李如忠,吳正華,高蘇蒂,羅月穎,韋 林 (.合肥工業(yè)大學資源與環(huán)境工程學院,安徽 合肥 30009；.安徽新華學院土木與環(huán)境工程學院,安徽 合肥 30088)

隨著城市化進程的不斷推進,以城市生活污水、工業(yè)廢水為主體的點源環(huán)境污染引起人們的高度關注[1-2].目前,我國絕大多數城市和大部分城鎮(zhèn)都陸續(xù)建起了污水處理廠,對遏制全國水質惡化勢頭、緩解環(huán)境生態(tài)壓力發(fā)揮了重要作用.城市污水廠尾水中不僅含有大量的氮、磷、碳等生源物質,也含有一定量的病原微生物、抗生素、重金屬、塑料微粒等污染物[2-4],即便經過深度處理的尾水,排入緩流水域仍舊可能造成水體富營養(yǎng)化.我國城市污水廠尾水的再生利用率還較低,大部分都直接就近排入水體,從而帶來新的生態(tài)環(huán)境問題.歐美發(fā)達國家對于污水廠尾水的環(huán)境影響較為關注,尤其是在河流氮磷濃度的動態(tài)變化性[3,5-6]、河流生態(tài)系統(tǒng)功能[5,7-8]、河流生物種群或群落結構[1,9-10],以及氮、磷養(yǎng)分滯留特征和滯留潛力評估[11-14]等方面.可以說,養(yǎng)分滯留是當前小河流水環(huán)境和水生態(tài)領域研究的熱點[15-16].盡管國內針對尾水深度處理技術及其環(huán)境效應的研究已有較多[17-18],對于小河流養(yǎng)分滯留的研究也已開始[19-21],但就城市污水廠尾水排入可能給小河流養(yǎng)分滯留帶來的影響則還鮮有關注.

巢湖是我國五大淡水湖泊之一.近年來,巢湖水體富營養(yǎng)化日趨加重,有效削減和調控入湖氮磷營養(yǎng)負荷,正成為巢湖流域水環(huán)境治理最為重要的工作任務.合肥市是巢湖流域最主要的污染負荷來源,大量氮磷養(yǎng)分通過南淝河進入巢湖.截至2015年末,合肥城區(qū)已建成城市污水處理廠10座,且基本都位于南淝河流域,日均污水處理能力達102.5萬m3,大量尾水直接排入南淝河水系,并最終匯入巢湖西半湖,導致河湖水體氮、磷養(yǎng)分超標嚴重,水華發(fā)生頻繁.目前,南淝河城區(qū)段的河流補給水中污水廠尾水占 90%以上.眾所周知,源頭溪流是陸域生態(tài)系統(tǒng)與下游湖、庫或大型河流聯(lián)系的紐帶,具有很強的養(yǎng)分滯留和調控能力[22-23].可以肯定,對于溪流溝渠數量龐大且氮、磷養(yǎng)分削減任務艱巨的巢湖流域,源頭溪流的環(huán)境生態(tài)功能潛力不容小覷.為弄清污水廠尾水排入可能給小河流養(yǎng)分滯留帶來的影響,本研究擬以南淝河流域二十埠河支流上游的磨店小溪流為對象,就污水廠尾水占主導情形下溪流水體氨氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3--N)和溶解性磷酸鹽(SRP)滯留潛力及其影響因素,開展定量化分析與評估,以期為合肥地區(qū)生態(tài)清潔小流域建設及巢湖入湖河流氮磷污染負荷削減和調控提供依據.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

表1 溪流及污水廠尾水主要理化性質比較Table 1 Comparison of water quality between stream and wastewater treatment plant outflow

