2017, Vol. 38
磷是湖泊富营养化最主要的限制性因子[1]，湖泊磷的来源主要包括外源输入和内源释放，在外源污染得到逐步控制的条件下，底泥中磷的释放被认为是许多湖泊富营养化发生的重要因素.因此，抑制底泥中的磷的释放是目前亟待解决的问题[2~5].其中，覆盖法是一种受到国内外广泛关注的底泥内源磷控制技术，即在底泥表面覆盖一层或多层覆盖层将底泥与上覆水物理性隔开，从而阻断内源磷进入上覆水的途径或者降低内源磷进入上覆水的量，进而达到抑制内源磷释放的目的[6~8]，但是，该方法也存在一定的缺陷，即覆盖会将底栖生物与上覆水隔绝，并显著消减溶解氧进入底泥的量，甚至阻断溶解氧进入底泥的途径，从而导致底泥内部出现缺氧甚至厌氧状态[9].厌氧会加速内源磷释放，由于释放的磷不能进入上覆水，其只能被覆盖材料吸附或者在间隙水中积累，导致其存在暴发性释放的趋势[10, 11].张亚雷等[12]对比研究了CaO2覆盖和混匀对内源磷释放的影响，发现前者更有利于抑制内源磷释放，而后者尽管初期抑制了内源磷释放，但后期则大量释放，甚至高于空白实验.然而，研究者并未分析间隙水中磷的变化情况，而这可能更好地解释两者对内源磷抑制效果的差别.因此，在考虑覆盖材料对磷的控制效果时，也不能忽视间隙水中磷含量的变化以及底泥中不同形态磷数量分布的变化.
净水污泥是指自来水厂在净水过程中将铝盐作为絮凝剂吸附水中污染物的副产物，含有丰富的铝、铁等化合物以及腐殖质、有机质和硅酸盐等物质，较多国内外研究都指出其对磷的吸附效果尤其显著[13~17].黄华山等[18]利用净水厂污泥覆盖控制底泥氮磷释放，祝成成等[19]利用净水污泥制备陶粒，研究其对水中磷的吸附效能，都取得了一定的成果.本文净水污泥经灼烧改性处理后作为覆盖材料，一是通过灼烧去除有机质，避免有机质对水体的污染，二是灼烧可以将净水污泥中的金属离子转化成稳定的金属氧化物，使其具有一定的氧化性[20~22].在投加方式上，本文对比了单纯的物理性覆盖与混匀 (灼烧净水污泥与表层污泥混合) 对外源磷吸附效果、持留效果及内源磷形态数量分布的影响, 以期为净水污泥资源化利用与水体内源磷控制提供理论依据与数据支持.
1 材料与方法 1.1 实验材料底泥采自苏州市学士河，利用进口大口径柱状采样器 (Rigo Co.直径110 mm，高500 mm) 于2016年7月采集，并现场切得表层5 cm的沉积物样品，装袋，立即用冰盒保存 (4℃) 送至实验室，同时采集采样点上覆水50 L.将采集的沉积物过孔径为1 mm的铁筛，对沉积物进行搅拌使其充分混匀，对上覆水和沉积物进行分析.实验用净水污泥采集于苏州某净水厂.实验材料理化性质见表 1.
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表 1 沉积物和上覆水的理化性质 Table 1 Physicochemical properties of sediments and overlying water |
1.2 样品制备
净水污泥经过干燥、磨碎、过100目筛网后备用.污泥灼烧在恒温条件下进行，首先将马福炉整定在固定温度550℃，然后放入盛装一定量底泥样品的坩埚，灼烧2.5 h后取出并冷却，放入干燥器中备用.
1.3 磷吸附实验实验用培养单元培养管构造见图 1，培养管材料为有机玻璃 (长40 cm，内径20 cm)，底部用橡胶塞密封；管壁留有安装Rhizon间隙水采样器 (Rhizon core solution sampler) 的小孔，使用前用疏水胶带密封.将采集的河道沉积物通过60目金属筛以除去其中的底栖生物和大颗粒物，将过筛后的沉积物混匀装入培养管中.在培养管中以不同方式加入灼烧后的净水污泥，具体实验分组及编号见表 2.
