東牙溪水庫藍(lán)藻水華的應(yīng)急與長效管控效果

林映津，曾小妹，陳 倩，謝貽冬

(1.華川技術(shù)有限公司，福建 福州 350008；2.福建省湖庫流域生態(tài)修復(fù)工程研究中心，福建 福州 350008)

水庫型水源地是我國許多地方居民賴以生存的主要供水形式。隨著經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展、人口劇增，許多地方的水庫均出現(xiàn)了不同程度的富營養(yǎng)化現(xiàn)象，尤其在春、夏季，常出現(xiàn)藍(lán)藻水華，不僅影響了水庫的生態(tài)系統(tǒng)，而且嚴(yán)重威脅了當(dāng)?shù)氐墓┧踩?。因此，如何有效控制水庫型水源地的藍(lán)藻水華成為一個(gè)亟待解決的重大環(huán)境問題[1]。

對于湖泊藍(lán)藻水華的控制，國際、國內(nèi)近年來均已開展了大量的研究，也有不少的應(yīng)急及長效控藻措施。目前控制藍(lán)藻水華的主要措施包括物理控藻、化學(xué)控藻和生物控藻三種[2]，其中，物理控藻，如打撈除藻、遮光控藻等方法能及時(shí)控制藻類暴發(fā)、快速消除水體藻類的負(fù)荷，但除藻面積有限，且耗費(fèi)大量的資金和人力，只能作為小規(guī)模水華的應(yīng)急處理[3-6]；化學(xué)控藻，如化學(xué)殺藻劑等方法操作便利、見效顯著、單次使用成本低，但在除藻過程中可能會產(chǎn)生有毒副產(chǎn)物，對環(huán)境造成污染，且不能長期投用一種藥劑，否則極易導(dǎo)致藻類的抗藥性產(chǎn)生[7-8]；生物控藻，如應(yīng)用水生植物、微生物等方法成本低、效用持久，能調(diào)節(jié)水生態(tài)平衡，但受自身?xiàng)l件以及自然條件的限制，有待進(jìn)一步完善[9-12]。

因此，為了保障水源地安全供水，應(yīng)結(jié)合多學(xué)科技術(shù)方法對流域生態(tài)進(jìn)行修復(fù)，抑制水體中內(nèi)源污染物的釋放，恢復(fù)湖庫生態(tài)，從根本上抑制藻類水華的生長[13-15]。

近年來，微納米氣泡技術(shù)作為一項(xiàng)新型的生態(tài)修復(fù)技術(shù)，因不具有二次污染及高效等特點(diǎn)被廣泛應(yīng)用于污水治理與景觀水修復(fù)中[16-20]。該技術(shù)具有氣泡停留時(shí)間長、比表面積大、傳質(zhì)效率高、氧化性強(qiáng)、表面氧化還原電位高等特點(diǎn)[21-22]，與常規(guī)曝氣技術(shù)相比，微納米氣泡還在形成氣泡的粒度、濃度、均勻性和節(jié)能性方面具有顯著優(yōu)勢[23]。洪濤等[24]采用微米氣泡曝氣和傳統(tǒng)曝氣對比的方式處理城市黑臭河水，結(jié)果顯示微米氣泡的處理效果更好，對氨氮、總磷(TP)等污染物的去除率都高于普通氣泡，且對水體色度和濁度的改善效果更好。徐彬等[25]采用微納米氣泡技術(shù)對太湖入湖段的河道水體進(jìn)行生態(tài)修復(fù)，結(jié)果顯示，微納米氣泡技術(shù)能有效提升水質(zhì)，水中高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)、氨氮及TP的平均去除率分別為36.8%、42.4%和49.1%，入湖段水質(zhì)達(dá)到國家地表水Ⅱ～Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)。楊強(qiáng)等[26]利用微納米曝氣技術(shù)改善杭州城市河道水體，成功將水體溶解氧提高了1.0 mg/L，水中總氮(TN)和TP含量分別降低了8.45、8.90 mg/L。

目前，利用微納米氣泡技術(shù)在飲用水源地實(shí)現(xiàn)對藍(lán)藻水華控制的研究報(bào)道較少，本文以該技術(shù)為基礎(chǔ)，輔以原位環(huán)境友好型微生物(從水庫原位底泥中分離的微生物，經(jīng)過原位底泥發(fā)酵馴化培養(yǎng)菌群，包括芽孢桿菌、假單胞菌和光合細(xì)菌等)投加及水生態(tài)因子調(diào)控，對三明市東牙溪水庫2015年暴發(fā)的藍(lán)藻水華進(jìn)行應(yīng)急與長效控制，對應(yīng)急、長效處理中的水華、水質(zhì)變化特征進(jìn)行分析、評價(jià)，旨在為類似水體的水華防控提供參考。

