不同营养水平沉积物在不同pH下对磷酸盐的等温吸附特征_王圣瑞

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山东某地麦饭石H2Si03溶出量及吸附性能试验研究

60【试验研究】山东某地麦饭石H 2SiO 3溶出量及吸附性能试验研究王盼盼，孟　燕(中国建筑材料工业地质勘查中心山东总队，山东济南　250100)【摘　要】本文通过对山东某地麦饭石样品粒度、固液比、浸泡时间等不同试验条件下H 2SiO 3溶出量的试验研究，结果表明麦饭石H 2SiO 3最佳溶出条件为：样品粒度200目、固液比1∶20、浸泡时间2h。

在最佳溶出条件下，麦饭石样品H 2SiO 3子的吸附性能试验，确定71%～76%、56%～【关键词】麦饭石；H 2【中图分类号】Experimental Research on H Abstract: granodiorite samples in Shandong province were studied. The particle size of 200 mesh, solid-liquid ratio of 1:20 and soaking time 2h are the best dissolution conditions of H 2SiO 3. Under the best dissolution conditions, the content of H 2SiO 3 in the test samples reaches the standard (≥25.0mg/L). Under the condition of sample particle size 200 mesh, the adsorption properties of granodiorite to heavy metal ion were tested, 24h was determined as the optimal adsorption time. Under these conditions, the adsorption rate of Pb, Cr, Cd and As were 85% to 92%, 71% to 76%, 56% to 62% and 23% to 34%, respectively. The adsorption rate of heavy metal ions was ranked from large to small as Pb> Cr> Cd> As.Key words: granodiorite; H 2SiO 3 dissolution amount; adsorption properties【作者简介】王盼盼(1986-)，女，工程师，研究方向：岩矿分析与测试，E-mail：************************。

覆盖金属氧化物对湖泊沉积物溶解性有机质特征的影响

覆盖金属氧化物对湖泊沉积物溶解性有机质特征的影响席银;赵海超;王圣瑞;肖尚斌;张莉;李艳平;李文章【摘要】为揭示不同金属氧化物对湖泊沉积物DOM(溶解性有机质)影响机制,通过室内模拟试验,在沉积物表层分别覆盖Fe、Al、Mn氧化物及湖沙后培养1 a,并利用三维荧光和紫外光谱方法进行表征.结果表明:①覆盖Al、Fe、Mn氧化物和湖沙主要降低了0～3 cm沉积物的w(DOC),降幅分别为8.61％、6.27％、22.38％和0.44％.②沉积物中DOM的类络氨酸峰(peakB1)和类色氨酸峰(peak T2)均产生较大变化.其中三种氧化物均显著降低了上层沉积物中DOM的peak T2,使底层DOM的peakT2显著增加.Mn氧化物使DOM的peak B1降低,Fe和Al氧化物使DOM的peak B1增加,湖沙则使两类峰均降低.③覆盖金属氧化物改变了沉积物DOM结构特征,其中覆盖Fe氧化物增强了其芳香性,而覆盖Mn氧化物和Al氧化却降低其芳香性,但三者均使DOM腐质化程度及官能团数量增加,并使FI(Fluorescence Index,荧光指数)增大,表明DOM向生物源转化.研究显示,沉积物表层覆盖金属氧化物影响了沉积物中DOM迁移和转化,并促进了其降解,导致其分子量和腐殖化程度增加.%Indoor simulation experiments covering sediment surfaces with iron,aluminum,manganese oxide and lake sand for a year were conducted to investigate the impact mechanism of metal oxidex on sediment dissolved organic matter (DOM) by three dimensional fluorescence spectrum and ultraviolet-visible spectrum.The obtained results showed that:(1) the sediment DOC content of 0-3 cm depth decreased by 8.61％,6.27％,22.38％ and 0.44％ in the samples covered with Al,Fe,Mn oxide and lake sand,respectively.(2) The tyrosine peak (peak B1) and tryptophan peak (peak T2) in the sediment DOM varied greatly.Threeoxides significantly reduced the peak T2 of the surface sediments DOM,and significantly increased the peak T2 of the underlying DOM;the Mn oxide reduced the peak B1 of the DOM,and the Fe and Al oxides increased the peak B1 of the DOM.The two peak types decreased by covering with lake sand.(3) The coverage by metal oxides changed the structure of sediment DOM,whereas the coverage of Fe oxides enhanced its aroma,while covering with manganese oxides and aluminum oxide reduced its fragrance.However,the three oxides increased the degree of DOM and the number of functional groups,increased FI value and promoted the DOM transformation to biological sources.The results showed that the sediment surface covered with metal oxides affected the sediment DOM migration and transformation,and promoted its degradation,resulting in increments of molecular weight and humification degree.【期刊名称】《环境科学研究》【年(卷),期】2017(030)006【总页数】8页(P884-891)【关键词】金属氧化物;沉积物;溶解性有机质;三维荧光光谱;紫外光谱【作者】席银;赵海超;王圣瑞;肖尚斌;张莉;李艳平;李文章【作者单位】三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌443002;中国环境科学研究院湖泊创新基地,湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室,北京 100012;河北北方学院农林科技学院,河北张家口 075131;三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌443002;中国环境科学研究院湖泊创新基地,湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室,北京 100012;北京师范大学水科学研究院,北京 100875;三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌443002;中国环境科学研究院湖泊创新基地,湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室,北京 100012;中国环境科学研究院湖泊创新基地,湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室,北京 100012;三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌443002;中国环境科学研究院湖泊创新基地,湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室,北京 100012【正文语种】中文【中图分类】X524沉积物中DOM(dissolved organic matter，溶解性有机质)是指沉积物中能被水溶液或稀盐溶液提取出来且能通过0.45 μm膜的有机质. DOM是一种富含芳香性和脂质类、分子量非均匀的混合物，含羟基、羧基、羰基等活性基团[1]. 沉积物中DOM主要来源于流域内迁移、沉积的生物残体和湖内微生物及其分泌物，其占沉积物总有机质的比例较低，但是最为活跃的组分，几乎参与所有生物化学过程，对沉积物内营养物质迁移转化具有举足轻重的作用[2-3]. 矿物对DOM的吸附是天然有机质在沉积物中稳定保持的重要机制[4]. 金属氧化物在沉积物中广泛存在，因其粒径较小、比表面积大、有一定的电荷点位而具有高界面反应特性，对沉积物有机质生物地球化学过程有重要影响[5].金属氧化物对DOM的影响为多种方式共同作用[6-7]. 胡敏酸、富里酸等主要是形成胶膜黏附于铁、铝氧化物等无机物内外表面形成复合体，达到一定临界值时趋于稳定[8]. 腐殖酸能与金属氧化物矿物表面羟基或与铁离子发生配位反应而吸附在氧化铁及其水化物的表面[9]. Gauthier等[10]研究发现，金属离子与DOM的络合反应会改变DOM分子的芳香性，也会影响DOM与阴离子态物质之间的络合程度与强度. DOM的活性基团可以与Fe、Al、Mn等金属离子螯合，从而形成大分子物质[11]. 金属矿物与DOM作用过程对沉积物氮磷释放也有较大影响[12]，进而影响沉积物中营养盐的迁移. 因此金属氧化物对湖泊沉积物中DOM地球化学循环具有重要意义，但金属氧化物对沉积物中DOM含量、腐殖化程度及分子量大小的影响研究鲜有报道.洱海位于云南省大理白族自治州，是我国代表性高原湖泊之一. 近年来洱海水质处于富营养化初级阶段，随着水生植物的退化沉积物有机质含量较高，有机质对湖泊富营养化的影响逐步加大，特别是水体DOM对湖泊富营养化进程影响较大. 三维荧光光谱和紫外全波长扫描光谱作为研究DOM的常用手段[13]，其可以从分子水平上分析DOM特征，判断DOM的主要组分和各组分相对含量[14]，通过光谱特征指数表征DOM腐殖化程度、取代基复杂程度和芳香性等信息[15]，能揭示沉积物中金属氧化物与DOM作用机制. 该研究运用在沉积物表层覆盖金属氧化物的室内模拟试验，运用紫外光谱和三维荧光光谱分析沉积物中DOM荧光特征，揭示添加金属氧化物对沉积物中DOM影响机制，以期为湖泊富营养化控制技术提供理论依据.1.1 试验设计利用彼得森采样器采集沙坪湾(25°56′8.27″N、100°5′57.50″E)表层(10 cm)沉积物〔其w(TN)、w(TP)、w(DOC)分别为(4 849±180)(974±48)(1 500± 60)mgkg，w(TOM)为(57.64±4.61) gkg〕，筛除杂质混匀后分别置于自制的培养箱(高25 cm、直径15 cm)中，沉积物厚度为10 cm. 设氧化铁(Fe组)、氧化铝(Al组)和氧化锰(Mn组)颗粒物三个金属氧化物处理；为研究覆盖颗粒物对沉积物物理因子的影响，另设置覆盖湖沙颗粒(沙组)作为对比，同时以不覆盖组(对照组)为对照. 筛取四种颗粒物(粒径2～4 mm)，分别在培养箱沉积物表层均匀覆盖一层颗粒物1600 g(厚度为0.8～1.7 mm)，每组2次重复，加去离子水2 L，取样后及时补水并定期补水维持培养箱内水深，稳定连续培养1 a后，将沉积物按0～3、3～6、6～10 cm分为上、中、底层，筛除(2 mm筛)未降解覆盖物，回收率为95%～100%，冷冻干燥测定各项指标. 每个指标测定做三次平行. 同时取上覆水测定其ρ(TP)和ρ(SRP)(SRP为溶解性活性磷).1.2 试验方法沉积物中DOM提取：取3 g过1.149 mm筛的沉积物样品于50 mL离心管中，加Milli-Q( Millipore，18.25 MΩ·cm)超纯水〔V(水)∶m(土)=10∶1〕，恒温振荡(25 ℃、220 rmin)24 h，10 000 rmin离心10 min，上清液过0.45 μm的玻璃纤维膜((GFF，Whatman，UK，预先于450 ℃灼烧5 h))后，收集滤液在4 ℃下冷藏，备用.沉积物中w(DOC)采用TOC-VCPH分析仪(岛津，日本)高温燃烧法测定，标准溶液为1 000 mg邻苯二甲酸氢钾溶液稀释. 沉积物中DOM的三维荧光光谱和紫外-可见吸收光谱分析前，为避免淬灭效应和浓度效应，稀释样品直至ρ(DOC)低于5 mgL[16].沉积物中DOM紫外-可见吸收光谱利用Varian UV-Vis spectrophotometer DR 5000(哈希，美国)测定. 扫描波长范围为200～900 nm，步长为1 nm，以Milli-Q超纯水为参比，中速扫描，自动扣除空白.沉积物中DOM的三维荧光光谱利用Hitachi F-7000型荧光光谱分析仪(日立，日本)扫描. 激发光源为150 W氙弧灯，PMT电压为400 V，信噪比>110，响应时间为自动. 带通(Bandpass)：λEx(激发波长)为5 nm，λEm(发射波长)为5 nm. 扫描速度为2 400 nmmin；扫描光谱进行仪器自动校正. 扫描波长范围：λEx为200～450 nm，λEm为250～600 nm. 测定前保持温度恒定〔恒温水浴(20±1)℃〕；以Milli-Q超纯水做空白；试验过程中每隔一定时间利用超纯水的拉曼光谱强度监控荧光仪的稳定性，没有发现明显的仪器误差.1.3 数据分析试验数据采用Excel 2010进行统计分析；SR(光谱斜率)为通过Origin 9.0进行非线性拟合的比值，紫外吸收光谱和三维荧光光谱均采用Origin 9.0处理.2.1 覆盖金属氧化物对湖泊沉积物中w(DOM)影响沉积物中w(DOC)可以表征沉积物中w(DOM)[17]，各组沉积物中w(DOC)变化如图1所示. 各组沉积物中w(DOC)平均值在1 479.67～1 148.57 mgkg之间，总体大小顺序为对照组>Fe组>Al组>湖沙组>Mn组. 上层沉积物中，Fe组、Al 组、Mn组、湖沙组与对照组相比w(DOC)分别减少了2.96%、6.23%、28.96%和0.44%；Fe组、Al组和Mn组与湖沙组相比w(DOC)分别减少了2.53%、5.81%和28.64%. 中层沉积物中，Fe组、Al组、Mn组和湖沙组与对照组相比w(DOC)分别减少了8.60%、1.30%、18.65%和16.07%；Fe组、Al组、Mn组与湖沙组相比w(DOC)分别增加了8.90%、17.59% 和-3.07%. 底层沉积物中，Fe组、Al 组、Mn组和湖沙组与对照相比w(DOC)分别减少了6.81%、17.80%、20.42%和32.51%;Fe组、Al组、Mn组与湖沙组相比w(DOC)分别增加了38.08%、21.79%和17.91%. 可见，覆盖不同颗粒物能够使沉积物中w(DOM)降低，但金属氧化物与湖沙相比，湖沙组上层沉积物中w(DOM)高于金属氧化物，而底层沉积物中w(DOM)低于金属氧化物，并且比Mn组上层增幅较大，比Fe组底层降幅较大.覆盖颗粒物能够增加沉积物-水界面孔隙度，促进O2向沉积物中扩散，有利于沉积物中DOM降解，因此覆盖颗粒物均降低沉积物中w(DOM). 金属氧化物颗粒与湖沙相比，Fe、Al、Mn氧化物及其溶解形成的金属离子能够与DOM产生化学耦合作用[6-10]，进而影响DOM含量，特别是DOM与Fe离子发生配位反应形成大分子[9,11]，向下迁移，因此Fe组w(DOM)随着沉积物深度的增加呈上升趋势.2.2 覆盖金属氧化物对湖泊沉积物中DOM三维荧光光谱特征影响根据沉积物中DOM的荧光峰位置可以判断DOM组分的大致类别[17]. 各处理沉积物中DOM均出现2个荧光峰(见图2). peak B1(λExλEm=265～270 nm300～320 nm)为高激发态类络氨酸，peak T2(λExλEm=225～235 nm340～345 nm)为低激发态类色氨酸，与微生物降解产生的自由分子或是结合氨基酸有关，主要来源于微生物和浮游植物等残体分解及微生物分泌的胞外酶，与试验培养中无外源输入一致[18-19].荧光特征峰峰强可代表该类物质浓度大小[20]，各处理沉积物中DOM荧光峰峰强见图3. 不同处理沉积物中上层DOM的peak B1峰强在139.00～198.20 之间，Mn组和湖沙组显著低于对照组，分别降低了9.63%、23.06%；Fe组、Al组、Mn组显著高于湖沙组，分别增加30.04%、42.59%、17.45%. peak T2峰强在323.05～406.20之间，Mn组和湖沙组显著低于对照组，分别降低14.70%、20.47%；Fe组和Al组显著高于湖沙组，分别增加了16.64%、10.83%. 中层沉积物中DOM的peak B1峰强在136.00 ～184.40之间，Mn组和湖沙组显著低于对照组，分别减少20.20%、21.86%；Fe组、Al组和Mn组显著高于湖沙组，分别增加35.59%、22.79%、2.13%；peak T2峰强在224.55～288.90之间，大小顺序为Mn组>Al组>Fe组>湖沙组>对照组，各组均高于对照组，分别增加了28.66%、21.47%、12.60%、12.00%；Fe组、Al组、Mn组与湖沙组相比分别增加了0.54%、8.45%、14.87%. 底层沉积物中DOM的peak B1峰强在136.00～201.40之间，Fe组显著高于对照增加了13.51%，湖沙组显著低于对照组降低了22.97%，Fe组、Al组和Mn组显著高于湖沙组，分别增加47.35%、25.04%、17.94%；peak T2峰强在138.93～329.45之间，Fe组、Al组、Mn 组显著高于对照组，分别增加了49.63%、52.05%、87.19%. 可见，覆盖湖沙均能促使沉积物中类络氨酸和类色氨酸DOM降低，覆盖Mn氧化物促使沉积物中类络氨酸DOM降低，促使沉积物中底层类色氨酸DOM增加，覆盖Fe氧化物促使沉积物中类络氨酸DOM增加，上层沉积物中类色氨酸DOM降低，覆盖Al氧化物促使沉积物中上层类络氨酸DOM增加，中底层色氨酸DOM增加. 表明Mn离子有利于促进上层沉积物中DOM的降解，即对水-沉积物微界面影响较大. Fe离子容易与DOM各组分相结合[9]形成大分子DOM，进而影响DOM在沉积物中的迁移. 铝离子有利于增加上层沉积物中DOM. 总体可见，铁、铝和锰离子对DOM的耦合机制不同，有待进一步深入研究.2.3 覆盖金属氧化物对湖泊沉积物中DOM紫外光谱特征影响不同处理沉积物中DOM紫外荧光参数见表1，其中，SUVA254是254 nm处吸光度乘以100与ρ(DOC) 的比值，其值与物质芳香性正相关[21-22]. 由表1可见，上层沉积物中SUVA254值大小顺序为Fe组>对照组≈Mn组>Al组>湖沙组；中层沉积物为Fe组>Al组>对照组>Mn组>湖沙组；底层沉积物为Fe组>对照组>Al组>Mn组>湖沙组. 研究表明，覆盖湖沙促进沉积物中DOM芳香性降低，覆盖氧化铁促进沉积物中DOM芳香性增加，使沉积物中DOM含有较高芳香族和不饱和共扼双键结构[22]. 覆盖氧化铝和氧化锰促进沉积物中DOM芳香性降低，但覆盖三种金属氧化物沉积物中DOM的芳香性均高于湖沙组，可见三种金属离子均能够与DOM的不饱和共轭双键结合，但铁离子结合能力较强.紫外吸收光谱中SR可用于衡量DOM相对分子质量指标，SR越大，相对分子质量越低[11,23]. 上层沉积物中DOM的SR大小顺序为对照组>Mn组>湖沙组>Fe 组>Al组；中层沉积物为对照组>Mn组>Al组=湖沙组>Fe组；底层沉积物为Mn组>对照组>Al组>Fe组>湖沙组. 可见，覆盖颗粒物使沉积物中DOM分子质量增加. 与湖沙相比，覆盖Fe和Al金属氧化物使上层沉积物中DOM分子质量增加，并且Fe组增幅最大，表明铁离子与DOM结合能力高于Al离子，而且Mn组底层沉积物小分子类色氨酸峰较高，即锰离子有利于形成小分子DOM.3.1 覆盖金属氧化物对湖泊沉积物中DOM特征影响机制金属离子和DOM均是影响沉积物理化特征的重要因子，同时其在沉积物中存在着相互耦合的作用机制. Fe、Al、Mn是沉积物中微生物所需的金属元素，其能够影响水体中生物活性，进而对沉积物中DOM产生较大影响. DOM荧光参数能为DOM的组成和性质提供有效的信息[24-25]. 不同处理沉积物中DOM荧光参数如表2所示. FI((Fluorescence Index，荧光指数)是表征微生物来源有机质占总有机质的比例，用于判别DOM中腐殖质的来源，陆源和生物来源的端点值分别为1.4和1.9[26-27]. 不同处理上、中、底三层沉积物中DOM的FI在2.3左右且均大于对照组和湖沙组，总体随深度的增加FI增大，表明不同处理使沉积物中DOM由陆源向生物源转变. 其中湖沙组上、中、下三层沉积物中DOM的FI几乎不变，并且均低于对照组，而Fe组、Al组、Mn组沉积物中DOM的FI明显高于对照组，进一步说明金属氧化物能促进沉积物微生物活动，加速沉积物中DOM由陆源向生物源转变.BIX(生物源指数)是表示微生物来源有机质与外源有机质的比例的指数，衡量新近自生源的贡献[25]. 不同处理沉积物中DOM的BIX在0.85～1.10之间，并且Fe、Al和Mn组沉积物中DOM的BIX总体小于对照组和湖沙组，表明覆盖Fe、Al和Mn氧化物沉积物中DOM具有较强的新近自生源特征. 可见，覆盖Fe、Al和Mn氧化物使沉积物中DOM向生物源转化，覆盖Fe、Al和Mn氧化物不仅通过改善沉积物-水界面孔隙度，影响DOM的降解，同时影响水体微生物活性，促使沉积物中DOM向生物源转变.金属离子不仅通过影响微生物活性来影响DOM含量，同时通过价键耦合影响DOM组分及结构. HIX(腐殖化指数)可用来表征有机质腐殖化程度或成熟度，定义为λEx为254 nm时，λEm在435～480 nm与300～345 nm区间的荧光峰值面积的比值[25,28]. 各处理沉积物中DOM的HIX均高于对照组，但总体低于湖沙组. 表明覆盖金属氧化物能促进沉积物中DOM腐殖化，大分子DOM组分增加，主要是铁、铝、锰离子与DOM相耦合形成大分子溶解性有机物，而湖沙组促进微生物活性，使沉积物小分子DOM降解，进而使沉积物中大分子DOM组分占比较高. A253/A203与DOM中芳环的取代程度及取代基的种类成正比[23](见表2). 可见，覆盖Fe、Al和Mn氧化物使沉积物中DOM紫外光谱参数A253/A203均高于对照组和湖沙组，A253/A203较高时，表明芳环上取代基含有较多酯类、羟基、羧基、羰基，表明覆盖Fe、Al和Mn氧化物使沉积物中DOM芳环上含有更多较多酯类、羟基、羧基、羰基等取代基，即Fe、Al和Mn与沉积物中DOM的酯类、羟基、羧基、羰基相耦合. 而湖沙组主要受微生物活性的影响，沉积物中DOM以脂肪链为主. 覆盖金属氧化物通过促进微生物活动，促进沉积物中DOM向稳定物质转化，同时金属氧化物及其离子与沉积物中DOM通过吸附和耦合的方式形成大分子复合体，并向底层迁移，最终降低了沉积物中DOM释放量.3.2 覆盖金属氧化物对湖泊沉积物中DOM影响的环境学意义沉积物中DOM和金属离子对沉积物-水界面磷营养盐释放过程均有重要影响，并且DOM-矿物微界面对沉积物中物质的迁移转换也有很大影响[29]. 覆盖不同金属氧化物沉积物磷释放量如图4所示. 由图4可见，相对于对照组，覆盖金属氧化物的沉积物TP(总磷)释放量分别减少了48.29%(Fe组)、33.88%(Mn组)、33.02%(Al组)和14.56%(湖沙组)，其中以氧化铁最为明显，氧化锰和氧化铝次之. 与湖沙对沉积物磷释放影响相比，金属氧化物内外表面能与DOM部分组分(如胡敏酸、富里酸等)形成无机复合体，从而对沉积物磷的释放有一定抑制作用. 另外，除氧化物自身影响外，金属氧化物及其水合物与DOM络合使得沉积物中DOM腐殖化程度升高，相对分子质量变大，进而使得沉积物中DOM疏水性越强，含有能与矿物表而结合的官能团越多，更容易吸附在金属氧化物和氢氧化物的表面进而形成有机复合物，对磷的迁移转化有很大影响[30]. 其次，氧化物溶出的铁、铝、锰金属阳离子与DOM活性基团结合，进而发生沉淀或被沉积物颗粒吸附，促进沉积物中DOM腐质化，降低沉积物中DOM释放风险，进而降低磷释放量. 覆盖金属氧化物与沉积物中DOM形成的复合体不仅对沉积物营养盐释放有较大抑制作用，同时也是沉积物中DOM发生变化的重要原因. 覆盖金属氧化物的沉积物pH、Eh及沉积物-水界面的氧气变化特征、金属矿物含量、粒径等特征的变化对整个沉积物-水界面的污染物迁移转化均有不可忽视的作用，这是后文将深入探讨和研究的方向.a) 覆盖Al、Fe、Mn金属氧化物主要降低了0～3 cm沉积物的w(DOC)，降幅分别为对照组的8.61%、6.27%和22.38%，并且w(DOC)整体表现为底层沉积物高于上层沉积物.b) 覆盖金属氧化物改变了沉积物中DOM结构及组分，并使沉积物中DOM腐质化程度升高. 其中覆盖湖沙能够显著降低各层DOM荧光峰强，覆盖Mn氧化物使上层和中层peak B1的峰强降低了9.63%和14.70%，覆盖Fe氧化物使peak B1的峰强增加了13.51%. 覆盖Fe、Al和Mn氧化物分别使中层和底层沉积物peak T2峰强显著增加. 覆盖不同金属氧化物对沉积物中DOM的降解及转化作用不同，其中Mn氧化物能促进络氨酸向色氨酸转化，Fe氧化物能促进色氨酸向络氨酸转化. 覆盖金属氧化物使沉积物中DOM相对分子量升高，且芳香化程度增强.c) 覆盖Fe、Al、Mn氧化物能降低沉积物中磷的释放通量. 覆盖金属氧化物不仅与沉积物中DOM形成的复合体对磷释放有较大抑制作用，同时金属离子与沉积物中DOM发生反应形成大分子DOM对磷的吸附和固定能力增大.*责任作者，王圣瑞(1972-)，男，内蒙古呼和浩特人，研究员，博士，博导，主要从事湖泊富营养化机理与控制技术研究，****************.cn【相关文献】[1] 赵萱,成杰民.白洋淀沉积物中溶解有机质荧光特性及其与铜的相互作用[J].农业环境科学学报,2012,31(6):1217- 1222. ZHAO Xuan,CHENG Jinmin.Fluorescence characteristics of dissolved organic matter and interaction between Cu(II) and DOM in sediments of Baiyangdian Lake,China[J].Journal of Agro-Environment Science,2012,31(6):1217- 1222. [2] BIERS E J,ZEPP R G,MORAN M A.The role of nitrogen in chromophoric and fluorescent dissolved organic matter formation[J].Marine Chemistry,2007,103(12):46- 60.[3] 曹琳,吉芳英,林茂,等.有机质对三峡库区消落区沉积物磷释放的影响[J].环境科学研究,2011,24(2):185- 190. CAO Lin,JI Fangying,LIN Mao,et al.Impact of organic matter on phosphorous release in sediments from the fluctuating zone of three gorges reservoir area[J].Research of Environmental Sciences,2011,24(2):185- 190.[4] KAISER K,GUGGENBERGER G.The role of DOM sorption to mineral surfaces in the preservation of organic matter in soils[J].Organic Geochemistry,2000,31(78):711- 725. [5] KALBITZ K,SCHWESIG D,RETHEMEYER J,et al.Stabilization of dissolved organic matter by sorption to the mineral soil[J].Soil Biology & Biochemistry,2005,37(7):1319- 1331. [6] KAFKAFI U,BAR-YOSEF B,ROSENBERG R,et al.Phosphorus adsorption by kaolinite and montmorillonite:anic anion competition[J].Soil Science Society of America Journal,1988,52(6):1580- 1585.[7] KINNIBURGH D G,RIEMSDIJK W H V,KOOPAL L K,et al.Ion binding to natural organic matter: competition,heterogeneity,stoichiometry and thermodynamicconsistency[J].Colloids & Surfaces A Physicochemical & EngineeringAspects,1999,151(1):147- 166.[8] WU F C,TANOUE E,LIU C Q.Fluorescence and amino acid characteristics of molecular size fractions of DOM in the waters of Lake Biwa[J].Biogeochemistry,2003,65(2):245- 257.[9] 吴宏海,林怡英,吴嘉怡,等.铁氧化物矿物对苯酚和溶解性有机质表面吸附的初步研究[J].地学前缘,2008,15(6):133- 141. WU Honghai,LIN Yiying,WU Jiayi,et al.A preliminary study of surface adsorption of iron oxide minerals for phenol and DOM[J].Earth Science Frontiers,2008,15(6):133- 141.[10] GAUTHIER T D,SEITZ W R,GRANT C L.Effects of structural and compositional variations of dissolved humic materials on pyrene Koc values[J].Environmental Science & Technology,1987,21(3):243- 248.[11] 王慧,易珊,付庆灵,等.铁氧化物-胡敏酸复合物对磷的吸附[J].植物营养与肥料学报,2012,18(5):1144- 1152. WANG Hui,YI Shan,FU Qingling,et al.Phosphorus adsorption of iron oxides-humic acid compounds[J].Plant Nutrition and FertilizerScience,2012,18(5):1144- 1152.[12] 张仕军,齐庆杰,王圣瑞,等.洱海沉积物有机质、铁、锰对磷的赋存特征和释放影响[J].环境科学研究,2011,24(4):371- 377. ZHANG Shijun,QI Qingjie,WANG Shengrui,et al.Effects of organic matter,manganese and iron on phosphorus fractions and release in the sedimentsof Erhai Lake[J].Research of Environmental Sciences,2011,24(4):371- 377.[13] WEISHAAR J L,AIKEN G R,BERGAMASCHI B A,et al.Evaluation of specific ultraviolet absorbance as an indicator of the chemical composition and reactivity of dissolved organic carbon[J].Environmental Science & Technology,2003,37(20):4702- 4708.[14] ZHANG L,WANG S R,ZHAO H C,et ing multiple combined analytical techniques to characterize water extractable organic nitrogen from Lake Erhai sediment[J].Science of the Total Environment,2016,542(Pt A):344- 353.[15] CHEN W,PAUL W,JERRY A L,et al.Fluorescence excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter[J].Environmental Science & Technology,2003,37:5701- 5710.[16] BIRDWELL J E,VALSARAJ K T.Characterization of dissolved organic matter in fogwater by excitation-emission matrix fluorescence spectroscopy[J].AtmosphericResearch,2010,44(27):3246- 3253.[17] PULLIN M J,CABANISS S E.Rank analysis of the pH-dependent synchronous fluorescence spectra of six standard humic substances[J].Environmental Science & Technology,1995,29(6):1460- 1467.[18] MATILAINEN A,GJESSING E T,LAHTINEN T,et al.An overview of the methods used in the characterisation of natural organic matter (NOM) in relation to drinking water treatment[J].Chemosphere,2011,83(11):1431- 1442.[19] 施俊,王志刚,封克.水体溶解有机物三维荧光光谱表征技术及其在环境分析中的应用[J].大气与环境光学学报,2011,6(4):243- 251. SHI Jun,WANG Zhigang,FENG Ke.Characterization techniques of dissolved organic pollutants in wastewater by Three Dimensional fluorescent spectroscopy and its application in environmental analysis[J].Journal of Atmospheric and Environmental Optics,2011,6(4):243- 251.[20] 冯伟莹,焦立新,张生,等.乌梁素海沉积物溶解性有机质荧光光谱特性[J].中国环境科学,2013,33(6):1068- 1074. FENG Weiying,JIAO Lixin,ZHANG Sheng,et al.Spectral characteristics of dissolved organic matter in the sediments of Wuliangsuhai Lake[J]. China Environment Science,2013,33(6):1068- 1074.[21] LEENHEER J A,CROUE J P.Peer reviewed:characterizing aquatic dissolved organic matter[J].Environmental Science & Technology,2003,37(1):18- 26.[22] 易文利,王圣瑞,金相灿,等.长江中下游浅水湖沉积物中有机质及其组分的赋存特征[J].西北农林科技大学学报(自然科学版),2008,36(5):141- 148. YI Wenli,WANG Shengrui,JIN Xiangcan,et al.Distribut ion of total organic matter and the forms on the sediments from shallow lakes in the Middle and Lower Reaches of the Yangtze River[J].Journal of Northwest A & F University (Nat. Sci. Ed.),2008,36(5):141- 148.[23] 沈烁,王育来,杨长明,等.南淝河不同排口表层沉积物DOM光谱特征[J].中国环境科学,2014,34(9):2351- 2361. SHEN Shuo,WANG Yulai,YANG Changmin,et al.Spectralcharacteristic of dissolved organic matter (DOM) in the surface sediments from different discharging points along the Nanfei River in Hefei City,Anhui Province[J].China Environmental Science,2014,34(9):2351- 2361.[24] NEBBIOSO A,PICCOLO A.Molecular characterization of dissolved organic matter (DOM):a critical review[J].Analytical & Bioanalytical Chemistry,2013,405(1):109- 124. [25] HUGUET A,VACHER L,RELEXANS S,et al.Properties of fluorescent dissolved organic matter in the Gironde Estuary[J].Organic Geochemistry,2008,40(6):706- 719.[26] AND R M C,MCKNIGHT D M.Fluorescence spectroscopy reveals ubiquitous presence of oxidized and reduced quinones in dissolved organic matter[J].Environmental Science & Technology,2005,39(21):8142- 8149.[27] BATTIN T J.Dissolved organic matter and its optical properties in a black water tributary of the upper Orinoco River,Venezuela[J].Organic Geochemistry,1998,28(98):561- 569.[28] ZSOLNAY A,BAIGAR E,JIMENEZ M,et al.Differentiating with fluorescence spectroscopy the sources of dissolved organic matter in soils subjected todrying[J].Chemosphere,1999,38(1):45- 50.[29] 郭杏妹,吴宏海,王伟伟,等.土壤溶解性有机质及其表面反应性的研究进展[J].生态科学,2007,26(1):88- 92. GUO Xingmei,WU Honghai,WANG Weiwei,et al.Advances on research of dissolved organic matter and its surface reactivity in soils[J].Ecologic Science,2007,26(1):88- 92.[30] PARKS G A.The isoelectric points of solid oxides,solid hydroxides,and aqueous hydroxo complex systems[J].Chemical Reviews,1965,65(2):177- 198.。

