三岔湖沉積物揭示的湖泊營養(yǎng)化進程與人類活動的關(guān)系

賈濱洋 ,付文麗,于 靜,張 聰,唐 亞 (1.四川大學(xué)建筑與環(huán)境學(xué)院,四川 成都 61001；.成都市環(huán)境保護科學(xué)研究院,四川 成都 61007；.簡陽市環(huán)境監(jiān)測站,四川 成都 6100；.成都理工大學(xué),四川 成都610051)

氮磷等營養(yǎng)鹽過量輸入引起的湖泊水體富營養(yǎng)化問題是環(huán)境學(xué)的熱點問題之一[1].水體富營養(yǎng)化會引起藻類及其它浮游生物的迅速繁殖,水體溶解氧下降,水質(zhì)惡化,魚類及其他水生生物大量死亡.水體中的氮、磷等營養(yǎng)元素來源有外源性和內(nèi)源性兩種,當(dāng)外源性污染物得到有效控制的情況下,內(nèi)源性污染物將成為水體營養(yǎng)物負(fù)荷的主要來源[2],而內(nèi)源性污染物主要來源于沉積物[3-4].沉積物可以在一定條件下通過間隙水與上覆水之間實現(xiàn)營養(yǎng)鹽的交換,從而影響上覆水中營養(yǎng)鹽的含量:它既是水體污染物的源,又是水體污染物的匯[5-6],對湖泊富營養(yǎng)化具有重要的影響.此外,沉積物能夠記錄湖泊水體的富營養(yǎng)化過程[7].通過沉積物年代學(xué)研究,可以追溯全球或區(qū)域環(huán)境演變和氣候變化信息及其與人類活動的關(guān)系,區(qū)分人類活動和自然因素引起的氣候變化對湖泊環(huán)境的不同影響,為湖泊環(huán)境整治和生態(tài)修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)[8].210Pb[9]、137Cs[10]是沉積物定年應(yīng)用較為廣泛的年代學(xué)研究方法,適用于近現(xiàn)代人類活動的研究[11];210Pb、137Cs法相互印證[12],使沉積速率的計算以及年代的確定趨于定量化、精確化,快速省時方便[13].四川省三岔湖位于天府新區(qū)范圍內(nèi),是四川省的旅游建設(shè)重點區(qū),但對其富營養(yǎng)狀態(tài)及其與流域人類活動的關(guān)系還缺乏了解.本研究采用210Pb和137Cs法對近代沉積物定年,建立三岔湖沉積物的年代學(xué)序列,分析沉積物物理化學(xué)性質(zhì)的變化格局,結(jié)合流域內(nèi)社會經(jīng)濟事件,揭示三岔湖的富營養(yǎng)化進程及其與人類活動的關(guān)系,為以后的湖泊治理指明方向.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

三岔湖于1977年在絳溪河上筑壩成湖,是四川省第二大人工湖泊,為丘陵湖泊型水庫,緊鄰成都市東南部,為中亞熱帶濕潤性季風(fēng)氣候.2010年6月和9月對三岔湖表層沉積物進行了兩次采樣,按均勻布點的原則在湖中布設(shè)了30個采樣點(圖 1),用重力采樣器(型號:ZH7690)采集表層(0～5cm)沉積物樣,每個采樣點采集四次,所采樣品在現(xiàn)場立即均勻混合成一個樣品,然后裝入潔凈聚乙烯塑料袋;所有樣品運回實驗室低溫(4℃)保存.樣品在冷凍干燥機(型號:Eppendorf 5804R)上干燥后,用玻璃棒壓散,剔除石礪及動植物殘體等雜質(zhì),四分法取其 1/4作測試樣品,經(jīng)瑪瑙研缽研細(xì)過200目尼龍篩后,儲于聚乙烯瓶中.

沉積湖芯物柱狀樣的采集選在三岔湖內(nèi)沉積環(huán)境較穩(wěn)定的中部區(qū)域,2010年 7月用ZH7690型重力采樣器獲取柱狀湖泊沉積物巖芯42cm,采樣點水深 24m,采樣點位置:30°17′58.682″N,104°16′29.038″E.柱 狀 樣 品 按1cm間隔分樣.所有樣品低溫冷藏后帶回實驗室,按上述方法操處理后備用.

