自然与引水因素对受纳水体自净作用的影响研究

第30卷第9期科技通报

Vol.30No.9自然与引水因素对受纳水体自净作用的影响研究

莫祖澜，邵卫云，刘小为

（浙江大学土木系市政工程研究所，杭州310058）

摘要：以嘉兴河道底泥和河水为研究对象，以上覆水中氮的存在形态及浓度作为考察指标，通过小试

实验模拟了实际受纳水体在四种自然/引水条件(底泥是否存在、复氧与否、不同流速和温度) 下的自净过程。结果表明：在无大气复氧条件下，厌氧微生物活性较高而好氧微生物活性较低，使得氨态氮在底泥中厌氧微生物的活动下大量释放积累并影响了其硝化作用及好氧反硝化作用。低温下底泥和上覆水中微生物的活性均较低，氮的释放及转化均受影响。因此，在引水工程中可增加跌水等工程以增加受纳水体的复氧能力，夏天引水时可适当减少引水时间和流量，延长引水周期。关键词：引水；受纳水体；自净；底泥；复氧；流速；温度中图分类号：X522

文献标识码：A

文章编号：1001-7119（2014）09-0202-06

Effects of Natural and Water Diversion Factors on Self-purification of The Receiving Waters

Mo Zulan ，Shao Weiyun ，Liu Xiaowei

（Department of Civil Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China ）

Abstract ：In order to investigate the effect of the water diversion on the self-purification of the receiving four influencing factors (sediment,reaeration, flow velocities and temperature) were evaluated. The that river sediment can release the pollutants to the overlying water, which results in the accumulation of may be obtained. Rearation can significantly promote the nitrogen transformation, revealing that water fall could be a choice for improving the self-purification capacity of overlying water. Increasing velocity

water, bench-scale experiments using the nitrogen nutrients as water quality index were conducted and sediment and model water used in experiments were withdrawn from Jiaxing rivers. The results suggest nitrogen and reduction of the conversion efficiency, but decrease in TN content of the overlying water

is able to improve dissolved oxygen in the overlying water, but also lead to the sediment resuspension and pollutant release. The water temperature is positively related to the nitrogen conversion. It can be concluded that short diversion time, a smaller water diversion flow rate and a longer diversion interval in summer benefit the self-purification of receiving water.

Keywords ：water diversion; receiving waters; self-purification; sediment; reaeration; velocity; temperature

收稿日期：2014-04-30

基金项目：国家水体污染控制与治理科技重大专项课题（2011ZX07301-004）。作者简介：莫祖澜（1988-），女，广西人，硕士，研究方向：环境水力学，E-mail ：[email protected]。

第9期莫祖澜等.自然与引水因素对受纳水体自净作用的影响研究203

随着我国经济和城市化的快速发展，大量未经处理的工业废水直接排入河流、湖泊和大海[1]，伴以农业非点源污染以及生活污水的排入，对该地区水环境造成巨大影响。平原地区地势平坦，河网交错，水流量小、流速缓慢甚至滞流，不利于污染物的扩散和稀释[2]，这使得平原地区河道污染尤为严重，黑臭现象引起当地居民的强烈不满，影响了人们的正常生活。

引水冲污工程通过水动力作用对河道水体进行稀释可以在短期内快速改善河道水质，提高河水的自净能力，特别是在对黑臭河流水质改善上有着显著的效果。通过引水改善湖泊、河网水水质的技术在国外以及我国上海、福州等地有着广泛应用[3-5]。而对于引水冲污工程的

7]

研究，目前主要关注引水的可行性[6，、引水前后配水地区水质的改善情况[5,8]以及引水的模型建立及优化[9-13]。然而，针对引水实施条件（如是否清淤、复氧与否、流速控制、温度等）对受纳河道水体自净作用的影响尚缺乏全面的分析和研究。

本研究以嘉兴城区6km 2区域内的河道底泥沉积物和河水为研究对象，在实验室中通过实验装置的控制以改变底泥、复氧、上覆水的流速以及温度等影响因素，同时通过对上覆水中溶解氧（DO ）、氨氮（NH 3-N ）、亚硝酸盐氮（NO 2--N ）、硝酸盐氮（NO 3--N ）和总氮（TN ）等的同步检测，对比分析不同条件下上覆水中氮含量的变化趋势，为引水工程的方案设计与实践提供理论参考。

