內(nèi)河沉積物耗氧（sod）對水體改善的影響研究【畢業(yè)論文】

1、<p><b>　　本科畢業(yè)設(shè)計</b></p><p><b>　　環(huán)境工程</b></p><p>　　內(nèi)河沉積物耗氧（SOD）對水體改善的影響研究</p><p>　　Research on sediment oxygen demand influencing on water in urban river

2、</p><p><b>　　摘　要</b></p><p>　　【摘要】城市內(nèi)河沉積物耗氧對水體改善有著重要的作用，是確定內(nèi)河治理方式、設(shè)計具體方案的基礎(chǔ)。采用一種無擾動的單管沉積物采樣器采集寧波市史魏家河，桑家河，直落河，戚隘河四條城市內(nèi)河的沉積物樣品，使用自行制做的SOD 測定裝置對城市內(nèi)河沉積物的耗氧特性及可能對水質(zhì)產(chǎn)生的影響進行了研究。實驗中用氧飽

3、和的純水代替河水作為沉積物上覆水，用WTW在線水質(zhì)監(jiān)測儀測定密閉狀態(tài)下采樣管內(nèi)上覆水溶解氧變化，采用恒溫水箱設(shè)置實驗溫度。分別測定了四條內(nèi)河的沉積物耗氧情況，同時確定了SOD與時間的關(guān)系，并探究了沉積物瞬時耗氧現(xiàn)象的相關(guān)影響因子，如外界擾動、溫度、沉積物質(zhì)量等。本實驗結(jié)果顯示戚隘河的SOD值明顯高于其他站點，總?cè)芙庋跸牧恳哺哂谄渌军c，達到穩(wěn)定所需時間較長。溫度和沉積物的性質(zhì)對沉積物的擴散有一定的促進作用，外界的擾動破壞原有水力條件的

4、影響有待進步一研究。</p><p>　　【關(guān)鍵詞】；內(nèi)河治理；沉積物；耗氧規(guī)律</p><p><b>　　Abstract</b></p><p>　　【ABSTRACT】Sediment oxygen demand has important influence on water in urban river , wh

5、ich is the basis to selecte the recovering method and the specific design in urban river management. A sort of sediments single tube sampler without bound disturbance was employed to collect Shi Weijia river, Sang Jia r

6、iver, Zhi Luo river and Qi Ai river's sediment samples. While the SOD measurement device designed by ourselves was employed to study the characteristic of sediment oxygen demand of urba</p><p>　　【KEYWORD

7、S】inner river governance;sediment;law of oxygen demand</p><p><b>　　目　錄</b></p><p><b>　　摘　要I</b></p><p>　　AbstractI</p><p><b>　　目　錄II<

8、;/b></p><p><b>　　1引言1</b></p><p>　　1.1內(nèi)河治理現(xiàn)狀1</p><p>　　1.1.1引水沖污工程2</p><p>　　1.1.2生物治理工程2</p><p>　　1.1.3物理增氧工程2</p><p&g

9、t;　　1.2沉積物耗氧（SOD）2</p><p>　　1.2.1SOD的國內(nèi)外研究2</p><p>　　1.2.2SOD的數(shù)學(xué)模型3</p><p><b>　　2材料與方法4</b></p><p>　　2.1樣品采集4</p><p>　　2.1.1采樣站位4&l

10、t;/p><p>　　2.1.2采樣裝置和方法5</p><p>　　2.2分析方法5</p><p>　　2.2.1理化參數(shù)分析5</p><p>　　2.2.2SOD測量裝置6</p><p>　　2.2.3SOD測量方法6</p><p>　　2.3DO的測定7<

11、/p><p>　　2.3.1DO測量方法選擇7</p><p>　　2.3.2DO測量裝置7</p><p>　　2.3.3測定DO原理7</p><p>　　2.4SOD的計算8</p><p><b>　　3結(jié)果與討論9</b></p><p>　　3.

12、1SOD與內(nèi)河水質(zhì)的關(guān)系9</p><p>　　3.2SOD與時間的關(guān)系11</p><p>　　3.3SOD與擴散的關(guān)系12</p><p>　　3.3.1擾動下各站點的SOD測定12</p><p>　　3.3.2質(zhì)量對瞬時耗氧的影響12</p><p>　　3.3.3溫度對瞬時耗氧的影響1

13、3</p><p>　　3.4寧大內(nèi)河SOD測定14</p><p>　　3.5空白實驗分析16</p><p><b>　　4結(jié)論17</b></p><p><b>　　5展望17</b></p><p><b>　　6參考文獻18</

14、b></p><p>　　7致謝錯誤!未定義書簽。</p><p><b>　　8附錄20</b></p><p><b>　　引言</b></p><p>　　隨著城市化進程的發(fā)展，污染物不斷被排入城市內(nèi)河并逐漸在沉積物中富集，使得內(nèi)河受到不同程度的污染。由于城市內(nèi)河與其它的地表徑流

15、大不相同，大多內(nèi)河水系與外水系不連通，水流流速緩慢，因而容易造成過剩營養(yǎng)物質(zhì)的沉積。當內(nèi)河水體的外源污染較嚴重時，污染物濃度通量是向下的，污染物匯集到內(nèi)河底泥中；當外源污染受到有效控制后，底泥中的污染物濃度通量是向上的，污染物將從底泥釋放到上覆水體中，成為內(nèi)河水體的內(nèi)污染源[1]。因此，內(nèi)河沉積物既可以成為水體污染的匯，又可以成為水體污染的源。目前對于城市內(nèi)河的研究多集中于水體有機物污染和富營養(yǎng)化[2-5]，而由沉積物耗氧引起的內(nèi)河發(fā)黑

16、發(fā)臭等缺氧癥狀成了內(nèi)河治理中的瓶頸，因此研究內(nèi)河沉積物耗氧（SOD）對水體改善的影響對內(nèi)河治理具有重大意義。</p><p><b>　　內(nèi)河治理現(xiàn)狀</b></p><p>　　在“十一五”期間，我國就高度重視內(nèi)河的整治，大力度投資，開展系統(tǒng)的大規(guī)模整治。根據(jù)交通運輸部出臺的《關(guān)于貫徹<國務(wù)院關(guān)于加快長江等內(nèi)河水運發(fā)展的意見>的實施意見》，“十二五”期，

17、內(nèi)河治理被列為建設(shè)重點。目前許多城市已開展城市污染內(nèi)河整治工作，重點集中在內(nèi)河水質(zhì)的恢復(fù)上，初步目的是使水體變清，消除惡臭。福州市城區(qū)內(nèi)河綜合整治工作指揮部稱，該市大部分河道完成了清淤及截污施工圖設(shè)計，已有30條內(nèi)河進場施工，在內(nèi)河整治過程中使用人工增氧措施來增加水體溶解氧，使水體中的微生物優(yōu)勢種群由厭氧菌轉(zhuǎn)變?yōu)楹醚蹙齼?nèi)河惡臭；寧波市海曙區(qū)南塘河等9條河道的整治工程也開工建設(shè)，本次實驗的采樣點中史魏家河及直落河正處在治理中，河內(nèi)都

