水流擾動強(qiáng)度對農(nóng)村溝渠底泥磷釋放的影響

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 650233；2. 西南林業(yè)大學(xué)水科學(xué)與工程中心，云南 昆明 650233)

目前很多農(nóng)村存在污水混流、垃圾堆積現(xiàn)象，很難采用統(tǒng)一的管網(wǎng)收集集中處理[1-2]。當(dāng)居民生產(chǎn)生活排水及固體垃圾浸出液匯入溝渠，導(dǎo)致溝渠底泥污染物成分復(fù)雜，破壞農(nóng)村居民生活環(huán)境[3-4]。溝渠是農(nóng)村河流水系統(tǒng)的重要組成部分[5-6]，是氮、磷匯集、傳輸、轉(zhuǎn)運(yùn)的重要場所[7-8]，可以反應(yīng)農(nóng)村一段時(shí)間內(nèi)的污染情況[9-10]。梅涵一等[11]對云南省不同類型農(nóng)村溝渠底泥全磷的分布特征進(jìn)行調(diào)查發(fā)現(xiàn)，養(yǎng)殖型農(nóng)村匯流溝渠全磷最大值達(dá)3.74 g/kg，屬于中度污染。底泥磷的大量積累存在不可忽視的二次污染風(fēng)險(xiǎn)[12-14]，但是當(dāng)前研究主要集中在溝渠底泥磷分布特征、賦存形態(tài)、污染評價(jià)等[15-16]，對于農(nóng)村溝渠水體擾動影響下，水體-底泥界面污染物的遷移轉(zhuǎn)化還較少[17-18]。代政等[19]通過考察上覆水環(huán)境因子對濱海水庫沉積物磷釋放的影響發(fā)現(xiàn)擾動、溫度、溶解氧對底泥磷釋放的影響較大。對于農(nóng)村溝渠底泥而言，溫度隨季節(jié)、氣候等變化不受人為控制，溶解氧在很大程度上受水流擾動強(qiáng)度的影響，是造成農(nóng)村溝渠底泥磷釋放的主要因素。因此本研究以云南省昆明市小康郎小村這一畜禽養(yǎng)殖型農(nóng)村溝渠底泥為對象，通過室內(nèi)模擬試驗(yàn)，設(shè)置5 種水流擾動強(qiáng)度探索農(nóng)村溝渠底泥磷的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，研究結(jié)果將對于揭示農(nóng)村匯流溝渠水體-底泥界面磷的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律、治理農(nóng)村生態(tài)環(huán)境、降低富營養(yǎng)化風(fēng)險(xiǎn)及農(nóng)村溝渠修建提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試底泥

本研究供試溝渠底泥取自云南省昆明市官渡區(qū)小康郎小村（102°89′E，25°11′N），采集出村匯流溝渠（溝渠寬40 cm，深60 cm，側(cè)面與底部均為混凝土鑄成，底泥垂直深度約為12 cm）的表層（3 cm）底泥樣品共112.5 kg（以濕質(zhì)量計(jì)）。采樣時(shí)觀察到此農(nóng)村溝渠中普遍無植物生長，故試驗(yàn)中不考慮濕生植物對溝渠底泥中磷釋放的影響。將底泥樣品采回后經(jīng)過水泥混凝土攪拌機(jī)（杭鴿起重機(jī)械設(shè)備有限公司）攪拌均勻備用。底泥基本性質(zhì)如表1 所示，底泥粒徑采用激光粒度分析儀（ZetaPALS，USA）測定。

具體測定方法為：將0.50 g 干沉積物放置在燒杯中，加入50 mL 蒸餾水，用手搖晃5 min，使得沉積物充分混勻，然后用激光粒度分析儀測定。底泥總有機(jī)碳（TOC）采用外加熱法測定。底泥全磷（TP）采用過硫酸鉀消解鉬酸銨分光光度法測定；底泥磷形態(tài)采用分級連續(xù)浸提法[20]測定，包括弱吸附態(tài)磷（Rabile-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）。