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图 1 实验培养管示意 Fig. 1 Experimental incubation tube |
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表 2 实验分组 Table 2 Situation of the experimental groups |
处理完后，用切片将底泥-水界面切成完全平整，然后将滤后的河道上覆水虹吸到底泥上，尽可能不扰动表层底泥，且保持底泥-水界面平整.将泥样柱上顶至适当位置, 使得采样孔位于底泥-水界面以下1.5 cm、2.5 cm处，分别采集1~2 cm和2~3 cm段的间隙水，将Rhizon间隙水采样管包扎生料带后，插入培养管壁预留的小孔中以保证完全密封，插入时注意采样管的水平.将3个培养管放在自然条件下，每天固定时间采取适量水样，每次采集水面以下5 cm处水样.采完水样，立即向烧杯中补充等量的河水.每3 d向上覆水中加入1 mL 1.25mg ·L-1的KH2PO4溶液 (以P计，人工配制)，目的是模拟外源磷的加入.间隙水DIP取样时，用2 mL注射器抽取1 mL间隙水，每隔3 d采集一次.该实验共进行30 d.
1.4 等温吸附实验烘干后的净水污泥和灼烧后的净水污泥分别编号TS1、TS2.在一系列100 mL锥形瓶中，加入0.5 g底泥样品和50 mL不同浓度的KH2PO4溶液，其初始浓度 (以P计) 分别为0、0.05、0.10、0.20、0.40、1.00、2.00、4.00、10.00、20.00、50.00、80.00 mg ·L-1，在 (25±1)℃下，恒温振荡至吸附平衡 (24 h)，离心 (3 500 r ·min-1，20 min)，抽滤，测定SRP浓度 (平衡浓度)，根据初始浓度与平衡浓度之差，计算底泥吸附SRP的量.
采用交叉型Langmuir等温吸附模型[23]对等温吸附实验数据进行拟合.
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式中，S：磷吸附量 (mg ·g-1)；Smax：磷吸附最大值 (mg ·g-1)；K：键能常数 (L ·mg-1)；EPC：磷平衡浓度 (mg ·L-1)；S0：初始状态下吸附的磷量 (mg ·g-1).
底泥磷平衡浓度 (EPC0) 是指底泥表面对溶液中磷没有吸附，同时也没有磷从底泥表面解吸下来，此时溶液中溶解性磷酸盐的浓度，计算公式如下：
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磷饱和度DPS (%) 可以通过Smax和S0计算，公式如下:
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上覆水中溶解氧 (DO) 和pH值分别通过便携式溶解氧测定仪 (HQ30d) 和数显pH计 (pHs-3TC) 测定.
底泥含水率测定采用105℃烘干8 h，烧失量 (LOI) 为对105℃烘干底泥在550℃灼烧2.5 h的质量损失[24].
TP：将水样用过硫酸钾消解后用钼锑抗分光光度法测定；DTP：将水样先过0.45 μm滤膜然用过硫酸钾消解后测定；DIP：将水样过0.45 μm滤膜后直接测定；PP：TP与DTP的差值.
磷赋存形态分类采用SMT法[25]，该法将磷形态分为4类：NH4Cl-P、Fe/Al-P、HCl-P、Res-P.每个实验3个平行，相对误差＜5%.
2 结果与讨论 2.1 净水污泥的等温吸附曲线图 2为灼烧前后净水污泥对磷的吸附等温线.
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图 2 净水污泥的等温吸附曲线 Fig. 2 Sorption isotherm for phosphorus on the sediments |
从图 2中可以看出，净水污泥灼烧后，对磷的吸附量显著增加.采用Langmuir公式对图 2数据进行了拟合，计算得到的Langmuir等温吸附方程参数值见表 3.从表 3还可看出，回归系数R2的值均高于0.95，说明Langmuir吸附曲线可以很好地拟合磷吸附曲线，因此用Langmuir吸附曲线拟合出的参数具有参考意义.
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表 3 净水污泥磷Langmuir吸附模型参数 Table 3 Langmuir parameters for phosphorus adsorption on the sediments by water purification sludge |
从表 3还可看出，净水污泥灼烧后，磷最大吸附量 (Smax) 达到了8.55 mg ·g-1，与未灼烧净水污泥相比，提高了43.7%.这主要是源于灼烧提高了单位质量污泥中金属氧化物的含量以及去除有机质后增加了比表面积.该值已经远远高于粉煤灰 (4.041 mg ·g-1)、炉渣 (1.276 mg ·g-1) 等废弃物[26]，但也低于镧改性沸石 (20.1 mg ·g-1)[27].与未灼烧净水污泥相比，灼烧后净水污泥的EPC0和DPS均明显降低，前者降低了69.1%，后者降低了54.4%.这对磷的吸附和持留具有重要意义，同时也说明了灼烧后净水污泥完全可以作为覆盖材料.
