湖泊沉积物磷钝化材料的研究进展*

马鑫雨，杨 盼，张 曼，杨春晖，尹洪斌

(1：中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室，南京210008)

(2：中国科学院大学，北京100049)

水体富营养化是指水体中氮(N)、磷(P)等营养元素过度富集，导致藻类急剧生长，引起水华、赤潮暴发，造成水质严重下降，破坏水生生态系统的全球性环境污染问题[1-3]. 在我国，富营养化已经成为一个亟需解决的共性环境问题. 据2019年生态环境公报显示，我国湖泊富营养化程度依旧不容乐观[4]. 在面积为10 km2以上的138个湖泊中，已有85.4%的湖泊处于富营养化状态，其中40.1%的湖泊为重度富营养化状态[5]. 据汤显强统计，2009-2018年间，长江流域中度富营养化湖泊比例从31.3%增长至42.7%，水库则普遍处于轻度富营养化水平[6]，其中，云南高原及长江中下游湖泊的富营养化趋势最为严重[7]. 氮和磷是富营养化湖泊中主要的限制性营养元素，其中磷的限制性更强，且磷的化学属性具有易于沉积和化学固定的特点，与氮相比更容易被控制[8-9]. 因此，通过采取控制湖泊磷浓度的方法可以更有效地限制水体富营养化.

湖泊中磷的来源主要包括外源输入、底泥内源释放以及少量的大气沉降. 相关研究表明，即使在外源磷输入得到有效控制后，湖泊底泥磷向上覆水体的释放仍会导致蓝藻水华的发生，且可持续几十年[10]. 在一些浅水湖泊中，内源磷释放对水体环境的影响程度甚至远高于外源输入. 根据范中亚等的研究，华阳河湖群的再悬浮期间，所产生的内源磷动态释放对水体总磷(TP)浓度的贡献率可达75%[11]. 另有研究表明，太湖中底泥磷的动态释放量可达2.1万t，是外源磷输入量的2～6倍[12]. 因此，为应对内源负荷在富营养化中所起的作用，减少内源磷释放是目前治理富营养化湖泊的普遍做法.

对于底泥磷的控制技术主要包括疏浚[13]、覆盖[14]、钝化[15]、生态修复[16]等. 其中原位化学钝化技术是目前治理湖泊底泥内源磷污染的一项重要控制技术，该技术主要是通过添加材料使水体和沉积物中的活性磷致惰，进而降低沉积物中磷向上覆水的释放量[17]. 多项研究表明，钝化材料的添加可使水体中可溶性反应磷和底泥中的活性磷(包括有机磷、弱结合态磷、铁结合态磷)浓度降低；同时致使底泥中惰性磷(包括铝结合态磷、钙结合态磷、残渣磷)浓度增加. 底泥钝化控磷的机理主要是促使水体和底泥中的活性磷向惰性磷形态转变，而总磷浓度保持不变[18].

目前，常用的钝化材料包括化学药剂类(如铝盐[19]、铁盐[20]、钙盐[21]等)、改性黏土类[22]以及工农业废弃类[23]. 钝化材料的选择至关重要，不仅需要考虑钝化剂自身的经济效益、使用寿命和生态安全，而且需要考虑适用的湖泊类型. 由于不同湖泊所处气候带和地理位置迥异，造成其理化及湖沼学特性存在很大差异(如水深、水面积、水动力、水体和底泥化学组成以及水生动植物数量和种类)，导致适宜投加钝化剂的种类和剂量也迥然不同[24]. 此外，由于不同湖泊内源磷负荷不同，不合理的投加剂量也增加了无效处理和有害影响的风险[15]. 因此，本文通过介绍几种常用材料的基本情况与研究现状，探讨钝化材料的改性方法与钝化机制，分析环境因子对钝化材料稳定性的影响. 基于此，进一步思考钝化材料与其他修复技术的联用，对未来研究方向与应用前景进行展望.

1 钝化材料种类

近年来的文献综述表明，使用固相钝化材料是一种修复富营养化湖泊的关键策略. 其中，金属盐类(铝、铁、钙等)和改性黏土是控制湖泊内源磷负荷的主要钝化材料. 金属盐类归为传统钝化材料，改性黏土是目前在富营养化水体中应用最广泛的新型钝化材料[22]. 钝化材料钝化磷的有效性和生态安全性往往取决于各种因素，这些复杂的因素往往会导致其钝化效果不理想. 不同种类钝化材料的应用现状及不足之处如下.

