杜鵬睿 劉云根,2 楊思林,2# 王 妍,2 龔云輝

(1.西南林業(yè)大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，云南 昆明 650224；2.云南省山地農(nóng)村生態(tài)環(huán)境演變與污染治理重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，云南 昆明 650224)

我國(guó)農(nóng)村居民生產(chǎn)生活污水排放受監(jiān)管較少，污水或垃圾滲出液混流匯入農(nóng)村溝渠，導(dǎo)致溝渠水體磷污染問(wèn)題嚴(yán)重[1-2]。劉曉慧[3]對(duì)安徽省多個(gè)農(nóng)村產(chǎn)生的污水進(jìn)行為期1年的監(jiān)測(cè)，TP質(zhì)量濃度在0.80～57.50 mg/L；廖日紅等[4]對(duì)北京市農(nóng)村污水進(jìn)行調(diào)查統(tǒng)計(jì)，TP質(zhì)量濃度在2.10～5.80 mg/L，均超過(guò)《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838—2002)Ⅴ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)限值(0.40 mg/L)。余浩[5]研究發(fā)現(xiàn)，農(nóng)村村落地表徑流和生活污水對(duì)下游水體磷污染的貢獻(xiàn)率為29%，是下游水體磷污染的主要污染源。農(nóng)村污水直接排放不僅影響農(nóng)村生態(tài)環(huán)境，而且會(huì)造成下游河流、水塘水體磷污染。

近年來(lái)，關(guān)于水體擾動(dòng)導(dǎo)致底泥內(nèi)源磷遷移轉(zhuǎn)化的研究多集中在我國(guó)大型淺水湖泊上[6-8]，而以農(nóng)村溝渠底泥內(nèi)源磷為對(duì)象，分析農(nóng)村溝渠底泥磷在水體磷污染及水體擾動(dòng)下遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究較少。為保護(hù)高原山地農(nóng)村下游河流、湖泊的水質(zhì)，探析農(nóng)村溝渠底泥內(nèi)源磷釋放的規(guī)律及其對(duì)水域的風(fēng)險(xiǎn)至關(guān)重要。本研究以高原山地不同類(lèi)型農(nóng)村污水為基礎(chǔ)[9]，采集典型畜禽養(yǎng)殖型農(nóng)村溝渠底泥開(kāi)展室內(nèi)模擬試驗(yàn)，探討在水體不同磷污染水平下，農(nóng)村溝渠底泥磷的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，研究結(jié)果可為進(jìn)一步治理農(nóng)村環(huán)境、下游水體富營(yíng)養(yǎng)化提供理論依據(jù)和參考。

1 材料與方法

1.1 供試底泥

供試溝渠底泥取自云南省昆明市某村(102°89′E，25°11′N(xiāo))出村匯流溝渠，溝渠中無(wú)植物生長(zhǎng)，側(cè)面與底部均為混凝土鑄成，溝渠寬40 cm，深60 cm，底泥垂直深度約為12 cm。取表層(0～3 cm)底泥112.50 kg(以濕質(zhì)量計(jì))，將底泥樣品采回后經(jīng)過(guò)水泥混凝土攪拌機(jī)攪拌均勻備用。通過(guò)粒度分析儀分析，底泥中粒徑在2～20 μm的顆粒占72.5%(質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同)，粒徑在20～2 000 μm的顆粒占27.5%。

1.2 試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)采用室內(nèi)模擬的方式在自制模擬溝渠中開(kāi)展，試驗(yàn)裝置由直徑160 mm聚氯乙烯(PVC)管、小型水泵、蓄水池、調(diào)節(jié)閥、浮子流量計(jì)、可調(diào)節(jié)鴨嘴噴頭及網(wǎng)紗等構(gòu)成。小型水泵可使水體持續(xù)循環(huán)流動(dòng)，調(diào)節(jié)閥用于調(diào)節(jié)水體擾動(dòng)幅度，浮子流量計(jì)顯示水體流量水平，可調(diào)節(jié)鴨嘴噴頭用來(lái)調(diào)節(jié)水流使布水均勻，網(wǎng)紗用于攔截水體流動(dòng)對(duì)表層底泥的沖刷。模擬溝渠長(zhǎng)1.00 m，實(shí)際鋪設(shè)底泥橫截面寬度0.10 m，故模擬溝渠中水體與底泥接觸面積為0.10 m2。溝渠裝置結(jié)構(gòu)見(jiàn)圖1。

