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。
１ Ｐ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。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[6]。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[7、8]。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[9]。１．２ 沉积物组成
非石灰性湖泊沉积物中Fe、P、TOC含量高于石灰性沉积物，前者在好氧状态下P释放受铁氧化物吸附作用的抑制。在石灰性湖泊沉积物中，Ca2+浓度是影响沉积物释P的不容忽视的因素，在不同pH下磷灰石的溶解平衡影响着湖泊水体中P的含量。沉积物中释放的P与Fe-P关系密切相关，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[10]。此外沉积物中硫酸盐含量、P矿物的类型也是控制P释放的极其重要的变量[11]。在氧化条件下红磷铁矿是稳定存在的；而在还原条件下尤其在酸性环境中，大量P和Fe从矿物中溶解出来。在Fe为主的系统中，氧化条件下Fe2+和Fe3+的羟磷灰石是最稳定的矿物形式，而在还原条件下蓝铁矿是主要的存在形式[12]。１．３ 环境因子
１．３．１ 氧化还原电位 对非石灰性湖泊沉积物而言，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），Fe3+与磷酸盐结合成不溶的磷酸铁，可
第1期高丽等：湖泊沉积物中磷释放的研究进展13
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Fe3+向Fe2+转化，使Fe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，沉积物P释放量增加[13]。与氧化还原电位有关的因子（如电子接受体O2、NO3-、SO42-）均影响着沉积物中P的释放[14、15]。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，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]。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[17]。
１．３．２ 生物活性 微生物活动有利于沉积物中P向水体释放。细菌分解的直接结果是加快了溶解氧的消耗，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就释放的越多；反过来，沉积物中P的释放又进一步促进藻的生长，两者有相互促进的关系[18、19]。
１．３．３ 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[17、20]。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释放量的增加是水合氧化物负电荷数量的增加以及OH-和H2PO4-竞争吸附点位两者综合作用的结果[5、21]。在石灰性湖泊沉积物中，提高上覆水的pH值，可使沉积物对P的吸附能力增加，这是方解石吸收和共沉淀的结果。
１．３．４ 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[22、23]。扰动使表层沉积物再悬浮，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，这一效应直至释放与沉积吸附达到一种动态平衡。对浅水系统而言，表层沉积物的悬浮深度大约是１０cm。
１．３．５ 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[24、25]。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、矿化作用和厌氧转化等过程，导致间隙水耗氧使表层沉积物呈还原状态，促使Fe3+还原为Fe2+，加速磷酸盐的释放。
２ 间隙水中Ｐ的扩散
通常P释放时，首先进入的是沉积物的间隙水，进而向上层水土界面和上覆水混合扩散。这部分磷酸盐可以滞留在沉积物中，也可脱逸到上覆水体中被浮游植物吸收而重新被利用。沉积物间隙水中P 向上覆水体的交换通量除了和表层沉积物的再悬浮有关外，还取决于以下两个过程：（1）沉积物底部间隙水由于浓度梯度而引起的扩散。（2）沉积物表层的氧化还原行为。
２．１ 浓度梯度引起的扩散作用
沉积物间隙水中溶解P的含量随着沉积物深度的增加而迅速提高。在沉积物-水界面的氧化带中，有一层完全没有结晶的Fe的氢氧化物，这些氢氧化物对P有很强的吸附能力，导致间隙水中P的含量偏低。到一定深度时，环境由氧化转变为还原条件，由于Fe的氢氧化物的还原作用，使可溶性P克服了沉积物的吸附而溶入间隙水中。一般来讲，沉积物间隙水中总溶解P（DRP）的浓度梯度越大，则间隙水与上覆水体的交换通量越大。最近的研究表明，沉积物间隙水DRP的浓度梯度不能很好反映P的交换通量，两者不存在相关关系[26]。根据间隙水扩散模型，以DRP浓度梯度所计算出的P交换通量与实际测定结果并不一致，对不同湖泊沉积物的研究中得出了不同的结论[27、28]。由此可见很好地了解磷酸盐在沉积物-水界面的化学行为以及与磷酸盐交换通量的关系是十分必要的。
２．２ 沉积物表层的氧化还原行为
沉积物表层几厘米的氧化还原能力对P的化学行为起着重要的作用。有人提出沉积物-水界面的物理化学条件在控制P的流量时中比总溶解P的浓度梯度更重要。在好氧体系中，沉积物氧化层的吸附和沉淀作用控制P的交换，而不是还原层的扩散作用[29]。沉积物的氧化表层吸附影响着沉积物向间隙水的磷酸盐的通量，因此有人提出氧化表层是磷酸盐的一个“限制带”。沉积物中P短时期的滞留和释放通常认为是由氧化还原电位决定的。当氧化表层出现时，大量的磷酸根通过铁氧化物的吸附而滞留在沉积物中；然而当氧化层很薄或不存在时，从有机质或铁氧化物还原释放出的P就可释放到上覆水
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体中。
３ 沉积物Ｐ释放机制
３．１ 生物释放
生物释放大致有以下3条途径：细菌释放、大型水生植物的释放和底栖生物的消化道释放。沉积物中细菌引起的P的释放是沉积物释P的一重要机制，细菌分解可使沉积物中的有机化合物矿化释放多磷酸盐，并且细菌能把不溶性P化合物转化为可溶性化合物，进而向水体释放[30]。大型水生植物不仅可由茎叶的分泌作用将P释放到水中，而且在死亡后的分解过程中可把P释入上覆水体。
３．２ 物理释放
P自沉积物的物理释放主要有2条途径。(1) 由沉积物间隙水与上覆水体间溶解P的浓度梯度所产生的扩散作用；(2) 由于风吹、波浪等扰动引起的沉积物再悬浮而产生的P释放[27]。
３．３化学释放
对非石灰性沉积物而言，厌氧条件下Fe-P矿物的还原是沉积物释P的经典理论。沉积物-水界面P 的扩散量主要由Fe3+控制，PO43-与之吸附形成固体FeOOH-PO4化合物，有机成份也可形成一部分PO43-吸附的三价铁化合物。当下层水处于厌氧状态时，沉积物Eh降低，这些三价铁化合物溶解，Fe2+和PO43-释放到上覆水中[31]。最近又提出了沉积物中自由硫化物的大量存在，硬水体系中方解石的形成都可能是引起P释放的机制[32]。好气条件下沉积物也可因化学作用释放磷酸盐，P的氧化物的释放既因沉积物有机P的矿化作用，又因由化学和生物过程引起的结合松弛的磷酸盐的解吸作用所引起。
湖泊沉积物P的释放受到一系列物理、化学、生物过程的控制，以上3种释放机制是相辅相成的，在一特定的环境条件下，某一过程可能占主导地位来控制沉积物P的释放。
４ 控制沉积物向水体释放Ｐ的几点建议
４．１ 控制外源性有机质的输入
外源有机质含量的急剧增加，可导致沉积物表层的氧化层变的还原，使沉积物不稳定的P库活化，P的释放量增加。控制外源有机质的输入，这样才能减少由于扩散和再悬浮作用引起的沉积物释P的量。
４．２ Ａｌ的加入可提高沉积物的固P能力
向湖水中添加Al、Fe、Ca等试剂及其盐类是提高湖泊沉积物固P能力的化学途径。大量研究结果证明，加入Al盐的效果最好，治理效应维持时间最长。研究发现随着施Al量的增加，沉积物释放P 的量呈线形递减[33]。通过向湖水加入Al来控制湖水富营养化的方法有待于进一步实施和验证。
４．３ 生物性措施
生物性措施是指利用水生生物吸收利用P、N 元素进行代谢活动这一自然过程达到去除水体中P 等营养物质目的的方法。在浅水型的富营养湖泊，可种植高等水生植物，如莲藕、蒲草等。随着这些水生植物收获，P等营养物也就随水生植物体一道离开了湖泊水体。这种方法适用于底泥中营养物质积累丰富的浅水湖泊。
４．４ 底泥疏浚
对于富营养化非常严重的湖泊而言，底泥疏浚是一种效果比较明显和直接的治理途径。但其耗资大，如对挖出的底泥处理和堆放不当，又可能引起二次污染。已有资料报道，底泥疏浚一段时间之后下层沉积物可引起水质进一步恶化[34]。不同深度的沉积物对释P的贡献以及底泥疏浚的最佳深度有待于进一步深入研究。
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(下转第36页)
36 土壤第36卷
IDENTIFICATION OF ORIGIN OF LIMESTONE SOIL
–CASE STUDY OF PROFILES IN CENTRAL AND NORTH GUIZHOU
LIU Xiu-ming W ANG Shi-jie FENG Zhi-gang SUN Cheng-xing
(The State Key Laboratory of Environmental Geochemistry, Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guiyang 550002)
Abstract Limestone soil is an important type of soil, covering about 17.5% of the total of the soils in Guizhou. According to definition of the Chinese Soil Taxonomy and genetic classification, limestone soil must be derived from weathered bedrock carbonate rock. However, it is hard to determine origin of limestone soils only on the basis of field observation, or the lithologic characters of carbonate rock in layer cited by the soil classification. So, origin of limestone soil has long been a controversial topic. In this paper, further exploration is made by taking four limestone soil profiles as example, which are developed over bedrocks of dolomitite and limestone and located in upland in the central, north Guizhou. The coherence of mineral, Ti/Al, Al/Zr, Ti/Zr，Nb/Ti, REE and particle-size characteristics implies that there are inherited relationship among the bedrock, insoluble residues of bedrock and soil layer. It can be concluded that limestone soils indeed originate from insoluble residues of bedrock carbonate rock.
