土壤-含水層側(cè)滲系統(tǒng)在凈化河水中的應(yīng)用——以鄭州市索須河工程為例

陳 犖，張幼寬，梁修雨，袁文波，潘 田

（1.南京大學(xué)地球科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 南京 210093；2.南京大學(xué)水科學(xué)研究中心，江蘇 南京 210093）

2009年淮河流域50個斷面水質(zhì)氨氮濃度為0.04～26.80mg/L，超標(biāo)率為 27.4%，平均超標(biāo)倍數(shù)為1.84，最大超標(biāo)倍數(shù)為 25.80［1～2］。淮河流域平原區(qū)淺層地下水的污染相當(dāng)嚴(yán)重［3～4］。埋深小于20 m的地下水已普遍遭受不同程度的污染。其中，Ⅰ～Ⅲ類水分布面積為10436.0km2，占調(diào)查面積的8.7%；Ⅳ類水分布面積為66650km2，占55.5%；Ⅴ類水分布面積為42914km2，占35.8%?！叭笔堑叵滤谐瑯?biāo)的主要組分之一，超標(biāo)倍數(shù)最大，污染分布范圍最廣，超標(biāo)因子以硝酸鹽為主。

造成北方地區(qū)地表水水質(zhì)超標(biāo)的主要原因是該地區(qū)降水較少，地下水超采，大部分河流基流匱乏，河水的主要來源是未經(jīng)過深度處理的工業(yè)廢水和城市生活污水。隨著河流水污染治理力度加大，河流的水質(zhì)將不斷改善。但即便工業(yè)廢水和城鎮(zhèn)生活污水經(jīng)過深度處理后再排入河流，缺少基流的河流水質(zhì)亦很難達(dá)標(biāo)。因此，需要通過其它手段和途徑凈化河水。途徑之一是利用這些地區(qū)河道中寬闊的河漫灘對污染河水進(jìn)行凈化。已有研究表明，漫灘的土壤和含水層介質(zhì)對水中的污染物具有凈化作用。因此，可以建立近自然土壤滲濾系統(tǒng)，利用漫灘土壤和含水介質(zhì)的天然凈化能力凈化河水。具體原理為在河流漫灘上遠(yuǎn)離(＞20m)河道處修建一條與河床平行的側(cè)滲溝(圖1)，在側(cè)滲溝上游利用閘壩抬高河流水位使河水自動流入側(cè)滲溝，河水在流經(jīng)側(cè)滲溝的過程中滲入地下，而后在地下水水力坡度的控制下向河流排泄，側(cè)滲溝與河流之間的土壤和含水層的凈化能力去除水中的污染物，從而達(dá)到凈化河水之目的。

本文介紹土壤滲濾系統(tǒng)的凈化原理和適用條件，結(jié)合鄭州市索須河的土壤側(cè)滲示范工程介紹該處土壤的去污能力以及在野外條件下土壤滲濾系統(tǒng)的去污效果。這種近自然土壤側(cè)滲系統(tǒng)施工便易，成本低，具有較好的去污效果，可供有關(guān)研究人員借鑒或在其他地區(qū)推廣應(yīng)用。

1 近自然土壤-含水層側(cè)滲系統(tǒng)的凈化機(jī)理及應(yīng)用條件

圖1 土壤-含水層側(cè)滲系統(tǒng)示意圖Fig.1 Schematic map of the soil-aquifer lateral seepage system

