底泥中磷释放的影响因素

底泥中磷释放的影响因素
罗玉兰，徐颖
河海大学环境科学与工程学院 （210098）
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摘 要：综述了水体底泥中磷的化学形态以及磷素释放的影响因素。

化学形态有水溶性磷、铝磷、铁磷、钙磷、还原态可溶性磷、闭蓄磷、有机磷等。

磷素释放的影响因素有：溶解氧、温度、pH 值、磷存在的形态、微生物作用、沉积物-水界面磷的浓度梯度、盐度以及扰动。

这些因素具有关联性。

关键词：底泥 化学形态 磷释放 影响因素
1 引言
P 是造成湖泊水质富营养化的关键性的限制性因素之一[1]。

一般认为当水体中磷浓度在0.02 mg ·L - 1以上时,对水体的富营养化就起明显的促进作用[2 ] 。

由于近年来大量未经处理的生活污水加上农业面源氮磷的大量流失，造成河流尤其是河口富营养化趋势的逐年加剧
[3 -4 ]。

大量的磷在河流等水体中沉积下来，其在适宜的条件下会重新释放进入水体，从而延
续水体的富营养化过程并加剧了水体的恶化[5 - 8 ] 。

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，沉积物中的磷可能通过有机质的矿化分解作用、铁氧化物解吸作用和沉积物扰动等形式向水体释放。

本文根据国内外研究富营养化水体磷释放的有关资料，综述了水体底泥中磷的化学形态以及底泥中磷释放的影响因素，对于今后研究水体中磷行为、抑制水体富营养化、改善水质具有深远的意义及参考价值。

2 沉积物中磷的含量和存在形态
沉积物中磷形态通常分为水溶性磷( P sol ) 、铝磷(P Al ) 、铁磷(P Fe ) 、钙磷(P Ca ) 、还原态可溶性磷、闭蓄磷(P o-p ) 、有机磷(P org ) 等7 种化学形态[9 ] 。

闭蓄磷表面有一层不溶性的
Fe (OH) 3 或Al (OH) 3 胶膜,包括一部分P Al 和P Fe ,溶解度极小，含量较小，这部分磷被认为
是生物不能利用的。

水溶性磷和还原态可溶性磷可以通过物理溶解作用进入水体，在沉积物中的含量也不会太高，但它们是最先被释放出来的，可以很方便地被水生生物吸收利用[10 ]。

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 迁移和释放的主要因素。

P 释放量是由不同的迁移和转化过程决定的，控制沉积物P 迁移（释放和形态转化）的环境参数的相对重要性首先取决于沉积物中P 的化学形态[11]。

沉积物释P 量的多少并不与沉积物中的总
P 量成比例关系，释放进入间隙水中的P 大部分是无机可溶性P [12，13]。

在厌氧释放过程中，
存在着有机P 向无机P 转化，Fe-P 、Al-P 向Ca-P 、O-P 转化的趋势，沉积物中总P 浓度不断减少，就是P 形态迁移转化动态平衡的结果[14]。

沉积物中释放的P 与Fe-P 关系密切相关，P Fe 是沉积物向水体释磷的主要形态。

曾有人提
出用沉积物中P ：Fe 比例作为表层沉积物P 释放能力的一个参数，两者呈负相关关系[15]。

3 水体磷释放的影响因素
3.1溶解氧（DO ）
底层水体中溶解氧含量（DO ）对沉积物P 的释放起着决定性的作用，底泥首先要消耗溶解氧，降低溶解氧浓度，加速水体进入厌氧状态。

厌氧状态可大大促进P 在沉积物的迁移和释放，而在好氧状态下释放速率远小于厌氧释放速率 [16]。

两者差一个数量级[17 ] 。

水中的溶解氧会影响沉积物的氧化还原电位, P 释放对表层沉积物的氧化还原电位（Eh ）的变化非常敏感。

当表层沉积物Eh 较高时(>350mv)，Fe 3+与磷酸盐结合成不溶的磷酸铁，可溶性P 也被氢氧化铁吸附而逐渐沉降；而当Eh 较低时（<200mv ），有助于Fe 3+向Fe 2+转化，P Fe 表面的Fe (OH) 3 保护层转化为Fe(OH) 2 ,然后溶解释放，使Fe 及被吸附的磷酸盐转变成溶解
态而析出，沉积物P 释放量增加[18]。

