劉 冬,尹 然,單相斐

(1.北京中科乾和環(huán)?？萍挤沼邢薰?北京 100083;2.清華大學附屬中學,北京 100085)

從20世紀 60年代起人們開始對污染水體進行治理[1-2]。然而,在外污染源得到一定控制后,沉積物成為了主要的污染源,沉積物積累的主要污染物有重金屬,N、P等營養(yǎng)鹽及難降解有機物,其含量可達水體中的上百倍,并且與水相保持一定的動態(tài)平衡[3]。當環(huán)境條件發(fā)生變化時,底泥中的污染物可能會釋放出來,再次污染水體[4]。目前,污染底泥控制技術主要有原位處理技術和異位處理技術兩大類[5]。原位處理技術是將污染底泥留在原處,采取措施阻止底泥污染物進入水體,即切斷內(nèi)污染源的污染途徑[6];異位處理技術是將污染底泥挖掘出來運輸?shù)狡渌胤胶笤龠M行處理,即將水體的內(nèi)污染源轉(zhuǎn)移走,以防止污染水體[7]。目前廣泛應用的原位處理技術主要有覆蓋(掩蔽)、固化、氧化、引水、物理淋洗、噴氣和電動力學修復等[8];異位處理技術主要有疏浚、異位淋洗、玻璃化等。覆蓋(掩蔽)作為底泥的一種原位處理技術對污染底泥的修復效果非常明顯,能有效防止底泥中的污染物進入水體而造成二次污染,而且工程造價低,不論是有機污染還是無機污染類型的底泥均適用[9-10]。

目前我國針對污染的沉積物所采取的措施仍然以異位修復為主,采用人力+機械對水體的沉積物進行清除和外運,然而清淤的風險沒有經(jīng)過科學的論證與評估,尤其是清淤過后造成的顆粒物懸浮,不僅在感官上水體渾濁,其水質(zhì)風險也沒有經(jīng)過科學的評價[11-12]。因此在清淤后迅速對沉積物進行原位覆蓋成為了一種新型的異位+原位沉積物治理技術。然而,清淤對水體造成的沉積物再懸浮能夠在很長一段時間內(nèi)對水質(zhì)造成嚴重影響[13]。后續(xù)的生物炭鋪灑過程若能夠有效地降低懸浮顆粒物的濃度(濁度),則能夠極大的減少其水質(zhì)風險[14]。

水環(huán)境中的懸浮顆粒物,在控制水體中各物質(zhì)的反應活性、轉(zhuǎn)移和生物活性方面起著重要作用,是化學成為在水相、沉積物相和食物鏈中循環(huán)的重要載體,是眾多污染物質(zhì)在水環(huán)境中遷移轉(zhuǎn)化的載體、歸宿和蓄積庫[15-16]。降低水體懸浮顆粒物的濃度能夠有效降低水體的污染水平[17]。河流水、懸浮顆粒物和河床之間表現(xiàn)為一個整體聯(lián)系和互相影響的關系。自然情況下,懸浮顆粒物的運動過程和河床演變表現(xiàn)出其固有的特性,它們之間維持著一種平衡,河流系統(tǒng)的各項功能都能夠適應于這種平衡[18]。一旦懸浮顆粒物被干擾超過一定的限度,就會打破原有的平衡,引起河流系統(tǒng)的整體響應[19]。因此,清淤過后所造成的懸浮顆粒物質(zhì)量濃度的升高會破壞原有的物質(zhì)平衡,對水質(zhì)造成極大的風險[20]。研究以白洋淀為實驗場地,通過模擬異位+原位處理沉積物過程,探究生物炭與活性炭不同鋪灑厚度對疏浚后的降濁效果,為該處理技術的應用推廣奠定基礎。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

