沸石覆盖原位控制湖泊内源中等活性有机磷迁移转化

孙士权，蒋昌波，赵 刚，聂小保，谭万春，万俊力，余关龙

（长沙理工大学，水沙科学与水灾害防治湖南省重点实验室，湖南 长沙 410114）

沸石覆盖原位控制湖泊内源中等活性有机磷迁移转化

孙士权，蒋昌波*，赵 刚，聂小保，谭万春，万俊力，余关龙

（长沙理工大学，水沙科学与水灾害防治湖南省重点实验室，湖南 长沙 410114）

为揭示湖泊内源中等活性有机磷（MLOP）控制与释放发生机制，采用室内模拟试验，研究沸石覆盖原位控制湖泊内源MLOP迁移转化影响因子.结果表明：酸性水体促进内源MLOP迁移，碱性条件下抑制其转化，不同pH值试验水体沉积物中内源MLOP相对浓度为：［MLOP/TP］pH8＞［MLOP/TP］pH7＞［MLOP/TP］pH6；温度明显提高内源MLOP迁移水平，低温水体相对高温水体沉积物中内源MLOP含量较低，5℃条件下内源MLOP迁移表观量最大，其随时间迁移量呈幂函数关系，可表示为［MLOP/TP］=0.2823T0.657（R2为0.9709）；好氧或厌氧条件下，内源MLOP均发生迁移，且迁移特征和影响效能高度一致，迁移平衡后好氧环境内源MLOP和厌氧内源MLOP相对浓度呈线性相关，可表示为［MLOP/TP］好氧环境=1.0884［MLOP/TP］厌氧环境-0.0271（R2为99895）；光照因子促使内源MLOP迁移，而避光和沸石粒径因素对内源MLOP迁移影响较小；底栖生物颤蚓通过爬行、摄食、掘穴、栖所建造及分泌排泄等一系列活动影响内源MLOP迁移.沸石原位控制湖泊内源MLOP迁移转化效能较弱.

沸石原位控制；沉积物；中等活性有机磷；迁移转化

随着浅水湖泊外源污染得到有效控制，内源生源要素污染成为影响水体富营养化的主导因素［1-3］.目前关于生源要素磷水环境循环研究较多，在总磷和无机形态磷研究方面取得重要成果［4-6］，但对于有机形态磷在水体中迁移转化及控制研究较少［3］.目前湖泊沉积有机形态磷分级体系沿用Bowman-Cole提出土壤有机磷分级体系，将有机形态磷分为活性有机磷、中等活性有机磷、中等稳定性有机磷和稳定性有机磷［7］.中等活性有机磷较易于被植物分解利用［8-9］，其主要组分为酸提取有机磷（HCl-P0），具体成分以磷酸脂、磷脂、核酸、磷蛋白和磷酸糖类为主，多为易分解生物大分子，稳定性差，在一定条件下可水解或矿化分解为溶解性小分子有机磷或溶解性磷酸根，并通过孔隙水迁移扩散［10］.中等活性有机磷迁移转化与湖泊富营养化有着密切关系［11-13］.沸石为火山物质蚀变沉积成岩产物，其结构和组分特殊具有大量微孔，有良好物理吸附性能和离子交换作用，沸石覆盖原位技术利用其物理、化学与生物作用控制沉积物总磷和无机磷向水体释放［12-15］.对于沸石覆盖控制湖泊底泥有机组分磷研究与相关理论鲜有报道.

本文研究了沸石覆盖原位控制过程中湖泊沉积内源中等活性有机磷迁移及影响因素，及原位技术控制内源中等活性有机磷迁移转化特征，旨在为湖泊沉积物中释磷与控磷研究提供参考.

1 材料与方法

1.1 材料

长沙理工大学云影湖（113°E、28°11′N）区域相对封闭，水流滞缓、平均水深相对小，水环境容量和水体自净能力差，水域面积4500m2，80%水域面积水深0.8～1.0m.水体中现有大型水生植物共6科6属11种，以芦苇、龙须眼子菜和穗花狐尾藻为优势种，目前水体属于中等富营养化水体.依据《湖泊生态系统观测方法》［16］进行样品采集，沉积物柱芯样采用自制型沉积物原状采样器采集，现场以20mm间隔分层；沉积物样品装入封口聚乙烯塑料袋后冷藏保存，回实验室于-24℃冷冻保存待用.

