基于OTIS模型的巢湖十五里河源頭段氮磷滯留特征

李如忠,丁貴珍

(合肥工業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,安徽 合肥 230009)

基于OTIS模型的巢湖十五里河源頭段氮磷滯留特征

李如忠*,丁貴珍

(合肥工業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,安徽 合肥 230009)

為揭示巢湖十五里河源頭河段氮磷營養(yǎng)鹽滯留特征,選擇NH4Cl、KH2PO4及NaCl作為示蹤劑,開展野外現(xiàn)場示蹤實驗.根據(jù)獲得的氯離子濃度和營養(yǎng)鹽濃度穿透曲線數(shù)據(jù)信息,利用OTIS與OTIS-P計算軟件,估算水文參數(shù)(D、A、As、α等)和營養(yǎng)鹽一階吸收系數(shù)(λ、λs).在此基礎(chǔ)上,計算暫態(tài)存儲指標和營養(yǎng)鹽吸收相關(guān)參數(shù)值,定量評估主河道流動水體與暫態(tài)存儲對NH4+和SRP的損失貢獻.結(jié)果表明,主河道與暫態(tài)存儲區(qū) NH4+吸收系數(shù)平均值分別為 3.88×10-6,8.81×10-4s-1,SRP分別為 7.80×10-6,7.98×10-8s-1;綜合衰減系數(shù) k-NH4平均值為1.64×10-4s-1,k-SRP為7.80×10-6s-1;NH4+和SRP的吸收長度Sw-NH4、Sw-SRP相當(dāng)大,分別為1632.88,25471.32m,意味著該河段經(jīng)由物理或生態(tài)過程去除N、P的可能性低;該河段Vf-NH4、Vf-SRP 值較營養(yǎng)鹽濃度低的溪流或小河流偏小,但U-NH4、U-SRP則明顯偏大;暫態(tài)存儲對于NH4+損失的平均貢獻率為93.82%,主河道水流對SRP損失的平均貢獻率高達99.70%.

暫態(tài)存儲指標；營養(yǎng)鹽滯留；營養(yǎng)鹽吸收；OTIS模型；水文參數(shù)

小河流/溪流是河流水系的重要組成部分,也是氮磷營養(yǎng)鹽重要的源和匯[1],各等級小河流攜帶的營養(yǎng)物經(jīng)逐級匯流、傳輸,最終進入等級更高的大江大河或湖、庫、海灣中,從而影響這些水體的水質(zhì).隨著我國水污染控制和治理工作的逐步推進,大江大河水污染惡化的勢頭得到一定程度的遏制,部分水體環(huán)境狀況開始有所好轉(zhuǎn),但處于河流水系下端的客觀現(xiàn)實,使得下游水體水質(zhì)狀況的維護和改善必然受制于上游各等級支流的影響.與此同時,等級較低的1～3級小河流也為匯水區(qū)氮磷營養(yǎng)負荷的去除提供了絕好的機會[2].由于數(shù)量龐大且占河流水系總長比重較大,溪流/小河流甚至可以將入河無機氮 50%以上的污染負荷進行截留和轉(zhuǎn)化[2-3].盡管營養(yǎng)鹽滯留、吸收過程有些是持久的(如脫氮作用),有些是暫時性的(如生物截留),但其對下游河流水質(zhì)狀態(tài)的調(diào)控和影響極為重要[3-4].

與大中型河流相比,小河流水底面積與水體體積的比值更大,因此河水?dāng)y帶營養(yǎng)鹽顆粒與河底接觸的機會更多,受河床形態(tài)、地貌特征等影響的可能性也更大[5-7].由河床下部潛流帶、水面兩側(cè)緩流水體(或稱死水區(qū))等共同構(gòu)成的河流暫態(tài)存儲區(qū),是影響溪流/小河流氮磷營養(yǎng)鹽滯留和吸收的重要因素[8-16].目前,相關(guān)研究主要還是集中在養(yǎng)分相對貧乏的冰川融雪溪流或山區(qū)、荒漠地小河流等,對于人為活動較為顯著的城市、農(nóng)業(yè)區(qū),特別是營養(yǎng)鹽背景值相對較高的源頭溪流則研究較少[17].由于匯水區(qū)土地利用形式的差異性,特別是高度的人工干預(yù),城區(qū)渠道化溪流營養(yǎng)鹽滯留具有一定的特殊性.近年來,國內(nèi)開始有學(xué)者關(guān)注潛流帶的水力學(xué)特性及其水文生態(tài)功能[18-20],但從暫態(tài)存儲層面,利用現(xiàn)場示蹤方法探究源頭溪流營養(yǎng)鹽滯留和吸收機制,則還鮮有報道.國外相關(guān)研究表明[8,10,12],有關(guān)溪流/小河流氮磷營養(yǎng)鹽滯留和吸收機制,也將成為我國未來水環(huán)境保護和研究發(fā)展的重要方向.基于此,本文以巢湖十五里河源頭河段為對象,基于野外示蹤實驗和 OTIS模型模擬優(yōu)化結(jié)果,從暫態(tài)存儲作用角度,解析源頭溪流氮磷營養(yǎng)鹽滯留特征,以期為以增強氮磷負荷控制能力為主要目標的十五里河水環(huán)境生態(tài)修復(fù)提供依據(jù).

