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摇 摇 摇 摇 摇 生 态 学 报
摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 (SHENGTAI XUEBAO)
摇 摇 第 32 卷 第 23 期摇 摇 2012 年 12 月摇 (半月刊)
目摇 摇 次
中国石龙子母体孕期调温诱导幼体表型:母体操纵假说的实验检测 李摇 宏,周宗师,吴延庆,等 (7255)……
同种或异种干扰对花鼠分散贮藏点选择的影响 申摇 圳,董摇 钟,曹令立,等 (7264)……………………………
曝气充氧条件下污染河道氨挥发特性模拟 刘摇 波,王文林,凌摇 芬,等 (7270)…………………………………
贵州草海越冬斑头雁日间行为模式及环境因素对行为的影响 杨延峰,张国钢,陆摇 军,等 (7280)……………
青藏高原多年冻土区积雪对沼泽、草甸浅层土壤水热过程的影响 常摇 娟,王根绪,高永恒,等 (7289)………
长沙城市斑块湿地资源的时空演变 恭映璧,靖摇 磊,彭摇 磊,等 (7302)…………………………………………
基于模型数据融合的千烟洲亚热带人工林碳水通量模拟 任小丽,何洪林,刘摇 敏,等 (7313)…………………
农田氮素非点源污染控制的生态补偿标准———以江苏省宜兴市为例 张摇 印,周羽辰,孙摇 华 (7327)………
用 PFU微型生物群落监测技术评价化工废水的静态毒性 李朝霞,张玉国,梁慧星 (7336)……………………
京郊农业生物循环系统生态经济能值评估———以密云尖岩村为例 周连第,胡艳霞,王亚芝,等 (7346)………
基于遥感的夏季西安城市公园“冷效应冶研究 冯晓刚,石摇 辉 (7355)…………………………………………
海南岛主要森林类型时空动态及关键驱动因子 王树东,欧阳志云,张翠萍,等 (7364)…………………………
不同播种时间对吉林省西部玉米绿水足迹的影响 秦丽杰,靳英华,段佩利 (7375)……………………………
黄土塬区不同品种玉米间作群体生长特征的动态变化 王小林,张岁岐,王淑庆,等 (7383)……………………
密植条件下种植方式对夏玉米群体根冠特性及产量的影响 李宗新,陈源泉,王庆成,等 (7391)………………
沙地不同发育阶段的人工生物结皮对重金属的富集作用 徐摇 杰,敖艳青,张璟霞,等 (7402)…………………
增强 UV鄄B辐射和氮对谷子叶光合色素及非酶促保护物质的影响 方摇 兴,钟章成 (7411)……………………
不同产地披针叶茴香光合特性对水分胁迫和复水的响应 曹永慧,周本智,陈双林,等 (7421)…………………
芦芽山林线华北落叶松径向变化季节特征 董满宇,江摇 源,王明昌,等 (7430)…………………………………
地形对植被生物量遥感反演的影响———以广州市为例 宋巍巍,管东生, 王摇 刚 (7440)………………………
指数施肥对楸树无性系生物量分配和根系形态的影响 王力朋,晏紫伊,李吉跃,等 (7452)……………………
火烧伤害对兴安落叶松树干径向生长的影响 王晓春,鲁永现 (7463)……………………………………………
山地梨枣树耗水特征及模型 辛小桂,吴普特,汪有科,等 (7473)…………………………………………………
两种常绿阔叶植物越冬光系统功能转变的特异性 钟传飞,张运涛,武晓颖,等 (7483)…………………………
干旱胁迫对银杏叶片光合系统域荧光特性的影响 魏晓东,陈国祥,施大伟,等 (7492)…………………………
神农架川金丝猴栖息地森林群落的数量分类与排序 李广良,丛摇 静,卢摇 慧,等 (7501)………………………
碱性土壤盐化过程中阴离子对土壤中镉有效态和植物吸收镉的影响 王祖伟,弋良朋,高文燕,等 (7512)……
两种绣线菊耐弱光能力的光合适应性 刘慧民,马艳丽,王柏臣,等 (7519)………………………………………
闽楠人工林细根寿命及其影响因素 郑金兴,黄锦学,王珍珍,等 (7532)…………………………………………
旅游交通碳排放的空间结构与情景分析 肖摇 潇,张摇 捷,卢俊宇,等 (7540)……………………………………
北京市妫水河流域人类活动的水文响应 刘玉明,张摇 静,武鹏飞,等 (7549)……………………………………
膜下滴灌技术生态鄄经济与可持续性分析———以新疆玛纳斯河流域棉花为例
范文波,吴普特,马枫梅 (7559)
…………………………………
…………………………………………………………………………………
高温胁迫及其持续时间对棉蚜死亡和繁殖的影响 高桂珍,吕昭智,夏德萍,等 (7568)…………………………
桉树枝瘿姬小蜂虫瘿解剖特征与寄主叶片生理指标的变化 吴耀军,常明山,盛摇 双,等 (7576)………………
西南桦纯林与西南桦伊红椎混交林碳贮量比较 何友均,覃摇 林,李智勇,等 (7586)……………………………
长沙城市森林土壤 7 种重金属含量特征及其潜在生态风险 方摇 晰,唐志娟,田大伦,等 (7595)………………
专论与综述
城乡结合部人鄄环境系统关系研究综述 黄宝荣,张慧智 (7607)…………………………………………………
陆地生态系统碳水通量贡献区评价综述 张摇 慧,申双和,温学发,等 (7622)……………………………………
期刊基本参数:CN 11鄄2031 / Q*1981*m*16*380*zh*P* ￥ 70郾 00*1510*38*
室室室室室室室室室室室室室室
2012鄄12
封面图说: 麋鹿群在过河———麋鹿属于鹿科,是中国的特有动物。 历史上麋鹿曾经广布于东亚地区,到 19 世纪时,只剩下在北
京南海子皇家猎苑内一群。 1900 年,八国联军攻陷北京,麋鹿被抢劫一空。 1901 年,英国的贝福特公爵用重金从
法、德、荷、比四国收买了世界上仅有的 18 头麋鹿,以半野生的方式集中放养在乌邦寺庄园内,麋鹿这才免于绝灭。
在世界动物保护组织的协调下,1985 年起麋鹿从英国分批回归家乡,放养到北京大兴南海子、江苏省大丰等地。 这
是在江苏省大丰麋鹿国家级自然保护区放养的麋鹿群正在过河。
彩图提供: 陈建伟教授摇 北京林业大学摇 E鄄mail: cites. chenjw@ 163. com
第 32 卷第 23 期
2012 年 12 月
生 态 学 报
ACTA ECOLOGICA SINICA
Vol. 32,No. 23
Dec. ,2012
http: / / www. ecologica. cn
基金项目:国家自然基金项目(41173078);环境保护部南京环境科学研究所中央公益性科研院所基本科研业务专项(2012鄄11);江苏省太湖水环
境治理专项基金(TH2010303,TH2011207);江苏省建设系统科技项目(JS2011JH25)
收稿日期:2012鄄01鄄16; 摇 摇 修订日期:2012鄄08鄄20
*通讯作者 Corresponding author. E鄄mail: wangguoxiang@ njnu. edu. cn
DOI: 10. 5846 / stxb201201160092
刘波,王文林,凌芬,王国祥,杜旭,周锋,许宽,夏劲.曝气充氧条件下污染河道氨挥发特性模拟.生态学报,2012,32(23):7270鄄7279.