Key words Origin of limestone soil, Insoluble residues, Carbonate rock, Guizhou
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(上接第15页)
RESEARCH PROGRESS ON PHOSPHORUS RELEASE FROM LAKE SEDIMENTS
GAO Li YANG Hao ZHOU Jian-min
( State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture (Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences)，Nanjing 210008 )
Abstract The sediments are the important reservoirs of mineral nutrients and sedimentary P can function as a main internal P source for the lakes. Part of the P in the sediments can be released to the sediment interstitial water by decomposing or dissolving in the form of phosphate. Subsequently, the phosphate in the interstitial water may be released to the overlying water by diffusion or re-suspension of surface sediments. The factors which affect P release from sediments and the release mechanisms are briefly summarized in this paper.
Key words Lake sediments, Release, Diffusion of interstitial water, Release mechanism
一般排污单位排放污染物基本信息申报表(1)
排放污染物基本信息申报表 （试行） 环境保护部制 附件1 组织机构代码□口□□口□□口 - □ （□□） 法定代表人（签章） _____________________ - 单位名称（盖章） ___________________________ 填 表 人 ____________________________________ 报出日期 ____________ 年 ________ 月 ________ 日
填报要求 1.向环境排放污染物的企事业单位和其他生产经营者（以下简称排污单位）初次申报或者基本信息发生变更时，应在环保部门指定的网站填报本表并根据实际需要打印存档。无法网上填报的排污单位可在所在地环保部门领取纸质报表并按规定填报。 2.本表须按“填报说明”如实规范填报，各项栏目不得空缺。如属于“无” 、“零”、“未检出”、“未测”、“不明”等，应用文字注明；《生产工艺示意图》可绘制后上传（word、jpg 格式）；填报纸质报表的如内容较多可另附页。 3.本表中含有“□”的表项为系统选择项目，填报单位按系统给出的项目进行选择，填报纸质报表的单位根据实际情况填报。 填报说明 表封】 1.[ 组织机构代码] ：按照技术监督部门颁发的《组织机构代码证》上的代码填报，没有《组织机构代码证》的填报主要负责人的居民身份证号码。 2.[ 单位名称] ：按法人登记或工商行政管理部门核准的名称填报。单位名称应与单位公章所使用的名称一致。 3.[ 法定代表人] ：由《法人单位代码证书》中的法定代表人签章认可。没有法定代表人的，由单位实际负责人签章认可。 4.[ 填表人] ：由填报报表的人员签名。 5.[ 行政区划代码] ：为排污者所属辖区的行政区划代码，填报单位在系统列表中选择。填报纸质报表的前六位按《中华人民共和国行政区代码》 GB/T 2260 ）规定填报，后三位按《县以下行政区划代码编制规则》（GB/T 10114 ）规定填报，没有县以下行政区划代码标准的后三位填报000。 6.[ 报出日期] ：填报报表报出日期。
总磷的测定方法
总磷的测定标准方法 钼酸铵分光光度法 GB 11893-89 1、主题内容与适用范围： 本标准规定了用过硫酸钾（或硝酸－高氯酸）为氧化剂，将未经过滤的水样消解，用钼酸铵分光光度测定总磷的方法。总磷包括溶解的、颗粒的、有机的和无机磷。本标准适用于地面水、污水和工业废水。取25mL试料，本标准的最低检出浓度为0.01mg／L，测定上限为0.6mg／L。在酸性条件下，砷、铬、硫干扰测定。 2 原理： 在中性条件下用过硫酸钾（或硝酸－高氯酸）使试样消解，将所含磷全部氧化为正磷酸盐。在酸性介质中，正磷酸盐与钼酸铵反应，在锑盐存在下生成磷钼杂多酸后，立即被抗坏血酸还原，生成蓝色的络合物。 3 试剂： 本标准所用试剂除另有说明外，均应使用符合国家标准或专业标准的分析试剂和蒸馏水或同等纯度的水。 3.1 硫酸(H2SO4)，密度为1.84g／mL。 3.2 硝酸(HNO3)，密度为1.4g／mL。 3.3 高氯酸(HClO4)，优级纯，密度为1.68g／mL。 3.4 硫酸(H2SO4)，1＋1。 3.5 硫酸，约c(1/2H2SO4)＝1mo1／L：将27mL硫酸(3.1)加入到973mL水中。
3.6 氢氧化钠(NaOH)，1mo1／L溶液：将40g氢氧化钠溶于水并稀释至 1000mL。 3.7 氢氧化钠(NaOH)，6mo1／L溶液；将240g氢氧化钠溶于水并稀释至1000mL。 3.8 过硫酸钾，50g／L溶液：将5g过硫酸钾(K2S2O8)溶解干水，并稀释至100mL。 3.9 抗坏血酸，100g／L溶液：溶解10g抗坏血酸(C6H8O6)于水中，并稀释至100mL。此溶液贮于棕色的试剂瓶中，在冷处可稳定几周。如不变色可长时间使用。 3.10 钼酸盐溶液：溶解13g钼酸铵[(NH4)6Mo7O24·4H2O]于100mL水中。溶解0.35g酒石酸锑钾KSbC4H4O7· 1/2 H2O]于100mL水中。在不断搅拌下把钼酸铵溶液徐徐加到300mL硫酸(3.4)中，加酒石酸锑钾溶液并且混合均匀。此溶液贮存于棕色试剂瓶中，放在约4摄氏度处可保存二个月。 3.11 浊度一色度补偿液：混合两个体积硫酸(3.4)和一个体积抗坏血酸溶液(3.9)。使用当天配制。 3.12 磷标准贮备溶液：称取0.2197±0.001g于110℃干燥2h在干燥器中放冷的磷酸二氢钾(KH2PO4)，用水溶解后转移至1000mL容量瓶中，加入大约 800mL水、加5mL硫酸(3.4)用水稀释至标线并混匀。1.00mL此标准溶液含50.0μg磷。本溶液在玻璃瓶中可贮存至少六个月。 3.13 磷标准使用溶液：将10.0mL的磷标准溶液(3.12)转移至250mL容量瓶中，用水稀释至标线并混匀。1.00mL此标准溶液含2.0μg磷。使用当天配制。 3.14 酚酞，10g／L溶液：0.5g酚酞溶于50mL95％乙醇中。