圖1 溝渠裝置Fig.1 Schematic of the ditch device

將約7.50 kg攪拌均勻的底泥平鋪到模擬溝渠中，將底泥靜置沉降24 h以抑制水體對(duì)底泥的沖刷，將15 L模擬磷污染水體注于蓄水池中并做好液面標(biāo)記，因試驗(yàn)周期較長(zhǎng)水分存在略微蒸發(fā)，定期注入適量去離子水于標(biāo)記液面處，以保證試驗(yàn)精確，通過(guò)調(diào)節(jié)閥和浮子流量計(jì)控制水體擾動(dòng)強(qiáng)度為15 L/h。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)分為靜態(tài)試驗(yàn)和擾動(dòng)試驗(yàn)，試驗(yàn)設(shè)計(jì)方案見(jiàn)表1。模擬磷污染水體由K2HPO4配置，調(diào)節(jié)TP質(zhì)量濃度分別為0、5、10、20 mg/L，每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)。

表1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)Table 1 The test design

1.4 樣品采集及試驗(yàn)方法

試驗(yàn)周期為30 d，隔5 d采集水樣100 mL，采樣后24 h內(nèi)測(cè)定溶解氧(DO)、TP。隔5 d采集表層1 cm處底泥樣品1.50 g，置于陰涼處晾干，去除雜質(zhì)與砂粒，研磨后過(guò)100目篩。

水樣DO采用HACH便攜式儀器測(cè)定，水樣TP采用過(guò)硫酸鉀紫外分光光度法測(cè)定；底泥TP采用過(guò)硫酸鉀消解—鉬酸銨分光光度法測(cè)定；底泥磷形態(tài)采用分級(jí)連續(xù)浸提法測(cè)定，該方法可將底泥中的無(wú)機(jī)磷(IP)提取出4種形態(tài)，分別為弱吸附態(tài)磷(Labile-P)、可還原態(tài)磷(RSP)、鐵鋁結(jié)合態(tài)磷(Fe/Al-P)、鈣結(jié)合態(tài)磷(Ca-P)。供試底泥TP與4種形態(tài)的IP質(zhì)量濃度見(jiàn)表2。

表2 供試底泥TP及不同形態(tài)IP的質(zhì)量濃度Table 2 Mass concentration of TP and different IP forms of the tested soil

1.5 數(shù)據(jù)處理

底泥磷釋放通量[10]的計(jì)算見(jiàn)式(1)：

(1)

式中：r為底泥磷釋放通量，mg/(m2·d)，r為正時(shí)表示磷由底泥釋放進(jìn)入水體，r為負(fù)時(shí)表示磷由水體釋放進(jìn)入底泥；V為溝渠水體體積，L；Cn、C0、Cj-1分別為第n次、初始和j-1次采樣時(shí)水體TP質(zhì)量濃度，mg/L；Vs為水樣體積，L；Ca為補(bǔ)給水(即去離子水)中TP質(zhì)量濃度，mg/L；A為溝渠中水體與底泥接觸面積，m2；t為底泥釋放時(shí)間，d。

底泥吸附效率[11]計(jì)算見(jiàn)式(2)：

馬鈴薯是我國(guó)種植范圍十分廣泛的農(nóng)作物，尤其在北方部分地區(qū)以馬鈴薯為支柱作物之一。馬鈴薯不僅是世界第四大類(lèi)糧食作物，還是營(yíng)養(yǎng)豐富的蔬菜作物，其含有大量的蛋白質(zhì)、礦物質(zhì)、維生素等，因此研究馬鈴薯高產(chǎn)栽培技術(shù)具有重要的意義。為指導(dǎo)馬鈴薯的科學(xué)種植，從土地準(zhǔn)備、種薯準(zhǔn)備、播種、田間管理及病蟲(chóng)害防治等方面介紹了馬鈴薯高產(chǎn)栽培技術(shù)要點(diǎn)。

β=(C0-C30)/C0×100%

(2)

式中：β為底泥磷吸附效率，%；C30為試驗(yàn)第30天水樣TP質(zhì)量濃度，mg/L。

若β隨水體TP初始濃度升高而降低，則底泥吸附磷的過(guò)程屬于化學(xué)吸附；反之，若β隨水體TP初始濃度升高而增加，則底泥吸附磷的過(guò)程屬于物理吸附。

