光照、流速和水溫對(duì)大型人工輸水渠道自凈影響

王 超,賈慶林,賈海燕,李 超,尹 煒*

光照、流速和水溫對(duì)大型人工輸水渠道自凈影響

王 超1,2,賈慶林1,3,賈海燕1,2,李 超1,2,尹 煒1,2*

(1.長(zhǎng)江水資源保護(hù)科學(xué)研究所,湖北 武漢 430051；2.長(zhǎng)江水利委員會(huì)湖庫(kù)水源地面源污染生態(tài)調(diào)控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖北 武漢 430051；3.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院,江蘇 南京 210098)

以南水北調(diào)中線總干渠為對(duì)象,通過(guò)實(shí)驗(yàn)室模擬培養(yǎng)測(cè)定污染物降解系數(shù),分析了光照、流速和溫度對(duì)渠道自凈能力的影響.結(jié)果顯示,避光和光照條件下,高錳酸鹽指數(shù)的降解系數(shù)分別為0.026和0.022d-1,無(wú)顯著性差異(>0.05);氨氮的降解系數(shù)分別為0.006和0.012d-1,差異極顯著(<0.01).各流速條件下高錳酸鹽指數(shù)降解系數(shù)分別為0.027d-1(0.2m/s)、0.029d-1(0.3m/s)、0.029d-1(0.4m/s),氨氮降解系數(shù)分別為0.014d-1(0.2m/s)、0.017d-1(0.3m/s)、0.018d-1(0.4m/s),不同流速之間無(wú)顯著性差異,但均顯著高于0m/s實(shí)驗(yàn)組(<0.05).各溫度條件下高錳酸鹽指數(shù)降解系數(shù)分別為0.014d-1(10℃)、0.018d-1(15℃)、0.022d-1(20℃)、0.029d-1(25℃)和0.031d-1(30℃),25～30℃差異不顯著(>0.05),其他各溫度梯度之間均存在顯著性差異;氨氮降解系數(shù)分別為0.002d-1(10℃)、0.003d-1(15℃)、0.010d-1(20℃)、0.012d-1(25℃)和0.020d-1(30℃),10～15℃、15～20℃和20～25℃差異不顯著,其他溫度梯度之間均具有顯著差異.高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的溫度校正系數(shù)值分別為1.047和1.079.研究結(jié)果可為中線工程水質(zhì)管理提供依據(jù).

大型人工輸水渠道；自凈；降解系數(shù)；影響因素；南水北調(diào)

大型人工輸水渠道是長(zhǎng)距離引調(diào)水工程輸水的重要方式,通常具有硬質(zhì)化程度高、輸送水量大的基本特點(diǎn).長(zhǎng)距離輸水過(guò)程中,水體自凈作用是影響渠道水質(zhì)變化的關(guān)鍵因子[1],深入認(rèn)識(shí)大型人工輸水渠道的自凈影響因素,對(duì)于提高水質(zhì)預(yù)測(cè)預(yù)判能力,促進(jìn)引調(diào)水工程水質(zhì)管理具有重要的意義.

地表水體的污染物自凈通過(guò)微生物降解、動(dòng)植物和藻類吸收等途徑實(shí)現(xiàn),水體自凈能力通常以污染物降解系數(shù)表征[2-3].目前對(duì)天然河流的自凈研究較多,如光照對(duì)氨氮降解系數(shù)的影響[4],流速對(duì)高錳酸鹽指數(shù)降解系數(shù)的影響[5],以及溫度對(duì)氨氮降解系數(shù)的影響等[6],已經(jīng)形成了比較深入的認(rèn)識(shí).然而,大型人工輸水渠道與天然河流存在較大差異.在生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)上,渠道硬質(zhì)化的邊坡和渠底缺少土壤和底泥系統(tǒng),水生動(dòng)植物相對(duì)較少,生態(tài)系統(tǒng)比較單一.在水流特點(diǎn)上,渠道順直,流速較快,水體流態(tài)相對(duì)均一.另外,渠道人工屬性較強(qiáng),明渠光照充分,暗渠光照條件缺失;部分長(zhǎng)距離輸水渠道可能跨越多個(gè)緯度,溫度變化比較明顯.由于生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、水流、光照、溫度變化等方面的特殊性,大型人工輸水渠道的自凈能力和影響因素可能與天然河流存在較大的差異.針對(duì)大型輸水工程的水質(zhì)變化規(guī)律已開(kāi)展了一些研究,如引黃輸水工程[7],南水北調(diào)東線工程[8-9]等,但多偏重于水質(zhì)變化規(guī)律和污染來(lái)源分析,對(duì)自凈作用關(guān)注較少.本文前期對(duì)南水北調(diào)中線總干渠的自凈能力進(jìn)行了測(cè)算[10],發(fā)現(xiàn)其污染物降解系數(shù)明顯低于天然河流,但對(duì)于自凈能力的主要影響因素未進(jìn)行定量分析.總體來(lái)看,目前對(duì)大型人工輸水渠道的自凈能力和影響因素的研究和認(rèn)識(shí)還比較有限.