颤蚓购自长沙花鸟鱼虫市场，实验室驯化培养.培养箱直径500mm，高200mm.基质为长沙理工大学云影湖表层松软沉积物，基质厚度100mm，上覆水为云影湖水，水深80mm.每天换水1次.每次试验时，从培养箱取出部分沉积物，平摊于装有1cm深蒸馏水的搪瓷托盘，用包裹硅胶的塑料镊子挑取出长度1.5～3.5cm的成熟颤蚓（以出现环带为成熟标志），直至所需数量，剩余颤蚓弃用.

试验沸石样购自河南信阳平桥区中原珍珠岩有限公司，粒径1～3cm，分别经6目（3.35mm）、14目（1.40mm）、20目（0.85mm）过筛，其化学成分主要有SiO2、Al2O3、Fe2O3、TiO2、CaO、K2O、MgO和杂质等，各成分的含量分别为64%、12.84%、1.46%、0.08%、1.67%、3%、0.86%和16.09%.

试验水样取自长沙理工大学云影湖湖水.实验期间湖水pH7.00～7.30，DO6.4～9.0mg/L；沉积物pH6.95～7.30，Eh值-205～150mV， MLOP/TP值0.25～0.31mg/mg，表层沉积物微偏碱性且处于氧化状态.试验期间除气温变化较大外，云影湖水体中的pH值、DO和MLOP/TP值均处于稳定状态，说明在未经沸石覆盖的原状底泥条件下，MLOP的表观迁移转化量较小，基本维持在一定的相对浓度.此自然条件可作为其他试验组的对比试验，考察MLOP的表观迁移转化的影响因子和特征.

其他试验用水为去离子水.

1.2 实验装置和方法

沸石覆盖控制水体内源污染模拟试验研究在图1所示装置内进行，装置均采用有机玻璃柱状容器（D×H=200mm×300mm）.将处置后的底泥样品均匀平铺放入底部， 厚度为100mm.在底泥表面平铺10mm厚度天然沸石层，以虹吸方式沿模拟装置内壁缓慢向容器内注入试验水样，水深400mm.将装置放入模拟环境中进行试验.每间隔7d取沸石层下10mm处底泥20mL，阴干过100目筛（孔径0.154mm）后进行分析和试验.

其他试验均以沸石覆盖试验为基础的试验.

pH值影响试验：注入试验用水后，定期（每天）补充酸碱试剂和试验水样使pH值及试验水量保持恒定.

好氧或厌氧影响试验：第1次运行时，向试验装置中通30min氧气（O2%＞99%）和氮气（N2%＞99%），每天补充试验用水至刻度后再曝气15min，保持水体DO＞8mg/L和DO＜0.2mg/L；每次取样后分别曝气30min.

图1 试验反应器示意Fig.1 The sketch of the reactor

温度影响试验：将反应器置入水浴锅中，调节水浴温度达到试验要求温度，范围为5～25℃.

光照或避光控制：光照组将试验反应器置于100W白炽灯下照射；避光组将试验反应器置于避光实验室内.

颤蚓生物扰动影响试验：将颤蚓放入试验反应器中，静置片刻待颤蚓钻入沉积物后，在不引起沉积物悬浮的前提下，用注射器沿反应器壁缓慢加入试验水样，上覆水深为400mm.试验装置用黑绒布包缠，只留上层水面透光，光照周期为12h：12h（光暗比）.

试验水土比采用3：1来进行［17］.

以沉积物中MLOP浓度变化来反映沉积物MLOP表观迁移水平（MLOP浓度以MLOP/TP相对浓度表示，消减总磷含量变化时对MLOP浓度的影响），继而由MLOP/TP表观迁移水平表征沸石覆盖控制内源MLOP释放效能.

