1 引言(Introduction)

河流、湖泊和水库共同构成陆地水环境的重要组成部分, 其环境质量直接决定了人类赖以生存的环境.近年来, 随着我国在流域水环境治理力度的加强, 外源直接输入造成陆地水环境恶化的现象极少发生(李玲玲等, 2020).尽管如此, 我国水环境状况仍不容乐观, 据2018年《中国生态环境状况公报》显示, Ⅴ类和劣Ⅴ类水体约占2018年全国流域总体的11.4%, 其中海河流域整体处于中度污染, Ⅴ类和劣Ⅴ类水体约占34.4%, 是我国七大流域中污染最严重的河流(生态环境部, 2019).在其他流域的特殊时期, 流域整体水质也不容乐观, 例如汛期对于我国大多数流域而言都是较大的考验.北京隶属于海河流域, 降雨年内分配不均, 汛期降雨量占全年的70%~80%(丁凯熙等, 2019).汛期大量的降雨进入河道, 给河道水环境造成一系列影响, 其中河道水位抬升、河流水动力改变是较突出的现象.河道水位抬升一方面导致河岸带被河水覆盖, 增加了河岸带中原有污染物向河水释放的风险；另一方面, 河道水位抬升使得河水倒灌, 导致以前干涸的河道重新被河水覆盖, 增加了河道沉积物中污染物释放的风险.此外, 河道水位抬升, 可能促进了原有河道沉积物中污染物的释放(周锴等, 2020).河流水动力改变一方面增加了河道沉积物扰动强度, 另一方面也加快了河流水体的置换, 对河流水环境造成一定影响.因此, 汛期降雨对河道水环境的影响值得深入研究.

河道内源污染随着河道外源得到有效控制后, 逐渐成为制约河流水环境持续改善的顽疾.关于河流沉积物中污染物释放的研究, 目前国内外学者开展了大量的探索性工作, 集中污染物释放影响因素分析(扰动、温度、溶解氧、pH、底泥中污染物含量等)(朱曜曜等, 2018；潘涛等, 2019；张强等, 2019；裴佳瑶等, 2020)、不同来源沉积物中污染物释放(河道、湖泊、水库、海洋等)(丁瑶等, 2019；Wu et al., 2020；Yu et al., 2020)、沉积物中不同污染物的释放规律(氮、磷、重金属、氟化物等)(施玉珍等, 2020；Yuan et al., 2020；张博等, 2020)以及沉积物中污染物的地球化学循环研究(氮循环、磷循环等)(李文超等, 2015；Yu et al., 2016)等, 上述探索为内源污染控制提供了一系列的解决方案.汛期河道水位提升是汛期集中降雨的结果, 对于排洪不畅的河道, 随着汛期持续降雨, 水位会在很长一段时间内处于较大波动状态.关于水深对河道沉积物中污染物释放的影响, 周锴等(2020)以太湖河道沉积物为研究对象, 通过实验室模拟河道的方式, 探索了水深对河道沉积物中总氮和总磷释放的影响, 结果表明总磷释放通量与水深呈负相关、总氮释放通量与水深呈正相关, 其他与之相关的研究则较少.基于上述研究需求, 本文以汛期水位波动较大河流为研究对象, 通过实验室水槽模拟河道的方式, 探索汛期降雨导致的河道水位波动以及扰动对河道沉积物中污染物释放的影响, 明确河道水位波动导致的内源负荷释放, 为河流尤其是干涸河流内源治理提供技术支撑.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 沉积物来源及特征

萧太后河发源于北京城的东南护城河, 隶属于北运河水系, 于通州张家湾汇入凉水河, 河道全长约22.5 km, 流域面积为102 km², 横跨北京市朝阳区与通州区.萧太后河是典型的防洪型河道, 汛期河道水位波动幅度大、持续时间长, 是比较好的研究对象.本文所研究的沉积物采集于2019年8月, 分别在河道正常水位以及降雨河道水位提升后各采集一次, 采样点位于萧太后河口子桥桥下.为维持沉积物原有性状, 采用柱状沉积物采样器(SDI VC-min浅水型沉积物采样钻机, 美国)采集表层约10 cm柱状样, 样品采集完成后上下口封闭后带回实验室, 放入模拟水槽中分别开展静置和扰动条件下模拟实验.采样完成后从各柱状沉积物样品表层1~3 cm中采集少量样品分析沉积物理化特性, 分析结果如表 1所示.

