浅水富营养化湖泊水体磷吸附及固定研究进展

毛成责，矫新明，袁广旺，张晓昱，邵晓阳，余雪芳

（1.江苏省海涂研究中心，江苏　南京　210036；2.江苏省海洋环境监测预报中心，江苏　南京　210036；3.杭州师范大学生命与环境科学学院，浙江　杭州　310036；4.浙江省环境监测协会，浙江　杭州　310012）

浅水富营养化湖泊水体磷吸附及固定研究进展

毛成责1，2，矫新明1，2，袁广旺1，2，张晓昱1，2，邵晓阳3，余雪芳4

（1.江苏省海涂研究中心，江苏南京210036；2.江苏省海洋环境监测预报中心，江苏南京210036；3.杭州师范大学生命与环境科学学院，浙江杭州310036；4.浙江省环境监测协会，浙江杭州310012）

长江中下游地区是淡水湖泊集中的区域，这些湖泊与其所在地区的经济，文化和人民生活关系密切。近年来，随着经济发展，湖泊水体受生产生活用水污染，氮磷等营养元素大量输入，藻类过度繁殖，造成水体的富营养化和湖泊生态退化。本文列举了近年来国内外的一些关于湖泊磷元素吸附及固定的研究，结合影响磷元素吸附和解吸附的各种因素进行分析总结，为今后湖泊富营养化治理提供依据。

富营养化；湖泊；磷；吸附；固定

磷是生物圈内重要的营养元素，同时也是引起湖泊富营养化的重要因素之一。所以，控制水体中磷元素的含量是治理水体富营养化污染的重要手段。目前，世界各国对湖泊外源磷的控制已经日趋完善，但很多湖泊水体中的磷含量依然居高不下，富营养化问题仍没有得到解决。在对各种治理经验和教训的反思过程中，人们认识到，内源性营养盐在湖泊的富营养化过程中起着非常重要的作用［1］。所以，浅水湖泊富营养化治理过程中，内源磷控制是非常重要的。

内源性的磷污染，即在风浪扰动，pH值、氧化还原电位、溶解氧、温度的变动，微生物的分解等生物和非生物因素共同作用下，表层活性底泥中的难溶性磷转变为可溶性磷，导致底泥中磷浓度高于上覆水中的磷浓度，可溶性磷顺浓度梯度扩散到上覆水中，使水体中磷含量提高，促使藻类过度生长繁殖，进而引起湖泊水体的富营养化［2-6］，而浅水湖泊由于水深较浅，以上几种影响因素对底泥中磷释放及扩散的影响尤为明显。

长江中下游地区是我国浅水湖泊集中的区域，如太湖，洞庭湖，杭州西湖等，这些湖泊对各自地区的经济，文化和人民生活都起着重要作用。但随着近20年的经济发展，湖泊的水环境日趋恶化，各湖泊分别由原来的贫营养向富营养化发展。水环境的破坏和水质的恶化严重制约了地方经济可持续发展，也给当地居民的生产生活造成严重影响［1，6］。近年来，针对浅水富营养化湖泊底泥磷固定和水体磷缓释，有不少学者做了相关研究，并已取得了相应的成果。但不少研究主要还是在实验室模拟阶段，很少真正应用到实际治理中去。本文列举近年来化学试剂、矿物材料治理和生物治理两方面的固磷研究，结合环境因素和底泥性质对底泥磷吸附的影响，比较和分析各方法的长处和不足，为今后湖泊富营养化治理提供依据。

1　底泥性质对水体磷吸附的关系

1.1底泥有机质

有关底泥中有机物对底泥磷吸附的影响，已有的研究在其原理的解释上有很大的差异。Holford，Appelt，赵晓齐等［7-9］的研究均认为，有机物的存在可以减少磷的吸附，促进其释放，磷和有机物之间有竞争吸附存在。但Katarina等［10］的研究认为，有机物含量与土壤磷吸附能力正相关。Subramaniam等［11］和Borggaard等［12］人则认为，有机物与底泥林吸附之间的关系很微弱或根本没有相关性。目前，对以上的几种理解还没有研究能做出确切的解释，其具体的机制有待进一步深入研究。

