专利名称：一种基于扩散理论的河湖底泥污染物通量测试方法及装置的制作方法
技术领域：
本发明涉及水环境监测领域，更具体涉及一种基于扩散理论的河湖底泥污染物通量的测试方法，同时还涉及适用于该测试方法的实验装置。
背景技术：
污染物通过大气沉降、废水排放、雨水淋溶与冲刷等方式进入河流与湖泊水体，其中相当一部分沉积到底泥中并逐渐富集，河湖沉积物中积累的好氧性有机污染物、重金属、 氮磷和各类优先有机污染物，其含量往往比背景值高出一至几个数量级，成为污染物质的重要聚集库。污染物质在沉积物中不是简单的累积，会通过一系列物理及生物化学过程影响水环境质量。尤其是当外部污染源得到有效控制后，沉积物中污染物质向上覆水体释放， 造成的内源污染是造成水环境污染的重要原因之一。目前，内源污染已成为一个全球性的威胁人类和水生生态系统健康的环境问题。定量研究积物水-泥界面污染物交换及内源污染负荷是进行水污染治理的基础。因此，进行河湖沉积物水-泥界面污染物通量的测试方法研究具有重要的理论和现实意义。传统的河湖沉积物水-泥界面污染物通量的测定方法主要有质量衡算法、孔隙水扩散模型法、表层底泥模拟法、柱状芯样模拟法和实地原位观测法。质量衡算法仅适用于湖泊，通过对所有出入湖量进行收支平衡，从而估算来自湖泊内源负荷，该法在没有沉积物释放数据时可以参用，但对于外源复杂的湖泊计算误差较大，且不能知道湖区内源分布；孔隙水扩散模型法需有形态离子的物化参数，还要掌握沉积物和界面上物质在固液中的量及垂直分布，且孔隙水中污染物质浓度的测定通常需要经过离心、过滤、测试等步骤，操作较为繁琐；表层底泥模拟法由于难以保证不破坏原底泥的表层物理状态，其分析结果往往只可作为参考；柱状芯样模拟法可基本不破环沉积物形状，但体系体积通常不能过大(一般小于3L)，易产生“壁效应”;实地原位观测法结果最接近实际情况，但不能改变环境条件，且费用较高。因此，需要建立一种准确、便捷，且能够反映研究区域内源分布的河湖底泥污染物通量的测试方法。本发明通过测定不同时间上覆水中污染物浓度的变化，利用扩散理论和数学方法，得到河湖沉积物水-泥界面污染物通量随时间的变化情况。
发明内容
本发明的目的在于提供了一种基于扩散理论的河湖底泥污染物通量测试方法，该方法通过多点取样能够获得研究区域的内源分布，且不需进行底泥孔隙水提取即可获得沉积物孔隙水中污染物质浓度，本发明方法易行，操作方便，费用低，结果可靠。本发明的另一个的目的是在于提供了一种河湖沉积物水-泥界面污染物通量测试的实验装置，该实验装置结构合理、简单，沉积物装样及水样采集等操作均极方便。实验装置结构合理、简单，具有显著的经济效益。为了实现上述目的，本发明采用以下技术措施—种基于扩散理论的河湖底泥污染物通量测试方法，其步骤是
A、底泥样品采集与处理使用KH0201型彼得逊采泥器，在每个采样点采集底泥样品2kg，剔除砾石、贝壳、动植物残体等杂物后，装入聚氯乙烯袋避光保存；B、装样拆下法兰盘固定螺栓，取下底座，将底泥装入底座中，小心抹平泥面，使泥面水平，底泥厚度不应小于5cm，在上部柱体法兰盘与底座法兰盘间放置止水垫圈，将上部柱体与底座用固定螺栓连接紧密；C、注水在底泥不冲悬浮的情况下，沿柱壁缓慢注入自来水至柱口 ；D、准备对比样在一不加底泥的实验装置中注入自来水，作为空白对照；E、取样将柱状实验装置置于ZY6002B型恒温水箱内，将水箱水温设为实验需要的温度(4 30°C)，维持柱体水温(4 30°C)恒定，待柱体静置24小时后开始，打开蝴蝶夹分5层分别取样约20ml，实验持续时间应不少于14d，I 9d取样间隔为24h，9d后为 2d ；F、水样分析采用符合国家标准的测试方法对水样的中的污染物含量进行测试；G、计算降解系数、本底浓度及I IOOcm内不同深度上覆水浓度初值采用指数方程对柱体中距底泥界面不同深度的上覆水浓度随时间(I 15d)的变化进行拟合，推求污染物的降解系数、本底浓度及不同深度的浓度初值；H、计算底泥水相浓度初值及非平衡吸附项初始浓度由底泥中污染物运移的双点平衡/动力学吸附方程，推求底泥中污染物的水相浓度初值及非平衡吸附项初始浓度；I、计算水-泥界面的污染物交换通量由费克(Fick)定律推求水-泥界面的污染物交换通量表达式，将求得的水相浓度初值、降解系数以及依据底泥及污染物特性得到的污染物分子扩散系数等代入交换通量表达式，即可得到不同时刻的水-泥界面的污染物交换通量。一种河湖沉积物水-泥界面污染物通量测试的实验装置，包括恒温水箱，还包括底板、底座壁、柱体、取样装置、上法兰盘和下法兰盘，底板固定在恒温水箱底部，底座壁设置在底板上，底座壁上部设置有下法兰盘，柱体一端设置有上法兰盘，上法兰盘上设置有上法兰盘固定螺栓法兰孔，下法兰盘上设置有与上法兰盘固定螺栓法兰孔相适配的下法兰盘固定螺栓法兰孔，柱体通过上法兰盘和下法兰盘与底座壁密封连通，在柱体上设置有至少一个用于对柱体内样品进行取样的取样装置。