湖泊内源污染治理技术的研究进展PPT
湖泊内源污染治理57页PPT
36、“不可能”这个字(法语是一个字 )，只 在愚人 的字典 中找得 到。--拿 破仑。 37、不要生 托延要 积极， 不要心 动要行 动。 38、勤奋，机会，乐观是成功的三要 素。(注 意：传 统观念 认为勤 奋和机 会是成 功的要 素，但 是经过 统计学 和成功 人士的 分析得 出，乐 观是成 功的第 三要素 。
42、只有在人群中间，才能认识自 己。——德国
43、重复别人所说的话，只需要教育； 而要挑战别人所说的话，则需要头脑。—— 玛丽·佩蒂博恩·普尔
44、卓越的人一大优点是：在不利与艰 难的遭遇里百折不饶。——贝多芬
45、自己的饭量自己知道。——苏联
39、没有不老的誓言，没有不变的承 诺，踏 上旅途 ，义无 反顾。 40、对时间的价值没有没有深切认识 的人， 决不会 坚韧勤 勉。
41、学问是异常珍贵的东西，从任何源泉吸 收都不可耻。——阿卜·日·法拉兹
湖泊水环境修复技术PPT课件
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湖泊水库外源污染控制技术
非点源治理设计程序
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非点源管理技术特征
湖泊水库外源污染控制技术
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5.2.2.参数计算
水量动态平衡
热量衡算
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12
5.2.2.参数计算
污染负荷衡算 氮、磷是富营养化主要指标 水体中，磷浓度在稳定状态时可描述为
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概念
使用化石燃料产生的SO2、NOx被氧化后产生硫 酸和硝酸，通过干/湿沉降进入水体
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湖泊水库水环境污染 湖泊水库萎缩
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湖泊水库外源污染控制技术 湖泊水库内源污染控制技术 水动力学修复技术 藻类控制和去除技术 污染湖泊水库生态恢复技术
1.湖泊水库外源污染控制技术
概念
通过改变生产和消费方式减少污染物的产生；建设相 关处理设施，减少排入湖泊的污染物质的种类和总量
类型
点源污染控制
•生活污染处理技术； •工业废水处理技术 •前置库技术
水污染与水资源治理PPT课件
3.3 高新技术融入水污染控制领域, 水工业体系逐 渐形成
现代水污染控制工程已由传统的土木工程主导型,向设备型和设备集 成型转变。设备在整个工程投资中的比例不断加大, 设备集成的技术 含量不断提高。科学技术的进步和产业化发展带动了水工业整体科 技水平的提高, 高新技术不断渗透、融入水污染控制工程技术领域,机 电一体化技术、电子技术、信息技术、仿真模拟技术和自动控制技 术在水工业中得到了广泛应用。当前, 水污染控制工程设施的设备化、 集成化, 运行控制的自动化、智能化, 检测手段的仪表化、实时化和 工程设计的模型化、数字化已经成为发展的趋势, 对水污染控制工程 学科的发展必然带来巨大影响。
2021
四.中国水污染治理存在的问题及对策
4.1加强水资源和水生态保护 4.2大力推行清洁生产 4.3提高利用率，大力倡导节水型产业 4.4加快建设城市废水处理厂
2021
4.1加强水资源和水生态保护
进行水污染控制，要注意防治结合，运用法律、行政、经济、技术和 教育的手段，对各行业进行污染监督，预防新的污染产生，贯彻“谁开 发，谁保护，谁破坏。谁恢复，谁受益，谁补偿”的方针，明确责任主 体，积极应对污染的发生，及时找到责任人，加快速度处理污染源。加 强对经济发展规划和建设项目的环境影响评价，还应包括重要建设政策 的评价，防患于未然，对危害环境的策略不予以通过，不进行危害环境 与资源的项目建设。通过科学的评估，积极监督水污染的发生，科学开 焊治理活动，加强国家的生态保护。
同时，工业固体废物的排放是形成污染的关键，固体废弃物的堆放 不但要占用大量的土地，还对空气、地下水、河流等造成了巨大的 环境危害，而且使江湖面积缩小，影响水资源的利用。固体废物中 的有害物质会渗入地下，造成农、渔类产品污染。
湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展
第30卷 第1期2011年 1月环 境 化 学E NV I RONMENTAL C H E M I STRY V o.l 30,N o .1Janua ry 20112010年6月30日收稿.*国家自然科学基金NSFC 云南联合基金(U0833603)资助.**通讯联系人,Te:l 0871 *******;E ma i :l xjpan @kmu st .edu .cn湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展*李 辉1 潘学军1** 史丽琼1 米 娟1 宋 迪1赵 磊2 刘晓海2 贺 彬2(1.昆明理工大学环境科学与工程学院,昆明,650093; 2.云南省环境科学研究院,中国昆明高原湖泊研究中心,昆明,650034)摘 要 湖泊的内源氮磷污染已成为湖泊富营养化治理的一大难题.本文总结了沉积物中氮磷赋存形态、沉积物 水界面氮磷迁移释放行为和沉积物中氮磷的生物有效性三方面的研究进展,提出了目前研究存在的问题,并对未来发展趋势和研究方向进行了展望,以期为湖泊内源氮磷污染机理分析和湖泊富营养化治理控制技术提供参考.关键词 富营养化,内源氮磷,释放,生物有效性.大量湖泊的水体富营养化已经成为全球面临的一个重大环境问题.湖泊富营养化的特征性表现即藻类水华现象.藻类水华暴发会导致水体缺氧、鱼类死亡、产生异味及藻毒素释放等,给湖区人民的正常生产和生活产生严重影响[1].