水動(dòng)力條件對(duì)水體自凈作用的影響

朱紅偉 陳江海 王勇

摘要：通過(guò)水槽實(shí)驗(yàn)和理論分析，研究了水動(dòng)力條件對(duì)水體自凈作用的影響，發(fā)現(xiàn)水流流速是影響水體自凈作用的主要因素之一，不同斷面及水深條件下水體自凈作用的差別不是特別明顯。分別采用生化需氧量-溶解氧耦合模型和化學(xué)一級(jí)反應(yīng)擬合并預(yù)測(cè)了水質(zhì)隨時(shí)間的變化關(guān)系。水流流速的增加在一定程度上提高了水體復(fù)氧能力，增強(qiáng)了水體的自凈作用。當(dāng)流速超過(guò)一個(gè)臨界值使得底泥再懸浮發(fā)生時(shí)，水體自凈作用在短時(shí)間內(nèi)急劇降低。在引水工程中，合理控制和設(shè)計(jì)水力參數(shù)（流速流量、取水周期及間隔、增加消能水工建筑物）是控制水體水質(zhì)的有效措施。

關(guān)鍵詞：水動(dòng)力;自凈作用;流速;底泥再懸浮;引水工程

中圖分類號(hào)：TV131.2，X522文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A開(kāi)放科學(xué)（資源服務(wù)）標(biāo)識(shí)碼（OSID）：朱紅偉

The effect of hydrodynamic conditions on the self-purification of water body

ZHU Hongwei.1，CHEN Jianghai.1，WANG Yong.2

（1.Shanghai Investigation，Design & Research Institute Co.，Ltd，

Shanghai 200434，China;2.Nanjing Hydraulic Research Institute，Nanjing 210029，China）

Abstract：The effect of hydrodynamic conditions on the self-purification of water body was studied through the water flume experiments and theoretical analysis.It was found that flow velocity was one of the main factors affecting the self-purification of water body，while different section and water depth conditions did not make much difference on the self-purification of water body.We adopted the biochemical oxygen demand-dissolved oxygen coupling model and chemical first-order reaction to predict the variation of water quality with time.To some extent，the increase of water flow velocity improved the reaeration ability of water body and enhanced the self-purification effect of water body.However，when the flow velocity exceeded a certain value causing sediment resuspension，the self-purification effect of the water body decreased sharply in a short time.In a water diversion project，reasonable control and design of hydraulic parameters such as flow velocity and discharge，water intake period and interval，and increase of energy dissipation hydraulic structures are effective measures to control water quality.

Key words：hydrodynamic;self-purification;flow velocity;sediment resuspension;water diversion project

自然水體能夠在其環(huán)境容量的范圍內(nèi)，經(jīng)過(guò)物理、化學(xué)和生物的作用，使排入的污染物濃度隨時(shí)間的推移靠自然凈化作用逐漸降低[1-3]。水體自凈過(guò)程非常復(fù)雜，影響自凈能力的因素很多且相互關(guān)聯(lián)，其中水中溶解氧含量和復(fù)氧速度與自凈作用密切相關(guān)[4-6]。水體的自凈過(guò)程也就是復(fù)氧過(guò)程，如果耗氧超過(guò)溶氧，水質(zhì)將會(huì)由好變壞[7-10]。水中溶解氧含量的恢復(fù)容易受到水動(dòng)力條件的影響，如水面形態(tài)，流量、流速和含沙量等[11-13]。水流的流動(dòng)加快了污染物與水體的混合稀釋過(guò)程，縮短了水體的滯留時(shí)間，增加了溶解氧的含量?；谒畡?dòng)力原理的引水工程被廣泛地應(yīng)用于水體污染治理工程中，以期在短期內(nèi)快速改善水環(huán)境水質(zhì)，提高水體自凈能力[14-18]。然而，過(guò)快的流速會(huì)產(chǎn)生底泥沉積物的懸浮和沉降，還會(huì)加速底泥污染物的釋放，進(jìn)而增加水體中的耗氧物質(zhì)[19-23]。針對(duì)引水實(shí)施的流動(dòng)控制條件對(duì)受納水體自凈作用的影響還未引起足夠的重視，更缺少水動(dòng)力條件對(duì)水體自凈能力影響的分析和研究。

