揚水曝氣器對水源水庫水質改善及沉積物控制

周子振,黃廷林,李 揚,龍圣海,周石磊 (西安建筑科技大學環境與市政工程學院,陜西 西安 710055)

揚水曝氣器對水源水庫水質改善及沉積物控制

周子振,黃廷林*,李 揚,龍圣海,周石磊 (西安建筑科技大學環境與市政工程學院,陜西 西安 710055)

研究了分層型深水水庫(金盆水庫)水體和沉積物的耗氧速率及沉積物原位釋放狀況,以及揚水曝氣系統運行對水體和沉積物的原位改善效果.原位測定結果表明,金盆水庫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,主庫區沉積物Fe、TOC、TN和TP最大釋放濃度達到2.3～2.7,4.4～5.2、3.0～3.3和0.165～0.224mg/L.揚水曝氣系統運行時期,對作用區域水質和沉積物原位改善結果表明,水體中Fe、TOC、TN和TP濃度削減率分別達到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測定結果表明揚水曝氣系統運行過程中,水體和表層沉積物的微生物活性都得到了增強.揚水曝氣器系統是深水水庫水質和沉積物原位改善的有效技術,且其現場應用已取得顯著效果.

原位沉積物釋放；耗氧速率；揚水曝氣系統；原位改善

水體污染物質長時期吸附并沉積于湖泊、水庫沉積物.沉積物作為污染物質匯的同時也可能演變為污染物的源[1-3].尤其對于深水分層型水庫,夏季水體分層時期,底部水體溶解氧被水體和沉積物中還原性物質及底棲生物呼吸作用耗盡,底部水體進入厭氧狀態,沉積物開始向上覆水體釋放污染物質[4-5].氮、磷、有機質和金屬等污染物質開始富集于下層厭氧水體,一旦發生混合、攪動則會對整個水體造成污染,嚴重威脅飲用水安全[6].因此,抑制沉積物釋放并改善水質具有重要意義.

實驗室模擬試驗表明水庫沉積物在厭氧條件下發生污染物向上覆水體大量釋放現象[7-8].由于沉積物形態、上覆水壓力等條件的改變,使得模擬試驗不能完全模擬原位條件,所以其取的實驗數據可能不如原位試驗可靠.因此,本課題組自主設計了原位反應器,在深水水庫原位測定了沉積物釋放狀態.并且使用便攜式溶解氧測定儀原位測定了上覆水體的耗氧速率.以期對水質的改善和沉積物的控制提供理論支撐.

國內外對于原位水質改善做了深入的研究,主要物理法、化學法和生物法[9].化學物質和生物添加無疑存在著環境風險,尤其對于水源水庫,其使用限制更加嚴格.而使用揚水曝氣的物理方法則不具有生態風險.對于沉積物控制,國內外也做了大量研究,如太湖使用沉積物覆蓋來控制磷污染[10],蘇州河使用鈍化劑來穩定沉積物中重金屬

[11].但這些原位控制策略存在著投資大、功能單一、生態風險大等問題.本課題組自主研發的揚水曝氣系統(WLAs)是一種綜合性原位水質改善技術,并且已成功應用于國內數座飲用水水庫的水質改善[12-13].WLAs不僅具有控制藻類繁殖,抑制沉積物釋放、改善水質等功能,且具有環境友好,節約成本等優點.

金盆水庫是典型的峽谷型深水分層水庫,底部水體每年都經歷長達4～5個月的厭氧時期,且出現下層水體水質惡化的情況[13].金盆水庫主庫區已安裝8臺揚水曝氣器,2015年根據實際水質情況于9月28日～10月28日全負荷運行以達到改善水質的目的.基于原位反應器測定的沉積物釋放情況及歷年現場觀測到的底層水體污染狀態,揚水曝氣系統運行過程中,測定了作用區域和非作用區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方法測定了水體和表層沉積物中微生物的總代謝活性及其對碳源的利用情況,以期探索揚水曝氣系統對水體和沉積物改善的機制.