长江口沉积物对磷酸盐的吸附与释放的研究

第23卷　第3期海洋环境科学V ol.23,N o.3 2004年8月MARI NE E NVIRONME NA L SCIE NCE Aug.2004长江口沉积物对磷酸盐的吸附与释放的研究李曰嵩,杨　红(上海水产大学　海洋学院,上海　200090)摘　要:对长江口沉积物进行了释放及吸附P的研究,结果表明长江口海区沉积物对P的释放极少,沉积物吸附大量P后的再释放是缓慢的。

经测定,沉积物吸附/释放平衡点的一般为0.038～0.085μg/m L,此值一般高于底层水P浓度,因此推测,长江口地区沉积物有向上覆水释放P的倾向。

关键词:吸附;释放;P;沉积物;长江口中图分类号:P512.2;X142 文献标识码:A 文章编号:100726336(2004)0320039204Adsorption and release of phosphorus in sedimentsof the Changjiang EstuaryLI Y ue2s ong,Y ANG H ong(Ocean C ollege,Shanghai Fishery University,Shanghai　200090,China)Abstract:S tudy on ads orption and release of phosphorus in sediments of the Changjiang Estuary was made.The results show that the release of phosphorus in the sediments of the Changjiang Estuary is a little.The re2release is slow after great ads orption of the sediments.Balance point of ads orption and release of phosphorus in the sediments is0.038～0.085μg/m L by measurement.The phosphorus value is higher in upper water than in bottom water.The release phosphorus from the sediments to upper water in Changjiang Estuary was calculated.K ey w ords:ads orption;release;phosphorus;sediments;Changjiang Estuary P是水体发生富营养化的主要因素之一,而沉积物对上覆水的P的含量起着缓冲作用,许多研究已证实沉积物是内陆水域P循环的一个重要环节,沉积物释磷作为内输入P源,对水域营养水平有着不容忽视的影响[1]。

