引水工程絮凝劑余鋁對杭州西湖水體、底泥鋁鹽分布的影響?

張 玥，徐 棟，張 義，劉碧云，肖恩榮，周巧紅，賀 鋒，吳振斌

（1：中國科學院水生生物研究所淡水生態與生物技術國家重點實驗室，武漢430072）（2：中國科學院大學，北京100049）

引水工程絮凝劑余鋁對杭州西湖水體、底泥鋁鹽分布的影響?

張 玥1，2，徐 棟1??，張 義1，劉碧云1，肖恩榮1，周巧紅1，賀 鋒1，吳振斌1

（1：中國科學院水生生物研究所淡水生態與生物技術國家重點實驗室，武漢430072）（2：中國科學院大學，北京100049）

通過對杭州西湖綜合保護工程錢塘江引水范圍內多個湖區水體和底泥中鋁鹽含量的調查分析，研究了工程絮凝劑余鋁對西湖水體、底泥鋁鹽及沉水植物附著物的影響.結果表明：（1）引水工程輸入的絮凝劑殘余鋁鹽導致各湖區入水口水中鋁離子含量普遍高于湖心，高出7.86%～288.55%不等，但底泥中Al2O3含量在整個湖區分布較為均勻；（2）約0.04～0.20 m／s流速下，沉水植物很容易成為殘余鋁鹽絮凝物的附著受體；（3）秋、冬季水體中鋁離子濃度較高，對西湖水生生物存在更大的生物潛在危害，有必要重視秋、冬季的沉水植物恢復工作.引水工程對西湖水體的影響是長久且難以預見的，在引水的同時應盡量減少其負面影響，可減少絮凝劑的使用或選擇環保型絮凝劑，并選擇合適的水生植物.

西湖；引水工程；鋁鹽；絮凝劑；底泥；附著物

杭州西湖是典型的城市景觀湖泊，湖面被蘇堤、白堤分成大湖、北里湖、岳湖、西里湖和小南湖5個湖區，各湖區水體借橋洞相通；2003年向西擴展之后，增加了茅家埠、烏龜潭、浴鵠灣等子湖，水域面積擴大到6.5 km2［1-2］.隨著城市化的進程和旅游業的發展，西湖面臨著嚴峻的富營養化及以生態系統退化為主要特征的水質惡化問題［3-4］.為了改善這一情況，當地采取了綜合保護工程［1，5-6］，包括疏浚清淤、引江濟湖、面源污染控制、西湖西進、生態修復等，使得西湖的水質和生態環境得到顯著改善.其中引錢塘江水置換西湖是較快速改善西湖水質的方法，但錢塘江水泥沙含量較大，取水口潮汐變化造成水位變化較大，江水濁度也有較大的波動，易對西湖造成二次污染.為了解決這一問題，入湖之前使用了鋁鹽絮凝劑對錢塘江水進行了混凝沉淀處理，在置換西湖湖水的同時也輸入了相當數量的預處理過程中殘余的鋁鹽.

針對水體鋁鹽的研究主要聚焦在飲用水安全［7-9］，對地表水中鋁鹽的安全限值研究較少.鋁對魚類等水生生物也有一定的毒性，主要取決于鋁的價態、濃度以及水體的pH值與硬度［10］.目前，地表水中的鋁對水體及水生物的影響還未受到重視，尤其是針對微污染原水引水工程連續輸入的鋁鹽，對水體及整個生境的影響，相關研究還比較少.引水工程對入水口附近湖床進行常年不斷地沖刷，會造成底泥的再懸浮，促進了沉水植物表面附著物的生成與大量累積，一方面影響了水生植物景觀，另一方面可能會對水生植物的生長繁殖造成不良影響，為進一步開展湖區水生植物定植及結構優化工作帶來較大的困難和影響，繼而影響對整個湖泊的富營養化控制進程.本文以西湖引水工程影響區域中的烏龜潭、茅家埠、小南湖等湖區為研究對象，對殘余絮凝鋁鹽在西湖水體、底泥的積累進行了初步解析，旨在為湖泊富營養化治理提供科學的理論依據.

