人工景觀河道沉積物中磷的釋放規(guī)律

胡智弢，閆玉春，周志誠

（天津市宇相津準(zhǔn)科技有限公司，天津300392）

在一般的靜水水體中，沉積物接納了大量的營養(yǎng)鹽，是水體中營養(yǎng)鹽重要的匯集體，而當(dāng)沉積物中營養(yǎng)鹽的量超過其自身最大凈化容量時，沉積物逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)闋I養(yǎng)鹽的源[1,2]，在水體入水營養(yǎng)鹽得到控制后，如沉積物中磷的含量大于水體中磷的濃度，此時沉積物中的磷將會向水體中遷移。進(jìn)入到沉積物中的磷可能以三種形式向水體釋放，第一，通過風(fēng)浪等水力作用引起表層沉積物的再懸浮[3]；第二，在微生物的作用下，有機(jī)質(zhì)礦化分解，釋放出溶解性的磷酸鹽[4]；第三，鐵鋁氧化物解吸作用也是一個重要的釋磷途徑，在厭氧條件下，與鐵氧化物結(jié)合的磷相較于其他形態(tài)的磷更容易被分解，變?yōu)榭扇芙饬?，向水體釋放。

鑒于此，本研究將磷的釋放分為顆粒物再懸浮靜態(tài)釋放實(shí)驗(yàn)與表層沉積物磷動態(tài)釋放實(shí)驗(yàn)兩部分來進(jìn)行考察。分別考察不同環(huán)境因子對這兩種過程中磷釋放的影響，研究現(xiàn)實(shí)河道中磷的釋放規(guī)律，對景觀河道的管理提出建議。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

本實(shí)驗(yàn)所用材料取自天津經(jīng)濟(jì)技術(shù)開發(fā)區(qū)泰達(dá)人工景觀河道表層沉積物。將采取的沉積物立即放入實(shí)驗(yàn)柱中用于表層沉積物磷動態(tài)釋放實(shí)驗(yàn)，并將剩余部分放入冰箱冷藏。另取部分沉積物置于背光、通風(fēng)處陰干，并研磨過100目篩，用于顆粒物再懸浮靜態(tài)釋放實(shí)驗(yàn)，并分別測定有機(jī)質(zhì)含量、總磷、沉積物機(jī)械組成、pH等性質(zhì)，結(jié)果如表1。

表1 TEDA河道沉積物物理化學(xué)性質(zhì)

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 解吸動力學(xué)實(shí)驗(yàn)方法

根據(jù)對實(shí)驗(yàn)河道—天津經(jīng)濟(jì)技術(shù)開發(fā)區(qū)泰達(dá)人工景觀河道水質(zhì)的三個月連續(xù)檢測結(jié)果，水體鹽度在4‰～8‰之間，據(jù)此在本實(shí)驗(yàn)中以連續(xù)檢測結(jié)果的中位數(shù)選取5‰作為實(shí)驗(yàn)?zāi)M鹽度。

取22個250ml錐形瓶，于每個錐形瓶中加入100ml鹽度為5‰的蒸餾水溶液。再加入沉積物2 g（過100目篩），置于恒溫?fù)u床上，每隔一定時間間隔取出，將懸濁液在3000 r∕min下離心15分鐘，取上清液過0.45μm濾膜抽濾，測定濾液中磷的濃度。

1.2.2 解吸影響因素實(shí)驗(yàn)方法

實(shí)驗(yàn)準(zhǔn)備同上，解吸12小時，離心，過濾步驟同上。測定水相中溶解態(tài)總磷的濃度。分別改變初始溶液的pH，鹽度和水力擾動情況，研究以上影響因子對磷解吸的影響。

1.2.3 磷連續(xù)解吸實(shí)驗(yàn)方法

實(shí)驗(yàn)準(zhǔn)備同上，解吸4小時，離心，過濾步驟同上。測定水相中溶解態(tài)總磷濃度。重復(fù)上述過程，直至溶液中檢測不到磷為止。

1.2.4 磷動態(tài)釋放柱實(shí)驗(yàn)