1.3 分析方法

试验检测指标有底泥中总磷、中等活性有机磷、水体中CODCr和叶绿素.沉积物中总磷按SMT协议［18］测定；沉积物中MLOP采用Bowman-Cole分级提取法分析测定，先称取过100目筛风干土样0.4g于25mL离心管中，于离心管中加1.0mol/L H2SO420mL，振荡3h（25℃，200r/min）后离心（5000r/min，10min），沉淀经0.5mL乙醇洗涤后晾干.转移上清液，取10mL经0.45um滤膜过滤后测定无机磷Pi2，另取10mL提取液测总磷TP2.沉淀风干后加0.5mol/L NaOH溶液20mL，振荡6h（25℃，200r/min）后离心（5000r/min，10min），测定无机磷Pi3，则中等活性有机磷的含量为MLOP= TP2-Pi2+Pi3；水体中CODCr采用微波闭式消解仪法分析测定；叶绿素测定过程为：取一定量试样并添加0.2mL碳酸镁悬浮液，充分搅匀.经0.45μm膜过滤，将滤膜放入研钵中，加入3mL丙酮溶液使滤纸全部浸湿，研碎滤膜后加90%丙酮溶液少许，使滤膜彻底研碎，用90%丙酮将滤膜与丙酮混合液洗入离心管，使离心管内提取液体积不超过6mL，密封，置于4℃的暗处浸泡24h.4000r/min离心20min，上清液移入比色管，加少量90%丙酮溶液于原提取液离心管中，再次悬浮沉淀物并离心，合并上清液，此操作重复2～3次，最后将上清液定容至10mL.取上清液以90%丙酮溶液为对照溶液，读取波长750， 663，645，630mm吸光值，测得水体叶绿素浓度.

2 结果与分析

2.1 底泥磷形态分布特征

长沙理工大学云影湖底泥中TP浓度达到1395.41mg/kg，具有较高的磷负荷.各形态有机磷含量依次为中等活性有机磷（MLOP）＞稳定性有机磷（HROP）＞活性有机磷（LOP）＞中等稳定性有机磷（MROP）.分别占总磷的29.89%、18.82%、10.22%和5.62%、3.20%和0.22 %.底泥中无机磷以钙磷为主，铝磷的含量最低（表1）.

对表1数据分析可知，试验水体沉积物中TOP主要以中等活性和中等稳定性有机磷形态存在， MLOP和HROP相对于LOP和MROP占总磷的比例大，这可能与湖边绿化施肥水平升高，提高了中等活性有机磷占总有机磷的比例，而稳定性有机磷的比例减少的结果与施肥水平反向类似，使得MLOP含量增加的结果类似.

表1 底泥各形态磷含量Table 1 The contents of different forms of P in sediment

2.2 水环境因子对MLOP迁移影响

研究成果表明［19-20］，水体环境条件的改变可以直接影响水体微生物、生物的生长、繁殖，如温度变化可以刺激好氧微生物、藻类等细胞分裂的速度；而pH值、水中离子及营养成分改变对好氧微生物群落结构分布起到重要作用；水中部分好氧微生物对有机质物降解时优先释放有机磷［21-23］，因此，有机磷在水体中的空间和时间分布受环境因素的综合影响.

图2 不同pH值（pH±0.1）条件下底泥MLOP浓度随时间的变化Fig.2 The change in the concentration of MLOP under different pH

