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流速对太湖底泥污染物释放的影响 * 高月香张毅敏张永春 环境保护部 南京环境科学研究所， 南京 210042 摘要 以太湖底泥为研究对象， 在实验室温控和光控条件下， 利用循环水槽形成不同的流速， 模拟太湖水动力作用， 研 究不同流速条件对底泥中营养元素释放的影响。结果表明 在一定实验条件下， 底泥悬浮的临界流速为3 ～4 cm/s， 一 旦超过临界流速， 底泥发生悬浮， 氮、 磷营养元素不断释放到水体中， 为藻类的繁殖提供持续不断的养分。但如果流速 继续增大， 氮、 磷等释放速率开始下降。 关键词 流速; 太湖; 循环水槽; 底泥; 污染物 DOI 10. 13205/j． hjgc． 201408003 EFFECTS OF FLOW VELOCITY ON THE ＲELEASE OF CONTAMINANTS FＲOM TAIHU LAKE SEDIMENT Gao YuexiangZhang YiminZhang Yongchun Nanjing Institute of Environmental Science，State Environmental Protection Administration，Nanjing 210042，China AbstractThis research took sediment from Taihu Lake as an object and used an annular tank to the different flow velocity，under the condition of the temperature and the light intensity controlled． The hydrodynamic function of Taihu Lake was simulated by the experimentation． The effects of flow velocity on release of nitrogen Nand phosphorus Pfrom the lake sediment was investigated． This results show that under the experimental conditions，the critical flow velocity which can let lake sediment suspend was 3 ～ 4 cm/s． If it is greater than the critical flow velocity，lake sediment will suspend and some nitrogen Nand phosphorus Pwhich release from sediment to the water could provide the continuous nutrient for the alga growth in the lake． But if the flow velocity continues to increase，the release rate of nitrogen Nand phosphorus Pbegin to decrease． Keywordsflow velocity;Taihu Lake;annular tank;sediment;pollutant * 国家水体污染控制与治理科技重大专项课题 2012ZX07101- 007 。 收稿日期 2013 －10 －31 内源已成为太湖主要污染源之一［1 ］， 作为浅水 湖泊， 水动力学对底泥污染物的释放和水体的理化环 境因子产生很大影响［2- 4 ］。前期有一些研究是通过野 外观测 ［5- 6 ］、 物理模型模拟［7 ］和数值模拟［8 ］的方法来 研究水动力对湖泊富营养化和蓝藻爆发的影响， 但未 涉及到对具体营养因子的影响; 也有一些研究利用搅 拌法开展室内实验， 定性分析水动力因素对底泥中营 养因子释放的影响， 但这种水动力情况与太湖实际情 况相差较远， 且没有建立起搅拌速度与实际流速之间 的关系 ［9- 10 ］; 也有一些研究通过环形水槽来形成可控 流速 ［11- 13 ］定量研究水动力因素对磷素浓度的影 响 ［14- 16 ］， 但对氮元素的影响研究较少。 本研究是在前人研究的基础上， 在实验室温控和 光控条件下， 利用模拟装置形成不同的流速， 模拟太 湖水动力作用， 分析不同流速条件对底泥中营养元素 释放的影响， 从而为太湖水体富营养化的治理提供合 理的依据。 