1 研究區(qū)概況

十五里河發(fā)源于合肥市西南城區(qū),自西北流向東南,在市郊的義城鎮(zhèn)匯入巢湖.該河上游河段位于城區(qū)內(nèi)部,中下游基本處于城郊結(jié)合部,全長28.8km,匯水區(qū)面積111.25km2,曾是巢湖流域30多條入湖河流中污染最為嚴重的一條,中下游河水NH、TN和TP平均濃度分別達19.89,22.29, 1.33mg/L[21],表層沉積物間隙水 NH、P O濃度達 31.86,4.27mg/L[22].隨著上游源頭區(qū)有關(guān)化肥生產(chǎn)企業(yè)的停產(chǎn)、搬遷以及沿河截污工程的實施,該河水環(huán)境狀況開始有所好轉(zhuǎn).

在十五里河源頭河段選擇一長約300m的平直河道,開展示蹤劑稀釋實驗,采樣點分布見圖1.該河段水面寬度約為 4～5m,水深 15～40cm,流速15～25cm/s,平均流量0.1m3/s.河道下切較深,剖面形式為梯形斷面和土質(zhì)護坡;河道下方的過水?dāng)嗝鏋榫匦涡问?兩壁以塊石砌成規(guī)則的溝渠,渠高約1.5m、寬約4～5m.該河段雖較平直,但河床平整度較差,存在一些面積較大的深潭,局部河段還出現(xiàn)了由碎石、磚塊等堆積形成的淺灘,兩者約占河床面積的 70%(其中深潭約占 80%,淺灘占20%).此外,在河床上散落著大量的塊石,在淺灘、塊石背后能夠清楚地發(fā)現(xiàn)渦流存在.為提高河道防洪過流能力、同時增強渠道墻體塊石的穩(wěn)定性,在河道整治過程中,對河床沉積物進行了徹底清除,并對局部河床進行了壓實處理,因此該河段河床底質(zhì)十分板結(jié),水底沉積物極少,而且在河道水面及濱岸兩側(cè),鮮有明顯的水生植物存在.

圖1 采樣點分布示意Fig.1 Sketch map of sampling points

2 模型與方法

2.1 示蹤實驗方案設(shè)計

2013年6月4日和19日,在所選定的河段上,分別以NH4Cl、KH2PO4作為示蹤劑,并輔助以保守型示蹤劑 NaCl,開展野外現(xiàn)場示蹤實驗.將NaCl與NH4Cl或KH2PO4利用河水充分混合,采用瞬時投放的方式進行投加,投放時間控制在15s內(nèi)完成.為提高示蹤劑的混合效果,投加點O選擇在流速稍大且分布較為均勻的淺灘上,并在投加點下游依次布置 A、B、C等 3個采樣點.其中,采樣點A和C位于淺灘下部,B則在深潭后部水面相對較窄的地方.采用 GPS精確定位,得到河段 OA、AB和 BC的長度分別為 62,115, 117m.

為了獲得較為完整的示蹤劑濃度穿透曲線(BTC),以更加直觀地展示示蹤劑濃度-時間變化特征以及確定水文參數(shù),采用現(xiàn)場測定水樣電導(dǎo)率、實驗室測定Cl-1和營養(yǎng)鹽濃度的實驗設(shè)計方案.針對采樣點A、B、C分別設(shè)定不同的采樣開始時間,采樣過程中利用100mL塑料瓶進行同步采集水樣,并以 KL-138(II)筆式電導(dǎo)率測定儀現(xiàn)場測定水樣,當(dāng)水樣的電導(dǎo)率回到背景值水平后停止采樣,各采樣點的采樣時間間隔均為 30s.在實驗室,將每個樣本的一部分水樣用于測定 Cl-1濃度,所用儀器為氯離子選擇性電極(參比電極232-01、氯離子電極PCl-1-01)和PXS-215離子活度計;另一部分水樣經(jīng)濾膜過濾后,用于測定營養(yǎng)鹽NH4+和SRP(溶解反應(yīng)性磷酸鹽)濃度,分別以納氏試劑光度法和鉬銻抗分光光度法測定.

2.2 OTIS 模型

OTIS (One Dimensional Transport with Inflow and Storage)模型是一個專門用于描述小河流/溪流溶質(zhì)遷移轉(zhuǎn)化特征的數(shù)學(xué)模型,該模型主要考慮對流、擴散、側(cè)向補給、暫態(tài)存儲交換等影響,并由主河道和暫態(tài)存儲兩方面的控制方程耦合而成.該模型不僅可以用于保守型溶質(zhì)的模擬,也可以擴展為反應(yīng)性溶質(zhì)的模擬研究,其微分方程形式如下[23]∶

式中,C為河水溶質(zhì)濃度(mg/L);Q為河水流量(m3/s);A為河道斷面面積(m2);D 為擴散系數(shù)(m2/s);qL為側(cè)向補給強度[m3/(s·m)];CL側(cè)向補給的溶質(zhì)濃度(mg/L);α為河道與暫態(tài)存儲區(qū)之間的交換系數(shù)(s-1);CS為暫態(tài)存儲區(qū)的溶質(zhì)濃度(mg/L);As為暫態(tài)存儲區(qū)斷面面積(m2);λ為主河道溶質(zhì)一階吸收系數(shù)(s-1);λs為暫態(tài)存儲區(qū)溶質(zhì)一階吸收系數(shù)(s-1);t為時間(s);χ為河段長度(m).

