水体扰动对黑臭河道内源氮营养盐赋存形式的影响

张一璠，陈玉霞，何岩，黄民生

（华东师范大学 环境科学系，上海 200062）

0 引 言

大量生活和工业废水的排入，使城市内河水体严重富营养化，甚至黑臭，处于严重厌氧状态．但不少调查研究发现，当外源污染物减少或完全截污的情况下，水体富营养化程度仍然没有明显好转，沉积物中的内源污染负荷已经成为水体污染的主要来源［1－7］，这其中，氮超标问题尤为突出［8］．针对这种状况，曝气技术已经作为一种低成本并且见效快的方式来优先应用于城市河道的治理［9］．但在目前的具体工程实施中，曝气运行模式还较为粗放；关于曝气扰动对内源氮行为的影响，还仅局限于从复氧对溶解氧浓度贡献的角度进行探讨．其实，还有很多环境因子的改变会对底泥内源氮的释放产生影响，例如水体的扰动和水温等［10］．由曝气产生的水体扰动对于内源氮迁移转化行为的影响则尚无定论［11－16］．

本研究设计了一套模拟河道底泥再悬浮装置，通过测定不同曝气强度的流速分布情况，分析了不同流速下流体所对应的雷诺数（Re），并结合溶解氧（DO）浓度变化情况研究了不同流速条件下上覆水和不同深度底泥间隙水内源氮营养盐的转化行为规律．这为优化曝气运行边界条件，有效解决黑臭河道氮超标的治理难题提供了科学依据．

1 材料与方法

1．1 试验装置

试验采用模拟河道底泥再悬浮装置（见图1），该装置为跑道型水槽结构，其直道长160 cm，深100cm，弯道直径10cm．由水流推进器、支架、电器控制箱（内含变频调速器）、隔水墙和取样阀等部件组成．其外壁用黑色不透明胶纸包裹做避光处理．考虑到本地的气候特点，在装置顶部加盖顶棚，预防台风等恶劣天气所产生的影响．装置的水流推进依靠90EYT191A3型直流电动机带动倒扇形转刷，转刷浸没深度10cm，转刷直径5cm，转速变更由可调式支架及变频调速器调节水流推进器完成．另外，在装置外壁上设有上覆水和底泥采样阀门，黑泥层、浮泥层和上覆水采样阀门分别设置在距离装置底部15cm、30cm和65 cm处．

1．2 试验地点和材料

试验原水和底泥取自上海市普陀区工业河，该河位于桃浦镇境内，西段连接张泾河并被铁路截断，东段经过试验装置所在地勤丰泵站并与桃浦河连接．河水基本处于滞留状态．该河道主要污染类型为工业废水，其次为两岸居民区排放的生活污水和建筑垃圾，河水严重黑臭．

图1 试验装置图Fig．1 Schematic diagram of the laboratory experiment

浮泥层和黑泥层底泥根据设计深度使用柱状采泥器采集并铺设在装置中（底泥采集深度近似装置中的设计，水深约为50～60cm），从下往上依次铺设细砂层、黑泥层和浮泥层，其平均厚度依次为5cm、20cm和10cm．底泥基本性质见表2．上覆水深约55cm，通过真空水泵从河道抽取新鲜河水获得（原水水质见表1）．加注上覆水时注意缓慢注入，以减少对底泥的扰动．

表1 原水水质Tab．1 Quality of raw wastewater

表2 供试底泥基本性质Tab．2 Some physical and chemical properties of studied sediment

1．3 试验方法

1．3．1 样品采集及保存

每个工况运行前静置3d，电机开启之后每间隔3d采集1次样品，包括上覆水样和泥样（获得间隙水样）．每个工况运行时间为30d左右．水样采集使用聚乙烯瓶保存，泥样采集后用自封袋密封避光保存，之后将它们立即运回实验室．其中，浮泥层和黑泥层泥样在4℃下4 000r·min－1低温冷冻离心30min，取上清液，经0．45μm滤膜过滤后作为间隙水样立即进行理化指标分析［18］．

1．3．2 流速测定及雷诺数计算

本研究通过流速仪法测定水流速度［19，20］，并采用表征流体流态的参数——雷诺数（Re）（计算公式如下），来间接反映曝气复氧产生的泥水界面扰动程度．根据装置尺寸和设计要求将流速测定点分布在20个不同的坐标（见图2），图中X轴坐标表示与左侧曝气机距离，Y轴坐标表示水深，单位均为cm．多普勒超声波流速仪为Starflow ultrasonic dopplar flow recorder model 6526E（Unidata，Australia）．通过调整曝气机的充氧速率，使水体平均流速分别为：24．7、28．8、32．0和37．2cm／s，并记为工况1、2、3和4，其对应平均水温依次为19．1、25．6、28．9和16．5℃．