如上所述的取样装置包括取样管、橡胶软管和蝴蝶夹，取样管设置柱体外壁上且一端与柱体内部连通，另一端伸出柱体外与橡胶软管的一端连接，橡胶软管上设置有蝴蝶夹。如上所述的取样装置为五个，依次纵向设置在柱体上。如上所述的上法兰盘和下法兰盘之间设置有止水垫圈。如上所述的止水垫圈为橡胶材料，厚0. 3cm,内径16cm,外径20cm。如上所述的底板为有机玻璃板，厚度0. 5cm,直径20cm ;底座壁为有机玻璃管，高 IOcm,内径15cm,外径16cm ;柱体为有机玻璃管，高90cm,内径15cm,外径16cm ;上法兰盘和下法兰盘均为有机玻璃管材，内径均为16cm,外径均为20cm,厚均为0. 5cm ;恒温水箱高 100cm、长100cm，宽50cm，采用厚度0. 2cm钢板焊接而成，恒温温度控制范围为0 40°C。如上所述的取样装置依次距离柱体的底部的距离为85cm、65cm、45cm、25cm、5cm。本发明与现有技术相比，具有以下优点和效果
I.适用于各种性状的底泥，且适用于湖泊、河流等各种水体，具有广泛的适用性；2.基于扩散理论，采用数学方法推算出底泥孔隙水污染物质浓度和底泥污染物释放通量，不需经过离心、过滤等沉积物孔隙水提取过程，亦不需测试孔隙水污染物质浓度；3.通过测定一系列代表点的底泥污染物通量，即能获得研究区域的内源分布状况；4.预设分层取样管，使得取样对上覆水基本不产生扰动；5.采用可拆卸底座，使得实验装置在满足模拟较大深度上覆水的情况下，仍能够方便的进行底泥装样和实验装置清洗；6.外置恒温水箱，可测定不同上覆水水温条件下的底泥污染物通量。本发明为底泥污染物通量提供一种新的测试方法，创新性地基于扩散理论直接推求底泥孔隙水污染物质浓度和底泥污染物释放通量，省去了沉积物中孔隙水提取及其污染物浓度测试的过程，极大的简化了测试步骤。同时，设计的实验装置结构简单，操作方便，可以对实验时的温度进行控制。申请者将试验成果与实地原位观测成果进行对比，以验证理论的正确性。以武汉大学校内星湖为研究对象。星湖水体深度约0. 7m,底泥主要由水生植物腐烂形成，属于自然沼泽化形成的底泥，氮、磷及有机质含量较高。2010年7月10日放空湖水后补充自来水。 将采取的星湖底泥采用本发明的方法进行试验，并计算底泥污染物通量，与2010年7月11 日 7月25日原位观测获得的底泥污染物通量进行比较，如附图5 附图7所示。从图中可以看出，污染物通量计算值与水下原位模拟的实测值吻合较好。初始污染物交换通量较大，随着时间增长污染物交换通量逐渐减�。砺奂扑阌朐还鄄馑从车奈廴疚锝换煌勘浠榭鍪且恢碌模得魉捎玫氖Ｐ褪呛侠淼模扑惴椒ㄊ强尚械�。
图I为一种河湖沉积物水-泥界面污染物通量测试的实验装置结构示意图；图2为所述的污染物通量测试实验装置的A-A剖面图；图3为所述的污染物通量测试实验装置的B-B剖面图；图4为所述的污染物通量测试实验装置的C-C剖面图；图5为底泥COD通量实测值与计算值比较图；图6为底泥TN通量实测值与计算值比较图；图7为底泥TP通量实测值与计算值比较图。图I 图4中,底板I,底座壁2,柱体3,第一取样管4a、第二取样管4b、第三取样管4c、第四取样管4d、第五取样管4e，第一橡胶软管5a、第二橡胶软5b、第三橡胶软5c、第四橡胶软5d、第五橡胶软5e，第一蝴蝶夹6a、第二蝴蝶6b、第三蝴蝶6c、第四蝴蝶Gd、第五蝴蝶6e，上法兰盘7，下法兰盘8，第一上法兰盘固定螺栓孔9a、第二上法兰盘固定螺栓孔 %、第三上法兰盘固定螺栓孔9c、第四上法兰盘固定螺栓孔9d、第五上法兰盘固定螺栓孔 9e、第六上法兰盘固定螺栓孔9f、第七上法兰盘固定螺栓孔9g、第八上法兰盘固定螺栓孔 9h，第一下法兰盘固定螺栓孔0a、第二下法兰盘固定螺栓孔10b、第三下法兰盘固定螺栓孔 10c、第四下法兰盘固定螺栓孔10d、第五下法兰盘固定螺栓孔10e、第六下法兰盘固定螺栓孔10f、第七下法兰盘固定螺栓孔10g、第八下法兰盘固定螺栓孔10h，11止水垫圈，第一止水垫圈固定螺栓孔12a、第二止水垫圈固定螺栓孔12b、第三止水垫圈固定螺栓孔12c、第四止水垫圈固定螺栓孔12d、第五止水垫圈固定螺栓孔12e、第六止水垫圈固定螺栓孔12f、第七止水垫圈固定螺栓孔12g、第八止水垫圈固定螺栓孔12h，第一固定螺栓13a、第二固定螺栓13b、第三固定螺栓13c、第四固定螺栓13d、第五固定螺栓13e、第六固定螺栓13f、第七固定螺栓13g、第八固定螺栓13h固定螺栓，恒温水箱14，底泥样品15，上覆水16，恒温水17。图5 图7中，初始污染物交换通量较大，随着时间增长污染物交换通量逐渐减�。砺奂扑阌朐还鄄馑从车奈廴疚锝换煌勘浠榭鲆恢拢廴疚锿考扑阒涤胨略荒Ｄ獾氖挡庵滴呛辖虾�。