1 引言(Introduction)
隨著近年來對外源控制力度的加大，底泥內(nèi)源污染對水體污染的貢獻(xiàn)比例在逐步加大.對沉積物磷污染的研究發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)e和S是影響P在沉積物中的活性及其向水體遷移的兩個關(guān)鍵因子，P、Fe、S在水-沉積物界面微小尺度上存在著密切的耦合關(guān)系.鐵結(jié)合態(tài)磷在缺氧和還原條件下發(fā)生溶解，高價態(tài)的Fe被還原成低價態(tài)Fe2+并進(jìn)一步被S結(jié)合形成FeS，造成孔隙水中P含量升高，并通過界面擴(kuò)散向上覆水體釋放，是內(nèi)源磷污染發(fā)生的主要機(jī)制(Rozan et al., 2002;S?ndergaard et al., 2003).此過程中形成的FeS是主要的致黑物質(zhì)(Canfield et al., 1984;應(yīng)太林等，1997)，P的釋放不僅使水體發(fā)生二次污染(高麗等，2004)，還會導(dǎo)致藻類過量繁殖，這些藻類死亡后分解并快速消耗大量氧氣，又會導(dǎo)致季節(jié)性水體黑臭現(xiàn)象(Schelske，2009).由此推測，在極度缺氧和強(qiáng)還原性的黑臭底泥中，這種耦合關(guān)系可能更加明顯.因此，對P、Fe、S在沉積物界面耦合關(guān)系的研究，將有助于深入探討水體黑臭和內(nèi)源磷污染發(fā)生機(jī)制.準(zhǔn)確獲取P、Fe、S在水-沉積物界面的精細(xì)空間分布信息則是研究三者耦合關(guān)系的重要前提.
盡管目前普遍認(rèn)為P、Fe、S之間存在耦合關(guān)系，但大部分研究并未提供直接的原位證據(jù)，采樣技術(shù)是制約其發(fā)展的瓶頸.傳統(tǒng)的剖面分析方法是直接采集沉積物柱芯，再通過離心、壓榨、化學(xué)提取等方法獲得孔隙水(劉素美等，1999).這種既非原位又非被動的缺陷，不僅破壞了沉積物原本的物理化學(xué)結(jié)構(gòu)，且易導(dǎo)致樣品脫離沉積環(huán)境后發(fā)生變化，同時受空間分辨率低(厘米級)的限制，使研究結(jié)果產(chǎn)生較大誤差.因此，主動采樣方法已不能滿足研究需要，必須發(fā)展非破壞性的高分辨被動采樣技術(shù)，在微尺度上揭示P、Fe、S之間的耦合關(guān)系.
薄膜梯度擴(kuò)散技術(shù)(Diffusive Gradients in Thin Films，DGT)是一種原位被動采樣技術(shù)，該技術(shù)以目標(biāo)物的自由擴(kuò)散為基本原理，可在不破壞沉積環(huán)境的條件下收集樣品信息，且空間分辨率顯著提高到毫米/亞毫米級，避免了主動采樣存在的分析誤差較大等缺點.目前DGT技術(shù)已被廣泛應(yīng)用于水體、沉積物、水-沉積物界面和土壤中P、Fe、S等離子的含量測定(Ding et al., 2012;Ding et al., 2016;Motelica-Heino et al., 2003;Widerlund et al., 2007).近年來，Han等(2015)發(fā)展了ZrO-AgI復(fù)合DGT技術(shù)，結(jié)合Chelex DGT能實現(xiàn)P、Fe、S的同步獲取，避免了由于不同步造成的空間錯位，并且其測定容量比傳統(tǒng)型Fe-oxide DGT高50倍以上，更適合應(yīng)用于高污染的底泥中.
DGT技術(shù)可滿足微界面研究的需要，但將其應(yīng)用于復(fù)雜黑臭水體的研究卻鮮有報道.而在住建部通報的城市黑臭水體清單中，廣東省占244個，數(shù)量居全國首位，黑臭問題尤為嚴(yán)重，已經(jīng)嚴(yán)重影響珠三角地區(qū)的社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展.基于此，本文以東莞市典型黑臭水體為研究對象，利用DGT技術(shù)獲取沉積物中P、Fe、S的含量分布信息，并分析該技術(shù)在黑臭底泥中的適用性.同時，依據(jù)P、Fe、S在水-沉積物界面的高分辨濃度分布，計算三者在沉積物界面的擴(kuò)散通量.研究結(jié)果可為深入認(rèn)識黑臭成因與內(nèi)源磷污染發(fā)生機(jī)制提供依據(jù).
