一种湖泊底泥的修复方法

1.本发明属于湖泊污染治理技术领域，尤其涉及一种湖泊底泥的修复方法。


背景技术：

2.目前，随着城市化进程加快，污染物向湖泊过度排放，湖泊水体富营养化现象日趋严重，特别是城市人工湖环境封闭，流动性差，深度浅，水环境更易受污染。
3.前些年的湖泊污染治理除了对湖泊水体自身进行污染治理外，还关注到了“污染在水里，源头在岸上”的污染外源输入。早期湖泊富营养化治理主要围绕控制工业点源、农业面源、生活污水、大气沉降、养殖饵料和旅游船舶的污染等外源污染展开。当外源负荷大量削减后，高浓度污染物的底泥成为湖泊的重要污染源，不但对水体水质及其中生物造成了极大的危害，使湖泊生态系统难以恢复，也对人类健康存在着潜在威胁，此时，内源负荷的削减就尤为迫切和重要。
4.目前，治理湖泊底泥污染的技术主要有：疏浚技术、原位覆盖技术、人工曝气技术和生物修复技术。
5.湖泊底泥疏浚是指通过合理地清除富含营养盐、有毒化学品和有毒微生物的表面底泥，以降低内源的负担及污染程度的一种工程技术，由于操作原理简单、见效快在国内外得到了广泛的应用。然而，疏浚技术虽然可以有效地控制土壤中的养分含量，增加水库的容积并改善生态环境，但是若疏浚方案不当或技术措施不到位，将导致底栖生物原有的生活环境被破坏，底泥中重金属泄露造成二次污染等严重后果。
6.原位覆盖技术是将一层或多层清洁的土壤、沙子、淤泥、砂砾等材料覆盖于底泥表层，将底泥与上层水体隔离，以防止底泥向上覆水释放污染物。它主要是利用覆盖材料的吸附和降解等物理和化学方法来减少污染物的流入。与传统的清淤工程相比，它施工简单，成本低，不仅能减少底泥氮、磷等营养物质的释放，而且能抑制重金属和有机物的转移和转化。但由于覆盖面积通常较大，在实施过程中需要综合考虑水体水深、湖底坡度、流速、水域库容、航道航行状况等诸多因素，从而制约了这项技术的应用，一般仅适用于中深水水体。考虑到底泥覆盖实际上并未将污染物从水体中去除，仍存在内源污染的风险。因此，该技术并不是控制内源污染的长久之计。
7.人工曝气技术凭借高效且占地面积小的优势已成为改善水体或底泥溶解氧含量、加速其污染物净化的一种重要途径。人工曝气的本质在于人工向水体增加溶解氧含量，多应用于河流及池塘的富营养化水体修复。但在实际应用中采用人工曝气技术不仅要考虑湖泊的特性，其仅适合于较小型的湖泊，在规模较大的湖泊中的操作成本较高。
8.生物修复技术主要是通过水生动植物和微生物自身对污染物的天然积累及净化功能，将底泥中污染物质的浓度控制在安全范围之内，其中包括生物操纵技术、目标菌种培养技术等。在实践中，利用生物修复技术在处理水质的同时还兼具生态恢复和美化环境的作用。但生物的生长及作用发挥极易受到环境因素的影响，并且该技术见效慢、稳定性弱，通常难以达到预期效果。
9.通过上述分析，现有技术存在的问题及缺陷为：
10.(1)现有的湖泊底泥疏浚方案不当或技术措施不到位，将导致底栖生物原有的生活环境被破坏，底泥中重金属泄露造成二次污染等严重后果。
11.(2)由于覆盖面积通常较大，原位覆盖技术需要综合考虑水体水深、湖底坡度、流速、水域库容、航道航行状况等诸多因素，制约了应用范围，一般仅适用于中深水水体；考虑到底泥覆盖实际上并未将污染物从水体中去除，仍存在内源污染的风险；因此，该技术并不是控制内源污染的长久之计。
12.(3)在实际应用中，采用人工曝气技术不仅要考虑湖泊的特性，其仅适合于较小型的湖泊，在规模较大的湖泊中的操作成本较高。
13.(4)现有的生物修复技术中，生物的生长及作用发挥极易受到环境因素的影响，并且见效慢、稳定性弱，通常难以达到预期效果。


