环境科学毕业论文.doc

温州医学院环境与公共卫生学院 本 科 生 毕 业 论 文 （设 计）题 目 絮凝剂对湿地底泥磷吸附的影响 导师姓名 黄树辉 导师签字 导师所在单位（部门）温州医学院环境与公共卫生学院 学生姓名 徐红妹 学院（部） 环境与公共卫生学院 专业班级 环境科学08级 完成时间 2012年5月10日 温州医学院环境与公共卫生学院目 录外文文献翻译及原文1专业文献综述17毕业论文（设计）任务书28本科生毕业论文（设计）开题报告31毕业论文（设计）35毕业论文（设计）工作进度表51毕业论文（设计）工作指导、检查登记表52毕业论文（设计）评审表54外文文献翻译及原文题 目 底泥硝酸盐存储治理磷释放 Sediment treatment with a nitrate-storing compound to reduce phosphorus release 导师姓名 黄树辉 学生姓名 徐红妹 学院（部） 环境与公共卫生学院 专业班级 环境科学08级 完成时间 2012年2月1日 温州医学院环境与公共卫生学院37摘要：用Fe（）结合NO3氧化底泥，是一个公认的控制富营养化湖泊底泥磷释放进入上覆水体的程序管理。Depoxs新开发的化合物，由Fe（）和NO3组成，具有贮藏NO3的作用。NO3释放缓慢，因而减缓有害的高溶解度的NO3留滞水中。该化合物加入水使悬浮液迅速絮凝，沉淀。3个星期内，用去离子水脱附Depoxs中的NO3。该化合物投入湖泊后，延长NO3在表层底泥的有效性达2个月。用该化合物处理后，在实验室以和机箱条件下研究底泥和微生物代谢下P释放。在这两种情况下，在实验过程中P释放几乎停止。Depoxs处理后在实验室条件下，SO42消耗显著降低，CH4的生产完全受抑制；而在机箱条件下，无论是在处理组还是对照组，水-底泥界面SO42和CH4浓度没有显著性变化。关键词：湖恢复；硝酸盐；磷；铁；底泥磷的释放1 引言在过去50年来，人为的富营养化地表水已成为最普遍的威胁。尽管外部负载减少，湖泊底泥仍然可能作为营养源，造成内部施肥。尤其是在富营养化湖泊的深复层，在夏季分水层的下层滞水带溶解氧会快速消耗，而且厌氧底泥P释放可能是构成总磷负荷的主要部分(Cooke et al.,1993 ; Marsden,1989)。在贫营养湖泊，氧化的底泥表层，也简称为微区，控制PO43在底泥-水界面的交换 。在有氧条件下Fe()会和PO43结合。在贫溶解O2的底泥中，由于Fe()被用来作为替代电子受体的有机质矿化，转化为可溶性Fe(II)，使得该化合物溶解而减少。在含氧水中Fe(II)被氧化为Fe（），随后再沉淀和吸附PO43（Bostrom等人，1988年；Cooke等，1993;furrer和Wehrli，1996; Gonsiorczyk等，2001）。由于溶解氧水平低于1.0mg L1，Fe(II)的氧化受抑制，因此氧化的微区被淘汰。在氧化还原电位下底泥中含有的SO42被微生物还原为H2S（例如在一个长期缺氧条件）。Fe(II)与H2S反应形成不溶性的FeS2，因此在好氧条件为准时Fe()沉淀后将减少其与PO43的结合能力（Caraco等，1989；Roden和Edmonds，1997年）。这些机制的了解能领导联合修复技术的发展（Cooke等人，1993年）。添加结合磷的合作伙伴NO3同步处理以提高氧化还原电位，防止表层底泥中铁的还原。添加的Fe()直接在底泥结合注射的溶解态Ca(NO3)2（Ripl和Lindmark，1978年）或添加溶解了的或成颗粒状的Ca(NO3)2（Sndergaard等，2000）。以上述方法底泥表面有效的NO3是短缺的你，如果水中含有高溶解度NO3。因此Depox化合物可作为把NO3输送到底泥并能在数周后释放出来的存储物质 (Panning et al., 2001 )。本研究的目的是在调查NO3结合存储物质的能力和NO3扩散行为。Depoxs添加物对底泥氧气浓度和NO3吸收影响，对P释放和微生物活动影响对两个富营养化湖泊的进行了外壳和实验室研究。2 材料和方法2.1 Depoxs的结构和存储容量Depoxs由一个立体的高分子组成，胶体Fe(OO)n母体形成后增加Fe（）水解，使pH值上升（图1）。这个包括NO3的母体，并使NO32-与Fe（）摩尔比在0.3（Fe:N）。对FeOOH的物理化学性进行了充分研究。