疏浚水流扰动作用下的河道底泥污染物释放效应

朱红伟，尚 晓，张 坤，江 帅

(1.中交疏浚技术装备国家工程研究中心有限公司航道疏浚技术交通行业重点实验室，上海 200120;2.中交上海航道勘察设计研究院有限公司，上海 200120;3.城市水资源开发利用(南方)国家工程研究中心，上海 200082)

城市河流水体流速缓慢，又处于相对封闭环境中，造成大量的污染物积聚在河床底泥中。当船舶行驶或疏浚时，底泥中的污染物极易随着泥沙的再悬浮释放到水体中，导致河流水体水质严重恶化［1-9］。底泥污染物的释放已成为水环境修复的难点，要达到理想的治理效果，恢复河流的生态重建，必须彻底清除污染内源——污染底泥。疏浚是通过去除受污染的表层底泥来控制污染物的释放和减少污染物生物有效性，已被世界上许多国家所采用［10-14］。但是疏浚过程中，仍然会造成对水体底泥的扰动，增加上覆水体中污染泥沙的浓度，对河流水体造成二次污染。因此研究疏浚时减少因水体扰动而引起的污染物释放即环保疏浚有着重要的意义［15-17］。挖掘精度控制和防止扰动扩散是环保疏浚研究的关键。研究底泥再悬浮和水动力的关系以及底泥污染物释放扩散过程对环保疏浚的本质机理有着重要的理论指导意义。在上海市苏州河环境综合整治中底泥再悬浮释放污染物被认为水质恶化的原因之一，因此本文以其中严重污染区域的底泥作为研究对象，以水体水质分析常采用的化学需氧量(chemical oxygen demand，COD)来反映底泥污染物释放的程度［10，18］，通过在循环水槽模拟水流扰动的试验，研究水动力条件对底泥内源释放的影响，为今后的研究治理工作提供一定的理论依据。

1 材料与方法

1.1 样品的采集和处理

本试验选取的采样点位于苏州河古北桥路段和中潭路段，处于污染严重区域。采用抓泥斗在苏州河采集点的表层20 cm的底泥沉积物，运回实验室冷置备用。根据野外柱状采样剖面的观察，苏州河底泥具有明显的层序结构，一般包括顶部流动浮泥层，中部黑色污染沉积层以及底部灰黄色河道自然沉积层。表1列出了苏州河底泥不同层位物理特征，CODCr的含量变化范围及其平均值。

表1 苏州河底泥不同层位特征及CODCr含量Tab.1 Characteristics and Content of CODCr at Columnar Sediment Layers

1.2 试验方法

本试验是在上海大学循环玻璃水槽中进行的。水槽主体段长为6 m、宽为0.25 m、高为0.45 m。试验时通过变频水泵将回水箱中的水抽取进入玻璃水槽中。入口处有四道整流格栅，水由尾门排出，经回水管流回水箱，通过调节水泵流量和尾门开度，使得水槽中最大控制流速为0.22 m/s，最大控制水深为0.25 m。水箱容量为1.5 m3，能够满足循环水流的稳定运行和对温度和复氧等的限制要求。

试验时，将底泥样品均匀平铺在水槽中长为4 m的凹槽中，使得水流下部与底泥上部基本齐平，减少不必要的冲刷损失和误差。用LGY-Ⅱ型智能流速仪测量流速，通过测量靠近入口和底泥中部的2个断面，每个断面3个测点，得到断面平均流速。试验水样的采集采用虹吸原理，分别在底泥上游，底泥中部和底泥下游布置3个采样架。每个采样架上有2个位于不同深度的采样点，间距为0.05 m，采样钢管直径为0.001 m。静水试验在圆桶中进行，桶直径为0.24 m。水样中CODCr的测定选用重铬酸钾氧化法［10］。DO采用JPB-607型便携式溶解氧仪测定。用pH计测定pH。本试验中浊度使用的单位是FTU，福尔马肼浊度单位，相当于1 L水中含有0.13 mg的SiO2时所产生的浑浊程度，采用LP2000型浊度仪测定。由于试验中使用的水体为自来水，而自来水本身存在一定的CODCr含量，故在处理数据时，要扣除自来水 CODCr对上覆水体中 CODCr的影响。