1.1 化学药剂类

目前，铝盐处理应用中的限制性表现得较为明显. 过高剂量的铝盐投放处理会抑制水体中浮游藻类和沉水植物的生长，对水生生态系统产生毒害作用[32]. 研究表明，水溶液中铝盐浓度达到0.7 mg/L时，会导致刚毛藻藻体死亡[33]. 因此，水体中投放的铝盐剂量是值得关注的重点问题. 为了决定施加铝盐的剂量，首先需要确定钝化沉积物上层(0～2 cm或0～10 cm)中全部或一定比例活性磷所需要的铝盐用量. 由于不同湖泊沉积物化学性质不同，为了达到钝化要求，铝磷结合比率通常控制在2∶1到100∶1以上[30]. 在实际情况中，通常根据沉积物中需要固定的活性磷含量，选择一个指定的结合比向水体中投加合适剂量的钝化材料[30]. 在大多数情况下，计算后的铝盐投加剂量需要基于湖泊形态的波动变化分多次投加，以确保最大钝化效率. 逐批投加可以通过水体中磷形态的转变更改投加策略，以避免因单次投加剂量过大而造成生态风险[34].

钙盐对于沉积物中活性磷的释放有良好的抑制效果. 在自然条件下，钙磷很难再释放到水体中，并可以有效抑制缺氧等还原条件下其他形态磷的释放[43]. 研究表明，投加CaCl2后，武汉东湖沉积物向上覆水体的总磷释放量从7.584 mg/(m2·d)下降至0.174 mg/(m2·d). 钝化后底泥中的钙磷在水体环境发生变化后也并不容易发生二次释放[44]. 由于CaO2直接投放到水体中会快速反应释放氧气，导致被大量消耗[45]，因此往往需要添加水泥等物质复合使用. 研究显示，CaO2和净水污泥组合形成的改良材料最大磷吸附量可达29.28 mg/g. 向水体中投放CaO2组合材料后，表层(0～2 cm)底泥中生物可利用磷在总磷中的占比由17.27%下降至7.21%. 这表明底泥中的磷被明显固定[46].

虽然钙盐毒性比铝盐弱，但在水体中投加钙盐也会对水生生态造成一定的毒性作用. 研究表明，Ca(OH)2处理会引起水体pH值升高，导致水体中无机碳的有效性降低，影响植物光合作用[42]；CaCO3会沉降至水生植物叶片上，造成遮荫并堵塞叶片气孔，造成光合作用受阻. 这些往往会造成湖泊中底栖无脊椎动物的多样性以及大型植物的生物量的减少[47].

1.2 工农业废弃物类

1.3 改性黏土类

近几年来，越来越多的研究表明，改性黏土作为磷钝化材料可以更加安全有效地解决湖泊内源磷的负荷问题[1, 10]. 这些黏土大部分是自然形成的天然矿物，多孔、高分散度的结构造就了其优良的表面吸附性能，如凹凸棒土、膨润土、沸石等[22]. 凹凸棒土具有含Mg2+、Al3+等阳离子的层链状硅酸盐晶体结构，内部孔道发达、孔隙度高、比表面积大(图1)；膨润土属于单斜晶系结构，由硅氧四面体和铝氧八面体组成，层间有相对较大的阳离子交换量(70～130 mmol/100 g)(图2)[22]. 国际上著名的镧改性膨润土(又称锁磷剂，商标名为Phoslock)便是以钙基膨润土为改性基础材料获得的锁磷产品. 由于黏土矿物具有化学惰性、绿色无毒的特点，因此被广泛应用于环境污染治理领域. 然而，天然黏土本身存在磷的吸附容量低、有效点位少等特点，导致磷钝化效果欠佳. 天然的黏土内部杂质较多，使用过程中存在一定的局限性，对其进行适宜的提纯与改性之后，其吸附性能会有明显提升[53]. 黏土材料的常用改性方法包括以下4种：物理改性、化学改性、复合改性和化学-生物联用改性.

图1 凹凸棒土结构[54]

图2 膨润土结构[55]

研究发现，500℃是膨润土最合适的热改性温度. 在25 mL磷溶液(10 mg/L)中分别投加不同温度煅烧后的膨润土(0.5 g)，500℃热改性膨润土的磷去除率达到最高，为41.17%. 之后随着煅烧温度的增高(超过500℃)，磷去除率逐渐下降[59].