在 OTIS模型中,水文過程的影響是通過一組物理參數(shù)(即A、As、D、Q、qL和α)來反映的,而非水文參數(shù)過程的影響(如生物吸收、非生物吸附等),則是借助吸收系數(shù)(即 λ、λs)進行模擬.其中,物理參數(shù)是利用保守型溶質(zhì)的實測濃度進行估算(即 λ=λs=0);非水文參數(shù)則是在物理參數(shù)估值的基礎(chǔ)上,利用營養(yǎng)鹽實測濃度數(shù)據(jù)信息進行優(yōu)化估值(即λ>0,λs>0)[23].OTIS模型求解及其參數(shù)的確定,可以借助 OTIS模型應(yīng)用程序包和OTIS-P參數(shù)自動優(yōu)化包來實現(xiàn)[24].

2.3 暫態(tài)存儲指標

由于缺乏將潛流帶存儲與河道存儲具體發(fā)生位置精確區(qū)分開來的簡便、有效方法,因此通常都是將兩者混在一起而不加區(qū)分地解析暫態(tài)存儲區(qū)營養(yǎng)鹽滯留能力[25].對此,Runkel[23,26]提出了將主河道流動水體與暫態(tài)存儲作用分割開來的滯留時間和養(yǎng)分吸收指標,即主河道平均滯留時間(tc)、暫態(tài)存儲區(qū)平均滯留時間(ts)以及暫態(tài)存儲作用的平均行進時間分數(shù)(Fmed)等[27]∶

式中,Fmed是一個與河段長度L有關(guān)的量,為便于不同長度河段之間的比較,一般取 200m作為標準長度,即計算的值.

達姆科勒數(shù)(DaI)常用來評估模型對暫態(tài)存儲過程的靈敏性和由OTIS-P優(yōu)化的水文參數(shù)的可靠性,表達式為[28]∶

一般認為,當(dāng)DaI值接近1.0時,參數(shù)不確定性最低;當(dāng)DaI值處于0.1～10時,參數(shù)值是可以接受的[29].

2.4 營養(yǎng)鹽吸收參數(shù)

河水中營養(yǎng)鹽微粒在被去除或在物理、生化過程轉(zhuǎn)化之前在河水中的平均行進距離,稱為營養(yǎng)鹽吸收長度,計算式為[5,23]∶

式中,Sw表示營養(yǎng)鹽吸收長度(m),u表示河水平均流速(m/s),k為營養(yǎng)鹽綜合衰減系數(shù)(s-1).

河水營養(yǎng)鹽吸收速度或稱物質(zhì)傳輸系數(shù)的表達式為[5,30]∶

式中,Vf表示營養(yǎng)鹽吸收速度(m/s),h表示河水平均深度(m).

河流底部單位面積營養(yǎng)鹽吸收速率是表征營養(yǎng)鹽吸收狀況的另一個重要指標[7],它可以由營養(yǎng)鹽吸收速度與濃度的乘積表示,即[30]

式中,U表示單位面積的營養(yǎng)鹽吸收速率[mg/ (m2·s)],C表示河水中營養(yǎng)鹽濃度(mg/L),1000為量綱換算值.目前,針對C的取值一般多采用河水營養(yǎng)鹽背景值[31-32],也有取第一個采樣斷面營養(yǎng)鹽平均濃度[30].

河水營養(yǎng)鹽綜合衰減系數(shù) k,可根據(jù)下式計算[23,33]∶

2.5 營養(yǎng)鹽吸收貢獻水平

根據(jù) OTIS模型,針對主河道流動水體和暫態(tài)存儲區(qū)營養(yǎng)鹽吸收,設(shè)置4種可能情景,即

情景 1∶λ=0,λs=0,該情形相當(dāng)于對保守型溶質(zhì)傳輸過程的模擬.

情景 2∶λ>0,λs=0,該過程考慮主河道流動水體對營養(yǎng)鹽的吸收作用,不計暫態(tài)存儲區(qū)對于營養(yǎng)鹽衰減吸收的影響.

情景 3∶λ=0,λs>0,該過程考慮暫態(tài)存儲對營養(yǎng)鹽的吸收衰減作用,不計主河道水流對營養(yǎng)鹽衰減吸收的影響.

情景 4∶λ>0,λs>0,考慮主河道流動水體和暫態(tài)存儲區(qū)對于營養(yǎng)鹽吸收衰減的共同影響.

針對上述 4種情景,分別計算主河道流動水體、暫態(tài)存儲區(qū)對營養(yǎng)鹽的吸收量或營養(yǎng)鹽在主河道流動水體、暫態(tài)存儲區(qū)的損失量[23,33].由于直接量化主河道河水與暫態(tài)存儲對于營養(yǎng)鹽吸收量存在一定的難度,為此一些學(xué)者提出利用河水營養(yǎng)鹽濃度穿透曲線下方圍成的面積與流量的乘積來表征河水營養(yǎng)鹽通量(即 S=∫QCdt= Q∫Cdt)[27,34],進而在求積分運算獲得相應(yīng)的面積后,根據(jù)上述4種情景相應(yīng)的控制斷面面積,定量評估主河道流動水體、暫態(tài)存儲作用對營養(yǎng)鹽吸收的貢獻水平,計算式為∶

