原位技术控制湖泊沉积物中磷释放的研究

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富营养水体底泥原位控磷技术研究进展

通信作者：张杭君（９０）男，１８一，山东荣成人，教授，士，要从事污染生态学研究． — ｉｈｎｈｎｊｎｇｉＣＮ副博主Ｅｍａｌａｇａｇｕ＠ｍａｌＯ：ｚ．
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杭州师范大学学报（自然科学版）
化，中部分在搬运、凝、淀等作用下逐渐以不同形态的磷蓄积于沉积物中＿；而在温度、Ｈ、化其絮沉５然ｐ氧还原条件、游生物以及扰动等环境因素的影响下，积物中的磷素又会重新参与到沉积物浮沉要取决于对沉积物磷的控制以及对上覆水磷的吸收【．６］对于内源性磷的控制，年来国内外出现了大量的研究报道，中原位控制技术广泛地应用于国内外近其各污染水体的修复．然水体富营养化问题仍是今后很长一段时间需要重点解决的问题，针对含磷沉积虽但
第１第１期Ｏ卷
２１０１年１月
杭州师范大学学报（然科学版）自
ＪｕｎｌｆＨａｇｈｕＮｏｍａｎｉｅｓｔＮｕａｉｃｄｉｏｏｒａｎｚｏｒｌｖｒｉｏＵｙ（ａｔｒｌｅｎｅＥｔｎ）Ｓｃｉ
并重点讨论了原位覆盖技术的研究，今后含磷沉积物的原位控制技术的研究发展提供参考．为
收稿日期：ＯＯ０Ｏ２１７１

湖泊水体溶解氧水平对内源磷释放的影响

湖泊水体溶解氧水平对内源磷释放的影响钱宝;刘凌;潘畅【摘要】以江苏省里下河地区的大纵湖为研究对象，通过室内原位培养法，在3种不同溶解氧水平下(自然状态、好氧状态和厌氧状态)对湖底底泥原位沉积柱进行了连续16 d的室内培养，研究浅水湖泊溶解氧水平对上覆水体可溶性磷酸盐( SRP)释放的影响。

结果发现：在不同溶解氧条件下，上覆水体SRP含量有显著差异，厌氧条件下上覆水体SRP平均含量比自然条件下高7倍左右，而好氧条件下上覆水体则比自然条件下低了近80%。

由此说明，与自然状态相比，厌氧条件能显著促进内源磷的释放，而好氧条件则会抑制这一过程，甚至出现磷吸附现象，好氧条件能降低上覆水中磷的含量，改善湖泊富营养化状况。

%Taking Dazong Lake in Lixiahe area of Jiangsu Province as the research object, the in-situ sediment columns of Dazong lake were cultured for 16 days under three different levels of dissolved oxygen ( natural state, aerobic and anaerobic state) , so as to study the influence of different dissolved oxygen levels on the soluble phosphate ( SRP) releasing in the overlying water. The research showed that under different dissolved oxygen concentrations, the content of SRP in the overlying water is strikingly different. Under the anaerobic conditions, the average SRP content in the overlying water is about 7 times higher than that under natural conditions, and under aerobic condition, the average SRP content reduces nearly 80% comparing with the nat-ural condition. Therefore, the anaerobic conditions can significantly promote the release of internal phosphorus compared with the nature state, while the aerobic conditions can inhibit this process, even the phosphorusadsorption phenomenon occurs, which shows that the aerobic condition can reduce the phosphorus content in the overlying water and mitigate the eutrophication of lakes.【期刊名称】《人民长江》【年(卷),期】2015(000)005【总页数】4页(P93-96)【关键词】溶解氧;浅水湖泊;内源磷释放规律;原位培养实验;大纵湖;江苏省【作者】钱宝;刘凌;潘畅【作者单位】长江水利委员会长江中游水文水资源勘测局，湖北武汉430012; 河海大学水文水资源与水利工程科学国家重点实验室，江苏南京210098;河海大学水文水资源与水利工程科学国家重点实验室，江苏南京210098;长江水利委员会长江中游水文水资源勘测局，湖北武汉430012【正文语种】中文【中图分类】X171在水环境中，氧气主要来源于水体与大气交换以及水体中浮游植物的光合作用，溶解氧进入表层水后，会很快混合到底层水中，以满足水生动物的呼吸需求，当供应到底层的溶解氧被截断或者消耗量超过补给量，溶解氧下降到超过维持大多数动物生命的值时，即为缺氧。

富营养化湖泊沉积物磷原位控制技术

富营养化湖泊沉积物磷原位控制技术1. 富营养化湖泊问题富营养化湖泊是指湖泊中富含大量营养物质，特别是磷和氮物质，这些物质会导致湖泊水体变得浑浊、富营养化程度加剧。

其中，磷是引起富营养化的主要因素之一。

富营养化湖泊水质的恶化会导致水体富营养化、蓝藻大量繁殖、水体缺氧等问题，对水生态环境产生严重影响。

2. 沉积物磷原位控制技术针对富营养化湖泊中的沉积物磷问题，科研人员提出了沉积物磷原位控制技术。

该技术主要通过改变湖泊中沉积物内磷素的形态和有效性，达到控制湖泊中磷素迁移和释放的目的。

这种技术在治理富营养化湖泊中的沉积物磷问题方面具有较好的应用前景。

3. 基本原理沉积物磷原位控制技术的基本原理是通过改变湖泊沉积物中磷的形态，将容易被水体吸收的无机磷转化为难以迁移的有机磷，或者将磷固定在沉积物中，减少其在水体中的释放。