相关研究显示，在20 mg/L磷溶液中投加9%盐酸改性后的膨润土，磷去除率由18.14%上升至45.59%[59]. 此外，Liu等通过不同程度的酸化、钠化、煅烧等组合改性方法制备了改性膨润土颗粒，研究发现，使用10%碳酸钠处理，并在450℃下煅烧得到的改性膨润土除磷效果最高，在20℃下其对沉积物中总磷的去除量为505.4 mg/kg，而未改性的膨润土对沉积物中总磷的去除量为462.8 mg/kg. 结果表明，物理和化学改性的共同作用能够提高膨润土的钝化效果[63].

1.3.3 复合改性 复合改性为将有机组分或金属阳离子通过化学或物理的方法嫁接负载至黏土材料表面，以获得新的复合物，这个过程通常包括物理与化学过程. 铝负载热改性凹凸棒土为复合改性后得到的新材料，其中，2.0 mol/L铝负载的热改性凹凸棒土(1～2 mm颗粒)能够适用于pH值为4～10的水体，磷吸附量最高可达8.79 mg/g，且改性后的控磷材料具有明显的抗风浪扰动能力. 室内实验表明，添加铝负载热改性凹凸棒土不会引起水溶液pH值的变化[64]. 镧铝负载热改性凹凸棒土磷吸附量最高可达10.6 mg/g，可以将水溶液中超过60%的可溶性反应磷转移为难溶稳定的铝磷和钙磷. 与传统铝盐相比，镧铝负载热改性凹凸棒土可以更好地稳定表层沉积物，降低水中可溶性反应磷浓度. 此外，在整个实验期间，磷在沉积物-水界面的通量亦得到有效抑制. 这表明，镧铝负载热改性凹凸棒土有良好的钝化效果，具备修复富营养化浅水湖泊沉积物的潜力[65].

镧改性膨润土是含镧5%(质量比)的钝化控磷材料. 制备方法为：以钙基膨润土为载体，通过层间阳离子与氯化镧进行离子交换，形成插层，从而把镧纳入到内部结构中[66]. 镧改性膨润土在分布广泛的淡水生态系统中和不同物理环境条件下都能有效结合可溶性反应磷，因此在世界范围内得到了广泛使用. 研究表明，镧改性膨润土的磷吸附量最高可达9.06 mg/g[67]. 在pH值为5～7时，镧改性膨润土有最大的钝化效率，当pH值超过9时，钝化效率会显著降低. 在夏季高温缺氧的浅水湖泊中，藻类大量繁殖往往造成水体具有较高的酸碱度，因此在这种环境中不能单独使用镧改性膨润土. 最适合镧改性膨润土钝化的时间是温带地区的冬天，此时投加对水生生物群的副作用也是最小的[68]. 此外，由于镧在酸性条件下容易溶出，因此镧改性膨润土也并不适用于酸碱度低的水体，以防止游离出的镧离子(La3+)对水生生态系统造成毒害作用[66].

由于非磁性材料投加之后很难从水体中回收，导致沉积物钝化成本增加，Lin等制备了磁性镧/铁改性膨润土以及锆改性磁铁矿/膨润土复合材料. 研究表明，二者在pH值为7时均表现出了良好的磷吸附能力，锆改性磁铁矿/膨润土复合材料最大单层磷吸附量为8.02 mg/g[69]，磁性镧/铁改性膨润土最大单层磷吸附量相对较高，为14.3 mg/g[70]. 磁性镧/铁改性膨润土不仅可以极大地降低上覆水中可溶性反应磷浓度，降低比例为94.7%～97.4%，也可以显著降低间隙水中可溶性反应磷浓度. 被磁性镧/铁改性膨润土固定的大部分磷(约77%)是稳定的，在自然条件下向水体二次释放的可能性很低[70]. 镧改性膨润土吸附铁之后，所吸附磷的稳定比例从83.8%上升至97.7%，说明吸附的铁在稳定活性磷的释放中起到了重要作用[71].

此外，锆改性沸石也具有较好的钝化效果. 研究表明，在25℃，水体pH值为7的条件下，锆改性沸石最大单层磷吸附量为10.2 mg/g[72]. 使用锆改性颗粒沸石不仅可以降低孔隙水中可溶性反应磷浓度以及沉积物中活性磷和生物可利用磷浓度，也可以显著减少缺氧条件下活性磷的释放[73]. 28天沉积物培养实验结果显示，投加锆改性沸石后，在pH值为5的水体中残留的可溶性反应磷浓度为0.035 mg/L，但在pH值为10的水体中残留的可溶性反应磷浓度为0.155 mg/L(初始浓度为0.26 mg/L). 这说明锆改性沸石的磷吸附量随着水体pH值的升高而降低，钝化效果被抑制[74].