18、有曝氣裝置在人工增氧。根據(jù)《寧波市內(nèi)河水環(huán)境綜合整治研究報告》，寧波內(nèi)河沉積物的表層Eh值處于-192至-420mV之間，即表示內(nèi)河沉積環(huán)境處于很強的還原性狀態(tài)，這是導(dǎo)致內(nèi)河整治難有成效的重要原因之一。</p><p>　　國外早在100多年前就開展了河流污染的治理工作，其中比較著名的有英國的泰晤士河、歐洲的萊茵河和法國的塞納河等。治理初期，人們的注意力主要集中在單項治理上，通常是工業(yè)污染源的治理，以減少排入河流

19、的污染負荷。隨著對河流污染機制認識的深入，自20世紀70年代，區(qū)域治理理念逐漸代替了局部治理，從單項治理發(fā)展為綜合治理，更注重將河流污染的治理納入到一個綜合體系中進行考慮，并采用現(xiàn)代系統(tǒng)工程的方法對其進行綜合分析和模擬，在此基礎(chǔ)上進行治理方案的比較、優(yōu)化，制定出更為科學(xué)的水質(zhì)目標與治理方案，力求使河流污染治理在整體上達到技術(shù)經(jīng)濟和環(huán)境效果最優(yōu)。</p><p>　　目前內(nèi)河治理的方法主要有引水沖污工程、生物治理工

20、程、物理增氧工程。</p><p><b>　　引水沖污工程</b></p><p>　　引水沖污工程是通過改變內(nèi)河原有的水動力條件，使得沖污區(qū)內(nèi)流量加大，流速提高，增加了水體中溶解氧的含量，進而減少黑臭，從而使得水質(zhì)得到改善[6]。 但是引水沖污工程投資和日常運行費用巨大,已成為我國許多城市財政巨大負擔(dān),也使城市內(nèi)河治理進入了惡性循環(huán),造成引水沖污時城市內(nèi)河水質(zhì)良好

21、的假象,使城市內(nèi)河水質(zhì)的保持需要靠引水沖污才能達到。同時由于長期的引水沖污造成城市內(nèi)河自身生態(tài)環(huán)境完全喪失,非但沒有改善水體的水質(zhì)，而且使得內(nèi)河水體自身的生態(tài)平衡被破壞，其自身的恢復(fù)需要很長的時間。因而該方法在改善內(nèi)河水體方面是治標不治本，應(yīng)適當加以控制。</p><p><b>　　生物治理工程</b></p><p>　　生物治理工程是以恢復(fù)城市內(nèi)河水體自身水生生

22、物為目的的,在城市內(nèi)河污染源得到有效遏制后，盡快恢復(fù)水體自身生態(tài)平衡系統(tǒng),恢復(fù)和豐富城市內(nèi)河中水生生物鏈,使城市內(nèi)河水體自身具有一定的生物凈化和平衡功能,進而使城市內(nèi)河具有一定的水環(huán)境容量,對污染物具有一定的沖擊能力[7]。生物修復(fù)技術(shù)改善內(nèi)河水質(zhì)的優(yōu)勢在于,治理成本低,效果好,不產(chǎn)生二次污染。但其也仍存在著一些難度，例如恢復(fù)周期長，需創(chuàng)造出適合生物生存的環(huán)境。</p><p><b>　　物理增氧工程

23、</b></p><p>　　物理增氧的常用方法是水體人工曝氣，其可在短時間內(nèi)取得降低水體污染程度和提高溶解氧濃度的效果[8]，但要發(fā)揮水體人工曝氣復(fù)氧技術(shù)的實際效益,必須制訂應(yīng)用該技術(shù)的具體方案,得出可行的增氧量、曝氣方式、季節(jié)最優(yōu)化組合。最大的特點是提高溶解氧濃度效果明顯，但其投資和日常運行成本高。</p><p>　　沉積物耗氧（SOD）</p><p

24、>　　沉積物耗氧速率(sediment oxygen demand，簡稱SOD)是由英國的WELCH在1935年首次提出的，是指水體底部沉積物消耗上覆水中溶解氧（DO）的速率。沉積物耗氧（SOD）可分為兩部分： </p><p>　　（1）上覆水體擴散到水底沉積物中的溶解氧被消耗，其中包括底泥中還原性物質(zhì)的化學(xué)耗氧和棲息在表層底泥的好氧微生物及無脊椎動物的呼吸耗氧（BSOD）；</p>&l

25、t;p>　　（2）底泥中的還原態(tài)物質(zhì)擴散到上覆水體中被氧化的化學(xué)耗氧（CSOD）[9]。</p><p><b>　　SOD的國內(nèi)外研究</b></p><p>　　水體水質(zhì)的一個重要指標是水體中的溶解氧含量，而水體中溶解氧主要來源于大氣復(fù)氧和光合作用產(chǎn)氧等，而耗氧過程則包括生化需氧(BOD)、底泥耗氧(SOD)、氨的硝化、及浮游植物和動物的呼吸等。SOD是反映

26、內(nèi)河沉積物耗氧的綜臺指標,其中表層底泥中有機物生物降解和氨的硝化過程是SOD的主要構(gòu)成[10]，另外底泥中的鐵、錳、硫化物等的化學(xué)耗氧也可能對SOD有重要的作用。沉積物耗氧（SOD）在水體氧平衡中具有重要的作用，同時也是內(nèi)河水體治理過程中必不可少的一個重要參數(shù)。</p><p>　　國外學(xué)者對沉積物營養(yǎng)物質(zhì)遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究，最早可追溯到20世紀四、五十年代的實驗室和現(xiàn)場測定，20世紀七、八十年代時進入了研究高潮

27、，并在20世紀八、九十年代總結(jié)出一些沉積物耗氧數(shù)學(xué)模型，對研究水質(zhì)改善起到了重要作用[11-14]。國內(nèi)對于沉積物耗氧的研究起步較晚，到20世紀八十年代才逐漸開始研究，由于測量技術(shù)難、水質(zhì)較差等原因，大多僅處于實驗研究階段。近幾年來，開始展開現(xiàn)場測量和數(shù)學(xué)模型相結(jié)合的研究，更準確地研究沉積物中營養(yǎng)物質(zhì)遷移擴散導(dǎo)致水體耗氧的規(guī)律，對水質(zhì)改善有極大的幫助。</p><p><b>　　SOD的數(shù)學(xué)模型<