据调查显示,全球范围内有40%左右的湖泊和水库遭受不同程度的富营养化;而在我国,到20世纪90年代中后期,富营养化湖泊已占被调查湖泊数的77%[2].由此可见,我国已成为世界上湖泊富营养化范围及程度最严重、面临问题最严峻的国家之一.Va llne tyne 及Stumm 等的分析研究表明,氮和磷是限制水生植物生产量最主要的营养元素[3],因此,氮磷在湖泊中水体及沉积物中的赋存形态及其迁移释放行为,对湖泊富营养化起着决定性的作用;伴随着相关法律法规的出台及截污工程等措施的实施,外源性污染物已经相对有所控制[4];因此对内源氮磷污染的研究显得格外重要,尤其是对内源氮磷的赋存形态、迁移释放行为及其影响因素、生物有效性等内源氮磷污染机理方面的分析研究更是迫在眉睫.本文从氮磷赋存形态特征及其分布、沉积物 水界面氮磷迁移释放、氮磷生物有效性等方面,总结国内外学者在内源氮磷污染方面的研究工作,为湖泊富营养化机理及其控制技术等方面的研究提供借鉴.1 沉积物中氮磷赋存形态氮磷在湖泊沉积物及水体中的形态分布,决定着沉积物是源还是汇.而水体中的氮磷形态分析相对简单,因此沉积物中的氮磷赋存形态分析尤为重要.1.1 沉积物中氮赋存形态湖泊沉积物中氮的赋存形态、含量及分布,一定程度上反映了水体和沉积环境的演变过程,是研究其环境行为的前提[5].综合国内外的研究,一般将沉积物中的氮形态分为有机态氮和无机态氮;且主要化学形态为有机态氮,可以占到70% 90%,主要以颗粒有机氮的形式进入沉积物中,无机氮所占比例相对较小[6].1.1.1 沉积物中的有机氮沉积物中有机氮主要是蛋白质、核酸、氨基酸和腐殖质四类,大部分是腐殖质[7].有机氮主要来源于浮游植物、细菌和高等植物.其化学形态主要分为NH 3 N 、氨基酸氮、己糖氮、酸解未知氮(HUN )和非酸解氮[6].研究表明,氨基酸氮是有机氮的主要化学形态,约占有机氮的30% 60%;从氨基酸的组合特征纪念专辑稿件来看,以甘氨酸、天门冬氨酸、谷氨酸、丙氨酸、丝氨酸、苏氨酸及赖氨酸为主,约占氨基酸总量的70%以上[8].尽管有机氮在氮的生物地球化学循环中并不活跃,但是由于有机氮的矿化作用,环 境 化 学30卷282使得有机氮依然在氮的生物地球化学循环中扮演重要的角色,即沉积物中的有机态氮在微生物的作用下,经氨基化作用逐步分解为简单的有机态氨基化合物,氨化作用释出的氨大部分与有机或无机酸结合成铵盐,或被植物吸收,或在微生物作用下氧化成硝酸盐.1.1.2 沉积物中的无机氮沉积物中的无机氮可分为可交换态氮(E N)、固定态铵(F NH4)等.沉积物中的可交换态氮(Exchangeab le N itrogen,EN)是沉积物 水界面发生氮的迁移释放最主要最活跃的氮形态,是参与氮的生物地球化学循环中的重要组分.可交换态氮主要包括硝态氮和铵态氮,即NO2 N、NO3 N以及NH+4 N;其中的铵盐被称为可交换态铵,沉积物中的可交换态铵是由于沉积物颗粒对水体中的NH+4进行可交换吸附,这类吸附是发生在颗粒物表面的离子交换反应.EN易于为藻类、水草等浮游植物这类初级生产者吸收,EN的减少会促进有机氮的矿化,从而提供湖泊再生产所需氮源[9].沉积物中的固定态铵则是指固定吸附于颗粒物质内部,进入晶格结构的NH+4 N,也称作非交换态铵.这是由于沉积物中的粘土矿物层中的硅氧层之间发生同晶替代,产生负电荷,为使电性中和,这些负电荷吸引吸附在颗粒物质晶格之外的阳离子;而吸附在沉积物上的NH+4脱去水化膜进入晶格之中,就被固定下来[10].同时晶层收缩,这样NH+4因此固定态铵一般情况下很难通过离子交换等方式释放到水体中来,大量研究表明,固定态铵在沉积物总氮中占有一定的比例,De Lange等[11]研究指出在海洋和某些湖泊沉积物中固定态铵可达到总氮含量的10% 96%.所以说,固定态铵是湖泊沉积物中氮的重要储存库.1.1.3 沉积物中氮的连续分级浸取研究及其应用在上述氮的分类中,并没有具体体现出各类形态氮与沉积物的物理化学结合能力,因此仅仅通过分析沉积物中总氮、无机氮和有机氮,并不能准确解释有关氮在沉积物 水界面上发生的迁移释放行为.各形态氮与沉积物的结合能力强弱,对于评价各形态氮对沉积物 水界面氮循环的贡献,具有重要意义.针对这一问题,不少学者[12 19]对大量海洋以及湖泊的沉积物中氮进行连续分级浸取,采用不同的浸取剂,来划分不同形态氮与沉积物结合能力大小,将沉积物中的氮分类为不同结合态,测得不同结合态氮的丰度,由此解释分析并推测沉积物 水界面的氮循环过程.吴丰昌等[12]1996年对云贵高原4个湖泊(云南泸沽湖、洱海,贵州百花湖、阿哈湖)等湖泊沉积物进行研究,基于土壤学中的土壤理化分析将沉积物中氮形态进行简单的分级,是国内沉积物中氮连续分级浸取研究的开始.将沉积物氮的结合态分为可溶性NH+4 N,NO3 N、可交换态NH+4 N,NO3 N、有效态氮和残渣态氮,有效态氮指无机的矿物态氮和部分有机质中易分解的无机氮,残渣态氮主要是有机氮.这一方法开创了水体沉积物中氮分级浸取的先河,但是并没有具体的根据浸取剂得出各形态氮的化学结合能力.马红波[13]等2002年根据Ruttenberg[20]1992年提出的沉积物中磷的连续分级浸取方法,加以改进,将沉积物中氮分为可转化态氮和非转化态氮,可转化态氮根据浸取剂提取能力的强弱来决定浸取出来的氮与沉积物结合的牢固程度;依次分为离子交换态氮(I EF N)、碳酸盐结合态氮(CF N)、铁锰氧化态氮(I M OF N)、有机态和硫化物结合态氮(OSF N).非转化态氮通过总氮与可转化态氮差减得到.这一方法在进行下一步提取之前,用蒸馏水洗涤沉积物,一定程度上避免了上一级提取氮重吸附于沉积物,但是实验设计上并没有考虑各级提取剂的提取效率.马红波等打开了沉积物中氮连续分级提取研究的新领域,表征了各形态氮的相应化学结合能力.之后的研究者对沉积物中氮进行连续分级提取时,多数都是沿用这一方法,或进行一些小的改进.如吕晓霞等[14]对北黄海、戴纪翠等[15]对胶州湾、王圣瑞等[16]对五里湖等湖泊沉积物及海洋沉积物中氮的研究,均是直接使用其方法或者稍微加以改进.王圣瑞等[16]2007年对五里湖、月湖、东太湖、贡湖等不同程度富营养化湖泊沉积物中氮进行连续分级提取.