这样可以有效控制湖泊中磷的循环和释放，从而改善湖泊的水质。

4. 技术手段在实际应用中，沉积物磷原位控制技术可以采用多种手段，例如生物修复技术、化学沉淀技术、微生物降解技术等。

这些手段可以有针对性地改变沉积物中磷的形态，达到控制磷释放的目的。

结合湖泊的实际情况，选择合适的技术手段进行应用，可以取得更好的效果。

5. 个人观点和理解就我个人而言，我认为沉积物磷原位控制技术是一种有效的手段，可以在一定程度上解决富营养化湖泊中的沉积物磷问题。

然而，该技术在实际应用中还存在一些挑战，例如技术成本高、操作复杂等问题，需要进一步研究和改进。

结合其他治理手段，如水体循环调控、生态修复等，可以更全面地解决富营养化湖泊问题。

总结回顾沉积物磷原位控制技术是一种针对富营养化湖泊中的沉积物磷问题提出的有效技术手段。

通过改变沉积物中磷的形态和有效性，可以有效控制湖泊中磷的释放，改善水质环境。

然而，该技术在实际应用中仍需进一步研究和改进，以解决存在的挑战。

结合其他治理手段，可以更全面地解决富营养化湖泊问题，达到水质保护和生态恢复的目标。

湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展

第30卷第1期2011年 1月环境化学E NV I RONMENTAL C H E M I STRY V o.l 30,N o .1Janua ry 20112010年6月30日收稿.*国家自然科学基金NSFC 云南联合基金(U0833603)资助.**通讯联系人,Te:l 0871 *******;E ma i :l xjpan @kmu st .edu .cn湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展*李辉1 潘学军1** 史丽琼1 米娟1 宋迪1赵磊2 刘晓海2 贺彬2(1.昆明理工大学环境科学与工程学院,昆明,650093; 2.云南省环境科学研究院,中国昆明高原湖泊研究中心,昆明,650034)摘要湖泊的内源氮磷污染已成为湖泊富营养化治理的一大难题.本文总结了沉积物中氮磷赋存形态、沉积物水界面氮磷迁移释放行为和沉积物中氮磷的生物有效性三方面的研究进展,提出了目前研究存在的问题,并对未来发展趋势和研究方向进行了展望,以期为湖泊内源氮磷污染机理分析和湖泊富营养化治理控制技术提供参考.关键词富营养化,内源氮磷,释放,生物有效性.大量湖泊的水体富营养化已经成为全球面临的一个重大环境问题.湖泊富营养化的特征性表现即藻类水华现象.藻类水华暴发会导致水体缺氧、鱼类死亡、产生异味及藻毒素释放等,给湖区人民的正常生产和生活产生严重影响[1].据调查显示,全球范围内有40%左右的湖泊和水库遭受不同程度的富营养化;而在我国,到20世纪90年代中后期,富营养化湖泊已占被调查湖泊数的77%[2].由此可见,我国已成为世界上湖泊富营养化范围及程度最严重、面临问题最严峻的国家之一.Va llne tyne 及Stumm 等的分析研究表明,氮和磷是限制水生植物生产量最主要的营养元素[3],因此,氮磷在湖泊中水体及沉积物中的赋存形态及其迁移释放行为,对湖泊富营养化起着决定性的作用;伴随着相关法律法规的出台及截污工程等措施的实施,外源性污染物已经相对有所控制[4];因此对内源氮磷污染的研究显得格外重要,尤其是对内源氮磷的赋存形态、迁移释放行为及其影响因素、生物有效性等内源氮磷污染机理方面的分析研究更是迫在眉睫.本文从氮磷赋存形态特征及其分布、沉积物水界面氮磷迁移释放、氮磷生物有效性等方面,总结国内外学者在内源氮磷污染方面的研究工作,为湖泊富营养化机理及其控制技术等方面的研究提供借鉴.1 沉积物中氮磷赋存形态氮磷在湖泊沉积物及水体中的形态分布,决定着沉积物是源还是汇.而水体中的氮磷形态分析相对简单,因此沉积物中的氮磷赋存形态分析尤为重要.1.1 沉积物中氮赋存形态湖泊沉积物中氮的赋存形态、含量及分布,一定程度上反映了水体和沉积环境的演变过程,是研究其环境行为的前提[5].综合国内外的研究,一般将沉积物中的氮形态分为有机态氮和无机态氮;且主要化学形态为有机态氮,可以占到70% 90%,主要以颗粒有机氮的形式进入沉积物中,无机氮所占比例相对较小[6].1.1.1 沉积物中的有机氮沉积物中有机氮主要是蛋白质、核酸、氨基酸和腐殖质四类,大部分是腐殖质[7].有机氮主要来源于浮游植物、细菌和高等植物.其化学形态主要分为NH 3 N 、氨基酸氮、己糖氮、酸解未知氮(HUN )和非酸解氮[6].研究表明,氨基酸氮是有机氮的主要化学形态,约占有机氮的30% 60%;从氨基酸的组合特征纪念专辑稿件来看,以甘氨酸、天门冬氨酸、谷氨酸、丙氨酸、丝氨酸、苏氨酸及赖氨酸为主,约占氨基酸总量的70%以上[8].尽管有机氮在氮的生物地球化学循环中并不活跃,但是由于有机氮的矿化作用,环境化学30卷282使得有机氮依然在氮的生物地球化学循环中扮演重要的角色,即沉积物中的有机态氮在微生物的作用下,经氨基化作用逐步分解为简单的有机态氨基化合物,氨化作用释出的氨大部分与有机或无机酸结合成铵盐,或被植物吸收,或在微生物作用下氧化成硝酸盐.1.1.2 沉积物中的无机氮沉积物中的无机氮可分为可交换态氮(E N)、固定态铵(F NH4)等.沉积物中的可交换态氮(Exchangeab le N itrogen,EN)是沉积物水界面发生氮的迁移释放最主要最活跃的氮形态,是参与氮的生物地球化学循环中的重要组分.可交换态氮主要包括硝态氮和铵态氮,即NO2 N、NO3 N以及NH+4 N;其中的铵盐被称为可交换态铵,沉积物中的可交换态铵是由于沉积物颗粒对水体中的NH+4进行可交换吸附,这类吸附是发生在颗粒物表面的离子交换反应.EN易于为藻类、水草等浮游植物这类初级生产者吸收,EN的减少会促进有机氮的矿化,从而提供湖泊再生产所需氮源[9].沉积物中的固定态铵则是指固定吸附于颗粒物质内部,进入晶格结构的NH+4 N,也称作非交换态铵.这是由于沉积物中的粘土矿物层中的硅氧层之间发生同晶替代,产生负电荷,为使电性中和,这些负电荷吸引吸附在颗粒物质晶格之外的阳离子;而吸附在沉积物上的NH+4脱去水化膜进入晶格之中,就被固定下来[10].同时晶层收缩,这样NH+4因此固定态铵一般情况下很难通过离子交换等方式释放到水体中来,大量研究表明,固定态铵在沉积物总氮中占有一定的比例,De Lange等[11]研究指出在海洋和某些湖泊沉积物中固定态铵可达到总氮含量的10% 96%.所以说,固定态铵是湖泊沉积物中氮的重要储存库.1.1.3 沉积物中氮的连续分级浸取研究及其应用在上述氮的分类中,并没有具体体现出各类形态氮与沉积物的物理化学结合能力,因此仅仅通过分析沉积物中总氮、无机氮和有机氮,并不能准确解释有关氮在沉积物水界面上发生的迁移释放行为.各形态氮与沉积物的结合能力强弱,对于评价各形态氮对沉积物水界面氮循环的贡献,具有重要意义.针对这一问题,不少学者[12 19]对大量海洋以及湖泊的沉积物中氮进行连续分级浸取,采用不同的浸取剂,来划分不同形态氮与沉积物结合能力大小,将沉积物中的氮分类为不同结合态,测得不同结合态氮的丰度,由此解释分析并推测沉积物水界面的氮循环过程.吴丰昌等[12]1996年对云贵高原4个湖泊(云南泸沽湖、洱海,贵州百花湖、阿哈湖)等湖泊沉积物进行研究,基于土壤学中的土壤理化分析将沉积物中氮形态进行简单的分级,是国内沉积物中氮连续分级浸取研究的开始.将沉积物氮的结合态分为可溶性NH+4 N,NO3 N、可交换态NH+4 N,NO3 N、有效态氮和残渣态氮,有效态氮指无机的矿物态氮和部分有机质中易分解的无机氮,残渣态氮主要是有机氮.这一方法开创了水体沉积物中氮分级浸取的先河,但是并没有具体的根据浸取剂得出各形态氮的化学结合能力.马红波[13]等2002年根据Ruttenberg[20]1992年提出的沉积物中磷的连续分级浸取方法,加以改进,将沉积物中氮分为可转化态氮和非转化态氮,可转化态氮根据浸取剂提取能力的强弱来决定浸取出来的氮与沉积物结合的牢固程度;依次分为离子交换态氮(I EF N)、碳酸盐结合态氮(CF N)、铁锰氧化态氮(I M OF N)、有机态和硫化物结合态氮(OSF N).非转化态氮通过总氮与可转化态氮差减得到.这一方法在进行下一步提取之前,用蒸馏水洗涤沉积物,一定程度上避免了上一级提取氮重吸附于沉积物,但是实验设计上并没有考虑各级提取剂的提取效率.马红波等打开了沉积物中氮连续分级提取研究的新领域,表征了各形态氮的相应化学结合能力.之后的研究者对沉积物中氮进行连续分级提取时,多数都是沿用这一方法,或进行一些小的改进.如吕晓霞等[14]对北黄海、戴纪翠等[15]对胶州湾、王圣瑞等[16]对五里湖等湖泊沉积物及海洋沉积物中氮的研究,均是直接使用其方法或者稍微加以改进.王圣瑞等[16]2007年对五里湖、月湖、东太湖、贡湖等不同程度富营养化湖泊沉积物中氮进行连续分级提取.其采用的方法与马红波等基本一致,但只研究了沉积物中的可转化态氮,并将其依次分为离子交换态氮(I E F N)、弱酸浸取态氮(WAEF N)、强碱浸取态氮(SAEF N)、强氧化剂浸取态氮(SOEF N).I EF N是4种可转化态氮形态中与沉积物结合能力最弱的赋存形态,因此也是参与沉积物水界面1期李辉等:湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展283氮迁移释放最活跃的形态;WAEF N与沉积物的结合能力略高,相当于碳酸盐的结合能力;SAEF N的结合能力相当于铁锰氧化物的结合能力,稍高于WAEF N;SOEF N主要是有机形态氮,也称可转化有机氮,是最难浸取的可转化形态[14 16].王圣瑞法[16]与马红波法[13]区别在于第一步提取,采用的是1m ol L-1KC l溶液,而马红波法中采用的是1m o l L-1M g C l2溶液进行浸取.由于沉积物吸附NH+4生成固定态铵所需静电力与K+进入沉积物粘土矿物层中的硅氧层晶格所需的静电力来源相同,因此KC l溶液可能会具有更好的提取效率.基于这一点,一些研究者认可了王圣瑞的方法,且KC l提取性质稳定,不含干扰测定的物质[21],后续对沉积物中氮进行连续分级提取时,多采用王圣瑞法.如何桐等[17]对大亚湾表层沉积物氮形态的研究、郑国侠等[18]对南海深海盆表层沉积物氮形态的研究等.钟立香等[19]2009年对吴丰昌法进行改进提出了新的连续分级浸取方法,该法的特点是并不着重于各形态氮与沉积物结合力强弱,而是依据对释放影响的程度依次分为游离态氮(FN)、可交换态氮(EN)、酸解态氮(HN)、残渣态氮(RN).该法中F N是将间隙水中的营养盐浓度(m g L-1)换算成为沉积物中的营养盐浓度(m g kg-1),这主要是基于沉积物水界面氮循环主要通过间隙水与上覆水中营养盐交换来实现这一点考虑;EN则主要是针对沉积物中有机质矿化生成的NH+4,NH+4在FN和E N之间不断根据外界环境条件分配,故EN是沉积物中较活跃的氮形态;酸解态氮可鉴别的有机化合物主要是氨基酸态氮(AAN)、氨基糖态氮(ASN)、氨态氮(AN)以及一些未鉴别的含氮化合物(UN);RN主要是有机环态.表1列出了沉积物中氮连续分级浸取方法的发展历程.表1 沉积物中氮的连续分级提取研究Table1 R esearch on t he nitrogen sequential frac ti on ex tracti on i n sedi m ents研究者浸取方法氮分级形态应用对象参考文献沉积物高速离心,0.4 m滤膜过滤可溶性氨氮、硝氮吴丰昌等(1996)40mL20%NaO H溶液,经0.45 m过滤,测滤液中可交换性氨氮、硝氮可交换性氨氮、硝氮云南泸沽湖、洱海;[12]上一步沉淀物使用碱解蒸馏法测定有效态氮有效态氮贵州百花湖、元素分析仪测定沉积物中总氮,并与上述三形态氮进行差减残渣态氮阿哈湖1m ol L-1M gC l2溶液离子交换态氮HAC N a AC(p H=5)溶液碳酸盐结合态氮马红波等(2003)0.1m ol L-1Na OH溶液铁锰氧化态氮渤海湾[13]K2S2O8(碱性)溶液(0.24mo l L-1N a OH, K2S2O820g L-1)有机态和硫化物结合态氮总氮与上述四种可转化态差减非转化态氮1m ol L-1KC l溶液离子交换态氮五里湖HAC N a AC(p H=5)溶液弱酸浸取态氮月湖王圣瑞等(2007)0.1m ol L-1Na OH溶液强碱浸取态氮东太湖[16] K2S2O8(碱性)溶液(0.24mo l L-1N a OH,K2S2O820g L-1)强氧化剂浸取态氮贡湖沉积物高速离心,过0.45 m滤膜游离态氮钟立香等(2009)2mo l L-1KC l溶液,振荡2h可交换态氮巢湖[19] 6mo l L-1HC l溶液,120 ,酸解24h酸解态氮浓硫酸,加速剂催化残渣态氮1.1.4 沉积物中氮形态分布特征沉积物中氮主要以有机态存在.Ke m p等[22]对Ontar i o湖表层沉积物中氮研究表明,有机氮含量约占总氮的92%,何桐等[17]对大亚湾表层沉积物中氮形态研究表明,有机氮约占沉积物中总氮的77 32%.沉积物中无机氮由可交换态氮和固定态铵构成,可交换态氮是湖泊初级生产力的直接氮源,固定态铵(F NH4)则是其潜在氮源[9].