南水北調(diào)中線工程是解決我國(guó)華北地區(qū)水資源短缺的戰(zhàn)略工程,輸水干渠全長(zhǎng)1432km,跨越河南、河北、北京、天津等多個(gè)區(qū)域,是大型人工輸水渠道的典型代表.本課題組[11]指出,中線總干渠是一復(fù)雜的巨系統(tǒng),如果沒(méi)有形成系統(tǒng)科學(xué)的認(rèn)識(shí),水質(zhì)管理工作可能陷入被動(dòng)的狀態(tài).中線總干渠為全封閉管理,自凈過(guò)程是影響沿線水質(zhì)變化的重要因素.本文以中線輸水干渠為對(duì)象,通過(guò)室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)的方法測(cè)定渠道水體污染物降解系數(shù),研究光照、流速和溫度對(duì)渠道水體自凈的影響,以深入認(rèn)識(shí)大型人工輸水渠道自凈能力和影響因素,也為南水北調(diào)中線工程水質(zhì)管理工作提供參考.

1 材料與方法

1.1 區(qū)域概況

南水北調(diào)中線工程從丹江口水庫(kù)陶岔渠首閘引水,沿唐白河流域和黃淮海平原西部開(kāi)挖渠道,經(jīng)“倒虹”隧道穿過(guò)黃河,沿京廣鐵路西側(cè)北上,最終自流至北京、天津(圖1).中線總干渠河南河北段為明渠,天津段為暗渠,北京段以管道為主.中線總干渠水溫季節(jié)變化顯著,夏季最高32℃,冬季最低0℃.由于南北跨度大,輸水過(guò)程中水溫變化也比較明顯,河南段平均水溫18℃.北京段平均水溫15℃.中線總干渠水體流速較快,根據(jù)輸水量的變化,水體流速一般在0.2～0.4m/s,加大流量輸水條件下,流速能達(dá)到1m/s.自2014年12月通水以來(lái),南水北調(diào)中線總干渠已持續(xù)運(yùn)行70多個(gè)月,累計(jì)輸水超過(guò)340億m3,沿線惠及北京、天津、河北、河南4個(gè)省市40多座城市近6000萬(wàn)人.中線總干渠已逐步成為沿線地區(qū)生活用水的主要供水來(lái)源,輸水水質(zhì)的保障工作也愈顯重要.

1.2 樣品采集

采樣點(diǎn)位于中線總干渠河北段的大安舍斷面(圖1).采樣時(shí)間為2019年8月,采用便攜式水質(zhì)多參數(shù)儀(YSI)測(cè)定采樣點(diǎn)水溫、pH值、溶解氧、葉綠素a等指標(biāo).水樣用20L聚乙烯水樣壺盛裝,反復(fù)潤(rùn)洗3次以上,采集水樣100L.將采集的水樣取500mL于4℃避光保存,帶回實(shí)驗(yàn)室立刻分析高錳酸指數(shù)和氨氮濃度;其余常溫保存,用于水體自凈影響因素模擬試驗(yàn).