2.2 实验方法 2.2.1 实验装置

本实验设计的水槽长1 m、宽0.8 m、高1.3 m, 水槽由两个模拟河道所构成, 单个河道宽0.4 m, 每个河道布设12个放置柱状样管孔, 单个柱状样管孔内径80 mm, 为有机玻璃水槽(图 1).水槽的进水段和出水段距柱状样管孔0.2 m, 保障实验段沉积物水流的平稳性.在扰动实验河道, 通过管道连接实验循环用水, 在水泵与回水管之间安装流量计, 通过调节阀门控制所需实验流速.为保证实验过程不对上覆水产生干扰, 采用虹吸原理采集水样.由于采样点出河道狭窄, 基于相似原理设计该模拟河道, 尽可能降低边壁效应影响, 在一定条件下可将实验结果应用于实际.本文实验研究参照一维模型设计, 与平原河网相契合.结合汛期河道实地观测, 汛期河道流速基本都能引起河道底泥的再悬浮, 依据不同粒径沉积物再悬浮的启动流速(钟小燕等, 2017), 结合模拟水槽的实测启动流速, 实验水槽流速设定为0.31 m·s^-1, 在该流速条件下柱状沉积物处于再悬浮状态, 符合实验设定的条件.

2.2.2 实验设计

柱状沉积物采集完成后, 连带柱状样(柱状样长0.1 m)采集管一并放入实验水槽柱状样管孔, 以北京市槐房再生水厂退水作为上覆水(TP 0.18 mg·L^-1, TN 1.4 mg·L^-1, NH₃-N 1.2 mg·L^-1, COD_Cr 28 mg·L^-1), 将系统静置一周后开始实验.静置实验处理过程如下, 控制沉积物上部水体高度分别为0.3、0.5、0.7和0.9 m, 即泥水高度比分别为1:3、1:5、1:7和1:9(扰动实验相同泥水比).在试验过程中通过虹吸原理采集沉积物以上10 cm出的水样, 取样后立即补充相同体积的再生水, 每批次的采样时间分别为20、40、64、88、112、136、160、184、208和232 h.扰动实验处理过程如下, 控制实验水槽流速为0.31 m·s^-1, 控制水位分别为0.3、0.5、0.7和0.9 m, 在试验过程中通过虹吸原理采集沉积物以上10 cm出的水样, 取样后立即补充相当量的再生水, 每批次的采样时间分别为20、24、40、47、64、71、88和95 h.水样采集后, 首先过孔径为0.45 μm水相滤膜(聚醚砜材质), 滤液放入冰柜4 ℃条件下保存, 水样检测NH₃-N、TN、硝态氮、TP、活性磷和COD_Cr等指标, 各指标分析检测方法参见《水和废水监测分析方法》(第四版).

2.2.3 数据处理

依据质量守恒原理计算沉积物中污染物释放通量, 公式如下：

(1)

式中, ν为释放通量(mg·m^-2·h^-1)；为上覆水体积(L)；C_n、C_o、C_j－1分别为第n次、初始和第j-1次采样时某水质指标的浓度(mg·L^-1)；C_α为添加水样中某水质指标的浓度(mg·L^-1)；V_j－1为第j-1次采样体积(L)；A为沉积物面积(m²)；ΔT为单位时间(h).文中数据处理选用Origin2016和SPSS21等软件处理.