王圣瑞等[9]、王雨春等[5]研究表明,F NH4是无机氮中的主要形态,环境化学30卷284EN也占有一定的比例;E N中的主要形态是NH+4 N(74.61% 85.85%),这是因为沉积物水界面大量有机质的矿化分解;其次是NO3 N(13.93% 25.15%),NO2 N含量很低(0.17% 0.27%);而三者之间在不同环境和微生物作用下进行硝化反硝化作用实现相互转化,这主要与沉积物自身性质(例如含有机质的多少)、沉积物环境(氧化还原条件、微生物多少、温度等)有关[6].EN占沉积物中可转化态氮的比例大约在10% 40%[8,13,17],沉积物中可转化态氮的主要存在形态为SOEF N[13 14,17 18],这显然与沉积物中有机态氮占总氮比例有关.吕晓霞等[14]在北黄海的研究表明,SOEF N在沉积物垂直分布上,一般呈现出在表层0 3c m迅速降低的趋势;同样,I EF N在0 3c m 范围内自上而下逐渐降低,自次表层(0 6c m)以下,无明显变化,这是因为沉积物中有机质的矿化作用主要发生在表层含氧区.一般而言,SOEF N是沉积物中可转化态的绝对优势形态,I EF是可转化无机态氮的绝对优势形态[23].WAEF N、SAEF N占可转化态氮的比例极小[13],两者大小依据沉积物环境的改变而有所不同.沉积物氮形态分布与沉积物粒度有着非常重要的关系.吕晓霞等[8]对黄海沉积物氮粒度结构进行研究表明,不同形态氮在不同粒度沉积物中的分布规律相同,不同形态氮绝对含量随沉积物粒度的增大而减小,这可能是因为粗粒度沉积物中有机氮的分解速率常数比细粒度沉积物中的高一个数量级,是中粒度沉积物中的2倍;这也是SOEF N的含量随粒度大小变化最为明显的原因,因为SOEF N的主要形态是有机氮.尽管三种可转化无机氮的绝对含量随着沉积物粒度减小而增大,但是由于SOEF N的增幅太大,这三种可转化态无机氮的相对含量都有所降低.吕晓霞等[23]指出,细粒级沉积物对氮循环的贡献可能最大.而这一点与王圣瑞等[16]对云贵高原四湖泊研究结果一致.1.2 沉积物中磷赋存形态一般而言,沉积物中的磷可分为有机磷和无机磷,无机磷又分为可溶性无机磷和难溶性无机磷.可溶性无机磷包括钙结合态磷(Ca P)、铁结合态磷(Fe P)、铝结合态磷(A l P)等,难溶性磷主要是闭蓄态磷酸盐,这部分磷被包裹在铁铝氧化物膜内.1.2.1 沉积物中磷的分级浸取研究与沉积物中氮不同,由于湖泊富营养化一般是磷控制,所以湖泊沉积物中磷的分级提取研究较多[20,24 29].1957年,Chang和Jackson[24]根据土壤学中相应的化学方法,将土壤中磷分为不稳性磷(Labile P, LP)、Fe P、Ca P、可还原水溶性磷(RSP)、惰性磷(Refractory P).这一方法主要关注于沉积物中的无机态磷,对沉积物中磷化合物的化学形态进行分类,从而便于研究沉积物水界面磷的迁移释放机制,也有助于解释环境因素(例如钙铝铁、DO、p H、Eh等)对沉积物水界面磷迁移释放的影响.后续许多研究者只是针对C J法存在的缺陷进行改进,而在磷形态分级的思想上与C J法一致.例如H ie ltjes等[26]将沉积物中磷分为LP、Fe/A l P、Ca P;Psenner[27]将沉积物中磷分为水溶性磷(H2O P)、可还原水溶性磷(RSP)、Fe/A l P、Ca P和惰性P;Go lter m an等[30]将沉积物中磷分为Fe P、Ca P、酸可溶性有机磷(ASOP)、残余有机磷(ROP).国内金相灿等[7]的方法与C J法一脉相承,欧盟推荐发展方法(S MT法)[29]在选取浸取剂时的思路也与C J法一致.这两类方法是目前国内外应用较多的方法[31 36].金相灿法是对C J法中连续提取法的改进,将磷的形态分为LP、A l P、Fe P、C a P、OP和Org P等6种形态.NH4C l提取LP,中性NH4F提取铝结合态磷,N a OH提取铁结合态磷,稀硫酸提取钙结合态磷,还原络合提取闭蓄磷.该法每级磷形态的释放活性有明显不同,LP很容易释放;铝结合态磷和铁结合磷在氧化还原环境改变的条件下可以转化成可溶解性磷,进入上覆水体,具有很强的释放活性,也称为活性磷,它们是内源负荷的重要来源;钙结合态磷和闭蓄态磷则很难被分解参与短时相的磷循环.因为各级释放活性的差异,使用该法可以得到湖泊沉积物中可释放磷的丰度,以便进行沉积物水界面的释放模型的建立,预测湖泊富营养化状况.SMT法[29]是由欧盟推荐发展的方法,该方法将磷形态划分为总磷(TP)、无机磷(I P)、有机磷(OP)、非磷灰岩磷(N on apatite I norgan ic Phosphorus,NA I P)及磷灰岩磷(Apatite Phosphor us,AP).该法分为三步:(1)将冷干沉积物450 煅烧3h,残渣用3.5m ol L-1HC l浸取,测其SRP(溶解态活性磷),得到TP;(2)将冷干沉积物用1m ol L-1HC l浸取测其SRP,得到I P,其残渣煅烧后用1m o l L-1H C l浸取1期李辉等:湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展285测其SRP,得到OP;(3)将冷干沉积物用1m ol L-1Na OH浸取测其SRP,取其残渣加入1m ol L-1H C l测其SRP,得到AP,再取其上清液加入3.5m ol L-1HC l测其SRP,得到NA I P.其中每一步的冷干沉积物样品质量均为0.2g.SMT法提取的步骤并非连续的,因此该法可同时进行各个形态的测定,能大量节省时间;其次,该方法在提取各形态磷时具有统一性,都是通过HC l来提取上清液中的SRP,各测定结果之间具有可对比性;此方法实验所需的试剂均为常用试剂,提高了方法的适用性及普遍性.W illia m s等[25]提出的方法并没有遵循C J法分级思路,该法更多的是从沉积物中磷的矿物形态上来来进行区分,将沉积物磷分为磷灰岩磷(AP),非磷灰岩磷(NAP)以及有机磷.这样的分级方法更为简单,着重点在于磷的矿物性和来源.部分学者也沿用了这一思想,例如Ruttenber g[20]提出的SEDEX提取法,将沉积物分为可交换性磷、碳酸氟磷灰岩盐(CF AP)、氟磷灰岩磷(FAP)、有机磷等,这两种方法现多用于海洋和河口沉积物中磷的分级研究.Ruttenber g法[20]考虑到了每一级提取的磷可能重吸附于残余沉积物,因此,在每级提取之前都用M gC l2溶液和H2O分别洗涤沉积物;但是该方法提取剂效率不高[37].实际上,S MT[29]法尽管在选用提取剂时思路与C J法相同,但分类也是来源于W illia m s等[25]的方法.表2列出了几种重要的磷分级提取方法.表2 几种重要的沉积物中磷分级提取方法Tab l e2 I m portant m ethods o f phospho rus frac ti on ex tracti on i n sedi m ents研究者提取剂分级形态参考文献1m ol L-1NH4C l不稳性磷0.5m ol L-1NH4F,pH=8.2铝结合态磷Chang&J ackson(1957)0.1m ol L-1N a OH铁结合态磷[24]0.5m ol L-1HC l钙结合态磷CBD可还原性水溶性磷Na OH惰性磷CBD非磷灰岩磷W illia m s等(1976)0.1m ol L-1N a OH[25]0.5m ol L-1HC l磷灰岩磷1m ol L-1N H4C l水溶性磷0.5m ol L-1NH4F,中性铝结合态磷金相灿等(1990)0.1m ol L-1N a OH铁结合态磷[7]0.5m ol L-1H2SO4钙结合态磷CBD闭蓄态铁/铝磷1m ol L-1M g C l2,p H=8可交换性磷CBD碳酸氟磷灰岩Ru ttenberg(1992)Na AC/N a H CO3,p H=4氟磷灰岩,钙磷[20]1m ol L-1HC l氟磷灰岩磷550 灰化,1m ol L-1HC l有机磷1m ol L-1H C l C a P1m ol L-1Na OH Fe/A l PPardo等(2004) 3.5m ol L-1HC l有机磷[29]无机磷1.2.2 沉积物中磷分级浸取应用以及分布特征研究金相灿等[38 39]采用SMT法对长江中下游7个浅水湖泊、太湖东北部沉积物中磷的赋存形态的研究、M o turi等[40]采用Ruttenber g的SEDEX法对印度德里工业区的排水沟渠中的沉积物磷的研究、章婷曦等[41]采用S MT法对太湖不同营养水平湖区沉积物中磷的研究都表明,沉积物中的磷主要形态是无机磷,而污染沉积物中的Fe/A l P明显升高,相对清洁沉积物中的Fe/A l P含量则相对较低,这说明沉286环境化学30卷积物污染主要使Fe/A l P的含量增加,而Ca P或A cet P含量则变化不大,这可能是因为C a P是本地自生,与人类活动关系不大,而Fe/A l P含量则与人类活动有较强相关性.这说明不同污染程度的湖泊沉积物中磷的分布特征会有较大区别,而Ka iserli等[42]采用轻微修改的Psenner[27]的分级方法,在北希腊两个不同富营养化程度湖泊(Lakes Vo l v i&K or onia)中的研究结果印证了这一点.磷在沉积物垂向上分布规律较为复杂[33,41],这主要与湖泊生态条件、污染物排放程度以及沉积条件有关.Ruttenberg[20]研究结果表明,各形态磷在沉积物柱状上的分布呈现沉降降解堆积三阶段特征,这反映了早期成岩作用的结果.可交换性磷(Ex P)的垂直变化特征较为明显,随深度增加Ex P含量降低,Fe P在次表层以上(表层至10 15c m深)的垂直变化,主要是沉积物中氧化还原电位随深度加深而降低,导致Fe P释放的缘故;在次表层以下的深层由于有机磷的释放,会导致Fe P含量上升.Cho i 等[43]的研究结果也证明了这一点.沉积物粒度是影响不同形态磷分布的重要因素,这是因为不同沉积物粒度具有不同的比表面积以及有机质等,因此对沉积物吸附和释放磷酸盐的能力有着重要影响[44].梁海清等[44]研究表明,沉积物中的有机磷主要以中等活性有机磷存在,有机磷的分布与沉积物粒度密切相关,而有机磷主要分布在细粒度沉积物中.1.2.3 沉积物中磷分级浸取存在的问题以及发展趋势尽管对于沉积物中磷分级浸取研究众多,但是由于沉积物中磷形态的易变性和复杂性,迄今为止,仍然没有一套通用的沉积物磷分级分离的方法;对于研究者而言,为保证数据的准确性,不得不采取两种或两种以上的方法进行分级浸取,工作量非常繁重.因此十分有必要在今后的研究工作中,寻找更有效的、选择性专一的浸取剂,同时对方法的研究不仅仅考虑化学形态上的分类准确度,还应兼顾操作上的便利程度以及分级形态之间的可比性2 沉积物水界面氮磷迁移释放研究各种来源的营养盐进入湖泊,经过一系列物理、化学及生物化学作用,其中一部分或大部分逐渐沉积到湖底,当湖泊外部环境条件发生变化,沉积物中的营养盐又释放出来进入水中,并延续湖泊的富营养化[7].沉积物水界面的氮磷迁移扩散不仅受沉积物对营养盐的吸附解吸的影响,还与各种理化参数有关.因此研究沉积物水界面的氮磷迁移释放行为,对湖泊富营养化预测以及治理都有着重要意义.2.1 沉积物水界面氮释放行为及其影响因素沉积物水界面的氮释放行为研究多集中在对NH+4 N、NO3 N、NO2 N等形态氮的扩散转移通量的研究[12,45 47],氮扩散通量即是指氮的(自湖水)输入通量与输出(至湖水)通量之间的差值.计算沉积物水界面的氮扩散通量,需要研究其主要界面扩散过程.宋金明等[45]指出,水沉积物界面上存在固体颗粒的沉积和水相间颗粒孔隙的侵入,这一平流过程与界面上下浓度梯度引起的扩散转移过程,是化学物质通过沉积物水界面质量转移的两个主要过程.而这与B l a ckburn等认为水体中氮含量的急剧增加是由间隙水与上覆水之间的交换引起的这一结果相似[48].硝化和反硝化作用是沉积物水界面氮迁移释放的主要机制.沉积物中的有机氮矿化生成NO-3、NH+4等无机态氮扩散进入上覆水体,增加水体中氮含量;同时,上覆水体中的NO-3也可扩散至沉积物厌氧层,在反硝化细菌作用下,被还原为N2和N2O等气体形态,并逸散至大气层中,降低水体中的氮含量[49].因此,目前的有些研究针对沉积物水界面的反硝化速率进行[49 50].Con ley等[51]对波罗的海F i n land湾沉积物水界面的NO-3、NO-2、NH+4三种形态氮的扩散通量进行了研究,结果表明NH+4、NO-3为氮界面交换的主要组分,且NH+4变化范围最大,而NO-2扩散通量很小,仅为0.1 2.45 m o l N m-2 h-1;这与Bola lek等[52]利用F ick s第一定律计算的Puck湾沉积物水界面氨氮扩散通量规律一致,后者的研究计算结果表明,氨氮总是由沉积物向上覆水体释放,且具有较大的空间差异性;刘素美等[53]对渤海莱州湾的模拟实验也表明NH+4主要由沉积物向水体净扩散且变化范围较大.Nedw ell等[54]和Tri m m er等[55]利用培养箱对英国Great Ouse河口沉积物水界面的NO-3、NO-2、NH+4的扩散通量逐月测定,结果表明沉积物是NO-3的汇、是NH+4的源,而NO-2扩散通量极小.综述可知,沉积物水界面氮的主要扩散组分是NH+4、NO-3,而NO-2扩散量很小;NH+4变化范围较大,且沉积物。

