溶解氧对河流底泥中三氮释放的影响
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1 实验材料和方法
1. 1 样品采集与处理 2002 年 11 月, 采集了南海市盐步涌镇花地涌底
泥和东莞市中堂镇东江支流底泥作为实验用的沉积 物样品。第三期实验加入经过冲洗的砂子。花地涌 水质超Ⅴ类( GB 3838- 2002) 标准, 河水表层漂浮油 脂层及其他杂物。花地涌的底泥受有机物污染较为 严重, 露出水面的底泥呈现油黑, 手感粘滑, 伴有刺激 气味产生。东江支流水质达Ⅲ类标准, 底泥呈沙色, 有相当部分的细粒沙土。当河流退潮底泥显露水面 时和水深较浅时, 直接采集河流底泥, 用 PVC 塑料桶 进行封装, 立即运回实验室。经过自然风干处理后打 碎, 并经过 5 目( 2 mm) 的尼 龙筛。筛 下产物 倒入 PVC 塑料桶中并用保鲜膜封口, 贴上标签, 在室温下 阴凉处保存。
圈进行密封, 并用 8 颗 5 8 @ 45 mm 螺栓固定。在反
应器顶端设有补水管、进气管和排气管, 侧面设有 10 个采样器, 1 个进水阀和 1 个检查窗。
1. 3 实验底泥配比及条件控制
实验分三期进行。第一期模拟实验于 2003 年 5 月 9 日开始到 6 月 11 日结束, 历时 29 d。第二期模
CEC/ ( 10- 3 mg# kg- 1干样) 31. 8 51. 7
总磷/ % 0. 56 0. 054
表 2 土壤机械组成
地点
粒径比例/ %
质地
< 0. 01 mm 0. 01~ 0. 05 mm > 0. 05 mm
东江
23. 30
25. 57
51. 13 面砂土
花地涌
21. 60
24. 38
稍微降低然后又升高, 第 18 天到 20 天出现一个比 较高的值, 之后仍然升高, 到实验结束时, 出现最高 的值( 见图 7) 。各柱的孔隙水亚硝态氮浓度比较接 近, 亚硝态氮浓度的变化涉及氨氮的硝化作用和硝 态氮的反硝化作用。上覆水的亚硝态氮浓度保持一 段时间的低值, 然后缓慢升高, 到第 18 天达到峰值, 之后迅速降低。V 柱最高( 见图 8) 。
图 4 溶解氧的垂向变化
上覆水的氨态氮浓度远低于孔隙水氨 态氮浓 度, 总体上浓度 不断升高。从 实验曲线来看 ( 见图 5) , 大约每 7 d 一个阶段的变化: 第一阶段, 氨态氮 稍微下降, 到第 8 天达到最低值; 第二阶段, 迅速上 升, 至第 14 天达到次高峰值; 第三阶段, 缓慢上升, 第 22 天达到峰值; 第四阶段, 浓度下降, 其中 V 柱 下降迅速, 到实验结束之前, 已经接近 0。在实验过 程中, 氨态氮浓度的不断升高, 且持续时间很长, 说 明底泥具有强烈还原性, 有机质不断厌氧分解为氨 态氮, 并向上覆水释放。
打开配气器阀门, 通过控制气体分压计来调节 不同比例的氧气和氮气。I 柱完全通入氮气, 氧气 分压为 0。II 柱氧气分压是 0. 16% , III 柱为 0. 5% , IV 柱为 4% , V 柱为 20% 。混合气从顶端进气管输 入, 在反应器上部形成高度 20 cm 的充气空间, 使氧 气与水界面充分交换, 并通过一排气管维持自然压 力。三期实验条件见表 3、表 4。 1. 4 实验采样原则
图 5 上覆水氨态氮浓度随时间变化
2. 4 亚硝态氮浓度随时间的变化及垂向变化 因为前期实验操作出现误差, 致使实验前 6 d 的
数据不可用, 所以从第 7 天开始分析。总体来看, 孔 隙水的亚硝态氮浓度比上覆水高( 见图 6) 。但孔隙 水的浓度不断降低, 而上覆水的浓度在实验中后期出 现一个上升的峰值, 因此两者浓度在后期比较接近。