1 研究對象與材料方法

1.1 東牙溪水庫概況

東牙溪水庫位于福建省三明市中村鄉(xiāng)境內(nèi)，是三明市區(qū)重要飲用水源地[27]，總庫容2.263×107m3，正常庫容1.780×107m3[28]，多年平均徑流量1.36×108m3/a，為山谷型月調(diào)節(jié)水庫，最大水深為63.4 m。東牙溪主河道全長30 余公里，全流域面積188 km2，壩址上游集雨面積156 km2。水庫于1993年投入使用，為三明市區(qū)30多萬人口生活飲用供水[29]，主要由下洋水廠和富興堡水廠擔(dān)任供水，日供水能力為1.25×105t。自2010年起，庫區(qū)水體呈現(xiàn)富營養(yǎng)化趨勢，且每年夏季總有藻類水華的跡象。2014年庫區(qū)出現(xiàn)小規(guī)模水華現(xiàn)象，2015年4—7月間庫區(qū)藍(lán)藻水華大面積暴發(fā)(優(yōu)勢種為水華微囊藻)，藻類豐度高達(dá)108cells/L，其中庫區(qū)水質(zhì)TP濃度均值達(dá)到0.056 mg/L，TN濃度均值達(dá)到1.121 mg/L，水華最為嚴(yán)重區(qū)域(上游牛嶺庫灣、支流回瑤庫灣及大壩)猶如一片綠漆漂浮在水面上，嚴(yán)重威脅當(dāng)?shù)氐墓┧踩?/p>

1.2 材料方法

1.2.1 工程設(shè)備

根據(jù)水庫實(shí)際庫容配置生態(tài)修復(fù)設(shè)備(設(shè)備由華川技術(shù)有限公司自主研發(fā)，其性能上更優(yōu)，表現(xiàn)為產(chǎn)生的微納米氣泡粒徑更小、傳質(zhì)系數(shù)更大、擴(kuò)散距離更遠(yuǎn)，具體參數(shù)對比結(jié)果見表1)，主要包括：5臺微納米氣泡發(fā)生裝置(ZL201110455752.3)、5套微氣泡及微納米氣泡擴(kuò)散裝置(ZL201110180368.7)、26套陣列可控納米溶氧盤、16臺懸浮式納米可控溶氧盤、1套微生物馴化投加系統(tǒng)、2套WLSIT-10中央控制系統(tǒng)及20臺HC-TK-4水生態(tài)因子調(diào)控設(shè)備(ZL201510010303.6)。

表1 不同曝氣裝置相關(guān)參數(shù)對比Tab.1 Comparison of parameters related to different aeration devices

1.2.2 應(yīng)急控藻措施(2015.07.12—2015.08. 31)

在岸上設(shè)備房中安裝微納米氣泡發(fā)生裝置產(chǎn)生不攪動(dòng)底泥的微納米級氣泡，通過管道輸送至水體底部的陣列可控納米溶氧盤上，并在水體底部安裝微氣泡及微納米氣泡擴(kuò)散裝置對氣泡進(jìn)行擴(kuò)散，形成如圖1所示的倒置層流的特殊流態(tài)效果，從而最大限度地?cái)U(kuò)大微納米氣泡的擴(kuò)散范圍和傳質(zhì)效率。同時(shí)輔以自動(dòng)微生物投加系統(tǒng)，向壩前水體投加已馴化的原位環(huán)境友好型微生物，使菌群密度達(dá)108CFU/mL，并利用中央控制系統(tǒng)及水生態(tài)因子調(diào)控設(shè)備來調(diào)節(jié)陣列可控納米溶氧盤通過的氣體流量、壓力及氣泡粒徑，控制其周圍較大范圍內(nèi)的水體流態(tài)循環(huán)、溶解氧濃度，從而形成倒置層流，調(diào)節(jié)水體流層的流態(tài)、水體溫變溫躍、氧化還原電位、pH等水下生態(tài)因子，以促進(jìn)原位環(huán)境友好型微生物的生長繁殖，快速去除水中藻類，恢復(fù)水質(zhì)。工程設(shè)備布置如圖2所示。

1.2.3 長效控藻工程(2015.09.01—2018.12.31)

