吳 曉 曾馨怡 羅 沛 劉 鋒 李寶珍 胡榮桂 肖潤(rùn)林 吳金水

(1.中國(guó)科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過(guò)程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，長(zhǎng)沙農(nóng)業(yè)環(huán)境觀測(cè)研究站，湖南 長(zhǎng)沙410125；2.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，湖北 武漢 430070；3.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)生物科學(xué)技術(shù)學(xué)院，湖南 長(zhǎng)沙 410128)

綠狐尾藻人工濕地底泥中磷形態(tài)分布特征研究*

吳 曉1,2曾馨怡1,3羅 沛1#劉 鋒1李寶珍1胡榮桂2肖潤(rùn)林1吳金水1

(1.中國(guó)科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過(guò)程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，長(zhǎng)沙農(nóng)業(yè)環(huán)境觀測(cè)研究站，湖南 長(zhǎng)沙410125；2.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，湖北 武漢 430070；3.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)生物科學(xué)技術(shù)學(xué)院，湖南 長(zhǎng)沙 410128)

構(gòu)建處理不同負(fù)荷養(yǎng)殖廢水的綠狐尾藻人工濕地，采集濕地表層(0～5cm)、中層(5～10cm)和底層(10～20cm)底泥樣品，測(cè)定TP及有機(jī)磷含量，并用五步化學(xué)分級(jí)提取法將無(wú)機(jī)磷逐級(jí)提取為水溶性磷、鋁結(jié)合態(tài)磷(Al-P)、鐵結(jié)合態(tài)磷(Fe-P)、閉蓄態(tài)磷(O-P)和鈣結(jié)合態(tài)磷(Ca-P)，對(duì)比了各形態(tài)無(wú)機(jī)磷水平和垂直分布差異。結(jié)果表明，綠狐尾藻人工濕地表層底泥TP質(zhì)量濃度在167～965mg/kg，其中有機(jī)磷占TP的66.0%(質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同)～79.2%。各形態(tài)無(wú)機(jī)磷的含量排序?yàn)椋篛-P>Fe-P>Ca-P>Al-P>可溶性磷。不同形態(tài)無(wú)機(jī)磷隨著底泥深度的增加變化不同，總體來(lái)看，從表層到中層，Al-P、Fe-P和Ca-P含量呈現(xiàn)降低趨勢(shì)，中層到底層無(wú)明顯變化規(guī)律；低負(fù)荷濕地中，O-P含量隨深度增加逐漸降低，而在中、高負(fù)荷濕地中O-P含量隨深度增加逐漸增加。相關(guān)分析結(jié)果顯示，Al-P、Fe-P、O-P含量與底泥pH和溶解性有機(jī)碳(DOC)呈顯著或極顯著正相關(guān)，說(shuō)明磷在底泥中的行為易受底泥pH和DOC影響。

磷形態(tài) 底泥 垂直分布 人工濕地 綠狐尾藻

近年來(lái)，隨著我國(guó)畜禽養(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展，越來(lái)越多的養(yǎng)殖廢水排放到臨近水體，對(duì)河流湖泊的水質(zhì)安全造成嚴(yán)重影響。養(yǎng)殖廢水COD、TP含量較高，常用的處理方法有活性污泥法、生物膜法、氧化溝和人工濕地法等[1]。其中，人工濕地建設(shè)費(fèi)用低廉、工藝簡(jiǎn)便，已廣泛用于生活污水、工業(yè)廢水的末端深度處理[2-3]。

