2020, Vol. 41
2. 西安建筑科技大学环境与市政工程学院, 陕西省环境工程重点实验室, 西安 710055;
3. 李家河水库管理有限公司, 西安 710016
, HUANG Ting-lin1,2
, LI Nan1,2 , ZHANG Hai-han1,2 , LIN Zi-shen1,2 , LI Yan-qing1,2 , YANG Shang-ye1,2 , DONG Ya-jun3
2. Shaanxi Key Laboratory of Environmental Engineering, School of Environmental and Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China;
3. Lijiahe Reservoir Management Co., Ltd., Xi'an 710016, China
湖泊与水库是我国主要的水源地, 为全国85%的人口提供饮用水源[1, 2].深水型水库因自然分层及混合过程的存在, 导致水库水质呈现周期性污染, 严重影响民生饮水安全[3~5].不同于自然分层期较长的持续时间及等温层缺氧/厌氧环境, 混合期底部溶解氧迅速提高, 可改善底层水体生态环境, 有助于水库水质的维持.因此, 开展自然分层、混合过程水库水质演替及分层破坏机制与混合作用时效延长方向的研究是解决水库水体周期性污染的关键.
针对水库分层期水质演替与污染控制, 国内外学者开展了大量的研究工作.Tang等[6, 7]和Huang等[8]研究指出, 水库底层沉积物的蓄积与表层藻类的繁殖、衰亡和沉积是分层期内源污染的主要诱因, 且无法改变这一自然过程, 该时期溶解氧 <2 mg·L-1是沉积物释放的重要标志[9], 主要污染物为N、P、Fe和Mn等[10].国外解决自然分层底部厌氧的途径主要包括：等温层充氧(hypolimnetic oxygenation systems, HOx)及人工强制混合(artificial destratification, artificial mixing)[11].其中, 等温层充氧技术应用于Carvins Cove水库(CCR)[12]和Falling Creek水库(FCR)[13, 14]等水源水体, 污染控制效果显著, 但该技术可诱发深水层和沉积物耗氧量的增加; 人工强制混合技术可通过破坏水体分层实现水力充氧, 但可能因沉积物水相界面有机物代谢不彻底导致水体产生嗅味污染.国内多采用扬水曝气技术(water-lifting aerators, WLAs), 其兼具等温层充氧和水体分层破坏功能, 可实现人工强制混合充氧, 改善水库水质[15, 16].相较于分层期水库水质原位控制研究, 混合期水质改善的相关报道较少.水库自然混合是表层水温降低高密度水体下潜所致, 人工强制混合可降低表层水温且缩小上下层水体温差, 诱发水体提前进入自然混合(人工诱导自然混合), 同时提高全层水体溶解氧含量, 该现象已在Wivenhoe水库[17]和黑河水库[15, 16]出现, 但混合作用时效延长及水体溶解氧提高对混合期水质影响的研究鲜见报道.
以上研究揭示了分层期水质改善及人工强制混合诱发水体提前自然混合的机制, 但就分层期水质改善对混合期水质的影响及诱导水体提前实现自然混合的条件及其水质响应的关注较少.本研究以李家河水库为例开展为期近2年的连续监测, 验证水体热分层消除-底部充氧-自然混合作用时效延长对水库水质污染控制效果, 探究人工强制混合与自然混合的衔接条件, 缩短系统运行周期, 以期为饮用水水源水库水质改善及系统低成本运行提供科学支撑, 同时也为国内外深水型水源水库水体污染原位控制提供工程借鉴.
1 材料与方法 1.1 研究区域概况李家河水库位于西安市蓝田县境内, 于2015年建成蓄水, 为西安市重要的饮用水供水水源之一[18, 19].李家河水库源起秦岭山脉, 主要接纳东采峪、西采峪方向来水, 上游被森林及农田覆盖, 流域面积362 km2, 水域面积2.18 km2, 最大库容5.7×107 m3, 平均水深和最大水深分别为56 m, 80 m.该区域位于欧亚板块腹地, 属暖温带半湿润大陆性气候区, 2017~2018年降雨主要集中在6~10月, 水位在844~877 m之间, 平均年蓄水位分别为855 m和863 m(表 1).
