底泥疏浚對溫州市牛橋底河水環(huán)境質(zhì)量的影響

童 敏，楊 樂，黃民生，何 巖，曹承進

（1．華東師范大學(xué) 生態(tài)與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，上海 200062；2．上海寶鋼新型建材科技有限公司，上海 201900）

0 引 言

近年來，由于大量污染物質(zhì)如營養(yǎng)鹽、重金屬等通過工業(yè)廢水、生活污水、城市垃圾和大氣沉降等排放到水體中，全國80%以上的城市河道受到了污染［1，2］．因此，對城市污染河道開展治理和修復(fù)已迫在眉睫．通常河道污染治理包括外源污染阻斷和內(nèi)源污染控制，其中底泥疏浚是內(nèi)源污染治理的主要措施之一．國內(nèi)很多受污染的河道和湖泊如上海市蘇州河、云南滇池草海［3］、南京玄武湖［4］以及太湖等對底泥進行了疏浚，以削減底泥中的污染物對上覆水體的影響．底泥疏浚能移出部分污染物質(zhì)，但其能否從根本上使水質(zhì)改善以及疏浚過程對水體產(chǎn)生的影響仍存在很大爭議［5，6］．疏浚過程對水體影響主要包括疏浚過程中底泥的再懸浮、再懸浮污染物的釋放以及疏浚后殘留底泥污染物的釋放等．目前關(guān)于疏浚過程的風(fēng)險性已經(jīng)在工程實際［7］、實驗室［8，9］和模型［10］的方法中進行過研究．雖然也有研究對底泥疏浚效果進行分析，但很少有研究對整個疏浚過程中即疏浚前、疏浚中及疏浚后水環(huán)境質(zhì)量的變化進行有效的跟蹤分析．

溫瑞塘河是溫州市的“母親河”，但由于城市工業(yè)廢水和生活污水的排放，溫瑞塘河水環(huán)境近年來逐漸惡化．為了控制和治理河道污染，溫州市開展了大規(guī)模底泥疏浚工程．為了研究溫瑞塘河疏浚過程中水環(huán)境質(zhì)量的變化情況，本文選取溫州市牛橋底河為代表進行分析研究．牛橋底河（27°58′N，120°39′E）屬于溫瑞塘河水系中心城區(qū)的河道，全長2 300 m，平均河面寬度27 m，水域面積約0．06 km2．河道周邊分布著炬光園工業(yè)區(qū)、溫州市化工市場、大理石加工廠、化工廠及機械廠．由于截污和治污措施不完善，大量高濃度、多種類的工業(yè)廢水和工廠內(nèi)生活污水未經(jīng)處理直接排放到河道中，同時，河道的流動性差、環(huán)境容量低，導(dǎo)致河水水質(zhì)惡化，水質(zhì)常年為劣Ⅴ類．而且牛橋底河的河道淤積嚴(yán)重，底泥淤積厚度達1．45 m，淤積量約為7．87萬m3．為了改善牛橋底河污染現(xiàn)狀，2012年5月實施了底泥疏浚工程，并于2012年7月底結(jié)束．整個疏浚過程的疏浚量為6萬m3．實施疏浚工程的主要采用絞吸式和鏈斗式兩種疏浚設(shè)備．本文對疏浚前、疏浚中及疏浚后的牛橋底河水質(zhì)理化因子包括DO、TP和TN等及重金屬含量進行監(jiān)測分析，以期為溫瑞塘河底泥疏浚工程實施和污染治理提供理論依據(jù)．

1 材料與方法

1．1 樣品的采集

在牛橋底河布設(shè)4個采樣點（見圖1），1號采樣點（27°58′40．20″N，120°38′51．70″E）靠近溫州市化工市場，2號采樣點（27°58′44．80″N，120°38′59．30″E）靠近炬光工業(yè)園廠房，3號采樣點（27°58′50．30″N，120°39′4．00″E）靠近十里亭橋，4號采樣點（27°58′56．34″N，120°39′5．15″E）靠近牛山北路和溫州市水產(chǎn)供銷公司工廠．分別在2012年3月、6月、7月、8月、10月和2013年4月每月采集水樣1次，共采樣6次．