二十埠河是巢湖西半湖入湖河流南淝河的一條重要支流,位于合肥市城區(qū)東北部.磨店小溪流為二十埠河主要源頭之一,位于職教城園區(qū)附近,河道總體較為平直,呈東北往西南走向,支流全長約 4.0km.該溪流匯水區(qū)地處城鄉(xiāng)交錯帶,園區(qū)內各高校生活污水由磨店污水廠負責處理,尾水排入磨店小溪流的下游河段,污水廠水量水質受高校寒暑假影響較大.該污水廠采用生物膜處理工藝,服務面積約 8.4km2,一期設計能力為5000t/d.污水廠尾水出口及其上方不遠處溪流水質狀況,見表1.實地調查還發(fā)現,在尾水排放口上游約 600m 的淮海大道橋涵內,有少量未經處理的高校生活污水經由雨水管排入溪流,致使溪流水質狀況顯著劣于橋涵上方水體[20,24].

本研究選定的溪流段位于尾水出口下方不遠處,渠段長約 280m,兩側土地大多處于待開發(fā)狀態(tài),濱岸兩側雜草叢生,林木較為稀少.該段溪流80%以上的水面寬約3～4m,水深約0.60～0.80m,水流相對較為平緩,水中有多叢水花生存在;其余渠段水面寬度約 1.5～2.5m,水深約 0.70～0.85m,水力梯度相對較大,水流較為湍急,水中水生植物較為稀少.由于摻混條件好,污水廠出流尾水與溪水很快得以充分混合,研究期間混合水體NH4-N、NO3--N和 SRP平均濃度分別為 2.44,8.92,0.23mg/L.

1.2 示蹤試驗

考慮到該污水廠尾水的 Cl-濃度較高,故選擇NaBr作為保守示蹤劑.2016年6月～2017年3月,在園區(qū)內高校寒暑假以外時段,選擇NH4Cl和KH2PO4為添加營養(yǎng)鹽,在選定渠段開展7次瞬時投加示蹤試驗.投加點O位于溪流中泓線,且在尾水與溪流充分摻混的渠段下方,考慮到支流交匯及便于采樣等因素限制,在 O點下方的第 25,160,240,280m 處,分別設置采樣點 A、B、C 和D,見圖1.其中,AB、BC段水面寬度大致相當,水流速度平均約0.25m/s;CD段明顯收窄,水流速度較快,平均約為0.42m/s.

根據溪流水量水質調查結果,結合擬達到的示蹤劑濃度峰值,估算添加營養(yǎng)鹽NH4+-N、SPR及 NaBr的投加量,并在試驗現場將示蹤劑與河水充分混合,混合液NH4+-N、SPR、Br-濃度分別為 13.5,7.0,19.4g/L.考慮到水流速度較快,采樣點A按 30s間隔采樣,其它采樣點采樣時間間隔均設定為 1min.采用 100mL聚乙烯瓶采集水樣,并以手持式電導率計現場測定水樣電導率值.當電導率穩(wěn)定回到背景水平后停止采樣,得到完整的示蹤劑濃度穿透曲線(BTCs),該過程大約持續(xù)45min.示蹤試驗開始前,采集各點位水樣用于確定氮磷養(yǎng)分背景濃度;試驗結束后,在每個子渠段測定流速(v)、水深(h)、水面寬度(w)等水力參數,進而計算斷面流量.在實驗室,利用離子計(上海雷磁PXSJ-226型離子計)測定Br-濃度,采用可見分光光度計測定NH4-N、SPR濃度.

圖1 研究區(qū)采樣點示意Fig.1 Sketch map of studied area with the sampling sites

污水廠尾水水量較大且 NO3--N 濃度較高,采用示蹤試驗勢必大量添加硝酸鹽,從而加大溪水水質污染.為此,對于硝態(tài)氮的滯留潛力評估,擬直接在渠段AD上等間距的布置5個采樣斷面,并在中泓線的水面下20cm深度,同時采集水樣(每個點位取3個平行),測定NO3--N及相應的Cl-濃度(上海雷磁PXSJ-226型離子計).2016年12月～2017年4月,共開展8次類似采樣和分析測試工作.

