含量占比超过93%。河道中氮、磷含量随河道延伸有波动但总体呈下降趋势。在汇水区，草海水倒灌对河道水体中的氮、磷起到稀释作用，ρ(TN)和ρ(TP)分别达到5.74，0.258 mg/L。河道中底泥的氮、磷含量均高于水体中的，说明经过长期累积底泥已吸附了大量的N、P，但汇水区因受到草海水体中悬浮颗粒物沉降的影响，底泥中的氮含量低于水体中。因此，建议在利用尾水补给草海水源时，应在河道中栽种一些沉水植物来吸收
摘要：水源补给不足是高原富营养化湖泊治理的难点，污水处理厂尾水补给可有效增加入湖水量。基于氮、磷形态的变化分析，对污水处理厂尾水进入景观河道和入湖口汇水区的变化特征开展实验。结果发现：污水处理厂尾水中氮、磷含量可达到GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准，含量占比超过93%。河道中氮、磷含量随河道延伸有波动但总体呈下降趋势。在汇水区，草海水倒灌对河道水体中的氮、磷起到稀释作用，ρ(TN)和ρ(TP)分别达到5.74，0.258 mg/L。河道中底泥的氮、磷含量均高于水体中的，说明经过长期累积底泥已吸附了大量的N、P，但汇水区因受到草海水体中悬浮颗粒物沉降的影响，底泥中的氮含量低于水体中。因此，建议在利用尾水补给草海水源时，应在河道中栽种一些沉水植物来吸收
随着城市化进程的加快，城市污水的排放和处置[1]也成了人们关注的环境问题。昆明市虽然属于缺水型城市，现已建立20余座污水处理厂来处理110.5万m3/d的污水量[2]。滇池是中国第6大淡水湖，面积约为300 km2，地处长江、红河和珠江三大水系分水岭地带[3]，但却无支流等水源直接流入滇池，从而导致滇池存在先天性缺水。同时，由于地处主城区下游，高密度的城市人口对滇池水体造成较大的污染负荷[4]，使得滇池的污染治理变得更为严峻。而水资源的合理利用与污水处理之间的矛盾也逐渐成为国内外大城市亟须解决的难题[5-6]。
针对污水处理厂尾水的再利用，国内已在尾水水质[7]、稳定性评价[8]、污染物生态风险[9]、农业再利用[10]和利用价值[11]等方面展开了大量研究，但对降低河道和湖泊水体富营养化还处于实践和摸索阶段。目前，各污水处理厂尾水排放标准等级不同，所含氮、磷及其形态组分也因进水不同而存在差异[7]，这都限制了尾水的进一步利用。尾水进入河道和湖泊后的变化规律[12]也对水体富营养化的降低规律有显著影响。所以，探索污水处理厂尾水在河道中的变化规律和对湖泊富营养化程度降低的规律，具有很好的实际意义和理论价值。本文在对污水处理厂尾水分析的基础上，研究了尾水进入景观河道后各形态氮、磷的变化规律，并对河道与湖泊交汇口的氮、磷含量变化展开分析，旨在为污水处理厂尾水的科学利用提供理论和实践指导。
船房河位于昆明城区西南部，是入滇主要河道之一，全长5.4 km。河流水源主要为昆明市第一污水处理厂排放的部分尾水和雨季降雨，以及少量雨水从道路两侧的雨水收集口溢流后直接进入河道中。污水处理厂尾水排放出口管道直径为20～30 cm，水流平稳，水中无明显悬浮颗粒物和色素。河流底部全部由直径为5～20 cm的碎石铺设，但中下游由于流速缓慢，水中的颗粒物部分沉积形成了少量淤泥，河岸为浆砌石结构。在整条河流的上半段，水深仅为20～50 cm，无任何水生植物生长。在河流下半段，水深为50～150 cm，有少量水生植物狐尾藻等生长。
船房河从尾水口到入滇口(草海)依次设定5个点(A、B、C、D和E)如图1所示，其中：A采样点为尾水口，E采样点为入滇口。C、D、E 3个采样点均采集5个平行样进行混合。水样采集后带回实验室进行水质分析测定。现场测试指标为水深和透明度，同时记录采样点环境。
图1 船房河采样点分布
Fig.1 Distribution map of sampling sites in Chuanfang River
表1 船房河5个采样点的水体透明度
Table 1 Water transparency of 5 sampling sites in Chuanfang River
cm
调查时间A点B点C点D点E点2016-11-2434(见底)26(见底)52(见底)701102017-8-134(见底)26(见底)52(见底)661002018-4-1834(见底)26(见底)52(见底)68104
水样：TP采用GB 11893—1989《水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法》测定；生物活性磷采用磷钼蓝分光光度法；TN采用HJ 636—2012《水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》测定；NH3-N采用HJ 535—2009《水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》测定；