本研究模拟天然河道，其雷诺数计算与明渠相似，该雷诺数定义为其中，ν为流体的平均流速，单位m／s；μ为流体的动力粘度，单位Pa·s；R为流束的特征长度（cm），用水力半径表示，

图2 流速测量点Fig．2 Measuring point of flow velocity

1．3．3 理化指标项目

本模拟试验在工况开始运行之前测定原水水质指标，并在采样开始后测定上覆水和间隙水的氨氮（NH4＋－N），亚硝氮（NO2－－N），硝氮（NO3－－N）和总氮（TN）浓度．而上覆水在每次采样时还要测定溶解氧（DO）浓度值和水温（T），其测定点与流速测定点保持一致．具体标准分析方法见表3．

表3 水质理化指标分析方法［21］Tab．3 The measurements and methods for water quality parameters

1．3．4 数据统计分析

实验数据的相关性分析由SPSS 18．0统计软件完成．

2 结果与分析

2．1 流态分布分析

本模拟装置由曝气转刷提供的动能驱使水槽内水循环流动．对于非圆型截面管路，其临界雷诺数Rec≈500，计算工况1、2、3和4对应的雷诺数范围分别为967～1 311、1 310～1 810、1 592～2 113以及1 518～1 736，说明其流态都位于紊流区．当流速大的时候，流态分布较激烈；但是水体温度影响水的动力粘度，温度越低，水的动力粘度越大，雷诺数反而变小．另外，工况0为对照组，处于静止状态，流速为0．

2．2 溶解氧（DO）浓度变化测量结果

使用便携式溶氧仪于试验现场测得上覆水体DO浓度，其中，DO初始浓度为每个工况开始运行前原水溶解氧浓度，而DO最终浓度表示每个工况结束时溶解氧浓度．结果如表4．

表4 5个工况上覆水体DO浓度测量结果Tab．4 DO concentration measuring results under five regimes mg／L

工况0由于处于静置状态，其溶解氧浓度变化最小．而工况1和2的DO变化量随着扰动程度的增加而增加，说明扰动越强，复氧能力越强．其中，工况2中扰动程度较低，底泥中氨氮释放较慢，溶解氧消耗较慢，因此，其溶解氧浓度增量最多．在工况3中，由于水温较高，光照较强，水体中具有光合泌氧作用的浮游生物大量繁殖，这使得DO浓度初始值较高；而该工况的扰动强度最为剧烈，上层底泥悬浮性强，其中有机质大量好氧降解，并且表层底泥中氨氮释放量强，这都消耗了大量上覆水体中的溶解氧，致使DO浓度增加量很少［22］．工况4水温最低，有机质分解较慢，较之还原性物质的耗氧速率，水体复氧速率很快，因此上覆水体中DO浓度较快达到平衡．

2．3 底泥和上覆水体氮营养盐的迁移转化规律

在5种不同工况中，每个工况开始运行之前测定4种形态氮的浓度初始值，现将上覆水、浮泥层间隙水和黑泥层间隙水的氨氮、亚硝氮、硝氮和总氮浓度值分别列于表5、6和7中．

表5 各工况上覆水4种形态氮浓度初始值Tab．5 Initial value of four kinds nitrogen concentration of overlying water mg／L

表6 各工况浮泥层间隙水4种形态氮浓度初始值Tab．6 Initial value of four kinds nitrogen concentration of pore water of fluid mud layer mg／L

表7 各工况黑泥层间隙水4种形态氮浓度初始值Tab．7 Initial value of four kinds nitrogen concentration of pore water of black layer mg／L

2．3．1 底泥和上覆水体氨氮浓度变化率

氨氮是一种还原形态氮，不同水体扰动程度造成的氨氮释放速率和由其产生的不同DO浓度水平对整个系统中氨氮浓度变化具有重要的影响．

浓度变化率为工况开始进水到结束时浓度变化差值与初始浓度的比值，以百分率表示．正值表示氮营养盐得到去除，负值表示氮营养盐积累．不同工况上覆水，浮泥层间隙水和黑泥层间隙水氨氮浓度变化率见图3．

