絮凝控制高濃度藻華對水質和植被恢復的影響

楊瑾晟,姜　磊,蘆　津,陳開寧,謝三桃,張　民,史小麗*

絮凝控制高濃度藻華對水質和植被恢復的影響

楊瑾晟1,2,姜磊1,2,蘆津1,2,陳開寧1,謝三桃3,張民1,史小麗1*

(1.中國科學院南京地理與湖泊研究所,湖泊與環境國家重點實驗室,江蘇 南京 210008；2.中國科學院大學,北京 100049；3.安徽省水利水電勘測設計研究總院有限公司,安徽 合肥 230088)

模擬了葉綠素a濃度為 1001.63μg/L的高濃度藍藻水華,選用聚合氯化鋁(PAC),氯化鐵(FeCl3),陽離子淀粉-殼聚糖(CSC) 3種絮凝劑實施應急控藻,探究其對水質和沉水植被恢復的影響.研究發現, FeCl3和CSC處理后水體DO分別降至1.35, 0.61mg/L,氨氮則高達24.93, 45.74mg/L,引發水體持續的重度黑臭;相比之下, PAC處理后ORP、DO、氨氮明顯改善,分別為-76.00mV、3.64mg/L、9.25mg/L,且優于空白處理的-140.43mV、2.34mg/L、13.10mg/L,水體重度黑臭持續時長從15d減少至4d,沉水植被恢復潛力提升,其中伊樂藻()的生物量顯著增加,優于無藻華對照(<0.05); FeCl3和CSC處理未能緩解苦草(),伊樂藻受到的生長脅迫,甚至加劇了對伊樂藻的生長脅迫,且CSC處理顯著抑制了伊樂藻的葉數,株高,生物量的增長(<0.05).結果表明,絮凝沉降可以快速控制湖濱帶高濃度藍藻水華,但可能會產生黑臭,應考慮增加曝氣增氧等措施以緩解水質惡化,并選取合適的沉水植被進行生態修復,以期實現長效控藻目標.

湖濱帶；絮凝控藻；高濃度藻華；水體黑臭；沉水植物恢復

湖泊富營養化及其藍藻水華是全球范圍內的重大水環境問題.藍藻水華會對水生生態系統造成極大危害,甚至威脅飲用水安全[1-3].長期的野外原位觀測表明,藍藻能夠快速增殖暴發水華,并在大型富營養化湖泊下風向湖濱帶形成高濃度藍藻水華[4].湖濱帶作為與人類生產生活聯系最緊密的區域,同時也是實施內源削減、水生植物修復的主要區域,對于富營養化水體的系統修復具有重要意義[5],受到湖泊管理者的高度重視.因此,有必要針對大型富營養化湖泊湖濱帶高濃度藻華實施科學合理的應急防控方法,減輕可能產生的生態災害,并促進湖泊的生態恢復.

目前較為常見的藍藻水華應急防控方法可以分為物理、化學和生物方法.物理方法通常需要大量基礎設施投資,僅在設備運行時能收到一定成效,對高濃度藻華的緩解顯得乏力[6-7].以殺滅或抑制藻類生長為主的化學方法一般存在非特異性、持續時間短等問題[8-10].藍藻水華產生的低DO環境極易導致非經典生物操縱的鰱鳙等濾食性魚類死亡,微生物控藻方法目前亦缺少實際有效的運用案例[5].

相比之下,利用低劑量的天然或化學改性混凝劑或粘土,通過絮凝、沉淀過程,被證實可以應急控制藻華或原位固定水體中磷[5].國內外已有較多運用鋁、鐵等傳統金屬鹽類,或陽離子淀粉、殼聚糖等可生物降解的天然藥劑實現應急控藻的研究和報道,但初始葉綠素a(Chl-a)濃度通常不超過300μg/ L[11-12].本文前期研究補充了在Chl-a濃度高達400～ 1700μg/L時絮凝控藻的適用性,證明其是唯一一種能夠有效應對大型富營養化湖泊湖濱帶高濃度藍藻水華的應急方法[4].然而,通過高劑量絮凝劑控制高濃度藻華(Chl-a濃度超過1000μg/L)是否會產生水質惡化的潛在風險,如大量藻類在湖底堆積腐爛造成水體嚴重黑臭等,以及可能會對湖泊后續的恢復策略產生哪些負面影響等,仍需進一步研究.