采用GB 7480—1987《水质 硝酸盐氮的测定 酚二磺酸分光光度法》测定；
采用GB 7493—1987《水质 亚硝酸盐氮的测定 分光光度法》测定。
底泥：TN采用HJ 717—2014《土壤质量 全氮的测定 凯氏法》测定；TP采用HJ 632—2011《土壤 总磷的测定 碱熔-钼锑抗分光光度法》测定；有机碳采用HJ 615—2011《土壤 有机碳的测定 重铬酸钾氧化-分光光度法》测定。
数据分析使用Origin和SPSS 等软件。
表2为不同形态氮在河流中的分布。可知：污水处理厂尾水进入船房河后ρ(TN)为5.74～7.14 mg/L，平均值为6.352 mg/L。根据GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》，水体质量均达到一级A标准。在空间分布上，水体中的TN从上游到下游呈下降趋势，只有B点到D点的TN含量出现了小幅回升。其原因可能是船房河整个河道都位于主城区，河道主要为硬质水泥驳岸，透水性差，减弱了河道的生态循环过程，且水体流动性较弱，水体交换不够频繁，总氮含量受底泥由汇到源转换的影响。
在不同氮形态中，船房河中ρ(NH3-N)为0.216～0.34 mg/L，平均为0.262 mg/L，也达到GB 18918—2002一级A类水标准。由于
和有机氮的含量都较低，所以虽然它们的含量出现了小幅变化，但未对水质产生显著影响。
在5.48～6.76 mg/L波动，而且5个采样点的在TN中的占比均超过93%，说明污水处理厂对污水的硝化处理较为彻底，该水体补充景观河道用水可行性高，不会造成景观河道水体中蓝藻的暴发性增长，这也与船房河近几年的实际水质情况相吻合。
表2 不同形态氮在河流中的分布
Table 2 Distribution of different forms of nitrogen in the river channel mg/L
采样点ρ(TN)ρ(NH3-N)ρ(NO-2-N)ρ(NO-3-N)ρ(有机氮)船房河A点7.14±0.300.340±0.0500.0330±0.0016.76±0.60.0070±0.0001船房河B点6.18±0.190.265±0.0040.0625±0.0085.79±0.10.0625±0.0003船房河C点6.23±0.030.216±0.0140.0310±0.0055.96±0.630.0230±0.0008船房河D点6.47±0.090.278±0.0400.0327±0.0056.16±0.089-0.0007±0.0005船房河E点5.74±0.070.214±0.1000.0423±0.00395.55±0.46-0.0663±0.0007
由图2可以看出：尾水中重要的3个指标(TN、NH3-N和
在到达汇水区后都出现了不同程度的下降，这主要是滇池草海水体中的氮浓度偏低所导致的。因为草海水体中的TN含量仅为船房河的1/2，当汇水区中出现草海水倒灌后，河道中的氮会被迅速稀释。所以，如果仅从TN考虑，污水处理厂尾水进入滇池草海会加重湖泊的TN浓度。但是，尾水中的NH3-N浓度则非常低，对草海的富营养化影响较小；其主要成分是
在D点和E点占比分别达到95.21%和
是水处理过程中硝化的最终产物，主要被植物吸收利用，对水体富营养化贡献较小。所以，船房河水体较高的透明度虽与河道的良好管理有关，但更与水体自身的特点有显著相关性。从长期考虑，尾水进入草海虽然可以起到补充水源和有效降低水体中NH3-N的浓度作用，但对其可能引起周边水域和地下水硝酸盐含量升高的问题也需要引起关注[14-15]。
—船房河D点； 
—船房河E点； 
—滇池草海。
图2 入湖口水体中不同形态氮在总氮中的占比
Fig.2 The proportion of different forms of nitrogen in total nitrogen in the lake
进一步分析发现，有机氮在污水处理厂已几乎被全部硝化，在尾水中的含量非常低。但是，草海中有机氮含量则高达1.785 mg/L，占比超过64%，说明草海水体中含有较多的有机物，并且会使NH3-N的浓度长期维持在一个较高水平。所以，滇池草海的TN虽然近期得到了有效控制[16]，但是由于有机物含量较高，在治理过程中应重视对有机氮的削减或加速其向的转化。
表3为不同形态磷在河流中的分布。可知：河流中ρ(TP)为0.117～0.203 mg/L，平均为0.159 mg/L，达GB 18918—2002一级A标准。其中，C采样点的总磷含量最低，但在D和E采样点出现了一定程度的升高，达到0.2 mg/L，原因也是由受到了滇池草海水倒灌所引起。随着河道的延伸，水体中的生物活性磷含量呈下降趋势，但在C号采样点出现了小幅上升，这可能与该区段开始有少量底泥沉淀形成，其中含有的部分活性磷释放进入水体中有关。