技术实现要素：

14.针对现有技术存在的问题，本发明提供了一种湖泊底泥的修复方法。
15.本发明是这样实现的，一种湖泊底泥的修复方法，所述湖泊底泥的修复方法包括：
16.对内源污染严重的湖泊抽水晒湖进行底泥初步治理，辅以植物种植进行生物修复；晒湖前进行抽水，底泥显露，待湖区表层以下5cm底泥完全干涸后再进行机器翻土，经过3～4天稳定后进行植物种植；若在高温天气，植物种植后适当浇水养护，一天两次；随着植物的生长，一周进行一次底泥取样监测修复状况；待底泥质量满足预设要求后，对植物进行同一收割处理。
17.进一步，所述湖泊底泥的修复方法包括以下步骤：
18.步骤一：用改进的ruttenberg分级连续浸取分离法、pasnner法改进行原始氮不同形态氮、磷含量测定，其中硝态氮采用紫外分光光度法测定、氨氮浓度采用纳氏试剂法测定；tn、tp用smt法测定。
19.步骤二，选择紫花苜蓿、狗尾草和百喜草用原始污泥种植；
20.步骤三，测定植物生长过程底泥氮磷含量，通过分级提取不同形态氮磷含量动态监测生物修复的情况，使用的仪器包括冷冻离心机、振荡器、紫外可见分光光度计、skalar流动分析仪及马弗炉等。
21.进一步，所述步骤三中，利用psenner提取法进行磷的测定；准确称取0.3g通过200目筛的风干底泥样置于50ml离心管中，进行连续提取。
22.进一步，所述步骤三中磷的测定方法还包括：
23.不稳定性磷nh4cl-p的测定：向离心管中加入30ml的1mol/l的ph＝7的nh4ci-p在水浴恒温振荡中振荡提取2h，震荡温度为25+1℃；在l535r-1型低速离心机中离心10min，转速4000rpmn/min，温度25℃；将上清液过0.45μm滤膜，用钼锑抗分光光度法测定提取液中磷含量。
24.可还原水溶性磷bd-p的测定：nh4cl-p提取后的残渣加30ml 0.11mol/lna2s2o4/0.11m nahco3振荡提取2h，离心获取上清液；过0.45μm滤膜后，向提取液中加入4.8ml 1mol/lh2so4溶液来避免生成fe和mn的沉淀，曝气1h；将剩余的连二亚硫酸盐氧化，酸化和吸气会导致硫的生成，使溶液变为乳白色；静置3天后，取上清液，用钼锑抗分光光度法测定提
取液中磷含量。
25.铁铝结合态磷naoh-p的测定：bd-p提取后的残渣加入30ml 0.1mol/l的naoh溶液振荡提取16h；离心获取上清液，将提取液过0.45μm滤膜后用钼锑抗分光光度法测定提取液中磷含量。
26.钙结合态磷hcl-p的测定：naoh-p提取后残渣加入30ml 0.5mol/l hcl溶液振荡提取16h，离心获取上清液；将上清液过0.45μm滤膜，用钼锑抗分光光度法测定提取液中磷含量。
27.残渣磷res-p的测定：hcl-p提取后残渣转移到瓷坩埚中，105℃烘干，并在马弗炉中550℃灼烧2h；冷却后将残渣转移到50ml具塞比色管中，加入25ml1mol/l hcl溶液，煮沸10min；冷却后静置过夜，取上清液过0.45μm滤膜后，用钼锑抗分光光度法测定提取液中磷含量。
28.总磷tp的测定：称取沉积物样品0.1g，置于50ml比色管中，加入超纯水25ml，加入4ml k2s2o8溶液，盖紧盖子并用纱布包扎好；置于压力蒸汽消解锅中加热至121℃并保持30min后，停止加热；待压力表指针降至零后，取出冷却，定容至50ml，静置过夜；取适量上层清液移入50ml比色管中，用去离子水稀释至标线；向比色管中加1ml 10％抗坏血酸溶液，30s后加入2ml钼酸盐溶液，放置15min，用10mm比色皿，于700nm波长处以水为参比，测量吸光度。
