典型城市河道氮、磷自凈能力影響因素*

住房和城鄉(xiāng)建設(shè)部2014年科學(xué)技術(shù)項目(2014-K5-043)資助.2014-10-17收稿；2015-04-28

收修改稿.王蓉(1988～)，女，碩士研究生；E-mail:maggie1508@126.com。

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典型城市河道氮、磷自凈能力影響因素*

*住房和城鄉(xiāng)建設(shè)部2014年科學(xué)技術(shù)項目(2014-K5-043)資助.2014-10-17收稿；2015-04-28

收修改稿.王蓉(1988～)，女，碩士研究生；E-mail:maggie1508@126.com。

(蘇州科技學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，蘇州 215009)

摘要：以典型城市河道(蘇州官瀆花園內(nèi)河)為研究對象，通過室內(nèi)和室外模擬實驗，研究不同污染物濃度、流速、曝氣復(fù)氧、滲濾作用和溫度對氮、磷自凈能力的影響，結(jié)果表明：水體中氮、磷的自凈作用受污染物濃度、流速、溶解氧濃度、溫度和微生物等多種因素的影響.隨著污染物濃度的增加，氨氮和硝態(tài)氮降解速率增加，而底泥中磷的總體吸附速率卻增大.與靜止水體相比，模擬河道通過增加流速、曝氣復(fù)氧、滲濾作用能增強(qiáng)水體氮磷的自凈能力，提高氮、磷降解速率.其中，改變流速后自凈參數(shù)氨氮和總磷增量分別為17.05%和34.85%；曝氣復(fù)氧后自凈參數(shù)氨氮和總磷增量分別為8.35%和59.33%；增加微生物量(滲濾作用)后自凈參數(shù)氨氮和總磷增量分別為50.00%和23.01%.自然條件下，隨著溫度的上升，氨氮和總氮的降解系數(shù)逐漸增大，總磷的降解系數(shù)逐漸減小。

關(guān)鍵詞：自凈能力；溫度；污染物濃度；流速；曝氣；滲濾作用；降解系數(shù)；吸附和釋放速率；氨氮；總磷

城市河道分布于城市人口聚集區(qū)，生態(tài)系統(tǒng)易受土地開發(fā)利用的影響[1]，而且一經(jīng)破壞難以恢復(fù)[2].隨著城市化的發(fā)展，城市河道被多次開發(fā)利用和改造，生態(tài)功能遭到嚴(yán)重破壞[3]，城市天然水系不斷萎縮，水質(zhì)急劇惡化，自凈能力下降，氮、磷污染尤為嚴(yán)重，部分河道出現(xiàn)黒臭現(xiàn)象.而且，城市內(nèi)河底泥中積累了大量重金屬及氮、磷等營養(yǎng)元素，在一定條件下，會向上覆水中釋放，對河流造成二次污染[4].因此，降低水體和底泥中的氮、磷含量成為水體生態(tài)修復(fù)的關(guān)鍵.要實現(xiàn)水體生態(tài)修復(fù)就要恢復(fù)水體的自凈能力[5].河道水體的自凈是由無數(shù)的物理、化學(xué)和生物因素的直接和間接作用所產(chǎn)生的復(fù)雜過程[6]，是通過一系列自然過程使氮、磷等污染物質(zhì)得以轉(zhuǎn)化、吸收、再分配(底泥的釋放與吸附)，并讓水體得以凈化并能恢復(fù)到初始狀態(tài)的能力[7-8].影響水體氮、磷自凈能力的因素很多，如季節(jié)性變化(溫度)[9]、水動力條件[10]、溶解氧、微生物、護(hù)岸結(jié)構(gòu)[11]、堤壩工程[12]等.研究表明，水體中氮、磷等營養(yǎng)鹽的去除率隨季節(jié)變化很大[13-14]，溫度和溶解氧能影響底泥中氮、磷等營養(yǎng)鹽的釋放速率[15-17]，曝氣能影響水體氮、磷去除效果[18-19]；微生物在一定條件下能去除水體中的氮、磷[20-21].近年來，對于湖泊、海灣水體[22-23]自凈能力的研究很多，基本上只是考慮一個因素，而對城市內(nèi)河自凈能力，尤其是多個影響因素下的變化卻鮮有報道.而且，一般的研究基本上是在實驗室內(nèi)進(jìn)行的，未考慮自然環(huán)境的影響，與真實情況存在一定差異。