图8为一种1#点不同深度上覆水COD浓度随时间变化情况示意图。深度为IOcm的上覆水中，COD浓度在实验开始后第I天达到峰值，为28. 9mg/l，其后随着时间的增加上覆水中COD浓度逐渐降低，浓度变化符合式C = 24e_°_m+5。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为30cm的上覆水中，COD浓度在实验开始后第2天达到峰值，为20. 3mg/l，其后随着时间的增加上覆水中COD浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 19e_°_m+5。式中，C 为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，do深度为50cm的上覆水中，COD浓度在实验开始后第I天达到峰值，为14. 02mg/l, 其后随着时间的增加上覆水中COD浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 12e_°_m+5。式中， C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为70cm的上覆水中，COD浓度在实验开始后第2天达到峰值，为13. 24mg/l, 其后随着时间的增加上覆水中COD浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= lle_°_m+5。式中， C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为90cm的上覆水中，COD浓度在实验开始后第2天达到峰值，为12. 51mg/l, 其后随着时间的增加上覆水中COD浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 10e_°_m+5。式中， C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。图9为一种1#点不同深度上覆水TN浓度随时间变化情况示意图。深度为IOcm的上覆水中，TN浓度在实验开始后第I天达到峰值，为30. 29mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TN浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = 30e_°_nt+3。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为30cm的上覆水中，TN浓度在实验开始后第I天达到峰值，为20. 52mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TN浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 19e_°_nt+3。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为50cm的上覆水中，TN浓度在实验开始后第2天达到峰值，为14mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TN浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = 13e_°_nt+3。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为70cm的上覆水中，TN浓度在实验开始后第I天达到峰值，为11. 96mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TN浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 10e_°_nt+3。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为90cm的上覆水中，TN浓度在实验开始后第2天达到峰值，为9. 21mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TN浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = 8e_°_nt+3。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。图10为一种1#点不同深度上覆水TP浓度随时间变化情况示意图。