其采用的方法与马红波等基本一致,但只研究了沉积物中的可转化态氮,并将其依次分为离子交换态氮(I E F N)、弱酸浸取态氮(WAEF N)、强碱浸取态氮(SAEF N)、强氧化剂浸取态氮(SOEF N).I EF N是4种可转化态氮形态中与沉积物结合能力最弱的赋存形态,因此也是参与沉积物 水界面1期李辉等:湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展283氮迁移释放最活跃的形态;WAEF N与沉积物的结合能力略高,相当于碳酸盐的结合能力;SAEF N的结合能力相当于铁锰氧化物的结合能力,稍高于WAEF N;SOEF N主要是有机形态氮,也称可转化有机氮,是最难浸取的可转化形态[14 16].王圣瑞法[16]与马红波法[13]区别在于第一步提取,采用的是1m ol L-1KC l溶液,而马红波法中采用的是1m o l L-1M g C l2溶液进行浸取.由于沉积物吸附NH+4生成固定态铵所需静电力与K+进入沉积物粘土矿物层中的硅氧层晶格所需的静电力来源相同,因此KC l溶液可能会具有更好的提取效率.基于这一点,一些研究者认可了王圣瑞的方法,且KC l提取性质稳定,不含干扰测定的物质[21],后续对沉积物中氮进行连续分级提取时,多采用王圣瑞法.如何桐等[17]对大亚湾表层沉积物氮形态的研究、郑国侠等[18]对南海深海盆表层沉积物氮形态的研究等.钟立香等[19]2009年对吴丰昌法进行改进提出了新的连续分级浸取方法,该法的特点是并不着重于各形态氮与沉积物结合力强弱,而是依据对释放影响的程度依次分为游离态氮(FN)、可交换态氮(EN)、酸解态氮(HN)、残渣态氮(RN).该法中F N是将间隙水中的营养盐浓度(m g L-1)换算成为沉积物中的营养盐浓度(m g kg-1),这主要是基于沉积物 水界面氮循环主要通过间隙水与上覆水中营养盐交换来实现这一点考虑;EN则主要是针对沉积物中有机质矿化生成的NH+4,NH+4在FN和E N之间不断根据外界环境条件分配,故EN是沉积物中较活跃的氮形态;酸解态氮可鉴别的有机化合物主要是氨基酸态氮(AAN)、氨基糖态氮(ASN)、氨态氮(AN)以及一些未鉴别的含氮化合物(UN);RN主要是有机环态.表1列出了沉积物中氮连续分级浸取方法的发展历程.表1 沉积物中氮的连续分级提取研究Table1 R esearch on t he nitrogen sequential frac ti on ex tracti on i n sedi m ents研究者浸取方法氮分级形态应用对象参考文献沉积物高速离心,0.4 m滤膜过滤可溶性氨氮、硝氮吴丰昌等(1996)40mL20%NaO H溶液,经0.45 m过滤,测滤液中可交换性氨氮、硝氮可交换性氨氮、硝氮云南泸沽湖、洱海;[12]上一步沉淀物使用碱解蒸馏法测定有效态氮有效态氮贵州百花湖、元素分析仪测定沉积物中总氮,并与上述三形态氮进行差减残渣态氮阿哈湖1m ol L-1M gC l2溶液离子交换态氮HAC N a AC(p H=5)溶液碳酸盐结合态氮马红波等(2003)0.1m ol L-1Na OH溶液铁锰氧化态氮渤海湾[13]K2S2O8(碱性)溶液(0.24mo l L-1N a OH, K2S2O820g L-1)有机态和硫化物结合态氮总氮与上述四种可转化态差减非转化态氮1m ol L-1KC l溶液离子交换态氮五里湖HAC N a AC(p H=5)溶液弱酸浸取态氮月湖王圣瑞等(2007)0.1m ol L-1Na OH溶液强碱浸取态氮东太湖[16] K2S2O8(碱性)溶液(0.24mo l L-1N a OH,K2S2O820g L-1)强氧化剂浸取态氮贡湖沉积物高速离心,过0.45 m滤膜游离态氮钟立香等(2009)2mo l L-1KC l溶液,振荡2h可交换态氮巢湖[19] 6mo l L-1HC l溶液,120 ,酸解24h酸解态氮浓硫酸,加速剂催化残渣态氮1.1.4 沉积物中氮形态分布特征沉积物中氮主要以有机态存在.Ke m p等[22]对Ontar i o湖表层沉积物中氮研究表明,有机氮含量约占总氮的92%,何桐等[17]对大亚湾表层沉积物中氮形态研究表明,有机氮约占沉积物中总氮的77 32%.沉积物中无机氮由可交换态氮和固定态铵构成,可交换态氮是湖泊初级生产力的直接氮源,固定态铵(F NH4)则是其潜在氮源[9].王圣瑞等[9]、王雨春等[5]研究表明,F NH4是无机氮中的主要形态,环 境 化 学30卷284EN也占有一定的比例;E N中的主要形态是NH+4 N(74.61% 85.85%),这是因为沉积物 水界面大量有机质的矿化分解;其次是NO3 N(13.93% 25.15%),NO2 N含量很低(0.17% 0.27%);而三者之间在不同环境和微生物作用下进行硝化反硝化作用实现相互转化,这主要与沉积物自身性质(例如含有机质的多少)、沉积物环境(氧化还原条件、微生物多少、温度等)有关[6].EN占沉积物中可转化态氮的比例大约在10% 40%[8,13,17],沉积物中可转化态氮的主要存在形态为SOEF N[13 14,17 18],这显然与沉积物中有机态氮占总氮比例有关.吕晓霞等[14]在北黄海的研究表明,SOEF N在沉积物垂直分布上,一般呈现出在表层0 3c m迅速降低的趋势;同样,I EF N在0 3c m 范围内自上而下逐渐降低,自次表层(0 6c m)以下,无明显变化,这是因为沉积物中有机质的矿化作用主要发生在表层含氧区.一般而言,SOEF N是沉积物中可转化态的绝对优势形态,I EF是可转化无机态氮的绝对优势形态[23].WAEF N、SAEF N占可转化态氮的比例极小[13],两者大小依据沉积物环境的改变而有所不同.沉积物氮形态分布与沉积物粒度有着非常重要的关系.吕晓霞等[8]对黄海沉积物氮粒度结构进行研究表明,不同形态氮在不同粒度沉积物中的分布规律相同,不同形态氮绝对含量随沉积物粒度的增大而减小,这可能是因为粗粒度沉积物中有机氮的分解速率常数比细粒度沉积物中的高一个数量级,是中粒度沉积物中的2倍;这也是SOEF N的含量随粒度大小变化最为明显的原因,因为SOEF N的主要形态是有机氮.