科技成果——锁磷剂耦合生态沉床水污染防治技术

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。

水专项成果接地气科技创新成治污“特种兵”环境保护部副部长吴晓青在中国环境科学学会2015年学术年会上强调，“十三五”期间要继续抓好国家水专项和重点科研项目的组织实施，创建重点流域的水环境质量改善机制。

以水专项为代表，环保科技创新已逐渐成为污染治理攻坚战的“特种兵”，为环境质量改善提供了技术支持和动力源泉。

水专项成果接地气科技创新按治污“特种兵”美名今年上半年以来，环境科技成果丰硕，为我国水体、大气环境治理提供了有力支撑。

8月11日，来自环境保护部的消息显示，以水专项为代表，环保科技创新已逐渐成为污染治理攻坚战的“特种兵”，为环境质量改善提供了技术支持和动力源泉。

水专项成果接地气，推广力度不断加大国家重大科技专项之一水专项总师、中国环境科学院院长孟伟院士的案头，《水污染防治先进技术汇编》《水体污染控制与治理科技重大专项第一阶段专利成果汇编》，这厚厚的两本，凝结着众多专家多年研究的心血，也承载着我国水污染治理的希望。

今年春天，环境保护部联合住建部发布了第一批《水污染防治先进技术汇编》，包括重污染行业水污染控制、水体治理与修复等7个领域283项先进技术。

水专项第一阶段产出的专利成果包括已经授权的专利1172项，内含发明专利729项、实用新型专利443项。

作为新中国成立以来投资最大的水污染治理科技项目，水专项这些成果的推广力度不断加大。

点开水专项成果报告网页，“西北村镇集雨饮用水安全保障技术研究与示范”“北方寒冷城市饮用水安全保障共性技术研究与示范”……一份份研究报告非常接地气。

而今，水专项成果在各地实际的水污染治理中已开始发挥重要作用。

在浙江，水专项研发的复合介质生物滤器技术、曝气复氧人工湿地技术、河网区水环境风险评估与预警管理平台等一系列先进技术，已在“五水共治”中推广应用。

大气环境科技领域投入大，“十三五”约束性指标制定采纳相关报告在大气污染治理方面，《清洁空气研究计划》作为环境保护部在大气环境科技领域投入最大的一个专项，上半年实施也取得积极进展。