图2中，底泥中MLOP相对浓度均随时间变化而变化.酸性条件，MLOP相对浓度升高，中性和碱性条件，MLOP相对浓度降低.在0～14d的起始阶段，pH6和pH7水体环境条件下底泥中MLOP相对浓度总体变化规律近似，相对含量缓慢增加； pH8时底泥中MLOP相对浓度急剧减小，变化幅度较大.随后试验时间段内（14～63d），pH6和pH7水环境条件下沉积物中MLOP相对浓度基本维持不变，pH6沉积物中MLOP相对浓度稳定于起始的1.2倍水平，pH7沉积物中MLOP相对浓度平衡于起始的1.01倍水平.而对于pH8条件，沉积物中MLOP相对浓度随时间变化较大，但相对浓度整体属下降势趋下，直至56～63d达到平衡，平衡时底泥中MLOP相对浓度为起始的四分之一.这可能是酸性环境下，铝离子、铁离子和酸性磷酸酶的浓度和数量增加，在pH较低时候，Fe3+和Al3+易与磷酸盐结合而阻止酶的水解作用［24］.酸性条件沸石覆盖沉积物时，沸石具有富集金属离子和腐殖质作用，将提高沉积物对MLOP的保持力，从而降低MLOP的迁移转化，因此在碱性条件下的MLOP迁移转化高于中性和酸性.而高pH值水体中，羟基将和磷酸盐竞争有机键或者金属-有机键的结合点［25］，进一步促进MLOP的迁移转化，可能的转化物为NOP.

图3 不同温度（T±0.5℃）条件下底泥MLOP浓度随时间的变化Fig.3 The change in the concentration of MLOP under different temperature

由图3可知，水体温度在5℃时，沸石覆盖沉积物控制MLOP迁移转化水平较低，沉积物中MLOP的相对浓度随温度升高而增加.低温环境下（5℃），内源MLOP相对浓度含量在0～35d试验时间段内呈幂函数下降（［MLOP/TP］= 0.2823T-0.654（T为时间；R2=0.9709）），在第35d达到最低相对含量，并在其后的时间段内保持平衡.15℃和25℃中温环境中沉积物中MLOP相对浓度迁移变化规律相似，0～28d试验时间段内15℃和25℃水环境条件水体内源MLOP相对浓度随时间呈指数函数降低趋势（15℃和25℃关系式分别为［MLOP/TP］= 0.3805e-0.206T（R2= 0.9189）和［MLOP/TP］= 0.3798e-0.1759T（R2= 0.9664））；在28～63d试验时间段水体内源MLOP相对浓度均为先升高后降低，并在第56d达到平衡，在35～56d试验时间段内水体内源MLOP相对浓度随时间下降的关系为指数函数式（［MLOP/TP］= 0.2411e-0.1939T（R2= 0.9409）和［MLOP/TP］= 0.2835e-0.2115T（R2= 0.8233））.在不同的温度条件下，模拟期内MLOP/TP均呈降低并最终达到平衡状态，然而平衡时沉积物中［MLOP/TP］5℃＜［MLOP/TP］15℃＜［MLOP/TP］25℃，此结果与关于有机磷随温度矿化程度增大的相关研究结果相悖.主要可能是温度升高虽然活性酶活性增加，促进了MLOP迁移转化，但随着温度升高沸石对Fe3+和Al3+以及腐殖质的富集量增加，提高了沉积物对MLOP的保持力，减弱了因温度引起MLOP迁移转化的作用.但具体的机制还需进一步探讨和研究.

由图4可知，光照和避光条件下，内源MLOP均发生迁移转化.光照因子促进MLOP的迁移，0～21d初始阶段，光照因子影响MLOP迁移转化效果显著，MLOP相对浓度与时间关系为指数函数，可表示为［MLOP/TP］= 0.3668e-0.2023T（R2= 0.9749）；21～63d波动阶段，光照因子对MLOP迁移转化产生抑制，MLOP相对浓度小幅上升，随后光照因子强化了对MLOP促进转化的影响，在波动阶段MLOP相对浓度与时间关系呈指数函数关系，可表示为［MLOP/TP］= 0.2832e-0.2342T（R2= 0.9015）.避光因子对内源MLOP的迁移转化影响较不稳定，直至试验末仍无法观测到其整体效能，可能是采集试验检测样品过程中，携进光照因子而产生试验误差.

