控氮磷及水生植物生境修复材料及其制备方法和应用与流程

1.本发明属于湖泊、河流底泥磷负荷释放阻控，水生植物生境改善技术领域，具体涉及一种基于湖泊底泥制备的沉积物/膨润土控氮磷及水生植物生境修复材料及其制备方法和应用。


背景技术：

2.水体富营养化是水体中氮、磷等营养盐元素含量过多而造成的一种水质污染的现象。水体中含有的营养盐来源主要有两个方面：一方面是外源污染，一方面是内源污染。外源污染即该流域内居民的生活污废水，工业企业的生产废水以及畜牧养殖业的生产废水中的营养盐物质进入河流湖泊水体中，造成水体的富营养化；目前随着中央国家以及各地级政府的重视，外源污染得到了初步的控制。内源污染即河流湖泊内底泥中蓄积的大量营养盐物质慢慢的释放到水体中，从而造成水体中营养盐含量过高的现象。目前内源污染是河流湖泊富营养化现象频频发生的主要原因。由于沉积物释放氮磷，特别是氨氮、溶解氧活性磷的释放是富营养化湖泊上覆水氮磷的重要来源，因此对富营养化浅水湖泊沉积物氮磷释放的控制尤为重要。
3.现阶段主要采用异位处理技术和原位处理技术来抑制底泥中营养盐的释放。异位处理技术主要是指底泥的疏浚技术以及底泥疏浚之后的处理技术，即通过水力或者机械的方法将湖泊中的底泥表层的污染物挖掘出来进行转移运输处理，从而减少沉积物中的污染物质的释放，但是如果在进行疏浚的过程中采取的措施不恰当，比如挖采的深度控制不当，会造成深层处的污染物质释放进入水体中去，打破水体和沉积物中原有的氮磷营养盐溶解平衡；同时疏浚的过程也会对湖泊水体环境中原有的水生态系统造成一定的影响，破坏底栖生物的生存环境；且对沉积物进行疏浚、处理还需要高额的资金，治理的费用也很昂贵。
4.原位处理技术即在基本不破坏水体中底泥的自然环境的情况下，在原场所对受了污染的沉积物进行修复，不对其进行运输或者搬运；原位处理技术投资成本比较低，可以直接人为投加一些特定的生物菌剂或不易被水体冲蚀掉的钝化材料来抑制沉积物中的营养盐物质的释放，不需要清理掉河流中的底泥便可以实现水体净化的目的，对周围环境影响也较小。
5.原位处理技术主要包括物理技术，化学技术和生物处理技术。物理技术即借助工程技术来消除沉积物中的污染物质，包括原位覆盖技术和人工曝气技术。原位覆盖技术是在被污染的沉积物的表面投放一层清洁的覆盖物来阻止沉积物中的污染物质向水体中释放，这种技术中用到的覆盖材料必须是大量的且清洁的，所以其来源就会很困难；同时，在进行实地覆盖材料的时候，铺在沉积物表面的均匀性很难得到保证，遇到水体流动比较快的情况，材料会很容易的被冲蚀掉；此外，覆盖材料会增加湖泊中底泥的厚度，降低水体的深度，同时也会对底栖生态系统造成一定程度的损坏性。化学技术即借助化学药剂来消除沉积物中的污染物质，包括化学钝化技术和化学增氧技术。在使用化学药剂的过程中会存在化学生态安全性的问题，投放化学药剂会对水体中的生物造成很大的影响，公众会难以
接受，同时也容易造成水体的二次污染。生物处理技术即利用生物体，借助植物，动物，微生物来降解水体中的污染物质和沉积物，从而减少沉积物中营养盐物质向水体中的释放，包括动植物修复技术，微生物修复技术以及生态修复技术。
6.针对这些问题，目前在尝试利用吸附技术来控制富营养化浅水湖泊中的沉积物-水界面处营养盐的释放，因为吸附技术具备操作简捷方便，快速高效，同时没有二次性污染且吸附剂可以被重复的利用等优点。
