朱紅偉，尚 曉，張 坤，江 帥

(1.中交疏浚技術(shù)裝備國家工程研究中心有限公司航道疏浚技術(shù)交通行業(yè)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200120;2.中交上海航道勘察設(shè)計(jì)研究院有限公司，上海 200120;3.城市水資源開發(fā)利用(南方)國家工程研究中心，上海 200082)

城市河流水體流速緩慢，又處于相對封閉環(huán)境中，造成大量的污染物積聚在河床底泥中。當(dāng)船舶行駛或疏浚時(shí)，底泥中的污染物極易隨著泥沙的再懸浮釋放到水體中，導(dǎo)致河流水體水質(zhì)嚴(yán)重惡化［1-9］。底泥污染物的釋放已成為水環(huán)境修復(fù)的難點(diǎn)，要達(dá)到理想的治理效果，恢復(fù)河流的生態(tài)重建，必須徹底清除污染內(nèi)源——污染底泥。疏浚是通過去除受污染的表層底泥來控制污染物的釋放和減少污染物生物有效性，已被世界上許多國家所采用［10-14］。但是疏浚過程中，仍然會造成對水體底泥的擾動，增加上覆水體中污染泥沙的濃度，對河流水體造成二次污染。因此研究疏浚時(shí)減少因水體擾動而引起的污染物釋放即環(huán)保疏浚有著重要的意義［15-17］。挖掘精度控制和防止擾動擴(kuò)散是環(huán)保疏浚研究的關(guān)鍵。研究底泥再懸浮和水動力的關(guān)系以及底泥污染物釋放擴(kuò)散過程對環(huán)保疏浚的本質(zhì)機(jī)理有著重要的理論指導(dǎo)意義。在上海市蘇州河環(huán)境綜合整治中底泥再懸浮釋放污染物被認(rèn)為水質(zhì)惡化的原因之一，因此本文以其中嚴(yán)重污染區(qū)域的底泥作為研究對象，以水體水質(zhì)分析常采用的化學(xué)需氧量(chemical oxygen demand，COD)來反映底泥污染物釋放的程度［10，18］，通過在循環(huán)水槽模擬水流擾動的試驗(yàn)，研究水動力條件對底泥內(nèi)源釋放的影響，為今后的研究治理工作提供一定的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品的采集和處理

本試驗(yàn)選取的采樣點(diǎn)位于蘇州河古北橋路段和中潭路段，處于污染嚴(yán)重區(qū)域。采用抓泥斗在蘇州河采集點(diǎn)的表層20 cm的底泥沉積物，運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室冷置備用。根據(jù)野外柱狀采樣剖面的觀察，蘇州河底泥具有明顯的層序結(jié)構(gòu)，一般包括頂部流動浮泥層，中部黑色污染沉積層以及底部灰黃色河道自然沉積層。表1列出了蘇州河底泥不同層位物理特征，CODCr的含量變化范圍及其平均值。

表1 蘇州河底泥不同層位特征及CODCr含量Tab.1 Characteristics and Content of CODCr at Columnar Sediment Layers

1.2 試驗(yàn)方法

本試驗(yàn)是在上海大學(xué)循環(huán)玻璃水槽中進(jìn)行的。水槽主體段長為6 m、寬為0.25 m、高為0.45 m。試驗(yàn)時(shí)通過變頻水泵將回水箱中的水抽取進(jìn)入玻璃水槽中。入口處有四道整流格柵，水由尾門排出，經(jīng)回水管流回水箱，通過調(diào)節(jié)水泵流量和尾門開度，使得水槽中最大控制流速為0.22 m/s，最大控制水深為0.25 m。水箱容量為1.5 m3，能夠滿足循環(huán)水流的穩(wěn)定運(yùn)行和對溫度和復(fù)氧等的限制要求。