本文綜合考慮室內(nèi)與室外條件，能較好地反映河道水體的真實情況.蘇州城區(qū)河道狹窄，水流緩慢，加上分布于城市人口聚集區(qū)，水體自凈能力下降，氮、磷污染尤為嚴(yán)重.本研究以典型城市河道(官瀆花園內(nèi)河)為研究對象，通過室內(nèi)及室外模擬實驗，研究不同污染物濃度、流速、曝氣復(fù)氧、滲濾作用以及季節(jié)溫度對河道水體氮、磷自凈能力的影響，為河道水體生態(tài)修復(fù)提供依據(jù)。

1 研究區(qū)域

官瀆花園內(nèi)河西段位于蘇州市(30°46′～32°02′N，120°11′～120°16′E)姑蘇區(qū)，東端被截斷，形成斷頭浜，水體滯流造成自凈能力下降.該河道位于人口密集區(qū)，污染物來源復(fù)雜而分散，水體污染嚴(yán)重.水體常年呈墨綠色，部分河段呈灰黑色，河面有較多漂浮物，河水腥臭難聞，是具有代表性的蘇州城區(qū)典型的半封閉型的重污染河道.由于上游源頭申家墳里浜的生活污染物直接匯入，小型作坊處工業(yè)污染物直接入河，污染由東向西逐漸減輕.故選擇如圖1所示的3個斷面研究水體和底泥的氮、磷自凈能力。

圖1 研究區(qū)域及采樣斷面位置Fig.1 Location of the study area and the sampling profiles

2 實驗內(nèi)容與方法

2.1 實驗原理

lnC0= lnCt+K·t

(1)

式中，C0為初始濃度，Ct為第t天的濃度，t為時間，K值即為相應(yīng)的污染物降解系數(shù)。

2.2 實驗材料

2.3 實驗內(nèi)容

通過室內(nèi)模擬實驗確定污染物濃度對氮、磷自凈的影響；然后通過室外模擬實驗確定水動力條件、曝氣復(fù)氧、滲濾作用及溫度對氮、磷自凈的影響。

(2) 底泥磷吸附速率及釋放速率[28]的測定。

吸附速率的測定：分別取3個監(jiān)測斷面的上覆水樣，測定其SRP濃度.分別在250ml的錐形瓶中加入新鮮底泥樣品5g，再小心注入100ml吸附水樣(由磷酸二氫鉀及上覆水水樣配制而成，SRP濃度在1.5mg /L左右)，避免底泥擾動.分別在3、6、9、12、24、36、48h 時測定水中SRP濃度，測定后擾動上覆水。

釋放速率的測定：分別取3個監(jiān)測斷面的上覆水樣，測定水中SRP濃度.分別在250ml的錐形瓶中加入新鮮底泥樣品5g，再小心注入100ml上覆水樣品，避免底泥擾動，于室溫條件下敞口蔽光培養(yǎng).分別在3、6、9、12、24、36、48h 時測定水中SRP濃度，測定后擾動上覆水。

2.3.2 室外模擬實驗以官瀆花園內(nèi)河(天然河道長180m，寬18m，水深1.5m)為原型，建立模擬河道，研究官瀆花園內(nèi)河在無外源污染且水體滯流的狀態(tài)下水質(zhì)的變化情況.結(jié)合試驗場地等多種因素，確定模擬河道的縱橫向比例尺λL=30，垂直方向比例尺λh=5，確定模擬河道的長為6.0m，寬為0.6m，水深為0.3m(圖2).模擬河道由水泥砂漿砌成，由進(jìn)水區(qū)、出水區(qū)(都為0.3m)和河道主體組成，過水?dāng)嗝鏋榫匦危谶M(jìn)、出水區(qū)與河道主體的連接端設(shè)有0.15m高的擋泥檻.底部鋪有0.1m高的底泥，河水層高度為0.3m.實驗中的底泥和用水均取自官瀆內(nèi)河斷面1.模擬河道分為兩組：一組為對照組，不做任何處理；另一組為實驗組，分別在以下條件下運行：