在實(shí)驗(yàn)中采用自制柱實(shí)驗(yàn)裝置，實(shí)驗(yàn)柱內(nèi)徑100mm，高500mm，底面積為7.85×10-3m2，柱內(nèi)有效容積為3.14×10-3m3。柱內(nèi)底部填充沉積物厚度約40mm，入水口設(shè)置在距沉積物面約20mm處。根據(jù)實(shí)測河道水位與沉積物厚度，此比例約為10:1，據(jù)此出將水口設(shè)置為距沉積物面400mm，控制入水流速為260m l∕h連續(xù)進(jìn)水，使柱內(nèi)水體平均12小時更新一次。柱內(nèi)設(shè)曝氣裝置，通過通入空氣或是氮?dú)鈦砜刂浦鶅?nèi)的氧化還原狀態(tài)。每隔12小時由出水口取水樣，測定出水的pH、電導(dǎo)率和水溫，同時測定柱底部水體的溶解氧。將所取水樣過0.45μm濾膜抽濾，測定所得抽濾液中的溶解態(tài)總磷濃度。

通過在兩個實(shí)驗(yàn)柱中分別通入氮?dú)夂涂諝獾姆椒▉砜刂粕细菜娜芙庋鹾浚瑏硌芯可细菜难趸€原狀態(tài)對磷釋放的影響。

1.3 分析方法

沉積物化學(xué)成分用X射線光電子能譜儀測定，有機(jī)質(zhì)含量用經(jīng)典的重鉻酸鉀法[5]，森林土壤pH值的測定采用國標(biāo)方法（GB∕T 6920-1986）[6]，含鹽量使用傳統(tǒng)電導(dǎo)法測定[6]，水體中總磷的測定方法采用鉬酸銨分光光度法(GB∕T 11893-89)[6]。

2 結(jié)果分析

2.1 顆粒物再懸浮靜態(tài)釋放實(shí)驗(yàn)

2.1.1 沉積物磷靜態(tài)解吸動力學(xué)實(shí)驗(yàn)

在靜態(tài)振蕩條件下，沉積物中磷酸鹽的解吸動力學(xué)曲線見圖1，0～4小時內(nèi)磷的解吸速度較快，沉積物中的磷快速向水體中遷移，最終沉積物中磷的釋放量穩(wěn)定在0.030mg∕g。

圖1 沉積物磷酸鹽靜態(tài)解吸動力學(xué)曲線

4～24小時，此階段水體中溶解態(tài)總磷的含量趨于穩(wěn)定，是磷在水體和沉積物中相互遷移并逐漸達(dá)到平衡的時期。最終磷的解吸量穩(wěn)定在0.026mg∕g。

在24～48小時，此階段磷的釋放量又有上升，主要是因?yàn)殡S著連續(xù)振蕩時間的增長，瓶內(nèi)的氧氣已經(jīng)逐漸被消耗殆盡，水體環(huán)境由好氧轉(zhuǎn)變?yōu)閰捬酢６趨捬鯛顟B(tài)下，沉積物上的Fe∕Al磷更容易釋放出來[7]，導(dǎo)致了磷解吸量的二次增高，這一結(jié)論在后續(xù)實(shí)驗(yàn)2.2.2中得到了證實(shí)。

2.1.2 沉積物的磷連續(xù)解吸能力

實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，沉積物所吸附的磷極易解吸，而且釋放量大，通過連續(xù)12次解吸實(shí)驗(yàn)，我們可以看到雖然解吸量在逐漸降低，如圖2，但總解吸量累計達(dá)到0.054mg∕g。此實(shí)驗(yàn)表明，泰達(dá)景觀河道沉積物保持磷的能力較弱，所吸附的磷很容易在再懸浮過程中釋放出來，對水體的健康威脅很大。

圖2 沉積物中磷連續(xù)解吸量變化

2.1.3 水力擾動對浮沉積物磷解吸的影響

水力擾動是引起沉積物再懸浮的主要原因，本研究通過調(diào)節(jié)恒溫?fù)u床的振速來考察不同攪動條件對沉積物磷解吸的影響，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如表2所列。分別設(shè)置搖床轉(zhuǎn)速為90 r∕min，115 r∕min，135 r∕min 和 150 r∕min，磷的解吸量均有提高，從0.015mg∕g升高到0.018mg∕g?？梢?，對于泰達(dá)河道沉積物，水力擾動對磷的解吸成正相關(guān)。平均提高20r∕min的轉(zhuǎn)速，磷釋放量增加0.001mg∕g，說明泰達(dá)河道沉積物對磷的束縛力較弱，在較小擾動的情況下就可以大量析出，在此情況下加大擾動力度對磷的解吸不會產(chǎn)生太大影響。