為了修復(fù)東牙溪水庫飲用水水質(zhì)，保護(hù)人民群眾的飲用水安全，在應(yīng)急控藻之后，根據(jù)庫區(qū)富營養(yǎng)化程度、水體污染特征以及內(nèi)源污染情況，鎖定上游入庫段區(qū)域、回瑤灣區(qū)域以及壩前區(qū)域，利用微納米氣泡技術(shù)及水生態(tài)因子調(diào)控對水體繼續(xù)進(jìn)行生態(tài)修復(fù)，促進(jìn)在應(yīng)急措施中投加的原位環(huán)境友好型微生物進(jìn)一步生長繁殖，從而做到長期、穩(wěn)定而有效地抑制藻類暴發(fā)。工程的覆蓋面積依次為6.00、4.33和4.00 hm2，最大總曝氣速率分別可達(dá)150、120和120 m3/h，曝氣時(shí)長由系統(tǒng)依據(jù)水體溶解氧含量自動(dòng)調(diào)節(jié)，當(dāng)湖庫底層水體的溶解氧低于3 mg/L時(shí)開始曝氣，當(dāng)溶解氧高于5 mg/L則停止曝氣。工程設(shè)備布置見圖3。

1.3 水樣采集

本研究依據(jù)《湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》針對應(yīng)急和長效控藻的具體區(qū)域設(shè)置4個(gè)采樣點(diǎn)，如圖4所示，分別為上游對照區(qū)S1位點(diǎn)(N26°11′0.06″、E117°38′20″)、上游入庫段修復(fù)區(qū)S2位點(diǎn)(N26°10′56.12″、E117°38′3.35″)、回瑤灣修復(fù)區(qū)S3位點(diǎn)(N26°12′5.25″、E117°37′56.01″)、壩前修復(fù)區(qū)S4(N26°11′56″、E117°37′42″)。其中，S1和S4位點(diǎn)為應(yīng)急控藻措施的采樣檢測位點(diǎn)，該工程于2015年7月13日開始監(jiān)測，監(jiān)測總時(shí)長為49 d。S1、S2、S3、S4位點(diǎn)為長效控藻工程的采樣檢測位點(diǎn)，工程在2015年下半年至2018年期間于每年的3月、7月、11月對其水質(zhì)理化參數(shù)進(jìn)行長達(dá)3年的監(jiān)測，同時(shí)選取每年7月對水體藻類指標(biāo)進(jìn)行監(jiān)測。監(jiān)測期間分別于每天的8：00、16：00、20：00對各位點(diǎn)進(jìn)行采樣檢測，每個(gè)時(shí)間點(diǎn)在各位點(diǎn)采3組平行樣。

采樣方法依據(jù)GB/T 14581—1993 《水質(zhì)湖泊和水庫采樣技術(shù)指導(dǎo)》使用 2.5 L 有機(jī)玻璃深水取水器在水面下 0.5 m 采集水樣。分析理化指標(biāo)的水樣用500 mL聚乙烯采樣瓶存放；分析浮游植物的水樣用 1 000 mL 聚乙烯采樣瓶存放，并加入10～15 mL魯哥試劑對浮游植物進(jìn)行固定。所有樣品均在0～4℃條件下避光處保存。采樣現(xiàn)場記錄天氣、水溫、pH值、透明度和溶解氧等指標(biāo)。

1.4 檢測方法

1.4.1 水質(zhì)指標(biāo)檢測

水樣TN依據(jù)GB/T 11894—1989，采用堿性過硫酸鉀消解分光光度法測定；TP依據(jù)GB/T 11893—1989，采用鉬酸銨分光光度法測定；葉綠素a(Chl-a)依據(jù)SL 88—2012，采用丙酮提取分光光度法測定；溶解氧(DO)和水溫使用美國哈希公司的HQ3od便攜式溶解氧分析儀測定；pH使用上海力辰科技筆試酸度計(jì)測定；水深使用聲納儀測定；透明度采用賽氏盤法測定。

1.4.2 浮游植物密度測定

將采集的由魯哥試劑固定的樣品靜置48 h，離心濃縮至30 mL，將濃縮后的樣品置于0.1 mL的浮游植物計(jì)數(shù)框(20 mm×20 mm)中，在生物顯微鏡400倍數(shù)下進(jìn)行樣品的觀察與計(jì)數(shù)后計(jì)算，計(jì)算公式為：