圖1 采樣點(diǎn)位置

表1 采樣點(diǎn)基本理化條件

1.3 實(shí)驗(yàn)方案設(shè)計(jì)

以高錳酸鹽指數(shù)和氨氮作為水體自凈的研究對(duì)象,這兩項(xiàng)是我國(guó)地表水質(zhì)監(jiān)測(cè)的基本指標(biāo),也是水體自凈研究的常用指標(biāo).由于水樣高錳酸鹽指數(shù)和氨氮本底濃度較低,難以測(cè)定污染物衰減過(guò)程,采用添加葡萄糖[12]和硫酸銨[13]的方法調(diào)節(jié)水體高錳酸鹽指數(shù)和氨氮初始濃度.根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果,高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的初始培養(yǎng)濃度分別為12和3mg/L左右,此時(shí)衰減曲線較為理想.各影響因素的實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)如下.

1.3.1 光照設(shè)置 光照組和避光組,取采集水樣16L分裝至兩個(gè)10L敞口玻璃培養(yǎng)缸中,一個(gè)包裹錫箔紙避光處理(避光組),另一個(gè)采用光照培養(yǎng)(光照組),光暗比為12:12,于恒溫培養(yǎng)箱20℃恒溫培養(yǎng).光源是光照培養(yǎng)箱內(nèi)置的LED光源,光照強(qiáng)度為6000lx.

1.3.2 流速 根據(jù)中線輸水干渠的實(shí)際流速范圍[10]設(shè)定模擬培養(yǎng)的流速梯度.取采集水樣24L分裝至3個(gè)10L玻璃培養(yǎng)缸中,以電動(dòng)攪拌器模擬不同流速[14].設(shè)置不同轉(zhuǎn)速,并采用流速儀測(cè)定平均流速.分別設(shè)定轉(zhuǎn)速為40r/min(對(duì)應(yīng)平均流速約0.2m/s)、60r/min(對(duì)應(yīng)平均流速約0.3m/s)和80r/min(對(duì)應(yīng)平均流速約0.4m/s),均于20℃恒溫培養(yǎng),光暗比為12:12.光照組可視為流速為0m/s的實(shí)驗(yàn)組.

1.3.3 溫度 取采集水樣32L分裝至4個(gè)10L玻璃培養(yǎng)缸中,于10、15、25、30℃條件恒溫培養(yǎng),光暗比為12:12.光照組可視為20℃培養(yǎng)組.

每日取樣100mL測(cè)定各培養(yǎng)樣品的高錳酸鹽指數(shù)和氨氮濃度,連續(xù)測(cè)定16d.高錳酸鹽指數(shù)采用酸性法測(cè)定,氨氮采用納氏試劑比色測(cè)定.根據(jù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果,高錳酸鹽指數(shù)第0～4d無(wú)下降趨勢(shì),將其作為穩(wěn)定期,數(shù)據(jù)分析從第5d開(kāi)始;氨氮在整個(gè)培養(yǎng)期均呈下降趨勢(shì),數(shù)據(jù)分析從第0d開(kāi)始.

1.4 降解系數(shù)計(jì)算

水中污染物降解一般遵循一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型[10],即:

式中:為時(shí)刻污染指標(biāo)濃度,mg/L;0為污染指標(biāo)初始濃度,mg/L;為降解系數(shù),d-1;為污染物降解時(shí)間,d.

由式(1)可得到ln(0/)與時(shí)間成正比,比例系數(shù)即為降解系數(shù),如式(2)

降解系數(shù)可通過(guò)ln(0/)與時(shí)間的散點(diǎn)圖線性擬合得到.

一般來(lái)說(shuō),溫度對(duì)降解系數(shù)的影響符合菲爾普斯公式,可通過(guò)溫度校正系數(shù)表征[15],如式(3):

式中:k為溫度對(duì)應(yīng)的降解系數(shù),d-1;k0為溫度0對(duì)應(yīng)的降解系數(shù),d-1,本研究取0=20℃;為溫度校正系數(shù),無(wú)量綱.