1.3 OTIS模型

示蹤試驗中營養(yǎng)鹽NH4-N、SPR濃度穿透曲線,可以利用OTIS模型模擬,數學模型為[25]：

式中：C為主流區(qū)營養(yǎng)鹽(NH4+-N或SRP,下同)濃度,mg/L;Q為溪流過流流量,m3/s;A為過流斷面面積,m2;D為縱向擴散系數,m2/s;qL為側向補給強度,m3/(s·m);CL為側向補給營養(yǎng)鹽濃度,mg/L;α為交換系數,s-1;Cs為暫態(tài)存儲區(qū)營養(yǎng)鹽濃度,mg/L;As為暫態(tài)存儲斷面面積,m2;λ 為主流區(qū)營養(yǎng)鹽一階吸收系數, s-1;λs為暫態(tài)存儲區(qū)營養(yǎng)鹽一階吸收系數, s-1;t為時間,s;x為長度,m.

對于保守性示蹤劑 Br-,同樣可以利用 OTIS模型進行模擬,此時λ=λs=0.根據美國地質調查局Runkel[25]開發(fā)的 OTIS模型應用程序包和OTIS-P參數自動優(yōu)化包,采用兩步驟法分別估算模型水文參數(即A、As、α、D和qL)與營養(yǎng)鹽一階吸收系數(即λ、λs).

1.4 養(yǎng)分螺旋指標

一般地,溪流營養(yǎng)鹽滯留能力可以借助養(yǎng)分螺旋指標來定量刻畫,相應指標為[26]：

式中：Sw表示營養(yǎng)鹽吸收長度,m;Vf表示吸收速度,m/s;U 表示吸收速率,mg/(m2?s);v表示溪水平均流速,m/s;h表示平均水深,m;k表示營養(yǎng)鹽綜合衰減系數,s-1;c表示營養(yǎng)鹽背景濃度,mg/L;1000表示量綱換算值.

1.5 綜合衰減系數

綜合衰減系數是對營養(yǎng)鹽滯留與吸收評估的關鍵參數.針對NH4-N和SRP,本研究采用式(6)計算綜合衰減系數[27]：

式中：k表示營養(yǎng)鹽綜合衰減系數,s-1;其它各參數含義同式(1)、式(2).

以一維水質模型N x =N0exp(-kx/v)模擬NO3--N遷移轉化規(guī)律,即假設溪流中NO3--N服從一階衰減變化特征.根據水流前行方向多個空間點位同步采集水樣獲得的 NO3--N濃度數據,利用線性回歸分析技術,可以計算得到 NO3--N綜合衰減系數[11].為消除稀釋作用的影響,需要以同一水樣中Cl-濃度對NO3--N濃度進行校正,則有[11]：

式中：k表示NO3--N綜合衰減系數,s-1;D表示稀釋百分比,%;N0、Cl0分別為起始斷面 NO3--N、Cl-濃度,mg/L;Nx、Clx分別表示位置x的NO3--N、Cl-濃度,mg/L;x為溪流渠段長度,m;v表示平均流速,m/s.

1.6 數據分析

采用 Excel軟件,針對養(yǎng)分螺旋指標與暫態(tài)存儲、水力參數、養(yǎng)分背景濃度等因素開展回歸分析,識別養(yǎng)分滯留的主要影響或控制因素.

2 結果與討論

2.1 模型水文參數估值

根據示蹤試驗獲得的各采樣點位Br-濃度穿透曲線信息,以及實測獲得的v、h、w等水力參數,利用OTIS 模型及相應的模擬計算軟件,計算模型水文參數A、As、α、D和qL值,結果見表2.具體模擬計算過程和求解方法,參見文獻[25].其中,2016-09-20和2016-11-02試驗的前1d,合肥地區(qū)有明顯降水,其他 5次試驗均對應于連續(xù)多日無降水情形.

