2016, Vol. 28 
城市河道分布于城市人口聚集区，生态系统易受土地开发利用的影响[1]，而且一经破坏难以恢复[2].随着城市化的发展，城市河道被多次开发利用和改造，生态功能遭到严重破坏[3]，城市天然水系不断萎缩，水质急剧恶化，自净能力下降，氮、磷污染尤为严重，部分河道出现黒臭现象.而且，城市内河底泥中积累了大量重金属及氮、磷等营养元素，在一定条件下，会向上覆水中释放，对河流造成二次污染[4].因此，降低水体和底泥中的氮、磷含量成为水体生态修复的关键.要实现水体生态修复就要恢复水体的自净能力[5].河道水体的自净是由无数的物理、化学和生物因素的直接和间接作用所产生的复杂过程[6]，是通过一系列自然过程使氮、磷等污染物质得以转化、吸收、再分配(底泥的释放与吸附)，并让水体得以净化并能恢复到初始状态的能力[7-8].影响水体氮、磷自净能力的因素很多，如季节性变化(温度)[9]、水动力条件[10]、溶解氧、微生物、护岸结构[11]、堤坝工程[12]等.研究表明，水体中氮、磷等营养盐的去除率随季节变化很大[13-14]，温度和溶解氧能影响底泥中氮、磷等营养盐的释放速率[15-17]，曝气能影响水体氮、磷去除效果[18-19]；微生物在一定条件下能去除水体中的氮、磷[20-21].近年来，对于湖泊、海湾水体[22-23]自净能力的研究很多，基本上只是考虑一个因素，而对城市内河自净能力，尤其是多个影响因素下的变化却鲜有报道.而且，一般的研究基本上是在实验室内进行的，未考虑自然环境的影响，与真实情况存在一定差异.
本文综合考虑室内与室外条件，能较好地反映河道水体的真实情况.苏州城区河道狭窄，水流缓慢，加上分布于城市人口聚集区，水体自净能力下降，氮、磷污染尤为严重.本研究以典型城市河道(官渎花园内河)为研究对象，通过室内及室外模拟实验，研究不同污染物浓度、流速、曝气复氧、渗滤作用以及季节温度对河道水体氮、磷自净能力的影响，为河道水体生态修复提供依据.
1 研究区域官渎花园内河西段位于苏州市(30°46′~32°02′N，120°11′~120°16′E)姑苏区，东端被截断，形成断头浜，水体滞流造成自净能力下降.该河道位于人口密集区，污染物来源复杂而分散，水体污染严重.水体常年呈墨绿色，部分河段呈灰黑色，河面有较多漂浮物，河水腥臭难闻，是具有代表性的苏州城区典型的半封闭型的重污染河道.由于上游源头申家坟里浜的生活污染物直接汇入，小型作坊处工业污染物直接入河，污染由东向西逐渐减轻.故选择如图 1所示的3个断面研究水体和底泥的氮、磷自净能力.
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图 1 研究区域及采样断面位置 Fig.1 Location of the study area and the sampling profiles |
水体氮、磷的自净能力主要体现在水体中氮、磷的转化及底泥中磷的吸附与释放效应.因此用氨氮(NH3-N)降解系数、硝态氮(NO3－-N)降解系数、总氮(TN)降解系数、总磷(TP)降解系数、底泥磷的吸附和释放速率等自净参数来表征水体氮、磷的自净能力.研究[24-25]表明，对于中小型河流，河流流速较小，且在水体污染物浓度较低时，水体中污染物的降解符合一级反应动力学，即：
| $ {\rm{ln}}{C_0} = {\rm{ ln}}{C_t} + K{\cdot}t $ | (1) |
式中，C0为初始浓度，Ct为第t天的浓度，t为时间，K值即为相应的污染物降解系数.