1.2 樣品處理和分析

1.2.1 沉積物的分析方法 沉積物的顏色為肉眼觀察,氣味用鼻嗅,pH 值用 pH 計測定(型號:SDT-300),氧化還原電位采用便攜式 OPR測定儀(型號:OPR-411)測定.含水率用烘箱測定,燒灼率采用馬弗爐測定.年代測定在中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊沉積與環(huán)境重點實驗室完成.137Cs和210Pb測定采用EG&G Ortec公司生產(chǎn)高純鍺低本底γ譜分析系統(tǒng),標(biāo)準(zhǔn)源及活度標(biāo)定由中國原子能研究院提供.樣品密封于樣品瓶3周,使其達(dá)到放射性平衡,然后分別用46.5和661.6keV的γ能譜測量210Pb和137Cs的比活度,測量誤差小于 5%,采用 CRS(恒定放射性通量模式)法定年[14].總有機碳(TOC)用島津 TOC-V CPN元素分析儀測定,總氮(TN)采用堿性過硫酸鉀氧化法測定,總磷(TP)采用紫外分光光度法測定。

1.2.2 測試結(jié)果的數(shù)據(jù)處理 數(shù)據(jù)用 SPSS 13.0處理,異常值通過統(tǒng)計檢驗剔除,各種數(shù)據(jù)的相關(guān)性分析采用Pearson相關(guān)系數(shù)的雙尾檢驗進行.圖形制作在Origin8.1和Arcgis9.3中完成.

1.3 沉積物厚度和分布范圍的測量

利用HydroBoxTM精密水下回聲測深儀測量三岔湖沉積物的厚度和分布范圍.測量時測船在三岔湖內(nèi)呈“之”字型前進,采用GPS測量定位.并利用重力采樣儀對測船所經(jīng)路徑進行隨機采點測深,與相同位置測深儀聲納系統(tǒng)采集數(shù)據(jù)相比,誤差介于 1～2m,因此可認(rèn)為所測數(shù)據(jù)是準(zhǔn)確的.

2 結(jié)果與討論

2.1 三岔湖沉積物基本理化特性及其對內(nèi)源污染釋放的影響

除東風(fēng)渠北干渠入三岔湖處的沉積物顏色呈黃褐色、無特殊氣味外,其它所有點位的沉積物顏色均為黑色,有惡臭氣味.沉積物表層(0～5cm)的平均含水率最高,在 78%～87%之間,為黑色流塑狀;向下含水率逐漸減小,至底部減至50%.沉積物的燒灼率平均值為 13.3%,說明沉積物中含有大量的有機質(zhì).豐富的有機物利于微生物的繁殖,微生物能夠大量分解有機物,引起氨態(tài)氮等營養(yǎng)元素的大量釋放[15],這是水體富營養(yǎng)化重要的潛在影響因子.

圖1 采樣點與三岔湖沉積物厚度Fig.1 Sampling points and sediment thickness in the Sancha Lake

除東風(fēng)渠北干渠入湖處的沉積物外,其它湖區(qū)的沉積物均處于強還原環(huán)境,氧化還原電位在-54mV～-239mV 之間(圖 2),說明沉積物中不含或含極微量游離氧和其它強氧化劑,而富含大量有機殘體等還原性物質(zhì).在自然水環(huán)境中,沉積物中有機質(zhì)的分解會消耗水環(huán)境中的溶解氧,使底層水處于厭氧環(huán)境.而厭氧狀態(tài)可促進磷在沉積物中的遷移和釋放[16],嚴(yán)重時還會引發(fā)泛庫事件[17].

pH值是沉積物的重要性質(zhì),直接影響底質(zhì)磷的釋放和鐵、錳等金屬的賦存形態(tài).研究表明pH值過高和過低都會增加磷的釋放,只有pH值接近中性時底質(zhì)磷的釋放比較困難[18-19].三岔湖表層沉積物(0～5cm)以微堿性為主,其中pH值最大值為8.3,最小值為7.3.在此條件下,沉積物中的鐵磷不容易釋放出來.