表2 OTIS模型水文參數及其它指標值Table 2 Estimates of hydrological parameters in OTIS model and other metrics

續(xù)表2

OTIS模型對暫態(tài)存儲的靈敏性以及由OTIS-P優(yōu)化得到的模型參數可靠性,可以利用Damk?hler number (DaI)評估[28].實際上,DaI還常用于判定示蹤試驗渠段長度劃分合適與否.一般地,當DaI值介于0.1～10范圍時,認為參數值可以接受,相應的渠段長度較為合適,并當DaI值逼近1.0時,參數不確定性最低[29].表 2中,幾乎所有DaI值都處于0.1～10之間,說明OTIS模型各參數模擬值是可靠的,渠段AB、BC和CD長度劃分也是可以接受的.表示渠段內溶質在暫態(tài)存儲區(qū)行進時間占總運移時間的比率,常用于反映暫態(tài)存儲對溶質運移過程的影響或對溶質滯留的相對貢獻[30].各子渠段值存在明顯的動態(tài)變化性,其中子渠段 AB的暫態(tài)存儲貢獻相對較大,子渠段CD相對較弱.

2.2 NH4+-N和SRP吸收系數估算

在模型水文參數估值基礎上,根據示蹤試驗NH4-N、SRP濃度穿透曲線信息,再由OTIS模擬軟件,計算主流區(qū)和暫態(tài)存儲區(qū)NH4+-N、SRP一階吸收系數[25].表3為7次示蹤試驗中各子渠段的一階吸收系數(n=3).可以看出,無論是NH4+- N還是 SRP,主流區(qū)流動水體的一階吸收系數都較暫態(tài)存儲區(qū)高1個數量級.而且,兩者的λ或λs數值大小頗為接近.雖然示蹤試驗分布于春(2017-03-27)、夏(2016-06-15和 2016-09-20)、秋(2016-11-02和2016-11-15)、冬(2016-12-07和2017-02-28)等不同季節(jié),但 NH4+-N、SRP一階吸收系數值總體保持穩(wěn)定,即并未因季節(jié)不同而出現較大的波動,這與人為外源影響強度相對較小的一些溪流或溪流渠段有很大的不同[31].考慮可能與尾水水質性質、水溫等較為穩(wěn)定,且尾水在溪流中占絕對主導地位有關.

表3 示蹤試驗中NH4-N、SRP一階吸收系數平均值Table 3 Mean values of first-order uptake rate coefficient for NH4-N and SRP

2.3 養(yǎng)分滯留潛力分析

根據表2和表3的相關數據信息,利用式(6)計算綜合衰減系數 k,再由式(3)～式(5)進一步計算出養(yǎng)分螺旋指標值.表 4為每場示蹤試驗得到的3個子渠段NH4+-N、SRP吸收指標的平均值±標準差(n=3).可以看出,Sw-NH4均值較 Sw-SRP略低一些,且兩者變化范圍均較大,分別為 7.97～20.44km 和 8.17～31.16km,遠高于該源頭溪流總長度(即4km).而且,NH4+-N、SRP的吸收長度最大值分別高達24.08,38.09km,最小值也分別達到3.04,3.16km.總的來看,在 3個子渠段所有 Sw-NH4、Sw-SRP計算結果中(n=21),超過4km的情形分別占85.71%、95.24%.由于尾水出口下方的溪流實際長度不足 1.5km,因此可以認為該溪流已不具備NH4+-N、SRP的滯留或去除能力.換言之,NH4+-N、SRP負荷將會隨著水流通過下游二十埠河支流和南淝河干流的逐級傳輸,而最終進入巢湖水體.