2.2 灼烧净水污泥的覆盖方式对外源磷吸附的影响将灼烧后的净水污泥以不同方式覆盖底泥，其对上覆水中外源磷的吸附效果见图 3.
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图 3 不同加入方式对磷的吸附效果 Fig. 3 Effect of WPS addition mode on phosphorus adsorption |
由图 3可以看出，在不断加入外源磷的情况下，3种工况上覆水中的DIP含量总体均呈上升趋势.其中，对照实验上覆水中DIP上升速度最快，并且其水平也明显高于覆盖和混匀实验.在第1~3 d，E1和E2上覆水DIP含量由初始值0.549 mg ·L-1分别下降至0.038 mg ·L-1和0.125 mg ·L-1，随后呈逐步上升趋势.尽管如此，两者上覆水中DIP浓度仍显著低于对照实验.假设水体中消失的DIP就是被表层底泥吸附 (E1中为灼烧净水污泥与原底泥混合物、E2中为灼烧净水污泥覆盖在底泥上、E3为原底泥)，则计算可知，E1、E2、E3中共消失9.79、10.25、5.97 mg (以DIP计)，似乎灼烧底泥覆盖更优于混匀，但实际上并非如此.对于覆盖实验而言，350 g灼烧底泥直接覆盖在原底泥上 (约1 cm厚)，直接与上覆水接触；相反，对于混匀而言，350 g灼烧底泥是与5 cm厚的原底泥相混合.因此，假定覆盖法中所有的灼烧净水污泥都起到了对磷吸附的作用，那么，单位净水污泥对磷的吸附量为0.028 mg ·g-1.对于混匀而言，表层的1 cm吸附材料是由灼烧净水污泥和原底泥组成的，根据混合比例，两者的量分别为70 g和100 g，则根据对照实验中原底泥对磷的吸附效果，计算出混匀实验中原底泥对上覆水中消失磷的吸附量，其余为灼烧净水污泥所吸附，因此，单位净水污泥对磷的吸附量为0.061 mg ·g-1.对比可知，混匀实验中灼烧净水污泥对磷的单位吸附量为覆盖实验中的2.2倍，而这还是没有考虑灼烧净水污泥因其较高含量的金属氧化物含量而对原底泥微环境的改造作用.其改造作用可能包括了氧化还原电位、pH值、有机质含量及结构等.原底泥的这些改变均有利于对磷的吸附.因此，灼烧净水污泥通过混匀方式加入，显著强化了底泥对磷的吸附能力.
2.3 净水污泥的不同加入方式对间隙水的影响尽管从上覆水中磷消失结果来看，覆盖和混匀对磷的总体吸附量几乎一致，前者还略好于后者，并且，在工程实施方面，前者还要更为简单.但是由于覆盖法通过物理性隔绝底泥与上覆水，则可能导致覆盖层下出现缺氧甚至厌氧环境，导致间隙水中磷含量明显变化，不利于对内源磷的固定[28].因此，对比两者对间隙水中磷含量的影响显得极为重要 (图 4).