表1 供試底泥的基本性質(zhì)Table 1 Basic properties of test sediment

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)采取室內(nèi)模擬的方式在自制的模擬溝渠中開展，裝置結(jié)構(gòu)如圖1 所示，由160 mm PVC管、水泵（RS-468B）、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)紗構(gòu)成。水泵可使水體持續(xù)循環(huán)流動，浮子流量計(jì)可顯示水體流量水平，調(diào)節(jié)閥可調(diào)節(jié)水體流量水平，可調(diào)節(jié)鴨嘴噴頭可調(diào)節(jié)水流使得布水均勻，網(wǎng)紗可攔截水體流動對表層底泥的沖刷。

試驗(yàn)共設(shè)置5 種溝渠水體流量水平：靜置、5、15、30、60 L/h，每個水體流量水平設(shè)置3個平行樣，共15 條模擬溝渠。水體流量水平越大則水流擾動強(qiáng)度越強(qiáng)。將攪拌均勻的濕潤溝渠底泥平鋪入模擬裝置，厚度為3 cm，質(zhì)量約為7.5 kg，將模擬溝渠中鋪設(shè)的底泥靜置24 h，可以很大程度上使表層底泥沉降有效抑制水體對底泥的沖刷和擾動引起的懸浮。置15 L 去離子水于蓄水池中淹沒水泵實(shí)現(xiàn)其正常持續(xù)運(yùn)作。通過觀察浮子流量計(jì)讀數(shù)，調(diào)節(jié)調(diào)節(jié)閥開關(guān)，模擬試驗(yàn)設(shè)置的5種溝渠水流擾動水平，每種水流擾動水平均連續(xù)30 d 不斷循環(huán)流動。

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

1.3 樣品采集及試驗(yàn)方法

溝渠水體每5 d 采一次樣，試驗(yàn)周期為30 d，每次采水樣20 mL。測定水體溶解氧（DO）、pH、電導(dǎo)率、氧化還原電位、總磷（TP）、總?cè)芙庑粤祝═DP），采集水樣在24 h 內(nèi)做分析。水體物理指標(biāo)DO、pH、電導(dǎo)率、氧化還原電位采用HACH 便攜式儀器測定，水體TP 采用過硫酸鉀紫外分光光度法，TDP 抽濾后采用過硫酸鉀紫外分光光度法測定3 組平行樣。

溝渠底泥采集第0 天（背景值）及第30 天的表層1 cm 處的底泥樣品1.5 g，置于陰涼處晾干，去除雜質(zhì)與沙粒，研磨后過100 目篩。底泥全磷（TP）采用過硫酸鉀消解鉬酸銨分光光度法測定；底泥磷形態(tài)采用分級連續(xù)浸提法測定，該方法將沉積物中的可轉(zhuǎn)換態(tài)磷（TTP）分為弱吸附態(tài)磷（Rabile-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）。

1.4 數(shù)據(jù)處理及評價(jià)方法

1.4.1 數(shù)據(jù)處理

應(yīng)用SPSS 19.0 軟件對水體DO、pH、電導(dǎo)率、氧化還原電位、TP 及TDP 等指標(biāo)同一水流擾動強(qiáng)度隨時(shí)間變化的濃度及同一時(shí)間隨水流擾動強(qiáng)度增大的濃度進(jìn)行單因素方差分析，差異顯著性水平設(shè)定為P= 0.05；對不同水流擾動強(qiáng)度隨時(shí)間變化的水體TP、TDP 濃度進(jìn)行雙因素方差分析，差異顯著性水平設(shè)定為P= 0.05；用Pearson法對水體TP、TDP 濃度與底泥TP、TTP 含量之間進(jìn)行相關(guān)性分析。采用Excel 2010 軟件繪圖，數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。試驗(yàn)裝置圖采用Adobe Photoshop CS2 軟件繪制。

1.4.2 單因子評價(jià)法

采用國際上常用的單因子評價(jià)法來評價(jià)農(nóng)村溝渠底泥磷污染風(fēng)險(xiǎn)，單因子污染指數(shù)評價(jià)公式為：Si=Ci/Cs。Si表示單因子污染指數(shù)，g/kg；Ci表示評價(jià)因子的實(shí)測值，g/kg；Cs表示評價(jià)因子的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值；評價(jià)因子的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值以加拿大安大略省環(huán)境和能源部發(fā)布的沉積物TP含量為準(zhǔn)（TP=2.00 g/kg）[21]。當(dāng)Si＞1 時(shí)，表示底泥TP 含量超過評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)。底泥單因子指數(shù)評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值見表2。