試驗(yàn)時(shí)，將底泥樣品均勻平鋪在水槽中長為4 m的凹槽中，使得水流下部與底泥上部基本齊平，減少不必要的沖刷損失和誤差。用LGY-Ⅱ型智能流速儀測量流速，通過測量靠近入口和底泥中部的2個斷面，每個斷面3個測點(diǎn)，得到斷面平均流速。試驗(yàn)水樣的采集采用虹吸原理，分別在底泥上游，底泥中部和底泥下游布置3個采樣架。每個采樣架上有2個位于不同深度的采樣點(diǎn)，間距為0.05 m，采樣鋼管直徑為0.001 m。靜水試驗(yàn)在圓桶中進(jìn)行，桶直徑為0.24 m。水樣中CODCr的測定選用重鉻酸鉀氧化法［10］。DO采用JPB-607型便攜式溶解氧儀測定。用pH計(jì)測定pH。本試驗(yàn)中濁度使用的單位是FTU，福爾馬肼濁度單位，相當(dāng)于1 L水中含有0.13 mg的SiO2時(shí)所產(chǎn)生的渾濁程度，采用LP2000型濁度儀測定。由于試驗(yàn)中使用的水體為自來水，而自來水本身存在一定的CODCr含量，故在處理數(shù)據(jù)時(shí)，要扣除自來水 CODCr對上覆水體中 CODCr的影響。

2 結(jié)果和討論

2.1 水體實(shí)測和自凈作用

本試驗(yàn)中采用的是循環(huán)水槽，底泥單位面積污染物釋放量均是累積釋放量。在研究流速和水深的實(shí)驗(yàn)中均需對水體的自凈作用考慮，因此底泥真實(shí)的釋放率需要對實(shí)測值進(jìn)行修正。圖1顯示了動水(流速為0.1 m/s，水深為0.10 m)和靜水件下實(shí)測CODCr釋放量和自凈消耗CODCr隨時(shí)間變化。

圖1 動水和靜水條件下實(shí)測CODCr釋放量和自凈消耗CODCr隨時(shí)間變化Fig.1 Comparison of Measured and Self-Purification Consumption of CODCrunder Different Hydrodynamics

由圖1可知整體上實(shí)測CODCr釋放量和自凈消耗CODCr都是隨時(shí)間的增加而增大的。動水時(shí)真實(shí)CODCr釋放量也是隨著時(shí)間的增加增大的。自凈消耗CODCr量初始時(shí)刻很少，但是隨著時(shí)間的增加，自凈消耗CODCr量越來越多，占真實(shí)CODCr釋放量的比例越來越大。試驗(yàn)后期仍然沒有減小的趨勢，說明水體自凈作用是消耗CODCr的主要作用。靜水時(shí)自凈消耗CODCr量占主要部分，底泥釋放量幾乎和自凈消耗CODCr量持平，這說明靜水中DO的補(bǔ)給相對不足，且自凈消耗CODCr量較少。

2.2 上覆水體靜止和流動時(shí)對水質(zhì)的影響

水體底泥污染物釋放很大程度上依賴于上覆水體的流動情況。在水體靜止和流動時(shí)，底泥影響水質(zhì)的方式有所不同。水體靜止時(shí)一般通過底泥-水界面的分子擴(kuò)散向上覆水體釋放污染物;當(dāng)水體流速達(dá)到一定程度時(shí)，底泥主要通過再懸浮釋放方式影響水質(zhì)。圖2和圖3分別顯示了動水和靜水下單位面積底泥釋放CODCr量和濁度以及DO和pH隨時(shí)間變化的關(guān)系。

圖2 動水和靜水時(shí)水體CODCr釋放率和濁度隨時(shí)間的變化Fig.2 Changes of COD and Turbidity with Time under Dynamic and Static State