2.2 实验材料取3个断面处上覆水样和底泥.水样用聚乙烯瓶储存，按照文献[26]中的分析方法，测定TN、NH3-N、NO3－-N、TP、溶解性磷酸盐(SRP)等理化指标浓度.底泥是由柱状采样器采集的无扰动柱状样(表层0~10 cm)，于4℃下保存，测定氮、磷含量等理化指标：TP含量采用碱性过硫酸钾氧化法测定，NH3-N含量采用氯化钾提取法测定，底泥中的有效磷(Olsen-P)含量采用碳酸氢钠提取法[27]测定.
2.3 实验内容通过室内模拟实验确定污染物浓度对氮、磷自净的影响；然后通过室外模拟实验确定水动力条件、曝气复氧、渗滤作用及温度对氮、磷自净的影响.
2.3.1 室内模拟实验(1) 水体NH3-N和NO3－-N降解系数的测定：取3个断面的水样100 ml，用硫酸铵将NH3-N浓度调至200 mg/L左右，5 d内每天测定溶液中NH3-N浓度；取3个断面的水样100 ml，用硝酸钾将NO3－-N浓度调至10 mg/L左右，5 d内每天测定溶液中NO3－-N浓度.
(2) 底泥磷吸附速率及释放速率[28]的测定.
吸附速率的测定：分别取3个监测断面的上覆水样，测定其SRP浓度.分别在250 ml的锥形瓶中加入新鲜底泥样品5g，再小心注入100 ml吸附水样(由磷酸二氢钾及上覆水水样配制而成，SRP浓度在1.5 mg /L左右)，避免底泥扰动.分别在3、6、9、12、24、36、48 h时测定水中SRP浓度，测定后扰动上覆水.
释放速率的测定：分别取3个监测断面的上覆水样，测定水中SRP浓度.分别在250 ml的锥形瓶中加入新鲜底泥样品5 g，再小心注入100 ml上覆水样品，避免底泥扰动，于室温条件下敞口蔽光培养.分别在3、6、9、12、24、36、48 h时测定水中SRP浓度，测定后扰动上覆水.
2.3.2 室外模拟实验以官渎花园内河(天然河道长180 m，宽18 m，水深1.5 m)为原型，建立模拟河道，研究官渎花园内河在无外源污染且水体滞流的状态下水质的变化情况.结合试验场地等多种因素，确定模拟河道的纵横向比例尺λL=30，垂直方向比例尺λh=5，确定模拟河道的长为6.0 m，宽为0.6 m，水深为0.3 m(图 2).模拟河道由水泥砂浆砌成，由进水区、出水区(都为0.3 m)和河道主体组成，过水断面为矩形，在进、出水区与河道主体的连接端设有0.15 m高的挡泥槛.底部铺有0.1 m高的底泥，河水层高度为0.3 m.实验中的底泥和用水均取自官渎内河断面1.模拟河道分为两组：一组为对照组，不做任何处理；另一组为实验组，分别在以下条件下运行：
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图 2 模拟河道 Fig.2 Simulant water course |
(1) 流速：用水泵和转子流量计将流速调为16m/h(按生态流速和不淤积流速所取)；(2)曝气复氧：通过外部气泵向位于实验模拟河道中央的曝气头输送空气来进行复氧，使DO浓度在6~8 mg/L；(3)渗滤装置：通过外部计量泵和渗滤装置增加微生物种类和数量.渗滤装置由圆柱型的有机玻璃管制成，其中半径0.5 m，高1.8m.实验水流由装置底部进入，由上部排出.装置由集水层(0.2 m，位于装置底部)、承托层(0.3 m，由3个级配(50 mm、30 mm、10 mm)的鹅卵石构成)和滤料层(0.5 m，采用半径为5 mm的陶粒)组成，穿孔板位于集水层和承托层之间，使布水均匀.渗滤净化装置流量Q=0.36 m3/d，水力负荷q=0.458 m3/(m2·d)，计量泵流量为30 L/h.
实验在3个季节内(夏、秋、冬季平均温度分别为30.23、20.27、9.47℃)进行，不做任何处理的河道水质的变化即为温度的影响实验.每种条件运行24 d，于采样点每隔4 d采集1次水样，测定水体pH值、浊度和DO、TP、NH3-N、TN及NO3－-N浓度.