1 研究背景與方法

1.1 西湖引水工程概況

杭州西湖錢塘江引水工程始建于1985年，2003年引配水改建工程完成后，玉皇山和赤山埠兩座預處理水廠的投產使用，確保了西湖日引水量40×104m3，年引水量約達1.2×108m3，使西湖的換水周期縮短為1個月［11］.其中玉皇山預處理廠日處理量30×104m3，使用絮凝劑為聚合氯化鋁（PAC），經入水口進入小南湖；赤山埠水廠日處理量10×104m3，使用絮凝劑為明礬［KAl（SO4）2］，錢塘江原水經預處理后通過配水管經楊公堤進入西湖西進水域（茅家埠5×104m3、烏龜潭3×104m3、浴鵠灣2×104m3），再經由西里湖進入大湖和北里湖，共計6個入水口，11個出水口［12］.2個水廠所用的絮凝劑均為液態，在配藥池進行稀釋后經泵24 h連續不斷輸入水廠反應池，在反應池混合均勻后進入沉淀池混凝沉淀，流量主要根據出水濁度進行調節.

相對來說，茅家埠、烏龜潭、浴鵠灣、小南湖有直接的引水入水口，在本文中定義為直引水湖區；大湖、西里湖、北里湖沒有引水管道，定義為非直引水湖區.

1.2 研究區域

為研究引水工程絮凝余鋁對西湖底泥鋁鹽及附著物的影響，選取沉水植物附著現象最嚴重的烏龜潭，沿引水流場路線設置了3個監測點（W1、W2、W3），并在入水口附近采集了附著物.根據引水口設置和線路分布，進一步在整個湖區確定了共11個監測位點，圖1為西湖各湖區平面分布及引水工程路線圖（箭頭所示），圖2為具體監測位點.

1.3 采樣與分析方法

底泥采樣：利用柱狀采樣器采集監測位點表層10 cm底泥，每個采樣點均經多點采樣混合，樣品風干待測.沉水植物表面附著物用蒸餾水及軟毛刷洗至燒杯中，過濾烘干待測.

底泥及附著物氧化鋁（Al2O3）、有機質含量等測定依據JY／T 016-1996波長色散型X射線熒光光譜儀方法通則，采用Axios advanced X射線熒光光譜儀對樣品進行全元素分析.底泥及附著物總氮（TN）含量采用過硫酸鉀消化法［13］測定，總磷（TP）含量采用堿熔-鉬銻抗分光光度法（HJ 632-2011）測定.底泥及附著物采用JSM-5610LV掃描電子顯微鏡進行微觀圖像的采集處理.水中流速采用MGG／KL-DCB型便攜式電磁流速儀測定.水中鋁離子濃度采用鉻天青S分光光度法（GB／T 5750.6-2006）測定.數據采用SPSS 13.0軟件進行統計分析.

2 結果與討論

2.1 引水工程對烏龜潭底泥及附著物的影響

W1、W2、W3為烏龜潭引水流線上的3個位點，附著物也采自W1位點（圖3）.W1、W2和W3位點底泥Al2O3含量分別為13.73%±1.32%、14.69%±1.10%和14.50%±0.81%，三者相差僅1.31%～7.00%，較為接近，W1作為最接近入水口的位點，Al2O3含量反而最低.3個位點對應的TP含量分別為0.64±0.09、1.09±0.11和1.05±0.30 g／kg.TN與TP含量變化趨勢相似，有機質含量呈上升趨勢，W1、W2、W3位點逐漸升高.附著物Al2O3含量為10.64%±0.56%，略低于底泥，而TN、TP和有機質含量則遠高于底泥，分別是底泥的2.15～6.98、2.32～7.48和2.37～4.28倍.