2 材料與方法(Materials and methods)
2.1 DGT原理
DGT技術(shù)主要基于Fick第一擴(kuò)散定律，通過在定義擴(kuò)散層的梯度擴(kuò)散及其關(guān)聯(lián)過程研究，獲得目標(biāo)離子在土壤、水體和沉積物等環(huán)境介質(zhì)中的擴(kuò)散通量、(生物)有效態(tài)含量和固-液交換動力學(xué)的信息(Davison et al., 1994;Zhang et al., 2014).假設(shè)DGT在放置時間內(nèi)擴(kuò)散梯度保持不變，則介質(zhì)中特定離子濃度可由擴(kuò)散定律轉(zhuǎn)化公式算出.DGT對通過擴(kuò)散相的物質(zhì)形態(tài)具有選擇性，它只能測定那些能夠通過擴(kuò)散層并被結(jié)合相累積的可溶性形態(tài)，即DGT有效態(tài).DGT的富集過程可以模擬目標(biāo)離子在環(huán)境中的遷移和生物吸收過程，分析結(jié)果相比傳統(tǒng)有效態(tài)測定方法更加科學(xué)可靠.
2.2 主要儀器和試劑
儀器：沉積物柱狀采樣器(天津葦杭環(huán)境科技有限公司，型號：WH-2014A)，多參數(shù)水質(zhì)分析儀(YSI 556)，硫離子選擇電極(Thermo，USA)，紫外-可見分光光度計(HACH公司，型號：DR2800)，恒溫振蕩器(MSK，合肥艾本森科學(xué)儀器有限公司)，掃描儀(佳能，型號：5600F)，微孔板分光光度計(Bio Tek，USA)，微量移液排槍(Eppendorf公司).ZrO-AgI DGT和Chelex DGT及固定膜切片所需要的陶瓷排刀等材料均購置于南京智感環(huán)境科技有限公司.
試劑：鉬酸銨，酒石酸銻鉀，抗壞血酸，濃硫酸，鄰菲啰啉，鹽酸羥胺，硫酸亞鐵銨，乙酸銨，冰乙酸，EDTA等.
2.3 采樣及裝置投放
選擇珠三角地區(qū)東莞市典型黑臭河流穗豐年河和鞋底沙河，共設(shè)置4個采樣點(圖 1).現(xiàn)場測定上覆水的溶解氧(DO)、pH、氧化還原電位(ORP)、透明度，水樣用水樣采集器采集，帶回實驗室后分析總磷和氨氮的含量.表層沉積物用抓泥斗抓取表層20 cm的沉積物樣品，代表相對緩流的河流沉積物主要的生物活性層(Hickey，1988).沉積物樣品放置在自封袋中密封保存，防止樣品接觸空氣氧化與水分蒸發(fā).用自重力采樣器在各個樣點采集沉積物柱狀樣，樣品采集后冷藏保存并盡快運回實驗室分析.
圖 1采樣點分布圖
將ZrO-AgI DGT和Chelex DGT背靠背對齊固定后，投放于各個柱狀樣中，保留裝置在沉積物-水界面上2~4 cm，記錄投放時間，測定水溫，平衡24 h后回收DGT.取出DGT后標(biāo)記沉積物-水界面位置，迅速用去離子水沖洗DGT表面的沉積物，防止沉積物再次擴(kuò)散.隨后將DGT裝置裝入自封袋中，滴入幾滴去離子水，在濕潤環(huán)境中密封保存，待分析.
2.4 DGT樣品分析測定
取出Chelex DGT固定膜后，按2 mm切片，切片后的所有條狀固定膜依次放到1.5 mL離心管中，加入0.4 mL 1.0 mol ˙ L-1 HNO3，室溫靜置提取16 h以上，取出固定膜，保存提取液待測定.提取液中的Fe(Ⅱ)采用鄰菲羅啉比色法測定(Stookey，1970)，微量樣品采用96微孔板分光光度計法.