3 結(jié)果與討論

3.1 OTIS模型參數(shù)計算及模擬

利用OTIS和OTIS-P應(yīng)用程序軟件,對2次示蹤實驗開展模型參數(shù)估值.這里,擬就水文過程參數(shù)(A、As、D、Q、qL和α)與非水文過程參數(shù)(λ、λs),分兩步進行參數(shù)估計.首先,將采樣點 A對應(yīng)的保守型示蹤劑 Cl-1濃度-時間過程數(shù)據(jù)(λ=λs=0)作為模型的上游邊界條件,并對模型各參數(shù)賦予一定的初始值;通過對Q、A、qL輸入值不斷進行調(diào)整,使得B、C2個采樣點Cl-1模擬濃度曲線與觀測值高度擬合(圖2).在此基礎(chǔ)上,利用OTIS-P程序包估算A、As、D、α相應(yīng)的優(yōu)化值,結(jié)果見表1.由于OTIS-P不能直接對Q和qL進行優(yōu)化計算,其輸出值實際上就是在OTIS程序不斷調(diào)整、試算后得到的驅(qū)使Cl-1模擬濃度與觀測值相吻合的Q、qL調(diào)整值.在對水文參數(shù)估值完成后,將其作為已知值,再利用OTIS和OTIS-P應(yīng)用程序,分別對營養(yǎng)鹽 NH、PO示蹤實驗結(jié)果進行模擬優(yōu)化(λ, λs>0),最后得到相應(yīng)的吸收系數(shù)λ、λs值(表1).這里,N H、SRP實測濃度及其模擬情況,見圖3.

圖2 氯離子實測濃度及模擬濃度穿透曲線Fig.2 Breakthrough curves of measured and modeled Cl-1concentrations

圖3 營養(yǎng)鹽實測濃度及其模擬曲線Fig.3 Breakthrough curves of measured and modeled nutrients concentrations

由圖2可見,從采樣點A至C,不僅Cl-1濃度峰值下降顯著,而且曲線的形狀也由陡峭型變化為平緩的舒展型.圖2(a)中,采樣點B、C模擬值與觀測值的絕對誤差分別為(1.66±4.14), (3.49±2.52)mg/L,相對誤差分別為 4.39%±7.85%, 8.03%±5.54%;圖2(b)中,采樣點B、C模擬值與觀測值的絕對誤差分別為(1.65±3.31),(3.51±2.87) mg/L,相對誤差分別為 5.31%±8.07%,10.25%± 8.47%,表明擬合效果較好.由于河水流速的差異,各采樣點 Cl-1實測濃度曲線開始上升和重新回到背景值水平發(fā)生的時間存在差異.考慮了吸收系數(shù)λ、λs值后,采樣點B、C的營養(yǎng)鹽濃度實測值與模擬結(jié)果,見圖3.其中,采樣點B、C的 NH濃度模擬值與觀測值絕對誤差分別為(-0.14± 1.61),(-2.74±2.91) mg/L,相 對 誤 差 分 別 為-1.13%±10.80%,-15.15%±12.65%;相應(yīng)的SRP濃度模擬值與觀測值的絕對誤差分別為(-0.97±1.93),(-0.73±1.23)mg/L,相對誤差分別為6.09%±53.59%,-11.88%±16.01%,表明擬合結(jié)果較為令人滿意.

由表1可以看出,十五里河源頭段有較為明顯的側(cè)向補給存在,平均強度為 2.56×10-4[m3/(s·m)],而且河段AB強度較河段BC低1個數(shù)量級.在 NH示蹤實驗中,河段AB、BC側(cè)向補給水的水量貢獻分別為 0.73%,13.71%;在 PO示蹤實驗中,河段AB、BC側(cè)向補給的貢獻則為1.06%,22.72%.不同河段交換系數(shù) α存在顯著的差異性,平均值為 1.60×10-3s-1,而且也存在河段AB較河段CD低1個數(shù)量級的特點.總體上,在相應(yīng)的水文條件下,該河段交換系數(shù)α與國外其它一些溪流、渠道等低等級小河流基本處于同一水平[17,27,34].

表1 OTIS模型參數(shù)估計值Table 1 Estimates of the transport and kinetic parameters in OTIS model

3.2 暫態(tài)存儲指數(shù)值計算

表2 暫態(tài)存儲指數(shù)值Table 2 Estimates of the partial transient storage metrics

由表 2可以看出,該河段 DaI值都處于0.1～10,說明OTIS模型中各參數(shù)值(表1)可靠.根據(jù)表 2,營養(yǎng)鹽在暫態(tài)存儲區(qū)的滯留時間(ts)明顯低于主河道(tc),這與文獻[27]情形相似.從對營養(yǎng)鹽調(diào)控的角度看,滯留時間 ts過小,可能難以發(fā)揮暫態(tài)存儲對于營養(yǎng)鹽的截留、凈化功能,因此適時提高滯留時間十分必要.是一個標準化指標,可以反映暫態(tài)存儲對于營養(yǎng)鹽滯留作用的相對強弱.十五里河源頭段的數(shù)值介于4.70%～ 18.30%,與國外一些尺度相當(dāng)?shù)男『恿黝H為接近,如Elder Creek 的為1%～19%[27]; Snapping Turtle Canal值大小為 2.46%～17.6%,而Slocum Creek則為 13.7%～27.2%[30].由于指標受水文條件的影響和制約,因此即便同一河段,不同水文情勢可能具有不同的值.