沉水植物对水_沉积物界面各形态氮含量的影响_王圣瑞

第25卷　第5期2006年 9月环　境　化　学E NV I RONMENTAL CHE M I STRY V o.l 25,N o .5Sep t ember 2006　2005年11月18日收稿.　*国家重点基础研究发展规划项目(2002CB412304)资助.**通讯联系人,Em ail :Ji nxiang @pub lic .bta .net .cn 沉水植物对水-沉积物界面各形态氮含量的影响*王圣瑞1　金相灿1**　崔　哲2　颜昌宙1　步青云1　赵海超3　楚建周2　周小宁1(1　中国环境科学研究院湖泊创新基地,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京,100012;2　河北农业大学资源与环境科学学院,保定,071001;3　内蒙古农业大学农学院,呼和浩特,010018)摘　要　在室内模拟条件下研究沉水植物对水-沉积物界面的上覆水、不同层次的间隙水和沉积物中不同形态氮含量的影响.结果表明:总体上,上覆水和间隙水中不同形态氮含量的顺序为有机氮>氨氮>硝态氮;沉积物中可交换态无机氮以氨氮为主,沉水植物的存在并没有改变这一格局.不同处理不同层次的间隙水中,各形态氮含量均为下层>中层>上层,但沉积物中氨氮和硝态氮含量变化规律不明显.水-沉积物界面氨氮和硝态氮含量呈现明显季节性变化.总之,水-沉积物界面氨氮是沉积物向上覆水扩散的主要氮组分,沉水植物降低了氨氮和硝态氮的扩散通量.关键词　沉水植物,沉积物,氮形态. 目前,对浅水湖泊水-沉积物界面氮交换过程的研究主要集中在沉积物中各形态氮的含量、分布特征以及释放潜能等方面,而间隙水中各形态氮通过水-沉积物界面进行传递是湖泊氮循环的重要途径,它是影响湖泊水质的重要因素.因此,了解上覆水、间隙水和沉积物中不同形态氮的含量、分布以及季节性变化,有助于更好地理解氮在浅水湖泊水-沉积物界面的交换机理[1—3]. 本文在模拟条件下,研究沉水植物(黑藻)对不同形态氮在上覆水、各层次间隙水与沉积物中的分布特征和季节性变化的影响,并比较了氨氮和硝态氮的扩散通量.1　实验方法黑藻(Hydrill a verticill a ),取自北京市房山区一渡附近,在温室内预培养14d 备用.沉积物选自中国环境科学研究院池塘(HK ),沉积物经风干、过筛装入PVC 小桶中,沉积物深度20c m . 取经过预培养的黑藻植株用自来水洗净,剪取10c m 生长一致的健康顶枝扦插到装有沉积物的PVC 小桶中,对照组(CK )不扦插植株,然后将小桶放入2个玻璃缸(100c m ×100c m ×80c m )中(1个作处理,扦插植株;1个作对照,不扦插植株).加入自来水,保持水深70c m ,每个玻璃缸放入16盆(取4次样,设4次重复).实验在温室内进行,实验期间每次各处理均取4盆. 分别在2004年7月18日,8月19日,9月8日和10月25日采集不同处理上覆水、间隙水和沉积物样品.其中间隙水和沉积物样品分三层(a .上层5c m ,b .中层5c m ,c .下层5c m ),共采集表层15c m 的沉积物(分层采用破坏法,把小桶从中间切开,而后再对沉积物分层).沉积物样品分层后,取一定量样品用于分析氨氮和硝态氮含量,另一部分用于测定孔隙度;间隙水用新鲜的沉积物样品离心获得,过0.45μm 滤膜后备用.上覆水采集水面以下30c m 处样品,过0.45μm 滤膜备用.上覆水和间隙水总氮采用过硫酸钾高压消解法测定,氨氮采用水杨酸-次氯酸盐光度法测定,亚硝酸盐氮采用N -(1-萘基)乙二胺光度法.2　沉水植物对上覆水各形态氮含量以及各形态氮占总氮比例的影响不同处理上覆水中总氮和各形态氮(氨氮、硝态氮和有机氮)含量随培养时间的变化见图1.总体上来讲,整个培养期间各处理上覆水各形态氮中有机氮含量最高,在0.05—0.30m g l -1之间;氨氮其次,在0.002—0.047mg l -1之间;硝态氮含量最低,在0.001—0.017m g l -1之间. 由图1可见,不同培养时间不同处理中有机氮均为氮的主要形态,占总氮的78.08%—96.21%,　环境化学25卷534其次为氨氮,占总氮的1.27%—21.01%,整个培养期间大多数时间(除10月25日CK处理)硝态氮最低,仅占总氮的0.86%—7.57%.即有机氮始终是上覆水中氮的主要形态,无机氮中绝大多数时间以氨氮为主,有无沉水植物均不影响这种分布格局. 整个培养期间,7月、8月和9月各处理上覆水中总氮和有机氮含量为增加趋势,氨氮和硝态氮含量则在8月出现峰值;10月各处理上覆水中各形态氮含量均下降,各形态氮含量在各处理间的变化规律不一致.其中在7月,种植沉水植物的处理上覆水中总氮和有机氮含量均高于无沉水植物的处理;而氨氮含量则为无沉水植物的C K处理高于HK处理,硝态氮含量则相差不大.3　沉水植物对间隙水各形态氮含量以及各形态氮占总氮比例的影响不同处理沉积物间隙水中各形态氮含量随培养时间变化趋势较为明显(见图2).比较图1与图2可见,总体上讲,整个培养期间各处理间隙水中各形态氮含量均高于上覆水(除8月19日硝态氮外),表明整个培养期间各形态氮在上覆水与间隙水间存在较为明显的浓度梯度,间隙水中的各形态氮有向上覆水扩散的趋势.在整个培养期间,各处理间隙水中总氮含量变化范围在0.12—0.99m g l-1之间,有机氮在0.04—0.66mg l-1之间,氨氮在0.016—0.282m g l-1之间,硝态氮在0.001—0.035 m g l-1之间. 除10月25日CK-HK处理外,不同培养时间不同处理间隙水中有机氮为氮的主要形态,约占总氮的54.94%—92.11%,其次为氨氮,占6.93%—55.59%,硝态氮最低,仅占0.54%—24.61%.即除10月25日CK-HK处理外,整个培养期间有机氮始终是上覆水中氮的主要形态,无机氮中绝大多数时间以氨氮为主,有无沉水植物没有改变间隙水中各形态氮的这种分布格局.与上覆水中各形态氮含量的变化趋势相关联,7月和8月各处理间隙水中总氮、有机氮和氨氮含量为增加趋势,并在8月达到峰值. 种植沉水植物,其沉积物间隙水中各形态氮含量均低于无沉水植物的对照,这与沉水植物生长、根系吸收间隙水中的氮有关.各层次比较可见,不同处理间隙水中各形态氮含量均为c层>b层> a层,主要是根据浓度梯度原理间隙水中各形态氮向上覆水扩散的结果.与上覆水中各形态氮含量的变化趋势相关联,7月和8月各处理间隙水中的总氮、有机氮和氨氮含量均为增加的趋势,并在8月达到峰值.　5期王圣瑞等:沉水植物对水-沉积物界面各形态氮含量的影响5354　沉水植物对沉积物中氨氮和硝态氮含量的影响不同处理各层次沉积物中氨氮和硝态氮含量随培养时间的变化较为明显,结果见图3.比较图2与图3可见,总体上来讲,整个培养期间各处理各层次沉积物中氨氮和硝态氮含量均高于间隙水,表明整个培养期间氨氮和硝态氮在沉积物与间隙水间存在较为明显的浓度梯度,沉积物中氨氮和硝态氮有向间隙水扩散的趋势.如果以氨氮和硝态氮含量之和作为无机氮来讲,整个培养期间各处理各层次沉积物中氨氮含量在2.20—44.86m g kg-1之间,占无机氮的56.74%—91.08%,硝态氮含量在0.83—4.92m g kg-1之间,占无机氮的9.52%—43.26%.即整个沉水植物生长季节,不同处理中氨氮均为无机氮的主要形态,沉水植物的存在未改变这一格局.这与上覆水和间隙水中氨氮和硝态氮含量的变化趋势相关联.7月和8月各处理不同层次沉积物中氨氮含量为增加趋势,并在8月达到峰值,9月和10月为下降趋势.536　环境化学25卷5　沉水植物对水-沉积物界面氮迁移的影响水-沉积物界面中的物质迁移、转化是浅水湖泊环境生物地球化学循环的重要组成部分[4—5].沉积物和上覆水之间的营养盐交换是水体中营养盐来源和归趋的重要过程[3].沉积物间隙水中营养盐含量往往比上覆水中高许多,这种物质浓度梯度引起的物质扩散转移过程,是水-沉积物界面物质循环的主要过程之一[7].水-沉积物界面上的营养盐扩散通量可以用Fick’s第一定律来计算[8,9].F x=D sΥ(C x-C0)(1)式中,F x是深度X处的扩散通量(m g m-2d-1);D s为氮素的扩散系数(25℃时,氨氮和硝态氮理想溶液的扩散系数分别为19.8c m s-1和19×10-6c m s-1);Υ是沉积物孔隙度(本研究中为0.63);C x是深度X处间隙水中的氮浓度,C0是上覆水中的氮浓度. 根据F ick’s扩散方程、浓度梯度、沉积物孔隙度,估算不同处理表层沉积物(0—5c m,X= 2.5c m)、间隙水和上覆水间氨氮和硝态氮扩散通量(表1).由表1可见,总体上,不同处理间隙水中均为氨氮浓度较高.因此,氨氮成为沉积物向上覆水扩散的主要氮形态.不同取样时间相比,氨氮在9月8日的扩散通量最大.此时虽然沉水植物开始衰败,沉水植物对上覆水中氨氮的吸收量较8月有所下降,但由于8月沉水植物旺盛生长导致的上覆水氨氮浓度下降较快,上覆水与间隙水间较大的氨氮浓度梯度使各处理在9月8日的一段时间里保持最高的氨氮扩散通量,达到29.55m g m-2d-1.硝态氮在8月19日扩散通量为负值,反映出此时硝态氮由上覆水向沉积物转移.表1　不同时间不同处理水-沉积物界面氨氮和硝态氮扩散通量变化(mg m-2d-1)T ab le1　D iffusion fl uxes o f a mm onia and n itrate bet ween w a t e r andsed i m en t fro m differen t treat ment i n differen t experi m enta l ti m e取样时间(月.日)7.188.199.810.25氨态氮HK16.899.3529.5510.02 CK-HK96.4351.7644.7952.26硝态氮HK0.61-15.991.3410.77 CK-HK14.39-4.452.3130.426　结论综上所述,7月沉水植物生长旺盛,此时环境温度较高,加速了沉积物中氮素的矿化,促进了沉积物中氮的释放[10],导致上覆水中总氮和有机氮含量较高.由于沉水植物的吸收作用,使上覆水中氨氮为无沉水植物的CK处理高于HK处理.硝态氮含量相差不大,这一方面与沉水植物生长吸收有关,也与氮素间的转化有关[4,11].8月(8月19日)不同处理上覆水中总氮和有机氮含量较高,种植沉水植物的HK处理高于无沉水植物的CK处理.主要原因是,8月沉水植物生长最为旺盛,生物量达到最大值(每盆2.37g),对氮营养需求量最大;此时环境温度较高,沉积物氮素的矿化量较大,这为上覆水中保持较高氮浓度提供了保障[10].因此,种植沉水植物的HK处理上覆水中氨氮和硝态氮的含量达到最高值.这方面的机理以及定量化关系还需要进一步研究.而在9月(9月8日),沉水植物已经开始衰败、腐烂,导致HK处理上覆水中总氮和有机氮含量明显升高,并达到最大值,而氨氮和硝态氮含量较8月大幅度下降;CK处理各形态氮含量则较8月稍有下降.10月,沉水植物大部分已经衰败、腐烂,由于沉积物与上覆水间氮交换作用[6],导致各处理各形态氮含量较9月有所下降. 虽然沉水植物是沉积物有机质的重要来源,但这与沉水植物的多年生长有关[12].本研究种植沉水植物仅仅一个生长季,即使有一些沉水植物的残体沉积在沉积物表面,也没有足够的时间转化为沉积物的有机质.因此,沉水植物对沉积物有机质的贡献不会太明显.另外,本研究所用的沉积物是已处于富营养化状态下的池塘沉积物,其营养盐含量较高,有机氮含量也较高,该沉积物氮的释放必然导致上覆水中有机氮的含量较高[8].因此,上覆水中各形态氮以有机氮为主,其次为氨氮,多数情况下,硝态氮含量最低,沉水植物的存在并没有改变这一格局.沉水植物可促进沉积物向上覆水释放氮,同时由于沉水植物生长需要,其对上覆水中氨氮和硝态氮含量的影响更明显[4,10].　5期王圣瑞等:沉水植物对水-沉积物界面各形态氮含量的影响537 虽然8月沉积物释放进入间隙水各形态氮的含量较高[10],但由于沉水植物根系吸收和不同形态氮素间存在转化[4,13],导致8月各处理不同层次间隙水中硝态氮含量较7月有所下降.9月各处理不同层次间隙水中各形态氮含量较8月均有所下降;而10月各处理不同层次间隙水中各形态氮含量,除硝态氮较9月有所增加外,其它均为下降,这与温度等环境条件的变化有关,同时与沉水植物在8月以后开始衰败、腐烂有关.不同处理间比较可见,种植沉水植物的处理,其间隙水中各形态氮含量均低于无沉水植物的对照,这与沉水植物根系吸收间隙水中的氮有关.各层次比较结果可见,不同处理间隙水中各形态氮含量均为c层>b层>a层,这主要是各形态氮根据浓度梯度向上覆水中扩散的结果[13]. 沉积物是上覆水和间隙水中各形态氮的主要来源.沉积物通过矿化释放进入间隙水的氨氮含量较高[4,8,10],硝态氮含量则在整个培养期间出现不规则的变化趋势[14],这一方面与沉水植物的吸收有关,另外也与氮素间的相互转化有关[4,10].种植沉水植物,其沉积物中氨氮和硝态氮含量与对照相比,并没有明显的规律,同一处理各层次沉积物中氨氮和硝态氮含量也没有明显的规律,这说明影响沉积物中氨氮和硝态氮含量变化的原因是多方面的[10,11].本研究不同处理沉积物中的氨氮主要来源于沉积物的矿化作用,由于沉积物的有机无机颗粒对氨氮具有较强的吸附作用,而使沉积物中的氨氮含量达到较高的水平[15].沉水植物生长产生的根部放氧,更有利于沉积物的矿化并产生氨氮,同时也有利于氨氮通过硝化作用而转化为硝态氮,导致沉积物中较高的氨氮和硝态氮含量.沉水植物的生长与衰败对沉积物和间隙水中氮素含量分布的影响非常重要[8].在沉水植物生长的旺盛时期,由于根系的吸收作用而使沉积物和间隙水中氨氮及硝态氮含量相应地降低,而在沉水植物衰败以后,随着沉水植物的分解和沉积物的矿化等作用而使沉积物与间隙水中氨氮和硝态氮含量有所升高.另外,氮素间的相互转化也对沉积物与间隙水中的氨氮和硝态氮有较大的影响[4,13].除有机氮矿化产生氨氮以及氨氮通过硝化作用产生硝态氮以外,水-沉积物界面还存在反硝化作用,使硝态氮含量降低[4,8].这一问题需要进一步的研究. 水-沉积物界面的硝态氮扩散通量在一定程度上反映了界面硝化作用,因为界面硝态氮浓度的增加主要是硝化作用的结果[16].7,8月份沉水植物对氮营养需求量也较大,此时的硝化作用也较强,导致上覆水中硝态氮浓度增加,从而出现硝态氮由上覆水向沉积物的扩散.这一结果在其它研究中也有报道[9,12].10月(10月25日)氨氮和硝态氮的扩散通量均较高,可能与浮游植物的生长有关[4,17].因为在本研究条件下,10月时沉水植物已全部衰败,并开始腐烂,虽然没有测定,但此时可以观察到培养缸内有大量的藻类存在.各处理比较可见,种植沉水植物后,降低了氨氮和硝态氮在水-沉积物界面的扩散通量,这是沉水植物维持水体较低营养水平的重要机制之一[16].参　考　文　献[1]　Landers D H,E ffects of Nat u rall y S enescing AquaticM acrophytes on Nu trien tCh e m istry and Ch l oro-Phy ll a of Su rr ounding W at ers.Li m-no l.Oceanogr.,1982,27∶428—439[2]　W il he l m G,Doris S,In fl uence of Aqu ati c M acrophyt es on Phos phorus Cycli ng i n Lakes.Hyd r ob i o-l og ia.,1988,170∶245—266[3]　Barko JW,Gunnison D,C ar p enter S R,Sed i m en t In t eracti ons w it h Subm ersedM acrophyt e G ro w t h and C o mmun it y Dyna m ics.Aqua ticBo t any,1991,41∶41—65[4]　H erbert R A,N itr ogen Cycli ng i n C oastalM ari ne Ecos ys t e m s.FEMS M icr obiol ogy R e vie ws,1999,23∶563—590[5]　Jickells T D,Nu tri en t B i ogeoche m i s tr y of t he Coas tZone.S cience,1998,281∶217—277[6]　Ji n X C,W ang S R,Pang Y et a.l,The Ad s orp ti on of Phos phate on Differen tT roph i c Lak e Sedi m en ts.Coll oi d and s u r faces A:Physi co-c h e m i ca l and Eng i neeri ng A s pect,2005,254∶241—248[7]　A chef ors H,EnellM,D ischarge of Nutrients fro m Sw ed i sh F i sh Far m i ng to Ad j acen t Sea Areas.A m bi o.,1990,19∶28—35[8]　Bolal ek J,G race B,Amm on i a N itrogen at t he W ater-Sedi m en t I n terface i n Puck B ay(B altic).E st uarine Coasta l and Shelf S cie n ce,1996,43∶767—779[9]　陈洪涛,刘素美,张径等,渤海莱州湾沉积物-海水界面溶解性无机氮的扩散通量.环境科学,1999,20(2)∶12—16[10]　文明,盛哲,林亲众,蛋白质新资源———黑藻的研究Ⅰ.黑藻生物学特性及营养成分的分析.湖南农学院学报,1994,20(5)∶454—463[11]　吴振斌,邱东茹,贺锋等,沉水植物重建对富营养水体氮磷营养水平的影响.应用生态学报,2003,14(8)∶1351—1353[12]　高效江,张念礼,陈振楼等,上海滨岸潮滩水沉积物中无机氮的季节性变化.地理学报,2002,57(4)∶407—412　环境化学25卷538[13]　G lid R N,Gundersen J K,E ffects of t he Bent h ic D iffusive Boundary Layer I m pos ed by M i croe l ectroes.Li m nol.O ce anog r.,1994,39(2)∶462—467[14]　王东红,黄清辉,王春霞等,长江中下游浅水湖泊中总氮及其形态的时空分布.环境科学,2004,25(增刊)∶27—30[15]　G li w icz Z M,C an E col og i calTheory b e Used to I m p rove W ater Qualit y.Hyd r obiol ogia,1992,243/244∶283—291[16]　吴丰昌,万国江,黄荣贵,湖泊沉积物—水界面营养元素的生物地球化学作用和环境效应I.界面氮循环及其环境效应.矿物学报,1996,16(4)∶401—409[17]　M c Queen D J,Ohannes M R S et a.l,Botto m-up and Top-do w n I m pacts on Fres hw ater Pelagic C o mmun it y S tr u ct u re.Ecol.M onog.,1989,59(3)∶289—309EFFECTS O F S UB M ERGED PLANT ON THE CONCENTRAT I ONS OF DIFFERENT N ITROGEN SPECIES I N W ATER-SED I M ENT I NTERFACE WA NG She ng-rui1 J I N X iang-can1 CU I Zhe2 YA N Chang-zhou1 BU Q ing-yun1 ZHA O Ha i-c hao3 CHU J ian-zhou2 ZH OU X i a o-ning1(1　S tat e Environm en t a lP r o t ecti on Key Laboratory f or Lak e Poll u tion C on trol,Res earch C enter of Lak e E co-Environm en tC hines e Research A cade m y of Environm en t a lS ci en ces,B eiji ng,100012,Ch i n a;2　C ollege ofRes ource and Envir on m ent,H ebei Agricu lt u re Un i versit y,B aod i ng,071001,Ch i na;3　C ollege ofAgrono m y,InnerM ongolia Agri cu lture Un iversit y,H uhhot,010018,Ch ina)ABSTRACT The effects o f sub m er ged plan t on t h e concentrati o ns o f different nitrogen species in overl y ing wa ter,po r e-w a t e r and sedi m ent of different layers fro m w ater-sedi m ent i n terface w ere investigated in si m ula ting condition. The r esu lts indicated t h at on ave r age t h e rank order of the concentra tions of diffe r ent n itrogen species in over-l y ing w ate r and pore w ater w as organic nitr ogen>a mm on ia>n itrate;t h e m a i n fo r m o f ino r gan ic nitrogen in sedi m ents w as of a mm onia,and the sub m e r ged plant cannot change this case.The rank order o f t h e concentr a-tions o f different nitr ogen species o f po r e w a t e r i n diffe r ent laye rs fr o m diffe r ent tr eat m entsw as the lo w er layer> t h e m edium laye r>the top layer,bu t t h e concentrations of a mm onia and nitrate of sedi m entw ere d iscipli n ar y. The concentr a tions o f a mm onia and nitrate in w ater-sedi m ent inte rface varied seasona lly.I n this st u dy t h e m ain for m of the nitrogen t h at diffused fr o m sedi m en t into overl y w ater w as a mm onia,and t h e subm erged plan t decr eased t h e diffusion fluxes of a mm onia and nitrate atw a t e r-sed i m en t interface. K eyw ords:sub m e r ged p lant,sedi m ent,nitr ogen species.。

沉水植物苦草对上覆水各形态磷浓度的影响

沉水植物苦草对上覆水各形态磷浓度的影响陈秋敏;王国祥;葛绪广;王立志【摘要】沉水植物是影响湖泊磷营养状态的重要因素.在室内模拟了"水苦草沉积物"生态系统,在沉水植物苦草生长过程中分析上覆水中的总磷(TP)、溶解性总磷(TDP)、溶解性有机磷(DOP)、溶解性活性磷(SRP)、颗粒态总磷(PP)的变化,探讨了苦草对上覆水磷赋存形态的影响.结果表明,苦草在生长过程中减缓了沉积物磷的相对释放速率使上覆水中TP、SRP、DOP、PP均呈现不同程度的下降.上覆水TP、SRP、DOP、PP分别下降了37.5%、74.6%、42.0%、19.5%;苦草主要通过吸收上覆水和间隙水中的磷及对环境因子的影响,使得上覆水中各形态磷浓度保持在较低的水平,降低沉积物向水体释放磷的速率.【期刊名称】《水资源保护》【年(卷),期】2010(026)004【总页数】5页(P49-52,56)【关键词】苦草;上覆水;磷;沉积物【作者】陈秋敏;王国祥;葛绪广;王立志【作者单位】南京师范大学地理科学学院,江苏,南京,210046;江苏省环境演变与生态建设重点实验室,江苏,南京,210046;南京师范大学地理科学学院,江苏,南京,210046;江苏省环境演变与生态建设重点实验室,江苏,南京,210046;南京师范大学地理科学学院,江苏,南京,210046;江苏省环境演变与生态建设重点实验室,江苏,南京,210046;南京师范大学地理科学学院,江苏,南京,210046;江苏省环境演变与生态建设重点实验室,江苏,南京,210046【正文语种】中文【中图分类】X173磷是影响湖泊富营养化的关键性限制因素之一[1-2],同时也是植物生长发育的必需元素。

水体中各种磷形态之间的转化,尤其是其他形态磷化合物向正磷酸盐转化速率是决定湖泊营养状态和上覆水生产力的重要因素[3-4]。

沉水植物是湖泊生态系统的一个重要组成部分和主要的初级生产者之一,对湖泊生态系统中物质和能量的循环起着重要作用,沉水植物占据了湖泊中水和沉积物的主要界面,是水体两大营养库间的有机结合,对湖泊生产力及湖泊生态系统过程具有重要的影响[5],沉水植物在生长发育、衰亡及季相交替过程中,通过光合、呼吸、残体分解等作用,可以对上覆水的DO、pH、氧化还原电位(Eh)以及水动力等产生复杂的影响,并通过这些影响因子的变化进而影响到磷素的迁移转化[6-9]。