3 结果与讨论 3.1 污染物浓度对氮、磷自净的影响从表 1可以看出，断面1、2、3底泥中各项指标均呈现递减趋势，即污染逐渐减轻.TP含量明显偏高，是水体中的500倍以上；NH3-N含量相对较小，是水体中的10倍以上，底泥是氮、磷的汇.Olsen-P可用于表征生物可利用的磷[29]，在3个断面上分别占底泥TP的7.65%、11.42%和10.81%.根据英国农业发展和咨询服务指标体系，当土壤中Olsen-P含量超过46 mg/kg时处于富营养状态[27], 表明断面1和2明显处于富营养状态.底泥含水率与有机质含量与太湖月亮湾的基本相同[30]，有机质可以和元素Ca、Mg、Fe、Al等形成配合物，潜在影响水体中磷的转化.3个断面水体TN浓度为9.53~31.89 mg/L，NH3-N浓度为7.43~24.35 mg/L，氮素污染严重，NH3-N是河流中氮素循环的主要形态，其浓度约占TN浓度的80%.水体TP浓度为1.19~2.86 mg/L，SRP浓度为0.99~2.61 mg/L，远远超过国家地表水环境质量标准中Ⅴ类水标准(0.40 mg/L).
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表 1 底泥及上覆水的理化性质 |
随着污染物浓度的减小，3个断面的NH3-N降解系数和NO3－-N降解系数逐渐减小，相应氮素的降解减慢(图 3).另外，NO3－-N的降解系数为负值，NO3－-N含量随断面呈上升趋势.NO3－-N降解系数明显小于NH3-N降解系数，说明水体的硝化作用增强，反硝化作用受到抑制.反硝化作用发生的3个条件为：具备有效硝酸盐或亚硝酸盐、低氧浓度和电子供体[31].但主要的限制条件为：满足产生硝酸盐所需要的高DO浓度和反硝化作用所需要的低DO浓度(＜0.2 mg/L)，故反硝化作用只发生在好氧/缺氧界面上，而且这个界面必须是时间上或(和)空间上相分离的[32]，因此DO成为水体脱氮的限制因素.断面3处DO浓度为3.8 mg/L，所以反硝化作用受抑制.断面1和2的DO浓度均小于0.2 mg/L，适合发生反硝化作用，然而反硝化作用却受到抑制，原因为：断面1和2有低DO浓度和丰富的电子供体，虽然有利于反硝化作用，却限制了亚硝化细菌和硝化细菌的作用，长期低浓度(＜0.2 mg/L)的硝酸盐使反硝化作用缺乏底物，降低了反硝化作用的效率，最终导致氮素只能停留在NH3-N形态.
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图 3 氨氮和硝态氮降解系数 Fig.3 Ammonia nitrogen and nitrate nitrogen degradation coefficient |
3个断面不同底泥中磷的吸附和释放规律如图 4所示.底泥磷吸附速率和释放速率的计算公式为：
| $ K = \frac{{[\left( {{C_n}-{C_0}} \right){\cdot}V + \sum\limits_{i = 1}^n {{V_j}({C_{i-1}}-{C_\rm{a}})}]}}{{w{\cdot}t}} $ | (2) |
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图 4 底泥磷的吸附(a)和释放(b)规律 Fig.4 Laws of sediment phosphorus adsorption(a)and release(b) |
式中，V为上覆水体积，Cn、C0和Ci－1分别为第n次、初始和第(i－1)次采样时的SRP浓度, Ca为添加水样中的SRP浓度，Vj为每次的采样体积，w为底泥的湿重，t为吸附和释放时间.
由吸附实验可以看出，断面1在第2h，断面2和3在第3h的SRP浓度达到最大值，分别为1.42、1.99和2.02 mg/L，明显高于初始值，可能是由上覆水的扰动造成的，扰动打破了底泥与水界面间的动态平衡，使SRP得以释放.随后急剧下降，底泥对SRP的吸附占主导，在第8h后趋于稳定(图 4).3个断面对磷的吸附量随着污染的减轻而逐渐增加(表 2).即随着污染物浓度的升高，底泥对磷的吸附能力减弱[33].