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图 4 不同投加方式间隙水中的DIP含量 Fig. 4 DIP profiles in different WPS addition modes |
由图 4中可以看出：随着外源磷的加入，间隙水中DIP浓度均有所升高，特别是覆盖实验和对照实验，两者间隙水中DIP呈明显的上升趋势，而混匀实验中，间隙水中DIP升高幅度很小，并且，覆盖实验中间隙水中DIP含量明显高于混匀实验，在1~2 cm，覆盖实验间隙水中DIP含量是混匀实验的33.17倍 (28.97~53.60倍)；在2~3 cm内，则为7.72倍 (6.43~10.86倍).对于覆盖实验而言，1~2 cm内，DIP由4.717 mg ·L-1(0 d) 上升到10.867 mg ·L-1(30 d)，2~3 cm DIP则由5.725 mg ·L-1(0 d) 上升到8.687 mg ·L-1(30 d)；对于混匀实验，1~2 cm内，DIP由0.088 mg ·L-1(0 d) 上升到0.306 mg ·L-1(30 d)，2~3 cm DIP则由0.527 mg ·L-1(0 d) 上升到1.432 mg ·L-1(30 d).因此，如果对比不同加入灼烧净水污泥方式下间隙水中DIP含量变化规律则发现，覆盖实验中，2~3 cm间隙水内DIP浓度是1~2 cm的1.08倍 (平均值).这说明覆盖层下DIP浓度基本一致，这暗示了内源磷在这2层间的释放量一致或者磷在2层间的迁移更容易发生.推测可能是底泥微环境的氧化还原电位很低，并且在1~2 cm和2~3 cm两层间氧化还原电位基本一致，即明显的厌氧状态，从而导致内源磷在2层间的自由迁移，否则，在正常的大气复氧条件下[29, 30]，1~2 cm和2~3 cm内DIP浓度相差应该更大一些，由下向上的迁移也更难发生，即使发生，也需要更长的时间.而这在混匀实验中似乎可以得到验证.混匀实验中，2~3 cm间隙水内的DIP浓度是1~2 cm的4.63倍 (平均值)，在混匀实验中，由于1~2 cm和2~3 cm间隙水DIP浓度相差很大，暗示了表层 (1~2 cm) 氧化还原电位要高于2~3 cm，而这也符合常规的大气复氧条件[31].并且，在持续加入外源磷条件下，1~2 cm间隙水内DIP含量更低，也说明了经灼烧净水污泥改造后的表层底泥对磷具有更强的固定作用.这也间接说明了覆盖法确实导致了底泥内部形成厌氧环境，并出现DIP积累，甚至存在内源磷暴发性释放的趋势.
实验结束后，采用Unisense微电极[32~34]系统对底泥微环境进行了检测 (图 5).随着微电极从水相进入泥相, 氧浓度逐渐降低，E1(混匀) 和E2(覆盖) 在水相中的氧浓度相差不多，氧浓度分别为133.43 μmol ·L-1和144.39 μmol ·L-1，相较于对照实验 (E3水相中氧浓度为84.20 μmol ·L-1) 有较好的水平，但是在进入泥水界面后，E2与E3的变化趋势相同，但E1的好氧程度明显高于另外2组，溶解氧的渗透深度也高于另外2组，这也进一步说明了为何混匀条件下间隙水中DIP含量明显低于覆盖实验.
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图 5 不同加入方式氧剖面曲线 Fig. 5 O2 profiles in different WPS addition modes |
间隙水中DIP累积的发生过程可能是：虽然灼烧净水污泥的覆盖层对磷有较好的吸附效果，但仅仅是表层的吸附，并未对下层沉积物起到改造作用，而由于覆盖材料粒径较小 (100目筛)，导致溶解氧渗透过程被抑制，加剧了覆盖层以下底泥内部的厌氧状态.因此，在这种条件下，释放的内源磷被持留在间隙水中.此外，持续加入的外源磷除了被灼烧的净水污泥吸附外，其余则在浓度梯度作用下扩散至覆盖层以下，同内源磷一样被持留在间隙水中，进而导致间隙水中磷含量出现积累现象.可以预测，一旦覆盖层的阻隔能力降低，则间隙水DIP (10.867 mg ·L-1) 在浓度梯度作用下必定向上覆水 (1.035 mg ·L-1) 释放.相反在混匀实验中，由于灼烧后的净水污泥被混入表层5 cm底泥中，使得表层底泥的粒径并不一致，从而不会定溶解氧渗透产生抑制作用.此外，混入的净水污泥由于含有较高浓度的金属氧化物，则对原底泥的氧化还原电位等底泥微环境指标会发生改造，即增加底泥中好氧体积的比例.这有利于对磷的吸附和固定，并促进磷由易释放态转化为难释放态，因而磷更多地被吸附、固定在底泥上，而不是仅仅停留在间隙水中.因此，其发生内源磷暴发性释放的可能性要明显低于覆盖实验.
2.4 沉积物中不同形态磷变化规律加入净水污泥和加入方式的不同导致内源磷不同形态数量分布发生明显变化 (图 6)，易释放态磷和难释放态磷之间也发生了相互转化.