深度为IOcm的上覆水中，TP浓度在实验开始后第I天达到峰值，为I. 391mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TP浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = O. 97e_°_°5t+0. 45。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为30cm的上覆水中，TP浓度在实验开始后第I天达到峰值，为I. 313mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TP浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = O. 89e_°_°5t+0. 45。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为50cm的上覆水中，TP浓度在实验开始后第2天达到峰值，为I. 194mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TP浓度逐渐降低。浓度变化符合C = O. 77e_°_°5t+0. 45式。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为70cm的上覆水中，TP浓度在实验开始后第I天达到峰值，为I. 132mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TP浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = O. 74e_°_°5t+0. 45。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为90cm的上覆水中，TP浓度在实验开始后第2天达到峰值，为0. 954mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TP浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = O. 53e_°_°5t+0. 45。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。图11为一种2#点不同深度上覆水COD浓度随时间变化情况示意图。深度为IOcm的上覆水中，COD浓度在实验开始后第I天达到峰值，为31. 78mg/l, 其后随着时间的增加上覆水中COD浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = 30e_°_m+6。式中， C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为30cm的上覆水中，COD浓度在实验开始后第I天达到峰值，为21. 26mg/l, 其后随着时间的增加上覆水中COD浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 19e-°_m+6。式中， C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为50cm的上覆水中，COD浓度在实验开始后第I天达到峰值，为16. 65mg/l, 其后随着时间的增加上覆水中COD浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 13e_°_m+6。式中， C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为70cm的上覆水中，COD浓度在实验开始后第I天达到峰值，为14. 84mg/l, 其后随着时间的增加上覆水中COD浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 10e_°_m+6。式中， C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为90cm的上覆水中，COD浓度在实验开始后第I天达到峰值，为12. 48mg/l, 其后随着时间的增加上覆水中COD浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = 8e_°_m+6。式中， C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。图12为一种2#点不同深度上覆水TN浓度随时间变化情况示意图。