3 结果与讨论(Results and discussions) 3.1 水深和扰动对COD_Cr释放的影响

水位波动对沉积物中COD_Cr释放的影响结果如图 2所示.和静置过程相比, 在扰动条件下COD_Cr释放通量随水深的增加而升高, 且扰动条件下COD_Cr释放通量(最大释放通量634 mg·m^-2·h^-1)明显高于静置条件(最大释放通量255 mg·m^-2·h^-1), 而且扰动条件下系统达到平衡的时间早于静置条件, 原因在于扰动加快了物质在沉积物-上覆水界面的输移, 使得系统能够快速达到解析与汇聚的平衡.在静置条件下, 水深越大, COD_Cr的释放通量越大, 水深0.9 m对应的最大释放通量(255 mg·m^-2·h^-1)约是水深0.3 m对应最大释放通量(44 mg·m^-2·h^-1)的6倍.尽管水深影响了COD_Cr释放通量, 但是达到平衡的时间基本相同, 均在184 h后释放通量在零附近波动.关于沉积物中COD_Cr释放规律, 本文研究结论与现有成果基本相符.聂新华等(2006)基于胶州湾海泊河河口沉积物为研究对象, 结果表明, 泥水比与COD_Cr释放呈正相关；朱健等(2009)通过室内模拟试验发现, 沉积物中COD_Cr释放与扰动强度呈正相关；雷晓玲等(2016)以三峡库区沉积物为研究对象, 采用室内模拟的方法研究环境因子扰动对COD_Cr释放的影响, 结果显示扰动同样增强了COD_Cr的释放；孙晶(2019)以关中涝池沉积物为例, 考察了不同泥水比对沉积物中COD_Cr释放影响, 研究结果表明泥水比与COD_Cr释放量呈正相关.在沉积物-上覆水系统中, COD_Cr主要存在于沉积物颗粒物内部、吸附于颗粒物表面以及溶解于间隙水水.出现上述研究结果可能的原因在于, 沉积物中还原性污染物通过分子间作用力将附着的COD_Cr向上覆水输移, 同时在各种化学键如离子偶极键、氢键、配位键以及π键等作用下, 在扰动和泥水比较大时均促进了COD_Cr的释放(雷晓玲等, 2016; 孙晶, 2019).

3.2 水深和扰动对TN释放的影响

水位波动对沉积物中TN释放的影响结果如图 3所示.与静置条件相比, 扰动条件下TN释放通量隋水深的增加而升高, 且稍高于静置条件, 动态最大释放通量(46.2 mg·m^-2·h^-1)是静置最大释放通量(25.6 mg·m^-2·h^-1)的1.8倍.扰动条件下达到平衡的时间较静置条件提前约1 d时间.与COD_Cr释放规律类似, 在静置和扰动条件下, 水深均明显增加了TN的释放通量.在静置条件下, 各时间段不同水深情景下TN释放通量存在一定的差异.在扰动条件下, 高水位TN释放通量明显高于低水位.关于沉积物中TN释放规律, 本文研究结论与现有成果基本相符.钟小燕等(2017)以太湖河道底泥为研究对象, 探索流速对沉积物中营养盐的释放影响, 流速较大时明显增加了沉积物中TN的释放, 即表明TN释放与扰动强度呈正比；张强等(2019)以城市河道底泥未研究对象, 表明高扰动强度明显增加了TN的释放通量；周锴等(2020)以太湖河道沉积物为研究对象, 表明TN释放通量与水深呈正相关.