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图 6 0~4 cm底泥磷赋存形态数量分布和不同形态磷占总磷的百分比 Fig. 6 Distributions of phosphorus forms and percentage of different phosphorus forms of TP in the 0-4 cm sediment |
图 6(a)和图 6(b)显示，随着外源磷的加入，部分磷被表层底泥吸附，并迁移至底泥深处，在此过程中，形成了不同形态磷.从中看出，与对照实验相比，混匀和覆盖条件下，NH4Cl-P在0~2 cm和2~4 cm内增加量明显较低，2~4 cm内NH4Cl-P明显高于0~2 cm，这说明了外源磷可能发生了向下迁移.但基于间隙水中DIP变化规律 (图 4) 和底泥内部溶解氧变化规律 (图 5) 分析，在混匀条件下，外源磷更可能发生从上向下的迁移，但对于覆盖而言，更多的可能是内源磷释放，至少对于容易释放的NH4Cl-P并没有很好地转化成其他形态磷，因为覆盖条件下NH4Cl-P占总磷 (Tot-P)11.82%(平均值) 明显高于混匀 (7.66%, 平均值)，但两者均低于对照实验 (16.64%)[图 6(c)和图 6(d)].
对于Fe/Al-P而言，其厌氧条件下，也会发生释放. 图 6(a)显示，对照实验中Fe/Al-P (0~2 cm) 明显高于混匀和覆盖，然而，在6(b) 中，Fe/Al-P (2~4 cm) 在对照实验中也略高于混匀、覆盖，但幅度明显低于0~2 cm.通常，由于Fe/Al-P属于溶解性磷酸盐被铁或者铝金属氧化物吸附而形成，在灼烧净水污泥中，铁或者铝金属氧化物含量明显较高，但令人意外的是，Fe/Al-P含量却并不高，甚至低于Ca-P.此外，Li等[35]曾经发现，在无扰动状态下，外源磷更容易形成Fe/Al-P.在本文中，对照实验也证明了这一点，但为何混匀和覆盖灼烧净水污泥条件下，Fe/Al-P却并非是内源磷的主要形态.其原因可能是Fe/Al-P向其它形态磷 (如Ca-P) 发生了转化，0~2 cm，Ca-P占Tot-P分别为62.11%(混匀)、61.48%(覆盖)，而对照实验中，该值仅为34.91%，这说明了灼烧净水污泥的加入促进了Fe/Al-P向Ca-P的转化.其中，混匀条件下，这种转化幅度更大一些，可能是源于灼烧净水污泥对底泥微环境的改造作用 (如溶解氧渗透深度，图 5).对比混匀和覆盖条件下0~2 cm和2~4 cm Ca-P的增加量，可以发现，覆盖条件下2~4 cm Ca-P并未发生增加，与0~2 cm相比 (反而降低了6.1%)，相反在混匀条件下，Ca-P则增加了7.1%，两相对照，在覆盖条件下有更多的磷并未形成Ca-P，这可能归因于底泥内部厌氧环境的形成，抑制了从Fe/Al-P向Ca-P的转化，因为图 4间隙水中DIP在1~2 cm和2~3 cm几乎一致，而混匀条件下，后者则明显高于前者.
2.5 灼烧净水污泥的应用展望据本实验结果，从对外源磷的吸附、间隙水中磷的控制、底泥微环境的改造内源磷形态间的转化等方面来看，混匀方式均优于覆盖，但从工程实施难度和工程量来看，前者明显难于后者.因此，本研究认为混匀技术还是有应用前景的，即可以采用“注入灼烧净水污泥”的方法来代替混匀.如对于待修复的水体而言，根据待修复的底泥面积、体积、污染程度，计算应混入灼烧净水污泥的量，然后合理选择几个注入点，将净水污泥注入，利用灼烧净水污泥富含金属氧化物的特性对底泥微环境进行改造，从而达到混匀的目的.
3 结论(1) 净水污泥灼烧后，磷最大吸附量 (Smax) 由5.95 mg ·g-1(未灼烧) 提高至8.55 mg ·g-1，底泥磷平衡浓度 (EPC0) 由0.55 mg ·L-1(未灼烧) 降至0.17 mg ·L-1，磷饱和度 (DPS) 则由3.27%(未灼烧) 降至1.49%.