公布的表面面积数据，站点密度和表面酸碱性质可用于吸附计算(Dzombak and Morel,1990 )。根据化学背景，表面络合理论提供了足够的基础来描述吸附面过程。这个理论的作用主要在于表面积和表面电荷。酸或基团的表面氢集团是根据质子活动，所以FeOOH表面电荷密度是可变的（图2）。如果质子吸附使pH值低，导致质子表面（表面质子）带正电，而质子的分离导致表面（表面质子）带负电荷。反向充电的阴离子或阳离子可吸附在这些特定配位，被称为外球络合。因此，零电荷点是一个表面性质的基本表征参数。FeOOH的零电荷点用于确定pH值范围在7.9-8.1(Fischer and Brmmer,1993 )。如果pH值提高到8，带电表面的密度将会减少。因此吸附静电的阳离子是不可能低于零电荷点。至于存储复合Depoxs，这是带有负电荷3 的(FeOOH)n矩阵富集pH值从pH2到pH8之间增加的原因。有两种类型的Depoxs：DepoxsFe和DepoxsAl/Fe。含硝酸的DepoxsFe是由含有水合硫酸铁溶液的硝酸合成的。增加氢氧化钙的增量促使沉淀， pH停在8.5，并形成了近pH值中性悬浮液。DepoxsAl/Fe与上类似，由铁和铝的硝酸水溶液，以1:2的质量比（Fe:Al）形成。Depoxs悬浮液应用于湖水，形成大片状物使得底泥迅速沉淀。图1 Depoxs的分子结构表1 沉积物上层2cm和上覆水5cm处的特征L. DagowL. GlobsowWater content(% wet weight)96.597.8Organic matter(% dry weight)36.156.4CaCO3（% dry weight）39.716.5TP（g/kg dry weight）1.53.3SRP in porewater(mg/L)2.50.9NO3- in water(mg/L)00SO42- in water(mg/L)4540图2 pH和氧化铁与表面积和相对表面电荷的关系2.2 研究地点Dagow湖和Globsow湖坐落在德国柏林以北大约100公里的Stechlin湖区(5310 N,13 2E)。对一个0.3平方公里，最大深度9.5米，平均水深5米，两季混合富营养化湖Dagow湖进行机箱实验 (Krey,1985 ; Koschel et al.,1990)。机箱划成直径10米和高8米的4个部分，底部边缘埋在泥沙中接触底泥(Dittrich et al.,1997 )。对平均水深3米高度富营养化的Globsow湖底泥进行实验室实验（Gonsiorczyk等，2000）。表1给出了的沉积层表层2厘米和上覆水5厘米湖泊的特征。2.3 实验安排在2002年的四个机箱中有两个用50mg的 N DepoxsFe处理，而另两个作为对照组。悬浮液在现场合成和通过管子均匀撒布在湖面上。每月要采集的数据为水（O2），孔隙水（溶解态可反应磷（SRP），NO3，NH 4+，SO42）和底泥（CH4）。来自Gobsow湖的八原状底泥矿样进行处理在实验室中培养：两个用DepoxsFe，两个为DepoxsAl/Fe（50g N/m2）处理，两个连续添加Depoxs悬浮液单一组件（即Fe / Al溶液，氢氧化钙一次合成），与两个没有处理的作对照，为期5个星期。每周测定治疗前和治疗后上覆水5厘米处的SRP，NO3，NH 4+，SO42和CH4。为了衡量其对溶解O2消费的影响，添加2.5和12.7 mg的N DepoxsAl/Fe到来自Globsow湖的原状底泥岩芯，每小时测量一次O2量直到O2耗尽。来自Globsow湖的底泥，加入不同量的DepoxsAl/Fe（50和25 mg N），葡萄糖（1mol葡萄糖/4.8mol N）装于气密瓶中处理。，随着时间的推移实验组测定顶部甲烷浓度所得到的甲烷产率增高（Casper，1992年）跟未经处理或只有DepoxsAl/ Fe处理的对照组相比（每个样品浓度进行3个重复的底泥泥浆实验）。2.4 采样和化学分析使用一个Uwitecs重力核心取样采取原状底泥岩芯（使用60mm长度内径）（Uwitec，奥地利）。底泥岩芯切片的视野为0-2和3-4厘米的底泥样品离（5min；13.000g；41C）和过滤（硝酸纤维素过滤器，0.45毫米）以获取孔隙水。用96便携式氧气计测定氧气浓度、温度和在水中的氧饱和度（WTW，德国）。进行了用钼蓝法分析光度(Macherey&Nagel,德国)测定SRP浓度，Murphy与Riley（1962）。