如图5所示，好氧条件相对于厌氧对内源MLOP转化效果影响稍微显著.水体在好氧环境下，沉积物中微生物尤其是有机磷分解菌分解MLOP转移至上覆水中，当沉积物表层Eh较高时（＞350mV），Fe3+与MLOP部分分解产物磷酸盐结合成新生态不溶磷酸铁［26］，从而降低水体和沉积物中MLOP含量.此外，在厌氧环境下，底泥间隙水与表层上覆水的环境相似，使沉积物-水界面活性区消失［27］，间隙水中的MLOP通过浓度梯度向上覆水迁移过程中阻力减小，增强了沉积物中MLOP的迁移能力.本研究虽然分析了好氧和厌氧水体条件下MLOP迁移转化过程，但还缺乏该时间段中沉积物中MLOP的矿化细菌和分解菌的相关研究，要精确了解MLOP在好氧和厌氧条件的迁移转化机制，有必要进行进一步研究.

图4 光照/避光条件下底泥MLOP浓度随时间的变化Fig.4 The change of concentration of MLOP wita timh under light/ dark

图5 好氧/厌氧条件下底泥MLOP浓度随时间的变化Fig.5 The change of concentration of MLOP with time under aerobic/anaerobic conditions.

好氧条件相对于厌氧对内源MLOP转化效果有差别，但两因子影响下的沉积物中MLOP相对浓度呈线性关系（［MLOP］好氧=1.0884［MLOP］厌氧-0.0271（R2= 0.9895）），影响效能趋势高度一致.

2.3 水质因子对MLOP迁移影响

由表2可得，试验后期阶段，光照试验组中底泥MLOP/TP最小为0.066，水体中CODCr浓度和叶绿素含量呈明显增加，CODCr浓度增幅143%，达到了100.801mg/L；叶绿素a、叶绿素b和叶绿素c含量分别达到了60.196、105.502、341.001mg/L.在pH值水平试验组中，随着pH值增加，底泥中MLOP/TP值逐渐减少，叶绿素随之逐渐增加，CODCr浓度呈先减少后增加-N浓度变化趋势同MLOP/TP亦逐渐减少，pH6试验组中底泥MLOP/TP值最大为0.350，比空白底泥MLOP/TP值增加了0.049，其他试验组MLOP/TP值为0.066～0.115mg/L.这可能是沸石原位控制沉积物MLOP转化溶解态反应性磷释放至水体，并为藻类等水生生物提供生长所需营养物，沉积物表层沸石亦是为水生生物生长吸附提供了良好环境，藻类生长吸收底泥释放MLOP促进生长的同时亦对水体起到了净化作用（表2，光照试验组），藻类过量生长虽然吸收底泥释放MLOP促进生长，但同时恶化水体（pH8试验组）.相比中性与弱碱性，弱酸性条件抑制底泥MLOP释放，藻类生长促进MLOP迁移，水体中CODCr和-N浓度对MLOP迁移转化影响不明显.而曝气试验组叶绿素含量在检测限下，可能是曝气强度大，产生强水动力扰动水体无法进行初级生产.

表2 56～63d试验组水体水质特征Table 2 The features of water quality during 56～63d

2.4 覆盖物沸石粒径和底栖生物扰动因子对MLOP迁移影响

由图6可知，不同粒径沸石作用于试验组后1周内底泥MLOP均处于稳定状态，第2周内迅速释放，第3周后底泥MLOP浓度上下波动幅度大，MLOP转化活跃.有研究表明粒径对沸石覆盖层控制底泥总磷释放存在一定的影响，即颗粒越小沸石构成的覆盖层越密实，控制效果越好［11］.而本试验表明粒径大小对底泥MLOP迁移转化并无明显影响.

颤蚓引起的生物扰动对沉积物MLOP迁移转化起着明显的促进作用，如图7所示.MLOP迁移转化速率与数量密度成正相关，ρ=1，ρ=2ind./ cm2均是在第56d，转化量达到最大值，均为0.190mg/mg；与空白相比，1ind./cm2时引起的沉积物中MLOP释放增量平均为0.189mg/mg，2ind./cm2时则为0.192mg/mg.颤蚓密度为1，2ind./cm2时，在试验时间段（0～63d）内源MLOP相对浓度均随时间变化呈对函数下降（ρ=1ind./ cm2：［MLOP/TP］= -0.0793lnT + 0.3218（R2= 0.8123）；ρ=2ind./cm2： ［MLOP/TP］= -0.0844lnT + 0.2733（R2= 0.9084））.