尽管三种可转化无机氮的绝对含量随着沉积物粒度减小而增大,但是由于SOEF N的增幅太大,这三种可转化态无机氮的相对含量都有所降低.吕晓霞等[23]指出,细粒级沉积物对氮循环的贡献可能最大.而这一点与王圣瑞等[16]对云贵高原四湖泊研究结果一致.1.2 沉积物中磷赋存形态一般而言,沉积物中的磷可分为有机磷和无机磷,无机磷又分为可溶性无机磷和难溶性无机磷.可溶性无机磷包括钙结合态磷(Ca P)、铁结合态磷(Fe P)、铝结合态磷(A l P)等,难溶性磷主要是闭蓄态磷酸盐,这部分磷被包裹在铁铝氧化物膜内.1.2.1 沉积物中磷的分级浸取研究与沉积物中氮不同,由于湖泊富营养化一般是磷控制,所以湖泊沉积物中磷的分级提取研究较多[20,24 29].1957年,Chang和Jackson[24]根据土壤学中相应的化学方法,将土壤中磷分为不稳性磷(Labile P, LP)、Fe P、Ca P、可还原水溶性磷(RSP)、惰性磷(Refractory P).这一方法主要关注于沉积物中的无机态磷,对沉积物中磷化合物的化学形态进行分类,从而便于研究沉积物 水界面磷的迁移释放机制,也有助于解释环境因素(例如钙铝铁、DO、p H、Eh等)对沉积物 水界面磷迁移释放的影响.后续许多研究者只是针对C J法存在的缺陷进行改进,而在磷形态分级的思想上与C J法一致.例如H ie ltjes等[26]将沉积物中磷分为LP、Fe/A l P、Ca P;Psenner[27]将沉积物中磷分为水溶性磷(H2O P)、可还原水溶性磷(RSP)、Fe/A l P、Ca P和惰性P;Go lter m an等[30]将沉积物中磷分为Fe P、Ca P、酸可溶性有机磷(ASOP)、残余有机磷(ROP).国内金相灿等[7]的方法与C J法一脉相承,欧盟推荐发展方法(S MT法)[29]在选取浸取剂时的思路也与C J法一致.这两类方法是目前国内外应用较多的方法[31 36].金相灿法是对C J法中连续提取法的改进,将磷的形态分为LP、A l P、Fe P、C a P、OP和Org P等6种形态.NH4C l提取LP,中性NH4F提取铝结合态磷,N a OH提取铁结合态磷,稀硫酸提取钙结合态磷,还原络合提取闭蓄磷.该法每级磷形态的释放活性有明显不同,LP很容易释放;铝结合态磷和铁结合磷在氧化还原环境改变的条件下可以转化成可溶解性磷,进入上覆水体,具有很强的释放活性,也称为活性磷,它们是内源负荷的重要来源;钙结合态磷和闭蓄态磷则很难被分解参与短时相的磷循环.因为各级释放活性的差异,使用该法可以得到湖泊沉积物中可释放磷的丰度,以便进行沉积物 水界面的释放模型的建立,预测湖泊富营养化状况.SMT法[29]是由欧盟推荐发展的方法,该方法将磷形态划分为总磷(TP)、无机磷(I P)、有机磷(OP)、非磷灰岩磷(N on apatite I norgan ic Phosphorus,NA I P)及磷灰岩磷(Apatite Phosphor us,AP).该法分为三步:(1)将冷干沉积物450 煅烧3h,残渣用3.5m ol L-1HC l浸取,测其SRP(溶解态活性磷),得到TP;(2)将冷干沉积物用1m ol L-1HC l浸取测其SRP,得到I P,其残渣煅烧后用1m o l L-1H C l浸取1期李辉等:湖泊内源氮磷污染分析方法及特征研究进展285测其SRP,得到OP;(3)将冷干沉积物用1m ol L-1Na OH浸取测其SRP,取其残渣加入1m ol L-1H C l测其SRP,得到AP,再取其上清液加入3.5m ol L-1HC l测其SRP,得到NA I P.其中每一步的冷干沉积物样品质量均为0.2g.SMT法提取的步骤并非连续的,因此该法可同时进行各个形态的测定,能大量节省时间;其次,该方法在提取各形态磷时具有统一性,都是通过HC l来提取上清液中的SRP,各测定结果之间具有可对比性;此方法实验所需的试剂均为常用试剂,提高了方法的适用性及普遍性.W illia m s等[25]提出的方法并没有遵循C J法分级思路,该法更多的是从沉积物中磷的矿物形态上来来进行区分,将沉积物磷分为磷灰岩磷(AP),非磷灰岩磷(NAP)以及有机磷.这样的分级方法更为简单,着重点在于磷的矿物性和来源.部分学者也沿用了这一思想,例如Ruttenber g[20]提出的SEDEX提取法,将沉积物分为可交换性磷、碳酸氟磷灰岩盐(CF AP)、氟磷灰岩磷(FAP)、有机磷等,这两种方法现多用于海洋和河口沉积物中磷的分级研究.Ruttenber g法[20]考虑到了每一级提取的磷可能重吸附于残余沉积物,因此,在每级提取之前都用M gC l2溶液和H2O分别洗涤沉积物;但是该方法提取剂效率不高[37].实际上,S MT[29]法尽管在选用提取剂时思路与C J法相同,但分类也是来源于W illia m s等[25]的方法.表2列出了几种重要的磷分级提取方法.表2 几种重要的沉积物中磷分级提取方法Tab l e2 I m portant m ethods o f phospho rus frac ti on ex tracti on i n sedi m ents研究者提取剂分级形态参考文献1m ol L-1NH4C l不稳性磷0.5m ol L-1NH4F,pH=8.2铝结合态磷Chang&J ackson(1957)0.1m ol L-1N a OH铁结合态磷[24]0.5m ol L-1HC l钙结合态磷CBD可还原性水溶性磷Na OH惰性磷CBD非磷灰岩磷W illia m s等(1976)0.1m ol L-1N a OH[25]0.5m ol L-1HC l磷灰岩磷1m ol L-1N H4C l水溶性磷0.5m ol L-1NH4F,中性铝结合态磷金相灿等(1990)0.1m ol L-1N a OH铁结合态磷[7]0.5m ol L-1H2SO4钙结合态磷CBD闭蓄态铁/铝磷1m ol L-1M g C l2,p H=8可交换性磷CBD碳酸氟磷灰岩Ru ttenberg(1992)Na AC/N a