引水工程絮凝剂余铝对杭州西湖水体、底泥铝盐分布的影响∗

张 玥，徐 栋，张 义，刘碧云，肖恩荣，周巧红，贺 锋，吴振斌

（1：中国科学院水生生物研究所淡水生态与生物技术国家重点实验室，武汉430072）（2：中国科学院大学，北京100049）

引水工程絮凝剂余铝对杭州西湖水体、底泥铝盐分布的影响∗

张 玥1，2，徐 栋1∗∗，张 义1，刘碧云1，肖恩荣1，周巧红1，贺 锋1，吴振斌1

（1：中国科学院水生生物研究所淡水生态与生物技术国家重点实验室，武汉430072）（2：中国科学院大学，北京100049）

通过对杭州西湖综合保护工程钱塘江引水范围内多个湖区水体和底泥中铝盐含量的调查分析，研究了工程絮凝剂余铝对西湖水体、底泥铝盐及沉水植物附着物的影响.结果表明：（1）引水工程输入的絮凝剂残余铝盐导致各湖区入水口水中铝离子含量普遍高于湖心，高出7.86%～288.55%不等，但底泥中Al2O3含量在整个湖区分布较为均匀；（2）约0.04～0.20 m／s流速下，沉水植物很容易成为残余铝盐絮凝物的附着受体；（3）秋、冬季水体中铝离子浓度较高，对西湖水生生物存在更大的生物潜在危害，有必要重视秋、冬季的沉水植物恢复工作.引水工程对西湖水体的影响是长久且难以预见的，在引水的同时应尽量减少其负面影响，可减少絮凝剂的使用或选择环保型絮凝剂，并选择合适的水生植物.

西湖；引水工程；铝盐；絮凝剂；底泥；附着物

杭州西湖是典型的城市景观湖泊，湖面被苏堤、白堤分成大湖、北里湖、岳湖、西里湖和小南湖5个湖区，各湖区水体借桥洞相通；2003年向西扩展之后，增加了茅家埠、乌龟潭、浴鹄湾等子湖，水域面积扩大到6.5 km2［1-2］.随着城市化的进程和旅游业的发展，西湖面临着严峻的富营养化及以生态系统退化为主要特征的水质恶化问题［3-4］.为了改善这一情况，当地采取了综合保护工程［1，5-6］，包括疏浚清淤、引江济湖、面源污染控制、西湖西进、生态修复等，使得西湖的水质和生态环境得到显著改善.其中引钱塘江水置换西湖是较快速改善西湖水质的方法，但钱塘江水泥沙含量较大，取水口潮汐变化造成水位变化较大，江水浊度也有较大的波动，易对西湖造成二次污染.为了解决这一问题，入湖之前使用了铝盐絮凝剂对钱塘江水进行了混凝沉淀处理，在置换西湖湖水的同时也输入了相当数量的预处理过程中残余的铝盐.

针对水体铝盐的研究主要聚焦在饮用水安全［7-9］，对地表水中铝盐的安全限值研究较少.铝对鱼类等水生生物也有一定的毒性，主要取决于铝的价态、浓度以及水体的pH值与硬度［10］.目前，地表水中的铝对水体及水生物的影响还未受到重视，尤其是针对微污染原水引水工程连续输入的铝盐，对水体及整个生境的影响，相关研究还比较少.引水工程对入水口附近湖床进行常年不断地冲刷，会造成底泥的再悬浮，促进了沉水植物表面附着物的生成与大量累积，一方面影响了水生植物景观，另一方面可能会对水生植物的生长繁殖造成不良影响，为进一步开展湖区水生植物定植及结构优化工作带来较大的困难和影响，继而影响对整个湖泊的富营养化控制进程.本文以西湖引水工程影响区域中的乌龟潭、茅家埠、小南湖等湖区为研究对象，对残余絮凝铝盐在西湖水体、底泥的积累进行了初步解析，旨在为湖泊富营养化治理提供科学的理论依据.