3.3 營養(yǎng)鹽吸收參數(shù)值計算

示蹤實驗開始前,采集投加點及各采樣點水樣,測得相應(yīng)的 NH、SRP背景濃度,分別為10.24,2.02mg/L.另外,在該河段上選擇 8個不同特征斷面,并量測斷面的水深和流速,得到 NH示蹤實驗期間,平均水深約20cm、流速0.22m/s;投加 PO期間,平均水深約18cm、流速0.19m/s.根據(jù)式(7)～式(10),計算得到十五里河源頭段營養(yǎng)鹽吸收參數(shù)值,見表3.顯然,河段AB、CD綜合衰減系數(shù)k-NH4都明顯高于k-SRP,意味著NH4+較SRP衰減變化更為明顯一些.

表3 營養(yǎng)鹽吸收參數(shù)值Table 3 Nutrient uptake values in the two tracer experiments

河水中較高的營養(yǎng)鹽濃度將會降低水體對營養(yǎng)鹽的滯留和傳輸能力,從而導(dǎo)致出現(xiàn)較大的吸附長度[35].Gücker等[36]在對富營養(yǎng)化的低地小河流研究中,得到 Sw-NH4、Sw-SRP分別達2162,3645m;Bukaveckas[37]計算得到渠道化溪流Wilson Creek的N、P吸收長度Sw分別達20000, 1370m.由表3可見,具有較高NH4+和SRP背景濃度的十五里河源頭段,相應(yīng)的吸收長度Sw-NH4和 Sw-SRP平均值分別高達 1632.88,25471.32m,這些印證了上述觀點.直觀地,較高的Sw-NH4和Sw-SRP平均值,說明經(jīng)由物理或生態(tài)過程去除NH4+、SRP的可能性較低.

表 4給出了部分具有代表性的小河流水體NH、SRP相關(guān)吸收參數(shù)值,這些水體大部分都屬于營養(yǎng)鹽含量相對較低的源頭溪流.十五里河源頭段VfNH4-、Vf-SRP基本上都較這些水體低一些,但U-NH4+、U-SRP卻明顯偏大.這可能由于十五里河源頭段的 NH、SRP背景濃度高,使得河水營養(yǎng)鹽吸收作用受到抑制,導(dǎo)致吸收速度 Vf降低,但因吸收速率U又是一個與濃度直接相關(guān)的量,因此出現(xiàn)U 明顯偏大的現(xiàn)象.

表4 其他具有代表性的溪流/小河流 NH+4、SRP吸收參數(shù)值Table 4 Comparison of nutrient uptake values against published studies

3.4 營養(yǎng)鹽吸收貢獻評估

根據(jù)式(11)和式(12),計算主河道流動水體和暫態(tài)存儲對于營養(yǎng)鹽 NH和SRP 的吸收貢獻率水平,結(jié)果見表 5.其中,暫態(tài)存儲對 NH吸收的平均貢獻率為93.82%,主河道流動水體的平均貢獻率僅為6.18%;暫態(tài)存儲對 PO吸收的平均貢獻率極低,僅為0.30%,而主河道則高達99.70%.顯然,暫態(tài)存儲對于 NH吸收的貢獻遠高于主河道流動水體,但對SRP的吸收貢獻卻遠低于主河道水流,幾乎可以忽略不計.McKnight等[34]在對冰川融雪溪流營養(yǎng)鹽吸附模擬中也發(fā)現(xiàn),潛流帶對PO的影響幾乎可以忽略不計,即 PO的衰

減幾乎都是來自主河道水流作用.

表5 主河道和暫態(tài)存儲對營養(yǎng)鹽吸收貢獻率比較Table 5 Estimates of the fraction of nutrient uptake between the main channel and storage zone

3.5 討論

河流水文動態(tài)特征,特別是暫態(tài)存儲行為是影響營養(yǎng)鹽吸收的潛在調(diào)控者[16,30,38-40].作為對河水暫時性的水文滯留[41],暫態(tài)存儲過程既可能發(fā)生在河水(如回水和漩渦),也可能出現(xiàn)在河床地下潛水中[42].一些模擬研究表明,暫態(tài)存儲增大了營養(yǎng)鹽的吸收能力[43].然而,對于暫態(tài)存儲區(qū)與營養(yǎng)鹽滯留、吸收之間的關(guān)系,現(xiàn)有經(jīng)驗研究還存在很大的出入,有些可以說是完全相悖,因此還不能給出較為肯定的答復(fù).例如,Hall等[16]研究指出,N H吸收與暫態(tài)存儲具有很低的相關(guān)性,而且沒有發(fā)現(xiàn)磷吸收與暫態(tài)存儲存在關(guān)聯(lián).另有一些研究也沒有發(fā)現(xiàn)暫態(tài)存儲與營養(yǎng)鹽吸收之間存在何種聯(lián)系[44-46],甚至有研究指出,隨著暫態(tài)存儲的增加,磷的吸收速度反而下降[14].盡管如此,更多的經(jīng)驗研究認同暫態(tài)存儲對于溪流/小河流營養(yǎng)鹽吸收的影響,即營養(yǎng)鹽吸收會隨著暫態(tài)存儲的增加而增大[30,34,39-40,47-48].研究表明,在北極地區(qū)的融雪溪流生態(tài)系統(tǒng)中,約有 7%～16%的 NO吸收出現(xiàn)在暫態(tài)存儲區(qū)滯留階段[30],在山地溪流生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)鹽滯留總量中,大約 44%～49%的 NO、43%的 PO吸收發(fā)生在暫態(tài)存儲階段[48].本研究中,暫態(tài)存儲對于 NH的吸收貢獻顯著高于主河道流動水體,表明暫態(tài)存儲對于營養(yǎng)鹽吸收的重要性,這與當(dāng)前主流認識一致.由表3,十五里河源頭段 NH綜合衰減系數(shù)k-NH4處于 10-5～10-4數(shù)量級,與一些溪流的 NO衰減系數(shù)基本處于同一水平[49].而在SRP吸收損失方面,來自暫態(tài)存儲的貢獻相當(dāng)?shù)?河段綜合衰減系數(shù)k-SRP也僅為10-6數(shù)量級水平,表明十五里河源頭段對磷的吸收能力相當(dāng)弱.

