扬水曝气器对水源水库水质改善及沉积物控制

周子振,黄廷林,李 扬,龙圣海,周石磊 (西安建筑科技大学环境与市政工程学院,陕西 西安 710055)

扬水曝气器对水源水库水质改善及沉积物控制

周子振,黄廷林*,李 扬,龙圣海,周石磊 (西安建筑科技大学环境与市政工程学院,陕西 西安 710055)

研究了分层型深水水库(金盆水库)水体和沉积物的耗氧速率及沉积物原位释放状况,以及扬水曝气系统运行对水体和沉积物的原位改善效果.原位测定结果表明,金盆水库水体和沉积物耗氧速率处于较高水平分别为 0.106～0.132mg/(L·d) 和 0.358～0.410mg/(L·d).在 480h内,主库区沉积物Fe、TOC、TN和TP最大释放浓度达到2.3～2.7,4.4～5.2、3.0～3.3和0.165～0.224mg/L.扬水曝气系统运行时期,对作用区域水质和沉积物原位改善结果表明,水体中Fe、TOC、TN和TP浓度削减率分别达到78.6%、22.9%、47.8%和66.7%,其在沉积物中的浓度削减率分别为8.7%、17.4%、18.0%和17.4%.Biolog测定结果表明扬水曝气系统运行过程中,水体和表层沉积物的微生物活性都得到了增强.扬水曝气器系统是深水水库水质和沉积物原位改善的有效技术,且其现场应用已取得显著效果.

原位沉积物释放；耗氧速率；扬水曝气系统；原位改善

水体污染物质长时期吸附并沉积于湖泊、水库沉积物.沉积物作为污染物质汇的同时也可能演变为污染物的源[1-3].尤其对于深水分层型水库,夏季水体分层时期,底部水体溶解氧被水体和沉积物中还原性物质及底栖生物呼吸作用耗尽,底部水体进入厌氧状态,沉积物开始向上覆水体释放污染物质[4-5].氮、磷、有机质和金属等污染物质开始富集于下层厌氧水体,一旦发生混合、搅动则会对整个水体造成污染,严重威胁饮用水安全[6].因此,抑制沉积物释放并改善水质具有重要意义.

实验室模拟试验表明水库沉积物在厌氧条件下发生污染物向上覆水体大量释放现象[7-8].由于沉积物形态、上覆水压力等条件的改变,使得模拟试验不能完全模拟原位条件,所以其取的实验数据可能不如原位试验可靠.因此,本课题组自主设计了原位反应器,在深水水库原位测定了沉积物释放状态.并且使用便携式溶解氧测定仪原位测定了上覆水体的耗氧速率.以期对水质的改善和沉积物的控制提供理论支撑.

国内外对于原位水质改善做了深入的研究,主要物理法、化学法和生物法[9].化学物质和生物添加无疑存在着环境风险,尤其对于水源水库,其使用限制更加严格.而使用扬水曝气的物理方法则不具有生态风险.对于沉积物控制,国内外也做了大量研究,如太湖使用沉积物覆盖来控制磷污染[10],苏州河使用钝化剂来稳定沉积物中重金属

[11].但这些原位控制策略存在着投资大、功能单一、生态风险大等问题.本课题组自主研发的扬水曝气系统(WLAs)是一种综合性原位水质改善技术,并且已成功应用于国内数座饮用水水库的水质改善[12-13].WLAs不仅具有控制藻类繁殖,抑制沉积物释放、改善水质等功能,且具有环境友好,节约成本等优点.

金盆水库是典型的峡谷型深水分层水库,底部水体每年都经历长达4～5个月的厌氧时期,且出现下层水体水质恶化的情况[13].金盆水库主库区已安装8台扬水曝气器,2015年根据实际水质情况于9月28日～10月28日全负荷运行以达到改善水质的目的.基于原位反应器测定的沉积物释放情况及历年现场观测到的底层水体污染状态,扬水曝气系统运行过程中,测定了作用区域和非作用区域垂向水体中及表层沉积物中 Fe、TOC、TN和TP浓度.并且使用Biolog方法测定了水体和表层沉积物中微生物的总代谢活性及其对碳源的利用情况,以期探索扬水曝气系统对水体和沉积物改善的机制.