由SRP确定的表层底泥和上覆水（2cm）的H2PO4梯度计算P释放率速率根据Ficks扩散第一定律（Gonsiorczyk等，1997）。用离子色谱仪（DX-100，电导率探测器，戴安公司，美国）测定NO3，NH4+，SO42浓度，用气体色谱法测定（GC-14A，火焰离子化检测器，日本岛津公司）。3 结果与讨论NO3从Depoxs矩阵解吸后加入不同数量Depoxs悬浮物，去离子水处理。开始时，约有90的NO3被Depoxs矩阵约束。NO3扩散与加入的悬浮量成正比，表明指数的饱和度。NO3浓度c（）与时间t（d）的方程为：c（）= c0 + 100(1-exp（-t/tD）) (1)c0是NO3的起始浓度，tD是是解吸时间常数。Depoxs的存储效果持续了将近3个星期后部署的NO3完全溶解（图3）图3 不同悬浮液下NO3-从Depoxs基质中解析的变化Depoxs贮藏NO3的效果可应用在底泥中。但它不同于去离子水，因为自然底泥表明具体NO3消费。这种消费方程为c(t) = c1 exp(-t/tz) （2）c1是NO3起始浓度，tz是不稳定消费常数。来自Globsow湖的底泥NO3消费的稳定常数由实验治疗原状底泥岩芯后确定，NO3溶液c1 = 361mg L1,tz = 22.7d。根据方程NO3的扩散和消费，在添加Depoxs复合物后计算出NO3不稳定浓度。其与实验值一致（图4）表明，NO3浓度范围变化在1mgL1以上到60天后。在丹麦双季对流混合，NO3浓度在缺氧均温下仍高于1 mg L1产生无显着性P的净释放（Andersen，1982）。Sndergaard等（2000年）发现NO3浓度高于0.5 mg L1时底泥启用磷吸收。在机箱实验中，NO3浓度在应用中测定出6 mg L1。这表明，只有应用的NO3约35达到泥沙表面。显然，由于应用程序的机械应力使部分含水氧化铁矩阵被毁坏，从而导致NO存储容量减少。接近表层底泥的NO3浓度（5厘米上覆水）在应用程序1个月后还是2.41.2 mg L1，而未经处理的硝酸浓度控制在0.150.06 mg L1（见表2）。添加复合物Depoxs后，所有实验在厌氧底泥中的P释放完全停止。甚至1年后机箱内的P扩散率变为零（图5）。这是一个单一的效果显着应用程序和剂量为50g N，66g Fe ，51g Ca m2。剂量为141g N，146g Fe，180g Cam2 间质性供磷含量下降到70的初始水平(Ripl，1976 )。Schlei 浅海湾用280 g N m2治理（双倍处理）。间质性硝酸浓度迅速下降，导致100d后初始浓度只有1，与间质性磷相当于成反比（Feibicke，1997年）。描述了注射到不同类型泥沙耙的硝酸拖动表层底泥，适用于高剂量的双重或多重治疗。NO3的添加主要影响脱硝。底泥中有机物的好氧分解超过脱硝效率。当使用带正电的电子受体时使更多的能量可利用。因此，添加NO3后，在阴电受体Fe3+前NO3应作为电子受体。氧气消耗量仍然不受影响在实验室研究以及在机箱条件下（图6）。Ripl和Lindmark（1978）的假设中，NO3底泥仅刺激脱氮和会完全代谢二氮（N2），而Sndergaard 等（2000）也发现了增加氨化。在这项研究中硝酸的应用后所形成的NH4+无法检测到（见表2）。厌氧分解，如硫酸还原作用和甲烷化，发生在一个低氧化还原电位条件下（200mV，Bostrm等，1988）。由于NO3的加入使测定的氧化还原电位提升。因此，Depoxs复合物处理的样品与对照组相比，硫酸还原作用和甲烷化的受抑制。正如图7所示，在原状底泥中添加复合物后SO 42 的消费显着降低。在添加Depoxs治疗的底泥作为瓶（体外）实验中发现甲烷的生产完全受抑制。甚至添加导致甲烷浓度在对照组显着增加葡萄糖，也不导致甲烷生产升高（图8）。结果表明，这些进程陷入了更深的沙层。在机箱内的研究表明SO 42 和CH4 浓度在底泥水界面没有显着差异的改变在处理的机箱和对照实验之间（见表2）。这是唯一的季节性变化。它很可能是由于在沉淀中增加十倍处理后的外壳，激活微生物的发生。 