1.2.1试验装置

本实验分夏、冬两个部分。实验装置为长30cm 、宽20cm 、高20cm 的有机玻璃敞口水槽，分为无底泥（图1左）和有底泥（图1右）两种。装置的进水部分有稳流板均匀布水，以模拟嘉兴河道平流的特点。有底泥的装置在距进口中间7.5cm 处增设了一个下凹10cm 、长15cm 的底泥槽。实验中，上覆水的流速与高度通过循环泵和流量计控制实现。夏季实验由实验大厅中央空调控温25℃，冬季实验常温由空调与恒温加热棒控温23℃。在敞口水槽上加盖板密封控制其上覆水不复氧。

1-泵及流量计2-管道3-稳流板4-上覆水5-底泥

图1实验装置示意图

1材料与方法

1.1

样品采集

实验用的水样及泥样均采自嘉兴杭州塘河、北郊河、新塍塘和环城河围成的6km 2示范区域内。具体样品来源及各项指标见表1。1.2试验设置

1.2.2试验设计

本研究的试验控制条件如表2所示，在每个试验工况下，针对不同影响因素，试验并行进行。

水样及泥样采完后，及时密封带回实验室。由于所采底泥为河道表层沉积物，含水率很高，所以实验开始前先静置1d ，用虹吸法无扰动去除上覆水与表层被氧化的泥样（呈土黄色）之后，去除树叶等杂物，充分搅拌使其均匀。均化后的泥样放入底泥槽中，并使底泥表面与水槽底相平，之后小心加入均化后的河水，避免底泥在此过程中被搅起。静置1d 后开始实验。

夏季实验前6d 每天取样（取样位置为底泥区域中心上方1cm 处）1次进行分析，之后两天一次，在水槽中的水质指标均稳定后改成3~4d 取样。冬季实验前8d 每天采样，之后两天一次。每次采样时间为上午9点，采样前用蒸馏水补充

Fig.1Experimental setup

表1实验水样各项水质指标的初始值

科技通报第30卷

表2实验控制条件

蒸发损失的水量。实验结束后，排干上覆水分层取出底泥，风干并测定相关指标。1.3分析项目及其方法

水样测定指标有DO 、pH 、浊度、NH 3-N 、NO 2--N 、NO 3--N 和TN 。样品指标测定采用《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）和《水和废水监测分析方法》(第四版) 中的方法，其中DO 、pH 和浊度分别用哈希LDO 便携式溶氧仪、Orion3-Star 3-Star pH 计和哈希2100P 型便携式浊度仪进行测定。NH 3-N 采用纳氏试剂光度法，NO 2--N 采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法，NO 3--N 采用紫外分光光度法，TN 采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法。

泥样分析指标有有机物含量和TN 。有机物测定采用《土壤农化分析》(第三版) 上的方法，全氮测定采用过硫酸盐消化法[14]。

比色均使用DR5000紫外分光光度计测定。

2实验结果与分析

2.1

底泥的影响

承载污染物质的河道底泥，在一定条件下，能够向上覆水中释放大量的有机物和氮磷等污染物质，成为水系的第二污染源[15]。嘉兴河道的底泥平均淤积80cm ，河道底泥含有大量的污染物质，有机质含量约为6%，全氮含量可高达2.16μg∙mg-1（如表1所示）。其中底泥表层显黑色，呈糊状，含有较多的树叶等杂物；5cm 以下颜色无太大变化，呈粘土状，颗粒细，杂质少，手感滑腻，有臭味，富含有机质。引水过程中不可避免会引

