管道沉積物氮及有機物污染特性研究進展

李海燕,崔 爽,黃 延,岳靖淋

(1.北京建筑大學(xué)城市雨水系統(tǒng)與水環(huán)境省部共建教育部重點實驗室,北京 100044; 2.北京市環(huán)境保護監(jiān)測中心,北京 100048)

管道沉積物氮及有機物污染特性研究進展

李海燕1,崔 爽1,黃 延2,岳靖淋1

(1.北京建筑大學(xué)城市雨水系統(tǒng)與水環(huán)境省部共建教育部重點實驗室,北京 100044; 2.北京市環(huán)境保護監(jiān)測中心,北京 100048)

對國內(nèi)外利用管道作為生物反應(yīng)器去除氮及有機物、沉積物-水界面氮及有機物遷移轉(zhuǎn)化等研究進展進行了綜述。管道生物反應(yīng)器中氮及有機物去除研究方面,國內(nèi)外學(xué)者通過觀測微生物含量、實地測量排水管道內(nèi)污染物濃度變化、改良排水管道以實現(xiàn)更好的污水處理效果等方法進行研究;降雨沖刷沉積物引發(fā)污染物釋放主要發(fā)生在沉積物-水界面,沉積物-水界面氮及有機物的遷移轉(zhuǎn)化研究集中在沉積物-水界面層的組成及特性、沉積物-水界面的沖刷與污染、沉積物-水界面污染物的轉(zhuǎn)化與降解等三方面,其中沉積物-水界面層污染物的遷移轉(zhuǎn)化模型是重要研究內(nèi)容之一。

管道沉積物;氮污染;有機物污染;污染特性;生物反應(yīng)器;去除效果;綜述

近幾年,國內(nèi)部分大中城市出現(xiàn)嚴重內(nèi)澇現(xiàn)象,城市排水管道的運行和管理成為學(xué)者們關(guān)注的焦點。城市排水管道中沉積物的存在,直接導(dǎo)致管道過流能力下降從而降低管道排水容量[1];更重要的是,管道內(nèi)的沉積物在暴雨時會被徑流沖刷而進入水體,形成沖擊性污染負荷,使非點源污染轉(zhuǎn)化為點源污染[2]。Ahyerre等[3]研究指出管道沉積物賦存污染物對受納水體的污染負荷貢獻率高達80%以上;趙磊等[4]研究得出降雨期間管道沉積物中總氮對受納水體的污染負荷貢獻率為60%;徐波平[5]得出在次降雨徑流沖刷強度下,溢流污水中23.12%的總氮來源于管道沉積物;Chebbo等[6]對法國合流制排水管道研究表明,溢流污水中60%～95%的有機污染物來自管道沉積物。

氮是水體富營養(yǎng)化的控制因素之一,沉積物經(jīng)沖刷釋放出的氮進入水體會增加水體負擔(dān)。沉積物中有機物含量較高,且多處于缺氧及厭氧條件下,經(jīng)微生物作用會產(chǎn)生有毒有害氣體如硫化氫,并最終轉(zhuǎn)換為酸類腐蝕管道,降低使用壽命甚至引起管道漏損[7]。沉積物中的有機物與氮密切相關(guān):①總氮和有機物含量之間存在良好的線性關(guān)系,可通過測定有機物含量估算沉積物中總氮含量[8];②可交換態(tài)氮和固定態(tài)銨主要由總氮礦化產(chǎn)生,總氮和總有機碳均以有機物為主要來源[9];③氨氮主要來源于沉積物中有機氮的分解,且只有在還原性環(huán)境中才能穩(wěn)定存在,沉積物中有機物含量及氧化還原環(huán)境直接影響著有機氮的分解[10];④管道內(nèi)存在缺氧厭氧環(huán)境且富含微生物,有機物可為反硝化作用提供碳源。綜上所述,了解管道沉積物中氮及有機物的污染特性對于管理控制管道沉積物具有重要意義。