1 材料與方法

1.1 研究區域

金盆水庫(33°58′N～34°3′N;108°9′E～108°13′E)位于陜西省西安市周至縣境內,距西安市 86km,是一項以城市供水為主,兼有農灌、發電、防洪等綜合利用的大型水利工程.水庫于2002年建成運行,水庫總庫容2×108m3,有效庫容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.四周地勢陡峭,植被茂盛,人類活動少,水質優良,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%.

金盆水庫監測點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)分布及揚水曝氣器分布如圖1所示.揚水曝氣器共在主庫區安裝8臺,其結構及運行狀態已在課題組前期研究中發表[12].S1和S2監測點位于主庫區揚水曝氣器影響范圍內,視為作用區域;S3監測點離揚水曝氣器較遠約1.5km,視為非影響區域.

1.2 原位反應器簡介

本課題組自行設計的原位反應器結構簡圖如圖2所示,反應器由不銹鋼制成.利用卷揚機和鋼絲繩將其放置于主庫區沉積物上方,并將原位水質監測儀 DS5(美國,HACH)固定于反應器內,原位測定水體溶解氧等數據.實驗期間,利用泵每48h從取樣孔經80m長PE管抽水取樣.

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

圖2 原位反應器結構Fig.2 Structure diagram of in situ reactor

1.3 揚水曝氣器簡介

圖3 揚水曝氣器結構Fig.3 Structure diagram of WLA

圖3是揚水曝氣器的結構簡圖,揚水曝氣器使用錨固墩固定于水庫底部,壓縮空氣經管路連續的通入微孔曝氣盤,以小氣泡的形式向氣室釋放,將氧氣溶解到水中.氣泡上升時帶動水流向上流動,該部分充氧后的水流在氣泡的推動下經回流室回到水庫底部.充氧后的尾氣上升進入氣室,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大的氣彈,并迅速上浮,形成上升的活塞流,推動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上升,直至下一個氣彈形成.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散,形成上下水層間的循環混合.

1.4 采樣與分析方法

原位反應器利用泵每48h取樣.揚水曝氣器系統運行期間,在S1、S2和S3監測點利用深層取樣器每72h取樣.采用彼得森抓斗式采樣器采集各采樣點的表層沉積物樣品,每個采樣點取泥3次,混勻作為此點的沉積物樣品.樣品運回實驗室后,經冷凍干燥后,研磨、過篩,置于密封袋中保存備用.每10d取1次,所有水樣和泥樣即刻運回實驗室冷藏,分析.

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

沉積物中Fe采用Tessier[15]提取法測定.沉積物中OC采用燒失量法測定.沉積物中TN采用堿式過硫酸鉀法測定,TP采用歐洲標準測試委員會框架下發展的淡水沉積物磷分離SMT法[16].

Biolog ECO 板測定使用美國 Gen III Microstation全自動微生物鑒定儀.ECO板在28℃恒溫箱中培養,每24h測定其96個碳源孔(3個空白對照孔)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,使用同樣的方法測定表層沉積物的微生物總代謝活性AWCD(Average well color development)指數反映的是微生物對不同碳源的總體代謝活性[17].

碳源利用值(無量綱)=各碳源平均吸光光度值(減去背景值).

2 結果與討論

2.1 金盆水庫沉積物原位釋放及分層期水質

利用原位反應器,于金盆水庫穩定分層期(6～7月份)在主庫區進行沉積物原位釋放研究.實驗在每個監測點(S1、S2、S3)進行一次,實驗期間,主要測定原位反應器內水體的溶解氧、Fe、TOC、TN和TP等濃度變化.

如圖4(A)所示,反應進行288～336h時,原位反應器內溶解氧濃度已被消耗至 0mg/L.原位反應器內溶解氧被上覆水體和沉積物共同消耗,則金盆水庫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生在反應的前120h,之后水體耗氧速率逐步降低;則金盆水庫水體的耗氧速率為: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[19]的0.069mg/(L·d),金盆水庫水體耗氧速率已處于較高水平.

