曝气充氧对城市污染河道内源铵态氮释放的控制*

凌 芬，刘 波，2，王国祥＊＊，许 宽，周 锋，杜 旭

(1:南京师范大学地理科学学院，南京210046)

(2:南通大学地理科学学院，南通226000)

氮作为水生生态系统的主要营养元素，被认为是水生生态系统初级生产力的关键限制性因子［1］，氮不仅是水体的主要营养元素，而且往往是水质的最主要污染物质［2］，沉积物中的氮素是水生生态系统中氮的重要源和汇［3-4］.我国城市河道的铵态氮(-N)含量过高是导致水质恶化的主要原因［5］.随着“雨污分流”等制度的实施，外源污染逐渐得到控制，富集于河道沉积物中的含氮物质释放成为城市河道氮素污染的主要来源.城市河道内源铵态氮控制与削减日渐引起关注.

曝气充氧技术因其投入成本低、见效快，在国内外城市污染河道的治理中被广泛使用［6-7］.目前还鲜见曝气充氧对污染河道内源铵态氮释放与控制的系统研究，多数实验研究集中在溶解氧(DO)对污染水体的铵态氮调控机制方面［8-11］.研究发现提高污染水体的DO一方面可以促进水体硝化反应进程，进而降低水体铵态氮负荷［12］，另一方面可以改变水体、尤其是沉积物-水界面的氧化还原条件及相关物质组成，控制底泥含氮污染物质的释放［13-14］.但是从曝气充氧技术在治理污染河道的实践运用来看，对于含氮物质，尤其是-N的控制并没有起到有效的作用［15］.显然，曝气充氧条件下污染河道沉积物内源氮的释放与控制还有待深入研究.

为了解曝气充氧条件下城市污染河道内源铵态氮释放与控制的作用，本实验采用室内模拟方法，从城市污染河道采集原位沉积物和上覆水构建曝气模拟实验系统，研究曝气充氧对内源氮释放的影响，并探讨不同曝气方式(底泥曝气和水曝气)对污染河道内源氮释放控制的差异及原因，从而就曝气充氧对城市污染河道内源氮控制机制作初步探讨.

1 材料与方法

1.1 沉积物与水样

2011年6月，利用自制柱状底泥采样器采集南京某污染河道沉积物，同步采集上覆水，并迅速运回实验室.底泥经均化处理后分析理化性质，包括pH、含水率(W%)、烧失率(LOI)等.水样经0.45 μm滤膜过滤作为实验用水，过滤后水样放入冰箱，4℃蔽光保存，备用.

1.2 实验方法

整理箱(3只，20 L)注入自来水，安置加热泵(设置温度为25℃)，作为控温水浴装置.将均化后的底泥迅速分装至实验容器内(90 mm×500 mm)，底泥厚度约5 cm(约500 g)，用虹吸法注入实验用水1200 ml，避免底泥扰动，实验装置如图1所示.实验分为3组，每组设3个重复，编号为EW、ES和EC.EW为水曝气组，将微孔曝气头(气泡尺寸为1～3 mm)安置距底泥顶部上方约2 cm处(以不扰动表层底泥的最低位置为准)，表层底泥不悬浮;ES为底泥曝气组，将微孔曝气头(气泡尺寸为1～3 mm)安置在底泥顶部下方2 cm处，表层底泥悬浮;EC为对照，无曝气措施.底泥部分用避光材料包裹，以模拟实验河道实际情况，后整体移入整理箱.实验系统静置3 d后用曝气机进行曝气，曝气参数均为1 L/min，6 h/d.15 d后停止曝气，实验在25 d结束.

图1 实验装置示意图Fig.1 Schematic diagram of the laboratory scale device

1.3 样品采集与分析

上覆水通过预设在距底泥表面2 cm处的采样管，每天曝气前用注射器准确抽取20 ml水样，每次取样后，向实验装置中补入20 ml备用水样，曝气结束后隔天采样.在第0、5、10、15、20、25 d分别在各组中取3根有机玻璃柱，排干上覆水后研究沉积物，用离心法(4000转/min，20 min)获得间隙水.把取得的上覆水和间隙水用0.45 μm的滤膜过滤，过滤后的水样用连续流动水质分析仪(SKALAR-SAN++，荷兰)进行可溶性无机氮(DTN)、-N、硝态氮(-N)和亚硝态氮(-N)分析.每天分时段监测上覆水DO和pH.

1.4 沉积物指标分析

1.4.1 含水率、LOI和孔隙度测定 沉积物含水率(W%)为沉积物在105℃下烘6 h前后质量差值与原有湿沉积物质量的比值［16］.用105℃烘干的沉积物放入马弗炉中在550℃下灼烧6 h测定烧失率(LOI)［2］.在105℃下灼烧6 h后计算孔隙度［17］，公式为:

式中，Ww为沉积物鲜重(g)，Wd为沉积物干重(g).