1实验部分 1. 1实验装置 实验采用自行研发的可控温、 控光、 调节流速的循 环水槽 图1 ， 长 宽 高 160 cm 60 cm 55 cm。 内部水槽形状见图2， 水泵转速为0 ～398 r/min， 温控 －10 0. 5～ 50 0. 5℃， 光照度为0 ～5 000 lx。 工作原理为 通过增减仪器上方日光灯的数量和 强度来调节光照度， 调节仪器内部的制冷制热设备来 01 环境工程 Environmental Engineering 图 1室内模拟实验装置 循环水槽 Fig．1Simulated experiment equipment of laboratory annular tank 图 2循环水槽平面示意 Fig．2Plane sketch map of annular tank 控制循环水槽内部的温度， 通过调节水槽内的水泵转 速形成不同的流量。温度和水泵转速均可通过仪器 控制面板上的数字控制仪来进行调节。电机最大转 速为 398 r/min， 对应的最大流量为 10 m3/h， 流速与 转速的关系见式 1 。 398 n 10 Q 10 vS 10 0. 31 0. 135 3 600 v n ≈ 6 000v 1 式中 n 为电机转速， r/min; v 为计算流速， m/s; S 为 断面面积， m2。 1. 2实验用土 取西太湖宜兴大浦段的底泥， 经晒干、 粉碎后 待用。 1. 3实验水样 取西太湖宜兴大浦段湖水， 采用浮游植物网 0. 45 μm 滤膜过滤， 去除浮游动物、 浮游植物及其他 漂浮物质。初始水质指标为 ρ PO3 － 4 0. 04 mg/L， ρ TP0. 1 mg/L， ρ NO － 3 1. 35 mg/L， ρ NH 4 0. 86 mg/L，ρ TN 2. 15 mg/L，ρ CODMn 20. 01 mg/L。 1. 4实验方法 实验期间温度控制在 25 ℃， 光照度维持在 3 300 lx。实验分 2 个阶段连续进行 第 1 阶段为前 期准备阶段， 将处理好的实验用土均匀铺于循环水槽 底部， 轻压使底泥处于相对平整状态， 并控制底泥厚 度为5 cm， 再用虹吸法轻轻注入经处理后的实验用 水， 注水时防止扰动底泥， 注水至深度约为 25 cm， 然 后静置24 h， 使泥水达到物质交换平衡。第2 阶段为 研究阶段， 通过数字控制仪调节水体流速分别为 0， 1， 2， 3， 4， 5 cm/s， 见表 1。实验从零流速 即静置 开 始， 逐渐加速， 每一流速均保持 2 h， 然后现场监测水 温、 浊度、 电导率、 OＲP、 pH 值、 DO 等指标， 并取样待 测 SS、 N、 P 等指标。然后进入下一流速， 如此反复， 直至达到最高流速。 表 1实验各阶段流速情况 Table 1Flow velocity of each experiment stage 项目阶段 1阶段 2阶段 2阶段 4阶段 5阶段 6 转速 n/ r min －1 060120180240300 流速 v/ cm s －1 012345 2结果分析与讨论 2. 1现象描述 水流流速较小 v 0 ～2 cm/s 时， 泥液面保持静 止， 泥液和清水之间具有一清晰的交界面; 随着水流流 速的加大 v 2 ～3 cm/s ， 泥面开始发生变化， 泥面上 一层很薄的稀释层发生悬扬， 局部地方不时有小块淤 泥被冲起， 但下层底泥没有被扰动。随着流速的进一 步增大 v ＞3 cm/s ， 水流紊动作用不断加强， 这时可 清楚的看到旋涡不断掀起淤泥， 平滑的床面受到较大 破坏， 特别是当某一局部被破坏后， 这一部分的起动加 剧， 淤泥被成层、 成片掀起， 水体很快完全浑浊。 2. 2流速对悬浮物质的影响分析 不同流速条件下水体中浊度变化情况见图 3。 图 3不同流速条件下浊度的变化情况 Fig．3Variation of turbidity at different flow velocity 从图 3 可以看出 水体中的浊度总体上随着流速 的增大而增加。流速小于 3 cm/s 时， 水体中浊度随 流速的增加有所增大， 但增加幅度不大， 由静止时的 18. 6 mg/L 缓慢增大到 83 mg/L; 流速在 3 ～ 4 cm/s 时， 水体中浊度随流速的增加快速增大， 从 83 mg/L 迅速升高到203 mg/L; 当流速大于4 cm/s 时， 浊度的 增幅又逐渐减少。由此可知 流速为 3 ～ 4 cm/s 时， 可使实验装置底部的大量底泥悬浮， 水体变得混浊。 11 水污染防治 Water Pollution Control 2. 