湖泊水体去磷机制研究
人工湿地磷的去除机理
人工湿地磷的去除机理引言人类生产和生活所产生的磷负荷导致了全中国范围湖泊的富营养化，控制此磷负荷的廉价而有效的具有非常广阔的应用前景技术是人工湿地技术。
人工湿地中的磷的存在形态主要有有机磷（生物态和非生物态的）、磷酸、可溶性磷酸盐和不溶性磷酸盐。
文章总结了人工湿地中的磷去除机理，在防渗人工湿地系统中，主要的磷去除机理包括化学作用（如沉淀作用和吸附作用）；生物作用（如植物吸收作用和微生物吸收与积累作用）和物理作用（如沉积作用）。
在未防渗的人工湿地系统中，湿地系统和周围水体（如地下水）的交换量对湿地的磷去除有重要的影响。
通常情况下，物理作用和化学作用是人工湿地中最主要的磷去除途径。
人工湿地中微生物对磷的去除作用的大小和其所处环境中的氧状态密切相关，植物吸收对磷的去除作用的大小和收割频率与时期、进水负荷、植物物种和气候条件等有关。
1人工湿地的磷去除机理湿地系统去除来水中磷的机理主要为物理、化学和生物作用，详见表1表1湿地中的债去除机理Table 1 Phosphonis removal niechamsnis in werlanci机理备注物理沉积固体重力沉淀化学沉淀个溶物的形成或共沉淀吸附吸附tr基质或植物襄面牛物植物吸收适宜条件下植物摄取■较显著微比物吸收与积累微生物吸收昌墩决于其生长所需.积累量和环境中的氧状态肓关磷在污水中常以磷酸盐（PO43-、HPO43-、H2PO4-）、聚磷酸盐和有机磷存在。
磷是植物生长所必需的元素，污水中的无机磷被植物的吸收和同化而合成ATP 等，通过收割而被带出系统。
生物氧化将绝大多数磷转化为磷酸盐。
生物同化无机磷或微生物分解有机磷时，磷的价态不变。
低氧化态磷热力学不稳定（即使在高还原性的湿地土壤中也易被氧化为PO43-），土壤磷以+5价（氧化态）为主。
土壤中膦化氢（气态磷）极少。
湿地土柱（soil column）中的磷几乎都是结合态磷（bound P）、无机磷和有机磷。
河流湖泊治理中吸收磷的方法
河流湖泊治理中吸收磷的方法一、河流湖泊中磷的危害1. 磷就像一个小恶魔，在河流湖泊里兴风作浪。
过多的磷会让水体富营养化呢，这就好比是给水体喂了太多的“营养品”，让那些藻类植物疯狂生长。
2. 这些藻类大量繁殖后，会把水面都盖住，就像给湖泊盖了一层厚厚的绿被子。
这样一来，阳光就很难照到水体深处，水下的植物就没法好好进行光合作用了。
3. 而且藻类死亡后会腐烂分解，这个过程会消耗水中大量的氧气。
水里的鱼儿呀、虾儿呀，就会因为缺氧而变得病恹恹的，严重的时候甚至会死亡。
二、物理方法吸收磷1. 沉淀法是个很有趣的办法。
就像我们把沙子和水混合后，沙子会慢慢沉到水底一样。
我们可以往河流湖泊里添加一些化学物质，让磷和它们结合，然后沉淀到水底。
不过这个方法要小心使用，不能加太多化学物质，不然又会引起新的污染。
2. 过滤法也很实用。
想象一下，我们用一个超级大的滤网，把含有磷的水过滤一遍。
这个滤网可以是由特殊材料制成的，能够把磷吸附在上面，就像小虫子被蜘蛛网粘住一样。
三、化学方法吸收磷1. 化学沉淀可是个“技术活”。
我们可以往水里加入一些钙盐，钙和磷就会像两个小伙伴一样，紧紧抱在一起，然后形成沉淀。
但是呢，不同的钙盐效果可能不一样，我们得根据实际情况来选择。
2. 还有氧化还原反应这个神奇的手段。
通过改变磷的化学价态，让它变成一种更容易被处理的形式。
这就好比是把一个调皮捣蛋的孩子变成一个听话的孩子，方便我们对它进行管理。
四、生物方法吸收磷1. 水生植物可是吸收磷的小能手。
像芦苇呀，它们的根系就像小吸管一样，把水里的磷吸到自己的身体里。
而且芦苇长得高高的，还能美化环境，一举两得。
2. 微生物也不甘示弱。
一些特殊的细菌可以把磷吸收到自己的体内，然后通过新陈代谢把磷转化成其他物质。
这些微生物就像小小的加工厂，默默地为净化水体做贡献。
五、综合方法的应用1. 在实际的河流湖泊治理中，往往不能只靠一种方法。
就像做一道菜，需要多种调料搭配才好吃。
水生植物对氮磷的去除
水生植物对氮磷的去除湖泊富营养化已成为一个世界性的环境问题。
利用水生大型植物富集氮磷是治理、调节和抑制湖泊富营养化的有效途径之一。
湖泊水环境包括水体和底质两部分，水体中的氮磷可由生物残体沉降、底泥吸附、沉积等迁移到底质中。
对过去的营养状况的追踪说明，水生植物可调节温度适中的浅水湖中水体的营养浓度［2］。
而大型沉水植物则通过根部吸收底质中的氮磷，从而具有比浮水植物更强的富集氮磷的能力。
沉水植物有着巨大的生物量，与环境开展着大量的物质和能量的交换，形成了十分庞大的环境容量和强有力的自净能力。
在沉水植物分布区内，COD、BOD,总磷、铁氮的含量都普遍远低于其外无沉水植物的分布区［3］。
而漂浮植物的致密生长使湖水复氧受阻，水中溶解氧大大降低，水体的自净能力并未提高，且造成二次污染，影响航运。
挺水植物则必须在湿地、浅滩，湖岸等处生长，即合适深度的繁衍场所，具有很大的局限性。
不同的沉水植物对水体中的总氮总磷均有显著的去除作用。
在关于常见沉水植物对滇池草海水体(含底泥)总氮去除速率的研究中发现：物种去除能力的大小顺序依次为伊乐藻＞苦草＞狐尾藻＞篦齿眼子菜＞金鱼藻＞范草＞轮藻。
随着时间的延长，水体中总氮浓度呈负指数形式衰退，且在实验的总氮浓度范围内(2.628~16.667mg∕L)每种沉水植物的去除速率随总氮浓度的增加而增加［4］。
此外，黑藻(Hydrillaverticillata(L.f.)Royle)对磷的需求较低，并可利用重碳酸盐作为光用的碳源。
磷吸收是主动过程［6］。
在亚热带湿地中，磷主要是在植物内流动，而氮主要是通过沉积作用和反硝化作用开展流动。
对于夏季浮游植物（主要是外来蓝藻），磷是限制因子。
据推测：磷循环强烈依赖于大型植物的调节；底泥中磷的衰竭影响植物香蒲（Typhadomingensis）的减少，而随后磷的有效性的增加又使其重现［7］。
在对东湖的围隔实验中，结果显示了沉水植物在磷营养滞留物中的关键地位［8］。
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标题：富营养化湖泊沉积物磷原位控制技术：一种有效的湖泊管理方法导语：富营养化湖泊是当前世界范围内普遍存在的环境问题之一。
富营养化湖泊的沉积物是其中一个重要的磷储量，而磷是引起富营养化湖泊水体富营养化的主要因素之一。
磷原位控制技术备受关注。
本文将介绍富营养化湖泊沉积物磷原位控制技术的原理、应用、效果以及展望，旨在通过对该技术进行深入分析，为湖泊富营养化治理提供一种具有实际应用价值的方法。
一、磷与富营养化湖泊的关系磷是生物生长过程中的一种关键营养物质，常见于陆地和水体中。
在水体中，磷主要以有机磷和无机磷的形式存在，其中无机磷是湖泊水体中存在的主要形式。
富营养化湖泊的沉积物中富集了大量的磷，这些磷会通过水体的再循环、底泥悬浮、光合作用等途径进入水体中，从而导致湖泊的富营养化。
控制富营养化湖泊沉积物中的磷含量成为了一项重要任务。
二、富营养化湖泊沉积物磷原位控制技术的原理富营养化湖泊沉积物磷原位控制技术是一种通过添加磷吸附剂来控制沉积物中磷含量的方法。
该技术的原理是在湖泊底泥层中添加磷吸附剂，使其与底泥中的磷形成化学反应，从而将底泥中的磷固定住，阻止其进入湖泊水体中，达到控制磷循环的目的。
通过添加磷吸附剂还能够改变沉积物的物化性质，减缓底泥中磷的释放速率，延缓湖泊水体的富营养化进程。
三、磷原位控制技术的应用与效果1. 应用范围磷原位控制技术广泛应用于富营养化湖泊的治理中。
无论是城市湖泊、农田水库还是饮用水源湖等类型的湖泊，都可以利用磷原位控制技术来控制湖泊沉积物中的磷含量，减缓湖泊富营养化的进程。
2. 控制效果磷原位控制技术的应用能够显著降低湖泊沉积物中的磷含量，减少磷向水体释放的速率。
研究表明，在经过磷原位控制技术处理后的湖泊中，水体中总磷和溶解性无机磷的浓度均得到了明显的降低，水质得到了改善。
四、个人观点与理解磷原位控制技术作为一种有效的湖泊管理方法，我对其前景感到乐观。
《2024年浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例》范文
《浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例》篇一一、引言湖泊是地球水体的重要组成部分，它们对于人类社会的经济发展、生态保护及自然资源可持续利用具有重要的价值。
而磷元素是湖泊生态系统中不可或缺的营养元素，其释放和生物有效性对湖泊的富营养化、水体质量及生物群落结构有着深远的影响。
本文以我国典型的浅水湖泊——太湖、巢湖和龙感湖为例，探讨其内源磷的释放机制及其生物有效性。
二、研究区域概况1. 太湖太湖是我国著名的淡水湖之一，位于江苏省和浙江省的交界处。
近年来，由于城市化进程加快和农业活动的增加，太湖面临着严重的富营养化问题。
2. 巢湖巢湖位于安徽省，是我国东部重要的淡水湖之一。
随着社会经济的发展，巢湖的水质日益受到人类活动的干扰。
3. 龙感湖龙感湖位于湖北省境内，具有丰富的生态资源。
然而，由于湖泊周围环境的改变，龙感湖的生态环境也受到了一定的影响。
三、内源磷释放机制内源磷释放主要涉及到湖泊底泥中的磷元素在环境因素变化（如水温、pH值、氧化还原条件等）的作用下从底泥中释放进入水体的过程。
这一过程受多种因素的影响，包括湖泊的物理化学性质、生物活动及人类活动等。
