城市內河表層沉積物氮形態及影響因素
——以許昌清潩河為例

王 梅,劉 琰,鄭丙輝,周 娟,江秋楓

(中國環境科學研究院環境基準與風險評估國家重點實驗室,國家環境保護飲用水水源地保護重點實驗室,北京 100012)

城市內河表層沉積物氮形態及影響因素
——以許昌清潩河為例

王 梅,劉 琰*,鄭丙輝,周 娟,江秋楓

(中國環境科學研究院環境基準與風險評估國家重點實驗室,國家環境保護飲用水水源地保護重點實驗室,北京 100012)

采用連續分級提取法對許昌市清潩河河道10個表層沉積物樣品中氮形態含量進行測定, 分別得到離子交換態氮(IEF-N)、弱酸可提取態氮(WAEF-N)、強堿可提取態氮(SAEF-N)、強氧化劑可提取態氮(SOEF-N)和非可轉化態氮(NTN), 探討了不同形態氮分布特征、影響因素及其對河道水環境潛在的風險. 結果表明,沉積物中總氮(TN)含量為2140～9470mg/kg, 與沉積物有機質含量沿河道變化趨勢基本一致; 可轉化態氮(TTN)的優勢形態從上游至下游逐漸由IEF-N向SAEF-N再向SOEF-N轉化, 逐漸趨于穩定; IEF-N含量受沉積物有機質、pH值及上覆水體氨氮和懸浮物含量影響, 且與TN極顯著相關, 說明清潩河沉積物TN含量可以作為河道內源污染風險判斷的重要指標; 此外上覆水體較高的COD含量對SAEF-N和NTN的沉積、較高的氨氮含量對IEF-N和TN的釋放以及總磷含量對 NTN活性的增強等都產生影響.因此, 在開展清潩河水環境綜合整治時, 需考慮水相與沉積物相的相互作用, 同步開展治理工作.

城市內河；沉積物；氮形態；分布特征；影響因素

氮是水體生態系統新陳代謝過程中的關鍵元素之一,水體中的氮素會在物理或生物作用下聚集到沉積物中,在一定條件下,又會作為內源向水體中釋放氮[1-2],因此,沉積物是水體中氮素重要的“源”和“匯”.然而,并不是全部形態的氮都參與生物地球化學循環,僅研究總氮難以判斷沉積物中氮對水環境的影響[3].沉積物中氮分為可轉化態和非可轉化態兩大類,通常情況下,只有附著于沉積物顆粒表面、或結合能力較弱的可轉化態氮,才能在水動力條件或生物擾動等環境條件變化時釋放進入水體,參與氮的界面循環,而非可轉化態氮或是進入沉積物礦物晶格,或是包裹在較大顆粒內層,均無法真正參與氮循環[4-5].因此,自然粒度沉積物中可轉化態氮的含量最直觀地體現了沉積物中能參與水體-沉積物界面氮循環的最大量值.研究自然粒度下沉積物中各形態氮的分布規律及影響因素,能清楚地揭示各形態氮對界面循環的貢獻,并判斷沉積物中氮對水環境的潛在影響,從而為水體內源污染控制提供依據.

不少學者[5-8]在沉積物磷的分級浸取分離法的基礎上提出了沉積物氮的分級浸取分離方法,并將其用于沉積物氮的形態及生物地球化學功能研究中;隨后這種方法又被用于研究其他海洋或近岸海域[9-12]、湖泊[13-15]和水庫[16]沉積物中氮的形態分布特征.當前我國不少城市內河都存在黑臭問題,有研究表明,含氮物質在河道內大量富集所導致的溶解氧降低是造成水體黑臭的主要原因[17-19].因此,深入研究城市河道沉積物中氮的賦存形態和影響因素,是制訂科學合理的河道治理方案的理論依據.而目前,采用分級浸取分離法開展城市河流沉積物中氮形態分布特征研究的報道較少.

清潩河為淮河的三級支流,在許昌市境內全長 51.46km,是許昌市市區最大的景觀水體,對許昌市人民的生產生活有重要影響.由于清潩河天然徑流匱乏,且在許昌市境內主要接納沿途皮革、造紙等工業廢水和生活廢水,導致水質常年為劣Ⅴ類,部分河段存在黑臭現象.本文采用分級浸取分離法對清潩河河道表層沉積物中氮的賦存形態進行分析,并研究了影響氮形態的因素,以期為實施清潩河河道綜合整治提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理

在清潩河許昌段干流重要水質監測斷面處、主要支流匯入口以及重點污染源匯入口設置 10個采樣點位,具體見圖1所示.

