洞庭湖區(qū)受污染內(nèi)湖底泥環(huán)保疏浚后再淤積及其控制研究

劉文博，劉 華，石 林，喬 祺

（1. 湖南省水利水電科學(xué)研究院，湖南 長沙 410007； 2. 華容縣水利局，湖南 岳陽 414200）

湖泊具有流速緩慢，水體更新周期長和補(bǔ)給水源受限等特殊水文特性，加上必須接納來自流域的絕大部分污染物，因此其淤積是在所難免的，疏浚工程無法實(shí)現(xiàn)一勞永逸，理論上的疏浚效果長效性也是不存在的。

長期以來，研究者普遍認(rèn)為水土流失的治理和污染源的切斷是河湖疏浚效果長效性保障的根本途徑，因而在疏浚過程中往往同步實(shí)施了河湖堤岸砌護(hù)、河道護(hù)底、濱河湖濕地建設(shè)及沿線截污工程等，但疏浚效果難以維持，其主要原因在于研究者大都只注重對淤積的水力學(xué)和泥沙動力學(xué)過程的變化而忽視了再淤積過程中，疏?；顒颖旧韺ζ涞拇龠M(jìn)作用。河湖的生物、物理化學(xué)等性質(zhì)以及生物生態(tài)活動過程本就會受到底泥疏?；顒拥挠绊懀瑑蓚€最為顯著的表現(xiàn)就是：一是底泥疏浚之后上覆水水體中本身具有的自凈功能退化甚至幾乎喪失[1～2]；二是存在于底棲環(huán)境中的生物和功能性微生物幾乎喪失[3～4]。由于上覆水和底棲環(huán)境生態(tài)功能的退化或喪失，上覆水對一些可降解的污染物的降解能力降低，大部分污染物將最終沉降下來，與此同時底棲環(huán)境對底泥的礦化和生物資源化能力被嚴(yán)重破壞降低，因此淤積的底泥無法得到有效降解達(dá)到減量，使得疏浚河湖與天然水體相比，底泥淤積過程有較大的差別[5]，現(xiàn)有的水動力學(xué)和泥沙動力學(xué)研究成果尚不能對其淤積過程做出完整的解釋[6]。

本研究首先模擬疏浚前后水體的再淤積過程，分析各自底泥表觀淤積速率的動態(tài)變化，定量獲得疏浚前后底泥表觀淤積速率的變化規(guī)律；而后采用強(qiáng)制曝氣操控技術(shù)，進(jìn)行疏浚后底泥的再淤積控制研究。

1 試驗(yàn)材料與方法

1.1 試驗(yàn)?zāi)鄻?/h3>

試驗(yàn)所用底泥取自洞庭湖區(qū)珊珀湖1#采樣點(diǎn)（位于黃家臺村S306 省道澧水大橋附近）。珊珀湖在2013年被確定為飲用水的備用水源地之一，但其相應(yīng)的管理不能達(dá)到要求，部分養(yǎng)殖企業(yè)持續(xù)超標(biāo)投肥進(jìn)行養(yǎng)殖，導(dǎo)致湖水的水質(zhì)長期為劣V 類。2015 年，珊珀湖投肥養(yǎng)殖現(xiàn)象已基本被禁止，珊珀湖水質(zhì)也在不斷提高，但水質(zhì)問題還是會出現(xiàn)反復(fù)，主要是由于長期投肥養(yǎng)殖導(dǎo)致大量污染物在底泥中富集。底泥特性見表1。

表1 試驗(yàn)底泥特性

1.2 試驗(yàn)裝置

使用直徑90 mm 的有機(jī)玻璃管，搭建2 套淤積過程模擬裝置，其規(guī)模均為6 L。1 號模擬裝置被用于模擬疏浚前底泥再淤積過程，2 號模擬裝置模擬底泥疏浚后的再淤積過程。將表層底泥加至20 cm 至1 號裝置中；2 號模擬裝置則加入內(nèi)層底泥（泥水界面50 cm處）至高度為20 cm。兩套裝置均為1 L 底質(zhì)3 L 上覆水體。采集珊珀湖1#采樣點(diǎn)表層上覆水作為實(shí)驗(yàn)裝置上覆水。