7.在一篇中国专利文献cn102674646中公开发表了一种可用于地表水体中底泥污染的原位修复技术方法，即向湖泊内被污染的底泥中注入一定量的硝酸盐，利用硝酸盐来对底泥中的有机污染物质进行去除，同时将含有天然沸石和经过阳离子表面活性剂改性后的沸石投放入湖泊中的沉积物-水界面处以形成一层薄薄的活性覆盖层，从而抑制沉积物中氮元素的释放，同时也抑制沉积物孔隙内水中含有的硝酸盐向上覆水体中的释放，降低上覆水中的硝酸盐污染的可能性。中国环境科学研究院的姜霞(2011年)等人在分析太湖内底泥中氮磷营养盐元素的吸附-解吸的实验中表明：太湖内底泥对氨氮的平均吸附量为23.55mg/kg，在污染比较严重的区域则对氨氮的吸附量会更多，由此可知，湖泊中的底泥对氨氮物质有一定的吸附能力。中国海洋大学的陈蕾(2010年)等人考察了改性凹土材料用于原位覆盖时对水体中磷盐的去除率，研究发现改性凹土材料可以很好的抑制底泥中磷元素的释放，为矿物材料用于原位覆盖技术来抑制底泥中磷元素释放提供了科学依据。在中国专利文献cn104437374a中公开了一种利用云南滇池湖泊中的沉积物来进行吸附剂的制备的方法及使用情况。在该发明中，宁平等人用戊二醛溶液等化学药剂对经过预处理的湖泊底泥进行了化学处理，再经过水浴加热，盐酸酸化，过滤洗涤，高温碳化以及烘干研磨过晒等一系列操作之后制备出了底泥吸附剂，此吸附剂大大的提高了对水体中锰的吸附性；该发明的试验结果表明，利用湖泊中的沉积物制取的吸附剂不仅有很好的吸附效果，而且其成本也比较低廉，节能环保。以上研究表明，河流湖泊中的底泥可以用于原位覆盖技术中。成都理工大学的夏蕾(2017年)等人分别研究了静态条件下不同天然材料(红土，方解石，高岭土，膨润土)与不同功能土(分别利用高锰酸钾、过氧化氢、硝酸钙、三氯化铁四种化学药剂改性的红土)进行原位覆盖时对底泥中磷元素释放的控制效果以及动态条件下天然红土对沉积物中磷元素释放的控制效果，研究结果表明功能土进行原位覆盖时可以控制底泥中营养盐的释放，但目前研究还处于起步阶段，同时由于其他各种主观和客观因素的限制，许多问题还需要进一步的进行研究。
8.现有技术中并未有出现以沉积物为原材料制备的控氮磷及水生植物生境改善修复材料。为此，本发明提供了一种基于湖泊(湖荡)、河流高营养盐释放底泥制备的控氮磷及水生植物生境修复材料及其制备方法、应用，达到“以废治废”目的，降低成本，并且制备出的控氮磷材料安全性高，对于氨氮、溶解性磷的吸附和控制效果优，对湖泊水体没有任何的生态风险，同时对水生植物生境改善具有良好效果。


技术实现要素：

9.为此，本发明所要解决的技术问题在于现有技术中的氨氮、溶解性磷酸盐释放阻控材料成本较高、生态安全性差和氮磷控制效果有限，同时改善水生植物生境环境，进而提供一种廉价、绿色、生态安全性高和氮磷控制效果较强的基于湖泊底泥制备的沉积物/膨润
土控氮磷及水生植物生境修复材料及其制备方法和应用。
10.为解决上述技术问题，本发明提供了一种控氮磷及水生植物生境修复材料的制备方法，包括如下步骤：
11.(1)采集水体表层底泥，经冷冻干燥，研磨备用；
12.(2)取步骤(1)处理后的底泥进行恒温加热处理，冷却得到沉积物粉末；
13.(3)取经研磨处理的膨润土与步骤(2)得到的沉积物粉末混合，加水浸润，定型后恒温加热处理，冷却后即得所述修复材料。
14.在一些实施例中，所述修复材料中沉积物的质量比为5％-30％，优选为10％-20％。
15.在一些实施例中，所述修复材料的形状为球状、片状、立方体或长方体。
16.在一些实施例中，步骤(1)中，底泥研磨后过50-150目筛，优选地，底泥研磨后过100目筛。
17.在一些实施例中，步骤(3)中，膨润土研磨后过50-150目筛，优选地，膨润土研磨后过100目筛。
18.在一些实施例中，步骤(1)和步骤(3)中，所述恒温加热的温度为550-650℃(例如580℃、600℃或620℃)，所述恒温加热处理的时间为1.5-2.5小时，例如2小时。
19.在一些实施例中，加入的水量为膨润土和沉积物混合原料重量的20％-25％。
20.在一些实施例中，所述水体为湖泊或河流。
21.本发明还提供了一种由所述的制备方法制备得到的控氮磷及水生植物生境修复材料。
22.本发明还提供了一种所述控氮磷及水生植物生境修复材料在控氮磷及水生植物生境修复中的应用。