1 研究背景与方法

1.1 西湖引水工程概况

杭州西湖钱塘江引水工程始建于1985年，2003年引配水改建工程完成后，玉皇山和赤山埠两座预处理水厂的投产使用，确保了西湖日引水量40×104m3，年引水量约达1.2×108m3，使西湖的换水周期缩短为1个月［11］.其中玉皇山预处理厂日处理量30×104m3，使用絮凝剂为聚合氯化铝（PAC），经入水口进入小南湖；赤山埠水厂日处理量10×104m3，使用絮凝剂为明矾［KAl（SO4）2］，钱塘江原水经预处理后通过配水管经杨公堤进入西湖西进水域（茅家埠5×104m3、乌龟潭3×104m3、浴鹄湾2×104m3），再经由西里湖进入大湖和北里湖，共计6个入水口，11个出水口［12］.2个水厂所用的絮凝剂均为液态，在配药池进行稀释后经泵24 h连续不断输入水厂反应池，在反应池混合均匀后进入沉淀池混凝沉淀，流量主要根据出水浊度进行调节.

相对来说，茅家埠、乌龟潭、浴鹄湾、小南湖有直接的引水入水口，在本文中定义为直引水湖区；大湖、西里湖、北里湖没有引水管道，定义为非直引水湖区.

1.2 研究区域

为研究引水工程絮凝余铝对西湖底泥铝盐及附着物的影响，选取沉水植物附着现象最严重的乌龟潭，沿引水流场路线设置了3个监测点（W1、W2、W3），并在入水口附近采集了附着物.根据引水口设置和线路分布，进一步在整个湖区确定了共11个监测位点，图1为西湖各湖区平面分布及引水工程路线图（箭头所示），图2为具体监测位点.

1.3 采样与分析方法

底泥采样：利用柱状采样器采集监测位点表层10 cm底泥，每个采样点均经多点采样混合，样品风干待测.沉水植物表面附着物用蒸馏水及软毛刷洗至烧杯中，过滤烘干待测.

底泥及附着物氧化铝（Al2O3）、有机质含量等测定依据JY／T 016-1996波长色散型X射线荧光光谱仪方法通则，采用Axios advanced X射线荧光光谱仪对样品进行全元素分析.底泥及附着物总氮（TN）含量采用过硫酸钾消化法［13］测定，总磷（TP）含量采用碱熔-钼锑抗分光光度法（HJ 632-2011）测定.底泥及附着物采用JSM-5610LV扫描电子显微镜进行微观图像的采集处理.水中流速采用MGG／KL-DCB型便携式电磁流速仪测定.水中铝离子浓度采用铬天青S分光光度法（GB／T 5750.6-2006）测定.数据采用SPSS 13.0软件进行统计分析.

2 结果与讨论

2.1 引水工程对乌龟潭底泥及附着物的影响

W1、W2、W3为乌龟潭引水流线上的3个位点，附着物也采自W1位点（图3）.W1、W2和W3位点底泥Al2O3含量分别为13.73%±1.32%、14.69%±1.10%和14.50%±0.81%，三者相差仅1.31%～7.00%，较为接近，W1作为最接近入水口的位点，Al2O3含量反而最低.3个位点对应的TP含量分别为0.64±0.09、1.09±0.11和1.05±0.30 g／kg.TN与TP含量变化趋势相似，有机质含量呈上升趋势，W1、W2、W3位点逐渐升高.附着物Al2O3含量为10.64%±0.56%，略低于底泥，而TN、TP和有机质含量则远高于底泥，分别是底泥的2.15～6.98、2.32～7.48和2.37～4.28倍.

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

图2 西湖各湖区监测位点Fig.2 Monitoring sites ofWest Lake district

图3 乌龟潭底泥、附着物Al2O3、TN、TP及有机质含量Fig.3 Al2O3，TN，TP and organic matter contents of sediment and attachments of Turtle Pond

为了从微观形态探讨附着物来源及其与底泥的关系，对乌龟潭底泥和附着物进行了电镜扫描，从微观形态可以明显看出底泥为颗粒状，粒径范围约5～20μm，而附着物为薄层状和片状，薄层厚度约为0.5μm，片状大小约为1～300μm2，且层片极少团聚，各自成片（图4）.可见附着物大多为絮凝剂的絮体与丝状藻、动植物残体等的结合物，与底泥不同，其Al2O3主要来源于悬浮絮体.输入的铝盐及絮体一部分停留在水中，部分沉降至底泥，另一部分则沉降附着于沉水植物表面或湖床卵石等物质表面.