表2 底泥單因子指數(shù)評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)Table 2 The standard of single factor index evaluation for sediment

1.4.3 淡水水生環(huán)境底泥質(zhì)量指導(dǎo)值

因?yàn)闇锨儆跐竦厣鷳B(tài)系統(tǒng)水域地類與湖泊、河流、水庫等平級且存在大量貝類等底棲動物，故采用淡水水生環(huán)境底泥質(zhì)量指導(dǎo)值（CCME）評價(jià)底泥TP 含量的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[22]。LEL 值為最低效應(yīng)水平，也是多數(shù)底棲動物的耐受含量，底泥TP的LEL 值為0.60 g/kg；SEL 值為最高效應(yīng)水平會對底棲動物產(chǎn)生不利影響，底泥TP 的SEL 值為2.00 g/kg。當(dāng)?shù)啄郥P 低于LEL 值時(shí)，為無生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；當(dāng)?shù)啄郥P 在LEL 與SEL 值之間，為較低生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；高于SEL 值時(shí)則為較高生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同水流擾動強(qiáng)度下農(nóng)村溝渠水體指標(biāo)的特征規(guī)律

2.1.1 物理指標(biāo)特征

不同水流擾動強(qiáng)度下溝渠水體物理指標(biāo)DO、氧化還原電位、pH、電導(dǎo)率在擾動開始后均發(fā)生明顯變化，如表3 所示。靜置水體因長時(shí)間厭氧產(chǎn)生大量懸浮絮狀物。

靜置至60 L/h 的溝渠水體DO 濃度隨時(shí)間變化的規(guī)律均表現(xiàn)為0～15 d 持續(xù)下降，后呈穩(wěn)定狀態(tài)；同一時(shí)間上隨水流擾動強(qiáng)度的增大，DO濃度升高。當(dāng)向蓄水池注水時(shí)水體擾動強(qiáng)烈故而水體DO 濃度較高。試驗(yàn)開始后受微生物耗氧影響導(dǎo)致溝渠水體DO 濃度逐漸下降，其中靜置水體因擾動為0 而DO 濃度最低。靜置～60 L/h 溝渠水體氧化還原電位隨時(shí)間而持續(xù)降低至第10 天開始穩(wěn)定，其中靜置水體擾動為0 而氧化還原電位最低。同一時(shí)間上，溝渠水體的氧化還原電位總體隨水流擾動強(qiáng)度的增大而升高，一般認(rèn)為底泥中Fe/Al-P 的釋放或累積與氧化還原條件密切相關(guān)[23]。溝渠水體電導(dǎo)率受底泥磷酸鹽的釋放均表現(xiàn)為隨時(shí)間而持續(xù)升高；電導(dǎo)率一定程度上能夠反應(yīng)水體營養(yǎng)鹽濃度情況[24]，并影響水體-底泥界面營養(yǎng)鹽濃度差進(jìn)而對底泥磷的釋放或吸附產(chǎn)生一定影響。溝渠水體pH 值隨時(shí)間變化的規(guī)律總體表現(xiàn)為上升后呈波動狀態(tài)，pH 值穩(wěn)定在8～9 之間呈堿性，有利于底泥磷釋放。

表3 不同水流擾動強(qiáng)度下溝渠水體物理指標(biāo)濃度變化特征Table 3 Changes of physical indexes in ditch water with different water flow disturbance intensities

2.1.2 磷濃度特征

不同水流擾動強(qiáng)度下底泥營養(yǎng)鹽-磷釋放使得水體TP、TDP 濃度升高，變化規(guī)律見圖2。單因素方差分析結(jié)果表明5 種水流擾動強(qiáng)度下水體TP、TDP 濃度的時(shí)間分布差異顯著（P＜0.05），同一時(shí)間下水體TP、TDP 濃度的水流擾動強(qiáng)度差異顯著（P＜0.05），進(jìn)一步進(jìn)行雙因素方差分析表明，時(shí)間、水流擾動強(qiáng)度、時(shí)間與水流擾動強(qiáng)度交互效應(yīng)對溝渠水體P 濃度的影響均較大。