1 材料与方法

1.1 研究区域

金盆水库(33°58′N～34°3′N;108°9′E～108°13′E)位于陕西省西安市周至县境内,距西安市 86km,是一项以城市供水为主,兼有农灌、发电、防洪等综合利用的大型水利工程.水库于2002年建成运行,水库总库容2×108m3,有效库容1.77×108m3,最大水域面积4.68km2,大坝坝顶高程为600m,最大坝高 130m,正常高水位为 594m,死水位高程520m,属于大水深峡谷型水库.四周地势陡峭,植被茂盛,人类活动少,水质优良,是西安市的主要供水水源地,日平均供水量为 80×104m3,占西安市总供水量的70%.

金盆水库监测点S1(34°02′42.20″E,108°12′22.76″N)、 S2 (34°02′36.71″E, 108°12′02.33″N)和 S3 (34°02′35.95″E, 108°11′52.83″N)分布及扬水曝气器分布如图1所示.扬水曝气器共在主库区安装8台,其结构及运行状态已在课题组前期研究中发表[12].S1和S2监测点位于主库区扬水曝气器影响范围内,视为作用区域;S3监测点离扬水曝气器较远约1.5km,视为非影响区域.

1.2 原位反应器简介

本课题组自行设计的原位反应器结构简图如图2所示,反应器由不锈钢制成.利用卷扬机和钢丝绳将其放置于主库区沉积物上方,并将原位水质监测仪 DS5(美国,HACH)固定于反应器内,原位测定水体溶解氧等数据.实验期间,利用泵每48h从取样孔经80m长PE管抽水取样.

上覆水体耗氧速率测定方法:取沉积物上方0.5m处上覆水注满5L塑料桶,将哈希便携式溶解氧探头密封其中,使接头漏出,用尼龙绳悬挂于库区中央离沉积物0.5m处,每48h提起连接主机测定塑料桶中水体溶解氧.

图2 原位反应器结构Fig.2 Structure diagram of in situ reactor

1.3 扬水曝气器简介

图3 扬水曝气器结构Fig.3 Structure diagram of WLA

图3是扬水曝气器的结构简图,扬水曝气器使用锚固墩固定于水库底部,压缩空气经管路连续的通入微孔曝气盘,以小气泡的形式向气室释放,将氧气溶解到水中.气泡上升时带动水流向上流动,该部分充氧后的水流在气泡的推动下经回流室回到水库底部.充氧后的尾气上升进入气室,气室中气量逐步累积,排挤出水体,迫使其中水面不断下降.气室中气体逐步形成一个大的气弹,并迅速上浮,形成上升的活塞流,推动提升筒中水体加速上升,直至气弹冲出提升筒出口.随后提升筒中的水流在惯性作用下继续上升,直至下一个气弹形成.提升筒不断从下端吸入水体输送到表层,被提升的底层水与表层水混合后向四周扩散,形成上下水层间的循环混合.

1.4 采样与分析方法

原位反应器利用泵每48h取样.扬水曝气器系统运行期间,在S1、S2和S3监测点利用深层取样器每72h取样.采用彼得森抓斗式采样器采集各采样点的表层沉积物样品,每个采样点取泥3次,混匀作为此点的沉积物样品.样品运回实验室后,经冷冻干燥后,研磨、过筛,置于密封袋中保存备用.每10d取1次,所有水样和泥样即刻运回实验室冷藏,分析.

水样中Fe使用ICP-MS测定,TOC使用日本岛津TOC-L测定,TN和TP根据参考文献[14]测定.水体溶解氧使用美国HACH公司的DS5和便携式溶解氧仪测定.

沉积物中Fe采用Tessier[15]提取法测定.沉积物中OC采用烧失量法测定.沉积物中TN采用碱式过硫酸钾法测定,TP采用欧洲标准测试委员会框架下发展的淡水沉积物磷分离SMT法[16].