图4 NO3-浓度在沉积物中解析和吸附下的影响 图5 比较Depoxs处理下和对照组对沉积物水相界面P的扩散速度的表2 在添加Depoxs和未添加Depoxs下对表层沉积物中NO3-、SRP、SO42-、NH4+、CH4浓度的影响图6 不同Depoxs处理下对未扰动沉积物中溶解氧浓度影响图7 在调节和添加Depoxs对沉积物SO42-浓度的影响图8 Depoxs处理后和无葡萄糖处理对CH4浓度的影响4 总结和结论把(FeOOH)n和NO3相结合，有望成为合理的增加P在富营养化湖泊底泥的保留能力的化学治疗。新开发的存储NO3的Depoxs复合物，有以下特征：(1)它确保底泥表面上硝酸在几个星期内的可用性。影响NO3的存款期限取决于特定泥沙的硝酸消费行为。(2)正如结果所示，Depox治疗证明大大减少了磷底泥释放。此外，它能够抑制的desulphurication和甲烷。(3)为未来应用Depoxs悬浮液直接入均温提供建议。5 致谢感谢Ute Beyer、Carola Kasprzak、Uta Mallok、Roman Degebrodt 和Michael Sachtleben的野外工作和数据分析，Linde Adams对文本的语言改进。感谢Berrit Hillbrecht 和Frank Panning，我们的项目合作伙伴德国柏林的Rudolph & Partner教授。感谢BMWI（联邦内政部经济及劳工 ）和AIF（成员欧洲研究和技术协会组织）财政支持本研究。参考文献1 Andersen, J. M., 1982. Effect of nitrate concentration in lake water on phosphate release from the sediment J. Water Res. 16, 11191126.2 Bostrm, B., Andersen, J. M., Fleischer, S., Jansson, M., 1988. Exchange of phosphorus across the sedimentwater interface J. Hydrobiologia 170, 229-244.3 Caraco, N.F., Cole, J. J., Likens, G.E., 1989. Evidence for sulphate-controlled phosphorus release from sedments of aquatic systems J. Nature 341, 316-318.4 Casper, P., 1992. Methane production in lakes of different trophic state J. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergeb. Limnol. 37, 149-154.5 Cooke, G. D., Welch, E. B., Peterson, S. A., Newroth, P. R., 1993. Phosphorus inactivation and sediment oxidetion J. In: Cooke, G. D., Welch, E. B., Peterson, S. A., Newroth, P. R., (Eds.), Restoration and Management of Lake and Reservoirs. 6 Dittrich, M., Dittrich, Th., Sieber, I., Koschel, R., 1997. A balance analysis of elimination of phosphorus by artificial calcite precipitation in a stratified hardwater lake J. 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Phosphate mobilization in iron-rich anaerobic sediments: microbial Fe(III) oxide reduction versus iron-sulfide formation J. Arch. Hydrobiol. 139 (3), 347-378.22 Sndergaard, M., Jeppesen, E., Jensen, J.P., 2000. Hypolimnetic nitrate treatment to reduce internal phosphorrus loading in a stratified lake J. Lake Reservoir Manage. 