人工濕地對(duì)廢水中磷的去除途徑主要包括底泥(基質(zhì))吸附、植物吸收等，其中底泥吸附和沉降是人工濕地除磷的最主要機(jī)制[4]?，F(xiàn)有的研究主要關(guān)注人工濕地底泥對(duì)TP的吸附和去除機(jī)制[5-7]，但TP并不能表征磷的生物有效性和移動(dòng)性[8-10]。不同形態(tài)的磷在不同環(huán)境底泥中的組成結(jié)構(gòu)不同，穩(wěn)定性也不同。高效江等[11]發(fā)現(xiàn)，長(zhǎng)江口潮灘表層底泥中磷的主要形態(tài)是無(wú)機(jī)磷，且鈣結(jié)合態(tài)磷(Ca-P)是最主要的無(wú)機(jī)磷形態(tài)。李紅芳等[12]研究了湖南長(zhǎng)沙開(kāi)慧河流域源頭區(qū)池塘底泥中無(wú)機(jī)磷的形態(tài)分布，發(fā)現(xiàn)金屬氧化物結(jié)合態(tài)磷是主要的賦存形式，占無(wú)機(jī)磷總量的68.5%(質(zhì)量分?jǐn)?shù))。本課題組在前期研究中發(fā)現(xiàn)，對(duì)濕地植物多次收割有利于提高人工濕地的除磷效果[13-14]，植物的生長(zhǎng)能夠改變濕地底泥中磷的形態(tài)特征[15]。因此，研究人工濕地底泥中磷的賦存形態(tài)，對(duì)于分析人工濕地對(duì)磷去除的強(qiáng)度、持久性及高效性等問(wèn)題具有關(guān)鍵作用。

本研究以處理養(yǎng)殖廢水的綠狐尾藻表面流人工濕地為研究對(duì)象，對(duì)比了不同進(jìn)水負(fù)荷下不同處理單元底泥中各形態(tài)磷的空間分布特征，并討論底泥特征與無(wú)機(jī)磷形態(tài)間的相關(guān)關(guān)系，以期揭示底泥中磷的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制，為強(qiáng)化表面流人工濕地除磷能力提供科學(xué)支撐。

1 材料與方法

1.1 人工濕地概況

本研究選用的濕地類(lèi)型為表面流人工濕地，設(shè)計(jì)有3級(jí)獨(dú)立的濕地單元(見(jiàn)圖1)，沿水流方向依次為一級(jí)、二級(jí)和三級(jí)濕地，每級(jí)濕地單元長(zhǎng)、寬、水深均為5.0、2.0、0.2 m，濕地底部填充當(dāng)?shù)厮就?，土壤基本性質(zhì)為pH 6.2、密度1.31 g/cm3。濕地內(nèi)種植綠狐尾藻(Myriophyllumaquaticum)，綠狐尾藻是一種多年生沉水或浮水植物，對(duì)氮、磷有較強(qiáng)的吸收能力。

人工濕地采用間歇式進(jìn)水方式，進(jìn)水量為180 L/d。試驗(yàn)共設(shè)3個(gè)處理組，分別為：(1)高負(fù)荷組，處理100.0%(體積分?jǐn)?shù)，下同)養(yǎng)殖廢水，該處理對(duì)應(yīng)的3級(jí)濕地單元分別命名為HW-1、HW-2、HW-3；(2)中負(fù)荷組，處理66.7%養(yǎng)殖廢水+33.3%清水，該處理對(duì)應(yīng)的3級(jí)濕地單元分別命名為MW-1、MW-2、MW-3；(3)低負(fù)荷組，處理33.3%養(yǎng)殖廢水+66.7%清水，該處理對(duì)應(yīng)的濕地單元分別命名為L(zhǎng)W-1、LW-2、LW-3。同時(shí)，設(shè)置空白對(duì)照組，處理100.0%清水，該處理對(duì)應(yīng)的濕地單元分別命名為FW-1、FW-2、FW-3。

圖1 綠狐尾藻人工濕地結(jié)構(gòu)Fig.1 Schematic diagram of the surface flow constructed wetlands