28、;/b></p><p>　　在自然水體中，底泥與上覆水之間主要的相互作用是泥水界面間物質(zhì)的交換。沉入底泥或從底泥擴散到上覆水的溶解態(tài)、顆粒態(tài)物質(zhì)是水體內(nèi)化學(xué)和生物循環(huán)的重要組成部分。通常認為底泥消耗的氧可分為兩部分：第一部分是上覆水體擴散到水底沉積物中的溶解氧被消耗，其中包括底泥中還原性物質(zhì)的化學(xué)耗氧和棲息在表層底泥的好氧微生物及無脊椎動物的呼吸耗氧；第二部分是底泥中的還原態(tài)物質(zhì)擴散到上覆水體中被氧化的化

29、學(xué)耗氧。但是國外研究對于擴散進入上覆水體的物質(zhì)引起的耗氧行為的定義較模糊。沉積在底泥內(nèi)的有機物是底泥耗氧的根源，底泥消耗的氧都源于有機物的礦化，表層有機物在微生物呼吸作用下降解，產(chǎn)生呼吸耗氧；兼氧層、厭氧層有機物與底泥內(nèi)的氧化物反應(yīng)，生成各種還原性物質(zhì)，這些物質(zhì)既產(chǎn)生化學(xué)耗氧又產(chǎn)生呼吸耗氧。</p><p>　　底泥污染物釋放的動力學(xué)主要由兩個過程決定。一個是微生物的活動，它決定著污染物的相互轉(zhuǎn)化和存在形態(tài)，是否

30、容易釋放和在什么條件下可能釋放等；另一個是水力過程，它決定著污染物在底泥孔隙內(nèi)部的傳質(zhì)速度，底泥懸浮狀態(tài)和沉積狀態(tài)，以及底泥顆粒對污染物的吸附攜帶等[15]。這兩個過程相互作用，相互影響，在很大程度上決定了底泥污染物的釋放動力學(xué)特征。</p><p>　　沉積物耗氧（SOD）的數(shù)學(xué)模型研究主要在于對泥水界面的非定向擴散傳質(zhì)的研究，這是由傳質(zhì)和兩界面的生化反應(yīng)共同控制的。這兩邊界層分別為水表面的擴散邊界層和沉積物中

31、的滲透深度，這其中的一個或者兩個都能對SOD產(chǎn)生影響。這個傳質(zhì)的過程由沉積物控制還是由水界面控制取決于沉積物/水界面的剪切速率（U*）和沉積物的生化活性率（）。在穩(wěn)定狀態(tài)下，沉積物/水表面的剪切速度對DO具有較大影響，而當U* > 0.2 cm/s時對于有效深度沒有較大影響[16]。沉積物中的微生物活性更大時，SOD上界值較小，即µ0> 50 mg/L d，U*> 0.1 cm/s時SOD<0.1g/c

32、m2,當微生物在沉積物中的活性較低（µ0< 50 mg/L d）混合水含量較低（U*< 0.1 cm/s）難以達到穩(wěn)定狀態(tài)時，SOD的量可大大超過0.1g/cm2，換句話說SOD值高則更快達到穩(wěn)定狀態(tài)。</p><p><b>　　材料與方法</b></p><p><b>　　樣品采集</b></p><

33、;p><b>　　采樣站位</b></p><p>　　在寧波市城區(qū)選擇了污染程度不同的4條河流設(shè)7個站點，分別為史魏家河自北向南的四個站點（ST1，ST2，ST3，ST4）、桑家河（ST5）、直落河（ST6）、戚隘河（ST7）。</p><p>　　表2-1 各站點坐標</p><p>　　Table 2-1 coordinates

34、 of sites </p><p>　　史魏家河為整治河道，水下有曝氣裝置進行曝氣，因而水質(zhì)偏渾；桑家河為城中村河道，現(xiàn)階段也正處在整治期間，因而也有曝氣裝置進行增氧處理，其水質(zhì)發(fā)綠、微臭；直落河也為城中村河道，污染較重，水體發(fā)黑發(fā)臭；戚隘河環(huán)繞公園，屬景觀河道，但其水體顏色呈渾濁的黑色，并伴有臭味，污染較嚴重。采樣站點位置如圖2-1所示： </p>

35、<p><b>　　圖2-1 采樣站點</b></p><p>　　Fig.2-1 Positon of the sample sites </p><p><b>　　采樣裝置和方法</b></p><p>　　采集泥樣時為了使底泥不受擾動，并使其充滿柱狀采樣管（同時也是培養(yǎng)管，透

36、明PC材料，內(nèi)徑50mm，管長350mm）以防止其消耗上覆水中的溶解氧，使用USSC—Ⅱ單管無擾動沉積物采樣器[17]采集沉積物樣品（見圖2-2）。采樣時可以觀察到底泥是否受到擾動，若底泥明顯受到擾動，應(yīng)舍棄重新采集，本次實驗在每個站點采集用于SOD研究的沉積物樣品，以聚乙烯塑料袋貯存，并迅速送往實驗室測定SOD及相關(guān)因子。</p><p>　　采集水樣時使用容積為2.5L的有機玻璃采樣器采集，在每個站點采集到水

37、樣后用聚乙烯塑料（500mL）貯存，采樣后立即送往實驗室分析。若無法在當日完成測定，則將水樣貯存于冰箱中。

38、 </p><p&g

39、t;<b>　　分析方法</b></p><p><b>　　理化參數(shù)分析</b></p><p>　　采集樣品時用在線水質(zhì)監(jiān)測儀（Multi 340i，德國WTW公司）現(xiàn)場測定各采樣點的水體水溫，pH，電導(dǎo)率和ρ（DO），氧化還原電位（見表2-1）。</p><p>　　表2-1 現(xiàn)場測定數(shù)據(jù)</p>&l

40、t;p>　　Table 2-1 Situ measurement data</p><p>　　由表2-1可知，現(xiàn)場測定中各站點的水溫最大相差4.4℃，PH最大差值為1.14，并基本都呈堿性。桑家河ST5站的表層ρ（DO）明顯高于其他站點，原因在于該采樣點含有大量藻類生存，植物光合作用為水體復(fù)氧。史魏家河ST2站的表層ρ（DO）最低，原因在于ST1和ST2站點之間存在內(nèi)河整治曝氣等處理設(shè)施，導(dǎo)致ST2站點水

41、質(zhì)渾濁不清，沉積物中的還原性物質(zhì)擴散消耗表層溶解氧。除ST5站點的表層ρ（DO）超過該水溫下的飽和溶解氧含量，其余各站點的表層ρ（DO）均處于標準值以下，水體明顯呈缺氧狀態(tài)。并且各站點的氧化還原電位（ORP）均為負值，說明各站點水質(zhì)均具有一定的還原性。</p><p><b>　　SOD測量裝置</b></p><p>　　SOD的測量裝置為多管、多電極SOD研究裝置