23.本发明的上述技术方案相比现有技术具有以下优点：
24.(1)本发明所述的修复材料以湖泊(湖荡)、河流底泥为原材料达到“以废治废”目的，节能环保，解决现有技术中的控氮磷释材料成本高、生态安全性差和氮磷控制效果有限的问题；
25.(2)本发明所述的基于湖泊(湖荡)、河流底泥制备沉积物/膨润土控氮磷及水生植物生境修复材料的方法制备的材料对氮磷具有显著的吸附量，较低的氮磷解吸量，使得所述修复磷材料可以广泛应用于制备氮磷吸附材料领域，尤其在沉积物-水界面氮磷释放阻控材料方面的应用；
26.(3)本发明所述的基于湖泊(湖荡)、河流底泥制备沉积物/膨润土控氮磷及水生植物生境修复材料的方法制备的材料对水生植物生境具有良好的改善作用，有利于水生态系统的修复。
附图说明
27.以下附图仅旨在于对本发明做示意性说明和解释，并不限定本发明的范围。其中：
28.图1是本发明实验例中不同配比的沉积物/膨润土修复材料对不同浓度氨氮的吸附等温线图；
29.图2是本发明实验例中不同配比的沉积物/膨润土修复材料对氨氮的最大吸附量
图；
30.图3是本发明实验例中不同配比的沉积物/膨润土修复材料对氨氮吸附-解吸平衡浓度图；
31.图4是本发明实验例中沉积物/膨润土修复材料的分离因子rl随吸附质初始浓度变化图；
32.图5是本发明实验例中水生植物狐尾藻的生长状态对比，
33.其中，a为实验组b中的植物，长19厘米，
34.b为实验组d中的植物，长21厘米，
35.c为对比例中沉积物/沸石修复材料+植物组中的植物，长15厘米；
36.图6是本发明实验例中4个实验组的上覆水中氨氮含量变化图；
37.图7是本发明实验例中4个实验组的上覆水中溶解性磷酸盐含量变化图；
38.图8是本发明对比例中4个实验组的上覆水中氨氮含量变化图；
39.图9是本发明对比例中4个实验组的上覆水中溶解性磷酸盐含量变化图。
具体实施方式
40.为使本发明的目的、技术方案和优点更加清楚明白，以下结合具体实施例，并参照附图，对本发明作进一步的详细说明。
41.下述实施例中所使用的湖泊底泥为采集于2019年7月宛山荡染较严重且水生植物生长较少区域(31.6007
°
n；120.5141
°
e)表层(0-15cm)，其总氮含量大于1500mg/kg。
42.实施例1
43.本实施例通提供的一种利用湖泊底泥制备沉积物/沸石控氮材料的方法，包括如下步骤：
44.(1)采集湖泊表层底泥，经冷冻干燥，研磨后过50目筛，备用；
45.(2)取步骤(1)处理后的底泥进行恒温加热处理，冷却得到沉积物粉末，其中，恒温加热的温度为550℃，所述恒温加热处理的时间为2.5小时；
46.(3)取经研磨处理的膨润土与步骤(2)得到的沉积物粉末混合，加水浸润，挤压成直径1cm的球状后恒温加热处理，冷却后即得所述修复材料，其中，膨润土研磨后过50目筛，加入的水量为膨润土和沉积物混合原料重量的20％，其中，恒温加热的温度为550℃，所述恒温加热处理的时间为2.5小时，修复材料中沉积物的质量比为30％。
47.实施例2
48.本实施例通提供的一种利用湖泊底泥制备沉积物/沸石控氮材料的方法，包括如下步骤：
49.(1)采集湖泊表层底泥，经冷冻干燥，研磨后过100目筛，备用；
50.(2)取步骤(1)处理后的底泥进行恒温加热处理，冷却得到沉积物粉末，其中，恒温加热的温度为600℃，所述恒温加热处理的时间为2小时；
51.(3)取经研磨处理的膨润土与步骤(2)得到的沉积物粉末混合，加水浸润，利用模具定型为边长1cm的立方体状后恒温加热处理，冷却后即得所述修复材料，其中，膨润土研磨后过100目筛，加入的水量为膨润土和沉积物混合原料重量的25％，其中，恒温加热的温度为600℃，所述恒温加热处理的时间为2小时，修复材料中沉积物的质量比为60％。
52.实施例3
53.本实施例通提供的一种利用湖泊底泥制备沉积物/沸石控氮材料的方法，包括如下步骤：