中国环境科学 2021,41(1)：199~206 China Environmental Science 镧改性膨润土对底泥内源磷控制效果任琪琪1,唐婉莹1*,殷鹏2,尹洪斌3*(1.南京理工大学化工学院,江苏南京 210094；2.江苏省水资源服务中心,江苏南京 210029；3.中国科学院南京地理与湖泊研究所,江苏南京 210008)摘要：以商业化的锁磷材料—镧改性膨润土(Phoslock®)为对象,研究了Phoslock®对磷的吸附动力学和等温线,同时研究了材料对上覆水体以及底泥内源磷释放的控制效果.结果表明,Phoslock®对磷的吸附可以用Langmuir模型拟合,相关性达到0.96,模型计算磷的最大吸附量为10.4mgP/g,且磷吸附符合拟一级和拟二级动力学模型.室内模拟培养结果表明,当锁磷剂投加剂量为1553g/m2时,70d(好氧17d和厌氧53d)内,对上覆水中的磷酸盐去除率达到90%以上,沉积物内源磷释放削减83.1%,但会引起上覆水体中总氮、氨氮以及硝氮的增加,磷形态分析结果表明,表层(0~2cm)底泥中有超过50%的Mobile-P和Al-P转化为稳定态的Ca-P和Res-P,且控磷效果随着投加量的增加而增加.研究表明,Phoslock®对底泥内源磷具有较好的控制效果,但长期效果需加强研究.关键词：锁磷剂；富营养化控制；底泥内源磷；活性磷中图分类号：X524 文献识标码：A 文章标号：1000-6923(2021)01-0199-08The effect of lanthanum modified bentonite on the control of sediment internal phosphorus loading. R EN Qi-qi1, TANG Wan-yin1*, YIN Peng2, YIN Hong-bin3* (1.School of Chemical Engineering, Nanjing University of Science and Technology, Nanjing 210094, China；2.Jiangsu Water Resources Service Center, Nanjing 210029, China；3.State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, People's Republic of China, Nanjing 210008, China). China Environmental Science, 2021,41(1)：199~206Abstract：The commercial phosphorus inactivation material-Phoslock® was used to investigate its efficiency for sorption isotherm and kinetics. In addition, the control effects on P concentration in overlying water and sediment internal P release was also investigated. The results indicated that P sorption on Phoslock can be fitted well by Langumiur model with a coefficient of 0.996 and the maximum P sorption capacity was estimated to be 10.6mgP/g. P sorption on phoslock can be fitted well by second-order kinetic model. The results of laboratory incubation indicated that the soluble reactive phosphate in overlying water and sediment internal P release can be reduced by more 90% and 80% respectively with a dosage of 1553g/m3 during seventy day of incubation (17days of aerobic and 53days of anaerobic incubation).Unfortuately, the addition of phoslock can induce an elevation of total nitrogen, ammonium nitrogen and nitrate in overlying water. P fractionation analysis indicated that the addition of phoslock can transform more than 50% of mobile P and Al-P into stable Ca-P and Res-P. The control effects can be increased with the increase of dosage of Phoslock. Overall, the results indicated that Phoslcok can effectively control sediment internal phosphorus loading, but the long-term effects still should be studied further.Key words：phosphorus inactivation materials；lake eutrophication control；sediment internal phosphorus；mobile phosphorus近年来,随着工业和生活质量的不断提高,我国湖泊的富营养化问题日益严重.据调查,我国的磷控制性湖泊占比较大[1].因此,减少磷含量是控制湖泊富营养化的关键[2].湖泊中的磷来源分为外源磷和内源磷,当外源污染得到控制后,赋存在沉积物中的内源磷在水体温度、溶解氧、水动力及季节等环境因子发生变化时,会释放到上覆水中,再次造成水体富营养化[3].相关研究[4]指出,湖泊内源磷的释放主要来自表层0~20cm的沉积物,因此,控制表层沉积物的释放成为控磷的关键.采用一种有效的方法来控制内源磷显得尤为重要.改性黏土矿物材料因其相对较低的成本和迅速改善水质的能力而经常被用于沉积物磷的控制[5].常用的固磷吸附剂有镧改性的沸石[6-7],铝改性的凹凸棒石[8],工业副产品如饮用水残留物[9]或由铁、钙、锆改性的其他矿物磷吸附剂[10].这些磷吸附剂的添加可将活性磷转变为更惰性的稳定磷,从而抑制磷的释放.铝改性材料已经广泛应用于世界上很多湖收稿日期：2020-06-01基金项目：国家自然科学基金资助项目(41977363);中科院交叉团队项目(JCTD-2018-16)* 责任作者, 唐婉莹, 副教授,****************.cn;尹洪斌, 研究员, ***************.cn200 中国环境科学 41卷泊中,在控制内源磷方面取得了良好的效果.然而,由于藻华爆发期会极大地提高富营养化湖泊中上覆水的pH值,在高pH值(>9.50)条件下会增加沉积物中铝的氢氧化物释放出磷的风险[11].一种镧改性膨润土锁磷剂[12](商业名称为Phoslock®)是一种高效的吸附剂,由95%的膨润土和5%的稀土镧组成,在pH值为5~7时,H2PO4-对吸附剂表面具有最大的亲和力.与Al相比,Phoslock®施用时不会改变湖泊水的碱度和pH值,这可能是碱度较低湖泊的更好选择[12].另外,膨润土具有与沉积物相似的密度和颗粒大小,沉降后可以作为沉积物的组分从而限制物理再悬浮或生物扰动[13-14],是一种较为理想的磷钝化剂.为了研究Phoslock®的除磷效果,本研究进行了吸附实验探究其对磷的固定化性能,同时采用模拟室内培养测试Phoslock®在有氧和厌氧条件下控制沉积物内部磷的长期固定效率,以期为其实际应用提供参考.1 材料与方法1.1 水样、沉积物柱样采集与处理实验所用沉积物采集于安徽巢湖(31.700610°N, 117.368350°E),所用采样管为内径8.4cm、高度45cm的有机玻璃管,采集完沉积物样后两端用橡胶塞密封.在同一点位收集200L的湖水,这些沉积物柱状样和收集的水在低温中保存,并在4h内运回实验室.相关研究[4]指出,湖泊内源磷的释放主要来自表层0~20cm的沉积物,调整沉积物柱状样至20cm,上覆水至15cm[15],在进行培养实验之前样品一直保持黑暗状态.培养试验结束后用切板将底泥根据沉积物-水界面的距离分为5层:0~2cm、2~ 4cm、4~6cm、6~8cm、8~10cm,匀浆后自然风干研磨过100目筛备用.1.2吸附实验1.2.1 吸附等温线使用KH2PO4制备磷酸根溶液.称取若干份0.5g的Phoslock®于50mL离心管中,加入不同浓度(1,5,10,20,50,100,200,500,1000mg/L)的磷溶液25mL,磷溶液预先用0.1mol/LH2SO4或0.1mol/L的NaOH调整为pH=7,在180r/min,25℃的恒温摇床中震荡24h,离心后经0.45 μm水系滤膜过滤得上清液,并用于可溶性反应磷酸盐(SRP)分析.磷吸附结果拟合到Langmuir吸附模型,e L emL e1q K CqK C=+(1)Freundlich吸附模型由下式给出:m F enq K C= (2) 式中:q m代表磷吸附剂的最大吸附量,mg/g;K L和K F值表示吸附能力的强弱;C e为达到吸附平衡时溶液中的磷浓度,mg/L;q e表示达到吸附平衡时单位磷吸附剂的饱和吸附量,mg/g;n表示吸附的难易.1.2.2 吸附动力学称取若干份0.5g的Phoslock®于50mL离心管中,分别加入25mL初始磷浓度为0.5,10,50,200,500mg/L的磷溶液,pH值调至7,在180r/min,25℃的恒温摇床中振荡,设置不同时间取出(初始磷浓度为0.5,10,50mg/L分别在10,20,30,60,120,240,360min取出;初始磷浓度为200, 500mg/L分别在0.5,1,2,4,6,10,16,24,48h取出)后分析其上清液可溶性反应磷酸盐(SRP)浓度.