2 结果和讨论

2.1 水体实测和自净作用

本试验中采用的是循环水槽，底泥单位面积污染物释放量均是累积释放量。在研究流速和水深的实验中均需对水体的自净作用考虑，因此底泥真实的释放率需要对实测值进行修正。图1显示了动水(流速为0.1 m/s，水深为0.10 m)和静水件下实测CODCr释放量和自净消耗CODCr随时间变化。

图1 动水和静水条件下实测CODCr释放量和自净消耗CODCr随时间变化Fig.1 Comparison of Measured and Self-Purification Consumption of CODCrunder Different Hydrodynamics

由图1可知整体上实测CODCr释放量和自净消耗CODCr都是随时间的增加而增大的。动水时真实CODCr释放量也是随着时间的增加增大的。自净消耗CODCr量初始时刻很少，但是随着时间的增加，自净消耗CODCr量越来越多，占真实CODCr释放量的比例越来越大。试验后期仍然没有减小的趋势，说明水体自净作用是消耗CODCr的主要作用。静水时自净消耗CODCr量占主要部分，底泥释放量几乎和自净消耗CODCr量持平，这说明静水中DO的补给相对不足，且自净消耗CODCr量较少。

2.2 上覆水体静止和流动时对水质的影响

水体底泥污染物释放很大程度上依赖于上覆水体的流动情况。在水体静止和流动时，底泥影响水质的方式有所不同。水体静止时一般通过底泥-水界面的分子扩散向上覆水体释放污染物;当水体流速达到一定程度时，底泥主要通过再悬浮释放方式影响水质。图2和图3分别显示了动水和静水下单位面积底泥释放CODCr量和浊度以及DO和pH随时间变化的关系。

图2 动水和静水时水体CODCr释放率和浊度随时间的变化Fig.2 Changes of COD and Turbidity with Time under Dynamic and Static State

由图2可知底泥CODCr释放率和水体中悬浮颗粒的浓度基本上是正相关的。水体静止时，水体浊度是先减小后达到一个稳定值。这是因为底泥不受扰动，原来存在水体中的悬浮物会絮凝沉降，随着时间的增加，上覆水体中悬浮物溶度趋于稳定。底泥污染物释放量保持较稳定上升的水平，在第6 d达到最大值，此时水体浊度慢慢趋于平缓。之后底泥释放污染物量持续下降，这可能是因为上覆水体污染物溶度与底泥界面处污染物溶度慢慢相近。由于静水时主要是分子扩散，溶度相近时，扩散动力也相应减小，释放总趋势是先缓慢增加后缓慢减小。

图2中显示的动水时污染物释放过程与静水时完全不同。浊度也是开始时最大，初始浊度大约是静水时的2倍，而后慢慢趋于稳定，这说明此后底泥没有发生再悬浮现象，浊度的减少原因为絮凝沉降作用。但是初始CODCr释放量骤减，在浊度开始变平稳时刻，释放量开始急速增加，之后再慢慢趋于稳定。这可能上覆水体突然由静止变为运动时，底泥表面一些不稳定的颗粒被瞬间冲刷起来，造成浊度的短暂增加，之后底泥表面泥沙趋于稳定。而这些发生再悬浮的颗粒对原存在于水体中的絮凝物产生了吸附作用，使得CODCr释放量不增加反而减少，这可称为悬浮释放初期的阻滞效应［15，16］。

图3 动水和静水水体DO值和pH值随时间的变化Fig.3 Changes of DO and pH with Time under Dynamic and Static State

图3中显示了水体DO和pH在不同水动力下随时间变化的情况。动水区别于静水的一个显著特征是动水会因为水泵等机械作用进行复氧，从而使水体中溶解氧保持一个较高的值，动水时DO基本在7～8 mg/L。而在静水时，DO从最初的4.5 mg/L降至1 mg/L以下，此时水体呈缺氧状态。由图3可知水体中pH与水体DO是呈正相关的。水体中DO的增加会打破水体酸碱平衡，水体溶解氧较高时，pH会有较大的提高［19］。动水pH为8.2～8.6;静水时，DO较低，水体pH相对稳定在7.4～7.7。

