形水系底泥 pH 在 7. 50 ～7. 63， 平均值为 7. 63， 弱碱性条件有利于底泥 磷的释放。 龙形水系不同水域底泥氮磷含量差别较大， 采样 点① ～ 点④处底泥的全氮在 0. 94 ～ 1. 37 g/kg， 根据 北京市土壤养分分等定级标准 北京市土肥工作 站， 2006 ， 全氮水平在中高等级之间 中高等级 0. 80 ～1. 20 g/kg ， 点⑤ ～ 点⑦在 0. 30 ～0. 33 g/kg， 为极低水平 极低等级 ＜0. 60 g/kg 。龙形水系底泥 中全磷含量在0. 46 ～0. 63 g/kg， 平均值为 0. 55 mg/L。 龙形水系底泥的氮磷含量与袁旭音 ［ 6 ］等调查的太湖底 泥 太湖底泥全氮 0. 7833 g/kg， 全磷 0. 6516 g/kg 含 量相近。与形成时间久远的太湖相比， 作为新建城市 内湖的龙形水系， 底泥氮磷污染加重的趋势较快。这 可能是因为龙形水系全部采用再生水补水， 再生水氮 磷含量高， 使得上覆水中氮磷污染物浓度与底泥迅速 达到平衡， 湖泊底泥作为污染物“汇” 的时间减短， 底 泥氮磷含量在短期内上升; 同时龙形水系水深较浅， 沉水植物等水生植物较多， 每年有大量的植物腐殖质 沉入水底， 成为底泥的一部分， 生物促淤作用显著， 因 此使得底泥氮磷含量增加。 国际上有关铁对上覆水营养盐， 特别是磷的循环 调节作用已经有较多研究［12- 13 ］。铁在氧化条件下具 有较强的吸附磷能力， 特别是易吸附磷酸根磷 ［14- 15 ］。 龙形水系底泥中铁含量在 1. 63 ～ 2. 88， 平均值 为 2. 18， 高于李必才 ［16 ］等调查的白洋淀的底泥铁 含量。因此龙形水系上覆水中营养盐的含量， 尤其是 磷酸盐的含量更易于受底泥中铁元素的影响。 2. 2水动力条件对底泥污染物释放的影响 水动力条件对湖泊内源污染及底泥污染物释放 的影响是复杂的 ［17 ］。在无风浪搅动底泥 微风或深 水湖泊 的情况下， 风浪的作用仅仅是增加表层水体 的溶解氧， 通过溶解氧的变化进一步影响内源污染。 但是当风浪导致的风生流效果显著， 或其他条件导致 的水动力增加， 引起底泥的再悬浮， 那么水动力条件 对内源污染释放的影响就变得异常复杂。 2. 2. 1水动力条件对 TN 的影响 从图 3 可知 随着时间的延长， 底泥中 TN 的释 放强度逐渐减小。研究初期， 总氮释放强度较大， 分 析原因是底泥的间隙水中 TN 大量向上覆水释放; 后 期总氮释放强度逐渐趋于稳定。通过计算， 流速为 0. 2， 0. 5， 1 cm/s 的装置中， 底泥 TN 经过11 d 稳定后 的释放强度分别为 190. 2， 192. 62， 200. 69 mg/m2。 通过比较， 随循环流量的加大， TN 释放强度加大。分 析原因是循环导致底泥的再悬浮， 并加快污染物等物 质的扩散速度， 造成上覆水中 TN 浓度升高。 图 3水动力条件对底泥 TN 释放的影响 Fig．3Effect of different hydrodynamic conditions on TN release from sediment 2. 2. 2水动力条件对 TP 的影响 磷是影响水体富营养化的主要营养物质之 一 ［18 ］。由图 4 可以看出 3 个装置在实验初期 TP 释 放强度均较大， 主要是因为底泥间隙水中的 TP 向上 覆水中大量释放; 后期， 上覆水中的总磷浓度与间隙 24 环境工程 2013 年 8 月第 31 卷第 4 期 水中总磷逐渐达到平衡， 使得上覆水中总磷浓度逐渐趋 于稳定。3 个装置中， 总磷的释放强度分别为 H2 3.88 mg/m2＜H3 4.79 mg/m2＜ H1 5.89 mg/m2 。经典 内源磷释放模式中， 溶解氧及铁影响底泥中磷的释 放。实验过程中检测的溶解氧 DO 的含量对比结果 为 H3 ＞ H2 ＞ H1， 因为水动力条件的增强加大了水体 的复氧能力。在好氧条件下， 上覆水中磷酸根与铁氧 化物 FeOOH 结合发生沉降 ［19 ］。因此一定条件下， 水动力条件的增强可以促进上覆水中部分磷的去除。 图 4水动力条件对 TP 的影响 Fig． 4Effect of different hydrodynamic conditions on TP release from sediment H1 装置中 TP 的释放强度大于 H3， 主要原因是 H3 的溶解氧含量远高于 H1。H3 装置中总磷的释放 强度大于 H2， 可能是因为 H3 水动力条件的增加， 促 进底泥的再悬浮 ［20 ］。相对于 H2 装置， H3 装置中磷 酸盐与铁氧化物的沉降能力小于底泥再悬浮引起的 磷的释放能力。 2. 2. 