用拟一级动力学和拟二级动力学模型来表示吸附过程中吸附量随时间的变化,拟合方程如下:拟一级动力学方程:()1e elog log2.303tkq q q t−=− (3) 拟二级动力学方程:22e e1tt tq k q q=+ (4) 式中:q e和q t分别为吸附平衡和t时刻磷吸附剂的吸附量,mg/g;k1、k2分别为一级、二级吸附速率常数,h-1.1.3 室内长期柱样培养实验1.3.1 样品处理与投加量为了研究好氧和厌氧条件Phoslock®对沉积物内部磷的长期控制效率,进行实验室模拟实验.根据表层沉积物中活性磷(0~5cm)含量和锁磷剂的最大磷吸附量来计算理论投加量,理论投加量的计算式如下:ma bVXSq+= (5)式中:X为理论投加量,g/m2;a是待处理的底泥中活性磷(mobile-P)总含量,g;b是待溶解的湖水中SRP的质量浓度,mg/L;V是待溶解的湖水体积,mL;S是柱状样采样管的底面积,m2;q m是由Langmuir等温吸附方程得到的Phoslock®对磷的理论最大吸附量,mg/g.柱状样表层5cm湿泥中的Mobile-P含量为86mg,已过滤的湖水中TP含量为0.19mg/L,Phoslock®的最大吸附量为10.4mg/g,因此,所需1期任琪琪等：镧改性膨润土对底泥内源磷控制效果 201Phoslock®的1、2倍理论投加量为1553g/m2和3105g/m2.1.3.2 实验搭建及过程室内柱状培养实验分别设置(1)空白对照组:不添加Phoslock®的柱状沉积物;(2) Phoslock®:Mobile-P=100:1(1X,1553g/m2);(3) Phoslock®:Mobile-P=200:1(2X,3106g/m2).每组实验均设置3组平行实验.先用虹吸法将所有柱状样中原先的上覆水缓慢抽出,空白对照组再缓慢注入1L 湖水,而第2,3材料处理组注入1L溶解有磷吸附剂的湖水,保持空白组和处理组的上覆水样一致.实验过程柱状样均放置在恒温培养箱(ILB-008-02型)中,保持温度为20°C,pH=7.实验分为好氧期和厌氧期2个阶段,其中第1~17d为好氧期阶段,第17~70d为厌氧期阶段.在好氧期阶段,所有柱子不加顶塞,以空气作为其氧气来源,并在2~3d内曝气,曝气强度以不扰动界面为宜;好氧实验结束后即刻向柱状样中通入氮气,盖紧顶塞,并且每24h向柱状样内通氮气以保持厌氧状态.每隔72h抽取50mL上覆水用于实验指标的测定,然后沿管壁再缓慢注入50mL的对应点位已过滤湖水;厌氧期阶段结束后,向柱内垂直插入Peeper装置[16-17],48h后取出测定.1.4 样品分析方法1.4.1 水体中氮、磷的测定将抽取的上覆水采用0.45µm的滤膜过滤,滤液中的SRP含量用钼蓝比色法进行测定,氨氮用纳氏试剂光度法[16]测定.用pH 计(雷磁,PHS-3C型)测定未过滤上覆水的pH值,将未过滤的上覆水消解后用钼蓝比色法测其TP含量.1.4.2 间隙水中氨氮、磷酸盐含量及其释放通量的测定本实验通过平衡式间隙水采样技术(Peeper)[17-18]获取沉积物间隙水,其技术属于原位被动采样范畴,基于内外膜的渗透压平衡原理,根据滤膜的特性使沉积物间隙水中一些可溶离子和分子通过滤膜与采样介质进行物质交换达到平衡[19].使用之前用N2曝气24h,然后垂直插入柱状沉积物中,48h后垂直取出装置并记录泥水界面的位置,用清水洗去表面的底泥,然后用移液枪刺穿一层渗透膜取出小室内的溶液置于酶标板中,加入显色剂之后于微孔板振荡器内(QB-9001型)震荡,间隙水中的磷酸盐和氨氮浓度采用分光光度计(Epoch BioTek 型)用微量比色法进行测定.对Peeper各小室中测出的数值即为相应位置沉积物间隙水中磷酸盐和氨氮的浓度,利用Fick第一扩散定律计算磷酸盐和氨氮的通量[19],通量由下式计算得到.()sJ cx xDδϕδ=⎛⎞=⎜⎟⎝⎠(6) 式中:φ指表层沉积物孔隙度;D S是沉积物扩散系数;cxδδ是整个沉积物界面上的孔隙水浓度梯度;J为沉积物-水界面的扩散通量.1.4.3 沉积物的磷形态的测定厌氧期实验结束后,用切板对沉积物进行分层,各层沉积物混合均匀后烘干、研磨过100目筛备用,通过分级提取法[20]测定其磷形态含量,简言之,在每一步提取步骤完成后测其过滤后的PO43-P浓度,即为每步提取液中不同磷形态的浓度,沉积物中的磷含量可以依次提取为(a)NH4Cl-P(Labile-P),(b)BD-P(Fe-P),(c)NaOH-rP(Al-P),(d)NaOH-nrP(Org-P)和(e)HCl-P(Ca-P).最后,残留物沉积物在马弗炉中于550℃灰化2h,然后用1mol/L HCl萃取,作为(f)残留P(Res-P).活性磷(mobile-P)为Labile-P,Fe-P和Org-P之和.2 结果与讨论2.1 吸附研究0200400 600 800246810Qe(mg/g)C e(mg/L)图1 Phosl ock®的等温吸附曲线Fig.1 Adsorption isotherms of P on Phoslock®2.1.1 等温吸附进行磷酸盐吸附等温线实验来研究Phoslock®的最大磷酸盐吸附能力,如表1所示,拟合结果如图1所示,计算出的模型参数列于表2.结果表明,用Langmuir等温线方程,Freundlich方程回归磷酸盐吸附等温线具有相对较高的相关参数. Langmuir方程计算得出的Phoslock®的最大吸附容202 中 国 环 境 科 学 41卷量为10.4mgP/g.镧和铝的组合对水和沉积物中的磷进行双重控制要优于单一金属负载吸附剂.这是因为单一的镧和单一的铝基磷吸附剂无法克服富营养化水中的高浓度有机碳和高pH 值的干扰[21],但是,磷吸附剂中两种元素的组合在高pH 值和高有机碳水中均表现良好.表1 Phosl ock ®等温吸附拟合参数Tabl e 1 Phosl ock ®isothermal adsorption fitting parametersLangmuir 吸附模型 Freundlich 吸附模型 磷吸附剂类型q m (mg/g)k L (L/mg)R 2k F (L/mg) 1/nR 2Phoslock® 10.4111 0.0098 0.9555 0.9972 0.34120.98642.1.2 吸附动力学 结果如图2和表2所示,Phoslock ®在初始磷浓度为0.5,10,200mgP/L 时,对磷的吸附均能很好地符合拟一级动力学和拟二级动力学模型,说明Phoslock ®对磷的吸附是物理吸附和化学吸附同时存在的.0 10 20 30 40 50时间(h)Q e(m g /g )图2 Phosl ock ®对磷的动力学吸附曲线Fig.2 Phosl ock ®kinetic adsorption curve of phosphorus表2 Phosl ock ®的动力学拟合参数 Tabl e 2 Phosl ock ® dynamics fitting parameters拟一级动力学 拟二级动力学初始磷浓度 (mg/L)q e(mg/g) k 1(1/min)R 2q e(mg/g) k 2(g/mg·minR 20.5 0.0242 7.497 0.98820.0248 16.7867 0.929610 0.4957 0.0924 0.98650.5267 2.0755 0.9681200 3.8955 0.13840.99684.6674 0.1505 0.99442.2 锁磷剂长期控磷效果2.2.1 上覆水pH 值变化特征 pH 值是影响沉积物磷循环和湖泊富营养化的重要因素之一,是评价湖泊水体质量的重要指标[22].上覆水pH 值随时间的变化如图3所示.投加锁磷剂后,总体上材料处理组pH 值和空白组相差不大.具体表现为好氧阶段的第1~10d 的pH 值基本无变化,第10~17d 时对照组和处理组pH 值均有所降低,随即进入厌氧阶段后,pH 值在第26d 时达到峰值后渐渐趋于平缓,pH 值均维持在7.2~7.7左右.说明锁磷剂的加入不会对上覆水pH 值造成影响.102030 40 50 6070678910p H 值时间(d)图3 上覆水pH 值随时间的变化Fig.3 Variation of pH value in overlying water with time2.2.2 上覆水水质变化特征 对于好氧期和厌氧期,锁磷剂处理柱状样后上覆水中TP 和SRP 的含量如图4所示,处理组的上覆水TP 和SRP 含量相对于未投加吸附剂的对照组明显降低,说明锁磷剂对水体有显著的控磷效果.在好氧条件下,对照组沉积物上覆水中的TP 和SRP 浓度保持相对恒定,而在无氧条件下,TP 和SRP 的浓度增加很多.相对而言,好氧条件下水柱中TP 浓度是对照沉积物中厌氧条件下水柱中TP 浓度的1.68倍.类似地,对照处理中厌氧条件下上覆水中的平均SRP 浓度是好氧条件下的5.0倍.在厌氧条件下,三价铁被还原为亚铁.因此,铁结合的磷被释放到水柱中.这与前期的研究结果一致[23-25].相反,与有氧和无氧条件相比,投加锁磷剂后的上覆水中SRP 和TP 浓度在有氧和无氧条件下都保持相对较低的水平(<0.3mg/L).这是因为沉积物中的La 结合磷对氧化还原电位变化不敏感,并且在缺氧条件下可以保持稳定.相对而言,与对照沉积物柱状样相比,1X 的Phoslock ®处理可以降低上覆水中82.6%的TP 和96.8%的SRP.并且与对照相比,高剂量的Phoslock ®1期 任琪琪等：镧改性膨润土对底泥内源磷控制效果 203对水柱中TP 和SRP 的控制效果更好.总体来看,锁磷剂对于柱状样水体中的磷有良好的去除效果,且能维持较长一段时间,因此具有较好的应用前景.0 10 20 3040 50 60 70T P 浓度(m g /L )时间(d)0 10 20 3040 50 60 70S R P 浓度(m g /L )时间(d)图4 上覆水TP 和SRP 随时间的变化Fig.4 Variation of TP and SRP in overlying water with time氮作为湖泊中一种重要的营养组分,当环境条件变化时也会改变底泥中氮的释放.上覆水中总氮、氨氮和硝态氮含量在好氧期和厌氧期随时间的变化如图5所示,在好氧期阶段,以总氮浓度为例,对比对照组发现,添加锁磷剂后,上覆水中总氮含量明显升高;随着培养时间越长,处理组上覆水总氮含量呈现出先增大后减小的趋势,在第14d 后和对照组中的总氮含量基本一致,且随着投加量的增大上覆水中总氮含量升高的越多.在厌氧期阶段,处理组中的总氮含量比对照组高,两个不同的处理组中上覆水的总氮含量随着时间均缓慢的增高,然后逐渐趋于稳定,在37d 后处理组始终比空白组中的总氮含量高.与对照沉积物柱状样相比,1X 的Phoslock ®处理在好氧期上覆水中总氮和氨氮相当于空白组增加了2倍和2.3倍,在厌氧期可以增加上覆水中49.0%的总氮和29.2%的氨氮.而在好氧期和厌氧期阶段材料处理组上覆水中的氨氮含量始终高于空白组,硝态氮的变化趋势和总氮的变化趋势有类似的规律.总的来说,添加锁磷剂后会造成柱状样上覆水中的总氮,氨氮和硝态氮含量的增加.