对样品进行物理和化学性质检测的主要项目有: 粒度组成、有机物( org. ) 、总氮( T N) 、总磷( T P) 、总碳
( T C) 等的分析, 应用标准测定方法测定, 其结果如表
1 和表 2。
表 1 土壤基本理化性状
地点 pH 花地涌 7. 02 东 江 7. 67
有机质/ % 2. 61 1. 66
图 11 硝 态氮的垂向分布
2. 6 DO 对底泥释放三氮的影响 2. 6. 1 DO 对底泥氨态氮及总无机氮的释出的影响
实验前 14 d, I~ IV 柱沉积物的氧化还原环境 呈微氧状态, 之后变为缺氧状态 ( DO< 1 mg/ L ) 甚 至厌氧状态。微氧条件下, 氨态氮的含量变化不大, 进入缺氧状态后, 底泥释放氨氮的能力显著提高, 氨 氮浓度在进入缺氧状态后8d 达到峰值( 均值为 1 1 . 0 mg / L ) 。V 柱 的溶 解 氧浓 度 一 直保 持 高 于 1 m g/ L。
第一作者: 吴群河, 男, 1958 年生, 硕士, 副教授, 主要从事水污染与环境管理方面的研究。
# 21 #
环境污染与防治 第 27 卷 第 1 期 2005 年 2 月
表 3 第一期实验条件
柱号
底质
氧气所占比例/ %
Ⅰ柱
0
Ⅱ柱
0. 16
Ⅲ柱
100% 花地涌底泥
0. 8
Ⅳ柱
4
Ⅴ柱
20
表 4 第二、三期实验条件
孔隙水的亚硝态氮浓度在第 7 天的值比较高,
图 6 亚硝态氮的垂向分布
图 9 孔隙水的硝态氮随时间的变化
上覆水的硝态氮浓度在第 9 天到第 17 天有一 个小波动, 随之而来的是一个更大的峰值, 出现在第 22 天。但很快下降。实验结束时, 上覆水的硝态氮 浓度重新回复较低值( 见图 10) 。
孔隙水的浓度始终高于上覆水浓度( 见图 11) , 且随深度增加而增加, 但在最后一层即 - 45 cm 的 采样点, 硝态氮浓度比- 35 cm 的采样点的浓度要 小, 可能是土层至此开始分层, 使之出现不同的浓度 分布规律。各柱上覆水的浓度差异不大。
图 7 孔隙水的亚硝态氮随时间的变化
图 8 上覆水的亚硝态氮随时间的变化
2. 5 硝态氮浓度随时间的变化及垂向变化 孔隙水的硝态氮浓度一开始很低, 但在实验前
11 d 迅速升高, 并在第 11 天出现峰值, 溶解氧在第 10 天已经达到后期的稳定的低值。硝态氮浓度达 到峰值之后, 开始缓慢地下降, 第 17 天达到最低值, 之后稍有回升( 见图 9) 。
每次同时采 集 50 个点 的样品, 分 别测量溶解 氧、温度、pH 、Eh、氨氮、亚硝氮、硝态氮和正磷酸 8 项指标, 重金属和化学耗氧量则每周测一次。 1. 5 实验检测项目
本实验抓住主要的营养元素氮, 分析其各种理 化条件和迁移转化规律。转化过程主要有氨化、硝 化、亚硝 化和反硝化等。检测的物理 化学指标: 温 度、DO、pH 、Eh、氨氮、硝态氮、亚硝氮、总磷、化学耗 氧量( COD) 。 2 结果与讨论 2. 1 溶解氧随时间的变化
采样系统由砂心滤管、胶塞和注射器组成。其 中砂芯滤管倾斜插入反应器主体的中心位置, 反应 器外露部分用胶塞旋紧, 在胶塞上用注射器针头穿 透。采样时通过注射器即可定量获得底泥中的孔隙 水以及上覆水。
下而上依次深度为- 45、- 25、- 15、- 10、- 5、0、+ 10、+ 20、+ 30、+ 40 cm。实验根据文献资料分析需 要 30 d 左右各项指标达到平衡, 前 10 d 每天采样一 次, 之后隔天采样。
柱
底质/ %
第二期
第三期
号
东江
花地涌
砂子
东江
Ⅰ柱