吸收速度 Vf表示營養(yǎng)鹽向水底沉積物方向沉降的速度大小,數值越大意味著營養(yǎng)鹽滯留能力越強.7次試驗Vf-NH4、Vf-SRP平均值非常接近,分別為 1.82×10-5,1.81×10-5m/s,表明該溪流段NH4+-N、SRP滯留能力相當.總體上,Vf-NH4最大值、最小值分別為 4.66×10-5,0.59×10-5m/s,其中數值介于 (1.02～1.98)×10-5m/s范圍內的數據占了76.19%;Vf-SRP最大值、最小值分別為4.49×10-5,0.50×10-5m/s,其中位于(1.00～1.96)×10-5m/s范圍的數據約有47.62%.

吸收速率是一個與溪流營養(yǎng)鹽背景濃度有關的量,數值越大表示河床表面營養(yǎng)鹽吸收能力越強.由表4,U-NH4較U-SRP高出一個數量級,這與兩者近一個數量級的背景濃度差異有很大關系.由于NH4+-N、SRP對應的養(yǎng)分吸收長度和吸收速度都十分接近,因此可以判定該溪流NH4+-N和SRP滯留水平大體相當.總的來看,NH4+-N、SRP養(yǎng)分螺旋指標并未表現出顯著的季節(jié)性變化特征,這可能與溪流中尾水流量占據主導,而不同季節(jié)尾水水溫又相對較為平穩(wěn)有一定的關系.

表4 溪流NH4-N與SRP吸收參數值Table 4 NH4-N and SRP uptake values in the six field tracer experiments

表 5為與本研究空間幾何尺度較為接近的幾條國外溪流在接納城市污水廠尾水情形下,氮磷吸收參數情況.可以看出,溪流 Sw-NH4、Sw-SRP動輒數km或更高,Vf-NH4和Vf-SRP也呈現出很大的差異性,有些與本研究接近,有些差距較大.

李如忠等[20]在本研究所在溪流上游水質狀況較好且蘆葦占優(yōu)勢渠段(圖1的淮海大道上方1000m處),以NH4Cl 和 KH2PO4為添加營養(yǎng)鹽、NaCl為保守示蹤劑,開展了7次示蹤試驗,最后得到 Sw-NH4變化范圍為 0.21～1.09km(平均值為0.63km)、Sw-SRP 為 0.63～4.09km(平均值為2.18km),兩者均顯著低于本研究尾水匯入渠段,且其吸收速度Vf也更高一些,但仍與本研究處同一數量級(表5).李如忠等[19,32]還在本溪流中游水質較好渠段(圖1的淮海大道上方400m處),分別就深潭地貌格局和平直渠段,開展了氮磷養(yǎng)分滯留分析,結果見表5.可以看出,深潭地貌格局占主導渠段Sw-NH4、Sw-SRP也均顯著低于下游污水廠尾水排入段,意味著深潭地貌格局具有很好的氮磷滯留能力.但緊隨深潭地貌格局的平直渠段,相應的Sw-NH4、Sw-SRP數值大小與下游尾水排入段相近(有的甚至更高),而且平直渠段 Vf-NH4、Vf-SRP也都較下游尾水排入段低一個數量級,說明溪流自身的養(yǎng)分滯留能力總體上已很弱,污水廠尾水的排入并沒有給溪流營養(yǎng)鹽滯留帶來明顯的不良影響.對于貧營養(yǎng)的清潔小河流,外界輸入的 NH4+-N往往可以在數十米至數百米內去除或轉化[22].相比而言,整個磨店小溪流水體Sw-NH4遠超過該水平.

表5 其它具有代表性的溪流養(yǎng)分吸收參數值Table 5 Comparison of nutrient uptake values against published studies

表6 溪流NO3--N吸收參數值Table 6 NO3--N uptake values in the eight field tracer experiments

污水廠尾水排入段 NO3--N吸收指標情況,見表 6.可以看出,該渠段 NO3--N吸收長度達到數千米,盡管總體上低于NH4+-N和SRP,但仍明顯超出溪流的總長度(4km),意味著在溪流內無法實現NO3--N滯留或去除.整個試驗中Vf-NO3稍高于 Vf-NH4、Vf-SRP,且數值變化較為平穩(wěn).與表5的國外溪流水體相比,磨店小溪流NO3--N吸收指標的數值大小并不突出.由表6可見,該溪流段水流稀釋百分比不大,除了2016-12-22試驗平均達到1.80%外,其它7次均不超過0.70%,意味著溪流側向補給水量帶來的稀釋作用影響不大.