有研究[26]指出连续萃取锁磷剂,膨润土基质的Phoslock ®含有氧化还原敏感的铁,当分散在水中时,Phoslock 可能会释放出铵.0102030 40 50 607012345678T N 质量浓度(m g /L )时间(d)102030 40 50 60700.51.01.52.02.53.03.54.04.5时间(d)N O 3-质量浓度(m g /L )0102030 40 50 60700.51.01.52.02.53.03.54.0时间(d)N H 4+质量浓度(m g /L )图5 上覆水TN 、NH 4+和NO 3-随时间的变化 Fig.5 Variation of TN, NH 4+ and NO 3- in overlying waterwith time2.2.3 底泥释放特征 沉积物中的大量可溶解性204 中国环境科学 41卷物质主要以间隙水作为介质通过表面扩散层向上覆水扩散迁移,因此沉积物间隙水中磷酸盐的多寡可以直接地反映出底质环境的优劣.间隙水中的SRP浓度随深度的变化如图6(a)所示,其中深度以“0”作为沉积物-水界面,沉积物-水界面以上用负值表示,沉积物-水界面以下用正值表示.对照组上覆水中的SRP浓度为0.33~0.55mg/L,间隙水中SRP浓度要远大于上覆水中的浓度,且随着深度的增加呈现出先增大后减小的趋势,在深度为2.8cm处达到最大值2.68mg/L,在5cm以后逐渐减小,这也验证了表层沉积物对内源磷的释放贡献较大,是控制内源磷的关键.在材料组中,不管是上覆水还是间隙水中的SRP浓度都要远远低于对照组,且材料的投加量不同SRP浓度的变化也不同,具体表现为随着投加量增大,SRP浓度降低.其中在沉积物-水界面以上,处理组的投加量不会引起上覆水SRP浓度的变化,处理后的SRP质量浓度为0.10~ 0.20mg/L,此处材料处理组中SRP的去除率为63.2%~82.8%;在沉积物-水界面以下,不同的材料组中的SRP浓度都表现出先增大后趋于稳定的趋势,且2X处理组中SRP的质量浓度低于1X处理组,1X 处理组在界面下1.2~2.8cm处的SRP去除率为71.9%~82.3%,2X处理组在界面下1.2~2.8cm处的SRP去除率为81.4%~90.1%.随着深度的增加去除效果略有降低,到5cm去除率仍有38%左右.综上所述,添加材料后可以大大降低上覆水和表层5cm左右间隙水中SRP的含量,且对沉积物-水界面下5~ 8cm仍有去除效果.SRP (mg/L)对照1X 2X1234P通量[mg/(m2⋅d)]深度(cm)图6 间隙水中SRP浓度的垂向变化和磷扩散通量变化Fig.6 Vertical change of SRP concentration and phosphorus diffusion flux in interstitial water 沉积物-水界面之间的磷交换量可以用扩散通量表示,扩散通量越大,则物质交换量越多.选取间隙水中的垂向浓度由菲克第一定律计算出的磷扩散通量如图6(b)所示,结果表明,锁磷剂的加入可以改变磷酸盐在沉积物间隙水中的分布趋势,使其浓度大大降低,穿过沉积物-水界面的磷通量也得到有效降低,同时随着锁磷剂的投加量增大,扩散通量减小.对照组,1X和2X沉积物中的磷释放通量分别为3.7;0.63和0.19mg/(m2⋅d),与对照组相比,分别从1X和2X处理组中减少了83.1%,94.9%的磷通量.综上所述,锁磷剂的添加会明显降低磷的扩散通量.2.2.4 底泥磷形态变化特征经过70d的室内培养,对照组和处理组沉积物的磷组分如图7所示,结果表明,在对照沉积物中的所有沉积物层中,NaOH-rP(Al-P)是TP的主要部分(51.4~58.9%),活性磷的含量(Labile-P,Fe-P和Org-P的总和)占总磷的20.0~28.9%.沉积物中的这3种磷被认为是磷的活泼形式,当环境条件发生改变时最容易从沉积物中释放出来[25-27].例如,Fe-P和Org-P的一部分最有可能在缺氧条件下和微生物活动期间从沉积物中释放出来,1期 任琪琪等：镧改性膨润土对底泥内源磷控制效果 205因此,Fe -P 和Org -P 可以增加上覆水中的TP 浓度[28-29].原位失活的目的是将磷的活泼形式(Labile -P,Fe -P 和Org -P)转移为惰性形式,与Fe -P 和Org -P 不同,Ca -P 和Res -P 等2个惰性磷形态通常稳定且生物利用度很低[30].投加锁磷剂可以对表层沉积物中的活性磷含量起到大大得削减作用,达到有效的控磷效果.对于表层0~2cm 的沉积物,1X 、2X 处理组沉积物中活性磷的含量分别降低了59.4%,62.7%.对于表层2~4cm 的沉积物,1X 、2X 处理组沉积物中活性磷的含量分别降低了29.6%,29.4%.随着深度的增加,Al -P 在部分条件下有可能会释放出来,有被生物利用的可能性.对比发现,添加材料的处理组沉积物中的Al -P 都有部分程度的削减,比对照组降低了超过30%的Al -P 含量.另外,由于La 3+和Al 3+与沉积物中可移动性P 的反应,观察发现添加Phoslock ®磷吸附剂可以增加Ca -P 和Res -P.这两种惰性P(Ca -P 和Res -P)的双重增加有利于富营养化湖泊的沉积物磷的长期控制[31].具体表现为:表层0~2cm 的沉积物,1X 处理组沉积物中Ca -P 的含量是对照组的4.02倍,Res -P 含量增加了36.5%.对于4~10cm 的沉积物,处理组对各种磷形态对比对照组并没有很明显的变化,可能是由于柱状样中底栖动物较少,不能通过生物的蠕动作用将磷吸附剂向深层沉积物渗透.综上所述,投加理论剂量的Phoslock ®对表层沉积物中的活性磷起到大大削减作用,能提高稳定结合态磷,对固定沉积物中活性磷起到积极作用.Res-PCa-PAl-PMobile-PX2磷含量(mg/kg) 深度(c m )深度(c m )深度(c m )图7 Phosl ock ®对沉积物中磷形态的影响Fig.7 Phosl ock ®'s effect on phosphorus forms in sediments3 结论3.1 根据Langmuir 模型计算得出,Phoslock ®的最大磷吸附量为10.4mgP/g,且其对磷的吸附均能较好符合拟一级动力学和拟二级动力学模型,说明其对磷的吸附是物理吸附和化学吸附同时存在的. 3.2 室内长周期模拟实验表明(17d 好氧,53d 厌氧),Phoslock ®显著降低上覆水总磷以及磷酸根的浓度,与对照沉积物柱状样相比,单倍理论投加量可以降低上覆水中82.6%的TP 和96.8%的SRP,但锁磷剂的添加会造成上覆水中的总氮、氨氮和硝态氮含量的增加.3.3 Phoslock ®的添加可以显著降低间隙水中磷酸根的浓度,与对照相比,单倍和双倍的理论投加量对沉积物-水界面磷的释放削减率分别为83.1%和94.9%.3.4 锁磷剂的添加可将底泥中活性磷和铝磷转化为稳定的钙磷和残渣态磷.单倍和双倍的投加量可对表层底泥中(0~2cm)活性磷削减比例分别达59.4%和62.7%,与对照相比,底泥中的钙磷可增加2倍和3倍.参考文献：[1] 金相灿,屠清瑛.湖泊富营养化调查规范(第二版) [M]. 北京:中国环境科学出版社, 1990,30-35.Jin X C, Tu Q Y. Specification for lake eutrophication investigation (Second edition) [M]. Beijing: China Environmental Science Press, 1990:30-35.[2] 陈镜伊.金属盐改性热处理凹土对水体及底泥磷钝化效果的影响[D]. 南京:南京理工大学, 2018.Chen J Y. Inactivation effects of phosphorus in water and sediment bymetal salt modified and thermal treated attapulgite [D]. NanJing: Nanjing University of Science and Technology, 2018.[3] Wang L Q, Liang T. Distribution patterns and dynamics of phosphorusforms in the overlying water and sediment of Dongting Lake [J]. Journal of Great Lakes Research, 2016,42(3):565-570.[4] Kong M, Yin H B, Wu Y, et al. Influence of thermal treatment on thephosphorus sorption capacity of natural calcium -rich clay minerals [J]. Journal of Environmental Sciences, 2013,33(12):3211-3218.[5] Spears B M, Maberly S C, Pan G, et al. Geo -engineering in lakes: Acrisis of confidence? [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(17):9977-9979.[6] Lin J, He S, Zhang H, et al. Effect of zirconium -modified zeoliteaddition on phosphorus mobilization in sediments [J]. Science of the Total Environment, 2019,646(PT.1-1660):144-157.[7] Wang Z, Lu S, Wu D, et al. Control of internal phosphorus loading in206 中国环境科学 41卷eutrophic lakes using lanthanum-modified zeolite [J]. Chemical Engineering Journal, 2017,327:505-513.[8] Yin H B, Ren C, Li W. Introducing hydrate aluminum into porousthermally-treated calcium-rich attapulgite to enhance its phosphorus sorption capacity for sediment internal loading management [J].Chemical Engineering Journal, 2018,348:704-712.