白洋淀是華北平原最大的淡水湖泊濕地,它位于華北平原中部,地理位置為38°43′～39°02′N,115°38′～116°07′E,總面積366 km2,約85%水域在安新縣境內(nèi)[21]。白洋淀匯集了唐河、府河、漕河、拒馬河等9條河流河水,屬海河流域大清河水系,對整個華北地區(qū)具有重要的生態(tài)價值[22]。白洋淀是渤海灣西面低洼地經(jīng)海陸變遷形成的特殊生態(tài)系統(tǒng),淀區(qū)地形復雜,淀內(nèi)縱橫溝壕3 700余條交織錯落,將全淀分割成143個大小不等的淀泊[23]。其水陸交錯帶發(fā)育相對較好,在全淀范圍內(nèi),以蘆葦植被為景觀特征的水陸交錯帶濕地系統(tǒng)約占36%,主要由蘆葦群落、葦?shù)亻g小溝以及淺水區(qū)組成,葦?shù)睾退娴拿娣e之比約為 1∶3.5[24]。隨著歷史變遷以及人為活動的影響,導致白洋淀生態(tài)環(huán)境惡化,富營養(yǎng)化和沼澤化狀況嚴重[25]。

1.2 場地實驗設計

實驗地沉積物氮磷、重金屬污染通過前期摸底調(diào)查污染較重。考慮到現(xiàn)場施工要求,盡量選擇水深在1.5～2.0 m的沿岸地帶,沉積物較厚、淀區(qū)代表性較強的區(qū)域。

研究實驗場地選擇在北田莊附近(38°51′32″N,115°59′19″E),具體位置根據(jù)圍隔布設情況選定,實驗選擇區(qū)域應滿足水深在1.5～2.0 m,沉積物厚度較為均一,為氮磷重金屬復合污染區(qū)域。

考慮到實驗的可行性,擬采用橫排式布設方式,以便于實驗操作?？紤]到在冰面操作的安全性,此次實驗在圍隔外(包括圍隔間)設置工作平臺(白色區(qū)域),圍隔內(nèi)部(1.5 m處)鋪設寬度約為30 cm的工作連廊。圍隔布設與工作平臺搭建如圖1所示,圍隔布設的剖面圖如圖2所示。圖1中1為原始對照,即未經(jīng)任何處理;2為實驗對照,即只攪動不鋪灑任何材料;3為生物炭實驗鋪設薄區(qū),厚度為2～4 cm;4為生物炭實驗鋪設厚區(qū),厚度為6～8 cm;5為活性炭實驗鋪設薄區(qū),厚度為2～4 cm;6為活性炭實驗鋪設厚區(qū),厚度為6～8 cm。

圖1 圍隔布設與工作平臺搭建示意圖

圖2 圍隔布設剖面

實驗沉積物采用攪動耙攪動,具體攪動方式為:每個圍隔(3 m×3 m)平均分成4個小圍隔,每個圍隔橫豎按照30 cm劃分攪動格,每個大圍隔由4個人負責攪動,橫(向)豎(向)耙動10次,以達到充分攪動沉積物的目的(注:①起耙應在圍隔中部;②攪動格間距在圍隔立柱間的鐵絲上標出)。

施加方式采用研發(fā)的方格式鋪灑裝置,每個裝置規(guī)格為3 m×1 m,鋪灑裝置由10 cm×10 cm鋪灑小格組成,由于此裝置為首次研發(fā)實用,需提前到白洋淀實驗裝置的可行性。

4個實驗圍隔,每個鋪裝規(guī)格為3 m×1 m,共需要12個鋪裝。由于最大鋪裝炭量高達75 kg,因此結合冰面的承重能力先在冰面將炭鋪裝好。

實驗所用的生物炭以破碎毛竹為原料,毛竹是我國竹類植物最重要的品種,在我國約有毛竹386.83萬hm2,占竹林面積的71.89%,因此,選取毛竹為原料具有廣泛的原料來源和經(jīng)濟的原料價格。將毛竹在500 ℃的溫度下加熱3 h后研磨制得生物炭。