1.5 數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)作圖和散點(diǎn)圖線性擬合均在Origin 9.0中完成,不同處理組的降解速率差異比較采用協(xié)方差分析[16],通過(guò)SPSS 19.0中General Linear Model的Univariate模塊完成.因變量輸入為ln(C0/ C),固定因子輸入為組別,協(xié)變量輸入為降解時(shí)間.在模型設(shè)置中,依次輸入組別、降解時(shí)間、組別*降解時(shí)間.通過(guò)組別*降解時(shí)間的值判斷不同處理組擬合得到的降解系數(shù)差異的顯著性.針對(duì)降解速率存在顯著差異的處理組,采用配對(duì)檢驗(yàn)方法進(jìn)一步檢驗(yàn)濃度差異.配對(duì)檢驗(yàn)通過(guò)SPSS 19.0中Paired-Samples T Test模塊完成,通過(guò)t值判斷濃度差異的顯著性.

2 結(jié)果與分析

2.1 光照對(duì)高錳酸鹽指數(shù)和氨氮自凈的影響

如圖2所示,高錳酸鹽指數(shù)自凈衰減過(guò)程比較穩(wěn)定,避光組由第5d的12.4mg/L下降到第16d的7.7mg/L;而光照組由第6d的12.6mg/L下降到第16d的8.0mg/L.氨氮濃度總體均呈現(xiàn)出下降的趨勢(shì),但波動(dòng)性更大.光照條件下,氨氮濃度由3.40mg/L下降到2.76mg/L;避光條件下,氨氮濃度由3.40mg/L下降到2.98mg/L.光照和避光條件下的降解系數(shù)擬合結(jié)果如圖3所示,高錳酸鹽指數(shù)的降解系數(shù)分別為0.026d-1(避光)和0.022d-1(光照),二者無(wú)顯著性差異(=2.572,>0.05).氨氮的降解系數(shù)分別為0.006d-1(避光)和0.012d-1(光照),二者差異性極顯著(= 23.103,<0.01).檢驗(yàn)結(jié)果顯示,光照和避光組的氨氮濃度均有顯著差異(=6.985,<0.01).

2.2 流速對(duì)高錳酸鹽指數(shù)和氨氮自凈的影響

如圖4所示,高錳酸鹽指數(shù)自凈衰減明顯,0.2m/ s組從12.5mg/L下降到7.4mg/L,0.3m/s組從11.7mg/ L下降到7.1mg/L,0.4m/s組從12.4mg/L下降到6.9mg/L.相對(duì)于0m/s組,流動(dòng)條件下的高錳酸鹽指數(shù)自凈削減量增加0.6～1.1mg/L.氨氮總體都呈下降趨勢(shì),但波動(dòng)性更強(qiáng).0.2,0.3,0.4m/s條件下,氨氮由3.40mg/L分別降至2.58,2.64,2.53mg/L.與0m/s組相比,流動(dòng)條件下氨氮濃度自凈削減量增加0.06～ 0.10mg/L.

表2 不同流速條件下降解系數(shù)和指標(biāo)濃度差異顯著性檢驗(yàn)結(jié)果

注:**表示<0.01水平顯著;*表示<0.05水平顯著;無(wú)*表示不顯著.

不同流速條件下的降解系數(shù)擬合結(jié)果如圖5所示,差異性檢驗(yàn)結(jié)果如表2.高錳酸鹽指數(shù)的降解系數(shù)分別為0.027d-1(0.2m/s)、0.029d-1(0.3m/s)、0.029d-1(0.4m/s).與0m/s實(shí)驗(yàn)組相比,0.2m/s(=8.379,<0.01)、0.3m/s(=5.185,<0.05)、0.4m/s(=14.807,<0.01)條件下的降解系數(shù)都有顯著提高,但各流速條件之間均沒(méi)有顯著性差異.氨氮降解系數(shù)分別為0.014d-1(0.2m/s),0.017d-1(0.3m/s)、0.018d-1(0.4m/s).與高錳酸鹽指數(shù)結(jié)果類似,流動(dòng)條件下氨氮降解系數(shù)與0m/s實(shí)驗(yàn)組相比均有顯著提高,但流速條件之間均沒(méi)有顯著性差異.檢驗(yàn)結(jié)果顯示,降解系數(shù)存在顯著性差異的各處理組的污染物濃度也都有顯著差異.