H CO3,p H=4氟磷灰岩,钙磷[20]1m ol L-1HC l氟磷灰岩磷550 灰化,1m ol L-1HC l有机磷1m ol L-1H C l C a P1m ol L-1Na OH Fe/A l PPardo等(2004) 3.5m ol L-1HC l有机磷[29]无机磷1.2.2 沉积物中磷分级浸取应用以及分布特征研究金相灿等[38 39]采用SMT法对长江中下游7个浅水湖泊、太湖东北部沉积物中磷的赋存形态的研究、M o turi等[40]采用Ruttenber g的SEDEX法对印度德里工业区的排水沟渠中的沉积物磷的研究、章婷曦等[41]采用S MT法对太湖不同营养水平湖区沉积物中磷的研究都表明,沉积物中的磷主要形态是无机磷,而污染沉积物中的Fe/A l P明显升高,相对清洁沉积物中的Fe/A l P含量则相对较低,这说明沉286环 境 化 学30卷积物污染主要使Fe/A l P的含量增加,而Ca P或A cet P含量则变化不大,这可能是因为C a P是本地自生,与人类活动关系不大,而Fe/A l P含量则与人类活动有较强相关性.这说明不同污染程度的湖泊沉积物中磷的分布特征会有较大区别,而Ka iserli等[42]采用轻微修改的Psenner[27]的分级方法,在北希腊两个不同富营养化程度湖泊(Lakes Vo l v i&K or onia)中的研究结果印证了这一点.磷在沉积物垂向上分布规律较为复杂[33,41],这主要与湖泊生态条件、污染物排放程度以及沉积条件有关.Ruttenberg[20]研究结果表明,各形态磷在沉积物柱状上的分布呈现 沉降 降解 堆积 三阶段特征,这反映了早期成岩作用的结果.可交换性磷(Ex P)的垂直变化特征较为明显,随深度增加Ex P含量降低,Fe P在次表层以上(表层至10 15c m深)的垂直变化,主要是沉积物中氧化还原电位随深度加深而降低,导致Fe P释放的缘故;在次表层以下的深层由于有机磷的释放,会导致Fe P含量上升.Cho i 等[43]的研究结果也证明了这一点.沉积物粒度是影响不同形态磷分布的重要因素,这是因为不同沉积物粒度具有不同的比表面积以及有机质等,因此对沉积物吸附和释放磷酸盐的能力有着重要影响[44].梁海清等[44]研究表明,沉积物中的有机磷主要以中等活性有机磷存在,有机磷的分布与沉积物粒度密切相关,而有机磷主要分布在细粒度沉积物中.1.2.3 沉积物中磷分级浸取存在的问题以及发展趋势尽管对于沉积物中磷分级浸取研究众多,但是由于沉积物中磷形态的易变性和复杂性,迄今为止,仍然没有一套通用的沉积物磷分级分离的方法;对于研究者而言,为保证数据的准确性,不得不采取两种或两种以上的方法进行分级浸取,工作量非常繁重.因此十分有必要在今后的研究工作中,寻找更有效的、选择性专一的浸取剂,同时对方法的研究不仅仅考虑化学形态上的分类准确度,还应兼顾操作上的便利程度以及分级形态之间的可比性2 沉积物 水界面氮磷迁移释放研究各种来源的营养盐进入湖泊,经过一系列物理、化学及生物化学作用,其中一部分或大部分逐渐沉积到湖底,当湖泊外部环境条件发生变化,沉积物中的营养盐又释放出来进入水中,并延续湖泊的富营养化[7].沉积物 水界面的氮磷迁移扩散不仅受沉积物对营养盐的吸附解吸的影响,还与各种理化参数有关.因此研究沉积物 水界面的氮磷迁移释放行为,对湖泊富营养化预测以及治理都有着重要意义.2.1 沉积物 水界面氮释放行为及其影响因素沉积物 水界面的氮释放行为研究多集中在对NH+4 N、NO3 N、NO2 N等形态氮的扩散转移通量的研究[12,45 47],氮扩散通量即是指氮的(自湖水)输入通量与输出(至湖水)通量之间的差值.计算沉积物 水界面的氮扩散通量,需要研究其主要界面扩散过程.宋金明等[45]指出,水 沉积物界面上存在固体颗粒的沉积和水相间颗粒孔隙的侵入,这一平流过程与界面上下浓度梯度引起的扩散转移过程,是化学物质通过沉积物 水界面质量转移的两个主要过程.而这与B l a ckburn等认为水体中氮含量的急剧增加是由间隙水与上覆水之间的交换引起的这一结果相似[48].硝化和反硝化作用是沉积物 水界面氮迁移释放的主要机制.沉积物中的有机氮矿化生成NO-3、NH+4等无机态氮扩散进入上覆水体,增加水体中氮含量;同时,上覆水体中的NO-3也可扩散至沉积物厌氧层,在反硝化细菌作用下,被还原为N2和N2O等气体形态,并逸散至大气层中,降低水体中的氮含量[49].因此,目前的有些研究针对沉积物 水界面的反硝化速率进行[49 50].Con ley等[51]对波罗的海F i n land湾沉积物 水界面的NO-3、NO-2、NH+4三种形态氮的扩散通量进行了研究,结果表明NH+4、NO-3为氮界面交换的主要组分,且NH+4变化范围最大,而NO-2扩散通量很小,仅为0.1 2.45 m o l N m-2 h-1;这与Bola lek等[52]利用F ick s第一定律计算的Puck湾沉积物 水界面氨氮扩散通量规律一致,后者的研究计算结果表明,氨氮总是由沉积物向上覆水体释放,且具有较大的空间差异性;刘素美等[53]对渤海莱州湾的模拟实验也表明NH+4主要由沉积物向水体净扩散且变化范围较大.Nedw ell等[54]和Tri m m er等[55]利用培养箱对英国Great Ouse河口沉积物 水界面的NO-3、NO-2、NH+4的扩散通量逐月测定,结果表明沉积物是NO-3的汇、是NH+4的源,而NO-2扩散通量极小.综述可知,沉积物 水界面氮的主要扩散组分是NH+4、NO-3,而NO-2扩散量很小;NH+4变化范围较大,且沉积物。
太湖水污染原因分析、现状及治理PPT课件
一，素以“鱼米之乡”而闻名。
PartⅡ太湖污染的历史和现状
一望无际的蓝藻···
无锡鼋头渚曾是最 佳观湖景点，但蓝 藻成祸，游客已经 不能与太湖水亲密 接触了
20世纪80年代初，太湖水质良好，以Ⅱ类、中营养一中富营养水体为 主，符合饮用水源地的水质要求。据1981年调查，太湖水域属Ⅱ类水 的面积 占6 9 ％，Ⅲ类水的30％，Ⅳ类水的占1％；中营养状态的面 积占83％，中富营养状态的占16.9％。