42、（見圖2-3），主要包括恒溫水箱、柱狀沉積物實驗管、循環(huán)泵，恒溫箱體內(nèi)設(shè)置有多個沉積物實驗管，沉積物實驗管管的上下兩端分別設(shè)置有密封塞，處于上端的密封塞上貫穿設(shè)置有進液管和出液管，出液管的下端開口伸入所述的沉積物實驗管的溶液中，沉積物實驗管的出液管與相鄰的沉積物實驗管的進液管通過連接導(dǎo)管相連通，其中一個連接導(dǎo)管上設(shè)置有用于驅(qū)動溶液循環(huán)流動的小型循環(huán)泵，至少一個沉積物實驗管內(nèi)設(shè)置有用于測定沉積物理化參數(shù)的多參數(shù)電極。</p>

43、<p>　　箱體內(nèi)還設(shè)置有用于加熱箱體內(nèi)盛水的恒溫加熱器，恒溫加熱器與箱體外的點接觸式水銀溫度計和電子繼電器相連接，通過設(shè)定點接觸式水銀溫度計上的溫度，控制電子繼電器加熱工作。當達到指定溫度時，電子繼電器會自動切斷終止加熱過程；當溫度再次低于指定溫度，電子繼電器會再次自動連接繼續(xù)加熱，以此達到箱體內(nèi)的恒溫狀態(tài)。</p><p>　　實際實驗時接通恒溫加熱器電源，當水浴溫度達到設(shè)定溫度時，開啟小型循環(huán)泵

44、和多參數(shù)電極測定裝置，根據(jù)實驗要求記錄實驗過程中各理化參數(shù)的變化，進行相關(guān)的科學(xué)實驗和數(shù)據(jù)監(jiān)測，同時沉積物實驗管的數(shù)量可以根據(jù)需要增加或減少。</p><p>　　實驗過程中稱取一定質(zhì)量的沉積物，置于底端密封的沉積物實驗管中，用DO飽和的純水替代河水作為沉積物的上覆水，實驗裝置運行時，開啟微型蠕動泵（德國GroTech，流量為0~120mL/min）使得上覆水具有一定的流速，以便保證腹膜電極溶解氧測定儀的準確性。

45、</p><p><b>　　SOD測量方法</b></p><p>　　測定沉積物耗氧通常有實驗室測定和現(xiàn)場測定兩種方法，其都有各自優(yōu)缺點。實驗室測定通常比現(xiàn)場測定準確性高，因為它是在一個可控環(huán)境下進行的，但是始終不能排除沉積物在運輸過程及儲存過程對實驗結(jié)果的影響。實驗室對現(xiàn)場環(huán)境再現(xiàn)的程度和泥樣的推遲實驗也會影響測量的準確性?，F(xiàn)場測定可將泥樣的影響降到最低，同時可

46、以很好地反映出現(xiàn)場的環(huán)境，但是現(xiàn)場測定時在一個動態(tài)的環(huán)境下，對結(jié)果的準確度有一定程度的影響。此外，實際測定的儀器設(shè)備，在現(xiàn)場測量過程中也可能影響環(huán)境條件。</p><p>　　考慮到現(xiàn)場法需要準確安放測室和測定儀器，受水體、天氣等條件影響大,，水底一些大的沙礫、石塊也會影響測定的進行，并可能會影響河流的通航，所以一般技術(shù)要求比較高，所以本實驗采用實驗室測定方法。</p><p><b

47、>　　DO的測定</b></p><p><b>　　DO測量方法選擇</b></p><p>　　測定水體溶解氧的方法有兩種：便攜式溶解氧儀測定和碘量法測定。盡管便攜式溶解氧儀的分析測試原理和方法與國標碘量法有所不同，但是通過對同一水樣中溶解氧采用便攜式溶解氧儀和碘量法進行比對實驗，根據(jù)兩種方法的測定結(jié)果進行DIXON檢驗和精密度檢驗，設(shè)定置信度為

48、95％，對比結(jié)果顯示，兩方法測定結(jié)果之間無顯著性差異，精密度符合水質(zhì)監(jiān)測質(zhì)控要求[18]。對于一些受污染的工業(yè)廢水，必須采用修正的碘量法，而便攜式溶解氧儀是根據(jù)分子氧透過薄膜的擴散速率來測定水中溶解氧，并且具有便于攜帶，適合現(xiàn)場測定，干擾少，測速快等優(yōu)點。因此，對本實驗而言，便攜式溶解氧儀法顯然比碘量法更具備優(yōu)越性。</p><p><b>　　DO測量裝置</b></p>&

49、lt;p>　　由于本實驗選擇便攜式溶解氧儀測定法，因而采用在線水質(zhì)監(jiān)測儀（Multi 340i 德國WTW公司，圖2-4）測定沉積物上覆水中的溶解氧含量。</p><p>　　該設(shè)備由顯示主體及PH測定探頭、溶解氧測定探頭、電導(dǎo)率測定探頭組成。內(nèi)置定時器，根據(jù)實驗需要可設(shè)定定時記錄，并且可通過交換測定探頭可測定PH、溶解氧、電導(dǎo)率、氧化還原電位、溫度五個參數(shù)，操作舒適方便，且攜帶方便。在測定沉積物上覆水溶解

50、氧含量時，該裝置有自動溫度補償功能，內(nèi)置記錄器，可自動讀數(shù)，反應(yīng)靈敏，再現(xiàn)性好，可信度高。該裝置是用于測定水中分子態(tài)氧的專用儀器，因測量方法簡便、 快速、 干擾少，已廣泛用于天然水、 污水、 鹽水等現(xiàn)場測定和實驗室內(nèi)測定及自動在線連續(xù)測定。 </p><p><b>　　測定DO原理</b></p><p>　　氧在水中的溶解度取決

51、于溫度、壓力和水中溶解的鹽。在線水質(zhì)測定儀傳感部分是由金電極（陰極）和銀電極（陽極）及氯化鉀電解液組成，分子氧通過膜擴散進入電解液與金電極和銀電極形成測量回路。當給溶解氧分析儀電極加上0.6-0.8V的極化電壓時，氧通過摸擴散，陰極釋放電子，陽極接受電子，產(chǎn)生電流。</p><p><b>　　整個反應(yīng)過程為：</b></p><p>　　陽極：Ag+Cl→AgCl+

