[技术]景观小乘心法

      磷以化学形态分为正磷酸盐、聚合磷酸盐和有机磷三种，以存在形态分为溶解态、悬浮态和胶体三种。溶解的正磷酸盐是浮游植物吸收的主要形式，而悬浮或者胶体态的磷在一定条件下会转化为溶解态。

     磷的主要来源三个方面：含磷矿物例如磷灰石、城市污水和工业废 水、农田排水以及大气沉降。农田排水中的总磷含量一般在 0.01~1mg/l 范围，溶解态磷一 般 不超过 0.5mg/l。从农田流失的总磷量只占施用量的 2%左右，一般低于 1kg/（hm*a）。 一般来说，草地和林地径流中的磷以溶解态磷为主，农田土壤流失总磷中以颗粒态磷为主， 其比例高达 75%~95%。

     在湖泊水库中，磷是一个在生态循环系统中没有气体状态的元素。其在水中的浓度取决 于进水中的浓度、沉淀速度、水更换的速度（出水速度），水稀释程度、磷从底泥和动物体 中释放速度以及其他来源等。底泥中的磷释放是一个重要的内源。当氧化还原电位和 ph 条 件改变，或者在微生物作用下，原来非溶解性的磷转化为溶解性的磷，溶解于孔隙水中，然 后在经过扩散、紊流扰动、生物扰动、厌氧过程气态产物流动等作用下迁移至水体中，加剧 富营养化现象。在自然界大多数情况下，磷循环是一个单向流动过程，大多数磷因沉淀进入 底泥。在水体受到有机物污染时，水体容易出现厌氧情况，被沉淀的内源性磷在厌氧还原条 件下容易被重新释放。

     在我国，洗衣粉产品中含有 17%左右的三聚磷酸钠，磷含量为 4.0%。

二、氮

      氮是浮游植物合成蛋白质、叶绿素的元素，根据实验测定和理论推算，浮游藻类细胞中的碳、氮、磷摩尔比例为 106:16:1。水体中的氮包括有机态氮、氨氮、硝酸态氮和亚硝酸态氮。不同形态的氮之间在一定条件下发生相互转换。例如，有机态氮被微生物转化为氨氮， 而氨氮被微生物转化为亚硝酸氮和硝酸氮。

       以上硝化过程的活性微生物分别为亚硝化毛杆菌属细菌和硝化杆菌属细菌。在整个硝化过程中，氧化 1mg 的氨氮需要 4.5mg 的溶解氧，这会大量消耗水体中溶解氧，并可能导致 水体转入厌氧状态。在厌氧条件下，水体中发生着反硝化。在反硝化过程中，厌氧微生物以 硝酸根为电子受体，氧化有机碳源，产生能量，维持微生物生长繁殖，而氮被转化为氮气。

      进行反硝化作用的活性微生物包括假单胞杆菌、无色杆菌、芽孢杆菌和微球菌等。有报 道说，湖泊底泥中反硝化速率一般都高于 1mg/l·d。生物固氮是天然水体中的一个重要过 程。这个过程需要光合作用产生的三磷酸腺苷。由于湖泊表面强烈的日光辐射具有抑制作用， 固氮过程在水面以下一定的深度才比较活跃。水体中氨氮和硝酸态氮对生物固氮作用也具有 反馈抑制作用。一般淡水藻类的固氮速率为 0.025~17μg 氮/光照小时，有些异养细菌也具 有固氮作用但是速率比较慢，约 0.02~0.146μg 氮/光照小时。

三、金属离子

      主要金属元素包括钙、铝、钠、钾、镁、铁和锰以及其它微量重金属元素。铁和锰性质 类似，而且经常进行频繁的氧化还原转化，称为水体中的活性金属元素。在充氧条件下，或 者在弱酸性至碱性条件下，铁以氢氧化铁（ⅲ）形式存在。当氧化还原电位降低至 200mv 以下，或者 ph 是中性特征时，三价铁被还原成为溶解态的二价铁离子。如果氧化还原电位 再降低，二价铁可能转化溶解度极低的硫化铁并沉淀下来。如果条件改变，氧化还原电位上 升，则二价铁重新被氧化为三价铁，形成氢氧化铁沉淀。