29.进一步，所述步骤三中磷的测定方法还包括标准曲线的绘制；
30.分别取0ml、0.25ml、0.5ml、1.5ml、2.5ml、5.0ml和7.5ml磷酸标准使用液于50ml的比色管中，加水定容到25ml；加5％过硫酸钾4ml，再加塞后管口包一纱布并扎紧，置于高压灭菌锅内于121℃消解30min；冷却后加2.5ml钼酸盐，混匀；再加0.2ml氯化亚锡溶液，混匀，显色15min；在波长700nm，10mm光程下比色，以空白样为参比，测吸光度d。
31.进一步，所述步骤三中磷的测定方法还包括沉积物中磷含量计算；
32.p＝a
×
1000/v；
33.式中，p表示磷浓度，单位mg/l；a表示由校准曲线查得样品管的总磷含量，单位mg；v表示水样体积，单位ml。
[0034][0035]
式中，w表示磷含量，单位g/kg；c表示磷浓度，单位mg/l；v表示提取的含磷样品体积，单位ml)；m表示沉积物样品质量，单位kg。
[0036]
进一步，所述步骤三中的氮的测定包括：
[0037]
离子交换态氮ief-n的测定：准确称取过100目筛的沉积物样品0.5g置于100ml离心管中，加入1.0mol/l kcl溶液20.00ml，室温下振荡2h；5000
×
g离心10min，分别取上层清液测定nh
3-n，no
3-n与no
2-n的含量，同时做空白；将剩余的上清液倾去，残渣加10ml去离子水洗涤1次，离心后烘干得残渣a，置于干燥器备用。
[0038]
碳酸盐结合态氮cf的测定：在残渣a中加入20.00ml ph＝5的hac-naac溶液，室温下振荡6h，5000
×
g离心10min，分别取上层清液测定nh
3-n，no
3-n与no
2-n的含量，同时做空白；将剩余的上清液倾去，残渣加10ml去离子水洗涤1次，离心后烘干得残渣b，置于干燥器备用。
[0039]
铁锰氧化态氮imof的测定：在残渣b中加入0.1mol/l naoh 20ml，室温下振荡17h，5000
×
g离心10min，取上层清液测定nh
3-n，no
3-n与no
2-n的含量；若样品的浸出液呈现黄褐色，则进行消解处理，同时做空白；将剩余的上清液倾去，残渣加10ml去离子水洗涤1次，离心后烘干得残渣c，置于干燥器备用。
[0040]
有机态和硫化物结合态氮osf的测定：在残渣c中加入20ml碱性过硫酸钾氧化剂，振荡3h，放入高压灭菌锅内氧1h；离心取上层清液测定nh
3-n，no
3-n与no
2-n的含量。
[0041]
总氮tn的测定：称取0.1g备用泥样于25ml比色管中，用h2o定容至10ml，空白样以10ml超纯水代替，加入5ml碱性过硫酸钾溶液，加盖摇匀；用纱布扎紧盖子，放入高压灭菌锅中，于121℃下高压消化30min，冷却，加1ml hcl，定容至25ml，混匀；以超纯水作参比，在220nm和275nm测量吸光度，计算tn含量。
[0042]
进一步，所述离子交换态氮ief-n的测定中的100目筛的孔径为0.149mm。
[0043]
所述铁锰氧化态氮imof的测定中的消解处理包括：取浸出液2ml，加入h2o
2 5ml；在电热板上加热煮沸至近干，冷却后用蒸馏水定容至50ml。
[0044]
进一步，所述有机态和硫化物结合态氮osf的测定中的碱性过硫酸钾氧化剂包括naoh 0.24mol/l，k2s2o
8 20g/l；
[0045]
所述总氮tn的测定中的碱性过硫酸钾溶液包括naoh 15g/l，k2s2o
8 40g/l。进一步，所述步骤三中的氮的计算方法包括：