Liu B, Wang W L, Ling F, Wang G X, Du X, Zhou F, Xu K, Xia J. Characterization of ammonia volatilization from polluted river under aeration
conditons: a simulation study. Acta Ecologica Sinica,2012,32(23):7270鄄7279.
曝气充氧条件下污染河道氨挥发特性模拟
刘摇 波1,2,王文林1,3,凌摇 芬1,王国祥1,*,杜摇 旭1,周摇 锋1,许摇 宽1,夏摇 劲1
(1. 南京师范大学地理科学学院,南京摇 210046;2. 南通大学地理科学学院,南通摇 226007;
3. 环境保护部南京环境科学研究所, 南京摇 210042)
摘要:以污染河道为研究对象,模拟研究污染河道在曝气充氧(底泥曝气,ES 组;水曝气,EW组)条件下氨挥发的特性,探讨主
要影响因素及其作用过程。 研究表明,污染河道水体具有一定氨挥发潜力,在实验室模拟条件下,氨挥发速率平均为 2. 51
mg·m-2·h-1,相当于 0. 50 kgN·hm-2·d-1;曝气污染河道水体的氨挥发有一定的促进作用,与对照相比(EC 组)氨挥发速率和累
积氨挥发量存在显著差异(P < 0. 05);不同曝气方式对氨挥发过程影响不同,氨挥发速率存在显著差异(P< 0. 05);至实验结
束,EW组的累积挥发量为 2809. 76 mg / m2,分别是 ES组和 EC组的 1. 17 和 2. 25 倍;各实验组的氨挥发累积量用一级动力学方
程能很好地拟合,根据模型可以预测氨挥发量;同一温度条件下,pH值、铵氮浓度和通气频率是影响氨挥发的主要因素;曝气可
以通过增加通气频率和提高水体 pH值来促进氨挥发进行;在曝气作用下随着硝化过程的进行对氨挥发有一定的限制作用;曝
气条件下,氨挥发作用在硝化过程启动阶段最为明显。
关键词:氨挥发;曝气方式;pH;硝化作用;污染河道
Characterization of ammonia volatilization from polluted river under aeration
conditons: a simulation study
LIU Bo1, 2, WANG Wenlin1, 3, LING Fen1, WANG Guoxiang1,*, DU Xu1, ZHOU Feng1, XU Kuan1, XIA Jin1
1 College of Geography Science, Nanjing Normal University, Nanjing 210046, China
2 School of Geography Science, Nantong University, Nantong 226007, China
3 Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210042, China
Abstract: Most surface waters in China are eutrophic because of anthropogenic activities. Eutrophication typically results in
algal blooms and can lead to poor water quality. Nitrogen is generally recognized as one of the most influential nutrients
limiting productivity within an aquatic ecosystem. Nitrogen is also is one of the main factors affecting water quality. The
main reason for this phenomenon is that various organic materials including nitrogen-rich materials that exist widely in the
water column and sediments consume oxygen, resulting in a lack of dissolved oxygen. Artificial aeration is a technique used
to improve water quality of polluted rivers and is widely used to control river pollution in China and abroad. A large number
of studies on aeration have indicated that the nitrification / denitrification pathway is the major reduction mechanism of
ammonium nitrogen load within polluted rivers. However, limited information is available on the effect of aeration on
ammonia volatilization within urban polluted rivers. Ammonia volatilization is an important pathway facilitating nitrogen
removal within aquatic systems. Previous research on characteristics of ammonia volatilization facilitating nitrogen removal
from water focused on wastewater with relatively higher concentrations of ammonium. These wastewater types included those
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originating from dairies, wastewater containing slurry concentrations, and stabilization ponds treating domestic wastewater.