式中：N為每升水樣所有浮游植物的數(shù)量(cells/L)；A為計(jì)數(shù)框面積(mm2)；A0為視野的面積(mm2)；VS為原水樣濃縮后的計(jì)數(shù)樣品體積(mL)；V為計(jì)數(shù)框的體積(mL)；n為計(jì)數(shù)結(jié)果所得的浮游植物細(xì)胞個(gè)數(shù)。

1.5 數(shù)據(jù)分析

1.5.1 分析與繪圖軟件

采用SPSS 19.0軟件對樣品數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，使用Origin 9.0完成數(shù)據(jù)制圖工作。

1.5.2 各指標(biāo)削減率計(jì)算

以修復(fù)區(qū)修復(fù)前和修復(fù)后的指標(biāo)差值與修復(fù)前的比值作為修復(fù)區(qū)各指標(biāo)的削減率。

1.5.3 綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)計(jì)算

綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)計(jì)算公式參照王陽陽等報(bào)道[30]進(jìn)行計(jì)算，綜合營養(yǎng)級別判定依據(jù)：TLI(Σ)<30為貧營養(yǎng)；30≤TLI(Σ)≤50為中營養(yǎng)；TLI(Σ)>50為富營養(yǎng)，其中5070為重度富營養(yǎng)[30]。

2 結(jié)果與分析

2.1 水華爆發(fā)期間庫區(qū)水體指標(biāo)

本研究于2015年4—6月藍(lán)藻水華爆發(fā)期間每月5日、10日、15日、20日、25日、30日對東牙溪水庫進(jìn)行水質(zhì)監(jiān)測以及浮游植物密度的測定，結(jié)果見表2。由表2可知，藍(lán)藻水華爆發(fā)期間，庫區(qū)表層水體溶解氧均處于超飽和狀態(tài)、表層水體pH達(dá)到(9.22±0.13)～(9.75±0.08)、水體表層Chl-a含量均呈現(xiàn)富營養(yǎng)化水平、S1點(diǎn)位水體TN濃度超出地表水Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)14.6%～35.1%，且TP濃度超出地表水Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)56.0%～92.0%，水質(zhì)污染嚴(yán)重。S4點(diǎn)位的TN、TP濃度接近地表水Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值，水體濁度均上升明顯。

表2 水華期間庫區(qū)水體表層各項(xiàng)指標(biāo)的月均值Tab.2 Monthly mean values of the indicators at the surface of water in the reservoir area during the algae bloom period

浮游植物密度及藻種優(yōu)勢度如圖5所示。藍(lán)藻水華暴發(fā)期間，浮游藻類優(yōu)勢種單一，為水華微囊藻。水華微囊藻，屬藍(lán)藻門色球藻目微囊藻屬，為單細(xì)胞藻類，具有偽空泡結(jié)構(gòu)，個(gè)體微小，具有很強(qiáng)的營養(yǎng)鹽吸收和轉(zhuǎn)化速率[31]，并能形成團(tuán)聚體以抵抗外界壓力；加上其在代謝及消亡過程中能釋放微囊藻毒素和腐殖酸[32]，存在很大的水質(zhì)安全隱患。監(jiān)測期間，水華微囊藻出現(xiàn)的頻率為100%，優(yōu)勢度值變化范圍為89.8%～96.8%，浮游藻類的總密度波動(dòng)范圍在7.95×107～1.87×108cells/L之間，水華最為嚴(yán)重的區(qū)域猶如一片綠漆漂浮在水面上，水體透明度不足0.5 m。

2.2 降雨量與水體理化因子相關(guān)性分析

為了確定降雨對庫區(qū)水質(zhì)的影響，本文利用SPSS 19.0軟件進(jìn)行自然降雨與水體理化因子之間的Pearson相關(guān)性分析，結(jié)果見表3。

表3 降雨量與水體理化因子相關(guān)性分析Tab.3 Correlation analysis between rainfall and physical and chemical factors in water

表3顯示降雨量與TN在0.05水平上顯著正相關(guān)，與濁度在0.01水平上顯著正相關(guān)，但與TP、pH、CODMn、氨氮、電導(dǎo)率、水溫以及DO均無顯著相關(guān)性。這主要是因?yàn)楸┯陼鹚亮魇Рa(chǎn)生泥沙進(jìn)入水體，增加水體濁度；同時(shí)在降雨徑流的作用下，大量外源污染(如竹林地徑流和生活污水等)匯入水庫，加劇水體的污染，導(dǎo)致水中TN濃度升高。