有机质有一类是有机酸，如甲酸、柠檬酸、苹果酸、草酸和醋酸等［13］。现已有研究证明，有机酸的酸化作用增加磷的溶解，且其中的有机酸根离子与磷酸根离子竞争金属氧化物（主要为铁、铝、钙）上面的吸附位点［14-15］。从而降低底泥对磷的吸附能力。此外，其降低程度与有机酸种类关系密切。石灰性土壤上不同有机酸降低磷吸附能力大小的次序为草酸≥柠檬酸＞苹果酸≥酒石酸［4］。

1.2总磷和无机磷

湖泊底泥-水界面磷交换过程是一个动态的过程。在水体平静的状态下，底泥磷只能通过浓度梯度向上覆水释放，底泥中的活性磷浓度大于上覆水浓度，则磷向水体扩散，反之则吸附水体中的磷［2］。而沉积物对磷的吸附又存在饱和现象，本身磷含量高的沉积物对外来磷的吸附量较低。有研究证明底泥对磷的最大吸附量与底泥总磷和无机磷含量呈显著负相关关系［6］。

1.3铁，铝金属氧化物，氢氧化物和钙

铁，铝金属氧化物和氢氧化物对磷吸附和固定于水体pH值和氧化还原电位关系密切。以下过程将使磷不能为植物和微生物所利用：①有氧条件下，磷酸根离子与三价铁、钙和铝形成难溶性沉淀。②黏土颗粒、有机泥炭、三价铁和铝的氢氧化物和氧化物对磷酸盐的吸附。③细菌、藻类和大型高等水生植物合成活体的生物量，从而把磷束缚在有机物中［16］。

当水体pH改变时，将影响上述①②过程的进行。在pH值＜3时，磷主要以H3PO4的形式存在；3＜pH值＜8时，磷主要以H2PO4-的形式存在，8＜pH值＜12时，磷主要以HPO42-的形式存在。

在非钙质泥土中，泥土与磷的结合主要通过黏土、铁铝氢氧化物中表面的铁铝功能团的质子化作用。水体呈弱酸性时，泥土吸附作用最大，此时，泥土中镁盐、硅酸盐、铝硅酸盐以及氢氧化铁胶体都参与吸附作用，一定程度上抑制了泥土磷的释放。当pH升高时，OH-和PO43-竞争金属氢氧化物的结合位点导致非钙质泥土对磷的吸附能力下降。在高pH值时，磷酸盐从氢氧化物表面解吸附，从而促进磷酸盐的释放［2］。在钙质泥土中，铁，铝等金属氧化物含量很少，沉淀作用是底泥固磷的主要方式，且底泥的固磷能力决定于与其CaCO3的含量，高钙质泥土磷吸附能力明显高于非钙质碱性泥土［17］。但也有研究表明，钙质泥土中，磷的吸附取决于含量较少的铝等金属氧化物［18］。不同的研究者研究的结果各有差异，其中有关机制有待进一步研究。

2　浅水富营养化湖泊水体磷吸附及固定的若干方法

2.1化学试剂及矿物材料对水体磷的吸附及固定

2.1.1氯化镧改性黏土氯化镧是一种新兴的化学试剂，在医学、生命科学和医学上都有很广的应用前景。袁宪正等人［19］研究了氯化镧改性黏土固化磷效果。他们采用的材料有火山渣、陶土、铁矾土、伊利土、高岭土、太湖底泥等。分别测定了氯化镧改性前后黏土对溶液中磷的吸附率和固定率，并进行比较；研究了pH变化对改性黏土磷固化效果的影响。

结果表明，在pH=7.50（±0.05），25℃，1 mg/L的起始磷浓度下，除了太湖梅梁湾的底泥对磷酸盐的吸附率为67.09%以外，其余的都在6%～37%的范围内。而经过氯化镧改性后，14种改性黏土矿物对磷的去除率大大提高，高达93%～99%。固定率则由改性前的3.78%～14.69%提高到改性后的 52.43%-95.78%［19］。从中可以得出，氯化镧改性能显著提高各黏土矿物及太湖底泥对水体中磷的吸附及固化效果。除此之外，改性黏土的固磷效果与溶液的pH值关系密切。在pH值5左右，磷吸附率达到最大值（97.01%）。并且在pH值4～8范围内，保持较高的磷吸附率（80%以上），当pH值小于4和大于8后，磷吸附率均大幅度下降［19］。

