桂畔海河底泥氨氮釋放動(dòng)力學(xué)模型

董 志 虎

(天津市市政工程設(shè)計(jì)研究院，天津 300000)

桂畔海河底泥氨氮釋放動(dòng)力學(xué)模型

董 志 虎

(天津市市政工程設(shè)計(jì)研究院，天津 300000)

針對(duì)桂畔海河水體中氨氮季節(jié)性變化較大的特點(diǎn)，在分析底泥構(gòu)成的基礎(chǔ)上，探討底泥中氨氮的分布特性及其釋放對(duì)桂畔海河水質(zhì)的影響，分別考察溫度、溶解氧和擾動(dòng)強(qiáng)度在冬季期間對(duì)氨氮異常增加的影響，并以試驗(yàn)為基礎(chǔ)構(gòu)建底泥氨氮釋放動(dòng)力學(xué)模型，為后續(xù)治理桂畔海河底泥污染提供了參考依據(jù)。

氨氮，底泥，水質(zhì)，動(dòng)力學(xué)模型

近年來，在順德區(qū)快速發(fā)展的同時(shí)當(dāng)?shù)睾佑课廴局饾u加重，監(jiān)測(cè)表明，部分污染物質(zhì)的含量超過劣Ⅴ類標(biāo)準(zhǔn)，其中，氨氮的存在具有鮮明的特征與代表性。從2013年到2016年，通過分析桂畔海河的水質(zhì)監(jiān)測(cè)資料，發(fā)現(xiàn)水體呈現(xiàn)低溫時(shí)氨氮超過劣Ⅴ類水體標(biāo)準(zhǔn)[1]，常溫下指標(biāo)又下降的特點(diǎn)。前期研究表明，底泥中氨氮對(duì)水體水質(zhì)影響重大[2]，因此，需要研究底泥中氨氮存在形態(tài)、分布規(guī)律、釋放特征以及水流狀態(tài)對(duì)水體水質(zhì)的影響，并且構(gòu)建了底泥釋放氮素的動(dòng)力學(xué)模型，探討其在河道底泥中的遷移機(jī)制，為治理桂畔海河提供科學(xué)依據(jù)。

1 模型構(gòu)建

對(duì)于完全混合水層，水層中單一污染物質(zhì)量平衡：

(1)

其中，Vw為水體體積，m3；cw，cm分別為水體中以及混合底泥中污染物濃度，mg/m3；Q為入流流量，m3/h；ci為入流水體中污染物濃度，mg/m3；kw為水體中污染物降解速率常數(shù)，1/h；kv為污染物的揮發(fā)速率，1/h；vs為顆粒物沉降速率，m/h；Aw為水層表面積，m2；Fpw為水層中顆粒態(tài)污染物的份數(shù)；vr為底泥再懸浮速率，m/h；vd為泥水界面污染物擴(kuò)散系數(shù)，m/h；Fdpw為底泥空隙水中和混合底泥中污染物濃度比率；τm為混合層的孔隙率；Fdw為水中以溶解態(tài)存在的污染物的份數(shù)；φ為表面負(fù)荷，kg/h。

表層底泥污染物質(zhì)量平衡：

(2)

其中，Vm為表層底泥體積，m3；km為表層底泥中污染物降解速率常數(shù)，1/h；vb為埋藏速率，m/h；cs(0)為深泥層頂部污染物濃度，mg/m3；τs為深層底泥層的孔隙率。

表泥層與深泥層之間界面的接合通過擴(kuò)散傳輸以及表泥層顆粒向深泥層的填埋來完成，一維對(duì)流擴(kuò)散降解方程[3,4]：

其中，cs為深泥層污染物的濃度，mg/m3；Fdps為底泥空隙水中和深層底泥中污染物濃度比率；Ds為底泥空隙水中污染物擴(kuò)散速率，m2/h;z為從深泥層頂部往下的深度，m；ks為深泥層污染物降解速率常數(shù)，1/h。