1 管道生物反應(yīng)器中氮及有機物去除研究

據(jù)美國國家環(huán)境保護局(EPA)的報告,利用下水道處理污水是可能的,提高污水處理效率的主要因素是足夠的微生物量(biomass)、充足的溶解氧(DO)和充分的停留時間(HRT)[11]。管道內(nèi)環(huán)境與污水處理反應(yīng)器有很多相同之處,污水中存在的微生物、基質(zhì)以及電子受體在管道沉積物中均存在,只是相較于污水處理系統(tǒng)不同的是管道沉積物中異養(yǎng)菌濃度較低,基質(zhì)濃度較高[12]。

Nielsen等[13]指出在管道傳輸污水過程中微生物反應(yīng)過程一直在進行,Hvitved-Jacobsen等[14]進一步研究得出微生物反應(yīng)發(fā)生在水層、微生物層及沉積物層,管道傳輸污水的長距離過程保證了一定的水力停留時間,期間沉積物進行著復(fù)雜的物理、化學(xué)和生物變化。Chen等[15]利用顯微鏡觀察、ATP分析、SOUF測定等方式得出管道沉積物表層確實存在大量的微生物,每克干泥中微生物數(shù)量約為2.1×1011g-1,每克干泥氧利用的平均值為32mg/h,管道沉積物在氧利用方面較污水更為活躍。

國內(nèi)外很多學(xué)者將管道作為小型生物反應(yīng)器(the sewer as reactor)來研究沉積物對氮及有機物的去除情況,效果明顯。Raunkjaer等[16]利用一段5.2 km長的排水管道,對管道中傳輸時間為3 h的污水中溶解性有機碳(DOC)進行了研究,結(jié)果表明,溶解性碳水化合物的去除效率與溫度、濃度密切相關(guān),實驗得出有機物去除速率最高為20 mg/(L·h)(轉(zhuǎn)換為COD單位);何萬謙等[17]利用ASM2d活性污泥理論概念模式及MCBM生物膜理論概念模式,結(jié)合實驗室試驗進行了大量下水道系統(tǒng)去除污染物過程的研究,結(jié)果表明,沉積物表層生物膜對有機物的去除貢獻率要大于懸浮生物對有機物去除貢獻率,并得到氨氮、總氮平均降解率分別為12.96%和14.26%,且發(fā)現(xiàn)小管徑較大管徑具有更高的污染物去除率;曾向前等[18]通過連續(xù)測定管道輸送過程不同位置污染物濃度,得出總氮、氨氮的平均降解常數(shù)分別為1.610 g/L和1.240 g/L;江峰等[19]通過建立污水管道高鹽度狀況數(shù)學(xué)模型,發(fā)現(xiàn)與低鹽度生活污水相比,高鹽度生活污水硝化作用更明顯,反硝化速率更快且反硝化作用不可忽略。

Nielsen等[13]在實驗室研究不同溫度污水管道污水中多種有機物的濃度變化,發(fā)現(xiàn)各物質(zhì)的轉(zhuǎn)化過程基本遵循高活性的零級反應(yīng)模式。Kaijun等[20]分別在不同的反應(yīng)器內(nèi)模擬了污水管道內(nèi)的好氧、微氧條件,經(jīng)20 d的試驗結(jié)果表明,在反應(yīng)開始1～2 d內(nèi)有機物的降解速率維持在一個較高的水平,降解速率遵從零級反應(yīng)模式,在隨后的18 d里有機物降解速率才逐漸降低并接近一級反應(yīng),與Nielsen等研究結(jié)果基本一致。

利用管道作為生物反應(yīng)器這一特點,為達到一定的出水水質(zhì)目標,研究人員對管道也做了改進和嘗試。王西俜等[21]在27 515 m市政管網(wǎng)系統(tǒng)中設(shè)置固定化細胞,采用缺氧-好氧工藝進行日處理1500 m3污水的中試,使污染物去除效率達65%,基本達到國家污水綜合排放二級標準。周健等[22]采用下水道活性污泥系統(tǒng)處理低濃度(200 mg/L)、中濃度(400 mg/L)、高濃度(600 mg/L)城鎮(zhèn)污水,為使出水COD質(zhì)量濃度低于60 mg/L、BOD質(zhì)量濃度低于20 mg/L,反向推導(dǎo)計算出所需管道長度分別為0.9～3.6 km、5.4～21.4 km和10.8～43.2 km。