有研究表明，当溶液pH值＜4时，溶液中H+浓度升高，大量H+和高岭土表面活性羟基结合，从而使得能与H2PO4-反应的表面羟基减少，吸附率下降；当pH值＞8时，一方面，随着OH-浓度的升高，活性黏土表面带的正电荷转变为负电荷，使活性基团对HPO42-静电吸附作用减弱。另一方面，溶液中过高的OH-又对HPO42-的吸附产生竞争性抑制，从而使改性黏土对磷的吸附率降低［20-23］。而毛成责等在利用氯化镧改性西湖底泥进行水体磷吸附及固定的研究中发现，氯化镧改性的西湖底泥对水体磷吸附有一定的促进作用，但是在经过物理扰动后部分底泥样品吸附的磷又大量释放进入水体，且释放量远大于吸附量，这说明并不是所有湖泊底泥都适合用氯化镧改性来进行磷吸附和固定，底泥本身活性磷含量、物理扰动及生物作用都可能直接影响磷的吸附及固定效果［24］。

2.1.2改性累托石杜冬云等人［25］研究了改性累托石对磷的吸附效果。累托石的改性主要是通过高温煅烧。实验分别研究了吸附时间，累托石煅烧温度，P的初始浓度，pH值，氟例子和氨氮等对改性累托石对磷的吸附效果的影响。

结果表明：①500℃煅烧3 h后所制累托石对磷的吸附能力最强。②改性累托石的磷吸附实验进行到45 min时，其对磷的吸附率达到最大（在95%到99%之间），且在其试验范围内随P的初始浓度的增大，改性累托石的磷吸附容量和去除率随之均增大。增加改性累托石的用量将提高其对磷的吸附率，但其吸附容量随之降低。③在pH=6时，P的去除率最大，当pH超过6以后，随pH值的增加，OH-对PO43-产生竞争性吸附，从而使改性累托石的磷吸附量下降。

除此之外，研究还显示，氟离子与磷在改性累托石上存在着竞争吸附，且氟离子更容易被改性累托石吸附。而氨氮与磷酸根的吸附则存在协同作用［25］。

2.1.3HCl改性沸石和方解石复合覆盖层HCl改性沸石和方解石复合覆盖层控制底泥磷的释放主要是通过HCl改性沸石和方解石的协同作用实现的，该方法把抑制氨氮的释放和抑制磷酸盐的释放有机地结合在一起。

林建伟等人［26］的研究表明，一方面，经HCl改性的沸石可以与溶液中的NH4+交换置换出H+，溶液的pH下降，促进方解石中Ca2+释放，与溶液中的HPO42-形成沉淀，从而促进复合覆盖层对磷酸盐的吸附；另一方面，沸石经HCl改性后。在与NH4+发生离子交换时，会降低沸石Na+的交换量，以减少Na+对方解石固定磷酸盐的影响，而其Ca2+的交换则不受影响。有此可以说明，采用HCl对沸石进行改性，除了可以吸附氨氮，还可以大大提高方解石复合覆盖层抑制底泥磷释放的效率。但笔者以为，改性沸石置换出的H+将大大降低水体的pH值，该方法在投入实际应用以前，还有待进一步研究改善。

2.2生物治理对水体磷的吸附及固定

2.2.1食物链“固定” 湖泊富营养化的主要特征即为氮磷等营养盐浓度居高不下，藻类大量繁殖，但藻类同时又是氮磷等营养元素的重要消费者，对磷的吸附和固定起着重要作用。

有关实验表明，在湖泊、水库、沟渠等水体中投放相应的浮游桡足类、藻食性鱼类、虫食性鱼类，通过鱼类→浮游桡足类→浮游植物（藻类）的食物链控制藻类密度，进而通过捕捞食物链顶端的鱼类来削减水体中的磷元素；同时还可在水体中放养田螺、河蚌，用以削减底泥中的有机质和营养盐，构建相对稳定的生态系统［27-28］。此法在削减水体磷元素的同时还能产生一定的经济效应，但桡足类、鱼类等的投放需经科学设计，否则投放鱼类密度过高容易破坏食物链平衡，大量排泄物进入水体亦容易引起二次污染。