3.3 水深和扰动对NH₃-N释放的影响

水位波动对沉积物中NH₃-N释放的影响结果如图 4所示.与静置条件相比, 扰动同样增加了沉积物中NH₃-N的释放, 扰动时最大释放速度(54.4 mg·m^-2·h^-1)是静置的3.2倍.静置条件下, 除第一个取样点外, 后续点位中NH₃-N释放通量与水深呈现负相关, 这与TN的释放通量特征相反.在扰动条件下, 和其他指标类似, NH₃-N的释放通量与水深呈正相关.关于沉积物中NH₃-N释放规律, 现有研究表明NH₃-N释放通量与上覆水中溶解氧含量呈负相关(石苗, 2016；施伊丽等, 2016), 上覆水中溶解氧含量较高时, 水体处于好氧状态, 沉积物-上覆水界面处微生物利用氧进行硝化作用使NH₃-N转化为硝酸盐氮(黄琼, 2015；孙晶, 2019).静置条件下水位较深时系统中溶解氧总量高于浅水位, 使得沉积物-上覆水界面中释放出来的NH₃-N转化为硝酸盐氮.在扰动条件下, 扰动促进沉积物中NH₃-N释放, 尽管扰动过程增加了系统的溶解氧含量, 但是由于扰动带来的NH₃-N释放量增加的效应相对较大(周成, 2017), 因此系统整体表现出NH₃-N释放量增加的趋势.

3.4 水深和扰动对硝酸盐氮释放的影响

水位波动对沉积物中硝酸盐氮释放的影响结果如图 5所示.和其他污染物指标不同, 无论在静置还是扰动条件下, 上覆水中硝酸盐氮并没有增加而是减少, 图 5中描述的是硝酸盐氮的吸附通量.在静置条件下, 上覆水中硝酸盐氮减少的速率没有表现出一定的规律, 在不同的取样点位中, 水深对硝酸盐氮吸附通量存在较大差异.扰动条件下, 上覆水中硝酸盐氮吸附通量与水深呈正相关性.在静置条件下, 上覆水中硝酸盐氮吸附通量持续增加可能原因在于, 在沉积物-上覆水界面溶解氧浓度低, 微界面处于还原状态, 厌氧微生物较为活拨, 反硝化作用加强.在扰动条件下, 微界面中氧含量得到适当补充, 使得系统中硝酸盐氮吸附通量变缓.关于硝酸盐氮降低的结论, 与现有其他研究结论类似.施伊丽等(2016)在研究杭州西湖底泥氮素释放时, 发现西湖底泥中硝酸盐氮呈负释放状态；谢民争等(2019)以丹江口水库沉积物为例, 探索不同外界因素对沉积物中氮素释放的影响, 研究结果表明扰动增加氮素释放, 高溶解氧含量明显抑制上覆水中硝态氮累积.

3.5 水深和扰动对TP释放的影响

水位波动对沉积物中TP释放的影响结果如图 6所示.与静置条件相比, 扰动并没有造成TP释放通量的大幅度上升, 静置时除去第一次检测点之外, 其他检测点TP的释放通量均小于扰动条件.在静置条件中, 除水深0.7 m在前4个检测点与其他水深存在较明显区别之外, 在其他各时段不同水深条件下的TP释放通量差异性较小, 由此可知水深对TP的释放通量影响较小.在扰动条件下, TP释放通量与水深呈正相关关系, 该结论与周锴(2020)研究结果相反, 与孙晶(2019)研究结果相同.周锴等(2020)研究认为上覆水中TP随着水深的增加, 平均释放通量减小；孙晶(2019)研究认为, 在不同泥水比的条件下, 底泥含量越高, 底泥向上覆水释放TP的速率越小.可能的原因在于, 当沉积物浓度较高时, TP在释放时上覆水体易达到饱和状态, 抑制沉积物中TP的进一步释放；当沉积物浓度较低时, TP释放空间较大, 释放通量相对较高.

