周子振,黃廷林,李 揚(yáng),龍圣海,周石磊 (西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院,陜西 西安 710055)

揚(yáng)水曝氣器對(duì)水源水庫(kù)水質(zhì)改善及沉積物控制

周子振,黃廷林*,李 揚(yáng),龍圣海,周石磊 (西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院,陜西 西安 710055)

研究了分層型深水水庫(kù)(金盆水庫(kù))水體和沉積物的耗氧速率及沉積物原位釋放狀況,以及揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行對(duì)水體和沉積物的原位改善效果.原位測(cè)定結(jié)果表明,金盆水庫(kù)水體和沉積物耗氧速率處于較高水平分別為 0.106～0.132mg/(L·d) 和 0.358～0.410mg/(L·d).在 480h內(nèi),主庫(kù)區(qū)沉積物Fe、TOC、TN和TP最大釋放濃度達(dá)到2.3～2.7,4.4～5.2、3.0～3.3和0.165～0.224mg/L.揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)期,對(duì)作用區(qū)域水質(zhì)和沉積物原位改善結(jié)果表明,水體中Fe、TOC、TN和TP濃度削減率分別達(dá)到78.6%、22.9%、47.8%和66.7%,其在沉積物中的濃度削減率分別為8.7%、17.4%、18.0%和17.4%.Biolog測(cè)定結(jié)果表明揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行過(guò)程中,水體和表層沉積物的微生物活性都得到了增強(qiáng).揚(yáng)水曝氣器系統(tǒng)是深水水庫(kù)水質(zhì)和沉積物原位改善的有效技術(shù),且其現(xiàn)場(chǎng)應(yīng)用已取得顯著效果.

原位沉積物釋放；耗氧速率；揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)；原位改善

水體污染物質(zhì)長(zhǎng)時(shí)期吸附并沉積于湖泊、水庫(kù)沉積物.沉積物作為污染物質(zhì)匯的同時(shí)也可能演變?yōu)槲廴疚锏脑碵1-3].尤其對(duì)于深水分層型水庫(kù),夏季水體分層時(shí)期,底部水體溶解氧被水體和沉積物中還原性物質(zhì)及底棲生物呼吸作用耗盡,底部水體進(jìn)入?yún)捬鯛顟B(tài),沉積物開(kāi)始向上覆水體釋放污染物質(zhì)[4-5].氮、磷、有機(jī)質(zhì)和金屬等污染物質(zhì)開(kāi)始富集于下層厭氧水體,一旦發(fā)生混合、攪動(dòng)則會(huì)對(duì)整個(gè)水體造成污染,嚴(yán)重威脅飲用水安全[6].因此,抑制沉積物釋放并改善水質(zhì)具有重要意義.

實(shí)驗(yàn)室模擬試驗(yàn)表明水庫(kù)沉積物在厭氧條件下發(fā)生污染物向上覆水體大量釋放現(xiàn)象[7-8].由于沉積物形態(tài)、上覆水壓力等條件的改變,使得模擬試驗(yàn)不能完全模擬原位條件,所以其取的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可能不如原位試驗(yàn)可靠.因此,本課題組自主設(shè)計(jì)了原位反應(yīng)器,在深水水庫(kù)原位測(cè)定了沉積物釋放狀態(tài).并且使用便攜式溶解氧測(cè)定儀原位測(cè)定了上覆水體的耗氧速率.以期對(duì)水質(zhì)的改善和沉積物的控制提供理論支撐.

國(guó)內(nèi)外對(duì)于原位水質(zhì)改善做了深入的研究,主要物理法、化學(xué)法和生物法[9].化學(xué)物質(zhì)和生物添加無(wú)疑存在著環(huán)境風(fēng)險(xiǎn),尤其對(duì)于水源水庫(kù),其使用限制更加嚴(yán)格.而使用揚(yáng)水曝氣的物理方法則不具有生態(tài)風(fēng)險(xiǎn).對(duì)于沉積物控制,國(guó)內(nèi)外也做了大量研究,如太湖使用沉積物覆蓋來(lái)控制磷污染[10],蘇州河使用鈍化劑來(lái)穩(wěn)定沉積物中重金屬

[11].但這些原位控制策略存在著投資大、功能單一、生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)大等問(wèn)題.本課題組自主研發(fā)的揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)(WLAs)是一種綜合性原位水質(zhì)改善技術(shù),并且已成功應(yīng)用于國(guó)內(nèi)數(shù)座飲用水水庫(kù)的水質(zhì)改善[12-13].WLAs不僅具有控制藻類(lèi)繁殖,抑制沉積物釋放、改善水質(zhì)等功能,且具有環(huán)境友好,節(jié)約成本等優(yōu)點(diǎn).