1.3.4 化学-生物联用改性 化学-生物联用改性是指使用化学药剂与天然物质共同对黏土材料进行改性，以合成具有强大吸附性能的新复合物. 壳聚糖是天然多糖甲壳素脱除部分乙酰基的产物，结构与纤维素类似，具有环境友好、成本低、吸附性能优良等多种特性，非常适用于黏土材料的改性. 在富营养化湖泊中施加壳聚糖改性黏土，可以在水流速度很大的情况下有效絮凝沉降水华中的黑色悬浮物，极大提高藻类的去除效率[75].

2 钝化材料固定磷的机制

在湖泊中，钝化材料对磷的固定机理通常有3种，分别包括：化学沉淀、吸附作用和共沉淀. 因为同一种材料在钝化湖泊底泥时往往包含不同的固定机制(图3)，所以这3种钝化磷的机制的差异较难区分.

图3 钝化材料钝化机制

2.1 化学沉淀

(1)

(2)

(3)

铁盐(FeCl3，Fe2(SO4)3)在水体中的沉淀过程遵循简单的反应，加入铁盐往往会消耗碱度[36]：

(4)

(5)

(6)

2.2 吸附作用

2.3 共沉淀

3 底泥钝化控磷的稳定性及影响因素

决定钝化效果的根本因素是钝化材料中活性化学成分的比例. 除钝化材料本身物化性质、投加量等因素之外，湖泊水体环境状况的差异，如水体温度、pH值、共存物质、水动力及水生生物等，也可能导致同一材料钝化效果的不同.

3.1 温度

环境温度变化会影响沉积物中磷的释放，导致水体中磷的形态及浓度改变. 温度升高，微生物和底栖生物的活性增强，将沉积物中有机磷转变为无机磷，导致內源磷释放[81]. 在高温厌氧的条件下，水泥界面氧化还原电位较低，铁磷很容易从底泥中释放. 水体温度每升高10℃，沉积物磷的释放量就会增加1.22%～38.69%. 其中，温度从25℃上升至35℃，磷释放量的增幅最大[82]. 磷释放的增强削弱了钝化材料的有效性. 在夏季高温厌氧的湖泊中，底泥钝化可能面临更为严重的挑战.

研究表明，水体温度从5℃上升至20℃，改性膨润土对沉积物磷的吸附性能提高，但是当温度超过20℃后，改性膨润土对所有磷组分的吸附量均有不同程度的下降[63]. 这可能与高温增强布朗运动有关. Li等在15、28、40℃下分别在太湖底泥中加入不同剂量的镧改性沸石. 结果显示，在温度升高过程中，未加入镧改性沸石的沉积物中磷的释放量增大，在40℃下活性磷的释放量达到(4.1±0.4) μg/g，是15℃下的1.2倍. 加入镧改性沸石后，随着温度的升高，磷释放量逐渐减少，在40和15℃下活性磷的释放量分别为(2.6±0.7)和(3.2±0.3) μg/g. 一个可能的原因是，温度的升高虽然可以促进沉积物磷的释放，但同时也强化了镧改性沸石的吸附作用，促使沉积物活性磷向稳定形态快速转化[83].

3.2 pH值

pH值可以改变水体和沉积物中磷的存在形态，以及钝化材料表面活性位点的电荷，是影响沉积物磷释放的主要因素之一，进而影响钝化材料的有效性[66]. 合适的pH条件可以提高材料对磷的钝化效率，但不同材料的钝化效果对pH值变化的响应并不相同. 在富营养化湖泊中，藻类通过光合作用大量繁殖，消耗水体中CO2，致使氢离子减少，pH值升高. 因此富营养化水体往往是碱性环境，pH值大致范围为6～11[84]. 基于此，我们不得不考虑钝化材料在偏碱性环境中的钝化效果.

研究表明，正铁盐最适宜pH值范围为4.5～5.0，亚铁盐最适宜的pH值范围为7～8. 因此，亚铁盐比铝盐更适合用于pH值大于8的水体，但在碱性硬水中，由于发生配体交换，亚铁盐的处理效果也会相对有所下降[36].

在pH值为5.5的水体中投加钙盐，由于酸性条件下钙磷很容易被水解，转化为活性磷并从底泥中二次释放，降低钝化效果. 而羟基磷灰石沉淀在pH值为9.5的水体中更容易形成，钝化效果较好[87].