本文擬采用室內(nèi)實(shí)驗(yàn)和水質(zhì)模型計(jì)算相結(jié)合的方法，以嚴(yán)重污染水域的底泥作為研究對(duì)象，研究水動(dòng)力條件對(duì)水體自凈作用的影響。目前，針對(duì)水體自凈能力分析和預(yù)測(cè)的水質(zhì)模型均以Streeter和Phelps建立的生化需氧量（BOD）和溶解氧（DO）耦合模型（S-P模型）為基礎(chǔ)[20]。BOD影響因素較多且難以實(shí)驗(yàn)定量研究，因此本文以化學(xué)需氧量（COD）來(lái)反映水體中污染物進(jìn)行生化分解時(shí)所需要的耗氧量[24]。通過(guò)對(duì)比分析不同水動(dòng)力條件下水體的耗氧系數(shù)、復(fù)氧系數(shù)以及自凈系數(shù)，為利用模型預(yù)測(cè)水質(zhì)、分析水環(huán)境容量和區(qū)域水環(huán)境規(guī)劃提供必要理論依據(jù)。這對(duì)于為引水工程的前期調(diào)研和方案設(shè)計(jì)，以及最終的實(shí)施過(guò)程都具有重大的指導(dǎo)意義。

1材料和方法

1.1實(shí)驗(yàn)裝置

本實(shí)驗(yàn)選取的采樣點(diǎn)位于上海市淀山湖底泥污染較嚴(yán)重區(qū)域。采用抓斗式采樣器采取表層0.2 m的底泥沉積物。底泥取出后立即用橡膠塞密閉，8 h內(nèi)將樣品帶回實(shí)驗(yàn)室封存?zhèn)溆谩Ｋ畡?dòng)力實(shí)驗(yàn)是在上海市應(yīng)用數(shù)學(xué)和力學(xué)研究所循環(huán)玻璃水槽中進(jìn)行的[23]。水槽主體段長(zhǎng)6 m，寬0.25 m，高0.45 m。實(shí)驗(yàn)時(shí)通過(guò)變頻水泵將回水箱中的水抽取進(jìn)入玻璃水槽中。入口處有四道整流格柵，水由尾門排出，經(jīng)回水管流回水箱，通過(guò)調(diào)節(jié)水泵流量和尾門開(kāi)度，水槽中水位控制在0.1～0.2 m，流速控制在0.05～0.15 m/s，能夠滿足循環(huán)水流的穩(wěn)定運(yùn)行和對(duì)溫度等的限制要求。循環(huán)水槽實(shí)驗(yàn)裝置見(jiàn)圖1。

開(kāi)啟實(shí)驗(yàn)前，將現(xiàn)場(chǎng)采集的底泥均勻的鋪在玻璃水槽底板的凹槽中，按照天然湖泊的泥厚和水深之比控制實(shí)驗(yàn)底泥厚度，并用鏟子輕拍壓平，使得水流下部與底泥上部基本齊平，直至底泥密度與現(xiàn)場(chǎng)實(shí)際情況接近。在水泵開(kāi)啟階段通過(guò)調(diào)節(jié)水泵主閥門和尾門控制水流保持在較低的流速，并逐步加大進(jìn)口流量，同時(shí)調(diào)節(jié)尾門以控制出口流量，以達(dá)到實(shí)驗(yàn)所需要的流速及水深。用LGY-Ⅱ型智能流速儀測(cè)量斷面平均流速。實(shí)驗(yàn)水樣的采集采用虹吸原理，分別在底泥上游，底泥中部和底泥下游布置3個(gè)采樣架。每個(gè)采樣架上有3個(gè)位于不同深度的采樣點(diǎn)，采樣鋼管直徑為0.001 m。取樣時(shí)打開(kāi)取樣口橡皮套管，取樣后補(bǔ)充相同體積的水量。實(shí)驗(yàn)初期采樣間隔時(shí)間控制在2 h、4 h和8 h不等，實(shí)驗(yàn)后期采樣時(shí)間間隔相應(yīng)增加。水樣中COD的測(cè)定選用重鉻酸鉀氧化法，DO值采用JPB-607型便攜式溶解氧儀測(cè)定，水體濁度采用LP2000型濁度儀測(cè)定，單位為FTU。

1.2水質(zhì)模型的建立

采用BOD和DO的S-P耦合模型，不考慮底泥再懸浮對(duì)自凈作用的影響，穩(wěn)態(tài)一維水質(zhì)模型為u[SX（]dS[]dx[SX）]=Ds[SX（]d.2S[]dx.2[SX）]-K1S（1）

u[SX（]dC[]dx[SX）]=Ds[SX（]d.2C[]dx.2[SX）]-K1C+K2（Cs-C）（2）

式中：S為x處水體BOD濃度（mg/L）;C為x處水體DO濃度（mg/L）;Cs為某溫度下水體飽和DO濃度（mg/L）;u為水體平均流速（m/s）;K1和K2分別為為BOD衰減系數(shù)和DO復(fù)氧系數(shù)（d-1）;Ds為彌散系數(shù)（m.2/s）。

