底泥生物氧化對黑臭河道上覆水體影響

底泥生物氧化對黑臭河道上覆水體影響研究關鍵詞：黑臭河道；底泥氧化；上覆水體；研究Abstract:UtilizeartificialconstructSimulationRiver,studystaticbiologicaloxidationofthesedimentaswellastheinfluenceonupperlevelwaterofdifferentsedimentconditioninblack-odorRiverinthedynamiccondition.Theresultindicatesthatbiologicaloxidationofthesedimenthasverytremendousinfluenceonthewaterqualityofupperlevelwater;especiallytheTPandPO43-ofupperlevelwaterwhentheentryingvelocityofflowislower.Keywords:Black-odorRiver;BiologicalOxidationofSediment;UpperLevelWater;Study1前言隨著經(jīng)濟的發(fā)展，大量生活污水和工業(yè)廢水排入城市河道，導致河道水體富營養(yǎng)、甚至黑臭。底泥作為城市河道內源污染，是水體黑臭的重要原因。底泥污染是我國城市河道普遍存在的環(huán)境問題，特別是南方河網(wǎng)地帶的城市河道，由于受潮汐影響，黑臭水體隨潮漲潮落，在城市河道內作往復運動，加速了污染物在底泥的積累，造成黑臭底泥淤積。目前對污染底泥的修復主要采用底泥疏浚、底泥氧化、底泥封閉等三大類技術[3--13]，由于底泥疏浚費用太高，底泥封閉可能破壞河道生態(tài)系統(tǒng)，底泥氧化在底泥修復中起到越來越重要作用。底泥氧化包括通過機械作用進行深層曝氣和破壞水體分層、化學增氧等，也有通過土著微生物、生物促生劑、電子供（受）體等對底泥進行生物氧化[3,4,14,15,16]。研究表明，底泥生物氧化對河道生物修復和生態(tài)恢復具有重要作用，是城市黑臭河道治理的不可或缺的技術措施。本文在此基礎上，進一步研究底泥生物氧化對黑臭河道底泥和上覆水體水質影響，以及其在河道生物修復和生態(tài)恢復治理中的作用。2材料和方法2.1模擬河道模擬河道長15米左右，寬2.6米左右，深1.0米，由3格組成，河道底和岸為磚混凝結構，根據(jù)研究需要，填入15cm黑臭河道底泥進行試驗，河道上游為黑臭水體入口，通過模型河道前后的調節(jié)池和水泵、管閥系統(tǒng)模擬河道水動力條件和進水水質，前后的蓄水池蓄水量各50噸，每條模擬河道水容量為10m3，模擬河水流速為0-6m3/h。處理3（3#）不作任何藥劑處理。完全靜態(tài)條件下，連續(xù)進行10天底泥生物氧化處理，在完全不進水的條件下，測水體COD、NH3-N、TP、DO、pH、葉綠素a等水質指標。2.3動態(tài)研究在靜態(tài)研究的基礎上，對于經(jīng)過底泥氧化、未經(jīng)底泥氧化、和沒有放置底泥三種情況的河道作動態(tài)研究，以上游蓄水池污水流量作為變量，污水流量1/16、1/8、1/4、1/2、1Q/天（Q為每條模擬河道體積），各處理3天，逐步加大。動態(tài)試驗上游蓄水池污水均經(jīng)過曝氣處理，增氧量為：1.1kgO2/h，經(jīng)過增氧的水體呈乳白色，通過水泵按設定的污水流量進入模擬河道，同時測水體各種理化指標和生物學指標。2.4測試方法DO：采用上海產(chǎn)溶解氧測定儀，于每天上午11：00現(xiàn)場測定；透明度：采用自制塞氏盤進行測定，于每天上午11：00現(xiàn)場測定；pH：采用上海產(chǎn)筆式pH計，于每天上午11：00現(xiàn)場測定；CODcr：采用重鉻酸鉀法測定；以上測定方法見文獻1，23結果與討論3.1靜態(tài)試驗研究結果與討論3.1.1靜態(tài)試驗過程中上覆水體CODcr變化圖1靜態(tài)試驗過程中上覆水體CODcr變化圖1為靜態(tài)底泥氧化過程中上覆水體CODcr的變化曲線圖，由圖可以看出，靜態(tài)底泥氧化過程中，三條模擬河道上覆水體CODcr在10天內緩慢減少，試驗開始時候，模擬河道中CODcr在70mg/L左右，試驗進行10天后，放有底泥的1＃、2＃模擬河道上覆水體的CODcr降為40mg/L左右，而沒有放底泥的模擬河道（3＃）上覆水體CODcr則由開始的75mg/L下降島60mg/L左右。在試驗過程中，CODcr變化有比較大的波動現(xiàn)象，這可能是由于模擬河道水體基本上維持靜止不動狀況，從而導致模擬河道各處水質分布不均勻現(xiàn)象。