四、实证研究本文以太湖、巢湖和龙感湖为例，对浅水湖泊内源磷的释放及其生物有效性进行实证研究。
我们选取了三个湖泊的典型区域，对其底泥的理化性质、磷的分布特征及释放规律进行了详细的研究。
同时，我们还通过实验室模拟实验和现场观测相结合的方法，探讨了内源磷的生物有效性及其对湖泊生态系统的潜在影响。
五、结果与讨论1. 磷的分布特征三个湖泊的底泥中磷的分布特征存在显著的差异。
其中，太湖和巢湖的底泥中磷含量较高，而龙感湖则相对较低。
这可能与湖泊的历史、人类活动及环境因素有关。
2. 内源磷的释放机制内源磷的释放受多种因素的影响。
在太湖、巢湖和龙感湖中，季节性变化、水温、pH值、氧化还原条件等都是影响内源磷释放的重要因素。
在春夏季节，由于水温升高、藻类繁殖等，内源磷的释放量明显增加。
湖泊与河流沉积物有机质分解驱动磷释放的机制研究
湖泊与河流沉积物有机质分解驱动磷释放的机制研究1. 湖泊与河流是地球上丰富的水资源，它们不仅是自然景观的一部分，还对周围的生态系统和人类社会发展有着重要的影响。
然而，随着城市化和工业化的快速发展，湖泊与河流的水质遭受到了严重的污染和破坏，其中磷的污染是一个严重的问题。
磷是水体富营养化的主要原因之一，而湖泊与河流的磷来源主要是来自沉积物。
2. 沉积物是湖泊与河流中重要的磷储存库，其中有机质的分解是导致磷释放的重要驱动力。
有机质是指湖泊与河流底部的有机物质，例如植物残体、浮游生物和微生物等在湖泊与河流中的沉积物。
这些有机质的分解会释放出磷，加剧水体的富营养化问题。
3. 有机质的分解驱动磷释放的机制是一个复杂的过程，涉及到多种生物和非生物过程。
湖泊与河流的有机质会被细菌和真菌等微生物降解，产生溶解性有机质和氧化还原物质。
这些产物会改变水体的生物地球化学循环，进而影响磷的释放。
有机质的分解还会影响湖泊与河流的氧化还原环境，导致磷的释放。
另外，底泥中的铁、锰等元素也参与了有机质的分解过程，并影响着磷的释放。
4. 有机质分解驱动磷释放的机制研究对于湖泊与河流的水质管理和保护具有重要意义。
通过深入了解这一机制，可以更好地预测湖泊与河流磷的释放情况，采取相应的控制措施，减少水体的富营养化问题。
对有机质分解驱动磷释放的机制进行研究，也为更好地保护水体生态系统提供了科学依据。
5. 个人观点和理解：湖泊与河流水质的污染问题是当今社会亟需解决的环境问题之一。
有机质分解驱动磷释放的机制研究对于解决水体富营养化问题具有重要的意义。
作为学者和研究者，我们应该加强对这一问题的研究，探索更多有效的水质管理和保护方法，为人类社会的可持续发展贡献力量。
总结回顾：通过本文对湖泊与河流沉积物有机质分解驱动磷释放的机制进行了深入探讨，我们了解到这一机制是一个复杂的过程，涉及到多种生物和非生物过程。
有机质的分解驱动磷释放的机制研究对于湖泊与河流的水质管理和保护具有重要意义，需要进一步加强研究和探讨。
浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例
浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例引言水体中的磷是湖泊生态系统中的关键营养元素之一，它在湖泊营养循环中发挥着重要作用。
然而，浅水湖泊中内源磷的释放过程及其生物有效性仍存在许多未知之处。
本文以中国三大浅水湖泊之一的太湖、巢湖和龙感湖为例，探讨了这些湖泊中内源磷释放的原因及其对湖泊生态环境的影响。
一、太湖的内源磷释放及其生物有效性太湖是中国最大的淡水湖泊之一，也是内源磷释放研究的重要对象之一。
太湖水域的内源磷主要来自于富营养化的水体底泥。
研究表明，太湖底泥中富集了大量的磷，当湖泊发生水体垂直混合或风浪作用时，底泥中的磷会释放到水体中，形成内源磷。
太湖内源磷的释放具有季节性特点，主要发生在夏季和秋季，这是因为这两个季节湖泊的水温较高，湖水垂直混合较为剧烈，促使底泥中的磷释放。
太湖内源磷的释放对水体中悬浮藻类的生物量、种类和群落结构有一定影响，这是因为磷是藻类生长所需的关键营养元素之一。
二、巢湖的内源磷释放及其生物有效性巢湖位于中国安徽省，也是富营养化湖泊研究的典型水域之一。
巢湖水库的养殖业发展迅速，而养殖废水中富含大量的磷。
其他的磷污染物也是巢湖内源磷的重要来源之一。
研究发现，巢湖内源磷的释放主要发生在湖泊水位升降、沉积物搅动以及流入巢湖的河流水体的冲击作用下。
巢湖内源磷的释放对湖泊的营养状况有着显著影响，导致湖泊水体富营养化现象的加剧。
此外，巢湖内源磷的释放还会威胁湖泊生物多样性，导致水生植物和浮游动物的丰富度和分布范围发生变化。
三、龙感湖的内源磷释放及其生物有效性龙感湖位于中国江苏省，是一个典型的城市湖泊，也是内源磷释放的研究热点之一。
龙感湖的内源磷主要来自于降雨和流入湖泊的污水。
研究表明，龙感湖水体中的内源磷释放主要发生在雨季和高水位期间。
降雨水会冲刷城市地表的污物，引入湖泊中，污水中富含的磷也是龙感湖内源磷的重要来源。
人工湿地的磷去除机理
人工湿地的磷去除机理人工湿地的磷去除机理摘要：人工湿地（Constructed Wetlands, CWs）作为一种新型的水体修复技术，被广泛应用于生态环境工程中。
其中，磷的去除是人工湿地最常见的水质处理目标之一。
本文从人工湿地的基本原理出发，探讨了人工湿地的磷去除机理，并分析了影响磷去除效果的因素。
结果表明，人工湿地的磷去除主要通过吸附、沉淀、微生物作用等多种机制实现。
了解人工湿地的磷去除机理对于优化水质修复工程具有重要意义。
关键词：人工湿地；磷；去除机理一、引言随着人类经济的快速发展和城市化进程的加速，水体污染问题日益突出。
在水质修复工程中，人工湿地被广泛应用于污染物的去除，具有成本低、运维方便等优势。
其中，磷作为一种重要的水体污染物，广泛存在于农田排水、城市生活污水等水体中。
因此，研究人工湿地的磷去除机理具有重要的理论和实际意义。
二、人工湿地的基本原理人工湿地是通过构建湿地系统，采用湿生植被和护岸等工程手段，模拟天然湿地，使得水体在流动过程中与湿地中的生物、植物、栖息地接触，从而产生自然湿地一样的净化效果。
人工湿地的去除机理涉及植物吸收、水质沉淀和微生物作用等多种过程。
这些过程共同作用，实现了磷的高效去除。
三、人工湿地磷去除机理1.吸附机制人工湿地中的植物根系和湿地中的土壤具有强大的吸附能力，能够吸附磷酸盐等无机磷。
植物根系通过根表面的根毛吸收磷酸盐，并积累在根系内部。
同时，湿地中的土壤粒子表面也具有吸附磷酸盐的能力。
这些吸附作用共同作用，使得磷酸盐在人工湿地中得到有效去除。
2.沉淀机制随着水体在人工湿地中的流动，磷酸盐等无机磷会与悬浮物等颗粒物发生沉淀作用，从而被迅速去除。
沉淀机制主要受到水体中的离子浓度、颗粒物的分布等因素的影响。
3.微生物作用人工湿地中的微生物活动对于磷的去除具有重要作用。
传统上，微生物通过酶的作用来解除磷的有机化合物。
这些微生物在人工湿地中生长和繁殖，通过吸附、沉淀等方式，促进磷的去除。
人工湿地磷去除机理
人工湿地磷去除机理
人工湿地对磷的去除机理主要包括三个主要方面：基质的物理化学作用、植物的吸收作用，以及微生物的正常同化及聚磷菌的过量摄磷作用。
首先，基质的沉淀和吸附作用是去除磷素最主要的途径，其贡献率高达70%~87%。
人工湿地是由基质、植物和微生物三者共同构成的复合生态系统，其pH值对植物生长和微生物新陈代谢具有很大影响。
当污水进入人工湿地系统后，受基质理化性质的影响，水的pH值会发生一定变化，这会影响磷的去除效率。
因此，为了创造适合湿地植物和微生物生长的环境，需要考察人工湿地中水体pH值的条件。
其次，湿地植物通过根系吸收磷元素，这也是磷去除的一个重要途径。
植物的生长过程中需要大量的磷元素作为营养，因此植物吸收可以有效地去除污水中的磷。
最后，微生物在磷的去除过程中也发挥着重要作用。
微生物通过正常的同化过程将磷转化为生物机体的有机组成部分，同时聚磷菌的过量摄磷作用也能有效去除磷。
在特定的条件下，如pH值较高时，污水中的氨氮还可能通过自由挥发的形式从污水中溢出，尽管这只占人工湿地氨氮去除总量的一小部分。
总的来说，人工湿地通过基质的物理化学作用、植物的吸收作用以及微生物的去除作用，共同实现了对磷的有效去除。
这一过程中，湿地植物的收割和饱和基质的更换是磷最终从系统中去除的关键步骤。
如需更深入了解人工湿地磷去除机理，建议查阅湿地科学、环境科学等相关领域的专业书籍或研究文献。
中国湖泊水体富营养化生态治理技术研究进展
中国湖泊水体富营养化生态治理技术研究进展近年来，随着工业化和城市化的加快发展，中国的湖泊水体富营养化问题日益严重。
湖泊水体富营养化是指湖泊水质中的氮、磷等养分物质浓度过高，导致湖泊生态系统失衡，水产资源减少，水质恶化，甚至造成水生态系统崩溃的现象。
湖泊水体富营养化治理已成为我国生态环境保护的重要课题。
在湖泊水体富营养化治理技术方面，近年来我国取得了一些进展。
一是生态修复技术的应用。
湖泊富营养化主要是由于氮、磷等养分物质的大量输入，其中磷是富营养化的主要原因。
磷是一种不可再生的资源，在湖泊水体中的循环和去除对治理具有重要意义。
目前，湖泊水体中的磷主要来自于底泥和外源输入，磷的去除需要从源头控制、过程控制和终端控制三个环节入手。
源头控制主要是通过限制底泥中磷的释放，减少外源输入；过程控制主要是通过湖泊富营养化水体的截流、过滤和沉淀；终端控制主要是通过湖泊水体中的浮游植物和底泥的处理，使湖泊水体中的磷浓度降低。
针对不同湖泊类型和治理目标，我国开展了一系列生态修复的技术研究，如沉淀沟、人工湿地等。