2.3 應(yīng)急控藻后庫區(qū)水質(zhì)變化

東牙溪水庫應(yīng)急控藻過程中各項(xiàng)指標(biāo)如圖6所示：從圖6數(shù)據(jù)可看出，未經(jīng)處理的上游對照區(qū)S1位點(diǎn)，水體藻密度、Chl-a、TP、TN、pH、DO、CODMn濁度指標(biāo)均在較高濃度范圍內(nèi)波動(dòng)，并無任何下降趨勢，而在應(yīng)急控藻的壩前修復(fù)區(qū)S4位點(diǎn)，應(yīng)急處理8 d(7月20日)后，指標(biāo)均開始出現(xiàn)不同程度的下降，水華得到控制，應(yīng)急控藻處理23 d(8月4日)后水體各項(xiàng)指標(biāo)趨于穩(wěn)定。經(jīng)檢驗(yàn)，應(yīng)急處理23 d后的各指標(biāo)數(shù)據(jù)與處理前期(7月13日)數(shù)據(jù)相比，均存在極顯著差異(P<0.01)。具體表現(xiàn)為：水體浮游藻類總密度從8.4×107cells/L降低至5.0×106cells/L，削減率高達(dá)94.05%；Chl-a含量由22.73 μg/L降低至9.80 μg/L，削減率為56.89%；TP由0.040 mg/L降低至0.018 mg/L，削減率為55.00%；TN由1.21 mg/L降低至0.74 mg/L，削減率為38.84%；pH從9.28降低至8.07，控制在6.0～9.0范圍內(nèi)；表層DO含量從10.37 mg/L降低至8.04 mg/L，削減率為22.47%；CODMn從3.69 mg/L降低至2.12 mg/L，削減率為42.55%；水體濁度從22.14 mg/L降低至3.27 mg/L，削減率為85.68%，水質(zhì)恢復(fù)良好。

2.4 長效控藻期間庫區(qū)水質(zhì)變化

2.4.1 水體中TP濃度變化

各年度及不同月份水體TP變化如圖7所示。由SPSS 19.0顯著性分析可得，經(jīng)過2015年的長效控藻處理后，2016—2018年期間，上游對照區(qū)S1位點(diǎn)的TP濃度與上游入庫段修復(fù)區(qū)S2位點(diǎn)、回瑤灣修復(fù)區(qū)S3位點(diǎn)、壩前修復(fù)區(qū)S4位點(diǎn)均存在極顯著差異(P<0.01)。不同季節(jié)，上游對照區(qū)的TP均高于上游入庫段修復(fù)區(qū)、回瑤灣修復(fù)區(qū)及壩前修復(fù)區(qū)，濃度在0.042～0.086 mg/L之間無規(guī)律波動(dòng)，且多數(shù)月份超過地表水Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)(0.05 mg/L以內(nèi))，年均TP濃度只達(dá)到地表水Ⅳ類水標(biāo)準(zhǔn)，2015—2018年期間均無下降趨勢，水質(zhì)較差。與上游對照區(qū)相反的是，各修復(fù)區(qū)在經(jīng)過長效控藻措施后水體TP指標(biāo)均呈現(xiàn)不同程度的下降，具體表現(xiàn)為：上游入庫段修復(fù)區(qū)在2015年進(jìn)行長效控藻措施之前，TP含量與上游對照區(qū)相當(dāng)，濃度在0.45～0.73 mg/L之間且夏、秋、冬季節(jié)均超出地表水Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)，經(jīng)長效控藻措施處理后，2016年3月上游入庫段修復(fù)區(qū)TP濃度迅速降至0.035 mg/L，并且在夏季達(dá)到地表水Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)(0.025 mg/L以內(nèi))，此后至2018年11月期間，上游入庫段修復(fù)區(qū)TP濃度均控制在0.02～0.31 mg/L之間波動(dòng)，年平均TP濃度在年際間呈下降趨勢，削減率為56.14 %，控磷效果顯著?；噩帪承迯?fù)區(qū)和壩前修復(fù)區(qū)水體TP濃度在2015年控藻措施之前已遠(yuǎn)低于上游對照區(qū)，這可能與上下游關(guān)系的自然變化相關(guān)[33-35]。回瑤灣修復(fù)區(qū)2015年水體TP濃度較高，在0.028～0.04 mg/L之間，經(jīng)長效控藻措施處理后有所下降，并在2016年夏季降至0.02 mg/L，達(dá)到地表水Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)的要求，2017年略微有所回升，濃度在0.026～0.031 mg/L之間波動(dòng)，2018年降低至0.015～0.019 mg/L，削減率為54.16%。壩前修復(fù)區(qū)水體整體TP濃度長期介于0.014～0.035 mg/L之間，滿足地表水Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)，2017年秋、冬季與2018年水體TP濃度均低于0.025 mg/L，滿足地表水Ⅱ類水標(biāo)準(zhǔn)，2016年水體TP濃度相對偏高，這可能是因?yàn)樵?015年暴發(fā)藍(lán)藻水華后，經(jīng)應(yīng)急處理，大量藻體死亡沉降于水體底部，又經(jīng)水中微生物分解代謝而重新釋放到水體中，造成水體TP濃度突然升高。