100
0
100
0
Ⅱ柱
80
208020Ⅲ柱6040
60
40
Ⅳ柱
40
60
40
60
Ⅴ柱
20
80
20
80
通气
氮氧比 4 B 1, 通气速度 0. 2 mL/ min
50 cm。 为避免造成太大扰动, 从底部进水阀连接蒸馏水,
打开阀门使水流自下而上缓缓加入, 直到淹没土层形 成高度 65 cm 的上覆水, 迅速对反应器进行密封。
上覆水中氨态氮浓度的增加来源于底部沉积物
吴群河等 溶解氧对河流底泥中三氮释放的影响
中有机物的降解释放。沉积物有机质的降解取决于
底栖生物活动和微生物的调节, 而生物活动和微生 物又受制于环境条件。从溶解氧的浓度变化来看, 沉积物中的有机物的降解反应在有氧状态下进行, 因而氧作为氧化剂直接参与有机物降解反应[ 3, 4] 。
拟实验于 2003 年 6 月 25 日开始到 7 月 25 日结束, 历
时 31 d。第三期模拟实验于 2003 年 7 月 30 日开始 至 8 月 13 日结束, 历时 15 d。首先在柱体内加入按
不同比例混合的土样。第一期土样重量为 19. 45 kg,
第二期为 16 kg, 第三期为 25. 2 kg。使土样高度达到
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环境污染与防治 第 27 卷 第 1 期 2005 年 2 月 图 10 上覆水的硝态氮随时间的变化
柱的总氮浓度在实验结束时已经很低, 接近 0。此 时氨态氮浓度下降而硝态氮浓度上升, 说明氨态氮 浓度的减少与进行硝化作用有关, 同时也表明有机 质含量的逐渐减少。其他氧气分压小的柱, 氨氮仍 未完全转化, 同时硝态氮浓度也下降, 所以总氮的浓 度也降低。不同溶解氧浓度造成底泥有机质的消耗 速度不一样, 也影响了底泥释放与反硝化作用达到 平衡的时间。溶解氧高, 达到平衡的时间就短, 反之 就长。
计算各柱上覆水的氨态氮在微氧条件( 实验前 14 d 的平均值) 和缺氧条件( 实验后 7 d 的平均值) 下的平均溶出通 量, 两者的 比值 I 柱~ IV 柱分 别 是: 1. 05、1. 43、1. 29、1. 21。
各柱孔 隙水 的溶 解氧 的变化 大致 相同 ( 见图 2) , 即实验的过程中 DO 是一直呈下降趋势的, 直到 实验末期稍有回升。而上覆水中的 DO 也是一直下 降( 见图 3) ( 除 V 柱外) , 可见整个体系是不断消耗 DO, 水质在不断变差。
图 2 孔隙水的溶解氧随时间变化
图 1 实验装置示意图
关键词 沉积物 氮 溶解氧 垂向分布
当前, 对于内源性营养盐的控制还缺乏有效的治 理方法。国内在若干河段采取了疏浚清淤的方法, 但 效果并不理想。事实上, 单纯的清淤还不能解决内源 污染的问题[ 1, 2] 。底泥疏浚的深度如何控制, 新暴露 的沉积物不会再成为内源营养盐的释放源。这些问 题与营养盐在沉积物中的形态转化与氧化还原环境 和微生物环境有关。所以在这方面需要提供基础性 的研究和认识的深化, 才可以在内源营养盐控制方面 取得切实可行的技术突破。本实验通过模拟不同浓 度 DO 的环境, 探索在不同浓度 DO 的环境中氮元素 在沉积物中的累积特征、赋存形态和释放规律, 以综 合分析 DO 对河流底泥释放三氮的影响, 为治理河流 富营养化提供基础研究和科学依据。
试验设置采样点 10 个( 见图 1) , 其中 6# 恰好 位于底泥与水的界面, 作为零界面, 则 10 个界面自
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图 3 上覆水的溶解氧随时间变化