[0046]
nh
3-n＝a
×
1000/v；
[0047]
式中，nh
3-n表示氨氮，单位mg/l；a表示由校准曲线查得样品管的氨氮含量，单位mg；v表示水样体积，单位ml。
[0048]
no
3-n＝a
×
1000/v；
[0049]
式中，no
3-n表示硝酸氮，单位mg/l；a表示由校准曲线查得样品管的硝酸氮含量，单位mg；v表示水样体积，单位ml。
[0050][0051]
式中，w表示氮含量，单位g/kg；c表示氮浓度，单位mg/l；v表示提取的含磷样品体积，单位ml；m表示沉积物样品质量，单位kg。
[0052]
结合上述的技术方案和解决的技术问题，请从以下几方面分析本发明所要保护的技术方案所具备的优点及积极效果为：
[0053]
第一、针对上述现有技术存在的技术问题以及解决该问题的难度，紧密结合本发明的所要保护的技术方案以及研发过程中结果和数据等，详细、深刻地分析本发明技术方案如何解决的技术问题，解决问题之后带来的一些具备创造性的技术效果。具体描述如下：
[0054]
本发明对内源污染严重的湖泊抽水晒湖进行底泥初步治理，辅以植物种植进行生物修复；晒湖前先进行抽水，底泥显露，待湖区表层以下5cm左右底泥完全干涸后进行机器翻土，经过3～4天稳定后进行植物种植；若在高温天气，植物种植后需要适当浇水养护，一天两次。随着植物的生长，一周进行一次底泥取样监测修复状况；待底泥质量满足预设要求后，对植物进行同一收割处理。
[0055]
本发明提供的晒湖生物修复技术是指将湖泊水体清空，对底泥进行犁耕、翻晒，通过种植植物，去除底泥中的污染物质，从而使底泥无害化或稳定化。本发明的晒湖生物修复
技术相较于清淤疏浚，没有清除污染底泥，有效缩短了生态重建的时间，节省了运输污泥的费用；相较于原位覆盖，没有引入新的物质，湖泊水体深度得到保障，没有新的污染风险；相较于人工曝气技术，成本低、适用范围广，有利于后续的生态恢复；相较于单一的生物修复技术，晒湖前处理有效降低污染浓度，能更大化发挥生物修复技术的作用。
[0056]
第二，把技术方案看做一个整体或者从产品的角度，本发明所要保护的技术方案具备的技术效果和优点，具体描述如下：
[0057]
本发明在晒湖后，河床底泥的颜色从深沉变浅，对氨氮和硫化氢的氧化释放更为充分，臭气减少，有机物氧化的速度快。本发明通过翻耕、晒塘，能显著改善底质，作为生物修复技术进行前处理，初步降低污染含量，提高了植物种植的存活率，有利于提高生物修复技术效率，有利于后续湖泊生态修复，简化操作并降低了治理成本，即使没有太多专业知识也能轻松上手。
[0058]
第三，作为本发明的权利要求的创造性辅助证据，还体现在以下几个重要方面：
[0059]
本发明的技术方案转化后的预期收益和商业价值为：
[0060]
利用底泥中氮磷促进植物生长，植物生长吸收底泥氮磷降低污染含量，无须施用外加氮、磷肥，实现无外源污染引进植物修复。有利于节约成本，促进生态环境绿色友好发展。
附图说明
[0061]
为了更清楚地说明本发明实施例的技术方案，下面将对本发明实施例中所需要使用的附图做简单的介绍，显而易见地，下面所描述的附图仅仅是本发明的一些实施例，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下还可以根据这些附图获得其他的附图。
[0062]
图1是本发明实施例提供的湖泊底泥的修复方法流程图；
[0063]
图2是本发明实施例提供的磷的测定方法流程图；
[0064]
图3是本发明实施例提供的氮的测定方法流程图。
具体实施方式
[0065]