1.3 樣品采集與處理

樣品采集于2017年1月21日進行,首先對實驗場地的6個圍隔進行破冰處理,在生物炭與活性炭同時落入水中后開始利用有機玻璃定深采水器采集圍隔內(nèi)上、中、底層水樣200 mL,樣品采集后用車載冰箱4 ℃冷藏并立即帶回實驗室。同時每次采樣前用YSI便攜式水質(zhì)儀測定采樣點相同位置水體理化性質(zhì),包括溫度(T)、pH、溶解氧(DO)、氧化還原電位(ORP)、電導率(COND)。

1.4 樣品分析

各水樣的懸浮顆粒物質(zhì)量濃度采用質(zhì)量法進行測定。首先將0.45 μm濾膜放入烘箱中烘干至恒重m1(mg);取0.1 L河流水樣品經(jīng)0.45 μm水系濾膜抽濾后再次放入烘箱中烘干至恒重m2(mg)。懸浮顆粒物質(zhì)量濃度=(m2-m1)/(0.1 L)。

2 結果與分析

投加生物炭與活性炭的圍隔在前期呈現(xiàn)出不同的表觀效果,其中投加活性炭的圍隔一段時間后呈現(xiàn)出土黃色(與攪動空白相似),而投加生物炭的圍隔呈現(xiàn)黑色。表明活性炭能夠在較短的時間內(nèi)沉降,從而顯示出水中漂浮的原生顆粒物的顏色,而生物炭在短時間不能產(chǎn)生明顯的沉降,粒徑較細的生物炭顆粒漂浮在水中,呈現(xiàn)出炭黑色。顆粒物的沉降性能是造成表觀效果顏色差距的主要原因。

2.1 攪動空白

攪動對照組圍隔懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢如圖3所示。由圖3可知,懸浮顆粒物質(zhì)量濃度極大值出現(xiàn)在第2分鐘,可見攪動結束后圍隔內(nèi)的懸浮顆粒物仍劇烈運動,隨后表層、中層、底層的懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間逐漸降低。540 min時顆粒物仍然呈現(xiàn)上中下層分層的現(xiàn)象,可見有一部分懸浮顆粒物在中底部長期處于懸浮狀態(tài)。

圖3 攪動對照組圍隔懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢

2.2 投加生物炭

鋪灑生物炭圍隔不同深度懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢如圖4所示。由圖4可知,對于鋪設薄層生物炭的圍隔而言,懸浮顆粒物質(zhì)量濃度極大值出現(xiàn)在第2分鐘,可見攪動結束后圍隔內(nèi)的懸浮顆粒物仍劇烈運動,隨后表層、中層、底層的懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間增加逐漸降低。與攪動空白相比,投加薄層生物炭后短期內(nèi)沒有起到降濁的效果,反而增加了懸浮顆粒物質(zhì)量濃度。

圖4 鋪灑生物炭圍隔不同深度懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢

對于鋪設厚層生物炭的圍隔而言,懸浮顆粒物質(zhì)量濃度極大值出現(xiàn)在第2分鐘,可見攪動結束后圍隔內(nèi)的懸浮顆粒物仍劇烈運動,隨后表層、中層、底層的懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間增加逐漸降低。與攪動空白相比,投加厚層生物炭后短期內(nèi)沒有起到降濁的效果,反而增加了懸浮顆粒物質(zhì)量濃度。

2.3 投加活性炭

鋪灑活性炭圍隔不同深度懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢如圖5所示。由圖5可知,對于鋪設薄層活性炭的圍隔而言,圍隔內(nèi)表層、中層、底層的懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間逐漸降低。與攪動空白相比,投加薄層活性炭短期內(nèi)(2 h)沒有起到降濁的效果,反而增加了懸浮顆粒物質(zhì)量濃度。對于鋪設厚層活性炭的圍隔而言,圍隔內(nèi)表層、中層、底層的懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間增加逐漸降低。與攪動空白相比,投加厚層活性炭短期內(nèi)(2 h)沒有起到降濁效果,反而增加了顆粒物質(zhì)量濃度。