研究表明，底质所释放的磷主要为溶解性正磷酸盐，是水生生物最易吸收的形式，这样就为大型水生生物和藻类的增殖提供条件，加速其生长繁殖的速度。

而这些死亡后的生物残体不能及时取走，由于微生物分解、腐烂，消耗水中的溶解氧，使水体更加缺氧，这种缺氧的环境反过来加速底质磷的释放，形成恶性循环[19 ]。

另外浅水湖泊中高的硝酸盐浓度可
使Fe 处于氧化状态从而对沉积物P 释放存在一定的拮抗作用[20]。

3.2温度
温度升高有利于沉积物释P 。

沉积物P 的释放因季节而变化，在冬天释放量很低，在夏天达到最大值[21、22]。

这是由于温度升高会增加沉积物中微生物和生物体的活动，促进生物扰
动、矿化分解作用和厌氧转化等过程，导致水-土界面呈还原状态，促使Fe 3+还原为Fe 2+，加
速磷酸盐的释放。

3.3 pH 值
对非石灰性湖泊沉积物而言，pH在中性范围时，沉积物释P量最小；而升高或降低pH值释P量成倍的增大，溶解P总的释放量与pH值呈抛物线（或U型）相关[23、24]。

在pH值较低时，沉积物释P以溶解作用为主；而在高pH值时，体系中OH-可与无定形Fe-Al 胶合体中的磷酸根发生交换，沉积物中P释放量的增加是因为水体中pH影响了磷酸盐的存在形式。

当pH为3～7
时，磷主要以HPO
42－
形式存在；pH为8～10时，磷主要以H
2
PO
4
－
形式存在。

而当以H
2
PO
4
－
为主
要存在形式时，底泥的吸附作用最大。

此时底泥中镁盐、硅酸盐、铝硅酸盐以及氢氧化铁胶体都参与吸附作用。

pH值高有利于磷酸根离子从氢氧化铁胶体中解吸附，而使更多的磷酸
盐释放到水中。

因此pH值升高有利于底泥中磷的释放[25]。

3.4微生物
当污水尤其是生活污水进入水体后，经过细菌分解，加速消耗溶解氧，同时微生物作用可把沉积物中有机态P转化、分解成无机态P，把不溶性P转化成可溶性P。

藻类对沉积物P的释放有促进作用，藻类生长的越多，P释放越多；反过来，沉积物中P的释放又进一步促进
藻类的生长，两者有相互促进的关系[26、27]。

3.5沉积物-水界面磷的浓度梯度
沉积物中的总磷含量与上覆水中的磷浓度关系密切。

因泥水界面受生物作用影响明显，
常与底泥进行着物质和能量的交换[28 ]。

但是底泥中磷素释放不是无条件进行的，而是受浓度差以及临界浓度的影响。

白洋淀底质磷的释放研究发现[19 ]，当湖水中磷含量高于底质磷释放临界浓度时，总的表现是以沉积为主，国外学者也发现当富营养化湖泊水体磷浓度< 0.03mg·L - 1时，沉积物中的磷才被释放，当水中磷浓度> 0.09～0.12 mg·L - 1时，水中的磷会向沉积物迁移[30 ] 。

总之,磷的释放与沉积物-水界面间的浓度差有关，浓度差越大，
沉积物释磷越快。

3.6 盐度
大量研究结果证明，随着加入Al盐量的增加，沉积物释放P的量呈线形递减[31]。

从国内
外脱氮除磷工业中可以看出氮盐的存在形态同样具有影响，硝态氮包括硝酸盐氮和亚硝酸盐氮，它们会消耗有机基质而抑制聚磷菌对磷的释放，从而影响在好氧条件下聚磷菌对磷的吸收。

另一方面硝态氮的存在会被部分生物聚磷菌(气单胞菌)利用作为电子受体进行反硝化，从而影响其以发酵中间产物作为电子受体进行发酵产酸，从而抑制了聚磷菌的释磷和摄磷能
力[31]。

3.7扰动
对浅水湖泊来说扰动是影响沉积物-水界面反应的重要物理因素。

动态条件下P从沉积物
的释放量远大于静态条件的释放量[32、33]。

对于浅水湖泊而言，在一定条件下，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地影响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[34]。

增加沉积物颗粒的反应界面并促进沉积物中P的释放，同时加速了沉积物间隙水中P 的扩散。

4 展望
综观国内外学者的文章，氮素的存在状态对磷释放具有一定的影响，两者应具有某种关联性，磷素释放是十分复杂的多因素综合作用的动态过程，且磷释放的影响因素之间相互影响，相互错杂。

若将其影响因素割裂开来研究存在很大不足，容易忽略各个因素之间的互相影响。

因此应全面考虑整个水体的性质、综合考虑各因素的变化。

由于沉积物磷释放的研究是涉及多方面的，必须逐步分析总结以往各种研究成果和经验，不断改进研究方法和手段，逐步建立一套完善的磷释放模型。