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表 1 李家河水库降雨及水位变化 Table 1 Variations of precipitation and water level in Lijiahe Reservoir |
依据水文及气候条件, 李家河水库属峡谷季节性分层水库, 面临藻类高发及底层厌氧等问题[20]. 2017年9月暴发藻类水华, 藻密度达2.95×108 cells·L-1, 底部水体厌氧状态持续6个月[19].为改善源水水质, 降低饮水处理成本, 提高供水安全, 李家河水库于2018年安装扬水曝气水质改善系统(WLAs), 共含8台扬水曝气设备, 间隔约为250~300 m, 呈S型布设在主库区(见图 1), 主要的功能为等温层充氧和全层强制混合, 其他详细性能和技术控制参见文献[10, 14, 19, 21].
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图 1 李家河水库取样点及扬水曝气器布置示意 Fig. 1 Map of sampling sites and water-lifting aerators in Lijiahe Reservoir |
2018年6月20日~9月30日, WLAs间歇试运行, 实现了水库水体人工强制混合, 运行结束后, 水体逐步进入诱导混合期.根据水文地质特征及研究需要, 在主库区设置监测点S1(见图 1), 该区域水深较大且水体滞留时间长, 距离1号扬水曝气器为0.03 km, 属WLAs直接作用区.
1.2 水样采集与监测2017年6月~2019年4月对李家河水库主库区实施原位监测, 频率为每月2~4次, 采用有机玻璃采水器对取样点表层(水下0.5 m)、中层(分层期为温跃层中部, 混合期为水体垂向中部)和底层(沉积物以上0.5 m)3个不同深度水样进行采集, 并置于聚乙烯采样瓶中, 实验室4℃保存, 24 h内完成理化指标的测定.同时, 利用HACH Hydrolab DS5型多参数水质测定仪对水温(Temp)、溶解氧(DO)原位测定, 垂向间隔约1 m.为了避免极端天气对取样的影响且尽量保证取样条件基本一致, 选择晴天中午开展水质监测.
1.3 样品测定所有理化指标的测定均参照文献[15]中所列分析方法, 其中铁(Fe)和锰(Mn)采用火焰原子吸收法测定, 氨氮(NH4+-N)采用纳氏试剂比色法测定, 总磷(TP)采用过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法测定.
1.4 水文气象数据日平均气温数据来自中国气象网, 降雨及水位数据由李家河水库水文监测站提供.
1.5 自然过程及人工诱导混合过程2018年6月前, WLAs已安装, 并未运行, 对水体热分层未实施人工干预, 故2017年6月~2018年4月属于自然过程, 含自然分层、混合过程. 2018年6月以后, WLAs开始间歇试运行, 水体自然过程受到人工干预, 该时期及间接影响期(2018年6月~2019年4月)归于人工诱导混合过程, 其中, 2018年6月20日~9月30日由于WLAs间歇运行, 破坏了水体自然分层, 该时期属人工强制混合过程(强制混合期), 2018年9月30日水体完全混合(垂向温差＜1℃)且处于降温期, WLAs关闭后自然混合过程提前且持续至2019年3月下旬, 该时期属诱导自然混合过程(诱导混合期).
1.6 数据分析与绘图水体热分层结构稳定性评估采用Xiao等[22]和Li等[23]建议的方法, 通过RWCS指标量化水体参混状态, 具体见下式：
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(1) |
式中, Db和Ds分别为底层水体密度和表层水体密度, kg·m-3, D4和D5分别为4℃和5℃时的纯水密度, kg·m-3.由于该水库水体为水源水库, 整体浊度较低[20], 故计算表层及底层水体密度时, 忽略悬浮颗粒的影响.
除水体热分层结构稳定性指标(RWCS)外, 本研究另引入温跃层及厌氧区概念, 进一步讨论自然混合及诱导混合状态下热分层结构及溶解氧变化对水体地球化学的影响.温跃层尚无统一的定义, 国内外学者中多采用温度梯度0.05~2℃·m-1界定这一水层[24], 本研究以0.2℃·m-1为标准识别温跃层演替过程; Li等[9]的研究指出, 水体溶解氧 < 2 mg·L-1时, 沉积物污染物将发生解吸现象, 导致污染物不断向上覆水体释放, 故将溶解氧 < 2 mg·L-1区域定义为厌氧区.
水质参数采用Excel 2010软件建立数据库, 水体相关参数拟合采用SPSS 22.0软件, 绘图采用Surfer 12.0和OriginPro 8.5.1软件.