圖1 西湖平面及引水工程路線Fig.1 The ichnography ofWest Lake and the route of diversion project

圖2 西湖各湖區監測位點Fig.2 Monitoring sites ofWest Lake district

圖3 烏龜潭底泥、附著物Al2O3、TN、TP及有機質含量Fig.3 Al2O3，TN，TP and organic matter contents of sediment and attachments of Turtle Pond

為了從微觀形態探討附著物來源及其與底泥的關系，對烏龜潭底泥和附著物進行了電鏡掃描，從微觀形態可以明顯看出底泥為顆粒狀，粒徑范圍約5～20μm，而附著物為薄層狀和片狀，薄層厚度約為0.5μm，片狀大小約為1～300μm2，且層片極少團聚，各自成片（圖4）.可見附著物大多為絮凝劑的絮體與絲狀藻、動植物殘體等的結合物，與底泥不同，其Al2O3主要來源于懸浮絮體.輸入的鋁鹽及絮體一部分停留在水中，部分沉降至底泥，另一部分則沉降附著于沉水植物表面或湖床卵石等物質表面.

西湖底泥顆粒粒徑有80.8%處在0.0029～0.067 mm之間，屬粉砂級范圍，難以完全沉降.而底泥本身是最復雜的絮凝體，其中的礦物微粒、粘土礦物、水合金屬氧化物、腐殖質、有機質等相互作用，通過各種凝聚絮凝方式相互絮凝［14］，在游船的擾動、引水水流沖刷下極易再懸浮.水中殘留的絮凝劑會使分散在水中的不能及時被絮凝下來的微小底泥及懸浮物顆粒在溫度適宜、時間允許的情況下重新絮凝，使微小的粒子聚結成為較大的絮狀物［15］，隨水流沉降于附近的沉水植物表面，不斷累積形成附著物.

在水流的作用下，鋁鹽絮體及有機物質更容易被沉水植物攔截吸附，而非沉降至湖底，這也可能是入水口底泥Al2O3含量最低的原因之一.在烏龜潭入水口附近測定了水流流速，發現距離入水口約5 m處，流速可達0.21m／s；距離約30m處，流速約為0.20m／s；距離約55m時，流速降到0.08m／s；距離約80m時，流速僅0.04m／s；距離入水口約100m時，水面已近于靜水狀態.入水口附近流速較大，懸浮物及漂浮物不易沉降附著，隨流速遞減，懸浮物及漂浮物更易沉降及被攔截，故底泥有機質隨流速呈上升趨勢.底泥Al2O3含量與TP含量呈正相關關系（Pearson相關系數為0.995）.鋁鹽進入水體后，鋁離子與磷酸鹽混合反應后通過化學沉析作用去除部分磷，經過這一系列的反應生成絮狀體，絮體的吸附作用可進一步去除部分磷［16］，使水體中磷含量得到一定程度的降低，同時鋁鹽作為鈍化劑在底泥表層形成的隔離層對磷也有一定的吸附作用，能有效削減底泥釋放的污染物進入水體，從而達到控制磷釋放的目的［17］.

圖4 烏龜潭底泥（a）和附著物（b）電鏡圖像Fig.4 Electron microscopy images of sediment（a）and attachments（b）of Turtle Pond

附著物有機質含量遠高于底泥，可見沉水植物除對無機物質的攔截吸附之外，更容易成為絲狀藻、動植物殘體、著生藻等有機物質的附著受體.在水流的作用下，N、P含量豐富的物質（植物等）可能更易于聚集附著，而不是沉降，這是附著物TN、TP含量高于底泥的主要原因.附著物對沉水植物的負面影響是不容忽視的，鋁鹽絮體會被隱藏在植物表面增加的有機物質中，可能會影響到植株對營養鹽的利用［18］；其次物理包裹也會影響植物的光合、呼吸等生理作用；另外，過多的鋁鹽絮體也會對植株有一定的毒害作用，影響植物正常的生長代謝［19］.