长寿湖中磷形态的季节变化和沉积物磷释放的模拟研究的开题报告

长寿湖中磷形态的季节变化和沉积物磷释放的模拟研究的开题报告1.研究背景磷是生物体内的重要成分之一，同时也是水体中的重要营养盐。

长寿湖位于中国江西省宜春市，是一个重要的淡水湖泊，也是该地区的主要水源之一。

然而，长期排放污染物和过量施肥等因素影响下，湖泊水体磷污染日益严重，对湖泊生态环境造成了极大的威胁。

因此，探究长寿湖中磷形态的季节变化和沉积物磷释放规律，对于湖泊环境保护具有重要意义。

2.研究内容本研究将从以下两个方面入手：（1）长寿湖中磷形态的季节变化。

通过对长寿湖中不同部位水样和沉积物进行取样分析，测定不同季节内总磷、无机磷和有机磷的含量，探究长寿湖中磷形态在不同季节的变化规律。

（2）沉积物磷释放的模拟研究。

通过长寿湖沉积物的采集和实验室模拟，研究沉积物磷释放的规律及其对湖泊水体中磷污染的影响。

同时，结合实际调查数据对模拟结果进行验证。

3.研究意义本研究将有助于深入了解长寿湖中磷污染的现状和趋势，为长寿湖生态环境保护提供科学依据和参考。

通过模拟研究，可以探究长寿湖沉积物磷释放的影响因素和模拟方法，为湖泊管理和修复提供重要的科学依据。

4.研究方法本研究将采用现场调查、实验室分析和模拟计算相结合的方法。

具体操作包括：（1）现场采集长寿湖不同部位的水样和沉积物样品；（2）实验室测定样品中总磷、无机磷和有机磷的含量；（3）使用模型对长寿湖沉积物磷释放进行模拟研究；（4）结合实际调查数据对模拟结果进行验证和修正。

5.研究预期结果本研究预计能够深入了解长寿湖中磷污染的现状和趋势，揭示长寿湖中磷形态的季节变化规律和沉积物磷释放的规律。

同时，能够结合实际调查数据，对模拟结果进行验证和修正，提高模拟结果的可信度。

预计研究结果能够为长寿湖生态环境保护提供重要科学依据和管理建议。

湖泊总磷浓度变化规律及治理技术

湖泊总磷浓度变化规律及治理技术一、湖泊总磷浓度变化规律湖泊总磷浓度是指湖泊水中总磷的含量，它对湖泊水质的影响非常重要。

总磷是一种重要的营养盐，是植物生长和湖泊富营养化的重要指标之一。

湖泊总磷浓度的变化受到多种因素的影响，包括自然因素和人为因素。

了解湖泊总磷浓度的变化规律对于湖泊治理和保护具有重要意义。

1. 自然因素对湖泊总磷浓度的影响自然因素是指自然界中存在的各种因素，如气候、地质、水体流向等。

这些因素会影响湖泊水体中总磷的生成和迁移过程。

气候变化会影响湖泊水温和水下生物的生长，进而影响湖泊总磷浓度的变化。

地质条件也会影响湖泊周围土壤中总磷的含量，从而影响湖泊水体中总磷的浓度变化。

2. 人为因素对湖泊总磷浓度的影响人为因素是指人类活动对湖泊水体中总磷浓度的影响。

工业废水、农业面源污染、城市生活污水等都会导致湖泊水体中总磷浓度的增加。

流域内的土地利用和规划、人类活动的集中度等也会对湖泊总磷浓度产生影响。

人类活动对湖泊水体中总磷浓度的影响不可忽视。

3. 湖泊总磷浓度变化规律通过对湖泊总磷浓度的变化规律进行研究可以发现，湖泊总磷浓度受到季节变化的影响较大。

一般来说，春夏季节湖泊总磷浓度较高，而秋冬季节总磷浓度较低。

这与气温、生物活动、水体混合等因素密切相关。

湖泊总磷浓度还受到湖泊自身水动力、沉积作用的影响。

湖泊总磷浓度的变化规律是一个复杂的系统工程，需要多方位的研究和分析。

二、湖泊总磷浓度治理技术由于湖泊总磷浓度的增加会导致湖泊富营养化，进而影响水质，因此湖泊总磷浓度的治理技术成为研究的热点之一。

目前，针对湖泊总磷浓度治理的技术主要包括以下几个方面：1. 湖泊水质改善项目湖泊水质改善项目是通过控制入湖总磷的输入途径，减少外源性污染物的输入，从而降低湖泊总磷浓度。