2 结果与分析 2.1 水温及温跃层结构变化水体自然状态下, 水温分布及季节性演替主要与气温相关, 气温改变引起水体表层热通量变化, 进而作用于水体热分层、温跃层结构[2], 但人工强制混合可改变水温垂向分布[16].图 2为自然过程及人工诱导强制混合过程热分层状态变化.如图 2(a)所示, 自然过程水温在3.52~29.64℃之间, 平均水温11.56℃, 垂向温差范围为0.17~23.53℃; RWSC指数呈现先升高后降低再升高的趋势[图 2(c)], 2017年6~12月为水体自然分层期, 该时期温跃层下潜至40.9~57.8 m, 温跃层厚度逐步压缩[图 3(a)], 2018年1~3月中旬为自然混合期, 水温垂向均化, 持续时间达2.5个月, 2018年3月中旬后, 水体再次进入分层过程.如图 2(b)所示, 人工诱导混合过程水温受人工强制混合作用的影响, 水温变化幅度小于自然过程, 水温在3.23~25.14℃之间, 平均水温14.21℃, 垂向温差范围为0.11~18.15℃; RWSC指数变化趋势与自然过程基本一致[图 2(d)], 2019年6月20日~9月水体人工强制去分层(WLAs间歇运行), 该时期为强制混合期, 8月初出现了RWSC指数波动现象, 主要是强降雨入流导致WLAs停运所致, 但温跃层不断下潜并于8月中旬消失[图 3(b)], 9月底由于水体完全混合且已进入降温期, 此时表层水温、平均气温分别为20.17℃和16.5℃, 垂向温差 < 1℃, 诱导自然混合条件具备, 故关闭WLAs, 实现了人工强制混合与自然混合的有效衔接, 将自然混合提前至10月并持续至翌年3月下旬, 混合期延长至5.5个月, 该时期为诱导混合期.总体来看, 深水型水库自然过程由于气候的影响, 热分层周期长而混合期短, 但人工诱导混合过程主要受WLAs水力混合和气候变化的协同作用, 分层周期缩短, 混合作用时效明显延长.
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(a)和(b)自然过程; (c)和(d)人工诱导混合过程 图 2 自然过程及人工诱导混合过程水温和热分层指数变化 Fig. 2 Variations of water temperature and RWCS index during the natural and induced-mixing processes |
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图 3 自然过程及人工诱导混合过程温跃层结构变化 Fig. 3 Variations of thermocline structure during the natural and induced-mixing processes |
图 4为自然过程及人工诱导混合过程溶解氧变化.如图 4(a)所示, 自然过程表层和底层溶解氧的变化范围分别为6.57~17.91 mg·L-1和0~9.97 mg·L-1, 水体底部厌氧伴随热分层出现, 持续时间达6个月, 底部厌氧层厚度在0~27.58 m之间[图 5(a)], 混合期底部厌氧现象消失, 水体全层高溶解氧状态仅维持2.5个月, 3月中旬后再次出现氧分层现象.如图 4(b)所示, 人工诱导混合过程表层和底层溶解氧浓度分别为7.72~15.05 mg·L-1和3.69~10.95 mg·L-1, 该过程未出现等温层厌氧现象, 同时溶解氧在强制混合期与诱导混合期垂向维持在较高水平[图 5(b)], 主要原因是WLAs运行实现了人工强制混合充氧与混合作用时效延长的双重作用.李家河水库自然过程和人工诱导混合过程初期(WLAs未运行)均出现了表层溶解氧过饱和及温跃层溶解氧最小(metalimnetic oxygen minimum, MOM)现象, 这两种现象同样在千岛湖[25]和德国Rappbode水库[3]被报道, 溶解氧过饱和现象主要是藻类水华引起, 随之藻类迁移至温跃层呼吸耗氧和藻细胞衰亡分解耗氧导致出现MOM现象, 自然过程此两种现象持续至9月下旬, 但人工诱导混合过程由于WLAs的运行, 水体藻类得到控制, 表层溶解氧过饱和状态及MOM现象于7月底消失[图 5(b)].综上所述, WLAs兼具等温层充氧和人工强制混合作用, 消除了分层期底层水体厌氧现象, 自然混合过程的提前与混合作用时效的延长有利于水体高溶解氧环境的持续和水体生态环境的改善.
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图 4 自然过程及人工诱导混合过程溶解氧变化 Fig. 4 Variations of dissolved oxygen during the natural and induced-mixing processes |
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图 5 自然过程及人工诱导混合过程底部厌氧层变化 Fig. 5 Variations of the anoxic layer in the bottom of the water column during the natural and induced-mixing processes |
图 6为自然过程及人工诱导混合过程污染物浓度变化, 同时为明晰人工强制混合充氧(7~9月)及诱导自然混合(10月~翌年3月)对水质改善的效果, 对比了两过程同时期底层污染物浓度, 结果见表 2.