綜上所述,污水管道是連接污水源頭與終端釋放的重要部分,在長距離運輸污水的過程中,利用好管道沉積物的生物降解特性,在污水傳輸過程中同時降解污水中污染物質(zhì),將大大減輕污水處理廠的運行負擔(dān),也將大幅減少對受納水體污染負荷的沖擊,保護受納水體環(huán)境。而對管道沉積物中污染物質(zhì)的遷移轉(zhuǎn)化的研究,研究者也經(jīng)歷了從宏觀到微觀的探索歷程,最終將關(guān)注點集中于沉積物-水界面(near bed solids,NBS)層上。

2 管道沉積物-水界面氮及有機物的遷移轉(zhuǎn)化研究

國外對管道沉積物的相關(guān)研究主要集中于其物理化學(xué)性質(zhì)、傳輸與侵蝕規(guī)律模型及對合流制溢流(CSOs)的影響等方面,在比利時、法國、德國、蘇格蘭、英國等歐洲國家研究較多。早在1986年,作為UPM課題(urban pollution management programme)的一部分,英國阿伯泰鄧迪大學(xué)(University of Abertay Dundee)首先開始關(guān)注合流制管道系統(tǒng)中旱雨季顆粒沉積物的遷移及沉積物上附帶污染物性質(zhì)與污染釋放問題[23]。

2.1管道沉積物-水界面層的組成及特性

Crabtree[24]根據(jù)管道沉積物表觀、組成以及沉積位置等,首次將其分為5個類型,起主要作用的有3類,即A型存在于管道底部,為顆粒狀較松散的礦物質(zhì);C型在流動較緩區(qū)域出現(xiàn),為具有移動性的細顆粒有機沉積物,可獨立存在或存在于A型沉積物上;D型在中等流速處出現(xiàn),主要為管壁的生物淤泥。Verbanck等[25-26]也將沉積物重新分類,但與Crabtree分類法大致相似,其中,C型沉積物即為NBS層。Arthur等[27]通過對英國多個地點合流制管道沉積物NBS層的性質(zhì)研究得出,NBS層COD、BOD、氨氮質(zhì)量濃度分別高達124246mg/L、96119mg/L和181 mg/L,為同位置污水的290倍、247倍和10倍。由于當時對管道沉積物的研究剛剛起步,僅從外觀性狀、賦存污染物角度進行簡單分類研究,對NBS層在污染物遷移轉(zhuǎn)化方面的作用并未引起高度關(guān)注。

隨著研究的推進,研究者逐步將焦點關(guān)注于NBS層上。 通過現(xiàn)場取樣測定[6,28]、內(nèi)窺鏡監(jiān)測[29]、實驗室模擬[30-31]等方式得出相同的結(jié)論,均認為沉積物-水界面0～2 cm處的近底層固體是初期沖刷的主要來源,也是合流制溢流污染負荷的重要組成部分。NBS層被公認為是沉積物和水體之間氮和有機物交換以及遷移轉(zhuǎn)化的主要場所。

國外關(guān)于NBS層特性的研究大致表現(xiàn)出相似的性質(zhì),如該層表現(xiàn)出高含水率、很強的生化特性以及較弱的抗沖刷能力。不同的研究時期學(xué)者給予了該層不同的名稱,如Crabtree[24]分類中的C型沉積物,Ashley等[32]提出的bed-load層,Ristenpart等[33]提出的fluid sediment,Verbank[34]指出的dense undercurrents以及應(yīng)用最為廣泛的Arthur等[27]提出的NBS層。