16(3), 195-204.温州医学院专业文献综述题 目: 水体底泥内源磷吸附与解析研究 姓 名: 徐红妹 学院（部）: 环境与公共卫生学院 专 业: 环境科学 班 级: 08级 学 号: 0807030010 指导教师: 黄树辉 职称: 副教授 2012年 2 月 1 日 温州医学院环境与公共卫生学院制摘要：磷是水体富营养化的限制性因子，在外源污染受到控制时，内源磷负荷将是造成水体富营养化主要因素。本文阐述了磷形态，环境因子，底泥理化特征水体磷释放的影响。着重介绍不同固磷方式对底泥磷吸附作用，促进磷从上覆水向底泥转移，减缓水体富营养化。为湖泊内源磷负荷处理提供相关依据以减小磷对水生生态态系统的危害。关键词：内源磷；磷形态；环境因子；底泥物理化性；固磷方式ABSTRACT：Phosphorus is the restrictive factor for the eutrophication of water bodies, when external source pollution under control internal that phosphorus load will severely impede the restoration of eutrophic lake. This paper describes the impact of water phosphorus release such as phosphorus forms, the environmental factors, sediment physical and chemical characteristics. Emphatically introduces different phosphorus fixation way on sediment phosphorus adsorption, which promotes the phosphorus from the overlying water to sediment transfer that retard the eutrophication. Provide evidence to reduce the harm of phosphorus to aquatic ecosystems.KEY WORDS：endogenous phosphorus; phosphorus forms; environmental factors; phytormediation; sediment physical resistance引言底泥是水体重要的营养盐储存库， 对一个水体而言，在外源输入逐步得到控制的情况下，底泥对上覆水释放的氮、磷将成为水质恶化和富营养化的重要原因1-2。湖泊富营养化是世界性的严重环境问题之一，内源磷负荷将严重阻碍富营养化湖泊的恢复3。 磷是水体富营养化的限制性因子，因此针对底泥内源磷释放的控制是湖泊、水库富营养化污染治理成功与否的关键要素之一。近年来，国内外研究了多种水生植物对氮磷营养物质的去除效果，结果表明：挺水植物、沉水植物、浮水植物都能有效吸收水体中的氮、磷，降低水体的富营养化水平。研究底泥中磷的形态分布，环境因子，底泥理化特征，可以为富营养化水体中磷的污染防治提供科学依据。目前国内外研究主要围绕底泥磷的赋存形态、含量分布以及迁移转化机制等问题展开研究，如Fong5 等2000年研究了河口氮磷营养物质的迁移转化规律，刘浏等2003年研究了密云水库底泥中磷的形态和分布特征6，张江山等2006年以福州山仔水库为研究对象研究了环境因子对底泥磷释放的影响7。1 磷形态1.1 无机磷无机磷含量一般占水体总磷的60%，甚至达到80% 以上，因此无机磷的分析对于研究底泥中磷的吸附释放、水体富营养化的贡献等有重要意义。无机磷的存在形式可以分为易交换态磷或弱吸附态磷、铝结合磷、铁结合磷、闭蓄态磷。易交换态磷或弱吸附态磷，主要是指被底泥中活性的Fe/Mn 氧化物、氢氧化物以及黏土矿物等颗粒表面吸附或共沉淀的磷。