1.3 試驗(yàn)方法

模擬裝置連續(xù)穩(wěn)定運(yùn)行，模擬裝置中水體的溫度、pH 和溶解氧等環(huán)境條件不進(jìn)行控制。每天向裝置投加1 L 珊珀湖1#采樣點(diǎn)表層上覆水，并于24 h 后取出1 L上覆水，實(shí)現(xiàn)裝置水力更新，更新周期為3 d。模擬裝置的底泥和上覆水投放完成后，只對2 號裝置做適當(dāng)?shù)妮p度攪拌，模擬底泥疏浚時對底泥的擾動，隨后兩套裝置開始再淤積模擬實(shí)驗(yàn)。

底泥再淤積的控制通過強(qiáng)制曝氣取得，強(qiáng)制曝氣采用小型曝氣頭。24 h 連續(xù)強(qiáng)制低強(qiáng)度曝氣，溶解氧始終保持在6～7 mg/L。對照組不曝氣。

1.4 分析方法

使用聚四氟乙烯管在泥水界面處虹吸取樣。分析測試指標(biāo)包括有機(jī)質(zhì)、TN 和TP，按照標(biāo)準(zhǔn)方法進(jìn)行測定。直接測定底泥厚度以此來獲得表觀淤積速率。

2 結(jié)果與分析

2.1 水體底泥的再淤積過程

2.1.1 未疏浚底泥的再淤積過程

圖1 為未疏浚時底泥的再淤積過程。

由于SS 濃度在300 mg/L 左右的原水不斷地加入到模擬裝置中，大量懸浮物的沉降過程中逐漸開始在底部出現(xiàn)淤積，該現(xiàn)象始終出現(xiàn)在整個實(shí)驗(yàn)過程中。由圖1 可以看出，底泥淤積厚度與運(yùn)行時間成正相關(guān)性，底泥的平均淤積速率約為0.13 mm/d。若穩(wěn)定此速率，則一年的平均淤積量在4.87 cm，這遠(yuǎn)遠(yuǎn)要高出鄱陽湖的底泥淤積速率，但與滇池的淤積速率較為接近，同時也和污水處理工藝中的穩(wěn)定塘淤積速率比較接近。

圖1 未疏浚時底泥的再淤積過程

在實(shí)際工程中的水體水質(zhì)、底泥性質(zhì)、水體動力學(xué)等諸多因素對底泥淤積速率具有影響。由于本實(shí)驗(yàn)原水水質(zhì)與重度富營養(yǎng)化的滇池和污水廠水質(zhì)大致相似，本研究所得的底泥淤積速率非常相似于滇池、穩(wěn)定塘的底泥淤積速率。

由于本次試驗(yàn)的持續(xù)時間相對實(shí)際工程中水體淤積時間較短，只有15 d，較長時間的淤積過程中，底泥的淤積速率是否可以繼續(xù)維持還有待驗(yàn)證。如果不會保持一致，那么淤積速率的變化規(guī)律如何，與哪些因素有關(guān)，都有待進(jìn)一步深入研究。

2.1.2 環(huán)保疏浚底泥的再淤積過程

當(dāng)?shù)啄嘟?jīng)過疏浚后，其再淤積過程見圖2。

圖2 疏浚后底泥的再淤積過程

與未疏浚時類似，在整個實(shí)驗(yàn)過程中，同樣存在著持續(xù)的底泥再淤積現(xiàn)象。這也是由于含有大量懸浮物的原水不斷地加入到模擬裝置，其中的大量懸浮物不斷發(fā)生沉降，底泥必將發(fā)生再次淤積。

圖2 與圖1 相比可以發(fā)現(xiàn)，疏浚后的底泥淤積層厚度與未疏浚時變化接近，都與運(yùn)行時間呈正相關(guān)。同樣由于本次試驗(yàn)的持續(xù)時間較短，只有15 d，在實(shí)際工程中疏浚后水體的再淤積速率是否會一直保持抑制，還有待進(jìn)一步研究。

經(jīng)計算，在整個實(shí)驗(yàn)過程中，底泥的平均淤積速率約為0.26 mm/d，與未疏浚時相比，提高了1 倍以上。若穩(wěn)定此速率，則1 年的平均淤積量在9.5 cm，10 年后的底泥淤積厚度便能達(dá)到1 m，從而面臨較大的清淤風(fēng)險，從而極大可能需要進(jìn)行再次清淤。清淤后的底棲生物和功能性微生物損失較多是導(dǎo)致清淤后的底泥淤積速率明顯提高的原因之一，另外由于新沉積物會釋放大量污染物進(jìn)入水體中導(dǎo)致上覆水水質(zhì)惡化，沉降過程中的顆粒物無法被上覆水有效降解。