3.3 溶解性有机质

长期(400天)的吸附实验表明，在第100天，DOC(浓度为51 mg/L)对镧改性膨润土除磷效率的抑制作用达到最大，随后这种负面影响随着时间的推移而降低. 在第400天水体中可溶性反应磷浓度下降至0.113 mg/L，磷去除率仍可达到81.5%. 结果说明，DOC对于镧改性膨润土的负面干扰并不是永久的，而是由于投加材料初期DOC与镧改性膨润土发生络合作用，导致动力学变慢，从而造成可溶性反应磷与镧更难结合. 在高浓度DOC条件下，镧改性膨润土的磷去除率虽然有一定程度的下降，但是随着时间的推移仍可以达到较好的钝化效果[92].

3.4 共存阴离子

3.5 其他因素

其他因素，例如光照、水生动植物、水体深度、水动力以及生物扰动等均会影响钝化材料的稳定性. 在浅水湖泊(水深小于6 m)中，水动力扰动可能是底泥原位钝化控磷效果不理想最直接的原因. 频繁的扰动，导致覆盖在底泥表面的材料被掩埋或者覆盖. 此外，悬浮物的不断沉降一方面可以对钝化层产生覆盖作用，另一方面悬浮物本身也含有较高含量的活性磷，进而会导致初步投加材料的吸附能力受到严重影响，进而削弱其钝化控磷效果. 当镧改性膨润土钝化的沉积物重新悬浮到透光层后，磷的迁移主要包括沉积物磷的释放以及藻类和镧改性膨润土对磷的吸收. 因此，在沉积物再悬浮频发的浅水生产性湖泊中，往往需要更高剂量的钝化材料[93].

4 底泥钝化控磷技术的使用范围和条件

由于影响底泥原位钝化控磷的因素较多，这也导致钝化控磷技术的使用具有明显的区域性和局限性. 如，大型浅水富营养湖泊、深水湖泊、城市湖泊本身在很多湖沼学特性如水面面积、水深、扰动强度、外源输入强度等方面均存在显著的差异. 因此，基于底泥原位钝化控磷技术的使用在上述不同类型湖泊中会取得截然不同的内源磷控制效果. 一般来说，底泥钝化控磷技术适合于外源控制好、水动力扰动弱、水体面积小的湖泊.

深水湖泊是指有温跃层的湖泊，具有较高的污染负荷能力，稳定性较强. 而浅水湖泊水体体积较小，环境容纳量较低，因此在夏季高温缺氧的条件下很容易发生蓝藻水华现象. 目前关于在深水湖泊中投加钝化材料的研究比较少见，着重点在于浅水湖泊中钝化材料的使用条件.

在浅水湖泊中，表层沉积物常常受到风力扰动，因此扰动问题成为限制底泥原位控磷技术在该类型湖泊中使用的关键因子. 如Yin等使用沉积物再悬浮生成系统模拟了中等风速(5.1 m/s)和强风(8.7 m/s)对热改性凹凸棒土和镧改性膨润土处理的沉积物稳定性的影响. 结果表明，虽然两种改性黏土材料的钝化效率随着沉积物再悬浮次数的增加而降低，但是这些处理都能降低表层沉积物(0～4 cm)中的Mobile-P浓度(去除率27.7%～77.8%)，减少了风力对沉积物的侵蚀深度以及沉积物再悬浮过程中水泥界面的磷通量. 说明热改性凹凸棒土和镧改性膨润土均能够适用于沉积物再悬浮活动频繁的浅水富营养化湖泊[96]. 然而，钝化材料控磷效果维持长效性方面一直没有得到有效解决，这也加剧了在浅水湖泊中使用该技术的争议. 频繁的风扰动会逐渐侵蚀表层沉积物，使浅水湖泊的沉积物具有很强的活性. 在太湖，夏季风可以将表层沉积物重新悬浮到高pH值(9～10)的透光带，导致距沉积物表层20～50 cm的上覆水中悬浮物浓度变化剧烈，沉积物中与铁、铝、锰等结合的磷二次释放，加重水体内源污染[97]. 近十年来，太湖年平均风速有明显下降的趋势，中高风速的降低有利于维持水泥界面的稳态，但是长时间的低风速会造成沉积物表层溶解氧浓度降低，促使沉积物磷释放[98]，提高了钝化材料钝化底泥的难度. 在类似的浅水湖泊中投加钝化材料较为复杂，钝化材料的投加量、施加方法以及预防底泥再悬浮都值得关注. 此外，由于湖泊面积较大，在局部开阔水体中使用该技术往往会受到周围水域以及水环境的影响.