2.4 養(yǎng)分滯留影響因素分析

采用回歸分析技術模擬 NH4+-N、NO3--N和SRP的養(yǎng)分螺旋指標(Sw、Vf、U)與暫態(tài)存儲()、水力參數(Q、v)及背景濃度(c)等因素的相關關系(n=21).其中,NH4+-N回歸分析結果見圖2,NO3--N和SRP模擬分析結果見表7.

由圖2可見,Sw-NH4與Q、v均呈極顯著正相關性,這與其他一些研究所得結論一致[22,33],表明Q、v可能降低NH4+-N滯留能力,這與流量增大將會降低表面積與體積的比值、流速增大將會降低水力停留時間,從而減少 NH4+-N與溪流底質接觸機會有很大的關系.其中,Sw-NH4與 Q存在對數函數關系(R2=0.389,P=0.003),與 v表現為線性關系(R2=0.645,P=0.000);Vf-NH4僅與v存在對數函數關系(R2=0.258,P=0.000),且為極顯著的負相關關系;U-NH4與NH4+-N背景濃度c存在極顯著線性關系(R2=0.401,P=0.003).除此之外,未發(fā)現 NH4+-N吸收指標與其它指標存在顯著的相關性.尤其是,Sw-NH4、Vf-NH4、U-NH4與均未表現出明顯的相關性,意味著該渠段中暫態(tài)存儲對于 NH4+-N滯留貢獻并不大.而NH4-N與相應背景濃度沒有明顯的相關性,可能與溪流水體 NH4+-N濃度已超過飽和濃度,致使Sw-NH4對背景濃度的變化失去了敏感性有關.鑒于Sw-NH4與Q、v,以及Vf-NH4與v的顯著相關性,可以判定水文條件是影響溪流 NH4+-N滯留的重要因素.

圖2 NH4+-N指標回歸分析結果Fig.2 Relationship between NH4+-N spiraling metrics and other parameters

表7 SRP和NO3--N回歸分析結果Table 7 Regression models of SRP and NO3--N spiraling metrics

如表7所示,Sw-SRP、Sw-NO3均與Q、v呈 極顯著的正相關性(P＜0.01),且表現為線性或對數函數關系;U-SRP和U-NO3也都與Q、v呈顯著或極顯著的負相關性,且大多數表現為指數函數關系.此外,Vf-SRP還與v存在極顯著的負相關關系(R2=0.337, P=0.006).不難看出,水文條件也是影響NO3--N、SRP滯留的重要因素.這里,與 Vf-SRP、U-SRP均存在顯著的正相關性(P＜0.05),且都表現為線性函數關系,但與Sw-SRP的相關性不顯著,因此可以認為對于SRP滯留影響較為有限.由于與 Sw-NO3、Vf-NO3和U-NO3均不存在顯著相關性,意味著暫態(tài)存儲對NO3--N滯留影響不大.此外,Sw-NO3、U-NO3均與NO3--N背景濃度c表現出了極顯著相關性,而SRP吸收指標與其背景濃度則均不顯著相關.

總之,水文因素是影響該溪流 NH4+-N、NO3--N和 SRP滯留的主要因素,而暫態(tài)存儲影響卻十分有限,特別是對NH4+-N、NO3--N滯留.至于背景濃度,主要體現在吸收速率影響方面.