Furthermore, studies evaluating of the role of ammonia volatilization in nitrogen removal from polluted rivers through
aeration have yet to be conducted. It is important to conduct research that quantifies the extent of ammonia volatilization
within polluted urban rivers under different aeration conditions. This knowledge can indicate the extent of nitrogen removal
by different widely applied techniques for treating heavily polluted river water. Characteristics of ammonia volatilization
within a polluted urban river under different conditions were examined: aerating to sediments (ES) and aerating to water
(EW). This study was conducted using the indoor experimental method. Results showed that ammonia volatilization was
potentially suitable for polluted municipal river, where the average rate of ammonia volatilization was 0. 50 kgN·hm-2·d-1
under simulated laboratory conditions. Compared to the control group ( EC), aeration could facilitate and significantly
accelerate the ammonia volatilization of polluted river water (P < 0. 05). The ammonia volatilization rate showed significant
differences under varying aeration conditions (P< 0. 05). By the end of the experiment, cumulative ammonia volatilization
in group EWwas 2809. 76 mg / m2, which was 1. 17 times that in the ES group and 2. 25 times what occurred within the EC
group. With respect to the ammonia volatilization effect of the two aeration mechanisms, the EW technique is superior to the
ES technique with a cumulative ammonia volatilization of 1. 17 times that of the Es technique. Moreover, the first order
kinetic equation is suitable for describing the cumulative amount of ammonia volatilization under different conditions, by
which the ammonia volatilization could be predicted. The main factors affecting ammonia volatilization were analyzed. The
key factors influencing ammonia volatilization under a constant temperature were pH, ventilation frequency and ammonium
concentration. Aeration could facilitate and accelerate the ammonia volatilization through increasing ventilation frequency
and elevating the value of pH in overlying water. Under aeration conditions, the nitrification process could be promoted.
However, ammonia volatilization rate would decrease with nitrification. During the period of nitrification start鄄up, the values
of cumulative ammonia volatilization were close to the maximum under aeration conditions.
Key Words: ammonia volatilization; aeration ways; pH; nitrification; polluted river
氮作为水生生态系统中一种重要的营养元素,不仅是重要的营养限制因子,且与水体生态环境质量具有
密不可分的关系[1]。 氮已成为城市污染河道的主要污染物质,氮超标是目前许多城市水环境治理过程中亟
待解决的突出问题。 水体复氧和耗氧失衡被认为是引起氮污染的主要原因之一,曝气复氧是改善污染河道溶
解氧状况的一种有效措施[2鄄3]。 研究表明,曝气充氧通过提高水体溶解氧含量,可以抑制底泥含氮物质的释
放,降低污染河道水体氮污染负荷[4鄄5];可以促进硝化过程启动和进行,降低水体铵氮含量,同时改变泥水界
面氧化鄄还原环境促进反硝化作用进行,削减污染河道的氮素[6]。 不难看出,学者们更关注曝气充氧对污染河
道氮的生物化学过程尤其是硝化鄄反硝化过程的研究,而对氮的另一个气态散逸环节———氨挥发过程还鲜见
研究。
氨挥发是指氨从液态转化为气态氨进入大气的过程,因为大气中过多的氨可以造成土壤酸化、水体富营
养化等一系列生态环境问题[7鄄8],氨挥发过程一直受到关注,尤其是施肥土壤、牲畜排泄物的氨挥发过程已取
得了很多成果[9鄄11]。 氨挥发也是水生生态系统氮循环的一个重要环节[12],Murphy 等[13]发现浮游植物繁盛的
富营养化湖泊在午后的氨挥发速率要比浮游植物吸收氮的速率高一个数量级。 研究还发现在氧化塘[14鄄16],
养殖塘[17鄄19],重富营养化湖泊[20]等铵氮浓度较高水体中,氨挥发对系统脱氮具有一定的作用;氨挥发过程受
到温度、pH值、铵氮浓度和风速等因素的影响[15, 18]。 同样具有较高浓度铵氮的城市污染河道在治理措施下
的氨挥发过程目前尚不清楚。 相关研究[21鄄22]认为曝气充氧对污染河道水体氨挥发有一定的促进作用,尤其
在硝化过程的启动阶段,不过上述结论只是根据相关实验数据作出的推论,对于曝气对污染河道氨挥发过程
及影响因素还鲜见实证研究报道。
为了了解曝气充氧条件下城市污染河道氨挥发特性,从城市污染河道采集表层底泥和上覆水构建实验系
1727摇 23 期 摇 摇 摇 刘波摇 等:曝气充氧条件下污染河道氨挥发特性模拟 摇
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统,模拟研究曝气(底泥曝气和水曝气)条件下水体氨挥发的过程和特点,分析影响氨挥发的主要因素,探讨