2.2.2沉水植物对沉水植物磷吸收及固定能力研究的主要种类有苦草、菹草和黑藻等典型的沉水植物。相关研究均表明沉水植物主要通过两个方面来吸收和固定水体中的磷元素：其一，沉水植物自身的生长需要吸收氮磷等营养元素，且不同种类在不同时间段和不同磷浓度水环境下对磷的吸收和固定效果不尽相同。苦草在幼苗时期对磷的吸收效率有一定的浓度范围，低于0.013 mg/L表现为不能吸收，高于0.1 mg/L吸收速度变缓，吸收量减少，且过高浓度的氮磷甚至可能抑制其生长；而生长期苦草则表现出浓度越高，吸收越强烈的趋势，吸附量与磷浓度呈正相关［29］。菹草的对环境的适应能力则相对较强，沉积物及水体氮磷浓度高的湖泊反而利于菹草生长，在浓度为0.3 mg/L时菹草对总磷的进化效果最好，由于其去磷效果良好，已被用于玄武湖和白洋淀等水域的富营养化生态修复［30-32］。但也有研究表明菹草腐败后残体释放的氮磷浓度对水体的污染负荷也最高，因此，在其过度生长或者衰败的季节要组织科学合理的收割及打捞，否则可能会使水体营养盐浓度反弹［33-34］。其二，沉水植物通过影响湖泊水—沉积物界面磷吸附和解吸附的理化过程来间接的影响沉积物对水体磷元素的吸附和固定。首先，沉水植物通过降低流速来延长滞水时间，促进有机质沉降；而沉水植物通过根部放氧则能提高沉积物表层氧化还原电位，使沉积物间隙水中的铁铝氧化物含量提高，铁铝氧化物等与沉积物中的有机质形成有机无机复合体，使沉积物对磷的吸附能力显著提高，形成相对稳定的磷酸铁和磷酸铝沉淀，而这种包被在铁氧化物和胶膜中的磷酸盐即为难以被生物吸收的闭蓄态磷［35-36］。其次，水体中的可溶性正磷酸盐是可直接被利用的，而其他形式的磷一般较少被利用，其中碱性磷酸酶（APA）是后者转化为前者的重要条件，研究表明沉水植物可以通过抑制碱性磷酸酶（APA）活性从而降低可用磷浓度，达到净化水质的目的［37-38］。

2.2.3挺水植物挺水植物除磷的研究对象主要有芦苇、香蒲、菖蒲、茭草、水葱、大薸、荇菜等，因其光合作用部分在水面之上，挺水植物较之沉水植物的优势在于在透明度较低的水域亦能正常生长［39］。罗虹［28］对几种挺水植物和沉水植物的富营养化淡水生态系统修复效果做了对比，结果显示，相同营养盐浓度条件下，与沉水植物相比，挺水植物花叶芦竹和香蒲的生物量增加幅度显著大于沉水植物金鱼藻和苦草；高浓度的氮磷对香蒲、金鱼藻、苦草的生长有明显的抑制作用，而花叶芦竹的生物量始终随氮磷浓度的上升而增加；且在氮磷浓度较低的情况下，挺水植物花叶芦竹和香蒲吸收氮磷的能力均高于后者。邓然等［40］在比较5种水生植物的氮磷固定效果后，发现芦苇对环境中N、P浓度变化反应速度较慢，N、P固定能力属于中等水平，但其稳定性、抗倒伏及抗腐败能力却是5种植物中最强的，不易引起二次污染和形成生物入侵，可作为主导的修复物种。同时，一些高等挺水植物（芦苇、荸荠和菖蒲等）和沉水植物（轮叶黑藻、穗状狐尾藻和菹草等）可通过化感作用抑制某些特定藻类的生长，如从芦苇中分离提取的2-甲基乙酰乙酸乙酯，对铜绿微囊藻和蛋白质小球藻具有高效的、针对性的化感抑制作用；另一种水生经济作物荸荠则能不断向水体释放化感物质来抑制铜铝微囊藻的生长［41-42］。

