疏浚技術及其對污染水體治理效果的影響

劉麗香，韓永偉*，劉輝，孟曉杰，高馨婷，侯春飛，熊向艷，阿彥

1.中國環境科學研究院 2.內蒙古大學生態與環境學院

水體污染源主要包括外源和內源：外源指陸地的營養物質進入水體后造成的污染，如工業廢水、生活污水、雨水沖刷地表有機污染物(包括碳、氮和磷等污染物)；內源指進入水體的營養物質通過物理、化學和生物作用逐漸沉降至底泥表層，當累積到一定量后再向水體釋放而造成的污染，水體中污染底泥是主要的內源。在水體治理過程中，當控制了外源輸入后，污染底泥內源成為主要污染源[1- 2]。底泥是水體生態系統的重要組成部分，是水體污染物的源和匯。水體污染物通過多種途徑在底泥富集，而底泥污染物在一定條件下會再次向水體釋放，造成二次污染[3]。為了降低底泥污染，目前較為有效的方法是進行底泥疏浚，已有許多國家將疏浚技術用于水體中污染底泥的治理[4- 10]。

目前國內外大部分研究主要聚焦于疏浚技術應用[11- 16]、設備研發[17- 19]和對污染物影響的研究[1,4,20- 24]，缺乏疏浚對污染物去除、水生生物影響和疏浚治理效果等方面的研究。疏浚對污染水體治理效果是疏浚研究與應用的重點，筆者在調研國內外大量文獻基礎上，從疏浚技術特點及應用狀況、疏浚對水質改善效果、疏浚對水生生物的影響等方面進行總結，闡述疏浚對污染水體水生態系統的影響，以期為疏浚技術應用提供支撐和參考。

1 疏浚技術特點及應用

1.1 疏浚技術特點

底泥疏浚是通過采用人工或機械手段適當清除含有污染物的表層底泥以減少底泥內源污染負荷和污染風險的技術，疏浚主要分為水下疏浚、環保疏浚和排干疏浚3種。環保疏浚是在保護水生態環境前提下而進行的疏浚，對疏浚設備有較高要求，需要控制水體渾濁度，合理選擇淤泥排放位置。環保疏浚效率較高，可達90%～95%[12,16]。排干疏浚是將水完全排空后再進行疏浚，其疏浚效果徹底，但對施工季節要求較高。水下疏浚是將疏浚船固定在船上某一位置，對該位置水下的淤泥進行清除，并利用管道把清理的淤泥輸送到指定排放位置。水下疏浚方式包括絞吸式、斗輪式、抓斗式以及泵吸式4種，應用頻率較高的為抓斗式，其疏浚效率為30%～40%[12,16]，對絞吸式、斗輪式和泵吸式3種水下疏浚方式的疏浚效率報道較為鮮見。不同疏浚方式的疏浚效率見表1。

表1 不同疏浚方式的疏浚效率

1.2 疏浚技術應用及效果

目前國內外有較多的疏浚工程應用案例，大部分疏浚工程實施后水體水質明顯改善。如韓國首爾清溪川[25]、英國倫敦泰晤士河[26]、法國巴黎塞納河[27]、德國魯爾埃姆舍河[28]、奧地利維也納多瑙河[29]等污染水體經過疏浚后水質得到明顯改善；我國天津海河[30]、上海蘇州河[31]、滇池草海[32]等黑臭水體經過疏浚后，水質也得到顯著改善。柳惠青等[32]研究表明，滇池草海疏浚后1年，水中各項指標均好轉，水體透明度由原來小于0.37 m提高到0.8 m，水體中COD、BOD5以及總氮、總磷、葉綠素a濃度分別降低了36.4%、64.7%、37.8%、40.5%和62.5%。張凱奇等[33]發現，泰東河疏浚前后水質變化明顯，疏浚前水質指標均為Ⅱ～Ⅳ類，全年水質達標率為75.0%；疏浚后水質主要以Ⅲ類為主，全年水質達標率為91.7%。疏浚后水質達標率較疏浚前提高16.7個百分點。