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表 2 不同断面底泥中磷的吸附与释放速率 Tab.2 Sediment phosphorus adsorption and release rates of different sections |
由释放实验可知，断面2和3在第3 h SRP浓度达到最大值，而断面1一直呈下降趋势，24 h后3个断面的SRP浓度基本趋于稳定(图 4).断面2和3在前3 h底泥中的磷有明显释放，水中SRP浓度高于初始值，之后底泥中磷的吸附占主导.断面1在初始时刻，SRP浓度最大，释放却受抑制，即上覆水中SRP的初始浓度越大，对底泥释放磷的抑制作用越大[34].
由表 1和表 2可知，底泥中磷以吸附为主，吸附速率是释放速率的10倍左右；底泥是磷的蓄积库，磷的污染主要是水体的污染.吸附速率为断面3＞断面2＞断面1，释放速率为断面2＞断面1＞断面3.定义底泥中磷的总体吸附速率为吸附速率和释放速率之差，总体吸附速率的大小可反映断面底泥中磷的自净能力，其值越大，证明磷的自净速率越快.由表 2可知，3个断面底泥磷的自净速率为断面3>断面2>断面1, 即随着污染物浓度的减小，底泥对磷的自净速率加快.
3.2 流速对氮、磷自净的影响与静止水体相比，水体流速变为16 m/h后，NH3-N降解系数和TP降解系数都增大，增幅分别为17.05%和34.85% (图 5).整个实验期间，实验河道浊度都要高于参照河道.
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图 5 水动力条件对氮、磷降解的影响 Fig.5 The influence of hydrodynamic conditions on nitrogen and phosphorus degradation |
在实验前20 d，参照河道的NH3-N降解都比实验河道的要快，可能是由于水体扰动使部分底泥上浮，造成含氮污染物的释放所致.水体扰动使悬浮颗粒物的絮凝沉淀速率加快，而颗粒物能对NH3-N进行吸附，颗粒物越多，NH3-N降解速率越快[35]，使后期NH3-N得以去除.
对于TP的降解，改变流速加快氧气向水体底部传输的速率，增加泥水界面的氧化氛围，使底部微生物吸附降解磷的速率加快.
3.3 曝气复氧对氮、磷自净的影响曝气复氧使实验河道DO浓度维持在6~8 mg/L，参照河道DO浓度一直处于1.2 mg/L左右.曝气复氧使NH3-N和TP降解都加快，对NH3-N降解的增幅不明显，仅为8.35%；TP降解显著增强，增幅为59.33% (图 6).
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图 6 曝气复氧对氮、磷降解的影响 Fig.6 The influence of aeration on nitrogen and phosphorus degradation |
曝气充氧一方面增强了水体扰动，使污染物从底泥中释放到水体，故开始时NH3-N降解比参照河道慢；另一方面，曝气增加了水中的DO浓度，使水体pH值维持在8左右，氨氧化速率加快[36]，后期NH3-N降解加快.
天然河道中磷的去除主要是靠物理除磷(卵石的吸附作用)和生物除磷(悬浮生长的细胞和植物直接吸收磷和底泥中的聚磷微生物好氧过量吸收磷)，其中，聚磷微生物的好氧过量吸磷是去除磷的主要途径[37-38].曝气使底泥中的聚磷微生物在好氧条件下过量吸磷；而且充足的DO使底泥表层形成氧化层，能减缓底泥中磷的释放，也能对上覆水中的PO43－进行专属性吸附.故TP降解系数显著提高.
3.4 渗滤装置对氮、磷自净的影响渗滤装置形成生物膜，微生物种类和数量增多，两组河道的DO浓度都维持在1.5 mg/L以上.渗滤装置提高了NH3-N和TP的降解速率，其中NH3-N增量达50.00%；TP的增幅为23.01% (图 7).