2.2 磷動態(tài)釋放柱實(shí)驗(yàn)

2.2.1 沉積物磷動態(tài)釋放動力學(xué)實(shí)驗(yàn)

以自來水為水源，調(diào)節(jié)源水鹽度為5‰，以柱裝置首次出水為零時刻，連續(xù)進(jìn)水120小時，測定其出水溶解態(tài)總磷（TDP）的濃度變化，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖3。

表2 環(huán)境因素對再懸浮沉積物磷解吸的影響

圖3 沉積物磷動態(tài)釋放動力學(xué)曲線

出水TDP濃度在零時刻最高，達(dá)到0.087mg∕l。此后出水中TDP濃度逐漸下降，至48小時趨于穩(wěn)定，直至120小時試驗(yàn)結(jié)束，出水TDP濃度保持在0.054～0.064mg∕l的范圍內(nèi)，超過 GB∕T 12941-91景觀娛樂用水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)中規(guī)定的C類水體的總磷濃度標(biāo)準(zhǔn)（0.050mg∕l）。也就是說，泰達(dá)河道沉積物已經(jīng)轉(zhuǎn)變?yōu)榱椎脑矗练e物所釋放出的磷已經(jīng)開始威脅到水體的健康。

2.2.2 上覆水環(huán)境對表層沉積物磷解吸的影響

上覆水的氧化還原電位的高低是由水體中溶解氧的含量決定的，因此，本實(shí)驗(yàn)通過在兩個實(shí)驗(yàn)柱中分別通入氮?dú)夂涂諝獾姆椒▉砜刂粕细菜娜芙庋鹾?，從而控制水體的氧化還原狀態(tài)。柱內(nèi)水溫保持在20℃，厭氧柱中溶解氧在實(shí)驗(yàn)時間內(nèi)始終為零，水體處于厭氧狀態(tài)。好氧柱中溶解氧含量在7.00mg∕l上下小幅波動，水體溶氧達(dá)到飽和。實(shí)驗(yàn)中如圖4所示，好氧柱中磷的釋放量明顯低于厭氧柱，在厭氧條件下，F(xiàn)e3+向Fe2+轉(zhuǎn)化[10]，磷酸鐵溶解，同時被吸附的磷酸鹽轉(zhuǎn)變成溶解態(tài)而析出，沉積物表層的氫氧化鐵層溶解，導(dǎo)致沉積物磷釋放量增加。

圖4 上覆水氧化還原對磷釋放的影響

3 結(jié)論

1）顆粒物再懸浮靜態(tài)釋放實(shí)驗(yàn)顯示，泰達(dá)河道沉積物對磷的束縛力很弱，磷極易解吸，在較低攪動水平下就會大量釋放。繼續(xù)增強(qiáng)水力擾動的強(qiáng)度會促進(jìn)磷的解吸，但影響較小。

2）沉積物中磷動態(tài)釋放實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，沉積物-水界面上的TDP平衡濃度在0.060mg∕l附近，進(jìn)水TDP低于此值沉積物中的磷會釋放出來。在清潔的進(jìn)水條件下，泰達(dá)河道沉積物釋放出大量的磷，表現(xiàn)為磷的源，所釋放出的磷已經(jīng)威脅到水體的健康。

3）在厭氧狀態(tài)下，沉積物中磷的釋放量要大于好氧狀態(tài)。在還原狀態(tài)下，沉積物中的磷更容易釋放。

4）根據(jù)以上實(shí)驗(yàn)結(jié)果，泰達(dá)景觀河道的沉積物已經(jīng)成為水體中磷的來源之一，引入河道曝氣技術(shù)，保持水體中溶解氧濃度，會在一定程度上減少沉積物中磷的釋放，有益于控制水體的富營養(yǎng)化。