二是水生态修复技术的应用。
湖泊水体富营养化治理不仅要降低水质中的养分浓度，还需要恢复湖泊的生态功能，提高湖泊自净能力。
湖泊富营养化治理的主要目标是恢复湖泊生态系统的健康状态，实现湖泊水质的持续改善。
为此，我国开展了一系列水生态修复技术的研究，如湖泊生态系统修复、湖泊环境容量恢复等。
三是生物修复技术的研究。
生物修复是指通过植物、微生物等生物体的作用，促进湖泊水体中营养物质的去除和湖泊生态系统的恢复，实现湖泊富营养化的综合治理。
随着生态系统修复理论和技术的发展，生物修复技术在湖泊富营养化治理中得到了广泛应用。
菱角、藻类等水生植物可以吸收湖泊水体中的养分物质，从而减少水体富营养化现象；一些特定的微生物能够通过生物转化过程，将有机物质转化为无机物质，从而使富营养化水体得到净化。
中国湖泊水体富营养化生态治理技术研究取得了一些进展。
高原深水湖泊磷污染源解析及控制技术研究——以贵州红枫湖为例
高原深水湖泊磷污染源解析及控制技术研究——以贵州红枫湖为例高原深水湖泊磷污染源解析及控制技术研究——以贵州红枫湖为例摘要：“高原深水湖泊磷污染源解析及控制技术研究——以贵州红枫湖为例”旨在对贵州红枫湖蓝藻水华暴发的原因进行研究，并探索相应的污染控制技术。
通过对红枫湖的水质采样和分析，以及对周边人类活动、生态因素等的调查研究，分析了磷污染的主要来源和影响因素，并针对实际情况提出了一系列控制技术。
1. 引言高原深水湖泊是珍贵的淡水资源，不仅可以提供重要的生态功能，还对当地经济社会发展起到至关重要的作用。
然而，由于人类活动的不合理开发利用，很多高原深水湖泊面临着磷污染的威胁。
磷污染会引发水华暴发，破坏水体生态平衡，严重影响水资源的可持续利用。
因此，对高原深水湖泊的磷污染进行解析和研究，提出相应的控制技术，对于保护湖泊生态环境具有重要意义。
2. 研究方法本研究选取贵州红枫湖为研究对象，通过采集和分析湖水样本，测定水样中的总磷和溶解磷浓度，以了解磷污染的程度。
同时，还对红枫湖周边的人类活动、农业排放、气候和湖泊生态系统等因素进行调查和分析，以确定主要的磷污染源和影响因素。
3. 磷污染源解析通过对红枫湖水样的分析，发现湖水中总磷和溶解磷浓度较高，超过了环境质量标准的限值，说明湖泊受到了不同程度的磷污染。
进一步调查和分析表明，磷污染主要来自于农业活动和人类生活污水的排放。
农业运行中的施肥和农药使用导致了农田径流中磷的流失，而人类生活污水中含有大量的磷物质，直接排入湖泊也成为重要的磷污染源。
4. 影响因素分析除了人类活动，气候因素和湖泊生态系统也对磷污染起到了一定的影响。
研究发现，气候的湿润度和降水量的增加，会导致农田径流的增大，进而使磷的流失加剧。
此外，湖泊生态系统的改变也会影响磷的循环和积累，加剧磷污染的程度。
5. 控制技术研究为了控制红枫湖的磷污染，本研究提出了一些可行的控制技术。
第一，加强对农业生产的管理，合理施肥，减少农药的使用，以降低农田径流中磷的流失。
废水治理中磷去除技术研究与效果评价
废水治理中磷去除技术研究与效果评价磷是水环境中的一种常见污染物，主要来自于农业、工业和城市生活污水等源头。
过量的磷排放对水体造成严重危害，会引发水体富营养化、水华现象和水生态系统的破坏。
因此，针对废水中磷的去除成为了废水治理的关键环节之一。
本文将探讨废水治理中磷去除技术的研究进展，并评估其在效果上的表现。
目前，废水中磷的去除技术主要包括化学沉淀、生物吸附和膜分离等方法。
化学沉淀法是一种常见且成熟的磷去除技术。
它通过加入金属盐类如铝盐、铁盐等，使磷形成不溶性的盐类沉淀，从而实现磷的去除。
虽然该方法具有操作简单、效果稳定的优势，但其存在着废泥生成量大、处理成本高以及对pH值和温度等环境条件的敏感性等问题。
生物吸附技术是一种新兴的废水磷去除方法，其利用生物吸附剂如藻类、细菌和微生物等去除磷。
这些生物吸附剂具有高吸附能力和高选择性，可将废水中的磷有效地吸附进生物体内，实现磷的去除。
相比于化学沉淀法，生物吸附技术具有废泥产生量小、处理成本低和对环境条件的适应性强等优势。
然而，该技术在实际应用中仍存在着吸附容量有限、生物吸附剂的再生和回收等问题，需要进一步研究和改进。
膜分离技术是一种高效的磷去除方法，其采用特殊的膜材料通过渗透、过滤和吸附等方式将废水中的磷分离出来。
常用的膜分离技术包括超滤、纳滤和反渗透等。
这些技术具有去除效率高、操作简单、节能环保等特点。
同时，膜分离技术还可以实现废水的净化与资源化利用，可将回收的磷用于农业肥料生产等领域。
但是，膜分离技术也存在着膜污染、能耗较高和成本较高等问题，需要进一步改进和优化。
除了上述技术，一些新兴的废水磷去除技术也开始受到关注。
比如，利用吸附剂修饰的生物炭、纳米材料和电化学技术等，这些先进技术具有高效去除磷的潜力，但在实际应用中尚需开展进一步的研究和实践。
从效果评价的角度来看，废水磷去除技术的效果由磷去除率、处理效率和去除效果稳定性三个方面来衡量。
磷去除率是评价技术去除效果的关键指标之一，其表示废水中磷去除的百分比。
高原深水湖泊磷污染源解析及控制技术研究——以贵州红枫湖为例
高原深水湖泊磷污染源解析及控制技术研究——以贵州红枫湖为例高原深水湖泊磷污染源解析及控制技术研究——以贵州红枫湖为例一、引言深水湖泊是高海拔地区的重要生态系统，其水质对生物多样性和生态稳定性具有重要影响。
然而，高原深水湖泊普遍存在磷污染问题，这给水质和生态环境造成了严重威胁。
因此，研究高原深水湖泊中的磷污染源以及相应的控制技术对于保护和恢复这些湖泊生态具有重要意义。
本研究以贵州红枫湖为例，通过综合分析湖泊周边环境、湖泊内部磷循环以及人类活动等方面的数据，探讨红枫湖磷污染源的解析及相应的控制技术。
二、贵州红枫湖概况红枫湖位于贵州省境内，海拔3000米以上，湖泊水域面积约为500万平方米。
由于位于高原地区，红枫湖的水质被磷污染威胁。
三、高原深水湖泊磷污染源解析1. 湖泊周边环境红枫湖周边有大片的农田和养殖场，农田施用过多的化肥和农药，养殖场排放的废水含有大量的磷。
这些源头直接导致湖泊周边水体中的磷浓度升高。
2. 湖泊内部磷循环红枫湖磷污染除了外源性输入导致的，还与湖泊内部磷循环有关。
湖泊中的浮游植物、底栖生物和沉积物等都参与到磷循环中。
浮游植物吸收水体中的无机磷，而底栖生物通过摄食浮游植物来摄取磷。
当底栖生物死亡后，它们的尸体会沉积到湖底并分解，释放出有机磷，进一步影响湖泊磷循环。
3. 人类活动人类活动也是导致红枫湖磷污染的重要原因。
旅游业的发展使得湖泊周边的水资源受到过度开发，这导致湖泊水位下降、水体富营养化等问题，从而加剧了磷污染。
四、控制技术研究1. 农田管理加强对农田的管理是控制红枫湖磷污染的关键。
通过合理施肥、减少化肥和农药使用量，及时清理农田径流，减少养殖场废水的排放等措施，可以减少磷源的输入。
2. 绿色农业开发发展绿色农业是减少农田磷污染的有效途径。
推广有机农业、生态农业等绿色农业模式，减少农业化学品的使用，利用农业废弃物进行资源化利用等，可以减少对湖泊的磷污染。
3. 湖泊生态修复通过湖泊生态修复可以改善湖泊的水质，减少磷的富集。
磷在不同类型湖泊沉积物上的吸附特征及形态再分布研究_吕昌伟
磷在不同类型湖泊沉积物上的吸附特征及形态再分布研究_吕昌伟磷是水体中存在的一种重要的营养元素，它在湖泊生态系统中起着关键的作用。
然而，过量的磷会导致湖泊富营养化，引发水华和缺氧等环境问题。
因此，研究磷在湖泊沉积物上的吸附特征及形态再分布对于理解磷循环和湖泊富营养化的机制具有重要意义。
磷在湖泊沉积物中的吸附特征受到多个因素的影响，包括沉积物的物理和化学性质、水体中的磷浓度和pH值等。
磷在沉积物上主要通过两种机制进行吸附：化学吸附和物理吸附。
化学吸附是指磷通过离子交换和表面配位等作用与沉积物表面形成化学键，而物理吸附则是指磷以物理吸附的方式附着在沉积物表面上。
这两种吸附机制都与沉积物的特性密切相关。
磷在湖泊沉积物上的形态再分布是指磷在沉积物垂直剖面上的分布情况。
研究表明，磷在沉积物中的分布主要受到沉积速率和沉积物中有机质含量的影响。
较快的沉积速率会导致磷在沉积物表层积累，而较高的有机质含量则会促进磷的吸附和积累。
此外，湖泊富营养化也会加速磷的形态再分布，使得磷向沉积物中更深的层次迁移。
针对磷在不同类型湖泊沉积物上的吸附特征及形态再分布，研究者进行了一系列的实验和调查。
例如，通过采集不同类型湖泊的沉积物样品，利用批次吸附实验和同步辐射X射线荧光光谱等技术，研究人员发现，湖泊沉积物中的有机质含量与磷的吸附能力密切相关。
有机质含量较高的沉积物具有较强的磷吸附能力，容易积累较高的磷含量。
此外，研究还发现，湖泊富营养化会导致磷在沉积物中的迁移和再分布，使得磷向沉积物更深的层次迁移。
综上所述，磷在不同类型湖泊沉积物上的吸附特征及形态再分布研究对于理解磷循环和湖泊富营养化的机制具有重要意义。
这些研究结果不仅可以为湖泊富营养化的防治提供科学依据，还可以为湖泊生态系统的恢复和管理提供参考。
富营养化湖泊底泥释磷机理研究
富营养化湖泊底泥释磷机理研究
富营养化湖泊底泥释磷机理研究
本文综述了富营养化湖泊底泥中磷的化学形态、释放机理及其影响因素.化学形态分为水溶性磷、铝磷、铁磷、钙磷、还原态可溶性磷、闭蓄磷、有机磷等7种,其分布取决于各形态磷的性质.磷释放受7种因素影响,厌氧、高pH或低pH值、高温、扰动、生物活动、底泥与湖泊舍磷量的浓度差值以及钙质底泥组分等因素均能促进底泥中磷的释放.