2.2管道沉積物-水界面的沖刷與污染

McGregor等[35]依據(jù)實驗將沉積物按照抵抗的剪切力強弱劃分為3種組分,分別為易侵蝕組分(readily erodible fraction)、易沉降組分(readily settleable fraction)、溶解態(tài)細顆粒組分(dissolved and fine fraction)。經(jīng)實驗證實,沉積物的易侵蝕組分、溶解態(tài)細顆粒組分賦存的COD很容易經(jīng)沖刷釋放至CSOs中,且NBS層在低剪切力下(＜0.1Pa)就很容易被侵蝕。Ashley等[36]通過實驗測得揮發(fā)性有機物(VOC)經(jīng)沖刷釋放到水體中的含量占原沉積物含量的45%,而氨氮經(jīng)沖刷釋放進入水體且不再沉降的比例達到原沉積物含量的75%。McGregor等[37]指出污染物從沉積床中釋放,其中COD、TSS、VSS主要和顆粒相有關(guān),而氨氮濃度主要是和溶解相有關(guān)。Bjerre等[38]提出易降解有機物和溶解氧用來供給微生物生命活動是連續(xù)的過程,在此過程中顆粒態(tài)有機物水解為易降解有機物的反應(yīng)為其限制反應(yīng)過程。Vollertsen等[39]提出,管道沉積物有機物的生物降解是相當緩慢的,有機物的積累將會導(dǎo)致溢流至受納水體后氧的延遲消耗。

2.3管道沉積物-水界面污染物的轉(zhuǎn)化與降解

為了闡明有機物在管道內(nèi)沉積物與水體之間的轉(zhuǎn)化遷移關(guān)系,研究者用不同的劃分方法對有機物進行探索。Vollertsen等[39]根據(jù)微生物作用性質(zhì)不同,將污水總COD劃分為快速水解基質(zhì)、慢速水解基質(zhì)等若干部分,模型路徑如圖1所示,并將這種分類方法整合到WATS(wastewater aerobic/anaerobic transformations in sewers)概念模型中;Raunkjaer等[16]在圖2中列出了在重力管道水體內(nèi)溶解態(tài)和顆粒態(tài)有機物的組成及影響其濃度的過程,這些過程在水體、微生物層以及沉積物中均會發(fā)生。有機物的形態(tài)轉(zhuǎn)化主要依賴于水解作用、發(fā)酵作用、吸附作用、沉降、再懸浮以及微生物攝取等,沉降通常發(fā)生在天氣晴好狀態(tài)下,而再懸浮主要發(fā)生在雨天或者是高速水流沖刷時。兩種方法的側(cè)重點各有不同,圖1主要側(cè)重于描述管道污水內(nèi)有機物的轉(zhuǎn)化過程;圖2則將有機物在NBS層界面的遷移轉(zhuǎn)化表述出來,但仍屬于概念模型,表述較宏觀,對于NBS界面的細部特征及定量表述尚顯不足。

圖1 管道內(nèi)污水的有機物轉(zhuǎn)化概念模型

圖2有機物在沉積物-水界面的遷移轉(zhuǎn)化

目前對于管道系統(tǒng)內(nèi)尤其是污水中有機物的轉(zhuǎn)化遷移研究較多,但有關(guān)管道沉積物氮的多數(shù)研究主要是基于賦存水平的推斷,而未涉及其沖刷污染釋放過程及遷移轉(zhuǎn)化機制方面,目前對于管道內(nèi)氮的各種形態(tài)的遷移和轉(zhuǎn)化機理仍不甚明晰,大多借助模型來闡明氮的遷移轉(zhuǎn)化特征。

研究較多的氮及有機物模型主要有活性污泥模型ASM[40]、TWEA[41]、Hvitved-Jacobsen管道模型[42-43]、MOSQITO[44]、MOUSE TRAP等[45]。利用活性污泥模型來說明氮的轉(zhuǎn)化特征是較常使用的方法,但因管道和污水處理設(shè)備并不完全相同,故不能完全適用于管道系統(tǒng),后推出的TWEA、Hvitved-Jacobsen、MOSQITO、MOUSE TRAP等管道模型大多未將氮的遷移轉(zhuǎn)化包含進去,Pai等[46]在前者模型的基礎(chǔ)上將實驗和模型相結(jié)合進行研究,結(jié)果顯示實驗值與模型模擬值有很好的一致性,將管道內(nèi)氮各種化合物的遷移轉(zhuǎn)化描述如圖3所示。