铁结合磷( Fe-P) 和铝结合磷(Al-P) 是潜在的活性磷，一定条件下可进入水体被生物利用；钙结合磷(Ca-P) 主要以钙的磷酸盐形式存在，作为一种难溶性的物质，从底泥向水体释放的促进作用较小，也很难被生物利用；闭蓄态磷(Oc-P) 主要是一层Fe2O3胶膜所包裹的磷盐，这种磷盐包括一部分Al-P 和Ca-P，被底泥吸附后，被一层Fe2O3包裹在颗粒表面上，能长时间地存在。Oc-P 的磷被认为是生物不可利用的磷8。1.2 有机磷 有机磷包括由陆源性排放物质组成的难降解性有机磷部分和由死亡的水生生物尸体组成的可降解性有机磷部分9。其中可降解有机磷部分，可以在早期成岩过程中随有机质的降解而释放，甚至向其它结合态磷转化10-11。2 环境因子2.1 溶解氧 水体溶解氧(DO)含量对磷的释放有着非常重要的影响。水体DO含量的变化改变了水-土界面的氧化还原电位(Eh)，从而影响到底泥磷的释放。当表层底泥Eh较高时，Fe与磷酸盐结合成不溶的FePO4，可溶性磷也被Fe(OH)2吸附而逐渐沉降；而当Eh较低时，有助于Fe3+向Fe2+转化，使Fe及被吸附的FePO4转变成溶解态而析出，且不溶的Fe(OH)2转化成微溶Fe(OH)2，底泥磷的释放量增加13。厌氧条件释放大量的磷进入水体，可加速水库水质的富营养化。这表明底泥中P的释放速率随着溶解氧降低而提高，为了使底泥更好的吸附内源磷，应向水中通空气，增加水中溶解氧含量。2.2 温度 底泥对磷的释放随温度升高而加大，即温度的升高可以减少底泥中矿物对磷的吸附作用。底泥释磷强度随温度的改变而变化显著，温度升高，释磷强度增加，且温度越高增加幅度越大。因为随着温度的升高加快了还原溶解和置换反应速度 ，还能增加底泥中微生物和生物体的活动，使其活性增加，耗氧增多，DO减少，从而使氧化还原电位降低，有利于Fe3+转化成Fe2+ ，致使与Fe3+结合的磷释放出来，使得PO43-P 的吸附量基本上呈线性增加14-15。微生物的活动还可能使底泥中的有机质矿化速率提高从而使有机态磷转化为无机态磷酸，将不溶性磷化物转化为可溶性磷，促进底泥中内源磷的释放。2.3 光照光照决定着湖泊生产力的水平。在浅水湖泊中，底泥中磷释放量的变化趋势与光照呈负相关，与底栖藻类的生长量呈正相关。同时光照对上覆水体pH值和温度的变化有较大影响，有利于其升高。2.4 搅动表层底泥的扰动是浅水水体释磷的一个重要机制。自然因素和人为因素都可以引起水体扰动。水体扰动会使底泥颗粒再悬浮，增加了底泥一水界面的磷交换，扰动越大，底泥中磷释放量越大21 。但当水体中悬浮物达到一定程度时，底泥将不再释放磷，此时底泥、水体和悬浮物中的磷达到一种动态平衡22。3 底泥理化特性3.1 底泥干湿性 底泥对上覆水体中磷酸盐有明显的吸附作用。随着气候的变化会造成河流、湖泊呈现干湿交替，导致底泥对内源磷吸附-解析的影响。底泥在枯水期较长时间的暴露于空气中在风干过程中易导致底泥中有机态磷的分解16，从而再次淹水时会导致磷的释放，造成上覆水体中磷负荷的增加。底泥的风干会导致吸附作用的减弱和吸附容量的减少，不利于在枯季结束或在枯水季中对突发的高浓度含磷水中磷酸盐的吸附。因此，河流的断流不仅对河流生态系统具有重要的影响，对底泥水界面的物质循环也有重要的影响17。3.2 有机物有机质对底泥中磷的释放有明显的促进作用。植物在生长过程中会通过根系分泌大量有机物质，其中低相对分子质量有机酸是主要成分，它能够通过与铁、铝、钙等金属离子形成络合物影响磷等元素的释放及生物可利用性18。腐殖酸是底泥中沉积有机质的主要成分，约占有机物总量的60%80%19。腐殖酸可以直接与PO4-发生反应。低相对分子质量有机酸能活化铁结合磷和钙磷，当低相对分子质量有机酸浓度为0.01,mol/L时，底泥产生了最大的磷解吸量20。3.3 泥沙粒径磷解吸量与泥沙中砂粒含量显著正相关，与细颗粒物质（粘粒和粉粒）含量呈显著负相关，泥沙底泥中细颗粒含量越高，磷吸附速率越大。泥沙磷的吸附和解吸过程均可分为快、慢、动态平衡3个阶段；磷吸附量和解吸量随反应时间而增加，均可用幂函数方程（Qt = kta，0a1）进行描述。快速吸附阶段主要是泥沙（土壤）中无定形Fe、Al 氧化物对磷的化学吸附及粘粒上盐基离子对磷的共价吸附，而慢速吸附阶段，可能由泥沙（土壤）对磷的物理化学吸附和物理吸附所引起。4 固磷方式4.1 植物固磷 水生植物生长过程需要吸收大量营养物质如氮、磷合成自身物质，利用植物的这一生理生化特性，有选择地种植一些植物处理富营养化水体，能够有效地吸收上覆水水体中的氮、磷元素，减轻水体的富营养化程度，实现对水体的原位修复，还能在一定阶段收获植物作为饲料，获得一定的经济效益4。