这种技术在一定程度上能够改善湖泊水质，但需要持续不断的管理和维护。

2. 内源性富营养化治理内源性富营养化治理是通过改变湖泊内部环境，减少湖底沉积物中总磷的释放和再循环，从而达到降低湖泊总磷浓度的目的。

湖泊沉积物中磷释放的研究进展

土壤 (Soils), 2004, 36 (1): 12~15湖泊沉积物中磷释放的研究进展　高丽杨　浩周健民（土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所) 南京 210008）摘要沉积物是湖泊营养物质的重要蓄积库，也是湖泊内源性P的主要来源。

沉积物中部分固定的P 可通过分解或溶解作用而释放磷酸盐到沉积物间隙水中，然后通过扩散作用或表层沉积物的再悬浮作用而释放到上覆水体中。

本文就目前对沉积物P释放的影响因素及释放机制的研究进展作一简要概述。

关键词湖泊沉积物；释放；间隙水扩散；释放机制中图分类号 X524沉积物是湖泊营养物质的重要蓄积库，也是湖泊内源性P的主要来源。

不少湖泊调查资料表明，当入湖营养盐减少或完全截污后，沉积物营养盐的释放作用仍会使水质继续处于富营养化状态，甚至出现“水华”[1、2]。

P是造成湖泊水质富营养化的关键性的限制性因素之一[3]，沉积物中营养盐的释放对水体的营养水平有着不可忽视的影响，研究富营养化湖泊沉积物P的释放行为对于湖泊水质的治理和预测具有非常重要的指导意义。

湖泊沉积物-水界面是水体和沉积物之间物质交换和输送的重要途径，对于浅水湖泊而言，来自各种途径的营养物，经过一系列物理、化学及生物释放作用，其中一部分沉积于湖泊底部，成为湖体营养物的内负荷。

在一定条件下，由于风力和湖流引起湖泊底部沉积物的扰动使沉积物处于再悬浮状态，这种再悬浮状态会强烈的影响P在沉积物-水界面间的再分配，部分营养元素可从沉积物中向上层水体释放，使水体营养负荷增加[4]。

P在沉积物-水界面循环受溶解释放以及间隙水扩散两个过程的控制。

１Ｐ的释放　沉积物P的释放涉及到的过程有解吸附、分解、配位体交换以及酶水解作用。

当沉积物中P以可溶无机P形式存在时，可通过扩散、风引起的沉积物再悬浮、生物扰动以及平流（如气体沸腾）等方式进入上覆水体[5]。

影响沉积物P释放的因子很多，现概括如下：１．１沉积物中Ｐ含量和形态沉积物中P的结合态及形态之间的相互转化是控制沉积物P迁移和释放的一个主要因子，这也是目前国内外研究P释放的一个热点。

沉积物磷形态及影响因素研究进展

沉积物磷形态及影响因素研究进展作者：张奇来源：《绿色科技》2017年第10期摘要：指出了磷是多数淡水湖泊的营养控制性因子，沉积物中的磷向上覆水体释放会对水体中磷含量产生重要影响。

不同形态的磷有着不同的释放强度，而且影响因素也有所不同。

对沉积物磷形态及其影响因素的相关研究进行了总结，分析了其中存在的一些问题，并对以后的发展提出了展望。

关键词：沉积物；磷形态；影响因素中图分类号：P512.2文献标识码：A 文章编号：16749944（2017）100135041 引言沉积物是湖泊生态系统三大环境要素之一，通常是勃土、泥沙、有机质及各种矿物的混合物，经过长时间物理、化学和生物等作用及水体传输而沉积于水体底部所形成[1]。

人类活动产生的污染物随地表径流、降水等进入湖泊，经过一段时期积累，逐步埋藏形成沉积物[2]，因此沉积物营养物质的含量和分布特征，是了解和研究区域营养物质沉积历史和环境变迁的一种重要依据[3]。

沉积物是水体中营养物质的“汇”和“源”[4]，当外源营养物质不断注入湖泊，营养盐在湖泊沉积物中逐步积累，使沉积物成为了上覆水体中营养物质的“汇”[5]。

但是当外部环境发生变化时，被沉积物吸附的营养物质能通过解析、溶解等作用返回上覆水体，会对湖泊水质恶化产生重要的影响，此时沉积物便成为上覆水体营养物质的“源”[6]。

磷是绝大多数淡水湖泊的营养控制性因子[7]，沉积物中的磷，特别是“活性”的含磷组分的再生活化，可能导致沉积物向水体的磷释放，形成湖泊系统磷负荷的重要内源[8]，因此湖泊沉积物中磷形态分析研究有助于认识沉积物-水界面之间磷的交换机制和沉积物内源磷负荷机制[9]，也是了解水体沉积物磷地球化学循环的重要途径[10]。

因此笔者总结了沉积物磷形态及其影响因素的研究进展，以期找到现存的一些不足之处，并为沉积物磷形态的相关研究提出些许展望。

2 沉积物磷形态提取方法沉积物中磷以无机磷（IP）及有机磷（OP）两大类形式存在，其中无机磷的存在形式还可以进一步分为易交换态或弱吸附态磷、铝结合磷、铁结合磷、钙结合磷[11]；OP由于分离和鉴定困难，许多学者将有机磷看作一个形态[12]，实际上有机磷又可以分为糖类磷酸盐、核苷酸、腐殖质和富里酸部分、磷酸酯、膦酸盐[13]，不同形态IP 和OP的释放机制，稳定性及生物有效性差异甚远[14]。

湖泊富营养化与氮磷循环的相关性研究

湖泊富营养化与氮磷循环的相关性研究湖泊富营养化是指湖泊中营养物质过剩的现象，特别是氮磷元素。

这一现象会导致水体中生物生长的过度，进而破坏湖泊生物多样性和水生态系统的平衡。

为了深入了解湖泊富营养化的原因以及氮磷元素在其循环中的作用，科学家们进行了一系列研究。

湖泊富营养化主要是由人类活动引起的，如农业、工业和城市污水排放。

氮磷元素是植物和微生物生长所需的基本元素，它们在肥料和污水中含量较高。

当这些污染物进入湖泊时，它们会加速湖泊中藻类和植物的生长，形成藻华。

藻华会消耗水体中的氧气，导致水中生物无法存活，最终引发湖泊富营养化。

氮磷循环是湖泊富营养化中一个重要的过程。

氮循环包括氮化、硝化和脱氮过程。

氮化指的是将氨氮转化为氨基酸，而硝化则是将氨氮转化为硝酸盐。

这两个过程可以提供藻类和植物所需的氮源。

然而，氮化和硝化过程也会产生过量的氮，进而造成水体中氮的积累。

脱氮过程则是将水体中的氮还原为气体形式，从而减少氮的含量。

与氮循环不同，磷循环主要涉及到磷的吸附和释放过程。

磷是湖泊中限制生物生长的关键营养物质之一。

它主要通过沉积物进入湖泊，并与悬浮颗粒结合形成不溶性的磷酸盐。

然而，湖泊底部的缺氧环境能够导致这些不溶性磷酸盐释放，进而使水体中的磷含量增加。

此外，沉水植物和藻类的落叶也会导致磷释放，从而加剧湖泊富营养化。

在湖泊富营养化研究中，科学家们发现了一些控制因子，可以在一定程度上预测湖泊富营养化的发展趋势。

其中一个重要的控制因子是氮磷比。

研究表明，当水体中的氮磷比小于16∶1时，湖泊更容易出现富营养化现象。

这是因为氮磷比低于这个阈值时，氮成为限制生物生长的营养物质，从而刺激过度的藻类生长。

此外，湖泊富营养化还会对水质产生一系列影响。

高浓度的藻类和悬浮颗粒会降低水质的透明度，影响浮游植物和浮游动物的生存。

湖泊水体中的富营养化还会导致水生生物的死亡，进而干扰水生态系统的平衡。

因此，控制湖泊富营养化对恢复湖泊生态系统至关重要。

湖泊总磷超标的原因及对策_概述说明以及解释

湖泊总磷超标的原因及对策概述说明以及解释1. 引言1.1 概述本文旨在探讨湖泊总磷超标的原因及对策，并提供解决该问题的有效方法。

近年来，湖泊总磷超标现象日益严重，给自然生态环境和人类生活带来了巨大影响。

因此，深入分析超标原因，并提出科学可行的对策显得尤为重要。

1.2 文章结构本文主要分为四个部分：引言、湖泊总磷超标原因、湖泊总磷超标对策以及结论。

在引言部分，将简要介绍文章的目的和结构安排，旨在为读者提供整体框架和背景信息。

1.3 目的本文主要目的有两个方面：首先是从多角度深入探究湖泊总磷超标的原因，包括自然因素、人为因素以及其他可能影响因素；其次是提供一系列有效的对策来应对湖泊总磷超标问题。