活性炭的指标和选择
活性炭的指标和选择 碘值 碘值是指活性炭在0.02N12/KL水溶液中吸附的碘的量。碘值与直径大于 10A的孔隙表面积相关联,碘值可以理解为总孔容的一个指示其器。 糖蜜值 糖蜜值是测量活性炭在沸腾糖蜜溶液的相对脱色能力的方法。糖蜜值被解读为孔直径大于28A的表面积。因为糖蜜是多组分的混合物，必须严格按照说明测试本参数。糖蜜值是用活性炭标样和要测试的活性炭的样品处理糖蜜液，通过计算过滤物的光学密度的比率而得。 堆积重 堆积重是测量特定量炭的质量的方法。通过逐渐把活性炭添加一个有刻度圆桶内至100cc，并测量其质量。该值被用于计算填充特定吸附装置所需活性炭数量。简单地说，堆积重是活性炭每单位体积的重量。 颗粒密度 颗粒密度是每单位体积颗粒炭的重量，不包括颗粒以及大于0.1mm裂隙间的空间。颗粒密度是用水银置换来测定的。 四氯化碳 四氯化碳值是总孔容的指示器，是用饱和的零摄氏度的CCI4气流通过25 度的炭床来测量的。在规定的时间间隔内，测量被吸附的CCI4的重量直到样品的重量变化可以忽略不计为止。 xx 亚甲蓝值是指1.0克炭与1.0 mg／升浓度的亚甲蓝溶液达到平衡状态时吸收的亚甲蓝的毫克数。 硬度
硬度是测量活性炭机械强度的指标。重量的改变，用百分比表示。更确切地讲，硬度值是指颗粒活性炭在RO-TAP仪器中对钢球衰变运动的阻力。在炭与钢球接触过以后，通过利用筛子上的炭的重量来计算硬度值。 磨损值 磨损值是测量活性炭的耐磨阻力的指标。该实验测量MPD的变化，通过百分比来表示。颗粒活性炭的磨损值说明颗粒在处理过程中降低颗粒的阻力。它是通过在RO_TAP机器中将炭样品和钢球接触，测定最终的颗粒平均直径与原始颗粒的平均直径的比率来计算的。丁烷值 丁烷值是饱和空气与丁烷在特温度和特定的压力下通过炭床后，每单位重量的活性炭吸附的丁烷的量。 灰分 活性炭中包含无机物，通常是铝和硅。灰分是研磨成粉状的碳在954摄氏度时燃烧3个小时的剩余残渣。从技术角度看，灰分是活性炭矿物氧化物的组分。通常定义为在一定量的样品被氧化后的重量百分比。 水分 水分是测量碳所含水的多少。用Dean-Stark trap和冷凝器，在二甲苯溶液中煮沸活性炭来测量水分。为了测试水分，水被冷凝和截留在待测定臂状容器内。活性炭的水含量也可以通过在150摄氏度下烘干3小时后活性炭重量上改变来测定。水分是活性炭中被吸附的水的重量的百分比。 对于不同用途的活性炭，时常用不同的物质和方法来检验它的吸附性能，如亚甲基蓝吸附值、碘吸附值、焦糖吸附值、硫酸奎宁吸附值等。其中亚甲基蓝吸附值是最常用的。亚甲基蓝是一种深蓝色染料，对它的吸附量反映了活性炭吸附小分子物质的能力；具有大量微孔的活性炭，此值较高。焦糖吸附值(或称焦糖脱色率、或糖蜜吸附率)是反映活性炭对具有较高分子量的有色物质的吸附性能，性能良好的活性炭，此值达到100～110。 国内外制造的活性炭，都有一类称为“糖用活性炭”的产品，它可用于糖厂，也可以用在其他类似的行业，如葡萄糖溶液及味精溶液的精制脱色等。它
黄河干流表层沉积物磷形态研究王峰
2012年11月内蒙古科技与经济N ov ember2012 第21期总第271期Inner M o ngo lia Science T echnolo gy&Economy N o.21T o tal N o.271黄河干流表层沉积物磷形态研究 王 峰1,陈茂林2,张 志2,郭博书2 (1.山西省电力公司电力通信中心,山西太原 030001;2.内蒙古师范大学化学与环境科学学院,内蒙古呼和浩特 010022) 摘 要:采用改进的Rut t enberg法研究内蒙古段黄河干流表层沉积物中磷形态的分布特征,计算了生物可利用磷,并探讨了磷对河流和海洋产生的可能影响。 关键词:磷的形态;表层沉积物;内蒙古;黄河 中图分类号:X522(226) 文献标识码:A 文章编号:1007—6921(2012)21—0057—04 磷是海洋生物赖以生存的生源要素之一,在合适的光照、温度、pH值、硅及其他营养物质充分的条件下,藻类光合作用的总反应式为:106CO2+ 16NO3-+HPO42-+122H2O+18H++能量+微量元素→C106H263O110N16P+138O2[1]。根据L eibig最小因子定律,植物的生长取决于外界供给它们养分最少的一种或两种因子,通常认为地球拥有丰富的碳资源,因此氮、磷元素往往成为浮游植物生长的限制因素,氮不足可由生物固定海水中的氮气获得,所以,磷更易成为限制因素。由于浮游植物大约以16∶1的比例吸收氮、磷,低于或高于这一比例就会形成氮或磷限制,所以,1958年Redfield提出大洋水中氮、磷比为16∶1[2],一直沿用至今。孟春霞2004年调查了黄河口及邻近海域的氮、磷比值[3],黄河口邻近海域水体中N∶P比值为111,其中表层水体中N∶P比值为150,底层水体N∶P比值为53。黄河口内水体中N∶P比值为684,高于20世纪80年代黄河下游可溶性无机氮(DIN)与可溶性无机磷(DIP)的DIN/DIP的平均值503[4]。当时测得DIN含量升高(18.33 mo l/L～308.34 m ol/L),而DIP含量降低(0.08 m ol/L～0.47 mol/L),从而使黄河口内的氮/磷比值发生变化,这可能是由于黄河磷元素的输入源发生了变化。 河流输送是海水中磷的主要来源,河流不断向海水中输送大量的磷,成为有机生命存在和发展的基础。Zhang对中国主要河流中磷的入海通量进行了估算[5],鸭绿江、大辽河、滦河、黄河、长江、岷江、九龙江和珠江中磷的输入通量分别为1.3×106、16.1×106、2.1×106、14.8×106、529.1×l06、47.1×106、5.1×106、和237.3×106mo lyr-1。河流向海水中输送的磷主要以颗粒态形式存在,在一些河流中颗粒态磷占的比例达到90%以上。黄河是我国第二大河流,以输沙量多、含沙量高而举世闻名。黄河多年经流量占流入渤海经流量的78%。黄河沉积物是磷酸盐积累和间歇性再生的重要场所,在一定条件下,沉积物具有“源”和“汇”效应,向水体释放或吸附磷酸盐。 磷在沉积物——水界面的迁移转化和交换机制受到磷形态的影响。