但也有一些疏浚工程實施后效果不明顯，疏浚后水體主要水質指標COD、TN和TP濃度不降反升[4- 5]，如我國寧波月湖[34]、杭州西湖[35]、南京玄武湖[36]以及荷蘭Zierikzee灣[37]、日本Suwa湖[38]等。俞海橋等[39]研究發現，太湖西五里湖疏浚前葉綠素a和總氮濃度分別為17.75 μg/L和3.03 mg/L，疏浚1年后葉綠素a升至23.66 μg/L，總氮濃度降為2.59 mg/L；朱敏等[36]模擬南京玄武湖，發現疏浚前、后水中總氮濃度分別為4 000和5 000～8 000 mg/kg。造成疏浚效果不明顯的原因可能是外部點源未得到有效控制，外源污染物沉積于疏浚后新生底泥表面，底泥污染釋放加大，促使水體氮、磷不平衡。

2 疏浚對污染水體水質改善效果及影響因素

疏浚是控制水體內源污染的有效措施之一，通過疏浚直接去除了污染底泥，使其釋放進入水體的污染物量減少，促使水體水質得到改善。但疏浚工程實施過程中，機械擾動水流造成了底泥顆粒物再懸浮，使氮和磷等物質再次進入水體，造成二次污染；疏浚工程實施后也會由于外源污染未得到有效控制等原因使水體水質改善效果不好或持續時間不長，疏浚治理效果及其引起的新環境問題得到了廣泛關注和研究[53]，但國內外學者的研究結論尚存在分歧。

2.1 疏浚后水質改善效果及時效性

目前國內外學者對疏浚治理后能否長期改變水體污染狀況存在爭議[1, 4- 5]。雖然疏浚可將污染底泥從水體中徹底去除，從而改善疏浚水域底泥污染狀況，但由于受外源輸入、內源累積等影響，疏浚對水體污染物的去除效果具有時效性。研究表明，疏浚效果保持時間最長的達20年，但大部分可保持1～2年。

嚴格控制外源污染和規范化疏浚，可使疏浚效果保持數十年。瑞典的Trumment湖通過清挖底泥1 m后，底泥中有機物、氮和磷濃度都迅速下降，底泥總磷濃度從600 μg/g降到70～100 μg/g，約降低了90%，總氮濃度從6.3 mg/g降到1.3 mg/g[40]，改善后的水質狀況保持了18年；Ruley等[41]研究發現，美國路易斯安那州城市湖泊疏浚后10年內沒有發生富營養化，疏浚后近20年，水體中氮濃度始終低于疏浚前。

部分疏浚案例對污染物的去除效果具有短效性，僅能維持1～2年。如美國馬薩諸塞州的New Bedfold港疏浚后2年內，底泥中的多環芳烴和重金屬濃度都顯著降低[42]；王棟等[43]研究表明，無錫太湖五里湖疏浚后2年，水體總磷和溶解磷濃度比疏浚前下降10%～25%，葉綠素a濃度下降40%左右；朱波等[44]發現武漢水果湖疏浚前水體COD、BOD5以及DO、總氮、總磷濃度分別為55.6、24.4、15.5、7.54、1.21 mg/L，疏浚后2年內分別降到24.0、5.9、7.0、5.18、0.184 mg/L。