1.4.2 铵态氮测定 称取相当于10 g干样的新鲜沉积物，用2 mol/L的KCl溶液浸提(液∶土=5∶1)，振荡30 min，过滤后用纳氏比色法(波长为420 nm)测定浸提液中-N 浓度［18］.

1.5 沉积物-水界面氮释放通量计算方法

沉积物-水界面营养盐的扩散转移通量主要取决于界面上下浓度梯度引起的浓度差扩散过程，如果界面附近的水相中某化学物质的浓度随沉积物深度的变化近似于直线，其净通量可以用Fick第一定理进行计算［19］:

Ullman等［20］曾经给出真实扩散系数Ds与孔隙度 ψ 之间的经验关系式:当 ψ ＜0.7，Ds=ψ·Do;当 ψ≥0.7，Ds=ψ2·Do，式中，ψ 为表层沉积物孔隙度(%)(0＜ ψ ＜1);F 为分子扩散通量(mg/(m2·d));Ds为沉积物有效扩散系数(cm2/s);Do为无限稀溶液中溶质的扩散系数(cm2/s)为表层沉积物间隙水(表层0～2 cm)与上覆水间氮素的浓度梯度(mg/(L·cm))，根据相关文献可用 Δx/Δc代替［21］.其中，正值表明-N扩散方向是从底泥表层间隙水向上覆水，负值则相反.

2 结果与分析

2.1 底泥基本理化性质

在整个实验过程中，EC、EW组含水率和孔隙度变化不明显，两组之间无显著差异(t-test，P＞0.05).由于底泥曝气中的扰动再悬浮作用，ES组表层底泥的含水率和孔隙率在曝气过程中明显升高，与EW和EC组存在显著差异(P＜0.05).与EC组相比，曝气工况下的LOI表现出先升高后降低的过程，其中ES组变化幅度最大(表1).

表1 表层沉积物基本理化性质(0～2 cm)Tab.1 Basic physicochemical properties of surface sediment(0 ～2 cm)

2.2 对 -N的影响

图2 上覆水-N含量变化Fig.2 Variation of -N concentration in overlying water

图3 间隙水(a)和底泥(b)中-N含量变化Fig.3 Variations of -N concentration in pore water(a)and sediment(b)

2.3 沉积物-水界面-N扩散通量

图4 沉积物-水界面-N扩散通量Fig.4 Diffusive flux of -N across sediment-water interface

3 讨论

3.1 曝气对沉积物-水界面扩散通量的影响

图5 上覆水DO浓度变化Fig.5 Variation of DO concentration in overlying water

图6 上覆水-N+-N含量变化Fig.6 Variation of NO 3－-N and -N concentrations in overlying water

3.2 曝气对氮形态的影响

虽然国内外有关沉积物的营养盐释放及其各种影响因子的试验研究报道很多［33-36］，但是大多数集中在上覆水溶解氧对内源氮调控机制方面，针对曝气充氧对内源氮的影响过程研究报道很少.李大鹏等［37］研究表明底泥曝气作用可以有效抑制沉积物中-N释放，刘波等［22］研究表明底泥曝气较水曝气可以有效削减城市河道沉积物中的氮源.但上述研究只有实验前后-N在上覆水、间隙水和沉积物中的分布，并没有揭示曝气充氧过程对内源-N的影响作用.本实验结果表明，相对于对照，曝气可以削减沉积物中的-N的含量，通过对沉积物-水界面-N扩散通量的估算结果显示，底泥曝气作用下界面-N通量较小，底泥曝气对內源铵态氮释放的控制效果得以呈现出来.针对采取曝气充氧措施对城市河道内源氮释放控制的实践，还需要进一步研究完善.

4 结论

［1]Nowlin WH，Evarts JL，Vanni MJ.Release rates and potential fates of nitrogen and phosphorus from sediments in a eutrophic reservoir.Freshwater Biology，2005，50(2):301-322.

［2]钟继承，刘国锋，范成新等.湖泊底泥疏浚环境效应:Ⅱ.内源氮释放控制作用.湖泊科学，2009，21(3):335-344.

［3]Gardne WS，Yang L，Cotner JB.Nitrogen dynamics in sandy freshwater sediments(Saginaw Bay，Lake Huron).Journal of Great Lakes Research，2001，27(1):84-97.

［4]Gross A，Boyd CE，Wood CW.Nitrogen transformations and balance in channel catfish ponds.Aquacultural Engineering，2000，24(1):1-14.

［5]柴蓓蓓.水体沉积物中污染物释放及其多相界面过程研究［学位论文］.西安:西安建筑科技大学，2008.

［6]Alp E，Melching CS.Allocation of supplementary aeration stations in the Chicago waterway system for dissolved oxygen improvement.Journal of Environmental Management，2011，92(6):1577-1583.

［7]Lu XM，Huang MS.Nitrogen and phosphorus removal and physiological response in aquatic plants under aeration conditions.International Journal of Environment Science and Technology，2010，7(4):665-674.

［8]Baudo R，Giesy JP，Muntau H.Sediments:chemistry and toxicity of inplace pollutants.Michigan:Lewis Publishers，1990:130-144.

