汾河柴庄段典型污染物衰减系数试验研究

赵艳锋，武宏娟，康佳琪

（1.山西省水文水资源勘测总站，太原 030001；2.临汾市水文水资源勘测站，山西 临汾 041000）

河流污染物综合衰减系数K反映污染物在水体作用下降解速度的快慢， 它是河流水质模型的关键参数，在计算水体纳污能力、预测污染物浓度变化、制定污染物控制方案等方面， 如何确定并选择科学合理的污染物综合衰减系数成为关键［1］。 目前，污染物综合衰减系数的确定方法主要包括水团追踪实测法、实验室模拟法、经验公式估算、类比与分析借用等［2］。 因河流本身的实际情况差别很大，用经验公式法及分析借用法判定河流污染物的综合衰减系数有一定的误差性［3］。 实验室模拟法因无法还原河流实际形态、水文水力条件和物理流域各因素边界条件，衰减系数容易失真。

本文以汾河干流典型污染物氨氮、 总磷为研究对象， 采用水团追踪现场实测法测定汾河柴庄段污染物衰减系数，得出综合衰减系数取值范围和指导值，可以为建立汾河水质预警预报模型、应对突发水污染事件及流域水生态保护与修复等提供科学依据。

1 试验部分

1.1 河段选择

汾河是黄河第二大支流，山西省内最大河流。汾河发源于宁武县东寨镇管涔山脉，流向自北向南，纵贯大半个山西， 汇聚源自吕梁、 太行两大山区的支流，穿越太原、临汾两大盆地，于禹门口下游汇入黄河，平均纵坡0.112%，河道弯曲系数1.68。 其中河源至兰村段及灵石至洪洞赵城河段， 河水穿行于山峡之间，纵坡较大，约0.25%～0.44%；兰村以下至介休义棠及赵城以下至河口两段，流经太原、临汾盆地，纵坡平缓，约0.03%～0.05%［4］。 本着测试河段应具备代表性和便于采样监测两个原则， 选取汾河干流襄汾县城下游至侯马新绛交界处， 总河长45.2km为试验河段。 该河段水面宽40～50m，非汛期水流稳定、无支流汇入，无入河排污口、无人工闸坝、试验期无提引水，便于采样及施测。

根据现场查勘情况， 自上而下共布设毛村、柴庄、汾阴桥、上平望、侯马5个断面作为试验监测断面，试验河段各断面基本信息如表1。

表1 试验河段各监测断面信息

1.2 试验过程

1.2.1 水团追踪

以装有适量水的带标记塑料壶作为浮标进行现场水团追踪，测得毛村至柴庄断面用时7h8min，柴庄至汾阴桥断面用时7h45min，汾阴桥至上平望断面用时15h，上平望至侯马断面用时5h。

1.2.2 监测参数

监测参数包括流量、流速、河宽、水深等水文参数及水温、DO、pH值、氨氮（NH3-N）、总磷（TP）等水质参数。 氨氮实验室分析检测采用纳氏试剂分光光度法，总磷采用连续流动钼酸铵分光光度法。

1.2.3 采样试验

2020年11月17日10：00进行预试验， 毛村断面以1h为间隔， 分别采集0，1，2h 3个水样。 于7h8min，7h45min，30h，35h后分别采集柴庄、汾阴桥、上平望、侯马断面的水样。 在11月17日预试验基础上，11月20日0：00起，对各断面进行连续12h采样试验。毛村断面以1h为间隔，分别采集0，1，2，……11h共12个水样，按水团历时于7h8min，7h45min，30h，35h后分别采集柴庄、汾阴桥、上平望、侯马断面对应时间水样，分批送实验室检测。 同断面连续采样监测可有效消除断面污染物浓度波动对综合衰减系数计算结果的影响。

为保证检测过程一致性，5个断面采样位置均为中弘一点（水面宽约50m）， 采样水深在水面下0.5m（水深约1.3m），按送样路程最远断面（侯马）自采样至送回试验室时间计算， 每个样品从采样到检测时间间隔均控制为5h。

2 结果与讨论

2.1 污染物浓度沿程变化

根据上述试验方法，得出氨氮、总磷浓度沿程变化情况如图1、图2。

图1 氨氮浓度沿程变化

图2 总磷浓度沿程变化

可以看出，实验条件下典型污染物氨氮、总磷浓度沿程下降趋势均较为明显。 氨氮浓度在上断面毛村 以 下 的 柴 庄（9.4km）、汾 阴 桥（20.5km）、上 平 望（37.3km）断面下降趋势基本一致，下降速率较快，上平望-侯马断面下降趋势较平缓。总磷浓度在前半段（毛村至汾阴桥，总磷浓度大于0.250mg/L）比后半段（汾阴桥至侯马，总磷浓度小于0.250mg/L）降低较快，说明试验条件下总磷降解速率受初始浓度的影响较大，初始浓度越高降解速率越快（0.250mg/L可能是总磷降解速率快慢的阈值，有待进一步实验研究）。

2.2 衰减系数K

2.2.1 计算模型

本次试验河段河宽约50m，流量在10m3/s 左右，流速小于1m/s，水深小于1.5m，基本满足：①无外源污染源，仅考虑污染物的衰减；②垂向尺度远小于水平输送尺度，从而忽略垂向扩散；③上断面各污染物一开始就完全混合，从而忽略横向扩散。 可认为属一维均匀稳定流，污染物衰减计算采用一维水质模型［2］，即：

