半封閉水體水綿污染治理效果及其機理

林瑞峰，白文榮，程子龍，王春艷，歐偉杰

(1.北京市北運河管理處，北京 101125；2.北京聯合智業科技集團股份有限公司，北京 100012)

水體富營養化是水體中N、P等營養鹽含量過多導致浮游植物等自養型生物過度生長，其中最為突出的就是大量的浮游藻類滋生，嚴重破壞水體生態環境[1]。在相對清潔的富營養化水體中更普遍發生的是水綿爆發問題，水綿是常見的真核生物，在水中呈片狀或團狀，摸起來手感黏滑。春季，水綿在水下生活，當陽光充足、天氣溫暖時，它們便進行光合作用產生大量氧氣泡，出現在纏結的細絲間[2-3]，從而導致大面積水綿漂浮到水體表面造成黑臭的感官。然而目前針對水綿類富營養化的應急處置工程開展較少，對水綿治理過程中水質演變機制尚不清楚。為提高水綿應對能力，亟需在環境應急處置實踐中開展系統性監測和過程分析。

鏡河地處北京城市副中心，為副中心辦公區主要景觀帶，為周邊環境營造了水清、岸綠、人水和諧的休閑環境[4]。特別是近年來，政府對京杭大運河文化高度重視，遺跡保護、水生態環境建設成為副中心建設的一項重要工作。本研究于2019年3月1日進行現場踏勘，觀察到河道底部生長有綠色和黑褐色水綿，同時受溫度、光照、氣壓等影響，一部分水綿已漂浮在水面上，影響水體表觀。為全面了解水綿治理過程中水質變化規律及污染物形態的演變機制，本研究以鏡河半封閉型水體為例，研究水綿污染事件處置過程中水環境質量及其溶解性有機質的變化，探明污染物遷移歸趨規律，為有效地進行水環境改善、防治水綿再次爆發提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

鏡河規劃設計全長3.5km，目前已建成河道長度約2.4km，河道范圍80～200m，水面寬度20～156m，水深1.5～2m，設計正常蓄水位18m，最高蓄水位20m，規劃設計調蓄庫容55萬m3，河底采用1.2m黏土防滲。鏡河走向基本為南北方向，而后沿“西北-東南”方向入北運河。排澇循環泵站位于現狀鏡湖末端，北運河左岸，為引水式泵站，當鏡河發生大于20年一遇雨水時，將雨水強排至北運河。

據現場勘察，鏡河水域內均有分布水綿，鏡河水體主要以污水處理廠中水為水源，透明度高，偏堿性，總氮濃度高，適宜水綿繁殖。水溫約10～15℃，水綿最適宜溫度約20～30℃，隨著氣溫上升可能發生更大強度的生長，本研究于2019年3月1日進行現場踏勘，觀察到河道底部生長有綠色和黑褐色水綿，同時受溫度、光照、氣壓等影響，光合作用活躍，釋放氧氣充分，水綿即浮于水面。

1.2 工程實施方案

一般化學、物理方法用于抑制藻類生長時，不易控制、成本較高且易破壞生態[5]。生物控藻方法一般包括生物制劑方法、水生植物控藻[6]。針對現狀情況，設計采取2種手段進行處理：一方面針對河底的水綿，投灑顆粒生物制劑(水綿殺1號)，顆粒態易沉降，用于治理河底水綿，抑制水綿上浮；另一方面針對水面漂浮的水綿，投撒液體生物制劑(水綿殺2號)治理。“水綿殺”的主要成分是表面活性劑、生物酶等，制劑投入水中后緩慢向水體中釋放活性劑，有效阻斷水綿細胞壁轉移蛋白對養分的運輸，使水綿快速衰亡，同時水綿在生物酶的作用下逐步被分解[7]，生物制劑投加方案見表1。本研究將整個治理期劃分為治理前期(2019年3月8—12日)、治理中期(2019年3月13—18日)和治理后期(2019年3月19—24日)。自2019年3月8—24日治理期間每天采樣1次。