Biolog ECO 板测定使用美国 Gen III Microstation全自动微生物鉴定仪.ECO板在28℃恒温箱中培养,每24h测定其96个碳源孔(3个空白对照孔)在590nm和750nm处吸光光度值[16].取表层沉积物,使用0.8%NaCl溶液稀释1000倍,使用同样的方法测定表层沉积物的微生物总代谢活性AWCD(Average well color development)指数反映的是微生物对不同碳源的总体代谢活性[17].

碳源利用值(无量纲)=各碳源平均吸光光度值(减去背景值).

2 结果与讨论

2.1 金盆水库沉积物原位释放及分层期水质

利用原位反应器,于金盆水库稳定分层期(6～7月份)在主库区进行沉积物原位释放研究.实验在每个监测点(S1、S2、S3)进行一次,实验期间,主要测定原位反应器内水体的溶解氧、Fe、TOC、TN和TP等浓度变化.

如图4(A)所示,反应进行288～336h时,原位反应器内溶解氧浓度已被消耗至 0mg/L.原位反应器内溶解氧被上覆水体和沉积物共同消耗,则金盆水库水体和沉积物综合耗氧速率为:0.475～0.542mg/(L·d).由图4(B)可知,上覆水体的耗氧主要发生在反应的前120h,之后水体耗氧速率逐步降低;则金盆水库水体的耗氧速率为:0.106～0.132mg/(L·d).相比千岛湖[18]水体耗氧速率0.034mg/(L·d),和 Falling Creak 水库[19]的0.069mg/(L·d),金盆水库水体耗氧速率已处于较高水平.

图4 原位反应器内水体及上覆水体溶解氧随时间变化(480h)Fig.4 DO variation in the in-situ reactor and overlying water (480h)

图5 原位反应器内水体Fe、TOC、TN和TP浓度随时间变化Fig.5 Variation of Fe、TOC、TN and TP concentrations with time in the in-situ reactor

底部水体溶解氧的消耗往往导致沉积物在厌氧环境下向上覆水体释放污染物[20-21].金盆水库沉积物耗氧速率为0.358～0.410mg/(L·d).较高的耗氧速率也显示了金盆水库沉积物污染负荷大.每48h对原位反应器内上覆水进行取样、测定,Fe、TOC、TN和TP浓度测定结果如图5所示.

随着原位反应器内实验的进行,上覆水中Fe、TOC、TN和TP均发生了不同程度的升高.Fe浓度由最初(0h)的0.1～0.3mg/L升高至最终(480h)的 2.3～2.7mg/L,沉积物的释放导致上覆水中 Fe浓度升高约16倍.而TOC、TN和TP浓度也分别由2.8～3.0、1.4～1.5和0.025～0.036mg/L升高至4.4～5.2、3.0～3.3和0.165～0.224mg/L;上覆水中TOC、TN和TP浓度也分别升高了0.6倍、1.2倍和5.3倍.由此可见,金盆水库沉积物在厌氧条件下释放强度高、潜力大,而且对饮用水水质安全有较大的威胁.

从2012年～2015年对金盆水库水体中Fe、TOC、TN和TP浓度进行了监测.水体分层末期表层(0.5m)和底层(约80m)水体中Fe、TOC、TN和TP浓度如表1所示.与原位反应器观测结果相一致,相比表层在水体分层末期,底部水体污染物负荷均出现了较大的升高.以 2014年为例,底部水体中Fe、TN和TP分别超过我国III类水[22]要求的2.2倍、1.45倍和1.24倍.

表1 2012年～2015年金盆水库水体分层末期水体中Fe、TOC、TN和TP浓度(S1)Table 1 Concentrations of Fe、TOC、TN and TP in Jinpen Reservoir at the end of the stratification from 2013 to 2015 (S1)

作为西安市重要饮用水源地,对金盆水库水质进行水质改善势在必行.基于此,对安装于金盆水库的新型原位水质改善技术-扬水曝气技术2015年运行效果进行了系统研究.