由圖2可知底泥CODCr釋放率和水體中懸浮顆粒的濃度基本上是正相關(guān)的。水體靜止時(shí)，水體濁度是先減小后達(dá)到一個穩(wěn)定值。這是因?yàn)榈啄嗖皇軘_動，原來存在水體中的懸浮物會絮凝沉降，隨著時(shí)間的增加，上覆水體中懸浮物溶度趨于穩(wěn)定。底泥污染物釋放量保持較穩(wěn)定上升的水平，在第6 d達(dá)到最大值，此時(shí)水體濁度慢慢趨于平緩。之后底泥釋放污染物量持續(xù)下降，這可能是因?yàn)樯细菜w污染物溶度與底泥界面處污染物溶度慢慢相近。由于靜水時(shí)主要是分子擴(kuò)散，溶度相近時(shí)，擴(kuò)散動力也相應(yīng)減小，釋放總趨勢是先緩慢增加后緩慢減小。

圖2中顯示的動水時(shí)污染物釋放過程與靜水時(shí)完全不同。濁度也是開始時(shí)最大，初始濁度大約是靜水時(shí)的2倍，而后慢慢趨于穩(wěn)定，這說明此后底泥沒有發(fā)生再懸浮現(xiàn)象，濁度的減少原因?yàn)樾跄两底饔谩５浅跏糃ODCr釋放量驟減，在濁度開始變平穩(wěn)時(shí)刻，釋放量開始急速增加，之后再慢慢趨于穩(wěn)定。這可能上覆水體突然由靜止變?yōu)檫\(yùn)動時(shí)，底泥表面一些不穩(wěn)定的顆粒被瞬間沖刷起來，造成濁度的短暫增加，之后底泥表面泥沙趨于穩(wěn)定。而這些發(fā)生再懸浮的顆粒對原存在于水體中的絮凝物產(chǎn)生了吸附作用，使得CODCr釋放量不增加反而減少，這可稱為懸浮釋放初期的阻滯效應(yīng)［15，16］。

圖3 動水和靜水水體DO值和pH值隨時(shí)間的變化Fig.3 Changes of DO and pH with Time under Dynamic and Static State

圖3中顯示了水體DO和pH在不同水動力下隨時(shí)間變化的情況。動水區(qū)別于靜水的一個顯著特征是動水會因?yàn)樗玫葯C(jī)械作用進(jìn)行復(fù)氧，從而使水體中溶解氧保持一個較高的值，動水時(shí)DO基本在7～8 mg/L。而在靜水時(shí)，DO從最初的4.5 mg/L降至1 mg/L以下，此時(shí)水體呈缺氧狀態(tài)。由圖3可知水體中pH與水體DO是呈正相關(guān)的。水體中DO的增加會打破水體酸堿平衡，水體溶解氧較高時(shí)，pH會有較大的提高［19］。動水pH為8.2～8.6;靜水時(shí)，DO較低，水體pH相對穩(wěn)定在7.4～7.7。

2.3 上覆水體流速和水深對水質(zhì)的影響

流速對上覆水體水質(zhì)的影響主要通過改變底泥-水界面處水流的剪切力，當(dāng)水流超過泥沙的起動流速時(shí)，泥沙發(fā)生再懸浮。圖4顯示了在水深為0.20 m，流速分別為0.05、0.10和0.15 m/s時(shí)單位面積底泥CODCr釋放量隨時(shí)間變化的關(guān)系。

圖4 不同流速下CODCr釋放率隨時(shí)間變化ig.4 Changes of COD with Time under Different Flow Velocity

由圖4可知三種流速下，底泥CODCr釋放量呈現(xiàn)了相同的變化趨勢，即A-B段迅速增加，B-C段迅速減少，C-D段迅速增加，D-E段緩慢減少，E-F段的趨于平緩。總體來說，底泥CODCr釋放量隨著流速的增加而增大。在初始釋放前期，釋放量會有一個阻滯的效應(yīng)，即釋放量不增反減，這是懸浮顆粒的吸附和凝聚效應(yīng)。試驗(yàn)中，隨著時(shí)間的增加，水體的濁度會緩慢減小，并在底泥表面形成新的覆蓋層，部分降低了底泥 CODCr的釋放。隨著上覆水體的CODCr溶度增加，也會降低底泥CODCr的釋放。當(dāng)水體流動時(shí)，此時(shí)底泥通過泥水界面分子擴(kuò)散和初期再懸浮釋放污染物。后期仍舊是分子擴(kuò)散占主要作用，流速的增加會減小擴(kuò)散邊界層的厚度。擴(kuò)散通量和流速之間的關(guān)系式可以用下式表示。

