曝氣充氧對城市污染河道內(nèi)源銨態(tài)氮釋放的控制*

凌 芬，劉 波，2，王國祥＊＊，許 寬，周 鋒，杜 旭

(1:南京師范大學地理科學學院，南京210046)

(2:南通大學地理科學學院，南通226000)

氮作為水生生態(tài)系統(tǒng)的主要營養(yǎng)元素，被認為是水生生態(tài)系統(tǒng)初級生產(chǎn)力的關(guān)鍵限制性因子［1］，氮不僅是水體的主要營養(yǎng)元素，而且往往是水質(zhì)的最主要污染物質(zhì)［2］，沉積物中的氮素是水生生態(tài)系統(tǒng)中氮的重要源和匯［3-4］.我國城市河道的銨態(tài)氮(-N)含量過高是導致水質(zhì)惡化的主要原因［5］.隨著“雨污分流”等制度的實施，外源污染逐漸得到控制，富集于河道沉積物中的含氮物質(zhì)釋放成為城市河道氮素污染的主要來源.城市河道內(nèi)源銨態(tài)氮控制與削減日漸引起關(guān)注.

曝氣充氧技術(shù)因其投入成本低、見效快，在國內(nèi)外城市污染河道的治理中被廣泛使用［6-7］.目前還鮮見曝氣充氧對污染河道內(nèi)源銨態(tài)氮釋放與控制的系統(tǒng)研究，多數(shù)實驗研究集中在溶解氧(DO)對污染水體的銨態(tài)氮調(diào)控機制方面［8-11］.研究發(fā)現(xiàn)提高污染水體的DO一方面可以促進水體硝化反應進程，進而降低水體銨態(tài)氮負荷［12］，另一方面可以改變水體、尤其是沉積物-水界面的氧化還原條件及相關(guān)物質(zhì)組成，控制底泥含氮污染物質(zhì)的釋放［13-14］.但是從曝氣充氧技術(shù)在治理污染河道的實踐運用來看，對于含氮物質(zhì)，尤其是-N的控制并沒有起到有效的作用［15］.顯然，曝氣充氧條件下污染河道沉積物內(nèi)源氮的釋放與控制還有待深入研究.

為了解曝氣充氧條件下城市污染河道內(nèi)源銨態(tài)氮釋放與控制的作用，本實驗采用室內(nèi)模擬方法，從城市污染河道采集原位沉積物和上覆水構(gòu)建曝氣模擬實驗系統(tǒng)，研究曝氣充氧對內(nèi)源氮釋放的影響，并探討不同曝氣方式(底泥曝氣和水曝氣)對污染河道內(nèi)源氮釋放控制的差異及原因，從而就曝氣充氧對城市污染河道內(nèi)源氮控制機制作初步探討.

1 材料與方法

1.1 沉積物與水樣

2011年6月，利用自制柱狀底泥采樣器采集南京某污染河道沉積物，同步采集上覆水，并迅速運回實驗室.底泥經(jīng)均化處理后分析理化性質(zhì)，包括pH、含水率(W%)、燒失率(LOI)等.水樣經(jīng)0.45 μm濾膜過濾作為實驗用水，過濾后水樣放入冰箱，4℃蔽光保存，備用.

1.2 實驗方法

整理箱(3只，20 L)注入自來水，安置加熱泵(設置溫度為25℃)，作為控溫水浴裝置.將均化后的底泥迅速分裝至實驗容器內(nèi)(90 mm×500 mm)，底泥厚度約5 cm(約500 g)，用虹吸法注入實驗用水1200 ml，避免底泥擾動，實驗裝置如圖1所示.實驗分為3組，每組設3個重復，編號為EW、ES和EC.EW為水曝氣組，將微孔曝氣頭(氣泡尺寸為1～3 mm)安置距底泥頂部上方約2 cm處(以不擾動表層底泥的最低位置為準)，表層底泥不懸浮;ES為底泥曝氣組，將微孔曝氣頭(氣泡尺寸為1～3 mm)安置在底泥頂部下方2 cm處，表層底泥懸浮;EC為對照，無曝氣措施.底泥部分用避光材料包裹，以模擬實驗河道實際情況，后整體移入整理箱.實驗系統(tǒng)靜置3 d后用曝氣機進行曝氣，曝氣參數(shù)均為1 L/min，6 h/d.15 d后停止曝氣，實驗在25 d結(jié)束.

圖1 實驗裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of the laboratory scale device

1.3 樣品采集與分析

上覆水通過預設在距底泥表面2 cm處的采樣管，每天曝氣前用注射器準確抽取20 ml水樣，每次取樣后，向?qū)嶒炑b置中補入20 ml備用水樣，曝氣結(jié)束后隔天采樣.在第0、5、10、15、20、25 d分別在各組中取3根有機玻璃柱，排干上覆水后研究沉積物，用離心法(4000轉(zhuǎn)/min，20 min)獲得間隙水.把取得的上覆水和間隙水用0.45 μm的濾膜過濾，過濾后的水樣用連續(xù)流動水質(zhì)分析儀(SKALAR-SAN++，荷蘭)進行可溶性無機氮(DTN)、-N、硝態(tài)氮(-N)和亞硝態(tài)氮(-N)分析.每天分時段監(jiān)測上覆水DO和pH.