3流速对 DO 的影响分析 不同流速条件下 DO 变化情况见图 4。 图 4不同流速条件下 DO 的变化情况 Fig．4Variation of dissolved oxygen concentration at different flow velocity 本实验控制水温约 10 ℃， 该温度下水体的饱和 溶解氧为 11. 3 mg/L。从图 4 可以看出 当流速为 0 ～3 cm/s 时， 随着流速的增加， 沉积物不断被掀起， 水体越来越混浊， 底泥中易降解有机物和还原性化学 物质的化学耗氧作用、 底泥中微生物和底栖生物的生 物耗氧作物， 导致溶解氧浓度不断下降。在流速大于 3 m/s时， 底泥耗氧作用仍然存在， 但此时流速越来越 大， 有大量的氧气通过水 － 气界面进入水体， 使得水 体中的溶解氧浓度又有所增加。 2. 4流速对水体中营养盐的影响分析 2. 4. 1流速对总磷的影响分析 不同流速条件下水体中 TP 浓度的变化情况见 图 5。 图 5不同流速条件下 TP 浓度的变化情况 Fig．5Variation of TP concentration at different flow velocity 从图 5 可以看出 当流速为 0 ～ 2 cm/s 时， 水中 TP 浓度没有呈现随流速变大的趋势， 相反有一定程 度的下降， 这可能时因为流速太小未致使沉积物悬 浮， 底泥中的磷元素没有释放到水体中， 而此时又由 于部分悬浮物的絮凝沉淀吸附小部分磷， 导致 TP 浓 度略有下降; 当流速为 2 ～3 cm/s 时， TP 浓度随流速 增强而缓慢增加， 这是因为底泥开始少量悬浮， 间隙 水中的营养物质开始释放， 并且水动力作用使脱离底 泥的颗粒在数量上大过相互作用而絮凝沉淀的颗粒， 因而 TP 浓度增大; 当流速 ＞3 m/s 时 TP 浓度随着底 泥的大量悬浮显著增加， 当流速达到4 m/s时， TP 浓 度达到 0. 17 mg/L， 增幅为 42。 2. 4. 2流速对磷酸盐的影响分析 不同流速条件下水体中 PO3 － 4 浓度的变化情况 见图 6。 图 6不同流速条件下 PO3 － 4 浓度的变化情况 Fig．6Variation of PO3 － 4 concentration at different flow velocity 从图 6 可以看出 当流速 ＜ 3 m/s 时， 水体中的 PO3 － 4 浓度与流速之间呈负相关关系， 水体中 PO3 － 4 浓 度随着流速的增加反而减小。当流速 ＞3 m/s 时， 水 体中 PO3 － 4 浓度随流速的增大又有所增加。这是因 为沉积物的磷释放和磷吸附作用是同时存在的， 何种 作用为主取决于上覆水体中磷酸盐的浓度及扰动强 度等因素的综合作用。在实验中， 流速 ＜ 3 m/s 时， 水动力对水体的扰动强度不大， 且此时上覆水中磷酸 盐浓度较大＞0. 02 mg/L ， 颗粒物之间的絮凝和吸 附等作均大于磷释放作用， 所以 PO3 － 4 浓度呈下降趋 势。当流速 ＞3 m/s， 且上覆水中磷酸盐浓度下降到 较小值＜ 0. 02 mg/L 时， 各层水体中的 PO3 － 4 浓度 开始上升， 说明此时磷释放作用开始大于磷的吸附沉 降作用。沉积物 － 水构成了湖泊磷酸盐的天然缓冲 体系 当水体磷酸盐负荷较低时， 沉积物处于释磷状 态， 释磷强度随扰动强度的加大而增加; 反之， 当水体 磷负荷较高时， 沉积物则充当吸收剂。这样就充分调 节了水体中的磷酸根浓度， 为植物生长提供磷元素。 2. 4. 3流速对总氮的影响分析 不同流速条件下水体中 TN 浓度的变化情况见 图 7。 从图 7 可以看出 TN 浓度随流速的变化情况与 21 环境工程 Environmental Engineering 图 7不同流速条件下 TN 浓度的变化情况 Fig．7Variation of TN concentration at different flow velocity 浊度的变化情况基本相似， 与流速成正相关关系。当 流速由 0 cm/s 增加到 3 cm/s 时水中 TN 浓度随流速 的增大缓慢增加; 当流速 ＞3 cm/s 时 TN 浓度显著增 加， 当流速达到 4 cm/s 时， TN 浓度达到 5. 09 mg/L; 随后 TN 浓度的增速降低。 2. 4. 4流速对硝氮 － 亚硝氮、 氨氮的影响分析 不同流速条件下水体中 NO － 3 －NO － 2 和 NH 4 浓度 变化情况见图 8。 图 8不同流速条件下 NO－ 3－NO － 2 和 NH 4 浓度的变化情况 Fig．