由于钝化材料大多含有金属物质，因此经过钝化后的底泥再悬浮的危害是不可预估的. 在浅水湖泊中施用铝盐时，必须选择二次悬浮风险较小的时期进行，以留出2～4个月的时间稳定絮体. 再悬浮会导致水体中pH值和铝浓度的升高，对水生生物产生毒害作用. 水体中悬浮的过量Al(OH)3絮体会在动物细胞表面长期覆盖，导致水生动物的畸变与死亡，最终造成水生态系统的失衡与恶化[99].

5 底泥钝化及其他技术联用

近几年来，虽然大部分湖泊的外源磷输入已得到基本控制，但蓝藻水华暴发的面积和频次并没有出现降低的趋势，湖泊富营养化现象依然严峻，化学钝化技术的一些不足也逐渐显露. 研究表明，当镧改性膨润土投加剂量过高时，膨润土微小颗粒和溶出的La3+会对水体底栖动物及沉积物中的微生物产生危害，具有一定的生态毒性[66]，水体的硬度、pH值和溶解有机质的浓度也会影响La3+的活性，促使其毒性增强. 此外，在不同类型的湖泊中投加明矾之后，其钝化有效时长范围从几天至几十年不等，钝化效果存在显著的差异[10]，化学钝化往往受到水体环境波动变化的影响.

因此，单一的化学钝化技术已无法满足富营养化现象的治理，常常需要与其他修复技术协同使用，以期达到更好的处理效果. 与化学钝化常用的联用技术为水环境生态修复，是指以生物修复为主，物理、化学及工程技术协同使用，通过修复水体生态系统，对受污染的水体环境进行结构和功能的恢复. 主要包括生态浮床、微孔曝气、微生物菌剂投加等多种基本技术[100]. 由于化学钝化技术除磷效果优良，而生态技术具有环境友好、整体优化的特点，因此化学钝化-生态修复联合应用技术有较好的发展潜力.

6 研究展望

通过梳理目前国际所研发的钝化材料种类、控磷特性、适宜条件、影响因素以及使用钝化材料过程中可能出现的风险与问题，本文对底泥原位钝化控制技术以及钝化材料的研发和使用提出以下相关建议，希望为钝化材料的实际应用提供一些参考.

1)强化新型钝化控磷材料的研发和制备. 目前，单一金属改性黏土材料的应用面临着诸多挑战. 其一，不同方法得到的改性材料除磷效果存在显著差异，其有效性与湖泊水体和沉积物中的物理环境与化学成分密切相关. 其二，过量的投加改性黏土材料会产生一定的生态毒性，引起水体pH值变化、释放有毒有害的离子，在水源、水库等地区并不适用. 其三，改性材料的成本也是决定湖泊内部磷负荷控制程度的重要因素. 通常情况下，改性材料价格比较昂贵，而长期投加改性黏土材料以有效治理湖泊富营养化是无法实现的. 因此，我们亟需研发生态环保、经济高效的新型钝化材料，这对于治理湖泊富营养化现象有着极为重要的意义. 此外，在制备改性钝化材料时可以更偏向于选择人类在生产生活中产生的工农业废弃物，重点研发废弃物的提纯与改性方法，实现底泥钝化与废弃物二次利用的双赢.

2)建立标准化的钝化材料使用方法和后评估研究. 不同钝化材料由于性质不同，各有其本身独特的适宜应用条件(例如，钙盐更适用于碱性水体，而镧改性膨润土在夏季的碱性湖泊中往往不能单独使用). 不同湖泊也具有迥然不同的湖沼学特性. 这些都会限制底泥钝化控磷技术的使用范围和条件. 面对不同程度的富营养化情况及不同类型的湖泊，根据钝化材料本身的适用特性，准确确定钝化材料投加的种类、剂量以及投加方法，并建立合适的标准以定量水体中可溶性反应磷浓度和所需钝化材料投加量之间的关系则显得十分重要，也可以为未来钝化材料的实际应用提供理论指导. 由于钝化材料超过一定的剂量范围内，均可能会产生一定的毒性作用，在投加过程中除评估其钝化效果之外，也应该加强水质和水生生物的实时监测，以避免化学钝化对水生生态系统产生危害. 此外，对于浅水湖泊而言，由于底泥更容易受到风浪扰动的影响，因此，预防已投加钝化材料的二次悬浮也是应该关注的重点.