內(nèi)源污染釋放還受微生物、溫度等環(huán)境因子的影響[20].微生物活動有利于沉積物中P向水體釋放,細(xì)菌分解的直接結(jié)果是加快了溶解氧的消耗,同時微生物可把沉積物中有機態(tài)磷轉(zhuǎn)化、分解成無機態(tài)磷,把不溶性磷轉(zhuǎn)化成可溶性磷[21].由于溫度升高會增加沉積物中微生物和生物的活動,促進生物擾動、礦化作用和厭氧轉(zhuǎn)化等過程,導(dǎo)致間隙水耗氧作用加強，使表層沉積物呈還原狀態(tài),促使Fe3+還原為Fe2+,加速磷酸鹽的釋放,因此溫度升高有利于沉積物釋磷[22].

圖2 三岔湖表層沉積物(0～5cm)氧化還原電位分布Fig.2 Redox potential of surface sediments (0 ～ 5cm) in the Sancha Lake

2.2 沉積物的沉積速率與人類活動的關(guān)系

根據(jù)210Pb測量計算結(jié)果,結(jié)合137Cs時標(biāo),采用恒定放射性通量模式(Constant Rate of Supply,CRS)[23-24]建立了三岔湖沉積物年代序列,并計算了三岔湖沉積速率(圖 3).根據(jù)年代分析可以得出[25],樣品底部為1952年,31cm處約為建庫年代(1977年),25cm處為1990年,12cm處為2005年,樣品頂部為 2010年.沉積物沉積速率為 0.24～4.67cm/a,質(zhì)量累積速率為 0.12～0.67g/(cm2·a).從 1977 年建庫以來,沉積速率逐漸增大,在 2009年達(dá)到頂峰(4.67cm/a).

圖3 三岔湖沉積物年代序列和沉積速率Fig.3 Vertical distribution of 137Cs and 210Pbex of lake core and sedimentation rate in the Sancha Lake

三岔湖沉積速率的變化與人類活動密切相關(guān).在三岔湖剛建庫時,該區(qū)域處于自然格局狀態(tài),流域內(nèi)幾乎全部為農(nóng)業(yè)(產(chǎn)值約 1000萬元,可比價,下同),總?cè)丝诩s為 7萬,湖水清澈,水質(zhì)良好[26-27],沉積速率低.改革開放以后,經(jīng)濟快速發(fā)展,三岔湖流域內(nèi)人口增長較快,旅游業(yè)、工業(yè)、農(nóng)業(yè)和漁業(yè)快速發(fā)展.2009年,總?cè)丝跒?11.6萬人,生產(chǎn)總值達(dá)到 56282萬元,其中農(nóng)業(yè)產(chǎn)值45379萬元,工業(yè)產(chǎn)值 167萬元,第三產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值10736萬元,第三產(chǎn)業(yè)中旅游業(yè)產(chǎn)值約占50%[28].但整個流域內(nèi)污水處理等基礎(chǔ)配套工程少,工農(nóng)漁業(yè)等產(chǎn)生的廢棄物未經(jīng)處理或只經(jīng)簡單處理(以化糞池為主)即直排入湖.此外,流域內(nèi)森林覆蓋面積一度由建國初的 20%下降至 1996年的4.6%,水土流失加劇,而農(nóng)藥、化肥施用量逐年增加[26-28],使得三岔湖沉積速率急劇增大.

網(wǎng)箱養(yǎng)魚對沉積物養(yǎng)分含量有重要影響.從1990年左右開始,三岔湖開始發(fā)展網(wǎng)箱養(yǎng)魚,養(yǎng)殖面積逐年增長,到 2005年達(dá)到 7290箱,面積 378畝,超過規(guī)定標(biāo)準(zhǔn)(《淡水網(wǎng)箱養(yǎng)魚通用技術(shù)要求》(SC/T1006-1992))的 10倍以上.網(wǎng)箱養(yǎng)魚的污染物負(fù)荷與湖區(qū)網(wǎng)箱養(yǎng)魚年產(chǎn)量和餌料有關(guān)[29],魚的大量代謝物和排泄物沉積到湖底,成為重要的有機質(zhì)污染物來源[30].我國飼料普遍存在懸浮性、保形性較差的缺點,沒有被魚攝食的飼料顆粒及粉末均沉入庫底.加上許多網(wǎng)箱飼喂技術(shù)水平低,超量投喂飼料,投飼前沒有篩選飼料粉末等技術(shù)失誤,更多的殘余飼料沉積到湖庫底部.據(jù)估算,2000～2009年網(wǎng)箱養(yǎng)魚造成的污染負(fù)荷平均約為磷 46.5t/a,氮324t/a[25].由于污染物的長期積累,三岔湖在特定環(huán)境條件下于1996年和2009年爆發(fā)了泛庫事件[17,31].