考慮底泥再懸浮對(duì)自凈作用的影響時(shí)，增加一項(xiàng)因懸浮沉降引起的BOD變化系數(shù)K3（d-1）和一項(xiàng)由底泥釋放引起的BOD變化速率R（mg/（L·d）），式（1）可以變?yōu)閇19]

u[SX（]dS[]dx[SX）]=Ds[SX（]d.2S[]dx.2[SX）]-（K1+K3）S+R（3）

不考慮彌散作用，將邊界條件S|x=0=S0，C|x=0=C0帶入到式（3）中，解得

S=S0f1+[SX（]R[]K1+K2[SX）]（1-f1）（4）

C=Cs-（Cs-C0）f2+[SX（]K1[]K1+K3-K2[SX）]（S0-[SX（]R[]K1+K3[SX）]）（f1-f2）-[SX（]K1R[]K2（K1+K3）[SX）]（1-f2） （5）

式中：f1=e.-[SX（]（K1+K2）x[]u[SX）];f2=e.-[SX（]K2x[]u[SX）]。

2結(jié)果與討論

2.1水流流速對(duì)自凈作用的影響

污染物進(jìn)入水體發(fā)生一系列物理、化學(xué)和生物的變化，其中生物化學(xué)凈化作用使水體自凈的主要原因。由于實(shí)驗(yàn)中使用的水體為自來(lái)水，為了測(cè)定自來(lái)水COD對(duì)上覆水體中COD的影響。設(shè)計(jì)了三組無(wú)底泥的空白實(shí)驗(yàn)，靜水實(shí)驗(yàn)事先測(cè)定，圖2中顯示了水深為10 cm，流速分別為0.05 m/s和0.10 m/s時(shí)，水體中COD隨時(shí)間變化的關(guān)系。

2.1.1S-P耦合模型

S-P耦合模型表達(dá)式如式（1）所示，不考慮彌散作用對(duì)水體自凈的影響，得到

u[SX（]dS[]dx[SX）]=-K1S（6）

由式（4），不考慮底泥再懸浮對(duì)自凈作用的影響時(shí)，得到式（6）的解為

S=S0e-[SX（]K1x[]u[SX）]（7）

式中：S0是水體中初始BOD含量。

將圖2中的數(shù)據(jù)帶入到式（7）中，計(jì)算得到K1|u=0.1m/s=1.16×10-7，K1|u=0.05 m/s=1.69×10-7?？梢钥闯?，隨著流速的增加，衰減系數(shù)K1逐漸變小，兩者成反比例關(guān)系，這表明流速的增加使得有機(jī)物的消耗變的迅速。

2.1.2一維水體水質(zhì)模型

當(dāng)水體受納有機(jī)物后，沿水流方向產(chǎn)生的輸移有機(jī)物量遠(yuǎn)大于擴(kuò)散稀釋量，當(dāng)流量與污水量穩(wěn)定，水體溫度不變時(shí)，則有機(jī)物生化降解的好氧量與該時(shí)期河水中存在的有機(jī)物量成正比，即呈一級(jí)反應(yīng)，屬一維水體水質(zhì)模型。從圖2中可以看出水體中有機(jī)物生化降解量與有機(jī)物量成正比，屬于化學(xué)一級(jí)反應(yīng)，可以用來(lái)簡(jiǎn)化水體自凈過(guò)程，即有機(jī)物耗氧動(dòng)力學(xué)來(lái)描述水體中COD隨時(shí)間的變化。[JB（{][SX（]dS[]dt[SX）]=-k[WTBX]1S

t=0，S=S0[JB）]（8）

式（8）中，k[WTBX]1為耗氧系數(shù)，解式（8）得S（t）=S0e-k[WTBX]1t。根據(jù)實(shí)驗(yàn)得到的COD濃度變化曲線（圖2）是在低濃度條件下的，該方程在高濃度條件下不一定適用。因?yàn)榈蜐舛认率呛醚醴磻?yīng)，而高濃度下是厭氧反應(yīng)。因此為了采用此方程預(yù)測(cè)上覆水體中COD濃度，只對(duì)實(shí)驗(yàn)后期COD濃度降低后的數(shù)據(jù)進(jìn)行預(yù)測(cè)。當(dāng)u=0.1 m/s時(shí)，S（t）=S0e-0.01016t，S0=147 mg/L，當(dāng)u=0.05 m/s時(shí)，S（t）=S0e-0.0266t，S0=95 mg/L。結(jié)果如圖3所示，仍然可以得到流速的增加使得有機(jī)物的消耗變的迅速這一結(jié)論。