2.4.2 水體中TN濃度變化

各年度及不同月份水體TN變化如圖8所示。由SPSS 19.0顯著性分析可得，2016—2018年期間，上游對照區(qū)S1位點(diǎn)的TN濃度與上游入庫段修復(fù)區(qū)S2位點(diǎn)、回瑤灣修復(fù)區(qū)S3位點(diǎn)、壩前修復(fù)區(qū)S4位點(diǎn)均無顯著差異(P>0.05)。不同季節(jié)，上游對照區(qū)TN濃度均高于上游入庫段修復(fù)區(qū)、回瑤灣修復(fù)區(qū)及壩前修復(fù)區(qū)，濃度在0.79～1.351 mg/L之間無規(guī)律波動(dòng)，且多數(shù)月份超過地表水Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)(1.0 mg/L以內(nèi))，2017年與2018年的年均TN濃度只達(dá)到地表水Ⅳ類水標(biāo)準(zhǔn)。上游入庫修復(fù)區(qū)TN濃度僅在2015年夏季較高，其余月份均滿足地表水Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)，2016年TN濃度略微下降，但2017年、2018年TN濃度又呈回升趨勢?；噩帪承迯?fù)區(qū)TN濃度僅在2015年夏季偏高，其余月份均滿足地表水Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)，2015年冬季及2016年夏季下降幅度較大，2017年略微有所回升，2017年至2018年在0.73～0.85 mg/L之間波動(dòng)，相對較為穩(wěn)定。壩前修復(fù)區(qū)的TN濃度在0.52～0.91 mg/L之間波動(dòng)，均滿足地表水Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)，2015年至2016年TN濃度下降幅度較大，2017年有所回升，2017年至2018年在0.74～0.97 mg/L之間波動(dòng)，相對較為穩(wěn)定。入庫段修復(fù)區(qū)、回瑤灣修復(fù)區(qū)及壩前修復(fù)區(qū)的TN削減效果均不明顯，這可能是因?yàn)閹靺^(qū)時(shí)常有外源污染匯入，導(dǎo)致水中TN本底值偏高，增加了TN削減的難度。

2.4.3 水體中Chl-a含量變化

各年度及不同月份水體Chl-a含量變化如圖9所示。由SPSS 19.0顯著性分析可得，2016—2018年上游對照區(qū)S1位點(diǎn)的Chl-a含量與上游入庫段修復(fù)區(qū)S2位點(diǎn)、回瑤灣修復(fù)區(qū)S3位點(diǎn)、壩前修復(fù)區(qū)S4位點(diǎn)的年際平均值均存在顯著差異(P<0.05)；夏季Chl-a存在顯著差異(P<0.05)，但秋、冬季節(jié)不存在顯著差異(P>0.05)。上游對照區(qū)每年夏季均會出現(xiàn)Chl-a含量偏高現(xiàn)象，2015年至2018年并沒有出現(xiàn)下降趨勢。而上游入庫段修復(fù)區(qū)、回瑤灣修復(fù)區(qū)及壩前修復(fù)區(qū)在經(jīng)過長效控藻措施后，2016年至2018年水體Chl-a含量均維持在低于10 μg/L的水平，并且上游入庫修復(fù)區(qū)和回瑤灣修復(fù)區(qū)水體Chl-a含量呈逐年下降的趨勢，壩前修復(fù)區(qū)較2015年至2016水體Chl-a含量下降幅度較大，2016年至2018年下降較為平緩。其中上游入庫段修復(fù)區(qū)的水體Chl-a含量削減率為53.21%，回瑤灣修復(fù)區(qū)的水體Chl-a含量削減率為52.43%，壩前修復(fù)區(qū)的水體Chl-a含量削減率為36.88%，減效果較為明顯。