为了更全面的评价黄河沉积物向水生态系统的供磷能力,更好的理解沉积物中磷的循环过程,必须对沉积物中磷的形态、数量、再生过程及机制等进行全面的较深入的研究,以弄清黄河口及其邻近水域近几年产生磷限制的原因所在。黄河每年向渤海输送约4.8亿t泥沙,它是影响磷的迁移、转化和生物可利用性的重要载体,有关黄河沉积物磷的形态研究很少,此研究是国家973计划项目“高混浊河口水域的生物地球化学过程”前期工作的一部分内容。 1 实验部分 1.1 样品采集 表1采样站位 站位名称东经(E) 北纬 (N) 高度 (H,m) 精度 (m)宁夏石咀山106°47′01.3″39°14.4′45″1082.0 4.3 内蒙古乌海106°47′54.2″39°41′25.7″1063.0 4.8 内蒙古临河107°25′59.2″40°44′21.8″1028.0 6.1 乌拉特前旗108°37′50.0″40°43′28.6″1012.0 6.9 包头大桥109°54′82.7″40°31′88.9″998.57.1 喇嘛湾111°24′48.8″40°02′16.5″978.5 5.2山西兴县张家湾110°52′15.5″38°30′47.1″766.07.0 柳林三交镇110°40′36.5″37°18′15.8″615.0 5.0 壶口瀑布110°26′39.3″36°08′57.3″444.015.1 芮城大禹渡110°45′04.3″34°39′21.9″318.0 5.0 陕西潼关110°16′91.3″34°36′64.8″319.0 5.4 三门峡111°09′72.2″34°48′36.8″31428 5.4郑州花园口113°39′55.9″34°51′45.8″81.1 6.3 山东济南116°59′39.6″36°43′63.7″23.58.0 垦利黄河口119°00′31.3″37°45′58.7″0.87.6 渤海浅海119°17′05.9″37°43′92.9″-2.0 6.3 ? 57 ? 收稿日期:2012-09-21 基金项目:国家自然科学基金资助项目20467002。 作者简介:王峰(1980-),男,工程师,现就职于山西电力公司,从事通讯工程和计算机化学工作。
排放污染物基本信息申报表(试行)
附件1 排放污染物基本信息申报表 （试行） 组织机构代码□□□□□□□□-□(□□) 单位名称（盖章） 法定代表人（签章）填表人 行政区划代码□□□□□□-□□□报出日期年月日 环境保护部制
填报要求 1.向环境排放污染物的企事业单位和其他生产经营者（以下简称排污单位）初次申报或者基本信息发生变更时，应在环保部门指定的填报本表并根据实际需要打印存档。无法网上填报的排污单位可在所在地环保部门领取纸质报表并按规定填报。 2.本表须按“填报说明”如实规填报，各项栏目不得空缺。如属于“无”、“零”、“未检出”、“未测”、“不明”等，应用文字注明；《生产工艺示意图》可绘制后上传（word、jpg格式）；填报纸质报表的如容较多可另附页。 3.本表中含有“□”的表项为系统选择项目，填报单位按系统给出的项目进行选择，填报纸质报表的单位根据实际情况填报。 填报说明 【表封】 1.[组织机构代码]：按照技术监督部门颁发的《组织机构代码证》上的代码填报，没有《组织机构代码证》的填报主要负责人的居民身份证。
2.[单位名称]：按法人登记或工商行政管理部门核准的名称填报。单位名称应与单位公章所使用的名称一致。 3.[法定代表人]：由《法人单位代码证书》中的法定代表人签章认可。没有法定代表人的，由单位实际负责人签章认可。 4.[填表人]：由填报报表的人员签名。 5.[行政区划代码]：为排污者所属辖区的行政区划代码，填报单位在系统列表中选择。填报纸质报表的前六位按《中华人民国行政区代码》（GB/T 2260）规定填报，后三位按《县以下行政区划代码编制规则》（GB/T 10114）规定填报，没有县以下行政区划代码标准的后三位填报000。 6.[报出日期]：填报报表报出日期。
磷的测定方法
磷的测定方法 1.原理 食物中的有机物经酸氧化分解，使磷在酸性条件下与钼酸铵结合生成磷钼酸铵。此化合物经对苯二酚、亚硫酸钠还原成兰色化合物--钼蓝。用分光光度计在波长660nm处测定钼蓝的吸光值，以测定磷的含量。反应式为： H3PO4+12（NH4）3MoO4+21HNO3→（NH4） 3PO4·12MoO3+21NH4NO3+12H2O 2.适用范围 依据中华人民共和国国家标准：GB12393-90，此方法适用于所有食品及保健品中磷元素含量的测定。 3.仪器 722可见分光光度计 4.试剂 （1）硝酸(G.R)，高氯酸(G.R) 硫酸（A.R） （2）混合酸消化液：硝酸+高氯酸按4+1混合 （3） 15%（V/V）硫酸溶液：取15ml硫酸缓慢加入到80ml水中，并定容至100ml。
（4） 5%（W/V）钼酸铵溶液：取5g钼酸铵，用15%硫酸溶液稀释至100ml。 （5）对苯二酚溶液：取0.5g对苯二酚于100ml水中，溶解后加一滴浓硫酸。 （6） 20%（W/V）亚硫酸钠溶液（注：此溶液需在每次实验前临时配制）：称取一定量的亚硫酸钠，用蒸馏水溶解即可。 （7）标准质控物：猪肝粉（国家标准物质研究中心提供），质控物需室温干燥保存。 （8）国家标准物质中心提供：磷标准储备溶液，浓度为1000μg/mL （9）标准中间液的配制：吸取1ml磷标准储备溶液，然后移入100ml容量瓶中，用去离子水定容至100ml ，浓度为10mg/L 5.操作步骤 5.1样品消化：实验操作需在无元素污染的环境中进行。 准确称取样品干样（0.3-0.7g左右）,湿样(1.0g左右),饮料等其他液体样品 (1.0-2.0g左右),然后将其放入50ml消化管中, 加混酸15ml（油样或含糖量高的食品可多加些酸）,过夜。次日，将消化管放入消化炉中，消化开始时可将温度调低（约130℃左右），然后逐步将温度调高（最
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。 １ Ｐ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。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[6]。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[7、8]。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[9]。１．２ 沉积物组成 非石灰性湖泊沉积物中Fe、P、TOC含量高于石灰性沉积物，前者在好氧状态下P释放受铁氧化物吸附作用的抑制。在石灰性湖泊沉积物中，Ca2+浓度是影响沉积物释P的不容忽视的因素，在不同pH下磷灰石的溶解平衡影响着湖泊水体中P的含量。沉积物中释放的P与Fe-P关系密切相关，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[10]。此外沉积物中硫酸盐含量、P矿物的类型也是控制P释放的极其重要的变量[11]。在氧化条件下红磷铁矿是稳定存在的；而在还原条件下尤其在酸性环境中，大量P和Fe从矿物中溶解出来。在Fe为主的系统中，氧化条件下Fe2+和Fe3+的羟磷灰石是最稳定的矿物形式，而在还原条件下蓝铁矿是主要的存在形式[12]。１．３ 环境因子 １．３．１ 氧化还原电位 对非石灰性湖泊沉积物而言，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），Fe3+与磷酸盐结合成不溶的磷酸铁，可
