一种黑臭水体不同曝气方式对水质变化影响的测定方法与流程

本发明属于水质检测技术领域，尤其涉及一种黑臭水体不同曝气方式对水质变化影响的测定方法。

背景技术：

目前，业内常用的现有技术是这样的：

引起黑臭水体的因素很多，反应机理十分复杂。因此黑臭水体的整治具有极大的挑战性。目前很多黑臭水体的治理理念还稍显滞后，一些黑臭水体治理工程采取了针对性的技术措施对黑臭河道进行了综合治理，也都消除了黑臭现象，较好的净化了水质，但长时间后水质却开始反复恶化。因此，现在黑臭水体的治理应从长期考虑，不仅要做到消除黑臭，更侧重于水质的长效改善和保持，建立起良好的水体生态系统，确保水质改善效果的长期稳定。

水体中溶解氧的匮乏是引起河流黑臭的主要原因之一。我国河流的污染主要为有机污染，水体中大量有机污染物的好氧生物降解、氨氮的硝化、以及一些还原性物质的氧化都会消耗大量的溶解氧。而水体的溶解氧主要是依靠大气复氧以及水生植物的光合作用，当水体的复氧速率远小于水体中耗氧速率时，水体就会逐渐变成缺氧厌氧的状态，厌氧菌繁殖分解有机物会产生ch4、nh3、h2s等发臭气体，同时还会使fe、mn还原形成致黑的fes、mns等，最终影响到水体的生态系统，使其失去自净能力。因此在河流水体自净过程中溶解氧起着至关紧要的作用，而且水河流自净能力与复氧能力直接相关。

河道曝气技术是针对河流被污染后缺氧的特征，通过人工向河道水体中充入空气或氧气来提高水体的溶解氧水平，改变水体氧化还原环境，使得水中的污染物质在好氧菌的作用下被降解，同时还可以氧化去除s^2-、fe²⁺等致黑致臭物质，达到净化河流水质的目的，是恢复城市黑臭河道生态环境的一个有力措施。

常规的水体曝气可以在底泥表层形成一个好氧的环境，从而促进上覆水中的有机污染物的降解，但是无法从根源上消除河道黑臭现象，对黑臭水体的曝气方式有多种，不同的曝气方式对污染物的降解及去除会产生不同的影响，但是，目前不同的曝气方式对水质各项指标的变化与影响没有明确的说明，无法针对不同的水质准确地选择合适的曝气方式，容易造成对水质的处理效率下降，处理效果降低。

综上所述，现有技术存在的问题是：

对黑臭水体的曝气方式有多种，不同的曝气方式对污染物的降解及去除会产生不同的影响，但是，目前不同的曝气方式对水质各项指标的变化与影响没有明确的说明，无法针对不同的水质准确地选择合适的曝气方式，容易造成对水质的处理效率下降，处理效果降低。

解决上述技术问题的难度和意义：

常规的水体曝气可以在底泥表层形成一个好氧的环境，从而促进上覆水中的有机污染物的降解，但是无法从根源上消除河道黑臭现象，因此，根据环境条件以及需要达到的的处理效果选择合适的曝气方式也是非常重要的一点。

技术实现要素：

针对现有技术存在的问题，本发明提供了一种黑臭水体不同曝气方式对水质变化影响的测定方法。

本发明是这样实现的，一种黑臭水体不同曝气方式对水质变化影响的测定方法为：

步骤一：分别截取三段水质相同的黑臭水体，分别作为静置1组、上覆水曝气3组及泥水混合曝气6组进行测定实验；

步骤二：每天分别对上覆水曝气3组和泥水混合曝气6组进行4小时上覆水单独曝气和4小时泥水混合曝气，并结合2ml/l的微生物菌剂进行投加，静置1组进行静置无曝气；

步骤三：分别对以上黑臭水体进行定期监测，并对比分析上覆水中的cod浓度、氨氮浓度、no3^--n、no2^--n、tn、tp及fe²⁺、fe³⁺、s^2-、so4^2-指标随反应时间的变化，实验进行的周期为20天。

进一步，所述不同曝气方式对上覆水中的cod浓度变化影响测定方法为：泥水混合曝气结合微生物菌剂与单独上覆水曝气更好地促进有机污染物的降解进行对比。得到：泥水混合曝气结合微生物菌剂可以比单独上覆水曝气更好地促进有机污染物的降解。