西湖底泥颗粒粒径有80.8%处在0.0029～0.067 mm之间，属粉砂级范围，难以完全沉降.而底泥本身是最复杂的絮凝体，其中的矿物微粒、粘土矿物、水合金属氧化物、腐殖质、有机质等相互作用，通过各种凝聚絮凝方式相互絮凝［14］，在游船的扰动、引水水流冲刷下极易再悬浮.水中残留的絮凝剂会使分散在水中的不能及时被絮凝下来的微小底泥及悬浮物颗粒在温度适宜、时间允许的情况下重新絮凝，使微小的粒子聚结成为较大的絮状物［15］，随水流沉降于附近的沉水植物表面，不断累积形成附着物.

在水流的作用下，铝盐絮体及有机物质更容易被沉水植物拦截吸附，而非沉降至湖底，这也可能是入水口底泥Al2O3含量最低的原因之一.在乌龟潭入水口附近测定了水流流速，发现距离入水口约5 m处，流速可达0.21m／s；距离约30m处，流速约为0.20m／s；距离约55m时，流速降到0.08m／s；距离约80m时，流速仅0.04m／s；距离入水口约100m时，水面已近于静水状态.入水口附近流速较大，悬浮物及漂浮物不易沉降附着，随流速递减，悬浮物及漂浮物更易沉降及被拦截，故底泥有机质随流速呈上升趋势.底泥Al2O3含量与TP含量呈正相关关系（Pearson相关系数为0.995）.铝盐进入水体后，铝离子与磷酸盐混合反应后通过化学沉析作用去除部分磷，经过这一系列的反应生成絮状体，絮体的吸附作用可进一步去除部分磷［16］，使水体中磷含量得到一定程度的降低，同时铝盐作为钝化剂在底泥表层形成的隔离层对磷也有一定的吸附作用，能有效削减底泥释放的污染物进入水体，从而达到控制磷释放的目的［17］.

图4 乌龟潭底泥（a）和附着物（b）电镜图像Fig.4 Electron microscopy images of sediment（a）and attachments（b）of Turtle Pond

附着物有机质含量远高于底泥，可见沉水植物除对无机物质的拦截吸附之外，更容易成为丝状藻、动植物残体、着生藻等有机物质的附着受体.在水流的作用下，N、P含量丰富的物质（植物等）可能更易于聚集附着，而不是沉降，这是附着物TN、TP含量高于底泥的主要原因.附着物对沉水植物的负面影响是不容忽视的，铝盐絮体会被隐藏在植物表面增加的有机物质中，可能会影响到植株对营养盐的利用［18］；其次物理包裹也会影响植物的光合、呼吸等生理作用；另外，过多的铝盐絮体也会对植株有一定的毒害作用，影响植物正常的生长代谢［19］.

2.2 引水工程对各湖区底泥铝盐、有机质含量的影响

在全湖范围主要的引水湖区采集了底泥，图5为不同湖区底泥Al2O3及有机质含量，其中乌龟潭、茅家埠、小南湖湖区取的是入水口附近的底泥，其他湖区均为湖心，水厂污泥采集的是玉皇山预处理厂沉淀池污泥.Al2O3作为絮凝剂的有效成分，其含量一定程度上表征了絮凝剂输入对各湖区的影响.水厂污泥经过了絮凝沉淀，Al2O3含量最高，达18.6%±1.25%；大湖左上和乌龟潭入水口相近，Al2O3含量分别为14.55%±0.97%和14.2%±2.03%；大湖右下及茅家埠入水口略低于乌龟潭，分别为13.86%±0.54%、13.29%±1.21%；北里湖湖心次之，为12.7%±2.07%；大湖湖心和小南湖入水口最低，分别为11.03%±0.56%和10.8%±1.07%.