西辽河不同粒级沉积物对磷的吸附特征

黏粒级和粉粒级沉积物吸附的磷是磷素循环的重要组成部分，辽河冲泻质泥沙黏粒和粉粒所携载的吸附态磷的理论入海通量分别为西３９．２２２．ｍｇ冲泻质泥沙．积物磷吸附总量的２．０沉积物对磷的比表面积标化吸附分配系数与松结态腐殖质相关性最７１１，３３３ｋ３占沉８３％．
海洋环境中磷素营养盐重要的源和汇，地球化地向水体流失过程中，６７％左右是以颗粒态在２％～５学循环中具有特殊的作用．究［４明，研１１－表活性磷形式流失的【长江下游氮、磷含量变化及其输１．酸盐与无机氮已成渤海主要污染物质，岸海域送含量以及向河口输送的研究对全辽河区．研究［１表明，表径流中与泥沙结球海陆相互作用计￣（ＯＩＺ以及我国近海赤合的吸附态磷浓度远大于溶解态磷的浓度，附０ＬＣ）吸潮的控制有着重要的意义．沉积物是河流、湖泊、态磷是磷流失的主要形态．有研究表明，从陆还磷
ｐｏｐｏｓｃｃｉｇｅｔａｃｕｒ７．２／ｇａｄ２２．３／ｇａｓｒｅｈｓｈｒｓｐｒｋｌｇａｓｓｅｄｓｌｈｓｈｒｙｌ，ｎｒｎｅｆｘｗｅｅ３９１１ｍｇｋｎ３３３ｍｇｋｄｏｂｄｐｏｐｏｕｅｉｒｍｕｐｎｉｕｎｌｏｔ

不同粒径方解石在不同pH值时对磷的等温吸附特征与吸附效果

第 28 卷第 9 期 2008年 9月
环境科学学报 Acta Scientiae Circum stantiae
Vol. 28, No. 9 Sep. , 2008
赵雪松 ,胡小贞 ,卢少勇 ,等. 2008. 不同粒径方解石在不同 pH值时对磷的等温吸附特征与吸附效果 [ J ]. 环境科学学报 , 28 (9) : 1872 - 1877 Zhao X S, Hu X Z, Lu S Y, et al. 2008. Phosphorus sorp tion by natural calcite and the effects of pH and grain size[ J ]. Acta Scientiae Circum stantiae, 28 ( 9) : 1872 - 1877
摘要 :以天然方解石为材料 ,研究了不同 pH 值与不同粒径方解石对磷吸附效果的影响. 实验设置了不同质量浓度磷系列溶液 ,加入 1g不同粒径 ,即小于 100目、100～180目、180～325目和 325目的方解石 ,在 pH值分别为 9. 00 ±0. 02、7. 00 ±0. 02和 6. 00 ±0. 02时 ,研究方解石对磷的吸附效果 ,并用 Langmuir模型和 Freundlich模型对等温吸附线进行了拟合. 结果表明 ,方解石对磷的吸附等温线能较好地用 Freundlich方程来拟合. 方解石的粒径越小 ,对磷的吸附能力越强 ,在本实验选取的粒径范围内 , 325目方解石对磷酸盐的吸附效果最好 ;但 180～325目方解石对磷的吸附能力与 325目方解石的差别不大 ,实际应用中 ,选用 180～325目方解石即可取得对磷的较好的吸附效果. pH 值是影响方解石吸附磷的重要因素 , pH为 6时 ,由于方解石微溶产生的 Ca2 +与水体中 PO34 - 结合形成 Ca2P化合物 ,使其吸附磷效果较好 ; pH≥7时 ,通过方解石吸附作用、与碳酸钙共沉作用及以方解石作为结晶核的钙磷化合物结晶作用去除磷 ; pH为 9时方解石对 PO34 - 吸附效果好于 pH值为 7时. 关键词 :方解石 ; pH值 ;磷 ;粒径 ;吸附特征

滇池水沉积物界面磷形态分布及潜在释放特征

滇池水沉积物界面磷形态分布及潜在释放特征何佳;陈春瑜;邓伟明;徐晓梅;王圣瑞;刘文斌;吴雪;王丽【摘要】通过现场调查和室内模拟实验,对滇池35个上覆水沉积物磷的分布特征以及沉积物中磷释放动力学特征进行研究,结果表明：滇池表层沉积物中不同形态磷含量表现为：有机磷(OP)(1482.49±1156.82 mg/kg)>钙结合态磷(Ca-P)(865.54±558.40 mg/kg )>金属氧化物结合态磷( Al-P )(463.77±662.18mg/kg )>残渣态磷( Res-P )(218.52±83.11mg/kg)>可还原态磷(Fe-P)(128.13±101.56mg/kg)>弱吸附态磷(NH4Cl-P)(2.26±3.05mg/kg)；滇池上覆水草海总磷浓度处于劣Ⅳ类水平,外海不同湖区总磷浓度介于Ⅳ~Ⅴ类之间；滇池水体中的磷以颗粒态磷含量最高；滇池表层沉积物中磷的释放是由快反应和慢反应两部分组成.释放过程主要发生在前8h内；不同区域沉积物磷的最大释放速率、最大释放量、磷的释放潜力平均值均表现为：草海>外海北部>外海南部>湖心区；滇池表层沉积物中磷的释放主要由NH4 Cl-P、Fe-P、Al-P和OP进行,其中,NH4 Cl-P和Fe-P所占比重较大；磷的释放与上覆水中溶解性总磷、溶解态无机磷和溶解态有机磷呈显著正相关,预示着上覆水中磷的迁移转化更多地受到水沉积物界面浓度梯度的控制,进一步说明不能以总磷含量来评价湖泊磷素释放的状况,需与磷形态及分布特征相结合进行分析.%The distribution status and release characteristics of phosphorus were investigated by studying the lease kinetics charac-teristics and phosphorus forms from thirty-five sediment samples collected in Lake Dianchi. Results indicated that:The rank order of phosphorus contents in the surface sediment of Lake Dianchi was organic P(OP)(1482.49 ±1156.82 mg/kg) >calc ium-bound P(Ca-P)(865.54 ±558.40 mg/kg) >metal oxide-bound P(Al-P)(463.77 ±662.18 mg/kg) >residualP(Res-P)(218.52 ± 83.11mg/kg) >Fe-boundP(Fe-P)(128.13±101.56mg/kg) >weaklyabsordedP(NH4Cl-P) (2.26±3.05mg/kg); The amount of total phosphorus in overlying water exceed V class in Caohai and between ClassⅣand ClassⅤin other sections. The amount of particulate P( PP) is the highest among total phosphorus( TP);The process of phosphate release from the surface sedi-ment to the water in Lake Dianchi mainly occurred in the first 8 h and the kinetics were divided into the rapid-stage and the slow-stage. The rank order of mean values of maximal phosphorus adsorption rate(Vmax), maximal phosphours adsorption capacities (Qmax), the release potential of sedimentary phosphorus(IDE-P) were Caohai >northern coast >southern coast >lake center;From the correlation parameters, phosphorus release can be inferred to obtain the contribution degree of different forms of phosphor-us on release potential of phosphorus in the sediments of Lake Dianchi. Therefore, the evaluation of sediment phosphorus release risk should not be only limited to the analyse of the basic physical and chemical properties. Great attention should be paid to the contents of different forms of phosphorus content and their proportions of total phosphorus.【期刊名称】《湖泊科学》【年(卷),期】2015(000)005【总页数】12页(P799-810)【关键词】滇池;磷;沉积物;上覆水;磷形态;磷释放【作者】何佳;陈春瑜;邓伟明;徐晓梅;王圣瑞;刘文斌;吴雪;王丽【作者单位】昆明市环境科学研究院，昆明650032;昆明市环境科学研究院，昆明650032;昆明市环境科学研究院，昆明650032;昆明市环境科学研究院，昆明650032;中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地，国家环境保护湖泊污染控制重点实验室，北京100012;中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地，国家环境保护湖泊污染控制重点实验室，北京100012;昆明市环境科学研究院，昆明650032;昆明市环境科学研究院，昆明650032【正文语种】中文水-沉积物界面是环境中水相和沉积相之间的转换区，是溶解物质在地球化学循环与生物体系之间进行耦合作用的最初场所，也是水生生态系统物质循环不可缺少的环节.N、P等生源要素在湖泊水-沉积物界面及其附近发生剧烈的生物地球化学循环，并控制N、P等在上覆水体和沉积物间的物质平衡、形态转化和沉积剖面分布等[1].湖泊中磷在生物地球化学循环中，其中沉积物中的磷与水体中的磷相比，潜在的磷源是相对巨大的[2].影响沉积物中磷释放的因素有很多，除温度、pH、溶解氧水平、界面的氧化还原状况、微生物、底泥磷形态和水体扰动之外[3-6]，还有沉积物与上覆水磷浓度梯度差、湖泊水化学组成、水生生物、有机质含量及类型、盐度[7-9]等.磷的释放同时受多种因素的影响，多种因素之间也相互影响，释放量的变化取决于它们的综合作用[10].研究内源磷的释放既有助于评价沉积物中磷的可交换性和生物可利用性，又有助于了解水环境中磷的循环过程与再生机制，为生态环境评价提供科学依据[11-12].近年来，关于滇池沉积物磷释放机制的研究在环境因素的影响[13-14]、释放通量[15]等方面较多，但也存在一定的不足之处，如较少结合沉积物性质、样点，多以一个为代表进行分析等.本文以滇池全湖35个表层沉积物样本为研究对象，系统分析了上覆水-沉积物中磷的形态及分布特征，并从不同磷形态与释放过程的关系出发研究二者的相互影响，以期揭示滇池磷素在沉积物-水界面的迁移转化规律，为控制或削减滇池流域内源磷污染提供理论依据.1.1 研究区概况滇池位于我国西南部的云贵高原，是云南省面积最大的高原湖泊，也是我国第6大淡水湖泊[16].滇池是一个典型的断陷构造湖泊，海拔1990m，湖面面积309.5km2，蓄水量15.7×108 m3，最大水深10.24m，平均水深4.40m[17].滇池具有水体滞留时间长的特点，南、西、东三面分布大量寒武纪磷块岩，磷输入来源丰富是导致滇池沉积物中磷含量较高的主要原因.每年有大量磷通过物理、化学和生物作用进入滇池，尤其是近几十年来由于大规模开采磷矿以及一些磷化工企业废物排放，导致进入滇池的磷急剧增加.仅南部澄江、晋宁磷矿开采，每年就有1.3×104 t含磷泥砂进入滇池，滇池北部盘龙江流经昆明市，携带的工业与生活污水也含有相当的磷元素[18]，湖泊富营养化严重.1.2 样品采集与处理用彼得森采泥器于2013年3月分别在滇池的草海(n=3)、外海北部(n=15)、湖心区(n=6)和外海南部(n=11)4个湖区采集表层沉积物，样点分布见图1(其中，D4样点沉积物层已被疏浚，未采样).沉积物样品泥深控制在10cm以内，装入塑料密封袋后及时送回实验室冷冻保存，待样品完全冷冻后，放入真空冷冻干燥机进行干燥，同时采集原位约20cm的上覆水.1.3 实验方法1.3.1 沉积物总磷及磷形态的测定沉积物中总磷(TP)含量用Ruban等提出的欧洲标准测试委员会框架下发展的SMT分离方法测定[19]；根据改进的Psenner连续提取法[20]测定磷形态(表1).1.3.2 上覆水磷形态的测定上覆水中TP浓度采用过硫酸钾消解后用钼锑抗分光光度法测定[21]；溶解性总磷(DTP)浓度是将水样经过0.45μm滤膜过滤后，进行消解测定；颗粒态磷(PP)浓度是指TP与DTP浓度的差值；溶解态无机磷(DIP)浓度是将水样经过0.45μm滤膜过滤后直接测定；溶解态有机磷(DOP)浓度用DTP与DIP浓度之差表示[22].1.3.3 磷的释放实验磷的释放实验分为释放动力学和释放潜力实验.具体方法如图2.2.1 表层沉积物磷形态分布滇池表层沉积物中TP含量介于843.96～8144.44mg/kg之间，平均值为2171.81mg/kg(表2)，与国内其他湖泊相比(图3)，滇池表层沉积物中TP含量处于较高水平，是其他湖泊的3～12倍左右[23-27].滇池表层沉积物的TP含量较高值出现在草海和外海西南部海口、晋宁附近区域(图4)，前者显然与外源排入有关，后者与滇池流域的昆阳、海口、尖山、澄江等大型富磷矿区有关，其磷矿资源储量约为2.1×109 t，约占全国的12%，近30多年来大规模开采使大量的磷被带入湖内[28].东北部区域是昆明花卉蔬菜的主产区，周边土壤TP含量在0.50～7.00g/kg之间，高于全国土壤平均值[29]，农业面源的输入加重了沉积物的磷污染；在湖心区也出现了沉积物中磷的高值区，这与湖区的“汇集”作用有关[30].地球化学形态是判别沉积物中磷的迁移能力、生态效应的重要参数．化学连续提取法利用不同性质的化学提取剂，依次提取出沉积物中某种形态的磷而达到分离目的，能较好地反映出沉积物磷的生物地球化学特征[28]．沉积物中磷的形态决定了其能否参与界面交换和能否为生物所利用[31]，不同结合态磷含量也反映了沉积物的磷污染程度和潜在释放能力，滇池表层沉积物不同形态磷含量表现为：OP(1482.49±1156.82mg/kg)>Ca-P(865.54±558.40mg/kg)>Al-P(463.77±662.18mg/kg)>Res-P(218.52±83.11mg/kg)>Fe-P(128.13±101.56mg/kg)>NH4Cl-P(2.26±3.05mg/kg)(表2).滇池表层沉积物中NH4Cl-P含量在0.69～14.69mg/kg之间，约占TP含量的0.10%(表2)，以草海和外海北部湖区含量较高(图4)，由于NH4Cl-P主要指被沉积物矿物颗粒表面吸附的磷酸盐，其含量虽然很小，但沉积物产生磷释放时，首先释放出这部分磷，并被水生生物吸收利用[32].Fe-P、Al-P是指通过物理化学作用被Fe、Al和Mn的氧化物及其氢氧化物所结合包裹的磷，该部分磷被认为是生物可以利用的磷，在厌氧和碱性条件下的溶解、迁移是其释放的重要机制[33]，对水-沉积物界面磷的循环起到主要作用[34]，其受外源磷输入的影响较大，来源主要为生活污水、工业废水和部分农业面源流失的磷[19]，能够反映不同区域磷污染的状况.滇池表层沉积物中Fe-P和Al-P含量分别占TP含量的5.65%和20.45%(表2)，以草海和晋宁附近湖区较高，海口和呈贡附近湖区较低(图4)，最大值和最小值相差10倍以上，其含量的差异体现了人类活动对不同湖区的影响程度不同.Ca-P含量占滇池表层沉积物中TP含量的38.18%(表2)，是滇池表层沉积物中无机磷含量最高的磷形态，南部晋宁附近湖区沉积物的Ca-P含量明显高于其他湖区(图4)，这可能是因为磷肥生产中石膏和酸性磷酸盐的分离导致Ca-P形成，从而进入表层沉积物[35].Ca-P一般不易释放，但在pH值低、酸度增加时可转化为可溶性磷酸盐[36]，从而造成湖泊内源污染.Res-P主要为大分子有机磷或其他难溶性磷，大部分会被沉积物埋藏，难以再生释放出来，被认为是永久结合态磷，滇池(表层)沉积物中Res-P含量占TP含量的9.64%(表2)．湖泊沉积物中OP具有部分活性，大约50%～60%的OP可被降解或水解为生物可利用的磷形态，是沉积物中重要的“磷蓄积库”，对湖泊富营养化具有重要作用[37]，其主要来源于农业面源[38].滇池表层沉积物中OP含量在830.99～4074.72mg/kg之间，占TP含量的25.98%(表2)，其中以滇池草海湖区最高，南部湖区次之(图4)，这与滇池流域人口及工农业布局情况相符.2.2 上覆水磷形态分布沉积物中潜在的磷与水体相比是巨大的，这表明少量磷的释放就会对上覆水水质产生明显的影响.通常情况下，沉积物和上覆水间磷酸盐的交换会达到一个动态平衡，当环境条件变化时会形成新的界面平衡，在这个过程中会导致沉积物磷吸附或释放.天然水体中磷的主要来源是含磷矿物(如碳酸钙磷矿、磷灰石等)的侵蚀溶解作用和人类活动的排放(如农业灌溉、城市废水、工业污水、畜牧业养殖等).一般认为当水体中磷浓度在0.02mg/L以上时，对水体的富营养化就会产生明显的促进作用.湖泊水体中的大部分磷以DOP和PP的形式存在，后者占TP的绝大部分[39].对比我国《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)，滇池上覆水TP浓度在0.09～0.70mg/L之间(表3)，其中，草海TP浓度处于劣Ⅴ类水平(≥0.2mg/L)，外海不同湖区TP浓度介于Ⅳ～Ⅴ类之间(0.10～0.20mg/L)，以湖心区最低，外海北部和南部湖区较高(图5).DTP指溶于水中，且能通过0.45μm微孔滤膜的磷，根据理化性质，可再细分为DIP和DOP[40].滇池上覆水中DTP浓度在0.01～0.11mg/L之间，平均值为0.03mg/L(表3)，分布特征与TP十分相似，以草海和外海北部较高为主要分布特点(图5)；DIP能直接被藻类所利用，对湖泊初级生产力有重要的影响，滇池上覆水中DIP浓度为0～0.09mg/L，平均值为0.02mg/L(表3)，湖心区和外海南部的中心区域DIP浓度处于较低水平(≤0.005mg/L)(图5)；浮游植物细胞被食植动物所消耗，浮游动物的排泄为DOP的主要来源，DOP是一种不容易被生物所利用的磷形态[41]，滇池DOP浓度在0～0.04mg/L之间，平均值为0.01mg/L(表3)，以草海和外海南部的中心区域浓度较高(图5)；PP是指存在于水体中的、因吸附作用存在于固体颗粒物表面或内部的颗粒态磷形态，它通常以粒子运动方式进行运输，虽然PP通常不能被生物区系直接吸收利用，但是从长远来看它又会对水体富营养化有一定的贡献[42]，并受水体微环境和物化性质的影响很大.滇池水体中以PP浓度最高，占TP浓度的67.61%，其浓度为0.05～0.62mg/L，平均值为0.13mg/L(表3)，滇池水体中PP 在入湖河口(如新运粮河、盘龙江、广普大沟、南冲河、柴河，这些河流几乎同时兼有农灌、泄洪、纳污等功能)区域含量较高(图5)，其主要与有机物颗粒结合，是河流系统和河口地区磷的主要存在形态[43].2.3 表层沉积物磷的释放动力学特征磷的释放是一个复杂的动力学过程，由快反应和慢反应两部分组成.通常前一阶段快反应和慢反应同时进行，释放量增加较快，后一阶段以慢反应为主，释放量逐渐趋于平衡并达到最大[44].滇池表层沉积物对磷的释放过程主要发生在前8h内，各样点沉积物磷的释放量较大，曲线较陡；随着时间的延长，曲线逐渐呈平缓的趋势，基本在15h后，释放量及释放速率随时间的变化不明显，基本趋近于0，释放逐渐达到动态平衡(图6).为了进一步研究沉积物中磷释放的动力学特征，引入释放速率(单位时间、单位质量的沉积物中磷的释放量)的概念[45]．滇池表层沉积物磷在0～0.5h之内释放速率最大，为0.08～7.09mg/(kg·h)，平均值为1.56mg/(kg·h)；在0.5h之后释放速率逐渐降低，与0.5h之内的释放速率相差较大；4h之内是一快速反应，15h之后释放速率很小，且在此之后时间段的释放速率很接近，呈动态稳定的状态(表4).所以，滇池表层沉积物释磷的快反应过程在前0.5h之内完成，慢反应过程延迟至15h，15h内基本完成释放.滇池不同区域表层沉积物磷的最大释放速率表现为：草海(2.22±1.03mg/(kg·h))>外海北部(2.06±1.96mg/(kg·h))>外海南部(0.72±0.42mg/(kg·h))>湖心区(0.37±0.32mg/(kg·h)).为定量分析沉积物磷的释放动力学过程，采用一级动力学方程[46]进行拟合：Qt=Qmax·(1-e-kt).式中，Qt为t时刻磷的释放量(以干质量计，下同)(mg/kg)；Qmax为释放平衡时磷的释放量(即最大释放量)(mg/kg)；k为磷的释放速率常数；t为释放时间(min)．一级动力学方程很好地拟合了滇池表层沉积物释磷的动力学过程，R2>0.70，达到显著相关水平(P<0.05).Qmax表示本研究条件下沉积物磷的释放能力，也是沉积物磷释放动力学特征的重要参数[47].滇池表层沉积物中磷的Qmax介于0.14～11.76mg/kg之间，平均值为2.12mg/kg.不同区域表层沉积物磷的Qmax平均值表现为草海(3.32±2.10mg/kg)>外海北岸(2.83±2.82mg/kg)>外海南岸(1.43±0.50mg/kg)>湖心区(0.99±0.52mg/kg)，其分布情况与最大释放速率(Vmax)相同.由于草海植物生长较其它湖区茂盛，植物死亡所产生的生物残体也就较其它湖区多，碎屑在湖底分解往往不能彻底进行，残存物将随泥沙沉降而被层叠式掩埋，在表层仍能进行好氧分解，下层则会产生自上而下的缺氧和厌氧环境.在微生物作用下，向水体中析出游离态离子[48]；其次，草海和外海北部是较多入湖河道的受纳区域，新运粮河、宝象河、盘龙江等入湖河流流量较大，且兼顾农灌、泄洪、纳污等功能，表层底泥接纳来自外部污染性颗粒物沉降的机会较其它湖区高，在生物矿化和化学转化等作用下，游离态磷(通常为正磷酸盐(-P))被不断分解出来，进入并溶存于沉积物间隙水中，在表层沉积物物性决定的阻碍层两侧，与上覆水-P浓度形成浓度梯度，进行着与环境条件(如温度)相适应的并遵守分子扩散定律的磷界面的释放[49]；再次，湖心区相对远离陆源，因此沉积物中TP和有机质含量较其它湖区偏低，再加上该区域湖面开敞，水动力作用影响大，因此表层沉积物的分选程度较好，有机质矿化作用将较显著，无机矿物颗粒成分应有较高比例.在相对平静的环境中，表层沉积物在一定时段内吸收上覆水中的-P，以致形成内汇，磷的释放作用降低[50].与不同湖泊沉积物相比，滇池沉积物中磷的Vmax和Qmax处于较低水平[51](表5).当湖泊沉积物中金属含量Ca/(Fe+Al)>0.7时，为钙质沉积物[52]．滇池沉积物中Ca/(Fe+Al)为0.78～1.46，表明滇池沉积物为典型的钙质沉积物.滇池年平均温度约为17℃，水体pH为7.59～8.80.因此，滇池湖内正磷酸盐被吸附到CaCO3沉淀上或者与CaCO3沉淀发生共沉淀，共沉淀的作用随着温度和pH(在8.0～10.0范围内)的增加而加强[53]，这个自然机制阻碍了滇池沉积物中IP含量较高的Ca-P的释放．2.4 表层沉积物磷的释放潜力本实验对沉积物释放潜力的测定采用的是一步浸提法，即在1∶100的沉积物和水的比值下磷的释放量[54].水土比不同，沉积物-水界面磷的平衡浓度也不同，一般来讲，水土比越大越有利于沉积物磷的释放.因此，可以采用无限稀释法测定沉积物磷的释放潜力(IDE-P).滇池表层沉积物中磷的释放量随着水土质量比的增加而增加，水土质量比约为20000时，磷释放量基本达到最大值，水土比再增大时，其磷释放量基本趋于平衡(图7).滇池表层沉积物IDE-P介于32.64～419.00mg/kg 之间，不同区域沉积物的IDE-P平均值表现为：草海(157.96±94.11mg/kg)>外海北部(113.45±87.64mg/kg)>外海南部(80.16±33.69mg/kg)>湖心区(67.17±30.01mg/kg)，湖心区由于人类活动较少，磷含量较低，其释放潜力相对较小，而靠近昆明主城区和流经城区的河流入湖口区域的样点由于沉积物TP和PP含量较高，污染物释放潜力相对较高.2.5 沉积物-上覆水磷形态与磷的释放沉积物中不同结合态的磷可以反映不同历史时期磷污染输入特征，同时具有不同的生物有效性，可以间接反映沉积物中磷的释放潜力[55]，对上覆水体富营养化的发生具有潜在的、不可忽视的影响.沉积物中磷的释放机理、释放量与内源的存在形态、金属结合态的转化能力、沉积物-上覆水之间磷元素的交换有关[56].底泥中的磷以无机态的-P为主，一旦出现利于钙、铝、铁等不溶性磷酸盐沉淀物溶解的条件，磷的释放就可能发生[57].不同地理环境的湖泊磷释放的决定因素存在差别[58].滇池表层沉积物中磷的释放主要由NH4Cl-P、Fe-P、Al-P和OP进行(表6)，其中，NH4Cl-P和Fe-P所占比重较大.NH4Cl-P是较容易释放的磷，Fe-P几乎都具有活性，并且在还原环境下几乎可以全部释放，这进一步说明Fe-P极其不稳定.另外，当氧化还原电位和盐度降低时，Fe-P会被活化而进入水体，这部分磷或被生物利用，或与水体中其他离子(Ca2+、Al3+)相结合，因此当沉积物中Fe、Al、Ca等含量由于人为污染等因素发生改变时，磷就会在不同形态间进行释放和重新组合，从而实现不同形态磷间的转化.-P被认为是DTP中最易被生物利用的磷形态，也称作生物可利用磷，可作为研究湖泊富营养化状态的参数，并随着岩石的自然分化、溶解、土壤的淋溶和迁移，以及生物转化等过程进入水体[59].磷的释放与上覆水中DTP、DIP和DOP浓度呈显著正相关(P<0.05)(表6)，预示着上覆水中磷的迁移转化更多地受到水-沉积物界面浓度梯度的控制，进一步说明不能以TP含量来评价湖泊磷素释放的状况，需与磷形态及分布特征相结合进行分析.滇池表层沉积物中TP含量介于843.96～8144.44mg/kg之间，是其他湖泊的3～12倍左右，处于较高水平；不同形态磷含量表现为：OP(1482.49±1156.82mg/kg)>Ca-P(865.54±558.40mg/kg)>Al-P(463.77±662.18mg/kg)>Res-P(218.52±83.11mg/kg)>Fe-P(128.13±101.56mg/kg)>NH4Cl-P(2.26±3.05mg/kg).滇池表层上覆水中TP浓度在0.09～0.70mg/L之间，草海水质为劣Ⅳ类，外海不同湖区水质介于Ⅳ～Ⅴ类之间；滇池上覆水中磷浓度以PP最高，占TP浓度的67.61%，在入湖河流河口处(如新运粮河、盘龙江、广普大沟、南冲河、柴河)浓度较高，长远看来对水体富营养化有一定的贡献.滇池沉积物磷的释放过程主要发生在前8h内；不同区域沉积物磷的Vmax、Qmax和IDE-P平均值均表现为：草海>外海北部>外海南部>湖心区；滇池表层沉积物中磷的释放主要由NH4Cl-P、Fe-P、Al-P和OP进行，其中，NH4Cl-P 和Fe-P所占比重较大；磷的释放与上覆水中DTP、DIP和DOP浓度呈显著正相关(P<0.05)，预示着上覆水中磷的迁移转化更多地受到水-沉积物界面浓度梯度的控制，进一步说明不能以TP含量来评价湖泊磷素释放的状况，需与磷形态及分布特征相结合分析.致谢：感谢中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地的焦立新博士在本文完成期间提供的帮助.【相关文献】[1] 李宝,丁士明,范成新等.滇池福保湾底泥内源氮磷营养盐释放通量估算.环境科学,2008,29(1):114-120.[2] 王雨春,万国江,黄荣贵等.湖泊现代沉积物中磷的地球化学作用及环境效应.重庆环境科学,2000,22(4):39-41.[3] 高丽,杨浩,周建民.湖泊沉积物中磷释放的研究进展.土壤,2004,36(1):12-15.[4] Katsev S, Tsandev I, Heureux IL et al. Factors controlling long-term phosphorus efflux from lake sediments: Exploratory reactive-transport modeling. Chemical Geology, 2006, 234(1/2): 127-147.[5] 尤本胜,王同城,范成新等.太湖沉积物再悬浮模拟方法.湖泊科学,2007,19(5):611-617.DOI 10.18307/2007.0518.[6] 李大鹏,黄勇.底泥扰动在水体富营养化发展进程中的作用.中国给水排水,2009,25(14):10-16.[7] Xie LQ, Xie P, Tang HJ. Enhancement of dissolved phosphorus release from sediment to lake water by Microcystis blooms-an enclosure experiment in a hyper-eutrophic, subtropical Chinese lake. Environmental Pollution, 2003, 122: 391-399.[8] 金相灿,王圣瑞,庞燕.太湖沉积物磷形态及pH值对磷释放的影响.中国环境科学,2004,24(6):707-711.[9] Jin XC, Wang SR, Pang Y et al. The adsorption of phosphate on different trophic lake sediments. Colloids and Surfaces A, 2005, 254(1/2/3): 241-248.[10] 董浩平.城市湖泊底泥污染释放规律及在水质模型中的应用[学位论文].南京:河海大学,2005:1-63.[11] 吕晓霞,翟世奎,于增慧.长江口及临近海域表层沉积物中营养元素的分布特征及控制因素.海洋环境科学,2005,24(3):1-5.[12] 秦伯强,朱广伟,张路等.大型浅水湖泊沉积物内源营养盐释放模式及其估算方法——以太湖为例.中国科学:D辑:地球科学,2005,35(增刊11):33-34.[13] 高丽,杨浩,周健民.环境条件变化对滇池沉积物磷释放的影响.土壤,2005,37(2):216-219.[14] 邓莎.环境因素对滇池外海中心沉积物磷释放的影响[学位论文].云南:昆明理工大学,2013:1-92.[15] 毛建忠,王雨春,赵琼美等.滇池沉积物内源磷释放初步研究.中国水利水电科学研究院学报,2005,3(3):229-233.[16] Liu JL, Wang RM, Huang B et al. Distribution and bioaccumulation of steroidal and phenolic endocrine disrupting chemicals in wild fish species from Dianchi Lake, China.Environmental Pollution, 2011, 159: 2815-2822.[17] Wan X, Pan XJ, Wang B et al. Distributions, historical trends, and source investigation of polychlorinated biphenyls in Dianchi Lake, China. Chemosphere, 2011, 85: 361-367. [18] 夏学惠,东野脉兴,周建民等.滇池现代沉积物中磷的地球化学及其对环境影响.沉积学报,2002,20(3):416-420.[19] Ruban V, López-Sánchez JF, Pardo P et al. Harmonized protocol and cert ified reference material for the determination of phosphorus in freshwater sediment-A synthesis of recent works. Fresenius Journal of Analytical Chemistry, 2001, 370: 224-228. [20] Kaiserli A, Voutas D, Samara C. Phosphorus fractionation in lake sediments-Lakes Volvi and Koronia, N. Greece. Chemosphere, 2002, 46(8): 1147-1155.[21] 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：第4版.北京:中国环境科学出版社,2002：246-248.[22] 李大鹏,王晶,黄勇.反复扰动下磷在沉积物和悬浮物以及上覆水间的交换.环境科学,2013,34(6):2191-2197.[23] 杨洋,刘其根,胡忠军等.太湖流域沉积物碳氮磷分布与污染评价.环境科学学报,2014,34(12):28.[24] 王圣瑞,倪栋,焦立新等.鄱阳湖表层沉积物有机质和营养盐分布特征.环境工程技术学报,2012,2(1):24-28.[25] 李强.巢湖流域氮磷的分布特征及其相关性研究[学位论文].武汉:武汉纺织大学,2013:1-59.[26] 李延鹏,杨婕,肖文等.洱海及上游主要湖泊底泥营养盐的研究.大理学院学报,2013,12(4):58-61.[27] 杨文澜,蒋功成,王兆群等.洪泽湖不同湖区表层沉积物中磷的形态和分布特征.地球与环境,2013,41(1):43-49.[28] 刘超,朱淮武,王立英等.滇池与红枫湖沉积物中磷的地球化学特征比较研究.环境科学学报,2013,33(4):1073-1079.[29] 张乃明,李成学,李阳红.滇池流域土壤磷累积特征与释放风险研究.土壤,2007,39(4):665-667.[30] 史丽琼.滇池水体及表层沉积物-水界面各形态磷分布特征研究[学位论文].昆明:昆明理工大学,2011:1-77.[31] 秦伯强,范成新.大型浅水湖泊内源营养盐释放的概念性模式探讨.中国环境科学,2002,22(2):155-153.[32] 袁建.湖泊沉积物中磷形态标准物质研制及环境地球化学行为研究[学位论文].北京:中国地质科学院,2012:1-70.[33] Rydin E. Potentially mobile phosphorus in lake Erken sediment. Water Research, 2000, 34(7): 2037-2042.[34] 岳宗凯，马启敏，张亚楠等.东昌湖表层沉积物的磷赋存形态.环境化学，2013，32(2):219-224.[35] Gao L, Zhou JM, Yang H et al. Phosphorus fractions in sediment profiles and their potential contributions to eutrophication in Dianchi lake. Environmental Geology, 2005, 48(7): 835-844.。

