洞庭湖区受污染内湖底泥环保疏浚后再淤积及其控制研究

2021-04-12刘文博

湖南水利水电 2021年1期

刘文博，刘华，石林，乔祺

（1. 湖南省水利水电科学研究院，湖南长沙 410007； 2. 华容县水利局，湖南岳阳 414200）

湖泊具有流速缓慢，水体更新周期长和补给水源受限等特殊水文特性，加上必须接纳来自流域的绝大部分污染物，因此其淤积是在所难免的，疏浚工程无法实现一劳永逸，理论上的疏浚效果长效性也是不存在的。

长期以来，研究者普遍认为水土流失的治理和污染源的切断是河湖疏浚效果长效性保障的根本途径，因而在疏浚过程中往往同步实施了河湖堤岸砌护、河道护底、滨河湖湿地建设及沿线截污工程等，但疏浚效果难以维持，其主要原因在于研究者大都只注重对淤积的水力学和泥沙动力学过程的变化而忽视了再淤积过程中，疏浚活动本身对其的促进作用。河湖的生物、物理化学等性质以及生物生态活动过程本就会受到底泥疏浚活动的影响，两个最为显著的表现就是：一是底泥疏浚之后上覆水水体中本身具有的自净功能退化甚至几乎丧失[1～2]；二是存在于底栖环境中的生物和功能性微生物几乎丧失[3～4]。由于上覆水和底栖环境生态功能的退化或丧失，上覆水对一些可降解的污染物的降解能力降低，大部分污染物将最终沉降下来，与此同时底栖环境对底泥的矿化和生物资源化能力被严重破坏降低，因此淤积的底泥无法得到有效降解达到减量，使得疏浚河湖与天然水体相比，底泥淤积过程有较大的差别[5]，现有的水动力学和泥沙动力学研究成果尚不能对其淤积过程做出完整的解释[6]。

本研究首先模拟疏浚前后水体的再淤积过程，分析各自底泥表观淤积速率的动态变化，定量获得疏浚前后底泥表观淤积速率的变化规律；而后采用强制曝气操控技术，进行疏浚后底泥的再淤积控制研究。

1 试验材料与方法

1.1 试验泥样

试验所用底泥取自洞庭湖区珊珀湖1#采样点（位于黄家台村S306 省道澧水大桥附近）。珊珀湖在2013年被确定为饮用水的备用水源地之一，但其相应的管理不能达到要求，部分养殖企业持续超标投肥进行养殖，导致湖水的水质长期为劣V 类。2015 年，珊珀湖投肥养殖现象已基本被禁止，珊珀湖水质也在不断提高，但水质问题还是会出现反复，主要是由于长期投肥养殖导致大量污染物在底泥中富集。底泥特性见表1。

表1 试验底泥特性

1.2 试验装置

使用直径90 mm 的有机玻璃管，搭建2 套淤积过程模拟装置，其规模均为6 L。1 号模拟装置被用于模拟疏浚前底泥再淤积过程，2 号模拟装置模拟底泥疏浚后的再淤积过程。将表层底泥加至20 cm 至1 号装置中；2 号模拟装置则加入内层底泥（泥水界面50 cm处）至高度为20 cm。两套装置均为1 L 底质3 L 上覆水体。采集珊珀湖1#采样点表层上覆水作为实验装置上覆水。

1.3 试验方法

模拟装置连续稳定运行，模拟装置中水体的温度、pH 和溶解氧等环境条件不进行控制。每天向装置投加1 L 珊珀湖1#采样点表层上覆水，并于24 h 后取出1 L上覆水，实现装置水力更新，更新周期为3 d。模拟装置的底泥和上覆水投放完成后，只对2 号装置做适当的轻度搅拌，模拟底泥疏浚时对底泥的扰动，随后两套装置开始再淤积模拟实验。

底泥再淤积的控制通过强制曝气取得，强制曝气采用小型曝气头。24 h 连续强制低强度曝气，溶解氧始终保持在6～7 mg/L。对照组不曝气。

1.4 分析方法

使用聚四氟乙烯管在泥水界面处虹吸取样。分析测试指标包括有机质、TN 和TP，按照标准方法进行测定。直接测定底泥厚度以此来获得表观淤积速率。

2 结果与分析

2.1 水体底泥的再淤积过程

2.1.1 未疏浚底泥的再淤积过程

图1 为未疏浚时底泥的再淤积过程。

由于SS 浓度在300 mg/L 左右的原水不断地加入到模拟装置中，大量悬浮物的沉降过程中逐渐开始在底部出现淤积，该现象始终出现在整个实验过程中。由图1 可以看出，底泥淤积厚度与运行时间成正相关性，底泥的平均淤积速率约为0.13 mm/d。若稳定此速率，则一年的平均淤积量在4.87 cm，这远远要高出鄱阳湖的底泥淤积速率，但与滇池的淤积速率较为接近，同时也和污水处理工艺中的稳定塘淤积速率比较接近。