深度为IOcm的上覆水中，TN浓度在实验开始后第I天达到峰值，为16. 15mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TN浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 15e_°_nt+3。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为30cm的上覆水中，TN浓度在实验开始后第I天达到峰值，为13. 75mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TN浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 12e_°_nt+3。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为50cm的上覆水中，TN浓度在实验开始后第2天达到峰值，为14. 08mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TN浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 13e_°_nt+3。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为70cm的上覆水中，TN浓度在实验开始后第I天达到峰值，为11. 96mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TN浓度逐渐降低。浓度变化符合式C= 10e_°_nt+3。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为90cm的上覆水中，TN浓度在实验开始后第I天达到峰值，为10. 38mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TN浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = 8e_°_nt+3。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。图13 —种2#点不同深度上覆水TP浓度随时间变化情况示意图。深度为IOcm的上覆水中，TP浓度在实验开始后第2天达到峰值，为I. 15mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TP浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = 0. 9e_°_°7t+0. 32。式中， C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为30cm的上覆水中，TP浓度在实验开始后第I天达到峰值，为I. 077mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TP浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = O. 85e_°_°7t+0. 32。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为50cm的上覆水中，TP浓度在实验开始后第2天达到峰值，为1.09mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TP浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = O. 84e_°_°7t+0. 32。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为70cm的上覆水中，TP浓度在实验开始后第I天达到峰值，为I. 029mg/l，其后随着时间的增加上覆水中TP浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = O. 72e_°_°7t+0. 32。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。深度为90cm的上覆水中，TP浓度在实验开始后第I天达到峰值，为0. 987mg/l, 其后随着时间的增加上覆水中TP浓度逐渐降低。浓度变化符合式C = O. 7e_°_m+0. 32。式中，C为上覆水浓度，mg/1 ；t为时间，d。