由于污染底泥未徹底清除及外源污染未有效控制等原因，某些疏浚案例對污染物的去除效果僅能維持幾個月。王廣召等[45]研究發現，巢湖疏浚前底泥總磷、總氮和有機質濃度分別為0.3～1.95、1.58～2.39、33.96～67.45 g/kg，疏浚1個月后分別為0.51～1.18、0.61～2.07、9.06～48.77 g/kg，疏浚2年后分別為0.92～1.66、2.27～5.26、51.74～104.20 g/kg，疏浚2年后各指標比疏浚前平均高出1.5倍。濮培民等[46]研究發現，南京玄武湖疏浚后底泥營養鹽向水體的釋放在短時間內得到抑制，但在數月后底泥釋放量就恢復甚至超過原有釋放水平。楊雪貞等[47]研究外秦淮河疏浚對底泥中多環芳烴的影響，結果表明6個月短時間內疏浚能有效降低底泥污染，但這種狀態不能長期維持。胡小貞等[48]研究發現，滇池疏浚1年內，底泥中氮和磷濃度分別降低了56.9%和75.9%，效果顯著。陸子川等[34]研究發現，寧波市月湖疏浚1年內，水體中總氮濃度由3.7 mg/L升至4.2 mg/L，總磷濃度由0.15 mg/L升至0.375 mg/L。和麗萍等[49]研究發現，杞麓湖疏浚后1年內水中總氮和氨氮濃度分別下降了6.3%和54%。吳芝瑛等[50]研究發現，杭州西湖疏浚前有機質、總磷和總氮濃度分別為24.95%～68.7%、0.933%～1.264%、2.70～3.75 g/kg，疏浚1年內底泥有機質、總磷和總氮濃度均有所下降，分別為12.15%～25.04%、0.453%～0.973%和2.91～3.88 g/kg。

童敏等[51]研究發現，牛橋底河疏浚1年內，水中的COD顯著降低，DO濃度和透明度升高，總氮、總磷及重金屬濃度先升高后降低。朱敏等[36]研究發現，南京玄武湖疏浚后底泥中總磷濃度短暫下降(僅保持1年)后開始上升，而底泥中總氮濃度在疏浚后明顯上升。艾新成等[52]研究發現，青山湖疏浚半年內，水體中總氮、總磷平均去除率分別達到52%和68.5%，但COD卻從35.1～65.4 mg/L升至80～256 mg/L。這可能是由于疏挖不當使部分營養物質和其他污染物釋放到水中，使水體氮、磷平衡被打破，造成更嚴重污染[53]，也可能是因為疏浚對各種營養鹽釋放影響的過程和機理不同。典型疏浚案例治理效果及其時效性見表2。

表2 典型疏浚案例治理效果的時效性

1)單位為mg/g。

2.2 影響疏浚效果的主要因素

2.2.1疏浚過程擾動的影響

在疏浚過程中，機械設備或者運輸工具等會造成對水體和底泥的擾動，使底泥中污染物隨著底泥再懸浮而釋放進入水體中，增加上覆水體中污染物濃度，造成水體二次污染。申霞等[54]實驗室模擬疏浚后底泥再懸浮特征，發現疏浚擾動越大，水中懸浮物濃度越大，擾動10 min內，水中懸浮物濃度增加10～15倍，擾動60 min內，懸浮物垂向分層明顯。雷曉玲等[55]研究發現，加入鈍化劑后再進行環保疏浚，水中COD、總磷、總氮、銨態氮濃度均較低。朱紅偉等[56]指出，疏浚時機械擾動對底泥再懸浮引起的污染物釋放作用十分明顯，隨著擾動水流的增大，底泥COD釋放速率和通量也隨之增大，這主要是由于動態水流通過減小底泥- 水界面濃度、邊界層厚度和破壞底泥- 水界面底泥表面結構而增大底泥污染物釋放速率和通量。

采用不同的疏浚設備及方式時，由于疏挖過程擾動對水質影響的程度不同。如采用絞吸式疏浚船時，由于絞刀左右擺動和下放時擾動會造成細顆粒物擴散，但可通過在絞刀外加設防擴散措施，有效減輕擾動后細顆粒物以懸浮態進入上覆水體；采用斗式疏浚船時，由于斗體進出疏浚土層和開展疏浚時擾動底泥和近底層水體，引起底泥與疏浚機具接觸面和底泥表層細顆粒擴散，或是土體散落擾動散落點水體和底泥表層，引起細顆粒擴散。