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

圖5 原位反應器內水體Fe、TOC、TN和TP濃度隨時間變化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致沉積物在厭氧環境下向上覆水體釋放污染物[20-21].金盆水庫沉積物耗氧速率為0.358～0.410mg/(L·d).較高的耗氧速率也顯示了金盆水庫沉積物污染負荷大.每48h對原位反應器內上覆水進行取樣、測定,Fe、TOC、TN和TP濃度測定結果如圖5所示.

隨著原位反應器內實驗的進行,上覆水中Fe、TOC、TN和TP均發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,金盆水庫沉積物在厭氧條件下釋放強度高、潛力大,而且對飲用水水質安全有較大的威脅.

從2012年～2015年對金盆水庫水體中Fe、TOC、TN和TP濃度進行了監測.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.與原位反應器觀測結果相一致,相比表層在水體分層末期,底部水體污染物負荷均出現了較大的升高.以 2014年為例,底部水體中Fe、TN和TP分別超過我國III類水[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,對金盆水庫水質進行水質改善勢在必行.基于此,對安裝于金盆水庫的新型原位水質改善技術-揚水曝氣技術2015年運行效果進行了系統研究.

2.2 揚水曝氣技術對水庫水質改善效果

揚水曝氣系統運行期間Fe、TOC、TN和TP濃度逐步降低(S1),如圖6所示,其濃度分別由揚水曝氣系統運行前的0.42、3.5、1.82和0.036mg/L,降低至運行結束的0.09、2.7、0.95和0.012mg/L.對于S1監測點揚水曝氣系統運行使Fe、TOC、TN和TP濃度削減率分別達到78.6%、22.9%、 47.8%和66.7%.而相對非作用區域的S3監測點,同期Fe、TOC、TN和TP自然狀態下削減率僅為: 20.8%、15.3%、14.3%和 18.8%.由此可見,揚水曝氣系統的運行對水質原位改善具有明顯的效果.

對揚水曝氣器系統運行過程中污染物濃度的降低原因做了進一步的探索.使用 Biolog技術在揚水曝氣系統運行中對S1和S3監測點進行微生物總代謝活性和碳源利用情況進行監測.通過曝氣提升水體溶解氧過程中,水體中好氧反硝化細菌的活性和數量均得到了提升,這加速了水體氮、碳循環,對污染物的去除起到了積極作用[23].

圖6 揚水曝氣系統運行期間作用區域S1和參照區域S3水體Fe、TOC、TN和TP濃度隨運行時間變化Fig.6 Variation of Fe、TOC、TN and TP concentrations with time during the operation of WLAs in S1 and S3

圖7 揚水曝氣器運行期間S1和S3監測點水體AWCD變化Fig.7 AWCD590nmvariation in S1and S3during the operation of WLAs

圖8 揚水曝氣器運行期間S1和S3監測點水體微生物對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的快速增長主要發生在前168h,其后AWCD的增長則趨于穩定,這表明微生物對碳源的利用主要發生在前168h.隨著揚水曝氣系統的運行,S1監測點的 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.相比于非作用區域S3,隨著水體水溫和溶解氧的進一步降低,其AWCD呈現出逐步降低的趨勢.由此可見,揚水曝氣系統的運行,對于提高水體微生物對碳源利用有明顯效果. Zhou等[17]的研究也發現,對水體強化充氧能夠提高土著好氧反硝化菌代謝活性,對TN和TOC去除具有顯著作用.

Biolog ECO板將不同碳源主要歸結為多糖、氨基酸、脂類、醇類、胺類、羧酸等 6類.在揚水曝氣系統運行過程中,將S1和S3監測點微生物對 6種碳源平均利用率列于圖 8.總體來看,S1監測點微生物對碳源的利用呈逐步升高的趨勢,而 S3監測點則呈現逐步降低的趨勢,這與AWCD指數變化趨勢一致.金盆水庫微生物對6種碳源利用相對平衡,對酯類利用最高.Biolog測定結果表明,揚水曝氣系統運行提高了微生物總體代謝活性以及其對不同碳源的利用.而相比于作用區域,非作用區域的微生物代謝活性呈現降低的趨勢.