起底泥的扰动，而扰动会促进底泥污染物质的释

放[16]。

底泥的存在对三氮转化的影响如图2所示。从图2可以看出，无底泥组NH 3-N 的浓度从实验一开始就随时间逐渐下降，平均下降速率为0.89mg∙(L∙day)-1，在第5天NH 3-N 浓度下降到0.49mg∙L-1，已经达Ⅱ类标准。而有底泥组在实验开始阶段出现短暂的NH 3-N 累积浓度上升的过程，在第3天NH 3-N 浓度达到5.32mg∙L-1，之后开始下降，并在第8天下降到0.38mg∙L-1，平均下降速率为0.988mg∙(L∙day)-1。在有机质含量高的底泥中，厌氧微生物代谢旺盛，含氮有机物经过这些微生物分解后，引起氨态氮的大量释放[17]，这个现象在Beutel 等人[18]和Hu 等人[15]的研究中也得到证实。与此同时，上覆水发生硝化作用，无底泥的水槽中NH 3-N 含量的下降证实了这一点。由此可知，有底泥水槽中实验前期NH 3-N 浓度上升是由于NH 3-N 的释放量大于硝化作用导致的NH 3-N 下降量，而后当底泥中含氮有机物含量降低时，NH 3-N 的释放量减少，硝化作用成为主导，NH 3-N 浓度呈下降趋势。

水中NO 2--N 和NO 3--N 的浓度变化也可从图2中看出。由图2可知，NO 2--N 和NO 3--N 的浓度变化均受NH 3-N 浓度的影响。无底泥组由于NH 3-N 下降时间较早，NO 2--N 出现峰值的时间较有底泥组早、累积量也较大，NO 3--N 也是如此。

底泥的存在与否对TN 的影响较大。实验开始前期，由于底泥的释放作用，有底泥组的上覆水中TN 浓度逐渐增大，从初期的6.28mg∙L-1增大到8.20mg∙L-1，而后随着时间的增加TN 含量逐

第9期莫祖澜等.自然与引水因素对受纳水体自净作用的影响研究205

步下降。而无底泥组的TN 含量基本维持在初始值水平。研究表明，当上覆水中DO 较高时，水体中的氧通过扩散作用进入沉积物，这个作用在水-土界面尤为强烈，并随着沉积物深度的增加迅速降低[19]。本实验中观测到的底泥分层现象（各层呈现颜色差异）从侧面也证明了这一点。通常，沉积物的富氧深度约为2~5mm [18]，上层底泥可能发生了好氧反硝化作用[21]使得与之接触的上覆水中TN 含量下降。为了验证这一推论，实验结束后对分层底泥中的TN 含量进行了测定，分析结果（如表3所示）发现，表层底泥的TN 含量最小，越往下TN 含量越大，与推论吻合。

图2有无底泥条件下上覆水中氮的浓度变化(图中标示的比

例为不同形态氮的百分比)

Fig.2Evolution of nitrogen concentrations in the overlying water

表with 3不同深度下底泥and without sediment

T TN 含量

able 3Total nitrogen concentrations

at different depths of the

当水中溶解氧浓度降低时，大气中的溶解氧会溶解到水体中，以增加水中溶解氧的浓度。研究表明，引水可增加受污染水体的复氧能力[10]。

大气复氧的影响如图3所示。由图3可知，相比有大气复氧组，无复氧组上覆水中NH 3放积累时间要长（一直到实验第10天NH 3-N -N 浓度

释才开始下降N 浓度高达）7.19，累积量也比有复氧组大很多mg∙L（NH -13）。NH 3-后迅速反应，仅用4天就下降到-N 0.10浓度开始下降

mg∙L-1，下降速率高达1.772mg∙(L∙day)-1。在NH 3降的同时，NO 2--N 开始下峰值（5.53mg∙L-N -1）浓度开始增大，后迅速下降，在第在第1614天浓度下天达到降到0.27mg∙L-1，由于NH 3氧NO 组NO 2-3--N 的累积量也比-N 有下降速度快，复氧组大得无复多。外，无复氧组的-N 的变化过程也与TN 含量大体上比有复氧组大。

NO 2--N 相似。除个别点图3有无复氧条件下上覆水中氮的浓度变化(图中标示的比

例为不同形态氮的百分比)

Fig.3Evolution of nitrogen concentrations in the overlying 在本实验无复氧水槽中，with and without reaeration

water

大气中的溶解氧并

不能随时补充到上覆水中，这使得无复氧水槽中上覆水的DO 浓度（5.0mg∙L-1左右）始终比有复氧水槽上覆水的DO 浓度（7.0mg∙L-1左右）低，但未达厌氧的程度。由于沉积物硝化反应主要发生在沉积物上部好氧层[22]，本实验中无复氧组DO 较低，底泥好氧层减少，硝化作用减弱，这就导致底泥间隙水中NH 3统中，水和沉积物之间营养盐交换的动力主要来-N 浓度升高。而沉积物水系自上覆水和沉积物间隙水之间的浓度梯度[23]。因此无复氧组上覆水中NH 3而相应的，无复氧组中底泥的好氧反硝化作用也-N 浓度累积量较大。较弱，这就导致无复氧组上覆水中的TN 含量较高。