式(1)，式(2)中速率項(xiàng)vs，vr和vb，可以根據(jù)ehapra和Reekhow描述的底泥顆粒穩(wěn)態(tài)質(zhì)量平衡式來計(jì)算：

0=vsAwsw-(vr+vb)Am(1-τs)ρρ

(3)

其中，ρρ為底泥顆粒密度，mg/m3。

2 參數(shù)估計(jì)

式(1)～式(3)中F系數(shù)項(xiàng)均表示比率，表示在線性的吸附機(jī)制下，污染物在固體物質(zhì)和水中的分散程度。

顆粒態(tài)污染物比率：

溶解態(tài)污染物比率：

表層底泥空隙水中溶解態(tài)污染物比率：

其中，kdw為水層污染物分配系數(shù)，m3/g；kds為底泥層污染物分配系數(shù)，m3/g；sw為水層中懸浮固體濃度，g/m3。

降解速率常數(shù)kw,km和ks代表了除揮發(fā)外的所有降解機(jī)制。

上覆水與底泥的質(zhì)量傳輸系數(shù)：

其中，z′為跨過泥水界面梯度的特征長(zhǎng)度，m(托曼和米勒為此參數(shù)取假定值1cm)。

Ds與分子擴(kuò)散系數(shù)Dm相關(guān)：

Ds=Dmτ2。

揮發(fā)速率kv通過下式來求：

其中，vv為揮發(fā)傳輸系數(shù)，m/年；zw為水層深度，m。

根據(jù)Whitman雙膜理論計(jì)算揮發(fā)傳輸系數(shù)[5,6]：

其中，He為Henry系數(shù)；Kg為氣膜質(zhì)量傳輸系數(shù)，m/h；Kl為液膜質(zhì)量傳輸系數(shù)，m/h。

在有限體積法的框架下應(yīng)用四階龍格·庫塔方法、Crank-Nieholson方法以及Osher格式黎曼近似解計(jì)算模型中各跨單元邊界的數(shù)值通量，進(jìn)而求得方程的數(shù)值解。

假設(shè)上覆水層和底泥層是完全混合系統(tǒng)[7]。

式(1)初始條件：t=0時(shí)，cw=cwo是常數(shù)；

式(2)初始條件：t=0時(shí)，cm=cmo是常數(shù)；

式(3)初始條件：t=0時(shí)，cs=cso(zm

其中，L為從表泥層到深泥層底部的距離，m；J為污染物的質(zhì)量通量，g/(m2·h)；Jms為從表泥層到深泥層的污染物質(zhì)量通量，g/(m2·h)；zm為污染物在底泥中的深度，m。

Kd=0.617focKow。

其中，Kd為動(dòng)態(tài)平衡系數(shù)，1/kg;foc為固體物質(zhì)中有機(jī)碳的重量份數(shù)(水層、表泥層和深泥層可以取不同值，在模型中用固定取值0.05)，g(有機(jī)碳)/g；Kow為辛醇-水分配系數(shù)[8]，[mg/m3(辛醇)]/[mg/m3(水)]。

3 參數(shù)假設(shè)

上覆水體參數(shù)和表層底泥參數(shù)見表1和表2。

表1 上覆水體參數(shù)

表2 表層底泥參數(shù)

4 模型的驗(yàn)證

本文用室內(nèi)模擬實(shí)驗(yàn)結(jié)果來驗(yàn)證模型對(duì)底泥中氮素的解析、擴(kuò)散和降解動(dòng)力學(xué)的預(yù)測(cè)能力。

當(dāng)上覆水初始氨氮濃度為0時(shí)，將底泥氮素釋放模擬實(shí)驗(yàn)在常溫下，穩(wěn)定運(yùn)行96 h，期間每隔12 h測(cè)定一次，并記錄上覆水以及底泥的氨氮值(每次做平行試驗(yàn)以減小誤差)。將實(shí)驗(yàn)測(cè)定的數(shù)據(jù)作圖與模型擬合值進(jìn)行對(duì)比，如圖1所示。