通过合理利用水体管理、农田管理和蓝藻治理等措施，我们希望能够减少湖泊总磷浓度并改善湖泊生态环境。

最后，通过总结文章的主要观点和建议，旨在为未来湖泊水质管理研究提供参考。

以上是本文“1. 引言”部分的内容，在此部分中，我们已经概述了文章的目的、结构以及整体框架，并强调了探讨湖泊总磷超标原因和对策的重要性。

2. 湖泊总磷超标原因：湖泊总磷超标是指湖泊水体中总磷浓度高于环境质量标准或正常水域平衡范围的情况。

总磷是湖泊中一种重要的营养盐，但过高的总磷浓度会导致水体富营养化，引发蓝藻水华等问题。

湖泊总磷超标的原因可以分为自然因素、人为因素和其他可能影响因素。

2.1 自然因素：自然因素对湖泊总磷超标有一定影响，如岩层含有高浓度的磷元素，在风化侵蚀过程中会释放出来，进入湖泊水体。

同时，内源性再循环过程也是一种自然原因。

湖泊底部沉积物中富含有机物和肥料残留物，部分富含磷的底泥被氧化后重新溶解至水体中。

2.2 人为因素：人为活动是导致湖泊总磷超标的主要原因之一。

农业排放是最主要的来源之一，化肥、农药使用和养殖业废弃物都会导致水体中磷的浓度升高。

此外，城市排污和工业废水排放也是重要的人为原因。

这些废水中含有大量可能污染湖泊的磷源。

湖泊沉积物中磷化氢的释放过程及其产生机制研究的开题报告

湖泊沉积物中磷化氢的释放过程及其产生机制研究的开题报告一、选题背景磷是生物体生长发育和代谢所必需的元素之一，但是磷的过量输入和堆积在水体中会引起水体富营养化等环境问题。

此外，磷还会通过沉积物中的磷酸盐与沉积物中的有机质相互作用形成磷/Si复合物，难以被水体生物直接利用。

然而湖泊沉积物中磷的循环和释放机制迄今仍未完全清楚。

在湖泊沉积物中，研究表明存在磷化氢，这种有毒气体的释放会对水体生态环境造成威胁。

因此，对湖泊沉积物中磷化氢的释放过程及其产生机制进行研究，有助于加深我们对湖泊生态环境的认识，提供科学依据和技术支持，为湖泊环保工作提供理论基础和指导方针。

二、研究内容本文重点研究以下内容：1. 湖泊沉积物中磷化氢的释放规律：通过野外实验，建立湖泊沉积物中磷化氢的释放规律模型，探究磷化氢的释放量与因素之间的关系。

2. 磷化氢的生成机制：分析湖泊沉积物中磷化氢的生成机制，探究影响磷化氢生成的关键因素，如有机物的种类、沉积物的氧化还原状况等。

3. 磷化氢的控制技术：根据研究结果，提出湖泊沉积物中磷化氢的控制技术和策略，为湖泊环保工作提供理论基础和技术支持。

三、研究方法1. 野外实验：在不同湖泊沉积物中设置磷化氢释放采样装置，采集磷化氢的释放数据，建立释放规律模型。

2. 室内实验：利用湖泊沉积物，通过不同物理、化学因素的变化，或通过添加不同化合物来模拟湖泊中不同的氧化还原环境，探究磷化氢的生成机制。

3. 数据处理：采用适当的统计分析方法处理实验数据，如主成分分析、多元线性回归等。

四、预期成果1. 湖泊沉积物中磷化氢的释放规律和释放量的预测模型。

2. 湖泊沉积物中磷化氢生成机制的探究，为湖泊环境保护提供理论依据。

3. 基于研究成果，提出湖泊沉积物中磷化氢的控制策略和技术，为湖泊环保工作提供技术支持。

五、可行性分析本研究所探讨的内容在学术上具有重要的实践意义和理论价值，同时研究方法也具备一定的可行性。

本研究将采用不同湖泊沉积物与室内实验相结合的方法，通过不同的实验设计和引入适当的数据分析方法，来实现研究目标的达成。

湖泊沉积物内源磷分布及其相关性研究

（．ａｅｅａｏａｒｏｏｕｉｏｔｌｎｅｏｒｅｅｓ，ａｊｇＵｉｅｉ，ａｊｇ２０９，ｈｎ；２Ｓｈｏｏｎｉｎｅｔ１ｔｙＬｂｒｔｙｆｌｔｎＣｎｒｄＲｓｕｃｕｅＮｎｉｎｖｒｔＮｎｉ１０３Ｃｉａ．ｏｌｆｖｒｍｎａＳｔＫｏＰｌｏｏａＲｎｓｙｎｃＥｏｌ
ｔｄｍｎｓｓｅａｄｔａｍｎｍｂｕｄｄｐｏｐｏｓ）ｓｌｂｅｈｓｈｒｓｔｔｈｓｈｒｓｉｎｐｏｐｏｓｎａｉｍｐｏｐｏｓｈｓｉｅｔｉｒｔｌｉｕｏｎｅｈｓｈｒ（，ｏｌｐｏｐｏ，ｏｌｏｐｏｕ，ｈｓｈｒｄｃｌｕｈｓｈｒｅｅｌｅｏｕｕｘｕｕａｐｏｒｕａ了湖泊内源磷以磷化氢形态的释放问题。结果表明，湖泊沉积物中的磷主要以铁磷和钙磷形态存
在。湖泊沉积物中磷化氢含量与总磷、溶解态磷、铁磷、钙磷、铝磷呈显著相关，与有机磷、闭蓄态磷、交换态磷相关性不显著，明在表
沉积物各种形态磷转化为磷化氢的机制中，无机磷最有可能为磷化氢形成的前体物，磷化氢可能作为富营养化湖泊中磷的生物地球化学循环的一部分，参与沉积物磷的释放过程。
ＳｉｎｅａｄＥｇｎｅｎ，ｏｔｈｎｉｅｉｆｅｈｏｏｙＧａｇｈｕ５０４，ｉａ３ＴｅＡｒｈｔｃｕａＤｓｇｎｓａｃｎｔｃｅｃｎｎｉｅｒｇＳｕｈＣｉａＵｎｖｒｔｏｃｎｌｇ，ｕｎｚｏ１６０Ｃｈｎ；．ｈｃｉｔｒｌｅｉｎａｄＲｅｅｒｈＩｓｉｉｓｙＴｅ－

富营养化湖泊沉积物磷原位控制技术

生物方法对沉积物进行处理，减少沉积物中污染物含量或降低污染物的溶解度、毒性或迁移性，并通过一系列方
法阻止污染物向上覆水释放【６】。目前，原位控制技术已在
地表径流及水生生物残骸等多种途径输入至湖泊，在温
用于实际工程的前景进行了展望，以期为我国富营养化湖泊内源磷负荷的有效控制提供技术参考。
吸附、化学絮凝、共沉淀等作用下蓄存于湖泊沉积物中，
使沉积物中各形态的磷逐步富集成为富营养化湖泊的内源负荷［１ ’ 。当温度、上覆水ｐＨ、溶解氧、氧化还原电位
即消失［。
１沉积物磷原位控制技术特点
湖泊沉积物磷原位控制技术，是指在原位对沉积物
磷进行处理和控制的技术。目前，对于沉积物磷的原位控制技术，国内外研究学者已做了颇多研究，研发了多种可用于原位去除或控制湖泊沉积物磷的方法。沉积物磷原
度、上覆水ｐＨ、溶解氧及氧化还原电位等环境因素的影响下，经过一系列变化，其中水体中的部分磷在沉积物
国内外各污染湖泊水体得到了较广泛的应用，应用较多的原位处理技术主要有曝气、物理化学覆盖、水利冲刷、生物生态修复等【。本文阐述了国内外富营养化湖泊沉积物磷原位控制技术的研究成果和应用概况，对该技术应

华阳河湖群沉积物内源磷释放风险及控制策略

境、ｐＨ、温度以及铁、锰含量等影响 [２] ꎻ动态释放指受
动力扰动时在沉积物￣水界面切应力作用下发生的沉
积物再悬浮及营养盐释放ꎬ释放规模会受到风浪强
度、水深、底质特性影响. 研究表明ꎬ太湖沉积物内源
磷动态释放量达２ × １０４ｔ∕ａꎬ远高于外源输入和静态释
放量 [１] ꎻ沉积物再悬浮及营养盐释放显著影响了太
现象. 因此ꎬ研究这些浅水湖泊的内源磷释放规律、
规模和影响具有十分重要的意义. 华阳河湖群是长
江蓄滞洪区之一ꎬ季节性水位波动大ꎬ湖泊总磷本底
含量高 [９] . 近年来ꎬ华阳河湖群富营养呈增长趋势ꎬ
供决策依据.
１１流域概况
华阳河湖群流域面积为５５１１４ｋｍ２ ꎬ属于北亚
热带湿润气候ꎬ 年均温度为１６６ ℃ ꎬ 年降水量为
ａｂｏｕｔ１１２９×１０４￣１６８４×１０４ｔ. (３) Ｔｈｅｓｔａｔｉｃｒｅｌｅａｓｅｗａｓａｂｏｕｔ１２９２ｔ∕ａꎬ ａｃｃｏｕｎｔｉｎｇｆｏｒｏｎｌｙ０１％ｏｆｔｈｅｄｙｎａｍｉｃｉｎｔｅｒｎａｌｒｅｌｅａｓｅ.
ＴｈｉｓｓｔｕｄｙｒｅｖｅａｌｅｄｔｈａｔｔｈｅｓｐａｔｉａｌｔｅｍｐｏｒａｌｔｏｔａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｉｎＨｕａｙａｎｇＬａｋｅｓｃｈａｎｇｅｄｒｅｍａｒｋａｂｌｙꎬ ｉｎｔｅｒｎａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ
ｔａｋｅｓＨｕａｙａｎｇＬａｋｅｓａｓｔｈｅｒｅｓｅａｒｃｈｏｂｊｅｃｔꎬ ｔｈｅｓｐａｔｉａｌａｎｄｓｅａｓｏｎａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｔｏｔａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｗｅｒｅａｎａｌｙｚｅｄ