52、2e-</p><p>　　陰極：O2+2H2O+4e-→4OH-</p><p>　　根據(jù)法拉第定律，流過溶解氧分析儀電極的電流和氧分壓成正比，在溫度不變的情況下電流和氧濃度之間呈線性關(guān)系。</p><p>　　溶解氧含量有三種表示方法：氧分壓（mmHg）；百分飽和度（%）；氧濃度（mg/L），本實驗裝置采用氧濃度表示方法。根據(jù)Herry定律可知氧濃度與其分壓成正

53、比，即：C=PO2*a，其中C為氧濃度（mg/L），PO2為氧分壓（mmHg），a為溶解氧系數(shù)(mg/mmHgL)。溶解氧系數(shù)a不僅與溫度有關(guān)，還與溶液的成分有關(guān)，對于溫度恒定的水溶液，a為常數(shù)。</p><p><b>　　SOD的計算</b></p><p>　　沉積物耗氧（SOD）指水體底部沉積物消耗上覆水中溶解氧（DO）的速率，SOD的計算公式為[19]： &

54、lt;/p><p>　　在室溫下分別稱取ST1-7站點沉積物10g，在其他條件相同的情況下置入沉積物實驗管中，用蒸餾水代河水作為沉積物上覆水，用在線水質(zhì)監(jiān)測儀測定其溶解氧（DO）含量變化，當DO電極電位值趨于穩(wěn)定時，停止測定并記錄各參數(shù)變化值。由于DO消耗量一直處于一種動態(tài)變化中，因而計算SOD時選取穩(wěn)定段DO消耗量的平均值作為△ρ(DO)，其穩(wěn)定時間也為相對穩(wěn)定時間。SOD的計算結(jié)果見表2-2。</p>

55、<p>　　表2-2 各站SOD測定結(jié)果</p><p>　　Table 2-2 SOD of the sites</p><p><b>　　結(jié)果與討論</b></p><p>　　SOD與內(nèi)河水質(zhì)的關(guān)系</p><p>　　分別稱取史魏家河中的ST1，ST2，ST3，ST4四個站點的沉積物10g，在其他

56、條件相同的情況下，控制反應(yīng)裝置中的溫度為20℃進行實驗，實驗時間為40min。實驗結(jié)果如圖3-1所示：</p><p>　　圖 3-1 史魏家河沉積物（10g）的DO消耗量變化</p><p>　　Fig.3-1 DO consumption curve of sediment (10g) from Shi Weijia river </p><p>　　由圖3-

57、1可知，史魏家河中由北向南的ST1，ST2，ST3，ST4站點的DO消耗量有很大的差異，ST1，ST2站點的耗氧量明顯大于ST3，ST4站點。</p><p>　　考慮到史魏家河各采樣點的具體實際環(huán)境情況及沉積物樣品的實際情況，分析ST3站點的DO消耗量低，且其穩(wěn)定時間最短的原因。因為史魏家河是條斷頭河，現(xiàn)正在采取治理措施，ST3站安裝了推流曝氣機和微氣泡曝氣機，沉積物被強烈擾動，可能導(dǎo)致SOD值低。ST4站點的

58、DO消耗量同樣要明顯小于ST1及ST2站點，并且表2-1中ST4站點的表層ρ（DO）含量也明顯高于其他三個站點。根據(jù)其具體的采樣點位置可知，ST4站點距另一條較大的內(nèi)河“后塘河”僅100m，水質(zhì)較好，此處水體處于動態(tài)流動中，有周期性地換水過程，因而水質(zhì)狀況較其他站點要好。ST1站點的DO消耗量要略大于ST2站點，但其SOD值比ST2站點小12.83（mg/g.h）。</p><p>　　在相同的實驗環(huán)境下，分別稱

59、取史魏家河的ST4站點，桑家河的ST5站點，直落河的ST6站點，戚隘河的ST7站點沉積物各10g，控制反應(yīng)裝置中的溫度為20℃，實驗時間為4h。實驗結(jié)果如圖3-2所示：</p><p>　　圖 3-2 各站點沉積物（10g）的DO消耗量變化</p><p>　　Fig.3-2 DO consumption curve of sediment (10g) from sites</p&

60、gt;<p>　　由圖3-2可知，戚隘河的ST7站點和桑家河的ST5站點的DO消耗量要明顯高于史魏家河的ST4站點和直落河的ST6站點。據(jù)表2-2中沉積物耗氧值的數(shù)據(jù)可知，戚隘河的ST7站點和桑家河的ST5站點的SOD值同樣要明顯高于史魏家河的ST4站點和直落河的ST6站點，兩者規(guī)律相同。 桑家河的ST5站點和戚隘河的ST7站點DO消耗量與SOD分別相差0.07mg/L、5.2

61、7(mg/g.h)，但據(jù)表2-1中各站點的表層ρ（DO）含量可知，ST5站點的表層ρ（DO）含量要大大高于其他各站點，并超過了該采樣點溫度下飽和溶解氧含量?？紤]到ST5站點采集處于河壩攔截處，表層富集大量的藍藻，通過藍藻的光合作用產(chǎn)生氧氣，致使表層表層ρ（DO）含量較高。</p><p>　　綜合各水質(zhì)因子參數(shù)，可以判斷桑家河的ST5站點處于明顯的富營養(yǎng)化狀態(tài)，雖然大量的藍藻光合作用產(chǎn)生的氧氣在一定程度上起了改善

62、水體—沉積物界面的厭氧狀態(tài)，但是大量藍藻死亡之后會產(chǎn)生新的有機耗氧物質(zhì)，進而加重水體的厭氧狀態(tài)，使得水中微生物對有機質(zhì)進行厭氧降解，最后產(chǎn)生大量還原性物質(zhì)，導(dǎo)致水體呈現(xiàn)高SOD值的現(xiàn)象。</p><p>　　直落河的ST6站點表層ρ（DO）含量是史魏家河ST4站點的0.5倍，但SOD值卻基本相近，考慮到ST6站點正處內(nèi)河整治期，其水下有曝氣裝置在運行，因而可能破壞了水體底部沉積物的正常還原性，致使沉積物耗氧SOD

63、值呈現(xiàn)偏低情況。</p><p>　　戚隘河的ST7站點表層ρ（DO）含量與史魏家河的ST4站點相差不大，但SOD值幾乎是ST4站點的2倍，且ST7站點的還原性幾乎也同樣是ST4站點的2倍，這說明SOD值與沉積物的種類和特性相關(guān)，并且很有可能是與沉積物中的某種還原性物質(zhì)相關(guān)。</p><p><b>　　SOD與時間的關(guān)系</b></p><p&g