为了使本发明的目的、技术方案及优点更加清楚明白，以下结合实施例，对本发明进行进一步详细说明。应当理解，此处所描述的具体实施例仅仅用以解释本发明，并不用于限定本发明。
[0066]
针对现有技术存在的问题，本发明提供了一种湖泊底泥的修复方法，下面结合附图对本发明作详细的描述。
[0067]
术语解释：湖泊底泥修复技术指的是通过对污染湖泊底泥翻晒进行污染预处理，辅以生物修复技术强化净化作用，有利于后期污染湖泊的生态修复。
[0068]
本发明实施例提供的湖泊底泥的修复方法，通过对内源污染严重的湖泊抽水晒湖进行底泥初步治理，辅以植物种植进行生物修复；晒湖前进行抽水，底泥显露，待湖区表层以下5cm底泥完全干涸后再进行机器翻土，经过3～4天稳定后进行植物种植；若在高温天气，植物种植后适当浇水养护，一天两次；随着植物的生长，一周进行一次底泥取样监测修复状况；待底泥质量满足预设要求后，对植物进行同一收割处理。
[0069]
如图1所示，本发明实施例提供的湖泊底泥的修复方法包括以下步骤：
[0070]
s101，测定原始污泥氮磷含量；
[0071]
s102，选择紫花苜蓿、狗尾草和百喜草用原始污泥种植；
[0072]
s103，测定植物生长过程底泥氮磷含量，动态监测生物修复的情况。
[0073]
作为优选实施例，本发明实施例提供的湖泊底泥的修复方法具体包括以下步骤：
[0074]
1、测定原始污泥氮磷含量。
[0075]
2、选择紫花苜蓿、狗尾草和百喜草用原始污泥种植，植物生长过程底泥氮磷含量，动态监测生物修复的情况。
[0076]
3、测定方法
[0077]
3.1磷的测定方法
‑‑
psenner提取法
[0078]
准确称取0.3g通过200目筛的风干底泥样置于50ml离心管中，进行连续提取，如图2所示。
[0079]
nh4cl-p(不稳定性磷)：向离心管中加入30ml的1mol/l的nh4ci-p(ph＝7)在水浴恒温振荡中振荡提取2h，震荡温度为(25+1)℃。接着在l535r-1型低速离心机中离心10min，转速4000rpmn/min，温度25℃，然后将上清液过0.45μm滤膜，用钼锑抗分光光度法测定提取液中磷含量。
[0080]
bd-p(可还原水溶性磷)：nh4cl-p提取后的残渣加30ml 0.11mol/l na2s2o4/0.11m nahco3振荡提取2h，离心获取上清液，过0.45μm滤膜后，向提取液中加入4.8ml 1mol/lh2so4溶液来避免生成fe和mn的沉淀，然后曝气1h，将剩余的连二亚硫酸盐氧化，酸化和吸气会导致硫的生成，使溶液变为乳白色，静置3天后，取上清液，用钼锑抗分光光度法测定提取液中磷含量。
[0081]
naoh-p(铁铝结合态磷)：bd-p提取后的残渣加入30ml 0.1mol/l的naoh溶液振荡提取16h。离心获取上清液，将提取液过0.45μm滤膜后用钼锑抗分光光度法测定提取液中磷含量。
[0082]
hcl-p(钙结合态磷)：naoh-p提取后残渣加入30ml 0.5mol/l hcl溶液振荡提取16h，离心获取上清液，将上清液过0.45μm滤膜，用钼锑抗分光光度法测定提取液中磷含量。
[0083]
res-p(残渣磷)：hcl-p提取后残渣转移到瓷坩埚中，105℃烘干，然后在马弗炉中550℃灼烧2h，冷却后将残渣转移到50ml具塞比色管中，加入25ml1mol/l hcl溶液，煮沸10min，冷却后静置过夜，取上清液过0.45μm滤膜后，用钼锑抗分光光度法测定提取液中磷含量。
[0084]