對ZrO-AgI DGT固定膜上S(Ⅱ)的分析采用電腦密度成像計量(CID)技術(shù)(Ding et al., 2012)，P的分析采用切片、提取的方法.取出ZrO-AgI DGT固定膜后，放置于掃描儀上(沉淀面朝下)掃描膜的正面，利用Image J軟件將掃描獲得的圖像轉(zhuǎn)成灰度，利用校正曲線將灰度轉(zhuǎn)換成積累量.掃描后的固定膜按2 mm切片，每個長條加入0.4 mL 1.0 mol ˙ L-1的NaOH提取24 h.提取液中的P采用磷鉬藍(lán)比色法測定(Murphy et al., 1962)，微量樣品采用96微孔板分光光度計法.
2.5 沉積物理化性質(zhì)分析.
測定每個表層沉積物樣品的ORP、有機(jī)質(zhì)、含水率、NaOH-P、Fe(Ⅱ)和AVS.ORP采用便攜式水質(zhì)分析儀(YSI 556)的ORP電極測定.有機(jī)質(zhì)采用燒失量法測定，結(jié)果以沉積物干重含量百分比表示.含水率測定方法為計算沉積物濕樣在105 ℃烘干6 h后的損失量，用于計算沉積物的干重.NaOH-P采用1.0 mol ˙ L-1 NaOH提取，鉬銻抗法測定(張文強(qiáng)等，2016).Fe(Ⅱ)采用50 mL 1 mol ˙ L-1 HCl提取，菲啰嗪法測定.AVS采用冷擴(kuò)散吸收和離子選擇電極法測定(Hsieh et al., 1989).
2.6 數(shù)據(jù)處理
有效態(tài)P、Fe與S的濃度由式(1)計算獲得.
(1)
式中，M為固定膜上P、Fe或S的積累量(μg), Δg為擴(kuò)散層厚度(cm)，Dg為磷酸根、Fe2+或HS-在擴(kuò)散膜中的擴(kuò)散速率(cm2 ˙ s-1), A為每一個條狀膜的面積(cm2)，t為擴(kuò)散時間(s)，cDGT是放置時間內(nèi)通過DGT擴(kuò)散得到的平均濃度(mg ˙ L-1).
固定膜中目標(biāo)離子積累量(M)一般采用溶劑提取的方法，根據(jù)式(2)計算得到.
(2)
式中，ce為提取液濃度，Ve為提取劑體積，Vg為固定膜體積，fe為提取劑對固定膜上目標(biāo)離子的提取率(Zhang et al., 1995).
有效態(tài)離子在界面的擴(kuò)散通量根據(jù)界面附近的濃度梯度分布進(jìn)行計算，公式如下：
(3)
式中，JW為有效態(tài)離子從沉積物界面到上覆水的擴(kuò)散通量(μg ˙ m-2 ˙ d-1)，JS為從沉積物到界面的擴(kuò)散通量(μg ˙ m-2 ˙ d-1)，J為沉積物中有效態(tài)離子與上覆水的交換通量(μg ˙ m-2 ˙ d-1).J值為正值，表明有效態(tài)離子由沉積物向上覆水釋放，反之則表明上覆水有效態(tài)離子被沉積物吸附.采用界面以下5 mm、界面以上5 mm的范圍進(jìn)行線性擬合，所有剖面擬合結(jié)果均達(dá)到顯著性水平.(δcDGT)/(δxW) (x=0)和(δcDGT)/(δxS) (x=0)分別是上覆水和沉積物有效態(tài)離子在單位距離的濃度梯度變化，DW、DS分別是有效態(tài)離子在上覆水和沉積物中的擴(kuò)散系數(shù)(m2 ˙ s-1), DS由上覆水的擴(kuò)散系數(shù)DW計算得出.φ為沉積物孔隙度，其計算方法見下式：
(4)
式中，WW為沉積物鮮重(g);Wd為沉積物干重(g);ρ為表層沉積物平均密度與水密度比值，一般取2.5(古小治等，2010).
2.7 數(shù)據(jù)分析
實驗數(shù)據(jù)的前期處理使用Excel軟件，有效態(tài)S的灰度分析使用Image J軟件，圖形的繪制使用Origin 8.5軟件，采樣點分布圖的繪制使用ArcGIS 10.1軟件.