圖1 清潩河沉積物采樣點位置示意Fig.1 Sampling sites of sediments in Qingyi River

于2012年10月分別在10個采樣點采用抓斗式重力采泥器采集河道內深度為0～5cm的表層沉積物樣品,現場用聚乙烯袋密封,并置于冷凍箱中.帶回實驗室后留一部分樣品用于 pH值測試, 其他樣品經冷凍干燥、研磨、過篩(100目)后置于棕色玻璃瓶中(4℃)保存備用.

1.2 樣品分析

清潩河沉積物樣品分析指標包括pH值、有機質、總氮以及各種形態氮. pH值采用pH計法測定,有機質采用重鉻酸鉀容量法測定[20].總氮(TN)測定方法∶采用堿性過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法,取0.1g(精確到0.1mg)干燥過篩后的沉積物樣品置于50mL的比色管中,加入20mL堿性過硫酸鉀溶液(NaOH 0.24mol/L, K2S2O80.074mol/L),加蓋搖勻,用紗布扎緊蓋子,放入高壓滅菌鍋(135℃)加熱2h.取上層清液用紫外分光光度計測定總氮的含量.

形態氮的分析測定方法∶采用分級連續浸取分離法[6,14-15],分別采用KCl、HAc-NaAc(pH=5)、NaOH及堿性K2S2O8提取劑依次得到沉積物的4種可轉化態氮(TTN),分別為離子交換態氮(IEF-N)、弱酸可提取態氮(WAEF-N)、強堿可提取態氮(SAEF-N)和強氧化劑可提取態氮(SOEF-N),TN與 TTN之差即為非可轉化態氮(NTN).具體分析程序見圖2.

圖2 各形態氮分級浸取步驟Fig.2 Sequential extraction process of nitrogen forms

每步浸取后取上層清液測定 NH4+-N、NO3--N和NO2--N的含量.其中,NH4+-N采用納氏試劑光度法測定,NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定,NO3--N采用紫外分光光度法測定[20].

2 結果與討論

2.1 河道基本理化性質

清潩河河道表層沉積物的 pH值范圍為6.9～8.0,平均值為7.53,整體偏堿性.

清潩河河道表層沉積物有機質含量的范圍為1.11%～15.76%,平均含量為4.73%.最小值出現在S1點位處,最大值出現在S6點位處,且S6點位處的有機質含量顯著高于其他點位(圖3).根據有機質沿河道的變化情況看,下游S5至S10的有機質含量明顯高于上游的有機質含量.根據《河南省土壤環境背景值》[21],河南省土壤中有機質的環境背景值為1.29%.與環境背景值相比,除S1和S2點位外,其他點位的有機質均高于環境背景值,其中,從S5點位開始(除S8點位),下游各點位有機質均為環境背景值的4倍以上,說明該河段受到了較為嚴重的有機污染.

圖3 清潩河河道表層沉積物有機質含量Fig.3 Concentration of organic matter in surface sediments of Qingyi River

2.2 沉積物中氮含量及分布特征

2.2.1 沉積物中總氮含量及分布特征 清潩河沉積物中TN含量變化范圍為2140～9470mg/kg,各點位差異較為明顯(圖4),其中S2處最低,該點位位于清潩河一支流匯入口的下游,一方面無明顯氮源匯入,另一方面可能因為水動力擾動大而使氮不易沉積.根據污染源調查結果, 在S4和S5之間有大量造紙廢水排入,S7下游有市政污水處理廠污水排入,此外,S4至S7之間城區段相當數量未經截留的雨水口也帶入大量生活污水和面源污染,導致S5以后的下游河段總氮含量明顯高于S4前的上游河段.污染源排污數據表明, S4和S5之間排入的造紙廢水中懸浮物嚴重超標,這些懸浮物隨河水經過一段距離的遷移逐漸在河道內沉降,加上人工閘壩的攔截,造成河流水文條件改變,河道底泥不斷在壩前淤積,這是導致 S6點位處有機質及TN含量最高的重要原因.