tp(总磷)：称取沉积物样品0.1g，精确到0.0001g，置于50ml比色管中，加入超纯水25ml，加入4ml k2s2o8溶液，盖紧盖子并用纱布包扎好。置于压力蒸汽消解锅中加热至121℃并保持此温度30min后，停止加热，待压力表指针降至零后，取出冷却，定容至50ml，静置过夜。取适量上层清液移入50ml比色管中，用去离子水稀释至标线，然后向比色管中加1ml 10％抗坏血酸溶液，30s后加入2ml钼酸盐溶液，放置15min，用10mm比色皿，于700nm波长处以水为参比，测量吸光度。
[0085]
标准曲线的绘制：
[0086]
分别取0ml、0.25ml、0.5ml、1.5ml、2.5ml、5.0ml和7.5ml磷酸标准使用液于50ml的比色管中，加水定容到25ml；加5％过硫酸钾4ml，再加塞后管口包一纱布并扎紧，置于高压
灭菌锅内于121℃消解30min；冷却后加2.5ml钼酸盐，混匀；再加0.2ml氯化亚锡溶液，混匀，显色15min；在波长700nm，10mm光程下比色，以空白样为参比，测吸光度d。
[0087]
沉积物中磷含量计算：
[0088]
磷浓度(p，mg/l)＝a
×
1000/v
[0089]
式中：a—由校准曲线查得样品管的总磷含量(mg)；
[0090]
v—水样体积(ml)。
[0091][0092]
式中：c—磷浓度，mg/l；
[0093]
v—提取的含磷样品体积(ml)；
[0094]
m—沉积物样品质量，kg。
[0095]
3.2氮的测定方法(见图3)
[0096]
离子交换态氮(ief-n)：准确称取过100目(孔径0.149mm)筛的沉积物样品0.5g左右(准确至0.1mg)置于100ml离心管中，加入1.0mol/l kcl溶液20.00ml，室温下振荡2h，离心(5000
×
g，10min)，分别取上层清液测定nh
3-n，no
3-n与no
2-n的含量，同时做空白。将剩余的上清液倾去，残渣加10ml去离子水洗涤1次，离心后烘干得残渣a，置于干燥器备用。
[0097]
碳酸盐结合态氮(cf)：在残渣a中加入20.00ml hac-naac溶液(ph＝5)，室温下振荡6h，离心(5000
×
g，10min)，分别取上层清液测定nh
3-n，no
3-n与no
2-n的含量，同时做空白。将剩余的上清液倾去，残渣加10ml去离子水洗涤1次，离心后烘干得残渣b，置于干燥器备用。
[0098]
铁锰氧化态氮(imof)：在残渣b中加入0.1mol/l naoh 20ml，室温下振荡17h，离心(5000
×
g，10min)，取上层清液测定nh
3-n，no
3-n与no
2-n的含量。如样品的浸出液呈现黄褐色，需进行消解处理(取浸出液2ml，加入h2o
2 5ml，然后在电热板上加热煮沸至近干，冷却后用蒸馏水定容至50ml)，同时做空白。将剩余的上清液倾去，残渣加10ml去离子水洗涤1次，离心后烘干得残渣c，置于干燥器备用。
[0099]
有机态和硫化物结合态氮(osf)：在残渣c中加入20ml碱性过硫酸钾氧化剂(naoh 0.24mol/l，k2s2o
8 20g/l)，振荡3h，放入高压灭菌锅内氧1h。离心取上层清液测定nh
3-n，no
3-n与no
2-n的含量。
[0100]
总氮(tn)：步骤为称取0.1g备用泥样于25ml比色管中，用h2o定容至10ml，空白样以10ml超纯水代替，加入5ml碱性过硫酸钾溶液(naoh 15g/l，k2s2o
8 40g/l)，加盖摇匀。用纱布扎紧盖子，放入高压灭菌锅中，于121℃下高压消化30min，冷却，加1ml(1+9)hcl，定容至25ml，混匀，在220nm和275nm，以超纯水作参比，测量吸光度，计算tn含量。