式中，J表示擴(kuò)散通量，Cw和Cb表示擴(kuò)散邊界層上下的濃度，D表示分子擴(kuò)散系數(shù)，u*是摩阻流速，Sc=ν/D是施密特?cái)?shù)，ν是水的運(yùn)動黏性系數(shù)。通過式(1)可以很容易得到增加上覆水體的流速，會產(chǎn)生相應(yīng)的摩阻流速的增加，自然會增加底泥-水界面的釋放通量。

水深對水質(zhì)的影響同樣是改變底泥-水界面處水流的剪切力，但是效果沒有流速的改變那么明顯。水深區(qū)別于流速的影響是當(dāng)水體較淺時(shí)，水槽中水面的波浪會引起底泥的再懸浮。一般在湖泊內(nèi)，風(fēng)浪是引起底泥再懸浮的主要因素［20］。圖5顯示了在流速為0.05 m/s，水深分別為0.1、0.15和0.20 m時(shí)單位面積底泥CODCr釋放量隨時(shí)間變化的關(guān)系。

由圖5可知底泥CODCr釋放量隨著水深的增加而減小。相同流速下，水深越大，底面剪切力越小。水深為0.15和0.20 m時(shí)，底泥CODCr釋放量隨時(shí)間變化的趨勢基本相同，都有一個緩慢減小到保持穩(wěn)定的過程，即D-E-F段。但是在水深為0.10 m時(shí)，底泥CODCr釋放量有一個快速增加然后緩慢下降的過程即A-B-C段，后期釋放量仍維持在較高的水平，最高點(diǎn)為初期釋放的2.5倍。這是由于水流表面的波浪引起底泥的再懸浮，且波浪可引起的底泥再懸浮量要比水流引起的再懸浮量大得多。因此在水深較淺的地方，風(fēng)浪對底泥的再懸浮起主要作用。

圖5 不同水深下CODCr釋放率隨時(shí)間變化Fig.5 Changes of COD with Time under Different Water Depth

3 結(jié)語

疏浚會造成水體擾動底泥釋放污染物，在動水和靜水條件下，底泥釋放污染物的機(jī)制有所不同。動水時(shí)，若底泥未再懸浮，底泥-水界面的分子擴(kuò)散作用起主要作用，但流速會對分子擴(kuò)散的速度產(chǎn)生影響，減小擴(kuò)散邊界層的厚度;若底泥發(fā)生再懸浮，懸浮顆粒的釋放會占主導(dǎo)作用。水深一定時(shí)，單位時(shí)間內(nèi)，流速的增加會增加底泥釋放污染物的速率和通量，流速越大，濃度邊界層越薄，直至底泥-水界面被破壞，發(fā)生再懸浮釋放。流速一定時(shí)，單位時(shí)間內(nèi)，隨著水深的增加底泥釋放污染物的速率和通量會有所減小。但當(dāng)水深較淺時(shí)，水表面波浪會起到主要作用，波浪也會破壞底泥-水界面結(jié)構(gòu)，發(fā)生再懸浮釋放，且釋放量大。隨著時(shí)間的增加，底泥釋放污染物的強(qiáng)度會慢慢減小，但減小是曲折迂回的，這是由于試驗(yàn)中表層底泥并不是一個恒定釋放源，隨著底泥深處的污染物向底泥-水界面的擴(kuò)散，底泥釋放強(qiáng)度又會有所回升。

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