3.6 水深和扰动对活性磷释放的影响

水位波动对沉积物中活性磷释放的影响结果如图 7所示.沉积物中活性磷(在适当条件下易于释放)含量决定了从沉积物进入上覆水的磷含量, 也是衡量水体富营养化的重要因素(李大鹏等, 2007).由图 7可知, 在静置条件下, 水深为0.7 m时, 活性磷的释放通量较大(最大释放通量1.69 mg·m^-2·h^-1), 对于其他3种水深, 活性磷释放通量差异较小.在扰动条件下, 活性磷释放通量与水深也存在一定的正相关性, 且活性磷平均释放通量稍高于静置条件.沉积物中磷释放机制可划分为生物释放、化学释放和物理释放, 扰动是一种典型的物理释放, 能够明显增加沉积物中磷释放(卢显芝等, 2009).因此, 和静置条件相比, 扰动时活性磷释放通量高于静置条件.关于水深对扰动条件下活性磷释放的影响, 可能与系统中溶解氧含量、不同水深底部切应力以及不同水深系统的扰动程度等因素相关.

3.7 水深与污染物释放通量的关系

水深对沉积物中不同污染物释放通量的线性拟合关系如图 8所示, 图 8分别表示在静置和扰动条件下, 沉积物中不同污染物释放通量与水深的关系.在静置条件下(图 8a), 水深与COD_Cr释放通量呈正相关(R²=0.945), 与NH₃-N释放通量呈负相关(R²=0.967), 与其他污染物释放通量相关性不强.在扰动条件下(图 8b), 水深分别与COD_Cr(R²=0.824)、TN(R²=0.769)、NH₃-N(R²=0.959)、TP(R²=0.958)和活性磷(R²=0.869)释放通量呈正相关, 与硝酸盐氮释放通量呈负相关(R²=0.892).由上述分析结果可知, 在静置条件下水深主要对沉积物中COD_Cr、NH₃-N和TN的释放通量存在一定的相关性, 在扰动条件下水深与沉积物中所有污染物的释放通量均存在相关性, 由此可知, 因汛期河道水位抬升、河道扰动条件改变能够明显增强沉积物中营养盐的释放, 进一步加深了汛期河流水环境的恶化.

沉积物中营养盐与上覆水之间的输移过程较为复杂, 大致涉及物理交换、化学交换和生物交换(黄敏等, 2008), 营养盐等物质释放的客观条件是系统之间存在浓度差, 在浓度差的作用下物质从高浓度向低浓度迁移(周成, 2017).沉积物中污染物的释放过程可简单划分为对流扩散、分子扩散、紊动扩散、离散作用以及降解作用(周成等, 2016).静置情景下, 在沉积物-上覆水微系统中, 由于浓度差的存在使得污染物在微系统内发生分子扩散作用, 不同污染物分子扩散作用存在差异, 同时各污染物的吸附-解析常数也存在差异, 导致水深对部分污染物释放(COD_Cr和NH₃-N)影响明显, 对部分污染物释放作用不强.与静置条件相比, 在扰动条件下, 除了分子扩散作用外还涉及对流扩散和紊动扩散, 同时扰动也改变了沉积物的沉积和再悬浮的状态, 加速了污染物由沉积物向上覆水的迁移, 上覆水体越深所含水量越大, 污染物释放过程中上覆水体达到平衡状态较难, 进一步促进污染物的释放, 因此大多数污染物与水深呈正相关.对于硝酸盐氮, 在扰动情景下与水深呈负相关, 可能的原因在于扰动过程增加了水体溶解氧含量, 高溶解氧含量抑制上覆水中硝态氮累积.

4 结论(Conclusions)

1) 静置条件下, 水深与COD_Cr释放通量呈正相关, 水深与NH₃-N释放通量呈负相关, 水深与TN释放通呈正相关, 与其他污染物释放通量无相关性；扰动条件下, 水深与硝酸盐氮释放通量呈负相关性, 水深与其他污染物释放通量呈正相关性.

2) 与静置条件相比, 扰动过程明显增加了污染物释放通量, 缩短了系统达到平衡的时间, 水深对扰动条件下污染物释放更敏感.

3) 模拟水深增加会导致沉积物中污染物释放通量增加, 与水位0.3 m相比, 水位在0.9 m时, 扰动条件下沉积物中COD_Cr、TN、TP以及活性磷的平均释放通量分别提高约150.09%、63.59%、400.84%和352.28%.