进一步，所述不同曝气方式对上覆水中的氨氮浓度变化影响测定方法为：在同样的微生物菌剂投加量和曝气时间下，对上覆水曝气组上覆水中nh4⁺-n浓度削减效果与泥水混合曝气进行对比。得到：上覆水曝气组上覆水中nh4⁺-n浓度削减效果要远好于泥水混合曝气。

不同曝气方式对上覆水中的no3^--n浓度变化影响测定方法为：上覆水单独曝气和泥水混合曝气配合同等投加量的微生物菌剂进行反硝化脱氮测定。

进一步，不同曝气方式对上覆水中的no2^--n浓度变化影响测定方法为：上覆水单独曝气和泥水混合曝气配合微生物菌剂对黑臭水体中的no2^--n的去除效果进行测定。

进一步，不同曝气方式对上覆水中的tn浓度变化影响测定方法为：在2ml/l的微生物菌剂量和每天4h的间歇曝气的条件下，在实验周期内泥水混合曝气对上覆水中tn的去除效果与单独上覆水曝气进行分析。

进一步，不同曝气方式对上覆水中的tp浓度变化影响测定方法为：在2ml/l的微生物菌剂量和每天4h的间歇曝气的条件下，对泥水混合曝气对上覆水中磷浓度的控制与上覆水曝气进行测定。

进一步，不同曝气方式对上覆水中的s^2-和so4^2-浓度变化影响测定方法为：在同样的曝气时间下，泥水混合曝气与上覆水曝气促进s^2-的氧化和抑制上覆水的s^2-浓度进行测定。

进一步，不同曝气方式对上覆水中的fe²⁺和fe^3+-浓度变化影响测定方法为：在同样2ml/l的菌剂投加量下，泥水混合曝气会促进底泥中fe²⁺的释放与上覆水单独曝气使还原态铁向氧化态铁转化进行测定。

本发明另一目的在于提供一种利用所述黑臭水体不同曝气方式对水质变化影响的测定方法河道黑臭水体分析平台。

通过上述方案获得：

不同曝气方式对上覆水中的no3^--n浓度变化影响为：上覆水单独曝气和泥水混合曝气配合同等投加量的微生物菌剂都可以有效地进行较彻底的反硝化脱氮。

不同曝气方式对上覆水中的no2^--n浓度变化影响为：上覆水单独曝气和泥水混合曝气配合微生物菌剂对黑臭水体中的no2^--n的去除都有着较好的效果，泥水混合曝气会促进底泥中no2^--n的释放而影响上覆水中no2^--n的值。

不同曝气方式对上覆水中的tn浓度变化影响为：在2ml/l的微生物菌剂量和每天4h的间歇曝气的条件下，在实验周期内泥水混合曝气对上覆水中tn的去除效果与单独上覆水曝气进行分析。得出上覆水中tn的去除效果不如单独上覆水曝气。

不同曝气方式对上覆水中的tp浓度变化影响为：在2ml/l的微生物菌剂量和每天4h的间歇曝气的条件下，泥水混合曝气对上覆水中磷浓度的控制明显优于上覆水曝气。

不同曝气方式对上覆水中的s^2-和so4^2-浓度变化影响为：投加微生物菌剂会使得水体中的s^2-浓度发生短暂的升高，但在同样的曝气时间下，泥水混合曝气能够比上覆水曝气更快地促进s^2-的氧化，相对更好地抑制上覆水的s^2-浓度。

不同曝气方式对上覆水中的fe²⁺和fe^3+-浓度变化影响为：在同样2ml/l的菌剂投加量下，微生物菌剂的投加会导致水、泥曝气组上覆水中fe²⁺都出现短暂升高，泥水混合曝气会促进更多底泥中fe²⁺的释放，同时比上覆水单独曝气更有助于还原态铁向氧化态铁转化，并引起上覆水中总铁浓度的升高。

综上所述，本发明的优点及积极效果为：

本发明通过实验验证了：

(1)在2ml/l的微生物菌剂投加量下，上覆水单独曝气组的nh4⁺-n浓度从初始值6.33mg/l降至了0.6mg/l，削减率达到了90.5％，满足地表水环境iv类标准；而泥曝气组nh4⁺-n浓度最低为7.8mg/l，没有起到明显的去除效果。同时，对于上覆水中的nh4⁺-n、no2^--n以及tn的浓度，上覆水单独曝气在实验周期内比泥水混合曝气表现出了更好地削减效果。