2.2.2 沉積物中各形態氮含量及分布特征 清潩河10個采樣點沉積物中各形態氮含量也有所不同(圖 5),其中離子交換態氮(IEF-N)含量(mg/kg)由高到低依次為∶ S6(2680)>S7(2420)> S10(2380)>S8(2070)>S1(2000)>S9(1880)>S4(176 0)>S3(800)>S2(520)>S5(480),其中 S6沉積物中IEF-N的含量最高,S5和S2處沉積物的IEF-N含量較低,整體而言,中下游IEF-N含量高于中上游河段.從各形態含量百分比圖(圖 5)可以看出, S1、S4和S8的IEF-N含量占優勢,分別達到TN百分比的60.1%、54.8%和36.4%.由于IEF-N是與沉積物結合能力最弱、最不穩定的吸附態氮,與上覆水中氮的含量關系最為密切,其賦存含量為沉積物向上覆水體釋放量的最大值, 可見中下游河段沉積物中的氮向水體中的釋放量較大.而S6處IEF-N含量最高的原因可能與其處于人工閘壩前,受到水文物理條件影響沉積物向上覆水體釋放的量明顯增加.

圖4 清潩河各點位總氮含量Fig.4 Total nitrogen concentrations at sampling sites of Qingyi River

弱酸可提取態氮(WAEF-N)含量(mg/kg)由高到低依次為∶S7(870)>S9(750)>S10(730)>S3 (660)>S8(580)>S1(550)>S6(510)>S5(440)>S4(39 0)>S2(230). WAEF-N為碳酸鹽結合態氮,該形態氮在各點位均不是優勢形態,可能由于河道沉積物碳酸鹽含量較低,礦化作用較強所致.

強堿可提取態氮(SAEF-N)含量(mg/kg)由高到低依次為∶ S6(3230)>S5(1970)>S7(600)>S3 (470)>S8(450)>S9, S1(400)>S10(380)>S2(170)> S4(80).SAEF-N主要是鐵錳氧化物結合態氮,主要受沉積物氧化還原環境控制.SAEF-N在S6處為優勢形態.

強氧化劑可提取態氮(SOEF-N)含量(mg/kg)由高到低依次為∶S10(3190)>S7(2830)>S9(2490) >S8(1940)>S3(1210)>S5(740)>S4(610)>S1(210)> S2(150)>S6(140). S3、S7、S9、S10處的SOEF-N均為優勢形態,該形態氮主要是有機態氮,其分布與沉積物有機質含量等密切相關.

圖5 清潩河沉積物中總氮及各形態氮含量分布Fig.5 Content of total nitrogen and nitrogen forms in surface sediments of Qingyi River

沉積物中可轉化態氮(TTN)能夠體現出沉積物氮的遷移轉化、可參與氮循環的最大量值,而非可轉化態氮(NTN)則是穩定存在的氮形態,幾乎不參與氮循環[15],了解各形態氮在不同點位間的差別對識別不同污染河段的特征非常重要.清潩河表層沉積物中各點位形態氮含量相對比例依次為∶S1處IEF-N含量比例最大,占60.1%,而NTN含量比例最小,占5.1%; S2處NTN含量比例最大,占49.5%;S3處WAEF-N所占比例最大,占 16.6%;S4處 SAEF-N含量比例最小,占2.5%,且IEF-N含量比例達54.8%;S5處IEF-N含量比例最小,占8.1%;S6處SAEF-N含量比例最大,占34.1%,而WAEF-N和SOEF-N含量比例最小,分別占5.4%和1.5%;S10處SOEF-N含量比例最大,占43.9%.S4和S5之間污染源的加入使得IEF-N和WAEF-N含量比例減少,SAEF-N卻明顯受到人工閘壩的影響,在人工閘壩前其含量比例明顯增加.

對于生物來說,除了 NTN之外, IEF-N、WAEF-N、SAEF-N以及SOEF-N均為生物有效性氮,即TTN.根據圖5可知,各采樣點位TTN占總氮的比例為 50%～95%,顯著高于渤海(30.85%)[7]、滇池(33.7%～53.8%)[15]和水源水庫(28.80%～49.34%)[16]的相應值,表明清潩河可能釋放而參與再循環氮的含量比例較上述區域高了很多.從各點位來看, S6、S7和S10處沉積物中 TTN的含量較高,因此,這些點位沉積物作為內源對水環境產生的影響會比較大,應作為內源整治的重點區域.