作者：韩沙沙作者单位：广州市环境保护科学研究院,广东,广州,510620 刊名：环境与可持续发展英文刊名：ENVIRONMENT AND SUSTAINABLE DEVELOPMENT 年，卷(期)：2009 34(4) 分类号：X524 关键词：底泥磷化学形态释放机理影响因素。
水体吸附去磷技术研究
水体吸附去磷技术研究众所周知，磷是导致水体富营养化的重要元素之一.据报道，磷酸阴离子在水体中的含量超过2 μmol ·L-1时，水体便会出现不同程度的富营养化.同时，磷也是一种生态系统不可或缺的稀缺资源，而且难以更新.因此，实现污染水体中磷的去除并加以回收或再利用至关重要.目前，很多新型技术(如膜过滤法、化学沉淀法、吸附法等)被应用于水体中磷的捕集与回收.在众多方法中，吸附法一直被公认为是去除和回收水体中磷的最有效方法之一.对于吸附技术而言，优异的吸附剂开发一直是该方法的核心.近年来，粉煤灰、树脂、生物质炭以及几种金属氧化物等被广泛用于磷的吸附.其中，由废弃生物质经高温、限氧热解所制备的生物质炭，因其制备过程简单，前驱体来源广泛等优势而备受关注.当前，各类生物质炭被不断地应用于含磷废水的处理.如：Jung等考察了700℃时以花生壳为前驱体制备的生物质炭对磷吸附的特性，取得了较好的结果，且由Langmuir模型计算出的最大理论磷吸附容量为7.57 mg ·g-1;Mor等采用稻壳为原料，在500℃限氧热解制备出的生物质炭，对磷的理论最大吸附容量为0.74 mg ·g-1;Takaya等采用橡木为原料，在600℃下限氧热解制备出的生物质炭，对磷的理论最大吸附容量为3.60 mg ·g-1.可见，生物质炭虽能有效去除废水中的磷，但普遍存在吸附容量低等阻碍生物质炭推广应用的技术障碍.不同于生物质炭，氧化镁的Zeta电位处于12，可与磷酸阴离子形成特定的化合物，从而对磷表现出很高的吸附容量和吸附专属性.然而，氧化镁通常以粉末形式存在，颗粒尺寸很小，实际应用时的固液分离成为其难以逾越的技术鸿沟.本研究以花生壳在高温限氧条件下制备的生物质炭为载体，采用氧化镁作为活性成分对其进行改性，研制出了氧化镁基生物质炭复合材料(MgO-BC).氧化镁的引入有效地提升了原生生物质炭对磷的吸附容量和吸附选择性，而生物质炭的存在又大大提升了氧化镁应用时的固液分离特性.本文首先根据磷的吸附能力优化了材料的制备过程，然后系统地考察了最优条件下制备的MgO-BC对水体中磷的吸附特性受溶液pH、接触时间、共存离子等因素的影响，并通过远红外光谱技术对MgO-BC吸附P(V)的机制进行了探讨.1 材料与方法1.1 试剂与仪器所有试剂均为分析纯，均购于上海晶纯生化科技股份有限公司，实验用水为超纯水.1 g ·L-1的磷储备液由固体KH2PO4溶解制得.花生壳取自于杭州市的大型农贸市场.主要实验仪器包括：HZ-9310KB恒温生化摇床(太仓市华利达实验设备有限公司)，pH计，烘箱，TU-1810紫外分光光度计(北京普析通用仪器有限责任公司)，OTF-1200x真空管式高温烧结炉(合肥科晶材料技术有限公司)，Supra-55扫描电子显微镜显微镜(德国)，Nicolet 6700 FTIR傅里叶变换红外光谱仪(美国)，STA-409PC同步热分析仪(德国)，ASAP2020型全自动微孔物理化学吸附仪(美国)，X'Pert Powder型X射线衍射仪(荷兰).1.2 MgO-BC的制备MgO-BC以粒径0.154~1.25 mm的花生壳为母体合成，所用方法为高温限氧煅烧技术.首先将选取的花生壳反复用自来水清洗去除表面污垢、灰尘，接着用纯水冲洗3次并于333 K条件下烘干至恒重.烘干后的花生壳研磨、过筛(0.154~1.25 mm)，选出所需粒径的花生壳备用.将1 g干态花生壳加入到100 mL一定浓度的MgCl2溶液中，并用磁力搅拌器持续搅拌24 h.然后，蒸发结晶，将获得的固体物质置于管式炉中，在Ar气氛围下热解.最后，取出热解后的产物研磨、过筛(16~100目)，选取粒径0.154~1.25 mm的颗粒备用.1.3 静态吸附实验准确称取一定量的MgO-BC于100 mL具塞玻璃锥形瓶中，分别加入50 mL一定浓度的P 溶液，并采用1.0 mol ·L-1、0.1 mol ·L-1的HCl或NaOH溶液控制体系pH值.然后，将锥形瓶置于恒温振荡器内振荡12 h，转速180 r ·min-1，反应温度298 K.竞争实验中，在溶液内加入一定量的NaCl、NaNO3、NaHCO3、Na2SO4作为背景离子，考察MgO-BC选择性吸附P的能力;而对于动力学实验，每隔一定时间从250 mL的P溶液内取出1.0 mL溶液用于测定P的去除率随时间的变化规律.振荡结束后，滤除MgO-BC，测定溶液中P的平衡浓度(mg·L-1)，平衡吸附量通过式(1) 计算：(1)式中，qe表示平衡吸附量(mg ·g-1)，V表示P溶液的体积(L)，m为吸附材料的质量(g)，c0为P的初始浓度(mg ·L-1).1.4 分析方法溶液中P的浓度使用分光光度计进行测定，测定方法为钼酸铵分光光度法.室温下放置15 min后，使用光程为30 mm比色皿，在700 nm波长下，以水做参比，测定吸光度.每个样品吸光度重复测试3次，最终取平均值.1.5 表征方法MgO-BC的表面形貌结构采用扫描电子显微镜(Supra-55，Carl Zeiss，德国)进行观察;MgO-BC的热稳定性使用同步热分析仪(STA409PC，德国)测定，升温速率为10℃·min-1, 采用N2为载气;MgO颗粒的晶型采用X射线衍射仪(X'Pert Powder，荷兰)进行分析，扫描速度为0.02(°) ·s-1，晶粒尺寸的计算使用Jade 6.0软件;MgO-BC表面的官能团信息采用傅里叶红外变换光谱仪(Nicolet 6700，美国)分析获得，测量的波数范围在400~4 000 cm-1;MgO-BC的氮气吸附-解吸实验借助于N2吸附仪(Micromeritics ASAP2020，美国)，在77K条件下测试，利用BET模型获得比表面积，利用BJH模型获得孔径分布结果.2 结果与讨论2.1 合成条件的优化本研究从MgCl2的浓度、煅烧温度和煅烧时间几方面探究材料的最优制备条件(以磷的吸附能力为参考标准).复合材料对P(V)的吸附效果随制备参数的变化情况如图 1所示.由图 1(a)可得，300~700℃煅烧温度下制备的MgO-BC对磷的吸附容量并无显著差别，但考虑MgCl2只有在温度高于450℃时，才会彻底氧化分解生成MgO晶体，故而本研究选择600℃作为最佳燃烧温度;根据图 1(b)，当MgCl2的初始浓度高于2.50 g ·L-1时(1 g生物质炭加入到100 mL MgCl2溶液中)，制备的MgO-BC对磷的吸附量达到最大，本着节约成本的理念，本文选择2.5 g ·L-1作为MgCl2的最佳合成浓度;由图 1(c)可知，在本文研究的煅烧时间(0.5~4.0 h)范围内，煅烧时间为2.0 h时制备的MgO-BC吸附P的效果最好.图 1 煅烧温度、MgCl2的浓度以及煅烧时间对MgO-BC吸附P的影响MgO随温度的分解过程如下：(2)(3)(4)(5)综上所述，若以磷的吸附容量为参考标准，则MgO-BC的最佳制备条件为燃烧温度600℃，MgCl2的浓度2.5 g ·L-1，煅烧时间2.0 h.以下吸附性能评价所用MgO-BC均为该最优条件下制备所得.2.2 BC、MgO和复合材料MgO-BC的表征材料的表征是了解材料的形貌特征及物理化学特性常用的手段.本文对制备的MgO-BC进行了一系列表征，为了对比，文中也提供了BC和MgO单体的表征数据，结果如图 2所示.由SEM图像[图 2(a)]可知，MgO已被成功负载于生物质炭表面，且载入的MgO颗粒呈针状晶体结构，并均匀地负载在生物质炭表面;而载体生物质炭的表面十分粗糙，并含有大量孔状结构，这便为MgO的沉积和负载提供了有利的条件.从热重曲线图[图 2(b)]可得，当温度升至800℃时，BC的质量损失为11%，MgO的质量损失仅为4%，复合材料的质量损失仅为8%，这说明经高温煅烧后的复合材料热稳定性很好，且热稳定性介于BC和MgO之间. MgO-BC吸附P前后的衍射图谱[图 2(c)]显示，复合材料在衍射角2θ为36.9°(111)、42.9°(200)、62.2°(220)、74.7°(311) 和78.6°(222) 处分别出现不同强度的峰，峰位刚好与MgO的标准图谱(JCPDSNO.45-0946) 和MgO的衍射图谱一一对应，再次说明MgO被成功负载.尖锐的峰型说明负载的氧化镁晶型较好，与SEM图中MgO的形貌相符，通过德拜-谢乐公式计算出的MgO晶粒尺寸处于27~33 nm之间.从衍射图谱的形状上可以看出，复合材料的衍射图谱由BC和MgO的衍射图谱组合而成.