氮在河水和地下水中以有機(jī)氮和無機(jī)氮的形式存在。有機(jī)氮成分比較復(fù)雜，包括含氮有機(jī)物、蛋白質(zhì)等。無機(jī)氮包括氨氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮。研究表明天然土壤和含水介質(zhì)能夠去除河水和地下水中的氮、磷化合物、重金屬和有機(jī)物等［5～7］，本文主要研究近自然土壤-含水層側(cè)滲系統(tǒng)對氨氮的去除作用。如圖2所示，在土壤和含水層介質(zhì)中有機(jī)氮可被氧化或被礦化細(xì)菌礦化形成氨氮。礦化細(xì)菌一般生活在有氧環(huán)境中，需要氧氣參與。氨氮在有氧條件下被氧化(硝化)成亞硝酸鹽和硝酸鹽［7］。氨氮、亞硝酸鹽及硝酸鹽均能夠被植物吸收，轉(zhuǎn)化成植物體的組成部分。硝酸鹽還可在反硝化細(xì)菌的作用下轉(zhuǎn)化成氮?dú)馀欧诺酱髿庵?，達(dá)到對氮的徹底去除。反硝化作用是一個生物過程，在該過程中硝酸鹽作為電子受體被轉(zhuǎn)化成N2排放到大氣中［8］。反硝化細(xì)菌一般生活在厭氧條件下，并且在溫度大于10℃和環(huán)境pH值大于5時反應(yīng)速度最快［9］。礦化作用、硝化作用以及反硝化作用均是氮的各種化合物在地下水中發(fā)生的氧化還原反應(yīng)，故地下水中的溫度、pH、溶解氧等因素會影響化學(xué)反應(yīng)的強(qiáng)度。天然土壤和含水介質(zhì)對氮具有良好的吸附效果，在室內(nèi)試驗(yàn)及野外試驗(yàn)的初始階段氮的去除主要通過吸附作用，故土壤-含水層介質(zhì)的介質(zhì)種類、粒徑大小及分選度等也會影響系統(tǒng)對氮的去除效果［10～13］。受降水補(bǔ)給的天然土壤和含水介質(zhì)還含有大量氧，使得氨氮硝化為亞硝酸鹽和硝酸鹽。

圖2 近自然土壤-含水層側(cè)滲系統(tǒng)的凈化機(jī)理Fig.2 Mechanism of the natural soil-aquifer lateral seepage system

地表水地下水之間的補(bǔ)排關(guān)系和排泄量大小受兩者的水位差以及土壤和含水介質(zhì)的滲透性大小控制。人工修建的側(cè)滲溝內(nèi)的水位應(yīng)高于該段的河水位。為了增強(qiáng)凈化效果，在側(cè)滲溝底部和側(cè)面可鋪墊具有去污能力、滲透性較好的材料，以增強(qiáng)凈化效果。土壤-含水層凈化系統(tǒng)建成后會破壞原先地表水地下水的平衡狀態(tài)，且可能影響附近地下水水源地水質(zhì)。因此，地下水水源地附近不宜修建該系統(tǒng)。土壤-含水層側(cè)滲系統(tǒng)主要利用土壤和淺層含水介質(zhì)達(dá)到對污染物的去除。與地下水相比，北方河流的水質(zhì)一般較差。污染的河水在流經(jīng)側(cè)滲溝的過程中滲入地下，雖然其濃度降低，但往往仍高于地下水背景值。因此，必須考慮淺層地下水是否會滲入深部含水層。在滲濾系統(tǒng)場地選擇時，需要通過地質(zhì)和水文地質(zhì)勘查，弄清淺層和深層地下水之間的水力聯(lián)系，防止可能污染的淺層地下水影響深層水。土壤滲濾系統(tǒng)適用于潛水含水層和深部含水層之間無水力聯(lián)系的地區(qū)。若淺部和深部含水層之間的隔水層分布較廣，厚度較大，隔水性能良好，可以完全隔斷兩個含水層之間的水力聯(lián)系，土壤-含水層側(cè)滲系統(tǒng)的修建便不會對深部含水層的水質(zhì)構(gòu)成威脅。在隔水層不連續(xù)或隔水性能較差的情況下，則需考慮淺部含水層與深部含水層的水力關(guān)系。若深層地下水位高于淺層，則淺部含水層的污水不會通過越流的方式進(jìn)入深部，不會影響深部含水層的水質(zhì)；反之，則不宜修建人工滲濾系統(tǒng)，以防深層地下水的水質(zhì)惡化。

2 土壤-含水介質(zhì)天然凈化能力的室內(nèi)試驗(yàn)