天然与改性沸石对磷酸盐吸附效能及机理研究

天然与改性沸石对磷酸盐吸附效能及机理研究邵立荣;宋振杨;冯素敏;秦晓玲;靳薛凯【摘要】The physiochemical characteristics of natural and FeCl3modified zeolite have been characterized,their ad-sorption effect on phosphate and mechanism investigated.The results show that changes in crystal pattern,surface property and chemical ingredients of modified zeolite occur.Under the following conditions:the particle size is 0.3-0.6 mm,dosage 50 g/L,initial phosphate mass concentration 50 mg/L,temperature 25℃,pH 7,and adsorption time 10 h,the removing rate of phosphate by natural and modified zeolite reach 24.3% and 98.45%,respectively.The rege-neration capability of modified zeolite is stronger.The experimental results of Freundlich,thermodynamic model and regeneration all indicate that the adsorption mechanism of modified zeolite for phosphate is chiefly physical adsorption.%对天然沸石和FeCl3改性沸石的物化特性进行表征,并研究其对磷酸盐的吸附效能和机理.结果表明:改性后沸石的晶体形貌、表面性能和化学成分发生变化.在粒径为0.3~0.6 mm、投加量为50 g/L、磷酸盐初始质量浓度为50 mg/L、温度为25℃、pH=7、吸附时间为10 h的条件下,天然沸石和改性沸石对磷酸盐的去除率分别为24.3%、98.45%.改性沸石的再生能力较强.Freundlich、热力学模型和再生实验结果表明改性沸石对磷酸盐的吸附以物理吸附为主.【期刊名称】《工业水处理》【年(卷),期】2018(038)004【总页数】5页(P64-68)【关键词】沸石;磷酸盐;改性;吸附【作者】邵立荣;宋振杨;冯素敏;秦晓玲;靳薛凯【作者单位】河北科技大学环境科学与工程学院,河北省污染防治生物技术实验室,河北石家庄050018;河北科技大学建筑工程学院,河北石家庄050018;河北科技大学环境科学与工程学院,河北省污染防治生物技术实验室,河北石家庄050018;河北蓝清水处理科技有限公司,河北石家庄050061;河北科技大学建筑工程学院,河北石家庄050018【正文语种】中文【中图分类】TQ424.24;X703沸石属于架状硅酸盐矿物，广泛存在于火石岩、变质岩、沉积岩中，是地壳中最常见的矿物之一〔1〕。