3水动力条件对 NH 4 - H 的影响 由图 5 可看出 3 个装置中底泥的氨氮释放量逐 渐降低， 而不同水动力条件对底泥中氨氮释放的影响 较大 水动力条件增加， 底泥氨氮释放强度减弱， H3 1.98 mg/m2＜H2 4.33 mg/m2＜ H1 7.20 mg/m2 。 因此， 一定范围内增加水动力条件， 促进水体复氧而 加快硝化作用 ［21 ］， 提高了氨氮的转化， 最终体现为底 泥氨氮释放强度的降低。 2. 3温度对底泥污染物释放的影响 温度对底泥污染物释放的影响较复杂， 因为温度 对微生物的降解及矿化能力、 污染物的分子扩散能 力、 水体 pH 和溶解氧等均有较大影响。本次实验装 置中控制的温度范围， J1 8 2℃， J2 14 2℃， J3 26 1℃。 图 5水动力条件对底泥中 NH 4 - N 的释放影响 Fig．5Effect of different hydrodynamic conditions on NH 4 - N release from sediment 2. 3. 1温度对 TN 的影响 图6 为不同温度影响下， 底泥总氮的释放结果。 从图 6 可以看出 低温有利于底泥总氮的释放。实 验期间， 3 个装置中底泥的释放强度分别为， J1- 8 ℃ 552. 59 mg/m2; J2- 14 ℃ 548. 35 mg/m2; J3- 26 ℃ 512. 31 mg/m2。在初期 3 个装置中 TN 释放速率均 较快， 可能主要是底泥间隙水中的 TN 大量向上覆 水中释放; 后期 TN 释放强度均降低， 并且较高温度 条件下 TN 释放强度较低， 可能是因为温度越高， 微 生物的有机质矿化作用， 硝化作用和反硝化作用越 强， 对 TN 有一定的降解， 而低温抑制了微生物的 活性。 图 6温度对底泥总氮释放的影响 Fig．6Effect of different temperature conditions on TN release from sediment 2. 3. 2温度对 TP 的影响 实验装置中不同温度下上覆水中 TP 的浓度结果 中有 37. 5 的检测结果低于最低检测限 0. 01 mg/L， 其余检测结果均在 0. 010 ～ 0. 022 mg/L。因此可以 34 环境工程 2013 年 8 月第 31 卷第 4 期 视为静置条件下， 底泥无 TP 释放， 遂未进行底泥 TP 释放强度的计算。 实验期间检测的 3 个装置的溶解氧分别为， J1 8. 61 0. 76mg/L， J2 8. 17 0. 36mg/L， J3 6. 08 0. 56mg/L， 上覆水均为好氧状态。根 据经典内源负荷释放模型， 在好氧状态下铁离子以 Fe3 存在， Fe3 具有大量吸磷并结合为难溶性沉淀 的作用。因此底泥在好氧条件下无磷释放， 并且温 度对底泥的磷释放影响不显著。本次实验结果与 桂安［22］和林建伟［23］等的底泥静置释放实验得到的 结论一致。另有研究表明［24］ 底泥磷释放的影响因 素中溶解氧的显著性大于温度。本实验中好氧条 件下底泥磷在不同温度中无释放， 与以上研究结果 一致。 2. 3. 3温度对 NH 4 - N 的影响 图 7 为不同温度下， 底泥氨氮的释放强度。结果 显示， 随温度的升高， 底泥氨氮释放强度增加 J1- 8 ℃ 43. 35 mg/m2＜ J2- 14 ℃ 63. 68 mg/m2＜ J3- 26 ℃ 78. 41 mg/m2 。这是由于氨氮的吸附是一个弱放 热过程 ［25 ］， 升高温度会对底泥吸附产生抑制作 用 ［26 ］， 从而减少底泥吸附量， 增大底泥氨氮释放量。 图 7温度对底泥氨氮释放的影响 Fig．7Effect of different temperature conditions on NH 4 - N release from sediment 3结论 1龙形水系底泥氮磷含量较高， 同时底泥的碱 性特征有利于底泥中营养盐的释放， 底泥中较高的铁 含量对上覆水中磷的浓度变化影响较大。因此在条 件适合的情况下， 底泥的理化性质有利于底泥营养盐 向上覆水的释放。 2实验中， 水体流速从低到高分别为 0. 2， 0. 5， 1. 0 cm/s 时， 底泥中总氮的释放强度逐渐上升， 分别 为 190. 2， 192. 62， 200. 69 mg/m2; 总磷在低流速下释 放强度最大， 为 5. 89 mg/m2， 中、 高流速下释放强度 分别为 3. 88， 4. 79 mg/m2; 氨氮释放强度分别为 7. 20， 4. 33， 1. 98 mg/m2。实验说明 水体流速的增加 能够降低底泥总磷和氨氮的释放强度， 但是能够促进 底泥中总氮的释放。 3在由低到高为 8， 14， 26 ℃的 3 个不同温度条 件下， 底泥总氮的释放强度分别为 552. 59， 548. 35， 512. 