图1 未疏浚时底泥的再淤积过程

在实际工程中的水体水质、底泥性质、水体动力学等诸多因素对底泥淤积速率具有影响。由于本实验原水水质与重度富营养化的滇池和污水厂水质大致相似，本研究所得的底泥淤积速率非常相似于滇池、稳定塘的底泥淤积速率。

由于本次试验的持续时间相对实际工程中水体淤积时间较短，只有15 d，较长时间的淤积过程中，底泥的淤积速率是否可以继续维持还有待验证。如果不会保持一致，那么淤积速率的变化规律如何，与哪些因素有关，都有待进一步深入研究。

2.1.2 环保疏浚底泥的再淤积过程

当底泥经过疏浚后，其再淤积过程见图2。

图2 疏浚后底泥的再淤积过程

与未疏浚时类似，在整个实验过程中，同样存在着持续的底泥再淤积现象。这也是由于含有大量悬浮物的原水不断地加入到模拟装置，其中的大量悬浮物不断发生沉降，底泥必将发生再次淤积。

图2 与图1 相比可以发现，疏浚后的底泥淤积层厚度与未疏浚时变化接近，都与运行时间呈正相关。同样由于本次试验的持续时间较短，只有15 d，在实际工程中疏浚后水体的再淤积速率是否会一直保持抑制，还有待进一步研究。

经计算，在整个实验过程中，底泥的平均淤积速率约为0.26 mm/d，与未疏浚时相比，提高了1 倍以上。若稳定此速率，则1 年的平均淤积量在9.5 cm，10 年后的底泥淤积厚度便能达到1 m，从而面临较大的清淤风险，从而极大可能需要进行再次清淤。清淤后的底栖生物和功能性微生物损失较多是导致清淤后的底泥淤积速率明显提高的原因之一，另外由于新沉积物会释放大量污染物进入水体中导致上覆水水质恶化，沉降过程中的颗粒物无法被上覆水有效降解。

2.2 疏浚后底泥再淤积过程的控制

2.2.1 强制曝气对底泥性质的影响

强制曝气投放组与对照组的底泥淤积过程见图3。

图3 强制曝气对底泥淤积速率的影响

可以看出，无论是否强制曝气，疏浚后水体的再淤积现象都不可避免，两种情况下，底泥厚度均随时间呈直线增长趋势。未经过强制曝气时，底泥的淤积速率约为0.267 mm/d 左右，经过强制曝气后，淤积速率有所减缓，但不明显，在0.223 mm/d 左右。说明强制曝气有助于控制减缓疏浚水体的再淤积过程，但效果不够理想。

2.2.2 强制曝气对底泥性质的影响

强制曝气和未强制曝气条件下装置底泥中有机质含量的变化见图4。

由图4 可知，当未经过曝气时，底泥中存在的有机质含量基本不变，甚至还略有上升，这主要是原水中的有机质随颗粒物发生沉降进而在沉积物中积累所致。由于原水是由污染水平较高的污水沟底泥配制而成，其有机质含量要高于装置中的底泥，导致装置中的底泥有机质含量略有升高。

图4 强制曝气对底泥有机质含量的变化

强制曝气后，装置中底泥中的有机质含量持续降低。这主要是由于两个方面，一方面，原水中的有机质在沉降过程中，部分被上覆水的自净过程去除，另一方面，有机质的矿化过程需要较多的溶解氧，而曝气可以有效地增加水体溶解氧的含量。说明强制曝气不仅可以改善上覆水的自净功能，还实现了对底泥有机质含量的削减作用。

模拟装置底泥中TN 含量的变化见图5。

图5 底泥TN 变化

图5 表明，曝气对底泥的TN 含量没有影响。试验期间，整个装置连续运行，因此TN 累积可能不明显。虽然强制曝气可以将原水中带入的有机氮、氨氮氧化成硝氮，但只是N 的存在形式发生变化而已，TN 含量并不会变化，因此，强制曝气对于底泥中TN 的影响非常微弱。

TP 含量的变化见图6。

与TN 相似，底泥中的TP 含量随运行时间几乎不发生变化，同时曝气与否也对底泥TP 的含量无明显影响。分析其原因，由于试验周期较短，仅为15 d，虽然在未曝气时，底泥中的部分TP 会向上覆水中释放，但释放量相对于底泥中TP 总量而言非常小，底泥TP 不会发生明显变化。但在强制曝气过程中，溶解氧的提高抑制了TP 的释放，底泥中TP 的变化更小。