(2)泥水混合曝气组对tp浓度抑制效果远好于上覆水单独曝气，在实验结束时tp浓度仅占上覆水单独曝气组的一半。

(3)泥水混合曝气比上覆水单独曝气更有助于水体中的fe²⁺和s^2-的氧化，同时泥水混合曝气会扰动底泥释放出更多的fe²⁺，也使得最终水体中的总铁浓度增加。

本发明通过对上覆水单独和泥水混合曝气两种方式在结合2ml/l的微生物菌剂投加量下对黑臭水体上覆水各个水质指标的影响，能够准确的选择出对不同的污染水体进行选择合适的曝气方式，不仅促进了上覆水中的有机污染物的降解，而且从根源上消除河道黑臭现象，提高了对水质的处理效率和处理效果。

附图说明

图1是本发明实施例提供的黑臭水体不同曝气方式对水质变化影响的测定方法流程图。

图2是本发明实施例提供的上覆水cod浓度变化示意图；

图3是本发明实施例提供的上覆水中nh4⁺-n浓度变化示意图；

图4是本发明实施例提供的上覆水中no3^--n浓度变化示意图；

图5是本发明实施例提供的上覆水中no2^--n浓度变化示意图；

图6是本发明实施例提供的上覆水tn浓度变化示意图；

图7是本发明实施例提供的上覆水tp浓度变化示意图；

图8是本发明实施例提供的上覆水s^2-浓度变化示意图；

图9是本发明实施例提供的上覆水so4^2-浓度变化示意图；

图10是本发明实施例提供的上覆水fe²⁺浓度变化示意图；

图11是本发明实施例提供的上覆水fe³⁺浓度变化示意图。

具体实施方式

为了使本发明的目的、技术方案及优点更加清楚明白，以下结合实施例，对本发明进行进一步详细说明。应当理解，此处所描述的具体实施例仅仅用以解释本发明，并不用于限定本发明。

下面结合附图对本发明的应用原理做详细描述。

如图1所示，本发明实施例提供的黑臭水体不同曝气方式对水质变化影响的测定方法为：

s101：选取目标黑臭水体，分别截取三段水质相同的黑臭水体，进行分组处理，分为静置组、上覆水曝气组和泥水混合曝气组，每组为3个平行组，结果取其平均值；

s102：每天对上覆水曝气组采用改进的粒子群算法进行覆水单独曝气处理4小时；对泥水混合曝气组采用改进的粒子群算法进行泥水混合曝气处理4小时；对静置组进行静置、无曝气处理；

s103：分别对经过不同曝气方式处理的黑臭水体进行定期监测，记录检测结果；

s104：根据检测结果，对比分析上覆水中的cod浓度、氨氮浓度、no3^--n、no2^--n、tn、tp及fe²⁺、fe³⁺、s^2-、so4^2-指标随反应时间的变化情况。

本发明实施例提供的每个实验周期为为20天。

步骤s101中本发明实施例提供的分组具体为：静置1组、上覆水曝气3组及泥水混合曝气6组。

步骤s102中，本发明实施例提供的采用改进的粒子群算法求解优化的控制参数的上覆水单独曝气和泥水混合曝气，在结合曝气过程特点，可以兼顾节能与控制品质，以目标函数

最小为控制目标，采用改进的粒子群算法求解优化的控制参数；在目标函数j中，e(t)为过程误差，u(t)为控制器输出，σ为过程超调量，w1和w2为权值。

步骤s102中，本发明实施例提供的每天向曝气组投加2ml/l的微生物菌剂。

步骤s102中，本发明实施例提供的微生物菌剂的添加促使黑臭水体中土著微生物迅速生长繁殖，对水体中的微生物可用物质进行降解，微生物的扰动增加水体的含氧量，促使曝气的充分进行。

所述不同曝气方式对上覆水中的cod浓度变化影响测定方法为：泥水混合曝气结合微生物菌剂与单独上覆水曝气更好地促进有机污染物的降解进行对比。得到：泥水混合曝气结合微生物菌剂可以比单独上覆水曝气更好地促进有机污染物的降解。