3 結(jié)果與討論(Results and discussion)
3.1 水和沉積物理化性質(zhì)
水和沉積物樣品的基本理化性質(zhì)見表 1.由表中可見，所有樣點的DO濃度均低于2.0 mg ˙ L-1，氨氮濃度均遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于2.0 mg ˙ L-1，屬于劣Ⅴ類水體.根據(jù)《城市黑臭水體整治工作指南》中劃定的城市黑臭水體污染程度分級標(biāo)準(zhǔn)，各樣點的DO和氨氮濃度均處于輕度黑臭級別.S01、S02、S03 3個樣點水體的ORP處于輕度黑臭級別，S01樣點的透明度處于輕度黑臭級別，其他樣點的透明度均高于輕度黑臭等級標(biāo)準(zhǔn).鞋底沙河的S03、S04樣點TP濃度遠(yuǎn)高于穗豐年河的TP濃度.
各個樣點沉積物的pH均比上覆水低.所有樣點沉積物的ORP均為負(fù)值，在-424~-128 mV之間，根據(jù)沉積物氧化還原特性與Eh的關(guān)系，當(dāng)沉積物Eh在-200~0 mV之間時，沉積物處于還原狀態(tài)，因此, 所有樣點的沉積物均處于還原或強(qiáng)還原狀態(tài).Vershinin等(1982;1983)的研究表明，Eh= -200~+200 mV區(qū)是鐵、錳的主要控制區(qū)，沉積物中還原性鐵、錳起主導(dǎo)作用;Eh=-350~0 mV區(qū)是硫系控制區(qū)，沉積物中硫化氫體系起主導(dǎo)作用;Eh= 0~+400 mV區(qū)是有機(jī)物控制區(qū)，沉積物中的有機(jī)物起主導(dǎo)作用;Eh= +400~+650 mV區(qū)是氧控制區(qū)，氧起主導(dǎo)作用.由此可知，所有樣點的沉積物基本處于硫、鐵、錳控制區(qū).沉積物有機(jī)質(zhì)的含量在6.20%~16.60%之間，對比其他水體有機(jī)質(zhì)含量(Tenzer et al., 1999;馬曉磊等，2010)，可知東莞市黑臭水體中有機(jī)質(zhì)含量處于較高水平.
沉積物中NaOH-P的平均值為793.87 mg ˙ kg-1，低于重度黑臭水體子牙河的表層沉積物NaOH-P含量464.5~9667.5 mg ˙ kg-1，但高于遼河表層沉積物TP含量219.0 mg ˙ kg-1，及黃河表層沉積物TP含量552.4 mg ˙ kg-1.NaOH-P主要為鐵、鋁、錳結(jié)合態(tài)磷，是沉積物中的易交換態(tài)磷，這類磷常被認(rèn)為是內(nèi)源釋放的主要來源，在不同氧化還原條件下會導(dǎo)致其釋放(張文強(qiáng)等，2016;朱廣偉等，2003).由此可知東莞黑臭河流表層沉積物的不穩(wěn)定磷含量較高，其釋放潛勢較高.沉積物中Fe(Ⅱ)含量在24.23~40.88 g ˙ kg-1之間，平均值為31.82 g ˙ kg-1.對比海河流域重度黑臭水體子牙河水系的沉積物Fe(Ⅱ)含量(0.66~ 58.73 g ˙ kg-1，平均值9.75 g ˙ kg-1)，可知東莞市黑臭水體沉積物中Fe(Ⅱ)含量處于較高污染水平.沉積物中AVS的含量范圍在7.53~21.26 g ˙ kg-1之間，平均值為16.98 g ˙ kg-1.子牙河水系沉積物AVS的含量范圍在7.0~63.7 g ˙ kg-1，平均值為22.5 g ˙ kg-1.可知，除S01樣點較低外，其余樣點AVS含量均較高.沉積物中AVS的濃度是硫化物的生成與氧化、擴(kuò)散等綜合作用的反映，硫酸鹽還原速率、有機(jī)質(zhì)的含量以及環(huán)境特征如溶解氧、氧化還原電位、溫度等都會對AVS的分布產(chǎn)生影響.S02、S03、S04樣點的沉積物有機(jī)質(zhì)負(fù)荷高、ORP低，水體溶解氧含量低，這些都有利于還原環(huán)境的生成和維持，造成AVS含量較高.