圖2 模擬河道Fig.2 Simulant water course

(1) 流速：用水泵和轉(zhuǎn)子流量計將流速調(diào)為16m/h(按生態(tài)流速和不淤積流速所取)；(2) 曝氣復(fù)氧：通過外部氣泵向位于實驗?zāi)M河道中央的曝氣頭輸送空氣來進(jìn)行復(fù)氧，使DO濃度在6～8mg/L；(3) 滲濾裝置：通過外部計量泵和滲濾裝置增加微生物種類和數(shù)量.滲濾裝置由圓柱型的有機(jī)玻璃管制成，其中半徑0.5m，高1.8m.實驗水流由裝置底部進(jìn)入，由上部排出.裝置由集水層(0.2m，位于裝置底部)、承托層(0.3m，由3個級配(50mm、30mm、10mm)的鵝卵石構(gòu)成)和濾料層(0.5m，采用半徑為5mm的陶粒)組成，穿孔板位于集水層和承托層之間，使布水均勻.滲濾凈化裝置流量Q=0.36 m3/d，水力負(fù)荷q=0.458 m3/(m2·d)，計量泵流量為30 L/h。

3 結(jié)果與討論

3.1 污染物濃度對氮、磷自凈的影響

表1 底泥及上覆水的理化性質(zhì)

Tab.1 Physical and chemical properties of

sediment and overlying water

指標(biāo) 采樣斷面123底泥TP/(mg/kg)743.75668.75512.50Olsen-P/(mg/kg)80.4076.4039.20NH3-N/(mg/kg)405.00179.88124.63含水率/%46.5746.5534.56有機(jī)質(zhì)/%3.012.272.06上覆水TP/(mg/L)1.591.291.23SRP/(mg/L)1.241.070.96NH3-N/(mg/L)17.9515.5815.47TN/(mg/L)22.6019.6919.29NO-3-N/(mg/L)0.330.390.42DO/(mg/L)0.120.153.80

從表1可以看出，斷面1、2、3底泥中各項指標(biāo)均呈現(xiàn)遞減趨勢，即污染逐漸減輕.TP含量明顯偏高，是水體中的500倍以上；NH3-N含量相對較小，是水體中的10倍以上，底泥是氮、磷的匯.Olsen-P可用于表征生物可利用的磷[29]，在3個斷面上分別占底泥TP的7.65%、11.42%和10.81%.根據(jù)英國農(nóng)業(yè)發(fā)展和咨詢服務(wù)指標(biāo)體系，當(dāng)土壤中Olsen-P含量超過46mg/kg 時處于富營養(yǎng)狀態(tài)[27],表明斷面1和2明顯處于富營養(yǎng)狀態(tài).底泥含水率與有機(jī)質(zhì)含量與太湖月亮灣的基本相同[30]，有機(jī)質(zhì)可以和元素Ca、Mg、Fe、Al等形成配合物，潛在影響水體中磷的轉(zhuǎn)化.3個斷面水體TN濃度為9.53～31.89mg/L，NH3-N濃度為7.43～24.35mg/L，氮素污染嚴(yán)重，NH3-N是河流中氮素循環(huán)的主要形態(tài)，其濃度約占TN濃度的80%.水體TP濃度為1.19～2.86mg/L，SRP濃度為 0.99～2.61mg/L，遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過國家地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中Ⅴ類水標(biāo)準(zhǔn)(0.40mg/L)。

圖3 氨氮和硝態(tài)氮降解系數(shù)Fig.3 Ammonia nitrogen and nitrate nitrogen degradation coefficient

3.1.2 污染物濃度對磷自凈的影響3個斷面不同底泥中磷的吸附和釋放規(guī)律如圖4所示.底泥磷吸附速率和釋放速率的計算公式為：

(2)

式中，V為上覆水體積，Cn、C0和Ci-1分別為第n次、初始和第(i-1)次采樣時的SRP濃度,Ca為添加水樣中的SRP濃度，Vj為每次的采樣體積，w為底泥的濕重，t為吸附和釋放時間。