滇池沉积物总磷的时空分布特征研究
农业环境科学学报２００７，２６（１）：５１－５７ＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｇｒｏ－ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＳｃｉｅｎｃｅ 摘要：应用ＧＰＳ定位技术，对滇池海埂、斗南、罗家村、新街、昆阳等５个代表性样点不同层次沉积物总磷进行了为期１年的动态 监测，分析了不同区域、不同层次、不同时期滇池沉积物总磷的时空动态变化特征。结果表明，不同区域、不同层次、不同季节沉积物总磷呈现明显的动态变化。滇池沉积物（０￣２０ｃｍ）总磷（Ｐ）平均含量为２．１６ｇ?ｋｇ－１，全湖全年在０．９８￣４．７４ｇ?ｋｇ－１间变化，总体趋势是夏季高于冬季。沉积物总磷含量总体趋势的垂直分布为表层（０￣５ｃｍ）＞中层（５￣１０ｃｍ）＞底层（１０￣２０ｃｍ），除昆阳位点外，各层次呈显著性差异。５位点１年内表层、中层和底层沉积物总磷（Ｐ）含量的平均变化范围分别为：１．５２￣４．７４ｇ?ｋｇ－１、１．２６￣３．９６ｇ?ｋｇ－１和０．９８￣３．９９ｇ ?ｋｇ－１，各区域以昆阳沉积物总磷平均含量最高，斗南和新街沉积物总磷的含量最低。滇池不同区域沉积物（０￣２０ｃｍ）总磷（Ｐ）的含量分布依次为昆阳（３．５９ｇ?ｋｇ－１）＞罗家村（１．９７ｇ?ｋｇ－１）和海埂（１．９６ｇ?ｋｇ－１）＞斗南（１．６５ｇ?ｋｇ－１）和新街（１．６４ｇ?ｋｇ－１）。不同区域表层沉积物－水体中磷的动态变化特征不同。关键词：滇池；沉积物；总磷；时空分布中图分类号：Ｘ５２４ 文献标识码：Ａ 文章编号：１６７２－２０４３（２００７）０１－００５１－０７ 收稿日期：２００６－０５－１６基金项目：中国科学院南京土壤所土壤与农业可持续发展国家重点实 验室开放基金；教育部春晖计划资助 作者简介：陈永川（１９７７—），男，云南镇雄人，在读博士，主要从事植物营 养与环境的研究。 通讯作者：汤利Ｅ－ｍａｉｌ：ｔａｎｇｌ１＠ｙａｈｏｏ．ｃｏｍ 富营养化水体中磷的来源包括外部进入水体中 的磷以及水体内部底泥等沉积物进入水体中的磷。现 有研究证明，湖泊沉积物是湖泊营养物质的重要蓄积 库。沉积物在湖泊养分循环和水体富营养化过程中起着重要的作用［１］，在一定条件下，沉积物中的营养盐有可能成为富营养化的主导因子［２］。 沉积物磷是浅水湖泊富营养化的重要营养源之一，湖泊沉积物向水体释放可溶性磷是内源磷的基本来源［３］。在浅水湖泊的磷总量平衡中，沉积物磷占据了 滇池沉积物总磷的时空分布特征研究 陈永川，汤利，张德刚，李少明，郑毅 （云南农业大学资源与环境学院， 云南昆明６５０２０１）ＴｈｅＳｐａｔｉａｌｌｙａｎｄＴｅｍｐｏｒａｌｌｙＤｙｎａｍｉｃＶａｒｉａｔｉｏｎｏｆＴｏｔａｌＰｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎＳｅｄｉｍｅｎｔｏｆＤｉａｎｃｈｉＬａｋｅ ＣＨＥＮＹｏｎｇ－ｃｈｕａｎ，ＴＡＮＧＬｉ，ＺＨＡＮＧＤｅ－ｇａｎｇ，ＬＩＳｈａｏ－ｍｉｎｇ，ＺＨＥＮＧＹｉ （ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＲｅｓｏｕｒｃｅｓａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ，ＹｕｎｎａｎＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｋｕｎｍｉｎｇ６５０２０１） Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｅｄｙｎａｍｉｃｓｏｆｔｏｔａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎａｔｄｉｆｆｅｒｅｎｔｄｅｐｔｈｓｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔｉｎ５ｒｅｐｒｅｓｅｎｔａｔｉｖｅｓｉｔｅｓｏｆＤｉａｎｃｈｉｌａｋｅ，Ｈａｉｇｅｎｇ，Ｄｏｕｎａｎ，Ｌｕｏｊｉａｃｕｎ，ＸｉｎｊｉｅａｎｄＫｕｎｙａｎｇｌｏｃａｔｅｄｗｉｔｈＧＰＳ，ｗｅｒｅｓｔｕｄｉｅｄｆｒｏｍＭａｙ２００３ｔｏＭａｙ２００４．ＴｈｅｓｐａｔｉａｌａｎｄｔｅｍｐｏｒａｌｄｙｎａｍｉｃｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｔｏｔａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆＤｉａｎｃｈｉｌａｋｅｗｅｒｅｄｉｓｃｕｓｓｅｄ．Ｔｈｅｃｏｎｔｅｎｔａｎｄｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｔｏｔａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ（Ｔ－Ｐ）ｉｎｓｅｄｉ－ｍｅｎｔｖａｒｉｅｄｗｉｔｈｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓｉｔｅｓ，ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｖｅｒｔｉｃａｌｄｅｐｔｈｓａｎｄｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓｅａｓｏｎｓｉｎＤｉａｎｃｈｉｌａｋｅ．ＴｈｅａｖｅｒａｇｅｃｏｎｔｅｎｔｏｆＴ－Ｐｉｎｗｈｏｌｅｌａｋｅ＇ｓｓｅｄｉｍｅｎｔ（０￣２０ｃｍ）ｗａｓ２．１６ｇ ?ｋｇ－１，ｗｉｔｈｔｈｅｃｏｎｔｅｎｔｏｆＴ－Ｐｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｉｎｓｕｍｍｅｒｈｉｇｈｅｒｔｈａｎｔｈａｔｉｎｗｉｎｔｅｒ，ａｎｄｒａｎｇｅｄ０．