在深度较大的水域，挺水植物无法生长，姚东方等［43］设计了芦苇生态浮床，试验结果显示，生态浮床不但对水体氮磷均有较好的固定效果，还能提高浮游生物群落的多样性，有利于修复和稳定富营养化的水域生态系统；此外，生态浮床还具有类似人工鱼礁的作用，可以为鱼类及一些甲壳类提供饵料生物，同时还能为某些鱼类早期发育阶段的个体提供庇护所，可谓一举多得。

3　结语

湖泊的富营养化，同时也伴随着水体生态系统的退化过程。高浓度的营养盐使藻类过度繁殖，水体透明度下降，沉水植物得不到充足的光照而无法生长，湖泊由草型向藻型转化。缺少高等植物固定的底泥则更容易受风浪扰动而悬浮，加速内源营养盐的释放，进一步促进优势藻类种群数量的增加，进入恶性循环，最终导致水华的发生［1］。所以，湖泊富营养化的治理，必须以水体生态系统的恢复为依托。

各方面的模拟研究显示，化学试剂和矿物材料吸附等物理和化学吸附沉降的方法确实可以较大的提高水体中磷元素的吸附和固化效率，但其过程容易受各种环境因素的影响，磷的吸附-解吸平衡容易受环境因素改变的影响而打破，从而使治理的效果不稳定。且很多化学试剂和材料的使用必须考虑是否会对湖泊生物和人类造成毒害作用，其用法和用量必然受到限定。故这些方法都不宜长久的使用。

所以，在富营养化湖泊磷元素固定的过程中，理化吸附只能是降低湖泊水体磷浓度的辅助和补充方法。必须将理化治理和生物治理有效的结合起来，从改善生态结构的角度出发，科学种植和收割水生高等植物则可以吸收，吸附沉积物和水中的悬浮颗粒剂其中的有效磷，从而从根本上控制水体的磷含量，降低的藻类密度和颗粒物负荷，调节各种环境因素，最终恢复水体的生态环境。

［1］秦伯强.长江中下游浅水湖泊富营养化发生机制与控制途径初探［J］.湖泊科学，2002，14（03）:193-194.

［2］陈刚.浅水湖泊底泥与上覆水间磷迁移规律的研究［J］.环境研究与监测，2006，19（3）:17-19.

［3］黎颖治，夏北成.影响湖泊沉积物-水界面磷交换的重要环境因子分析［J］.土壤通报，2007，38（1）:162-164.

［4］邵兴华，张建忠，洪森荣，等.土壤中影响磷吸附因素研究进展［J］.安徽农业科学，2007，35（12）:360-361.

［5］Jugsujinda A，Krairapanona A，Patrick JR W H.Influence of extractable iron，aluminum，and manganese of P sorption in flooded acid sulfate soils［J］.Biol.Fertil.Soil.，1995，20:118-124.

［6］王圣瑞，金相灿，赵海超，等.长江中下游浅水湖泊沉积物对磷的吸附特征［J］.环境科学，2005，26（3）:40-41.

［7］Holford I C R.The high and low energy phosphate adsorbing surface in calcareous soils［J］.J Soil Sci，1975，26:407-412.

［8］Appelt H，Coleman N T，Pratt P F.Interactions between organic compounds，minerals，and ions in volcanic-Ash-derived soils:Ⅰ.Adsorption of benzoate:p-OH benzoate，salicylate，and phthalate ions［J］.Soil Sci Soc AmProc，1975，39（4）: 623-627.

［9］赵晓齐，鲁如坤.有机肥对土壤磷素吸附的影响［J］.土壤学报，1991，28（1）:7-13.

［10］Katarina B R，Erasmus O，Elisabetta B.Phosphorus sorption in relation to soil properties in some cultivated Swedish soils［J］.Nutrient Cycling inAgroecosystems，2001，59:39-46.

［11］Submaniam V，Singh B R.Phosphorus supplying capacity of heavily fertilized soils.I.Phosphorus adsorption characteristics and phosphorus fractionation［J］.Nutr Cycl Agroecosys，1997，47:115-122.

［12］Borggaard O K，Jorgenaen S S，Moberg J P，et al.Influence of organic matter on phosphate adsorption by aluminium and iron oxides in sandy soils［J］.J Soil Sci，1990，41:443-449.

［13］Fox T，Somerford N，Mcfee W.Phosphorus and aluminum release from a spodic horizon mediated by organic acids［J］.Soil Sci Soc Am J，1990，54:1763-1767.