由圖1可以看出，在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中(96 h)，實(shí)測(cè)值與模型擬合值一直保持著較高的吻合度。由于實(shí)驗(yàn)開始的上覆水氨氮濃度為0，與表層底泥存在很大的濃度差，所以實(shí)驗(yàn)開始階段，上覆水中的氨氮濃度迅速上升，當(dāng)達(dá)到一定濃度后，濃度差的減小，使兩相間氨氮的轉(zhuǎn)移減緩。由于在實(shí)際自然狀況下，河水中的氨氮濃度不可能為0，所以模型擬合值會(huì)在實(shí)驗(yàn)開始初期，氨氮的上升速率低于實(shí)驗(yàn)值，從而在剛開始時(shí)出現(xiàn)了比較大的誤差。所以本模型擬合值與實(shí)測(cè)值有較好的吻合度。

5 結(jié)語

本文構(gòu)建的模型能很好地模擬了污染物在水系統(tǒng)中遷移機(jī)制，預(yù)測(cè)了不同反應(yīng)時(shí)間，上覆水體中氨氮的濃度變化值,為后續(xù)治理桂畔海河底泥污染提供了很好的參考依據(jù)。

[1] Kim L H, Choi E, Stenstrom M K. Sediment characteristics, phosphorus types and phosphorus release rates between river and lake sediments[J]. Chemosphere,2003,50(1):53-61.

[2] Taylor K G,Owens P N.Sediments in urban river basins:a review of sediment-contaminant dynamics in an environmental system conditioned by human activities[J].Journal of Soils and Sediments,2009,9(4):281-303.

[3] Clarke S J,Wharton G.Sediment nutrient characteristics and aquatic macrophytes in lowland English rivers[J].Sci Total Environ,2001,266(1-3):103-112.

[4] Xie L Q,Xie P,Tang H J.Enhancement of dissolved phosphorus release from sediment to lake water by Microcystis blooms-an enclosure experiment in a hyper-eutrophic,subtropical Chinese lake[J].Environ Pollut,2003,122(3):391-399.

[5] 鄭淑君，郭加宏，王道增.底泥-上覆水界面污染物釋放機(jī)制的數(shù)值模擬[J].上海大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2013(6):591-597.

[6] 文 威，孫學(xué)明，孫淑娟，等.海河底泥氮磷營養(yǎng)物靜態(tài)釋放模擬研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2008(1):295-300.

[7] CE Ruiz,NM Aziz,PR Schroeder.RECOVERY:A Contaminated Sediment-Water Interaction Model[J].Environmental Modeling & Assessment,2011,6(3):151-158.

[8] Toropov A A,Toropova A P,Cappelli C I,et al.CORAL:Model for octanol/water partition coefficient[J].Fluid Phase Equilibria,2015(397):44-49.

Kinetic model of ammonia nitrogen release from sediments of the Gui pan-hai river

Dong Zhihu

(TianjinMunicipalEngineeringDesign&ResearchInstitute,Tianjin300000,China)

According to the characteristics of large seasonal changes of ammonia nitrogen in Gui pan-hai river, based on a detailed analysis of the sediment, to investigate the release and distribution of ammonia nitrogen in the sediment of the effect on water quality of the Gui pan-hai river, especially during the winter, the water quality of the Gui pan-hai river caused by an abnormal increase in ammonia phenomenon, this paper from the temperature, dissolved oxygen and perturbation intensity three aspects of the research, while building the kinetic model of ammonia nitrogen releasing in sediment. It has provided some guiding basis for continuosly governing Gui pan-hai river bottom slurry pollution.

ammonia nitrogen, sediment, water quality, kinetic model

1009-6825(2017)22-0192-02

2017-05-26

董志虎(1989- ),男，助理工程師

TU991.21

A