化学药剂处理湖泊沉积物磷污染的实验研究

（．ｃｏｌｆＣｅｃｌｎｎｉｎｎａｇｎｅｉｇ，ｉｎｈｎＵｉｅｓｙ，ｈｎ４０５，ｈｎ；１ＳｈｏｈｍｉａｄＥｖｒｍｅｔｌｏａｏＥｎｉｅｒｎＪａｇａｎｖｒｉＷｕａ３０６Ｃｉａｔ
２００６
化学药剂处理湖泊沉积物磷污染的实验研究
陈王焰。万昆春华，新，
（．汉大学化学与环境工程学院。汉４０５；．国地质大学环境学院，汉４０７）１江武３０６２中武３０４
摘要：试验了氢氧化钙、硫酸铝、硝酸钙、硫酸亚铁对抑制湖泊沉积物向水体释放磷的有效性．剂投加量分别药
ｔｅｔｎｓｅｔｒｏｈｓｈｒｓｆｒ２ａｓｉｎｅｆ１：１１：２ａｄｅｃｓｉｅＴｈｅｕｔｈｗｒａｉｇｗａｔｗａｅｆｐｏｐｏｕｏ４ｄｙｎｍａｎｒｏ，ｎｘｅｓｖ．ｅｒｓｌｓｓｏｔａｘｒｄｃｉｎｒｔｏｆｐｏｐｏｕｒ６２，１７，Ｏ３ａｄ９．，ｅｐｃｉｅｙｂｔｔｅｅｆｃｈｔｍａｅｕｔｏａｉｓｏｈｓｈｒｓａｅ８．９．９．ｎ３１ｒｓｅｔｌ，ｕｈｆｅｔｖ
更加突出，内源污染可能成为主要的污染源。
４［。５幻
磷通常是湖泊富营养化的限制性营养盐，研本
究以武汉东湖沉积物为对象，验在施加化学药剂试

富营养水体沉积物磷素释放机理及控制技术研究进展

为湖泊水体中内源磷的重要来源，对水体的营养水平有着不可忽视的影响．因此，研究控制磷素释放的
技ห้องสมุดไป่ตู้ 具有重要意义．
２富营养水体沉积物磷素释放机理
２．１沉积物中磷的循环机理磷属于沉积型循环物质，主要通过岩石风化和沉积物的分解转变为可利用的营养物质］，导致水体富营养化的关键为沉积物中的磷素释放至上覆水中，因此本文主要阐述沉积物中磷的循环机理．磷在水一沉积物之间存在着交换作用，其循环存在于岩石、沉积物和水中．沉积物和水之间存在着一种吸收和释放的
上湖泊的富营养化受磷素控制，只有１０是受氮素控制的］．水体中磷的来源可分为外源磷和内源磷．目前发现除了来自于化肥的使用、农田灌溉、工业废水及生活污水排放的外源磷外，沉积物中磷素的释放成
１概述
目前，世界上淡水湖泊蓝藻水华发生的频率与严重程度都呈现迅猛的增长趋势，发生的地点遍布全球各地ｌ】ｊ．最近的调查表明，亚太地区５４的湖泊富营养化，欧洲、非洲、北美洲和南美洲的比例分别是５３、２８、４８和４１，我国则是６０］，其中杭州西湖和京杭大运河均属典型富营养化水体．国际上公认的发生富营养化磷的预警质量浓度为０．０２ｍｇ／Ｉ．对藻类生长来讲，ｐ（ＴＮ）（总氮）：ｐ（ＴＰ）（总磷）＞２Ｏ：１时，表现为磷不足；＜１３：１时，表现为氮不足．据经济合作与发展组织（ＯＥＣＤ）调查，世界上８０以

微臭氧曝气复合无机盐抑制西湖底泥释磷的效果及机理研究

第４期
王
佳，等：微臭氧曝气复合无机盐抑制西湖底泥释磷的机污染物发生电子转移，实现污染物的分离或无害化．李大鹏等Ｅ发现，在对底泥进行曝气的过程中，底泥对磷的累计吸附量和吸附速率均显著高于未经曝气预处理的底泥，与此同时，上覆水中的磷含量保持在较低水平（０．Ｏ１７ｍｇ／Ｌ）．包先明等口向湖水投加不同浓度的生石灰后检测发现：总磷的去除率随着生石灰浓度的增大而增加，有明显的剂量效应；并且，随着投入铁盐量的增加，上覆水中总磷去除率增加．而朱红口研究发现，投加铁盐一般要和沉积物氧化（如曝气）等配合使用，因为铁盐与磷酸根的反应还受氧化还原电位的影响，在还原条件如厌氧、缺氧时，Ｅｈ较低，Ｆｅ向Ｆｅ转化，使铁以及被吸附的磷酸盐转变成溶解态而析出，且不溶的氢氧化铁转化成可溶的氢氧化亚铁，磷释放出来．目前的处理方法仍需改进，研究物理联合原位化学修复技术控制沉积物磷有望成为今后解决湖泊底泥污染的一个
中图分类号：Ｘ５２文献标志码：Ａ
文章编号：１６７４ — ２３２Ｘ｛２０１３）０４ — ０３１２－０７
０引言
磷是水体内浮游藻类生长的重要营养元素，被公认为水体富营养化的重要限制因子，其在水体内的含量与湖泊的营养程度密切相关［１］．一般认为，水体内的氮含量大于０．２ｍｇ／Ｌ，磷含量大于０．０２ｍｇ／Ｌ时即属于水体富营养化］．张志兵等调查发现，杭州西湖和京杭大运河均属典型富营养化水体口］．根据水体中磷来源的不同，可分为内源性与外源性两种，外源性磷可通过控制消减，当外源性磷负荷量减少后，底泥中的内源磷还会继续逐步释放，引起水体富营养化＿４］．因此，研究控制内源磷素释放的技术具有重要意义．目前，内源磷释放的控制方法可分为异位修复和原位修复．异位修复主要是指疏浚技术，通过水力或机械方法挖除湖泊表层的污染底泥，清除污染水体的内源磷，减少底泥磷的释放．目前我国的滇池草海、安徽巢湖、杭州西湖以及瑞典的Ｔｒｕｍｍｅｎ湖等均采用了该技术］．而原位修复技术是指不把污染沉积物移出水体，在原位治理污染物的技术，可分为化学处理、生物处理和稳定化处理．相比较而言，异位修复的可

湖泊内源性氮磷释放

湖泊内源氮磷迁移释放姓名（XXXX单位，籍贯邮编）摘要湖泊的内源氮磷污染已成为湖泊富营养化治理的一大难题。

本文总结了沉积物—水界面氮磷迁移释放行为，提出了目前研究存在的问题，并对未来发展趋势和研究方向进行了展望，以期为湖泊内源氮磷污染机理分析和湖泊富营养化治理控制技术提供参考。

关键词富营养化内源氮磷迁移释放前言大量湖泊的水体富营养化已经成为全世界面临的一个重大环境问题。

富营养化一词原用于描述植物营养物浓度增加对水生态系统的生物学效应，但富营养化很难严格定义，因为任何一个水体的营养性质描述常常是相对于以前的情况，而且每个水体对营养盐相应存在差异。

湖泊富营养化的特征性表现即藻类水华现象。

藻类水华暴发会导致水体缺氧、鱼类死亡、产生异味及藻毒素释放等，给湖区人民的正常生产和生活产生严重影响[1]。

据调查显示，全球范围内有40%左右的湖泊和水库遭受不同程度的富营养化；而我国，到20世纪90年代中后期，富营养化湖泊已占被调查湖泊的77%[2]。

由此可见，我国已成为世界上湖泊富营养化范围及程度最严重、面临问题最严峻的国家之一。

有关分析研究表明，氮和磷是限制水生植物生产量最主要的营养元素。

水体中氮磷浓度过高，导致湖泊由大型水生植物为主的清洁型—草型稳态退化为浮游植物为主的浑浊型—藻类稳态，使得藻类水华频发[3]。

因此，氮磷在湖泊中水体及沉积物中迁移释放行为，对湖泊富营养化起着决定性的作用。

伴随着相关法律法规的出台及截污工程等措施的实施，外源性污染物已经相对有所控制[4]，因此对内源氮磷迁移释放行为及其影响因素的分析研究显得格外重要。

水体中氮磷含量的测定，是了解湖泊水质情况的基本方法，故也有了许多对测定方法的研究。

本文总结国内外学者在内源氮磷迁移释放行为和测定方法的研究，以期为湖泊富营养化机理及其控制技术等方面的研究提供借鉴。

1 沉积物—水界面氮磷迁移释放研究各种来源的营养盐进入湖泊，经过一系列物理、化学及生物化学作用，其中一部分或大部分逐渐沉积湖底，当湖泊外部环境条件发生变化，沉积物中的营养盐又释放出来进入水体中，并延续湖泊的富营养化[5]。

磷的研究

摘要：磷是水体浮游藻类生长和造成湖泊水体富营养化的重要控制因子之一，磷在表层沉积物中的赋存形态及其释放特性对于湖泊富营养化具有重要的影响。

本研究以水体表层沉积物为研究对象，研究表层沉积物的理化特征和磷的形态赋存特征，以及pH、扰动等环境条件对表层沉积物中磷释放的影响，以此探究了表层沉积物中磷的潜在释放对水体富营养化的影响。