2.2 扬水曝气技术对水库水质改善效果

扬水曝气系统运行期间Fe、TOC、TN和TP浓度逐步降低(S1),如图6所示,其浓度分别由扬水曝气系统运行前的0.42、3.5、1.82和0.036mg/L,降低至运行结束的0.09、2.7、0.95和0.012mg/L.对于S1监测点扬水曝气系统运行使Fe、TOC、TN和TP浓度削减率分别达到78.6%、22.9%、 47.8%和66.7%.而相对非作用区域的S3监测点,同期Fe、TOC、TN和TP自然状态下削减率仅为: 20.8%、15.3%、14.3%和 18.8%.由此可见,扬水曝气系统的运行对水质原位改善具有明显的效果.

对扬水曝气器系统运行过程中污染物浓度的降低原因做了进一步的探索.使用 Biolog技术在扬水曝气系统运行中对S1和S3监测点进行微生物总代谢活性和碳源利用情况进行监测.通过曝气提升水体溶解氧过程中,水体中好氧反硝化细菌的活性和数量均得到了提升,这加速了水体氮、碳循环,对污染物的去除起到了积极作用[23].

图6 扬水曝气系统运行期间作用区域S1和参照区域S3水体Fe、TOC、TN和TP浓度随运行时间变化Fig.6 Variation of Fe、TOC、TN and TP concentrations with time during the operation of WLAs in S1 and S3

图7 扬水曝气器运行期间S1和S3监测点水体AWCD变化Fig.7 AWCD590nmvariation in S1and S3during the operation of WLAs

图8 扬水曝气器运行期间S1和S3监测点水体微生物对6中不同碳源的利用情况Fig.8 Variation of utilization of carbon sources by microorganism in S1and S3 during the operation of WLAs

如图7所示,微生物AWCD的快速增长主要发生在前168h,其后AWCD的增长则趋于稳定,这表明微生物对碳源的利用主要发生在前168h.随着扬水曝气系统的运行,S1监测点的 AWCD值有所升高,其最大值由9月28日的0.94升高至10月28日的1.14.相比于非作用区域S3,随着水体水温和溶解氧的进一步降低,其AWCD呈现出逐步降低的趋势.由此可见,扬水曝气系统的运行,对于提高水体微生物对碳源利用有明显效果. Zhou等[17]的研究也发现,对水体强化充氧能够提高土著好氧反硝化菌代谢活性,对TN和TOC去除具有显著作用.

Biolog ECO板将不同碳源主要归结为多糖、氨基酸、脂类、醇类、胺类、羧酸等 6类.在扬水曝气系统运行过程中,将S1和S3监测点微生物对 6种碳源平均利用率列于图 8.总体来看,S1监测点微生物对碳源的利用呈逐步升高的趋势,而 S3监测点则呈现逐步降低的趋势,这与AWCD指数变化趋势一致.金盆水库微生物对6种碳源利用相对平衡,对酯类利用最高.Biolog测定结果表明,扬水曝气系统运行提高了微生物总体代谢活性以及其对不同碳源的利用.而相比于作用区域,非作用区域的微生物代谢活性呈现降低的趋势.

2.3 扬水曝气技术对水库沉积物控制效果

在扬水曝气系统运行期间对S1和S3监测点表层沉积物中污染物浓度进行了4次监测,监测结果如表2所示.

表2 扬水曝气器运行期间S1监测点表层沉积物中Fe、OC、TN和TP浓度变化Table 2 Changes of Fe, OC, TN and TP concentrations in surface sediment at S1 and S3 during the operation of WLAs, in triplicate

扬水曝气系统运行一个月之后,在作用区域的S1监测点表层沉积物中Fe、OC、TN和TP浓度呈现出一个逐步降低的趋势.其浓度由运行之初的 173×102mg/kg、3.22%、1501mg/kg和969mg/kg降低至 158×102mg/kg、2.66%、1231mg/kg和800mg/kg,其削减率分别为:8.7%、17.4%、18.0%和17.4%.Zhou等[17]研究发现,在强化充氧过程中表层沉积物中微生物的反硝化基因也有所升高,而且其对污染物浓度削减也得到了与本研究相同的结论.

图9 扬水曝气器运行期间S1和S3监测点表层沉积物AWCD变化Fig.9 AWCD variation in surface sediments of S1 and S3 during the operation of WLAs

而对于非作用区域的S3监测点,表层沉积物中Fe、OC、TN和TP非但没有降低而且略有升高.其可能的原因是自然过程的沉积.由此可见,扬水曝气系统运行对于表层沉积物的原位改善具有明显效果.