2.3 溫度對(duì)高錳酸鹽指數(shù)和氨氮自凈的影響

如圖6所示,高錳酸鹽指數(shù)由初始濃度約12mg/L分別降至9.0mg/L(10℃)、8.2mg/L(15℃)、7.5mg/L(20℃)、6.6mg/L(25℃)和6.0mg/L(30℃),衰減幅度隨溫度升高而增大.氨氮濃度波動(dòng)較大,初始濃度約3mg/L,10與15℃條件下分別降至2.81和2.72mg/L,20和25℃下均降至2.50mg/L左右,而30℃下降至1.78mg/L,濃度削減幅度約為20℃下的2倍.

表3 不同溫度條件下降解系數(shù)和指標(biāo)濃度差異的顯著性檢驗(yàn)結(jié)果

注:**表示<0.01水平顯著;*表示<0.05水平顯著;無(wú)*表示不顯著.

如圖7所示,差異性檢驗(yàn)結(jié)果如表3.各溫度條件下高錳酸鹽指數(shù)降解系數(shù)分別為0.014d-1(10℃)、0.018d-1(15℃)、0.022d-1(20℃)、0.029d-1(25℃)和0.031d-1(30℃),除了20和25℃的降解系數(shù)沒(méi)有顯著性差異(=0.42,>0.05),其他各溫度梯度之間均存在顯著性差異.各溫度條件下氨氮降解系數(shù)分別為0.002d-1(10℃)、0.003d-1(15℃)、0.010d-1(20℃)、0.012d-1(25℃)和0.020d-1(30℃).各溫度梯度間, 10～15℃(=1.184,>0.05)、15～20℃(=1.509,> 0.05)和20～25℃(=0.681,>0.05)的降解系數(shù)差異不具有顯著性,其他溫度梯度之間均具有顯著差異.t檢驗(yàn)結(jié)果顯示,降解系數(shù)存在顯著性差異的各處理組的污染物濃度也都有顯著差異.溫度校正系數(shù)擬合結(jié)果見(jiàn)圖8.擬合得到高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的溫度校正系數(shù)值分別為1.047和1.079.

圖8 溫度校正系數(shù)擬合結(jié)果

模擬值按照擬合所得值計(jì)算

3 討論

光照主要影響藻類的生長(zhǎng).藻類的初級(jí)生產(chǎn)過(guò)程將無(wú)機(jī)碳轉(zhuǎn)化為有機(jī)碳,藻類的生物量會(huì)增加[17],但對(duì)水中有機(jī)物不會(huì)產(chǎn)生明顯的影響,因此本研究中光照和避光條件下高錳酸鹽指數(shù)的降解系數(shù)并無(wú)顯著差異.輸水渠道中氨氮的自凈過(guò)程包括藻類的吸收和微生物硝化作用[18].光照條件下藻類吸收利用和硝化過(guò)程能夠同時(shí)發(fā)生作用,因此氨氮的降解系數(shù)顯著高于避光條件.有研究顯示,光照條件下藻類通過(guò)光合作用增加水中溶解氧能夠促進(jìn)硝化過(guò)程[19-20].但本研究采集的渠道水體溶解氧基本處于飽和狀態(tài),藻類的光合產(chǎn)氧對(duì)于氨氮的降解可能貢獻(xiàn)不大.因此光照影響氨氮自凈的主要途徑應(yīng)該是藻類吸收.

一般認(rèn)為,水體流動(dòng)能夠增加水體復(fù)氧速率,從而提高自凈能力.根據(jù)雙膜理論,水流運(yùn)動(dòng)狀態(tài)下氣液膜變薄,水體的復(fù)氧速率加快[21],耗氧污染物的降解速率隨之提升.另一方面,水流處于擾動(dòng)狀態(tài)時(shí),有利于水中污染物的充分混合及與微生物的接觸.本研究中,流動(dòng)條件下的降解系數(shù)顯著高于靜置條件,但不同流速之間并沒(méi)有表現(xiàn)出顯著性差異,這說(shuō)明實(shí)驗(yàn)流速條件下已經(jīng)能夠保障水體的充分復(fù)氧和水流混合.從降解系數(shù)提升的幅度上看,本研究中0.2m/s時(shí)高錳酸鹽指數(shù)降解系數(shù)約為靜置狀態(tài)1.2倍,與一些天然河湖水體相比處于較低的水平.如華祖林等人以太湖水體為研究對(duì)象,采用環(huán)形槽分別設(shè)置0.06和0.10m/s的水流流速,得到流動(dòng)狀態(tài)下的降解系數(shù)約為靜置狀態(tài)的2～3倍[22];張培培等人以北運(yùn)河為研究對(duì)象,利用轉(zhuǎn)速模擬流速,得出0.1m/s的CODCr降解系數(shù)為靜置狀態(tài)時(shí)的1.5倍[14].總干渠水體污染物降解系數(shù)受流速影響相對(duì)較小,其原因一方面是溶解氧含量高,耗氧物質(zhì)相對(duì)較少,復(fù)氧強(qiáng)化對(duì)污染物降解系數(shù)影響有限;另一方面是總干渠水體懸浮物基質(zhì)缺失及低濃度的營(yíng)養(yǎng)鹽使得微生物菌群活性較低[23-24],難以隨水流條件的改變而大幅提升.