一般來說,隨著河水滯留時間的增長,營養(yǎng)鹽的吸收長度將會下降[39].十五里河源頭段由于渠道化及河道的裁彎取直,特別是河床上沉積物的徹底清除,導(dǎo)致河水流速偏高、營養(yǎng)鹽滯留時間下降.因此,適當(dāng)提高水力滯留時間對增強該河段營養(yǎng)鹽調(diào)控能力具有積極意義,這可能是今后該河段水環(huán)境修復(fù)中需要考慮的關(guān)鍵問題之一.雖然暫態(tài)存儲是河床沉積物中河水-地下水交換以及濱岸緩流水體存儲和漩渦滯留等綜合作用的結(jié)果,但相較于后者,河床下部的潛流帶往往具有更大的營養(yǎng)鹽滯留和去除能力[16,53].由于十五里河源頭段河床板結(jié)、透水性較差,使得河水-地下水潛流交換作用受到很大的抑制.實際上,河流中任何一種水流障礙,如浸沒的植被、巖石、落葉殘枝、堆積物等都可能增大河道的粗糙度和水流阻力,并在減緩河水向下游傳輸?shù)耐瑫r,促進潛流交換作用的發(fā)生[53-54].在河床底部鋪設(shè)粗糙度較高的卵石或粗礫石等,不僅可以增加底泥的穩(wěn)定性,提高潛流交換及相關(guān)作用過程的能力,同時還可以為微生物提供必要的附著場所,從而為河水中N、P等營養(yǎng)物降解提供幫助.十五里河源頭河段較弱的營養(yǎng)鹽滯留能力,可能與該河段河道較為平直、渠道化以及河床板結(jié)、潛流交換能力較弱等有很大的關(guān)系.從增強河流源頭溪流氮磷滯留、凈化能力出發(fā),有必要對該河段實施以削減氮磷負荷為目標的水環(huán)境生態(tài)修復(fù)工程,這是提高十五里河源頭段營養(yǎng)鹽滯留能力較為切實可行的措施.

4 結(jié)論

4.1 十五里河源頭段存在較為明顯的側(cè)向補給作用,平均補給強度qL為2.56×10-4m3/(s·m);河道與暫態(tài)存儲區(qū)間的交換系數(shù) α 平均值為1.60×10-3s-1,與國外一些溪流、渠道等等級較低小河流基本處于同一水平.

[1] Mulholland P J, Helton A M, Poole G C, et al. Stream denitrification across biomes and its response to anthropogenic nitrate loading [J]. Nature, 2008,452：202-206.

[2] Craig L S, Palmer M A, Richardson D C, et al. Stream restoration strategies for reducing river nitrogen loads [J]. Frontiers in Ecology and the Environment, 2008,6(10)：529-538.

[3] Peterson B J, Wollheim W M, Mulholland P J, et al. Control of nitrogen export from watersheds by headwater streams [J]. Science, 2001,292：86-90.

[4] Alexander R B, Boyer E W, Smith R A, et al. The role of headwater stream in downstream water quality [J]. Journal of the American Water Resources Association, 2007,43(1)：41-59.

[5] Ensign S H, Doyle M W. Nutrient spiraling in streams and river networks [J]. Journal of Geophysical Research, 2006,111,G04009, doi：10.1029/2005JG000114.

[6] Wollheim W M, V?r?smarty C J, Peterson B J, et al. Relationship between river size and nutrient removal [J]. Geophysical Research Letters, 2006,33,L06410,doi：10.1029/2006GL025845.

[7] Claessens L, Tague C L, Groffman P M, et al. Longitudinal assessment of the effect of concentration on stream N uptake rates in an urbanizing watershed [J]. Biogeochemistry, 2010,98(1/3)：63-74.

[8] Hester E R, Gooseff M. Moving beyond the banks： hyporheic restoration is fundamental to restoring ecological services and functions [J]. Environmental Science and Technology, 2010,44(5)：1521-1525.

[9] Knust A E, Warwick J J. Using a fluctuating tracer to estimate hyporheic exchange in restored and unrestored reaches of the Truckee River, Nevada, USA [J]. Hydrological Processes, 2009, 23(8)：1119-1130.

[10] Hancock P J, Boulton A J, Humphreys W F. Aquifers and hyporheic zones： towards an ecological understanding of groundwater [J]. Hydrology Journal, 2005,13(1)：98-111.

[11] Wagenschein D, Rode M. Modelling the impact of river morphology on nitrogen retention—A case study of the Weisse Elster River (Germany) [J]. Ecological modeling, 2008,211(1-2)：224-232.

[12] Baker D W, Bledsoe B P, Price J M. Stream nitrate uptake and transient storage over a gradient of geomorphic complexity, north-central Colorado, USA [J]. Hydrological Processes, 2012, 26(21)：3241-3252.