(2) 混匀和覆盖条件下，灼烧净水污泥对外源磷的吸附量分别为9.79、10.25 mg，远高于对照实验.如考虑接触几率，则混匀下灼烧净水污泥对外源磷的单位吸附量达到覆盖条件的2.3倍.并且，覆盖条件下间隙水中磷浓度远高于混匀条件，这与溶解氧渗透深度有关.
(3) 混匀条件下与覆盖相比，Ca-P占总磷百分比最高，说明混匀对底泥微环境的改造促进了NH4Cl-P和Fe/Al-P向Ca-P转化.
| [1] | 徐轶群, 熊慧欣, 赵秀兰. 底泥磷的吸附与释放研究进展[J]. 重庆环境科学, 2003, 25(11): 147–149. Xu Y Q, Xiong H X, Zhao L X. Advances of phosphorus absorption and release by sediment[J]. Chongqing Environmental Science, 2003, 25(11): 147–149. DOI: 10.3969/j.issn.1674-2842.2003.11.053 |
| [2] | Nijboer R C, Verdonschot P F M. Variable selection for modelling effects of eutrophication on stream and river ecosystems[J]. Ecological Modelling, 2004, 177(1-2): 17–39. DOI: 10.1016/j.ecolmodel.2003.12.050 |
| [3] | Chau K W, Jin H S. Two-layered, 2D unsteady eutrophication model in boundary-fitted coordinate system[J]. Marine Pollution Bulletin, 2002, 45(1-12): 300–310. DOI: 10.1016/S0025-326X(02)00096-6 |
| [4] | Kim L H, Choi E, Stenstrom M K. Sediment characteristics, phosphorus types and phosphorus release rates between river and lake sediments[J]. Chemosphere, 2003, 50(1): 53–61. DOI: 10.1016/S0045-6535(02)00310-7 |
| [5] | 秦伯强, 杨柳燕, 陈非洲, 等. 湖泊富营养化发生机制与控制技术及其应用[J]. 科学通报, 2006, 51(19): 2401–2412. Qin B Q, Yang L Y, Chen F Z, et al. Mechanism and control of lake eutrophication[J]. Chinese Science Bulletin, 2006, 51(19): 2401–2412. |
| [6] | Hart B, Roberts S, James R, et al. Use of active barriers to reduce eutrophication problems in urban lakes[J]. Water Science and Technology:A Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2003, 47(7-8): 157–163. |
| [7] | 胡小贞, 金相灿, 卢少勇, 等. 湖泊底泥污染控制技术及其适用性探讨[J]. 中国工程科学, 2009, 11(9): 28–33. Hu X Z, Jin X C, Lu S Y, et al. Techniques for sediment pollution control and discussion on the applicability in lakes of China[J]. Engineering Science, 2009, 11(9): 28–33. |
| [8] | 唐艳, 胡小贞, 卢少勇. 污染底泥原位覆盖技术综述[J]. 生态学杂志, 2007, 26(7): 1125–1128. Tang Y, Hu X Z, Lu S Y. In situ capping technology for remediation of contaminated sediment[J]. Chinese Journal of Ecology, 2007, 26(7): 1125–1128. |
| [9] | Fahrner S, Radke M, Karger D, et al. Organic matter mineralisation in the hypolimnion of an eutrophic Maar lake[J]. Aquatic Sciences, 2008, 70(3): 225–237. DOI: 10.1007/s00027-008-8008-2 |
| [10] | 孙慧卿, 王平, 江和龙. 不同模拟条件下太湖沉积物-水界面磷行为的研究[J]. 环境科学与技术, 2012, 35(5): 141–146. Sun H Q, Wang P, Jiang H L. Behavior of phosphorus in interface of sediment-overlying water in Taihu Lake under different simulative conditions[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 35(5): 141–146. |
| [11] | 丁艳青, 朱广伟, 秦伯强, 等. 波浪扰动对太湖底泥磷释放影响模拟[J]. 水科学进展, 2011, 22(2): 273–278. Ding Y Q, Zhu G W, Qin B Q, et al. Experimental study on the effect of wave disturbances on the phosphorus dynamics in shallow lakes[J]. Advances in Water Science, 2011, 22(2): 273–278. |
| [12] | 张亚雷, 章明, 李建华, 等. CaO2不同投加方式对底泥磷释放的抑制效果分析[J]. 环境科学, 2006, 27(11): 2188–2193. Zhang Y L, Zhang M, Li J H, et al. Effect on different adding means of calcium peroxide to control phosphorus release from sediment[J]. Environmental Science, 2006, 27(11): 2188–2193. DOI: 10.3321/j.issn:0250-3301.2006.11.009 |