［9]蒋小欣，阮晓红，邢雅囡等.城市重污染河道上覆水氮营养盐浓度及DO水平对底质氮释放的影响.环境科学，2007，28(1):89-91.

［10]林建伟，朱志良，赵建夫.曝气复氧对富营养化水体底泥氮磷释放的影响.生态环境，2005，(6):812-815.

［11]尹大强，覃秋荣，阎 航.环境因子对五里湖沉积物磷释放的影响.湖泊科学，1994，(3):240-244.

［12]Soltero RA，Sexton LM，Ashley KI et al.Partial and full lift hypolimnetic aeration of medical lake，WA to improve water quality.Water Research，1994，28(11):2297-2308.

［13]Frank LB.Case study:Automatic reservoir aeration to control manganese in raw water Maryborough town water supply Queensland，Australia.Water Science and Technology，1998，37(2):301-308.

［14]Prepas EE，Burke JM.Effects of hypolimnetic oxygenation on water quality in Amisk Lake，Alberta，a deep，eutrophic lake with high internal phosphorus loading rates.Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences，1997，54(9):2111-2120.

［15]范成新，张 路，王兆德等.太湖——沉积物污染与修复原理.北京:科学出版社，2009:360-367.

［16]Teaskale PR，Batley GE，Apte SC et al.Pore water sampling with sediment peepers.Trends in Analytical Chemistry，1995，14(6):250-256.

［17]Murray LG，Mudge SM，Newton A et al.The effect of benthic sediments on dissolved nutrient concentrations and fluxes.Biogeochemistry，2006，81:159-178.

［18]古小治，王 强，张 雷等.物理改良对湖泊沉积物和间隙水特征的影响.中国环境科学，2010，30(2):256-262.

［19]Mozeto AA，Silverio PF，Soares A.Estimates of benthic fluxes of nutrients across the sediment-water interface(Guarapiranga Reservoir，Sao Paulo，Brazil).Kidlington，ROYAUME-UNI:Elsevier，2001:135-142.

［20]Ullman WJ，Allerr C.Diffusion coefficients in nearshoremarine sediment.Limnology and Oceanography，1982，27:552-553.

［21]Borowski WS，Paull CK，Ussler W.Marine pore-water sulfate profiles indicate in situ methane flux from underlying gas hydrate.Geology，1996，24(7):655-658.

［22]刘 波，王国祥，王风贺等.不同曝气方式对城市重污染河道水体氮素迁移与转化的影响.环境科学，2011，32(10):2971-2978.

［23]白晓慧，钟卫国，陈群燕等.城市内河水体污染修复中沉积物的影响与控制.环境科学，2002，23(S1):89-92.

［24]郭建宁，卢少勇，金相灿等.低溶解氧状态下河网区不同类型沉积物的氮释放规律.环境科学学报，2010，30(3):614-620.

［25]王建军，沈 吉，张 路等.云南滇池和抚仙湖沉积物-水界面营养盐通量及氧气对其的影响.湖泊科学，2010，22(5):640-648.

［26]孙小静，秦伯强，朱广伟等.持续水动力作用下湖泊底泥胶体态氮、磷的释放.环境科学，2007，28(6):1223-1229.

［27]Morin J，Morse JW.Ammonium release from resuspended sediments in the Laguna Madre estuary.Marine Chemistry，1999，65(1/2):97-110.

［28]范成新，张 路，秦伯强等.太湖沉积物-水界面生源要素迁移机制及定量化——1.铵态氮释放速率的空间差异及源-汇通量.湖泊科学，2004，16(1):10-20.

［29]Munch EV，Lant P，Keller J.Simultaneous nitrification and denitrification in bench-scale sequencing batch reactors.Water Research，1996，30(2):277-284.

［30]Pochana K，Keller J.Study of factors affecting simultaneous nitrification and denitrification(SND).Water Science and Technology，1999，39(6):61-68.

［31]周丹丹，马 放，董双石等.溶解氧和有机碳源对同步硝化反硝化的影响.环境工程学报，2007，1(4):25-28.

［32]孙从军，张明旭.河道曝气技术在河流污染治理中的应用.环境保护，2001，4:11-14.

［33]Eddy KR，Fisher MM，Ivanoff D.Resuspension and diffusive flux of nitrogen and phosphorus in a hypereutrophic lake.Journal of Environmental Quality，1996，25(2):363-371.

［34]龚春生，姚 琪，范成新等.城市浅水型湖泊底泥释磷的通量估算——以南京玄武湖为例.湖泊科学，2006，18(2):179-183.

［35]袁文权，张锡辉，张丽萍.不同供氧方式对水库底泥氮磷释放的影响.湖泊科学，2004，16(1):28-34.

［36]朱广伟，秦伯强，张 路等.太湖底泥悬浮中营养盐释放的波浪水槽试验.湖泊科学，2005，17(1):61-68.

［37]李大鹏，黄 勇，李伟光.底泥曝气改善城市河流水质的研究.中国给水排水，2007，23(5):22-25.