2.2.2 计算统计

将试验河段进行概化， 自上而下分别为毛村f1、柴庄f2、汾阴桥f3、上平望f4、侯马f55个连续断面，上下游断面间距分别为9.4，11.1，16.8，7.9km， 分为4个河段g1，g2，g3，g4，如图3。

图3 试验河段概化

根据f1与f2断面检测结果，计算得单个河段g1综合衰减系数Kg1，以此类推，可计算g1～g44个河段综合衰减系数Kg1～Kg4；将连续河段进行组合，f1～f3断面为河段g5，f1～f4断面为河段g6，f1～f5断面为河段g7，f2～f4断面为河段g8，f2～f5断面为河段g9，f3～f5断面为河段g10，可得g5～g106个河段综合衰减系数Kg5～Kg10， 以此类推，本次试验的15组监测数据共得150组计算结果Kg1-Kg150；再取0～2h试验各项目浓度均值按前述方法，可得Kg151～Kg160； 取0～11h试验各项目浓度均值按前述方法，可得Kg161～Kg170。 自此共得综合衰减系数数据结果样本集（Kg1～Kg170）。

2.2.3 计算结果

按上述方法将样本集中K为负值的异常值剔除（可能的原因是个别测次采样不规范、采样水深0.5m不能精确把握、扰动底泥等），氨氮有6组异常数据，总磷有5组异常数据，实际氨氮有效样本数据164组，总磷有效样本数据165组。将样本数据按四分位法进行汇总统计， 氨氮综合衰减系数分布情况如图4，总磷综合衰减系数分布情况如图5。

图4 氨氮综合衰减系数分布情况

图5 总磷综合衰减系数分布情况

分别计算样本集数值平均值、第一四分位数Q1、中位数Me、第三四分位数Q3。 统计计算结果如表2。

表2 典型污染物综合衰减系数统计计算结果

根据样本数据统计结果，考虑试验河段K值取值的稳健安全性，将四分位距（Q1～Q3）作为综合衰减系数取值区间， 将中位数值作为综合衰减系数取值指导值。氨氮、总磷的综合衰减系数范围依次为：0.606～1.089d-1、0.296～0.520d-1，中位数分别为0.847d-1、0.374d-1。

同时发现，总磷第一四分位以下数（较小的K值）在起始河段（毛村至柴庄断面）样本数仅有1个，说明总磷综合衰减系数在上游河段较下游河段为大，主要原因是上游断面初始浓度较下游断面浓度更高，总磷衰减更显著。

不同污染项目在天然河流中均受污染物自身性质、水温、pH值、溶解氧、微生物性质、悬浮物颗粒粒径、河床坡度、水动力条件等的综合影响［5］，这些影响因素有可能发生协同作用也有可能产生拮抗作用。本次汾河柴庄段现场实测试验，氨氮衰减效率较高，综合衰减系数较大。分析认为氨氮在自然河道中的含量变化兼有吸附沉降等物理化学过程和微生物吸收代谢等生物作用， 试验条件下较低的环境温度（6～10℃）可能限制了生物作用（现场试验同时进行COD检测，各断面COD浓度无明显差异），但对物理化学过程应无较大影响， 氨氮衰减以物理化学过程为主。另外，试验河段氨氮浓度（1.26～7.89mg/L，国内其他研究中氨氮浓度多在0.025～0.650mg/L）较高，可能也是氨氮衰减效率较高的一个原因， 即相同条件下，氨氮初始浓度越高衰减速率越快［6］。 总磷衰减同样以吸附、沉降等物理化学过程为主，研究河段试验条件下总磷衰减效率较高， 总磷综合衰减系数可靠性较高。但水体中各污染项目关于发生生物作用、物理化学过程、污染物衰减变化机理的研究较少，有待进一步研究。

2.2.4 结果验证

将本次试验结果与国内相关研究成果对比（表3）。国内河流氨氮衰减系数取值多在0.050～1.550d-1，总磷衰减系数取值多在0.030～1.300d-1，本次试验低温枯水期汾河下游段各项目衰减系数取值区间处于上述范围，汾河段污染物综合衰减系数取值范围基本合理。

表3 国内部分河流污染物综合衰减系数

续表3

3 结语

（1）本文采用一维水质模型计算和四分位法统计分析，确定低温枯水期汾河下游柴庄段氨氮综合衰减系数范围为0.606～1.089d-1，取值指导值为0.847d-1；总磷综合衰减系数范围为0.296～0.520d-1， 取值指导值为0.374d-1。

（2）试验条件下，典型污染物氨氮和总磷衰减效率较高，综合衰减系数较大，衰减系数可靠性较高。氨氮和总磷衰减可能主要依靠吸附、沉降等物理化学过程，衰减效率受初始浓度影响明显，初始浓度越高河段衰减系数越大。另外，本次试验在低温枯水期（气温6～10℃，水温6～10℃，流量10m3/s左右）进行，应对高温、丰水期污染物综合衰减系数做进一步试验研究。

（3）本研究成果为我国相关水质参数确定提供参考依据，为进一步研究河流水体自净规律、建立水质模型、确定水环境容量、制定水污染控制计划与水生态修复方案提供科学依据。