曝气充氧对污染河道氨挥发的影响机制,从而就工程措施对城市污染河道氮循环的影响机制作进一步探讨。
1摇 材料与方法
1. 1摇 沉积物和水样
沉积利用自制柱状采泥器于某污染河道采集表层 15 cm底泥样品,为了保证底泥有较好的同质性,采样
集中在较小区域内。 取每个柱状样的表层 10 cm 底泥,去除植物残体等大颗粒碎屑物后,迅速保存在封口
PVC瓶中, 4 益保存。 立即送实验室进行均化处理,并对底泥理化性质分析。 经测定,底泥的 pH 值为 7. 32,
含水率(W%)为 56. 37% ,烧失率(LOI)为 6. 16% ,总氮 3826. 20 mg / kg(测定方法见 1. 4 节)。 同步采集上覆
水,水样经 0. 45 滋m滤膜过滤作为实验用水,过滤水样放入冰箱,4 益蔽光保存、备用。
1. 2摇 实验方法
实验装置由供气系统、反应系统和吸收系统 3 个部分组成(图 1)。 供气系统由气泵(ALEAS AP鄄 9804,上
海)和流量计(Ruanming LZB鄄6,上海)构成。 3 组 PVC圆柱(70 mm 直径伊300 mm 高度)作为反应系统,每组
设 3 个重复。 每个圆柱内分别加入经均化后的底泥 380 g,厚度约 5 cm;然后用虹吸法加入 650 mL(约 15 cm
高)过滤水样,尽量避免底泥扰动。 圆柱顶部用橡胶塞密封,用开孔器于橡胶塞上钻制 3 个孔,分别安置进气
管(玉管和域管)和出气管,水样采样管贴于玉管一同安置。 每天曝气过程中,供气系统接玉管,密封域管;曝
气停止后,反之。 吸收系统由 1000 mL锥形瓶构成,内装入 800 mL稀 H2SO4(0. 1 mol / L)为氨吸收液;用橡胶
塞密封口部,钻制 2 个孔,分别安置进气管与出气管,进气管在瓶内底端接乳胶管,乳胶管上开尽量多的小孔,
最大程度吸收氨,乳胶管平铺于锥形瓶底部。 根据曝气头安置位置实验分为 3 组,每组设 3 个重复,编号为
EW、ES、EC。 EW为水曝气组,将微孔曝气头(气泡尺寸为 1—3 mm)安置距底泥顶部上方 2 cm处(前期预实
验确定),表层底泥不悬浮;ES为底泥曝气组,将微孔曝气头(气泡尺寸为 1—3 mm)安置在底泥顶部下方 2
cm处,表层底泥悬浮;EC为对照组,无曝气措施。 另将氨吸收装置直接经流量计接气泵,作为背景氨浓度测
定装置,同样设 3 个重复。 底泥部分用避光材料包裹,以模拟实验河道实际情况。 实验温度通过水浴来控制,
温度控制在(21依0. 6)益。 静置数天后用曝气机进行曝气,曝气参数均为 1 L / min,12 h / d,第 13 天停止曝气,
后静置观测,实验在第 21 天结束。
1. 3摇 样品采集与分析
在曝气阶段(1—13 d),EW和 ES组每天更换两次吸收液,分别在曝气前后(21:00 时和 9:00 时);在静
置阶段(14—21 d),每天于 21:00 时更换 1 次氨吸收液;实验期间 EC 组每天只在 21:00 时更换 1 次吸收液;
背景值测定组吸收液更换频率与曝气组一致。 将采集的氨吸收液 pH 值调至 5—6[23],与上覆水一同测定
NH+4 鄄N,测定值减去背景值即得到氨吸收液中氨挥发作用产生的 NH
+
4 鄄N浓度。
每天曝气前通过预设在距底泥表面 2 cm处的采样管,用注射器准确抽取 15 mL水样,每次取样后,立即
向实验装置中补入 15 mL备用水样。 把取得的上覆水用 0. 45 滋m 的滤膜过滤,过滤后的水样用 SKALAR 流
动分析仪(SKALAR鄄SAN++,荷兰)进行 DTN(可溶性总氮)、NH+4 鄄N、NO
-
3 鄄N 和 NO
-
2 鄄N 分析。 每天监测上覆水
DO(YSI 550)和 pH(METTLER TOLEDOEL 20)。
1. 4摇 沉积物指标分析
沉积物含水率(W%)在 105 益条件下烘 6 h,含水率为沉积物烘干前后质量差值与原有湿沉积物质量的
比值[24]。 烧失率(LOI)用 105 益烘干的沉积物放入马弗炉中在 550 益条件下灼烧 6 h[25]。 TN的测定为碱性
过硫酸钾消解后在波长 210 nm比色测定[26鄄27]。
1. 5摇 数据处理
由公式 VNH3 =C / (A伊S)计算氨挥发速率,式中 VNH3 为单位时间内单位面积上氨挥发量(以铵氮计)
mg·m-2·h-1;C为每次吸收液中铵氮的量;S为圆柱体底面积;A每次吸收时间。 在曝气阶段,每天的分两个时
段,计算氨挥发速率,曝气时段(A时段)和静置时段(B时段),全天的氨挥发速率等于为两个时段的平均值。
2727 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 32 卷摇
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图 1摇 实验装置示意图
Fig. 1摇 Sketch map of the equipment for experiment
1 底泥; 2.上覆水; 3. 采样管; 4.橡胶塞; 6.连接管; 7. H2SO4(0. 1 mol / L); 8.曝气头
在曝气实验组结束后,只计算全天氨挥发速率。 氨累积挥发量,指单位面积上氨挥发的累积量,mg / m2。 采用
OriginPro8. 0 软件进行数据分析与统计。
2摇 结果与分析
2. 1摇 上覆水 pH变化
曝气实验组的 pH值表现出先上升后减小的趋势,如图 2 所示。 在曝气阶段(1—13 d)2 组曝气实验组
pH值还存在明显的日变化,即 pH值随曝气的启动而升高,随曝气停止而降低(图 3)。 2 组曝气实验组的 pH
值差异显著(P<0. 05),每天 A时段与 B时段均表现为 EW>ES。 EC 组 pH 值在 7. 55—7. 81 之间,与曝气实
验组的 pH值存在显著性差异(P<0. 05)。 各实验组的氨挥发速率与 pH值均存在正相关关系,其中 EW组相
关性较低,如图 4 所示。
图 2摇 上覆水曝气前(虚线)和曝气后(实线)pH变化
Fig. 2摇 Variation of pH at the time of before aeration (solid line) and end aeration (dotted line)
2. 2摇 上覆水无机氮变化
各实验实验组的上覆水铵氮表现为上升鄄下降至稳定的过程,见图 5。 EC 组铵氮浓度与 2 组曝气实验组
差异显著(P<0. 05),而 EW组与 ES铵氮浓度差异不显著(P>0. 05)。 通过统计分析,发现上覆水铵氮浓度与
氨挥发速率呈正相关,均达到了极显著水平(P<0. 001),如图 4 所示。
从上覆水硝态氮(NO-2 鄄N+NO
-
3 鄄N)的变化(图 5)可以看出,硝化过程经历了 6—7 d的启动阶段,第 8 天后
开始显著上升,2 组曝气实验组在曝气结束后(13d)开始缓慢下降。 EC组硝态氮浓度与 2 组曝气实验组差异
显著(P<0. 05)。 与铵氮不同,EW组与 ES组硝态氮浓度之间存在显著差异(P<0. 05),表现为 ES>EW。
2. 3摇 氨挥发特性
2. 3. 1摇 氨挥发速率
实验结果表明,污染河道水体具有一定的氨挥发潜力。 由图 6(a)所示,EC 组氨挥发速率为 0. 26—4. 67
3727摇 23 期 摇 摇 摇 刘波摇 等:曝气充氧条件下污染河道氨挥发特性模拟 摇
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图 3摇 曝气阶段上覆水 pH日变化
Fig. 3摇 Diurnal variation in pH values during aeration period of EW and ES
图 4摇 氨挥发速率与 pH和铵氮浓度关系
Fig. 4摇 Variation of ammonia volatilization rate with pH and ammonium concentration