1.2 樣品采集

人工濕地穩(wěn)定運(yùn)行后，采集各濕地單元的底泥樣品，采樣方法如下：用不銹鋼采土器分別采集表層(0～5 cm)、中層(5～10 cm)、底層(10～20 cm)3個(gè)深度的底泥樣品，每個(gè)采樣點(diǎn)采集10個(gè)柱狀底泥樣混合均勻，采集后將樣品裝入聚乙烯塑料袋送至實(shí)驗(yàn)室中4 ℃冷藏保存。分析時(shí)，取出約100 g鮮樣用于含水量、溶解性總有機(jī)碳(DOC)的測(cè)定；余下樣品經(jīng)自然風(fēng)干后研磨并過(guò)100目篩裝入自封袋，置于陰涼干燥處保存。

1.3 分析測(cè)定方法

將0.25 g風(fēng)干底泥樣品稱入銀坩堝中加入數(shù)滴無(wú)水乙醇和2 g NaOH均勻覆蓋于樣品表面，置于馬弗爐中經(jīng)逐級(jí)升溫至720 ℃灼燒熔融20 min，冷卻后用水和稀硫酸溶解轉(zhuǎn)移，以鉬銻抗比色法測(cè)定TP含量；稱取1.00 g風(fēng)干底泥樣品于瓷坩堝中，在550 ℃灼燒1 h，另稱一份相同風(fēng)干底泥樣品不經(jīng)灼燒，隨后兩份樣品均用0.2 mol/L硫酸溶液洗滌測(cè)定TP含量，未灼燒樣與灼燒樣的差值即為有機(jī)磷含量；采用五步化學(xué)分級(jí)提取法將底泥中的無(wú)機(jī)磷分級(jí)提取為水溶性磷、鋁結(jié)合態(tài)磷(Al-P)、鐵結(jié)合態(tài)磷(Fe-P)、閉蓄態(tài)磷(O-P)和Ca-P共5種形態(tài)，提取步驟及測(cè)定方法參照文獻(xiàn)[16]；底泥有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法—外加熱法測(cè)定；底泥鮮樣中DOC用0.5 mol/L硫酸鉀溶液振蕩浸提后采用總有機(jī)碳分析儀測(cè)定；底泥pH使用酸度計(jì)在水土質(zhì)量比2.5∶1.0下測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

本研究中數(shù)據(jù)、圖表分析采用Excel 2003軟件完成，相關(guān)性分析采用SPSS軟件完成。

2 結(jié)果與討論

2.1 底泥中TP和有機(jī)磷的分布特征

人工濕地表層底泥理化指標(biāo)、TP和有機(jī)磷質(zhì)量濃度見(jiàn)表1。由表1可見(jiàn)，表層底泥中TP、有機(jī)磷質(zhì)量濃度分別為167～965、37～764 mg/kg，兩者均在FW-2、FW-3中含量最低，在HW-1中含量最高?？傮w看來(lái)，隨著進(jìn)水負(fù)荷的增加，各級(jí)濕地底泥中TP和有機(jī)磷含量逐漸增加。相同的進(jìn)水負(fù)荷下，底泥TP和有機(jī)磷含量在一、二、三級(jí)濕地中逐漸降低。3種進(jìn)水負(fù)荷下，一、二、三級(jí)濕地底泥有機(jī)磷占TP的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為75.7%～79.2%、67.3%～73.9%、66.0%～69.8%?？梢?jiàn)，有機(jī)磷占TP的比例隨水流方向逐漸降低，這可能與底泥的吸附、濕地植物綠狐尾藻和微生物對(duì)磷的轉(zhuǎn)化利用有關(guān)。

表1 表層底泥理化指標(biāo)和各形態(tài)無(wú)機(jī)磷質(zhì)量濃度1)