3 結論

3.1 NH4+-N和SRP無論是吸收長度還是吸收速度都十分接近,表明溪流中兩者的滯留水平大體相當;由于NH4+-N和SRP吸收長度較NO3--N高,且其吸收速度低于NO3--N,意味著NO3--N滯留水平相對更高.

3.2 NH4+-N、NO3--N和SRP的吸收長度均遠大于溪流總長度,表明該溪流已不具備氮磷養(yǎng)分滯留或去除能力;通過與溪流中上游水質良好渠段已有研究的比較,未發(fā)現污水廠尾水排入對溪流養(yǎng)分滯留帶來明顯不利影響的證據.

3.3 水文條件是影響溪流氮磷滯留的重要因素;暫態(tài)存儲對 SRP滯留存在一定影響,但對NH4+-N、NO3--N 滯留影響不顯著;背景濃度主要影響NH4+-N和NO3--N吸收速率,對SRP影響不明顯.

[1]Arnon S, Avni N, Gafny S. Nutrient uptake and macroinvertebrate community structure in a highly regulated Mediterranean stream receiving treated wastewater [J]. Aquatic Science, 2015,77(4)：623-637.

[2]Rahm B G, Hill N B, Shaw S B, et al. Nitrate dynamics in two streams impacted by wastewater treatment plant discharge： Point sources or sinks? [J]. Journal of the American Water Resources Association, 2016,52(3)：592-604.

[3]Carey R O, Migliaccio K W. Contribution of wastewater treatment plant effluents to nutrient dynamics in aquatic systems：A review [J]. Environmental Management, 2009,44(2)：205-217.

[4]Dyachenko A, Mitchell J, Arsem N, et al. Extraction and identification of microplastic particles from secondary wastewater treatment plant (WWTP) effluent [J]. Analytical Methods, 2017,9(9)：1412-1418.

[5]Ruggiero A, Solimini A G, Carchini G. Effects of a waste water treatment plant on organic matter dynamics and ecosystem functioning in a Mediterranean stream [J]. International Journal of Limnology, 2006,42(2)：97-107.

[6]Santos I R, Costa R C, Freitas U, et al. Influence of effluents from a wastewater treatment plant on nutrient distribution in a coastal creek from southern Brazil [J]. Brazilian Archives of Biology and Technology, 2008,51(1)：153-162.

[7]Sánchez-Pérez J-M, Gerino M, Sauvage S, et al. Effects of wastewater treatment plant pollution on in-stream ecosystems functions in an agricultural watershed [J]. International Journal of Limnology, 2009,45(2)：79-92.

[8]Solimini A G, Carchini G. Effects of a waste water treatment plant on organic matter dynamics and ecosystem functioning in a Mediterranean stream [J]. International Journal of Limnology,2006,42(2)：97-107.

[9]Merbt S N, Auguet J-C, Blesa A, et al. Wastewater treatment plant effluents change abundance and composition of ammonia-oxidizing microorganisms in Mediterranean urban stream biofilms [J]. Microbial Ecology, 2015,69(1)：66-74.

[10]Wakelin S A, Colloff M J, Kookana R S. Effect of wastewater treatment plant effluent on microbial function and community structure in the sediment of a freshwater stream with variable seasonal flow [J]. Applied and Environmental Microbiology,2008,74(9)：2659-2668.

[11]Martí E, Aumatell J, Godé L, et al. Nutrient retention efficiency in streams receiving inputs from wastewater treatment plants [J].Journal of Environmental Quality, 2004,33(1)：285-293.

[12]Haggard B E, Storm D E, Stanley E H, et al. Effect of a point source input on stream nutrient retention[J]. Journal of the American Water Resources, 2001,37(5)：1291-1299.

[13]Haggard B E, Stanley E H, Storm D E, et al. Nutrient retention in a point-source-enriched stream [J]. Freshwater Science,2005,24(1)：82-100.

[14]Merseburger G C, Martí E, Sabater F. Net changes in nutrient concentrations below a point source input in two streams draining catchments with contrasting land uses [J]. Science of the Total Environment, 2005,347(1-3)：217-229.