溫度是污染物自凈最為重要的影響因素.在適宜的范圍內(nèi),溫度升高能夠加快微生物體內(nèi)酶促反應(yīng)速率,促進(jìn)和強(qiáng)化微生物的生理活動(dòng),從而提高有機(jī)物降解系數(shù)[25].高錳酸鹽指數(shù)和氨氮降解系數(shù)隨溫度升高都有明顯的上升趨勢(shì),但溫度的影響范圍存在區(qū)別.高錳酸鹽指數(shù)降解系數(shù)在25℃以下各溫度梯度都有顯著差異,但25～30℃差異不顯著;氨氮降解系數(shù)在25℃以下相鄰溫度梯度都不存在顯著差異,但25～30℃差異顯著.這說(shuō)明高錳酸鹽指數(shù)自凈在低溫范圍更容易受溫度影響,而氨氮自凈在高溫范圍更容易受溫度影響.這可能是因?yàn)橛袡C(jī)碳和氨氮的自凈具有不同的最適溫度范圍.低于最適溫度范圍時(shí),降解速率對(duì)溫度敏感性逐步提高;處于最適溫度范圍時(shí),降解速率達(dá)到最大值,隨溫度變化不明顯;超過(guò)最適溫度范圍時(shí),微生物活性將受到抑制,降解速率反而降低.有機(jī)碳降解的最適溫度一般在25～30℃[14],而硝化作用的最適溫度為30℃左右[26-27],本研究中高錳酸鹽指數(shù)和氨氮在各溫度梯度上的降解系數(shù)變化恰好反映了這一差異.從溫度校正系數(shù)的擬合結(jié)果看,高錳酸鹽指數(shù)值低于氨氮的值,說(shuō)明氨氮降解對(duì)溫度更加敏感.研究表明,有機(jī)碳降解的溫度校正系數(shù)為1.03～1.06(平均約1.05),而氨氮氧化的溫度校正系數(shù)為1.05～1.10(平均約1.08)[25],本研究測(cè)定的高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的值與其具有很好的相符性.

王超等[10]選取南水北調(diào)中線總干渠河南段6個(gè)監(jiān)測(cè)斷面的水質(zhì)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù),通過(guò)穩(wěn)態(tài)一維降解模型擬合得到研究渠段BOD5降解系數(shù)數(shù)值范圍為0.024～0.054d-1.本研究得到的高錳酸鹽指數(shù)的降解系數(shù)在0.013～0.030d-1之間,與之基本吻合.但高錳酸鹽指數(shù)略小于BOD5的降解系數(shù),這主要是因?yàn)楦咤i酸鹽指數(shù)表征的有機(jī)物中還存在不能被微生物降解的部分[28],對(duì)降解系數(shù)產(chǎn)生了稀釋效應(yīng).本研究得到的降解系數(shù)與很多天然河湖的降解系數(shù)相比明顯偏小,如漢江中下游河段BOD5降解系數(shù)0.08～ 0.62d-1之間[29],陜西沿河干流的降解系數(shù)達(dá)到2.69d-1[30],國(guó)外的一些天然河流的BOD5降解系數(shù)也在0.05～3.0d-1之間[31],這說(shuō)明總干渠對(duì)有機(jī)碳的自凈能力相對(duì)較弱.本研究得到的氨氮降解系數(shù)在0.002～0.020d-1之間,而平原河網(wǎng)的氨氮降解系數(shù)為0.02～0.21d-1[32],長(zhǎng)江宜賓段的氨氮降解系數(shù)為0.50～ 0.61d-1[33],都與總干渠的降解系數(shù)存在數(shù)量級(jí)的差異,說(shuō)明總干渠對(duì)氨氮的自凈能力同樣處于很低的水平.