图3 不同工况氨氮浓度变化率Fig．3 Variation rate of ammonia of five turbulent conditions

由图3，通过比较5个不同工况发现，在工况2中，上覆水和黑泥层间隙水中的氨氮浓度减少得最多，其上覆水体的增氧能力最强，溶解氧浓度增加了6．54mg／L．上覆水体原水中氨氮大量被氨氧化为亚硝氮或者硝氮，在工况运行中后期，溶解氧阶段性消耗量大，使得之前氧化产生的硝氮和亚硝氮在相对较低溶解氧浓度条件下反硝化生成气态氮溢出大气，这为溶解氧再次充入上覆水体创造了条件．并且，该工况运行后期水温升高，光照强度增大，这都使得上覆水体溶解氧浓度增量在工况运行结束的时候居于高位．由于上覆水体溶解氧增量大，并且之前浮泥层氨氮消耗大，使得DO向黑泥层扩散较多，使得黑泥层氨氮大量被氧化．在工况3中，浮泥层间隙水中氨氮浓度降低得最多．这主要是因为溶解氧初始浓度高，达到7．06mg／L，加之较强的扰动使得浮泥层含氮有机质降解快，渗入间隙水的氨氮大量释放进入上覆水，由于较为稳定的高溶解氧浓度使得硝化反应不断，这消耗了大量氨氮．通过对雷诺数值的比较，工况3的扰动程度大于工况2，导致浮泥层向上覆水释放氨氮加快．这时，工况3浮泥层间隙水中氨氮浓度降低更为明显．工况0由于是静置对照组，其溶解氧变化不大，并且没有扰动作用使底泥产生明显的再悬浮，这使得其上覆水的氨氮浓度变化最小．

2．3．2 底泥NOX－N浓度变化率

亚硝氮和硝氮是氨氧化反应的产物．其中，亚硝氮是作为硝化和反硝化的一种中间产物而存在的．亚硝氮浓度和硝氮浓度在不同工况中的变化率如图4和图5．

图4 不同工况亚硝氮浓度变化率Fig．4 Variation rate of nitrite of five turbulent conditions

图5 不同工况硝氮浓度变化率Fig．5 Variation rate of nitrate of five turbulent conditions

硝化反应由两个步骤完成：首先，氨氧化细菌（ammonia－oxidizing bacteria，AOB）将氨氮氧化为亚硝酸盐，然后由亚硝酸盐氧化菌（nitrite－oxidizing bacteria，NOB）把亚硝酸盐氧化为硝酸盐．其中第一个步骤是硝化作用的限速步骤．AOB受DO、pH、温度和游离氨氮（free ammonia，FA）浓度影响．

如图4，工况1中的上覆水、浮泥层间隙水和黑泥层间隙水的亚硝氮浓度都是升高最多的，而亚硝氮浓度下降最明显的是工况4．在4个产生扰动的工况中，工况1溶解氧终浓度是最低的，但其溶解氧增加量仅次于工况2，增加了5．11mg／L．考虑到工况1上覆水和浮泥层含氮有机质降解使得游离氨氮产生一定积累，在一定温度条件下，亚硝氮在不同深度中出现不同程度的积累，相对工况1的溶解氧终浓度水平，亚硝氮产生的积累会抑制亚硝氮到硝氮的氧化反应，这主要是由于NOB受到抑制造成的，而抑制NOB的主要因素是FA和pH［23－25］．在工况1中pH逐渐升高到7．5～8．0左右，这是AOB的最适生长范围，但是却超出了NOB最适生长范围．有研究表明，当FA浓度在降到0．5～3．0mg／L时，上覆水中硝氮浓度逐渐上升［26］．另外，由于黑泥层间隙水氨氮浓度和浮泥层间隙水亚硝氮浓度呈极显著负相关（p＜0．01），表明黑泥层向浮泥层释放了大量氨氮，这也是浮泥层大量积累亚硝氮的因素之一．总之，4个产生扰动的工况黑泥层亚硝氮积累量与扰动程度成负相关．

又如图5，工况0中上覆水和两种间隙水的硝氮浓度降低最多．该工况处于静止状态，没有产生扰动，相对的缺氧环境抑制了硝化反应的进行．工况0中的溶解氧基本维持在0．20～2．14mg／L之间，当溶解氧浓度小于1．0mg／L时，底泥中氨氮释放加快，这导致上覆水中处于相对厌氧状态，相关微生物（例如反硝化细菌）会利用体系中有限的硝酸盐和亚硝酸盐中的氧进行代谢，反硝化反应加速．另外，在工况0中，较低的水温和pH值偏低都使得硝化反应难以进行．因此该工况中硝酸盐减少较多．通过相关性分析表明，工况0中上覆水硝氮与上覆水氨氮成极显著负相关（p＜0．01），说明上覆水中氨氮浓度的增加导致硝氮的减少．系统中硝氮增加最多的是工况4，一方面，工况4中扰动强度较为剧烈，并且流速最快，这导致含氮有机质降解产生的氨氮通过水流循环在装置中分布较快，加上较高的初始溶解氧浓度和终浓度使得上覆水中硝化作用加强，上覆水中硝氮浓度升高，剧烈的扰动使得底泥再悬浮良好，底泥向上覆水释放位于高水平，而硝氮向底泥中扩散，表现为吸收状态．不停地充氧使反硝作用被抑制，当工况4运行至后期时，硝化反应和底泥释放达到平衡．