2.3 揚水曝氣技術對水庫沉積物控制效果

在揚水曝氣系統運行期間對S1和S3監測點表層沉積物中污染物濃度進行了4次監測,監測結果如表2所示.

表2 揚水曝氣器運行期間S1監測點表層沉積物中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

揚水曝氣系統運行一個月之后,在作用區域的S1監測點表層沉積物中Fe、OC、TN和TP濃度呈現出一個逐步降低的趨勢.其濃度由運行之初的 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]研究發現,在強化充氧過程中表層沉積物中微生物的反硝化基因也有所升高,而且其對污染物濃度削減也得到了與本研究相同的結論.

圖9 揚水曝氣器運行期間S1和S3監測點表層沉積物AWCD變化Fig.9 AWCD variation in surface sediments of S1 and S3 during the operation of WLAs

而對于非作用區域的S3監測點,表層沉積物中Fe、OC、TN和TP非但沒有降低而且略有升高.其可能的原因是自然過程的沉積.由此可見,揚水曝氣系統運行對于表層沉積物的原位改善具有明顯效果.

在揚水曝氣系統運行過程中對表層沉積物也進行了Biolog ECO板測定,生物總代謝活性如圖9所示.由于揚水曝氣系統的運行,S1監測點表層沉積物AWCD指數逐步升高,而且沉積物生物總代謝活性明顯高于S3監測點水體生物總代謝活性,S1監測點AWCD指數最高達到了1.64.非作用區域的S3監測點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,揚水曝氣系統的運行也極大地提高了表層沉積物的生物總代謝活性,從而達到了削減表層沉積物中污染物濃度的目的.

2.4 揚水曝氣系統運行經濟分析

由于揚水曝氣系統設備質量穩定(設計使用年限 20年),本次經濟分析只計算系統運行時的能耗.揚水曝氣系統運行能耗主要是電能的消耗,包括空氣壓縮機和冷卻水泵耗電.金盆水庫實際運行總功率P包括空氣壓縮機功率P1和冷卻水泵功率P2兩部分.計算如下:

揚水曝氣系統全負荷運行1個月,金盆水庫現狀供水80×104m3/d,電費按單價0.6元/(kW·h)計算,則現狀每m3運行費用約0.01元/t.

3 結論

3.1 研究發現金盆水庫水體分層期耗氧速率為0.106～0.132mg/(L·d),處于同類型水庫的較高水平.原位反應器測定結果表明,Fe、TOC、TN和TP最大釋放濃度(480h)達到2.3～2.7、4.4～5.2、3.0～3.3和 0.165～0.224mg/L,水體分層時期水質受污染風險大.

3.2 揚水曝氣系統的運行通過提高水體和表層沉積物微生物總代謝活性及其對碳源利用達到對污染物削減的目的.2015年揚水曝氣系統經過1個月的運行,作用區域水體 Fe、TOC、TN和TP濃度削減率分別達到78.6%、22.9%、47.8%和66.7%.

3.3 揚水曝氣系統運行期間對沉積物監測發現,表層沉積物中Fe、OC、TN和TP也得到了同步去除,去除率分別達到 8.7%、17.4%、18.0%和17.4%.研究結果表明,揚水曝氣系統對于深水分層水庫水質和沉積物的原位改善具有顯著效果.

[1] M?ynarczyk N, Bartoszek M, Polak J, et al. Forms of phosphorus in sediments from the Gocza?kowice Reservoir [J]. Applied Geochemistry, 2013,37:87–93.

[2] Sun S, Huang S, Sun X, et al. Phosphorus fractions and its release in the sediments of Haihe River, China [J]. Journal of Environmental Sciences, 2009,21:291-295.

[3] 劉 凱,倪兆奎,王圣瑞,等.鄱陽湖不同高程沉積物中磷形態特征研究 [J]. 中國環境科學, 2015,35(3):856-861.

[4] Huang L, Fang H, Reible D. Mathematical model for interactions and transport of phosphorus and sediment in the Three Gorges Reservoir [J]. Water Research, 2015,85:393-403.

[5] 汪 淼,嚴 紅,焦立新,等.滇池沉積物氮內源負荷特征及影響因素 [J]. 中國環境科學, 2015,35(1):218-226.