54.(1)采集湖泊表层底泥，经冷冻干燥，研磨后过150目筛，备用；
55.(2)取步骤(1)处理后的底泥进行恒温加热处理，冷却得到沉积物粉末，其中，恒温加热的温度为650℃，所述恒温加热处理的时间为1.5小时；
56.(3)取经研磨处理的膨润土与步骤(2)得到的沉积物粉末混合，加水浸润，利用模具定型为边长1cm的立方体状后恒温加热处理，冷却后即得所述修复材料，其中，膨润土研磨后过150目筛，加入的水量为膨润土和沉积物混合原料重量的25％，其中，恒温加热的温度为650℃，所述恒温加热处理的时间为1.5小时，修复材料中沉积物的质量比为50％。
57.实验例
58.本实验例考察本发明所述的基于湖泊底泥制备的沉积物/膨润土修复材料对于氨氮最大吸附量，吸附-解吸平衡浓度，对沉水植物生长的影响，修复材料与沉水植物共同作用下对底泥的控氮、控磷效果。
59.一、材料
60.采集的宛山荡底泥经冷冻干燥，研磨过100目的筛，得到粒径为100目的沉积物粉末，备用；从工厂购买到粒径为100目的膨润土粉体，备用；将沉积物粉体放入马弗炉中进行恒温焙烧处理，加热的温度为600℃，加热的时长为2h，然后在干燥器内冷却降低至室内温度备用；接着将沉积物粉体和膨润土材料的粉体分别按照一定的比例进行混合制备样品，使得样品中沉积物粉体分别占样品总质量的0％，20％，30％，35％，40％，45％，50％，70％，90％，100％；在混合之后加水浸润，利用模具制造出方块状的修复材料，直径1cm，放入马弗炉中进行恒温焙烧处理，焙烧的温度为600℃，焙烧的时间为2h，焙烧结束后即得所述修复材料。
61.称取3.8190g在100～105℃干燥2h的氯化铵(nh4cl，优级纯)溶解于无氨水中，定容至1000ml，每毫升的此溶液便会含有一毫克的氨氮，按照实验所需配制出0、0.1、0.4、0.7、0.9、1.2、1.5、1.8、2、4、8、15、30、50、80、120、170、200、250、300mg/l的氨氮溶液，备用。
62.二、实验方法
63.1、基于湖泊底泥制备的沉积物/膨润土修复材料对氨氮吸附性能评估
64.通过高浓度氨氮吸附热力学实验，模拟本发明所述的基于湖泊底泥制备的沉积物/膨润土修复材料对氨氮最大吸附量的影响。具体步骤如下：
65.分别称取前述步骤中制备的样品0.5g于100ml离心管中，分别加入前述步骤中配制的50ml不同浓度系列的nh4cl溶液，放入恒温振荡器中于25℃，200rpm振荡4h，然后取出离心管，在5000r/min下离心15min，过0.45μm滤膜，取上清液，采用纳氏试剂分光光度法测定氨氮浓度。测定氨氮浓度。
66.通过实验数据计算，获得所述基于湖泊底泥制备的沉积物/膨润土修复材料热力学曲线，如图1所示，利用langmuir模型拟合运算，获得不同热处理温度的沉积物/膨润土修复材料对氨氮的最大吸附量，如图2所示。其中，langmuir方程如下：
67.q＝q
max
×
c/(kd+c)
68.式中：q为样品氨氮平衡吸附量mg/kg；q
max
最大吸附量mg/kg；c为平衡溶液氨氮浓
度，mg/l。
69.2、基于湖泊底泥制备的沉积物/膨润土修复材料对氨氮的吸附-解吸特性评估
70.通过低浓度氨氮吸附热力学实验，模拟本发明所述的基于湖泊底泥制备的沉积物/膨润土修复材料对氨氮吸附-解吸参数的影响。
71.具体步骤如下：
72.分别称取所述不同配比沉积物/膨润土复合材料0.5g于100ml离心管中，分别加入50ml不同浓度系列的nh4cl溶液，放入恒温振荡器中于25℃，200rpm振荡4h，然后取出离心管，在5000r/min下离心15min，过0.45μm滤膜，取上清液，采用纳氏试剂分光光度法测定氨氮浓度。
73.通过实验数据计算，利用线性分配模型拟合运算，获得不同配比修复材料对氨氮吸附-解吸平衡浓度，如图3所示。其中，线性方程如下：