2. 2 溶解氧的垂向变化 最接近水面的采样点的溶解氧浓度最高, 随深
度增加不断下降。底泥的溶解氧浓度梯度很小, 变 化不大, 随深度增加而减小。上覆水的溶解氧浓度 明显高于孔隙水溶解氧浓度, V 柱差距最大。实验 后期, 两者的差距慢慢变小, 水体的溶解氧浓度分布 比较均匀( 见图 4) 。 2. 3 氨态氮浓度随时间的变化
54. 02 面砂土
1. 2 实验设计与装置
本实验采用可控制条件下的大型沉积物模拟装
置, 实验装置由主体反应系统、配气系统、供水系统和
采样器 4 部分组成( 如图 1) 。主体反应系统是一个由
PVC 圆柱体加工而成, 圆柱部分外径 22 cm, 内径 20 cm, 高度 150 cm, 上下均有直径 30 cm 的法兰盘和垫
新暴露的沉积物不会再成为内源营养盐的释放源这些问题与营养盐在沉积物中的形态转化与氧化还原环境和微生物环境有关所以在这方面需要提供基础性的研究和认识的深化quot
吴群河等 溶解氧对河流底泥中三氮释放的影响
溶解氧对河流底泥中三氮释放的影响
吴群河 曾学云 黄 钥
( 中山大学环境科学与工程学院, 广东 广州 510275)
摘 要 作为内源污染的底泥沉积物中营养物的释放引起了越来越多的关注。通过大型静态土柱模拟实验, 研究氮在上覆水和 孔隙水中的分布特性和释放特性。在控制氧气条件、底泥有机质含量和粒径大小的条件下, 连续观测氨态氮、亚硝态氮和硝态氮的浓度 及其垂向分布特性。结果发现: 时间分布上, 通氧条件明显影响水体底泥中三氮释放与反硝化作用达到平衡的时间; 垂向分布上, 三期 实验的上覆水的无机氮以氨态氮为主, 不同的通氧条件下, 各柱的孔隙水的三氮浓度比上覆水高, 且三氮在沉积物中随深 度增加而增 加; 氨态氮和硝态氮浓度则以孔隙水的为高, 随深度增加而增加; 低溶解氧水平加快底泥释放氨氮速度和增大释放量。
1. 1 样品采集与处理 2002 年 11 月, 采集了南海市盐步涌镇花地涌底
泥和东莞市中堂镇东江支流底泥作为实验用的沉积 物样品。第三期实验加入经过冲洗的砂子。花地涌 水质超Ⅴ类( GB 3838- 2002) 标准, 河水表层漂浮油 脂层及其他杂物。花地涌的底泥受有机物污染较为 严重, 露出水面的底泥呈现油黑, 手感粘滑, 伴有刺激 气味产生。东江支流水质达Ⅲ类标准, 底泥呈沙色, 有相当部分的细粒沙土。当河流退潮底泥显露水面 时和水深较浅时, 直接采集河流底泥, 用 PVC 塑料桶 进行封装, 立即运回实验室。经过自然风干处理后打 碎, 并经过 5 目( 2 mm) 的尼 龙筛。筛 下产物 倒入 PVC 塑料桶中并用保鲜膜封口, 贴上标签, 在室温下 阴凉处保存。
圈进行密封, 并用 8 颗 5 8 @ 45 mm 螺栓固定。在反
应器顶端设有补水管、进气管和排气管, 侧面设有 10 个采样器, 1 个进水阀和 1 个检查窗。
1. 3 实验底泥配比及条件控制
实验分三期进行。第一期模拟实验于 2003 年 5 月 9 日开始到 6 月 11 日结束, 历时 29 d。第二期模
CEC/ ( 10- 3 mg# kg- 1干样) 31. 8 51. 7
总磷/ % 0. 56 0. 054
表 2 土壤机械组成
地点
粒径比例/ %
质地
< 0. 01 mm 0. 01~ 0. 05 mm > 0. 05 mm
东江
23. 30
25. 57
51. 13 面砂土
花地涌
21. 60
24. 38