1．2 水質(zhì)測定

測定指標(biāo)有透明度、溶解氧（DO）、CODCr、NH3－N、TP、TN和重金屬．DO采用溶解氧自動測定儀；CODCr采用COD測定儀測定；NH3－N采用納式試劑分光光度法；TP采用鉬酸銨分光光度法；TN采用過硫酸鉀氧化紫外分光光度法；Cd、Cr、Cu、Zn、Mn、Ni和Pb 7種重金屬采用ICP－OES測定．具體分析方法參照文獻［7］．每項指標(biāo)平行測定3次，平均值作為本實驗測試結(jié)果．

圖1 牛橋底河采樣點分布Fig．1 Sampling sites in Niuqiaodi River

1．3 生物毒性實驗

發(fā)光細菌毒性試驗中所用的發(fā)光細菌為青海弧菌Q67（Vibrio qinghaiensis）菌株凍干粉．測試儀器為BHP9511型水質(zhì)毒性分析儀．取2 mL3%的NaCl溶液于平底玻璃管中，加入20μL復(fù)蘇菌液，測定其發(fā)光強度值，在適宜范圍內(nèi)即可用作實驗測定菌液．以2 mL 3%NaCl溶液作為空白對照，向樣品管中加入2 mL水樣，依次加入20μL菌液，充分搖勻后，待反應(yīng)15 min后用毒性分析儀依次測定空白管和樣品管的發(fā)光度，樣品毒性即相關(guān)發(fā)光度以樣品管的發(fā)光度占空白管發(fā)光度的比例計算．

熱帶爪蟾胚胎毒性試驗中挑選實驗室養(yǎng)殖的性成熟的熱帶爪蟾6對，人工注射HCG誘導(dǎo)產(chǎn)卵．每對爪蟾各注射2次HCG（初次注射20個單位，36 h后注射100個單位），待爪蟾抱對產(chǎn)卵后收集胚胎，從產(chǎn)卵較好的3對爪蟾的胚胎中，挑選出達到NF10—11階段且正常發(fā)育的胚胎進行實驗．采用24孔板的培養(yǎng)皿進行胚胎暴露實驗，以系統(tǒng)水作為對照．樣品各設(shè)4個平行，每個平行樣選取10個胚胎進行實驗．暴露于水樣中的胚胎置于培養(yǎng)箱中25℃下培養(yǎng)，24 h后將未孵化的胚胎挑選出，記錄胚胎孵化數(shù)，更換一次暴露液，接著培養(yǎng)24 h后統(tǒng)計孵化后胚胎的存活數(shù)與死亡數(shù)．在解剖鏡下觀察胚胎的生長發(fā)育狀況，并對畸形胚胎進行拍照．

2 結(jié)果與討論

2．1 疏浚對水質(zhì)理化指標(biāo)的影響

DO是水體黑臭的主要控制指標(biāo)，溫瑞塘河DO含量普遍較低［11］．由表1可知，底泥疏浚前，牛橋底河DO平均含量僅為0．92 mg／L，疏浚過程使DO顯著增加（p＜0．05），一方面可能是由于疏浚加速了水體攪動所致，另一方面由于水中有機物含量減少，降低了微生物分解的耗氧速率，疏浚9個月后DO含量增加到2．16 mg／L．這與Lewis M．A．等［12］的研究結(jié)果有所不同，其結(jié)果顯示河口疏浚對水體表層的溶解氧影響十分有限．這可能跟不同水體污染類型及程度不同有關(guān)．疏浚前河水透明度為0．39 m，疏浚過程中下降至0．26 m，這可能是由于河水透明度與懸浮物量有關(guān)，疏浚過程中顆粒物的再懸浮造成透明度下降，疏浚后隨著懸浮顆粒物的沉降水體透明度顯著增加．同疏浚前相比，疏浚9個月后透明度達到最大0．50 m，增加了28．2%．

疏浚實施后水中的CODCr的含量顯著下降（p＜0．05），疏浚后3個月時水體CODCr達到最低7．65 mg／L．污染嚴(yán)重的底泥通過疏浚被去除，減少了底泥中CODCr的釋放．但疏浚9個月后CODCr的含量開始回升，但與疏浚前相比，還是下降了31．3%．CODCr的含量升高可能與沿岸外源污染物的排放有關(guān)．