圖3 管道內(nèi)氮化合物的轉(zhuǎn)化途徑

由于氮的化合物種類較多且管道內(nèi)狀況多變,使得管道內(nèi)氮素的遷移轉(zhuǎn)化過程較為復(fù)雜,沉積物中的微生物作用包含氨化作用、硝化作用、反硝化作用、亞硝酸的氨化還原等一系列復(fù)雜的生物化學(xué)作用。研究顯示氨氮主要以可交換態(tài)形式存在,而硝態(tài)氮主要以可溶形式存在。在有氧條件下,沉積物中的有機氮在氨化細菌作用下經(jīng)氨化作用生成氨氮,進而在硝化細菌作用下發(fā)生硝化作用生成亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮等無機離子擴散進入上覆水中,提高水體氮濃度和營養(yǎng)水平,而上覆水中的硝態(tài)氮等也能反向擴散進入沉積物的厭氧層中,硝態(tài)氮作為電子受體在反硝化細菌作用下被還原為氮氣等散逸進入大氣。NBS層氮交換的主要方式是溶解態(tài)交換性氮通過分子擴散迅速在溶液介質(zhì)中遷移,主要形式是硝化和反硝化作用。

3 結(jié) 語

管道內(nèi)沉積物賦存大量污染物質(zhì),經(jīng)大強度暴雨沖刷污染物重新釋放進入水體。氮會導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化,有機物會導(dǎo)致水體溶解氧消耗,使受納水體局部生態(tài)系統(tǒng)遭到破壞,河流水質(zhì)惡化發(fā)黑發(fā)臭,影響市容。由此可見,沉積物的管理和控制不容忽視。要有效地控制管理污染物,必須從沉積物賦存污染物性質(zhì)、沉積物-水界面污染物遷移轉(zhuǎn)化特性、管道輸送過程中污染物的生化降解特性等方面進行系統(tǒng)研究。國內(nèi)外學(xué)者通過實地監(jiān)測、實驗室模擬、模型模擬等方式的研究都為提出符合我國國情的城市管道沉積物污染控制措施提供了依據(jù)和參考。

管道沉積物氮及有機物的污染特性研究國內(nèi)較國外尚有一定差距,國內(nèi)研究較多局限于污染物成分及含量、交換通量等方面,較少觸及沉積物-水界面微觀機理研究。國外對于沉積物-水界面污染物遷移轉(zhuǎn)化主要依托模型模擬,雖試圖還原實際但與實際情況仍略有差異。隨著科學(xué)技術(shù)如微電極測量系統(tǒng)、同位素示蹤技術(shù)等的發(fā)展,可實時得到界面污染物遷移及轉(zhuǎn)化等直觀規(guī)律,沉積物NBS層界面研究必將會向著更加準確精細的方向發(fā)展。

[1]李海燕,徐波平,徐尚玲,等.北京城區(qū)雨水管道沉積物污染負荷研究[J].環(huán)境科學(xué),2013,34(3):919-926. (LI Haiyan,XU Boping,XU Shangling,et al.Research on pollution load of sediments in storm sewer in Beijing district[J].Environmental Science,2013,34(3):919-926.(in Chinese))

[2]李海燕,徐尚玲,黃延,等.合流制排水管道雨季出流污染負荷研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2013,33(9):2522-2530.(LI Haiyan,XU Shangling,HUANG Yan,et al. Pollutionloadingofoverflowincombineddrainage channels duringrainyseason[J].ActaScientiae Circumstantiae,2013,33(9):2522-2530.(in Chinese))

[3]AHYERRE M,CHEBBO G,SAAD M.Sources and erosion of organic solids in a combined sewer[J].Urban Water, 2001,2(2):36-45.