所述不同曝气方式对上覆水中的氨氮浓度变化影响测定方法为：在同样的微生物菌剂投加量和曝气时间下，对上覆水曝气组上覆水中nh4⁺-n浓度削减效果与泥水混合曝气进行对比。得到：上覆水曝气组上覆水中nh4⁺-n浓度削减效果要远好于泥水混合曝气。

不同曝气方式对上覆水中的no3^--n浓度变化影响测定方法为：上覆水单独曝气和泥水混合曝气配合同等投加量的微生物菌剂进行反硝化脱氮测定。

不同曝气方式对上覆水中的no2^--n浓度变化影响测定方法为：上覆水单独曝气和泥水混合曝气配合微生物菌剂对黑臭水体中的no2^--n的去除效果进行测定。

不同曝气方式对上覆水中的tn浓度变化影响测定方法为：在2ml/l的微生物菌剂量和每天4h的间歇曝气的条件下，在实验周期内泥水混合曝气对上覆水中tn的去除效果与单独上覆水曝气进行分析。

不同曝气方式对上覆水中的tp浓度变化影响测定方法为：在2ml/l的微生物菌剂量和每天4h的间歇曝气的条件下，对泥水混合曝气对上覆水中磷浓度的控制与上覆水曝气进行测定。

不同曝气方式对上覆水中的s^2-和so4^2-浓度变化影响测定方法为：在同样的曝气时间下，泥水混合曝气与上覆水曝气促进s^2-的氧化和抑制上覆水的s^2-浓度进行测定。

不同曝气方式对上覆水中的fe²⁺和fe^3+-浓度变化影响测定方法为：在同样2ml/l的菌剂投加量下，泥水混合曝气会促进底泥中fe²⁺的释放与上覆水单独曝气使还原态铁向氧化态铁转化进行测定。

其中，本发明实施例提供的不同曝气方式对上覆水中的cod浓度变化影响为：泥水混合曝气结合微生物菌剂可以比单独上覆水曝气更好地促进有机污染物的降解。

本发明实施例提供的不同曝气方式对上覆水中的氨氮浓度变化影响为：在同样的微生物菌剂投加量和曝气时间下，上覆水曝气组上覆水中nh4⁺-n浓度削减效果要远好于泥水混合曝气。

本发明实施例提供的不同曝气方式对上覆水中的no3^--n浓度变化影响为：上覆水单独曝气和泥水混合曝气配合同等投加量的微生物菌剂都可以有效地进行较彻底的反硝化脱氮。

本发明实施例提供的不同曝气方式对上覆水中的no2^--n浓度变化影响为：上覆水单独曝气和泥水混合曝气配合微生物菌剂对黑臭水体中的no2^--n的去除都有着较好的效果，泥水混合曝气会促进底泥中no2^--n的释放而影响上覆水中no2^--n的值。

本发明实施例提供的不同曝气方式对上覆水中的tn浓度变化影响为：在2ml/l的微生物菌剂量和每天4h的间歇曝气的条件下，在实验周期内泥水混合曝气对上覆水中tn的去除效果不如单独上覆水曝气。

本发明实施例提供的不同曝气方式对上覆水中的tp浓度变化影响为：在2ml/l的微生物菌剂量和每天4h的间歇曝气的条件下，泥水混合曝气对上覆水中磷浓度的控制明显优于上覆水曝气。

本发明实施例提供的不同曝气方式对上覆水中的s^2-和so4^2-浓度变化影响为：投加微生物菌剂会使得水体中的s^2-浓度发生短暂的升高，但在同样的曝气时间下，泥水混合曝气能够比上覆水曝气更快地促进s^2-的氧化，相对更好地抑制上覆水的s^2-浓度。

本发明实施例提供的不同曝气方式对上覆水中的fe²⁺和fe^3+-浓度变化影响为：在同样2ml/l的菌剂投加量下，微生物菌剂的投加会导致水、泥曝气组上覆水中fe²⁺都出现短暂升高，泥水混合曝气会促进更多底泥中fe²⁺的释放，同时比上覆水单独曝气更有助于还原态铁向氧化态铁转化，并引起上覆水中总铁浓度的升高。