3.2 沉積物有效態(tài)P、Fe、S的分布特征
沉積物有效態(tài)P、Fe、S的剖面分布信息如圖 2所示.由圖可知，各點位的有效態(tài)濃度在局部深度存在凸起點，說明沉積物具有很強(qiáng)的空間異質(zhì)性.有效態(tài)P含量在沉積物-水界面以上濃度較小，且含量隨深度變化不大，在界面以下含量明顯增加，且各點位均在界面以下10 mm深度附近出現(xiàn)有效態(tài)P的峰值.峰值區(qū)域表明孔隙水中有效態(tài)P的濃度增加，或固相釋放有效態(tài)P的能力增強(qiáng).S03和S04點位的有效態(tài)Fe與P、S的分布相似，而S01和S02點位的有效態(tài)Fe與P、S的分布布局有一定的差異，原因可能是投放時遇到較大顆粒的泥砂，導(dǎo)致ZrO-AgI DGT和Chelex DGT組合裝置背面沒有貼緊，插入沉積物時存在空間錯位，從而造成局部的異常.各點位有效態(tài)S的濃度均較低，且濃度剖面特征較為相似，在沉積物-水界面以下10 mm范圍內(nèi)濃度不斷升高，而后有所降低.高值區(qū)可能是由于存在較多的硫還原細(xì)菌，將硫酸鹽還原為可溶性硫.與其他研究結(jié)果相比，王艷平等(2015)和Han等(2015)利用DGT技術(shù)原位同步獲取了巢湖沉積物中有效態(tài)P、Fe和S的高分辨分布信息，本文獲得的有效態(tài)濃度值在合理范圍內(nèi)，說明DGT技術(shù)應(yīng)用于黑臭河流沉積物中也能得到較可靠的實驗結(jié)果，可在很大程度上滿足微界面研究的需要.
圖 2沉積物有效態(tài)P、Fe、S的剖面分布圖
3.3 沉積物有效態(tài)P、Fe、S的耦合關(guān)系分析
由圖 2可知，部分樣點中有效態(tài)P、Fe、S出現(xiàn)了同步變化的現(xiàn)象.Ding等(2012)對太湖沉積物的DGT測定首次發(fā)現(xiàn)了在沉積物界面以下7~10 mm、直徑3 mm的區(qū)域有效態(tài)S含量出現(xiàn)最高值，有效態(tài)P出現(xiàn)富集，同時發(fā)現(xiàn)有效態(tài)P和S含量的同步變化.為了進(jìn)一步分析有效態(tài)P、Fe和S的同步性，現(xiàn)對S03點位的沉積物有效態(tài)P、Fe、S分別進(jìn)行相關(guān)性分析，結(jié)果如圖 3所示.P和Fe、P和S、Fe和S之間均存在顯著的相關(guān)性，證實了有效態(tài)P、Fe、S在黑臭河流沉積物中也存在同步釋放的現(xiàn)象.有效態(tài)P和Fe在沉積物-水界面以下88 mm范圍內(nèi)出現(xiàn)同步性，含量均在界面以下2 mm處升高.有效態(tài)P和S在沉積物-水界面以下24 mm范圍內(nèi)的波動具有一致性，F(xiàn)e和S在沉積物-水界面以下22 mm范圍內(nèi)的波動一致.已有報道指出，還原條件下，沉積物中Fe(Ⅲ)被還原為Fe(Ⅱ)，促使鐵結(jié)合態(tài)P解析形成有效態(tài)P，并向孔隙水釋放和向上覆水?dāng)U散，且P、Fe釋放具有同步性(S?ndergaard et al., 2003;Motelica-Heino et al., 2003;Xu et al., 2013).P和S、Fe和S的同步釋放說明Fe還原菌與S還原菌在沉積物微尺度下同時存在.還原條件下，鐵氧化物發(fā)生氧化還原反應(yīng)促使P釋放的同時，硫氧化物也發(fā)生還原反應(yīng)，P和S被同步釋放.釋放的還原性鐵進(jìn)一步被硫結(jié)合形成黑色FeS，F(xiàn)eS被懸浮顆粒吸附，使水體發(fā)黑.硫還原產(chǎn)生的H2S、硫醇等有異味易揮發(fā)的氣體逸出水面使水體散發(fā)臭味.因此，沉積物中Fe、S的同步釋放過程也是導(dǎo)致水體發(fā)生黑臭的重要因素之一.
