1 引言
沉積物是水體氮素的重要?dú)w宿與來(lái)源,上覆水與孔隙水是沉積物-水界面中氮交換的主要媒介,無(wú)機(jī)氮是其重要的交換形態(tài).可溶性氮素通過(guò)孔隙水向上覆水?dāng)U散遷移,使沉積物成為上覆水重要的氮素內(nèi)源.影響沉積物-水界面氮交換過(guò)程的因素呈現(xiàn)多樣化,包括沉積物的理化特征、溶解氧、氧化還原電位、pH、溫度、水動(dòng)力擾動(dòng)等環(huán)境條件以及底棲生物擾動(dòng)等生物因素.污補(bǔ)河流中污染物在分解轉(zhuǎn)化過(guò)程中大量耗氧,使沉積物溶氧量急劇變化,再加上閘壩林立,水流舒緩,河流復(fù)氧能力差,沉積物-水界面呈現(xiàn)厭氧狀態(tài),對(duì)于氮素界面的交換過(guò)程及賦存形態(tài)有重要的影響.
在北方半干旱地區(qū),以海河流域?yàn)榇?天然徑流少,污廢水成為主要補(bǔ)給水源,河流呈現(xiàn)非常規(guī)水源補(bǔ)給特點(diǎn).與傳統(tǒng)意義上的河流相比,非常規(guī)水源補(bǔ)給河流隨污水的匯入消納了大量的污染物,產(chǎn)生了各類污染問(wèn)題.滏陽(yáng)河作為典型的非常規(guī)水源補(bǔ)給河流,承接著石家莊、邯鄲、邢臺(tái)、衡水、滄州等城市的工業(yè)及生活污廢水,平均污徑比由1980年的0.25上升到2007年的0.37.目前研究表明,滏陽(yáng)河作為非常規(guī)水源補(bǔ)給河流存在嚴(yán)重的沉積物重金屬污染問(wèn)題,但對(duì)存在的氮營(yíng)養(yǎng)鹽污染及內(nèi)源釋放問(wèn)題關(guān)注較少.
滏陽(yáng)河接納的石化、制藥等行業(yè)的污水及生活廢水中含有大量的氮營(yíng)養(yǎng)鹽(Seved et al., 2010;Tang et al., 2011),排入河流增加了水體的氮負(fù)荷(王超等,2015a),低溶解氧進(jìn)一步加劇了沉積物內(nèi)源釋放風(fēng)險(xiǎn)(郭建寧等,2010).滏陽(yáng)河水體總氮濃度超國(guó)家地表水V類標(biāo)準(zhǔn),外源輸入是水體氮營(yíng)養(yǎng)鹽增加的重要原因(趙鈺等,2014),但對(duì)沉積物這一重要的氮素內(nèi)源未做進(jìn)一步研究.本文針對(duì)滏陽(yáng)河存在的氮素污染問(wèn)題,采集不同河段的表層沉積物及柱狀沉積物,研究表層沉積物氮素空間分布特點(diǎn)及上覆水-孔隙水氮營(yíng)養(yǎng)鹽垂直分布特征,并對(duì)沉積物-水界面無(wú)機(jī)氮擴(kuò)散通量進(jìn)行估算,對(duì)比滏陽(yáng)河不同區(qū)段氮營(yíng)養(yǎng)鹽內(nèi)源釋放特征,為非常規(guī)水源補(bǔ)給河流富營(yíng)養(yǎng)化防治提供理論支持.
2 材料與方法
2.1 研究區(qū)域概況
滏陽(yáng)河發(fā)源于太行山南段東麓邯鄲市峰峰礦區(qū),自東武仕水庫(kù)流經(jīng)磁縣、邯鄲等縣市,于艾辛莊與滏陽(yáng)新河匯合,流經(jīng)衡水等地終至獻(xiàn)縣,與滹沱河匯合后稱子牙河.滏陽(yáng)河流域?qū)俦睖貛Т箨懶约撅L(fēng)氣候,平均氣溫13.4 ℃;年均降雨量550 mm,集中于7至9月份,占年降雨量70%.滏陽(yáng)河干流全長(zhǎng)402 km,流經(jīng)石家莊、邢臺(tái)、邯鄲、衡水等重要城市,是一條集防洪、灌溉、排澇、航運(yùn)等功能于一體的骨干河道.沿途城市人口稠密,制藥、皮革等重污染產(chǎn)業(yè)廣泛分布,其生產(chǎn)生活污水均排入滏陽(yáng)河內(nèi).以艾辛莊為界,上游主要接納邯鄲市區(qū)及沿途各縣污水,2007年共接納污水1.25億m3;下游承納衡水市區(qū)、冀州、武強(qiáng)、武邑等縣的生產(chǎn)生活廢水,2007年接納衡水市境內(nèi)廢水量0.54億m3;此外,邢臺(tái)市和石家莊市污廢水順子牙河支流最終匯入滏陽(yáng)河.