圖2 不同水流擾動強(qiáng)度下溝渠水體TP、TDP 濃度變化特征Fig. 2 Changes of TP and TDP concentration in ditch water with different water flow disturbance intensities

靜置水體中TP 濃度隨時(shí)間持續(xù)增加，TDP濃度隨時(shí)間表現(xiàn)為波動狀態(tài)。5～60 L/h 的擾動水體TP、TDP 濃度隨時(shí)間總體表現(xiàn)為先上升至第20 天濃度達(dá)最大值平衡。擾動水體的P 濃度在整個實(shí)驗(yàn)過程中均高于靜置水體。靜置至60 L/h隨水流擾動強(qiáng)度增大，0～20 d 的TP 釋放速率分別為1.63、5.76、5.80、5.18、4.33 mg/（m2·d），0～30 d 的TP 釋放量分別為9.48、16.91、17.19、16.30、15.79 mg/L，其中15 L/h 的水流擾動強(qiáng)度對底泥磷釋放速率、釋放量影響最大。同一時(shí)間上比較發(fā)現(xiàn)，靜置至15 L/h的水流擾動強(qiáng)度下水體P 濃度隨擾動強(qiáng)度增強(qiáng)而升高，30～60 L/h 的水流擾動強(qiáng)度下則相反，總體上15 L/h 水流擾動強(qiáng)度下的水體P 濃度最高。

2.2 不同水流擾動強(qiáng)度下農(nóng)村溝渠底泥磷的釋放特征

不同水流擾動強(qiáng)度下的溝渠底泥TP 和TTP含量變化規(guī)律如圖3 所示，靜置至60 L/h 水流擾動強(qiáng)度下的溝渠底泥TP 含量隨水流擾動強(qiáng)度增大呈現(xiàn)先減少后增多的趨勢，釋放率分別為9.04%、7.40%、15.17%、8.50%、7.47%，15 L/h 水流擾動強(qiáng)度下的溝渠底泥磷釋放率最大。TTP 平均釋放率隨磷活性從高到低（Labile-P＞RSP＞Fe/Al-P＞Ca-P）分別為46.33%、16.48%、-3.59%、4.95%，其中Labile-P、RSP、Ca-P 受水流擾動釋放。溝渠底泥Labile-P 隨水流擾動強(qiáng)度加大釋放量先升高至15 L/h 后降低，這與水體TP 釋放量規(guī)律相同。Labile-P 釋量率隨水流擾動強(qiáng)度增大分別為37.29%、51.33%、52.33%、47.67%、43.01%。底泥RSP 釋放量隨水流擾動強(qiáng)度增大而減少。其釋放率隨擾動強(qiáng)度增大分別為24.56%、17.49%、7.72%、7.54%、3.51%，RSP 受氧化還原電位影響較大，當(dāng)氧化還原電位降低，RSP 被釋放。靜置水體下的溝渠底泥Fe/Al-P 釋放率為4.50%。擾動水體的DO 濃度隨水流擾動強(qiáng)度增大而升高呈好氧狀態(tài)，使溝渠底泥Fe/Al-P 含量累積并高于背景值，累積量隨水流擾動強(qiáng)度增大而增大，平均釋放率為-3.59%。Fe/Al-P 與Labile-P 含量呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05）。Ca-P 總體釋放并低于背景值，其含量呈現(xiàn)出隨擾動強(qiáng)度增大而先升高至15 L/h 后減少。水體TP 濃度與Ca-P 含量呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。底泥中磷的活性比是活形態(tài)磷（Labile-P、RSP、Fe/Al-P）與非活性態(tài)磷（Ca-P）質(zhì)量分?jǐn)?shù)的比值，底泥背景值的磷活性比為0.65，第30 天試驗(yàn)結(jié)束時(shí)的磷活性比隨水流擾動強(qiáng)度增大表現(xiàn)為0.58、0.54、0.54、0.58、0.61，一定程度上表現(xiàn)出隨水流擾動強(qiáng)度的增大而先減小后增大的趨勢，水流擾動促進(jìn)了活性磷的占比降低。

2.3 不同水流擾動強(qiáng)度影響下農(nóng)村溝渠底泥磷風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