在扬水曝气系统运行过程中对表层沉积物也进行了Biolog ECO板测定,生物总代谢活性如图9所示.由于扬水曝气系统的运行,S1监测点表层沉积物AWCD指数逐步升高,而且沉积物生物总代谢活性明显高于S3监测点水体生物总代谢活性,S1监测点AWCD指数最高达到了1.64.非作用区域的S3监测点表层沉积物生物总代谢活性保持在较低水平,还有所降低.总之,扬水曝气系统的运行也极大地提高了表层沉积物的生物总代谢活性,从而达到了削减表层沉积物中污染物浓度的目的.

2.4 扬水曝气系统运行经济分析

由于扬水曝气系统设备质量稳定(设计使用年限 20年),本次经济分析只计算系统运行时的能耗.扬水曝气系统运行能耗主要是电能的消耗,包括空气压缩机和冷却水泵耗电.金盆水库实际运行总功率P包括空气压缩机功率P1和冷却水泵功率P2两部分.计算如下:

扬水曝气系统全负荷运行1个月,金盆水库现状供水80×104m3/d,电费按单价0.6元/(kW·h)计算,则现状每m3运行费用约0.01元/t.

3 结论

3.1 研究发现金盆水库水体分层期耗氧速率为0.106～0.132mg/(L·d),处于同类型水库的较高水平.原位反应器测定结果表明,Fe、TOC、TN和TP最大释放浓度(480h)达到2.3～2.7、4.4～5.2、3.0～3.3和 0.165～0.224mg/L,水体分层时期水质受污染风险大.

3.2 扬水曝气系统的运行通过提高水体和表层沉积物微生物总代谢活性及其对碳源利用达到对污染物削减的目的.2015年扬水曝气系统经过1个月的运行,作用区域水体 Fe、TOC、TN和TP浓度削减率分别达到78.6%、22.9%、47.8%和66.7%.

3.3 扬水曝气系统运行期间对沉积物监测发现,表层沉积物中Fe、OC、TN和TP也得到了同步去除,去除率分别达到 8.7%、17.4%、18.0%和17.4%.研究结果表明,扬水曝气系统对于深水分层水库水质和沉积物的原位改善具有显著效果.

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Improvement of water quality and sediment control by WLAs in a source water reservoir.

ZHOU Zi-zhen, HUANG Ting-lin*, LI Yang, LONG Sheng-hai, ZHOU Shi-lei
(School of Environmental and Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an, 710055 China). China Environmental Science, 2017,37(1)：210～217

The paper focused on the dissolved oxygen consumption rate of water and sediment as well as the sediment release potential in situ. Improvement effects the operation of WLAs (water lifting aerators) of water quality and sediment was also researched. The dissolved oxygen consumption rate of water and sediment was at high levels showed by in situ experiment, which were 0.106～0.132mg/(L·d) and 0.358～0.410mg/(L·d). In the main reservoir the maximum release potential of Fe, TOC, TN and TP was 2.3～2.7, 4.4～5.2, 3.0～3.3 and 0.165～0.224mg/L in 480h. In the controlled area of the WLAs, the reduction rates of Fe, TOC, TN and TP in water were 78.6%, 22.9%, 47.8% and 66.7%, and those in surface sediment were 8.7%, 17.4%, 18.0% and 17.4%. The results of Biolog measurement indicated that microbial activity both in water and in surface sediment have been enhanced through the operation of WLAs. WLAs technology has been proved to be effective in in situ improvement of water quality and sediment in deep stratified reservoirs. And field application of WLAs has achieved remarkable results.

sediment release in situ；dissolved oxygen consumption rate；WLAs；improvement in situ

X524

A

1000-6923(2017)01-0210-08

周子振(1989-),男,河南开封人,西安建筑科技大学博士研究生,研究方向为水源水质原位改善及水资源保护与利用.

2016-02-25

国家自然科学基金资助项目(51478378) * 责任作者, 教授, huangtinglin@xauat.edu.cn