注：1)“-”表示低于檢出限。

2.2 底泥無(wú)機(jī)磷的空間分布特征

底泥中各形態(tài)無(wú)機(jī)磷質(zhì)量濃度見(jiàn)表1，其在無(wú)機(jī)磷中所占的質(zhì)量分?jǐn)?shù)見(jiàn)圖2?？傮w而言，5種形態(tài)無(wú)機(jī)磷含量的排序?yàn)镺-P>Fe-P>Ca-P>Al-P>水溶性磷。水溶性磷相對(duì)最低，占無(wú)機(jī)磷的1.0%左右。這與前人在Swarzewo濕地[17]及希臘Volvi河和Koronia河[18]底泥中水溶性磷占比偏低的研究結(jié)果一致。水溶性磷具有很高的生物可利用性，有利于植物吸收利用。本研究中人工濕地底泥水溶態(tài)磷的含量低，而且不受進(jìn)水濃度影響，這與水溶態(tài)磷能被綠狐尾藻的快速生長(zhǎng)所利用有關(guān)。Al-P、Fe-P也是生物可利用的磷，且當(dāng)環(huán)境條件合適時(shí)能與基質(zhì)中的OH-、陰離子有機(jī)配體和水溶性磷發(fā)生交換，特別是當(dāng)?shù)啄嗳毖鯐r(shí)，會(huì)釋放到水體中被植物體利用。底泥中Al-P、Fe-P分別占無(wú)機(jī)磷的0.9%～8.9%、28.0%～42.7%。除HW-2外，底泥Al-P含量隨著進(jìn)水負(fù)荷的增加而增加。O-P是底泥中無(wú)機(jī)磷的主要存在形態(tài)，占無(wú)機(jī)磷的34.8%～62.3%?？傮w看來(lái)，一、二級(jí)濕地O-P含量隨著進(jìn)水負(fù)荷的增加逐漸增加，而在三級(jí)濕地中該趨勢(shì)并不明顯。Ca-P屬于底泥惰性磷組分，是生物難利用性磷。本研究中底泥Ca-P僅占無(wú)機(jī)磷的5.5%～19.3%，各進(jìn)水負(fù)荷底泥Ca-P含量在一、二、三級(jí)濕地逐級(jí)遞減，其所占無(wú)機(jī)磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)也總體下降。

圖2 人工濕地表層底泥各形態(tài)無(wú)機(jī)磷的質(zhì)量分?jǐn)?shù)Fig.2 The relative abundance of inorganic phosphorus fractions in surface sediments

綠狐尾藻人工濕地底泥Ca-P不是主要的無(wú)機(jī)磷形態(tài)，這與大部分河流底泥中無(wú)機(jī)磷以Ca-P為主的結(jié)果不一致[19]。主要原因可能有：(1)進(jìn)入綠狐尾藻人工濕地的養(yǎng)殖廢水中Ca2+含量較低，同時(shí)底泥中原有的Ca2+含量本身也不高；(2)底泥的pH為弱酸性，不利于Ca-P的生成和穩(wěn)定；(3)其他形態(tài)無(wú)機(jī)磷向Ca-P轉(zhuǎn)化需要一定的時(shí)間，而本研究中的人工濕地正式運(yùn)行不到兩年。此外，人工濕地中綠狐尾藻的生長(zhǎng)對(duì)磷具有較高的吸收利用潛力，會(huì)改變各形態(tài)無(wú)機(jī)磷在底泥中的比例和轉(zhuǎn)化規(guī)律。本課題組前期研究發(fā)現(xiàn)，位于水面以上部分的綠狐尾藻單位干質(zhì)量中的含磷量在3.5～8.9 g/kg，以每年能收割綠狐尾藻的生物量(濕質(zhì)量計(jì))為13.0～32.8 kg/m2，則植物收割除磷量占人工濕地除磷總量的比例達(dá)2.1%～100.0%，不同負(fù)荷的處理單元差異顯著。