９８￣４．７４ｇ?ｋｇ－１ｉｎａｙｅａｒ．ＴｈｅｖｅｒｔｉｃａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｔｏｔａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＤｉａｎｃｈｉｌａｋｅｓｈｏｗｅｄｔｈｅｓｉｍｉｌａｒｔｒｅｎｄｓ：ｔｈｅｔｏｐｐｅｒｌａｙｅｒ（０￣５ｃｍ）＞ｍｉｄｄｌｅｌａｙｅｒ（５￣１０ｃｍ）＞ｂｏｔｔｏｍｌａｙｅｒ（１０￣２０ｃｍ）．ＴｈｅＴ－Ｐｃｏｎｔｅｎｔｉｎａｙｅａｒｉｎｂｏｔｔｏｍｌａｙｅｒｓｅｄｉｍｅｎｔ，ｍｉｄｄｌｅｌａｙｅｒｓｅｄｉｍｅｎｔａｎｄｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｉｎｆｉｖｅｓｔｕｄｉｅｄｓｉｔｅｓ，ｗｅｒｅ０．９８￣３．９９ｇ?ｋｇ－１，１．２６￣３．９６ｇ?ｋｇ－１ａｎｄ１．５２￣４．７４ｇ?ｋｇ－１ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．ＴｈｅｈｉｇｈｅｓｔｃｏｎｔｅｎｔｏｆＴ－ＰｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｗａｓｆｏｕｎｄｉｎＫｕｎｙａｎｇ，ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙｈｉｇｈｅｒｔｈａｎｔｈａｔｉｎｏｔｈｅｒｓｉｔｅｓ，ａｎｄｔｈｅｌｏｗｅｓｔＴ－ＰｃｏｎｔｅｎｔｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｗａｓｆｏｕｎｄｉｎＤｏｕｎａｎａｎｄＸｉｎｊｉｅ．ＣｏｎｔｅｎｔｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆＴ－ＰｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｏｆＤｉｎｃｈｉｌａｋｅｗｅｒｅＫｕｎｙａｎｇ（３．５９ｇ?ｋｇ－１）＞Ｌｕｏｊｉａｃｕｎ（１．９７ｇ?ｋｇ－１）＞Ｈａｉｇｅｎｇ（１．９６ｇ?ｋｇ－１）＞Ｄｏｕｎａｎ（１．６５ｇ?ｋｇ－１）ａｎｄＸｉｎｊｉｅ（１．６４ｇ?ｋｇ－１）．Ｒｅｍｏｖｉｎｇａｎｄｔｒａｎｓｆｏｒｍｉｎｇｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔ－ｗａｔｅｒｉｎｔｅｒｆａｃｅｖａｒｉｅｄｗｉｔｈｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓｉｔｅｓｉｎＤｉａｎｃｈｉｌａｋｅ． Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：Ｄｉａｎｃｈｉｌａｋｅ；ｓｅｄｉｍｅｎｔ；ｔｏｔａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ；ｓｐａｔｉａｌａｎｄｔｅｍｐｏｒａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ
水体沉积物中磷形成规律
水体沉积物中磷形成规律 1 引言 随着国家政策支持和引导力度的加大，太湖富营养化的治理逐见成效，对太湖富营养化的研 究也逐步由外源性的污染控制转移到对内源性污染的关注，但外源性污染的控制依然不容忽视. 太湖流域污染性工业已经得到一定控制，但流域内生活污水、农业面源污染仍未得到有效的控制，而这些污染物均通过入湖河流排入到太湖中.太湖流域内村镇级的河流特别是断头浜均与入湖河 流水系相通，而这些河流长期受到沿岸农业面源污染、生活污水和人畜废水的影响，蓄积了大量 的营养物质，底泥淤积严重，有些则形成黑臭河流，对下游河流及湖泊的水体生态系统构成重要 的影响;此外，这些河流平时成为环保部门监测和治理的盲点区域，第一手资料仍然十分匮乏， 因此，要从污染源头抓起，使外源性污染得到一定控制. 沉积物是磷等营养物质的重要蓄积库，既可作为“汇”收集来自上覆水体中沉降、颗粒物、 运输等多种途径带来的污染物;也可在特定的环境条件下，沉积物作为“源”将污染物再次释放 到上覆水体中，从而引起水体二次污染.因此，对深受外源性污染影响的村镇级的河流特别是断 头浜给予关注外，其河流的内源性污染也不容忽视.沉积物作为内源性污染的重要来源之一，是 构成黑臭河流中重要的一部分.掌下浜(北段)是太滆南运河下游的自然支流之一，沿途与数条断 头浜相连，流域内由于农村居住分散，加上农村集体经济实力有限，缺乏有效管理和技术处理能力，基本无完整的生活污水收集系统和处理设施，农村生活污水、农业退水直接排入现有排水沟 渠塘及河道，导致河流污染日益严重，加上河道沉积物中污染物含量高，严重影响了太湖水质. 同时，目前对湖泊、入湖河流、入湖河口、城市内河及湖泊的外源性污染控制的研究较多，但对 农村地区的黑臭河流、断头浜的沉积物污染状况从外源和内源两方面研究相对较少. 因此，笔者从太湖流域农村黑臭河流中选取掌下浜(北段)作为典型研究区域，分析河道沉积 物中磷形态的分布特征及相关性，从日益加重的外源性污染和不容忽视的内源性污染两方面给予 评价，以期为河流污染现状和治理及太湖富营养化防治提供基础数据. 2 研究区域及方法 2.1 研究区域概况 掌下浜(北段)为太滆南运河下游的一条天然支流，全长约3 km，河段主要位于江苏省宜兴市周铁镇内，由北向南注入太滆南运河.河流两岸土地以农业用地和居住用地为主，随着区域经济 的发展和居民生活水平的提高，日益增长的生活污水和农业退水均未经处理直接排入河流，导致 河流污染日益严重. 2.2 采样点设置及样品采集 采样点的布设结合河流的特点，特别是农村村落分布及断头浜交汇处，从上游到下游共设13个采样点，样点具体布设如图 1所示.于2014年10月对掌下浜(北段)进行现场观测与采样，采 用口径为9 cm的柱状采样器(HYDROBIOS，德国)采集未经扰动的沉积物柱状样品，每个采样点均 随机采集3个样品，沉积物现场以5 cm分层，混匀后立即装入聚乙烯自封袋中，并同时运用有 机玻璃采水器采集相应点位距离水面30 cm深处的河水，一同放入冷藏箱中4 ℃保存，送往实验室处理.沉积物样品送至实验室后采用孔径1 cm的铁筛对底泥进行粗筛，以除去植物残体和贝类 等大颗粒物质，对筛过的底泥进行充分混匀，经冷冻干燥机(LABCONCO冻干机，美国)冻干后，玛瑙研钵充分研磨，过100目筛，放入玻璃瓶置于阴凉干燥处备用.采集的柱状沉积物均分为3层，即表层(0~5 cm)、中层(6~10 cm)、底层(11~15 cm).