2.2 疏浚后底泥再淤積過程的控制

2.2.1 強(qiáng)制曝氣對底泥性質(zhì)的影響

強(qiáng)制曝氣投放組與對照組的底泥淤積過程見圖3。

圖3 強(qiáng)制曝氣對底泥淤積速率的影響

可以看出，無論是否強(qiáng)制曝氣，疏浚后水體的再淤積現(xiàn)象都不可避免，兩種情況下，底泥厚度均隨時間呈直線增長趨勢。未經(jīng)過強(qiáng)制曝氣時，底泥的淤積速率約為0.267 mm/d 左右，經(jīng)過強(qiáng)制曝氣后，淤積速率有所減緩，但不明顯，在0.223 mm/d 左右。說明強(qiáng)制曝氣有助于控制減緩疏浚水體的再淤積過程，但效果不夠理想。

2.2.2 強(qiáng)制曝氣對底泥性質(zhì)的影響

強(qiáng)制曝氣和未強(qiáng)制曝氣條件下裝置底泥中有機(jī)質(zhì)含量的變化見圖4。

由圖4 可知，當(dāng)未經(jīng)過曝氣時，底泥中存在的有機(jī)質(zhì)含量基本不變，甚至還略有上升，這主要是原水中的有機(jī)質(zhì)隨顆粒物發(fā)生沉降進(jìn)而在沉積物中積累所致。由于原水是由污染水平較高的污水溝底泥配制而成，其有機(jī)質(zhì)含量要高于裝置中的底泥，導(dǎo)致裝置中的底泥有機(jī)質(zhì)含量略有升高。

圖4 強(qiáng)制曝氣對底泥有機(jī)質(zhì)含量的變化

強(qiáng)制曝氣后，裝置中底泥中的有機(jī)質(zhì)含量持續(xù)降低。這主要是由于兩個方面，一方面，原水中的有機(jī)質(zhì)在沉降過程中，部分被上覆水的自凈過程去除，另一方面，有機(jī)質(zhì)的礦化過程需要較多的溶解氧，而曝氣可以有效地增加水體溶解氧的含量。說明強(qiáng)制曝氣不僅可以改善上覆水的自凈功能，還實(shí)現(xiàn)了對底泥有機(jī)質(zhì)含量的削減作用。

模擬裝置底泥中TN 含量的變化見圖5。

圖5 底泥TN 變化

圖5 表明，曝氣對底泥的TN 含量沒有影響。試驗(yàn)期間，整個裝置連續(xù)運(yùn)行，因此TN 累積可能不明顯。雖然強(qiáng)制曝氣可以將原水中帶入的有機(jī)氮、氨氮氧化成硝氮，但只是N 的存在形式發(fā)生變化而已，TN 含量并不會變化，因此，強(qiáng)制曝氣對于底泥中TN 的影響非常微弱。

TP 含量的變化見圖6。

與TN 相似，底泥中的TP 含量隨運(yùn)行時間幾乎不發(fā)生變化，同時曝氣與否也對底泥TP 的含量無明顯影響。分析其原因，由于試驗(yàn)周期較短，僅為15 d，雖然在未曝氣時，底泥中的部分TP 會向上覆水中釋放，但釋放量相對于底泥中TP 總量而言非常小，底泥TP 不會發(fā)生明顯變化。但在強(qiáng)制曝氣過程中，溶解氧的提高抑制了TP 的釋放，底泥中TP 的變化更小。

3 結(jié) 論

1）疏浚后導(dǎo)致水體再淤積速率相比未疏浚水體明顯提高1 倍以上。若穩(wěn)定此速率，疏浚水體極有可能在10 年后需要再次清淤。

2）強(qiáng)制曝氣后，底泥再淤積速率，約為0.223 mm/d，相比于未曝氣對照組有所減緩但不明顯。

3）對疏浚后的水體采用強(qiáng)制曝氣方式，不僅可以提高水體中溶解氧的水平，強(qiáng)化水體的自凈功能，還可減少底泥中有機(jī)質(zhì)含量，但對底泥中的TN 和TP 幾乎沒有影響。