2.3 各形態(tài)無(wú)機(jī)磷的垂直分布

由于底泥中水溶性磷含量較低，以下僅對(duì)3個(gè)養(yǎng)殖廢水處理組底泥中的Al-P、Fe-P、O-P、Ca-P 進(jìn)行垂直分布分析，結(jié)果見(jiàn)圖3。由圖3(a)、圖3(b)可見(jiàn)，除LW-3的Al-P外，底泥中Al-P、Fe-P在表層到中層均呈降低趨勢(shì)，中層到底層變化無(wú)明顯規(guī)律；Al-P和Fe-P最大降幅均出現(xiàn)在HW-1，降幅分別達(dá)到53.9%、33.3%。Al-P、Fe-P在底泥中的垂向分布規(guī)律與底泥粒度、黏粒含量和氧化還原電位等環(huán)境因子有關(guān)。研究表明，底泥中溶解氧濃度從表層到中層逐漸降低，底泥的還原能力增強(qiáng)，Al-P、Fe-P易被還原溶解，逐漸轉(zhuǎn)化為其他形態(tài)無(wú)機(jī)磷[20]。另一方面，隨著深度的增加，非晶氧化物礦物逐步變得有序化，鐵氧化物和氫氧化物與磷結(jié)合能力逐漸減弱[21]，這可能導(dǎo)致了Fe-P含量在垂直方向隨深度增加而總體降低。

O-P作為一種穩(wěn)定態(tài)磷，是被束縛在硅酸晶格內(nèi)、外表包被著鐵氧化物膠膜的還原性磷酸鹽，短期內(nèi)很難分解，一般不參與濕地系統(tǒng)的磷循環(huán)過(guò)程。圖3(c)顯示了在低負(fù)荷的LW-1、LW-3中隨著垂直深度增加，O-P含量隨之降低；而在中、高負(fù)荷條件下，隨著深度的增加O-P含量逐漸增加，呈現(xiàn)與低負(fù)荷相反的變化規(guī)律，這可能與中高負(fù)荷濕地底泥的還原性更強(qiáng)有關(guān)。由圖3(d)可以看出，各濕地底泥表層Ca-P含量最高，底層與中層Ca-P含量變化規(guī)律不明顯，說(shuō)明Ca-P以底泥表面沉淀為主。

2.4 各形態(tài)無(wú)機(jī)磷與環(huán)境因子的關(guān)系

環(huán)境條件和底泥的理化性質(zhì)會(huì)影響各形態(tài)無(wú)機(jī)磷在底泥中的分布[22]。本研究?jī)H討論底泥pH、DOC和有機(jī)質(zhì)對(duì)各形態(tài)無(wú)機(jī)磷分布的影響，并討論各形態(tài)無(wú)機(jī)磷潛在的相互轉(zhuǎn)化關(guān)系。人工濕地底泥中各形態(tài)無(wú)機(jī)磷之間及其與底泥性質(zhì)的相關(guān)性分析結(jié)果見(jiàn)表2。由表2可見(jiàn)，底泥TP與pH、DOC極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與有機(jī)質(zhì)無(wú)顯著相關(guān)性(P>0.05)，表明底泥中的TP含量受底泥pH和DOC影響明顯，且TP在底泥中易與DOC結(jié)合。Al-P、O-P與底泥pH、DOC也呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，F(xiàn)e-P與底泥pH、DOC呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，而水溶性磷和Ca-P與底泥pH、DOC無(wú)顯著相關(guān)性(P>0.05)，說(shuō)明Al-P、Fe-P、O-P這3種形態(tài)無(wú)機(jī)磷更易受底泥pH和DOC含量的影響，底泥和水中的DOC能影響Al-P、Fe-P、O-P在底泥中的遷移轉(zhuǎn)化行為，決定磷在底泥的賦存形態(tài)。

圖3 各形態(tài)無(wú)機(jī)磷的垂向分布Fig.3 Vertical distribution of inorganic phosphorus fractions in sediment

指標(biāo)pHDOC有機(jī)質(zhì)TP水溶性磷Al-PFe-PO-PDOC0.820**有機(jī)質(zhì)-0.379-0.409TP0.844**0.729**-0.283水溶性磷-0.575-0.6000.458-0.609Al-P0.810**0.786**-0.1490.820**-0.497Fe-P0.627*0.617*-0.1580.704*-0.0130.858**O-P0.717**0.719**-0.3160.615*-0.705*0.622*0.295Ca-P-0.309-0.3460.293-0.3460.604-0.1740.202-0.700*