裝置如圖3所示，供水系統(tǒng)用來維持供水水位，水泵將下部桶中的水抽至上部的桶中，上部桶中的水沿頂部的開口流回下部的桶中。試驗(yàn)開始后定期在出水口取樣檢測，檢測指標(biāo)為電導(dǎo)率及氨氮。電導(dǎo)率采用HACH公司生產(chǎn)的便攜式儀器檢測；氨氮采用水楊酸法，精度為0.01mg/L。土柱中的土壤是野外原狀土樣。取樣方法是在漫灘將PVC管打入需要的深度后，擰斷土芯并將PVC管拔出，帶回實(shí)驗(yàn)室后按設(shè)計(jì)進(jìn)行打孔、裝管。所取兩個土柱距離不到10cm，取樣深度完全相同，可認(rèn)為其結(jié)構(gòu)和環(huán)境完全相同，分別命名為No.1和No.2。在兩組試驗(yàn)中對兩個柱子進(jìn)行不同的淋濾方法。第一組中No.1采用河水淋濾，No.2為實(shí)驗(yàn)室配水；第二組試驗(yàn)中No.1為實(shí)驗(yàn)室配水，No.2為河水。實(shí)驗(yàn)室配水中僅含有氨氮，其濃度與河水氨氮相同。

圖3 室內(nèi)試驗(yàn)裝置圖Fig.3 Device of the laboratory test

試驗(yàn)結(jié)果見表1和圖4。從中可以看出由于彌散效應(yīng)以及吸附作用，初始階段出水氨氮濃度較?。恢蟪鏊钡獫舛戎饾u增大并趨于穩(wěn)定。試驗(yàn)中采用配水淋濾的兩個柱子(第一組試驗(yàn)中的No.2和第二組試驗(yàn)中的No.1)效果完全不同。這是由于不同的淋濾組合導(dǎo)致土柱氧化還原環(huán)境及微生物數(shù)量不同造成的。

與地下水相比，河水中含有更多的有機(jī)氮、有機(jī)碳等供微生物生長的電子供體和能量來源，故河水淋濾后的土柱中微生物大量繁殖，并且經(jīng)過長期的河水淋濾作用有機(jī)碳等電子供體會在介質(zhì)表面吸附飽和，土柱內(nèi)氧化能力較強(qiáng)。而天然環(huán)境中土壤-含水層介質(zhì)含有的微生物菌群和電子供體有限，因此河水淋濾后的土柱(No.1)中含有的微生物和電子供體數(shù)量明顯高于配水淋濾后的土柱，其氨氮的去除效果也明顯提升。

第二組試驗(yàn)No.2柱的出水氨氮濃度在后期大于進(jìn)水濃度(圖4(b))，說明河水中存在其它含氮化合物并且被轉(zhuǎn)化成氨氮。該條件下出水氨氮濃度大小取決于新增加的氨氮量以及氨氮的硝化量。No.2柱在第一組試驗(yàn)中經(jīng)過配水淋濾，配水中除氨氮外不含其它物質(zhì)，在介質(zhì)中先前含有的電子供體被完全消耗后，微生物缺少營養(yǎng)物質(zhì)和電子供體而死亡；第二組試驗(yàn)利用河水淋濾時，由于氧化作用和礦化作用仍然存在，河水中的有機(jī)氮會被氧化或礦化為氨氮，導(dǎo)致礦化作用仍然存在而硝化作用強(qiáng)度較小，最終使出水氨氮濃度大于進(jìn)水氨氮濃度。