2.2水深及斷面變化對(duì)自凈作用的影響

當(dāng)?shù)啄喟l(fā)生再懸浮后，上覆水體的COD有一個(gè)明顯的峰值變化，隨著時(shí)間的推移有機(jī)物的消耗，COD濃度逐漸趨于平穩(wěn)。對(duì)同一斷面不同水深處的水樣進(jìn)行采集并觀測(cè)水體COD濃度隨時(shí)間的變化（圖4）。從圖4中可以看出，在相同工況條件下，兩個(gè)采樣點(diǎn)的COD釋放濃度相差不大，濃度曲線趨勢(shì)基本相同，這說(shuō)明水深對(duì)水體自凈作用的過(guò)程影響不是很明顯。這可能是由于污水排入水體后，在流動(dòng)的過(guò)程中，逐漸和水體水相混合，使污染物的濃度不斷降低并稀釋混合均勻。對(duì)不同一斷面不同水深處的水樣進(jìn)行采集并觀測(cè)水體COD濃度隨時(shí)間的變化，沿水流流向三個(gè)不同斷面處底泥污染物釋放COD濃度的分析發(fā)現(xiàn)，污染物濃度隨時(shí)間的變化曲線沿流向不同斷面處的變化趨勢(shì)基本上也是一致的，見(jiàn)圖5。

從圖4和圖5可以看出，在相同工況下，同一斷面的不同水深處，同一水深沿流向的不同斷面處，水體中COD濃度隨時(shí)間的變化曲線形式基本上是一致的。底泥向上覆水釋放的污染物濃度應(yīng)該為空間和時(shí)間的函數(shù)，但從實(shí)驗(yàn)得知其在空間上分布趨于均勻，這說(shuō)明底泥再懸浮釋放污染物在空間上釋放是一個(gè)相對(duì)較快的過(guò)程。由于水流紊動(dòng)影響，底泥污染物釋放進(jìn)入上覆水體后，污染物很快通過(guò)混合和摻混過(guò)程在水體中趨于均勻分布，使得底泥污染物濃度變?yōu)闀r(shí)間的函數(shù)。

2.3底泥對(duì)自凈作用的影響

2.3.1底泥未懸浮對(duì)自凈作用的影響

底泥污染物通過(guò)再懸浮進(jìn)入上覆水體的過(guò)程是控制水體水質(zhì)的重要因素之一[22]。因此，在嚴(yán)格控制水體的點(diǎn)源和非點(diǎn)源污染的情況下，由于污染底泥的存在，在很長(zhǎng)一段時(shí)間內(nèi)依然不能保證良好的水質(zhì)。泥水界面的輸運(yùn)介質(zhì)是底泥固體顆粒和底泥中的空隙水，而水是主要介質(zhì)。底泥污染物的釋放主要分為兩種不同的釋放形式：一、底泥泥水界面通過(guò)分子擴(kuò)散作用;二、底泥起動(dòng)懸浮釋放。水體靜止時(shí)，表層底泥中有機(jī)污染物會(huì)消耗上覆水體中的溶解氧（DO），其隨時(shí)間的變化規(guī)律見(jiàn)圖6。

從上圖6可以看出，在實(shí)驗(yàn)初始上覆水體DO值為4.1 mg/L，實(shí)驗(yàn)第一天上覆水體DO值為3.5 mg/L，且下降趨勢(shì)較快，到第四天水體中的DO值降至1 mg/L左右，并基本維持在數(shù)值不變。靜水條件下表層底泥放對(duì)上覆水體 DO值的消耗，經(jīng)回歸呈現(xiàn)與時(shí)間相關(guān)的一次衰減模型。在試驗(yàn)開(kāi)始階段，水體中有一定的溶解氧含量，底泥中含有大量的還原性耗氧污染物使得水體中DO的消耗迅速增大。大氣復(fù)氧過(guò)程緩慢，水體中DO不能及時(shí)得到補(bǔ)充，使靜態(tài)實(shí)驗(yàn)的水體逐漸呈缺氧狀態(tài)。