從圖5可以看出TTN含量百分比從上游至下游的變化規律,上游 S1～S4斷面 TTN是以IEF-N為優勢形態存在,中游S5～S6斷面TTN是以SAEF-N為優勢形態存在,下游S7～S10斷面TTN是以 SOEF-N為優勢形態存在,從上至下TTN的活性逐漸趨于穩定化.

2.3 沉積物形態氮的影響因素分析

2.3.1 沉積物性質對沉積物各形態氮影響分析沉積物中含氮化合物的形成、降解和釋放等主要受有機質在礦化作用過程中環境條件與動力因素的控制, 沉積物的粒度、pH值、氧化還原電位、物源輸入、生物擾動及水動力因素都會影響不同形態氮的含量和分布[22].為進一步探討清潩河沉積物中不同形態氮分布特征的影響因素,對各形態氮之間以及各形態氮與沉積物理化指標間的相關性進行了分析(表1).由表1可知,各形態氮與 TN 相關顯著性系數由大到小分別為IEF-N>SAEF-N>NTN>WAEF-N>SOEF-N,由此可見,IEF-N作為釋放能力最強的形態,與 TN關系最為密切,說明 TN含量高的區域對上覆水體存在的污染潛力也大.因此,對清潩河河道而言,沉積物中 TN可作為判斷內源污染風險高低的重要指標.此外,各形態之間SAEF-N與NTN、WAEF-N與SOEF-N之間存在極顯著正相關性(P<0.01),表明SAEF-N與NTN之間、WAEF-N與 SOEF-N之間均有可能在各種生物地球化學作用下不同程度地相互轉化.通常情況下,沉積物若為氧化環境會促進SAEF-N向NTN形態轉化而變得穩定存在,若為還原環境 NTN則更易向SAEF-N形態轉化[22];其次較強的礦化作用和微生物作用使得WAEF-N轉化為SOEF-N的趨勢變得明顯.

表1 清潩河沉積物各形態氮與沉積物環境因素相關性分析結果Table 1 Correlation analysis of nitrogen forms and sediment environmental factors in sediments of Qingyi River

沉積物有機質與 TN存在極顯著相關性(P<0.01),這解釋了清潩河河道沉積物中 TN與有機質變化趨勢的一致性,如在沉積物有機質含量最高的S6處, TN含量也達到9470mg/kg的最高水平.根據前面形態氮之間的相關性分析可知, TN與IEF-N顯著相關(P<0.05),因此,理論上有機質與IEF-N也應存在一定的相關關系.而根據表1,有機質與 IEF-N的相關性并不顯著,并且有機質與NTN存在極顯著相關性(P<0.01).有機質對沉積物中氮的形態轉化存在著兩種相反的作用,一方面有機質含量高的區域提供的結合位多,導致 NTN含量高;另一方面,較高的有機質含量能夠使微生物得到充足的碳源而持續增長,大量有機質降解過程需消耗氧而使沉積物處于缺氧或厭氧狀態,這種狀態能夠促使沉積物中的有機氮更多地轉為氨氮,從而加劇向上覆水體的釋放.根據上述分析可知,在清潩河河道沉積物中,有機質對于有機氮向氨氮轉化具有一定的促進作用,但這種促進作用不如有機質對于NTN的促進作用顯著.

此外,pH值對IEF-N的影響較大,兩者存在負顯著相關(P<0.05),說明易進入水體中的IEF-N隨 pH值的增大而減少,這與相關的研究結果[23]相一致.

2.3.2 水體水質對沉積物各形態氮影響分析清潩河的水質常規監測數據顯示,清潩河干流水質較差,COD和氨氮常年為劣V類,處于重度污染狀態.將各采樣點沉積物中形態氮與該點位相對應的水質理化指標進行相關性分析(表2),結果表明,水中COD含量與沉積物NTN和SAEF-N有不同程度的顯著正相關關系,與沉積物有機質含量的影響相一致,說明上覆水體中的 COD即大量有機物質會通過一定的物理、化學或生物過程進入沉積物中,從而對沉積物中 SAEF-N和NTN形態氮產生影響.水體總磷含量與沉積物NTN含量呈現出顯著負相關關系,考慮到清潩河水體長期處于一種厭氧還原環境下,較多的磷會以弱吸附態磷的形態存在,弱吸附態磷受到細顆粒物理吸附和有機質化學吸附的共同控制[24],會在一定程度上造成對結合態NTN的活性造成影響.上覆水體中氨氮含量與IEF-N和TN呈顯著負相關關系(P<0.05),水體較高的氨氮含量會促進沉積物中IEF-N和TN的釋放,加劇沉積物氮對上覆水體的污染.此外,水體中懸浮物的增加也會導致IEF-N的釋放.因此,在開展清潩河水環境綜合整治時,必須考慮到水相與沉積物相的相互作用,同步開展治理工作.