金盆水庫(kù)是典型的峽谷型深水分層水庫(kù),底部水體每年都經(jīng)歷長(zhǎng)達(dá)4～5個(gè)月的厭氧時(shí)期,且出現(xiàn)下層水體水質(zhì)惡化的情況[13].金盆水庫(kù)主庫(kù)區(qū)已安裝8臺(tái)揚(yáng)水曝氣器,2015年根據(jù)實(shí)際水質(zhì)情況于9月28日～10月28日全負(fù)荷運(yùn)行以達(dá)到改善水質(zhì)的目的.基于原位反應(yīng)器測(cè)定的沉積物釋放情況及歷年現(xiàn)場(chǎng)觀(guān)測(cè)到的底層水體污染狀態(tài),揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行過(guò)程中,測(cè)定了作用區(qū)域和非作用區(qū)域垂向水體中及表層沉積物中 Fe、TOC、TN和TP濃度.并且使用Biolog方法測(cè)定了水體和表層沉積物中微生物的總代謝活性及其對(duì)碳源的利用情況,以期探索揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)對(duì)水體和沉積物改善的機(jī)制.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

金盆水庫(kù)(33°58′N(xiāo)～34°3′N(xiāo);108°9′E～108°13′E)位于陜西省西安市周至縣境內(nèi),距西安市 86km,是一項(xiàng)以城市供水為主,兼有農(nóng)灌、發(fā)電、防洪等綜合利用的大型水利工程.水庫(kù)于2002年建成運(yùn)行,水庫(kù)總庫(kù)容2×108m3,有效庫(kù)容1.77×108m3,最大水域面積4.68km2,大壩壩頂高程為600m,最大壩高 130m,正常高水位為 594m,死水位高程520m,屬于大水深峽谷型水庫(kù).四周地勢(shì)陡峭,植被茂盛,人類(lèi)活動(dòng)少,水質(zhì)優(yōu)良,是西安市的主要供水水源地,日平均供水量為 80×104m3,占西安市總供水量的70%.

金盆水庫(kù)監(jiān)測(cè)點(diǎn)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)分布及揚(yáng)水曝氣器分布如圖1所示.揚(yáng)水曝氣器共在主庫(kù)區(qū)安裝8臺(tái),其結(jié)構(gòu)及運(yùn)行狀態(tài)已在課題組前期研究中發(fā)表[12].S1和S2監(jiān)測(cè)點(diǎn)位于主庫(kù)區(qū)揚(yáng)水曝氣器影響范圍內(nèi),視為作用區(qū)域;S3監(jiān)測(cè)點(diǎn)離揚(yáng)水曝氣器較遠(yuǎn)約1.5km,視為非影響區(qū)域.

1.2 原位反應(yīng)器簡(jiǎn)介

本課題組自行設(shè)計(jì)的原位反應(yīng)器結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)圖如圖2所示,反應(yīng)器由不銹鋼制成.利用卷?yè)P(yáng)機(jī)和鋼絲繩將其放置于主庫(kù)區(qū)沉積物上方,并將原位水質(zhì)監(jiān)測(cè)儀 DS5(美國(guó),HACH)固定于反應(yīng)器內(nèi),原位測(cè)定水體溶解氧等數(shù)據(jù).實(shí)驗(yàn)期間,利用泵每48h從取樣孔經(jīng)80m長(zhǎng)PE管抽水取樣.

上覆水體耗氧速率測(cè)定方法:取沉積物上方0.5m處上覆水注滿(mǎn)5L塑料桶,將哈希便攜式溶解氧探頭密封其中,使接頭漏出,用尼龍繩懸掛于庫(kù)區(qū)中央離沉積物0.5m處,每48h提起連接主機(jī)測(cè)定塑料桶中水體溶解氧.