地北麓的荆溪，分由太浦、百渎等60多条港渎入湖
太湖水由北东两面70多条河港下洩长江，以娄江、
吴淞江、黄浦江为主，黄浦江为最大洩水河道
气候
年最高水温出现在7、8月，年最低水
温出现在12月下旬～2月上旬，历年
最高水温达38℃，最低水温0℃，水
温年变幅介于29.5和38.0℃之间，历
年平均变幅34℃左右，历年平均水温
太湖流域地区随着工业化、城市 化进程的加快，区域内人口剧增 ，产生的生活污水量较之以前迅 速增大。
与此同时，排污管道铺设不健全 、处理没施跟不上城市化进程的 步伐，致使污水未经处理或只经 过简单的处理，就排入到太湖中 去，污水中含有大量的N、P元 素物质。
船舶
土地利用方式转换
部分河流被填埋，一些河流虽然未被填埋，但阻隔了与其它水系之间的沟通
贯穿苏、 锡、常、镇4市，计划总投资3750万元，在3年内将分
两期先后建设15座船舶垃圾收集站和15座船舶油废水回收站。
据介绍，已在常州落定试运行的第一座船舶油废水回收站规格为
0.25m/h2，坐落于常州奔牛中石化水上加油船上，配有油水分
离器、空压泵、抽水泵、废油水废机油柜等。
治理蓝藻的方法
常用的治理方法分为生物方法、 物理方法和化学方法 物理方法耗时长投资大, 实施难度大 化学灭杀只是一时解决了问题, 但是会带来一系列的负面作用, 有可能造成二
河湖水污染治理技术及工程案例 ppt课件
关键技术四：碳纤维生态浮岛技术
生态浮岛技术是一项重要的水质修复技术，已成功地应用 在湖泊、河流的生态修复、生态整治工程中。
关键技术五：微生物挂膜菌剂
碳纤维微生物挂膜菌剂BABRC-1含有异养硝化细菌，好氧 反硝化细菌，芽孢杆菌和光合细菌，能够同时处理污染水体 中的有机物、氨氮及亚硝氮，并能显著提高碳纤维生物膜反 应器的挂膜效率和污染物去除率，用于碳纤维水处理可以提 高过滤系统挂膜效率，改善水体环境，降低生产成本。该产 品是卓越的活性微生物和酶的混合体，包括杆菌等多种微生 物以及脂肪酶、蛋白酶、纤维素酶等生物酶。在使用过程中， 可以迅速分解有机物质，并且能够衍生出更多的有用的菌种， 减少病原菌和寄生虫的生成。用于碳纤维水处理，可以改善 水产养殖的生长环境，降低产品的生产成本。
生物接触氧化
强化人工湿地
断面水质净化
水生态修复工程
PPT课件
35
PPT课件
36
排污口截污工程平面布置图
进水
溢流槽
反冲洗水排放管 中间排水管
滤料
曝气生物滤池
曝气管
排水管
反冲洗空气管
PPT课件反冲洗进水管
37
河道填料俯视图
PPT课件
38
谢谢！
PPT课件
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工程应用案例
北京农业展览馆后湖水质净化工程
工程应用案例
通州碧水污水处理厂提标项目
北京市碧水污水处理厂，位于通州区梨园镇砖厂村北，设计处理能力10万吨/天，最大 处理能力为15万吨/天，出水达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002） 中的一级B标准，要求水质达到一级A标准。
关键技术三：强化人工湿地技术
强 功能强化 化 人
河湖生态水环境治理及生态水确保整体解决方案课件
目录
• 河湖生态水环境治理概述 • 河湖生态水环境治理技术与方法 • 河湖生态水确保策略与措施 • 河湖生态水环境治理案例与实践 • 总结与展望
01
河湖生态水环境治理概 述
河湖生态水环境治理的定义与意义
定义
河湖生态水环境治理是指通过综合运用 生态学、环境科学、水利工程等多学科 知识，对河流、湖泊等水体生态系统进 行综合治理，以改善水质、恢复生态、 保障水资源可持续利用的过程。
生物净化技术
03
利用微生物、植物等生物体的代谢活动降解水体中的
有机污染物，达到净化水质的目的。
河湖生态补水技术
雨水收集利用
通过雨水收集系统，将雨水收集并处理后用 于河湖生态补水，减少对自然水资源的开采 。
中水回用
将生活污水、工业废水等经过处理后达到一定水质 标准的中水回用于河湖生态补水，实现废水资源化 湿地修复、水生植物恢复 等。
1
工程措施
详细描述采取的工程措施， 如生态修复技术、水质净化
设施等。
水质监测与评估
说明水质监测方案和实施过 程，评估工程措施对水质提 升的效果。
案例二：某湖泊生态补水与水源保护工程
背景介绍
分析某湖泊的水资源短缺和水源污染问题， 提出生态补水与水源保护的必要性。
未来发展趋势与展望
智能化技术应用
未来，河湖生态水环境治理将更加依赖智能化技术，如大 数据、人工智能等，实现精准治理和智慧管理。
01
多元共治模式
政府、企业和社会公众将形成更加紧密 的合作关系，构建多元共治模式，共同 推进河湖生态水环境治理。
02
03
生态产品价值实现
通过生态补偿、生态产品交易等方式 ，实现河湖生态产品的价值转化，促 进生态与经济协同发展。
长江水污染及其治理PPT课件
1、长江的现状 2、致污原因 3 、长江水污染解决措施
.
1
长江的严重现状
1.流域水质逐步变差。
2.水短缺现状严重。
3.水体富营养化状况严重。
4.湖泊面积日益减少、生态环境恶 化
.
2
首先，流域整体的水质在变差，长江流域内3万多公里 的流域，1998年劣于Ⅲ类水的河长为19%左右，2005 年增加到27%左右，据统计近年来仍处于逐步变差阶段； 其次，干、支流局部河段水污染日趋严重。长江干流岸 边污染带已接近６００公里，５００多个主要城市取水 口均已不同程度地受到岸边污染带的影响；同时，近年 来工业废水和生活污水的排放以及农田化肥的使用所致 日益严重的水污染现状，不仅对长江的水质和多数河流 造成危害，同时污染的水质也对人们的健康造成很大的 危害。
护程其 题、被加高以 很因酚染 ；同送输舶等
管改原 。居大强新及 难子，， 时中领排流
理变因 民量，技生 产导有主 就发域放动
没水就 也的越术活 生致机要 不挥中的源
有情是 不排来的污 作水物污 可重，污造
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上利类 外到多展排 ；污以指 免作为物的
等于污 ，江的以放 染分标 的用水等水
.