表1 生物制劑投加方案

1.3 樣品與方法

1.3.1樣品采集

圖1 采樣點圖

1.3.2實驗方法

DO由手持式水質檢測儀(YSI6600v2)現場測定，采集的表層、底層水樣分別儲存在有冰袋的樣品箱送至實驗室在24h內測定其它指標。

Chl-a測定：依據HJ 897—2017《水質 葉綠素a的測定 分光光度法》標準進行測定。

TN測定：由堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定。

TP測定：由鉬酸銨分光光度計法測定。

CODCr測定：采用重鉻酸鉀法測定。

BOD5測定：依據HJ 505—2009《水質五日生化需氧量(BOD5)的測定稀釋與接種法》標準的方法測定。

三維熒光光譜測定熒光溶解有機物(FDOM)組分百分比：利用熒光光譜儀(HitachiF-7000，Tokyo，Japan)。測定參數如下：Ex和Em波長的狹縫寬度分別為5、10nm；Ex波長范圍為200～550nm且Ex和Em間波長間隔恒定為30nm；掃描速度為240nm·min-1，石英比色皿池長為1cm，熒光峰強度的單位定義為a.u.。

總有機碳(TOC)測定：將沉積物樣品取適量放入燒杯中，加入適量濃度為1mol/L的稀鹽酸反應24h，除去碳酸鹽。然后反復用蒸餾水沖洗樣品至pH值為中性，而后將樣品烘干、研磨、100目過篩，取1g左右，用元素分析儀測定總有機碳含量[8]。

1.3.3分析方法

(1)單因子水質標識指數

水質指數法能給出對河流水質最直觀的反映，前人的研究開創和發展了許多針對其研究區的水質指數，且取得了良好的效果。單因子水質標識指數法是國內常用地表水水環境評價方法[9]。單因子水質標識指數Pi由整數位和2位小數組成，表達形式為：

Pi=X1.X2X3

(1)

式中，X1—水質類別(按照GB 3838—2002《地表水環境質量標準》劃定)；X2—監測數據在X1類水標準上限值與下限值變化區間中所處的位置；X3—水質類別與功能區區劃設定類別的比較結果[10]。

本研究中將鏡湖水質標準設為Ⅲ類水標準。

(2)三維熒光光譜

三維熒光光譜結合熒光區域積分法(EEM-FRI)是一種用于整合EEM區域的定量分析技術，可對多組分體系中熒光光譜的重疊對象進行光譜識別和表征。EEM-FRI技術可為水生態系統環境熒光溶解有機質(FDOM)動態提供詳細信息[11]。基于EEM-FRI原理，將所有采集水樣的EEM劃分為5個區域(標記為區域Ⅰ—Ⅴ)。區域Ⅰ和Ⅱ為類酪氨酸物質，區域Ⅲ為類富里酸物質，區域Ⅳ為類色氨酸物質以及區域Ⅴ為類腐殖酸物質[12]，且每個區域的熒光響應百分比(Pi，n)可以表示為：

i=I-V

(2)

式中，φi，n、φt，n—EEM中區域i和總區域t的區域體積；MFi—每個區域的倍增系數；I(λExλEm)—每個Ex/Em波長處的熒光強度；ΔλEx、ΔλEm—Ex和Em之間間隔。利用MATLAB 2009和Origin 8.5軟件進行FRI分析。

2 結果與討論

2.1 治理過程中水質變化

圖2 治理期間各單因子水質標識指數的變化

經過投加生物制劑治理后，鏡河綜合營養狀態指數逐漸降低，說明生物治理對于鏡河水體富營養化狀態有一定改善的效果。

2.2 溶解性有機質結構演變與歸趨

根據各采樣點的5個區域的Pi，n值，湖口和湖心水樣中各物質含量次序均為類腐殖酸>類色氨酸>類酪氨酸>類富里酸物質，鏡河水體中溶解性有機質以類腐殖酸物質為主，如圖3所示。治理中期湖口底層水體類蛋白物質含量較低，表層水體類蛋白物質含量較高；治理后期湖口水樣類蛋白物質含量均較高。鏡河湖口表層水樣與底層水樣相比，具有更多的類酪氨酸物質和相對較少的類色氨酸和類腐殖酸物質。而湖心表層與底層水樣相比，具有較少的類酪氨酸和類富里酸物質和較多的類腐殖酸物質。湖心島表層和底層水樣治理中期類蛋白物質顯著升高，但在治理后期逐漸下降。區域Ⅱ的類酪氨酸組分鏡湖水體中含量最高的類蛋白組分，治理過程中在湖心島底層水體中大量的富集，富集程度遠遠超過表層水體，表明水綿內源的污染物正在伴隨沉降過程歸趨到沉積物中。