表2 清潩河沉積物各形態氮與上覆水體環境因素相關性分析結果Table 2 Correlation analysis of nitrogen forms and overlying water environmental factors in sediments of Qingyi River

3 結論

3.1 清潩河河道沉積物中總氮的分布特征與沉積物有機質分布呈現出較為明顯的一致性規律,中下游的含量明顯高于上游,尤其是在S6處達到最高值.各形態氮含量分布特征為,由上游以IEF-N為優勢形態逐漸轉變為中游以 SAEF-N為優勢形態再至下游以SOEF-N為優勢形態,從上至下在總氮水平整體增加的情況下,可轉化氮形態的活性逐漸趨于穩定化.

3.2 各形態氮與 TN相關性大小為∶ IEF-N > SAEF-N > NTN > WAEF-N > SOEF-N, IEF-N作為釋放能力最強的氮形態與 TN關系最為密切,說明 TN含量高的區域對上覆水體的污染潛力也是最大的,沉積物 TN含量可以作為清潩河內源污染風險判斷的重要指標.

3.3 沉積物有機質、pH值及上覆水體氨氮和懸浮物含量都對 IEF-N 含量產生影響,此外SAEF-N與 NTN表現出極其顯著的正相關性,共同受沉積物有機質、上覆水體COD含量影響.清潩河作為污染排放強度大的城市內河,其水質COD和氨氮常年為劣V類,大量污染物的排入造成沉積物與上覆水體界面極其活躍,沉積物中IEF-N的釋放與沉降活動也尤為明顯,在控制外源氮輸入的同時,也要重視沉積物內源可轉化態氮的釋放及其對水體環境的影響.

[1] 邢雅囡,阮曉紅,趙振華.城市重污染河道環境因子對底質氮釋放影響 [J]. 水科學進展, 2010,21(1)：120-126.

[2] 回 進,張鳳君,李亞東,等.水庫底泥污染物釋放模擬研究 [J].遼寧科技大學學報, 2011,34(5)：486-489.

[3] 劉 波,周 鋒,王國祥,等.沉積物氮形態與測定方法研究進展[J]. 生態學報, 2011,31(22)：6947-6958.

[4] 呂曉霞,宋金明,李學剛,等.北黃海沉積物中氮的地球化學特征及其早期成巖作用 [J]. 地質學報, 2005,79(1)：114-123.

[5] Brodrick S, Cullen P, Maher W. Determination of exchangeable inorganic nitrogen species in wetland Soils [J]. Bull. Environ. Contain. Toxicol., 1987,38：377-380.

[6] 馬紅波,宋金明,呂曉霞.渤海南部海域柱狀沉積物中氮的形態與有機碳的分解 [J]. 海洋學報, 2002,24(5)：64-70.

[7] 馬紅波,宋金明,呂曉霞,等.渤海沉積物中氮的形態及其在循環中的作用 [J]. 地球化學, 2003,32(1)：48-54.

[8] 宋金明,馬紅波,呂曉霞,等.渤海沉積物氮的生物地球化學功能[J]. 海洋科學集刊, 2003,45：86-100.

[9] 戴紀翠,宋金明,李學剛,等.膠州灣沉積物中氮的地球化學特征及其環境意義 [J]. 第四紀研究, 2007,27(3)：347-356.

[10] 何 桐,謝 健,余漢生,等.大亞灣表層沉積物中氮的形態分布特征 [J]. 熱帶海洋學報, 2009,28(2)：86-91.

[11] 王益鳴,吳燁飛,王 鍵,等.長江口柱狀沉積物中氮的形態特征研究 [J]. 海洋學研究, 2011,29(3)：194-201.

[12] 張小勇,孫 耀,石曉勇,等.黃海、東海陸架區沉積物中氮的形態分布及與浮游植物總量的關系 [J]. 海洋學報, 2013,35(1)：111-120.