[9] Wang C, Wu Y, Wang Y, et al. Lanthanum-modified drinking watertreatment residue for initial rapid and long-term equilibrium phosphorus immobilization to control eutrophication [J]. Water Research, 2018:173-183.[10] Douglas G B, Hamilton D P, Robb M S, et al. Guiding principles forthe development and application of solid-phase phosphorus adsorbents for freshwater ecosystems [J]. Aquatic Ecology, 2016,50(3):385-405. [11] Rydin E, Huser B, Welch E B. Amount of phosphorus inactivated byalum treatments in Washington lakes [J]. Limnology & Oceanography, 2000,45(1):226-230.[12] Haghseresht F, Wang S, Do D D. A novel lanthanum-modifiedbentonite, Phoslock®, for phosphate removal from wastewaters [J].Applied Clay Science, 2009,46(4):0-375.[13] Diego C, K arin F, Marziali, et al. Eutrophication management insurface waters using lanthanum modified bentonite: A review [J].Water research, 2016:197-203.[14] 刘新,王秀,赵珍,等.风浪扰动对底泥内源磷钝化效果的影响[J]. 中国环境科学, 2017,37(8):3064-3071.Liu X, Wang X, Zhao Z, et al. Effect of wind and wave disturbance on passivation of internal phosphorus in sediment [J]. 2017,37(8):3064- 3071.[15] Reitzel K, Lotter S, Dubke M, et al. Effects of Phoslock treatment andchironomids on the exchange of nutrients between sediment and water [J]. Hydrobiologia, 2013,703(1):189-202.[16] 国家环保局本书编委会.水和废水监测分析方法 [M]. 中国环境科学出版社, 1989:35-40.National Environmental Protection Agency Book Editing Committee.Water and wastewater monitoring and analysis methods [M]. China Environmental Science Press, 1989:35-40.[17] Xu D, Wu W, Ding S, et al. A high-resolution dialysis technique forrapid determination of dissolved reactive phosphate and ferrous iron in pore water of sediments [J]. Science of the Total Environment, 2012,421-422:245-252.[18] Raymond, Hesslein H. An in situ sampler for close interval pore waterstudies1 [J]. Limnology and Oceanography, 1976,21(6).[19] Ding S , Sun Q, Xu D. Development of the DET technique forhigh-resolution determination of soluble reactive phosphate profiles in sediment pore waters [J]. International journal of Environmental Analytical Chemistry, 2010,90(14/15):1130-1138. [20] William J U, Robert C A. Diffusion coefficients in nearshore marinesediments1 [J]. Limnology and Oceanography, 1982,35(7).[21] Rydin E. Potentially mobile phosphorus in Lake Erken sediment [J].Water Research, 2000,34(7):2037-2042.[22] Yin H B, Du Y, K ong M, et al. Interactions of riverine suspendedparticulate matter with phosphorus inactivation agents across sediment-water interface and the implications for eutrophic lake restoration [J]. Chemical Engineering Journal, 2017,327:150-161. [23] 杨秀敏,任广萌,李立新,等.土壤pH值对重金属形态的影响及其相关性研究 [J]. 中国矿业, 2017,26(6):79-83.Yang X M, Ren G M, Li L X, et al. Effect of pH value on heavy metals form of soil and their relationship [J]. China Mining Magazine, 2017,26(6):79-83.[24] Fuchs E, Funes A, Saar K, et al. Evaluation of dried amorphous ferrichydroxide CFH-12® as agent for binding bioavailable phosphorus in lake sediments [J]. Science of the Total Environment, 2018,628-629: 990-996.[25] Nürnberg G K, Fischer R, Paterson A M. Reduced phosphorusretention by anoxic bottom sediments after the remediation of an industrial acidified lake area: Indications from P, Al, and Fe sediment fractions [J]. Science of the Total Environment, 2018,626:412-422. [26] Hupfer M, Jordan S, Herzog C, et al. Chironomid larvae enhancephosphorus burial in lake sediments: Insights from long-term and short-term experiments [J]. Science of the Total Environment, 2019, 663:254-264.[27] Reitzel K, Lotter S, Dubke M, et al. Effects of Phoslock treatment andchironomids on the exchange of nutrients between sediment and water [J]. Hydrobiologia, 2013,703(1):189-202.[28] Funes, A, Martinez, et al. Determining major factors controllingphosphorus removal by promising adsorbents used for lake restoration:A linear mixed model approach [J]. Water Research, 2018,141:377-386.[29] Upreti K, Maiti K, Victor H, et al. Microbial mediated sedimentaryphosphorus mobilization in emerging and eroding wetlands of coastal Louisiana [J]. Science of the Total Environment, 2019,651:122-133. [30] Huser, Brian J, Egemose, et al. Longevity and effectiveness ofaluminum addition to reduce sediment phosphorus release and restore lake water quality [J]. Water Research, 2016,97:122-132.[31] Xu R, Zhang M, Robert J G, et al. Enhanced phosphorus locking bynovel lanthanum/aluminum–hydroxide composite: Implications for eutrophication control [J]. Environmental Science and Technology, 2017,51(6):3418-3425.作者简介：任琪琪(1995-),女,安徽六安人,南京理工大学硕士研究生,主要从事水环境修复材料的研究.。