[13] Lautz L K, Siegel D I. The effect of transient storage on nitrate uptake lengths in streams： an inter-site comparison [J]. Hydrological Processes, 2007,21(26)：3533—3548.

[14] Valett H M, Crenshaw C L, Wagner P F. Stream nutrient uptake, forest succession, and biogeochemical theory [J]. Ecology, 2002, 83(10)：2888-2901.

[15] Roberts B J, Mulholland P J, Houser J N. Effects of upland disturbance and instream restoration on hydrodynamics and ammonium uptake in headwater streams [J]. Journal of North American Benthological Society, 2007,26(1)：38—53

[16] Hall Jr R O, Bernhardt E S, Liken G E. Relating nutrient uptake with transient storage in forested mountain streams [J]. Limnology and Oceanography, 2002,47(1)：255-265.

[17] Ryan R J, Packman A I, Kilham S S. Relating phosphorus uptake to changes in transient storage and streambed sediment characteristics in headwater tributaries of Vally Creek, an urbanizing watershed [J]. Journal of Hydrology, 2007,336(3/4)：444-457.

[18] 金光球,李 凌.河流中潛流交換研究進展 [J]. 水科學(xué)進展, 2008,19(2)：285-293.

[19] 魯程鵬,束龍倉,陳洵洪.河床地形影響潛流交換作用的數(shù)值模擬 [J]. 水科學(xué)進展, 2012,23(6)：789-795.

[20] 滕彥國,左 銳,王金生.地表水-地下水的交錯帶及其生態(tài)功能[J]. 地球與環(huán)境, 2007,35(1)：1-8.

[21] 王書航,姜 霞,金相燦.巢湖入湖河流分類及污染特征分析 [J].環(huán)境科學(xué), 2011,32(10)：2834-2839.

[22] 李如忠,張 亮.巢湖十五里河不同水力特性區(qū)沉積物及間隙水營養(yǎng)鹽的分布特征 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2012,32(12)：2960-2968.

[23] Runkel R L. Toward a transport-based analysis of nutrient spiraling and uptake in stream [J]. Limnology and Oceanography：Methods, 2007,5：50-62.

[24] Runkel R L. One-dimensional transport with inflow and storage (OTIS)： A solute transport model for streams and rivers： U.S. Geological Survey Water-Resources Investigations Report, 98-4018 [R]. 1998：73-78.

[25] Stream Solute Workshop. Concepts and methods for assessing solute dynamics in stream ecosystems [J]. Journal of North American Benthological Society, 1990,9(2)：95-119.

[26] Runkel R L. A new metric for determining the importance of transient storage [J]. Journal of North American Benthological Society, 2002,21(4)：529-543.

[27] O’Connor B L, Hondzo M, Harvey J W. Predictive modeling of transient storage and nutrient uptake： implications for stream restoration [J]. Journal of Hydraulic Engineering, 2010,136(12)：1018-1032.

[28] Wagner B J, Harvey J W. Experimental design for estimating parameters of rate-limited mass transfer： Analysis of stream tracer studies [J]. Water Resources Research, 1997,33(7)：1731-1741.

[29] Jin H S, Ward G M. Hydraulic characteristics of a small Coastal Plain stream of the southeastern United States： effects of hydrology and season [J]. Hydrological Processes, 2005,19(20)：4147-4160.

[30] Ensign S H, Doyle M W. In-channel transient storage and associated nutrient retention： Evidence from experimentalmanipulations [J]. Limnology and Oceanography, 2005,50(6)：1740-1751.

[31] Haggard B E, Storm D E, Trjral R D, et al. Stream nutrient retention in three northeastern Oklahoma agricultural catchments [J]. Transactions of the ASAE, 2001,44(3)：597-605.

[32] Weigelhofer G, Fuchsberger J, Teufl B, et al. Effects of riparian forest buffers on in-stream nutrient retention in agricultural catchments [J]. Journal of Environmental Quality, 2012,41(2)：373-379.

[33] Argerich A, Marti E, Sabater F, et al. Influence of transient storage on stream nutrient uptake based on substrata manipulation [J]. Aquatic Sciences, 2011,73(3)：365—376.

[34] McKnight D M, Runkel R L, Tate C M, et al. Inorganic N and P Dynamics of Antarctic glacial meltwater streams as controlled by hyporheic exchange and benthic autotrophic communities [J]. Journal of North American Benthological Society, 2004,23(2)：171-188.

[35] Wollheim W M, Peterson B J, Deegan L A, et al. Influence of stream size on ammonium and suspended particulate nitrogen processing [J]. Limnology and Oceanography, 2001,46(1)：1-13.

[36] Gücker B, Push M T. Regulation of nutrient uptake in eutrophic lowland streams [J]. Limnology and Oceanography, 2006,51(3)：1443-1453.

[37] Bukaveckas P A. Effects of channel restoration on water velocity, transient storage, and nutrient uptake in a channelized stream [J]. Environmental Science and Technology, 2007,41(5)：1570-1576. [38] Jones J B, Holmes R M. Surface-subsurface interactions in stream ecosystems [J]. Trends in Ecology and Evolution, 1996, 11(6)：239-242.

[39] Valett H M, Morrice J A, Dahm C N, et al. Parent lithology, surface-groundwater exchange, and nitrate retention in headwater streams [J]. Limnology and Oceanography, 1996,41(2)：333-345.