2.3 沉積物對三岔湖富營養(yǎng)化歷程的記錄

通過走訪當(dāng)?shù)鼐用窈蛯ΡO(jiān)測資料的分析,三岔湖建庫初期水質(zhì)為貧營養(yǎng)狀態(tài),水體透明度可達(dá)十幾米;隨著人類活動的加劇,水質(zhì)不斷惡化,透明度降低,水體呈富營養(yǎng)化狀態(tài):1991年全湖TP為 0.05mg/L、TN為 0.5mg/L,2000年為0.16mg/L和1.37mg/L,2009年為0.09mg/L和2.31mg/L(資料來源:簡陽市環(huán)境保護局).

沉積物中TOC、TN、TP及C/N隨深度變化,結(jié)合沉積物放射性測年可以揭示沉積物中碳氮磷隨時間的變化格局,從而反映出三岔湖富營養(yǎng)化歷程.沉積物中 TOC、TN、TP在水平方向的變化則可反映湖泊不同區(qū)域自然條件和人類利用方式的差異.

2.3.1 垂直分布 從圖 4可以看出,TP、TN和TOC變化趨比較接近,從1977年建庫到 1990之間3種污染物只有小幅增加,增幅分別為29.6%、38.7% 和21.3%;而在1990年之后三者迅速增加,至1996年前后含量分別為9.33mg/g、2.16mg/g和 18.4mg/g,增幅分別達(dá)到 426%、370%和353%;1996之后三者有所下降,但2000年后又開始迅速增加,至2005年前后達(dá)到頂峰,此時TP、TN和 TOC含量分別達(dá)到 16.8mg/g 、3.6mg/g和 29.9mg/g,這一階段增幅達(dá)到 359%、157%和225%;2005年之后 3種污染物又開始下降,至2010年含量穩(wěn)定在 1.46～2.68mg/g、1.2～2.6mg/g和9.6～17.1mg/g之間.

圖4 沉積物中P、N、C垂向分布Fig.4 Vertical distribution of TP, TN, TOC and C/N ratio of sediments in the Sancha Lake

三岔湖沉積物中碳、氮、磷的變化格局反映了不同時期營養(yǎng)鹽的不同來源,來源與工業(yè)、農(nóng)業(yè)、旅游業(yè)和漁業(yè)等人類活動相關(guān).從三岔湖營養(yǎng)鹽在不同年代的變化格局,結(jié)合對三岔湖庫區(qū)社會經(jīng)濟的調(diào)查結(jié)果推測,在三岔湖建庫之前,人為活動影響較小,湖區(qū)自然環(huán)境良好,湖泊環(huán)境主要呈自然沉積狀態(tài),沉積物中營養(yǎng)元素較低,而且保持著穩(wěn)定的狀態(tài);從 1990年代開始,區(qū)域人口增加,旅游業(yè)、工業(yè)和農(nóng)業(yè)發(fā)展很快,廢水、農(nóng)藥和化肥使用量大大增加,加上從1990年開始逐步增長的網(wǎng)箱養(yǎng)魚,外源物質(zhì)輸入對三岔湖的影響較大,大量的氮、磷輸入湖泊,增加了湖泊的初級生產(chǎn)力,沉積物中碳、氮、磷第一次高速增加;2000年以后湖區(qū)網(wǎng)箱養(yǎng)殖業(yè)和旅游業(yè)得到進一步發(fā)展,養(yǎng)殖過程中產(chǎn)生大量的殘餌、排泄物和糞便等直接進入水體,除部分被浮游生物利用外,絕大部分最終進入沉積物中累積下來,當(dāng)浮游生物死亡后,最終也進入沉積物中;除此之外,由于缺乏排水管網(wǎng)和污水處理設(shè)施,旅游和生活污水未處理或僅簡單處理便直接排入三岔湖.上述這些原因都使輸入三岔湖的營養(yǎng)鹽大為增加,至2005年達(dá)到頂峰.2005年之后,隨著網(wǎng)箱養(yǎng)殖被取締和民眾環(huán)保意識的提高,碳、氮、磷的輸入量逐漸減少.