由圖可以看出，在整個試驗過程中，上覆水體的CODcr變化不是很大，這是因為上覆水體基本上處于黑臭現(xiàn)象，溶解氧一直維持在比較低水平，基本上<1mg/L（數(shù)據(jù)未給出），而CODcr的降低一般主要歸功于好氧微生物的生長繁殖，而在這樣比較低的溶解氧水平，微生物生長受到抑制，因而活力不夠從而導致CODcr變化不大。3.1.2靜態(tài)試驗過程中上覆水體NH3-N變化圖2靜態(tài)試驗過程中上覆水體NH3-N變化靜態(tài)底泥氧化過程中上覆水體NH3-N變化見上圖，由上圖可以看出，3＃模擬河道中的NH3-N一直維持在相對較低的水平，1-2＃模擬河道的NH3-N一直維持在17mg/L左右，而3＃模擬河道NH3-N一直維持在14mg/L左右，這是因為1-2＃模擬河道底部填有15cm的河道底泥，這些底泥相當于一個污染源，不斷的向上覆水體釋放其中所含有的NH3-N，從而導致三條模擬河道中的NH3-N濃度差異比較大。上覆水體中的NH3-N總體上維持不斷下降的趨勢。3.1.3靜態(tài)試驗過程中上覆水體TP和PO43-變化圖3靜態(tài)試驗過程中上覆水體TP變化圖4靜態(tài)試驗過程中上覆水體PO43-變化靜態(tài)底泥氧化過程中模擬河道上覆水體TP和PO43-變化見圖3和圖4，比較圖3和圖4，可以看出，沒有放底泥的3＃模擬河道的TP和PO43-濃度都遠遠高于放有底泥的1＃和2＃模擬河道，原本3條模擬河道的河水都來自同一蓄水池，初始濃度本該相差不大，而上圖顯示差距巨大，這是因為模擬河道加滿上覆水體后幾天，我們才開始研究工作。因為底泥含有大量的各種金屬離子，這些金屬離子很有可能與PO43-發(fā)生反應生成溶解度不高的物質，沉淀于河底成為底泥的一部分，因為3＃模擬河道底部并沒有底泥，從而導致3條模擬河道上覆水體的TP、PO43-相差較大。比較圖3和圖4中1＃和2＃模擬河道中的TP和PO43-變化曲線，發(fā)現(xiàn)做了底泥氧化的1＃模擬河道上覆水體中，TP和PO43-濃度均較沒進行底泥氧化的2＃模擬河道上覆水體低，說明底泥氧化過程有利于P從上覆水體轉移到河道底泥，并成為河道底泥的一部分，因而底泥氧化有利于水體中P的固定，所以底泥氧化對于某些富營養(yǎng)化水體的治理具有非常好的促進作用。3.2動態(tài)試驗結果與討論根據(jù)試驗安排，在靜態(tài)底泥氧化試驗結束后，我們對經(jīng)過底泥氧化、未經(jīng)底泥氧化、和沒有放置底泥三種情況的河道作動態(tài)研究，通過改變模擬河道上游入水流速，研究在不同流速下上覆水體各項水質指標的變化，也既是水體在模擬河道中的停留時間不同對于上覆水體各項水質指標的影響。3.2.1動態(tài)試驗過程中上覆水體CODcr變化表1動態(tài)試驗過程中上覆水體CODcr變化流速（m3/h）濃度（mg/L）0.170.3350.671.342.679入水濃度94765763721＃模擬河道出水62584858672＃模擬河道出水65574151623＃模擬河道出水4952464174由表1可以看出，由于隨著模擬河道入水流速增加，相應的水體在模擬河道的停留時間下降，模擬河道入水口水質與出水口水質之間的差值逐漸減少，當流速為0.17m3/h時，由入水92dmg/L分別下降到62mg/L，65mg/L和49mg/L，降幅分別達30mg/L，27mg/L和43mg/L；當入水流速提高到2.68m3/h時，入口只是由入口的72mg/L下降到67mg/L和62mg/L，水質變化非常小，3＃模擬河道甚至根本就沒有什么變化。這是因為入水流速小，因而水體在模擬河道中的停留時間增加造成的。3.2.2動態(tài)試驗過程中上覆水體NH3-N變化表2動態(tài)試驗過程中上覆水體NH3-N變化流速（m3/h）濃度（mg/L）0.170.3350.671.342.679入水濃度15.817.87.9213.8112.881＃模擬河道出水16.616.811.1612.1913.442＃模擬河道出水15.41710.8412.6112.993＃模擬河道出水14.616.711.3512.4613.39試驗過程中NH3-N變化見表2，由表2可見，隨著流速的增加，NH3-N變化不明顯，甚至有增加的趨勢，這可能是因為模擬河道底泥釋放NH3-N造成的，在前面靜態(tài)試驗也基本上呈現(xiàn)類似規(guī)律，表明底泥氧化對黑臭河道水體中的NH3-N作用不是那么明顯；另外的原因可能就在于入水水質非常不穩(wěn)定造成的，因為入口和出口水樣基本上在同一時間采集，而河道水體水質受多方面原因影響，造成水質不穩(wěn)，變化幅度大，這就可能造成某些樣品出口甚至比入口還大的原因?？