[40] Mulholland P J, Marzolf E R, Webster J R, et al. Evidence that hyporheic zones increase heterotrophic metabolism and phosphorus uptake in forest streams [J]. Limnology and Oceanography, 1997,42(3)：443-451.

[41] Bencala K E,Walters R A. Simulation of solute transport in a mountain pool-and riffle stream： a transport storage model [J]. Water Resources Research, 1983,19(3)：718-724.

[42] Harvey J W, Wanger B J, Bencala K E. Evaluating the reliability of the stream tracer approach to characterize stream-surface water exchange [J]. Water Resources Research, 1996,32(8)：2441-2451.

[43] Mulholland P J. The importance of in-stream uptake for regulating stream concentration and outputs of N and P from a forested watershed： Evidence from long-term chemistry records for Walker Branch Watershed [J]. Biogeochemistry, 2004,70(3)：403-426.

[44] Butturini A, Sabater F. Importance of transient storage for ammonium and phosphate retention in a sandy-bottom Mediterranean stream [J]. Freshwater Biology, 1999,41(3)：593-603.

[45] Webster J R, Mulholland P J, Tank J L, et al. Factors affecting ammonium uptake in streams-an inter-biome perspective [J]. Freshwater Biology, 2003,48(8)：1329-1352.

[46] Niyogi D K, Simon K S, Townsend C R. Land use and stream ecosystem functioning： nutrient uptake in streams that contrast in agricultural development [J]. Archiv für Hydrobiologie, 2004, 160(4)：471-486.

[47] Gücker B, Bo?chat I G. Stream morphology controls ammonium retention in tropical headwaters [J]. Ecology, 2004,85(10)：2818-2827.

[48] Thomas S A, Valett H M, Webster J R., et al. A regression approach to estimating reactive solute uptake in advective and transient storage zones of stream ecosystems [J]. Advances in Water Resources, 2003,26(9)：965-976.

[49] Powers S M, Johnson R A, Stanley E H. Nutrient retention and the problem of hydrologic disconnection in streams and wetlands [J]. Ecosystems, 2012,15(3)：435-449.

[50] 姜翠玲,范曉秋,章亦兵.農(nóng)田溝渠挺水植物對N、P的吸收及二次污染防治 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2004,24(6)：702-706.

[51] 張 燕,祝 惠,閻百興,等.排水溝渠爐渣與底泥對水中氮、磷截留效應(yīng) [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,33(6)：1005-1010.

[52] Marti E, Grimm N B, Fisher S G. Pre- and post-flood retention efficiency of nitrogen in a Sonoran desert stream [J]. Journal of the North American Benthological Society, 1997,16(4)：805-819. [53] Hancock P J, Boulton A J, Humphreys W F. Aquifers and hyporheic zones： towards an ecologyical understanding of groundwater [J]. Hydrology Journal, 2005,13(1)：98-111.

[54] Bukaveckas P V. Effects of channel restoration on water velocity, transient storage, and nutrient uptake in a channelized stream [J]. Environmental Science and Technology, 2007,41(5)：1570-1576.

Characteristics of nitrogen and phosphate retention in the headwater stream of Shiwulihe in Lake Chaohu basin based on OTIS model.

LI Ru-zhong*, DING Gui-zhen
(School of Resources and Environmental Engineering, Hefei University of Technology, Hefei 230009, China). China Environmental Science, 2014,34(3)：742～751

To investigate the basic characteristics of nitrogen and phosphate nutrient retention in the headwater stream of Shiwulihe, Lake Chaohu basin, a solution containing NH4Cl or KH2PO4addition and a conservative tracer (NaCl) was used to conduct field experiments by slug injection. According to the data sets of breakthrough curves of chloride and nutrient concentration, the OTIS model code and OTIS-P software, proposed by Runkel (United States Geological Survey, USGS), were employed to estimate hydrological parameters (e.g. D, A, As, α) and first-order uptake rate coefficients (i.e. λ and λs). And on this basis the reach-scale transient storage metrics and nutrient uptake parameters were calculated as well as the fraction of uptake contribute to NHand SRP between the main channel and transient storage zone was estimated. Study results showed that the mean values of first-order uptake rate coefficients for NHin main channel and transient storage zone were 3.88×10-6s-1and 8.81×10-4s-1, respectively, and 7.80×10-6s-1and 7.98×10-8s-1for SRP, respectively. The average values of total uptake rate k-NH4and k-SRP were 1.64×10-4s-1and 7.80×10-6s-1, respectively. The uptake lengths of Sw-NH4and Sw-SRP were getting pretty big and approach 1632.88m and 25471.32m, respectively, suggesting a low probability to remove the nutrients by physical or biological processes. Relative to mountain headwater streams with low nutrient concentration, the studied reach had lower values of Vf-NH4and Vf-SRP, but higher U-NH4and U-SRP. Estimates of mass loss indicated that 93.82% of the NHuptake occurred in the transient storage zone, whereas 99.70% of the SRP uptake occurred in the main channel.

transient storage metrics；nutrient retention；nutrient uptake；OTIS (one dimensional transport with inflow and storage) model；hydrological parameters

X14

：A

：1000-6923(2014)03-0742-10

李如忠(1970-),男,安徽懷遠人,教授,博士,主要從事水環(huán)境保護與修復(fù)機制研究.發(fā)表論文130余篇.

2013-07-10

國家自然科學(xué)基金項目(51179042)

* 責(zé)任作者, 教授, Lrz1970@163.com