[6] Souza, V A, Wasserman, J C. Distribution of Heavy Metals In Sediments of a Tropical Reservoir in Brazil: Sources And Fate [J]. Journal of South American Earth Sciences, 2015,63:208-216.

[7] Wang L, Yuan X, Zhong H, et al. Release behavior of heavy metals during treatment of dredged sediment by microwaveassisted hydrogen peroxide oxidation [J]. Chemical Engineering Journal, 2014,258:334-340.

[8] Wu D, Hua Z. The effect of vegetation on sediment resuspension and phosphorus release under hydrodynamic disturbance in shallow lakes [J]. Ecological Engineering, 2014,69:55-62.

[9] Chen Q, Jinren N, Ma T, et al. Bioaugmentation treatment of municipal wastewater with heterotrophic-aerobic nitrogen removal bacteria in a pilot-scale SBR [J]. Bioresource Technology, 2015,183:25-32.

[10] Xu D, Ding S, Sun Q, et al. Evaluation of in situ capping with clean soils to control phoshate release from sediments [J]. Science of the Total Environment, 2012,438:334-341.

[11] Qian G, Chen W, Lin T, et al. In-situ stabilization of Pb, Zn, Cu, Cd and Ni in the multi-contaminated sediments with ferrihydrite and apatite composite additives [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,170:1093-1100.

[12] Ma W, Huang T, Li X. Study of the application of the waterlifting aerators to improve the water quality of a stratified, eutrophicated reservoir [J]. Ecological Engineering, 2015,83:281-290.

[13] Chai B, Huang T, Zhu W, et al. A new method of inhibiting pollutant release from source water reservoir sediment by adding chemical stabilization agents combined with water-lifting aerator [J]. Journal of Environment Sciences, 2011,23(12):1977-1982.

[14] Zhou Z, Huang T, Ma W, et al. Impacts of water quality variation and rainfall runoff on Jinpen Reservoir, in Northwest China [J]. Water Science and Engineering, 2015,8(4):301-308.

[15] Tessier A, Campbell P, Bisson M, et al. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals [J]. Analytical Chemistry, 1979,51(7):844-851.

[16] 孫境蔚.沉積物磷的分級提取方法及提取相的共性分析 [J].環境科學與技術, 2007,30(2):110-114.

[17] Zhou S, Huang T, Zhang, H, et al. Nitrogen removal characteristics of enhanced in situ indigenous aerobic denitrification bacteria for micro-polluted reservoir source water [J]. Bioresource Technology, 2016,201:195-207.

[18] Zhang Y, Wu Z, Liu M, et al. Dissolved oxygen stratification and response to thermal structure and long-term climate change in a large and deep subtropical reservoir (Lake Qiandaohu, China) [J]. Water Research, 2015,75:249-258.

[19] Gerling A, Browne R, Gantzer P, et al. First report of the successful operation of a side stream supersaturation hypolimnetic oxygenation system in a eutrophic, shallow reservoir [J]. Water Research, 2014,67:129-143.

[20] Huang T, Xuan L, Rijnaarts H, et al. Effects of storm runoff on the thermal regime and water quality of a deep, stratified reservoir in a temperate monsoon zone, in Northwest China [J]. Science of the Total Environment, 2014,485-486(3):820-827.

[21] 周子振,黃廷林,章武首,等.柘林水庫污染物來源及水體分層對水質的影響 [J]. 哈爾濱工業大學學報, 2016,48(2):1-7.

[22] GB3838-2002 地表水環境質量標準 [S].

[23] Huang T, Guo L, Zhang H, et al. Nitrogen-removal effciency of a novel aerobic denitrifying bacterium, Pseudomonas stutzeri strain ZF31, isolated from a drinking-water reservoir [J]. Bioresource Technology, 2015,196:209-216.

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,河南開封人,西安建筑科技大學博士研究生,研究方向為水源水質原位改善及水資源保護與利用.

2016-02-25

國家自然科學基金資助項目(51478378) * 責任作者, 教授, huangtinglin@xauat.edu.cn