2.2 引水工程對各湖區底泥鋁鹽、有機質含量的影響

在全湖范圍主要的引水湖區采集了底泥，圖5為不同湖區底泥Al2O3及有機質含量，其中烏龜潭、茅家埠、小南湖湖區取的是入水口附近的底泥，其他湖區均為湖心，水廠污泥采集的是玉皇山預處理廠沉淀池污泥.Al2O3作為絮凝劑的有效成分，其含量一定程度上表征了絮凝劑輸入對各湖區的影響.水廠污泥經過了絮凝沉淀，Al2O3含量最高，達18.6%±1.25%；大湖左上和烏龜潭入水口相近，Al2O3含量分別為14.55%±0.97%和14.2%±2.03%；大湖右下及茅家埠入水口略低于烏龜潭，分別為13.86%±0.54%、13.29%±1.21%；北里湖湖心次之，為12.7%±2.07%；大湖湖心和小南湖入水口最低，分別為11.03%±0.56%和10.8%±1.07%.

圖5 不同湖區底泥Al2O3及有機質含量Fig.5 Al2O3and organic matter content of different lake sediments

西湖引水的流場可見，直引水區入水口底泥Al2O3含量沒有高于相對影響較小的非直引水區，整體來看趨于均勻分布（圖6）.可能長期的動態交換使得水泥兩相鋁鹽達到一定的平衡，而且湖區面積較小，更利于離子交換.小南湖由于水體推移擴散效果最好［12］而更容易擴散分布，且換水頻率最高反而不易沉積.另外，底泥中Al2O3含量的均勻分布與沉水植物的分布也有一定關聯.入水口一般靠近湖岸，水深小于湖心，更適于沉水植物的生長［20］，入水口附近生物量會大于湖心深水處，而沉水植物的吸收利用或富集可能是入水口附近Al2O3含量沒有顯著高于湖心的因素之一.有機質主要是水生動植物殘渣、藻類及其分泌物等，其變化趨勢是非直引水湖區大于直引水湖區.直引水湖區有機物質在水中鋁鹽微小絮體及水流影響下更容易附著于沉水植物，而非沉降至湖底，并且沉水植物在被一層附著物包裹之后，吸附、攔截能力增強，更容易造成進一步的附著.

圖6 西湖流場及入水口、出水口詳細分布［12］Fig.6 The flow field ofWest Lake and distribution of water inlets and outlets

2.3 引水工程對各湖區水中鋁鹽濃度的影響

首先對玉皇山、赤山埠2個預處理水廠的進出水進行了監測，以確定西湖引水工程鋁鹽的來源背景值. 2個水廠進水濁度有一定變化，變化幅度較大，玉皇山水廠進水濁度變化范圍為20～110 NTU，赤山埠水廠則為20～40 NTU，但二者出水濁度都比較穩定，約1.5±1.5 NTU；2個水廠出水鋁離子濃度有所不同，玉皇山約為250±50μg／L，赤山埠約為150±50μg／L，濃度都比較穩定.水廠的運行主要以出水濁度為標準，出水濁度略小于西湖平均濁度（約4.00 NTU）.

2013年10月至2014年9月西湖主要幾個引水湖區入水口的鋁離子濃度普遍高于湖心，高出7.86%～288.55%不等，與同一時段水廠出水鋁離子濃度接近；而2014年1月14日采樣這天（圖7a中紅色點）由于水廠停水，沒有進水，當天的湖心和入水口鋁離子濃度都很低，差距也很?。?.86%～24.85%），之后引水暫停時也有類似趨勢.秋、冬季（10-4月）鋁離子濃度較高，約170±75μg／L，春、夏季（5-9月）鋁離子濃度較低，約60±25μg／L.同樣的時間，不同湖區湖心的鋁離子濃度差異較大，小南湖高于茅家埠、烏龜潭高于北里湖、西里湖；而各湖區入水口的鋁離子濃度差異較小，烏龜潭高于小南湖高于茅家埠（圖7a）.