2.2.2疏浚深度的影響

眾多疏浚案例表明，疏浚效果的時效性主要是由疏浚方式不同造成的疏浚質量差異引起的，而疏浚質量的好壞事關底泥再懸浮及內源污染回復的問題。疏浚質量主要由疏浚時間選擇、疏浚量、疏浚深度、疏浚方法和疏浚中的干擾等因素對營養元素釋放的影響造成的。

疏浚深度是影響疏浚效果的重要參數之一，對底泥的營養元素釋放有較大影響[57- 59]，疏浚深度過淺，不能去除底泥污染物，內源污染還會繼續影響水體水質；疏浚深度過深，不僅工程費用和施工難度系數增加[14, 60]，而且也不能消除對水生動物特別是底棲動物的影響，上述因素又綜合影響疏浚效果的時效性。

目前確定疏浚深度的方法包括分析沉積物中營養物垂向剖面濃度的“拐點法”[61]，依據吸附熱力學的吸附/解析法，以及模型模擬方法[62]。同一工程采用不同方法估算的疏浚深度有一定的差異，各方法估算的疏浚深度均在0～90 cm。邢雅囡等[63]實驗室模擬研究疏浚對蘇州南園河上覆水中營養鹽的動態變化規律(試驗周期為45 d)，發現0～5、5～10、10～15和15～20 cm底泥層對總可溶性磷和磷酸鹽的吸附量分別為2.66和2.28、3.26和2.87、2.95和2.63、2.68和2.37 mg，疏浚5和15 cm后，底泥向上覆水體釋放的磷通量均較少。龔春生[64]將模型模擬與實驗室模擬底泥氮、磷釋放相結合，確定玄武湖東南湖底泥環保疏浚深度，即湖岸為25 cm，湖心為15 cm。當湖岸疏浚20 cm，湖心疏浚10 cm時，湖岸和湖心上覆水氨氮和溶解性磷濃度分別為0.786 8和0.119 0、0.793 7和0.115 7 mg/L；湖岸疏浚25 cm、湖心疏浚10 cm時，湖岸和湖心上覆水氨氮和溶解性磷的濃度分別為0.834 4和0.115 3、0.793 7和0.115 7 mg/L；湖岸疏浚20 cm、湖心疏浚15 cm時，湖岸和湖心上覆水氨氮和溶解性磷的濃度分別為0.786 8和0.119 2、0.758 3和0.107 3 mg/L；湖岸疏浚25 cm、湖心疏浚15 cm時，湖岸和湖心上覆水氨氮和溶解性磷的濃度分別為0.834 4和0.115 3、0.758 3和0.107 3 mg/L。可見當目標污染物為氨氮時，應以湖岸疏浚20 cm，湖心疏浚15 cm為優；目標污染物為磷時，應以湖岸疏浚25 cm，湖心疏浚15 cm為優。周小寧等[65]研究了底泥中磷的形態、吸附動力學以及潛在的可交換性磷隨底泥深度的變化，根據疏浚后新底泥表層磷的凈釋放量，估算出該區域疏浚的最小深度為25 cm。吳敏等[66]實驗室模擬疏浚，研究發現疏浚后水中總磷和氨氮濃度顯著降低，且疏浚深度影響疏浚效果，沒有疏浚、部分疏浚和完全疏浚水體中總磷濃度分別為0.27～0.41、0.20～0.21和0.02～0.03 mg/L，氨氮濃度分別為0.64～0.66、0.53～0.55和0.44～0.48 mg/L。疏浚深度對污染物濃度的影響見表3。

表3 疏浚深度對污染物濃度的影響

1)單位為g/L。

目前疏浚深度的估算都是建立在污染物釋放規律及其影響因素等機理的基礎上，通過實驗室模擬、模型模擬和野外實踐經驗等方法計算疏浚深度，暫時沒有考慮疏浚設備精度對疏浚深度的影響。