沉積物的 C/N 反映了陸地植物(外源)和水生生物(內(nèi)源)對沉積物中有機質(zhì)含量貢獻(xiàn)的相對大小.若陸地植物對有機質(zhì)含量的貢獻(xiàn)相對增大,或水生生物的貢獻(xiàn)相對減小,則C /N增高;反之,則C /N減低.除1996和2005年外,三岔湖沉積物的 C/N從上至下變化不大,一直穩(wěn)定在6.49～8.94之間(圖 4),說明沉積物的來源一直較為穩(wěn)定,以湖泊自生為主.由此推斷,三岔湖中外源營養(yǎng)鹽可能主要以無機態(tài)形式輸入[32],這與作者所進行的沉積物中磷的形態(tài)分析結(jié)果相符.無機態(tài)的營養(yǎng)鹽被湖泊浮游植物利用后,增加了初級生產(chǎn)力,從而使得沉積物中有機質(zhì)的增加主要表現(xiàn)為內(nèi)源作用.

2.3.2 水平分布 三岔湖沉積物平均厚度為0.26m,沉積物蓄積量為 7.3×106m3(圖 1).全湖沉積物厚度分布不均勻,表現(xiàn)為湖區(qū)中西部較厚,最大處沉積物厚度可達(dá) 0.46m.沉積物厚度與水體中的初級生產(chǎn)力以及人類活動有很大關(guān)系,一般認(rèn)為人類活動較為劇烈的地方沉積物較多.在三岔湖中西部,湖灣多,是網(wǎng)箱養(yǎng)殖密集湖段,養(yǎng)殖過程中產(chǎn)生的殘餌、排泄物和魚類殘體落入湖底沉積下來,增加了沉積速率,而且還增加了營養(yǎng)物質(zhì),從而使得這片湖區(qū)的富營養(yǎng)化狀態(tài)較為嚴(yán)重;此外,這一區(qū)域縱橫交錯的湖灣也不利于湖水流動和交換,不利于污染物擴散和降解,這也加大沉積物的沉積速率.

圖 5 沉積物表層中 TP(左)、TN(中)、TOC(右)的變化Fig.5 Spatial variation of TP (left), TN (middle) and TOC (right) of sediments in the Sancha lake

沉積物中碳、氮、磷含量的水平分布特征(圖5)與沉積物厚度分布相似,都是西部網(wǎng)箱養(yǎng)殖密集區(qū)域含量較高(P的分布更為集中),說明在漁業(yè)養(yǎng)殖過程中有大量營養(yǎng)鹽類輸入.由于P沒有類似 C、N的大氣儲存庫,也沒有類似反硝化的機制使其形成短時期內(nèi)的 P循環(huán),因此水利條件對P的遷移轉(zhuǎn)化至關(guān)重要[33].在這一區(qū)域的湖灣多,不利于水流運動,使P分布不均勻,容易進入沉積物中而長期積累.因此,相對于氮元素,水體的富營養(yǎng)化進程會對磷的沉積產(chǎn)生明顯的影響.三岔湖沉積物中磷主要以無機磷為主,占總磷的70%[34],而且網(wǎng)箱養(yǎng)殖集中區(qū)域呈現(xiàn)明顯的 P累積現(xiàn)象,這證實磷主要來源于網(wǎng)箱養(yǎng)殖.在養(yǎng)殖過程中只有 10%的氮和 7%的磷能夠被利用,其它都以各種形式進入到環(huán)境中,大部分沉積下來[30],使網(wǎng)箱區(qū)沉積物中的 P遠(yuǎn)高于無大量外源磷的對照點[34].沉積物中Fe-P/Ca-P的比值在網(wǎng)箱養(yǎng)殖(投餌)區(qū)要明顯高于鄰近的非網(wǎng)箱養(yǎng)殖區(qū)[34],可能是易引起富營養(yǎng)化的養(yǎng)殖廢水間接地促進了磷酸鹽在鐵/鋁的氮化物/氫氧化物上的結(jié)合與吸附[35].養(yǎng)殖時間越長,沉積物中磷的累積越明顯;而結(jié)合態(tài)的磷不容易釋放出來,所以停養(yǎng)后沉積物中磷含量的下降是一個相當(dāng)長的過程.