下面结合具体实施例对本发明作进一步描述。

1、cod浓度随反应时间的变化

如图2所示，为2ml/l的菌剂投加量下，上覆水单独曝气组和泥水混合曝气组上覆水cod浓度的变化比较。

根据图2的变化曲线显示，静置组1组由于实验前期底泥中污染物的释放上覆水中cod的浓度先出现上升后趋于平稳，于40mg/l上下波动，在第6天达到了最高值55.2mg/l。上覆水曝气的3组及泥水混合曝气的6组上覆水体的cod浓度曲线变化比较一致，都在投加菌剂后出现了明显的上升，同时上升的幅度随着投加量的增大而出现递增，随后迅速下降。3组cod浓度在第2天就升至了126mg/l，在第四次投加后达到了297mg/l，在实验结束时恢复至了57mg/l。6组cod浓度率高于3组，在实验开始后的第2天升至了151mg/l，在第四次投加后达到了384mg/l，在实验结束时恢复至了50mg/l。

由于微生物菌剂中大量的维持微生物生长的营养物质，所以两组在投加菌剂后上覆水体中cod浓度的迅速升高，并在投菌后第3天开始大幅度的下降。由于泥水混合曝气相比上覆水曝气带动了部分底泥的悬浮，从而促进了底泥中有机污染物的释放，因此在2ml/l的菌剂投加量下，每次6组cod的浓度峰值都高于3组，最高达到了384mg/l，3组最高则达到了296mg/l，大约高出了30％。在实验结束时，6组上覆水体的cod浓度降至了48mg/l，而3组降至57mg/l，说明底泥曝气中的有机物消耗的速率大于水曝气。这一结果可能是由于泥水混合曝气对底泥的扰动增加了底泥中的微生物与有机物的接触面，从而促进了微生物降解有机质转化为自己赖以生长繁殖的营养源的过程。因此，泥水混合曝气结合微生物菌剂可以比单独上覆水曝气更好地促进有机污染物的降解。

2、nh4⁺-n浓度随反应时间的变化

如图3所示，为2ml/l菌剂投加量下，上覆水单独曝气组和泥水混合曝气组上覆水nh4⁺-n浓度的变化比较。

从图上可见，由于底泥不断地向上覆水中释放nh4⁺-n，静置组上覆水中nh4⁺-n浓度先出现上升后趋于平稳，于9日达到最大值为14.22mg/l，随后出现略微的波动，在实验结束时，nh4⁺-n浓度为12.8mg/l。上覆水单独曝气的3组和泥水混合曝气的6组上覆水中nh4⁺-n浓度的变化规律无显著差异，都是在每次投菌后出现下降，并在投加后第4天开始出现回升。实验开始时，3组nh4⁺-n浓度在投菌后第1天升至了9.5mg/l左右，随后开始下降，第3天降至了8.2mg/l；由于泥水混合曝气促进了底泥中nh4⁺-n的释放，6组nh4⁺-n浓度略高于3组，在第1天升至了10.5mg/l左右，之后开始下降并于第3天降至了7.9mg/l。从实验第6天第二次投加微生物菌剂后，3组nh4⁺-n浓度开始出现较为明显的下降，直至第四次投加菌剂后，最低降至0.6mg/l。而6组的nh4⁺-n浓度变化却一直不明显，在第15天第四次投菌后，nh4⁺-n浓度降至了7.8mg/l，也是实验过程6组中nh4⁺-n浓度的最低值，而后开始出现回升，在试验结束时nh4⁺-n浓度为9.4mg/l。出现这一结果可能有两个原因，第一种是在泥水混合曝气中，微生物菌剂的净水功能没有完全得到利用；第二种原因可能是因为泥水混合曝气促进了大量底泥中氨氮的释放，等量微生物菌剂对nh4⁺-n的去除速率只略高于底泥中氨氮的释放速率，因此微生物菌剂结合底泥曝气对nh4⁺-n的去除效果表现不理想。结合两组中no3^--n和no2^--n的浓度得知，两组反硝化的程度几乎一致，那么可以推测，底泥曝气组nh4⁺-n去除效果不理想的原因是底泥曝气促进了底泥中氨氮的释放，等量的微生物菌剂无法进行完全的去除。因此在同样的微生物菌剂投加量和曝气时间下，上覆水曝气组上覆水中nh4⁺-n浓度削减效果要远好于泥水混合曝气。