2.3 上覆水体流速和水深对水质的影响

流速对上覆水体水质的影响主要通过改变底泥-水界面处水流的剪切力，当水流超过泥沙的起动流速时，泥沙发生再悬浮。图4显示了在水深为0.20 m，流速分别为0.05、0.10和0.15 m/s时单位面积底泥CODCr释放量随时间变化的关系。

图4 不同流速下CODCr释放率随时间变化ig.4 Changes of COD with Time under Different Flow Velocity

由图4可知三种流速下，底泥CODCr释放量呈现了相同的变化趋势，即A-B段迅速增加，B-C段迅速减少，C-D段迅速增加，D-E段缓慢减少，E-F段的趋于平缓。总体来说，底泥CODCr释放量随着流速的增加而增大。在初始释放前期，释放量会有一个阻滞的效应，即释放量不增反减，这是悬浮颗粒的吸附和凝聚效应。试验中，随着时间的增加，水体的浊度会缓慢减小，并在底泥表面形成新的覆盖层，部分降低了底泥 CODCr的释放。随着上覆水体的CODCr溶度增加，也会降低底泥CODCr的释放。当水体流动时，此时底泥通过泥水界面分子扩散和初期再悬浮释放污染物。后期仍旧是分子扩散占主要作用，流速的增加会减小扩散边界层的厚度。扩散通量和流速之间的关系式可以用下式表示。

式中，J表示扩散通量，Cw和Cb表示扩散边界层上下的浓度，D表示分子扩散系数，u*是摩阻流速，Sc=ν/D是施密特数，ν是水的运动黏性系数。通过式(1)可以很容易得到增加上覆水体的流速，会产生相应的摩阻流速的增加，自然会增加底泥-水界面的释放通量。

水深对水质的影响同样是改变底泥-水界面处水流的剪切力，但是效果没有流速的改变那么明显。水深区别于流速的影响是当水体较浅时，水槽中水面的波浪会引起底泥的再悬浮。一般在湖泊内，风浪是引起底泥再悬浮的主要因素［20］。图5显示了在流速为0.05 m/s，水深分别为0.1、0.15和0.20 m时单位面积底泥CODCr释放量随时间变化的关系。

由图5可知底泥CODCr释放量随着水深的增加而减小。相同流速下，水深越大，底面剪切力越小。水深为0.15和0.20 m时，底泥CODCr释放量随时间变化的趋势基本相同，都有一个缓慢减小到保持稳定的过程，即D-E-F段。但是在水深为0.10 m时，底泥CODCr释放量有一个快速增加然后缓慢下降的过程即A-B-C段，后期释放量仍维持在较高的水平，最高点为初期释放的2.5倍。这是由于水流表面的波浪引起底泥的再悬浮，且波浪可引起的底泥再悬浮量要比水流引起的再悬浮量大得多。因此在水深较浅的地方，风浪对底泥的再悬浮起主要作用。

图5 不同水深下CODCr释放率随时间变化Fig.5 Changes of COD with Time under Different Water Depth

3 结语

疏浚会造成水体扰动底泥释放污染物，在动水和静水条件下，底泥释放污染物的机制有所不同。动水时，若底泥未再悬浮，底泥-水界面的分子扩散作用起主要作用，但流速会对分子扩散的速度产生影响，减小扩散边界层的厚度;若底泥发生再悬浮，悬浮颗粒的释放会占主导作用。水深一定时，单位时间内，流速的增加会增加底泥释放污染物的速率和通量，流速越大，浓度边界层越薄，直至底泥-水界面被破坏，发生再悬浮释放。流速一定时，单位时间内，随着水深的增加底泥释放污染物的速率和通量会有所减小。但当水深较浅时，水表面波浪会起到主要作用，波浪也会破坏底泥-水界面结构，发生再悬浮释放，且释放量大。随着时间的增加，底泥释放污染物的强度会慢慢减小，但减小是曲折迂回的，这是由于试验中表层底泥并不是一个恒定释放源，随着底泥深处的污染物向底泥-水界面的扩散，底泥释放强度又会有所回升。

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