稍微降低然后又升高, 第 18 天到 20 天出现一个比 较高的值, 之后仍然升高, 到实验结束时, 出现最高 的值( 见图 7) 。各柱的孔隙水亚硝态氮浓度比较接 近, 亚硝态氮浓度的变化涉及氨氮的硝化作用和硝 态氮的反硝化作用。上覆水的亚硝态氮浓度保持一 段时间的低值, 然后缓慢升高, 到第 18 天达到峰值, 之后迅速降低。V 柱最高( 见图 8) 。
图 4 溶解氧的垂向变化
上覆水的氨态氮浓度远低于孔隙水氨 态氮浓 度, 总体上浓度 不断升高。从 实验曲线来看 ( 见图 5) , 大约每 7 d 一个阶段的变化: 第一阶段, 氨态氮 稍微下降, 到第 8 天达到最低值; 第二阶段, 迅速上 升, 至第 14 天达到次高峰值; 第三阶段, 缓慢上升, 第 22 天达到峰值; 第四阶段, 浓度下降, 其中 V 柱 下降迅速, 到实验结束之前, 已经接近 0。在实验过 程中, 氨态氮浓度的不断升高, 且持续时间很长, 说 明底泥具有强烈还原性, 有机质不断厌氧分解为氨 态氮, 并向上覆水释放。
打开配气器阀门, 通过控制气体分压计来调节 不同比例的氧气和氮气。I 柱完全通入氮气, 氧气 分压为 0。II 柱氧气分压是 0. 16% , III 柱为 0. 5% , IV 柱为 4% , V 柱为 20% 。混合气从顶端进气管输 入, 在反应器上部形成高度 20 cm 的充气空间, 使氧 气与水界面充分交换, 并通过一排气管维持自然压 力。三期实验条件见表 3、表 4。 1. 4 实验采样原则
图 5 上覆水氨态氮浓度随时间变化
2. 4 亚硝态氮浓度随时间的变化及垂向变化 因为前期实验操作出现误差, 致使实验前 6 d 的
数据不可用, 所以从第 7 天开始分析。总体来看, 孔 隙水的亚硝态氮浓度比上覆水高( 见图 6) 。但孔隙 水的浓度不断降低, 而上覆水的浓度在实验中后期出 现一个上升的峰值, 因此两者浓度在后期比较接近。
对样品进行物理和化学性质检测的主要项目有: 粒度组成、有机物( org. ) 、总氮( T N) 、总磷( T P) 、总碳
( T C) 等的分析, 应用标准测定方法测定, 其结果如表
1 和表 2。
表 1 土壤基本理化性状
地点 pH 花地涌 7. 02 东 江 7. 67
有机质/ % 2. 61 1. 66
图 11 硝 态氮的垂向分布
2. 6 DO 对底泥释放三氮的影响 2. 6. 1 DO 对底泥氨态氮及总无机氮的释出的影响
实验前 14 d, I~ IV 柱沉积物的氧化还原环境 呈微氧状态, 之后变为缺氧状态 ( DO< 1 mg/ L ) 甚 至厌氧状态。微氧条件下, 氨态氮的含量变化不大, 进入缺氧状态后, 底泥释放氨氮的能力显著提高, 氨 氮浓度在进入缺氧状态后8d 达到峰值( 均值为 1 1 . 0 mg / L ) 。V 柱 的溶 解 氧浓 度 一 直保 持 高 于 1 m g/ L。
第一作者: 吴群河, 男, 1958 年生, 硕士, 副教授, 主要从事水污染与环境管理方面的研究。
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表 3 第一期实验条件
柱号
底质
氧气所占比例/ %
Ⅰ柱
0
Ⅱ柱
0. 16
Ⅲ柱
100% 花地涌底泥
0. 8
Ⅳ柱
4
Ⅴ柱
20
表 4 第二、三期实验条件
孔隙水的亚硝态氮浓度在第 7 天的值比较高,
图 6 亚硝态氮的垂向分布
图 9 孔隙水的硝态氮随时间的变化
上覆水的硝态氮浓度在第 9 天到第 17 天有一 个小波动, 随之而来的是一个更大的峰值, 出现在第 22 天。但很快下降。实验结束时, 上覆水的硝态氮 浓度重新回复较低值( 见图 10) 。