8Variation of NO － 3－NO － 2 and NH 4 concentration at different flow velocity 水体中 NH 4 、 NO － 3 －NO － 2 可能发生的转化包括 1 NH 4 在碱性环境下容易转化为气态的 NH3挥发 进入大气; 2 NH 4 在好氧环境中硝化细菌作用下发 生氧化， 形成 NO － 3 －NO － 2 ; 3 NO － 3 －NO － 2 在厌氧环境 中反硝化细菌作用下发生反硝化反应， 生长 N2和 N2O 进入大气。4 含氮有机物在好氧微生物作用下 分解产生氨氮; 5 水动力条件使得底泥和间隙水中 NH 4 、 NO － 3 －NO － 2 释放到水体中。 观察 NH 4 、 NO － 3 －NO － 2 浓度随流速的变化趋势 图 8 发现 在流速为 0 ～2 cm/s， 水体中 NH 4 离子 随着实验的进行逐渐减少， 而 NO － 3 －NO － 2 浓度沿着流 速的变化大体上呈现上升的趋势。这是因为在这一 阶段水体中 pH 值为 7. 31 ～7. 96， 呈碱性， 所以 NH 4 容易转化为气态的 NH3挥发进入大气; 同时， 实验前 期水体中 DO 值很高， 处于好氧环境， NH 4 通过硝化 过程转化为 NO － 3 －NO － 2 。在这种流速状态下， 水动力 对底泥的扰动强度不大， 分子氧的存在促进硝化反 应， 相对于底泥扰动造成的氨氮释放作用来说， 氨氮 的硝化作用占优势， 因此实验表现为氨氮浓度下降， 硝酸盐氮浓度上升。 当流速 ＞2 cm/s 时， 水动力条件使底泥和间隙 水中的 NH 4 、 NO － 3 －NO － 2 释放到水体中， 但底泥释放 氨态氮的量远大于硝态氮和亚硝态氮的量， 并伴随着 水体中 DO 的消耗， 硝化作用逐渐减弱， 从而使得上 覆水中氨氮浓度上升的趋势远大于 NO － 3 －NO － 2 。 3讨论 从流速对水体中磷元素影响的监测和分析可以看 出， 在自然条件下， 沉积物对磷即有吸附作用， 又有解 吸作用， 两者同时发生。在低流速条件下， 水流基本未 对沉积物中的颗粒作用， 它仅对水体中的悬浮物产生 了作用， 所以悬浮物的吸附作用占了优势， 水体中磷浓 度有所减少， 沉积物在更大程度上是磷元素的 “汇” 而 不是 “源” ; 随着流速的增大， 有悬浮物产生， 上覆水与 底泥间隙水交换程度增大， 底泥和间隙水中的磷元素 开始释放进入水体中， 致使水体磷浓度开始缓慢增大; 随着流速进一步增大， 底泥大量被掀起， 颗粒在水体中 运动， 水体出现浑浊状态， 水动力扰动引起的磷释放强 度远远超过湖泊底泥的吸附力， 水体中的磷浓度增大。 从流速对水体中氮元素影响的监测和分析可以 看出， 氮化合物在微生物作用下可以相互转化， 不同 形态的氮， 其释放能力不同， 溶出的溶解态无机氮在 沉积物表面的水层进行扩散。但是由于底泥表面的 水层含氧量不同， 溶出情况也不同 厌氧时， 以氨态氮 溶出为主; 好氧时， 则以硝态氮溶出为主， 其溶出速度 比厌氧时要快。 4结论 以太湖底泥作为研究对象， 通过环形水槽模拟了 湖泊水体水动力状况， 研究了流速对水体中悬浮物、 DO 浓度、 N、 P 浓度的影响。研究结果表明， 在实验 条件下， 太湖底泥悬浮的临界流速为 3 ～ 4 cm/s， 一 旦超过临界流速， 底部泥沙将大幅悬浮， 其中的一些 磷、 氮营养元素释放到水体中， 为藻类的生长提供持 31 水污染防治 Water Pollution Control 续不断的养分， 有利于藻类的繁殖。但如果流速继续 增大， 氮、 磷营养元素的增幅开始减小， 并且会使藻类 上下混合沉入水中， 不利于藻类在水体表面的停留、 聚集。彭进平等 ［11- 12 ］通过室内模拟实验研究了不同 流速条件下以及水动力过程以后太湖水体中磷素质 量浓度的变化。研究表明， 随着水体流速的变化， 湖 泊水体中 TP 质量浓度的变化呈现3 个阶段， 分别为 流速 0 ～12. 5 cm/s 的下降期， 12. 5 ～50 cm/s的上升 期和 50 ～60 cm/s 的突增期。这里的临界流速50 ～ 60 cm/s 与本研究推测的 3 ～4 cm/s 有较大的差距， 主要是因为两次实验所用的仪器不同， 产生的流速大 小和 方 式 不 同。而 太 湖 水 流 较 弱， 流 速 一 般 在 10 cm/s以内， 个别水势较急的湖区， 流速仅 30 cm/s。 而在最易发生蓝藻水华现象的梅梁湾， 罗潋葱等 ［17 ］ 于 2003 年 1 月进行湖流调查， 发现梅梁湾水流以弱 上升运动为主， 流速为2 cm/s， 湖口流速相对较大， 最 高达 8 cm/s。所以本研究所选用的流速 0 ～ 5 cm/s 与太湖实际流速相符合。 