3 結(jié)語

三岔湖沉積物的性狀與分布揭示了湖泊營養(yǎng)化進程與人類活動的關(guān)系;同時,沉積物富含有機質(zhì),是水體富營養(yǎng)化重要的潛在影響因子.三岔湖不同時期的沉積物的TOC、TN、TP與三岔湖水質(zhì)呈現(xiàn)同樣的變化格局.三岔湖沉積物沉積速率和分布與三岔湖建庫以來的社會經(jīng)濟發(fā)展水平和人類活動強弱呈正相關(guān).網(wǎng)箱養(yǎng)殖是沉積物中磷的最重要來源.

要減緩甚至阻斷湖泊富營養(yǎng)化進程的關(guān)鍵是控制人類活動的強度,使其與水環(huán)境承載力相一致.必須堅決取締超過湖泊水環(huán)境容量的漁業(yè)養(yǎng)殖活動,盡快完善流域內(nèi)的環(huán)保基礎(chǔ)設(shè)施,改進農(nóng)業(yè)生產(chǎn)方式,減少農(nóng)藥化肥等的施用量,湖區(qū)的旅游開發(fā)要控制在合理的范圍內(nèi).

[1]Istvánovics V. Eutrophication of lakes and reservoirs [J].Encyclopedia of Inland Waters, 2009:157-165.

[2]金相燦,劉樹坤,章宗涉,等.中國湖泊環(huán)境(第一冊) [M]. 北京:海洋出版社, 1995.

[3]Webb J S, Fortescue J I, Nichol I. Regional geochemical reconnaissance in the Namwala Concession area, Zambia [M].London: Geochemical Prospecting Research Centre, 1964.

[4]Thomton L. Applied Environmental Geochemistry [M]. London:Academic Press, 1983.

[5]Forstner U, Wittmann G T. Metal Pollution in the Aquatic Environment [M]. Berlin and New York: Springer-Verlag, 1978.

[6]葉常明.多介質(zhì)環(huán)境污染研究 [M]. 北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社,1997.

[7]楊 洪,易朝路,謝 平,等.人類活動在武漢東湖沉積物中的記錄 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2004,24(3):261-264.

[8]賈濱洋,吳艷宏,伍 碧.湖泊沉積物的年代學(xué)研究方法在環(huán)境科學(xué)中的應(yīng)用 [J]. 環(huán)境保護前沿, 2013,3(1):1-10.

[9]段凌云,王 張,李茂田,等.長江口沉積物210Pb分布及沉積環(huán)境解釋 [J]. 沉積學(xué)報, 2005,23(3):514-521.

[10]Appleby P G, Jones V J, Ellis-Evans J C. Radiometric dating of lake sediments from Signy Island (Maritime Antarctic): evidence of recent climatic change [J]. Journal of Paleolimnology, 1995,13(2):179-191.

[11]葉崇開.137Cs法和210Pb法對比研究鄱陽湖近代沉積速率 [J].沉積學(xué)報, 1991.9(1):106-113.

[12]王永紅,沈煥庭.河口海岸環(huán)境沉積速率研究方法 [J]. 海洋地質(zhì)與第四紀(jì)地質(zhì), 2002,22(2):115-120.

[13]Ritchie J C, McHenry J R. Application of radioactive fallout cesium-137for measuring soil erosion and sediment accumulation rates and patterns: A review [J]. Journal of Environmental Quality,1990,19(2):215-237.