具体实施例方式实施例I :—种基于扩散理论的河湖底泥污染物通量测试方法其步骤是A、底泥样品采集与处理1#采样点位于京杭运河江苏常州段，坐标 31° 3P 40.33 "，120° 0' 36. 98 " ;2#采样点位于江苏境内的涌湖中，坐标 31° 34' 58. 22"，119° 53' 56. 87"。使用KH0201型彼得逊采泥器，在每个采样点采集底泥样品2kg，剔除砾石、贝壳、动植物残体等杂物后，装入聚氯乙烯袋避光保存。B、装样拆下法兰盘固定螺栓，取下底座，将底泥装入底座中，小心抹平泥面，使泥面水平，底泥厚度约5cm，然后将上部柱体与底座用固定螺栓连接紧密；C、注水在底泥不冲悬浮的情况下，用虹吸法沿柱壁缓慢注入自来水至柱口，此时 5个取水口距底泥界面的深度分别为10cm、30cm、50cm、70cm及90cm。D、准备对比样在一不加底泥的有机玻璃柱中注入自来水，作为空白对照。
E、取样待柱体静置24小时后开始，从5个分层取水口分别取样约20ml，实验持续时间为14d，l 9d取样间隔为24h，9d后为2d，实验时温度控制在25°C左右。F、水样分析取样后立即对水样进行分析，分析项目包括COD、TN、TP，分析方法 COD采用重铬酸盐法，TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法，TP采用钥酸铵分光光度法。G、计算降解系数、本底浓度及不同深度上覆水浓度初值25 °C恒温静态培养条件下1#样和2#样上覆水中污染物浓度变化情况如图2 图 7所示。由图可知，在前I 2天上覆水中浓度快速达到峰值，其后随着时间的增加上覆水中浓度逐渐降低。对于同一深度的上覆水，其浓度变化符合指数方程C = C0e-kt+Q(I)式中C为上覆水在第t天的浓度值，mg/1 ；C0为该层上覆水浓度值初值，mg/1 ；k 为降解系数，1/d ；t为时间，d -,C1为本底浓度，mg/1。用式(I)对1#和2#柱体中距底泥界面深度为10cm、30cm及50cm的上覆水浓度随时间的变化进行拟合，推出1#柱和2#柱C0D、TN、TP的降解系数、本底浓度及不同深度上覆水浓度初值，如表2. 3-1所示。表I降解系数、本底浓度及分层浓度初值
实验 组深度 (cm)CODTNTPC0 (mg/1)C1 (mg/1)k (1/d)C0 (mg/1)C1 (mg/1)k (1/d)C0 (mg/1)C1 (mg/1)k (1/d)1#102450.173030.110.970.450.073019190.895012130.771030150.92#301960.171330.110.850.320.075013120.84
H、计算底泥水相浓度初值及非平衡吸附项初始浓度底泥中污染物运移的控制方程为
d(e+fPKd)cs _ d dt dh
-k6p[(\-f)KdCs-S,
Sl=JKdCs dS,
QD
SCs
~dh
-e\c
dqCs
dh
-JpKACs
(2)
dt
k9[(\-f)KdCs 式中CS为污染物在底泥水相中的浓度A1和S2分别为污染物在平衡和非平衡吸附相上的吸附浓度；e为体积含水率；f为平衡吸附交换点位占总吸附点位的比例；p为底泥体积密度；Kd为土壤一7jC分配系数；k为一阶吸附解吸速率常数；D为弥散系数；h为底泥深度彳p X2和X3分别为水相、平衡吸附相和非平衡吸附相的一阶降解速率系数。
100097]求解底泥水相污染物浓度的初始条件为；
0098]C (h, t)│t=0= = 0 = S1 (h, t) t = 0 = S2 (h, t) │t =0
0099]边界条件为水-泥界面的污染物交换通量 :
0100]αCS(h,t)/αt│h=0=0,t＞0
0101]αCS(h,t)/αt│h＞0=WS,t＞0
0102]底泥中污染物质吸附与解吸为一级反应动力学过程:
0103]αCS/αt=-kCS
0104]则有
0105]Cs = Cs0ekt0106]对于水一泥界面，有:
0107]WSekt= C0γ水λcosZ│z-l=C0γ水λcosλl
0108]将式(7)代入式(5)，得
0109]C0S[-θhk2+fpkdhk+kθpkdh(1-f)+θλlh+fpkdλ2h]-KθfhS20S
0110] =C0γ水λcosλl
0111]由式(7)，得:
0112](kθ+λ2-k)S20S=kθ(1-f)kdC0S
0113]依据底泥及污染物特性得到θ、p、f、kd、k、λ1、 λ2及γ水，即可求得底泥水相浓度初值C0S及非平衡吸附项初始浓度。参数取值如表2所示
0114]表2计算参数取值
0115]
权利要求