圖3 水體有機質熒光組分分布

水綿通過細胞內葉綠體進行光合作用，從而維持其生存和繁衍。生物制劑與水綿細胞直接接觸，透過細胞壁和細胞膜進入細胞內破壞其細胞質和細胞核，導致細胞變異和破損，干擾葉綠素的合成途徑，抑制其光合作用和呼吸作用，因此葉綠素a的含量可一定程度上代表水綿生物量。治理工程中期葉綠素a含量顯著下降，表明生物制劑可以限制水綿的生長，同時鏡河氨氮濃度均有明顯的升高趨勢，如圖4所示，伴隨著三維熒光光譜揭示了水中溶解性蛋白組分顯著提升，這說明治理措施促使水綿大量死亡，殘體分解過程釋放出大量的蛋白質，同時短時間內缺少利用氮、磷元素的生物，導致使總磷和氨氮濃度升高。治理工程后期，水綿生物量進一步下降，說明水綿繁殖受到了有效控制；且鏡河氨氮濃度和類蛋白組分恢復到初期階段，說明治理措施引發的氨氮上升是治理過程的階段性問題，會自然恢復。

圖4 湖心水樣熒光光譜圖

沉積物中的總有機碳在治理全過程中逐漸增加，如圖5所示，闡明了水體污染物的歸宿在沉積物中。上述結果表明，水綿治理措施有效地殺滅了水綿生物體，釋放出植物蛋白組分。不過較多的類蛋白物質含量可能會導致次生危害，治理過程中應減少對底泥的擾動，采取適當穩定化措施，消除再次爆發的風險。

圖5 治理過程中水和底泥環境質量變化

2.3 工程實施效果分析討論

本文針對鏡河隨著季節變化、溫度提升、水綿大面積爆發、嚴重影響正常水生態環境和景觀需求的問題，依據鏡河水環境現狀，制定了水綿治理方案，通過比選當前國內外典型、成熟的水綿防治技術，設計投撒生物制劑治理措施，對鏡河水綿和水環境進行了治理。制劑投入水中后緩慢向水體中釋放活性劑，有效阻斷水綿細胞壁轉移蛋白對養分的運輸，使水綿快速衰亡，同時水綿在生物酶的作用下逐步被分解。實驗結果表明，生物治理方法效果比較顯著，鏡河水生態環境質量不斷改善。

不同配比生物制劑可以有針對性地去除不同污染物[15]，采用生物制劑處理水綿問題時，可根據實際情況進行藥劑濃度選擇，盡量避免其他植物，均勻拋撒。施藥后光照強度對防效有影響，因此要選擇晴天施藥。“水綿殺”主要成分為表面活性劑、生物酶等，不會對鏡河水體造成二次污染。

3 結論

(1)生物治理對于鏡河的水質和水體富營養化狀態均有改善的效果，其中鏡河水體的綜合水質標識指數平均值在治理前期為Ⅳ類水，在治理后期達到Ⅲ類水標準；經過投加生物制劑治理后，鏡河綜合營養狀態指數逐漸降低，水體為中營養湖泊。

(2)生物治理技術對水綿爆發的處置過程會導致階段性氨氮和總磷的升高，這是由集中滅殺水綿引起的生物殘體釋放引起的，在進一步處置過程中可以恢復，不會造成持續環境危害。

(3)水質改善的同時沉積物中的有機質含量有顯著的提高，水體污染物的最終歸宿在水體沉積物，為了避免水綿再次爆發風險需要采取更精準的生態控制措施。