近年来，国内外研究了多种水生植物对氮磷营养物质的去除效果，结果表明：挺水植物、沉水植物、浮水植物都能有效吸收水体中的内源磷，降低水体的富营养化水平。植物技术修复内源磷污染已经取得一定的进展，如种植美人蕉、菖蒲、鸢尾等，在一定程度上既可以治理水体富营养化，又可以美化湖泊景观。4.2 微生物固磷 微生物能够经济有效地去除污泥中的磷，因此，生物除磷已经成为现在污水除磷的主要技术之一。聚磷菌的筛选、培植是生物除磷的关键，现今已发现好氧聚磷菌和反硝化聚磷菌两种菌种。微生物除磷需要严格的控制条件，如温度、氧气含量、pH等。研究表明25 在5-30的范围内，均可以得到良好的除磷效果；pH 值在6-8的范围内时，磷的厌氧释放比较稳定；pH值低于6.5时，生物除磷的效果会大大下降。4.3 化学除磷化学除磷效率高，处理效果稳定，污泥在处理和处置过程中不会重新释放而造成二次污染。不同固磷方式对底泥磷吸附行为和间隙水溶解态可反应磷(SRP)浓度有重要影响。化学除磷技术有化学凝聚沉淀法、结晶法、吸附法。化学凝聚沉淀法是采用最早、使用最广泛的一种除磷方法，化学沉淀法除磷效率较高，一般高于生物除磷，可达75%80% ，且稳定可靠。化学沉淀通常分为4 个步骤：沉淀反应、凝聚作用、絮凝作用、固液分离。化学凝聚沉淀除磷的基本原理是通过投加絮凝剂形成不溶性磷酸盐沉淀物，然后通过固液分离从污水中去除。常用的沉淀剂主要有钙盐(石灰) 、铝盐(硫酸铝、聚合氯化铝) 、铁盐(氯化亚铁、氯化铁、硫酸亚铁、硫酸铁) 以及现在发展较快的无机有机复合型絮凝剂等。最常用的是石灰、硫酸铝、铝酸钠、三氯化铁、硫酸铁、硫酸亚铁和铝、铁聚合物（AVR）等。磷酸盐沉淀是配位基参与竞争的电性中和沉淀，即通过PO43-与铝离子、铁离子或钙离子的化学沉淀作用加以去除。一般情况下，化学凝聚沉淀法处理后出水TP含量可满足1mg/L 的排放要求。化学凝聚沉淀法易于在现有条件下实施，在我国目前状况下是值得推广和应用的方法之一。结晶法除磷是向已投加钙盐的含磷污水中添加一种结构和表面性质与难溶磷酸盐相似的固体颗粒，破坏溶液的亚稳态，使磷酸盐以实用的速度结晶沉淀，从而达到除磷目的。影响结晶法除磷的主要因素为污水pH值、反应器的除碳酸效果及晶种的好坏。结晶法由于需要增加处理设备，在资金不宽裕的情况下不易被采用。吸附法除磷是利用某些多孔或大比表面积的固体物质对水中磷酸根离子的亲和力来实现的污水除磷工艺。除磷吸附剂一般分为天然吸附剂和合成吸附剂两类。天然吸附剂有：粉煤灰、钢渣、沸石、凹凸棒石、海泡石、活性氧化铝等; 另一类是合成吸附剂。吸附法的关键是吸附剂性能，大多数吸附剂的研制集中在对天然材料进行表面改性，但材料改性工艺复杂，不太适合大规模生产和应用26。3 结 语 以上所述内源磷形态，水体环境因子，底泥理化性质，都对磷在水底泥界面迁移转化产生影响，底泥中磷的释放是各种因素综合作用的结果。植物修复是处理富营养化水体的有效技术手段。磷是水体富营养化的限制性因子，对其应进行进一步研究。为了更合理、更有效的治理水体内源磷污染，应注重研究：（1）拓展研究范围，开展水相-沉积相磷的相互迁移转化研究；（2）深化不同类型植物对底泥磷的影响机制研究；（3）各种环境因子综合对底泥磷的作用；（4）拓宽化学除磷药剂的联合技术。参考文献:1 范成新. 湖泊底泥疏浚对内源释放影响的过程与机理J. 科学通报, 2004, 49(15): 1523-1528.2 范成新. 湖泊底泥氮磷内源负荷模拟J. 湖泊与海洋, 2002, 33(4): 370-378.3 刘云兵, 张爱华, 曹秀云, 等. 不同固磷方式对巢湖底泥磷吸附行为的影响J. 水生生学报, 2011, 35(2): 320-324.4 秦巧燕, 朱建强.磷的环境效应及水生植物修复技术研究进展J. 长江大学学报, 2005, 6(4): 1673- 1679.5 Pegy Fong, Joy B, Zedle, Sources, sinks, and fluxes of nutrients (N + P) in a small highly modify urban estuary in southern California J. 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