本文模擬了高濃度藻華體系(Chl-a濃度為1001.63μg/L),選取聚合氯化鋁、氯化鐵和陽離子淀粉-殼聚糖3種絮凝劑實施應急控藻,探究其在絮凝控制高濃度藻華后的環境變化;隨后在體系中種植苦草()、狐尾藻()、伊樂藻()等3種沉水植物,比較1周后的生長情況變化,以評估不同絮凝劑實施絮凝控藻后對沉水植被恢復的影響.

1 材料和方法

1.1 樣品采集和高濃度藻華模擬

實驗用水,底泥和藍藻水華樣品均采集自2019年9月巢湖原位.使用水樣采集器(聚乙烯材質)采集巢湖原位的表層和中層混合水樣;使用柱狀采樣器(Ф90mm×500mm,Rigo公司,日本)收集巢湖底部沉積物樣品;使用浮游生物網(200目, 64μm)富集藻類.

采集的樣品于當天在低溫黑暗環境下轉運至實驗室,將沉積物樣品攪拌均勻后,取200mL樣品加入2L塑料燒杯中,采用虹吸法向燒杯內緩慢注入水樣,避免沉積物受水力擾動而再懸浮;將富集的藻類樣品加入燒杯中模擬高濃度藻華,采用丙酮提取、紫外分光光度法(HJ 897-2017)測定Chl-濃度為1001.63μg/L.使用黑色遮光膠帶將燒杯外壁從底部進行捆綁遮蔽,至2/3高度處,模擬湖泊下層環境.

1.2 絮凝降藻

分別采用聚合氯化鋁(PAC)、氯化鐵(FeCl3)和陽離子淀粉-殼聚糖(CSC)作為絮凝劑,根據此前報道的處理劑量[4],分別選擇162mg PAC-2.70g硅藻土、216mg FeCl3-2.16g硅藻土和7.2g陽離子淀粉-1.8g殼聚糖加入高濃度藻華體系,藻類24h沉降率分別達到99.9%,99.9%,93.1%.設置1組藻華空白處理對照,空白和不同絮凝處理每組設置3個平行,共12個;同時,設置1個無藻華的對照實驗.

在絮凝處理后的第1, 4, 9, 15, 24, 29d對各處理的水質和嗅味物質進行跟蹤監測.使用多功能水質參數測定儀(YSI660,美國)測定水體中的氧化還原電位(ORP)、溶解氧(DO)、電導率(EC)和濁度,采用納氏試劑分光光度法(HJ 535-2009)測定氨氮,采用頂空固相微萃取和氣相色譜-質譜聯用儀(GC-MS, agilent公司,美國)測定水體中的嗅味物質[13],包括2-甲基異莰醇(2-Methylisoborneol)、β-環檸檬醛(beta- Cyclocitral)、二甲萘烷醇(Geosmin,土臭素)等.

1.3 沉水植被恢復

在無藻華對照、藻華空白和絮凝處理組中種植苦草()、狐尾藻()和伊樂藻() 3種耐污能力強的沉水植物,每個處理組設置3個平行.置于光照培養箱生長1周后,觀察并記錄各植株的生長狀況,包括葉或杈數、株高、葉寬、根長、總重.

1.4 數據分析

表1 沉水植被恢復潛力的判定

此外,基于沉水植被的生長變化情況,對其恢復潛力進行評價,計算公式和評價方法如表1所示.本研究中所有實驗結果取3次平行實驗均值,使用SPSS獨立樣本檢驗進行差異比較,<0.05認為存在顯著差異.

2 結果與分析

2.1 水質變化

由于藻類大量堆積,藻華空白處理組的ORP、DO在前4d出現驟降,分別從(-54.33±71.91)mV、(8.71±0.06)mg/L降至(-376.98±15.11)mV、(1.83±0.22)mg/L,濁度則在前9d持續上升.隨后藻類逐步消亡, ORP緩慢上升并在第29d恢復到(-140.43±8.27)mV,濁度下降至(910.33±591.90)NTU,而DO無明顯變化(=0.934).同時,氨氮在此過程中亦出現下降.相比之下,絮凝處理后,水體ORP下降幅度較小并始終優于空白處理(<0.001), EC增加(<0.038),濁度下降(<0.001).其中, PAC處理后DO從(11.23±0.28)mg/L降至(3.67±0.28)mg/L,但始終優于其他處理(<0.001);氨氮在前15d內持續降至(6.76±0.63)mg/L,并保持最低(<0.003); EC在第24d回到初始水平.然而, FeCl3和CSC處理后, DO在第24d后低于空白處理(<0.001),并且氨氮、EC均顯著高于空白處理(<0.001).在CSC處理9d后,氨氮、EC分別達到(51.10±3.38)mg/L、(7303.67±74.09) μS/cm,高于其他處理組(<0.001)(圖1).