底泥未懸浮時(shí)，底泥對(duì)上覆水體的耗氧作用可以用一次衰減模型進(jìn)行歸納。考慮底泥未懸浮時(shí)對(duì)自凈作用的影響，增加一項(xiàng)由底泥釋放引起的BOD變化速率R（mg/（L·d）），式（5）可以變?yōu)?/p>

C=Cs-（Cs-C0）e-[SX（]K2x[]u[SX）]+[SX（]K1[]K1-K2[SX）]（S0-[SX（]R[]K1[SX）]）·（e-[SX（]K2x[]u[SX）]-e-[SX（]K1x[]u[SX）]）-

[SX（]R[]K2[SX）]）（1-e-[SX（]K2x[]u[SX）]） （9）

根據(jù)圖5中的數(shù)據(jù)和復(fù)氧系數(shù)K2=0.4/d，以及飽和DO濃度Cs=9.08帶入式（9）中，可得

C=9.08-4.93e-[SX（]0.4x[]u[SX）]-0.026×（1.6×10-4-[SX（]R[]0.01[SX）]）·（e-[SX（]0.4x[]u[SX）]-e-[SX（]0.01x[]u[SX）]）-[SX（]R[]0.4[SX）]（1-e-[SX（]0.4x[]u[SX）]）（10）

將x=10000 m，u=0.01 m帶入式（10）中得3.56=9.08-2.5R，R=2.208/d。

2.3.2底泥再懸浮對(duì)自凈作用的影響

底泥起動(dòng)懸浮時(shí)，懸浮顆粒和孔隙水均會(huì)對(duì)上覆水質(zhì)進(jìn)行影響，釋放的主要貢獻(xiàn)還是來(lái)自于再懸浮泥沙顆粒。這表明再懸浮泥沙釋放污染物的程度與上覆水體中底泥懸浮顆粒濃度有密切關(guān)系，通過(guò)泥沙濃度測(cè)量?jī)x器，以濁度來(lái)表征水體中懸浮泥沙濃度。

考慮底泥再懸浮對(duì)自凈作用的影響時(shí)，再增加一項(xiàng)因懸浮沉降引起的BOD變化系數(shù)K3（d-1），式（4）的解為

S=S0e-[SX（]K2x[]u[SX）]+[SX（]R[]K1+K2[SX）]（1-e-[SX（]（K1+K3）x[]u[SX）]）（11）

通過(guò)改變水體流速，得到不同流速下再懸浮泥沙污染物釋放過(guò)程，觀測(cè)得到上覆水體濁度與COD濃度關(guān)系見(jiàn)圖7。

從圖7中可以看到，隨著上覆水體濁度的增加，底泥懸浮污染物COD濃度也增大。在濁度值低于16.5時(shí)，懸浮底泥污染物濃度隨濁度值增幅較大;而濁度值高于16.5時(shí)，懸浮底泥污染物濃度增幅減小。實(shí)際上，底泥污染物在動(dòng)水條件下，當(dāng)水流速度超過(guò)底泥起動(dòng)速度，底泥被沖刷懸起，濁度增大，在水流的紊動(dòng)影響下，吸附于懸浮顆粒上的污染物發(fā)生解吸，污染物重新進(jìn)入水體，使得上覆水體污染物COD濃度增加。因此，底泥污染物的起動(dòng)懸浮釋放具有污染源的特點(diǎn)。

3結(jié)論

水體的自凈作用受到上覆水體水動(dòng)力條件的影響很大，特別是在含有污染底泥的水體中。其中，水流流速是影響水體自凈作用的主要因素之一，流速的增大雖然在一定程度上增加了上覆水溶解氧水平，但同時(shí)也會(huì)造成底泥的再懸浮。在引水工程中若水力參數(shù)控制不當(dāng)，極易使得底泥中的污染物通過(guò)再懸浮作用再次進(jìn)入上覆水中。對(duì)于已經(jīng)發(fā)生底泥再懸浮的水體，相較于靜態(tài)底泥其對(duì)流速變化要更加敏感，因?yàn)榱魉贈(zèng)Q定了再懸浮污染物的最終歸宿。底泥起動(dòng)懸浮釋放只是在一定的水動(dòng)力學(xué)條件下存在，盡管作用時(shí)間較短，但是其釋放強(qiáng)度較分子擴(kuò)散大得多，所以對(duì)水體自凈作用也起著主要的影響作用。

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