图6 不同沸石粒径下底泥MLOP浓度随时间的变化Fig.6 The change of concentration of MLOP under different particular size of zeolite

图7 不同颤蚓水浓度下底泥MLOP浓度随时间的变化Fig.7 The change of concentration of MLOP under different density of tubificids

颤蚓是试验水体底栖动物的优势种，虽个体较小，其活动可使沉积物物理结构发生细微变化，并影响到沉积物的物化性质.研究发现［17，32-33］，颤蚓扰动使沉积物的含水率和孔隙率增加明显，并且表层沉积物总磷和有机磷有所降低，该现象表明颤蚓扰动对沉积物磷释放具有一定的促进作用.

颤蚓显著促进中等活性有机磷迁移转化的原因，除了搅动底泥，加快处于底层的有机磷迁移转化到亚表层，最终释放到水中的过程以外，还可能与生态习性及新陈代谢有关，包括通过爬行、摄食、掘穴、栖所建造及分泌排泄等一系列活动有关［33-35］.试验过程中颤蚓在沉积物-沸石-水界面上形成棕红色的蚓粪，因此，颤蚓的新陈代谢亦可能造成表层沉积物MLOP含量降低而形成迁移转化.

3 结论

3.1 湖泊沉积物有机磷含量随着水体有机污染程度的增加而增大.长沙理工大学云影湖沉积物中TOP主要以中等活性和中等稳定性有机磷形态存在.

3.2 在沸石原位控制沉积物试验中，pH值不同时，MLOP迁移随pH值升高而加速.与pH7和pH8水环境相比， pH6条件下沉积物中的MLOP占总磷的比例呈平缓增加趋势.

3.3 温度环境因子促进了沸石原位控制沉积物吸附过程中的MLOP迁移转化，是影响有机磷矿化的主要因素之一.在不同的温度条件下，试验水体沉积物中的MLOP/TP均呈降低并最终达到平衡状态，平衡时：［MLOP/TP］5℃＜［MLOP/TP］15℃＜［MLOP/TP］25℃，此结果表明释放与控制的协同作用决定水体中的MLOP浓度.但具体的机制还需进一步探讨和研究.

3.4 水环境厌氧（曝氮）或好氧（曝氧）条件下，沸石原位控制沉积物过程中均发生了MLOP迁移转化.厌氧状态比好氧状态更易于MLOP迁移转化.但两因子影响下的沉积物中MLOP平衡相对浓度呈线性关系.

3.5 光照通过作用于水生植物或微生物的活动间接影响底泥中MLOP的释放.在无微生物状态下，底泥中MLOP的释放几乎为零.

3.6 颤蚓生命活动扰动底泥，加快处于底层的MLOP迁移转化到亚表层，并通过爬行、摄食、掘穴、栖所建造及分泌排泄等一系列活动在沉积物-沸石-水界面上形成棕红色的蚓粪造成表层沉积物MLOP含量降低而形成迁移转化.

［1］Klump J V， Edgington D N， Sager P E， et al. Sedimentary phosphorus cycling and a phosphorus mass balance for Green Bay （Lake Michigan） ecosystem ［J］. Fisheries Aquatic Sci.， 1997，54：10-26.

［2］Xie L Q， Xie P， Tang H J， et al. Enhancement of dissolved phosphorus release from sediment to lake water by Microcystisblooms-anenclosure experiment in a hyper-eutrophic， subtropical Chinese lake ［J］. Environmental Pollution， 2003，122：391-399.

［3］吴丰昌，金相灿，张润宇，等.论有机氮在湖泊水环境的作用和重要性 ［J］. 湖泊科学， 2010，22（1）：1-7.

［4］史 静，俎晓静，张乃明，等.滇池草海沉积物磷形态、空间分布特征及影响因素 ［J］. 中国环境科学， 2013，33（10）：1808-1813.

［5］秦伯强，高 光，朱广伟，等.湖泊富营养化及其生态系统响应［J］. 科学通报， 2013，58（10）：855-864.