[0101]
计算方法
[0102]
氨氮(nh
3-n，mg/l)＝a
×
1000/v
[0103]
式中：a—由校准曲线查得样品管的氨氮含量(mg)；
[0104]
v—水样体积(ml)
[0105]
硝酸氮(no
3-n，mg/l)＝a
×
1000/v
[0106]
式中：a—由校准曲线查得样品管的硝酸氮含量(mg)；
[0107]
v—水样体积(ml)
[0108][0109]
式中：c—氮浓度，mg/l；
[0110]
v—提取的含磷样品体积(ml)；
[0111]
m—沉积物样品质量，kg。
[0112]
底泥初始情况见表1。
[0113]
表1底泥初始情况
[0114][0115]
植物种植期间底泥各形态tp变化情况见表2。
[0116]
表2植物种植期间底泥各形态tp变化情况
[0117][0118]
植物c1组tp含量为256.48～603.90mg/kg，平均含量为426.64mg/kg；植物c2组tp含量为289.35～652.12mg/kg，平均含量为456.63mg/kg；植物c3组tp含量为254.59～676.17mg/kg，平均含量为442.61mg/kg。均呈现随时间变化降低的趋势。植物种植期间底泥各形态p变化情况见表3。
[0119]
表3植物种植期间底泥各形态p变化情况
[0120]
[0121][0122]
植物c1组生物可利用态磷的占99.15％～99.58％，平均占比99.42％。植物c2组生物可利用态磷的占99.24％～99.58％，平均占比99.41％。植物c3组生物可利用态磷的占比为99.10％～99.63％，平均占比99.37％。各组底泥以fe-p和al-p比例占优，ex-p次之。总体而言底泥样品中总磷主要成分为生物可利用态磷。植物种植期间底泥tn变化情况见表4。
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表4植物种植期间底泥tn变化情况
[0124][0125]
植物c1组tn含量为1042.84～1355.49mg/kg，平均含量为1251.85mg/kg；植物c2组tn含量为1066.22～1389.96mg/kg，平均含量1204.8mg/kg。植物c3组tn含量为1058.84～1332.10mg/kg，平均含量为1168.14mg/kg，均呈现随时间变化总体含量降低。植物种植期间底泥各形态n变化情况见表5。
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表5植物种植期间底泥各形态n变化情况
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从各实验组不同形态氮占可转化态氮比例的整体变化情况来看，其中形态氮占比随时间变化不显著，各组间分布差异性较小，均以soef-n比例占优，ief-n次之。总体而言，实验组底泥样品中各形态氮的储存量由大到小为：soef-n》ief-n》waef-n》saef-n，故ief-n是可转化态无机氮(ttn)中的优势态，ief-n是可转化态无机氮中的优势态。
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以上所述，仅为本发明的具体实施方式，但本发明的保护范围并不局限于此，任何熟悉本技术领域的技术人员在本发明揭露的技术范围内，凡在本发明的精神和原则之内所作的任何修改、等同替换和改进等，都应涵盖在本发明的保护范围之内。