2.3流速的影响

流速对上覆水氮浓度的影响如图4所示。上覆水流速的增大利于0.2m∙sNH -13水槽中，实验第1天上覆水的-N 的转化。流速NH 3度上升到6.54mg∙L-1，在第8天转化完全，转化速

-N 浓

科技率为0.857mg∙(L∙day)-1。流速0.1m∙s-1m∙s和0.05-16.41mg∙L水槽中，第1天上覆水NH -13和6.38mg∙L-1，两者完全转化所需时-N 含量分别为间相同NH （第10天），但是流速0.1m∙s-1水槽中(L∙day)3-N 浓度始终较低，-1和0.661mg∙(L∙day)下降速率分别为-1。所有水槽上覆水0.664mg∙中的NO 2--N 均在第3天开始累积，3.18mg∙L流速-1，第0.214m∙s-1的水槽在第7天达到峰值天浓度降为0.01mg∙L-1；流速0.1m∙s-1和0.05m∙s-1的水槽均在第2.848天出现峰值，分别是2.98mg∙L-1和L mg∙L-1，到第20天浓度分别下降到0.01mg∙-1和0.04mg∙L-1。NO 2-吻合的。但是0.2m∙sNO -13-的水槽开始时-N 呈现出不同的规律。流速-N 的转化与NH 3-N 是相NO 3-度保持居中水平；而流速0.05-N 浓度较高，m∙s-1后期浓NO 的浓度始终高于流速中也观察到。而流速0.1m∙s的水槽中3--N -1的水槽，这个现象在TN 0.2m∙s-1水槽中的TN 与流速0.1m∙s-1的差不多。

(a)(b)

图4不同流速下上覆水中氮的浓度变化曲线

(c)(d)

Fig.4Evolution of nitrogen 流速对氮转化的影响主要在于两方面：at different concentrations flow velocities

in the overlying water

一方面，流速增大，对底泥的扰动作用也大，容易引起底泥的再悬浮，底泥中的污染物在初期更易释放到上覆水中造成污染[24]；另一方面，流速增大能够引起上覆水面的扰动而增加水中的DO 水平，从而提高硝化作用或者好氧反硝化作用，使得氮转化较为完全。但是由于水槽以平流为主（近似于平原河网河道中的水体流动），流速增大在DO 的提高方面贡献不大，这在实验过程中对DO 的监测NH （如图5所示）中可以得到验证。实验第1天，3-N 浓度随着上覆水流速的增加而递增是由

通报第30卷

于释放量大于转化量。流速0.05m∙s-1的水槽中好氧反硝化作用最弱，造成NO 3-最高。而流速0.2m∙s-1的水槽中流速的两个作用-N 和TN 的浓度相抵消，0.1m∙s因此NO -13-的水槽中-N NO 浓度居中。这就使得流速3-低的。这说明流速的大小对三氮转化的影响存-N 浓度除个别点外是最在一个合理范围内。

图5不同流速下上覆水中DO 变化曲线

Fig.5Evolution of DO in the overlying water at different flow

2.4

上覆水温度的影响

velocities

温度的影响如图6所示，可见温度对氮的转化影响显著。在常温情况（平均水温23℃）下，上覆水中的NH 3度在第5天开始下降，-N 经过底泥累积过程后，并在第10天转化完全，NH 3-N 浓平均下降速率为0.922mg∙(L∙day)-1。而在低温情况（平均温度为10℃）下，上覆水中NH 3第14天才开始下降，在第26天才完全转化，-N 浓度要在平均下降速率为0.4175mg∙(L∙day)-1。这是由于低温下，底泥中的微生物活性低，硝化作用弱，底泥中的NH NH 33现很高的峰值-N -N 转化组分减少。与常温下得不到转化，从而导致向上覆水释放的NO （2.84mg∙L-1）不同，NO 2-低温环境下-N 浓度出16天出现，2--N 浓度从第为0.5710mg∙L天开始缓慢上升，-1，到第26天浓度降为峰值在第零。相应的，常温水槽上覆水中的NO 3-实验结束时已经降为0.43mg∙L-1，而低温水槽上-N 浓度在覆水中的NO 3-一直到第22天达到峰值，-N 浓度也是在第而后缓慢下降，10天开始上升，实验结束时浓度值为2.31mg∙L-1。常温下水槽中的TN 从实验第mg∙L2天开始呈稳步下降趋势，浓度从9.29-1TN 到在实验的第下降到1.342mg∙L-1。而低温下水槽中的NO 11.59mg∙L-1的增幅，天到第3对比天，出现从NH 39.18mg∙L-13--N 的浓度可知，