由N2吸附-脱附曲线[图 2(d)]可知，复合材料相比于N2的吸附过程，N2脱附过程出现回滞现象，存在明显的H1滞后环，根据国际纯粹化学组织(IUPAC)的分类，该曲线属于Ⅳ型等温线，预示着复合材料以介孔为主，这与孔分布的结果[图2(e)]比较相符. BC、MgO的BET比表面积分别为339.2 m2 ·g-1和1.9 m2 ·g-1;复合材料的BET比表面积为182.3 m2 ·g-1，远高于其他的生物质炭基复合材料.(a1) BC、(a2) MgO和(a3) MgO-BC的SEM图;(b)BC、MgO和MgO-BC的热重曲线;(c)BC、MgO和MgO-BC吸附P前后的XRD图谱;(d)BC、MgO和MgO-BC的N2吸附/脱附等温线;(e) BC、MgO和MgO-BC的孔径分布图 2 BC、MgO和MgO-BC的各类表征2.3 pH值的影响溶液pH通常能够影响污染物质的存在形态及吸附剂的表面物理化学性质.当温度为298 K，P(V)的初始浓度为200 mg ·L-1，固液比为1 g ·L-1时，MgO-BC对P的去除率随溶液pH值的变化情况如图 3(a)所示.可见，当溶液初始pH值在酸性范围时(2~7)，随着溶液pH 值的升高，P的吸附量不断增大.其中，溶液pH处于较酸性范围内(2~6) 时，P的去除率随pH值的升高几乎呈现直线增长;而溶液初始pH处于弱碱性范围内(7~9) 时，P的去除率随着pH的升高显著增加;当初始pH处于7~12时，P的去除率随着pH值的升高而有所下降. MgO 的等电点很高，处于pH=12左右[9]，因此，当溶液pH低于12以下，MgO表面基团主要带正电，而且随着pH的升高，表面的电负性变大，这便导致碱性范围内(pH 10~12) 的磷去除率随着pH的升高而降低.而酸性范围内，磷的吸附量随着pH增加而升高，主要是因为随着pH的变化磷的形态转变所致，如图 3(b)，pH处于2~6时，随着溶液pH值的提升，磷的存在形态由中性的H3PO4不断向负电型的HPO42-/H2PO4-转化，这便导致P吸附量不断攀升.同时，在较低pH范围，部分MgO会被酸溶解，进入溶液中形成Mg2+，导致了吸附剂表面吸附活性位点的减少，这也导致了酸性范围内磷的吸附随pH降低而变弱.(a)溶液初始pH值对MgO-BC吸附P的影响和低pH条件下Mg溶出浓度;(b)溶液pH值对P存在形态的影响图 3 溶液初始pH值对MgO-BC吸附P的影响2.4 吸附动力学吸附速率是评价吸附剂实际应用潜能的一个重要标准.快速的吸附过程不仅可减少吸附剂的填装量，而且可减少固体投资.为了评价复合材料MgO-BC对P的吸附速率，本文考察了MgO-BC对P的吸附容量随时间的变化趋势.如图 4所示，前100 min吸附速度较快，几乎呈现直线增长，但随着时间的推移，吸附速率逐渐降低，并在540 min内逐渐达到吸附平衡.为了进一步理解吸附过程，文中还使用了伪一级、伪二级动力学模型以及粒内扩散模型对该吸附动力学曲线进行了拟合，见公式(6)~(8).图 4 MgO-BC吸附P的动力学曲线(6)(7)(8)式中，qe和qt分别表示平衡时和t时刻的吸附量(mg ·g-1)，k1表示伪一级动力学吸附速率常数，k2表示伪二级动力学吸附速率常数，k3表示粒子内扩散吸附速率常数.各个模型的拟合参数结果见表 1.可见，伪一级和伪二级动力学模型均能较好地模拟MgO-BC吸附P 的动力学曲线，并且拟合系数均高于0.97.另外，由伪一级动力学模型计算出的qe(46.51 mg ·g-1)更接近于实验值qe(48.21 mg ·g-1).表 1 MgO-BC吸附P的各种动力学模型拟合参数从颗粒内扩散模型的拟合结果可知，MgO-BC吸附P的过程可分为3个阶段，这与经典的吸附三阶段理论吻合.第一阶段为P从溶液扩散至MgO-BC表面，主要受P的浓度梯度控制;第二阶段是P由吸附剂表面进一步迁移至吸附位点处，主要受吸附剂表面化学性质和孔道结构控制;第三阶段即为P发生吸附的过程，可认为瞬间完成.显而易见，第二阶段，即P在复合物粒内扩散的过程是该体系的决速步骤，此过程花费时间最多，这是因为MgO-BC的孔道以介孔为主，不利于磷在粒内的传质过程.2.5 竞争吸附实验天然水体或工业废水中普遍存在着大量环境友好型的阴离子(如Cl-、NO3-、HCO3-、SO42-等)，这些共存离子的浓度通常高出目标污染物P数倍.因此，给定吸附剂能否有效排除此类共存物质的干扰直接决定了它们的实际应用潜力.为了评价MgO-BC的实际应用前景，本研究选择Cl-、NO3-、HCO3-和SO42-等水体常见阴离子作为共存离子考察了MgO-BC对P 的吸附选择能力，相关结果见图 5.可见，共存离子的引入虽对MgO-BC吸附P产生了一定的不良影响，但当竞争离子高于目标污染物的10倍时，MgO-BC依然对P保持较高的去除率.另外，4种离子对P吸附的影响能力依次为SO42->NO3->HCO3->Cl-，这与4种离子的交换势大小顺序一致.复合材料MgO-BC对P的高吸附选择性，主要是因为溶液中不同形态的P均可与负载的氧化镁形成专属的作用力，即：(9)(10)(11)图 5 不同竞争离子对MgO-BC吸附P的影响负载的MgO与P之间形成的特定单核、双核或者三核的复合物很好地排除了其他竞争离子的干扰.2.6 等温吸附实验本研究考察了常温下(298K)下MgO-BC吸附P的等温线，结果如图 6所示.从中可见，MgO-BC对磷的吸附容量随着平衡浓度的增加而增大.本文还将该温度下的等温线采用经典的Langmuir和Freundlich等温模型进行了拟合，拟合参数见表 2.(12)(13)式中，ce表示P的平衡浓度(mg ·L-1);qe表示P的平衡吸附量(mg ·g-1);qm表示最大吸附容量(mg ·g-1);KL(L ·mg-1)，Kf(mg1-n ·Ln ·g-1)以及n均为常数.研究发现，Langmuir模型比Freundlich模型更适合于描述MgO-BC吸附P的过程，且拟合系数高达99%，说明P在MgO-BC表面的吸附为单分子层吸附.由Langmuir模型计算出的最大吸附容量为138.07 mg ·g-1，高于实验值124.83 mg ·g-1.研究还将MgO-BC对P的吸附容量与未改性或改性的生物质炭和其他几种典型吸附剂进行了对比，具体结果见表 3.可见，MgO-BC对磷的吸附量明显高于其他吸附剂.图 6 298K下MgO-BC吸附P的等温线表 2 MgO-BC吸附P的等温线参数表 3 MgO-BC与其他几种吸附剂对P的理论最大吸附容量对比2.7 红外光谱图分析为更深入地揭示MgO-BC吸附水体中P的机制，本研究还将吸附P前后的MgO-BC进行了红外分析，得到的红外光谱图如图 7所示.从中可知，两种物质的红外图谱在3 430 cm-1、1 630 cm-1处均出现了很强的吸收峰，这是样品中吸收的水分子中羟基振动所致.比较吸附P前后的MgO-BC红外图谱发现，吸附P后出现了1 423 cm-1和561 cm-1两处新的吸收峰，代表P—O键，可证实溶液中磷被吸附至复合材料表面.此外，吸附前的MgO-BC红外图谱显示在波数1 095 cm-1处出现了明显的Mg—O键吸收峰，从光谱学角度再次证明氧化镁被成功负载于生物质炭上，而该吸收峰在磷吸附后迁移至1 071 cm-1处，此处蓝移说明Mg—O 键参与了磷的吸附过程，且吸附后该键作用变强.与已有研究对比发现，1 071 cm-1处对应的化学键为Mg—O—P[15]键，指示着负载的MgO是复合材料吸附磷活性位点之一，这与竞争吸附实验结果是一致的.图 7 吸附P前后的MgO-BC的红外光谱分析3 环境意义饱和吸附剂的处置是吸附剂应用全过程评价的一个重要环节.本研究拟将吸附饱和后的MgO-BC作为肥料施入土壤.生物质炭可以调节土壤酸碱度，是很好的土壤改良剂，而Mg是环境友好元素，不仅对土壤生态系统无害，且是土壤生物及植物生长必不可少的微量元素之一，MgO-BC中被吸附的磷是一种重要的营养元素，可促进土壤作物的生长，且P是随着Mg 复合物的分解而被不断释放，释放速率较低，不会通过地表径流污染水体.本研究所设计的吸附体系不仅可有效降低水体中磷的危害，且实现这种不可再生资源的“变废为宝”过程，如果实施，还可解决大量农业废弃物污染环境的问题，一举三得.总体而言，该吸附体系符合清洁生产的理念，符合国家提倡的环保理念，可为其他基于绿色理念设计的污染控制措施提供一定的借鉴.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
废水处理工艺优化及氮磷去除自治机理分析
废水处理工艺优化及氮磷去除自治机理分析废水处理是保护环境、维护可持续发展的重要环节。
在工业生产和日常生活中，废水中含有大量有机物、氮和磷等营养物，如果未经处理直接排放，将会对水体造成严重的污染。
因此，废水处理工艺优化及氮磷去除自治机理的研究具有重要意义。
一、废水处理工艺优化废水处理工艺的优化主要集中在提高处理效率、减少处理成本和减少对环境的负面影响。