圖5 鋪灑活性炭圍隔不同深度懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢

2.4 生物炭與活性炭對比

鋪灑相同厚度材料的圍隔懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢如圖6所示。由圖6可知,在鋪灑同樣厚度材料的情況下,活性炭較生物炭呈現(xiàn)出了較好的沉降效果,其中對于同樣鋪灑薄層材料的圍隔而言,鋪灑生物炭的圍隔在前5 min時呈現(xiàn)出較大的波動,而鋪灑活性炭的圍隔懸浮顆粒物質(zhì)量濃度呈現(xiàn)出持續(xù)降低的趨勢;對于同樣鋪灑厚層材料的圍隔而言,活性炭較生物炭具有明顯的沉降效果。

針對不同鋪灑厚度的生物炭以及活性炭的圍隔,無論鋪灑何種修復材料,短期內(nèi)都無法實現(xiàn)快速的降濁,反而成為了懸浮顆粒物的污染源。針對不同深度的懸浮顆粒物質(zhì)量濃度,短期內(nèi)底層顆粒物質(zhì)量濃度較表層低,但隨著沉降時間的增加,其懸浮顆粒物質(zhì)量濃度趨于一致。相比較而言,活性炭較生物炭具有較好的沉降效果。

圖6 鋪灑相同厚度材料的圍隔懸浮顆粒物質(zhì)量濃度隨時間變化趨勢

3 討論

懸浮顆粒物的運動特征受到其結構特征的影響較大,懸浮顆粒物主要由其內(nèi)部的無機礦物和外部的有機裹層組成,其內(nèi)部的無機礦物結構緊密,密度較高,外部的有機裹層內(nèi)含有大量的空隙,空隙中含有水或氣泡。因此顆粒物運動的最終歸宿取決于外部有機裹層與內(nèi)部無機礦物的總密度,以及水力運動對顆粒物的擾動。

沉積物清淤過后會造成大量的顆粒物的懸浮,在投加生物炭(活性炭)后,首先生物炭(活性炭)在自身重力的作用下下沉。由于生物炭(活性炭)的粒徑范圍較廣,因此當其進入水體后比重較大的顆粒物會發(fā)生沉降。理論上講,在沉降的過程中由于其孔隙度高,會網(wǎng)捕和卷掃水體中粒度較小的懸浮顆粒物,使得水體中的顆粒物減少,從而達到降濁的目的。然而生物炭(活性炭)進入水體中后,其本身粒徑較小的顆粒物反而成為了污染源。可見在短期內(nèi)(2 h)無論是活性炭還是生物炭都沒有起到降濁的效果。雖然二者都沒有起到降濁效果,但是發(fā)現(xiàn)活性炭的顆粒物質(zhì)量濃度的降低趨勢優(yōu)于生物炭,可能是由于活性炭的孔隙度較高,比表面積較大,對懸浮的顆粒物的吸附以及聚沉作用較強,因此活性炭的效果優(yōu)于生物炭。同時,我們發(fā)現(xiàn)無論生物炭還是活性炭,鋪加的厚度越厚,在實驗結束后其水體越渾濁,顆粒物質(zhì)量濃度越高,這表明顆粒物的沉降作用受到顆粒物數(shù)量的影響,其在水體中的運動相互之間會產(chǎn)生影響。

通過實驗,我們發(fā)現(xiàn)了鋪灑生物炭與鋪灑活性炭模擬清淤后效果的差距,其降濁效果受到鋪灑材料結構特征、粒度大小以及鋪灑數(shù)量的影響,這啟示我們采用沉積物原位覆蓋材料進行清淤后的沉積物修復時,除了考慮材料本身對污染物的吸附和毒性外,還應充分考慮其材料的結構特點與粒度,并充分考慮鋪灑量的大小以減少其作為懸浮顆粒物的污染源對水環(huán)境及水生態(tài)造成影響。