高錳酸鹽指數(shù)和氨氮自凈能力較弱,主要原因可能是污染物本底濃度低和微生物豐度不足.總干渠水質(zhì)優(yōu)良[34],實(shí)驗(yàn)過(guò)程中雖然提高了碳和氮的濃度,但其他營(yíng)養(yǎng)元素都處于較低水平,微生物生長(zhǎng)可能受到限制.另外,渠道水體中顆粒物較少,同時(shí)硬化渠道缺少底棲環(huán)境,導(dǎo)致微生物因缺少附著基質(zhì)而豐度不足[35].根據(jù)Chesterikoff等[36]的研究,當(dāng)河流中硝化細(xì)菌數(shù)量非常少時(shí),盡管氨氮的濃度遠(yuǎn)高于硝化細(xì)菌最佳生長(zhǎng)所需濃度,但它們?nèi)孕枰欢〞r(shí)間才能達(dá)到一定豐度,進(jìn)行顯著的氨氮氧化活動(dòng).

基于自凈能力的定量研究結(jié)果,可優(yōu)化水質(zhì)模型的參數(shù)取值.如易雨君等[37]建立了南水北調(diào)中線工程典型渠段一維水動(dòng)力水質(zhì)模型,氨氮降解系數(shù)采用經(jīng)驗(yàn)值0.24d-1,明顯高于總干渠實(shí)際的氨氮降解系數(shù),氨氮模擬誤差最高達(dá)到120%.本研究結(jié)果可為模型的氨氮降解系數(shù)取值提供依據(jù).另外,降解系數(shù)的定量測(cè)定也有助于總干渠水質(zhì)沿程變化的認(rèn)識(shí).如2019年8月總干渠渠首高錳酸鹽指數(shù)濃度為1.8mg/L,按照本研究得到的降解系數(shù),結(jié)合渠道水體流動(dòng)時(shí)間,計(jì)算得到大安舍斷面高錳酸鹽指數(shù)自凈衰減至1.2mg/L左右.但大安舍斷面高錳酸鹽指數(shù)濃度實(shí)際為1.7mg/L,說(shuō)明沿程存在高錳酸鹽指數(shù)的潛在輸入源,水質(zhì)管理過(guò)程中應(yīng)加強(qiáng)溯源分析和管控.

本研究得到的污染物降解系數(shù)為實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)結(jié)果,與總干渠實(shí)際水質(zhì)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)擬合的降解系數(shù)結(jié)果[10]基本吻合,說(shuō)明實(shí)驗(yàn)結(jié)果總體反映了總干渠自凈能力的基本特點(diǎn).由于水化學(xué)組成、水動(dòng)力條件等因素的差異,模擬得到的自凈能力與渠道實(shí)際的自凈能力難免存在偏差.如添加與葡萄糖和硫酸銨可能造成培養(yǎng)水體與渠道水體有機(jī)物及氮素組成的差異,電動(dòng)攪拌器模擬得到的不同流速與實(shí)際輸水渠道中的水流方式也存在差異.后期還需進(jìn)一步開(kāi)展與渠道實(shí)際條件的對(duì)比研究.

4 結(jié)論

4.1 光照對(duì)總干渠高錳酸鹽指數(shù)自凈無(wú)顯著影響,但對(duì)氨氮自凈有顯著影響.避光和光照條件下,高錳酸鹽指數(shù)的降解系數(shù)分別為0.026d-1和0.022d-1,二者沒(méi)有顯著性差異(>0.05);氨氮的降解系數(shù)分別為0.006d-1和0.012d-1,二者差異性極其顯著(<0.01).