2.4.4 水體中浮游植物密度變化

2016年至2018年夏季，水體中浮游植物細(xì)胞密度變化如圖10所示。由SPSS 19.0相關(guān)性分析可得，浮游植物細(xì)胞密度與Chl-a含量呈極顯著相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.825。夏季，水體中浮游植物主要包括藍(lán)藻、綠藻、硅藻、隱藻和裸藻，其中以藍(lán)藻和綠藻的占比居多，藍(lán)藻占比為28.21%～39.53%，藻密度為2.46×106～3.43×106cells/L，以微囊藻和平裂藻為主；綠藻占比為32.27%～44.87%，藻密度為2.82×106～3.33×106cells/L，以衣藻為主。由圖10數(shù)據(jù)可看出，上游對照區(qū)S1位點(diǎn)的藻密度遠(yuǎn)高于上游入庫段修復(fù)區(qū)S2位點(diǎn)、回瑤灣修復(fù)區(qū)S3位點(diǎn)、壩前修復(fù)區(qū)S4位點(diǎn)的藻密度，具體表現(xiàn)為：2016年夏季，上游對照區(qū)、上游入庫段修復(fù)區(qū)、回瑤灣修復(fù)區(qū)、壩前修復(fù)區(qū)的藻密度分別為8.67×106、42.48×105、40.68×105、39.33×105cells/L；2017年夏季，上游對照區(qū)、庫段修復(fù)區(qū)、回瑤灣修復(fù)區(qū)、壩前修復(fù)區(qū)的藻密度分別為64.18×105、22.60×105、24.97×105、32.19×105cells/L；2018年夏季，上游對照區(qū)、庫段修復(fù)區(qū)、回瑤灣修復(fù)區(qū)、壩前修復(fù)區(qū)的藻密度分別為87.31×105、37.93×105、34.45×105、42.23×105cells/L，三年的藻密度分布均表現(xiàn)為上游對照區(qū)處于長期居高不下的狀態(tài)，削減率幾乎為0。而上游入庫段修復(fù)區(qū)自實(shí)施長效控藻以來，藻密度削減率為49.43%～68.83%，其中藍(lán)藻的藻密度削減率達(dá)81.86%；回瑤灣修復(fù)區(qū)藻密度削減率為51.56%～70.27%，其中藍(lán)藻的藻密度削減高達(dá)88.47%；壩前修復(fù)區(qū)藻密度削減率為49.72%～70.27%，其中藍(lán)藻的削減密度達(dá)86.81%，控藻效果顯著。庫區(qū)夏季總體藻類群落結(jié)構(gòu)發(fā)生的變化表現(xiàn)為：藍(lán)藻和隱藻的比例下降，硅藻的比例有所上升。

2.4.5 2015—2018年東牙溪水庫綜合營養(yǎng)狀態(tài)評價(jià)

庫區(qū)的綜合營養(yǎng)指數(shù)情況如圖11所示：2015—2018年期間東牙溪水庫綜合營養(yǎng)指數(shù)介于37.90～42.99之間，其中2015年因暴發(fā)藍(lán)藻水華而使得其水體富營養(yǎng)指數(shù)為近年來最高；2016—2018年期間庫區(qū)綜合營養(yǎng)指數(shù)呈不斷下降趨勢，整體呈現(xiàn)中營養(yǎng)狀態(tài)，表明東牙溪水庫的長效控藻措施能夠有效抑制水體富營養(yǎng)趨勢，控制藻類的生長。

3 討論

微納米氣泡技術(shù)作為一項(xiàng)新型的生態(tài)修復(fù)技，能有效提升水質(zhì)[35-37]。本文結(jié)合物理與生物技術(shù)，在該技術(shù)的基礎(chǔ)上組合以水生態(tài)因子調(diào)控及功能微生物投加，對東牙溪水庫2015年暴發(fā)的藍(lán)藻水華進(jìn)行應(yīng)急和長效控藻工程的實(shí)施。