圖2 原位反應(yīng)器結(jié)構(gòu)Fig.2 Structure diagram of in situ reactor

1.3 揚(yáng)水曝氣器簡(jiǎn)介

圖3 揚(yáng)水曝氣器結(jié)構(gòu)Fig.3 Structure diagram of WLA

圖3是揚(yáng)水曝氣器的結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)圖,揚(yáng)水曝氣器使用錨固墩固定于水庫(kù)底部,壓縮空氣經(jīng)管路連續(xù)的通入微孔曝氣盤(pán),以小氣泡的形式向氣室釋放,將氧氣溶解到水中.氣泡上升時(shí)帶動(dòng)水流向上流動(dòng),該部分充氧后的水流在氣泡的推動(dòng)下經(jīng)回流室回到水庫(kù)底部.充氧后的尾氣上升進(jìn)入氣室,氣室中氣量逐步累積,排擠出水體,迫使其中水面不斷下降.氣室中氣體逐步形成一個(gè)大的氣彈,并迅速上浮,形成上升的活塞流,推動(dòng)提升筒中水體加速上升,直至氣彈沖出提升筒出口.隨后提升筒中的水流在慣性作用下繼續(xù)上升,直至下一個(gè)氣彈形成.提升筒不斷從下端吸入水體輸送到表層,被提升的底層水與表層水混合后向四周擴(kuò)散,形成上下水層間的循環(huán)混合.

1.4 采樣與分析方法

原位反應(yīng)器利用泵每48h取樣.揚(yáng)水曝氣器系統(tǒng)運(yùn)行期間,在S1、S2和S3監(jiān)測(cè)點(diǎn)利用深層取樣器每72h取樣.采用彼得森抓斗式采樣器采集各采樣點(diǎn)的表層沉積物樣品,每個(gè)采樣點(diǎn)取泥3次,混勻作為此點(diǎn)的沉積物樣品.樣品運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后,經(jīng)冷凍干燥后,研磨、過(guò)篩,置于密封袋中保存?zhèn)溆?每10d取1次,所有水樣和泥樣即刻運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室冷藏,分析.

水樣中Fe使用ICP-MS測(cè)定,TOC使用日本島津TOC-L測(cè)定,TN和TP根據(jù)參考文獻(xiàn)[14]測(cè)定.水體溶解氧使用美國(guó)HACH公司的DS5和便攜式溶解氧儀測(cè)定.

沉積物中Fe采用Tessier[15]提取法測(cè)定.沉積物中OC采用燒失量法測(cè)定.沉積物中TN采用堿式過(guò)硫酸鉀法測(cè)定,TP采用歐洲標(biāo)準(zhǔn)測(cè)試委員會(huì)框架下發(fā)展的淡水沉積物磷分離SMT法[16].

Biolog ECO 板測(cè)定使用美國(guó) Gen III Microstation全自動(dòng)微生物鑒定儀.ECO板在28℃恒溫箱中培養(yǎng),每24h測(cè)定其96個(gè)碳源孔(3個(gè)空白對(duì)照孔)在590nm和750nm處吸光光度值[16].取表層沉積物,使用0.8%NaCl溶液稀釋1000倍,使用同樣的方法測(cè)定表層沉積物的微生物總代謝活性AWCD(Average well color development)指數(shù)反映的是微生物對(duì)不同碳源的總體代謝活性[17].

碳源利用值(無(wú)量綱)=各碳源平均吸光光度值(減去背景值).

2 結(jié)果與討論

2.1 金盆水庫(kù)沉積物原位釋放及分層期水質(zhì)

利用原位反應(yīng)器,于金盆水庫(kù)穩(wěn)定分層期(6～7月份)在主庫(kù)區(qū)進(jìn)行沉積物原位釋放研究.實(shí)驗(yàn)在每個(gè)監(jiān)測(cè)點(diǎn)(S1、S2、S3)進(jìn)行一次,實(shí)驗(yàn)期間,主要測(cè)定原位反應(yīng)器內(nèi)水體的溶解氧、Fe、TOC、TN和TP等濃度變化.