溝渠底泥TP 背景值的單因子污染指數(shù)（Si）為2.95，Si≥1.5，污染等級為Ⅳ，屬于重度污染，說明農(nóng)村在最近一段時(shí)間內(nèi)排放的磷含量大，導(dǎo)致農(nóng)村溝渠底泥磷污染情況嚴(yán)重。第30 天，靜置至60 L/h 溝渠底泥TP 的Si分別為2.69、2.74、2.51、2.70、2.73，這表明雖然溝渠底泥磷經(jīng)過水流擾動釋放但依然Si≥1.5，屬于重度污染。靜置～60 L/h水流擾動下溝渠底泥TP 的單因子污染指數(shù)（Si）呈現(xiàn)出先減小后增大的趨勢，其中15 L/h 的水流擾動強(qiáng)度影響下的溝渠底泥Si最小。說明15 L/h的溝渠底泥磷污染風(fēng)險(xiǎn)最小但同時(shí)又說明其向水體釋放磷含量最多。溝渠底泥磷仍然存在繼續(xù)釋放的風(fēng)險(xiǎn)，對環(huán)境具有潛在及持久的危害，其含量水平?jīng)Q定了對底棲生物的危害程度，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)結(jié)果顯示，底泥中TP＞2.00 g/kg，均高于SEL 值具有較高生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)并且可能對周圍環(huán)境及底棲動物產(chǎn)生不利影響。

圖3 不同水流擾動強(qiáng)度下溝渠底泥TP 和TTP 含量Fig. 3 The concentrations of TP and TTP in ditch sediment with different water flow disturbance intensities

3 結(jié)論與討論

3.1 水體指標(biāo)的特征規(guī)律

靜置～60 L/h 的水流擾動強(qiáng)度下水體P 濃度上升是因?yàn)榈啄嘀蠵 向水體的遷移，泥面隨水流發(fā)生錯動，稀釋層發(fā)生懸揚(yáng)使得底泥顆粒物懸浮，增加了水土界面磷的交換[25]，故水體P 濃度不斷上升。靜置水體DO 濃度逐漸下降并趨于厭氧導(dǎo)致水體TP 濃度隨時(shí)間持續(xù)增加。5～60 L/h擾動水體的DO、mV、pH 在20 d 后開始呈穩(wěn)定狀態(tài)，穩(wěn)定后溝渠水體DO＞2.00 mg/L，屬于好氧條件一方面促進(jìn)Fe3+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-腐殖質(zhì)，以膠膜形態(tài)覆在無機(jī)物固體表面降低了擾動水體下的底泥P 釋放[26]。同時(shí)電導(dǎo)率可反應(yīng)水體營養(yǎng)鹽濃度情況，從表3 中可以看出擾動水體的電導(dǎo)率在第20 天后穩(wěn)定，一定程度說明水體-底泥界面濃度差減小，底泥P 釋放減弱導(dǎo)致了擾動水體TP、TDP 濃度后期趨于穩(wěn)定。

水流擾動加快溝渠底泥磷的釋放使得擾動水體P 濃度均高于靜置水體，這與李一平等[27]流速增大使得水體P 濃度上升并高于靜置水體的研究結(jié)果相一致。同時(shí)靜置水體DO 持續(xù)降低產(chǎn)生大量懸浮絮狀物對水體中TDP 的吸附也是導(dǎo)致靜置水體P 濃度低的重要原因。水體P 釋放速率、釋放量隨水流擾動強(qiáng)度增大呈現(xiàn)先增大后減小的規(guī)律，并不與水流擾動強(qiáng)度呈正比，這與蔡景波等[28]研究發(fā)現(xiàn)擾動強(qiáng)度不與磷的釋放量成正比的這一結(jié)論相似。靜置～15 L/h 較小的水流擾動強(qiáng)度促進(jìn)了泥水混合與交換，水流對底泥剪切作用是底泥磷釋放的主要原因[29]。但隨30～60 L/h 水流擾動強(qiáng)度增加，DO 的影響越來越重要，因?yàn)镈O 濃度升高在很大程度上抑制了底泥P 的釋放[30]，導(dǎo)致水體P 釋放速率、釋放量相對降低。5～60 L/h擾動水體P 濃度超過地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)（0.10 mg/L），水流擾動影響底泥磷的內(nèi)源釋放會對下游水體富營養(yǎng)化的影響較大，因此探究不同水流擾動強(qiáng)度下底泥磷釋放規(guī)律對于控制底泥磷釋放到水體中導(dǎo)致的二次污染具有重要的意義。