3、no3^--n浓度随反应时间的变化

如图4所示，为2ml/l菌剂投加量下，上覆水单独曝气组和泥水混合曝气组上覆水no3^--n浓度的变化比较。静置组上覆水中no3^--n浓度从实验开始后便开始有明显下降，在第7天从初始值4.65mg/l下降至0.15mg/l，之后一直在0.1mg/l附近波动。由于底泥不断地向上覆水中释放污染物，由于异养微生物的作用，水体逐渐形成了一个厌氧的环境，使得内源氮发生了反硝化或者异化还原反应，在浓度梯度的作用下，上覆水体中的no3^--n向底泥中沉积，直至氮循环趋于稳定。因此静置组上覆水中no3^--n浓度在实验前期出现较快的下降。

3、6曝气两组上覆水的no3^--n浓度变化规律几乎一致。在实验第1天，3、6两组上覆水中的no3^--n浓度就从初始值4.65mg/l分别降至0.3mg/l和0.6mg/l，第二天都进一步降至了0.01mg/l，相对于静置组有较快速的下降。随后从第3天起，两组no3^--n浓度都出现回升，第6天回升至2.9mg/l和3.1mg/l。在之后的每一次投加微生物菌剂后，两组上覆水的no3^--n浓度曲线变化的规律依然和第一组类似，随着实验天数的变化也逐渐趋于平稳，在实验结束时，两组上覆水的no3^--n浓度分别为0.9mg/l和1.0mg/l。从这两组的实验数据可以看出，2ml/l的微生物菌剂分别配合上覆水单独曝气和泥水混合曝气这两种不同的曝气方式对上覆水no3^--n浓度变化几乎无影响。都能够较彻底地完成反硝化脱氮的过程。两组每天定时曝气都在上覆水中或者泥水界面形成一个好氧环境，能够让菌剂中大量的硝化细菌将间隙水或者上覆水中的nh4⁺-n转化为no3^--n与no2^--n，为反硝化提供了等量的足够多的电子受体。在装置静置的时间内，由于两组加入的菌剂量相同，进入水体中的有机质浓度也几乎相同。但根据两组上覆水中的cod浓度变化得知，泥水混合曝气由于底泥污染物的释放，有机物的浓度要高于水曝气的组，因此理论上泥水混合曝气组的反硝化程度更加完全。但可能由于no3^--n浓度的限制，最终两组反硝化程度都相差无几，并随着越来越多的内源氮转变为n2溢出水体从而被彻底地去除，两组中的no3^--n浓度在后期的回升幅度越来越小，趋于稳定，对no3^--n的削减率都达到了80.6％左右。因此，上覆水单独曝气和泥水混合曝气配合同等投加量的微生物菌剂都可以有效地进行较彻底的反硝化脱氮。

4、no2^--n浓度随反应时间的变化

如图5所示，为2ml/l菌剂投加量下，上覆水单独曝气组和泥水混合曝气组上覆水no2^--n浓度的变化比较。静置组1组的上覆水no2^--n浓度在实验前期出现明显下降，在第6天达到最低值0.02mg/l，之后趋于平缓。3、6两组上覆水中的no2^--n浓度变化在实验前12天较为一致，在试验后期出现了较明显的差值。由于泥水混合曝气对底泥的扰动，大量的no2^--n向水体中释放，6组在第一天no2^--n浓度略有上升，从初始值0.28mg/l上升至了0.3mg/l。由于菌剂的投加在一定程度上间接促进了反硝化反应的发生，同时3、6两组加入的菌剂量同为2ml/l，硝化反硝化的程度也都应大致相同，对比两组no2^--n浓度的变化曲线可知，底泥曝气在刚开始会明显促进no2^--n的释放，且释放的no2^--n还是略大于反硝化所消耗的no2^--n。也说明反硝化反应发生的十分彻底，很少有中间产物的停留。在实验后期，6组no2^--n浓度回升的频率也始终都高于3组，在实验进行到15天时，6组的no2^--n浓度达到了0.18mg/l，比同时间段的水曝气组多出了约0.1mg/l，这一结果说明实验全程泥水混合曝气都对于促进底泥中no2^--n释放有着明显的作用。但两组no2^--n浓度的差值要远小于no3^--n，说明亚硝化菌的活性较强，曝气时的硝化反应较完全，no2^--n的积累也相对要少。

在实验结束时，3、6两组的no2^--n浓度分别为0.04和0.09，对no2^--n的削减率分别达到了85.7％和67.8％，因此上覆水单独曝气和泥水混合曝气配合微生物菌剂对黑臭水体中的no2^--n的去除都有着较好的效果，泥水混合曝气会促进底泥中no2^--n的释放而影响上覆水中no2^--n的值。