在太湖梅梁湾水华暴发季节， 一场稳定大风过后 的小风天气最容易出现水华现象。大风使得水体的 水动力增大， 大量磷、 氮营养元素释放到水体中， 藻类 大量繁殖， 生物量达到一定的数量级， 随后当盛行的 东南风较小， 小于临界风速 3 m/s ［18- 19 ］时漂浮藻类 停留在水表面， 并顺着风向不断堆积在迎风岸边， 在 湖湾的西北部大量聚集， 从而形成明显水华。 参考文献 ［1］袁旭音， 许乃政， 陶于祥， 等． 太湖底泥的空间分布和富营养化 特征［J］． 资源调查与环境， 2003， 24 1 20- 28. ［2］李安峰， 杨冲， 胡翔， 等． 北京奥林匹克公园龙形水系底泥氮磷 释放实验研究［ J］ ． 环境工程， 2013， 31 4 40- 44， 47. ［3］Bryan M S， Laurence Carvalho， Ｒupe Perkins， et al． Effects of light on sediment nutrient flux and water column nutrient stoichiometry in a shallow lake［ J］ ． Water Ｒesearch， 2008， 42 4/5 977- 986. ［4］陈伟民， 陈宇炜． 模拟水动力对湖泊生物群落演替的实验［J］． 湖泊科学， 2000， 12 4 343- 352. ［5］秦伯强， 胡维平． 太湖梅梁湾水动力及相关过程的研究［J］． 湖 泊科学， 2000， 12 4 327- 334. ［6］秦伯强， 范成新． 大型浅水湖泊内源营养盐释放的概念性模式 探讨［J］． 中国环境科学， 2002， 22 2 150- 153. ［7］朱永春， 蔡启铭． 风场对藻类在太湖中迁移影响的动力学研究 ［J］． 湖泊科学， 1997， 9 2 152- 158. ［8］马生伟， 蔡启铭． 太湖水体的总磷分布及湖流对其影响的数值 研究［J］． 湖泊科学， 1997， 9 4 325- 330. ［9］张路， 范成新， 秦伯强， 等． 模拟扰动条件下太湖表层沉积物磷 行为的研究［J］． 湖泊科学， 2001， 13 1 35- 42. ［ 10］张丽萍， 袁文权， 张锡辉． 底泥污染物释放动力学研究［J］． 环 境污染治理技术与设备， 2003， 4 2 22- 26. ［ 11］彭进平， 逄勇． 水动力条件对湖泊水体磷素质量浓度的影响 ［J］． 生态环境， 2003， 12 4 388- 392. ［ 12］彭进平， 逄勇． 水动力过程后湖泊水体磷素变化及其对富营养 化贡献［J］． 生态环境， 2004， 13 4 503- 505. ［ 13］李一平， 逄勇． 水动力作用下太湖底泥起动规律研究［J］． 水科 学进展， 2004， 15 6 770- 774. ［ 14］Lee Hyung Kima，Euiso Choi，Kyung- Ik Gilb，et al． Phosphorus release rates from sediments and pollutant characteristics in Han Ｒiver， Seoul， Korea［J］． Science of the Total Environment， 2004， 321 1/3 115- 125. ［ 15］Kaiserli A， Voutsa D， Samara C． Phosphorus fractionation in lake sediments- Lakes Volvi and Koronia，N． Greece［J］． Chemosphere， 2002， 46 8 1147- 1155. ［ 16］高敏， 张生， 罗强， 等． 乌粱素海不同粒径沉积物吸附磷实验研 究［J］． 环境工程， 2011， 29 6 107- 109. ［ 17］罗潋葱， 秦伯强， 朱广伟， 等． 太湖梅梁湾冬季湖流特征［J］． 湖 泊科学， 2004， 16 1 73- 76. ［ 18］朱永春， 蔡启铭． 风场对藻类在太湖中迁移影响的动力学研究 ［J］． 湖泊科学， 1997， 9 2 152- 158. ［ 19］杨清心． 太湖水华成因及控制途径初探［J］． 湖泊科学， 1996， 8 1 67- 74. 第一作者 高月香 1981 － ， 女， 助理研究员， 主要研究方向为水污染 防治与生态修复。394459854 qq． com 通讯作者 张毅敏 1964 － ， 女， 博士， 研究员， 主要研究方向为面源污 染控制、 湖泊富营养化与水体生态修复。 41 环境工程 Environmental Engineering