3.2 釋放特征

不同水流擾動強(qiáng)度下底泥TTP 平均釋放率隨磷活性從高到低（Labile-P＞RSP＞Fe/Al-P＞Ca-P）分別為46.33%、16.48%、-3.59%、4.95%，總體來說底泥磷活性越高越容易受水流擾動等環(huán)境因子的影響釋放。其中Labile-P 釋量率隨水流擾動強(qiáng)度增大而先升高至15 L/h 后降低，與水體TP釋放量規(guī)律相同。Labile-P 活性最高最容易受水體擾動等影響而釋放[31]。底泥RSP 容易受氧化還原電位及環(huán)境因子影響釋放，釋放率隨擾動強(qiáng)度增大而逐漸降低。靜置～60 L/h 水體的氧化還原電位隨水流擾動強(qiáng)度增大而上升，一定程度抑制了底泥磷的釋放，從而導(dǎo)致RSP 釋放率隨擾動強(qiáng)度增大而降低[32]。水體TP 濃度與RSP 含量呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），說明RSP 的釋放對水體TP濃度的升高具有很大貢獻(xiàn)，這一規(guī)律與劉文斌[33]BD 提取態(tài)磷和水體中的DTP 濃度有較好的線性關(guān)系這一結(jié)論相同。靜置水體下的溝渠底泥Fe/Al-P 受水體DO 呈厭氧而釋放，而擾動水體的溝渠底泥因水體DO＞2.00 mg/L，屬于好氧條件，最易發(fā)生Fe2+→Fe3+，好氧促進(jìn)Fe3+與磷酸鹽結(jié)合成不溶磷酸鐵使得其含量增加并高于背景值[34]。Fe/Al-P 含量與Labile-P 含量呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05），形態(tài)之間存在著相互轉(zhuǎn)化，蔡順智等[35]在擾動對梅梁灣沉積物磷遷移轉(zhuǎn)化影響中也發(fā)現(xiàn)隨擾動強(qiáng)度的增加Labile-P 向Fe/Al-P 轉(zhuǎn)化的規(guī)律相同。Ca-P 總體釋放，Pérez[36]等發(fā)現(xiàn)有異養(yǎng)細(xì)菌促進(jìn)對底泥中的磷酸鈣的溶解，所以可能是在高磷含量的背景下微生物活動使得 Ca-P 降解釋放到水體。水體TP 與Ca-P 呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。水體擾動一定程度促進(jìn)底泥活性磷含量減少，從而降低農(nóng)村溝渠底泥磷釋放的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。其中擾動水體下的溝渠底泥中Fe/Al-P 含量增加，因?yàn)镕e/Al-P 屬于活性磷也是生物可利用態(tài)磷故可建設(shè)生態(tài)溝渠，通過生物利用以降低其含量及釋放風(fēng)險(xiǎn)。其中15 L/h 的水流擾動強(qiáng)度下的溝渠底泥TP 含量及磷活性比最低，水體生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)最小。故調(diào)整水流擾動強(qiáng)度為15 L/h 有利于降低溝渠底泥磷的污染風(fēng)險(xiǎn)及二次污染風(fēng)險(xiǎn)。

3.3 結(jié)論

1）溝渠水體P 濃度隨時(shí)間表現(xiàn)為先上升至20 d 后穩(wěn)定，同一時(shí)間水體P 濃度及釋放量隨水流擾動強(qiáng)度增大表現(xiàn)為上升至15 L/h 后下降，其中擾動水體P 濃度超過地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)（0.10 mg/L）。

2）溝渠底泥RSP、Ca-P 釋放對水體P 濃度影響較大；底泥TTP 受水流擾動影響磷形態(tài)發(fā)生轉(zhuǎn)化導(dǎo)致磷活性比均降低，且隨水流擾動強(qiáng)度增大表現(xiàn)為先減小至15 L/h 后增大趨勢。

3）靜置至60 L/h 溝渠底泥單因子污染指數(shù)（Si）≥1.5 屬于重度污染，且底泥TP＞SEL 值對周圍生態(tài)環(huán)境及底棲動物產(chǎn)生不利影響。