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(a)、(c)、(e)和(g)自然过程; (b)、(d)、(f)和(h)人工诱导混合过程 图 6 自然过程及人工强制混合过程NH4+-N、TP、Fe和Mn浓度变化 Fig. 6 Variations in the concentrations of NH4+-N, TP, Fe, and Mn during the natural and induced-mixing processes |
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表 2 自然过程与人工诱导混合过程底层水质对比 Table 2 Comparison of the bottom water quality between the natural and induced-mixing processes |
如图 6(a)和6(b)所示, 自然过程NH4+-N浓度较高, 分层期浓度总体高于混合期, 但混合期末浓度有所下降; 人工诱导混合过程强制混合期浓度总体呈下降趋势, 且在诱导混合期保持较低浓度; 相较于自然过程, 人工诱导混合过程NH4+-N浓度明显较低(表 2), 7~9月及10月~翌年3月两个时期底层浓度削减分别达12.5%和76.2%.如图 6(c)和6(d)所示, 自然过程TP浓度呈上升趋势, 表层、底层TP浓度平均值为0.063 mg·L-1和0.116 mg·L-1, 未达到地表水Ⅲ类水体标准(湖库TP <0.05 mg·L-1); 人工诱导混合过程TP浓度较自然过程同期7~9月平均浓度基本一致, 但呈明显下降趋势, 同期10月~翌年3月, 底层TP浓度较自然过程削减达75.5%, 该时期TP达标.如图 6(e)~6(h)所示, Fe和Mn在自然过程与人工诱导混合过程与NH4+-N变化趋势基本一致, 但Mn在2017年7~12月(分层期)中层、底层水体呈现季节性超标(地表水环境质量标准)现象; 相较于自然过程, 人工诱导强制过程Fe和Mn浓度削减明显, 7~9月及10月~翌年3月两时期底层Fe浓度削减分别达74.8%和82.2%, 底层Mn浓度削减分别达89.5%和82.1%, Mn浓度达标.
以上结果表明, 人工诱导混合过程较自然过程表现出良好的污染物控制效果, 强制混合期污染物浓度随WLAs运行逐步下降, 并在诱导混合期维持较低水平, 表明强制混合期水质改善是诱导混合期水质保障的重要前提, 同时, 人工强制混合与自然混合的有效衔接延长了混合作用时效, 进一步促进了水体中污染物削减和良好水质状态的持续.
3 讨论 3.1 水体分层及混合的影响因素水库自然过程热分层受热通量(气温与表层水温热交换)、风力、降雨(暴雨径流潜流)和水库形态学特征等因素控制[25~27].针对水库自然状态热分层时空演替, 热通量仍是主导因素[28], 但人工强制混合可改变自然过程水温分布, 进而影响水体热分层结构.因此, 为解析自然过程及人工诱导混合过程水体分层及混合的主导因素, 开展了气温、表层水温、热分层稳定指数和温跃层厚度间的相关性分析(图 7).
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(a) ~ (c)自然过程; (d) ~ (f)人工诱导混合过程 图 7 自然过程及人工诱导混合过程气温、表层水温、RWCS指数和温跃层厚度相关性分析 Fig. 7 Relationship between air temperature, surface temperature, RWCS index, and thermocline strength during the natural and induced-mixing processes |
如图 7(a)~7(c)所示, 自然过程气温与表层水温(R2=0.84)、表层水温和RWCS指数(R2=0.95)和温跃层厚度(R2=0.81)均呈现出良好的相关性, 表明气温是自然过程水体热分层形成与消亡影响的主导因素; 如图 7(d)~7(f)所示, 相较于自然过程, 人工诱导混合过程气温与表层水温(R2=0.68)、表层水温与RWCS指数(R2=0.33)和温跃层厚度(R2=0.11)相关性较低, 该时期WLAs运行对水体自然分层过程实施人工干预, 影响了水体自然分层及温跃层结构演替, 这是导致表层水温与RWCS指数和温跃层厚度相关性较低的原因, 但该时期气温与表层水温表现出较高的相关性, 表明气温与表层水温差仍是水气界面热交换的主要驱动因素.综上所述, 自然过程气温是影响水体热分层结构的主要因素, 但人工诱导混合过程水体分层和混合是气温和人工强制混合共同作用的结果, 这与Li等[16]的研究结果一致.