圖 3沉積物有效態(tài)P、Fe、S的相關(guān)性(S03點位)
3.4 界面擴(kuò)散通量
根據(jù)有效態(tài)P、Fe、S在界面附近的高分辨濃度分布計算得到相應(yīng)的界面擴(kuò)散通量，見圖 4.由圖可知，除S03樣點的有效態(tài)P擴(kuò)散通量為負(fù)值外，其他樣點均為正值，擴(kuò)散通量在0.027~9.077 mg ˙ m-2 ˙ d-1之間，表明沉積物-水界面的有效態(tài)P為由沉積物向上覆水釋放.S03樣點的有效態(tài)P擴(kuò)散通量為-1.076 mg ˙ m-2 ˙ d-1，表現(xiàn)為上覆水向沉積物中擴(kuò)散，導(dǎo)致這一現(xiàn)象的發(fā)生既有外部的原因也有內(nèi)部的原因.外部的原因可能是外源磷的輸入導(dǎo)致上覆水中的P含量增加，從而促使沉積物-水界面兩側(cè)的濃度勢增加，上覆水中的P易向沉積物中遷移.內(nèi)部的原因可能是該樣點水位較淺，表層沉積物受水動力擾動機(jī)會較多，反映在水體中的懸浮顆粒物含量也越高.這些懸浮顆粒物上的中小分子量有機(jī)物分解至盡后，以礦物構(gòu)架為主的鐵、硅等無機(jī)大分子膠體為其主要組成，因此具有巨大的比表面，當(dāng)它們覆蓋于沉積物表面時會顯示出對水體中具有陰離子特征的磷酸根產(chǎn)生物理甚至化學(xué)吸附(范成新等，2006).表層沉積物對上覆水中的P產(chǎn)生吸收，以致形成內(nèi)匯，對P污染起緩沖作用.
圖 4各采樣點P、Fe、S界面擴(kuò)散通量
所有樣點沉積物-水界面的有效態(tài)Fe均表現(xiàn)為由沉積物向上覆水釋放，擴(kuò)散通量在2.19~6.36 mg ˙ m-2 ˙ d-1之間.P的釋放加速了水體的富營養(yǎng)化，F(xiàn)e的釋放加速了水體形成黑臭.所有樣點有效態(tài)S的擴(kuò)散通量均為正值，表現(xiàn)為由沉積物向上覆水釋放，在0.004~0.153 mg ˙ m-2 ˙ d-1之間，與有效態(tài)Fe的擴(kuò)散通量相比較小，說明Fe在沉積物致黑臭方面起主導(dǎo)作用.整體來看，東莞市黑臭河流的沉積物是污染物的重要儲存庫，存在內(nèi)源釋放風(fēng)險，有效態(tài)Fe、S的同步釋放對水體產(chǎn)生黑臭具有重要的影響，伴隨的P釋放更在一定程度上加劇了黑臭程度.
4 結(jié)論(Conclusions)
1) 本研究利用ZrO-AgI DGT和Chelex DGT同時測定了黑臭河流沉積物中有效態(tài)P、Fe、S的高分辨率濃度分布，獲得了較可靠的實驗數(shù)據(jù)，有效地避免了主動采樣方法和沉積物空間異質(zhì)性對P、Fe、S同步分析的影響.
2) 各采樣點沉積物有效態(tài)P、S的空間分布趨勢基本相似，表明P的釋放伴隨著硫酸鹽的還原.部分樣點中有效態(tài)P、Fe、S出現(xiàn)了同步變化的現(xiàn)象，對有效態(tài)P、Fe、S的相關(guān)性分析表明，P和Fe、P和S、Fe和S之間均存在顯著的相關(guān)性，證實了有效態(tài)P、Fe、S在黑臭河流沉積物中也存在同步釋放的現(xiàn)象.
3) 沉積物-水界面有效態(tài)P、Fe、S的擴(kuò)散通量基本為正值，沉積物向上覆水釋放有效態(tài)P、Fe、S，成為黑臭河流的重要污染源，加劇了水體黑臭的產(chǎn)生.S03樣點沉積物已作為上覆水有效態(tài)P的匯，對水體P污染起到一定的緩沖作用。
來源:環(huán)境科學(xué)報 作者:榮楠
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