注：1)“*”表示顯著相關(guān)(P<0.05)；“**”表示極顯著相關(guān)(P<0.01)。

底泥中Al-P與Fe-P極顯著正相關(guān)(P<0.01)，這可能是底泥中鐵鋁化合物之間相互作用的結(jié)果。Al-P可以在一定條件下與Fe-P相互轉(zhuǎn)化，這是底泥與上覆水之間磷交換的重要形式。Fe-P受底泥氧化還原電位的影響顯著，底泥還原性越強(qiáng)，F(xiàn)e-P越容易釋放，底泥中的Fe-P含量就越低[23]。另一方面,膠體鋁在還原條件下可以將Fe(OH)3包裹的正磷酸鹽置換而從底泥釋放，同時(shí)鐵氧化物也能通過(guò)配位體交換影響Al-P行為。研究表明，Ca-P在弱堿性水環(huán)境中活性很低，不易受環(huán)境條件的影響。本研究中Ca-P僅與O-P呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)，說(shuō)明了Ca-P是比較穩(wěn)定的無(wú)機(jī)磷形態(tài)，不易受其他形態(tài)無(wú)機(jī)磷或者底泥性質(zhì)的影響，此外也暗示了O-P向Ca-P轉(zhuǎn)化的潛力。

研究表明，通過(guò)添加外源性碳源能提高聚磷菌對(duì)磷的固定從而改變磷在底泥中的形態(tài)，增加人工濕地除磷效率[24]；綠狐尾藻根系分泌物能提高底泥有機(jī)碳含量，增加底泥對(duì)磷的吸附能力[25]。本研究中底泥TP和Al-P、Fe-P、O-P 3種形態(tài)無(wú)機(jī)磷易受底泥DOC含量的影響，間接證實(shí)了添加外源性碳源也有利于各形態(tài)無(wú)機(jī)磷的轉(zhuǎn)化。此外，為了進(jìn)一步提高人工濕地對(duì)磷的去除效率，可通過(guò)外加碳源增加底泥及微生物對(duì)磷的吸附和固定，采用富含Al3+、Fe3+、Ca2+的吸附材料作為濕地基質(zhì)增強(qiáng)濕地對(duì)磷的吸附能力[26]，或在人工濕地系統(tǒng)前添加石灰增加Ca-P的沉淀[27]。

3 結(jié) 論

(1) 綠狐尾藻人工濕地表層底泥中TP在167～965 mg/kg，有機(jī)磷占TP的66.0%～79.2%；無(wú)機(jī)磷以O(shè)-P為主，不同形態(tài)無(wú)機(jī)磷總體呈O-P>Fe-P>Ca-P>Al-P>水溶性磷規(guī)律。

(2) 各形態(tài)無(wú)機(jī)磷隨著底泥深度的增加變化不同，總體來(lái)看，從表層到中層，Al-P、Fe-P和Ca-P含量呈現(xiàn)降低趨勢(shì)，中層到底層變化無(wú)明顯規(guī)律；在低負(fù)荷濕地中O-P含量隨深度增加逐漸降低，而在中、高負(fù)荷的濕地中隨深度增加逐漸增加。

(3) 相關(guān)性分析顯示，底泥TP、Al-P、Fe-P、O-P的含量與底泥pH和DOC呈顯著或極顯著正相關(guān)，說(shuō)明磷在底泥中的行為易受底泥pH和DOC的影響。Al-P與Fe-P含量呈極顯著正相關(guān)，說(shuō)明Al-P與Fe-P之間存在相互轉(zhuǎn)化的情況，Ca-P與O-P呈顯著負(fù)相關(guān)，說(shuō)明O-P有向Ca-P轉(zhuǎn)化的潛力。

[1] 陳蕊,高懷友,傅學(xué)起,等.畜禽養(yǎng)殖廢水處理技術(shù)的研究與應(yīng)用[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2006,25(增刊1):374-377.

[2] WU H M,ZHANG J,NGO H H,et al.A review on the sustainability of constructed wetlands for wastewater treatment: design and operation[J].Bioresource Technology,2015,175:594-601.