[4]趙磊,楊逢樂,王俊松,等.合流制排水系統(tǒng)降雨徑流污染物的特性及來源[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2008,28(8): 1561-1570.(ZHAO Lei,YANG Fengle,WANG Junsong, et al.Characterization of storm-water pollutant sources in a combinedsewernetwork[J].ActaScientiae Circumstantise,2008,28(8):1561-1570.(in Chinese))

[5]徐波平.城市雨水管道沉積物污染負荷及其沖刷規(guī)律研究[D].北京:北京建筑工程學(xué)院,2011.

[6]CHEBBO G,GROMAIRE M C.The experimental urban catchment‘Le Marais’in Paris:what lessons can be learned from it?[J].Journal of Hydrology,2004,299(3/ 4):312-323.

[7]湯霞,陳衛(wèi)兵,李懷正.城市排水系統(tǒng)沉積物特性及清淤方式研究進展[J].城市道橋與防洪,2013(3):106-111.(TANG Xia,CHEN Weibing,LI Huaizheng.Study on characteristics of sediments in urban sewer system and its desilting mode[J].Urban Roads Bridges and Flood Control,2013(3):106-111.(in Chinese))

[8]劉靜靜.巢湖內(nèi)源氮磷的形態(tài)、釋放規(guī)律及控制研究[D].合肥:合肥工業(yè)大學(xué),2006.

[9]王圣瑞,焦立新,金相燦,等.長江中下游淺水湖泊沉積物總氮、可交換態(tài)氮與固定態(tài)銨的賦存特征[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2008,28(1):37-43.(WANG Shengrui,JIAO Lixin,JINXiangcan,etal.Distributionoftotal, exchangeable and fixed nitrogen in the sediments from shallow lakes in the middle and lower reaches of the Yangtze River[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2008, 28(1):37-43.(in Chinese))

[10]馬紅波,宋金明,呂曉霞,等.渤海沉積物中氮的形態(tài)及其在循環(huán)中的作用[J].地球化學(xué),2003,32(1):48-54. (MA Hongbo,SONG Jinming,Lü Xiaoxia,et al.Nitrogen forms and their functions in recycling of the Bohai Sea sediments[J].Geochimica,2003,32(1):48-54.(in Chinese))

[11]WANG Baoliang,ZENG Honghu,LEI Changwen,et al.The study oftreatingmunicipalsewagebyusingsewer networks[C]//International Conference on Computer DistributedControlandIntelligentEnvironmental Monitoring(CDCIEM 2011).Washington,D.C.:IEEE Computer Society:1913-1915.

[12]張濤,周丹.城市排水管道污水水質(zhì)的變化過程[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2007,30(8):112-115.(ZHANG Tao, ZHOU Dan.Transformation of wastewater quality in municipalsewer[J].EnvironmentalScienceand Technology,2007,30(8):112-115.(in Chinese))

[13]NIELSEN P H,RAUNKJER K,NORSKER N H,et al. Transformation of wastewater in sewer systems-a review [J].Water Science and Technology,1992,25(6):17-31.

[14]HVITVED-JACOBSEN T,VOLLERTSEN J,TANAKA N. Aerobic and anaerobic model concept for carbon and sulfur microbialtransformations[J].WaterScienceand Technology,1999,38(10):249-256.

[15]CHEN Guanghao,LEUNG D H W.Utilization of oxygen in a sanitary gravity sewer[J].Water Research,2000,34 (15):3813-3832.

[16]RAUNKJAER K,HVITVED-JACOBSEN T,NIELSEN P H.Transformation of organic matter in a gravity sewer[J]. Water Environment Research,1995,67(2):181-188.

[17]何萬謙,郝吉明,施漢昌,等.澳門分流式排水管道生化反應(yīng)特征分析[J].給水排水,2008,34(增刊2):49-53.(HE Wanqian,HAO Jiming,SHI Hanchang,et al. Analysis of the biochemical reaction characteristics in Macao separate storm drainage system[J].Water& Wastewater Engineering,2008,34(Sup2):49-53.(in Chinese))

[18]曾向前,姜應(yīng)和,程靜,等.管道輸送過程中污染物的降解及污水廠進水水質(zhì)預(yù)測[J].中國農(nóng)村水利水電, 2010(10):47-52.(ZENG Xiangqian,JIANG Yinghe, CHENG Jing,et al.The degradation of contaminants in the pipeline and the prediction of the influent water quality of WTP[J].China Rural Water and Hydropower,2010 (10):47-52.(in Chinese))