西辽河不同粒级沉积物对磷的吸附特征

西辽河不同粒级沉积物对磷的吸附特征王而力;王嗣淇【摘要】Batch experiments of equilibrium adsorption were carried out to investigate the characteristics of phosphorus from different grain sizes sediment in Western Liao River. The results indicated that phosphorus sorption characteristics of different grain size sediment conformed with the Freundlich and Langmuir isotherm. Clay and silt adorption capacity had greater numbers relatively, and values were 3791.12mg/kg and2323.33mg/kg respectively, which were equivalent to 6.68 and 4.09 times of coarse sand. Besides, phosphorus from clay and silt adsorption was an important part of the sediment phosphorus cycling, entrance flux were 3791.12mg/kg and 2323.33mg/kg adsorbed phosphorus per kilogram suspend silt respectively, which carried by wash load from Western Liao River to the sea. Furthermore, the proportion of wash load sediment in total phosphorus adsorption was 28.30%. In addition, the study results indicated there was a high correlation between normalized partition coefficient and loosely combined humus. Otherwise, phosphorus sorption capacity had a high correlation with stably combined humus. There might be micro-hole filling sorption mechanism on aggregate structure formed by stably and tightly combined humus.%采用平衡吸附法研究了西辽河不同粒级沉积物对磷的吸附特征.结果表明,不同粒级沉积物对磷的吸附特征均符合Langmuir吸附等温式和Freundlich吸附等温式；黏粒级和粉粒级的磷饱和吸附量较大,分别为3791.12,2323.33mg/kg,分别相当于粗砂的6.68和4.09倍；黏粒级和粉粒级沉积物吸附的磷是磷素循环的重要组成部分,西辽河冲泻质泥沙黏粒和粉粒所携载的吸附态磷的理论入海通量分别为3791.12,2323.33mg/kg冲泻质泥沙.占沉积物磷吸附总量的28.30％.沉积物对磷的比表面积标化吸附分配系数与松结态腐殖质相关性最大,比表面积标化饱和吸附量与稳结态腐殖质相关性最大,在稳结态和紧结态腐殖质所形成的团聚体结构沉积物中存在孔隙填充方式的磷吸附.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2012(032)006【总页数】8页(P1054-1061)【关键词】西辽河;沉积物;颗粒分级;磷;吸附分配系数;饱和吸附量【作者】王而力;王嗣淇【作者单位】辽宁工程技术大学环境科学与工程学院,辽宁阜新123000;辽宁工程技术大学环境科学与工程学院,辽宁阜新123000【正文语种】中文【中图分类】X131.2江河氮、磷含量以及向河口输送的研究对全球海陆相互作用计划(LOICZ)以及我国近海赤潮的控制有着重要的意义.沉积物是河流、湖泊、海洋环境中磷素营养盐重要的源和汇,在地球化学循环中具有特殊的作用.研究[1-4]表明,活性磷酸盐与无机氮已成渤海主要污染物质,近岸海域受径流影响较大,河流携带大量的营养盐(活性磷酸盐和无机氮),使该海域营养丰富.全国土壤侵蚀量估算及其在吸附态氮、磷流失量匡算中的应用研究[5]表明,吸附态磷的重点流失区包括西辽河区.大量研究[6-10]表明,地表径流中与泥沙结合的吸附态磷浓度远大于溶解态磷的浓度,吸附态磷是磷流失的主要形态.还有研究表明,磷从陆地向水体流失过程中,26%～75%左右是以颗粒态形式流失的[11].长江下游氮、磷含量变化及其输送量的估计研究[12]表明,1998年夏季约2个月时间里,长江约有 8.36万 t磷从大通站向下游输送,其中有近 90%以颗粒态磷(PP)输送.颗粒态磷是长江河口及近海区富营养化的潜在污染源[13].沉积物的粒径是影响悬浮颗粒物中各形态磷含量的重要因素[14-15].悬移式泥沙对河流污染物的传输起着决定性作用[16].不同粒度沉积物对磷的富集程度不一致,参与循环的磷的比例也不同,因而成为影响磷素生物地球化学循环的一个关键因素.因此研究河流不同粒级、特别是粒径小于0.025mm 的冲泻质颗粒物对磷的吸附特征,对于估算吸附态磷素的入海(湖)通量具有特殊的实践意义.西辽河是辽河的主要支流之一,其流域面积占辽河流域总面积64.6%,径流量占辽河总径流量的 21.6%[17],辽河双台子河口淤泥质沉积物主要来源于西拉木伦河,贡献率达76.08%[18].本文研究了西辽河不同粒级沉积物对磷的吸附特征,以期为估算西辽河吸附态磷入海通量提供依据.1 材料与方法1.1 材料1.1.1 采样点设置采样点位置及分布见图1.图1 西辽河沉积物采样点位的分布Fig.1 Distribution of sampling sites from sediment in Western Liao River西辽河上游老哈河设置玉田皋断面和西拉木伦河设置海拉苏断面;西辽河中游设置通辽、双辽2个断面;西辽河下游设置三眼井断面.1.1.2 样品采集应用自制的底质采样器,在设置的 5个断面上采集表层(0～10cm)沉积物样品20kg,自然风干,通过1mm筛,备用.1.1.3 样品制备沉积物颗粒分级采用国际制[19],粗砂(2000～200μm)、细砂(200～20μm)、粉粒(20～2μm)、黏粒(＜2μm).不同粒级沉积物分离方法:称取沉积物样品100g,置于500mL烧杯中,加去离子水500mL,水土比为5:1,浸泡过夜,将烧杯放入 TH150超声波清洗槽中,用 25kHz、150mA超声分散20min,应用Stokes定律计算出不同粒级沉积物在 10cm 深处沉降所需时间,用虹吸法在降尘缸10cm 深处逐级分离出 2000～200μm、200～20μm、20～2μm、＜2μm 粒级,分离后样品烘干称重,计算得出各粒级所占比例,备用.采用 LS-POP(Ⅵ)激光粒度分析仪测得各粒级样品平均粒径见表1.1.2 实验设计称取制备样品2.5g,置于100mL聚乙烯塑料离心管中,分别加入不同浓度磷标准溶液(用磷酸二氢钾(分析纯)配制;初始磷标准溶液浓度序列为10,20,30,40,50,60,70,80,90,100mg/L)25mL.振荡吸附 24h,静止平衡 2h,上清液通过0.45μm微孔滤膜后,测定磷浓度[20],由初始磷浓度与平衡溶液磷浓度差值计算得出样品对磷的吸附量.1.3 测试方法平衡液中磷浓度采用钼锑抗分光光度法测定[21];沉积物有机组成采用相对密度分组法和熊毅－傅积平改进的结合态腐殖质分组法测定[19,22－24];有机质含量采用水合热重铬酸钾氧化－比色法测定[19];比表面积采用甘油吸附法测定[19].1.4 计算方法1.4.1 吸附量计算方法由初始磷浓度与平衡溶液磷浓度的差值计算得出样品对磷的吸附量.计算公式如下:式中:C0为初始磷浓度,mg/L;Ce为吸附平衡时磷浓度,mg/L;V为平衡溶液体积,mL;W为供试样品质量,g;Гe为吸附平衡时吸附量,mg/kg.1.4.2 吸附分配系数不同粒级沉积物对磷的吸附特征用 Freundlich吸附方程来定量描述.Freundlich吸附方程为:式中:Γe为吸附平衡时的吸附量,mg/kg;Ce为吸附平衡时液相中的吸附质浓度,mg/L;K为吸附分配系数,在一定平衡溶液浓度条件下,吸附质在固相和液相中的分配比,可直观表征吸附剂对吸附质的吸附容量的大小;n为吸附速率常数,表示随着吸附质溶液浓度的增加,吸附量增加的速度.上式直线化可得:对作图,即可求得各特征值.1.4.3 饱和吸附量不同粒级沉积物对磷的吸附特征还用Langmuir吸附方程来定量描述Langmuir吸附方程为:式中:Γe为吸附平衡时的吸附量,mg/kg;Гm为饱和吸附量,mg/kg;可直观表征吸附剂对吸附质的吸附能力大小;Ce为吸附平衡时液相中的吸附质浓度,mg/L;b为吸附作用的平衡常数,也叫做吸附系数.(在一定温度下,Гm和 b对一定的吸附剂和吸附质来说是常数.)上式直线化可得:以Ce/Γe对Ce作图,即可求得各特征值.1.4.4 比表面积标化吸附分配系数比表面积标化吸附分配系数用式(5)进行计算[25-26].式中:Ks为比表面积标化吸附分配系数;K为吸附分配系数;s为比表面积, m2/g. 1.4.5 比表面积标化饱和吸附量比表面积标化饱和吸附量用(6)式进行计算[25-26].式中:Гms为比表面积标化饱和吸附量,mg/kg;Γm为饱和吸附量,mg/kg;s为比表面积,m2/g.2 结果与分析2.1 供试沉积物样品的理化性质供试沉积物样品的理化性质见表 1、表2.沉积物样品中粗砂所占比例较大,为53.40%,黏粒和粉粒所占比例较小,分别为 3.93%和5.26%.粗砂、细砂、粉粒和黏粒的平均粒径分别为203.01,77.02,6.25,0.73μm.沉积物腐殖质组成中以紧结态腐殖质所占比例最大,为68.13%～85.43%.黏粒中稳结态腐殖质所占比例(17.51%)相对高于其他粒级.沉积物有机质中溶解性有机质(DOM)所占比例较小,为0.16.松结态腐殖质腐殖酸组成以富里酸为主,占59.42%.稳结态腐殖质腐殖酸组成以胡敏酸为主,占 61.65%.2.2 不同粒级沉积物对磷的吸附特征表3表明,不同粒级沉积物对磷的吸附特征圴符合 Langmuir吸附等温式(R2＝0.990～0.999)和Freundlich吸附等温式(R2＝0.895～0.998).表1 供试沉积物样品理化性质Table 1 pHysical-chemical properties in tested sediments注:HⅠ为松结态腐殖质; HⅡ为稳结态腐殖质; HⅢ为紧结态腐殖质;Ht 为腐殖质总量,表中数据为玉田皋、海拉苏、通辽、双辽、三眼井5个点位平均值表2 供试沉积物样品腐殖酸组成Table2 Humus composition of tested sediments注:HⅠ为松结态腐殖质; HⅡ为稳结态腐殖质; HⅢ为紧结态腐殖质;Ht 为腐殖质总量;HA为胡敏酸;/FA为富里酸; 为胡敏酸与富里酸之和与总有机碳比值,表中数据为玉田皋、海拉苏、通辽、双辽、三眼井5个点位平均值表3 不同粒级沉积物对磷的吸附等温式拟合参数Table 3 Adsorption Isothermal parameters of different grain sizes注:粗砂粒径为2000～200μm;细砂粒径为200～20μm;粉粒粒径为20～2μm;黏粒粒径为＜2μm;Γm 为饱和吸附量; K为吸附分配系数; EPC0为零吸持平衡浓度不同粒级沉积物对磷的饱和吸附量(Γm)由大到小排序为:黏粒(3791.12mg/kg)＞粉粒(2323.33mg/kg)＞细砂(1052.51mg/kg)＞粗砂(567.87mg/kg);黏粒级和粉粒级的磷饱和附量分别是粗砂的 6.68和4.09倍.以原样品的饱和吸附量为基准,各粒级的饱和吸附量占原样的比例分别为:细砂(40.14%)＞粗砂(31.56%)＞黏粒(15.83%)＞粉粒(12.47%),可见,细砂在对磷吸附过程中所起的作用最大,因为尽管细砂的饱和吸附量居中,但细砂在沉积物中占有一定的比例,因而所起的作用最大.2.3 腐殖质含量和组成对吸附特征的影响颗粒物粒径对测试结果影响研究[26]表明,随着颗粒物粒径变小,其结合微量金属的能力增强,可采用校正粒度分布的方法使其测试结果具有可比性.拟合参数经比表面积标化后,剔除了细粒级由于比表面积增大而对吸附结果产生的影响,凸显出各粒级由于腐殖质含量和组成不同而对吸附结果产生的影响.应用式(5)和式(6),不同粒级沉积物的比表面积标化拟合参数计算结果见表4.腐殖质结构及表面络合模式研究[27-30]表明,腐殖质中大量含氧官能团的存在,是它们具有水溶性、酸性、金属络合能力、表面活性和在矿物表面吸附性质的主要原因.表4表明,粗砂粒级以原样比表面积标化的饱和吸附量只能达到原样的54.16%.细砂粒级能达到原样120.52%.粉砂粒级的原样的 117.01%.黏粒粒级可达原样199.95%.由此可以推断,细粒级的饱和吸附量增大除表面积因素外,还可能存在腐殖质对沉积物团聚体结构影响及腐殖质中含氧官能团的存在对磷的吸附所产生的影响,在后面讨论.表4 沉积物粒级对磷的吸附等温线比表面积标化拟合参数Table 4 Sorption Isothermal parameters of surface area normalized on different grain sizes 注:粗砂粒径为2000～200μm;细砂粒径为200～20μm;粉粒粒径为20～2μm;黏粒粒径为＜2μm;Γm为饱和吸附量; K为吸附分配系数Langmuir吸附方程Freundlich吸附方程粒级特征值Гm K(mg/kg) 占原样比例(%)原样最小值77.60 1.31最大值 121.78 2.20粗砂平均值 99.30 1.67最小值 35.52 40.87 0.62最大值 69.45 59.47 1.17平均值 54.22 54.16 0.85最小值 89.25 84.57 0.74细砂最大值 198.83 163.27 1.27平均值 119.58 120.52 1.11最小值 101.16 99.75 1.09粉粒最大值 126.79 154.88 1.70平均值 113.46 117.01 1.40最小值 172.11 169.40 2.13黏粒最大值 221.86 236.36 3.97平均值 194.98 199.95 2.85表5 不同粒级沉积物的磷比表面积标化拟合参数与腐殖质组成相关分析Table 5 Correlation coefficients of surface area normalized with humus composition注:Ks为比表面积标化吸附分配系数;Γms为比表面积标化饱和吸附量;QHt为腐殖质总量;QHⅠ为松结态腐殖质含量;QHⅡ为稳结态腐殖质含量;QHⅢ为紧结态腐殖质含量;当样本数=25时,达显著水平和极显著水平的相关系数临界值分别为0.381和0.487研究[31-33]表明,沉积物对磷的最大吸附量(Qmax)主要受其有机质含量的控制,磷的吸附容量与总有机碳(TOC)含量有较好的正相关关系,沉积物有机组分是沉积物对磷的主要持留因素.表 2表明,黏粒级和粉粒级的腐殖质含量较高,分别相当于粗砂粒级的 10.38和 9.5倍.不同粒级沉积物的磷比表面积标化拟合参数与腐殖质组成相关分析(表 5)表明,沉积物磷比表面积标化吸附分配系数与腐殖质总量达到极显著正相关(R2=0.66);比表面积标化饱和吸附量与腐殖质总量达到极显著正相关(R2=0.55).胡敏酸与富里酸含量的比值(HA/FA)是反映土壤或沉积物腐殖质组成的一项重要指标,由表2可见,西辽河沉积物腐殖酸组成特征为:松结态腐殖质以富里酸为主,占59.42%.稳结态腐殖质以胡敏酸为主,占的 61.65%.胡敏酸与富里酸的比值(HA/FA)为 1.11.胡敏酸与富里酸加和与总有机碳比值((HA＋FA)/TOC)为 0.160,沉积物有机质中溶解性有机质(DOM)所占的比例较小.不同形态腐殖质含量对磷的吸附分配系数影响程度顺序为:松结态腐殖质(R2=0.66)＞稳结态腐殖质(R2=0.64)＞紧结态腐殖质(R2=0.62).不同形态腐殖质含量对磷饱和吸附量影响程度顺序为:稳结态腐殖质(R2=0.60)＞紧结态腐殖质(R2=0.52)＞松结态腐殖质(R2=0.51).3 讨论3.1 沉积物腐殖质组成对拟合参数的影响水体沉积物腐殖质的特征和分类研究[34-37]表明,水溶性组分富里酸可与N、P及某些重金属离子形成水溶性络合物,因而促进它们在天然水体系中的迁移;而高分子量、难溶性组分胡敏酸则有助于N、P及某些重金属离子在水体颗粒物和沉积物上的吸着和滞留.松结态腐殖质的腐殖酸组成以富里酸为主,对沉积物的磷吸附分配系数有较大影响(吸附分配系数与松结态腐殖质的相关系数最大),稳结态腐殖质的腐殖酸组成以胡敏酸为主,对磷的吸着和滞留过程起重要作用(饱和附量与稳结态腐殖质的相关系数最大).3.2 沉积物磷吸附机理探讨Martin等[38]认为,河流沉积物主要来源于流域的土壤.土壤学研究[39]表明,有机物质、尤其是紧结态和稳结态腐殖质是土壤中重要胶结物质,在团聚体的形成过程和稳定性方面起着重要作用,对土壤的许多物理化学性质有重大影响.根据双模式理论[40－42],天然土壤有机质组份可分为无定形的橡胶态和紧密交联的玻璃态两部分.张先明等[43]研究表明,菲在橡胶态组分区域内的吸附是通过分配作用实现的;在玻璃态组分区域内的吸附一部分是通过分配作用,而另一部分则是通过孔隙填充方式实现的.农田暴雨径流侵蚀泥沙对氮、磷的富集机理研究[44]表明,土壤和侵蚀泥沙氮、磷养分主要是存在于不同粒径的土壤团聚体中,即颗粒态氮、磷的流失主要是通过结合有机氮、磷的泥沙迁移作用完成的.秦伯强等[45]和胡俊等[46]调查又发现,沉积物空隙水中的氮、磷营养盐浓度远较上覆水高.表1表明,各粒级沉积物腐殖质组成都以紧结态为主,所占比例达68.13～ 85.43%.黏粒级和粉粒级的稳结态腐殖质所占比例相对较高(分别为17.51%和13.76%).表4表明,黏粒粒级的比表面积标化饱和吸附量能达到原样 199.95%.粉砂粒级的比表面积标化饱和吸附量能达到原样的117.01%.表5还表明,饱和吸附量与稳结态腐殖质含量的相关性最大,其次为紧结态腐殖质,它们对沉积物团聚体结构形成有重大影响,在团聚体结构沉积物中存在孔隙填充方式的磷吸附.3.3 西辽河沉积物携载的吸附态磷的入海通量估算长江下游氮、磷含量变化及其输送量的估计研究[12]表明,氮、磷输送量可用公式进行估算,其中,L(j)为 j组分的输送量,Ci(j)、Qi和Δti,分别为 j组分第 i次监测的含量,以及当时的流量和时间间隔.可见,径流悬移质泥沙中携载的吸附态污染物含量是计算吸附态污染物入湖、海通量的重要参数.悬移式泥沙对河流污染物的传输起着决定性的作用,细颗粒的泥沙不但吸附能力比较强,而且容易随着河水传输比较远的距离[16].水流泥沙运动基本规律研究[47]表明,冲积河流中,把悬移质中较粗的可以与床沙相互交换的这一部分泥沙叫做床沙质、悬移质中较细的那一部分泥沙、入河槽后“一泻千里”,与河床基本不发生关系的称为冲泻质.目前生产、科研单位普遍采用dc=0.025mm作为冲泻质与床沙质的分界粒径.以此为依据,本项研究中的黏粒和粉粒粒径小于 0.025mm,属于冲泻质泥沙.海洋沉积物颗粒组成研究[48－49]也表明,沉积物颗粒组成以粉砂和黏粒为主.安敏等[50]在pH值和盐度对海河干流表层沉积物吸附解吸磷的影响研究中,将实验获得的沉积物对磷的饱和吸附量(Γm)称作理论吸附量.西辽河冲泻质泥沙黏粒和粉粒所携载的吸附态磷的理论入海通量分别为3791.12,2323.33mg/kg冲泻质泥沙,占沉积物磷吸附总量的 28.30%,黏粒级和粉粒级沉积物所吸附的磷是河流中磷素循环的重要组成部分.4 结论4.1 西辽河不同粒级沉积物对磷的吸附特征圴符合Langmuir吸附等温式和Freundlich吸附等温式.4.2 不同粒级沉积物对磷的饱和吸附量分别为:黏粒 3791.12mg/kg、粉粒2323.33mg/kg、细砂1052.51mg/kg、粗砂567.87mg/kg;黏粒级和粉粒级的磷饱和附量分别是粗砂的 6.68和 4.09倍;不同粒级沉积物磷饱和吸附量占原样比例分别为细砂40.14%、粗砂31.56%;黏粒15.83%、粉粒12.47%.4.3 沉积物对磷的比表面积标化吸附分配系数与松结态腐殖质相关性最大,比表面积标化饱和吸附量与稳结态腐殖质相关性最大,其次为紧结态腐殖质,在稳结态和紧结态腐殖质所形成的团聚体结构沉积物中存在孔隙填充方式的磷吸附.4.4 黏粒级和粉粒级沉积物吸附的磷是磷素循环的重要组成部分,西辽河冲泻质泥沙黏粒和粉粒所携载的吸附态磷的理论入海通量分别为3791.12mg/kg和2323.33mg/kg冲泻质泥沙.占沉积物磷吸附总量的28.30%.参考文献：[1]郑丙辉,秦延文,孟伟,等.1985～2003年渤海湾水质氮磷生源要素的历史演变趋势分析 [J]. 环境科学, 2007,28(3):494–499.[2]赵亮,魏皓,冯士笮.渤海氮磷营养盐的循环和收支 [J]. 环境科学, 2002,23(1):78–81.[3]曲丽梅,姚德,丛丕福,等.辽东湾氮磷营养盐变化特征及潜在性富营养评价 [J]. 环境科学, 2006,27(2):263–267.[4]蒋岳文,陈淑梅,关道明,等.辽河口营养盐要素的化学特征及其入海通量估算 [J]. 海洋环境科学, 1995,14(4):39–44.[5]杨胜天,程红光,步青松,等.全国土壤侵蚀量及其在吸附态氮、磷流失量匡算中的应用 [J]. 环境科学学报, 2006,26(3):366–374.[6]陈如海,詹良通,陈云敏,等.西溪湿地底泥氮、磷和有机质含量竖向分布规律 [J]. 中国环境科学, 2010,30(4):493-498.[7]袁和忠,沈吉,刘恩峰.太湖不同湖区沉积物磷形态变化分析[J]. 中国环境科学,2010,30(11):1522-1528.[8]Bardgett E D, Anderson J M, Behan-PelletierV, et al. The influence of soil biodiVersity on hydrological pathways and the transfer of materials between terrestrial and aquatic ecosystem [J]Ecosystems, 2001,4:421–429.[9]McIsaac G F, Hirschi Mitchell J K. Nitrogen and Phosphorus in eroded sediment from corn and bean tillage systems [J]. Journal of Environmental Quality, 1991,20:663–670.[10]Wit M, Behreendt H. Nitrogen and phosphorous emissions from soil to surface water in the Rhine and Elbe basin [J]. Water Science and Technology, 1999,39 :109–116.[11]Russell M A,Walling D E, Webb B W. The composition of nutrient fluxes from contrasting UK river basins [J].Hydrological Processes,1998,(12):1461-1482.[12]段水旺,章申,陈喜保,等.长江下游氮、磷含量变化及其输送量的估计 [J]. 环境科学, 2000,21(1):53-56.[13]王芳,晏维金.长江输送颗粒态磷的生物可利用性及其环境地球化学意义 [J]. 环境科学学报, 2004,24(3)418-422.[14]魏俊峰,陈洪涛,刘月良,等.2008年调水调沙期间黄河下游悬浮颗粒物中磷的赋存形态 [J]. 环境科学, 2011,32(2)368-373[15]魏俊峰,陈洪涛,刘鹏霞,等.长江悬浮颗粒物中磷的赋存形态[J].水科学进展, 2010,21(1):107-112.[16]张锡辉.水环境修复工程学原理与应用 [M]. 北京:化学工业出版社, 2002.121–128.[17]赵纯厚,朱振宏,周端庄.世界河流与大坝 [M]. 北京:水利水电出版社, 2000.69–73.[18]杨俊鹏,孟凡雪,李亚繁,等.辽河双台子河口淤泥质沉积物来源探析 [J]. 世界地质, 2011,30(1):46–50.[19]鲁如坤.土壤农业化学分析方法 [M]. 北京:中国农业科技出版社, 2000:106–282.[20]魏荣菲,庄舜尧,杨浩,等.苏州河网区河道沉积物磷的吸附释放研究 [J]. 水土保持学报, 2010,24(3):232–237.[21]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, 2002:246–247.[22]Christensen B T. Physical fractionation of soil and organic matter in primary particle size and density separates [J]. In Advances in Soil Science (Ed. B. A. Stewart). Springer-Verlag. 2010,45(10).1–90.[23]Elliott E T, Cambardella C A. Physical separation of soil organic matter s [J]. Agriculture, Ecosystems and Environment. 2003,34:407–419.[24]Turchenek L W, Oades J M. Fractionation of organo-mineral complexes by sedimentation and density techniques [J].Geoderma. 2003,21(8):311–343.[25]Forstner U, Wittmann G T W. Metal pollution in the aquatic environment [M]. 2nd edition. Berlin:Springer Verlag, 1981:189–473. [26]刘振宇,郭会琴,何欢,等.苯噻草胺在土壤中的吸附与解吸行为研究 [J]. 环境科学, 2009,30(6):1756–1761.[27]Schulten H R, Schnitzer M. A state of the art structural concept for humic substances [J]. Naturwissenschaften, 1993,80:29–30.[28]Schulten H R, Plage B, Schnitzer M. A chemical structure for humic substances [J]. Naturwissenschaften, 1991,78:311–312[29]Gamble D s, Underdown A W, Langford C H. Copper (Ⅱ)titration of fulvic acid ligand sites with theoretical, potentiometric and spectrophotometric analysis [J]. Anal. Chem., 1980,52:1901–1908[30]Perdue E M, Lytle C R. Distribution model for binding of protons and metal ions by humic substances, [J]. Environ. Sci. Technol.,1983,17:654–660 [31]张宪伟,潘纲,王晓丽,等.内蒙古段黄河沉积物对磷的吸附特征研究 [J]. 环境科学, 2009,30(1):172-177.[32]王晓丽,潘纲,包华影,等.黄河中下游沉积物对磷酸盐的吸附特征 [J]. 环境科学, 2008,29(8):2137-2142.[33]卢少勇,王佩,王殿武,等.北京六湖泊表层底泥磷吸附容量及潜在释放风险 [J]. 中国环境科学, 2011,31(11):1836-1841.[34]许中坚,刘广深,刘维屏.土壤中溶解性有机质的环境特性与行为 [J]. 环境化学, 2003,22(5):427–433.[35]Gibbs R J. Mechanisms of trace metal transport in rivers [J].Science, 1973,180:71–73[36]Frostner U, Wittmann G T W. In metal pollution in the aquatic environment [M]. New York: Springer, 1987:197–216[37]Stevenso n F J,Fitch A, Brar M S. Stbility constants of Cu(Ⅱ)－humate complexes: Comparison of select models [J]. Soil Science,1993,155(2):77–91.[38]Martin J M, Whitfield M. The significance of the river input of chemical elements to the ocean [M]. Erice: Plenum Press,1983:265–296.[39]黄昌勇.土壤学 [M]. 北京:中国农业出版社, 2000:39–46.[40]Xing B, Pignatello J J, Gigliotti B. Competitive sorption betweenatrazine and other organic compounds in soils and model sorbents[J]. Environ. Sci. Technol., 1996,30(8):2432–2440.[41]Xing B, Pignatello J J. Dual-mode sorption of low-polarity compounds in glassy poly (vinyl chloride) and soil organic matter[J]. Environ. Sci. Technol., 1997,31(3):792–799.[42]LeBoeuf E J, Weber W J. A distributed reactivity model for sorption by soil and sediments. 9. Sorbent organic domains:Discovery of a humic acid glass transition and an argument for a polymer-based model [J]. Environ. Sci. Technol., 1997,31(6):1697–1702.[43]张先明,潘波,刘文新,等.天然土壤中菲的解吸行为特征研究[J]. 环境科学, 2007,28(2):272–277.[44]黄满湘,章申,晏维金.农田暴雨径流侵蚀泥沙对氮磷的富集机理 [J]. 土壤学报, 2003,40(2):306-310.[45]秦伯强,胡维平,高光,等.太湖沉积物悬浮的动力机制及内源释放的概念性模式[J]. 科学通报, 2003,48(17):1822-1831.[46]胡俊,刘永定,刘剑彤.滇池沉积物间隙水中氮、磷形态及相关性的研究 [J]. 环境科学学报, 2005,25(10):1931–1936.[47]黄才安.水流泥沙运动基本规律 [M]. 北京:海洋出版社,2004:28–32.[48]朱龙海,吴建政,亓发庆,等.现代辽河三角洲潮流沉积 [J]. 海洋地质与第四纪地质, 2007,27(2):17-23.[49]马志强,周遵春,杨爽.辽东湾北部近海海域表层沉积物类型及分布特征 [J]. 水产科学, 2008,27(2):95-97.[50]安敏,文威,孙淑娟,等.pH和盐度对海河干流表层沉积物吸附解吸磷(P)的影响[J]. 环境科学学报, 2009,29(12):2616–2621.。