图 5摇 上覆水无机氮变化
Fig. 5摇 Variation of inorganic nitrogen in overlying water
mg·m-2·h-1,平均为 2. 51 mg·m-2·h-1,相当于 0. 50 kgN·hm-2·d-1。 有研究显示[28],太湖地区水稻施用穗肥后
的氨挥发峰值为 2. 00 kgN·hm-2·d-1,4 d后降到了 0. 50 kgN·hm-2·d-1 以下,可见与施肥稻田的氨挥发相比,在
一定的风速条件下,污染河道水体的氨挥发潜力不容忽视。
与 EC组相比,2 组曝气实验组中的氨挥发速率在曝气前期阶段有了大幅提升,与对照组存在显著差异
(P <0. 05)。 EW与 ES组的全天最大氨挥发速率分别达到 18. 23 mg·m-2·h-1 和 13. 49 mg·m-2·h-1,分别是 EC
组的 3. 90 倍和 2. 89 倍;若按每天曝气时段(A时段)的氨最大挥发速率计算,EW 与 ES 组则分别是 EC 组的
5. 46 倍和 3. 34 倍(图 6b,c)。 曝气实验组的氨挥发速率表现为达到峰值后逐渐降低的变化特征,ES 组和
4727 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 32 卷摇
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EW组分别在第 2 天和第 3 天达到峰值,实验结束出现最低值,分别为 0. 11 mg·m-2·h-1 和 0. 14 mg·m-2·h-1。
EC组一直在低值波动,16d下降趋势明显,实验结束时为 0. 26 mg·m-2·h-1。
图 6摇 氨挥发速率
Fig. 6摇 Variation of NH3 鄄N volatilization rate
a: 每天平均氨挥发速率;b: EW组曝气阶段每天 2 个时段氨挥发速率;c: ES组曝气阶段每天 2 个时段氨挥发速率
由图 6(b)和 6(c)可知,不同曝气方式下氨的挥发速率差异明显(P <0. 05)。 EW 组的平均氨挥发速率
是 ES组的 1. 35 倍,在 A时段(EWA)的最大挥发速率为是 ESA的 1. 63 倍,可见 EW组的氨挥发速率要高于
ES组。 2 组曝气实验组在 A时段的氨挥发速率趋势基本相同,即第 2 天达到峰值后下降,EWA 下降阶段的
线性表达式是:y = -2. 50x + 25. 72 (R2 = 0. 9189,P<0. 01),ESA 此阶段线性表达式是:y = -1. 24x +15. 86
(R2 =0. 9036,P<0. 01),从斜率和截距上可以看出,EW组氨挥发速率上升快,下降也较 ES 组迅速。 另外,与
ES组相比,EW组每天 2 个时段的氨挥发速率差异显著(P<0. 05),2 个时段氨挥发速率的差值 驻EW(EWA-
EWB)在-1. 71—15. 99 mg·m-2·h-1 之间;ES组每天 2 个时段的氨挥发速率无显著性差异(P > 0. 05),驻ES 在
-2. 45—6. 31 mg·m-2·h-1 之间。
2. 3. 2摇 氨累积挥发量
由图 7 可知,在室内模拟条件下,各实验组的氨的累积挥发量不同。 由图 7(a)所示,与对照相比,曝气促
进了氨的挥发,氨累积挥发量均表现为 EW>ES>EC。 实验结束时,EW 与 ES 组氨的累积挥发量分别为
2809郾 76mg / m2 和 2395. 03 mg / m2,分别是 EC组的 2. 25 倍和 1. 92 倍。 由图 7(a)所示,与对照组相比,曝气加
速了氨的挥发进程。 在曝气阶段(1—13 d),EW与 ES组氨的累积挥发量占实验中氨累积挥发总量的比重已
分别达到 93. 97%和 93. 18% ;EC组在此阶段对应的比例为 72. 55% 。
从 2 组曝气实验组对氨的去除效果来看,水曝气要优于底泥曝气。 表现在两个方面,一是在实验结束时,
EW组氨的累积挥发量是 ES组的 1. 17 倍。 另外,从每天曝气时段(A 时段)氨累积挥发量来看(图 7(a)、7
(b)),EW组在每天的 A时段累积氨挥发量占当天氨累积挥发总量的比例在 71. 04%—83. 06%之间,平均为
81. 19% ,最大氨累积挥发量为 1700. 43 mg / m2;ES组则在 50. 23%—56. 62%之间,平均为 54. 72% ,最大氨累
积挥发量为 1268. 06 mg / m2,仅为 EW组的 59. 49% 。
2. 3. 3摇 氨挥发动力学特性分析
氨累积挥发量分别用一级动力学方程[Nt = N0(1-e
-kt)]、Elovich 方程(qt = a+blnt)和抛物线扩散方程
5727摇 23 期 摇 摇 摇 刘波摇 等:曝气充氧条件下污染河道氨挥发特性模拟 摇
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图 7摇 累积氨挥发量
Fig. 7摇 Variation of cumulative NH3 鄄N volatilization
a: 每天平均氨累积挥发量;b: EW组曝气阶段每天 2 个时段氨累积挥发量;c: ES组曝气阶段每天 2 个时段氨累积挥发量
(qt =a+bt0. 5)进行的拟合,各式中 t代表培养时间,Nt 和 qt 代表氨挥发量,N0 代表最大氨挥发量,a 代表第 1
天氨挥发量,k和 b为氨挥发速率即单位时间内的氨挥发量,拟合结果见表 1。
表 1摇 累积氨挥发量动力学方程
Table 1摇 Kinetic parameters of ammonia volatilization under different conditions
实验处理
Treatment
一级动力学方程 Nt = N0(1-e-kt)
First鄄order kinetics equation
N0 k r2
Elovich方程 qt = a + blnt
Elovich equation
a b r2
抛物线扩散方程 qt = a + bt0. 5
Parabolic diffusion equation
a b r2
ES 2501. 99 0. 1706 0. 9899 223. 49 762. 21 0. 9711 64. 26 572. 59 0. 8969
EW 2852. 90 0. 2031 0. 9793 394. 79 856. 06 0. 9522 256. 09 630. 37 0. 8420
EC 1702. 57 0. 0671 0. 9953 149. 82 446. 86 0. 9612 301. 49 354. 17 0. 9936
ESA 1645. 40 0. 1241 0. 9932 35. 748 483. 39 0. 9759 278. 90 456. 31 0. 9841
EWA 1969. 55 0. 1828 0. 9726 129. 47 658. 12 0. 9752 254. 98 603. 87 0. 9241
ESB 1157. 71 0. 1791 0. 9888 76. 043 365. 03 0. 9776 151. 49 340. 60 0. 9612
EWB 1054. 74 0. 1620 0. 9767 81. 091 343. 12 0. 9703 125. 62 317. 32 0. 9350
从拟合度上看得到较好的拟合效果,但从具体参数的实际意义来看,一级动力学方程更符合实际情况。
一级动力学方程拟合的最大氨累积挥发量大小关系,与各自的实际累积挥发量大小关系一致,即 EW>ES>
EC。 2 组曝气实验组在曝气阶段(1—13 d),每天两个时段的氨最大释放量 N0 和释放速率常数 k大小关系并
不一致,A时段均表现为 EE>ES,B时段则表现为 ES>EW,且在 A时段差值较大,说明水曝气在曝气运行过程
中更能促进水体氨挥发。 Elovich方程和抛物线扩散方程的 b 值也反映了不同实验组条件下的氨挥发速率,