2.2 樣品采集與分析
2.2.1 表層沉積物采集
研究設(shè)置采樣點(diǎn)16個(gè),于2014年6月采集表層沉積物及沉積柱.按照上游至下游進(jìn)行樣點(diǎn)編號(hào),其中滏陽(yáng)河上游包括S1~S9,下游樣點(diǎn)為S10~S16.根據(jù)行政區(qū)段對(duì)采樣點(diǎn)進(jìn)行劃分,可分為邯鄲段(S1~S8)、邢臺(tái)段(S9、S10)、衡水段(S11~S14)和滄州段(S15、S16).采樣區(qū)域及采樣點(diǎn)分布如圖 1所示.
圖 1
圖 1 滏陽(yáng)河沉積物采樣點(diǎn)位置分布
利用自重力采樣器采集表層10 cm沉積物樣品,儲(chǔ)存于聚乙烯自封袋.沉積柱采集后靜置24 h,用虹吸管自上而下對(duì)上覆水按5 cm進(jìn)行分層,保存于聚乙烯瓶;對(duì)柱狀樣自上而下分割,按1 cm分層,用0.45 μm微孔濾膜過(guò)濾得到孔隙水,保存于玻璃瓶.河流水樣溫度(T)、pH、溶解氧(DO)、氧化還原電位(ORP)利用水質(zhì)分析儀現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定.樣品低溫保存運(yùn)輸.到達(dá)實(shí)驗(yàn)室后,沉積物部分樣品冷凍干燥,研磨,過(guò)100目尼龍篩,密封避光儲(chǔ)存待分析;其余樣品于4 ℃密封避光保存.
2.2.2 樣品分析
參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》(國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局,2002)測(cè)定上覆水中氨氮(NH3-N)、硝氮(NO3--N)和亞硝氮(NO2--N);孔隙水各無(wú)機(jī)氮(DIN)含量用全自動(dòng)化學(xué)分析儀(AMS Smart Chem 2000)測(cè)定.沉積物樣品用2 mol·L-1的氯化鉀溶液振蕩提取1 h,0.45 μm濾膜過(guò)濾后測(cè)定提取液中氨氮(NH3-N)、硝氮(NO3--N)和亞硝氮(NO2--N)(鮑士旦等,2005).其中NH3-N采用靛酚藍(lán)比色法,NO3--N采用雙波長(zhǎng)紫外分光光度法,NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法.采用元素分析儀測(cè)定沉積物總氮(TN)及碳氮比(C/N),沉積物中總有機(jī)氮(TON)為總氮與無(wú)機(jī)氮(氨氮、硝氮和亞硝氮之和)的差值.
2.3 孔隙水?dāng)U散通量模型
運(yùn)用Fick第一擴(kuò)散定律對(duì)沉積物-水界面間物質(zhì)擴(kuò)散通量進(jìn)行估算.Fick第一定律適用于穩(wěn)態(tài)擴(kuò)散,即界面物質(zhì)的交換過(guò)程為平衡狀態(tài),主要受濃度擴(kuò)散控制(Paul et al., 2001,潘延安等,2014).擴(kuò)散通量計(jì)算公式如下：
式中,D0為理想溶液的擴(kuò)散系數(shù),溫度25 ℃時(shí),NH3-N、NO3--N和NO2--N的理想擴(kuò)散系數(shù)(D0)分別為19.8×10-6、19.0×10-6、19.1×10-6cm2·s-1(吳文成等,2008).φ為沉積物孔隙度,其計(jì)算方法為：
式中,Ww為沉積物鮮重(g);Wd為沉積物干重(g);ρ為表層沉積物平均密度與水密度比值,滏陽(yáng)河沉積物主要為粉砂組成,取2.5(汪淼等,2015).