表3 不同形态磷在河流中的分布
Table 3 Distribution of different phosphorus forms in the river channel mg/L
采样点ρ(TP)生物活性磷船房河A点0.152±0.0790.0811±0.01船房河B点0.129±0.0390.0364±0.003船房河C点0.117±0.030.0513±0.004船房河D点0.203±0.0890.0259±0.001船房河E点0.198±0.0230.0259±0.006
从图3可以看出：虽然船房河D点和E点水体中的总磷浓度低于草海，但是相比河道上游的3个点，这2个点的TP含量受到草海水倒灌而升高。同样，草海水的倒灌也对船房河中的生物活性磷产生影响，但由于草海中的生物活性磷浓度低于船房河的，所以呈现出随着河道的延伸而逐渐下降的趋势。生物活性磷在总磷中的占比变化趋势也与此相同，且占比绝对值都非常低。
图3 入湖口水体中总磷的含量
Fig.3 The content of total phosphorus in the lake
船房河的底泥特征如表4所示。可知：对比C、D和E点底泥中的TN，发现C点和D点的浓度显著高于E点。进一步对水体和底泥分析，可看出在C点和D点底泥中的TN都高于水体中的，而E点则是水体TN高于底泥，但它们之间差异不显著。由此看出，船房河水体和底泥中TN主要受到尾水水质的影响，但在入湖口由于草海水倒灌对河道中TN进行了稀释，水体和底泥中TN均显著下降。船房河上游水体中TN高于底泥是因为底泥中的TN几乎都来源于水体，而入湖口底泥中TN低于水体则是因为该区域的底泥多数来自草海水倒灌后水体中悬浮颗粒物沉积后形成的。水体和底泥中的TP变化趋势也与TN的基本一致，也是受到草海水倒灌而呈下降趋势。
从底泥的形态特征(图4)可以看出:随着河道的延伸，底泥颜色从浅黄色变为黑色，质地也从黏土向粉粒转变，而草海则是呈浅黑色颗粒状。这是由于草海中风浪扰动后悬浮的底泥颗粒随着水流倒灌进入汇水区并沉积到底部，所以虽然该区域水体的透明度达到89 cm(水深98 cm)，但水体却是呈浅黑色，系底泥的黑色所致。而对底泥的总有机碳分析(表5)显示，污水处理厂尾水中仍然含有一定量的有机污染物，但能被底泥吸附沉积，而草海水体中则含有相对较少的有机污染物。
表4 船房河的底泥特征
Table 4 Characteristics of sediments in Chuanfang River
采样点TN(底泥)/(mg·L-1)TN(水)/TN(底泥)/%TP(底泥)/(mg·L-1)TP(水)/TP(底泥)/%船房河C点6.06±0.2192.260.31±0.0138.24船房河D点6.88±0.188.270.20±0.01195.24船房河E点4.23±0.08115.890.20±0.00599.00滇池草海3.5±0.1981.420.37±0.01363.95
图4 船房河底泥形态
Fig.4 Sediments appearance of the Chuanfang River
表5 景观河道与湖泊的底泥有机碳含量
Table 5 Organic content in sediments in river and Caohai Lakemg/L
指标C采样点D采样点E采样点草海中心区有机碳28.45±0.3526.95±0.6429.15±0.353.1±0.006
污水处理厂尾水含有相对较高的TN，但以
占绝对优势，排放进入景观河道不会对水体造成富营养化威胁。考虑到对地下水和湖泊水质的影响，建议在河道中栽种一些易于吸收的沉水植物，如金鱼藻、眼子菜和穗状狐尾藻等[17]，它们在改善河道景观的同时也可有效降低水体中氮含量，从而提升草海水源质量。所以，污水处理厂尾水的注入可改变草海水体中有机氮的浓度(图5)，降低草海富营养水平和盐藻暴发的频率。
图5 草海水体中有机氮在总氮中的占比
Fig.5 The proportion of organic nitrogen in total nitrogen in Caohai water
1) 污水处理厂尾水中的氮、磷达到GB 18918—2002一级A标准，其中含量在TN中占比超过93%。
2)船房河水体中
有机氮和TP、可溶解活性磷的含量虽有一定波动，但多随着河流延伸呈下降趋势，且草海水的倒灌对入湖口水体中的氮、磷起到不同程度的稀释作用。
3)河流底泥中的氮、磷含量均低于水体中，水体对底泥中的氮、磷具有较大的贡献。
4)由于尾水中含有较高的在利用该水体补给草海时应在河道中栽种一些沉水植物以降低对地下水和草海水质的潜在影响。
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