由吸附實驗可以看出，斷面1在第2h，斷面2和3在第3h的SRP濃度達(dá)到最大值，分別為1.42、1.99和2.02mg/L，明顯高于初始值，可能是由上覆水的擾動造成的，擾動打破了底泥與水界面間的動態(tài)平衡，使SRP得以釋放.隨后急劇下降，底泥對SRP的吸附占主導(dǎo)，在第8h后趨于穩(wěn)定(圖4).3個斷面對磷的吸附量隨著污染的減輕而逐漸增加(表2).即隨著污染物濃度的升高，底泥對磷的吸附能力減弱[33]。

由釋放實驗可知，斷面2和3在第3h SRP濃度達(dá)到最大值，而斷面1一直呈下降趨勢，24h后3個斷面的SRP濃度基本趨于穩(wěn)定(圖4).斷面2和3在前3h底泥中的磷有明顯釋放，水中SRP濃度高于初始值，之后底泥中磷的吸附占主導(dǎo).斷面1在初始時刻，SRP濃度最大，釋放卻受抑制，即上覆水中SRP的初始濃度越大，對底泥釋放磷的抑制作用越大[34]。

圖4 底泥磷的吸附(a)和釋放(b)規(guī)律Fig.4 Laws of sediment phosphorus adsorption(a)and release(b)

斷面吸附速率V/(mg/(g·d))釋放速率v/(mg/(g·d))總體吸附速率/(mg/(g·d))10.02100.00290.018220.02350.00310.020430.02440.00260.0218

由表1和表2可知，底泥中磷以吸附為主，吸附速率是釋放速率的10倍左右；底泥是磷的蓄積庫，磷的污染主要是水體的污染.吸附速率為斷面3>斷面2>斷面1，釋放速率為斷面2>斷面1>斷面3.定義底泥中磷的總體吸附速率為吸附速率和釋放速率之差，總體吸附速率的大小可反映斷面底泥中磷的自凈能力，其值越大，證明磷的自凈速率越快.由表2可知，3個斷面底泥磷的自凈速率為斷面3>斷面2>斷面1,即隨著污染物濃度的減小，底泥對磷的自凈速率加快。

3.2 流速對氮、磷自凈的影響

與靜止水體相比，水體流速變?yōu)?6m/h后，NH3-N降解系數(shù)和TP降解系數(shù)都增大，增幅分別為17.05%和34.85%(圖5).整個實驗期間，實驗河道濁度都要高于參照河道。

在實驗前20d，參照河道的NH3-N降解都比實驗河道的要快，可能是由于水體擾動使部分底泥上浮，造成含氮污染物的釋放所致.水體擾動使懸浮顆粒物的絮凝沉淀速率加快，而顆粒物能對NH3-N進(jìn)行吸附，顆粒物越多，NH3-N降解速率越快[35]，使后期NH3-N得以去除。

對于TP的降解，改變流速加快氧氣向水體底部傳輸?shù)乃俾?，增加泥水界面的氧化氛圍，使底部微生物吸附降解磷的速率加快?/p>

圖5 水動力條件對氮、磷降解的影響Fig.5 The influence of hydrodynamic conditions on nitrogen and phosphorus degradation

3.3 曝氣復(fù)氧對氮、磷自凈的影響

曝氣復(fù)氧使實驗河道DO濃度維持在6～8mg/L，參照河道DO濃度一直處于1.2mg/L左右.曝氣復(fù)氧使NH3-N和TP降解都加快，對NH3-N降解的增幅不明顯，僅為8.35%；TP降解顯著增強(qiáng)，增幅為59.33%(圖6)。

圖6 曝氣復(fù)氧對氮、磷降解的影響Fig.6 The influence of aeration on nitrogen and phosphorus degradation

曝氣充氧一方面增強(qiáng)了水體擾動，使污染物從底泥中釋放到水體，故開始時NH3-N降解比參照河道慢；另一方面，曝氣增加了水中的DO濃度，使水體pH值維持在8左右，氨氧化速率加快[36]，后期NH3-N降解加快。

3.4 滲濾裝置對氮、磷自凈的影響

滲濾裝置形成生物膜，微生物種類和數(shù)量增多，兩組河道的DO濃度都維持在1.5mg/L以上.滲濾裝置提高了NH3-N和TP的降解速率，其中NH3-N增量達(dá)50.00%；TP的增幅為23.01%(圖7)。

圖7 滲濾裝置對氮、磷降解的影響Fig.7 The influence of filtration on nitrogen and phosphorus degradation