采樣點(diǎn)分布圖用ArcGIS 10.0繪制;數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析在SPSS 20.0上進(jìn)行;數(shù)據(jù)制圖在Origin 9.0上完成.
3 結(jié)果與討論
3.1 表層沉積物氮素含量及空間分布
滏陽(yáng)河各采樣點(diǎn)表層沉積物不同形態(tài)氮素的空間分布特征見圖 2.滏陽(yáng)河沉積物整體總氮質(zhì)量濃度在770~10590 mg·kg-1之間,平均值為2584 mg·kg-1,高于EPA制定的沉積物總氮污染重污染標(biāo)準(zhǔn)(2000 mg·kg-1)(US EPA,2002),表明滏陽(yáng)河整體處于TN重度污染水平.其中流域支流匯入點(diǎn)(S10、S11)TN濃度高達(dá)10590、5210 mg·kg-1,遠(yuǎn)超其他點(diǎn)位.其原因是上游支流接納的氮素隨水流匯集于河流交匯點(diǎn)并發(fā)生沉積,造成表層沉積物中TN濃度的升高.邯鄲段、邢臺(tái)段、衡水段和滄州段總氮濃度平均值分別為1756、5745、2664、2573 mg·kg-1,邢臺(tái)段達(dá)整條河段的TN濃度最高值.牛尾河、北澧河、洨河及汪洋溝等支流河水含有大量的總氮,匯入邢臺(tái)河段,使沉積物TN濃度增高.
圖 2
圖 2 滏陽(yáng)河表層沉積物氮素空間分布特征
有機(jī)氮(TON)是滏陽(yáng)河表層沉積物中氮素的主要存在形式,其占總氮比例達(dá)84.9%~99.3%.滏陽(yáng)河表層沉積物中TON的空間分布趨勢(shì)與TN一致,均在邢臺(tái)段達(dá)到最高值,5056 mg·kg-1.河流中的有機(jī)氮占總氮含量達(dá)14%~90%(Seitzinger et al., 1997),主要來(lái)源于水生生態(tài)系統(tǒng)中生物的分泌及腐爛分解,以及外源水體攜帶的顆粒態(tài)氮和溶解性有機(jī)氮的輸入(Sujay et al., 2014).沉積物中C/N可以判定有機(jī)污染來(lái)源.Meyers等研究藻類的C/N一般在4～10 之間,而陸生植物的C/N一般大于20(Meyers,1994).滏陽(yáng)河C/N平均值達(dá)18.24,說(shuō)明滏陽(yáng)河沉積物中TON更多來(lái)源于外源輸入,且總氮中TON比例在世界河流中處于較高水平.
表層沉積物NH3-N含量范圍為3.23~1135.00 mg·kg-1,占TN比例達(dá)0.23%~10.70%,分布趨勢(shì)與有機(jī)氮呈現(xiàn)一致性.氨化細(xì)菌在厭氧條件下使有機(jī)氮發(fā)生礦化產(chǎn)生NH3-N,而水體環(huán)境中NH3-N主要來(lái)源于有機(jī)氮的礦化及外源的輸入(趙海超等,2013).滏陽(yáng)河水系低氧現(xiàn)象突出(王超等,2015b),且上覆水流速較低,氧交換能力較弱,導(dǎo)致沉積物溶氧含量低,有機(jī)氮礦化生成NH3-N,則沉積物中NH3-N含量分布與有機(jī)氮呈現(xiàn)一致性.與之前研究相比(趙鈺等,2014),滏陽(yáng)河表層沉積物NO3--N含量明顯上升,由17.20 mg·kg-1升至125.00 mg·kg-1,占TN比例由0.004%升至0.044%;NH3-N含量明顯下降,由585.00 mg·kg-1降至164.00 mg·kg-1,占TN百分比由0.135%降至0.052%.NH3-N和NO3--N濃度的升降變化說(shuō)明沉積物-水界面氧化還原環(huán)境發(fā)生改變,硝化細(xì)菌將NH3-N氧化為穩(wěn)定的NO3--N.底泥氧化還原狀態(tài)的改變說(shuō)明了氨氮污染嚴(yán)重的水體正在逐漸恢復(fù)自凈能力,水體環(huán)境有所改善.