孔隙水的浓度始终高于上覆水浓度( 见图 11) , 且随深度增加而增加, 但在最后一层即 - 45 cm 的 采样点, 硝态氮浓度比- 35 cm 的采样点的浓度要 小, 可能是土层至此开始分层, 使之出现不同的浓度 分布规律。各柱上覆水的浓度差异不大。
图 7 孔隙水的亚硝态氮随时间的变化
图 8 上覆水的亚硝态氮随时间的变化
2. 5 硝态氮浓度随时间的变化及垂向变化 孔隙水的硝态氮浓度一开始很低, 但在实验前
11 d 迅速升高, 并在第 11 天出现峰值, 溶解氧在第 10 天已经达到后期的稳定的低值。硝态氮浓度达 到峰值之后, 开始缓慢地下降, 第 17 天达到最低值, 之后稍有回升( 见图 9) 。
每次同时采 集 50 个点 的样品, 分 别测量溶解 氧、温度、pH 、Eh、氨氮、亚硝氮、硝态氮和正磷酸 8 项指标, 重金属和化学耗氧量则每周测一次。 1. 5 实验检测项目
本实验抓住主要的营养元素氮, 分析其各种理 化条件和迁移转化规律。转化过程主要有氨化、硝 化、亚硝 化和反硝化等。检测的物理 化学指标: 温 度、DO、pH 、Eh、氨氮、硝态氮、亚硝氮、总磷、化学耗 氧量( COD) 。 2 结果与讨论 2. 1 溶解氧随时间的变化
采样系统由砂心滤管、胶塞和注射器组成。其 中砂芯滤管倾斜插入反应器主体的中心位置, 反应 器外露部分用胶塞旋紧, 在胶塞上用注射器针头穿 透。采样时通过注射器即可定量获得底泥中的孔隙 水以及上覆水。
下而上依次深度为- 45、- 25、- 15、- 10、- 5、0、+ 10、+ 20、+ 30、+ 40 cm。实验根据文献资料分析需 要 30 d 左右各项指标达到平衡, 前 10 d 每天采样一 次, 之后隔天采样。
柱
底质/ %
第二期
第三期
号
东江
花地涌
砂子
东江
Ⅰ柱
100
0
100
0
Ⅱ柱
80
208020Ⅲ柱6040
60
40
Ⅳ柱
40
60
40
60
Ⅴ柱
20
80
20
80
通气
氮氧比 4 B 1, 通气速度 0. 2 mL/ min
50 cm。 为避免造成太大扰动, 从底部进水阀连接蒸馏水,
打开阀门使水流自下而上缓缓加入, 直到淹没土层形 成高度 65 cm 的上覆水, 迅速对反应器进行密封。
上覆水中氨态氮浓度的增加来源于底部沉积物
吴群河等 溶解氧对河流底泥中三氮释放的影响
中有机物的降解释放。沉积物有机质的降解取决于
底栖生物活动和微生物的调节, 而生物活动和微生 物又受制于环境条件。从溶解氧的浓度变化来看, 沉积物中的有机物的降解反应在有氧状态下进行, 因而氧作为氧化剂直接参与有机物降解反应[ 3, 4] 。
拟实验于 2003 年 6 月 25 日开始到 7 月 25 日结束, 历
时 31 d。第三期模拟实验于 2003 年 7 月 30 日开始 至 8 月 13 日结束, 历时 15 d。首先在柱体内加入按
不同比例混合的土样。第一期土样重量为 19. 45 kg,
第二期为 16 kg, 第三期为 25. 2 kg。使土样高度达到
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环境污染与防治 第 27 卷 第 1 期 2005 年 2 月 图 10 上覆水的硝态氮随时间的变化
柱的总氮浓度在实验结束时已经很低, 接近 0。此 时氨态氮浓度下降而硝态氮浓度上升, 说明氨态氮 浓度的减少与进行硝化作用有关, 同时也表明有机 质含量的逐渐减少。其他氧气分压小的柱, 氨氮仍 未完全转化, 同时硝态氮浓度也下降, 所以总氮的浓 度也降低。不同溶解氧浓度造成底泥有机质的消耗 速度不一样, 也影响了底泥释放与反硝化作用达到 平衡的时间。溶解氧高, 达到平衡的时间就短, 反之 就长。