比较 b值发现与一级动力学反应的结论一致。
3摇 讨论
在同一温度下,pH值、铵氮浓度和换气频率是决定氨挥发的主要因素[29鄄31]。 曝气启动后,气泡上升作用
增大了水体与空气的接触面积以及换气频率,会使氨挥发速率有所增加[32]。 由于 CO2 吹脱作用,在曝气过程
中实验水体 OH-比例增大进而水体的 pH值升高[30, 33],这可能是曝气促进氨挥发速率升高的一个重要原因。
6727 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 32 卷摇
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在这两个因素的作用下,在实验前期阶段曝气实验组的氨挥发速率显著高于对照组。
2 组曝气实验组的铵氮变化趋势大致一致,通气频率也相同,那么 ES 组 pH值在各时段均小于 EW 组可
能是 ES组的氨挥发速率显著小于 EW 组的主要原因。 ES 组 pH 值较小是由于底泥再悬浮物质进入上覆水
中造成的。 相关研究认为表层沉积物有机质含量高,分解所产生的有机酸等使表层沉积物的 pH值低于上覆
水[34鄄35],实验初始测定的底泥 pH值在 7. 21—7. 45 之间,均低于上覆水。 曝气启动后,ES 组中表层底泥在充
入空气作用下悬浮于上覆水体中,使得有机酸等酸性物质也进入上覆水体,进而中和了一部分由于 CO2 吹脱
作用产生的 OH-,故 pH值小于 EW组。
随着曝气进行,硝化过程启动会进一步降低上覆水铵氮浓度,同时硝化过程中产生 H+,消耗 HCO-3 和
CO2,造成 pH值随着曝气开展而降低(图 2),尤其是每天静置时段(B 时段)pH 值降低的更为迅速。 在充氧
条件下底泥表层进一步分解[36],酸性物质增多,造成了 ES 组 pH值随着曝气实验进行下降的更为明显(图 2
和图 3)。 于是在曝气后期,2 组曝气实验组随着 NH+4 鄄N下降和 pH值的降低,使得氨挥发速率明显下降并低
于 EC组水平(图 6),累积氨挥发量也接近于最大值(图 7)。
在曝气实验组,每天曝气启动后上覆水 pH值上升反映了 CO2 吹脱作用;曝气停止后,空气中的 CO2 溶于
水产生 H+导致 pH值有所回落。 于是在吹脱作用下,pH值出现了周期性日变化,如图 3 所示。 2 组曝气实验
组 A时段的 pH值的升高,加之曝气中水体通气频率大的因素,是 A时段累积氨挥发量大于 B 时段的主要原
因(图 7)。 从 EW 组和 ES 组在每天 A 时段累积氨挥发量和其占当天氨累积挥发总量的比例来看(见
2郾 3郾 2),相对于通气频率,似乎 pH值升高是促进氨挥发的首要因素(图 7),或者说在较高 pH值的条件下,通
过曝气扰动水体可以更有效的促进氨挥发进行。 此外,铵氮浓度与氨挥发的正相关说明当铵氮浓度过低时,
曝气对氨挥发促进作用不明显。 因此,在曝气后期,A 时段与 B 时段氨挥发速率区别不大,挥发量很小
(图 6)。
由此可见,从氨挥发的驱动因素来讲,曝气可以通过增加通气频率和提高水体 pH值来促进氨挥发进行。
但是,随着曝气促进硝化作用的进行,又将削弱氨挥发作用。 因为硝化过程一方面会降低水体 pH值,另一方
面铵氮因转化为硝态氮而迅速降低,pH值和铵氮浓度的降低都将削弱氨挥发的作用。 本实验也发现累积氨
挥发量曲线的拐点出现在 7—8 d(图 7),这与上覆水中的硝态氮浓度出现明显上升的时间基本一致(见图 5
(b))。 相关研究发现[22],在曝气充氧条件下,污染河道的硝化过程启动需要一定的时间。 从本研究来看,可
以通过改进曝气方式,利用这段时间强化曝气充氧对氨挥发的促进作用,从而提高曝气充氧对污染河道氮素
污染控制与削减的效率。 但是,具体曝气方式的选择和优化组合还有待进一步研究。
4摇 结论
4. 1摇 污染河道水体具有一定氨挥发潜力,在实验室模拟条件下,氨挥发速率平均为 2. 51 mg·m-2·h-1,相当于
0. 50 kgN·hm-2·d-1。
4. 2摇 曝气可以促进和加速污染河道水体的氨挥发,在曝气期间氨挥发速率有了显著提升,累积氨挥发量也随
之提高。 不同曝气方式对氨挥发影响不同,EW 组的平均氨挥发速率是 ES 组的 1. 35 倍,在每天 A 时段
(EWA)的最大挥发速率为是 ESA的 1. 63 倍;从氨的去除效果来看,也是 EW 组要优于 ES 组,累积挥发量是
ES组的 1. 17 倍。
4. 3摇 各实验组的氨挥发累积量用一级动力学方程能很好地拟合,根据模型可以预测氨挥发量。
4. 4摇 同一温度条件下,pH、铵氮浓度和通气频率是影响氨挥发的主要因素,曝气可以通过增加通气频率和提
高水体 pH值来促进氨挥发进行。
4. 5摇 曝气在促进硝化作用进行的同时又将削弱氨挥发作用,即在曝气条件下,氨挥发作用在硝化过程启动阶
段最为明显。
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9727摇 23 期 摇 摇 摇 刘波摇 等:曝气充氧条件下污染河道氨挥发特性模拟 摇
ACTA ECOLOGICA SINICA Vol. 32,No. 23 December,2012(Semimonthly)
CONTENTS
Maternal thermoregulation during gestation affects the phenotype of hatchling Chinese skinks (Eumeces chinensis): testing the
maternal manipulation hypothesis LI Hong, ZHOU Zongshi, WU Yanqing, et al (7255)…………………………………………
Effects of conspecific and interspecific interference competitions on cache site selection of Siberian chipmunks (Tamias sibiricus)
SHEN Zhen,DONG Zhong, CAO Lingli,et al (7264)
…
………………………………………………………………………………
Characterization of ammonia volatilization from polluted river under aeration conditons: a simulation study
LIU Bo, WANG Wenlin, LING Fen, et al (7270)
……………………………
…………………………………………………………………………………
Diurnal activity patterns and environmental factors on behaviors of Bar鄄headed Geese Anser indicus wintering at Caohai Lake of
Guizhou, China YANG Yanfeng,ZHANG Guogang,LU Jun,et al (7280)…………………………………………………………
Impacts of snow cover change on soil water鄄heat processes of swamp and meadow in Permafrost Region, Qinghai鄄Tibetan Plateau
CHANG Juan,WANG Gengxu,GAO Yongheng,et al (7289)
……
………………………………………………………………………
Spatial鄄temporal changes of urban patch wetlands in Changsha, China GONG Yingbi, JING Lei, PENG Lei, et al (7302)…………