5、tn浓度随反应时间的变化

如图6所示，为2ml/l菌剂投加量下，上覆水单独曝气组和泥水混合曝气组上覆水tn浓度的变化比较。从图中看出，静置组由于底泥污染物以氨氮的形式持续向上覆水中释放，tn浓度总体呈现平缓上升的趋势，在实验第12天浓度达到15mg/l，随后趋于平稳。

3、6两组于实验开始时第一次投加菌剂后都有小幅度的上升，在第3天分别由初始值10.6mg/l上升至了12.7mg/l和12.2mg/l。根据上章分析，这是由于菌剂中维持微生物生长繁殖的营养物质中含有的大量的有机氮在投加菌剂的同时大量进入了水体，从而导致了水中tn浓度的升高。而由于3组对nh4⁺-n、no3^--n、no2^--n等无机氮的去除情况较好，所以在后期，3组上覆水中tn浓度也未出现明显的上升，浓度曲线变化较为平缓，在实验结束时浓度为13.2mg/l。相对于3组，6组在试验后期tn浓度出现了明显地上升，甚至略高于静置组，最终达到了15.8mg/l。根据6组nh4⁺-n浓度的变化曲线得知，虽然两组的硝化程度大致相同，但由于泥水混合曝气组对底泥的扰动，底泥中氨氮向上覆水中大量扩散，从而也就导致了tn浓度的偏高。

因此，在2ml/l的微生物菌剂量和每天4h的间歇曝气的条件下，在实验周期内泥水混合曝气对上覆水中tn的去除效果不如单独上覆水曝气。

6、tp浓度随反应时间的变化

如图7所示，为2ml/l菌剂投加量下，上覆水单独曝气组和泥水混合曝气组上覆水tp浓度的变化比较。由图上可知，在缺氧厌氧的环境下，底泥和间隙水中溶解态的磷在浓度梯度的作用下一直向上覆水中释放，从而导致静置组上覆水中磷浓度呈现出直线上升的趋势，在实验结束时升至6.1mg/l。

3组上覆水中tp浓度在实验过程中呈现波动上升的趋势，从0.8mg/l最终升至3.1mg/l，6组的tp浓度在第三天从初始值0.79mg/l升至1.6mg/l，上升速率低于1、3两组。之后6组的tp浓度一直在0.5mg/l至1.5mg/l之间波动，实验结束前降至0.8mg/l。根据上章分析，2ml/l的微生物菌剂下，由于大量的有机质被微生物利用降解消耗溶解氧，从而形成厌氧缺氧的环境，导致聚磷菌释放出体内的磷酸盐，同时也促进了磷酸铁向溶解态磷转变，促使底泥和间隙水中的磷向上覆水释放。水曝气增加了上覆水中的溶解氧的含量，逐渐在上覆水中形成了一个好氧区，发生了好氧吸磷的现象，因此一定程度上抑制了底泥中磷向上覆水体中释放。泥水混合曝气造成了大量的底泥悬浮，大大增加了底泥中的悬浮颗粒与磷的接触面，从而提高了对磷的吸附性^[109]；同时泥水混合曝气通过向底泥中充氧，使得底泥的环境条件发生变化，在泥水混合水体中形成了一个好氧的环境，大量地将底泥和上覆水中fe²⁺氧化成fe³⁺，与磷结合再次变成磷酸盐沉淀，提高了底泥对磷的吸附能力。

由此可见，在2ml/l的微生物菌剂量和每天4h的间歇曝气的条件下，泥水混合曝气对上覆水中磷浓度的控制明显优于上覆水曝气。

7、s^2-和so4^2-浓度随反应时间的变化

如图8、图9所示，分别为2ml/l菌剂投加量下，上覆水单独曝气和泥水混合曝气组上覆水s^2-以及so4^2-浓度的变化比较。

从图8看出静置组上覆水中的s^2-浓度几乎没有很大变化，整个实验过程中由初始值0.05mg/l缓慢上升到了0.1mg/l。3组在初次投加微生物菌剂后上升至0.13mg/l，随后又下降至初始值，随着投加菌剂的次数增多，在实验第12天升至最高值0.58mg/l，结束时降至了0.22mg/l。在同样的2ml/l菌剂投加量下，6组相对于1、3组，上覆水中s^2-浓度有更明显的上升，在第3天的时候从0.05mg/l的初始值升至了0.2mg/l，之后和3组一样出现了下降，下降至0.13mg/l，比3组略低。在第二次投加微生物菌剂后，6组的s^2-浓度并未出现像3组一样的峰值，而是在实验后期s^2-显示出缓慢上升的趋势，最高达到0.3mg/l。