64、t;　　為了研究沉積物耗氧與時間的相關(guān)性，取兩份戚隘河ST7站點的沉積物各5g進行45min的短時SOD研究及24h的長時SOD研究。兩份沉積物取自泥樣中的同一區(qū)域，且都控制在溫度為20℃的條件下進行實驗。</p><p>　　圖3-3 ST7站點沉積物（5g）的DO消耗量變化</p><p>　　Fig. 3-3 DO consumption curve of sediment (5g

65、) from ST7 </p><p>　　由圖3-3可知，在45min短時間實驗初期的5min內(nèi)，DO下降很快，隨后DO有短暫的回升時間，之后DO繼續(xù)下降，但下降趨勢比初期減緩，最后趨于穩(wěn)定。研究[19]表明，上覆水中的DO在極短時間內(nèi)消耗為沉積物瞬時耗氧現(xiàn)象，瞬時耗氧量約占總耗氧量1/3。造成瞬時耗氧現(xiàn)象的原因可能是由于沉積物所在的河流污染較嚴重，水中溶解氧較低，使得微生物進行厭氧反應(yīng)，產(chǎn)生了還原性物質(zhì)，致使

66、當上覆水中溶解氧增大時，此還原性物質(zhì)被快速氧化；也可能是由于沉積物本身的性質(zhì)和特性，如，沉積物自身含有某種還原性物質(zhì)，在實驗初期由于上覆水的加入使其迅速擴散導(dǎo)致的耗氧。而后出現(xiàn)的緩慢下降過程則是由于隨著實驗的進行，沉積物中大量的有機物質(zhì)被細菌分解利用，上覆水中的DO不斷降低，逐漸對沉積物中生物的呼吸、微生物分解作用和還原性物質(zhì)氧化產(chǎn)生影響和限制作用，有機物質(zhì)的分解作用減弱，于是需氧量逐漸減小便成為必然。</p><p

67、>　　在24h的長時間實驗中，未進行換水處理，因而在24h后上覆水中的DO含量基本耗盡。在前三個小時內(nèi)DO基本呈持續(xù)下降狀態(tài)，隨后逐漸趨于平緩過程，但在持續(xù)五小時的實驗之后，可以清楚得看到DO又呈現(xiàn)下降狀態(tài)，但其下降的斜率明顯小于前三個小時的下降斜率，在二十小時后趨于穩(wěn)定。一種研究[20]認為，一般情況下嚴重污染至黑臭的河流水體中DO被消耗的過程分4個階段：還原性耗氧階段，生物化學(xué)碳耗氧第Ⅰ階段( CBODⅠ)，生物化學(xué)氮耗氧(N

68、BOD)階段和生物化學(xué)碳耗氧第Ⅱ階段(CBODⅡ)。另有研究[19]認為，污染嚴重的城市內(nèi)河水體中 DO 被消耗的過程很可能存在5個階段：瞬時耗氧階段，一般氧化還原耗氧階段，生物化學(xué)碳耗氧第Ⅰ階段( CBODⅠ)，生物化學(xué)氮耗氧(NBOD)階段和生物化學(xué)碳耗氧第Ⅱ階段(CBODⅡ)。</p><p><b>　　SOD與擴散的關(guān)系</b></p><p>　　為研究沉

69、積物瞬時耗氧現(xiàn)象，實驗前假設(shè)造成該現(xiàn)象的原因是由于沉積物本身含有某種還原物質(zhì)或具有某種還原特性，在加入上覆水后接觸的瞬間迅速擴散致使DO瞬間下降。為驗證該假設(shè)的真實性，設(shè)計了人為將沉積物攪動擴散的新實驗，在原先的裝置基礎(chǔ)上加了電磁攪拌器，使其在加入上覆水之后迅速人為將其擴散。</p><p>　　擾動下各站點的SOD測定</p><p>　　分別取分別稱取史魏家河的ST4站點，桑家河的ST

70、5站點，直落河的ST6站點，戚隘河的ST7站點沉積物各10g，將實驗條件控制在溫度為20℃，實驗時間為42min，其余條件與之前實驗相同。實驗結(jié)果如圖3-4所示：</p><p>　　圖 3-4 擾動下的各站點沉積物（10g）DO消耗量變化</p><p>　　Fig. 3-4 DO consumption curves of sediment （10g）from sites under

71、puddler rabbler stirrer</p><p>　　由圖3-4可知，在外在攪動的情況下，各站點在極短時間內(nèi)瞬時耗氧量對比圖3-2明顯增加，而后實驗過程中DO的下降斜率也明顯大于圖3-2中未進行攪拌處理的下降斜率。但魏家河的ST4站點，桑家河的ST5站點，戚隘河的ST7站點的DO消耗曲線在快速下降之后都有一段DO回升過程，且回升幅度較正常實驗下要大很多，唯獨直落河的ST6站點為出現(xiàn)明顯DO回升現(xiàn)象。

72、對比圖3-2可知，在外在攪動的情況下DO的消耗量在40min內(nèi)達到的消耗量幾近達到未添加攪動裝置4h內(nèi)的消耗量，因而初步認為擴散對沉積物瞬時耗氧有一定的促進作用，并且可加快其擴散過程，但由于新實驗方案改變了實驗管中上覆水的原有流動狀態(tài)，致使有站點出現(xiàn)了異常回升現(xiàn)象。</p><p>　　質(zhì)量對瞬時耗氧的影響</p><p>　　考慮到不同質(zhì)量沉積物的比表面積及擴散速率不同，設(shè)計了同一站點不

73、同質(zhì)量的沉積物上覆水體DO含量測定的實驗。分別稱取兩份史魏家河ST1站點沉積物5g、10g，控制反應(yīng)裝置恒溫20℃，進行沉積物耗氧測定。</p><p>　　圖 3-5 不同質(zhì)量沉積物DO消耗量變化</p><p>　　Fig. 3-5 DO consumption curves of different mass sediment</p><p>　　由圖3-

74、5可知，ST1站點5g沉積物總耗氧量要小于10g沉積物的總耗氧量，兩者相差0.4mg/L左右。在實驗初期的5min內(nèi)，兩者都呈現(xiàn)了一定的瞬時耗氧現(xiàn)象，但5g的瞬時耗氧時間明顯小于10g的。隨著實驗的進行，5g的耗氧曲線呈現(xiàn)緩慢上升的趨勢并逐漸趨于穩(wěn)定，10g的耗氧曲線一開始緩慢上升，在25min后有個急劇上升的過程，隨后趨于平緩。</p><p>　　通過比較兩者的瞬時耗氧時間，可初步認為5g沉積物由于其比表面積