       铁锰金属主要来自土壤流失、矿山以及采矿冶炼工业废水等。在含氧水层中，铁以三价 铁稳定存在。在中性 ph 时主要是氢氧化物的形式，即 fe(oh）3，浓度约 5×10-10~5×1012m。 氢氧化铁呈无定型状，直径是 0.05~0.5μm，其在湖水中可能因吸附腐殖酸而带负电。在缺 氧水中，亚铁离子是比较稳定的，浓度能够达到 0.1mmol/l。亚铁离子主要以水合形式存在， 氢氧化亚铁和硫酸亚铁只占 4%左右。亚铁离子与大多数离子形成的盐是溶解性的。非溶解 性的盐有碳酸亚铁、硫化亚铁以及磷酸亚铁。 三价铁在水中能够被还原为二价铁。在厌氧条件下，二价铁也能够被硝酸根和锰氧化物 所氧化。

      铁主要以三价铁氧化物颗粒的形式进入湖水中，可以是无定型颗粒或与粘土吸附在 一起或与有机物结合在一起。这些颗粒可能直接沉淀至湖底。其中，比较重的粘土颗粒快速 沉淀，而无定型铁氧化物颗粒和有机铁沉淀速度比较慢，在下降过程中可能被还原。三价铁 的还原和二价铁的氧化反应主要在湖泊内部的活性反应带内进行。活性反应带位于好氧带和 厌氧带交接区域。在活性反应带内，反应应由好氧氧化向厌氧还原过渡，氧化还原电位变化 剧烈。这个反应带在水体中可以达到数米，在湖底也许仅仅 1cm。

      进入湖水的三价铁在经过反应带时部分被还原为二价铁。溶解性的亚铁离子在反应带逐 渐积累然后向周围扩散。向上部水面扩散而进入氧化带，重新被氧化为不溶解性的三价铁。 其中较大的颗粒下沉进入还原反应带，又被还原为二价铁，从而形成一个循环，又称为“车 轮反应”在大多数湖泊水库中，这个反应带随着水层氧化还原电位的变化而上下迁移，处于 非稳定态。季节性变化和微生物代谢和分解对水层的氧化还原电位起着关键的决定性作用。 在冬季，湖底积泥容易被棕黄色的铁氧化物所覆盖，棕黄色覆盖物以下是棕灰色的积泥。 灰色表明有铁还原现象，产生了二价铁，积泥间隙水中二价铁浓度可高达 5mg/l。

      在春季， 水逐渐开始分层，湖水下部氧化还原电位逐渐下降，水中的铁颗粒开始被还原，水中溶解性 的铁的浓度逐渐升高，而颗粒状的铁的浓度开始下降。在夏季，溶解性二价铁的浓度可高达 20mg/l。这种高度还原性的氛围主要是由于微生物在温度相对高的水中变得活跃，代谢有 机物，消耗溶解氧。因为厌氧性微生物的代谢是不完全的，大量高极性、小分子量的挥发性 有机物以及氨氮被产生并经扩散进入表层水。进入秋季，逐渐升级的风开始对湖水起混合作 用，破坏水的分层，导致湖水氧化还原电位升高，处于还原状态的二价铁离子开始被氧化， 二价铁离子浓度逐渐下降，水质变好。 另一方面，铁的循环也相应地影响这湖水中有机物的浓度。主要是通过混凝、吸附及沉 淀。铁循环也影响着磷在湖水和积泥之间的转化。磷容易与三价铁结合形成各种形式的难于溶解性的铁盐 。 在 硬 度 较 高 的 湖 水 中 ， 铁 和 磷 在 所 形 成 的 盐 中 的 比 例 是 fe(ⅱ):fe(ⅲ):ca:=0.5:0.5:0.19:0.25。在比较软的湖水中，铁和磷的比例大概是：fe： p=0.06~0.13.因此，磷将随着铁氧化物颗粒的迁移而迁移。

四、底泥

      底泥主要由三部分组成：无机矿物、有机物和流动相例如水或者气体。底泥含水量非常 高，一般在 83%~95%之间。

       底泥主要由矿物元素和有机化合物组成，主要元素包括硅、钙、 铝、钠、钾和镁等，营养元素是有机碳、氮和磷，活泼元素铁、锰和硫，以及其他微量重金 属元素。 底泥中的磷主要以 5 种形式存在：1、弱吸附相磷；2、与铁氧化物或者氢氧化物络合的 磷；3、磷灰石类的磷组分；4、矿物晶体内的残留象磷；5、有机态磷。

      磷的释放方式主要有：

1、有机态磷的转化溶解，湖泊地步往往存在着一个活性有机碎屑层，由于有机碎屑的 分解释放磷维持着比较高的 po4 3-，从而驱使 po4 3-向沉积物中扩散迁移，在表层沉积物间隙 水中形成高于湖水的 po4 3-浓度；