磷的测定方法
全磷的测定 仪器：分光光度计，2KVA 方电炉；3KVA 调压变压器。 试剂： （1）浓H 2SO 4（二级） （2）HClO 4（二级，70-72%）。 （3）钼锑贮存液 浓H 2SO 4（二级）153ml 缓慢地倒入约400ml 水中，搅拌，冷却。10g 钼酸铵（二级）溶解于约60℃的300ml 水中，冷却。然后将H 2SO 4溶液缓缓倒入钼酸铵溶液中，再加入100ml0.5%酒石酸锑钾（KSbOC 4H 4O 6?2 1H 2O ，二级）溶液，最后用水稀释至1升，避光贮存。此贮存液含1%钼酸铵，5.5N H 2SO 4。 （4）钼锑抗显色剂 1.50g 抗坏血酸（C 6H 8O 6，左旋，旋光度+21～+22°，二级）溶于100ml 钼锑贮存液中。此液随配随用，有效期一天。 （5）二硝基酚指示剂 0.2g2,6-二硝基酚或2,4-二硝基酚[C 6H 3OH(NO 2)2]溶于100ml 水中。 （6）5ppmP 标准溶液 0.4390gKH 2PO 4（二级，105℃烘过2小时）溶于200ml 水中，加入5ml 浓H 2SO 4，转入1升容量瓶中，用水定容。此为100ppmP 标准溶液，可以长期保存。取此溶液准确稀释20倍，即为5ppmP 标准溶液，此溶液不宜保存。 实验步骤： （1）待测液的准备 称取通过100目的烘干土壤样品1.0xxxg 置于50ml 三角瓶中，以少量水湿润，加入浓H 2SO 4 8ml ，摇动后（最好放置过夜）再加入70-72%的HClO 4 10滴，摇匀，瓶口上放一小漏斗，至于电炉上加热消煮至瓶内溶液开始转白后，继续消煮20分钟，全部消煮时间为45-60分钟。将冷却后的消煮液用水小心地洗入100ml 容量瓶中，冲洗时用水应少量多次。轻轻摇动容量瓶，待完全冷却后，用水定容，用干燥漏斗和无磷滤纸将溶液滤入干燥的100ml 三角瓶中。同时做试剂空白实验。 （2）测定 吸取上述待测液2-10ml （含5-25P g μ）于50ml 容量瓶中，用水稀释至约30ml ，加二硝基酚指示剂2滴，用稀NaOH 溶液和稀H 2SO 4溶液调节pH 至溶液刚呈微黄色。然后加入钼锑抗显色剂5ml ，摇匀，用水定容。在室温高于15℃的条件下放置30分钟后，以空白试验溶液为参比液调零点，读取吸收值，在工作曲线上查出显色液P ppm 数。颜色在8小时内可保持稳定。 （3）工作曲线的绘制 分别吸取5ppmP 标准溶液0,1,2,3,4,5,6ml 于50ml 容量瓶中，加水稀释至约30ml ，加入钼锑抗显色剂5ml ，摇匀，定容。即得0,0.1,0.2,0.3,0.4,0.5,0.6ppm P 标准系列溶液，与待测溶液同时比色，读取吸收值。在各放个坐标纸上以吸收值为纵坐标，P ppm 数为横坐标，绘制成工作曲线。 结果计算： 全P ，%=10010 ppm 6????W P 分取倍数显色液体积显色液 式中 显色液Pppm ——从工作曲线上查得的Pppm 数； 显色液体积——50ml ； 分取倍数——消煮溶液定容体积/吸取消煮溶液体积； 6 10——将g μ换算成g ； W ——烘干土样重（g ）。
湖泊沉积物记录的湖水古盐度定量研究进展_曾承
湖泊沉积物记录的湖水古盐度定量研究进展 曾 承 1,2,3,4 ,安芷生1,刘卫国1 ,余俊清 (1.中国科学院地球环境研究所 黄土与第四纪地质国家重点实验室 陕西西安 710075;2.襄樊学院地理系 湖北襄樊 441053;3.中国科学院盐湖研究所 青海西宁 810008; 4.中国科学院研究生院 北京 100039) 摘 要:湖水古盐度的定量反演,可以促进过去全球变化研究由定性走向定量。内陆干旱半干旱地区湖泊尤其是封闭湖泊的盐度取决于流域降水,径流和蒸发的平衡关系,并直接表现为湖泊水位的变化。关于湖水的古盐度反演,长期以来已经根据多湖泊沉积环境指标加以揭示,包括湖泊沉积物中介形虫壳体的元素地球化学特性、硅藻-古盐度转换函数、介形虫壳体的形态学特征及其与生长环境的关系以及实验模拟等。各种方法有不同的适用条件和适用范围及一定的局限性,对此做了归纳和评述。关键词:湖泊沉积物,古盐度,定量研究 中图分类号:P597.2 文献标识码:A 文章编号:1008-858X (2007)04-0013-07 研究过去全球变化的目的是获得和解释各类古气候环境记录信息,认识地球系统环境的变化过程与机理,从而为预测未来气候环境变迁物理模型的建立提供基础资料,并有效地减少预测中的不确定性。这里,一个关键点和难点是古气候要素的定量化复原,准确的预测需要古气候要素研究从定性走向定量,这是过去全球变化研究中的一个发展方向。湖水古盐度的定量反演,可以促进过去全球变化研究由定性走向定量。 内陆干旱半干旱地区,湖泊尤其是封闭湖泊的盐度取决于流域降水,径流和蒸发平衡关系,并直接表现为湖泊水位的变化[1-4],关于过去湖水的古盐度反演,长期以来已经根据多湖泊沉积环境指标加以揭示。湖泊沉积物中介形虫壳体的元素地球化学特性已成功地用于古盐度的定量恢复[5-13]。近年来国际上通过利用硅藻组合-湖水化学数据库,建立硅藻-古盐 度转换函数,在定量恢复湖水古盐度方面取得很大进展[1,14-18],硅藻已被成功应用于古盐度的定量恢复,并被证实为推算过去湖水盐度最有效的生物指标[2-3]。最近,介形虫壳体的形态学特征及其与生长环境的关系也已引起了有关学者的关注,并利用这一关系进行了古盐度定量重建的初步研究[19-20]。 鉴于湖水古盐度定量重建的重要性,本文对前人的主要研究成果做了归纳及相应评述。 1 利用介壳元素地球化学特征定 量模拟湖水古盐度 1.1 原 理 湖泊沉积物碳酸盐中的微量元素如镁、锶等的研究对于确定古湖泊的物理化学条件有效而且简单易行,是确定湖泊水体古盐度的上好 收稿日期:2007-04-09 基金项目:国家重点基础研究发展规划项目(2004CB720200);国家自然科学基金项目(40599420,40673012,40571173);中国科学 院地球环境研究所黄土与第四纪地质国家重点实验室基金项目(SKLLQG0713);湖北省教育厅科学技术研究项目(B200625003);湖北省高等学校省级教学研究项目(20050291) 作者简介:曾承(1975-),男,博士研究生,讲师,主要从事地球化学和环境变化研究。 第15卷 第4期2007年12月 盐湖研究JOURNAL OF SALT LAKE RE SE ARCH Vol .15 No .4 Dec . 2007
沉积物有机质和腐殖质与湖泊富营养化.