3.2 沉積物-水界面氮分布特征
滏陽(yáng)河各河段硝態(tài)氮濃度在上覆水到孔隙水的垂直剖面上呈現(xiàn)不同趨勢(shì)：邢臺(tái)、衡水和滄州段硝氮濃度隨深度而逐漸降低,尤其是在孔隙水中急劇減少.以衡水段為例,NO3--N濃度在上覆水中為2.84 mg·L-1,在孔隙水中降至0.57 mg·L-1,到深層濃度小于0.10 mg·L-1.硝氮隨深度變化呈遞減趨勢(shì),可能與沉積物的氧化還原環(huán)境有關(guān).溶解氧是沉積物硝化作用及反硝化作用的重要影響參數(shù),邱昭政等研究發(fā)現(xiàn)好氧條件下平均氨氧化速率為14.2 mg·L-1·d-1,而厭氧條件僅有37.40%氨氮轉(zhuǎn)化,平均速率為5.7 mg·L-1·d-1(邱昭政等,2013).未加擾動(dòng)的沉積物處于缺氧環(huán)境,呈現(xiàn)還原環(huán)境,致使硝化反應(yīng)減弱,無(wú)法將氨氮轉(zhuǎn)化為NO3--N;同時(shí)有利于消耗NO3--N的反硝化作用進(jìn)行(Korom et al., 1992),導(dǎo)致NO3--N迅速減少.邢臺(tái)、衡水和滄州段上覆水呈還原環(huán)境(表 1),水流平緩對(duì)沉積物擾動(dòng)作用小,復(fù)氧能力較差,且有機(jī)物分解消耗溶解氧,沉積物還原性增強(qiáng),影響硝化和反硝化作用的進(jìn)行,從而影響沉積物中硝氮的分布.邯鄲段硝氮濃度在進(jìn)入沉積物-水界面后逐漸升高,在界面下11cm處達(dá)到最大值6.72 mg·L-1.孔隙水平均硝態(tài)氮濃度達(dá)3.54 mg·L-1,為上覆水8倍之多.邯鄲段山區(qū)降水補(bǔ)給較多,地勢(shì)高差懸殊較大,界面水動(dòng)力或底棲生物擾動(dòng)導(dǎo)致沉積物溶解氧含量增大,沉積物-水界面處于氧化狀態(tài),硝化作用增強(qiáng),NH3-N被硝化細(xì)菌氧化,造成NO3--N濃度上升.
表 1 各采樣點(diǎn)表層沉積物及上覆水基本理化性質(zhì)
邯鄲、邢臺(tái)段氨氮濃度在垂直剖面上呈增大趨勢(shì),最高濃度分別達(dá)到17.70 mg·L-1和39.30 mg·L-1(圖 3).NH3-N的含量與沉積物理化性質(zhì)、氧化還原環(huán)境、水動(dòng)力條件及污染源等有關(guān).一方面,隨深度的增加沉積物含氧量降低,還原環(huán)境有利于有機(jī)氮氨化作用進(jìn)行,相應(yīng)的消耗氨的硝化作用減弱,致使NH3-N在沉積物中發(fā)生累積,出現(xiàn)隨深度升高的情況(劉峰等,2011).另一方面,氨氮的離子態(tài)易被帶負(fù)電的沉積顆粒膠體吸附,導(dǎo)致在深層的累積.衡水段進(jìn)入沉積物-水界面氨氮濃度先降低再逐步升高,在-7 cm處達(dá)到最低值28.80 mg·L-1.滄州段氨氮濃度在垂直方向上隨深度增加而降低,上覆水氨氮平均濃度為(27.3±1.80)mg·L-1,是孔隙水氨氮平均含量的2.7倍.衡水段與滄州段NH3-N垂直方向變化趨勢(shì)的改變可能是由于外源NH3-N的輸入.石家莊市作為子牙河水系中最大的氨氮排放區(qū)域,其工業(yè)氨氮排放量占水系工業(yè)源氨氮排放量的81.00%.石家莊市連同衡水、滄州段的污水一起注入滏陽(yáng)河下游,使衡水、滄州段上覆水氨氮濃度達(dá)51.70、27.30 mg·L-1,遠(yuǎn)高于邯鄲、邢臺(tái)河段.水體NH3-N濃度在2005年達(dá)到峰值,2009年下降后11年再次升高的變化趨勢(shì)與衡水段沉積物NH3-N變化趨勢(shì)一致(榮楠等,2015).支流外源高氨氮的攝入可能是上覆水氨氮濃度高于表層孔隙水,出現(xiàn)隨深度而降低的現(xiàn)象的原因.