3.2 人工强制混合及自然混合的衔接自然过程水体分层及混合在水-气界面热交换的控制下周期性出现或消失, 气温与水温差是驱动水体混合的主要动力[2, 29].例如, 升温期, 水体吸收热量促使垂向温差增加, 热分层逐渐形成稳定; 降温期, 水面失热驱动水体混合[29].不同于自然过程, 人工诱导混合过程水体分层与混合是气温与人工强制混合协同作用的结果.因此, 探究自然过程及人工诱导混合过程气温及水温变化(图 8), 可为人工强制混合及自然混合的衔接提供理论依据, 在混合作用时效的延长和WLAs运营能源节约方向具有重要意义和现实价值.
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图 8 自然过程及人工诱导混合过程气温和表层水温变化 Fig. 8 Variations of air temperature and surface water temperature during the natural and induced-mixing processes |
如图 8所示, 自然过程于2017年10月气温逐渐低于表层水温, 水体进入分层衰亡期; 人工诱导混合过程水体散热期(2018年9月初)较自然过程提前1个月, 9月底水体达到完全混合且已进入降温期, 表层水温下降而密度升高, 高密度水体不断下潜, 实现了水体持续自然混合, 气温替代人工强制混合成为水体持续自然混合的主要驱动因素.Li等[16]的研究提出, 人工强制混合与自然混合的衔接应满足两个条件：①WLAs在垂向温差＜3℃时可根据底部溶解氧的状态适当减小供气量或停止运行; ②WLAs停止运行时, 研究区域应进入降温期.本研究2019年9月底水体垂向温差 < 1℃, 表层水温、平均气温分别为20.17℃和16.5℃, 标志着诱导水体自然翻转混合过程的开始, 此时关闭WLAs, 水体持续自然混合, 实现了人工强制混合和自然混合的有效衔接, 印证了上述研究结论.
3.3 诱导自然混合对水库水质改善的机制相较于自然过程, 人工诱导混合过程由于WLAs的运行水质得到了较大改善, 在强制混合期及诱导混合期表现出良好的污染物削减效果且诱导混合期污染物浓度维持在较低水平.而水库水体水质优劣及自净能力与其地球生物化学循环有关, 主要的影响因子包括：溶解氧、水温和微生物多样性及活性等[30, 31].
本研究结果表明：人工诱导混合过程WLAs运行期水体等温层充氧及分层破坏, 解决了因水体耗氧及沉积物厌氧导致的污染物释放问题, WLAs停运后诱导自然混合的实现使水体高溶解氧状态持续, 维持了水体良好生境; 其次, 自然过程和人工诱导混合过程10月~翌年3月温度梯度分别为0.09℃·d-1和0.06℃·d-1, 诱导混合期水体温度梯度变化较小, 有利于微生物降温期适应性提高与活性维持[31].同时, 周子振等[32]的研究指出, 人工诱导混合过程WLAs运行(强制混合期)可强化表层沉积物中微生物的总代谢活性, 达到削减沉积物污染的目的, 诱导混合期水体微生物活性无明显衰减且碳源利用率较高, 但自然过程混合期微生物活性呈降低趋势.
综上所述, 诱导自然混合作用一方面通过水体混合保障了高溶解氧状态持续, 改善了水体生境, 另一方面较低的水体温度梯度变化有利于降温期微生物高活性及碳源利用率延续, 维持了水体自净能力.混合作用时效延长保障了源水供水安全.
4 结论(1) 人工强制混合充氧破坏了自然过程水体分层结构, 强制混合期达3个多月, 9月底由于水体完全混合且已进入降温期, 诱导自然混合条件具备, 关闭WLAs后水体自然混合提前且持续至翌年3月下旬, 诱导混合期达5.5个月, 相较于自然过程混合期增加了2个月, 混合作用时效延长.
(2) 自然过程分层期持续时间长, 伴随着底层厌氧出现并于翌年混合期消失, 持续时间达6个月, 人工诱导混合过程溶解氧处在较高水平, 彻底消除了水体底部厌氧现象, 底层溶解氧浓度为3.69~10.95 mg·L-1, 且在强制混合期与诱导混合期垂向保持在较高水平.
(3) 自然混合过程分层期和混合期污染物浓度较高, TP和Mn呈现阶段性超标且污染周期较长, 混合期污染物表现为先升高后降低的趋势.人工诱导混合过程相较于自然过程呈现出良好的污染物控制效果, 诱导混合期底层NH4+-N、TP、Fe和Mn浓度的削减率为76.2%、75.5%、82.2%和82.1%, 混合期作用时效延长有利于水质改善.
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