[14]劉恩峰,薛 濱,羊向東,等.基于210Pb與137Cs分布的近代沉積物定年方法 [J]. 海洋地質(zhì)與第四紀(jì)地質(zhì), 2009,29(6):89-94.

[15]范成新,楊龍元,張 路.太湖底泥及其間隙水中氮磷垂直分布及相互關(guān)系分析 [J]. 太湖科學(xué), 2000,12(4):359-367.

[16]Kamiya H, Ishitobi Y, Inoue T, et al. Effluxes of dissolved organic phosphorus (DOP) and phosphate from the sediment to the overlying water at high temperature and low dissolved oxygen concentration conditions in an eutrophic brackish lake [J].Japanese Journal of Limnology, 2001,62(1):11-21.

[17]張善忠.網(wǎng)箱養(yǎng)魚泛庫和防治方法 [J]. 水利漁業(yè), 2000,20(1):33-34.

[18]Kim L H, Choi E, Stenstrom M K. Sediment characteristics,phosphorus types and phosphorus release rates between river and lake sediments [J]. Chemosphere, 2003,50:53-61.

[19]金相燦,王圣瑞,龐 燕.太湖沉積物磷形態(tài)及pH值對磷釋放的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2004,24(6):707-711.

[20]Gachter R, Meyer J S, Mares A. Contribution of bacteria to release and fixation of phosphorus in lake sediments [J].Limnology and Oceanography, 1988,33(6):1542-1558.

[21]劉玉生,鄒 蘭,鄭丙輝.光照、溫度和藻類對底泥釋放磷的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 1992,5(2):41-44.

[22]Gonsiorczyk T, Casper P, Koschel R. Variations of phosphorus release from sediments in stratified lakes [J]. Water Air & Soil Pollution, 1997,99(1-4):427-434.

[23]Appleby P G, Oldfield F. The calculation of lead-210dates assuming a constant rate of supply of unsupported210Pb to the sediment [J]. Catena, 1978,5(1):1-8.

[24]Appleby P G, Richardson N, Nolan P J. Self-absorption corrections for well-type germanium detectors [J]. Nuclear Instruments and Methods in Physics Research Section B: Beam Interactions with Materials and Atoms ,1992,71(2):228-233.

[25]Jia Binyang, Tang Ya, Wu Yanhong, et al. Driving effect of human activity on the environmental change of the Sancha Lake [A].//2012International Conference on Biomedical Engineering and Biotechnology (iCBEB)[C]. Macao, 2012:1361-1366.

[26]三岔區(qū)志領(lǐng)導(dǎo)小組編,簡陽縣三岔區(qū)志(內(nèi)部資料) [Z]. 1986.

[27]簡陽縣水利電力局.簡陽縣水力電力志 [Z]. 1988.

[28]簡陽市統(tǒng)計局.簡陽市統(tǒng)計年鑒 [Z]. 1990-2010.

[29]王福表.網(wǎng)箱養(yǎng)殖水污染及其治理對策 [J]. 2002,26(7):24-26.

[30]Funge-Smith S J, Briggs M P. Nutrient budgets in intensive shrimp ponds: Implications for sustainability [J]. Aquaculture,1998,164(1-4):117-133.

[31]張守帥.三岔湖“退漁”之變 [N]. 四川日報:成都, 2009-11-23(10).

[32]范成新,王春霞.長江中下游湖泊環(huán)境地球化學(xué)與富營養(yǎng)化[M]. 科學(xué)出版社, 2007.

[33]Anderson J M. Nitrogen and phosphorus budgets and the role of sediments in six shallow Danish Lakes [J]. Archive fur Hydrobiologie, 1974,74:527-550.

[34]Jia Binyang, Tang Ya, Zhan Yan. Characteristics of phosphorus in sediments of Sancha Lake in Sichuan province and their relationship with human activity [A]. //International Conference on Earth Science and Environmental Protection (ICESEP)[C].2013.

[35]王文強,韋獻(xiàn)革,溫琰茂,啞鈴灣網(wǎng)箱養(yǎng)殖對表層沉積物的污染[J]. 熱帶海洋學(xué)報, 2006,25(1),56-60.