［14］Bolan N S，Elliot J，Gregg P E H，et al.Enhanced dissolution of phosphate rocks in the rhizosphere［J］.Biology and Fertility of Soils，1997，24:169-174.

［15］Bolan N S，Naidu R，Mahimairaja S，et al.Influence of low-molecular-weight organic acids on the solubilization of phosphates［J］.Biology and Fertility of Soils，1994，18:311-319.

［16］陆健健，何文珊，童富春，等.湿地生态学［M］.北京:高等教育出版社，2006：127-128.

［17］Bertrand I，Holloway R E，Armstrong R D，et al.Chemical characteristics of phosphorus in alkaline soils from southern Australia［J］.AustralianJournal of Soil Research，2003，41:61-76.

［18］Samadi A，Gilkes R R.Phosphorus transformations and their relationships with calcareous soil properties of southern Western Australia［J］.Soil Society of America Journal，1998，63: 809-815.

［19］袁宪正，潘纲，田秉晖，等.氯化镧改性黏土固化湖泊底泥中磷的研究［J］.环境科学，2007，28（02）:403-406.

［20］Wasay S A，Haron M D，Tokunage S.Adsorption of fluoride，phosphate and arsenate ions on lanthanum impregnated silica gel［J］.Water Environmental Research，1996，68（3）:295-300.

［21］Anderson MA，Rubin AJ著，张正斌，刘莲生译.水溶液吸附化学［M］.北京:科学出版社，1989.

［22］丁文明，黄霞，张力平.水合氧化镧吸附除磷的试验研究［J］.环境科学，2003，24（5）:110-113.

［23］吴平霄.黏土矿物材料与环境修复［M］.北京:化学工业出版社，2004.

［24］毛成责，余雪芳，廖丹，等氯化镧对西湖底泥磷缓释及磷固定作用研究［J］.杭州师范大学学报：自然科学版，2009，8 （1）:51-55.

［25］杜冬云，柯丁宁，赵小蓉，等.改性累托石对磷的吸附［J］.非金属矿，2003，26（5）:51-53.

［26］林建伟，朱志良，赵建夫，等.HCl改性沸石和方解石复合覆盖层控制底泥氮磷释放的效果及机理研究 ［J］.环境科学，2007，28（3）:553-555.

［27］张喜勤，徐锐贤，许金玉，等.水溞净化富营养化湖水试验研究［J］.水资源保护，1998，24（4）:32-36.

［28］罗虹.沉水植物、挺水植物、滤食性动物对富营养化淡水生态系统的修复效果研究［D］.上海：华东师范大学，2009.

［29］宋玉芝，杨美玖，秦伯强.苦草对富营养化水体中氮磷营养盐的生理响应［J］.环境科学，2011，32（9）:2567-2575.

［30］任文君，胡晓波，刘霞，等.白洋淀菹草对富营养化水体总磷的净化［J］.应用生态学报，2011，22（4）:1053-1058.

［31］杨文斌，王国祥.南京玄武湖菹草种群的环境效应［J］.湖泊科学，2007，19（5）:572-576.

［32］高华梅，谷孝鸿，曾庆飞，等.不同基质下菹草的生长及其对水体营养盐的吸收［J］湖泊科学，2010，22（5）:655-659.

［33］卢少勇，陈建军，覃进，等.扰动强度对菹草浸泡过程中氮磷碳释放的影响［J］.环境科学，2011，32（7）:1940-1944.

［34］王锦旗，郑有飞，王国祥.玄武湖菹草种群的发生原因及人工收割对水环境的影响 ［J］.水生生物学报，2013，37（2）: 300-305.

［35］吴强亮.沉水植物苦草对水环境中磷的影响［D］.武汉：华中农业大学，2013.

［36］王圣瑞，金相灿，赵海超，等.沉水植物黑藻对沉积物磷吸附动力学的影响［J］.地球化学，2006，35（6）:648-650.

［37］徐敏，程凯，孟博，等.环境因子对衣藻水华消长影响的初步研究 ［J］.华中师范大学学报：自然科学版，2001，35（3）: 322-325.