31 mg/m2; 总磷均无释放; 氨氮释放强度分别为 43. 35， 63. 68， 78. 41 mg/m2。说明升高温度能够抑制 底泥中总氮的释放， 但氨氮的释放强度随温度的升高 而升高。好氧条件下温度的变化对底泥中磷的释放 几乎无影响。 参考文献 ［1］解岳． 城市富营养化景观水体的植物修复机理及现场试验研 究［D］． 西安西安建筑科技大学， 2011 11. ［2］张丽萍，袁文权，张锡辉． 底泥污染物释放动力学研究［J］． 环 境污染治理技术与设备， 2003， 4 2 22- 26. ［3］Lee Hyung Kima，Euiso Choib，Kyung- Ik Gilb，et al． Phosphorus release rates from sediments and pollutant characteristics in Han River，Seoul，Kore［J］． Science of the Total Environment， 2004， 321 1/3 115- 125. ［4］Kaiserli A，Voutsa D，Samara C． Phosphorus fractionation in lake sediments- Lakes Volvi and Koronia，N． Greece［J］ ． Chemosphere， 2002， 46 8 1147- 1155. ［5］Bryan M S，Laurence Carvalho，Rupert Perkins，et al． Effects of lightonsedimentnutrientfluxandwatercolumnnutrient stoichiometry in a shallow lake［J］． Water Research，2008，42 4/5 977- 986. ［6］袁旭音， 许乃政， 陶于祥， 等． 太湖底泥的空间分布和富营养化 特征［J］． 资源调查与环境， 2003， 24 1 20- 28. ［7］赵珊， 高晓利， 张传光， 等． 城市再生水景观利用水质维护方法 研究［J］． 环境工程， 2011， 29 6 5- 7. ［8］鱼京善， 崔国庆． 北京动物园水体水华发生的生态学机理［J］． 环境工程， 2004， 22 4 62- 65. ［9］李青芹， 霍守亮， 昝逢宇． 我国湖泊沉积物营养盐和粒度分布 及其关系研究［J］ ． 农业环境科学学报， 2010， 29 12 2390- 2397. ［ 10］国家环境保护总局水和废水监测分析方法编委会． 水和废水 监测分析方法［M］ ．4 版． 北京中国环境科学出版社， 2002. ［ 11］Yoshida T，Hamada H，Okamura T．Wastewater and sludge treatment by activated sludge process［M］ ．JapanJpn Kokai Tokkyo Koho JP， 2004. ［ 12］Hawa Bibi M，Faruque Ahmed，Hiroaki Ishiga． Assessment of metal concentrations in lake sediments of southwest Japan based on sediment quality guidelines［J］ ． Environmental Geology， 2007， 52 4 625- 639. 下转第 47 页 44 环境工程 2013 年 8 月第 31 卷第 4 期 图 3 A/O 对 COD 的去除效果 Fig． 3Removal rate of COD by A/O 负荷后进入稳定运行阶段， 对 COD 和其他污染物去 除率较高， 经环保部门检测， 各项污染物指标都优于 规定的排放标准， 结果见表 2。 表 2检测结果 Table 2Test results 检测指标pH ρ COD / mg L －1 ρ BOD5 / mg L －1 ρ SS / mg L －1 第 1 天7. 2791520 第 2 天7. 4751225 4出现的问题和解决方法 初启动期， 由于废水中主要污染物质是糖类， 并 且调节池的水温保持在 20 ～30 ℃， 导致 IC 反应器出 水发白， pH 下降、 VFA 浓度大幅升高、 水质恶化等酸 化现象， 在采取降低负荷、 部分出水循环以减少停留 时间、 加大 Na2CO3投加量等措施后， 酸化现象得到了 有效控制， 反应器在一周内得到恢复。 5经济分析 该工程废水处理成本为 水电费为0. 9 元/m3 ， 人 员工资为 0. 42 元/m3， 中和药剂费为 0. 2 元/m3。废 水处理量为 80 m3/d， 不计折旧， 废水处理成本为 1. 52 元/m3。 