75、大而導(dǎo)致擴散速率高于10g沉積物，因而在極短時間內(nèi)完成瞬時耗氧的過程。而10g沉積物由于比表面積小而導(dǎo)致擴散速率低，延長了瞬時耗氧時間。初步得出導(dǎo)致瞬時耗氧現(xiàn)象產(chǎn)生的原因是沉積物中的某種還原性物質(zhì)瞬間擴散造成的，由于該物質(zhì)遇氧即被其氧化，故該瞬時耗氧物質(zhì)的快速耗氧特性用傳統(tǒng)的檢測方法難以進行測量，該物質(zhì)具體成分有待進一步研究確認。</p><p>　　25min后10g沉積物出現(xiàn)的DO驟降過程可能是由于實驗過程中

76、沉積物中的某種物質(zhì)在循環(huán)泵的作用下從沉積物中釋放出來，消耗上覆水中的溶解氧導(dǎo)致該情況的發(fā)生，也可能是實驗過程中其他因素的影響導(dǎo)致了這一現(xiàn)象的發(fā)生。</p><p>　　溫度對瞬時耗氧的影響</p><p>　　由fick第一定律：可知，D為擴散系數(shù)，而溫度是影響擴散系數(shù)的最主要因素，在一定條件下，擴散系數(shù)可用下式表示：</p><p>　　Do為擴散常數(shù)，Q為擴散激

77、活能，R為氣體常數(shù)，T為熱力學(xué)溫度。Do與Q與溫度無關(guān)，因此由此式可知，擴散系數(shù)D與T呈指數(shù)關(guān)系，隨著溫度的升高，擴散系數(shù)急劇增大。</p><p>　　由于水體中DO被消耗的過程由不同階段組成，實驗假設(shè)擴散過程是處于DO被消耗的最初階段，即瞬時耗氧階段，其反應(yīng)時間極其短暫。因而研究溫度對瞬時耗氧的影響時，須選取實驗測定中前5min的DO消耗量作參比，因為在生物化學(xué)耗氧階段，溫度會影響生物活性進而影響到其氧化速度

78、。</p><p>　　圖3-6 不同溫度下沉積物（5g）DO消耗量變化</p><p>　　Fig. 3-6 DO consumption curves of sediment (5g) under different temperature </p><p>　　由圖3-6可知，在實驗初期的前5min內(nèi)，30℃下DO的消耗量要高于20℃下的耗氧量。而在這極短的

79、時間內(nèi)，生物化學(xué)耗氧還未開始，因此結(jié)合fick第二定律，可以認為是由于溫度的升高提升了沉積物中瞬時耗氧物質(zhì)的擴散速率，進而導(dǎo)致耗氧量的增加。</p><p><b>　　寧大內(nèi)河SOD測定</b></p><p>　　為對比寧波市區(qū)內(nèi)河的沉積物耗氧情況，以便更全面得了解寧波內(nèi)河水質(zhì)情況，采集了寧大雙橋內(nèi)河的泥樣進行相應(yīng)的實驗。分別從沉積物的質(zhì)量及溫度兩個方面進行測定，

80、為排除實驗誤差，均進行了平行實驗。分別稱取同一站點沉積物5g、10g各兩份，將恒溫箱控制在20℃下進行實驗，實驗結(jié)果見圖3-7：</p><p>　　圖 3-7 不同質(zhì)量沉積物DO消耗量變化</p><p>　　Fig. 3-7 DO consumption curves of different mass sediment</p><p>　　由圖3-7和圖3-5

81、可知，雙橋內(nèi)河同一站點不同質(zhì)量的沉積物耗氧情況與寧波市區(qū)內(nèi)史魏家河ST1的耗氧趨勢相同，但總耗氧量明顯要高于ST1站點，表明雙橋內(nèi)河的水質(zhì)較史魏家河ST1站點差。5g沉積物達到穩(wěn)定的時間要小于10g沉積物，且兩個平行樣之間差異較小。兩份同一站點的10g沉積物DO消耗情況卻呈現(xiàn)較大的差異，分析原因可能是由于沉積物某種耗氧物質(zhì)的分布不均引起，也可能是由于兩份沉積物樣品的稀稠程度不同所致。</p><p>　　為研究溫

82、度對SOD測定的影響，同樣分別稱取雙橋內(nèi)河同一站點的沉積物10g分別控制在15℃、20℃下進行實驗。</p><p>　　圖3-8 不同溫度下沉積物（10g）DO消耗量變化</p><p>　　Fig. 3-8 DO consumption curves of sediment (10g) under different temperature </p><p>

83、　　對比圖3-6可知，在短時間內(nèi)溫度較高的實驗條件下沉積物耗氧量要明顯高于溫度較低的情況，因而證明了溫度對沉積物中耗氧物質(zhì)的擴散有一定的促進作用。而在30min的實驗時間內(nèi)，溫度較高的沉積物DO消耗曲線的斜率同樣大于溫度較低情況下的，進一步證明了假設(shè)的正確。 </p><p><b>　　空白實驗分析</b></p><p>　　由于在實驗初期出現(xiàn)溶解氧下降可能是

84、新實驗裝置的系統(tǒng)不穩(wěn)定或者是電極誤差所致，用電極測定不含實驗?zāi)鄻拥恼芗兯娜芙庋?，作為空白實驗（見?-1）。</p><p>　　表 3-1 20℃下純水DO變化 </p><p>　　Table 3-1 pure water DO under 20℃</p><p>　　圖 3-9 20℃下純水DO變化</p><p>　　Fig. 3

85、-9 pure water DO curves under 20℃ </p><p>　　由圖3-5可知，對空白不含實驗?zāi)鄻拥纳细菜?0℃下實驗16min，水中溶解氧基本在9.08mg/L上下浮動，因此實驗中溶解氧下降可排除上覆水影響和電極穩(wěn)定性影響。</p><p><b>　　結(jié)論</b></p><p>　?。?）寧波市內(nèi)河SOD值普

86、遍偏高，且還原性較強。史魏家河（ST1、ST2站點）和直落河ST6站點目前處于整治期，河底的曝氣裝置起到了明顯的增氧作用。現(xiàn)階段內(nèi)河治理中強還原性沉積物耗氧是水質(zhì)改善的瓶頸，曝氣處理可以適當?shù)馗纳扑w水質(zhì)，但針對一些有明顯“瞬時耗氧”現(xiàn)象的內(nèi)河時，河底沉積物清淤非常必要。</p><p>　　（2）在45min的短時間實驗中沉積物上覆水中的DO在極短時間內(nèi)消耗為沉積物瞬時耗氧現(xiàn)象，造成該現(xiàn)象的原因可能是由于沉積物