偟膩碚f，底泥氧化對去除水體中的氨氮效果不夠理想，經(jīng)過深入分析也確實會出現(xiàn)這樣的試驗結果。一般來說，大多數(shù)學者都認為，要完全將氨氮從水體中去除，需要經(jīng)過兩個階段：好氧硝化階段，厭氧反硝化階段，其中好氧硝化階段要消耗大量的溶解氧，并且反應時間較長；而厭氧反硝化階段則需要在缺氧或者厭氧條件下，在反硝化細菌的作用下才能發(fā)生，而且需要消耗碳源，所有這些因素在模擬河道中很難全部得到滿足，因而模擬河道中的氨氮變化不大也是可以理解的。3.2.3動態(tài)試驗過程中上覆水體TP和PO43-變化表3動態(tài)試驗過程中上覆水體TP變化流速（m3/h）濃度（mg/L）0.170.3350.671.342.679入水濃度4.034.821.972.573.321＃模擬河道出水1.833.412.572.233.722＃模擬河道出水2.663.662.292.413.733＃模擬河道出水3.33.952.572.733.57表4動態(tài)試驗過程中上覆水體PO43-變化流速（m3/h）濃度（mg/L）0.170.3350.671.342.679入水濃度1.922.460.881.951.91＃模擬河道出水1.191.61.281.592.062＃模擬河道出水1.452.661.271.8223＃模擬河道出水1.712.391.331.781.97試驗過程中上覆水體TP和PO43-的監(jiān)測結果見表3和表4，由表3可知，在較低流速下，底泥氧化對上覆水體TP和PO43-有比較明顯的去除效果。當流速為0.17m3/h時，PO43-由入水的1.92mg/L下降到1.19mg/L，而沒有作底泥氧化的2＃模擬河道則只是下降到1.45mg/L，3＃模擬河道只是降為1.71mg/L；1＃模擬河道的TP由開始的4.03mg/L下降到1.83mg/L，2#模擬河道則下降為2.66，3＃下降為3.3mg/L，表明底泥氧化對P的去除效果非常明顯。但是，當入水流速增大后，P的去除效果逐步降低，這可能是因為流速增大，上覆水體還沒來得及和底泥中存在的物質進行充分的作用，就已經(jīng)排出模擬河道造成的。4結論通過前面的分析討論，可以看出，底泥對于上覆水體中的TP和PO43-有非常明顯的影響，特別是當入水流速較小時，沒有底泥的模擬河道上覆水體TP和PO43-的濃度大大高于有底泥的模擬河道，當入水流速為濃度分別為當流速為0.17m3/h時，沒有底泥的3＃模擬河道出口TP高達3.3mg/L，而有底泥的模擬河道只有1.7-1.8mg/L左右。底泥是河道污染物長期積累的載體,底泥和上覆水體通過泥-水界面的物質交換互相影響。底泥通過消耗水體溶氧[1-3]、釋放有機污染物[4-6]和營養(yǎng)鹽[7-10]，等形式影響上覆水體,是河道的重要次生污染源；同時底泥又是河道生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,河道自凈作用主要源于其稀釋、固相吸附、生物分解等,其中底泥吸附和生物分解是河道污染物遷移和轉化的主要形式,底泥對河道自凈功能具有不可替代的作用[11]。底泥生物氧化是一個好氧分解過程，隨著河道底泥生物氧化，從河道泥水界面到深層底泥，形成好氧-兼氧-厭氧區(qū)，泥-水界面氧化層的形成對維持底泥好氧微生物區(qū)系和底棲生物的多樣性十分重要，泥-水界面氧化層和深層底泥通過硝化-反硝化作用可部分除去輸入河道的N負荷；泥-水界面氧化層能吸附部分輸入河道的P負荷，同時阻止N、P營養(yǎng)鹽底泥向上覆水體釋放；泥-水界面氧化層可分解來自河道污染物、浮游動植物殘體，除去輸入到河道中的有機污染物；底泥亞擴散層的屏蔽效應可以阻止深層底泥不斷滲出的有機質和其它污染物,抑制有毒物質向河道水體擴散[12,13]。底泥氧化層厚度,很大程度決定了河道自凈能力,底泥氧化層越厚,河道自凈能力越強,反之,河道自凈能力越弱[14,15,16]。水體黑臭、底泥淤積是我國城市河道普遍現(xiàn)象,污染底泥修復對我國城市河道治理具有特別重要的意義。1王敏，張明旭.蘇州河武寧路斷面底泥需氧量測定[J].上海環(huán)境科學，2003,22（6）：418-4222劉富強，杞桑.珠江廣州河段員村段的底泥耗氧[J].環(huán)境科學，1994,15（1）：31-353袁文權，張錫輝，張光明.底泥生物和化學需氧動力學模式的探討[J].上海環(huán)境科學，2003，22（12）：921-9254畢春娟，鄭祥民，陳振樓.蘇州河市郊底泥中CODcr和NH3-N的空間分布特征[J].上海環(huán)境科學，2000，19（7）：305-3085周靈輝.外秦淮河底泥釋放對上覆水水質的影響[J].環(huán)境監(jiān)測管理與技術，2003，15（5）：41-426張麗萍,袁文權,張錫輝.底泥污染