1.4 沉積物指標分析

1.4.1 含水率、LOI和孔隙度測定 沉積物含水率(W%)為沉積物在105℃下烘6 h前后質(zhì)量差值與原有濕沉積物質(zhì)量的比值［16］.用105℃烘干的沉積物放入馬弗爐中在550℃下灼燒6 h測定燒失率(LOI)［2］.在105℃下灼燒6 h后計算孔隙度［17］，公式為:

式中，Ww為沉積物鮮重(g)，Wd為沉積物干重(g).

1.4.2 銨態(tài)氮測定 稱取相當于10 g干樣的新鮮沉積物，用2 mol/L的KCl溶液浸提(液∶土=5∶1)，振蕩30 min，過濾后用納氏比色法(波長為420 nm)測定浸提液中-N 濃度［18］.

1.5 沉積物-水界面氮釋放通量計算方法

沉積物-水界面營養(yǎng)鹽的擴散轉(zhuǎn)移通量主要取決于界面上下濃度梯度引起的濃度差擴散過程，如果界面附近的水相中某化學物質(zhì)的濃度隨沉積物深度的變化近似于直線，其凈通量可以用Fick第一定理進行計算［19］:

Ullman等［20］曾經(jīng)給出真實擴散系數(shù)Ds與孔隙度 ψ 之間的經(jīng)驗關(guān)系式:當 ψ ＜0.7，Ds=ψ·Do;當 ψ≥0.7，Ds=ψ2·Do，式中，ψ 為表層沉積物孔隙度(%)(0＜ ψ ＜1);F 為分子擴散通量(mg/(m2·d));Ds為沉積物有效擴散系數(shù)(cm2/s);Do為無限稀溶液中溶質(zhì)的擴散系數(shù)(cm2/s)為表層沉積物間隙水(表層0～2 cm)與上覆水間氮素的濃度梯度(mg/(L·cm))，根據(jù)相關(guān)文獻可用 Δx/Δc代替［21］.其中，正值表明-N擴散方向是從底泥表層間隙水向上覆水，負值則相反.

2 結(jié)果與分析

2.1 底泥基本理化性質(zhì)

在整個實驗過程中，EC、EW組含水率和孔隙度變化不明顯，兩組之間無顯著差異(t-test，P＞0.05).由于底泥曝氣中的擾動再懸浮作用，ES組表層底泥的含水率和孔隙率在曝氣過程中明顯升高，與EW和EC組存在顯著差異(P＜0.05).與EC組相比，曝氣工況下的LOI表現(xiàn)出先升高后降低的過程，其中ES組變化幅度最大(表1).

表1 表層沉積物基本理化性質(zhì)(0～2 cm)Tab.1 Basic physicochemical properties of surface sediment(0 ～2 cm)

2.2 對 -N的影響

圖2 上覆水-N含量變化Fig.2 Variation of -N concentration in overlying water

圖3 間隙水(a)和底泥(b)中-N含量變化Fig.3 Variations of -N concentration in pore water(a)and sediment(b)

2.3 沉積物-水界面-N擴散通量

圖4 沉積物-水界面-N擴散通量Fig.4 Diffusive flux of -N across sediment-water interface

3 討論

3.1 曝氣對沉積物-水界面擴散通量的影響

圖5 上覆水DO濃度變化Fig.5 Variation of DO concentration in overlying water

圖6 上覆水-N+-N含量變化Fig.6 Variation of NO 3－-N and -N concentrations in overlying water

3.2 曝氣對氮形態(tài)的影響

雖然國內(nèi)外有關(guān)沉積物的營養(yǎng)鹽釋放及其各種影響因子的試驗研究報道很多［33-36］，但是大多數(shù)集中在上覆水溶解氧對內(nèi)源氮調(diào)控機制方面，針對曝氣充氧對內(nèi)源氮的影響過程研究報道很少.李大鵬等［37］研究表明底泥曝氣作用可以有效抑制沉積物中-N釋放，劉波等［22］研究表明底泥曝氣較水曝氣可以有效削減城市河道沉積物中的氮源.但上述研究只有實驗前后-N在上覆水、間隙水和沉積物中的分布，并沒有揭示曝氣充氧過程對內(nèi)源-N的影響作用.本實驗結(jié)果表明，相對于對照，曝氣可以削減沉積物中的-N的含量，通過對沉積物-水界面-N擴散通量的估算結(jié)果顯示，底泥曝氣作用下界面-N通量較小，底泥曝氣對內(nèi)源銨態(tài)氮釋放的控制效果得以呈現(xiàn)出來.針對采取曝氣充氧措施對城市河道內(nèi)源氮釋放控制的實踐，還需要進一步研究完善.

4 結(jié)論

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