不同营养水平沉积物在不同pH下对磷酸盐的等温吸附特征_王圣瑞

不同营养水平沉积物在不同pH 下对磷酸盐的等温吸附特征王圣瑞,金相灿,庞　燕(中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地,北京　100012)摘要:研究了不同营养水平沉积物在不同pH 下对磷酸盐的吸附等温线,分别采用了线性和非线性2种方法拟合吸附等温线,并分析比较了2种方法的适用性。

结果表明:①不同营养水平沉积物对磷酸盐的吸附量在接近中性时最大,酸性和碱性条件下均下降,污染严重的沉积物对磷酸盐的吸附受pH 影响较污染轻的大;②不同pH 下,不同营养水平沉积物对磷酸盐的吸附等温线没有明显规律;③沉积物对磷酸盐的吸附行为采用线性和非线性拟合均存在不足,不能仅仅根据R 2和X 2的大小进行拟合方程的适用性比较;④为了获得更为真实可靠的拟合结果,可以利用线性和非线性方法分别进行拟合,而每一种拟合方法也要同时采用多种拟合方程,在对多个拟合结果比较的基础上确定更符合实验数据的拟合方程。

关键词:沉积物;磷酸盐;吸附等温线;方程拟合;pH中图分类号:X524 文献标识码:A 文章编号:1001-6929(2005)01-0053-05收稿日期:2004-03-05基金项目:国家重点基础研究发展计划项目(2002C B412300)作者简介:王圣瑞(1972-),男,内蒙古呼浩特人,博士. 对于大多数外源磷得到控制的湖泊来说,沉积物吸附和释放磷酸盐对长期维持藻类生长,推动富营养化的发生具有举足轻重的作用[1]。

通常情况下,沉积物和上覆水相互交换磷酸盐,最终达到动态平衡,但随着沉积物与水相间环境条件的改变,沉积物对磷酸盐的释放或吸附会达到一个新的平衡。

影响沉积物对磷酸盐吸附的因素包括环境因子和一些化学物理因子,其中pH 被认为会对磷酸盐的吸附产生重要影响[2]。

以往这方面的研究主要针对某一具体的沉积物[3],而针对不同营养水平沉积物吸附磷酸盐的研究报道较少。

另外,平衡吸附模型的选择和应用是探讨水体中磷酸盐在沉积物上吸附行为的重要内容[4],常用的拟合方法有线性和非线性2种。

用等温吸附方法正确评价泥页岩吸附气含量

用等温吸附方法正确评价泥页岩吸附气含量作者：郭少斌王义刚孙寅森徐祖新来源：《海峡科技与产业》2012年第01期关于吸附气含量的获取是页岩气资源评价中面临的主要问题，目前普遍采用等温吸附实验方法获取吸附气含量。

科研界一般在研究压力和温度对泥页岩吸附性能影响时，对这两个因素分开进行讨论，没有一个整体研究思路。

而泥页岩随着埋深的变化，其储层温度和压力常常一起变化，因此研究温度和压力综合作用对泥页岩吸附特性的影响尤为重要。

由于泥页岩中所含的溶解气量极少，故页岩气总资源量可近似分解为吸附气总量与游离气总量之和，Q总≈Q吸+Q游，Q总：页岩气资源量；Q吸：吸附气资源量；Q游：游离气资源量。

温度对脱附起活化作用，温度越高，游离气越多，吸附气越少。

物理吸附是放热反应，存在随吸附温度升高吸附量减小的特点，所以在低温下吸附过程更容易进行。

为了考察温度对泥页岩吸附性能的影响程度，选择了鄂尔多斯盆地上古生界太原组同一取样点富有机质泥岩样品进行等温吸附实验，实验的最高压力为 10.16兆帕，实验分别在 46℃、60℃、75℃、80℃、90℃温度下进行，其等温吸附曲线见图1。

从图1可看出，随等温吸附实验温度的升高，吸附气量呈下降趋势。

在 46℃～90℃范围内，随温度升高吸附气量的变化趋势明显，总体下降，说明温度对饱和吸附量的影响很大；在等温条件下，泥页岩吸附甲烷气量开始随着压力增大而增加，等吸附甲烷气量达到饱和后又随着压力增大而趋于平稳。

因此吸附实验只有在储层温度和压力下进行，才能真实反映泥页岩的吸附特性。

可见，温度和压力对泥页岩吸附能力的影响不容忽视。

当地层埋深温度没有超过100℃的情况下，可通过采样点深度换算成对应的温度来做该温度条件下的等温吸附实验。

目前的等温吸附实验所给的压力大都不超过12兆帕，实际的地层压力要远超过这个数值，所以还不能在等温吸附曲线上读到地层压力下的吸附气含量，作者提出一个新的解决办法，就是用该温度条件下得到的不同压力和吸附气含量拟合成公式（比如，80℃条件下，Y=0.5167LN(X)+0.842，R2=0.9715，Y：吸附气量 (立方米/吨)，X：压力(兆帕)），然后用该样品对应的地层压力代入公式计算出地层条件下的吸附气量。

水生植物对底泥磷的释放与吸附特性的影响

3、《城乡道路设计规范》(CJJ37-90)
4、《城市道路和建筑物无障碍设计规范》(JGJ50-2001、J114-2001)
5、《公路沥青路面设计规范》(JTGD50-2006)
6、《公路沥青路面施工技术规范》(JTGD40-2004)
7、《公路路基设计规范》(JTGD30-2004)
8、《公路路基施工技术规范》(JTGF10-2006)
2006(01)
26.唐孟成西湖沉积物磷释放影响因子的研究[期刊论文]-浙江农业大学学报 1997(03)
27.吴根福,吴雪昌,金承涛,宣晓东,李梅姿杭州西湖底泥释磷的初步研究[期刊论文]-中国环境科学 1998(02)
28.李文红,陈英旭,孙建平不同溶解氧水平对控制底泥向上覆水体释放污染物的影响研究[期刊论文]-农业环境科学学报 2003(02)
作者:杨荣敏
学位授予单位:南京信息工程大学
被引用次数:1次
1.柳健生九江甘棠湖底泥磷释放研究[期刊论文]-环境科学与技术 1988(01)
2.王雨春,万国江,黄荣贵,邹申清,陈刚才湖泊现代化沉积物中磷的地球化学作用及环境效应[期刊论文]-重庆环境科学 2000(04)
3.龚应安,胡秀琳湖泊富营养化防治的研究现状与展望[期刊论文]-北京水利 2005(06)
6.王义生.贾德旺.岳跃华.肖华.王学森.WANG Yi-sheng.JIA De-wang.YUE Yue-hua.XIAO Hua.WANG Xue-sen南四湖湿地地质环境评价及保护措施浅析[期刊论文]-山东国土资源2007,23(1)
7.陈婷婷.王宇.刘艇.李美兰.王聪.王继红.CHEN Ting-ting.WANG Yu.LIU Ting.LI Mei-lan.WANG Cong.WANG Ji-hong底泥中磷分布特征的研究进展[期刊论文]-吉林农业科学2010,35(3)

Zn-Al水滑石及其焙烧产物对水中磷的吸附研究

Zn-Al水滑石及其焙烧产物对水中磷的吸附研究杨思亮;周家斌;成娅;黄永炳【摘要】用水热法制备了不同尿素浓度下的Zn-Al水滑石,焙烧后制得焙烧态水滑石,用XRD、SEM 、BET、FTIR等方法对样品进行了表征,考察了水滑石及焙烧产物对水中磷酸盐的吸附性能.结果表明:水滑石对磷酸盐的吸附基本符合假二级动力学方程和Langmuir吸附等温式,当尿素浓度为0.6 mol/L,150℃水热24h,300℃焙烧6h制得的水滑石产物对水中磷酸盐的吸附效果最好,其饱和吸附量高达197.24 mg/g.%Zn-Al houghite with different urea concentrations has been prepared by hydrothermal method. The samples of calcined houghite obtained after calcination are characterized by methods, such as X -ray diffraction (XRD), field-emission scanning electron microscopy (FE-SEM), nitrogen adsorption-desorption isotherms (BET), fourier transforminfrared(FTIR),etc. The adsorption capacity of phosphate in water by houghite and its calcined products has been investigated. The results show that the adsorption of phosphate in water basically conforms to the pseudo-second-order kinetics equation and the Langmuir-type adsorption isotherm. The houghite products prepared when the urea concentration is 0.6 mol/L,hydrothermal treatment at 150 ℃ for 24 h,and calcination at 300 ℃ for 6 h have the best adsorption effectiveness of phosphate in water. Its maximum adsorption capacity for phosphate can be as high as 197.24mg/g.【期刊名称】《工业水处理》【年(卷),期】2011(031)010【总页数】5页(P53-56,88)【关键词】水滑石;磷酸盐;吸附【作者】杨思亮;周家斌;成娅;黄永炳【作者单位】武汉理工大学资源与环境工程学院矿物资源加工与环境湖北省重点实验室,湖北武汉 430070;武汉理工大学资源与环境工程学院矿物资源加工与环境湖北省重点实验室,湖北武汉 430070;武汉理工大学资源与环境工程学院矿物资源加工与环境湖北省重点实验室,湖北武汉 430070;武汉理工大学资源与环境工程学院矿物资源加工与环境湖北省重点实验室,湖北武汉 430070【正文语种】中文【中图分类】X703.1随着经济的发展、人口的加剧，含磷洗涤剂和农药化肥的大量使用，使得水体中的磷酸盐含量日益增加。