2、与铁氢氧化物结合的磷，许多研究表明，湖泊沉积物向 水体释放的“活性磷”主要来自与铁氧化物或者铁氢氧化物结合的磷，而且明显与水深或者 湖泊的分层有关；

3、沉积物扰动，导致底泥间隙中的磷被释放出来。对于无机磷，其形态 又分为钙型磷（磷酸钙），铝型磷（磷酸铝），铁型磷（磷酸铁或者亚铁）以及还原态磷。在 我国，钙型磷所占的比例最高，铝型磷的比例最低，铁型磷的比例约占 25%，还原态磷主 要是硅酸盐晶体格内的磷，比例约占 14%~42%左右。

      底泥有机物的主要组分是腐殖质和人为排放的各种有机物。腐殖质可以为微生物提供碳 源，可以与金属离子发生络合和离子交换，可以形成腐殖质-铁-磷酸盐复合络合物，影响湖 泊水库的营养状态。 沉积物中的氮和磷在一定条件下会释放出来。有机态氮和磷主要是被微生物对有机物的 代谢过程被释放出来，厌氧条件下，磷的释放速率比好氧条件下快得多，几乎相差 10 倍左 右。对于无机磷，在还原条件下，铁型磷首先释放出来；在 ph 呈酸性时，铝型磷容易释放； 在二氧化碳比较充足时，钙型磷可能释放，也有研究人为微生物对钙型磷的释放有促进作用。 沉积物作为“内源污染”的作用是不容低估的。由于沉积物中的氮和磷逐渐被释放，新沉降 的底泥含有比较搞的氮和磷。因此氮和磷的浓度一般来说随着积泥深度而递减。 底泥生存着大量的生物，主要是藻类、大型植物、底栖无脊椎动物和细菌。藻类主要是 底栖藻类，附着于沉积物表面，主要分布在底泥表面数厘米。大型植物主要是真被子植物， 分为绿色叶或者茎浮在水面的“浮露”植物和处于水面以下的沉水植物。植物与沉积物通过 根系进行相互作用底泥栖息着种类繁多的无脊椎动物，包括原生动物、线虫、蛭虫、环节动 物、甲壳动物、软体动物和昆虫。有些动物始终生活在底泥中，有些则交替生活在底泥和水 体之间。动物在底泥频繁运动，能够引起孔隙水流动，底泥颗粒翻动和物质迁移转化，称为 生物扰动作用，对水体水质具有比较大的影响。

五、富营养化原因分析

       藻类的经验分子式是 c106h263o110n16p。理论上，水体每生成 1g 藻类，需要供给 0.009g 的磷和 0.063g 的氮。一般认为，磷是藻类生长繁殖的首要限制元素。当水环境的磷供应量 充足时，藻类就可以得到充分增殖；氮元素也是控制湖泊富营养化的主要元素，但是藻类能 够通过自身固氮过程得到缺乏的氮，在水环境中总磷浓度超过 0.015mg/l，氮浓度超过 0.3mg/l 时藻类就会出现快速增殖。日本湖沼学者坂本曾经研究指出，当湖水的总氮和总磷 浓度的比值在 10：1~25：1 的范围时，藻类生长与氮和磷的浓度存在直线的相关关系。 在营养盐浓度比较低时，藻类和其它浮游植物的生产量随着营养盐浓度的增加而响应增 加，称为相应阶段，这类湖泊也称为响应型湖泊，表明富营养化正处于发展阶段；当营养盐 浓度超过一定限度，浮游植物生产量反而下降或者持平，称为非响应阶段，表明湖泊的富营 养化过程已经趋向极限。此时，营养盐浓度达到饱和，生物生产导致水体内部溶解氧浓度急 剧减少，限制了生物生产过程。作为富营养化控制因子的磷或者氮等，只有在富营养化的响 应阶段，才起作用。

      1、污染源是导致富营养化的根本原因。导致富营养化的污染源一般在湖泊水库周围， 点污染源通常通过管道形式集中排放的污染，面污染源包括农田排水、河岸渗透、雨水冲刷 和地下水等。

      2、气象环境是诱发富营养化的外因。温度和光照是影响藻类繁殖的重要环境条件。温 度能够影响细胞内酶的活性，而光照提供细胞代谢所需要的能量。所以，水库湖泊中富营养 化现象的季节变换和生物生产量峰谷交替等，主要取决于水体温度和光照强度。