4.2 水體是否流動(dòng)對(duì)總干渠高錳酸鹽指數(shù)和氨氮自凈都有顯著影響,但流速大小的影響不顯著.各流速條件下高錳酸鹽指數(shù)的降解系數(shù)分別為0.027d-1(0.2m/s)、0.029d-1(0.3m/s)、0.029d-1(0.4m/s),氨氮降解系數(shù)分別為0.014d-1(0.2m/s),0.017d-1(0.3m/s)、0.018d-1(0.4m/s),與0m/s實(shí)驗(yàn)組相比都有顯著提高,但各流速之間均沒(méi)有顯著性差異.

4.3 溫度是總干渠高錳酸鹽指數(shù)和氨氮自凈的重要影響因素.各溫度條件下高錳酸鹽指數(shù)降解系數(shù)分別為0.014d-1(10℃)、0.018d-1(15℃)、0.022d-1(20℃)、0.029d-1(25℃)和0.031d-1(30℃),25～30℃降解系數(shù)差異不顯著(=0.42,>0.05),其他各溫度梯度之間均存在顯著性差異.各溫度條件下氨氮降解系數(shù)分別為0.002d-1(10℃)、0.003d-1(15℃)、0.010d-1(20℃)、0012d-1(25℃)和0.020d-1(30℃),10～15℃、15～20℃和20～25℃降解系數(shù)差異不顯著,其他溫度梯度之間均具有顯著差異.高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的溫度校正系數(shù)值分別為1.047和1.079.

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Influence of light, flow rate and water temperature on self-purification of large artificial water conveyance channels.

WANG Chao1,2, JIA Qing-lin1,3, JIA Hai-yan1,2, LI Chao1,2,YIN Wei1,2*

(1.Changjiang Water Resources Protection Institute, Wuhan 430051,China；2.Key Laboratory of Ecological Regulation of Non-point Source Pollution in Lake and Reservoir Water Sources, Changjiang Water Resources Commission, Wuhan 430051, China；3.College of Environment, Hohai University, Nanjing 210098, China)., 2021,41(10)：4792～4801

Taking the main channel of the middle route of the South-to-North Water Diversion Project as the object, the degradation coefficients were measured through laboratory culture experiments, and the effects of light, flow rate and temperature on the self-purification capacity of the channel were analyzed. The results showed that the degradation coefficients of permanganate index under dark and light were 0.026d-1and 0.022d-1, respectively, with no significant difference (>0.05). The degradation coefficients of ammonia nitrogen under dark and light were 0.006d-1and 0.012d-1, respectively, and the difference was extremely significant (<0.01). Under different flow rates, the degradation coefficients of permanganate index were 0.027d-1(0.2m/s), 0.029d-1(0.3m/s), 0.029d-1(0.4m/s), and the degradation coefficients of ammonia nitrogen were 0.014d-1(0.2m/s), 0.017d-1(0.3m/s), 0.018d-1(0.4m/s), respectively. There was no significant difference between different flow rates, but they were significantly higher than the 0m/s group. Under different temperatures, the degradation coefficients of permanganate index were 0.014d-1(10℃), 0.018d-1(15℃), 0.022d-1(20℃), 0.029d-1(25℃) and 0.031d-1(30℃), respectively. There was no significant difference between 25℃ and 30℃ (>0.05), and there were significant differences among other temperatures. The degradation coefficients of ammonia nitrogen were 0.002d-1(10℃), 0.003d-1(15℃), 0.010d-1(20℃), 0.012d-1(25℃) and 0.020d-1(30℃), respectively. There were no significant differencesfor10～15℃, 15～20℃ and 20～25℃, and there were significant differences for other temperature gradients. The temperature correction factorof permanganate index and ammonia nitrogen were 1.047 and 1.079, respectively. The research results could provide a basis for water quality management of the middle route of the South-to-North Water Diversion Project.

large artificial water conveyance channels；self-purification；degradation coefficient；influencing factors；South-to-North Water Diversion Project

X52

A

1000-6923(2021)10-4792-10

王 超(1985-),男,湖北武漢人,高級(jí)工程師,博士,主要從事水資源保護(hù)研究.發(fā)表論文30余篇.

2021-02-22

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(U2040210);水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2017ZX07108-001)

* 責(zé)任作者, 教授級(jí)高級(jí)工程師, 2000yinwei@163.com