1. 传统工艺的优化在传统的废水处理工艺中，常常采用物理处理、化学处理和生物处理的组合。
优化工艺可以从以下几个方面入手：（1）物理处理：如沉淀、过滤和吸附等技术。
通过改进设备和操作条件，提高处理效率，同时减少废水和固体废弃物的排放。
（2）化学处理：如减少药剂用量和改良药剂配方，使化学反应更加高效和环保。
（3）生物处理：如改良活性污泥工艺，提高污泥沉降性能和处理效率。
2. 新型工艺的研究和应用随着技术的进步，一些新型的废水处理工艺也应用于工业和生活废水处理中。
（1）膜分离技术：如超滤、纳滤和反渗透等技术，可以有效地去除颗粒物和溶解性物质。
（2）化学氧化技术：如高级氧化技术和臭氧氧化技术等，通过氧化废水中的有机物，达到降解和去除的目的。
（3）生物滤池技术：如生物滤池和湿地处理等技术，通过微生物的降解和吸附作用，去除废水中的有机物和营养物。
二、氮磷去除自治机理分析氮磷是废水中的两种主要营养物，如果未经处理直接排放到水体中，会导致水体富营养化，引发蓝藻和水华等问题。
因此，研究氮磷去除的自治机理对废水处理工艺的优化具有重要意义。
1. 氮的去除自治机理（1）硝化作用：氨氮经过氧化反应转化为硝态氮。
这个过程由氨氧化细菌（AOB）和亚硝化细菌（NOB）参与，其中AOB将氨氮转化为亚硝酸盐，而NOB将亚硝酸盐进一步氧化为硝态氮。
（2）反硝化作用：硝酸盐经过反硝化细菌（Denitrifying bacteria）的作用转化为氮气，并释放到大气中。
这个过程是需要无氧条件下进行的。
南四湖沉积层磷释放规律及其生态控制技术研究的开题报告
南四湖沉积层磷释放规律及其生态控制技术研究的开题报
告
1. 研究背景与意义：
水体富营养化是当前全球面临的问题之一，其中磷是导致水体富营养化的主要原因之一。
南四湖地区是一个典型的富营养化湖泊，磷的释放和转化成为研究的重点。
磷污染不但会造成湖泊生态系统的恶化，还可能对人类的生产生活造成威胁。
因此，
对南四湖沉积层磷释放规律及其生态控制技术的研究有着重要的现实意义和应用价值。
2. 研究目的：
本文旨在通过对南四湖沉积层磷释放规律及其生态控制技术的研究，探究南四湖磷释放的机制，分析分异生态系统对其影响，找寻合适的生态修复措施。
3. 研究内容：
（1）南四湖沉积层中磷释放的机制和规律进行了系统研究和分析，探讨其与环
境因素（如水温、pH值、溶解氧、CO2浓度等）的关系。
（2）分析分异生态系统对南四湖沉积层磷浓度的影响，比较不同生态系统下磷
浓度的差异。
（3）对现有的南四湖生态修复技术进行综合评估，提出更加有效的生态修复策略，包括人为措施和自然修复。
4. 研究方法：
本文将采用实验室模拟和现场调查相结合的方法，对南四湖沉积层中的磷释放规律进行研究，包括进行水样测定、沉积物采样和生态控制技术试验。
5. 研究预期结果：
（1）探究南四湖沉积层中磷释放的机制和规律，建立南四湖沉积层中磷释放模型。
（2）分析分异生态系统对南四湖沉积层磷浓度的影响。
（3）提出更加有效的南四湖生态修复策略，包括人为措施和自然修复等。
《2024年浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例》范文
《浅水湖泊内源磷释放及其生物有效性——以太湖、巢湖和龙感湖为例》篇一一、引言湖泊是地球水体的重要组成部分，对于生态环境与人类社会均具有重要意义。
我国众多的浅水湖泊在长期的自然和人为干扰下，出现了一系列的水环境问题，其中，内源磷的释放及其生物有效性成为了关键议题。
本文以我国典型的浅水湖泊——太湖、巢湖和龙感湖为例，深入探讨其内源磷的释放机制及其生物有效性。
二、研究区域概况1. 太湖太湖位于江苏省和浙江省的交界处，是我国著名的淡水湖之一。
近年来，由于富营养化问题严重，太湖的内源磷释放现象显著。
2. 巢湖巢湖位于安徽省中部，是长江中下游的重要湖泊之一。
巢湖的水质问题同样严峻，内源磷的释放问题不容忽视。
3. 龙感湖龙感湖位于湖北省黄冈市，是一个典型的浅水湖泊。
近年来，龙感湖的生态环境也受到了内源磷释放的影响。
三、内源磷释放机制内源磷的释放主要与湖泊底泥中的磷循环有关。
在湖泊生态系统中，磷是重要的营养元素，通过沉积物-水界面的生物地球化学过程进行循环。
当湖泊受到富营养化压力时，底泥中的磷会通过解吸、扩散等方式重新进入水体，形成内源磷释放。
四、太湖、巢湖和龙感湖的内源磷释放及生物有效性1. 太湖太湖的内源磷释放主要受到底泥中磷的含量、类型及释放速率的影响。
研究表明，太湖底泥中磷的生物有效性较高，容易在环境条件变化时释放到水体中。
2. 巢湖巢湖的内源磷释放同样严重。
巢湖底泥中的磷主要以有机磷为主，其生物有效性较高，容易在湖泊生产力提高时被生物利用。
3. 龙感湖龙感湖的内源磷释放机制与其他浅水湖泊相似，但受到湖泊地理位置、气候条件等因素的影响，其内源磷的释放量和生物有效性可能有所不同。
五、生物有效性分析内源磷的生物有效性是指磷在底泥中的存在形式及其被水生生物利用的能力。
太湖、巢湖和龙感湖的底泥中磷的生物有效性均较高，尤其在富营养化严重的区域，内源磷的释放对水生生态系统的影响更为显著。
六、结论与建议通过对太湖、巢湖和龙感湖的内源磷释放及其生物有效性的研究，我们可以得出以下结论：1. 浅水湖泊的内源磷释放是一个复杂的过程，受到多种因素的影响。
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湖泊水体去磷机制研究湖泊富营养化导致浮游植物过量生长、蓝藻水华频发、水质恶化、生物多样性下降、水生态系统失衡，严重威胁了人类饮用水安全，已成为目前最为严重的水环境问题之一.一般而言，过量的磷输入是导致湖泊富营养化的关键因素.作为湖泊中磷的主要组成部分，有机磷在水环境中起着十分重要的作用，在局部水体中甚至成为营养物质的主要组分.同时，有机磷可以转化为无机磷，故将成为潜在的可被生物利用的重要营养源，作为参与湖泊磷循环的主体，其含量在很大程度上决定了水体初级生产力水平.最近研究表明，光化学分解是水体中营养盐来源的重要途径之一.湖泊水体中的有机磷可以在光照条件下释放溶解态无机磷.由于该反应发生于湖泊水体表层，因此反应产生的溶解态反应磷(SRP)可以快速参与水体循环，对水体富营养化进程具有重要影响.然而，相关研究对参与反应的有机磷形态及其驱动力缺乏系统研究.Fe (Ⅲ)在湖泊水体磷循环方面起着极为重要的作用.一方面，Fe (Ⅲ)可以与SRP反应生成不溶复合物而沉积大量的SRP;另一方面，Fe (Ⅲ)在水体中形成羟基氧化铁胶体也可以吸附一定量的SRP[10].但是值得注意的是，自然条件下，Fe (Ⅲ)易与广泛存在的有机物形成络合物，其能在紫外和太阳光辐射下，会发生一系列的光化学反应，进而影响水体中元素循环.在早期的研究中就已经发现，腐殖质-磷-Fe (Ⅲ)络合物，能够在紫外光照射下释放出溶解态磷酸盐，但以往的研究却未对其机制进行深入阐明.自然水体中Fe (Ⅲ)-草酸络合物体系在光照条件下能否实现水体中有机磷向无机磷的转化，从而影响水体中磷水平尚不得知.草甘膦(GLY)是一种膦酸酯形态的有机磷农药，其低毒性和稳定性使其在农业生产中得以广泛应用，可以随地表径流等途径而进入湖泊水体.因此，本文以草甘膦为有机磷代表，在对比研究了不同的氧化体系下草甘膦光解释放无机磷过程的基础上，重点分析了太阳光和紫外光照射下自然湖泊中草甘膦在Fe (Ⅲ)-草酸络合物光化学作用下向磷酸根转化的过程，同时考察了环境因素如草酸盐、Fe (Ⅲ)不同浓度配比、pH和草甘膦初始浓度对磷酸根释放过程的影响，并采用活性氧分子探针验证了Fe (Ⅲ)-草酸络合物光化学反应体系中的活性氧物种及其稳态浓度.本研究将有助于系统认识湖泊水体磷素循环，以期为调控水体关键营养元素提供科学依据.1 材料与方法1.1 试剂草甘膦为标准品，购自Sigma-Aldrich (美国);氯化铁、盐酸、氢氧化钠、草酸盐钠、抗坏血酸、钼酸铵、磷酸二氢钾、异丙醇均为分析纯，购买自国药集团(上海).实验用的纯水由优普系列超纯水机(UPH-I-40L)提供，湖水为武汉市南湖水.1.2 实验装置光降解实验在PhchemⅢ型旋转式光化学反应仪(北京纽比特科技有限公司)中进行.反应器主要由一个双层石英冷肼与周围12支石英管构成，光源分别选用500 W的氙灯和300 W 的高压汞灯置于石英冷肼内，12支装有反应溶液的具塞石英管(200 mm×Φ50 mm，75 mL)垂直固定在冷肼外侧，将配制好的溶液置于石英反应管中，按照不同要求进行光照实验.光照实验分别使用500 W氙灯和300 W汞灯模拟太阳光和紫外光(UV-Vis)光源，其辐照光谱如图 1所示，氙灯辐照光谱范围为200~1 000 nm，汞灯辐照光谱范围为200~600 nm.图 1 氙灯和汞灯辐照光谱1.3 实验方法为研究自然湖水中的Fe (Ⅲ)-草酸络合物光化学活性对草甘膦形态转化过程的影响，本实验采取武汉市南湖表层水，经多处取样混合后，用0.7 μm滤膜过滤以去除浮游植物和颗粒物后使用.