      3、水力流态是产生富营养化的载体。富营养化现象容易发生在水流比较缓慢，水深比 较浅（一般小于 4m），相对封闭的水域，适合大量植物和藻类的生长。而在水流比较急的水 域，或者水深比较大的湖泊不容易发生富营养化现象。这类湖泊底部光线不足，水压比较大， 浅水区很小，积泥距离水面比较远，营养的释放距离也比较远，不可能支持大量根生植物生 长，也不可能造成藻类疯长。但是这类湖泊水停留时间比较长，因此，如果外部排入的营养 增加，就很可能导致藻类大量繁殖，形成富营养化现象。

      4、生态系统失衡加剧富营养化。食物链的某一环节失衡导致生态系统失衡。

      5、恶性循环。藻类过度繁殖，形成覆盖水面的“水华”，则水体溶解氧快速下降，光辐 射进入水体深层的比例迅速衰减，水体呈现厌氧状态，藻类死亡，分泌产生藻毒素，水体发 黑发臭。这种现象导致高等生物窒息死亡，高等植物病害腐烂，生态食物链丧失了一直藻类 生长的功能；这种现象还加剧了磷元素的转化，从颗粒态转化为溶解态，从底泥释放进入水 体，进一步加剧了藻类的疯长，形成了富营养化的恶性循环。 湖泊富营养化类型分为响应型和非响应型。在响应型湖泊中，随着营养盐浓度的提高， 水生生物生产量相应地增加；而在非响应型湖泊中，水生生物生产量反而下降。一般认为， 对于总磷浓度，小于 10mg/l 属贫营养，大于 20mg/l 属富营养，10~20mg/l 则属于中营养； 相应地，对于叶绿素 a，小于 4μg/l 属于贫营养，大于 10μg/l 属于富营养，而 4~10μg/l 则属于中营养。

六、水环境修复技术

      任何修复技术必须在可行性研究基础上进行选择，主要考虑问题包括：

1、技术的有效 性；2、水环境被修复的程度；3、投资和成本，以及可能的替代方案的有效性与成本比较等。

     水体修复技术可以分为以下几种类型：

1、控制营养物质来源的技术。

2、控制藻类和植物的 技术。包括机械清除技术，生态控制技术。

3、水动力学。①底层水去除。②底层水曝气， 将底层水与表层水进行交换而不破坏水体分层；可以增加底层水溶解氧，降低铁锰离子浓度， 以及去除水中的异味颜色等；③人工循环，人工循环可以可以破坏水体分层，增加水体溶解 氧、抑制藻类生长，减轻嗅味色度等；④稀释或者冲刷。

4、消除内源污染。

①底泥疏浚， 是消除内源性污染的最被推荐采用方法，尤其对于浅水湖泊或者水库，但是成本和底泥的处 置是一个需要考虑的问题；

②底泥氧化，氧化底泥中的有机物，避免其消耗氧气；氧化底泥 中的亚铁离子，避免磷的释放；

③覆盖底泥层，是一个防止根生植物生长和营养释放的有效方法。

       水体循环的主要原理：

1、提高溶解氧浓度。水体循环的最主要作用是提高湖泊水库水 体溶解氧浓度。通过循环，深层水与表层水得到置换，深层水体溶解氧将得到明显提高，而 表层水体的溶解氧可能相对减少，部分原因还包括底层有机物传质至表层，消耗了部分溶解 氧，同时表层水体生物光合作用减弱，减少了氧气的释放。

2、控制水体生物数量。水体混 合程度的增加，使表层的浮游植物可能被带到光线比较暗的深层，限制了光合作用，因而限 制了浮游植物的增值生长。低于临界深度，光合作用将不足以支持浮游生物的生长，水体循 环就是增加混合层深度的一种技术。

3、控制内源性污染。对于厌氧过程控制的磷的释放情 况，铁的氧化还原控制着磷的溶解度。采用水体循环可以有效地降低磷的释放，因为三价铁 氢氧化物能够吸附磷，避免其向表层扩散。但是在一些湖泊，铁的氧化还原可能并不是控制 性因素，钙可能在一些硬水水体中控制着磷的溶解度，或者磷的释放速度是由有机物的好氧 分解所控制，水体循环将反而导致磷浓度的增加。因为水体的循环将导致底泥孔隙水与主体 水交换速率的增加，更多的磷被释放出来。内源性的磷在不分层的浅水湖泊中，起着非常重 要的作用。由于其底泥界面呈现好氧状态，降低磷负荷不可能通过水体循环来达到。

4、加 快氨氮的氧化。使其转化为硝酸盐态的氮，促进一些金属离子例如亚铁和锰的氧化和沉淀， 降低其浓度。在厌氧状态时，这些金属离子经过还原称为溶解性的离子，很容易扩散释放。 当进行水体循环时，好氧状态促使被还原的金属离子被氧化然后沉淀。这对饮用水水源尤其 重要。