根据图9的结果显示，静置组中的so4^2-浓度由于实验开始时装置扰动有一定幅度的增加，在第3天升至55mg/l，随后一直处于平缓下降的趋势，在实验结束时降至28mg/l。根据上章分析，投加菌剂会增加了水体中有机质的浓度，从而促进了so4^2-在一定条件下被有机质还原成s^2-，因此3组随着每次微生物菌剂的投加，so4^2-浓度呈现出了波动式的下降，最低降至4.4mg/l，实验结束前回升至10.1mg/l。6组so4^2-浓度变化的趋势与3组几乎相同，在实验前期so4^2-浓度下降的速度相比3组稍显缓慢，于第3天降至29mg/l。在实验后期下降幅度与3组近似，最低降至6mg/l，实验结束前回升至14mg/l。6组上覆水的s^2-浓度相比3组有明显增加，泥水混合曝气促使了硫化物向上覆水的扩散。由于黑臭水体的底泥中本身存在着很多以还原态存在的硫，泥水混合曝气可以带动大量的底泥悬浮，因此这些还原态的挥发性硫化物就大量扩散到上覆水中，而之后又迅速被氧化成so4^2-沉降至底泥中。从实验后期的结果来看，6组的s^2-浓度没有出现明显的峰值，由此推测泥水混合曝气通过对底泥的大量充氧，可以使s^2-被迅速氧化，相对于上覆水曝气更好地抑制了上覆水s^2-浓度。

从实验结果上看，投加微生物菌剂会使得水体中的s^2-浓度发生短暂的升高，但在同样的曝气时间下，泥水混合曝气能够比上覆水曝气更快地促进s^2-的氧化，相对更好地抑制上覆水的s^2-浓度。

8、fe²⁺和fe³⁺浓度随反应时间的变化

图10、11分别为2ml/l菌剂投加量下，上覆水单独曝气和泥水混合曝气组上覆水fe²⁺及fe³⁺浓度的变化比较。

在实验过程中，静置组上覆水中的fe²⁺和fe³⁺浓度都出现了一些不稳定的波动，fe²⁺在实验末期达到了0.26mg/l，相比初始值0.27ml/l略有下降，fe³⁺略有上升，达到了0.31mg/l。6组上覆水的fe²⁺及fe³⁺相对于3组都有十分明显的增高。实验开始时，6组fe²⁺浓度明显升高，在第3天从初始值0.27mg/l升至0.4mg/l，fe³⁺从0.27mg/l升至0.86mg/l，而3组上覆水中的fe²⁺和fe³⁺的浓度在第3天分别为0.26mg/l和0.34mg/l。根据上章分析，微生物菌剂的投加会促使大量硫酸盐在缺氧厌氧条件下被有机质还原，从而促进了fe³⁺通过氧化硫化物生成fe²⁺，造成上覆水中fe²⁺浓度的大幅度增高。在同样2ml/l的微生物菌剂和每天4h的曝气时间下，6组的fe²⁺浓度最终为0.29mg/l，略低于3组的0.31mg/l；fe³⁺浓度为1.38mg/l，比3组高出了了0.76mg/l，为3组的两倍，并且在整个实验过程中，6组的fe³⁺浓度一直远高于3组。由此可见泥水混合曝气更容易促使底泥中的fe²⁺大量向上覆水扩散，同时也比上覆水曝气更有利于促进fe²⁺氧化成fe³⁺，因此泥水混合曝气也会使得上覆水中总铁浓度偏高。

从实验的最终结果分析得知，在同样2ml/l的菌剂投加量下，微生物菌剂的投加会导致水、泥曝气组上覆水中fe²⁺都出现短暂升高，泥水混合曝气会促进更多底泥中fe²⁺的释放，同时比上覆水单独曝气更有助于还原态铁向氧化态铁转化，并引起上覆水中总铁浓度的升高。

以上所述仅为本发明的较佳实施例而已，并不用以限制本发明，凡在本发明的精神和原则之内所作的任何修改、等同替换和改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。