表1 室內(nèi)試驗(yàn)對氨氮的去除效果Table 1 Results of the laboratory test

圖4 土壤-含水介質(zhì)凈化能力室內(nèi)試驗(yàn)結(jié)果Fig.4 Results of the laboratory tests

3 索須河土壤-含水層側(cè)滲示范工程及其凈化效果

3.1 示范區(qū)水文地質(zhì)條件調(diào)查及示范工程簡介

自然土壤-含水層側(cè)滲示范工程位于鄭州市惠濟(jì)區(qū)胖莊、鐵爐寨附近的索須河。索須河是賈魯河的主要支流，淮河的三級支流，全長 23km，流域面積557.9km2，是滎陽市和鄭州市北部的泄洪排澇河道之一。由于河水缺乏天然徑流，主要來水為經(jīng)處理的城市污水和工業(yè)廢水，COD和氨氮濃度依然較高。為了查明該地區(qū)的水文地質(zhì)條件，共打深井(20m)1口，淺井(8m左右)16口。每口井均采用直徑為10cm的PVC管成井，以便測量地下水位及取水樣。根據(jù)打井資料，區(qū)內(nèi)地層分為四層(圖5)，第一層為覆土層，是整理河道時從外部運(yùn)來的粉質(zhì)粘土，厚1～3m；第二層為砂層，多為粉砂、細(xì)砂，局部夾有粘土或粉質(zhì)粘土，厚5～7m；第三層為黑色淤泥質(zhì)粘土層，厚度為3～5m；第四層為砂層，從上至下顆粒逐漸變粗，具體厚度不詳，是附近農(nóng)業(yè)灌溉及居民生活用水的主要水源。區(qū)內(nèi)含水層以黑色淤泥質(zhì)粘土層為界分為兩層，上部潛水含水層，該層是土壤滲濾系統(tǒng)所利用的含水層；下部承壓含水層。黑色淤泥質(zhì)粘土分布廣泛，厚度較大，隔水性能良好，有效隔斷了兩者之間的水力聯(lián)系。研究期間先后在上述井中觀測水位4次(表2)，結(jié)果表明遠(yuǎn)離河流地下水位逐漸升高，潛水位均高于河流水位，說明潛水向河水排泄。

圖5 示范工程水文地質(zhì)剖面圖Fig.5 Hydrogeological cross section at the demonstration project site

表2 實(shí)測地下水水位及河水位Table 2 Measured groundwater levels and river stages(m)

3.2 土壤-含水層側(cè)滲系統(tǒng)的凈化效果

在研究期間每口井每月均測量地下水位并取水樣檢測，檢測指標(biāo)包括氨氮、亞硝酸鹽、硝酸鹽、COD，后期增加電導(dǎo)率、pH、總?cè)芙夤腆w(TDS)。電導(dǎo)率、pH及TDS采用HACH公司生產(chǎn)的便攜式儀器現(xiàn)場檢測；氨氮采用水楊酸法，精度為0.01mg/L；亞硝酸鹽采用重氮化作用法，精度為0.001mg/L；硝酸鹽采用鎘還原法，精度為 0.1mg/L；COD為 CODCr，測量儀器為HACH公司生產(chǎn)的DR890和DR2800。

在研究河段共設(shè)四個剖面并沿每個剖面布設(shè)多個觀測井(圖1)。但部分井被破壞，數(shù)據(jù)缺失。剖面A上的井保存最為完好，故選用剖面A作為典型剖面研究土壤滲濾系統(tǒng)去污效果。該剖面自側(cè)滲溝至河流的三口井依次為 Q9、Q10、Q15，其NH3－N和NO3－N 變化曲線見圖6。根據(jù)側(cè)滲溝內(nèi)的水質(zhì)和側(cè)滲溝放水情況分兩個階段討論。第一階段為夏秋季節(jié)，研究區(qū)內(nèi)降雨豐沛，河水水質(zhì)較好，但在該時段內(nèi)，由于防洪需要，在暴雨來臨之前閘壩開閘放水，河水通過主河道流向下游，因此該時段側(cè)滲溝為間歇性放水；第二階段為冬季，該時段上游來水較少，水質(zhì)較差，閘壩蓄水后來水均需流經(jīng)側(cè)滲溝，因此在該段時間內(nèi)側(cè)滲溝為連續(xù)放水。

第一階段側(cè)滲系統(tǒng)進(jìn)水水質(zhì)根據(jù)側(cè)滲溝入口處多次取樣檢驗(yàn)的平均值，即NH3－N為8mg/L，NO2－N為0.66mg/L，NO3－N 為3.5mg/L。圖 6(a)看出，在2011年9月16日之前濃度較小為地下水天然背景值，之后NH3－N濃度升高，2011年10月30日檢測到Q10濃度最大，為4.1mg/L，說明污染羽中心距離Q10最近。該濃度值位于地下水背景值和河水氨氮濃度之間，說明氨氮進(jìn)入土壤－含水層介質(zhì)后在隨地下水流動的過程中被逐步削減。但由圖6(b)可知同一時間，Q10井NO3－N濃度為42mg/L，遠(yuǎn)大于側(cè)滲溝中NH3－N、NO2－N和NO3－N的濃度總和(12.16mg/L)，說明河水中的有機(jī)氮被礦化成氨氮后在硝化細(xì)菌作用下形成硝酸鹽，故土壤－含水層側(cè)滲系統(tǒng)對氨氮的去除量并不僅僅是河水中的氨氮，還包括有機(jī)氮礦化形成的氨氮。