这可能是微生物适应了低温

-N 、NO 2--N 和

第9期莫祖澜等.自然与引水因素对受纳水体自净作用的影响研究

207

环境，代谢增强。

图6不同温度条件下上覆水中氮的浓度变化(图中标示的比

例为不同形态氮的百分比)

Fig.6Evolution of nitrogen at different concentrations temperatures

in the overlying water

3结论

底泥表层，1）上覆水中溶解氧可以通过扩散作用进入因此其溶解氧水平可以影响底泥表层好氧层及微生物活性。而底泥中的污染物通过浓度梯度及再悬浮的作用再次进入上覆水中，上覆水中的总氮水平受到底泥中微生物的好氧反硝化作用影响。

同时造成底泥的再悬浮和污染物的释放，2）流速的增大在增加上覆水溶解氧水平的而低温同时影响上覆水及底泥中微生物的活性。因此在实际引水中，可以采取增加跌水、控制合理河水流速等措施；夏季可适当减少引水时间和流量、延长引水周期和间隔，以减少不必要的工程成本。

水体自净作用的影响，3）本试验只考虑了自然与引水因素对受纳而引水水体的水质和流量变化、水生植物等因素的作用也非常重要，对后者的进一步研究能更好地揭示引水冲污过程中受纳水体的自净规律。参考文献：

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（下转第229页）

第9期张韵等.浙江省科学技术协会期刊数字化品牌建设现状及发展对策229

力和社会影响力，因此，应充分发挥学会优势，充分重视并加强数字化品牌建设，组建科协期刊网站平台，在科协网站上集中展示主办期刊，提供期刊各期目录等基本信息，并与期刊自建网站链接，以统一的网络平台带动不同学科类别的期刊数字化品牌建设，逐步形成多学科期刊群，体现学会的整体优势，提升各刊的数字化网络品牌效应。

4.3借力国内外学术交流活动，提高期刊知名度

学会作为科技社团，很大程度上集聚了浙江省各学科中有一定学术影响力的知名学者，同时科技期刊的编委会也都是“大牌云集”，期刊应依托学会的专业优势，积极参与国内外学术交流活动，以此结识和了解与会专家以及科研人员，向参会人员近距离宣传期刊，提高期刊在学界的认知度和显示度，为品牌的推广创造尽可能多的机会。同时，编辑部还可以充分运用编委的学界影响力，制作便于携带、能突出期刊品牌特色的征稿宣传页，请编委利用参加国内外各种学术交流活动之机积极宣传推广期刊。另一方面，还应充分发挥期刊网站的信息服务功能，以网站为平台宣传业内的学术动态会议、学科研究热点、即将召开的会议或组织的活动，既可以方便作者读者收集业内信息，也可以提高网站的使用性能，提升期刊数字化品牌在业界的口碑。4.4鼓励科技期刊拓展经营渠道，增强品牌竞争力

科技期刊的延伸经营方式，不但可以一定程度上为期刊编辑部创造资金来源，也可以帮助期刊走出编辑部，开拓更大的品牌市场。因此，浙江省科协应积极发挥学会优势，对所属期刊进行现代经营理念和方法的指导与培训，鼓励其积极探索多种经营途径，帮助其提高市场竞争力，除了传统的发行和版面费收入，在不降低科技期刊学术水平的前提下，依托学会平台，逐步开展如广告、培训、会议和咨询等其他盈利模式，同时积极探索数字化出版盈利模式，如开展多种数字化出版形式、与知名数据库开展版权合作等。参考文献：

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