内蒙古部分河段沉积物磷的赋存形态及吸附行为

内蒙古部分河段沉积物磷的赋存形态及吸附行为王思阳;王晓丽;臧晔【摘要】为了研究内蒙古部分河段沉积物对磷的赋存形态及吸附性,对4个采样点的理化性质、磷形态、动力学及热力学吸附行为进行模拟,运用动力学、热力学模型对数据进行拟合.结果表明:各河段沉积物对磷的吸附动力学符合Lagergren准二级吸附速率方程;Langmuir等温吸附方程能更好地描述出沉积物对磷的静态吸附为单分子层吸附.得出最大吸附量在0.15～0.52 mg/g之间,最大值出现在老哈河.各采样点沉积物中总磷含量在183～239 mg/kg,总磷中以无机态磷为主,而主要的赋存形态为原生碎屑磷.研究发现,各采样点沉积物的磷含量均高于其相应上覆水的磷含量,说明沉积物对上覆水中磷的吸附量小于沉积物自身的磷含量,所以沉积物表现为\"源\",有向上覆水释放磷的潜力.【期刊名称】《内蒙古师范大学学报（自然科学汉文版）》【年(卷),期】2019(048)003【总页数】6页(P244-249)【关键词】沉积物;磷形态;吸附;内蒙古部分河段【作者】王思阳;王晓丽;臧晔【作者单位】内蒙古师范大学化学与环境科学学院 ,内蒙古呼和浩特 010022;内蒙古自治区环境化学重点实验室 ,内蒙古呼和浩特 010022;内蒙古师范大学化学与环境科学学院 ,内蒙古呼和浩特 010022;内蒙古自治区环境化学重点实验室 ,内蒙古呼和浩特 010022;内蒙古师范大学化学与环境科学学院 ,内蒙古呼和浩特010022;内蒙古自治区环境化学重点实验室 ,内蒙古呼和浩特 010022【正文语种】中文【中图分类】X752磷在海洋里有利于生物正常生长,发挥了无可替代的作用[1].由于不能严格控制磷元素的排放,导致水体出现富营养化的问题,对生态环境造成破坏,严重污染环境[2].研究指出: 磷的外源输入被控制后,内源在长时间内持续释放发挥源的作用[3]; 水体的磷含量低于沉积物的富集量[4]; 水体发生富养化的不同,是由于不同形态磷释放程度存在差别[5]; 探讨沉积物中磷迁移规律的基础是对沉积物中磷赋存形态的研究[6-8].研究[9]表明,在河水环境中,沉积物在磷循环过程中有主要作用,具有“源”或“汇”的特征.陈立鹏等[10]研究显示,黄河沉积物对磷的最大吸附量与有机质含量呈正相关,有向上覆水释放磷的趋势.内蒙古境内以沙漠和荒漠草原居多,流经的河流外源磷输入严重,水质状况直接受含有大量磷泥沙影响.本实验以内蒙古赤峰、通辽、巴彦淖尔市的4个河段沉积物为例,探究了沉积物磷的赋存形态、沉积物磷的吸附行为,为内蒙古区域河水环境监测及相关研究提供具有一定意义的参考价值,以明确沉积物在磷循环过程中所发挥的作用及贡献.1 材料与方法1.1 样品的采集与分析研究共设置老哈河、霍林河、乌梁素海湖口和乌梁素海湖中4个采样点,编号A～D.于2017年10月采集水样,使用便携式水质监测仪现场原位监测上覆水水质指标,水样装于聚乙烯水瓶中滴加数滴氯仿作抑菌剂带回实验室冷藏.采集表层10 cm左右的沉积物,沥干水分装入密封袋、冷冻、保鲜、备用.各采样点位置、水质参数见表1.1.2 沉积物理化性质参数的测定沉积物的部分理化参数由有机质、总磷TP、烧失量LOI等构成.本实验沉积物有机质总量用重铬酸钾容量法测定,TP含量测定采用SMT法[11].沉积物理化性质参数见表2.表1 采样点分布、水质状况及沉积物理化性质Tab.1 The distribution of sampling sites,water quality and chemical properties of sediments序号采样点位置上覆水水质指标东经北纬水温/℃电导率/(ms/cm)pH(25℃)DO/(mg/L)Eh/mVTP/(mg/kg)A119°42'42°14'18.51696.37. 03123.8348.60.103B119°16'45°29'18.87527.86.72113.1266.30.121C108°52'4 1°00'9.68241.12.27102.112140.283D108°48'40°53'11.01204.47.7114310310 .127表2 沉积物理化性质Tab.2 The physical and chemical properties of the sedimentsTP/mg·kg-1LOI/(dw)%总有机质/%238.237.23810.9835229.435.38670.7280187.913.96030.4683183.414.057 60.32961.3 沉积物中磷的赋存形态的测定沉积物的赋存形态采用改进的七步连续提取法,每步提取均重复2次,平衡后以3 000 r/min离心分离、4 min抽滤后,用钼锑抗比色法测定各形态磷含量.1.4 吸附动力学试验向一系列50 mL的聚乙烯离心管中加入准确称量的0.04 g各采样点的沉积物样品,分别加入40 mL初始浓度为1.0 mg/L的磷酸盐标准溶液(KH2PO4).用稀盐酸或稀氢氧化钠调节溶液pH值为8.30±0.03.分别振荡0.5,1,2,3,4,6,8,12,24,48h 后,在3 000 r/min 的转速下离心4 min.取上清液过0.45 μm滤膜,磷酸盐浓度通过用钼锑抗比色法测定,实验平行3份,确定吸附到达平衡所需时间,计算出各样品对磷的吸附量.1.5 等温吸附试验在磷一定质量浓度条件下,对沉积物磷的吸附热力学进行研究.分别将0.50 g样品和适量体积的磷酸盐标准溶液,放入50 mL聚乙烯离心管,得到40 mL固体浓度为12.5 g/L.磷标准溶液初始浓度分别为: 0,0.1,0.2,0.5,1.0,2.0,5.0,8.0,10.0,15.0mg/L的溶液.此后操作与吸附动力学试验相同.绘制吸附等温线处理试验数据.2 结果与讨论图1 内蒙古境内部分河段沉积物对磷的吸附动力学曲线Fig.1 The dynamic curves of phosphorus adsorption of the sediments in some reaches in Inner Mongolia2.1 动力学吸附平衡时间在初始浓度为1.0 mg/L的磷酸盐标准溶液、吸附时间为0.5～48 h的吸附条件下,比较不同时间下内蒙古部分河段沉积物对磷的吸附动力学曲线如图1所示.由图1可知: 沉积物对磷的吸附量(qe)为0.5～6.0 h 随吸附时间呈快速增长趋势; 6～24 h随吸附时间呈慢增长趋势; 24 h后逐渐趋于稳定,不随时间的延续出现较大波动.研究发现: 吸附反应主要在12 h前完成; 吸附反应的快速阶段为0.5～12 h; 12 h逐渐达到吸附平衡,后吸附量增加不显著.平衡时间选为24 h,此时沉积物对磷吸附已达到完全平衡; 平衡时,D(乌梁素海湖中)吸附量最大,高达0.098 mg/g; 最小值出现在A(老哈河),其值为 0.072 mg/g.实验所得实际平衡吸附量(Qe)由大到小依次为: 乌梁素海湖中>乌梁素海湖口>霍林河>老哈河.2.2 沉积物对磷的吸附动力学拟合分别运用Lagergren准一级和准二级动力学吸附方程对实验数据进行拟合[11-12],探究沉积物对磷的吸附行为及其吸附特征.Lagergren准一级动力学吸附的线性模型为Lagergren准二级吸附动力学的线性模型为由表3可知: 各河段沉积物对磷的动力学吸附过程与Lagergren准一级动力学线性相关系数R2均小于0.334,说明相关性较差,计算所得的饱和吸附量(qe)与实验所得平衡时饱和吸附量(Qe)存在较大差异.一级吸附速率常数k1为0.075～0.080,沉积物对磷的吸附不符合Lagergren准一级反应; 而Lagergren二级动力学相关系数均接近1(R2>0.978),模拟得出的饱和吸附量与实验所得结果高度接近.因此可以使用Lagergren准二级动力学方程对沉积物磷的吸附动力学过程进行最优描述.表3 沉积物吸附磷的Lagergren准一级和准二级吸附动力学方程拟合参数Tab.3 The parameters of Lagergren’s quasi First-order and Second-order adsorption rate eqations采样点Qe/mg·g-1Lagergren准一级速率方程Lagergren准二级速率方程qe/mg·g-1k1/L·min-1R2qe/mg·g-1k2/g·mg-1·h-1R2A0.42660.03200.07530.56480.08961.4050.9803B0.52440.22030.07760.3 6110.09022.5650.9890C0.53160.01980.07880.33420.10192.6060.9785D0.57 030.02440.07970.50220.10315.4730.9977图2 内蒙古境内部分河段沉积物对磷等温吸附曲线Fig.2 The isotherms curves of phosphorus adsorption of the sediments in some reaches in Inner Mongolia2.3 沉积物对磷的等温吸附曲线以上模拟实验探究了沉积物对磷的等温吸附行为,绘制的沉积物对磷的等温吸附曲线如图2所示.由图2可知: 沉积物对磷的平衡吸附量随磷酸盐标准溶液浓度的增加而升高,达到一定的高度时,吸附量增加的趋势趋于平缓; 吸附量浓度范围为0～13 mg/L; 在同一平衡质量浓度下,A(老哈河)的吸附量最大,其值为0.918 mg/g; D(乌梁素海湖中)的吸附量最低,其值为0.825 mg/g.结果表明,各采样点沉积物对磷的吸附量、吸附速率各不相同,受沉积物所在地理位置影响.2.4 沉积物对磷的吸附热力学拟合根据文献 [13-14]的研究结果可知,可以通过Langmuir和Friendlich等温吸附模型进行拟合处理,描述沉积物对磷的吸附行为.Langmuir等温吸附方程线性表达式[14]为由表3可知,各河段沉积物等温吸附方程线性相关系数(R2)的值均大于0.953,相关性较好,因此沉积物对磷的热力学吸附符合Langmuir等温吸附方程,属于单分子层吸附.拟合得出的Qmax值为0.156～0.518 mg/g,平均值为0.369 mg/g,最大值出现在A(老哈河),最小值出现在C(乌梁素海湖口).由此可知,A(老哈河)沉积物磷的吸附能力最弱,C(乌梁素海湖口)沉积物的磷吸附能力最强.Friendlich等温吸附模型的线性表达式[15]为由表4可知,各河段沉积物对磷的Friendlich等温吸附模型能表述磷的吸附行为,其相关系数R2的范围为0.883～0.999,相关性较好,常数1/n的值为0.620～0.708,表明吸附过程可以进行.相比较低而言,吸附性最好的是C(乌梁素海湖口),吸附性最差的是A(老哈河); k值得范围为1.157～2.503 mg/g,平均值为1.715 mg/g.综上可知,与Freundlich等温吸附方程的拟合优度R2相比,Langmuir等温吸附方程能更好地描述沉积物对磷的吸附特征,且吸附为单分子层吸附.表4 沉积物吸附磷的等温吸附回归方程及相关参数Tab.4 The isothermal regression equation and related parameters of phosphorus adsorption ofthe sediments采样点Langmuir等温吸附回归方程及相关参数Friendlich等温吸附回归方程及相关参数回归方程R2Qmax/mg·g-1b回归方程R21/nK/mg·g-1Ay=12.47x+1.9320.99710.51770.1549y=0.7080x+0.46200.91410.70801.58 72By=12.48x+23.540.98410.42481.8870y=0.6774x+0.47870.88570.67741.6 140Cy=12.62x+6.2510.95310.15600.5079y=0.6200x+0.14620.88270.62001. 1574Dy=12.60x+2.6430.99110.37830.2098y=0.6546x+0.27260.91740.6546 2.50282.5 沉积物磷赋存形态的分析各采样点沉积物中的总磷含量,以及各形态磷的含量和所占总磷百分含量见表5. 由表5可知,各采样点总磷含量范围为183.41～239.23 mg/kg.各形态磷含量可能有相互影响,所占总磷百分含量由小到大依次为Obs-P<OP<Al-P<Ex-P<Fe-P<Ca-P<De-P,同源性使各形态磷联系在一起.其中,Obs-P含量平均值为3.33 mg/kg,约占TP的1.59%.Ex-P、Fe-P、Al-P、OP含量最大值均出现在B(霍林河),De-P、Ca-P含量均为A(老哈河)最大.表5 内蒙古部分河段沉积物的总磷及其形态Tab.5 The content of total phosphorus and its forms of the sediments in some reaches in Inner Mongolia编号Ex-PAl-PFe-PObs-P含量/mg·kg-1百分比/%含量/mg·kg-1百分比/%含量/mg·kg-1百分比/%含量/mg·kg-1百分比/%A28.3211.8914.095.9132.1213.482.370.99B31.2513.2517.187.4935.6315.5 31.210.53C20.1117.2513.627.2526.8714.304.982.65D19.8910.8410.085.4924 .6213.424.752.59编号Ca-PDe-POPTP含量/mg·kg-1百分比/%含量/mg·kg-1百分比/%含量/mg·kg-1百分比/%含量/mg·kg-1A48.6220.41103.8743.608.843.71238.23B41.6818.1788.2738.4714.216.192 29.43C37.8220.1377.8441.436.673.55187.91D39.2321.3977.7342.387.113.88183.413 结论(1) 内蒙古部分河段各采样点沉积物对磷的吸附量在0.5～6.0 h,随吸附时间的延长呈快速增长阶段; 6～24 h吸附量随吸附时间呈慢增长趋势; 24 h后吸附量增长逐渐趋于稳定.故24h为沉积物对磷的吸附平衡时间.(2) 吸附动力学、热力学拟合结果显示:各河段沉积物对磷的吸附动力学符合Lagergren准二级吸附速率方程; Langmuir等温吸附方程能更好地拟合描述出沉积物对磷的静态吸附特征,为单分子层吸附,得出Qmax值在0.15～0.52 mg/g之间,平均值为0.37 mg/g,最大值出现在A(老哈河),但吸附能力和吸附强度最弱. (3) 通过本试验和拟合计算得出沉积物对磷的吸附特性:各采样点沉积物的磷含量均高于其相应上覆水的磷含量,说明沉积物对上覆水中磷的吸附量小于沉积物自身含有磷的含量.故沉积物表现为“源”,有向上覆水释放磷的可能.(4) 各采样点沉积物中TP含量在183～239 mg/kg,总磷中以无机态磷(IP)为主,OP 含量范围为7.1～14.2 mg/kg,占TP的4.39%.IP和OP的含量变化有相反的趋势,沉积物中总磷分布主要受无机磷的控制,而主要的赋存形态为原生碎屑磷.河流周围工厂,煤场等居多,输入的磷污染物可能主要来自工业生活废水,将是各种形态磷的主要来源.参考文献:【相关文献】[1] 刘晓刚,杨勇. 试论磷化工污染的危害及治理对策 [J]. 低碳世界,2017(4):10-11.[2] 王龙真. 磷对环境的危害与治理 [J]. 石油地质与工程,2006,20(6):94-95.[3] 史小丽,王凤平,蒋丽娟,等. 光照时间对外源性磷在模拟水生态系统中迁移的影响 [J]. 环境科学,2003(1):40-45.[4] Ni J Y,Lin P,Yao Z,et al. Distribution,source and chemical speciation of phosphorus in the surface sediments of the central pacific Ocean [J]. Deep See Research I,2015,105(6):74-82.[5] 郭晨辉,李和祥,方芳,等. 钼锑抗分光光度法对黄河表层沉积物中磷的形态分布及其吸附-解吸特征研 [J]. 光谱学与光谱分析,2018,38(1):218-222.[6] 王晓丽,包华影. 黄河上中游表层沉积物磷的赋存形态特征 [J]. 生态环境学报,2010,19(6):1358-1362.[7] 李北罡,高娜,马钦. 河上中游水体沉积物对磷酸盐的吸附/释放行为 [J]. 生态与农村环境学报,2010,26(4):360-365.[8] 王晓丽,包华影,郭博书. 黄河上中游沉积物理化特征及磷赋存形态研究 [J]. 环境科学,2009,30(3):720-725.[9] 诸葛祥真,毕春娟,陈振楼,等. 上海滴水湖周边土壤和沉积物对磷的吸附特征 [J]. 环境科学,2014,35(4):1531-1539.[10] 陈立鹏,王晓丽,其勒格尔. 黄河内蒙古段表层沉积物磷的吸附行为 [J]. 人民黄河,2017,39(3):70-74.[11] Ruban V. Selection and evaluation of sequential extraction procedure a for the determination of phosohqrus forms in lake sediments [J]. Journal of Environmental Montitoring,1999(1):51-56.[12] Surridge B W J,Heathwalte A L,Baird A J. The rlease of phosphorus to pure water and surface water from river riparian sediments [J]. Journal of EnvironmentalQuality,2007,36(5):1534-1544.[13] 罗玉红,聂小倩,胥焘,等. 香溪河库湾沉积物及库岸土壤对磷的吸附特征 [J]. 三峡大学学报,2017,39(6):98-103.[14] 程亮,徐丽,雒廷亮,等. 纳米腐殖酸对重金属铬的吸附热力学及动力学 [J]. 化工进展2015,36(6):1792 -1798.[15] 李红萍,刘利娥,韩秀丽,等. 改性松针对水体中Pb(Ⅱ)的吸附 [J]. 环境工程学报,2014,8(9):3755-3760.。

洱海表层沉积物吸附磷特征

Phosphate Adsorption Characteristics on the Surface Sediments of Erhai Lake 作者：何宗健[1];刘文斌[1,2];王圣瑞[2];焦立新[2];赵海超[2]
作者机构： [1]南昌大学环境与化学工程学院,江西南昌330031;[2]中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地,国家环境保护湖泊污染控制重点实验室,北京100012
出版物刊名：环境科学研究
页码： 1242-1248页
年卷期： 2011年第11期
主题词：洱海;沉积物;磷;吸附;吸附速率;吸附容量
摘要：试验研究了洱海表层沉积物吸附磷动力学与等温吸附过程,探讨了总有机质与总钙对沉积物吸附磷参数的影响.结果表明：①洱海表层沉积物对磷的吸附动力学过程均可分为2个阶段,即快速吸附阶段和慢速吸附阶段.快速吸附阶段主要发生在0～0.5 h内,而慢速吸附阶段主要发生在0.5～5 h,所有沉积物均在5 h内基本达到吸附平衡.②不同采样点沉积物对磷的Qmax（最大吸附容量,为904.60～1 420.34 mg kg）及MBC（最大缓冲容量,为477.33～2 300.95
L kg）均以西岸沉积物明显高于东岸,但其EPC0（吸附-解吸平衡浓度,为0.015～0.068
mg L）则相反.③沉积物总有机质和总钙含量与其Qmax和Vmax（最大吸附速率）呈显著正相关,但与EPC0呈显著负相关.④洱海表层沉积物吸附磷参数Vmax和Qmax明显高于长江中下游浅水湖泊沉积物,而参数EPC0较低.因此,洱海沉积物释放风险较大但现今释放量较小,与洱海沉积物总有机质和总钙含量较高有关.。

等温吸附时的物系特点

等温吸附时的物系特点等温吸附是指在恒定温度下，吸附物与被吸附物之间的吸附量达到平衡状态的过程。

在等温吸附过程中，物系（包括吸附剂和吸附物）具有以下特点：1.吸附速率与解吸速率相等：在等温吸附过程中，吸附剂和吸附物之间存在着吸附和解吸的反应。

当吸附速率和解吸速率相等时，物系达到吸附平衡。

吸附速率主要取决于吸附剂和吸附物之间的相互作用力强弱。

2.吸附量随吸附物浓度的增加而增加：在等温吸附过程中，随着吸附物浓度的增加，吸附剂上的吸附位点越来越多，吸附量也逐渐增加。

当吸附剂上的吸附位点全部被占满时，吸附量达到最大值，此时吸附平衡达到。

3.吸附剂上的活性位点：吸附剂具有一定数量的活性位点，吸附物分子通过与这些位点之间的相互作用力而被吸附。

这些活性位点的性质和分布直接影响吸附剂的吸附性能。

4.吸附物的孔隙结构和孔径分布：吸附物通常具有不同大小的孔隙结构，吸附物分子在吸附剂上通过这些孔隙进行扩散和吸附。

孔隙的结构和孔径分布对吸附过程有重要影响，孔径过小会限制吸附物的进入，孔隙结构复杂会影响扩散速率。

5.温度对吸附平衡的影响：温度是影响吸附平衡的重要因素。

一般情况下，随着温度的升高，吸附剂和吸附物之间的相互作用力减弱，吸附量减小。

但是也存在一些特殊情况，例如一些气体吸附在一些活性吸附剂上，在提高温度的条件下吸附量反而增加。

6.吸附剂的再生性：在吸附过程中，吸附物质会逐渐在吸附剂上积累，导致吸附剂的吸附容量降低。

为了提高吸附剂的再生性，可以通过更换新的吸附剂或者对已用吸附剂进行再生处理，恢复吸附能力。

7.可逆性：等温吸附是一个可逆过程，当吸附剂上的吸附位点充分饱和，吸附物质可以再次从吸附剂上脱附。

这种可逆性使得吸附过程可以重复进行，有利于吸附剂的再利用。

综上所述，等温吸附过程中物系具有吸附速率和解吸速率相等、吸附量随吸附物浓度增加而增加、存在吸附剂上的活性位点、吸附物的孔隙结构和孔径分布影响扩散速率等特点。

此外，温度对吸附平衡有影响，吸附剂具有再生性，吸附过程是可逆的。

等温吸附时的物系特点(一)

等温吸附时的物系特点(一)
等温吸附时的物系特点
吸附介质稳定性
•吸附介质在等温吸附过程中体积保持不变
•吸附介质的化学性质不发生明显的改变
吸附速率与平衡
•吸附速率与平衡时吸附量之间存在平衡关系
•在等温吸附过程中，吸附速率逐渐减慢，最终趋于平衡状态
吸附平衡
•吸附平衡受温度影响较大，吸附量随温度的升高而降低
•吸附平衡可以通过等温吸附等温线来表示
•等温线一般呈现S型曲线，在低压区域吸附速率较快，在高压区域吸附速率较慢
吸附热力学
•等温吸附符合吸附热力学规律
•吸附过程的热力学参数可以通过等温吸附实验来确定
吸附选择性
•吸附剂对不同物质有不同的选择性
•吸附剂的选择性可通过调节温度、压力等条件来实现
吸附剂再生
•等温吸附过程后，吸附剂可以通过适当的再生方法得以重复使用•吸附剂再生可以通过加热、减压、冷却等方式进行
吸附动力学
•等温吸附过程中存在吸附动力学效应
•吸附动力学参数可通过实验测定或模型拟合获得
吸附容量
•吸附剂的吸附容量是描述吸附剂吸附性能的重要指标
•吸附容量与温度、压力等条件有关
以上是等温吸附时的物系特点，这些特点有助于我们理解和研究吸附过程的规律和性质。

吸附等温线的介绍及应用

Ｃ型曲线所表示的体系主要有四种类型：
（１）非离子和单离子性芳香族溶质从惰性溶剂中向疏水性聚合体（醋纤、聚酯等）上的吸附。
（２）苯（由正庚烷）或水（由丁醇）向干燥羊毛上的吸附。
（３）氨基酸、缩胺酸等从水中向氧化铝粉末上的吸附。
（４）在水中苯酚向合成多肽上的吸附（在羊毛上为Ｓ型曲线），多半是由于合成多肽的结晶度高，水不易进入，所以就变成了Ｃ型。帮助分散染料向聚酯纤维内部的载体通常亦呈Ｃ型曲线。
５通常染色时的吸附等温线
以上吉里斯的讨论是在相当浓的范围内对吸
附等温线的分类。而在通常染色时，则是相当稀薄
的溶液进行吸附平衡实验的。在这种场合，纤维中
染料浓度以〔Ｄ〕Ｆ表示，染液中的染料浓度以〔Ｄ〕Ｓ表示，那么当呈式（１１）那样的关系（分配定律）时，亦
即吉里斯Ｃ型曲线：
〔Ｄ〕Ｆ＝Ｋ
吸附等温曲线是指在一定温度下溶质分子在两相界面上进行的吸附过程达到平衡时它们在两相中浓度之间的关系曲线。在一定温度下，分离物质在液相和固相中的浓度关系可用吸附方程式来表示〔１〕。作为吸附现象方面的特性有吸附量、吸附强度、吸附状态等，而宏观地总括这些特性的是吸附等温线〔２〕。
吸附等温曲线用途广泛，在许多行业都有应用。在地质科学方面，可以用于基于吸附等温线的表面分形研究及其地球科学应用〔３〕；在煤炭方面，煤对混合气体中ＣＨ４和ＣＯ２的吸附呈现出不同的吸附特点；煤对ＣＯ２优先吸附，并且随着压力的升高，煤对ＣＯ２选择性吸附能力增加。此研究结果对开展注烟道气提高煤层采收率和煤层埋藏ＣＯ２具有一定的指导作用〔４〕；在天然气工业，吸附天然气存储被认为是最有希望取代高压压缩天然气存储的低压存储技术，利用甲烷在活性炭上吸附等温线的测定及分析为大规模天然气吸附存储技术的开发奠定了基础〔５〕；在环境科学与安全方面，例如对黄河水中沉积物与铜和铅交换吸附等温线的研究，运用界面分级离子／配位子交换原理和方法研究了黄河水中Ｃｕ２＋、Ｐｂ２＋与沉积物相互作用的等温线，证明Ｃｕ２＋，Ｐｂ２＋在水中与沉积物的交换吸附是分二级进行的〔６〕，对水的净化处理有指导作用；在石油地质方面，对高温高压下多种气体在储层岩心中吸附等温线的测定可以得出多组分气体组分相对吸附量，