74.q＝a+b*c
75.enc0＝(-a)/b
76.q为样品氨氮平衡吸附量mg/kg；c为平衡溶液氨氮浓度，mg/l；enc0为吸附-解吸平衡浓度。
77.3、基于湖泊底泥制备的沉积物/膨润土修复材料分离因子r
l
的计算
78.通过对分离因子r
l
的计算，可以判断实验中的修复材料是否可以有效的吸附水中的污染物。分离因子的计算公式如下：
79.r
l
＝1/(1+k
l
c0)
80.式中：
81.r
l
——分离因子；
82.k
l
——吸附表面强度常数(l/mg)；
83.c0——溶液种氨氮初始浓度(mg/l)；
84.r
l
的值会因为吸附质的初始浓度的变化而受到影响，当0＜r
l
＜1的时候，为有利吸附，r
l
＞1的时候为不利吸附，r
l
＝1的时候，为线性吸附，r
l
＝0的话，为不可逆吸附。
85.沉积物/膨润土修复材料的r
l
随着吸附质初始浓度的变化如图4所示。4、所述基于湖泊底泥制备的沉积物/膨润土修复材料对沉水植物生长的影响情况，以及材料与沉水植物共同作用下对底泥的控氮、控磷效果
86.设计四个实验组，以40cm
×
40cm
×
40cm的普通玻璃鱼缸做为实验装置，自然富氧，自然温度。将采集回来的新鲜底泥筛掉水生动植物残体后，慢慢的混匀，均匀的加到玻璃鱼缸的底部，使其厚度为15厘米。实验组a为空白组，在普通玻璃鱼缸的底部只放入底泥；实验组b为植物组，在普通玻璃鱼缸的底部放入底泥之后再种植上狐尾藻；实验组c为沉积物/膨润土修复材料组，在鱼缸的底部放入底泥之后，再在底泥的上面均匀的覆盖一层沉积物/膨润土修复材料，材料的厚度为3厘米；实验组d为沉积物/膨润土修复材料+植物组，在鱼缸底部的底泥上面均匀的覆盖了一层沉积物/膨润土修复材料之后再在其上面种植一定密度的沉水植物狐尾藻，本组的每个鱼缸内种植的狐尾藻为25株。在加入底泥，沉积物/膨润土修复材料和植物后，为避免扰动，利用虹吸的方法向玻璃鱼缸内缓慢地注入经过滤膜过滤的宛山荡湖的湖水，保证上覆水可以淹没植物，最后注入到液面距离鱼缸敞口边缘约5厘米处的位置。在鱼缸内加水稳定一天后开始取样，实验前期利用虹吸的方式每天采取上覆水液
面以下5厘米位置处的水样，取100ml左右，测上覆水中的氨氮指标，在实验进行到第五天之后便每隔两天取一次水样，随着实验的进行再计划的隔两天，三天，五天，八天......进行取样，根据鱼缸内沉积物中营养盐的释放情况直至上覆水中的营养盐浓度不再发生较大的变化之后，停止取样。经过检测水质指标，观察在有无添加沉积物/膨润土修复材料的情况下，上覆水中营养盐含量浓度的变化情况以及沉水植物狐尾藻的生长状态变化情况；实验鱼缸中用到的狐尾藻均是在经过实验室预培养之后，剪取的10厘米长的健康顶枝。植物株长测量结果见图5。
87.在每个实验组中设置两个平行样来进行测定，上覆水中的营养盐指标含量的数据值均采用平均值来表示，氨氮含量变化如图6所示，溶解性磷酸盐含量变化如图7所示。
88.沉积物中营养盐的释放的抑制率采用如下的计算方式，氨氮去除率如表1所示，溶解性磷酸盐去除率如表2所示：
89.h＝(c
0-ci)
×
100％/c090.式中：
91.h——沉积物中营养盐释放的抑制率；
92.c0——空白实验鱼缸内的上覆水中营养盐浓度(mg/l)；
93.ci——修复材料覆盖实验鱼缸或者沉积物/膨润土修复材料覆盖且种植沉水植物后的实验鱼缸内的上覆水中营养盐浓度(mg/l)。
94.表1实验例中4个实验组的氨氮去除率
[0095][0096]
表2实验例中4个实验组的溶解性磷酸盐去除率
[0097][0098]
三、实验结果
[0099]
对氨氮吸附性能评估结果
[0100]
沉积物质量为100％时对氨氮最大吸附量为1000mg/kg，膨润土质量为100％时氨氮最大吸附量为6400mg/kg，天然的膨润土材料对氨氮的吸附性能高于天然的沉积物的氨氮吸附能力；1∶9比例沉积物/膨润土修复材料对氨氮的最大吸附量为8000mg/kg。