應(yīng)急工程的監(jiān)測結(jié)果表明：微納米氣泡技術(shù)組合以水生態(tài)因子調(diào)控及功能微生物投加對控制藍(lán)藻水華具有良好的效果，在工程實(shí)施后第8天水體TP、TN、pH、DO、CODMn和濁度等各項(xiàng)指標(biāo)均開始出現(xiàn)不同程度的下降，第23天后趨于穩(wěn)定，藻類總密度從8.4×107cells/L降低至5.0×106cells/L，削減率高達(dá)94.05%。相關(guān)的研究報(bào)道[38-40]發(fā)現(xiàn)，該方案對藻類的抑制效果可能是因?yàn)槲⒓{米曝氣設(shè)備在向缺氧水體中鼓入微納米氣泡時(shí)，隨著氣泡內(nèi)溶解氧的消耗，不斷向水中補(bǔ)充活性氧，增強(qiáng)水中氧含量，同時(shí)分解水中各種有機(jī)顆粒，使之變?yōu)楦〉奈⒘?，有利于進(jìn)一步生化分解，減少污泥的沉淀。此外，水體活性氧含量的提高能夠增強(qiáng)投加的環(huán)境友好型微生物及水體中原有動(dòng)植物的活性，同時(shí)生態(tài)因子的調(diào)控使水體的溫度、pH等環(huán)境因子更適合環(huán)境友好型微生物的生長繁殖，從而加快水體底層底泥的降解過程，達(dá)到水質(zhì)凈化的效果，實(shí)現(xiàn)藻類的快速消亡。

長效控藻工程的檢測結(jié)果表明：微納米氣泡技術(shù)與水生態(tài)因子調(diào)控技術(shù)的組合對東牙溪水庫水體富營養(yǎng)化具有良好的抑制作用，水體綜合營養(yǎng)指數(shù)呈逐年下降趨勢。工程對上游水體的TP濃度具有顯著的控制作用，入庫段修復(fù)區(qū)、回瑤灣修復(fù)區(qū)總磷的削減率分別達(dá)56.14%和54.16%，這可能是通過微納米氣泡吸附、粘附、沉淀等作用對水體顆粒物質(zhì)的去除產(chǎn)生影響[41]，但該工程對水體TN濃度控制效果不明顯，這可能與TN的去除機(jī)理有關(guān)[42-44]，在TN去除過程中需將水體中以不同形式存在的氮轉(zhuǎn)化成硝態(tài)氮，然后利用反硝化作用將其轉(zhuǎn)化成氮?dú)舛コ?，但是反硝化過程需要一個(gè)厭氧的環(huán)境，這與自然條件及水體增氧相矛盾，因此反硝化轉(zhuǎn)化效率低，加之水庫中的藍(lán)藻具有較強(qiáng)的固氮作用，因此TN濃度的控制率較低。此外，王美麗等[45]將微納米曝氣技術(shù)用于北京市立水西橋下小清河的治理，結(jié)果其對化學(xué)需氧量、TN、TP和土臭素的去除率分別是51.4%、55.8%、31.0%和48.3%；易境等[46]將微納米曝氣技術(shù)聯(lián)合本土微生物活化系統(tǒng)對長沙市消河進(jìn)行治理，水質(zhì)化學(xué)需氧量、氨氮、TN、TP值最終分別為10.6、0.7、1.0、0.2 mg/L，而本研究對TP的削減比較顯著，對TN的削減效果不顯著，這表明在不同污染狀況下的水體中TN、TP去除效果存在差異，這與原污染水體中氮和磷的本底值存在一定的關(guān)系。

本研究對水體Chl-a和藻密度的監(jiān)測結(jié)果表明，夏季藻類生長旺盛，藻密度和Chl-a含量可分別高達(dá)8.67×106cells/L和10.28 μg/L，而秋、冬季節(jié)藻密度和Chl-a則可驟減，其中Chl-a含量可低至4.57 μg/L。這是由于藍(lán)藻、綠藻、硅藻、裸藻等藻類在溫度降低的秋、冬季節(jié)可形成孢囊，并以休眠體的形式沉降到水體沉積物表層，幫助其度過不良的環(huán)境條件，待環(huán)境條件適宜，這些包囊則又重新萌發(fā)形成浮游細(xì)胞[47-49]。微納米氣泡技術(shù)能夠調(diào)整水動(dòng)力[50-51]，使底泥表層的藻類休眠體向底泥深層垂直遷移，進(jìn)而被底泥中部分微生物裂解，降低休眠體的成活率[52-54]，破壞藻類的二次復(fù)蘇，因此從綜合經(jīng)濟(jì)效益與藻類生長特點(diǎn)考慮，工程設(shè)備在藻類較少的秋、冬季節(jié)可適當(dāng)縮短曝氣時(shí)長，在氣溫回暖的春季開始延長曝氣時(shí)間以抑制藻類生長繁殖，從而達(dá)到生態(tài)和經(jīng)濟(jì)的最佳效益。