入水口鋁離子濃度普遍高于湖心，可見引水工程帶來的殘余絮凝劑對西湖湖水中的鋁鹽濃度是有直接影響的.由于西湖換水頻率高并且連續輸入，換水過程中沒有均勻擴散，鋁鹽聚集于入水口尚未擴散又不斷接受新輸入的鋁鹽，形成了一定的動態平衡，始終高于湖心.入水口鋁鹽濃度以烏龜潭最高，其入水口處于狹長的一端，底部多卵石，更不易擴散，細小的絮體與再懸浮的輕質底泥由于水流作用不易沉降，而是被沉水植物攔截，現場烏龜潭的沉水植物附著情況最為嚴重，二者有一定的相關性.

西湖主要幾個引水湖區湖心和入水口水中pH的在線測定結果，與鋁離子濃度監測的位點和時間一致.總體來說，各湖區湖心和入水口的pH處于中性偏堿，湖心和入水口2014年4-9月的pH與2013年10月-2014年3月相比均有下降趨勢，但下降幅度很?。▓D7b）.對鋁離子濃度、對應水中pH、TP濃度及底泥TP含量進行Pearson相關性分析，鋁離子濃度與水中pH、TP濃度均呈極顯著正相關（P＜0.01）（表1），可見鋁離子的輸入對湖水pH、TP濃度的變化有一定影響.鋁離子與水中懸浮物等形成的Al（OH）3絮體具有很大的比表面積，對非溶解態的磷和磷酸鹽沉淀物質有一定的吸附能力，能將其吸附后共同沉淀下來［21］.水中鋁離子濃度與底泥TP含量呈負相關，底泥中Al2O3抑制了沉積物磷的釋放，從而降低了底泥TP含量和Al在水中的分配.

圖7 西湖不同湖區水中鋁離子濃度（a）和pH（b）時空分布（a圖中紅色實心小圓圈代表2014年1月14日，水廠停水，沒有進水）Fig.7 Aluminium ion concentration（a）and pH（b）ofWest Lake water at different time and space distribution

2013年10月到2014年9月，4個引水湖區入水口的鋁離子濃度有31.25%超過了200μg／L，超過了《生活飲用水衛生標準》（GB 5749-2006）的鋁濃度限值（0.2mg／L）.有文獻報道［22］，水中鋁濃度高于200～500 μg／L時，即可使鮭魚致死；pH在8～9的弱堿性條件下，水中的鋁酸根離子濃度高于500μg／L時，也可使鮭魚致死.Driscoll等［23］研究發現當水中鋁離子濃度高于2 μmol／L（即54μg／L）時，對魚類有潛在毒性.雖然水中鋁對魚類影響的研究受到了最多的關注，但其對整個食物網的影響也通常是負面的，這一點不可忽視［24］.鋁鹽在pH約6.0～8.0時，溶解度最小，產生危害的可能也最小，當pH＜5.5或pH＞8.0時，鋁鹽可能從底泥中釋放至水中［25］，西湖各湖區全年pH有28.13%高于8.0，最高達8.80，其中91.3%發生在10-3月的秋冬季節，對鋁鹽從底泥的可能釋放值得警示.

表1 水中鋁離子濃度、pH、TP濃度及底泥TP含量的Pearson相關性矩陣Tab.1 Pearson correlationmatrix of aluminum ions content，pH and TP concentration in water and TP content in sediments

西湖各湖區鋁離子的濃度已達到對水體中的魚類產生潛在毒性的高度.2013年10月至2014年4月，各湖區鋁離子含量有53.57%超過了200μg／L，可見秋冬季節絮凝劑更易殘留，春、夏季溫度較高，可能由于水溫升高有利于絮凝，使絮凝劑得到充分利用，鋁離子的殘留量較少［26］，并且春、夏季藻類大量繁殖，降低了水中的磷濃度［27］，磷結合吸附的鋁也有所減少.目前從西湖各湖區的鋁離子濃度來看，秋、冬季對湖里的水生生物有更大的潛在危害.沉水植物對水中有害物質有一定的耐受性和適應性，并且能大量吸附攔截絮凝劑絮體，這對整個湖泊潛在毒害的消減有一定作用，秋、冬季開展沉水植物恢復是很有必要的.