[3] 梁繼東,周啟星,孫鐵珩.人工濕地污水處理系統(tǒng)研究及性能改進(jìn)分析[J].生態(tài)學(xué)雜志,2003,22(2):49-55.

[4] 盧少勇,金相燦,余剛.人工濕地的磷去除機(jī)理[J].生態(tài)環(huán)境,2006,15(2):391-396.

[5] VYMAZAL J.Removal of nutrients in various types of constructed wetlands[J].Science of the Total Environment,2007,380(1/2/3):48-65.

[6] XU D F,XU J M,WU J J,et al.Studies on the phosphorus sorption capacity of substrates used in constructed wetland systems[J].Chemosphere,2006,63(2):344-352.

[7] TANNER C C,NGUYEN M L,SUKIAS J P S.Nutrient removal by a constructed wetland treating subsurface drainage from grazed dairy pasture[J].Agriculture,Ecosystems and Environment,2005,105(1):145-162.

[8] COELHO J P,FLINDT M R,JENSEN H S,et al.Phosphorus speciation and availability in intertidal sediments of a temperate estuary: relation to eutrophication and annual P-fluxes[J].Estuarine,Coastal and Shelf Science,2004,61(4):583-590.

[9] MAYNARD J J,O’GEEN A T,DAHLGREN R A.Bioavailability and fate of phosphorus in constructed wetlands receiving agricultural runoff in the San Joaquin Valley,California[J].Journal of Environmental Quality,2009,38(1):360-372.

[10] HOU L J,LIU M,YANG Y,et al.Phosphorus speciation and availability in intertidal sediments of the Yangtze Estuary,China[J].Applied Geochemistry,2009,24(1):120-128.

[11] 高效江,陳振樓,許世遠(yuǎn),等.長(zhǎng)江口濱岸潮灘沉積物中磷的環(huán)境地球化學(xué)特征[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2003,23(6):711-715.

[12] 李紅芳,劉鋒,楊鳳飛,等.農(nóng)業(yè)小流域源頭區(qū)池塘底泥磷形態(tài)和吸附特征[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào),2014,30(5):634-639.

[13] LUO P,LIU F,LIU X L,et al.Phosphorus removal from lagoon-pretreated swine wastewater by pilot-scale surface flow constructed wetlands planted withMyriophyllumaquaticum[J].Science of the Total Environment,2017,576:490-497.

[14] LIU F,ZHANG S N,WANG Y,et al.Nitrogen removal and mass balance in newly-formedMyriophyllumaquaticummesocosm during a single 28-day incubation with swine wastewater treatment[J].Journal of Environmental Management,2016,166:596-604.

[15] 劉晶晶,李敏,曲博,等.濕地挺水植物根系土壤中的磷形態(tài)變化與分析[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué),2013,33(11):2040-2046.

[16] 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].3版.北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社,2000.

[17] LAI D Y F.Phosphorus fractions and fluxes in the soils of a free surface flow constructed wetland in Hong Kong[J].Ecological Engineering,2014,73:73-79.

[18] KAISERLI A,VOUTSA D,SAMARA C.Phosphorus fractionation in lake sediments - Lakes Volvi and Koronia,N.Greece[J].Chemosphere,2002,46(8):1147-1155.

[19] 冀峰,王國(guó)祥,韓睿明,等.太湖流域農(nóng)村黑臭河流沉積物中磷形態(tài)的垂向分布特征[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2016,36(1):55-63.

[20] 林悅涓.東湖沉積物及上覆水體氮磷形態(tài)分布特征[D].武漢:武漢大學(xué),2005.

[21] 潘成榮,汪家權(quán),鄭志俠,等.巢湖沉積物中氮與磷賦存形態(tài)研究[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào),2007,23(1):43-47.

[22] LINQUIST B A,RUARK M D,HILL J E.Soil order and management practices control soil phosphorus fractions in managed wetland ecosystems[J].Nutrient Cycling in Agroecosystems,2011,90(1):51-62.