[19]江峰,李適宇,LEUANG H D.下水道中高鹽度生活污水的微生物反應(yīng)研究與水質(zhì)轉(zhuǎn)化數(shù)學(xué)模擬[J].中山大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)版,2007,46(2):97-101.(JIANG Feng,LI Shiyu,LEUANG H D.Study on microbial reactions in high salinity sanitary sewage and modelling wastewater quality changes in a municipal gravity sewer [J].ActaScientiarumNaturaliumUniversitatis Sunyatseni,2007,46(2):97-101.(in Chinese))

[20]KAIJUN W,ZEEMAN G,LETTINGA G.Alteration of sewage characteristics upon aging[J].Water Science and Technology,1995,31(7):191-200.

[21]王西俜,李旭東,王廷放,等.利用下水管網(wǎng)系統(tǒng)凈化城市污水的中試研究[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報,2000,6 (3):254-258.(WANG Xiping,LI Xudong,WANG Tingfang,et al.Study on pilot-scale treatment of sewage using sewer system[J].Chinese Journal of Applied& EnvironmentalBiology,2000,6(3):254-258.(in Chinese))

[22]周健,王國冬,龍騰銳.下水道活性污泥系統(tǒng)處理城鎮(zhèn)污水的試驗研究[J].中國給水排水,2006,22(3):20-23.(ZHOU Jian,WANG Guodong,LONG Tengrui. Experimental research on treatment of town sewage by activated sludge system in sewer lines and ditches[J]. China Water&Wastewater,2006,22(3):20-23.(in Chinese))

[23]GENT R,CRABTREE B,ASHLEY R.A review of model development based on sewer sediments research in the UK [J].Water Science and Technology,1996,33(9):1-7.

[24]CRABTREE R W.Sediments in sewers[J].Water and Environment Journal,1989,3(6):569-578.

[25]VERBANCKMA,ASHLEYRM,BACHOCA. International workshop on the origin,occurrence and behaviour of sediments in sewer systems:summary of conclusions[J].Water Research,1994,28(1):187-194.

[26]ACKERS J C,BUTLER D,MAY R W P.Design of sewers to control sediment problems[R].London:Construction Industry Research and Information Association(CIRIA), 1996.

[27]ARTHUR S,ASHLEY R M.The influence of near bed solids transport on first foul flush in combined sewers[J]. Water Science and Technology,1998,25(8):1-12.

[28]SKIPWORTH P J,TAIT S J,SAUL A J.Erosion of sediment beds in sewers:model development[J].Joural of Environmental Engineering,1999,125(6):566-573.

[29]OMS C,GROMAIRE M,CHEBBO G.Insitu observation of the water sediment interface in combined sewer using endoscopy[J].Water Science and Technology,2003,47 (4):11-18.

[30]OZER A,KASIRGA E.Substrate removal in long sewerlines[J].Water Science and Technology,1995,31(7): 213-218.

[31]CAO Y S,ALAERTS G J.Aerobic biodegradation and microbial population of a synthetic wastewater in a channel with suspended and attached biomass[J].Water Science and Technology,1995,31(7):181-189.

[32]ASHLEY R M,ARTHUR S,COGHLAN B P.Fluid sediment in combined sewers[J].Water Science and Technology,1994,29(1/2):113-123.

[33]RISTENPART E,ASHLEY R M,UHL M.Organic nearbed fluid and particulate transport in combined sewers [J].Water Science and Technology,1995,31(7):61-68.

[34]VERBANK M A.Capturing and releasing settleable solids: the significance of dense undercurrents in combined sewer flows[J].Water Science and Technology,1995,31(7): 85-93.

[35]MCGREGOR I,ASHLEY R M,ODUYEMI K O K. Pollutant release from sediments in sewer systems and their potential for release into receiving water systems[J]. Water Science and Technology,1993,28(8/9):161-169.