9
从水体富营养化地角度上看
重金属污染长期存在，汉江中下游已多次发生“水华”，黄浦江常
年污染，水质劣于三类。
长江流域内的１０个重点湖泊中，１９９９年有６个湖泊水质劣于
五类。“九·五”国家重点治理的滇池、巢湖、太湖水质至今无明显
好转。２００１年监测结果表明仍为五类或超五类。目前，由于长
江水体的含磷量偏高，继汉江出现水华现象后，上游的乌江也出现
.
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• 3.沉积物中营养元素释放规律
• 当污染物的排放减少或停止之后, 由于污染物在水 - 沉积物界面具有存储和传输功能, 在条件合适的 时候, 底部沉积物不再作为污染的汇, 而是成为污 染物的来源, 这时污染物从底部沉积物释放出来进 入水中, 造成水体的二次污染。
• 磷的释放
• 一般情况下磷释放首先进入沉积物的间隙水中(这一步骤 通常被认为是营养物释放速率的决定步骤), 然后扩散到 水土界面, 进而向上覆水混合扩散,成为湖泊磷负荷的一 部分。沉积物中的磷可以通过3种机制释放进入上覆水中。
中的总铁含量与总磷含量呈显著正相关。然而湖 泊上覆水中的总磷浓度却与沉积物中Fe : P比呈负 相关。由此可见,Fe在氧化还原状态下对P沉积和 释放发挥着极其重要的作用。
• 有机磷
• 有机磷不易直接被藻类等水生植物吸收， 只能在其它生物，尤其是微生物的作用下， 矿化分解为易被植物吸收的活性可溶性磷， 并由固相转移到液相中，引起水体营养水 平的增加。有机磷化合物在厌氧、缺氧、 好氧条件下均会被相应的微生物分解为活 性可溶性磷，其释放速率与微生物的活性 密切相关。
Байду номын сангаас
• 无机磷中,铁磷最不稳定,在还原条件下,铁型磷首 先释放出来。一般认为:底泥释磷与铁磷关系密切 ，当表层底泥氧化还原电位(Eh）高时,有助于Fe3+ 与磷酸盐结合成不溶的磷酸铁;而当Eh较低 (<200mv)时,有助于Fe3+转化为Fe2+,使Fe和被吸附
的磷酸盐转变成溶解态而从底泥向水体释出。韩 伟明对西湖底泥释磷的试验研究发现上覆水中TP 浓度与Fe浓度呈正线性相关。丹麦科学家在对丹 麦100多个湖泊沉积物中Fe和P的调查发现,沉积物
• 沉积物中影响释磷的因素
• 1.pH
• 研究表明：pH值在中性条件下，P的释放速率最小，偏酸 性略微地促进磷的释放，而在碱性条件，随着pH的上升， 释放磷的速率猛增，沉积物中磷的释放速率曲线随pH的增 加呈U型曲线。pH值对底泥磷释放的影响与沉积物中磷酸 盐成分有关。其影响作用过程有两种:即影响底泥对磷酸 盐的吸附和离子交换作用。在中性条件下，磷酸盐主要以 HPO4-和HPO42-存在，最容易被沉积物吸附，释放量也就 最小。在pH值高时，体系中OH-和沉积物中Fe和Al可生成 更为稳定的氢氧化物，而与之结合的磷 （铁磷和钙磷）被 释放到水体中。
各组上覆水中磷浓度排序为无光通氮气>无光通空气 >有光通氮气>有光通空气。就实验条件而言，上覆 水磷浓度大小表现为：无光环境>有光环境，通氮气 环境> 通空气环境
• 3.温度 • 温度是影响水环境中的各种物理化学反应、微生物活性的
重要因素。从以往大量的试验结果来看，无论是好氧还是 缺氧条件下，随着温度的升高，沉积物释磷量都明显增加 。在玄武湖内源磷释放模拟试验中，25℃条件下上覆水中 的溶解磷浓度为0.05mg/L，而35℃条件下的溶解磷浓度为 0.133mg/L，约为25℃条件下的2倍。此外还发现，升高温 度不仅释磷强度明显增加，而且最大值出现的时间均随温 度的增加而提前。 • 温度升高，参与内源磷释放的物理化学反应速度加快，如 吸附反应、溶解反应、化学反应沉淀等，相应的内源磷的 释放速率也增加。温度的升高，会使得上述物理化学反应 的平衡向解析、溶解的方向移动，致使内源磷释放量增加 。另一方面，随着环境温度的升高，底泥中的微生物和底 栖生物活动加强，促进生物扰动、矿化作用和厌氧转化， 导致间隙水耗氧，降低了泥层中的电极电位，使底泥表面 呈还原状态，有利于Fe3+的还原，加速底泥中Fe，结合态 磷的释放。
中。一旦出现利于钙、铝、铁等不溶性磷酸盐沉淀物
溶解的条件, 无机态的正磷酸盐就释放磷。目前相关方 面的研究较多, 对不同环境条件下沉积物中氮释放的实 验室研究表明, 沉积物中磷释放的影响因素很多, 除温 度、pH、溶氧水平、界面氧化还原状况、微生物、底 泥磷形态、水体扰动之外, 还有湖泊水化学组成、藻类、 有机质含量及类型, 甚至盐度等。
• 1.内源性负荷的产生
• 湖泊沉积物是水体生态系统的重要组成部分, 也是水生生 态系统中物质、能量循环中的重要环节。点源的污水排放、 非点源的大气沉降和地表径流注入、湖泊水生生物的死亡 堆积, 会使湖泊沉积物中的污染物质逐步富集起来, 为深 层水的细菌、真菌、原生动物以及一些无脊椎动物提供了 食物和能量。这些生物的代谢呼吸将消耗储存在深水层中 的氧气, 并释放原先与有机物结合在一起的氮、磷等营养 元素, 从而形成湖泊的“内源性负荷”。
湖泊内源污染现状及其治理技 术研究进展
制作人：张建利 单位：云南大学工程技术研究院
专业：市政工程
目录
• 1.湖泊污染的背景 • 2.湖泊內源污染的现状 • 3.湖泊內源污染的机理 • 4.湖泊內源污染治理的技术和手段 • 5.发展和展望
湖泊污染的背景