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图 7 渗滤装置对氮、磷降解的影响 Fig.7 The influence of filtration on nitrogen and phosphorus degradation |
水中NH3-N的去除通过分子扩散作用、微生物的吸附作用、硝化或氨氧化过程进行[18]，其中硝化或氨氧化过程是去除NH3-N的主要途径.渗滤装置中形成的生物膜由于固着在陶粒滤料上，因此世代时间较长的细菌如亚硝酸盐细菌、氨氧化细菌等硝化细菌能在其中较好地生长[39].而且，水体中DO浓度在1.5 mg/L以上，呈偏碱性，较利于硝化作用的发生.首先，通过滤料上带负电的微生物对NH3-N起吸附作用，接下来通过硝化作用将NH3-N转化为NO3－-N[40]，进一步对NH3-N进行吸附，使其降解速率明显提高.
水流通过渗滤装置时，使磷与填料充分接触，提高了聚磷微生物对磷的吸附去除性能；而且渗滤装置中存在的大量微生物，也能通过生命活动消耗部分磷，填料中的鹅卵石也能吸附去除部分磷[38].
3.5 温度对氮、磷自净的影响在3个季节内，水体中氮、磷自然降解，其降解变化如图 8所示.自然条件下，随着温度的升高，NH3-N和TN降解系数逐渐升高，在夏季(平均水温为30.23℃)时达到最大.对于NH3-N降解，温度每升高10℃，NH3-N降解系数的增量为2.05% ~268.86%；在20.23℃时是9.47℃时的4倍左右，而30.23℃时和20.27℃时相差不大.对于TN降解，温度每升高10℃，TN降解系数的增量为85.85% ~92.88%.水体中TN的去除过程主要包括氨化、硝化和反硝化作用以及微生物的生长对各类氮源的利用，其中NH3-N的去除主要是通过硝化作用和氨氧化作用.整个实验期间，随着水温的升高，水体中生物体和微生物的活性增强，促进了底泥中含氮有机物的矿化作用，硝化速率显著增强[41]，NH3-N迅速降解；反硝化作用也增强，TN也得以迅速去除.
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图 8 温度对氮、磷降解的影响 Fig.8 The influence of temperature on nitrogen and phosphorus degradation |
随着温度的升高，TP降解系数逐渐变小，且温度每升高10℃则TP降解系数减少32.40% ~43.82%.水中的磷包括溶解态磷和颗粒态磷，磷在水体中的转化主要有沉淀作用和底泥的释磷作用.大部分颗粒态磷沉入水体与钙、铝、铁等金属离子形成不溶性磷.温度升高加速了磷的矿化作用，使不溶性磷酸盐的溶解度增大，使底泥中的有机结合态磷释放到水体；此时微生物的活性增强，降低了底泥表面的氧化还原电位，可能会促进铁结合态磷的释放[42].此时，水体中pH值达到8以上，磷主要以H2PO4－形式存在，有利于磷酸根离子从氢氧化铁胶体中分解吸附，沉淀作用减弱，使更多的磷酸盐得以释放到水体[43]，故TP降解速率减慢.
4 结论通过室内和室外模拟实验，得出的主要结论如下：
1) 室内模拟实验显示：随着污染物浓度的增大，NH3-N降解系数和NO3－-N降解系数逐渐增大，但是NH3-N降解系数要远远大于NO3－-N降解系数，反硝化受抑制，水体氮素只能停留在NH3-N形态.底泥磷的总体吸附速率随着污染物浓度的增大而减小，以吸附为主，吸附速率是释放速率的10倍左右.
2) 室外模拟实验显示：与静止水体相比，模拟河道通过改变流速、曝气复氧和渗滤作用，能增强水体氮、磷的自净能力，提高氮、磷降解速率.其中，渗滤能显著提高NH3-N降解系数，曝气复氧能显著提高TP降解系数.
3) 在自然条件下，随着水体温度的升高，NH3-N和TN降解系数逐渐增大，TP降解系数则逐渐减小.
影响水体的氮、磷自净能力的因素包括污染物浓度、温度、DO浓度、水流要素、渗滤作用等.要达到水体氮、磷生态修复的目的，可以考虑将渗滤和曝气复氧相结合，提高氮、磷去除效果.
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