| [13] | 帖靖玺, 赵莉, 张仙娥. 净水厂污泥的磷吸附特性研究[J]. 环境科学与技术, 2009, 32(6): 149–151, 164. Tie J X, Zhao L, Zhang X E. Phosphorus adsorption characteristics of waterworks sludge[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 32(6): 149–151, 164. |
| [14] | 方晖, 张易培, 陈丁丁, 等. 净水厂聚合氯化铝铁污泥对污水中磷的吸附作用[J]. 工业用水与废水, 2013, 44(3): 17–20. Fang H, Zhang Y P, Chen D D, et al. Adsorption performance of PAFC sludge from water purification plant on phosphorus in sewage[J]. Industrial Water & Wastewater, 2013, 44(3): 17–20. |
| [15] | Wang C H, Gao S J, Pei Y S, et al. Use of drinking water treatment residuals to control the internal phosphorus loading from lake sediments:laboratory scale investigation[J]. Chemical Engineering Journal, 2013, 225: 93–99. DOI: 10.1016/j.cej.2013.03.074 |
| [16] | Ippolito J A, Barbarick K A, Elliott H A. Drinking water treatment residuals:a review of recent uses[J]. Journal of Environmental Quality, 2011, 40(1): 1–12. DOI: 10.2134/jeq2010.0242 |
| [17] | Wang C H, Yuan N N, Pei Y S, et al. Aging of aluminum/iron-based drinking water treatment residuals in lake water and their association with phosphorus immobilization capability[J]. Journal of Environmental Management, 2015, 159: 178–185. DOI: 10.1016/j.jenvman.2015.04.047 |
| [18] | 黄华山, 杨志敏, 周真明, 等. 净水厂污泥覆盖控制底泥氮磷释放效果[J]. 华侨大学学报 (自然科学版), 2016, 37(3): 347–351. Huang H S, Yang Z M, Zhou Z M, et al. Efficiency of controlling nitrogen and phosphorus release from sediment using thin-layer capping with water treatment plant sludge[J]. Journal of Huaqiao University (Natural Science), 2016, 37(3): 347–351. |
| [19] | 祝成成, 王涌涛, 李大鹏. 净水污泥制备陶粒及其对废水中磷酸盐的吸附试验研究[J]. 苏州科技学院学报 (工程技术版), 2011, 24(4): 12–17. Zhu C C, Wang Y T, Li D P. Adsorption of phosphate from wastewater by ceramists from purified water's sludge[J]. Journal of University of Science and Technology of Suzhou (Engineering and Technology), 2011, 24(4): 12–17. |
| [20] | 刘丽娜, 孔海南, 吴德意, 等. 苏州河底泥中重金属的烧结无害化研究[J]. 中国环境科学, 2006, 26(5): 524–527. Liu L N, Kong H N, Wu D Y, et al. Studies on the detoxification of heavy metals by calcinations in Suzhou River sediment[J]. China Environmental Science, 2006, 26(5): 524–527. |
| [21] | 李大鹏, 句立展, 黄勇, 等. 灼烧对河道底泥中磷迁移转化特性的影响[J]. 中国给水排水, 2008, 24(11): 89–92. Li D P, Ju L Z, Huang Y, et al. Influence of ignition on migration and transformation of phosphorus in river sediments[J]. China Water & Wastewater, 2008, 24(11): 89–92. DOI: 10.3321/j.issn:1000-4602.2008.11.023 |
| [22] | 李大鹏, 黄勇, 李伟光. 底泥预处理对磷等温吸附特征及磷形态的影响[J]. 中国环境科学, 2007, 27(3): 346–351. Li D P, Huang Y, Li W G. Influence of different sediments pretreatment on phosphorus adsorption characteristics and phosphorus forms[J]. China Environmental Science, 2007, 27(3): 346–351. |
| [23] | Pan G, Krom M D, Herut B. Adsorption-desorption of phosphate on airborne dust and riverborne particulates in East Mediterranean seawater[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(16): 3519–3524. |