圖 3
圖 3 滏陽(yáng)河上覆水和孔隙水硝氮、氨氮垂直分布特征
對(duì)滏陽(yáng)河各河段樣點(diǎn)上覆水與孔隙水中NH3-N和NO3--N濃度進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析(圖 4).上覆水與孔隙水中NO3--N變化趨勢(shì)在邯鄲段存在較大差異,上覆水NO3--N在邯鄲段達(dá)到低值,平均濃度達(dá)0.43 mg·L-1;而在孔隙水中則達(dá)整個(gè)河段最高值,達(dá)4.59 mg·L-1.其原因可能在于邯鄲段沉積物中較高溶解氧促使硝化作用進(jìn)行,抑制了消耗NO3--N的反硝化作用,使沉積物孔隙水中容納更多的NO3--N.NH3-N濃度在上覆水與孔隙水中變化趨勢(shì)一致,在衡水段分別達(dá)到最高值,51.66和57.72 mg·L-1.支流外源氨氮的大量排放可能是造成衡水段高值的主要原因,限制污水排放將會(huì)有助于改善該段界面高氨氮的現(xiàn)狀.
圖 4
圖 4 滏陽(yáng)河上覆水和孔隙水硝氮、氨氮濃度空間分布特征
3.3 沉積物-水界面無(wú)機(jī)氮擴(kuò)散通量
自然水體沉積物-水界面水流速度較小,上覆水和孔隙水氮營(yíng)養(yǎng)鹽濃度存在明顯的差異,濃度梯度引起由高濃度向低濃度擴(kuò)散是營(yíng)養(yǎng)鹽的主要遷移過(guò)程(吳文成等,2008).若不考慮生物擾動(dòng)、風(fēng)浪擾動(dòng)、界面反應(yīng)等物化因素,將沉積物-水界面物質(zhì)擴(kuò)散簡(jiǎn)化為分子擴(kuò)散(秦伯強(qiáng)等,2005),利用Fick第一擴(kuò)散定律估算沉積物-水界面無(wú)機(jī)氮的擴(kuò)散通量,結(jié)果見表 2.
表 2 滏陽(yáng)河沉積物-水界面無(wú)機(jī)氮擴(kuò)散通量
上覆水與孔隙水中營(yíng)養(yǎng)鹽濃度存在差異,導(dǎo)致由高濃度向低濃度的擴(kuò)散.邯鄲段與邢臺(tái)段沉積物-水界面NH3-N表現(xiàn)為由沉積物向上覆水?dāng)U散,擴(kuò)散通量最大值分別達(dá)1093 μmol·m-2·d-1、1471 μmol·m-2·d-1.衡水段與滄州段部分點(diǎn)位NH3-N表現(xiàn)為上覆水向沉積物中擴(kuò)散,擴(kuò)散通量在-932~-456 μmol·m-2·d-1之間.不同河段NH3-N擴(kuò)散通量存在差異,其原因可能是各段水源組成差異導(dǎo)致擴(kuò)散通量的不同.邯鄲與邢臺(tái)段主要有上游山區(qū)降水及沿岸生活污水匯入,而衡水段則接納上游洨河和邵村排干排入的較高污染的生活廢水及皮革、制藥等工業(yè)廢水.石家莊作為子牙河水系中最大的氨氮排放區(qū)域,其排放的高氨氮廢水也匯入衡水和滄州段.另外一個(gè)原因是沿河污水排放總量梯度造成水體氨氮含量差異,致使擴(kuò)散通量變化.由全國(guó)污染源普查統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)分析,邯鄲段和邢臺(tái)段2007年接納污水2.45億m3,而衡水段接納包括石家莊在內(nèi)的污水總量4.02億m3.滏陽(yáng)河下游大量無(wú)數(shù)排放使上覆水體氨氮濃度高于沉積物及其孔隙水,則氨氮向下沉積,沉積物發(fā)揮“匯”的作用,從上覆水中吸附氨氮.