如圖4(A)所示,反應(yīng)進(jìn)行288～336h時(shí),原位反應(yīng)器內(nèi)溶解氧濃度已被消耗至 0mg/L.原位反應(yīng)器內(nèi)溶解氧被上覆水體和沉積物共同消耗,則金盆水庫(kù)水體和沉積物綜合耗氧速率為:0.475～0.542mg/(L·d).由圖4(B)可知,上覆水體的耗氧主要發(fā)生在反應(yīng)的前120h,之后水體耗氧速率逐步降低;則金盆水庫(kù)水體的耗氧速率為:0.106～0.132mg/(L·d).相比千島湖[18]水體耗氧速率0.034mg/(L·d),和 Falling Creak 水庫(kù)[19]的0.069mg/(L·d),金盆水庫(kù)水體耗氧速率已處于較高水平.

圖4 原位反應(yīng)器內(nèi)水體及上覆水體溶解氧隨時(shí)間變化(480h)Fig.4 DO variation in the in-situ reactor and overlying water (480h)

圖5 原位反應(yīng)器內(nèi)水體Fe、TOC、TN和TP濃度隨時(shí)間變化Fig.5 Variation of Fe、TOC、TN and TP concentrations with time in the in-situ reactor

底部水體溶解氧的消耗往往導(dǎo)致沉積物在厭氧環(huán)境下向上覆水體釋放污染物[20-21].金盆水庫(kù)沉積物耗氧速率為0.358～0.410mg/(L·d).較高的耗氧速率也顯示了金盆水庫(kù)沉積物污染負(fù)荷大.每48h對(duì)原位反應(yīng)器內(nèi)上覆水進(jìn)行取樣、測(cè)定,Fe、TOC、TN和TP濃度測(cè)定結(jié)果如圖5所示.

隨著原位反應(yīng)器內(nèi)實(shí)驗(yàn)的進(jìn)行,上覆水中Fe、TOC、TN和TP均發(fā)生了不同程度的升高.Fe濃度由最初(0h)的0.1～0.3mg/L升高至最終(480h)的 2.3～2.7mg/L,沉積物的釋放導(dǎo)致上覆水中 Fe濃度升高約16倍.而TOC、TN和TP濃度也分別由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濃度也分別升高了0.6倍、1.2倍和5.3倍.由此可見(jiàn),金盆水庫(kù)沉積物在厭氧條件下釋放強(qiáng)度高、潛力大,而且對(duì)飲用水水質(zhì)安全有較大的威脅.

從2012年～2015年對(duì)金盆水庫(kù)水體中Fe、TOC、TN和TP濃度進(jìn)行了監(jiān)測(cè).水體分層末期表層(0.5m)和底層(約80m)水體中Fe、TOC、TN和TP濃度如表1所示.與原位反應(yīng)器觀(guān)測(cè)結(jié)果相一致,相比表層在水體分層末期,底部水體污染物負(fù)荷均出現(xiàn)了較大的升高.以 2014年為例,底部水體中Fe、TN和TP分別超過(guò)我國(guó)III類(lèi)水[22]要求的2.2倍、1.45倍和1.24倍.

表1 2012年～2015年金盆水庫(kù)水體分層末期水體中Fe、TOC、TN和TP濃度(S1)Table 1 Concentrations of Fe、TOC、TN and TP in Jinpen Reservoir at the end of the stratification from 2013 to 2015 (S1)

作為西安市重要飲用水源地,對(duì)金盆水庫(kù)水質(zhì)進(jìn)行水質(zhì)改善勢(shì)在必行.基于此,對(duì)安裝于金盆水庫(kù)的新型原位水質(zhì)改善技術(shù)-揚(yáng)水曝氣技術(shù)2015年運(yùn)行效果進(jìn)行了系統(tǒng)研究.

2.2 揚(yáng)水曝氣技術(shù)對(duì)水庫(kù)水質(zhì)改善效果

揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行期間Fe、TOC、TN和TP濃度逐步降低(S1),如圖6所示,其濃度分別由揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行前的0.42、3.5、1.82和0.036mg/L,降低至運(yùn)行結(jié)束的0.09、2.7、0.95和0.012mg/L.對(duì)于S1監(jiān)測(cè)點(diǎn)揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行使Fe、TOC、TN和TP濃度削減率分別達(dá)到78.6%、22.9%、 47.8%和66.7%.而相對(duì)非作用區(qū)域的S3監(jiān)測(cè)點(diǎn),同期Fe、TOC、TN和TP自然狀態(tài)下削減率僅為: 20.8%、15.3%、14.3%和 18.8%.由此可見(jiàn),揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)的運(yùn)行對(duì)水質(zhì)原位改善具有明顯的效果.