其背景值如表 1所示，由于南湖属于城市湖泊，水质受污严重，因降雨等因素影响，总磷、磷酸根等含量变化较大.基于研究目的，分别设置湖水、湖水+Fe (Ⅲ)、湖水+Fe (Ⅲ)-Oxa、湖水+草甘膦、湖水+草甘膦+Fe (Ⅲ)和湖水+草甘膦+Fe (Ⅲ)-Oxa这6个体系.为便于对比，实验设定湖水中草甘膦初始浓度为1 mg·L-1，Fe (Ⅲ)浓度分别为0、5、10、20、50 μmol·L-1，草酸盐浓度分别为0、20、100、200、400 μmol·L-1;溶液最初pH设定为4.0、6.0、8.0和10.0，用0.1 mol·L-1 HCl和0.1 mol·L-1 NaOH调节pH;不同底物浓度为0.5、1.0、2.0、4.0 mg·L-1.为进一步验证Fe (Ⅲ)-草酸络合物对湖水中有机磷光氧化降解释放磷酸根过程的影响，在湖水+草甘膦+Fe (Ⅲ)-草酸体系中添加·OH猝灭剂异丙醇，异丙醇添加量为0.1 mol·L-1.紫外光光照时间为60 min，每隔10 min取样一次，太阳光照射时间为720 min，每60 min取样一次，每个时间点的样品至少设3个重复，采用钼蓝分光光度法测定样品中的磷酸根浓度.表 1 南湖上覆水基本理化指标1.4 活性物种稳态浓度的测定方法·OH是环境中有机物间接光解的主要活性物种之一.本研究以香豆素作为·OH分子探针，测定体系中·OH的稳态浓度，香豆素可以与·OH形成具有荧光性很强的七-羟基香豆素(7-HOC)[15].根据Louit等的报道，纯水条件下，测定7-HOC的产率为28.6%，由此通过测定7-HOC的荧光强度，即可换算出羟基自由基(·OH)的稳态浓度.取过滤南湖水配制Fe (Ⅲ)浓度和草酸浓度分别为20 μmol·L-1和400 μmol·L-1，香豆素浓度为100 μmol·L-1，将混合液转移至反应管中，分别在紫外和太阳光照下，每间隔5 min取样5 mL，至少3次平行.采用荧光光度计测定其荧光强度，激发波长：332 nm;发射波长：455 nm;扫描波长：300~600 nm.超氧自由基(O2·-)也是环境中重要的活性氧物种之一，其能够实现众多有机物的形态转化.本研究以氯化氮蓝四唑(NBT)为O2·-分子探针，其能够与O2·-反应生成不溶物单甲腊和二甲腊，因此可以通过测定NBT的降解速率来测定水体中O2·-的稳态浓度.取过滤南湖水配制Fe (Ⅲ)浓度和草酸浓度分别为20μmol·L-1和400 μmol·L-1，氯化氮蓝四唑浓度为100 μmol·L-1混合液，将混合液转移至反应管中，分别在紫外和太阳光照下，每间隔10 min取样2 mL于比色管中，稀释样品溶液至10 mL，采用紫外分光光度计在258 nm 条件下进行测量其吸光值，实验结果至少3组平行，在反应体系中均加入异丙醇0.1 mol·L-1，以消除·OH的影响.2 结果与讨论2.1 不同驱动力对湖泊水体中有机磷释放磷的影响本文首先在室内模拟紫外光(UV-Vis)条件下，分别研究了不同处理下有机磷光解对水体中磷水平的贡献.如图 2所示，在暗反应60 min后，湖水处理中磷酸根含量基本不变，表明生物矿化过程对水体中磷水平不明显.经UV-Vis照射60 min后，处理中磷酸根的含量相比暗反应增至0.039 mg·L-1，其主要是湖水中的有机磷经光照分解释放无机磷所致.湖泊水体中的有机磷可以在生物矿化和化学分解作用下转化为无机磷，其与水体中的环境因素及有机磷形态具有直接相关性.部分有机磷可以直接光解转化为无机磷，部分有机磷则在水体中的天然光敏物质如NO3-、Fe (Ⅲ)、溶解性有机碳(DOM)等作用下，发生间接光解而释放磷酸根[21].在湖水+Fe (Ⅲ)/湖水+Fe (Ⅲ)-Oxa实验组中，由于外源添加光敏物质产生更多活性氧物质，使湖水中释放的无机磷达到了0.050 mg·L-1.由于湖水样品中有机磷的含量有限，因此，外源添加光敏物质对水体中有机磷光解释放磷酸根的贡献不大.在湖水+草甘膦处理中，随着体系中草甘膦的添加，光照60 min后，体系中磷酸根浓度增加至0.10 mg·L-1，这表明水体中有机磷浓度增加对其光解磷酸根具有重要影响，有机磷含量的增加可以显著提升水体磷酸根水平.在湖水+草甘膦+Fe (Ⅲ)处理中，经光照反应后，磷酸根的含量为0.20 mg·L-1，高于湖水+草甘膦处理，证明天然光敏物质可以加速有机磷向无机磷的转化速率.事实上，Fe (Ⅲ)可以与磷酸根反应生成不溶沉淀从而沉积磷酸根[10]，然而，在紫外光照射下，Fe (Ⅲ)存在的主要形态Fe (OH)2+可以光解生成Fe (Ⅱ)和·OH，提供了有机磷光解驱动力--·OH[22]，也抑制了Fe (Ⅲ)与磷酸根反应而沉积磷的过程.在自然湖水中，Fe (Ⅲ)更易与水体中的大量小分子有机酸结合生成络合物，在光照条件下，可以快速发生光化学反应，从而影响水体中部分物质的形态转化过程[23].以相同含Fe (Ⅲ)浓度的Fe (Ⅲ)-草酸络合物取代Fe (Ⅲ)的处理中，经60 min光照反应后，磷酸根的含量为0.25 mg·L-1，高于其他对照处理，证明自然水体中的Fe (Ⅲ)-草酸络合物对自然水体中磷的形态转化过程及水体磷水平的贡献率具有较大影响.图 2 不同驱动力对湖水体中草甘膦光解释放磷的影响Fe (Ⅲ)和Fe (Ⅲ)-草酸络合物的光响应范围较宽，可以吸收和利用可见光而产生活性氧物种，进而氧化降解水体中的有机物，影响物质的迁移转化[24]. Zhao等的研究结果表明，Fe (Ⅲ)-草酸络合物可以吸收可见光而降解水体中的碘帕醇，但其降解速率低于紫外光.然而由于紫外光只占太阳光的5%，Fe (Ⅲ)-草酸络合物能否吸收和利用太阳光并在短时间内实现水体中有机磷向无机磷的转化及其释放速率尚未可知，因此，本文进一步研究了太阳光照射下不同反应体系中磷酸根的释放情况.研究体系设置与紫外光反应相同，光照时间延长为720 min.从图 3可以看出，在湖水处理中，经太阳光照射720 min后，湖水、湖水+Fe (Ⅲ)、湖水+Fe (Ⅲ)-Oxa、湖水+GLY、湖水+GLY+Fe (Ⅲ)及湖水+GLY+Fe (Ⅲ)-Oxa体系中，磷酸根浓度分别为0.045、0.047、0.050、0.088、0.13和0.18 mg·L-1，均高于暗反应处理，表明光照可以提升水体中磷酸根的释放量.此外，湖水+GLY+Fe (Ⅲ)-Oxa体系中磷酸根的释放量高于其他对照处理，证明太阳光照射下Fe (Ⅲ)-草酸络合物光化学活性对水体磷的释放具有非常重要的影响.草甘膦浓度为1.0 mg·L-1，Fe (Ⅲ)浓度20 μmol·L-1，草酸盐浓度为400 μmol·L-1图 3 太阳光下不同驱动力对草甘膦光解释放磷的影响2.2 环境因素对Fe (Ⅲ)-草酸络合物驱动草甘膦释放磷酸根的影响环境因素对Fe (Ⅲ)-草酸络合物光化学反应活性具有极为重要的影响.因此，本研究分别探讨了草酸盐/Fe (Ⅲ)不同浓度配比、pH和草甘膦初始浓度对Fe (Ⅲ)-草酸络合物驱动草甘膦光解释放磷酸根释放过程的影响.由于紫外光照射条件下，磷酸根释放速率显著高于太阳光，因此，本研究重点探讨了紫外光照射下上述环境因素的影响.此外，由于实验采用的自然湖水，而水中磷酸根的初始浓度变化较大，在进行环境因素的影响实验时，磷酸根的初始浓度为0.07~0.09 mg·L-1.水体pH对有机物的光化学转化过程具有重要影响，其主要通过改变有机物分子和活性物质在水溶液中的存在形态，从而影响其吸收光谱特性，最终影响光化学转化过程.本实验首先探究了水体初始pH对草甘膦光解释放磷酸根的影响.在[GLY]=1.0 mg·L-1，[Fe (Ⅲ)]=20 μmol·L-1，[Oxalate]=400 μmol·L-1的条件下，分别测定体系pH为4.0、6.0、8.0和10.0时的磷酸根含量变化.实验结果如图 4所示.经UV-Vis照射60 min后，pH为4.0时，体系内磷酸根的浓度最高，达到了0.46 mg·L-1.随着体系pH的增大，磷酸根的释放量逐渐降低.一方面，pH可以影响草甘膦的直接光解.已有研究表明，升高体系的pH可以显著促进草甘膦光解转化为无机磷.但是，另一方面，在Fe (Ⅲ)-草酸络合体系中，pH可以影响Fe (Ⅲ)及Fe (Ⅲ)-草酸络合物的存在形态.当pH过高时，Fe (Ⅲ)易形成Fe (OH)3沉淀，在降低了Fe (Ⅲ)光化学活性的同时，易吸附固定水体产生的磷酸根.且水体中Fe (Ⅲ)-草酸络合物主要以Fe (C2O4)+、Fe (C2O4)2-、Fe (C2O4)33-和Fe (C2O4) H2+形态存在，不同的络合物具有不同的光吸收特性和光化学活性[28, 29].当pH为2~5时，随pH升高，Fe (C2O4)2-的含量逐渐减少，而Fe (C2O4)33-的含量逐渐增多;当pH大于6时，随pH升高，Fe (C2O4)2-、Fe (C2O4)33-的含量逐渐减少，进而抑制了Fe (Ⅲ)-草酸络合物的光化学活性，降低了体系中磷酸根的释放量.