圖6 典型剖面水質(zhì)變化情況Fig.6 Water quality at the typical section

第二階段為連續(xù)放水，在2011年冬季(2011年12月至2012年1月)側(cè)滲溝均有水滲入地下，側(cè)滲系統(tǒng)進(jìn)水水質(zhì)用2011年12月22日側(cè)滲溝入口處水質(zhì)檢測結(jié)果(表3)。該時段內(nèi)共計(jì)采樣兩次，增加檢測水樣中的PH、總?cè)芙夤腆w(TDS)以及電導(dǎo)率，結(jié)果見表3。該時段內(nèi)除Q15井NH3－N出現(xiàn)一個峰值，其余井氨氮濃度普遍很低，NO3－N在2012年2月12日檢測到濃度升高。造成該現(xiàn)象主要原因?yàn)?(1)系統(tǒng)中時刻存在著礦化細(xì)菌、硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌，這些微生物數(shù)量會隨著環(huán)境中氮的形式轉(zhuǎn)變而有所變化。如環(huán)境中氨氮大部分被硝化成硝酸鹽后，因?yàn)榘钡膮T乏、硝酸鹽的增加使反硝化細(xì)菌逐漸占有優(yōu)勢。(2)由于地下水中污染物運(yùn)移的不確定性及側(cè)滲溝內(nèi)水位隨時間變化，加之氮在地下水中相互轉(zhuǎn)化，無法精確確定礦化作用、硝化作用和反硝化作用強(qiáng)度以及污染羽擴(kuò)散到井位置的時間。(3)由于監(jiān)測次數(shù)少，錯失了NH3－N峰值的監(jiān)測。

從表3中可以看出，在兩次采樣中第二次采樣的氨氮濃度降低，硝酸鹽濃度升高，pH、TDS和電導(dǎo)率均升高。硝酸鹽的升高表明河水中的有機(jī)氮被礦化形成氨氮后又在硝化細(xì)菌作用下被硝化成硝酸鹽，該階段檢測到NO3-N的濃度最大值為98mg/L，說明該時段內(nèi)有機(jī)氮的礦化量比第一階段更高，主要原因是在冬季時節(jié)研究區(qū)內(nèi)降雨少，地下水處于低水位，地表徑流量和基流量相對較少，對河水的稀釋作用降低。電導(dǎo)率和TDS升高是因?yàn)楹铀械挠袡C(jī)物被轉(zhuǎn)化成離子，水中的有機(jī)氮不具有導(dǎo)電性，被轉(zhuǎn)化成氨氮和硝酸鹽后，地下水中離子含量增加，其電導(dǎo)率和TDS也隨之升高。pH的變化與硝化作用和反硝化作用的強(qiáng)度有關(guān)，理論分析可知，硝化作用的過程中會產(chǎn)生酸，造成環(huán)境pH值的降低，而反硝化作用恰恰相反。pH值的升高表明系統(tǒng)內(nèi)硝化作用已基本完成，環(huán)境中氮多數(shù)以硝酸鹽的形式存在，反硝化細(xì)菌占優(yōu)。這點(diǎn)也可以從檢測到的硝酸鹽濃度來驗(yàn)證，第二次采樣時井中硝酸鹽濃度明顯大于第一次。

表3 研究區(qū)內(nèi)監(jiān)測井水質(zhì)Table 3 Water quality of the monitoring wells

4 結(jié)論

(1)室內(nèi)土柱試驗(yàn)表明土壤對氨氮的去除主要通過氧化還原反應(yīng)及微生物作用。

(2)野外試驗(yàn)表明河水中含有的溶解氧、有機(jī)碳等可以促進(jìn)近自然土壤－含水層側(cè)滲系統(tǒng)對氮的去除。

(3)示范工程顯示氨氮在氧化和硝化細(xì)菌的作用下可被轉(zhuǎn)化成硝酸鹽；硝酸鹽比較穩(wěn)定，在地下水中很難被去除，只有少部分在反硝化作用及植物吸收作用而被去除。(4)土壤－含水層側(cè)滲系統(tǒng)對河水中的氨氮有較好的凈化作用，且具施工便易，成本低等優(yōu)點(diǎn)，可供有關(guān)人員借鑒或在其它地區(qū)推廣應(yīng)用。

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