對(duì)揚(yáng)水曝氣器系統(tǒng)運(yùn)行過(guò)程中污染物濃度的降低原因做了進(jìn)一步的探索.使用 Biolog技術(shù)在揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行中對(duì)S1和S3監(jiān)測(cè)點(diǎn)進(jìn)行微生物總代謝活性和碳源利用情況進(jìn)行監(jiān)測(cè).通過(guò)曝氣提升水體溶解氧過(guò)程中,水體中好氧反硝化細(xì)菌的活性和數(shù)量均得到了提升,這加速了水體氮、碳循環(huán),對(duì)污染物的去除起到了積極作用[23].

圖6 揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行期間作用區(qū)域S1和參照區(qū)域S3水體Fe、TOC、TN和TP濃度隨運(yùn)行時(shí)間變化Fig.6 Variation of Fe、TOC、TN and TP concentrations with time during the operation of WLAs in S1 and S3

圖7 揚(yáng)水曝氣器運(yùn)行期間S1和S3監(jiān)測(cè)點(diǎn)水體AWCD變化Fig.7 AWCD590nmvariation in S1and S3during the operation of WLAs

圖8 揚(yáng)水曝氣器運(yùn)行期間S1和S3監(jiān)測(cè)點(diǎn)水體微生物對(duì)6中不同碳源的利用情況Fig.8 Variation of utilization of carbon sources by microorganism in S1and S3 during the operation of WLAs

如圖7所示,微生物AWCD的快速增長(zhǎng)主要發(fā)生在前168h,其后AWCD的增長(zhǎng)則趨于穩(wěn)定,這表明微生物對(duì)碳源的利用主要發(fā)生在前168h.隨著揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)的運(yùn)行,S1監(jiān)測(cè)點(diǎn)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.相比于非作用區(qū)域S3,隨著水體水溫和溶解氧的進(jìn)一步降低,其AWCD呈現(xiàn)出逐步降低的趨勢(shì).由此可見(jiàn),揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)的運(yùn)行,對(duì)于提高水體微生物對(duì)碳源利用有明顯效果. Zhou等[17]的研究也發(fā)現(xiàn),對(duì)水體強(qiáng)化充氧能夠提高土著好氧反硝化菌代謝活性,對(duì)TN和TOC去除具有顯著作用.

Biolog ECO板將不同碳源主要?dú)w結(jié)為多糖、氨基酸、脂類(lèi)、醇類(lèi)、胺類(lèi)、羧酸等 6類(lèi).在揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行過(guò)程中,將S1和S3監(jiān)測(cè)點(diǎn)微生物對(duì) 6種碳源平均利用率列于圖 8.總體來(lái)看,S1監(jiān)測(cè)點(diǎn)微生物對(duì)碳源的利用呈逐步升高的趨勢(shì),而 S3監(jiān)測(cè)點(diǎn)則呈現(xiàn)逐步降低的趨勢(shì),這與AWCD指數(shù)變化趨勢(shì)一致.金盆水庫(kù)微生物對(duì)6種碳源利用相對(duì)平衡,對(duì)酯類(lèi)利用最高.Biolog測(cè)定結(jié)果表明,揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行提高了微生物總體代謝活性以及其對(duì)不同碳源的利用.而相比于作用區(qū)域,非作用區(qū)域的微生物代謝活性呈現(xiàn)降低的趨勢(shì).

2.3 揚(yáng)水曝氣技術(shù)對(duì)水庫(kù)沉積物控制效果

在揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行期間對(duì)S1和S3監(jiān)測(cè)點(diǎn)表層沉積物中污染物濃度進(jìn)行了4次監(jiān)測(cè),監(jiān)測(cè)結(jié)果如表2所示.

表2 揚(yáng)水曝氣器運(yùn)行期間S1監(jiān)測(cè)點(diǎn)表層沉積物中Fe、OC、TN和TP濃度變化Table 2 Changes of Fe, OC, TN and TP concentrations in surface sediment at S1 and S3 during the operation of WLAs, in triplicate

揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行一個(gè)月之后,在作用區(qū)域的S1監(jiān)測(cè)點(diǎn)表層沉積物中Fe、OC、TN和TP濃度呈現(xiàn)出一個(gè)逐步降低的趨勢(shì).其濃度由運(yùn)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,其削減率分別為:8.7%、17.4%、18.0%和17.4%.Zhou等[17]研究發(fā)現(xiàn),在強(qiáng)化充氧過(guò)程中表層沉積物中微生物的反硝化基因也有所升高,而且其對(duì)污染物濃度削減也得到了與本研究相同的結(jié)論.