[0101]
对氨氮的吸附-解吸特性评估结果
[0102]
沉积物质量为100％时吸附-解吸平衡浓度为0.7mg/l，膨润土质量为100％时氨氮吸附-解吸平衡浓度为-0.9mg/l，纯沉积物材料对氨氮的吸附解吸平衡点要比天然的膨润土材料要高，解吸能力要高；1∶9比例沉积物/膨润土修复材料吸附-解吸平衡浓度为-2.5mg/l。
[0103]
分离因子r
l
的计算结果
[0104]
沉积物/膨润土修复材料的分离因子均在0-1之间，且分离因子值随着吸附质初始浓度的增加而减小，说明沉积物/膨润土修复材料对水体中的污染物质的吸附为有利吸附。
[0105]
沉积物/膨润土修复材料最佳配比结果
[0106]
随着膨润土在修复材料质量中配比的增加，对氨氮最大吸附量的数值变化大致呈现出类似m的曲线趋势，对氨氮的吸附-解吸平衡点的数值变化大致呈现出类似w的曲线趋势，对氨氮吸附量的最大值恰好与对氨氮吸附-解吸平衡点的最小值相对应。由此我们可以选择出吸附能力高，解吸能力低的修复材料的最佳配比为90％膨润土、10％沉积物。
[0107]
对沉水植物生长的影响情况，以及材料与沉水植物共同作用下对底泥的控氮、控磷效果
[0108]
实验结果显示：没有添加任何修复材料的实验鱼缸内的植株在实验前期生长状态良好，有一定的生长量，到了实验后期，大部分植株出现了发黑衰退的现象；沉积物/膨润土修复材料组实验鱼缸内植株的生长状态较好，且上覆水表面没有过多的水绵状物质；在实验结束的时候，植物组、沉积物/膨润土修复材料+植物组实验鱼缸内狐尾藻植株的株高分别是19cm和21cm，与实验初始时的植株相比分别增长了9cm，和11cm。实验结果表明，沉积物/膨润土修复材料未对沉水植物狐尾藻的生长造成不利影响，有一定的促进作用。
[0109]
沉积物/膨润土修复材料组鱼缸内的上覆水中的氨氮呈波动式增加，第11天时开始呈下降趋势，在实验进行到第33天左右的时候，上覆水中氨氮的含量下降趋势趋于平缓，第41天的时候，上覆水中氨氮的去除率为39.90％；沉积物/膨润土修复材料+植物组鱼缸内的上覆水中氨氮的含量在前一周内变化幅度较大，但含量增加幅度较小，第7天的时候，氨氮的含量呈现快速增长的趋势，第11天的时候，呈现出缓慢下降的趋势，在第34天左右的时候开始呈现出平缓的趋势，第41天的时候，氨氮的去除率为57.72％。结果表明，沉积物/膨润土修复材料对抑制氨氮释放有明显效果，且修复材料有利于改善水生植物生境，两者协同作用下，控氮效果好于纯植物或纯覆盖材料。
[0110]
沉积物/膨润土组实验鱼缸内上覆水中的溶解性磷酸盐含量从实验开始一直到实验进行到第15天时一直处于增加的状态，第15天之后便开始出现下降趋势，但是下降的幅度很小，在实验进行到第27天左右的时候，上覆水中溶解性磷酸盐的含量基本不再发生变化，第41天时上覆水中溶解性磷酸盐的去除率为26.43％；沉积物/膨润土+植物组的实验鱼缸内上覆水中的溶解性磷酸盐含量在实验进行的前17天内一直处于增加状态，17天之后便开始呈下降趋势，直到实验进行到第28天的时候，上覆水中溶解性磷酸盐的含量几乎不再
发生变化，第41天的时候，溶解性磷酸盐的去除率是47.43％。结果表明，沉积物/膨润土修复材料对抑制溶解性磷酸盐释放有明显效果，且修复材料有利于改善水生植物生境，两者协同作用下，控磷效果好于纯植物或纯覆盖材料。
[0111]
对比例1
[0112]
根据申请人先前提出的方法(参见cn106006814)制备沉积物/沸石控氮材料，采取相同实验方法分析其对沉水植物生长的影响情况，以及材料与沉水植物共同作用下对底泥的控氮效果，共设计四个实验组，分别为空白组、植物组、沉积物/沸石修复材料组和沉积物/沸石修复材料+植物组。
[0113]
结果如下：
[0114]