Modeling of carbon and water fluxes of Qianyanzhou subtropical coniferous plantation using model鄄data fusion approach
REN Xiaoli, HE Honglin, LIU Min, et al (7313)
……………
…………………………………………………………………………………
Ecological compensation standard for controlling nitrogen non鄄point pollution from farmland: a case study of Yixing City in Jiang
Su Province ZHANG Yin, ZHOU Yuchen, SUN Hua (7327)……………………………………………………………………
Static toxicity evaluation of chemical wastewater by PFU microbial communities method
LI Zhaoxia, ZHANG Yuguo, LIANG Huixing (7336)
………………………………………………
………………………………………………………………………………
Emergy evaluation of an agro鄄circulation system in Beijing suburb: take Jianyan village as a case study
ZHOU Liandi, HU Yanxia, WANG Yazhi, et al (7346)
………………………………
……………………………………………………………………………
Research on the cooling effect of Xi忆an parks in summer based on remote sensing FENG Xiaogang, SHI Hui (7355)………………
The dynamics of spatial and temporal changes to forested land and key factors driving change on Hainan Island
WANG Shudong, OUYANG Zhiyun,ZHANG Cuiping, et al (7364)
………………………
………………………………………………………………
Impact of different sowing dates on green water footprint of maize in western Jilin Province
QIN Lijie, JIN Yinghua, DUAN Peili (7375)
……………………………………………
………………………………………………………………………………………
The dynamic variation of maize (Sea mays L. ) population growth characteristics under cultivars鄄intercropped on the Loess Plateau
WANG Xiaolin, ZHANG Suiqi, WANG Shuqing, et al (7383)
…
……………………………………………………………………
Effect of different planting methods on root鄄shoot characteristics and grain yield of summer maize under high densities
LI Zongxin, CHEN Yuanquan, WANG Qingcheng, et al (7391)
………………
…………………………………………………………………
Heavy metal contaminant in development process of artificial biological Soil Crusts in sand鄄land
XU Jie, AO Yanqing, ZHANG Jingxia,et al (7402)
………………………………………
………………………………………………………………………………
Effects of enhanced UV鄄B radiation and nitrogen on photosynthetic pigments and non鄄enzymatic protection system in leaves of
foxtail millet (Setaria italica (L. ) Beauv. ) FANG Xing, ZHONG Zhangcheng (7411)…………………………………………
Photosynthetic response of different ecotype of Illicium lanceolatum seedlings to drought stress and rewatering
CAO Yonghui, ZHOU Benzhi, CHEN Shuanglin,et al (7421)
………………………
……………………………………………………………………
Seasonal variations in the stems of Larix principis鄄rupprechtii at the treeline of the Luya Mountains
DONG Manyu, JIANG Yuan, WANG Mingchang, et al (7430)
……………………………………
……………………………………………………………………
Influence of terrain on plant biomass estimates by remote sensing: a case study of Guangzhou City, China
SONG Weiwei,GUAN Dongsheng, WANG Gang (7440)
……………………………
……………………………………………………………………………
Effects of exponential fertilization on biomass allocation and root morphology of Catalpa bungei clones
WANG Lipeng, YAN Ziyi, LI Jiyue, et al (7452)
………………………………
…………………………………………………………………………………
Effects of fire damages on Larix gmelinii radial growth at Tahe in Daxing忆an Mountains, China
WANG Xiaochun, LU Yongxian (7463)
………………………………………
……………………………………………………………………………………………
A model for water consumption by mountain jujube pear鄄like XIN Xiaogui,WU Pute, WANG Youke, et al (7473)…………………
Specificity of photosystems function change of two kinds of overwintering broadleaf evergreen plants
ZHONG Chuanfei, ZHANG Yuntao, WU Xiaoying, et al (7483)
…………………………………
…………………………………………………………………