水體TP濃度與底泥TP、不同形態(tài)IP含量間相關(guān)性分析采用SPSS Pearson相關(guān)分析法。

1.6 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法

1.6.1 單因子污染指數(shù)法

采用單因子污染指數(shù)法評(píng)價(jià)農(nóng)村溝渠底泥磷污染風(fēng)險(xiǎn)，單因子污染指數(shù)計(jì)算見(jiàn)式(3)：

S=C/Cs

(3)

式中：S為單因子污染指數(shù)；C為評(píng)價(jià)因子的實(shí)測(cè)值，g/kg；Cs為評(píng)價(jià)因子的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值，g/kg，本研究取加拿大安大略省環(huán)境和能源部發(fā)布的底泥TP標(biāo)準(zhǔn)限值(2.00 g/kg)[12]。

底泥單因子污染指數(shù)評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)見(jiàn)表3。

表3 底泥單因子污染指數(shù)評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)Table 3 The evaluation standard of single factor pollution index for sediments

1.6.2 淡水水生環(huán)境底泥質(zhì)量指導(dǎo)值

溝渠屬于濕地生態(tài)系統(tǒng)水域類(lèi)，與湖泊、河流、水庫(kù)等平級(jí)且存在大量貝類(lèi)等底棲動(dòng)物，故采用淡水水生環(huán)境底泥質(zhì)量指導(dǎo)值(CCME)評(píng)價(jià)底泥中TP質(zhì)量濃度的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[13]。底泥TP的最低效應(yīng)水平(LEL)為0.60 g/kg，是多數(shù)底棲動(dòng)物的耐受含量；底泥TP的最高效應(yīng)水平(SEL)為2.00 g/kg，會(huì)對(duì)底棲動(dòng)物產(chǎn)生不利影響。當(dāng)?shù)啄郥P低于LEL時(shí)無(wú)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；當(dāng)?shù)啄郥P含量在LEL與SEL之間時(shí)具有較低生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；當(dāng)?shù)啄郥P含量高于SEL時(shí)則具有較高生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同磷污染水體的底泥磷釋放通量

不同磷污染水體在靜態(tài)、擾動(dòng)試驗(yàn)中底泥磷釋放通量變化見(jiàn)表4，水體DO變化見(jiàn)表5。當(dāng)水體TP質(zhì)量濃度為0 mg/L，靜態(tài)及擾動(dòng)試驗(yàn)中底泥磷釋放通量均為正，底泥磷釋放進(jìn)入水體，底泥表現(xiàn)為磷源。靜態(tài)試驗(yàn)中，試驗(yàn)進(jìn)行到第5天后水體DO降至在2 mg/L以下，為低DO環(huán)境，DO過(guò)低會(huì)使Fe3+還原為Fe2+，膠體狀Fe(OH)3和Fe(OOH)膠膜還原溶解，導(dǎo)致吸附在膠體上和膠膜內(nèi)的磷釋放進(jìn)入間隙水，進(jìn)而向溝渠水體擴(kuò)散，同時(shí)厭氧微生物對(duì)磷的需求量較少，導(dǎo)致底泥磷釋放[14]。擾動(dòng)試驗(yàn)初期，由于水體擾動(dòng)的緣故，水體-底泥接觸界面面積增大，加快底泥磷向水體的擴(kuò)散，但水體DO>4.00 mg/L，屬于好氧環(huán)境，這一方面促進(jìn)Fe3+與磷酸鹽形成不溶的磷酸鐵，另一方面有機(jī)質(zhì)好氧分解成有機(jī)膠體，并以膠膜形態(tài)覆在無(wú)機(jī)物固體表面，這在一定程度上抑制了底泥磷釋放[15]，導(dǎo)致擾動(dòng)試驗(yàn)的底泥磷釋放通量低于靜態(tài)試驗(yàn)。

表4 不同磷污染水體的底泥磷釋放通量變化Table 4 Variation of phosphorus release flux in sediments under different phosphorus polluted water mg/(m2·d)