［6］Paerl H W， Xu H， McCarthy M J， et al. Controlling harmful cyanobacterial blooms in a hyper-eutrophic lake （Lake Taihu，China）： The need for a dual nutrient （N & P） management strategy ［J］. Water Res.， 2011，45：1973-1983.

［7］Qin B Q， Zhu G W， Gao G， et al. A drinking water crisis in Lake Taihu， China： Linkage to climatic variability and lake management ［J］. Environ. Manage， 2010，45：105-112.

［8］Bowman I L A， Cole C V. An explorayory method for fractionation of organic phosphorus from grassland soils ［J］. Soil Sci.， 1978，125（2）：95～101.

［9］Simon M， Grossart H P， Schweitzer B， et al. Microbial ecology of organic aggregates in aquatic ecosystems ［J］. Aquat. Microb. Ecol.， 2002，28：175-211.

［10］梁海清.湖泊沉积物有机磷、有机碳形态及其迁移、转化 ［D］.呼和浩特：内蒙古农业大学， 2007：1-58.

［11］邱 媛.沸石原位控制浅水湖泊沉积有机磷机理研究 ［D］. 长沙：长沙理工大学， 2012：1-28.

［12］孙士权，邱 媛，蒋昌波，等.原位技术控制湖泊沉积物中磷释放的研究.中国环境科学， 2011，31（5）：845-851.

［13］王而力，王嗣淇，江明选，等.沉积物不同有机矿质复合体对磷的吸附特征影响 ［J］. 中国环境科学， 2013，33（2）：270-277.

［14］Huang P M， Schnitzer M. Interactions of soil minerals with natural organics and microbes ［M］. Madison： Soil Science Society of America， 1986：283-304.

［15］揣小明，杨柳燕，陈小锋，等.我国若干湖泊磷转化率的区域差异性研究 ［J］. 中国环境科学， 2012，32（11）：2075-2082.

［16］陈伟民，黄祥飞，周万平.湖泊生态系统观测方法 ［M］. 中国环境科学出版社， 2005.

［17］聂小保，吴淑娟，吴方同，等.颤蚓生物扰动对沉积物氮释放的影响 ［J］. 环境科学学报， 2011，31（1）：107-113.

［18］朱梦圆，朱广伟，钱君龙，等.SMT法插标分析沉积物中磷的地球化学形态 ［J］. 中国环境科学， 2012，32（8）：1502-1507.

［19］孙士权，杨 静，谭万春，等.东洞庭湖底泥的释磷特性 ［J］. 长沙理工大学学报（自然科学版）， 2010，7（2）：87-92.

［20］Savage N. Algae： The scum solution ［J］. Nature， 2011，474：15-16.

［21］Gan N Q， Xiao Y， Zhu L， et al. The role of microcystins in maintaining colonies of bloom-forming Microcystis spp ［J］. Environmental Microbiology， 2012，14（3）：730-742.

［22］Conley D J， Paerl H W， Robert W， et al. Controlling Eutrophication： Nitrogen and Phosphorus ［J］. Science， 2009，323：1014-1015.

［23］Paerl H W， Paul V J. Climate change： Links to global expansion of harmful cyanobacteria ［J］. Water Research， 2012，46（5）：1349-1363.

［24］Schelske C L. Eutrophication： Focus on phosphorus ［J］. Science，2009，324：722.

［25］Xu H， Paerl H W， Qin B， et al. Nitrogen and phosphorus inputs control phytoplankton growth in eutrophic Lake Taihu， China ［J］. Limnology and Oceanography， 2010，55：420-423.

［26］Schindler D W， Hecky R E. Eutrophication： More nitrogen data needed ［J］. Science， 2009，8：721-725.

［27］Xie L Q， Xie P， Tang H J. Enhancement of dissolved phosphorus release from sediment to lake water by microcystis blooms—an enclosure experiment in a hyper-eutrophic， subtropical Chinese lake ［J］. Environmental Pollution， 2003，122：391-399.

［28］秦伯强.太湖生态与环境若干问题的研究进展及其展望 ［J］.湖泊科学， 2009，21（4）：445-455.