沉积物有机质和腐殖质与湖泊富营养化 诸暨中学郭亚新 摘要：湖泊富营养化已成为全球性严重的生态环境问题之一,沉积物有机质和腐殖质与湖泊富营养化现象密切相关。本文简要介绍了沉积物有机质与腐殖质的来源与特征，并对其在湖泊富营养化过程中的作用进行了综述。 关键词：湖泊；富营养化；沉积物；有机质；腐殖质 湖泊富营养化已成为全球性严重的生态环境问题之一。湖泊的外源污染被截断之后，沉积物将因有机质的持续降解不断向水柱释放营养物质，从而阻碍了富营养化问题的根本解决。因此，作为湖泊富营养化的重要促进因素的沉积物有机质应该引起我们的重视和研究，本文对沉积物有机质与腐殖质的来源与特征以及两者在湖泊富营养化过程的作用两方面进行了综述。 1沉积物有机质与腐殖质的来源及特征 沉积物中有机质的来源分为内源输入和外源输入两种。内源有机质主要是水体生产力本身产生的动植物残体、浮游生物及微生物等的沉积而得，外源输入主要是通过外界水源补给过程中携带进来的颗粒态和溶解态有机质（Jame et al., 2001）。 姚书春等（2004）分析了巢湖沉积柱状样多环境指标得出巢湖的富营养化过程百年经历了三个阶段：第一阶段(1898－1946年),湖泊沉积物总有机碳含量较低,碳氮比和TAR HC表明有机质是藻类与陆生高等植物来源并重;第二阶段(1946～1972年),湖泊沉积物中有机质组份以陆源占主要地位,同时沉积通量大,流域内水土流失严重,可能与此阶段土地开发等强烈人类活动有关。第三阶段(1972～2002年),富营养化加剧,藻类和细菌是有机质的主要来源，这与人为营养物质排放入湖，刺激藻类生产力的提高直接相关。Gale和Reddy（1994）研究亚热带浅水富营养化湖泊沉积物-水中碳通量发现，湖泊初级生产力沉积的碳通量高达1034克/米2·年,其中通过再悬浮而重新进入水体的通量为720克/米2·年，而外源进入湖
总磷测定方法
总磷 在天然水和废水中，磷几乎都以各种磷酸盐的形式存在，它们分为正磷酸盐，缩合磷酸盐（焦磷酸盐、偏磷酸盐和多磷酸盐）和有机结合的磷酸盐，它们存在于溶液中，腐殖质粒子中或水生生物中。 天然水中磷酸盐含量较微。化肥、冶炼、合成洗涤剂等行业的工业废水及生水污水中常含有较大量磷。磷是生物生长的必需的元素之一。但水体中磷含量过高（超过0.2mg/L）可造成藻类的过量繁殖，直至数量上达到有害的程度（称为富营养化），造成湖泊、河流透明度降低，水质变坏。 1．方法的选择 水中磷的测定，通常按其存在的形式，而分别测定总磷、溶解性正磷酸盐和总溶解性磷，如下图所示 消解 2．样品的采集和保存
总磷的测定，于水样采集后，加硫酸酸化至PH≤1保存。溶解性正磷酸盐的测定，不加任何试剂。于2—5℃冷处保存，在24h内进行分析。 水样的预处理 采集的水样立即经0.45μm微孔滤膜过滤，其滤液可溶性正磷酸盐的测定。滤液经下述强氧化剂的氧化分解，测得可溶性总磷。取混合水样（包括悬浮物），也经下述强氧化剂分解，测得水中总磷含量。 （一）过硫酸钾消解法 仪器 （1）医用手提式高压蒸汽消毒器或一般民用压力锅（1— 1.5kg/cm2）。 （2）电炉，2kw。 （3）调压器、2kvA（0—220v） （4）50ml（磨口）具塞刻度管。 试剂 5%（m/V）过硫酸钾溶液：溶解5g过硫酸钾于水中，并稀释至100 ml。 步骤
（1）吸取25.00 ml混匀水样（必要时，酌情少取水样，并加水至 25 ml，使含磷量不超过30μg）于50 ml具塞刻度管中，加过硫 酸钾溶液4 ml，加塞后管口包一小块纱布并用线扎紧，以免加热时玻璃塞冲出。将具塞刻度管放在大烧杯中，置于高压蒸汽消毒器或民用压力锅中加热，待锅内压力达1.0kg/cm2 （相应温度为120℃）时，调节电炉温度使保持此压力30min后，停止加热，待压力表指针将至零后，取出放冷。 （2）试剂空白和标准溶液系列也经同样的消解操作。 注意事项 （1）如采样时水样用酸固定，则用过硫酸钾消解前将水样调至中性。 （2）一般民用压力锅，在加热至顶压阀出气孔冒气时，锅内温度为120℃。 （3）当不具备压力消解条件时，亦可在常压下进行，但操作步骤如下： 分取适量混匀水样（含磷不超过30μg）于150ml锥形瓶中，加水至50 ml，加数粒玻璃珠，加1 ml3+7硫酸溶液，5ml 5%过硫酸钾溶液，置电炉上加热煮沸，调节温度使保持微沸30—40min，至最后体积为10ml 止。放冷，加1滴酚酞指示剂，滴加氢氧化钠溶液至刚呈微红色，再滴加1mol/L硫酸溶液使红色腿去，充分摇匀。如溶液不澄清，则用滤纸过滤于50 ml比色管中，用水洗锥形瓶及滤纸，一并移入比色管中，加水至标线，供分析用。
土壤全磷的测定方法
土壤全磷的测定方法（高氯酸-硫酸法） 方法原理:在高温条件下，土壤中含磷矿物及有机磷化合物与高沸点的硫酸和强氧化剂高氯酸作用，使之完全分解，全部转化为正磷酸盐而进入溶液，然后用钼锑抗比色法测定。 操作步骤: 1.在分析天平上准确称取通过100目筛(孔径为0.25mm)的土壤样品1g(精确到0.0001)置于50ml三角瓶中，以少量水湿润，并加入浓H2SO48ml，摇动后(最好放置过夜)再加入70—72%的高氯酸(HClO4)10滴摇匀。 2.于瓶口上放一小漏斗，置于电炉上加热消煮至瓶内溶液开始转白后，继续消煮20分钟，全部消煮时间约为45—60分钟。 3.将冷却后的消煮液用水小心地洗入100ml容量瓶中，冲冼时用水应少量多次。轻轻摇动容量瓶，待完全冷却后，用水定容，用干燥漏斗和无磷滤纸将溶液滤入干燥的100ml三角瓶中。同时做空白试验。 4.吸取滤液2—10ml于50ml容量瓶中，用水稀释至30ml，加二硝基酚指示剂2滴，用稀氢氧化钠(NaOH)溶液和稀硫酸(H2SO4)溶液调节pH至溶液刚呈微黄色。 5.加入钼锑抗显色剂5ml，摇匀，用水定容至刻度。 6.在室温高于15℃的条件下放置30分钟后，在分光光度计上以700nm的波长比色，以空白试验溶液为参比液调零点，读取吸收值，在工作曲线上查出显色液的P—mg/L数。 7.工作曲线的绘制。分别吸取5mg/L标准溶液0，1，2，3，4，5，6ml于50ml容量瓶中，加水稀释至30ml，加入钼锑抗显色剂5ml,摇匀定容。即得0，0.1，0.2,0.3，0.4，0.5，0.6mg/LP标准系列溶液，与待测溶液同时比色，读取吸收值。在方格坐标纸上以吸收值为纵坐标，Pmg/L数为横坐标，绘制成工作曲线。 结果计算 全P%=显色液mg/L×显色液体积×分取倍数／(W×106)×100 式中：显色液Pmg/L—从工作曲线上查得的Pmg/L； 显色液体积—本操作中为50ml； 分取倍数—消煮溶液定容体积/吸取消煮溶液体积； 106—将ug换算成g W—土样重(g)。 两次平行测定结果允许误差为0.005%。 仪器、试剂 1.主要仪器： 分析天平、小漏斗、大漏斗、三角瓶(50ml和100ml)、容量瓶(50ml和100ml)、移液管(5ml 和10ml)、电炉、分光光度计。 2.试剂： (1)0.5mol/L碳酸氢钠浸提液。称取化学纯碳酸氢钠42.0g溶于800ml水中，以0.5mol/L 氢氧化钠调节pH至8.5，洗入1000ml容量瓶中，定容至刻度，贮存于试剂瓶中。此溶液贮存于塑料瓶中比在玻璃瓶中容易保存，若贮存超过1个月，应检查pH值是否改变。 (2)无磷活性炭。活性碳常常含有磷，应做空白试验，检查有无磷存在。如含磷较多，须先用2mol/L盐酸浸泡过夜，用蒸馏水冲洗多次后，再用0.5mol/L碳酸氢钠浸泡过夜，在平瓷漏斗上抽气过滤，每次用少量蒸馏水淋洗多次，并检查到无磷为止。如含磷较少，则直接用碳酸氢钠处理即可。 (3)磷(P)标准溶液。准确称取45℃烘干4—8小时的分析纯磷酸二氢钾0.2197g于小烧杯中，以少量水溶解，将溶液全部洗入1000ml容量瓶中，用水定容至刻度，充分摇匀，此溶液即为含50mg/L的磷基准溶液。吸取50ml此溶液稀释至500ml，即为5mg/L的磷标准溶液(此