草甘膦浓度为1.0 mg·L-1，Fe (Ⅲ)浓度20 μmol·L-1，草酸盐浓度为400 μmol·L-1图 4 初始pH值对湖水体中草甘膦光解释放磷的影响在pH=6.0，[GLY]=1.0 mg·L-1，[Fe (Ⅲ)]=20 μmol·L-1的条件下，研究了草酸盐浓度变化对草甘膦光解释放磷酸根过程的影响.草酸盐浓度分别为20、100、200和400 μmol·L-1，实验结果见图 5.经过UV-Vis光照60 min后，草酸盐浓度为20、100、200和400 μmol·L-1的Fe (Ⅲ)-草酸络合物体系中，磷酸根浓度分别为0.32、0.35、0.38和0.40 mg·L-1，表明随着草酸盐浓度的升高，体系中磷酸根的释放量也随着增大.随草酸盐浓度的增加，Fe (C2O4)2-、Fe (C2O4)33-的数量增加.在UV-Vis照射下，即可产生更多的活性氧基团，从而促进了草甘膦向磷酸根的形态转化.此外，随着草酸盐浓度的增大，Fe (Ⅲ)的配位数也随着增大，Fe (Ⅱ)的产量也明显增多.由于体系中活性氧基团的产量与Fe (Ⅱ)的含量具有直接相关性，也就有更多的磷酸根产生.在Zou等的报道中，当体系中草酸含量进一步增大时，会抑制Fe (Ⅲ)-草酸络合物的光化学活性，其主要是由于对活性氧物质的竞争所致.图 5 草酸盐浓度对湖水体中草甘膦光解释放磷的影响Fe (Ⅲ)/磷比对湖泊水体中磷的存在形态具有极为重要的影响.早期报道已经表明，间隙水中Fe (Ⅲ)与磷的量比大于2.0时，溶液中的溶解态无机磷则会与Fe (Ⅲ)反应而被吸附固定不能进入水体.在水柱表层中，溶液中的Fe (Ⅲ)可以光解产生Fe (Ⅱ).一方面，该过程可以抑制Fe (Ⅲ)与磷的沉淀反应过程;另一方面，随着反应体系中Fe (Ⅱ)含量的增多，其可以消耗反应产生的·OH，从而抑制磷的释放效率.因此，为探明Fe (Ⅲ)浓度对Fe (Ⅲ)-草酸络合物光解草甘膦释放磷酸根过程的影响，本研究采用Fe (Ⅲ)浓度分别为5、10、20和50 μmol·L-1，草酸浓度为100 μmol·L-1，进行了草甘膦在Fe (Ⅲ)-草酸络合体系中的磷释放量过程研究.结果如图 6所示，UV-Vis照射60 min后，在草酸盐浓度一定的情况下，随Fe (Ⅲ)浓度的增多，磷酸根浓度逐渐增加，Fe (Ⅲ)浓度为50 μmol·L-1时，紫外光照60 min磷酸根浓度为0.28 mg·L-1.这一结果表明Fe (Ⅲ)-草酸络合体系中，Fe (Ⅲ)浓度的增加，可以提升草甘膦光解转化为磷酸根的速率.图 6 铁离子浓度对湖水体中草甘膦光解释放磷的影响湖泊水体中有机磷通过直接光解和间接光解释放磷酸盐，其浓度直接关系其光解对水体中磷的贡献水平[35].在UV-Vis照射，pH=6.0，[Fe (Ⅲ)]=20 μmol·L-1，[Oxalate]=400 μmol·L-1的体系中，不同草甘膦浓度对其光解释放磷酸根的影响见图 7所示.但是经光照反应后，反应体系中磷酸根浓度显著提升.紫外光照射60 min后，草甘膦的初始浓度为0.50、1.0、2.0和4.0 mg·L-1体系中，磷酸根浓度分别为0.15、0.25、0.42和0.75 mg·L-1，即草甘膦浓度越高，经光照直接分解产生的磷酸根含量也就越多.在自然湖泊上覆水中溶解态有机磷的含量一般较低，但是在湖泊沉积物再悬浮过程中将会有大量的有机磷和大量的光敏物质进入上覆水，在太阳光照下将快速释放出无机磷，且对浅水湖泊而言，当发生再悬浮过程时，其上覆水中有机磷的含量急剧增大，对上覆水无机磷负荷将产生重大影响.这部分溶解态有机磷光解释放磷酸根过程尚未见报道，值得深入研究.Fe (Ⅲ)浓度20 μmol·L-1，草酸盐浓度为400 μmol·L-1图 7 草甘膦初始浓度对湖水草甘膦光解释放磷的影响2.3 Fe (Ⅲ)-草酸络合物驱动草甘膦光解释放磷酸根的机制研究Fe (Ⅲ)-草酸络合物可能发生的光化学反应如公式(3)~(9)所示，其主要的活性物种为羟基自由基(·OH)和超氧自由基(O2·-).由于自然水中含有大量的溶解性有机碳、碳酸根、卤离子等物质，对这两种活性氧物质的产量及含量具有极为重要的影响.因此，测定Fe (Ⅲ)-草酸络合物在光诱导下产生的活性氧基团的含量对了解自然水中Fe (Ⅲ)-草酸络合物驱动草甘膦光解释放磷酸根的内在机制具有极为重要的意义.本研究先以香豆素为·OH分子探针，测定体系中·OH的稳态浓度.在本实验条件下，虽然自然湖水中成分复杂，但仍可以采用此方法粗略评估一下不同光照条件下Fe (Ⅲ)-草酸络合物体系中自然水中的·OH稳态浓度.如图 8，在紫外和太阳光下，羟基自由基(·OH)的产生速率可经七-羟基香豆素(7-HOC)的生成速率进行换算，当香豆素的浓度为0.1 mmol·L-1时，仅有6.1%羟基自由基(·OH)被捕获生成7-HOC.由以下公式计算：香豆素浓度为0.1 mmol·L-1，Fe (Ⅲ)浓度20 μmol·L-1, 草酸盐浓度为400 μmol·L-1图 8 紫外和太阳光照下七-羟基香豆素的产率式中，R·OH为羟基自由基产生速率[μmol·(L·min)-1]，[·OH]ss为羟基自由基稳态浓度(mol·L-1)，[coumarin]为反应体系中香豆素浓度(mmol·L-1)，k[coumarin]·[·OH]=6.4×109 mol·(L·s)-1为羟基自由基与香豆素的形成速率.通过对7-HOC荧光强度的测定，证实羟基自由基(·OH)是Fe (Ⅲ)-草酸络合物中的主要活性物种之一.紫外和太阳光下7-HOC的生成速率分别为0.52×10-2 μmol·(L·min)-1和0.03×10-2μmol·(L·min)-1，羟基自由基(·OH)的稳态浓度分别为：紫外光下[·OH]ss=4.74×10-16 mol·L-1;太阳光下[·OH]ss=0.27×10-16 mol·L-1.根据Liu等的报道，O2·-也是Fe (Ⅲ)-草酸络合物体系中一种重要的活性氧物质.由公式(3)，Fe (Ⅲ)-草酸络合物可以光解产生C2O4·-，C2O4·-可以与O2反应生成O2·-，O2·-同样可以降解有机物，使其形态结构发生改变.本研究以氯化氮蓝四唑(NBT)为O2·-分子探针，由以下公式计算：式中，生成速率[μmol·(L·min)-1]，[NBT]为氯化氮蓝四唑浓度(μmol·L-1)，[O2·-]为超氧阴离子自由基浓度(mol·L-1)，kNBT+O2·-=5.88×104 mol·(L·s)-1[41]为氯化氮蓝四唑降解速率.通过测定NBT的降解速率，来测定体系中O2·-的含量，结果如图 9所示.在紫外光和太阳光照射60 min后，紫外光照射下NBT的降解速率略高于太阳光体系.但是，就总体结果而言，紫外光和太阳光照射下，自然水中Fe (Ⅲ)-草酸络合体系中NBT均未发生明显的降解，表明Fe (Ⅲ)-草酸络合体系在自然水中经光照产生的O2·-的稳态浓度较低.这一结果与Zhao等[25]测定Fe (Ⅲ)-草酸络合体系中O2·-的含量结果不同，可能是由于湖水中多种猝灭剂所导致的.氮蓝四唑浓度为100 μmol·L-1，Fe (Ⅲ)浓度20 μmol·L-1，草酸盐浓度为400 μmol·L-1图 9 紫外和太阳光下氯化氮蓝四唑的降解过程根据活性氧物质稳态浓度的测定结果，·OH是Fe (Ⅲ)-草酸盐光诱导有机物降解的主要活性氧基团.为进一步探讨Fe (Ⅲ)-草酸盐对湖泊有机磷光解释放磷酸根的影响，本文以异丙醇为·OH猝灭剂，研究了紫外光照射条件下添加猝灭剂前后湖水+草甘膦体系与湖水+草甘膦+Fe (Ⅲ)-草酸盐体系中磷酸根的释放情况，异丙醇的初始浓度分别为0.1 mol·L-1和0.5 mol·L-1.从图 10可以看出，在湖水+草甘膦体系，添加0.1 mol·L-1异丙醇光照60 min后，磷酸根浓度由0.14 mg·L-1下降至0.13 mg·L-1，随着异丙醇浓度的提升，磷酸根浓度并未发生显著变化，表明部分磷酸根是由于水体中的草甘膦直接光解所致.就天然湖泊而言，尽管水样中同样含有Fe3+、NO3-等天然光敏物质，其可以在光诱导下产生活性氧基团.然而，水体中的碳酸根、腐殖质等又竞争消耗了产生的自由基，导致了湖水+草甘膦体系中外源添加异丙醇后磷酸根释放量抑制不明显.在湖水+草甘膦+Fe (Ⅲ)-草酸盐体系加入异丙醇，光照60 min后，添加0.1 mol·L-1异丙醇处理，磷酸根浓度由0.28 mg·L-1下降至0.25 mg·L-1，随着异丙醇浓度增加至0.5 mol·L-1，磷酸根浓度进一步降低至0.22 mg·L-1，添加异丙醇对Fe (Ⅲ)-草酸的光催化释放磷酸根有明显的抑制作用，这一结果证明，光照条件下，Fe (Ⅲ)-草酸络合物在有机磷光解释放磷酸根的过程中起着极为重要的作用.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。