在磷营养限制性湖泊，表层沉积物中的磷主要以无机磷的形式存在，各形态无机磷包括Cl-P，生物可利用磷在沉积物中的含量较高。

pH对内源P释Ca-P、Res-P、Al-P+Fe-P、NH4放的影响实验发现沉积物磷释放量整体表现出：碱性条件>酸性条件>中性条件。

在中性条件下，沉积物中的磷相对比较稳定，不易释放到水体中。

与中性条件相比，在酸性条件下，沉积物中磷的释放量因钙磷溶解有所增加；而在碱性条件下，因铁磷交换作用，沉积物中的磷向水体释放量较大。

扰动对沉积物中的TP的释放具有较大的影响，TP的释放量和释放速率均存在随着扰动强度的增大而呈显著增加的趋势。

扰动导致的沉积物的再悬浮并不会明显改变上覆水的酸碱环境，但是会促进易溶性阳离子的释放。

关键词：水体；表层沉积物；磷释放风险；富营养化1、问题的提出及研究意义水体富营养化是由于湖泊接纳过量的氮、磷等营养物质，使藻类等水生生物异常繁殖，水体透明度和溶解氧量降低，加速水体老化，使水体的生态系统和生态功能受到阻碍、破坏。

有关水体富营养化现象和水华爆发机制的研究在很大程度上依赖于对湖泊上覆水–沉积物界面营养盐，特别是营养限制因子——磷和氮的生物地球化学过程特点的理解和认识。

从外部输入湖泊中的磷以可溶性和不溶性的混合物进入水体，被动植物吸收利用或通过吸附、沉积作用转移到沉积物中，沉积物成为湖泊中重要的磷蓄积库，进入沉积物的磷不只是简单堆积，当温度、溶解氧、风浪扰动和光照等环境条件适宜时，沉积物中的磷进入沉积物间隙水中，进而通过扩散作用到上覆水体重新参加循环，因此，磷成为水体浮游藻类生长和造成湖泊水体富营养化的最重要控制因子之一，在富营养化的过程中起着十分重要的作用。

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筛(筛孔尺寸 0.150mm),用于分析.底泥的 TP、容首次运行时通入 99%氮气 2h.之后,每次取样和
重、含水率和 pH 值的均值分别为 1237.06mg/kg、补充试验用水时,通入 99%氮气 1h.
1.27t/m3、58.39%和 7.65.
试验研究温度变化范围为 13~19℃;自然复
东洞庭湖流域内大量天然或人工合成有机
物、重金属、氮和磷等污染物和营养物汇入湖区, 并不断沉积聚集在湖底沉积物中,在条件充分时, 将向水体释放[1-5].大量的底泥污染及控制研究, 尤其是对磷的研究工作,开展已久[6-9].但主要控制技术分为两大类:底泥污染易位控制技术和底泥污染原位控制技术[10].易位控制技术主要包括底泥疏竣及疏竣底泥的处理处置.湖泊疏浚的研究多是针对疏浚对生态系统、底栖生物及水体水
进水口
搅拌桨
废气排放稀硫酸
技术效果及对水体水质变化和对底泥磷形态变
化,观察原位控制技术的综合性能.
1 材料与方法
氧气氮气
取样口
1.1 材料
底泥
底泥利用自制“抓斗式”沉积物取样器,于
2009 年 5 月,在东洞庭湖区藕池河东支入湖口的舵杆洲附近(112°49′57″E、29°28′36″N)采集,主要为湖底沉积物表层 2.0cm 的泥样,除去植物和砾
并使底泥表面上部形成覆盖层,阻止底泥向水体释置的底泥表面均匀平铺一层沸石,厚度为 10mm,
放营养盐.底泥原位处理技术指的是原地利用物理再以虹吸方式注入所需水量的试验用水,并标记
化学或生物方法减少受污染底泥的容积,减少污染刻度;3#装置硝酸钙固体均匀平铺在底泥表面,投
物量或降低污染物的溶解度、毒性或迁移性,并减加量为泥样重的 5%[21],然后虹吸方式注入所需
TP 采用碱性过硫酸钾微波消解-钼锑抗分
300mm).将处置后的底泥样品均匀平铺放入底光光度法, DR5000 型紫外可见分光光度(HACH);
部,厚度为 50mm.1#装置为模拟自然复氧状态研 DO 测定采用 HQ-30d 型便携式溶解氧测定仪
5期
孙士权等：原位技术控制湖泊沉积物中磷释放的研究
理都增大了水体耗氧量,其中以硝酸钙处理最为显著,可使水体复氧功能减弱.
关键词：东洞庭湖；沉积物；原位控制；释磷
中图分类号：X703
文献标识码：A
文章编号：1000-6923(2011)05-0845-07
Effect of in-situ control techology of phosphorus release in lake sediments by laboratory simulation. SUN Shi-Quan*, QIU Yuan, JIANG Chang-bo, YANG Jing, NIE Xiao-bao, TAN Wan-chun, WU Fang-tong (Key Laboratory of Hunan Province of The Water Wand Science and the Water Disaster Prevent and Control, Changsha University of Science and Technology, Changsha 410114, China). China Environmental Science, 2011,31(5)：845~851 Abstract：Taking Dong Dongting Lake sediments as the research object. The effects of phophorus concentration and water quality of overlying water under in-situ control techology, including zeolite capping, calcium nitrate in-situ treatment and aeration, were analyzed, by laboratory simulation. The effects of the control of phosphorus concentration in overlying water in aerobic environment was very badly, when the dissolved oxygen saturation more than 20%, the concentration of phosphorus did not be changed in water, and the effects of control was followed by calcium nitrate in-situ treatment>zeolite capping>aeration≥untreated. When under anaerobic condition, the effects of contral was followed by calcium nitrate in-situ treatment > aeration>zeolite capping > untreated. Under the hydrodynamic condition, the effects of control was followed by calcium nitrate in-situ treatment>zeolite capping>aeration>untreated, however, under different of hydrodynamic condition, the stability of phosphorus concentration to maintain in overlying water under zeolite capping was better than calcium nitrate in-situ treatment; Zeolite capping and calcium nitrate in-situ treatment were increased the oxygen consumption in water, and calcium nitrate in-situ treatment was the most significantly, and it was made the water lose reoxygenation function. Key words：Dong Dongting Lake；sediment；in-situ control；phosphorus release
1.46%、0.08%、1.67%、3%、0.86%和 16.09%. 究沉积物磷的赋存形态,此法将内源磷分为:铁
1.2 装置和流程
磷、钙磷、有机磷、残渣磷.而弱吸附性磷和铝
试验研究在 4 个图 1 所示装置内进行,装置磷采用 GSD-12 法提取[24].G 法见图 3[16].
均采用有机玻璃柱状容器 (D×H=200mm×
50%硫酸; pH=1; 2h
消解残渣磷ຫໍສະໝຸດ 活性磷胡敏酸-P 富里酸-P
图 3 曝气供氧条件下上覆水磷浓度变化规律 Fig.3 The law of phosphorus concentration of overlying
初始阶段,表层底泥溶解氧小,消耗溶解氧较快, 以对照组最为显著,但溶解氧都维持在 21%(好氧) 以上.4d 后,各环境下水体中溶解氧含量分别为对照组 62.9%、沸石覆盖组 64.3%、硝酸钙组 66.1%. 随后 , 对照组水中溶解氧缓慢上升 , 到第 10d 上覆水中溶解氧上升了 15.6%,达到 78.5%; 而沸石覆盖 4d 后水体溶解氧变化不大,维持在 64.3%~67.6%之间;硝酸钙原位处理使水体溶解氧降低,第 10d 上覆水溶解氧下降了 20.3%,为 45.8%,可能是由于 NO3-的引入,增加了水体中营养元素,加快了微生物繁殖速度,从而影响了水中溶解氧含量.
氧对上覆水磷浓度的控制效果较差,当溶解氧≥20%,水中磷浓度不随溶解氧含量的增加而增加,控制效果依次为:硝酸钙原位处理>沸石覆
盖>曝气≥未处理;厌氧时,控制效果依次为:硝酸钙原位处理>曝气>沸石覆盖>未处理;扰动条件下,控制水体中磷浓度效果依次为:投加硝酸
钙原位处理>沸石覆盖>曝气>未处理,但硝酸钙处理在不同水力作用下保持上覆水磷浓度稳定性不如沸石覆盖;沸石覆盖和硝酸钙原位处
以上覆水中 TP 浓度变化来反应沉积物 TP 释
珠岩有限公司,粒径 1~3cm.其化学成分主要有放水平,由 TP 释放水平表征原位控制技术效果.
SiO2、Al2O3、Fe2O3、TiO2、CaO、K2O、MgO 1.3 分析方法
和杂质等,各成分的含量分别为 64%、12.84%、
采用 EDTA“连续的化学提取”G[22-23]法研
质等的影响,但疏浚对改善水质消除水体富营养化尚存争议[11-13].底泥污染原位控制技术主要包括底泥覆盖、底泥原位处理、化学钝化以及人工曝气等[13-15].底泥覆盖是于污染底泥上部覆盖一层或多层覆盖层使底泥与上覆水隔开和阻止底
收稿日期：2010-09-15 基金项目：湖南省科技厅科技计划资助项目(2010SK3024);水沙科学与水灾害防治湖南省重点实验室开放课题(2008SS05) * 责任作者, 讲师, sunsprite8010@
底泥 0.5g 离心 35mL Ca-EDTA; pH=7~8; 2h
1%连二亚硫酸钠残渣
离心 35mL Na2-EDTA;pH=4.5; 17h
铁磷钙磷
残渣
离心 10mL 0.25mol/L 硫酸; 酸可提取有机磷