水流通過滲濾裝置時，使磷與填料充分接觸，提高了聚磷微生物對磷的吸附去除性能；而且滲濾裝置中存在的大量微生物，也能通過生命活動消耗部分磷，填料中的鵝卵石也能吸附去除部分磷[38]。

3.5 溫度對氮、磷自凈的影響

在3個季節(jié)內(nèi)，水體中氮、磷自然降解，其降解變化如圖8所示.自然條件下，隨著溫度的升高，NH3-N和TN降解系數(shù)逐漸升高，在夏季(平均水溫為30.23℃)時達(dá)到最大.對于NH3-N降解，溫度每升高10℃，NH3-N降解系數(shù)的增量為2.05%~268.86%；在20.23℃時是9.47℃時的4倍左右，而30.23℃時和20.27℃時相差不大.對于TN降解，溫度每升高10℃，TN降解系數(shù)的增量為85.85%~92.88%.水體中TN 的去除過程主要包括氨化、硝化和反硝化作用以及微生物的生長對各類氮源的利用，其中NH3-N的去除主要是通過硝化作用和氨氧化作用.整個實驗期間，隨著水溫的升高，水體中生物體和微生物的活性增強(qiáng)，促進(jìn)了底泥中含氮有機(jī)物的礦化作用，硝化速率顯著增強(qiáng)[41]，NH3-N迅速降解；反硝化作用也增強(qiáng)，TN也得以迅速去除。

圖8 溫度對氮、磷降解的影響Fig.8 The influence of temperature on nitrogen and phosphorus degradation

4 結(jié)論

通過室內(nèi)和室外模擬實驗，得出的主要結(jié)論如下：

2) 室外模擬實驗顯示：與靜止水體相比，模擬河道通過改變流速、曝氣復(fù)氧和滲濾作用，能增強(qiáng)水體氮、磷的自凈能力，提高氮、磷降解速率.其中，滲濾能顯著提高NH3-N降解系數(shù)，曝氣復(fù)氧能顯著提高TP降解系數(shù)。

3) 在自然條件下，隨著水體溫度的升高，NH3-N和TN降解系數(shù)逐漸增大，TP降解系數(shù)則逐漸減小。

影響水體的氮、磷自凈能力的因素包括污染物濃度、溫度、DO濃度、水流要素、滲濾作用等.要達(dá)到水體氮、磷生態(tài)修復(fù)的目的，可以考慮將滲濾和曝氣復(fù)氧相結(jié)合，提高氮、磷去除效果。

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J.LakeSci.(湖泊科學(xué))， 2016， 28(1)： 105-113

?2016 byJournalofLakeSciences

Different factors on nitrogen and phosphorus self-purification ability from an urban Guandu-Huayuan river

WANG Rong, HUANG Tianyin**& WU Wei

(SchoolofEnvironmentalScience&Engineering,SuzhouUniversityofScienceandTechnology,Suzhou215009，P.R.China)

Abstract：An urban Guandu-Huayuan river in Suzhou was selected to study the impacts of different factors(contaminant concentration, flow velocity, aeration, filtration, microorganisms and temperature)on nitrogen and phosphorus self-purification ability by indoor and outdoor simulation experiment. The results showed that, with the increase of pollutants concentration, ammonia nitrogen and nitrate nitrogen degradation coefficient increased, and the overall sediment phosphorus adsorption rate increased. Compared with static water, the nitrogen and phosphorus self-purification ability can be enhanced by increased velocity, aeration and filtration. The increment of self-purification parameter was 17.05% for ammonia nitrogen and 34.85% for total phosphorus(TP) in the velocity change experiment; 8.35% for ammonia nitrogen and 59.33% for TP in the aeration experiment; and 50.00% for ammonia nitrogen and 23.01% for TP in the filtration experiment. With the increase of temperature in natural conditions, the ammonia nitrogen and total nitrogen degradation coefficient increased gradually, while TP degradation coefficient reduced。

Keywords：Self-purification ability; temperature; contaminant concentration; flow velocity; aeration; filtration; degradation coefficient; release and adsorption; ammonia nitrogen; total phosphorus

通信作者王蓉，黃天寅*；E-mail:huangtianyin111@sohu.com.，吳瑋

DOI10.18307/2016.0112