表5 不同磷污染水體的DO變化Table 5 DO variation of different phosphorus polluted water mg/L

當(dāng)水體TP為5、10、20 mg/L時(shí)，靜態(tài)試驗(yàn)底泥磷釋放通量平均值依次為-15.22、-44.14、-109.62 mg/(m2·d)，即底泥為磷匯，吸附水體中的磷；擾動(dòng)試驗(yàn)底泥磷釋放通量的平均值依次為-33.10、-73.04、-139.68 mg/(m2·d)。靜態(tài)與擾動(dòng)試驗(yàn)的底泥磷釋放通量均隨水體TP濃度的增加而降低，這是因?yàn)樗wTP濃度升高導(dǎo)致水體-底泥界面磷的濃度梯度增大，加大了水體與底泥表面顆?？障堕g磷的傳遞過(guò)程，導(dǎo)致底泥磷吸附量增加，釋放通量降低[16]，這與李彬等[17]發(fā)現(xiàn)的底泥磷吸附量隨著磷輸入量的升高而顯著增加的規(guī)律相同。擾動(dòng)試驗(yàn)中，底泥磷平均釋放通量低于靜態(tài)試驗(yàn)，表明水體擾動(dòng)會(huì)促進(jìn)底泥對(duì)水體磷的吸附。分析原因，擾動(dòng)試驗(yàn)水體DO質(zhì)量濃度在4～8 mg/L，處于好氧環(huán)境，有助于磷與底泥中含鐵氧化物結(jié)合，并以磷酸鐵等形式沉積[18]，這與向速林等[19]的研究結(jié)果一致。隨水體初始TP濃度的增大及試驗(yàn)時(shí)間的延長(zhǎng)，底泥釋放通量絕對(duì)值逐漸減小并趨于穩(wěn)定，這是因?yàn)殡S著水體中的磷不斷向底泥傳遞，水體與底泥間的磷濃度梯度逐漸減小，抑制了磷從水體向底泥的進(jìn)一步傳遞。底泥對(duì)水體中磷的吸附會(huì)導(dǎo)致磷在底泥大量累積，使溝渠底泥磷污染風(fēng)險(xiǎn)增加。

2.2 不同磷污染水體對(duì)底泥TP的影響及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

由圖2可見(jiàn)，水體TP為0 mg/L時(shí)，靜態(tài)及擾動(dòng)試驗(yàn)中溝渠底泥中的TP向水體釋放，底泥TP含量總體下降，試驗(yàn)第30天底泥TP分別下降了0.14、0.08 g/kg。擾動(dòng)試驗(yàn)水體DO較高，好氧環(huán)境抑制底泥磷釋放導(dǎo)致溝渠底泥TP含量總體高于靜態(tài)試驗(yàn)。

圖2 不同磷污染水體的底泥TP變化Fig.2 Variation of sediments TP under different phosphorus polluted water

隨水體TP濃度增大，靜態(tài)及擾動(dòng)試驗(yàn)溝渠底泥TP濃度隨之增加。水體TP為5、10 mg/L時(shí)，靜態(tài)試驗(yàn)與擾動(dòng)試驗(yàn)底泥TP含量差異相對(duì)較??；而水體TP為20 mg/L時(shí)，擾動(dòng)試驗(yàn)溝渠底泥TP含量明顯高于靜態(tài)試驗(yàn)。

不同磷污染水體下，溝渠底泥TP的單因子污染指數(shù)變化見(jiàn)表6。靜態(tài)試驗(yàn)與擾動(dòng)試驗(yàn)溝渠底泥TP的單因子污染指數(shù)總體均隨水體初始TP的升高而增大。水體初始TP為20 mg/L時(shí)，擾動(dòng)試驗(yàn)溝渠底泥的單因子污染指數(shù)出現(xiàn)≥1的情況，為中度污染；其余情況下，溝渠底泥TP的單因子污染指數(shù)均在0.50～<1.00，為輕度污染，對(duì)環(huán)境具有潛在危害。底泥TP的含量水平?jīng)Q定了其對(duì)底棲生物的危害程度，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果顯示，底泥TP含量總體在LEL與SEL之間，會(huì)對(duì)溝渠底棲動(dòng)物如貝類(lèi)等產(chǎn)生較低生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

表6 不同磷污染水體底泥TP的單因子污染指數(shù)變化Table 6 TP single factor pollution index of sediment under different phosphorus polluted water