计算各柱上覆水的氨态氮在微氧条件( 实验前 14 d 的平均值) 和缺氧条件( 实验后 7 d 的平均值) 下的平均溶出通 量, 两者的 比值 I 柱~ IV 柱分 别 是: 1. 05、1. 43、1. 29、1. 21。
各柱孔 隙水 的溶 解氧 的变化 大致 相同 ( 见图 2) , 即实验的过程中 DO 是一直呈下降趋势的, 直到 实验末期稍有回升。而上覆水中的 DO 也是一直下 降( 见图 3) ( 除 V 柱外) , 可见整个体系是不断消耗 DO, 水质在不断变差。
图 2 孔隙水的溶解氧随时间变化
图 1 实验装置示意图
关键词 沉积物 氮 溶解氧 垂向分布
当前, 对于内源性营养盐的控制还缺乏有效的治 理方法。国内在若干河段采取了疏浚清淤的方法, 但 效果并不理想。事实上, 单纯的清淤还不能解决内源 污染的问题[ 1, 2] 。底泥疏浚的深度如何控制, 新暴露 的沉积物不会再成为内源营养盐的释放源。这些问 题与营养盐在沉积物中的形态转化与氧化还原环境 和微生物环境有关。所以在这方面需要提供基础性 的研究和认识的深化, 才可以在内源营养盐控制方面 取得切实可行的技术突破。本实验通过模拟不同浓 度 DO 的环境, 探索在不同浓度 DO 的环境中氮元素 在沉积物中的累积特征、赋存形态和释放规律, 以综 合分析 DO 对河流底泥释放三氮的影响, 为治理河流 富营养化提供基础研究和科学依据。
试验设置采样点 10 个( 见图 1) , 其中 6# 恰好 位于底泥与水的界面, 作为零界面, 则 10 个界面自
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图 3 上覆水的溶解氧随时间变化
2. 2 溶解氧的垂向变化 最接近水面的采样点的溶解氧浓度最高, 随深
度增加不断下降。底泥的溶解氧浓度梯度很小, 变 化不大, 随深度增加而减小。上覆水的溶解氧浓度 明显高于孔隙水溶解氧浓度, V 柱差距最大。实验 后期, 两者的差距慢慢变小, 水体的溶解氧浓度分布 比较均匀( 见图 4) 。 2. 3 氨态氮浓度随时间的变化
54. 02 面砂土
1. 2 实验设计与装置
本实验采用可控制条件下的大型沉积物模拟装
置, 实验装置由主体反应系统、配气系统、供水系统和
采样器 4 部分组成( 如图 1) 。主体反应系统是一个由
PVC 圆柱体加工而成, 圆柱部分外径 22 cm, 内径 20 cm, 高度 150 cm, 上下均有直径 30 cm 的法兰盘和垫
新暴露的沉积物不会再成为内源营养盐的释放源这些问题与营养盐在沉积物中的形态转化与氧化还原环境和微生物环境有关所以在这方面需要提供基础性的研究和认识的深化quot
吴群河等 溶解氧对河流底泥中三氮释放的影响
溶解氧对河流底泥中三氮释放的影响
吴群河 曾学云 黄 钥
( 中山大学环境科学与工程学院, 广东 广州 510275)
摘 要 作为内源污染的底泥沉积物中营养物的释放引起了越来越多的关注。通过大型静态土柱模拟实验, 研究氮在上覆水和 孔隙水中的分布特性和释放特性。在控制氧气条件、底泥有机质含量和粒径大小的条件下, 连续观测氨态氮、亚硝态氮和硝态氮的浓度 及其垂向分布特性。结果发现: 时间分布上, 通氧条件明显影响水体底泥中三氮释放与反硝化作用达到平衡的时间; 垂向分布上, 三期 实验的上覆水的无机氮以氨态氮为主, 不同的通氧条件下, 各柱的孔隙水的三氮浓度比上覆水高, 且三氮在沉积物中随深 度增加而增 加; 氨态氮和硝态氮浓度则以孔隙水的为高, 随深度增加而增加; 低溶解氧水平加快底泥释放氨氮速度和增大释放量。