图5 不同湖区底泥Al2O3及有机质含量Fig.5 Al2O3and organic matter content of different lake sediments

西湖引水的流场可见，直引水区入水口底泥Al2O3含量没有高于相对影响较小的非直引水区，整体来看趋于均匀分布（图6）.可能长期的动态交换使得水泥两相铝盐达到一定的平衡，而且湖区面积较小，更利于离子交换.小南湖由于水体推移扩散效果最好［12］而更容易扩散分布，且换水频率最高反而不易沉积.另外，底泥中Al2O3含量的均匀分布与沉水植物的分布也有一定关联.入水口一般靠近湖岸，水深小于湖心，更适于沉水植物的生长［20］，入水口附近生物量会大于湖心深水处，而沉水植物的吸收利用或富集可能是入水口附近Al2O3含量没有显著高于湖心的因素之一.有机质主要是水生动植物残渣、藻类及其分泌物等，其变化趋势是非直引水湖区大于直引水湖区.直引水湖区有机物质在水中铝盐微小絮体及水流影响下更容易附着于沉水植物，而非沉降至湖底，并且沉水植物在被一层附着物包裹之后，吸附、拦截能力增强，更容易造成进一步的附着.

图6 西湖流场及入水口、出水口详细分布［12］Fig.6 The flow field ofWest Lake and distribution of water inlets and outlets

2.3 引水工程对各湖区水中铝盐浓度的影响

首先对玉皇山、赤山埠2个预处理水厂的进出水进行了监测，以确定西湖引水工程铝盐的来源背景值. 2个水厂进水浊度有一定变化，变化幅度较大，玉皇山水厂进水浊度变化范围为20～110 NTU，赤山埠水厂则为20～40 NTU，但二者出水浊度都比较稳定，约1.5±1.5 NTU；2个水厂出水铝离子浓度有所不同，玉皇山约为250±50μg／L，赤山埠约为150±50μg／L，浓度都比较稳定.水厂的运行主要以出水浊度为标准，出水浊度略小于西湖平均浊度（约4.00 NTU）.

2013年10月至2014年9月西湖主要几个引水湖区入水口的铝离子浓度普遍高于湖心，高出7.86%～288.55%不等，与同一时段水厂出水铝离子浓度接近；而2014年1月14日采样这天（图7a中红色点）由于水厂停水，没有进水，当天的湖心和入水口铝离子浓度都很低，差距也很小（7.86%～24.85%），之后引水暂停时也有类似趋势.秋、冬季（10-4月）铝离子浓度较高，约170±75μg／L，春、夏季（5-9月）铝离子浓度较低，约60±25μg／L.同样的时间，不同湖区湖心的铝离子浓度差异较大，小南湖高于茅家埠、乌龟潭高于北里湖、西里湖；而各湖区入水口的铝离子浓度差异较小，乌龟潭高于小南湖高于茅家埠（图7a）.

入水口铝离子浓度普遍高于湖心，可见引水工程带来的残余絮凝剂对西湖湖水中的铝盐浓度是有直接影响的.由于西湖换水频率高并且连续输入，换水过程中没有均匀扩散，铝盐聚集于入水口尚未扩散又不断接受新输入的铝盐，形成了一定的动态平衡，始终高于湖心.入水口铝盐浓度以乌龟潭最高，其入水口处于狭长的一端，底部多卵石，更不易扩散，细小的絮体与再悬浮的轻质底泥由于水流作用不易沉降，而是被沉水植物拦截，现场乌龟潭的沉水植物附着情况最为严重，二者有一定的相关性.

西湖主要几个引水湖区湖心和入水口水中pH的在线测定结果，与铝离子浓度监测的位点和时间一致.总体来说，各湖区湖心和入水口的pH处于中性偏碱，湖心和入水口2014年4-9月的pH与2013年10月-2014年3月相比均有下降趋势，但下降幅度很小（图7b）.对铝离子浓度、对应水中pH、TP浓度及底泥TP含量进行Pearson相关性分析，铝离子浓度与水中pH、TP浓度均呈极显著正相关（P＜0.01）（表1），可见铝离子的输入对湖水pH、TP浓度的变化有一定影响.铝离子与水中悬浮物等形成的Al（OH）3絮体具有很大的比表面积，对非溶解态的磷和磷酸盐沉淀物质有一定的吸附能力，能将其吸附后共同沉淀下来［21］.水中铝离子浓度与底泥TP含量呈负相关，底泥中Al2O3抑制了沉积物磷的释放，从而降低了底泥TP含量和Al在水中的分配.