圖1 絮凝后水質參數的變化情況

2.2 嗅味物質

在空白處理組中,嗅味物質在第9d達到峰值, 3種嗅味物質分別為(103.61±9.13), (1392.95±560.20), (1.70±0.95)ng/L.相比之下,絮凝控藻顯著抑制了2-甲基異莰醇(<0.001)、β-環檸檬醛(<0.002)的釋放, FeCl3和CSC處理對二甲萘烷醇同樣有顯著抑制作用(<0.040).但PAC處理前期存在2-甲基異莰醇釋放,濃度可達9.86～11.38ng/L,處理后期二甲萘烷醇濃度持續增加并在第29d時達到(1.37±0.45)ng/L,顯著高于其他處理(<0.001)(圖2).

圖2 絮凝后水體嗅味物質含量變化

2.3 黑臭狀況

表2 絮凝后水體黑臭狀況*

注:*表內“+”代表有1個指標達到“重度黑臭”;“-”代表有1個指標達到“輕度黑臭”.

高濃度藍藻水華暴發后,水體重度黑臭狀態維持超過15d,此后有所減輕.不同絮凝方法對于水體黑臭的影響不同. PAC處理后,水體自第9d起一直保持輕度黑臭狀態,明顯優于其他處理.而FeCl3處理雖然在4～9d時較空白有所好轉,但水體始終處于重度黑臭狀態; CSC處理后的第1～4d,水體處于輕度黑臭狀態,隨后情況惡化達到重度黑臭水平,直至實驗結束也未出現明顯改善(表2).

2.4 沉水植被恢復潛力

圖3 絮凝后實施沉水植被恢復潛力

如圖3所示,不同絮凝處理對于不同沉水植被恢復的影響不同. PAC處理后,苦草、伊樂藻和狐尾藻的生長情況總體優于藻華空白處理,其中狐尾藻和伊樂藻的葉/杈數、株高、總重的恢復潛力評價均值分別達1.76, 1.94, 2.36和1.56, 1.31, 3.13,狐尾藻杈數和伊樂藻總重增長顯著優于無藻對照(<0.05),說明PAC處理增加了其恢復潛力. FeCl3處理后,雖然苦草葉寬、根長評價值顯著高于0,但3種沉水植被的生長情況與藻華空白處理總體上無顯著差異,表明該處理并不能緩解高濃度藻華對沉水植被生長的抑制;此外,伊樂藻葉數的評價均值為-3.73,顯著劣于藻華空白處理(=0.019),說明加劇了對伊樂藻葉片生長的抑制.CSC處理后,狐尾藻杈數、株高、總重的評價均值接近1,與無藻對照組生長情況相似(<0.05);除根長外,苦草的生長情況與藻華空白處理無顯著差異;而伊樂藻的葉數、株高和總重的評價均值分別達-5.91, -0.55和-1.77,顯著低于0(<0.05),表明其受到的生長脅迫明顯加重.

3 討論

3.1 絮凝控制高濃度藻華后的水質惡化風險

藻類大量堆積極易造成水體缺氧,加之沉降至沉積物表層后光合作用減弱,藻類產氧減少,水中DO消耗迅速;此外,由于湖泊水體或沉積物中大量藻源性有機質在微生物作用下分解,需要消耗水中大量的氧氣,使得微生物厭氧呼吸加劇,從而在還原條件下形成許多致黑臭物質[14-15].因此,雖然絮凝控藻可以有效緩解藻華,但沉降的藻類仍有引發水體黑臭的風險.本研究中,無論是在空白處理還是在不同的絮凝處理中,水體中的DO和ORP出現不同程度的下降.

研究發現,不同絮凝處理對于水環境的影響是不同的.在PAC處理后, DO始終保持較高值.一方面,相較于仍保持著高藻類生物量、高活性的空白處理,絮凝后水體中藻類生物量大幅削減, DO消耗亦同步削減;另一方面, Al3+具有殺藻或抑藻效果[16-17],可能進一步抑制沉降藻類的呼吸.通常DO被認為是黑臭治理的關鍵因素,維持3～4mg/L以上水體自凈能力可以得到明顯提升,因此氨氮能夠持續下降,水體黑臭也得到顯著改善.雖然在此過程中伴隨有少量嗅味物質的釋放,但其濃度均低于2-甲基異莰醇15ng/L、β-環檸檬醛19.3ng/L、二甲萘烷醇10ng/L的嗅閾值[18].