沉积物/沸石修复材料+植物组实验鱼缸内狐尾藻植株的株高为15cm，与实验初始时的植株相比增长了5cm。
[0115]
植物和沉积物/沸石修复材料对氨氮有一定的抑制率，空白组实验鱼缸内上覆水中氨氮含量在实验前期呈快速增加的趋势，等实验进行到一周左右时便开始出现下降趋势，但很快又呈现出缓慢增加的趋势，等实验进行到近35天的时候，上覆水中氨氮的释放速度逐渐趋于平缓，不再大幅度的增加或者减小。
[0116]
沉积物/沸石修复材料组鱼缸内上覆水中的氨氮含量在实验初期呈快速增长趋势，等实验进行到4天左右时便开始下降，第7天时又开始呈缓慢增加的趋势，等实验进行到第11天的时候，呈现缓慢下降的趋势，第28天的时候，上覆水中氨氮含量的下降趋势逐渐趋于平缓，第41天的时候，上覆水中氨氮的去除率为25.47％；沉积物/沸石修复材料+植物组的鱼缸内上覆水中的氨氮含量在实验初期呈现出波动状的增长趋势，前期呈快速增长状态，4天左右的时候呈现出下降的趋势，一周后又呈现出缓慢增长的趋势，在实验进行到10天左右的时候，上覆水中的氨氮含量开始呈现出波动的下降趋势，在第33天左右的时候，上覆水中的氨氮含量变化趋于平缓，第41天的时候，氨氮的去除率为39.39％。
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沉积物/沸石修复材料组实验鱼缸内上覆水中溶解性磷酸盐的含量前期呈上升状态，第24天的时候呈波动式下降的状态，第41天时上覆水中溶解性磷酸盐的去除率为15.72％；沉积物/沸石修复材料+植物组实验鱼缸内的上覆水中溶解性磷酸盐的含量前期呈增长状态，第18天左右的时候开始呈下降状态，第41天的时候上覆水中溶解性磷酸盐的去除率为33.52％。
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表3对比例中4个实验组的氨氮去除率
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表4对比例中4个实验组的溶解性磷酸盐去除率
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结果表明：
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沉积物/膨润土修复材料实验组的植物株长较沉积物/沸石修复材料增加了6cm。
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沉积物/膨润土修复材料实验组的氨氮去除率较沉积物/沸石修复材料高14.4％，沉积物/膨润土修复材料+植物对氨氮的去除率较沉积物/沸石修复材料+植物高18.3％。
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沉积物/膨润土的磷酸盐去除率较沉积物/沸石高10.7％，沉积物/膨润土+植物对磷酸盐去除率较沉积物/沸石+植物高13.9％。
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可见，利用沉积物和膨润土制备的修复材料不仅能够取得更高的氨氮和磷酸盐去除率，还能实现更佳的水生植物生境修复效果，这可能是由于相对于沸石，膨润土更能满足植物根系生长的需要。
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以上所述的具体实施例，对本发明的目的、技术方案和有益效果进行了进一步详细说明，应理解的是，以上所述仅为本发明的具体实施例而已，并不用于限制本发明，凡在本发明的精神和原则之内，所做的任何修改、等同替换、改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。