[13] 王圣瑞,金相燦,焦立新.不同污染程度湖泊沉積物中不同粒級可轉化態氮分布 [J]. 環境科學研究, 2007,20(3)：52-57.

[14] 趙海超,王圣瑞,焦立新,等.洱海沉積物中不同形態氮的時空分布特性 [J]. 環境科學研究, 2013,26(3)：235-242.

[15] 朱元榮,張潤宇,吳豐昌.滇池沉積物中氮的地球化學特征及其對水環境的影響 [J]. 中國環境科學, 2011,31(6)：978-983.

[16] 王祿仕,柴蓓蓓,劉 虹.水源水庫沉積物中氮的形態分布特征研究 [J]. 西安建筑科技大學學報(自然科學版), 2010,42(5)：734-740.

[17] Michael J P, Judy L M. Streams in the urban landscape [J]. Annu. Rev. Ecol. Syst., 2001,32：333-365.

[18] 蔣小欣,阮曉紅,邢雅囡,等.城市重污染河道上覆水氮營養鹽濃度及DO水平對底質氮釋放的影響 [J]. 環境科學, 2007,28(1)：87-91.

[19] 許 寬,劉 波,王國祥,等.城市污染河道沉積物可提取態氮的提取方式比較 [J]. 湖泊科學, 2012,24(4)：541-545.

[20] 國家環境保護總局《水和廢水監測分析方法》(第四版)編委會[M]. 北京：中國環境科學出版社, 2002.

[21] 邵豐收,周皓韻.河南省主要元素的土壤環境背景值 [J]. 河南農業, 1998,10：29.

[22] 楊玉瑋,高學魯,李培苗.煙臺四十里灣柱狀沉積物氮形態地球化學特征 [J]. 環境科學, 2012,33(10)：3450-3456.

[23] 付春平,鐘成華,鄧春光.pH與三峽庫區底泥氮磷釋放關系的試驗 [J]. 重慶大學學報：自然科學版, 2004,27(10)：125-127.

[24] 侯立軍,陸健健,劉 敏,等.長江口沙洲表層沉積物磷的賦存形態及生物有效性 [J]. 環境科學學報, 2006,26(3)：488-494.

Nitrogen forms in surface sediments of urban river and their influence factors： A case study of Qingyi River in Xuchang City.

WANG Mei, LIU Yan*, ZHENG Bing-hui, ZHOU Juan, JIANG Qiu-feng
(State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, State Environmental Protection Key Laboratory of Drinking Water Source Protection, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 10012, China). China Environmental Science, 2014,34(3)：720～726

The amounts of nitrogen forms in 10surface sediments of Qingyi River in Xuchang City were determined by the sequential extraction technique and 4forms of extractable nitrogen (TTN) including ion exchangeable form (IEF-N), weak acid extractable form (WAEF-N), strong alkali extractable form (SAEF-N), and strong oxidant extractable form (SOEF-N) and non-extractable form (NTN) were found. The distribution characteristics, influence factors and potential risks of nitrogen forms to the river environment were also discussed. The results indicated that the concentration of total nitrogen (TN) was in the range of 2140～9470mg/kg, and had the similar distribution trend with the sediment organic matter (OM) along the mainstream. The dominant form of TTN changed from IEF-N to SAEF-N and then to SOEF-N from upstream to downstream, finally tended to be stable. IEF-N content in the sediment was influenced by sediment OM, pH value, and the amount of ammonia and suspended solid in the overlying water, and was significantly related to TN, which showed that TN can be used as an important indicator for judging the endogenous pollution risk of Qingyi River. In addition, in the overlying water high COD concentration had great effect on the sediment of SAEF-N and NTN, high content of ammonia intensified the release of IEF-N and TN, and TP influenced the activity of NTN. Therefore, the interaction of the overlying water and the sediment must be taken into account during the practical river improvement, and the regulation of water body and sediment. This study could provide important guidance to the water environment comprehensive improvement of Qingyi River and the other similar rivers.

urban river；sediments；nitrogen forms；distribution characteristics；influence factors

X142

：A

：1000-6923(2014)03-0720-07

王 梅(1986-),女,江蘇淮安人,工程師,碩士,主要從事流域水環境質量管理研究.

2013-06-28

國家環保公益性行業科研專項(201309067)

* 責任作者, 副研究員, liuyan@craes.org.cn