相比之下,即便Fe3+被報道會引起細胞氧化應激,從而破壞細胞膜、脂質、蛋白和DNA等導致藻細胞死亡[19],從而減少水中DO的消耗,但在FeCl3和CSC處理后期,水體中DO始終低于1.5mg/L,水質不斷惡化并持續保持黑臭.這可能是由于微氧條件下兼性微生物活性強,相較于專性厭氧微生物要求ORP在-200～-400mV之間,兼性微生物在100mV以下即可進行無氧呼吸,此時泥水界面主要的微生物過程包括水解酸化、氮呼吸和鐵錳呼吸.其中,氮呼吸過程產生氨氮、亞硝酸鹽,鐵錳呼吸過程將Fe3+還原為Fe2+,過程中需要消耗氧氣,并且產生酸性物質[20-22].FeCl3、陽離子淀粉和殼聚糖分別提供了Fe3+、有機氮和生物可降解的有機大分子,可能加劇了這些過程,造成水體中DO的持續消耗和氨氮增加,進而引發持續黑臭.這與此前3種絮凝劑控制藍藻水華后短期內(1d) DO基本保持在2～4mg/L以上、總溶解氮(TDN)保持在0.6～2.4mg/L[4]的水質監測結果不一致.本研究補充了絮凝控制高濃度藻華的后較長一段時間內(30d)的水質變化情況,結果表明, FeCl3和CSC處理均會導致水體DO持續下降(<2mg/L)和氨氮急劇釋放(>20mg/L),與此前CSC處理較高濃度藍藻水華時觀察到的沉積物TOC驟增、TDN在1～8h后釋放[4]結論基本一致.因此,不同絮凝方法對水環境影響具有較大差異,在實施絮凝控藻前,應充分評估不同絮凝劑所產生的環境風險,必要時應在絮凝后一段時間內增加曝氣增氧操作,以防止水體黑臭.

3.2 絮凝控制高濃度藻華后的沉水植被恢復策略

沉水植被具有加速懸浮物沉降、完善湖泊生態系統結構和功能、抑制藻類生長等重要生態作用,對于提升湖體抗沖擊能力、長效防控藍藻水華有積極意義[23-24].絮凝處理能夠有效沉降藻類,降低水體濁度,實現較低的藻類覆蓋度和較高的透明度,從而有利于大型水生植被恢復[25-26].但也有相關研究證實了藻華腐爛分解會導致沉水植物消亡[27].因此,能否在實施絮凝后采取沉水植被恢復的生態修復策略改善湖泊生態還有待評估.

本研究表明,不同絮凝處理體系和不同修復物種選取均會對沉水植被的恢復產生明顯差異.就絮凝方法而言,PAC處理適宜3種沉水植物恢復, FeCl3處理減輕了沉水植被在高濃度藻華環境中的生長壓力, CSC處理則會加重對苦草,伊樂藻的生長脅迫;就物種選取而言,狐尾藻在使用3種絮凝劑應急控制高濃度藻華后均表現出了良好的生長潛力,苦草次之,而伊樂藻在FeCl3和CSC處理中受到的生長抑制更加嚴重.

這可能與沉水植物的生長策略和對不同環境因子耐受性相關.由于各處理均出現了不同程度的黑臭,植物根莖極易腐爛,而狐尾藻可以依靠不定根和莖葉從水體和沉積物中獲取營養,維持植株正常生長[28].此外,對狐尾藻具有毒害作用的金屬和有機物可以在脫毒后儲存在其體內或在體內被降解[29-31],這些特征可使狐尾藻在不同處理中均表現出較好的生長潛力.有研究報道,氨氮1.5～4.0mg/L時狐尾藻可正常生長,當氨氮達到8.0mg/L時狐尾藻更合適成為生態恢復的先鋒種[32].相比之下,苦草對氨氮的最大耐受濃度為6.0mg/L,而伊樂藻的耐受性差于苦草[33-34],這解釋了在氨氮較低的PAC處理中, 3種植物均展現出了較好的生長潛力;而在氨氮保持高濃度的CSC處理中,苦草、狐尾藻所受到的生長抑制更加嚴重.另一方面, FeCl3處理中沉水植被根和莖暴露于鐵中可能受到氧化應激[35], CSC處理產生的高電導率,均會影響沉水植物的生長.因此,在對大型富營養化湖泊湖濱帶的高濃度藍藻水華實施絮凝應急控制工程時,使用不同絮凝劑后湖泊后續實施沉水植被恢復的策略需作出相應調整,應充分評估不同絮凝方法產生的環境影響和不同修復物種的耐受性與生長潛力,以確定最合適的湖泊修復策略.