[15]Drummond J D, Bernal S, Schiller D V, et al. Linking in-stream nutrient uptake to hydrologic retention in two headwater streams[J]. Freshwater Science, 2016,35(4)：1176-1188.

[16]García V J, Hegoburn C, Feijoó C, et al. High nutrient retention in chronically nutrient-rich lowland streams [J]. Freshwater Science,2017,36(1)：26-40.

[17]黃興如,張瓊瓊,張瑞杰,等.再生水補水對河流濕地香蒲根際細菌群落結構影響研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(2)：569-580.

[18]徐忠強,郝瑞霞,徐鵬程,等.硫鐵填料和微電流強化再生水脫氮除磷的研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(2)：406-413.

[19]李如忠,張翩翩,楊繼偉,等.多級攔水堰壩調控農田溪流營養(yǎng)鹽滯留能力的仿真模擬 [J]. 水利學報, 2015,46(6)：68-77.

[20]李如忠,曹竟成,張瑞鋼,等.蘆葦占優(yōu)勢農田溪流營養(yǎng)鹽滯留能力分析與評估 [J]. 水利學報, 2016,47(1)：28-37.

[21]李如忠,黃青飛,楊繼偉,等.水文變化條件下農田溪流營養(yǎng)鹽滯留效應模擬 [J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(6)：1877-1885.

[22]Peterson B J, Wollheim W M, Mulholland P J, et al. Control of nitrogen export from watersheds by headwater streams [J].Science, 2001,292(5514)：86-90.

[23]Gasiūnas V, Lysovien? J. Nutrient retention efficiency of small regulated streams during the season of low-flow regime in central Lithuanian lowland [J]. Hydrology Research, 2014,45(3)：357-367.

[24]秦如彬,李如忠,高蘇蒂,等.城鄉(xiāng)交錯帶典型溪流溝渠沉積物氮污染特征及硝化-反硝化潛力 [J]. 環(huán)境科學, 2017,38(3)：936-945.

[25]Runkel R L. One-dimensional transport with inflow and storage(OTIS)： A solute transport model for streams and rivers： U.S.Geological Survey Water-Resources Investigations Report, 98-4018 [R]. 1998：73-78.

[26]Ensign S H, Doyle M W. Nutrient spiraling in streams and river networks [J]. Journal of Geophysical Research, 2006, 111,G04009, doi： 10.1029/2005JG000114.

[27]Argerich A, Marti E, Sabater F, et al. Influence of transient storage on stream nutrient uptake based on substrata manipulation[J]. Aquatic Sciences, 2011,73(3)：365—376.

[28]Wagner B J, Harvey J W. Experimental design for estimating parameters of rate-limited mass transfer： Analysis of stream tracer studies [J]. Water Resources Research, 1997,33(7)：1731-1741.

[29]Jin H S, Ward G M. Hydraulic characteristics of a small Coastal Plain stream of the southeastern United States： effects of hydrology and season [J]. Hydrological Processes, 2005,19(20)：4147-4160.

[30]O’Connor B L, Hondzo M, Harvey J W. Predictive modeling of transient storage and nutrient uptake： implications for stream restoration [J]. Journal of Hydraulic Engineering, 2010,136(12)：1018-1032.

[31]Stutter M I, Demars B O L, Langan S J, et al. River phosphorus cycling： Separating biotic and abiotic uptake during short-term changes in sewage effluent loading [J]. Water Research, 2010,44(15)：4425-4436.

[32]李如忠,耿若楠,黃青飛,等.農田溪流深潭營養(yǎng)鹽滯留及對人為干擾的響應 [J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(2)：720-729.

[33]Webster J R, Mulholland P J, Tank J L, et al. Factors affecting ammonium uptake in streams-an inter-biome perspective [J].Freshwater Biology, 2003,48(8)：1329-1352.