1. 一种基于扩散理论的河湖底泥污染物通量测试方法，其步骤是A、底泥样品采集与处理使用彼得逊采泥器，在每个采样点采集底泥样品，剔除砾石、 贝壳、动植物残体杂物后，装入聚氯乙烯袋避光保存；B、装样拆下法兰盘固定螺栓，取下底座，将底泥装入底座中，抹平泥面，使泥面水平， 底泥厚度不应小于5cm，在上部柱体法兰盘与底座法兰盘间放置止水垫圈，将上部柱体与底座用固定螺栓连接紧密；C、注水在底泥不冲悬浮的情况下，用沿柱壁缓慢注入自来水至柱口；D、准备对比样在一不加底泥的实验装置中注入自来水，作为空白对照；E、取样将柱状实验装置置于恒温水箱内，将水箱水温设为实验的温度4 30°C，维持柱体水温4 30°C恒定，待柱体静置24小时后开始，打开蝴蝶夹分5层分别取样20ml，实验持续时间应不少于14d，l 9d取样间隔为24h，9d后为2d ；F、水样分析采用符合国家标准的测试方法对水样中污染物含量进行测试；G、计算降解系数、本底浓度及IOOcm内不同深度上覆水浓度初值采用指数方程对柱体中距底泥界面不同深度的上覆水浓度随时间I 15d的变化进行拟合，推求污染物的降解系数、本底浓度及不同深度的浓度初值；H、计算底泥水相浓度初值及非平衡吸附项初始浓度由底泥中污染物运移的双点平衡 /动力学吸附方程，推求底泥中污染物质的水相浓度初值及非平衡吸附项初始浓度；I、计算水-泥界面的污染物交换通量由费克定律推求水-泥界面的污染物交换通量表达式，将求得的水相浓度初值、降解系数以及依据底泥及污染物得到的污染物分子扩散系数等代入交换通量表达式，得到不同时刻的水-泥界面的污染物交换通量。
2.权利要求I所述的一种基于扩散理论的河湖底泥污染物通量测试的实验装置，包括恒温水箱(14)，其特征在于还包括底板(I)、底座壁(2)、柱体(3)、取样装置、上法兰盘(7)和下法兰盘(8)，底板⑴固定在恒温水箱(14)底部，底座壁(2)设置在底板⑴上， 底座壁(2)上部设置有下法兰盘(8)，柱体(3) —端设置有上法兰盘(7)，上法兰盘(7)上设置有上法兰盘固定螺栓法兰孔，下法兰盘(8)上设置有与上法兰盘固定螺栓法兰孔相适配的下法兰盘固定螺栓法兰孔，柱体(3)通过上法兰盘(7)和下法兰盘(8)与底座壁(2) 密封连通，在柱体(3)上设置有至少一个用于对柱体(3)内样品进行取样的取样装置。
3.根据权利要求2所述的一种河湖沉积物水-泥界面污染物通量测试的实验装置，其特征在于所述的取样装置包括取样管、橡胶软管和蝴蝶夹，取样管设置柱体(3)外壁上且一端与柱体(3)内部连通，另一端伸出柱体(3)外与橡胶软管的一端连接，橡胶软管上设置有蝴蝶夹。
4.根据权利要求3所述的一种河湖沉积物水-泥界面污染物通量测试的实验装置，其特征在于所述的取样装置为五个，依次纵向设置在柱体(3)上。
5.根据权利要求2所述的一种河湖沉积物水-泥界面污染物通量测试的实验装置，其特征在于所述的上法兰盘(7)和下法兰盘(8)之间设置有止水垫圈(11)。
6.根据权利要求5所述的一种河湖沉积物水-泥界面污染物通量测试的实验装置，其特征在于所述的止水垫圈(11)为橡胶材料，厚O. 3cm,内径16cm,外径20cm。
7.根据权利要求2所述的一种河湖沉积物水-泥界面污染物通量测试的实验装置，其特征在于所述的底板(I)为有机玻璃板，厚度O. 5cm，直径20cm;底座壁(2)为有机玻璃管，高10cm，内径15cm，外径16cm ;柱体⑶为有机玻璃管，高90cm，内径15cm，外径16cm ； 上法兰盘(7)和下法兰盘(8)均为有机玻璃管材，内径均为16cm，外径均为20cm，厚均为 O. 5cm ;恒温水箱(14)高100cm、长100cm,宽50cm，米用厚度O. 2cm钢板焊接而成,恒温温度控制范围为O 40°C。
8.根据权利要求3所述的一种河湖沉积物水-泥界面污染物通量测试的实验装置，其特征在于所述的取样装置依次距离柱体(3)的底部的距离为85cm、65cm、45cm、25cm、5cm。
全文摘要
本发明公开了一种基于扩散理论的河湖底泥污染物通量测试方法及装置，步骤是A、采集底泥样品；B、将底泥装入实验装置的底座中，使泥面水平；C、沿柱壁缓慢注水至柱口；D、在不加底泥的实验装置中注入自来水；E、静置，持续一定时间；F、测定所取水样的污染物浓度；G、计算上覆水中污染物的降解系数；H、计算底泥水相浓度初值；I、计算水-泥界面的污染物交换通量。底板固定在恒温水箱底部，底座壁设置在底板上，底座壁上部设置有下法兰盘，柱体一端设置有上法兰盘，上法兰盘上设置有上法兰盘固定螺栓法兰孔。本发明方法易行，操作方便，实验装置结构合理、简单，沉积物装样及水样采集等操作均极方便具有显著的经济效益。
文档编号G01N33/24GK102590479SQ20121004924
公开日2012年7月18日 申请日期2012年2月29日 优先权日2012年2月29日
发明者张万顺, 彭虹, 杨寅群 申请人:武汉大学