3 疏浚對水生生物影響及修復效果

疏浚在清除污染底泥時，也會將表層底泥中的植物種子及生物一起帶走，使疏浚后新生底泥中生物種類及數量減少，新生底泥微生態遭到破壞[67- 68]。疏浚對水生生物有短期和長期的影響，特別是對底棲生物影響顯著[69- 72]。目前，國內外學者關于疏浚對水生生物的影響方向和影響程度仍存在爭議。

疏浚對水生生物的短期影響表現為生物多樣性、密度和生物量的減小。Newell等[73]研究發現，疏浚后海岸帶的底棲動物種類、豐度和生物量均減小。戴雅琪等[69]研究發現，疏浚后底棲動物的種類增加，但生物量和密度減少，可能是由于疏浚后優勢種的適合度減低，其他種的適合度相對上升造成的。Lewis等[74]研究發現，疏浚會顯著降低底棲動物的多樣性和密度。陳光榮等[75]研究發現，疏浚后浮游動物群落結構表現為種類尤其是大型浮游動物種類增多，密度減少。由于疏浚后營養鹽濃度減少，水質變好，浮游植物的優勢種從富營養化種向貧- 中營養種轉變，從而引起浮游動物結構的變化。劉國鋒等[76]研究發現，疏浚后底棲生物多樣性降低。鐘繼承[77]研究表明，疏浚深度為30 cm時，疏浚導致底泥微生物群落的多樣性降低。這是由于微生物物種數在表層底泥中最高，且在垂向分布上隨深度的增加而逐漸降低。

疏浚對水生生物的長期影響表現為生物群落的重建。疏浚一段時間后會出現機會種，可能需要很長時間才能恢復群落結構的穩定性，由于疏浚后群落所處環境不同，使得群落結構恢復所需的時間也不同[78]。有研究表明，疏浚4年后，底棲動物仍受到干擾，群落結構還未恢復[79]。

疏浚對水生植物和藻類也有一定的影響。毛志剛等[70]發現，疏浚后太湖東部草型湖區的原有水生植物群落破壞嚴重，故恢復較慢，水質也較疏浚前有所下降。一些城市湖泊疏浚后藻類優勢種發生了改變[80]。杭州西湖經過十幾年疏浚治理后，浮游植物優勢種仍為引起富營養化的藍藻門的指示藻種，但優勢種小型化速度加快[81]。王小雨[82]發現，浮游植物群落由疏浚前的綠藻—藍藻—硅藻型轉變為疏浚后的綠藻—硅藻—藍藻型。

4 展望

水體生態系統的污染是一個復雜的物理、化學和生物變化過程，受到多方面因素的影響，水質變差是長時間的人為污染導致的。因此，治理污染水體是一個長期的過程，應采用系統的、綜合的手段，將疏浚與其他物理、化學和生物手段相結合，才能徹底解決問題。仍需進一步開展疏浚技術對水體生態系統營養元素釋放規律及其機理的研究。

(1)研制針對性強的專用疏浚設備。專用疏浚設備既能達到環保要求，又具高效率，且能滿足工程的特殊需要，尤其是水體特征較特殊的工程。隨著環境治理標準不斷提高，專用設備將會有更大的發展空間。

(2)精準疏浚。與傳統疏浚相比，精準疏浚具有高定位精度和高開挖精度，從而減少泥沙攪動，避免造成二次污染，徹底清除污染物，并盡量減少超挖量，使疏浚工程更為高效，具有應用和推廣價值。

(3)進一步研究疏浚對底泥內源氮、磷等營養鹽遷移轉化的影響機制。了解氮、磷等營養鹽在底泥- 水界面、水- 大氣界面的遷移、轉化、循環過程，對疏浚方案的制定具有科學指導意義，特別是對疏浚深度和疏浚量的確定具有重要意義。