2．3．3 底泥总氮浓度变化率

总氮是水中各种形态无机和有机氮的总量．是衡量水质的重要指标之一．不同工况总氮浓度变化率如图6．

图6 不同工况总氮浓度变化率Fig．6 Variation rate of total nitrogen of five turbulent conditions

如图6，上覆水和浮泥层间隙水中总氮去除效果最好的是工况3，而黑泥层间隙水总氮去除效果最好的是工况1，工况3其次．综合来讲，工况3在系统中总氮去除效果最好．在工况3中，流速不是最大，通过雷诺数计算结果表明该工况扰动强度最大，说明总氮去除效果和流速大小不成正相关，而与扰动强度关系更为密切．在工况3运行期间，其溶解氧浓度平均值最高，达到了7．53mg／L，这主要与扰动强度相关．扰动会导致底泥再悬浮，从而使得总氮大量释放［27］．根据前面的分析，工况3浮泥层氨氮释放最多，浮泥层氨氮释放到上覆水后经过硝化反应与其中已经发生硝化反应的硝氮一起向下扩散，并在强烈扰动下扩散至溶解氧浓度较低的黑泥层进行反硝化反应或者厌氧氨氧化反应．这使得浮泥层和上覆水总氮去除效果良好．另外，相关研究表明，高溶解氧水平会抑制总氮由底泥（主要是黑泥层）向上覆水释放［28］，这可以推断，在黑泥层内部发生了一定的厌氧氨氧化反应，从而使得黑泥层也有一定总氮去除效果．

综上表明，工况0、2和3的黑泥层总氮与黑泥层氨氮成显著正相关（p＜0．05），说明这3个工况的黑泥层总氮均以氨氮为主，它们向灰泥层和上覆水扩散；其中工况0和工况2没有因为上覆水的硝化作用而向灰泥层扩散硝氮，工况1、3和4上覆水由于生成了大量的硝氮而向灰泥层和黑泥层扩散，工况0仅仅由灰泥层向黑泥层扩散硝氮．另外，在5个工况中，上覆水均发生了硝化反应产生硝氮，其中工况2和3对中间产物亚硝氮也有贡献，工况1和4黑泥层亚硝氮均对灰泥层产生了扩散，所以亚硝氮主要是从下往上扩散，而硝氮主要是从上往下扩散．在黑泥层中，5个工况均很难发生氧化反应生成亚硝氮和硝氮，部分扩散而来的亚硝氮和硝氮均在黑泥层发生反硝化反应或者厌氧氨氧化反应生成氮气（N2）并逸出到大气里面［29，30］．溶解氧越高，底泥内源氮释放和反硝化作用达到平衡的时间越短，反之越长［31］．通过对不同扰动强度下底泥内源氮迁移转化的相关性分析得到其过程示意图（其中黑线代表5个工况均有的转化过程，红线表示曝气扰动条件下的转化过程）（如图7）．

图7 底泥内源氮的迁移转化过程Fig．7 Major migration and transformation process of sediment endogenous nitrogen

3 结 论

本研究通过河道底泥再悬浮装置模拟水体扰动对黑臭河道内源氮营养盐赋存形式的影响，在不同水体扰动强度条件下，定量表征曝气扰动影响底泥氮营养盐迁移转化规律．结果表明：

（1）在4个不同曝气扰动强度工况中，扰动越大，流速越大，紊流流态强度不同，DO的梯度分布也不同，由此对内源氮的变化率也会产生不同影响．其中氨氮去除率最好的是工况2，亚硝氮去除率最好的是工况4，硝氮去除率最好的是工况0，总氮去除率最好的是工况3．

（2）在流速为28．8～32．0cm／s时，Re为1 810～2 113，DO平均值为5．08～7．50 mg／L，上覆水中氨氮和总氮去除效果较好，说明雷诺数与氨氮和总氮的去除关联程度最大．

（3）与不产生曝气扰动时相比，由于曝气复氧作用，浮泥层呈现较高的亚硝氮和硝氮浓度，这导致二者分别向上覆水和黑泥层扩散．对于扩散至黑泥层的亚硝氮和硝氮，会在缺氧或厌氧环境的黑泥层中进一步通过反硝化或厌氧氨氧化途径实现对内源氮的完全脱除．

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