| [24] | 朱广伟, 秦伯强, 高光, 等. 灼烧对沉积物烧失量及铁、磷测定的影响[J]. 分析试验室, 2004, 23(9): 72–76. Zhu G W, Qing B Q, Gao G, et al. Effects of ignition on determination of loss on ignition, iron and phosphorus in sediments[J]. Chinese Journal of Analysis Laboratory, 2004, 23(9): 72–76. |
| [25] | Kim L H, Choi E, Gil K I, et al. Phosphorus release rates from sediments and pollutant characteristics in Han River, Seoul, Korea[J]. Science of the Total Environment, 2004, 321(1-3): 115–125. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2003.08.018 |
| [26] | 周光红. 几种固体废弃物吸附除磷性能及其机理探讨[D]. 大连: 大连理工大学, 2011. 29-30. Zhou G H. Study of the performance and mechanism of phosphorus adsorption with solid waste[D]. Dalian:Dalian University of Technology, 2011. 29-30. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10141-1011108739.htm |
| [27] | 李佳, 林建伟, 詹艳慧. 镧改性沸石活性覆盖控制重污染河道底泥溶解性磷酸盐和铵释放研究[J]. 环境科学, 2013, 34(11): 4266–4274. Li J, Lin J W, Zhan Y H. Evaluation of in situ capping with lanthanum-modified zeolite to control phosphate and ammonium release from sediments in heavily polluted river[J]. Environmental Science, 2013, 34(11): 4266–4274. |
| [28] | 王忍, 李勇, 李大鹏, 等. 河蚬或藻存在下组合扰动对内源磷迁移的影响[J]. 中国环境科学, 2016, 36(4): 1226–1234. Wang R, Li Y, Li D P, et al. Impacts of corbicula fluminea or algae under combined disturbance on internal phosphorus migration[J]. China Environmental Science, 2016, 36(4): 1226–1234. |
| [29] | 雒文生, 李莉红, 贺涛. 水体大气复氧理论和复氧系数研究进展与展望[J]. 水利学报, 2003, 34(11): 64–70. Luo W S, Li L H, He T. Advances and prospects in the research of water reaeration theory and reaeration coefficient[J]. Journal of Hydraulic Engineering, 2003, 34(11): 64–70. DOI: 10.3321/j.issn:0559-9350.2003.11.011 |
| [30] | 程香菊, 陈永灿, 袁丽蓉, 等. 水体大气复氧能力研究综述[J]. 科技导报, 2008, 26(17): 11. Cheng X J, Chen Y C, Yuan L R, et al. Review of research on reaeration ability in water-body[J]. Science & Technology Review, 2008, 26(17): 11. |
| [31] | 王乐. 波浪作用下水体复氧行为特性研究[D]. 青岛: 中国海洋大学, 2012. Wang L. Research on reoxygenation behavior characteristics of wave[D]. Qingdao:Ocean University of China, 2012. http://d.wanfangdata.com.cn/Thesis/Y2212374 |
| [32] | 许昆明, 胡融刚. 微电极技术在沉积物化学原位测量中的应用[J]. 地球科学进展, 2006, 21(8): 863–869. Xu K M, Hu R G. Microelectrodes for in situ chemical measurements in sediments[J]. Advances in Earth Science, 2006, 21(8): 863–869. |
| [33] | 王敬富, 陈敬安, 曾艳, 等. 微电极测量系统在湖泊沉积物-水界面生物地球化学过程研究中的应用[J]. 地球与环境, 2013, 41(1): 65–70. Wang J F, Chen J A, Zeng Y, et al. Application of microelectrode measurement system in research on biogeochemical processes across the water-sediment interface in Hongfeng Lake[J]. Earth and Environment, 2013, 41(1): 65–70. |
| [34] | 钱宝, 刘凌, 肖潇, 等. 环境微界面对湖泊内源磷释放的影响研究[J]. 水利学报, 2013, 44(3): 295–301. Qian B, Liu L, Xiao X, et al. The effect of environmental micro-interface on internal phosphorus release of the lake[J]. Journal of Hydraulic Engineering, 2013, 44(3): 295–301. |
| [35] | Li D P, Huang Y. Sedimentary phosphorus fractions and bioavailability as influenced by repeated sediment resuspension[J]. Ecological Engineering, 2010, 36(7): 958–962. DOI: 10.1016/j.ecoleng.2010.04.014 |