87、中的某種瞬時耗氧物質(zhì)的瞬時擴散，消耗了上覆水中的大量氧氣。在24h的長時間實驗初期同樣出現(xiàn)了瞬時耗氧現(xiàn)象，而后呈現(xiàn)的平緩過程則是由于沉積物中大量的有機物質(zhì)被微生物分解利用，致使上覆水中的DO不斷緩慢降低。</p><p>　　（3）寧波市內(nèi)河中的戚隘河ST7站點和桑家河ST5站點的沉積物中可能含有大量瞬時耗氧物質(zhì)，致使ST5、ST7站點的DO消耗量明顯高于其他兩條內(nèi)河的各站點。污染較輕的內(nèi)河沉積物對上覆水中溶解氧

88、消耗的速度比污染較嚴重的內(nèi)河沉積物要小，消耗的量也相對少了2/3左右，并且污染較輕的內(nèi)河沉積物實驗達到穩(wěn)定需要的時間較短。 </p><p>　?。?）瞬時耗氧現(xiàn)象可能是由于沉積物中某種瞬時耗氧物質(zhì)的擴散引起的，沉積物的質(zhì)量在一定程度上對該物質(zhì)的擴散有一定的作用。反應(yīng)的溫度明顯推進了該物質(zhì)的擴散，溫度越高，擴散運動越顯著，進而在短時間內(nèi)的瞬時耗氧越明顯。外在的攪動在一定程度上促進了沉積物的擴散運動，但因其打破了原

89、有的運動流態(tài)，改變了在線測定儀的水力條件，因而出現(xiàn)了一段DO異?；厣默F(xiàn)象。</p><p>　?。?）由于瞬時耗氧物質(zhì)遇氧即被氧化，其快速耗氧特征在目前實驗條件下無法完成準確的測定，因而其具體成分有待進一步的確認。</p><p><b>　　展望</b></p><p>　　本實驗基本確定了寧波市四條內(nèi)河（史魏家河、桑家河、直落河、戚隘河）

90、的沉積物耗氧規(guī)律， 分析了短時間沉積物耗氧與長時間耗氧的差異，探究了外在擾動、沉積物質(zhì)量、溫度對瞬時耗氧的影響，但未能確定在外在擾動下DO異?；厣默F(xiàn)象以及造成瞬時耗氧現(xiàn)象的耗氧物質(zhì)的具體成分。對于為完成的部分，今后將繼續(xù)再做相關(guān)研究。</p><p><b>　　參考文獻</b></p><p>　　[1] 李文紅,陳英旭,孫建平.不同溶解氧水平對控制底泥向上覆水體

91、釋放污染物的影響研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2003,22（2）：170-173.</p><p>　　[2] 濮培民，王國祥，胡春華,等. 底泥疏浚能控制湖泊富營養(yǎng)化嗎？[J]. 湖泊科學(xué)20002,12（3）：69-279.</p><p>　　[3] 袁文權(quán)，張錫輝，張麗萍.不同供氧方式對水庫底泥氮磷釋放的影響[J]. JOURNAL OF LAKE SCIENCES 2004,

92、16（1）：28-34.</p><p>　　[4] 張毓祥，劉登國.底泥營養(yǎng)物通量研究進展[J]. 上海環(huán)境科學(xué)2009,28（3）：125-129.</p><p>　　[5] Hu W.F., W. Chua Lo, H., Sin S.N., Yu P.H.F.(2001) Nutrient release and sediment oxygen demand in a eutro

93、phic land-locked embayment in Hong Kong. Environment International 26, 369-375.</p><p>　　[6] 黃勇華.污染河涌生態(tài)恢復(fù)的可行性方法[J]. 污染防治技術(shù).2003,16(2)：31-33.</p><p>　　[7] 劉德明.淺談城市內(nèi)河治理的方法[J].福建建筑.2005,3：101-102.&

94、lt;/p><p>　　[8] 徐祖信. 河流污染治理技術(shù)與實踐[M].中國水利電力出版社,2002：120-121.</p><p>　　[9] 王敏，張明旭.蘇州河武寧路斷面底泥需氧量的測定[J]. 上海環(huán)境科學(xué)2003,22: 418-422.</p><p>　　[10] 林衛(wèi)青，顧友直.蘇州河底泥的耗氧量[J]. 上海環(huán)境科學(xué),2001,20: 212-216

95、.</p><p>　　[11] Chau K.W. (2002) Field measurements of SOD and sediment nutrient fluxes in a land-locked embayment in Hong Kong. Advances in Environmental Research 6, 135-142.</p><p>　　[12] R .

96、Walker, W. Snodgrass, Model for sediment oxygen demand in lakes. Journal of Environmental Engineering 112 (1986) 25.</p><p>　　[13] Berthelson C. R., Cathcart T. P. & Pote J. W.(1996) In Situ Measurement

97、of Sediment Oxygen Demand in Catfish Ponds. Aquacultural Engineering, 15(4), 261-271.</p><p>　　[14] Lansard Bruno, Rabouille Christophe, Denis Lionel , Grenz Christian.(2008) In situ oxygen uptake rates by c

98、oastal sediments under the influence of the Rho?ne River (NW Mediterranean Sea), Continental Shelf Research 28, 1501-1510.</p><p>　　[15] 張麗萍，袁文權(quán)，張錫輝.底泥污染物釋放動力學(xué)研究[J].環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備，2003，4(2)：22-27.</p>&l

99、t;p>　　[16] M. Higashino,C. Gantzer, H. Stefan, Unsteady diffusional mass transfer at the sediment/water interface: Theory and significance for SOD measurement. Water Research 38 (2004)：1-12.</p><p>　　[17]

100、 王紹友，徐繼榮.一種無邊界擾動的單管無擾動采樣器：中國專利，ZL200410026847.3[P],2004.</p><p>　　[18] 汪 燕.便攜式溶解氧儀與碘量法測定溶解氧的置信度與精密度比較[J].江西化工,2005,3：113-114.</p><p>　　[19] 馬曉磊，徐繼榮，張德民等.城市內(nèi)河強還原性沉積物耗氧及相關(guān)因素研究.環(huán)境科學(xué)研究23(2010) 1501-

101、1507.</p><p>　　[20] 國家環(huán)境保護總局《水和廢水監(jiān)測分析方法》編委會. 水和廢水監(jiān)測分析方法[M] . 4 版. 北京：中國環(huán)境科學(xué)出版社，2002.</p><p><b>　　附錄</b></p><p>　　圖3-1實驗數(shù)據(jù) 單位（mg/L）</p><p>　　圖3-2實驗數(shù)據(jù) 單位（mg/

102、L）</p><p>　　圖3-3實驗數(shù)據(jù) 單位（mg/L）</p><p>　　圖3-4實驗數(shù)據(jù) 單位（mg/L）</p><p>　　(5) 圖3-5實驗數(shù)據(jù) 單位（mg/L）</p><p>　　圖3-6實驗數(shù)據(jù) 單位（mg/L）</p><p>　?。?）圖3-7實驗數(shù)據(jù) 單位（mg/L）</p>