图7 西湖不同湖区水中铝离子浓度（a）和pH（b）时空分布（a图中红色实心小圆圈代表2014年1月14日，水厂停水，没有进水）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个引水湖区入水口的铝离子浓度有31.25%超过了200μg／L，超过了《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2006）的铝浓度限值（0.2mg／L）.有文献报道［22］，水中铝浓度高于200～500 μg／L时，即可使鲑鱼致死；pH在8～9的弱碱性条件下，水中的铝酸根离子浓度高于500μg／L时，也可使鲑鱼致死.Driscoll等［23］研究发现当水中铝离子浓度高于2 μmol／L（即54μg／L）时，对鱼类有潜在毒性.虽然水中铝对鱼类影响的研究受到了最多的关注，但其对整个食物网的影响也通常是负面的，这一点不可忽视［24］.铝盐在pH约6.0～8.0时，溶解度最小，产生危害的可能也最小，当pH＜5.5或pH＞8.0时，铝盐可能从底泥中释放至水中［25］，西湖各湖区全年pH有28.13%高于8.0，最高达8.80，其中91.3%发生在10-3月的秋冬季节，对铝盐从底泥的可能释放值得警示.

表1 水中铝离子浓度、pH、TP浓度及底泥TP含量的Pearson相关性矩阵Tab.1 Pearson correlationmatrix of aluminum ions content，pH and TP concentration in water and TP content in sediments

西湖各湖区铝离子的浓度已达到对水体中的鱼类产生潜在毒性的高度.2013年10月至2014年4月，各湖区铝离子含量有53.57%超过了200μg／L，可见秋冬季节絮凝剂更易残留，春、夏季温度较高，可能由于水温升高有利于絮凝，使絮凝剂得到充分利用，铝离子的残留量较少［26］，并且春、夏季藻类大量繁殖，降低了水中的磷浓度［27］，磷结合吸附的铝也有所减少.目前从西湖各湖区的铝离子浓度来看，秋、冬季对湖里的水生生物有更大的潜在危害.沉水植物对水中有害物质有一定的耐受性和适应性，并且能大量吸附拦截絮凝剂絮体，这对整个湖泊潜在毒害的消减有一定作用，秋、冬季开展沉水植物恢复是很有必要的.

3 结论

1）西湖引水工程输入的絮凝剂残余铝盐导致各湖区入水口水中铝离子浓度普遍高于湖心，其中乌龟潭入水口铝离子浓度可高达308.98μg／L，对入水口沉水植物的附着有一定贡献；引水残余铝盐絮凝剂的长期输入及湖区面积较小使得底泥中Al2O3含量在整个湖区趋于均匀分布，未受流场明显影响.可见引水工程输入的余铝对西湖水体有一定影响，建议在预处理时尽量减少絮凝剂的投加，以避免过量，或者选用环保型絮凝剂.

2）约0.04～0.20 m／s流速下，沉水植物很容易成为附着受体，残余絮凝剂铝盐对附着有促进作用，有机物质在流速及铝盐絮体参与下更容易附着于沉水植物，而非沉降.附着物Al2O3更多来源于悬浮絮体及其与丝状藻、动植物残体等的结合物，而非底泥矿物颗粒；附着物有机质、TN含量、TP含量均高于底泥.

3）秋、冬季水体中铝离子含量较高，对西湖水生生物存在更大的潜在危害，有必要重视秋、冬季的沉水植物恢复工作.另外，入水口附近应尽量种植根系发达的挺水植物，可搭配种植苦草、菹草等条状叶形、生命力强的沉水植物品种，能减少附着物的附着累积，减少其对沉水植物生长的影响.

致谢：感谢杭州西湖水域管理处、杭州西湖风景名胜区环境监测站、国家水专项西湖课题西湖工作站的谭谈、蔺庆伟、孙健、闵奋力等同学在样品采集、处理等方面提供的帮助与支持.

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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

∗国家自然科学基金项目（51208498）和国家水体污染控制与治理科技重大专项（2012ZX07101007-005）联合资助. 2016-06-20收稿；2016-10-25收修改稿.张玥（1990～），女，硕士研究生；E-mail：lunezhang＠126.com.

∗∗通信作者；E-mail：xudong＠ihb.ac.cn.