2.3 不同磷污染水體中底泥IP形態(tài)的變化

不同磷污染水體中底泥IP形態(tài)的變化見(jiàn)表7。水體TP為0 mg/L時(shí)，靜態(tài)試驗(yàn)結(jié)束后底泥Labile-P、RSP、Fe/Al-P分別下降9.14、17.86、15.52 mg/kg，而Ca-P上升19.20 mg/kg；擾動(dòng)試驗(yàn)結(jié)束后，底泥Labile-P、Ca-P分別下降2.39、15.53 mg/kg，RSP、Fe/Al-P分別提高97.51、237.63 mg/kg。Labile-P活性較高，易受水體擾動(dòng)而釋放。靜態(tài)試驗(yàn)水體DO濃度低，RSP易受氧化還原電位及DO等環(huán)境因子影響而釋放，當(dāng)水體呈低DO狀態(tài)時(shí)，F(xiàn)e/Al-P釋放以離子交換為主，OH-與Fe/Al-P中的磷酸鹽發(fā)生交換，F(xiàn)e/Al-P的Fe(OH)3保護(hù)層轉(zhuǎn)化為Fe(OH)2溶解釋放。擾動(dòng)試驗(yàn)中，Ca-P的釋放是因?yàn)榈啄嘣诟吡妆尘跋?，異養(yǎng)細(xì)菌溶解礦物中的磷酸鈣[20]。

表7 不同磷污染水體底泥中各形態(tài)IP質(zhì)量濃度變化Table 7 Changes of different IP forms under different phosphorus polluted water

靜態(tài)試驗(yàn)中Labile-P含量均有降低，而RSP、Fe/Al-P、Ca-P含量總體隨水體初始TP濃度升高而增加，該規(guī)律與劉焱見(jiàn)等[21]等的研究結(jié)果相同。擾動(dòng)試驗(yàn)底泥Labile-P呈波動(dòng)變化，RSP、Fe/Al-P含量總體隨水體TP濃度升高而增加，Ca-P含量則均有降低。Labile-P活性較高，與Fe/Al-P、RSP、Ca-P呈負(fù)相關(guān)(p<0.05)，易釋放或向其他結(jié)合態(tài)磷轉(zhuǎn)化和分配。RSP、Fe/Al-P含量增多，一方面是由Labile-P轉(zhuǎn)化而來(lái)，另一方面受水體外源磷輸入影響。RSP受氧化還原條件影響強(qiáng)烈，靜態(tài)試驗(yàn)中，RSP含量上升可能緣于底泥厭氧引起的磷擴(kuò)散釋放，磷在向表層遷移過(guò)程中被表層的鐵氧化物捕獲，從而引起RSP在底泥表層富集[22]，而擾動(dòng)試驗(yàn)水體為好氧狀態(tài)，可促進(jìn)RSP含量累積。擾動(dòng)試驗(yàn)中底泥Fe/Al-P含量增多，一方面Labile-P與Fe/Al-P呈負(fù)相關(guān)，存在遷移轉(zhuǎn)化[23]，另一方面水體擾動(dòng)導(dǎo)致DO濃度增加，使表層底泥被氧化，水體中可溶性磷被Fe(OH)3吸附而逐漸沉降，導(dǎo)致底泥Fe/Al-P含量增加并高于靜態(tài)試驗(yàn)[24]。靜態(tài)試驗(yàn)底泥Ca-P含量上升受Labile-P遷移轉(zhuǎn)化與水體TP濃度增大影響，而擾動(dòng)試驗(yàn)促使底泥中的Ca2+向水體或懸浮物轉(zhuǎn)移，Ca2+與磷酸鹽的接觸幾率增加[25]，導(dǎo)致擾動(dòng)試驗(yàn)底泥Ca-P含量下降。

擾動(dòng)試驗(yàn)中底泥4種形態(tài)IP總量高于靜態(tài)試驗(yàn)，這是因?yàn)樗w擾動(dòng)通過(guò)影響水體DO、底泥顆粒物懸浮從而產(chǎn)生混凝作用，有助于吸附水體可溶性磷，使水體中的磷濃度降低并向底泥遷移沉積，促進(jìn)了底泥對(duì)外源磷的吸附。