3 結論

1）西湖引水工程輸入的絮凝劑殘余鋁鹽導致各湖區入水口水中鋁離子濃度普遍高于湖心，其中烏龜潭入水口鋁離子濃度可高達308.98μg／L，對入水口沉水植物的附著有一定貢獻；引水殘余鋁鹽絮凝劑的長期輸入及湖區面積較小使得底泥中Al2O3含量在整個湖區趨于均勻分布，未受流場明顯影響.可見引水工程輸入的余鋁對西湖水體有一定影響，建議在預處理時盡量減少絮凝劑的投加，以避免過量，或者選用環保型絮凝劑.

2）約0.04～0.20 m／s流速下，沉水植物很容易成為附著受體，殘余絮凝劑鋁鹽對附著有促進作用，有機物質在流速及鋁鹽絮體參與下更容易附著于沉水植物，而非沉降.附著物Al2O3更多來源于懸浮絮體及其與絲狀藻、動植物殘體等的結合物，而非底泥礦物顆粒；附著物有機質、TN含量、TP含量均高于底泥.

3）秋、冬季水體中鋁離子含量較高，對西湖水生生物存在更大的潛在危害，有必要重視秋、冬季的沉水植物恢復工作.另外，入水口附近應盡量種植根系發達的挺水植物，可搭配種植苦草、菹草等條狀葉形、生命力強的沉水植物品種，能減少附著物的附著累積，減少其對沉水植物生長的影響.

致謝：感謝杭州西湖水域管理處、杭州西湖風景名勝區環境監測站、國家水專項西湖課題西湖工作站的譚談、藺慶偉、孫健、閔奮力等同學在樣品采集、處理等方面提供的幫助與支持.

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Effects of residual alum inum flocculant on alum inum salt distribution of water and sediment in West Lake（Hangzhou）

ZHANG Yue1，2，XU Dong1??，ZHANG Yi1，LIU Biyun1，XIAO Enrong1，ZHOU Qiaohong1，HE Feng1＆WU Zhenbin1
（1：State Key Laboratory of Freshwater Ecology and Biotechnology，Institute ofHydrobiology，Chinese Academy ofSciences，Wuhan 430072，P.R.China）
（2：University ofChinese Academy ofSciences，Beijing 100049，P.R.China）

Aluminum salt content in thewater body and sedimentof Hangzhou West Lakewas investigated to study the effectsof residual aluminum flocculant on aluminum salt content of water，sediment and attachments on submerged macrophyte.The results show that：（1）Aluminum ion content of water inlets is higher than that of the central lake，which caused by residual aluminum flocculants from Diversion Project，while Al2O3contentof sediment tend to be distributed evenly across the lake and is notaffected by the Diversion Project；（2）With the flow velocity of about0.04 to 0.20m／s，submerged macrophyte can easily become attachment receptors to residual aluminum flocculate，but is slightly weaker than sediment in the ability of attaching Al2O3content；（3）Aluminum ion content ofwater is high in autumn and winter，whichmay potentially cause greater biological harm to aquatic organism in the lake.Therefore，it is important to restore submerged macrophyte in autumn and winter seasons.Effectof Diversion Project on the West Lake water body is essential but unpredictable.It should be possible to reduce the negative impact of Diversion Project.The use of flocculant can be reduced or environmentally friendly flocculant can be chosen instead，and appropriate aquatic plantsmay be cultivated near water inlets.

West Lake；Diversion Project；aluminium；flocculant；sediment；attachments

DOI 10.18307／2017.0402

?2017 by Journal of Lake Sciences

?國家自然科學基金項目（51208498）和國家水體污染控制與治理科技重大專項（2012ZX07101007-005）聯合資助. 2016-06-20收稿；2016-10-25收修改稿.張玥（1990～），女，碩士研究生；E-mail：lunezhang＠126.com.

??通信作者；E-mail：xudong＠ihb.ac.cn.