［29］Yasuaki A， Hisao N. Mutualistic relationships between phytoplankton and bacteria caused by carbon excretion from phytoplankton ［J］. Ecological Research， 2001，16：289-299.

［30］Yang D F， Chen S T， Hu J， et al. The size order of light，temperature and nutrients on phytoplankton growth affect ［J］. Marine Environmental Science， 2007，3：201-207.

［31］Bronk D A， Glibert P M， Ward B B. Nitrogen uptake dissolved organic nitrogen release and new production ［J］. Science， 1994，265：1843-1846.

［32］Lagauzére S， Boyer P， Stora G， et al. Effects of uraniumcontaminated sediments on the bioturbation activity of Chironomus ripariuslarvae （Insecta， Diptera） and Tubifex tubifex worms （Annelida， Tubificidae） ［J］. Chemosphere， 2009，76（3）：324-334.

［33］Nogaro G， Mermillod-Blondin F， Montuelle B， et al. Do tubificid worms influence organic matter processing and fate of pollutants in stormwater sediments deposited at the surface of infiltration systems？ ［J］. Chemosphere， 2007，70（2）：315-328.

［34］Lagauzére S， Pischedda L， Cuny P， et al. Influence of chironomus riparius （diptera， chironomidae） and tubifex tubifex （annelida，oligochaeta） on oxygen uptake by sediments. Consequences of uranium contamination ［J］. Environmental Pollution， 2009，157（4）：1234-1242.

［35］吴方同，闫艳红，孙士权，等.水丝蚓生物扰动对沉积物磷释放的影响 ［J］. 环境工程学报， 2011，5（5）：1071-1076.

Influencing factors of zeolite in-situ remediation system to control moderately labile organic phosphorus migration and transformation in shallow water.

SUN Shi-quan， JIANG Chang-bo*， ZHAO Gang， NIE Xiao-bao， TAN Wan-chun，WAN Jun-li， YU Guan-long

（The Water Wand Science and the Water Disaster Prevent and Control Key Laboratory of Hunan Province， Changsha University of Science and Technology， Changsha 410114， China）.

China Environmental Science， 2015，35（2）：550～557

To unravel the mechanism of the control and release of the endogenous moderately labile organic phosphorus（MLOP） in the lake， the factor， which influenced the migration and transformation of endogenous MLOP using in-situ zeolite capping control， was studied. The results of the laboratory simulation of in-situ zeolite controling endogenous pollutions in lakes indicate that acidic water bodies promoted endogenous MLOP migration while alkaline conditions hindered it， and the relative concentrations of endogenous MLOP in sediments， under different pH conditions， were［MLOP/TP］pH8＞［MLOP/TP］pH7＞［MLOP/TP］pH6； temperature significantly increased the migration level of endogenous MLOD： the content of endogenous MLOP in sediments in low-temperature water bodies was lower than that in high-temperature ones. On condition of 5 ℃， the endogenous MLOP showed the highest apparent migration， and it also presented a power function relationship with the migration over time， which could be described as［MLOP/TP］=0.2823T0.657（R2was0.9709）； the endogenous MLOP migrated under aerobic or anaerobic conditions； the migration features and the impact performance were highly in accordance. After the migration balance， the endogenous MLOP in aerobic and anaerobic conditions displayed a linear correlation， which could be described as［MLOP/TP］aerobic=1.0884［MLOP/TP］anaerobic-0.0271（R2was0.99895）； illumination promoted the migration of endogenous MLOP， while dark condition and zeolite particle size showed relatively low influence. The migration and transformation efficiency of endogenous MLOP controlled， in-situ， by zeolite showed to be weak.

zeolite in-situ remediation system；sediments；moderately labile organic phosphorus；migration and transformation

X703

A

1000-6923（2015）02-0550-08

孙士权（1980-）男，安徽淮北人，讲师，博士，主要从事水环境与水体修复研究.发表论文30余篇.

2014-05-28

国家自然科学基金项目（51309032，51239001，51308069，51408068）；“港口、海岸及近海工程”省级重点学科开放课题

* 责任作者， 教授， jcb36@163.com