• 我国是一个湖泊众多的国家, 大于的天然湖泊有2300 余个, 湖泊面积为70988Km2, 约占全国陆地总面积的 0. 8% , 湖泊总贮水量为7077多亿 m3。目前, 水体的
• 2.沉积物的吸附
• 沉积物中自然胶体表面的正电荷金属阳离子能够与溶 液中营养盐阴离子形成键合, 从而使沉积物从水中吸 附可溶性营养盐, 降低湖泊氮、磷浓度。因此,当水中 污染物浓度过高时, 底质对水中污染物具有净化或惰 化作用。沉积物对水体磷酸根的吸附, 主要是沉积物 中的粘土、铁铝氧化物、碳酸钙等矿物颗粒对磷酸根 的专性吸附, 其中尤以铁铝氧化物的吸附作用最为强 烈。此外还有微生物通过吸收同化而产生的磷的生物 固定。水体pH值、沉积物组成均是其影响因素。
• 4.微生物 • 底泥中的微生物可能通过直接或者间接的作用改
变底泥中所发生的热力学和动力学过程。因此， 底泥中微生物的活动在释磷过程中起着相当重要 的作用。有试验说明:在无微生物状态下，沉积物 中的磷释放几乎为零，而由于微生物参与，沉积 物中释放的P比无菌状态下高出50%一100%。 • 候立军等人在对苏州河底泥内源磷释放的试验研 究中也有类似发现:在有微生物作用下的底泥，其 内源磷的释放量明显高于没有微生物作用底泥内 源磷的释放。其原因在于，微生物可把底泥中有 机态磷转化分解成无机态磷，从而可增加底泥中P 的释放量。此外，微生物还可将不溶性磷化物转 化为可溶性磷，将进一步促进底泥中内源磷的释 放。
• 溶解氧决定了湖水一沉积物的氧化还原状 态。当湖底层水体有足够的溶解氧时，湖 水一沉积物处于氧化状态，三价铁离子与 磷结合，以磷酸铁的形式沉积到沉积物中 ，或水中可溶性磷被氢氧化铁吸附而逐渐 沉降。当水体溶解氧下降，直至出现厌氧 状态时，不溶性的氢氧化铁就变为可溶性 的氢氧化亚铁，其结果导致沉积物中的P释 放进人水体，使水体P总浓度升高。
• 反应磷释放通量磷是许多湖泊富营养化进程中的 关键因子，在静态条件下，磷在沉积物-水界面循 环主要受沉积物吸附、释放及间隙水三个作用的 控制。
• 内源磷的赋存形态 • 沉积物中磷包括有机磷和无机磷两大类。 • 无机磷 • 在沉积过程中，吸附在沉积物上的溶解磷酸盐和
磷与水体中的金属离子结合，以不同的结合态存 在的磷，主要为铝磷、铁磷、钙磷。我国大量的 湖泊水库调查资料表明内源磷主要以无机态存在， 一般占总磷的60%以上。
在酸性条件下，铝磷和铁磷态化合物不易释磷，而钙磷 态化合物当pH降低或由于底质有机物生物降解产生的 CO2，都会使其溶解度增加，导致P的释放量增大。
• 2.溶解氧
• 李勇等在对南京玄武湖底泥释磷的试验研究发现：厌氧状态 下，底泥中的P大量释放，其释放平衡浓度为好氧的25倍。 Fillons和Willi等人在连续流动释放系中发现湖泊沉积物P的 释放速率厌氧状态是好氧状态的10倍以上，据费隆试验的定 量数据，必须维持水体中溶解氧2mg/L，否则P总释放会显著 增加。
• 湖泊水体富营养化的污染来源
湖
泊
水
体
富
营 外源
养
化
的
污
染
来 源
內源
点源 面源
工厂排污 生活污水的排放
农田肥料 农药污染 地面径流污染 大气沉降污染 固废淋溶下渗
沉降至湖泊底部的营养物 质的释放
湖泊內源污染的现状
• 内源污染
• 内源污染主要指进入湖泊中的营养物质沉降至湖 泊底质表层，在一定条件下向水体释放，成为湖 泊富营养化的主导因子。在这两种污染来源中， 外源污染主要从源头上进行综合治理，减少污染 物的输入。对于污染较轻的湖泊，通过削减外源 污染可使水质得到改善和恢复，但对于富营养化 程度较高的湖泊，沉积物中的污染物会不断释放 进入水体，因此，即使在外源污染得到有效控制 的情况下，湖泊仍会长期处于富营养化状态，可 见，内源污染治理十分重要。
富营养化已经成为我国一个较为突出的环境问题。 许多大型湖泊, 如巢湖、太湖、鄱阳湖、滇池等, 都 已经处于富营养或重富营养状态, 而且一些河流在部 分河段也出现了富营养化现象, 如黄浦江流域、珠江 广州河段等。据统计, 我国主要湖泊处于因氮磷污染 而导致富营养化的占统计湖泊的56% 。由于水体一 旦进入富营养阶段就会丧失其应有的功能, 影响经济 建设和社会发展, 因此, 治理富营养化水体, 减少其 中的营养物质含量, 恢复水体的综合功能, 已成为当 前淡水生态学研究的中心问题之一。
• 营养元素在水- 沉积物界面的行为
-
营 养
水- 沉积物界面的结构
元
素
在
水
沉 沉积物的吸附 积 物 界 面 的 沉积物中营养元素释放规律 行 为
氮的释放 磷的释放
• 1.水- 沉积物界面的结构
• 水- 沉积物界面是在水环境中水相和沉积物相之间的转化 区, 是水环境的一个特殊而重要的区域, 是底栖生物的栖息 地带, 是水生生态系统的重要组成部分。根据氧化还原电 位的不同, 可将水- 沉积物界面的结构描述为氧化带( 电子 接受体为氧气) 、还原带( 电子接受体为硫酸根和硝酸根离 子) 和重还原带( 电子接受体为二氧化碳) 。由于氧化还原 电位不同, 污染物在各带发生的化学过程也不同, 从而造成 污染物在水- 沉积物界面以不同的形态进行积累, 并对水生 生态系统产生不同的影响。2019年中国环境质量公报表明, 我国氮、磷污染严重, 导致富营养问题突出。本文侧重说 明沉积物上营养盐的吸附和释放过程, 以产生富营养化的 主要营养盐磷和氮为例讨论在其水- 沉积物界面的行为。