附件2：水体污染控制与治理科技重大专项“流域水生态承载力调控与污染减排管理技术研究”项目择优课题申报指南一、指南说明“水体污染控制与治理”科技重大专项是《国家中长期科学和技术发展规划纲要（2006－2020）》确定的16个重大专项之一。

水专项“流域水污染防治监控预警技术与综合示范”主题下的“流域水生态承载力调控与污染减排管理技术研究”项目“十二五”在总结“十一五”研究成果的基础上，将形成更为完善的基于流域水生态功能分区的流域水质目标管理技术方法体系，包括开展流域生态功能四级分区方法研究，制定辽河流域、太湖流域和赣江水生态功能四级分区方案；开展河流生态保护目标制定研究，建立基于分区的管理机制；开展我国松花江、海河、淮河、东江、黑河、巢湖、洱海和滇池等8个重点流域的水生态功能评估，提出重点流域三级和四级分区方案；筛选辽河、太湖流域水环境优控污染物，提出我国流域优控污染物的基准值，建立一套具有流域水生态分区差异性的我国水环境质量基准体系；建立流域容量总量控制支持模型，研究流域水生态功能区生态水量保障、容量总量控制技术，提出辽河、太湖流域和赣江流域生态水量保障、容量总量控制方案；开展面向水生态安全的流域景观评估技术，建立基于水生态功能分区约束的土地利用优化模型，提出辽河、太湖流域的土地利用优化配置方案；提出辽河、太湖和赣江流域水生态承载力调控方案、典型流域的社会经济结构与布局优化调整方案；评估水专项组织实施对国家控源减排、环境科技进步、环境经济发展及对经济、社会可持续发展的贡献；综合集成国家水污染控制与治理技术体系和管理两大体系，分类建立“重点流域污染治理与管理，水污染治理与管理共性技术、能力建设平台、环保产业化培育与发展”等综合集成数据与案例库。