［38］周易勇，李建秋，张敏.湿地中碱性磷酸酶的动力学特征与水生植物的关系［J］.湖泊科学，2002，14（2）:134-138.

［39］崔晨.小型围隔下不同水生植物对水体氮磷及重金属净化能力的研究［D］.武汉：华中农业大学，2013.

［40］邓然，卜俊超，蔡雄彬.5种水生植物在低浓度污水中氮、磷固定能力比较研究［J］.绿色科技，2012（6）：97-101.

［41］胡洪营，门玉洁，李锋民.植物化感作用抑制藻类生长的研究进展［J］.生态环境，2006，15（1）：153-157.

［42］李江，刘云国，曾光明，等.荸荠对铜绿微囊藻的化感抑制作用研究［J］.中国环境科学，2015，35（5）：1474-1479.

［43］姚东方.长江口芦苇生态浮床对浮游生物及鱼类群落结构的影响［D］.上海：上海海洋大学，2014.

山东威海市打造全国最大的进出口鲜活水产品口岸

记者2015年12月从威海市出入境检验检疫局官方网站获悉，威海检验检疫局和威海市海洋与渔业局签署了《关于建立共同促进威海市活水生动物出口合作机制备忘录》，进一步推动威海市打造全国最大的进出口鲜活水产品口岸，保持威海口岸在全国出口活水生动物的龙头地位。

2015年1—10月份，威海市出口活水生动物1.9万t，货值7 829.5万美元，出口数量持续攀升。为了共促活水生动物出口，助力中韩自贸区发展，威海检验检疫局与威海市海洋与渔业局签署合作备忘录，进一步提升威海市水产品质量安全管理水平、行业竞争力和扩大出口等方面的进行合作。

据威海检验检疫局相关负责人介绍，备忘录明确了双方共同构建联席会议制度、沟通协调制度、信息交流制度三大制度，并将在七个领域深化合作：切实加强出口养殖场和中转场备案工作，支持威海市按输入国家（地区）标准法规要求建设出口水生动物养殖场/中转场，做好出口水生动物养殖场/中转场备案工作，加强对出口水生动物的检验检疫；充分利用有效资源，扶持和培育龙头企业，发展水生动物加工、储运和出口业务，赢得国内和国际市场；构建安全生产模式，引导和扶持出口企业构建“行业协会+标准化+公司”生产模式，提升威海市出口水生动物的质量安全水平；全力加快验放速度，进一步创新检验检疫监管模式，在确保质量安全的前提下，最大限度地加快放行速度；加强水产品质量管控，确保出口水生动物源头质量；推行渔业养殖标准化生产，强化水产品质量安全监测；加强健康养殖技术培训，从源头上杜绝违禁兽药的使用。

（www.bbwfish.com）

Research progress on phosphorus（P）adsorption and fixation of shallow eutrophic lakes

Mao Chengze1，2，Jiao Xinming1，2，Yuan Guangwang1，2，Zhang Xiaoyu1，2，Shao Xiaoyang3，Yu Xuefang4
（1.Tidal Flat Research Center of Jiangsu Province，Nanjing 210036，China；2.Jiangsu Marine Environment Monitoring and Forecasting Center，Nanjing 210036，China；3.College of Life and Environmental Science，Hangzhou Normal University，Hangzhou 310036，China；4.Zhejiang environmental monitoring Association，Hangzhou 310012，China）

Middle-Lower Yangtze Area is the region where shallow freshwater lake concentrated；the lakes are close contact with the regional economic and cultural development.With the development of economy and production activities，massive phosphorus rich industrial and domestic sewage was poured into the lake，brought out the water eutrophication and algal bloom.Research on Phosphorus adsorption and fixation together with its influencing factors were introduced and discussed in this paper，in order to summarize the scientific basis for the eutrophication control of the shallow Lake.

eutrophication；lake；phosphorus；adsorption；fixation

S949

A

1004-2091（2016）01-0024-06

10.3969/j.issn.1004-2091.2016.01.005

国家自然科学基金（30670222）；浙江省科技厅面上项目2009C33064

毛成责（1986-），男，工程师，从事水生生物学研究.E-mail：maochengze@126.com.

矫新明（1981-），男，高级工程师，从事海洋环境保护研究.E-mail：jiaoxinming@163.com.

2015-05-31）