[23] TUSZYNSKA A,KOLECKA K,QUANT B.The influence of phosphorus fractions in bottom sediments on phosphate removal in semi-natural systems as the 3rd stage of biological wastewater treatment[J].Ecological Engineering,2013,53:321-328.

[24] 譚洪新,劉艷紅,周琪,等.添加碳源對(duì)潛流+表面流組合濕地脫氮除磷的影響[J].環(huán)境科學(xué),2007,28(6):1209-1215.

[25] LIU F,XIAO R,WANG Y,et al.Effect of a novel constructed drainage ditch on the phosphorus sorption capacity of ditch soils in an agricultural headwater catchment in subtropical central China[J].Ecological Engineering,2013,58:69-76.

[26] 李曉東,孫鐵珩,李海波,等.人工濕地的磷去除機(jī)理[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2007,27(3):1226-1232.

[27] PRADHAN S K,MIKOLA A,VAHALA R.Nitrogen and phosphorus harvesting from human urine using a stripping,absorption,and precipitation process[J].Environmental Science and Technology,2017,51(9):5165-5171.

Distributionofphosphorusfractionationsinsedimentsofsurface-flowconstructedwetlandsplantedwithMyriophyllumaquaticum

WUXiao1,2,ZENGXinyi1,3,LUOPei1,LIUFeng1,LIBaozhen1,HURonggui2,XIAORunlin1,WUJinshui1.

(1.ChangshaResearchStationforAgricultural&EnvironmentalMonitoring,KeyLaboratoryofAgro-ecologicalProcessesinSubtropicalRegion,InstituteofSubtropicalAgriculture,ChineseAcademyofSciences,ChangshaHunan410125;2.CollegeofResourcesandEnvironment,HuazhongAgriculturalUniversity,WuhanHubei430070;3.CollegeofBioscienceandBiotechnology,HunanAgriculturalUniversity,ChangshaHunan410128)

The surface-flow constructed wetland planted withMyriophyllumaquaticumwas established to treat livestock wastewater of different loads. The surface (0-5 cm),middle (5-10 cm) and bottom (10-20 cm) layer sediments were collected,and total phosphorus (TP) and organic phosphorus in these sediments samples were analyzed. The inorganic phosphorus was divided into soluble phosphorus,aluminum bound phosphorus (Al-P),iron bound phosphorus (Fe-P),occluded phosphorus (O-P) and calcium bound phosphorus (Ca-P) using the 5 steps chemical fractionation method. The horizontal and vertical distribution of inorganic phosphorus fractionations were analyzed and compared. The results showed that the contents of TP in the surface sediments ranged from 167 to 965 mg/kg,and organic phosphorus accounted for 66.0%-79.2% of TP concentration. The order of the average contents of inorganic phosphorus forms was O-P>Fe-P>Ca-P>Al-P>soluble phosphorus. The forms of inorganic phosphorus varied with the depth of sediments. Generally，Al-P,Fe-P and Ca-P contents decreased from surface sediment to middle layer sediment,while there was obvious changing rule from middle layer to bottom layer sediment. O-P contents gradually reduced in the light loaded constructed wetlands but increased in the medium and high loaded constructed wetlands. The correlation analysis showed that the concentrations of Al-P,Fe-P and OP had a significant or highly significant positive correlation with sediment pH and dissolved organic carbon,suggesting that the three forms of phosphorus were susceptible with sediment pH and dissolved organic carbon.

phosphorus fractionation； sediment； vertical distribution； constructed wetland；Myriophyllumaquaticum

10.15985/j.cnki.1001-3865.2017.10.008

吳 曉，男，1991年生，碩士研究生，主要從事土壤環(huán)境與農(nóng)業(yè)生態(tài)方面的研究。#

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*國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(No.2016YFE0101100)；中國(guó)科學(xué)院先導(dǎo)專(zhuān)項(xiàng)(No.XDB15020401)。

2017-02-18)