邯鄲段沉積物-水界面NO3--N整體上表現(xiàn)為由沉積物向上覆水?dāng)U散,擴(kuò)散通量范圍為4.21~309.56 μmol·m-2·d-1.邢臺(tái)、衡水、滄州各段NO3--N表現(xiàn)為由上覆水向沉積物擴(kuò)散,最小擴(kuò)散通量低于-150 μmol·m-2·d-1.NO3--N在沉積物-水界面的擴(kuò)散通量受沉積物結(jié)構(gòu)、含氧量、有機(jī)質(zhì)含量、生物擾動(dòng)等因素影響(陳朱虹等,2014).受生物及水體擾動(dòng),邯鄲段表層沉積物處于氧化環(huán)境,硝化作用的進(jìn)行產(chǎn)生大量的NO3--N,使沉積物孔隙水中濃度高于上覆水,表現(xiàn)為向上覆水體擴(kuò)散的特征.而邢臺(tái)、衡水、滄州各段沉積物含氧量較低且有機(jī)物分解耗氧使沉積物處于低氧狀態(tài),致使硝化反應(yīng)抑制,反硝化作用消耗NO3--N,造成孔隙水NO3--N濃度低于上覆水,沉積物表現(xiàn)為NO3--N的匯.NO2--N作為硝化與反硝化作用的中間產(chǎn)物,含量低且不穩(wěn)定存在,因此其擴(kuò)散通量意義不明確(Hall et al., 1996).
滏陽(yáng)河作為典型的非常規(guī)水源補(bǔ)給河流,以生活及工業(yè)污廢水等非常規(guī)水源補(bǔ)給為主,污徑比達(dá)0.37.與以自然降水為主要補(bǔ)給水源的河流相比,高氮廢水的輸入加大了沉積物氮素本底.以珠江為例,廣州段沉積物總氮含量達(dá)1130~2900 mg·kg-1,而滏陽(yáng)河總氮濃度在770~10590 mg·kg-1之間,沉積物氮含量處于較高水平(吳文成等,2008).與珠江相比,滏陽(yáng)河沉積物-水界面氨氮擴(kuò)散通量達(dá)-932~1471 μmol·m-2·d-1,處于較高水平,并且下游因外源高污染污水的輸入,氨氮仍向沉積物進(jìn)行擴(kuò)散,即使控制外源排放,沉積物仍會(huì)有內(nèi)源釋放風(fēng)險(xiǎn),將會(huì)為后期河流治理與修復(fù)帶來(lái)困難,急需引起相關(guān)治理部門的重視.具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
5 結(jié)論
1)滏陽(yáng)河沉積物總氮質(zhì)量濃度平均值為2584 mg·kg-1,高于EPA制定的沉積物總氮污染重污染標(biāo)準(zhǔn);其中有機(jī)態(tài)氮所占比例達(dá)84.9%~99.3%,為氮素的主要存在形式;NH3-N為無(wú)機(jī)氮的主要形態(tài),濃度范圍為3.23~1135.00 mg·kg-1.
2)處于氧化環(huán)境的邯鄲段硝氮濃度在進(jìn)入沉積物-水界面后逐漸升高,孔隙水平均硝態(tài)氮濃度達(dá)3.54 mg·L-1,為上覆水8倍之多,沉積物處于缺氧狀態(tài)的邢臺(tái)、衡水和滄州段硝氮濃度隨深度而逐漸降低,接近至0 mg·L-1.邯鄲、邢臺(tái)河段沉積物-水界面NH3-N濃度呈現(xiàn)增大趨勢(shì),最高濃度分別為17.70 mg·L-1和39.3 mg·L-1;有支流高氨氮廢水?dāng)z入的衡水段進(jìn)入沉積物-水界面氨氮濃度先降低再逐步升高;滄州段氨氮濃度在垂直方向上隨深度增加而降低,上覆水中NH3-N濃度為孔隙水中2.7倍.
3)滏陽(yáng)河上游邯鄲段與邢臺(tái)段沉積物-水界面NH3-N表現(xiàn)為由沉積物向上覆水?dāng)U散,擴(kuò)散通量最大值分別達(dá)1093 μmol·m-2·d-1、1471 μmol·m-2·d-1.有支流高氨氮廢水?dāng)z入的下游河段部分點(diǎn)位NH3-N表現(xiàn)為上覆水向沉積物中擴(kuò)散,擴(kuò)散通量在-932~-456 μmol·m-2·d-1之間.上游邯鄲段沉積物-水界面NO3--N整體上表現(xiàn)為由沉積物向上覆水?dāng)U散,擴(kuò)散通量范圍為4.21~310 μmol·m-2·d-1.其他河段NO3--N表現(xiàn)為由上覆水向沉積物擴(kuò)散.