6结论 1采用 IC A/O 联合工艺处理制药废水取得 良好效果， COD、 BOD5、 SS 去除率分别达 97. 9、 99. 1、 92. 5， 出水符合 GB 89781996 一级标准。 2由于废水中糖类物质含量较多， 在日常维护 中， 需要密切监控调节池和 IC 反应器中 pH 的变化， 防止过度酸化的现象发生。 参考文献 ［1］梅特卡夫和埃迪公司． 废水工程处理及回用［M］． 秦裕珩国 等， 译．4 版． 北京 化学工艺出版社， 2006 714. ［2］曹刚， 徐向阳， 冯孝善． 碱度对 UASB 污泥颗粒化的影响［J］． 中国给水排水， 2002， 18 8 13- 16. 作者通信处欧阳二明330031江西省南昌市南昌大学建筑工程 学院 E- mailyoumer sina． com 2013 －03 －01 櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅 收稿 上接第 44 页 ［ 13］Inengite A K，Oforka N C， Leo C Osuji． Survey of heavy metals in sediments of Kolo creek in the Niger Delta，Nigeria［J］ ． African Journal of Environmental Science and Technology，2010，9 4 558- 566. ［ 14］Perkins R G，Underwood G J C． The potential for phosphorus release across the sediment- water interface in an eutrophic reservoir dosed with ferric sulphate［J］ ． Water Research，2001，35 6 1399- 1406. ［ 15］Robert G W． Limnologylake and river ecosystems［M］ ． San DiegoAcademic Press， 2001. ［ 16］李必才， 何连生， 杨敏， 等． 白洋淀底泥重金属形态及竖向分布 ［J］． 环境科学， 2012， 33 7 2376- 2383. ［ 17］杨永东， 管运涛， 陈俊， 等． 再生水补充景观水体的富营养化研 究［J］． 环境工程， 2012， 30 S1 135- 139. ［ 18］王荣斌， 李军， 张宁， 等． 污水生物除磷技术研究进展［J］ ． 环境 工程， 2007， 25 1 84- 88. ［ 19］Michael Hupfer，Jrg Lewandowski． Retention and early diagenetic transation of phosphorus in Lake Arendsee Germany - consequences for management strategies［J］ ．Arch Hydrobiol， 2005， 164 2 143- 167. ［ 20］Abbry Schneider， Elkat Porter， Joele Baker．Polychlorinated biphenyl release from resuspended Hudson River sediment［J］． Environ Sci Technol， 2007， 41 4 1097- 1103. ［ 21］Jacob Kalff．Limnologyinland water ecosystems［M］ ．New JerseyPrentice Hall， 2002 536. ［ 22］桂安， 毛献忠， 陶益． 深圳荔枝湖富营养化成因和总磷模型分 析［J］ ． 环境科学， 2008， 29 4 874- 878. ［ 23］林建伟， 朱志良， 赵建夫． 曝气复氧对富营养化水体底泥氮磷 释放的影响［ J］ ． 生态环境， 2005， 14 6 812- 815. ［ 24］张智， 刘亚丽， 段秀举． 湖泊底泥释磷模型及其影响显著因素试 验研究［J］． 农业环境科学学报， 2007， 26 1 45- 50. ［ 25］孙大志， 李绪谦， 潘晓峰． 氨氮在土壤中的吸附/解吸动力学行 为的研究［ J］ ． 环境科学与技术， 2007， 30 8 16- 18. ［ 26］龚春生． 城市小型浅水湖泊内源污染及环保清淤深度研究 ［ D］． 南京 河海大学， 2007 76. 作者通信处李安峰100037北京市环境保护科学研究院 电话 010 88380895 E- maillaf8 sohu． com 2012 －10 －18 收稿 74 环境工程 2013 年 8 月第 31 卷第 4 期