4 結論

4.1 在大型富營養化湖泊下風向的湖濱帶易形成Chl-高于1000μg/L的高濃度藍藻水華,投加高劑量的絮凝劑可能是唯一適用的方法,但易引發水體黑臭,進而影響湖泊后續修復策略.

4.2 PAC處理后,水體DO保持在3.67～11.23mg/L,氨氮持續降至6.76mg/L,優于其他處理(<0.05),水體重度黑臭由15d縮至4d.而FeCl3和CSC處理則造成DO持續降至1.35, 0.61mg/L,氨氮升高至24.93, 45.74mg/L,導致水體在較長一段時間內仍處于重度黑臭狀態.

4.3 不同絮凝處理中, PAC絮凝后狐尾藻、苦草、伊樂藻均表現出最優的恢復潛力,其中伊樂藻生物量顯著優于無藻華對照(<0.05),而FeCl3和CSC絮凝未能緩解高濃度藻華對苦草和伊樂藻產生的生長脅迫,CSC處理甚至顯著抑制了伊樂藻的生長(<0.05).

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Effects of controlling heavy cyanobacterial blooms through flocculation on water quality and submerged macrophyte restoration.

YANG Jin-sheng1,2, JIANG Lei1,2, LU Jin1,2, CHEN Kai-ning1, XIE San-tao3, ZHANG Min1, SHI Xiao-li1*

(1.State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China；2.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China；3.Anhui Water Resources and Hydropower Survey, design and Research Institute Co., Ltd, Hefei 230088, China)., 2023,43(2)：561～567

Cyanobacterial blooms could accumulate and form high concentration algal scum in the leeward lakeside, which could seriously damage the aquatic ecology health. Flocculation-sinking is one of the most effective approaches for rapidly mitigating heavy cyanobacterial blooms. But the potential risk of water deterioration would affect the subsequent lake restoration strategies. In this study, three flocculants including polyaluminum chloride (PAC), ferric chloride (FeCl3) and cationic starch with chitosan (CSC), were used to control heavy cyanobacterial blooms with the chlorophyll-a concentration of 1001.63μg/L. Then, the impacts of flocculation on water quality and submerged macrophyte restoration were evaluated. The result showed that the water turned to black and odorous in FeCl3and CSC treatments, with DO dropping to 1.35mg/L and 0.61mg/L, and ammonia nitrogen increasing to 24.93mg/L and 45.74mg/L, respectively. While in PAC treatment, ORP (-76.00mV), DO (3.64mg/L) and ammonia nitrogen (9.25mg/L) were ameliorated, compared with those of -140.43mV, 2.34mg/L, and 13.10mg/L in control treatment, respectively. The duration of severe black-and-odorous water decreased from 15d to 4d, and the restoration potential of submerged macrophyte was promoted. Particularly, the biomass ofincreased significantly, compared with that of the control without cyanobacterial blooms (<0.05). However, the growth stress ofandin FeCl3and CSC treatments was not to be alleviated. CSC treatment could inhibit the growth of leaf, plant height and biomass of(<0.05). Results showed that flocculation and sedimentation could quickly control the heavy cyanobacterial blooms in the lakeside area, but black and odorous water event may occur. Measures, such as aeration for oxygenation, should be implemented to alleviate the deterioration of water quality. Afterwards, appropriate submerged macrophyte should be selected for ecological restoration, for achieving the goal of long-term algal control.

lakeside area；flocculation；heavy cyanobacterial blooms；black and odorous water；submerged macrophyte restoration

X524

A

1000-6923(2023)02-0561-07

楊瑾晟(1999-),江蘇淮安人,中國科學院南京地理與湖泊研究所碩士研究生,主要研究方向為藍藻水華防控和湖泊生態修復.

2022-06-20

中國科學院STS項目(KFJ-STS-QYZD-2021-01-002);國家自然科學基金資助項目(32071573,41877544)

* 責任作者, 研究員, xlshi@niglas.ac.cn