各形態(tài)IP的相對(duì)含量決定了底泥磷的整體活性，為考察底泥中各形態(tài)IP的潛在磷污染風(fēng)險(xiǎn)，計(jì)算底泥磷活性比(活性磷與非活性磷的質(zhì)量分?jǐn)?shù)比)。活性磷包括Labile-P、RSP、Fe/Al-P，是生物可利用磷，表示底泥中潛在可供生物利用的活性磷，可通過(guò)化學(xué)和生物的作用轉(zhuǎn)化進(jìn)入水體，并且可以影響磷酸鹽在水土界面間的釋放速率；非活性磷指Ca-P，不能被生物利用。底泥磷活性比越大說(shuō)明活性磷含量越高，越容易受環(huán)境因子的影響而釋放成為磷源，增加水體生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[26]。不同磷污染水體下底泥磷活性比變化見(jiàn)圖3。靜態(tài)和擾動(dòng)試驗(yàn)中底泥磷活性比均隨試驗(yàn)的進(jìn)行總體呈上升趨勢(shì)。隨水體TP濃度的增大，底泥中非活性磷向活性磷轉(zhuǎn)化明顯，因此底泥磷活性比上升趨勢(shì)更明顯。當(dāng)水體TP分別為0、5、10、20 mg/L時(shí)，靜態(tài)試驗(yàn)期間底泥磷活性比平均分別為1.28、1.87、1.87、1.96。擾動(dòng)試驗(yàn)期間底泥磷活性比平均依次為1.78、1.96、2.05、2.44。擾動(dòng)試驗(yàn)底泥磷活性比高于靜態(tài)試驗(yàn)，磷的生物可利用性更強(qiáng)，可增加底泥對(duì)水體的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

圖3 不同磷污染水體底泥磷活性比變化Fig.3 Variation of phosphorus activity ratio in sediments under different phosphorus polluted water

2.4 溝渠底泥對(duì)水體磷的吸附性能評(píng)價(jià)

底泥對(duì)磷的吸附可降低水體中TP濃度，增加底泥磷污染及“二次釋放”風(fēng)險(xiǎn)，為揭示底泥對(duì)水體磷的吸附機(jī)制及緩沖性，根據(jù)式(2)計(jì)算得出底泥對(duì)磷的吸附效率。水體TP為0、5、10、20 mg/L時(shí)，靜態(tài)試驗(yàn)中底泥磷吸附效率依次為-1 311.11%、60.36%、73.45%、84.65%，擾動(dòng)試驗(yàn)中底泥磷吸附效率則依次為-277.78%、95.66%、98.03%、98.86%，高于靜態(tài)試驗(yàn)。PLAZINSKI等[27]指出吸附質(zhì)吸附到吸附劑上的過(guò)程主要由外部液膜擴(kuò)散、表面吸附和顆粒內(nèi)擴(kuò)散決定。靜態(tài)與擾動(dòng)試驗(yàn)中底泥磷吸附效率均隨水體初始TP濃度升高而增加，這是因?yàn)榱自谒w-底泥顆粒表面之間的濃度梯度增大，加強(qiáng)了底泥顆?？障吨g的傳質(zhì)過(guò)程，導(dǎo)致底泥對(duì)磷的吸附量增加，因此靜態(tài)和擾動(dòng)水體下溝渠底泥對(duì)水體磷的吸附均屬于物理吸附，磷在底泥表面只是“吸持”過(guò)程。因此，當(dāng)農(nóng)村磷污染水體繼續(xù)輸入，溝渠底泥吸持磷的量減少，緩沖性降低，將使得污染水體匯入下游河流湖泊的富營(yíng)養(yǎng)化風(fēng)險(xiǎn)增加。

3 結(jié) 論

(1) 當(dāng)水體TP為0 mg/L，底泥為磷源，逐步向水體釋放磷；隨水體TP增大，底泥為磷匯，吸附水體中的磷；水體TP的增加將促進(jìn)水體與底泥間磷的傳遞過(guò)程，導(dǎo)致底泥磷吸附量增加，水體擾動(dòng)會(huì)促進(jìn)底泥對(duì)水體磷的吸附。

(2) 底泥TP含量隨水體TP的升高而增加，擾動(dòng)試驗(yàn)中底泥TP含量高于靜態(tài)試驗(yàn)；單因子污染指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果表明，水體TP為20 mg/L時(shí)，擾動(dòng)試驗(yàn)底泥磷存在中度污染情況，其余處理中底泥磷均為輕度污染；底泥TP超出多數(shù)底棲動(dòng)物的耐受含量，對(duì)溝渠底棲動(dòng)物具有較低生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

(3) 底泥對(duì)水體磷的吸附均為物理吸附，擾動(dòng)試驗(yàn)中底泥4種形態(tài)IP含量的總和高于靜態(tài)試驗(yàn)，且底泥磷活性更高，水體擾動(dòng)將增加底泥對(duì)水體的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。