“十二五”期间，通过全国水生态功能一级、二级分区方案的形成，结合共性技术与示范流域的应用经验，进一步推进流域水质目标管理技术在全国的推广应用，为全国流域水质目标管理技术应用提供技术支撑。

宜昌磷矿绿色发展示范区污水处理技术
刘林;陈爱章;裴明松;黎源;斯小华;黄德将;程林;赵勇兴
【期刊名称】《现代矿业》
【年(卷),期】2022(38)8
【摘要】宜昌磷矿是全国五大磷矿基地之一,围绕磷矿资源优势逐步形成了磷化工产业集群,绿色矿业技术走在全国前列,形成了磷矿绿色矿业发展示范区。

为推广宜昌磷矿绿色发展示范区污水处理技术与经验,从水质方面介绍了矿井水多级沉淀系统、絮凝剂除磷技术、生活污水净化系统、水质在线监测系统等矿区水处理技术,以及生态补偿制度等情况,一系列措施的落实,保障了黄柏河流域东支水质达标,构建了绿色矿业发展长效机制。

这种磷矿区水处理方法及保障制度在绿色矿山建设发展中具有推广价值。

【总页数】4页(P227-230)
【作者】刘林;陈爱章;裴明松;黎源;斯小华;黄德将;程林;赵勇兴
【作者单位】中南冶金地质研究所
【正文语种】中文
【中图分类】F42
【相关文献】
1.着眼细微开创矿地共赢新局面——揭秘绿色共享磷矿示范区建设中的“樟村坪模式”
2.推进一体化示范区产业协同发展——推进长三角生态绿色一体化发展示范区
产业协同发展的思考与建议3.宜昌县农业新技术示范区立足科技促发展4.宜昌市大力推进磷矿山绿色转型5.宜昌某磷矿选矿技术试验研究
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科技成果——污染及富营养化水体水质改善技术技术开发单位Phoslock Water Solutions（澳大利亚）主要应用领域富营养化各类水体的治理，主要包括饮用水水库、娱乐及景观河道、湖泊、养殖坑塘等领域成果简介由于磷是水体富营养化的限制性因子，该技术通过改变水体氮磷比来治理富营养化及蓝藻水华，通过对底泥、水体水质的监测及自带蓝藻预警软件的分析，确定该技术的核心产品——锁磷剂的投放方式、投放量及投放时间，有效抑制蓝藻暴发。

锁磷剂是由纯天然的物质（自然界的膨润土与稀土元素镧）制成，可以称得上是富营养化水体蓝藻水华治理中的“中草药”。

锁磷剂中的镧，是以一种完全被锁在土壤结构中的物质而存在的，它不仅可以与水体中的活性磷分子反应，而且能稳定地停留在土壤结构中，当把锁磷剂投放入水体中后，水体中的可溶性磷酸盐被镧所吸附、结合生成不溶性的磷酸镧（溶解度小于10-23g），进而将其锁在膨润土中。

除迅速吸收水体中的可溶性磷酸盐外，锁磷剂能在水体底泥上形成一层厚度为1-3mm的覆盖层，阻止水体的二次污染—水体底部由于所处的环境条件的改变而导致磷的再次释放。

该产品在厌氧情况下也同样适用，具有其他技术无法比拟的特点。

在富营养化水体和蓝藻水华的治理中，该技术具有迅速（4小时见效）、高效（是类似产品性能的13-100倍）、持久、安全、无毒、成本低等特点，将其与投菌、湿地等生物、生态技术结合，可实现“优势互补”，会达到事半功倍的效果。

主要性能指标1、适用水体的范围广，在pH值为4-11及厌氧状态下的水体中均可发挥效力；2、除磷速度快，产品投入4小时的可溶性磷酸盐的去除率为90%以上；3、显著降低水体的可溶性磷酸盐浓度，可从 1.5mg/l降至0.01mg/l；4、产品使用后，水体中的叶绿素a下降80-90%，透明度提高80-200%，夏季藻类生物量下降50-80%，鱼苗存活率提高10-20%；5、可溶性磷酸盐每降低0.01mg/l的成本不足0.01元/吨。