      设计：水体循环一般用压缩空气，向底部曝气，随着气泡的上升，在被充氧的同时，水 流被提升至表面，使水体形成循环。采用泵或者射流的方法，成本都比较高。曝气位置一般 选择在湖泊水库最深处，效果最好。因为深度大，气流上升速度快，水体循环也快，空气曝 气需要达到一定的流量才可以达到所期望的效果。一般认为，临界曝气量是 9m3（/ min·km2） 左右。 如果曝气流量适当，在水体循环过程中，一般深层水的温度适当上升，接近表层水的温 度，而表层水的温度则适当下降。但是，如果曝气流量达不到所需要的临界值，则很可能存 在局部的水体分层现象，混合层深度小于临界深度，甚至反而促进藻类的繁殖和生长。另一 方面，空气流量也不宜太高，否则容易导致底泥泛起，内源性污染加剧。

      曝气设备一般置于水体最深层，但是需要距离底泥约 1~2m，以防止底泥泛起。曝气设备所占的空间应该是空气释放程度的 0.1 倍，因为上升水流的扩展程度是每上升 1m 水平方向扩展 0.05m。

      水体循环也可能导致其透明度下降。因为，水体循环可能加快营养的循环，营养浓度增 高，悬浮生物浓度升高，透明度下降；或者水体循环强度比较弱，存在局部分层现象，导致 藻类生物繁殖，透明度下降；或者，水体循环强度太大，导致底泥泛起，浊度升高。

     水体循环的副作用包括以下几个方面：

1、加快磷从底层传递至水体表层，尤其是颗粒 状原本可能沉淀的磷，使其在表层得到生物作用变成溶解性的；

2、水体透明度可能下降， 由于粘土颗粒和浮游生物等增加；

3、藻类生物的增加和光合作用的增强，导致 co2 浓度下 降，相应 ph 上升；

4、水体循环可能抑制了藻类的沉淀，导致更多的藻类繁殖，当然如果 是硅藻种类得到繁殖，情况就比蓝绿藻要好。

      磷的治理：磷的治理主要通过沉淀和钝化技术。沉淀可以去除水体中的磷，钝化可以延 缓内源性磷从底泥中的释放。通常采用铝盐进行磷的沉淀，因为铝的络合物或聚合物在氧化 条件变化时呈现惰性，同样被结合的磷也呈现惰性。这一点与铁不同，铁的络合物在氧化还 原条件变化时将磷重新释放。另外，铝的络合物能够高效地捕捉颗粒状和无机性的磷，而且 在一定用量范围内对水体生命没有毒性威胁。

      磷的去除机理：形成磷酸铝沉淀，吸附在氢氧化铝表面，以及含磷颗粒的网捕过程等。 一般情况下，不容易形成磷酸铝沉淀，只有在过量投加的情况下，才有可能，所需要的 al： p 比例高达 500 以上。无机性的磷可以有效地被吸附在氢氧化铝絮体表面。沉淀技术发挥作 用比较快，但是难以发挥长效作用，因此一般建议作为临时措施使用。如果将大量氢氧化铝 投加覆盖在底泥表面，就可以随时吸附任何从底泥中释放的磷或者形成铝酸盐，因此起着钝 化作用，通过这种途径，内源性的磷可以在比较长的时期内得到抑制，从而抑制湖泊的富营 养化。达到钝化所需要的投药量比较难以确定，其与磷的含量，地下水入流量和底泥化学等 有关。

      底泥治理：底泥氧化能够氧化其中有机物，脱氮，将亚铁转化为氢氧化铁，使磷与铁氢 氧化物紧密结合起来，氧化深度达到 10~20cm 的范围，达到控制内源性磷的目的。常用的 药剂包括硝酸钙、氯化铁和石灰。硝酸钙用来作为电子受体，其液体状态与氧气比更容易渗 透至底泥内层，强化脱氮过程。氯化铁用来与硫化氢反应，形成更多的氢氧化铁，提高对磷 的钝化效率。石灰用来提高 ph，使其威驰在适宜微生物脱氮的水平。在有些情况下，氯化 铁和石灰也许没有必要投加，从而节约成本。底泥氧化也可以视为一种代替铝盐的钝化处理 技术。因为铝盐仅仅是被施加在底泥的表面，而底泥氧化剂是注入底泥内部，不容易影响水 体生物，而且氧化技术的效果更加长久。但是底泥氧化适用于铁氧化还原控制内源性磷的情 况，不适应于底泥高 ph 和温度控制内源性磷的情况。