圖9 揚(yáng)水曝氣器運(yùn)行期間S1和S3監(jiān)測(cè)點(diǎn)表層沉積物AWCD變化Fig.9 AWCD variation in surface sediments of S1 and S3 during the operation of WLAs

而對(duì)于非作用區(qū)域的S3監(jiān)測(cè)點(diǎn),表層沉積物中Fe、OC、TN和TP非但沒(méi)有降低而且略有升高.其可能的原因是自然過(guò)程的沉積.由此可見(jiàn),揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行對(duì)于表層沉積物的原位改善具有明顯效果.

在揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行過(guò)程中對(duì)表層沉積物也進(jìn)行了Biolog ECO板測(cè)定,生物總代謝活性如圖9所示.由于揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)的運(yùn)行,S1監(jiān)測(cè)點(diǎn)表層沉積物AWCD指數(shù)逐步升高,而且沉積物生物總代謝活性明顯高于S3監(jiān)測(cè)點(diǎn)水體生物總代謝活性,S1監(jiān)測(cè)點(diǎn)AWCD指數(shù)最高達(dá)到了1.64.非作用區(qū)域的S3監(jiān)測(cè)點(diǎn)表層沉積物生物總代謝活性保持在較低水平,還有所降低.總之,揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)的運(yùn)行也極大地提高了表層沉積物的生物總代謝活性,從而達(dá)到了削減表層沉積物中污染物濃度的目的.

2.4 揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行經(jīng)濟(jì)分析

由于揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)設(shè)備質(zhì)量穩(wěn)定(設(shè)計(jì)使用年限 20年),本次經(jīng)濟(jì)分析只計(jì)算系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)的能耗.揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行能耗主要是電能的消耗,包括空氣壓縮機(jī)和冷卻水泵耗電.金盆水庫(kù)實(shí)際運(yùn)行總功率P包括空氣壓縮機(jī)功率P1和冷卻水泵功率P2兩部分.計(jì)算如下:

揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)全負(fù)荷運(yùn)行1個(gè)月,金盆水庫(kù)現(xiàn)狀供水80×104m3/d,電費(fèi)按單價(jià)0.6元/(kW·h)計(jì)算,則現(xiàn)狀每m3運(yùn)行費(fèi)用約0.01元/t.

3 結(jié)論

3.1 研究發(fā)現(xiàn)金盆水庫(kù)水體分層期耗氧速率為0.106～0.132mg/(L·d),處于同類(lèi)型水庫(kù)的較高水平.原位反應(yīng)器測(cè)定結(jié)果表明,Fe、TOC、TN和TP最大釋放濃度(480h)達(dá)到2.3～2.7、4.4～5.2、3.0～3.3和 0.165～0.224mg/L,水體分層時(shí)期水質(zhì)受污染風(fēng)險(xiǎn)大.

3.2 揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)的運(yùn)行通過(guò)提高水體和表層沉積物微生物總代謝活性及其對(duì)碳源利用達(dá)到對(duì)污染物削減的目的.2015年揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)經(jīng)過(guò)1個(gè)月的運(yùn)行,作用區(qū)域水體 Fe、TOC、TN和TP濃度削減率分別達(dá)到78.6%、22.9%、47.8%和66.7%.

3.3 揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)運(yùn)行期間對(duì)沉積物監(jiān)測(cè)發(fā)現(xiàn),表層沉積物中Fe、OC、TN和TP也得到了同步去除,去除率分別達(dá)到 8.7%、17.4%、18.0%和17.4%.研究結(jié)果表明,揚(yáng)水曝氣系統(tǒng)對(duì)于深水分層水庫(kù)水質(zhì)和沉積物的原位改善具有顯著效果.

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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,河南開(kāi)封人,西安建筑科技大學(xué)博士研究生,研究方向?yàn)樗此|(zhì)原位改善及水資源保護(hù)與利用.

2016-02-25

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51478378) * 責(zé)任作者, 教授, huangtinglin@xauat.edu.cn