组合型生态浮床的动态水质净化特性李先宁,宋海亮,朱光灿,李大成,吕锡武(东南大学环境科学与工程系,南京 210096)摘要:研究开发了一种由水生植物、水生动物及微生物膜构建的组合型浮床生态系统.通过中试研究,考察了该浮床对富营养化湖泊水体在动态条件下的净化效果.结果表明,水体交换时间为7d 时TN 、TP 、高锰酸盐指数的去除率分别为5318%、8610%和3514%.污染物的直接净化主体为人工介质和水生植物单元,但在生态浮床中引入河蚬增加水生动物单元,通过食物链的/加环0作用,提高了颗粒性有机物的可溶化和无机化(氨化)以及可生化性,改善了植物吸收以及人工介质单元生物膜中微生物的基质条件,促进微生物的生长和活性,提高了浮床的净化效果.关键词:富营养化;浮床;食物链;水生植物;水生动物;人工介质中图分类号:X17114;X524 文献标识码:A 文章编号:0250-3301(2007)11-2448-05收稿日期:2006-11-27;修订日期:2007-01-12基金项目:国家/十五0重大科技专项项目(2002AA601011-03);教育部留学回国人员科研启动基金项目作者简介:李先宁(1964~),男,博士,副教授,主要研究方向为环境生态技术及水处理技术,E -mail:lxn@Characteristic of Combined Floating Bed Ecosystem for Water Purification Under Dynamic ConditionLI Xian -ning,SONG Ha-i liang,Z HU Guang -can,LI Da -cheng,L B X-i wu(Department of Environmental Science and Engineering,Southeast University,Nanjing 210096,Chi na)Abstract :A new type of ecological floating bed was developed that combined hydrophyte,aquatic animal and biofilm.The dynamic pilot study on puri fication characteristic and mechanism of the floating bed for eutrophic was carried out.Result shows that the removal efficiencies of TN,TP and C OD Mn are 5318%,8610%and 3514%respectively under the water exchange period of 7days.Main purification role is played by artificial mediu m and aquatic macrophyte in pollutants removal,but the Corbiculaf luminea introduced to food chain of combined floating bed enhances the purification effect through the ways as follows:i mproving the resolvability,ammonification and biodegradability of particulate organic matters,meliorating the substrate supply condition for absorption of plant and degradation of microorganis m attached on artificial medium,hastening the growth and activi ty of microorganism.Key words :eutrophication;floating bed;food chain;aquatic vegetable;aquatic animal;artificial media生物浮床技术作为一项传统的富营养化水体水质改善技术,由于具有直接从水体中去除污染物、充分利用水面而无需占用土地、适应较宽的水深范围、造价低廉且运行管理相对容易等优点[1,2],目前在我国的研究与应用日益增多[3~5].生物浮床的净化机理是通过在浮床上种植水生植物,利用植物对氮、磷等营养物的吸收作用,以及根系附着微生物对污染物的降解作用,达到净化水体,有效控制水体富营养化的目的.在生物浮床中净化主体是植物,主要依靠植物的吸收来去除氮、磷等营养物,生物量的限制阻碍了净化效果的进一步提高[6,7]./生物共生机制、生物多样性及食物链原理0是生态工程重要的基本原理,通过人工构筑共生生态机制和食物链的/加环0可以大幅度提高生态效应和生态净化功能[8,9].本研究在普通生物浮床的基础上,通过对水生植物、水生动物及微生物生态系统的合理构建,开发出一种组合型生态浮床,并探讨了其对富营养化水源地水质的动态净化特性,对净化机理进行了定量解析.1 材料与方法111 组合型生态浮床的构造组合型生态浮床如图1所示,整体为1m(长)@1m(宽)@111m(高)的长方体构造,设计成上、中、下3层结构.上层区域(Ñ)为水生植物区,种植水生经济植物,并通过合理设置根区空间使植物根图1 组合型生态浮床示意Fig.1 Schematic diagram of ecological combination floating bed第28卷第11期2007年11月环 境 科 学ENVIRONME NTAL SCIENCEVol.28,No.11Nov.,2007系形成/毡垫0状构造,既不影响植物的吸收功能,又提高了根系截留颗粒性污染物和藻类的能力,该区域有效高为20cm.中层区域(Ò)为水生动物区,笼养滤食性水生动物贝类,利用贝类的滤食作用去除污染物,并通过贝类的消化作用大幅度提高有机污染物的生物可降解性.笼网采用渔网制作的双层结构,既能达到必需的贝类生物量,又能避免贝类过度堆积,保证其成活率,该区域高为30cm.下层区域(Ó)为人工介质区,悬挂兼具软性及半软性特征的高效人工介质,大量富集微生物,形成高效生物膜净化区,该部分高为60cm.112 试验条件与方法在前期研究中,组合型生态浮床的静态水质净化效果研究结果表明,通过生态系统的构建,TN 和TP 去除率分别为达到了8317%和9017%,与传统生物浮床相比水质净化效果得到了大幅度提高.为了研究组合型生态浮床对微污染水源地水质的实际净化效果,考察在不同水体交换条件下的动态净化效果并定量解析其净化机理,在无锡市太湖梅梁湾/8630太湖梅梁湾水源地水质改善技术试验基地,建设316m(长)@2m(宽)@118m (高)的试验水池6个,水池中部放置上述组合型生态浮床,浮床面积覆盖率1316%.湖水经提升水泵平行连续进入各个试验水池.为了模拟梅梁湾水源地水质改善技术示范工程围隔区内实际水体交换时间,设置池内水体交换时间为3、4、5、6和7d.2005-05中旬开始水生动物驯养、植物移栽和人工介质自然挂膜,同年8月初至9月上旬开始相关试验研究.试验期间上层水生植物区种植空心菜(Ipomea aquatica ),中层水生动物区养殖河蚬(Co rbicula fluminea ).空心菜取自田间,清洗根系上附着的土壤,称重后按相同重量(3000g )移植于浮床,试验期间空心菜在浮床上已经生长良好.河蚬购于无锡贡湖湾茶场,清洗后放置于浮床内的养贝笼中,共放养河蚬350只.浮床内共挂组合介质81串,每串上有盘片8片,填料盘片间隔为7cm.试验期间水池内水温较为稳定,在30~35e ,水池中pH 值在716~814之间,与湖区基本一致.113 水质测定方法TN 、NH +4-N 、NO -3-N 、NO -2-N 和高锰酸盐指数均按国家标准方法[10]测定,DO 采用碘量法,pH 值采用TOA -HM -14P 仪(日本东亚)测定,Ch-l a 采用丙酮提取-分光光度计测定法.有机氯类、硝基苯、阿特拉津均采用Agilent 6890气相色谱仪(美国安捷伦)进行气相色谱分析.2 结果与分析211 氮、磷的去除图2表示了不同水体交换时间下试验水池中NH +4-N 、NO -3-N 和TN 进出水浓度及去除率的变化.如图2所示,NH +4-N 进水浓度在0136~0138mg P L 之间,出水浓度在0121~0129mg P L 之间.去除率随水体交换时间的延长呈增长趋势,水体交换时间为3d 时平均去除率为1917%,5d 时为3714%,在此区间去除率增长速度较快,之后趋于平缓,7d 时达到4212%.NO -3-N 进水浓度在0163~0171mg P L 之间,出水浓度在0121~0129mg P L 之间.随水体交换时间的延长去除率呈增长,但与NH +4-N 相比去除率变化存在明显差异,水体交换时间为3d 时去除率为-1013%,至5d 时增长较为缓慢,之后去除率明显上升,7d 时达到5012%.较长的水体交换时间有利于NH +4-N 及NO -3-N 的去除,两者在变化趋势上产生差异的原因与氮去图2 不同水体交换时间下试验水池中NH +4-N 、NO -3-N 和TN 进出水浓度及去除率的变化Fig.2 Changes of infl ow and outflow concentrations and removal efficiencies of NH +4-N,NO -3-N and TN in tank with different water exchange period 244911期李先宁等:组合型生态浮床的动态水质净化特性除的反应过程及速率相关,NH +4-N 及NO -3-N 表观去除率的变化是植物吸收、氨化、硝化及反硝化反应的共同结果,生态浮床净化系统在去除率变化速率上以5d 为界限,过长的水体交换时间将引起NH +4-N 去除率变化速率的减少和NO -3-N 去除率变化速率的增加.但尽管如此TN 去除率整体呈线性上升趋势,由3d 时的1919%上升至7d 时的5318%,水体交换时间的延长有利于氮的去除.在动态条件下的浮床研究较为缺乏,但在相同水体中进行的单独人工介质试验,水体交换时间为7d 时TN 去除率为2211%[11],明显低于生态浮床的去除率,表明生态浮床通过生态系统的构筑对TN 去除率的提高具有显著效果.图3表示了不同水体交换时间下试验水池中TP 进出水浓度及去除率的变化.如图3所示进水TP 浓度在0117~0182mg P L 之间变化,平均去除率介于6015%~8610%之间,与TN 相同,随着水体交换时间的增加,去除率整体上升.图3 不同水体交换时间下试验水池中T P进出水浓度及去除率的变化Fig.3 Changes of inflo w and outflow concentrati ons and re moval efficiencyof TP in tes t tank with different water exchange period212 有机物及藻类的去除不同水体交换时间下,试验水池中高锰酸盐指数进出水浓度及去除率的变化如图4所示.高锰酸盐指数进水浓度在7mg P L 左右,水体交换时间3d 时平均去除率为1816%,随着水体交换时间的增加去除率上升7d 时达到3514%,提高了约119倍.湖泊、水库等封闭性天然水体由于流入水体的有机物停留时间较长,随着易生物降解性有机物的降解,有机物成分中一般可生物降解有机物量占总有机物量的比例较低,如密云水库水中BDOC P DOC =14104%[12].本研究实测原水中可生化性指标B P C 为0111,表明原水的可生化性极低.水体交换时间的增加,使得难生物降解的有机物也得到部分降解,特别是生态浮床中河蚬的滤食及消化作用可以大幅度提高水的可生化性,试验结果表明,河蚬对太湖原水可生化性指标B P C 的提高效果明显,放养河蚬1d 后,可将可生化性较差的湖水B P C 从0118提高到0187(另文报道).图4 不同水体交换时间下试验水池进出水高锰酸盐指数及去除率的变化Fig.4 Changes of i nflow and outflow concentrations and removal efficiency of permanganate inde x in test tank wi th different water exchange periodCh-l a 是估算浮游植物生物量(本文主要指藻类)的重要指标.不同水体交换时间下试验水池中Ch-l a 进出水浓度及去除率的变化如图5所示.试验期间Ch-l a 浓度受湖区影响变化较大,最高时达11118L g P L,平均为5514L g P L,而出水受进水影响不大,波动较小.在各停留时间下生态浮床各对Ch-l a 均有良好的去除效果,平均去除率分别为5015%、5710%、6817%、7919%和8616%.在3~7d 范围内,水体交换时间越长,去除率越高.水体交换时间的延长导致了水体中营养物质的减少,同时水体交换较慢,更有利于河蚬的滤食以及人工介质对藻类的拦截、吸附和生物降解.通过藻类及其他悬浮物的去除,试验水池的透明度也得到了大幅度改善,水体交换时间为3d 时,透明度在21~52cm 之间波动;水体交换时间为7d 时,透明度均在1m 以上,最高达180c m.综上所述,通过生态系统的合理构建以及食物链的作用,可以提高浮床去除藻类和有机物的效果,这对于改善水源地水质具有特别重要的意义.213 氮、磷浓度梯度分析图6表示了生态浮床各单元的TN 和TP 浓度梯2450环 境 科 学28卷图5不同水体交换时间情况下试验水池中Ch-l a进出水浓度及去除率的变化Fig.5Changes of inflo w and outflow concentrati ons and re moval efficiency of Ch-l a in tes t tank with different water exchange period度及去除情况.除河蚬单元TN平均出水浓度略有升高外,其他各单元出水均呈下降趋势.计算空心菜、河蚬、人工介质各单元的TN去除贡献率分别为:4016%、-2217%和8211%,TP的去除贡献率分别为3114%、519%和6217%.结果表明TN和TP的去除主体为人工介质单元,空心菜单元次之,虽然河蚬单元出水TN的局部升高主要是由于空心菜单元所截留的颗粒性污染物和老化根系脱落至河蚬单元造成的,但整体上河蚬单元直接去除效果仍然较小.各单元去除贡献率的不同与其各自的主要去除途径有关,空心菜单元对氮、磷的去除主要为植物吸收、根系对颗粒性污染物的截留以及根系附着微生物的生物降解作用;人工介质单元主要依靠生物膜强化后的微生物生物降解及颗粒性污染物截留吸附作用;河蚬单元则仅依靠河蚬的同化作用.相关研究结果表明,在生态工程中与微生物相比植物吸收所产生的净化效果较小,单纯依靠吸收作用取得的营养物去除不超过10%,这是导致人工介质单元净化贡献率大于空心菜单元的根本原因.图7表示了生态浮床各单元的NH+4-N浓度变化及去除情况.各单元进出水NH+4-N平均去除率依次为:人工介质单元(1613%)>空心菜单元(1418%) >河蚬单元(-2815%),其他单元NH+4-N出水浓度呈下降趋势而河蚬单元则明显上升,导致去除率为负值,表明在河蚬单元氨化作用强烈.人工介质及空心菜单元NH+4-N浓度的下降可以认为是附着在人工介质及空心菜根系表面的硝化细菌的硝化作用及空心菜的吸收引起的.而河蚬单元图6原水流经生态浮床各单元后TN和TP浓度变化Fig.6Changes of TN and TP concentrations when raw water pas s through the different unit of combi ned floating bed ecos ystem图7原水流经生态浮床各单元后NH+4-N浓度的变化Fig.7Change of N H+4-N concentrati on when raw water pas sthrough the different uni t of co mbined floati ng bed ecos ys te m的上升则是由于通过河蚬对藻类及其他有机颗粒的滤食和消化,排出粪便,促进了颗粒性有机物的氨化作用产生的.在生态浮床中引入水生动物)))河蚬,通过食物链的/加环0作用,提高了包括藻类在内的颗粒性有机物的可溶化和无机化(氨化)以及可生化性的提高,改善了人工介质单元生物膜中微生物的基质条件,促进了硝化细菌的生长和活性,对提高浮床的净化效果具有不可替代的促进作用.3结论(1)在动态条件下,生态浮床的TN和TP去除率随水体交换时间的增加而增加,7d时TN去除率为5318%,TP去除率为8610%.(2)通过河蚬单元的可生化性改善作用,在水245111期李先宁等:组合型生态浮床的动态水质净化特性体交换时间7d时,生态浮床对高锰酸盐指数去除率为3514%.(3)在生态浮床中,TN和TP的直接去除主体为人工介质单元,空心菜单元次之.在生态浮床中引入水生动物增加河蚬单元,通过食物链的/加环0作用,提高了包括藻类在内的颗粒性有机物的可溶化和无机化(氨化)以及可生化性的提高,对浮床的净化效果具有促进作用.参考文献:[1]Li W,Friedrich R.In situ re moval of dissolved phosphorus inirri gation drainage water by planted floats:preli minary results fromgrowth c hamber trial[J].Agric Ecosyst Envi ron,2002,90(1):9~15.[2]Nakamura K,Shimatani Y.Water puri fication and environmentalenhancement by the floating wetland[C].Proceeding of6th IAWQAsia-Pacific regional conference in Korea,1997.[3]周小平,王建国,薛利红,等.浮床植物系统对富营养化水体中氮、磷净化特征的初步研究[J].应用生态学报,2005,16(11):2199~2203.[4]宋祥甫,邹国燕,吴伟明,等.浮床水稻对富营养化水体中氮、磷的去除效果及规律研究[J].环境科学学报,1998,18(5):489~494.[5]刘士哲,林东教,唐淑军,等.利用漂浮植物修复系统栽培风车草、彩叶草和茉莉净化富营养化污水的研究[J].应用生态学报,2004,15(7):1261~1265.[6]Kivai si A K.The potenti al for c onstructed wetlands for waste watertreatment and reuse in developing countries:a revie w[J].EcolEng,2001,16(3):545~560.[7]Susan B P,J ohn M T.The role of plants in ecologically engineeredwas te water treatment s ys te ms[J].Ecol Eng,1996,6(1):137~148.[8]Lin Z S.Study on the relati ons between the animal species extincti onand habitat des truc tion[J].Acta Ecologica Sinica,2002,22(4):535~540.[9]Cousins S.Countable ecosystems deriving from a new food web entity[J].Oi kos,1990,57(2):270~275.[10]国家环保总局.水和废水监测分析方法[M].(第四版).北京:中国环境科学出版社,2003.[11]纪荣平,吕锡武,李先宁,等.三种人工介质对太湖水质的改善效果[J].中国给水排水,2005,21(6):4~7.[12]王占生,刘文君.微污染水源饮用水处理[M].北京:中国建筑工业出版社,1999.2452环境科学28卷。

南开大学科技成果——北方地区安全饮用水保障技术
该课题完成了国家高技术发展计划（863计划）的北方地区安全饮用水保障技术课题中的分项课题“去除微量有机物、氨氮、藻和藻毒素的技术与工艺”及“水蚤、红虫等水生动物的灭活及去除技术”研究工作。

本项目的创新点在于采用强化气浮工艺，研究了“颗粒物-混凝剂-气泡-水”的相互作用机理，明确了决定因素，优化了工艺参数，建立了高效气浮系统，满足高藻水、低温低浊水处理的要求，该工艺已成功用于天津芥园水厂改造。

对自来水中出现的红虫进行了培育、繁殖和杀灭实验，明确鉴定该红虫为颤蚓类，并提出杀灭红虫的工艺技术。

该项技术对北方地区自来水厂工艺改造、提高自来水水质、保障人民身体健康，有重要的经济价值和社会价值。