[36]ASHLEY R M,WOTHERSPOON D J J,COGHLAN B P, et al.The erosion and movement of sediments and associated pollutants in combined sewers[J].Water Science and Technology,1992,25(8):101-114.

[37]MCGREGOR I,SOUTER N H,ASHLEY R M.Sewer sediments:preparation methods for enumerating bacteria [J].Water Science and Technology,1996,33(9):179-86.

[38]BJERRE H L,HVITVED-JACOBSEN T,TEICHGRLLBER B,et al.Modelling of aerobic wastewater transformations under sewer conditions in the Emscher River,Germany [J].Water Envinronment Research,1998,70(6):1151-1160.

[39]VOLLERTSENJ,HVITVED-JACOBSENT.Aerobic microbialtransformationsofresuspendedsediments incombined sewers-a conceptual model[J].Water Science and Technology,1998,37(1):69-76.

[40]HENZE M,GUJER W,MINO T,et al.Activated sludge models:ASM1,ASM2,ASM2d and ASM3[M].London: InternationalWaterAssociationPublishingAlliance House,2000.

[41]PAI T Y,CHANG H Y,WAN T J,et al.Using an extended activated sludge model to simulate nitrite and nitrate variations in TNCU2 process[J].Applied Mathematical Model,2009,33(11):4259-4268.

[42]HVITVED-JACOBSEN T,VOLLERTSEN J,NIELSEN P H.A process and model concept for microbial wastewater transformations in gravity sewers[J].Water Science and Technology,1998,37(1):233-241.

[43]HVITVED-JACOBSEN T,VOLLERTSEN J,TANAKA N. Wastewater quality changes during transport in sewers-an integrated aerobic and anaerobic model concept for carbon and sulfur microbial transformations[J].Water Science and Technology,1998,38(10):257-264.

[44]ASHLEY R M,CRABTREE R W.Sediment origins, deposition and build-up in combined sewer systems[J]. Water Science and Technology,1992,25(8):1-12.

[45]AHYERRE M,CHEBBOG,SAADM.Natureand dynamics of water sediment interface in combined sewers [J].Journal of Environmental Engineering,2001,127 (3):233-239.

[46]PAI T Y,SHYUGS,CHENL,etal.Modelling transportation and transformation of nitrogen compounds at different influent concentrations in sewer pipe[J].Applied Mathematical Modelling,2013,37(3):1553-1563.

Research progress on pollution characteristics of nitrogen and organics in sewer sediment//

LI Haiyan1,CUI Shuang1,HUANG Yan2,YUE Jinglin1
(1.Ministry of Education Key Laboratory of Urban Storm Water System and Water Environment,Beijing University of Civil Engineering and Architecture,Beijing 100044,China;2.Beijing Municipal Environmental Monitoring Centre,Beijing 100048,China)

In this review,we present a domestic and foreign state-of-the-art on nitrogen and organic matter removal by using sewer as a bioreactor and the migration and transformation of nitrogen and organic matter in the sediment-water interface.In terms of nitrogen and organic matter removal,domestic and foreign researchers mainly observe microbial content,measure the pollutant concentration changes in situ,and improve drainage pipeline to achieve better removal efficiency of pollutants in sewage.Sediment pollutant release,caused by rainfall erosion,mainly occurs in the sediment-water interface layer. Research on the migration and transformation of nitrogen and organic matter in the sediment-water interface focus on the composition and characteristics of sediment-water interface of the most important research contents.

sewer sediment;nitrogen pollution;organic matter pollution;pollution characteristics;bioreactor;removal efficiency;review

X52

:A

:1006-7647(2014)05-0080-06

10.3880/j.issn.1006-7647.2014.05.016

2013-0831 編輯:熊水斌)

北京市自然科學(xué)基金(8142013);環(huán)境科學(xué)及環(huán)境工程專業(yè)建設(shè)項目(PXM2013_014210_000157)

李海燕(1975—),女,河北唐山人,教授,博士,主要從事城市雨水利用與徑流污染控制研究。E-mail:lihaiyan@bucea.edu.cn