Effects of drought on fluorescence characteristics of photosystem 域 in leaves of Ginkgo biloba
WEI Xiaodong,CHEN Guoxiang,SHI Dawei,et al (7492)
…………………………………………
…………………………………………………………………………
Numerical classification and ordination of forest communities in habitat of Sichuan Snub鄄nosed Monkey in Hubei Shennongjia
National Nature Reserve LI Guangliang, CONG Jing, LU Hui, et al (7501)……………………………………………………
Impact of inorganic anions on the cadmium effective fraction in soil and its phytoavailability during salinization in alkaline soils
WANG Zuwei, YI Liangpeng, GAO Wenyan, et al (7512)
……
…………………………………………………………………………
Photosynthetic adaptability of the resistance ability to weak light of 2 species Spiraea L.
LIU Huimin,MA Yanli, WANG Baichen,et al (7519)
………………………………………………
………………………………………………………………………………
Fine root longevity and controlling factors in a Phoebe Bournei plantation
ZHENG Jinxing,HUANG Jinxue,WANG Zhenzhen,et al (7532)
………………………………………………………………
……………………………………………………………………
Analysis on spatial structure and scenarios of carbon dioxide emissions from tourism transportation
XIAO Xiao, ZHANG Jie, LU Junyu, et al (7540)
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The hydrological response to human activities in Guishui River Basin, Beijing
LIU Yuming, ZHANG Jing, WU Pengfei, et al (7549)
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Socio鄄economic impacts of under鄄film drip irrigation technology and sustainable assessment: a case in the Manas River Basin,
Xinjiang, China FAN Wenbo, WU Pute,MA Fengmei (7559)……………………………………………………………………
Effects of pattern and timing of high temperature exposure on the mortality and fecundity of Aphis gossypii Glover on cotton
GAO Guizhen, L譈 Zhaozhi, XIA Deping, et al (7568)
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Physiological responses of Eucalyptus trees to infestation of Leptocybe invasa Fisher & La Salle
WU Yaojun, CHANG Mingshan, SHENG Shuang, et al (7576)
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Carbon storage capacity of a Betula alnoides stand and a mixed Betula alnoides 伊 Castanopsis hystrix stand in Southern Subtropical
China: a comparison study HE Youjun, QIN Lin, LI Zhiyong,et al (7586)………………………………………………………
Distribution and ecological risk assessment of 7 heavy metals in urban forest soils in Changsha City
FANG Xi, TANG Zhijuan, TIAN Dalun, et al (7595)
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Review and Monograph
The relationship between humans and the environment at the urban鄄rural interface:research progress and prospects
HUANG Baorong, ZHANG Huizhi (7607)
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Flux footprint of carbon dioxide and vapor exchange over the terrestrial ecosystem: a review
ZHANG Hui, SHEN Shuanghe, WEN Xuefa,et al (7622)
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4367 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 32 卷摇
《生态学报》2013 年征订启事
《生态学报》是中国生态学学会主办的生态学专业性高级学术期刊,创刊于 1981 年。 主要报道生态学研
究原始创新性科研成果,特别欢迎能反映现代生态学发展方向的优秀综述性文章;研究简报;生态学新理论、
新方法、新技术介绍;新书评介和学术、科研动态及开放实验室介绍等。
《生态学报》为半月刊,大 16 开本,300 页,国内定价 90 元 /册,全年定价 2160 元。
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标准刊号:ISSN 1000鄄0933摇 摇 CN 11鄄2031 / Q
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生摇 态摇 学摇 报
(SHENGTAI摇 XUEBAO)
(半月刊摇 1981 年 3 月创刊)
第 32 卷摇 第 23 期摇 (2012 年 12 月)
ACTA ECOLOGICA SINICA
摇
(Semimonthly,Started in 1981)
摇
Vol郾 32摇 No郾 23 (December, 2012)
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