表1 疏浚前、中、后水質(zhì)理化性質(zhì)變化特征Tab．1 Physicochemical properties in water sample before，during and after dredging

2．2 疏浚對水樣中的營養(yǎng)鹽含量的影響

疏浚能引起顆粒物再懸浮的同時也伴隨著氮磷的釋放，使水體中的營養(yǎng)鹽含量升高［13］．疏浚后新生底泥表層的水土界面會發(fā)生擴散、吸附和解吸等瞬時過程，此類過程對氮磷元素在水相和固相的分配起著重要作用．

由表2可知，底泥疏浚前水中的NH＋4－N含量為3．92 mg／L，疏浚過程中水中的NH＋4－N含量均顯著高于疏浚之前（p＜0．05）．疏浚結(jié)束后，水中的NH＋4－N含量開始下降，疏浚九個月后水中NH＋4－N含量達到最低值3．27 mg／L．疏浚工程實施過程中水樣中TN含量達到最大值15．62 mg／L，疏浚結(jié)束后水中TN含量下降，雖然有少量回升，疏浚9個月后水中TN含量仍顯著低于疏浚前（p＜0．05）．河水中TP含量變化趨勢與TN類似，疏浚后1個月含量為下降24．5%達到最低值，隨后水中TP含量有少許回升，但依然與疏浚前存在顯著差異（p＜0．05），這與太湖五里湖疏浚后磷含量變化一致．Kleeberg等［14］采用模擬疏浚實驗研究疏浚對水體中磷含量的影響，實驗發(fā)現(xiàn)新生表層容易釋放溶解態(tài)磷，疏浚后一年內(nèi)磷含量都有所增加，并作出預(yù)測在外源污染沒有得到較好的控制情況下，污染狀況只是暫時得到改善，會緩慢恢復(fù)到疏浚前的狀態(tài)．

表2 疏浚前、中、后水樣營養(yǎng)鹽濃度變化特征Tab．2 Nutrient concentration in water sample before，during and after dredging

2．3 疏浚對水樣重金屬含量的影響

圖2 疏浚前、中、后水樣中重金屬含量變化Fig．2 Contents of heavy metals in water sample before，during and after dredging

疏浚前，水樣中各重金屬元素Cd、Cr、Mn、Ni、Pb、Zn和As的濃度分別為0．16、0．021、2．74、0．019、0．076、3．60和0．044 mg／L（見圖2），疏浚工程實施后各元素平均值的變化范圍（mg／L）為Cd（0．19～0．32）、Cr（0．024～0．046）、Mn（4．14～6．65）、Ni（0．026～0．066）、Pb（0．087～0．099）、Zn（6．59～36．11）、As（0．054～0．096）．疏浚中除Cd外各元素濃度顯著增加（p＜0．05），Cd含量增加但不顯著（p＞0．05）．各個元素濃度均在疏浚后3個月達到最大值，隨后有所下降，但均高于疏浚前．疏浚前Cr和As的濃度低于《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB3838—2002）Ⅰ類標(biāo)準(zhǔn)（0．01 mg／L和0．05 mg／L），疏浚后As的濃度高于地表水Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)（0．05 mg／L），而Cr受疏浚影響較?。甈b在整個疏浚過程中均高于Ⅳ標(biāo)準(zhǔn)（0．05 mg／L）．Cd和Zn的污染最為嚴(yán)重，濃度均高于Ⅴ類標(biāo)準(zhǔn)（0．01 mg／L和2 mg／L）．尤其是Cd，疏浚后濃度為Ⅴ類標(biāo)準(zhǔn)的21倍，表明Cd是牛橋底水體中污染最為嚴(yán)重的元素．

疏浚過程的擾動使吸附在顆粒物中的重金屬解吸出來，所以在疏浚中水體中重金屬含量升高，太湖五里湖疏浚過程中也出現(xiàn)重金屬含量增大的現(xiàn)象［15］．而戚仁海等［16］通過圍隔實驗來研究底泥疏浚的環(huán)境效應(yīng)，結(jié)果顯示水體中重金屬濃度基本處于穩(wěn)定．這可能與不同河道底泥重金屬含量、氧化還原條件及疏浚方法等不同有關(guān)．除此之外，牛橋底疏浚后水中重金屬的含量在2012年10月驟然增大，其后又明顯降低，還可能跟外源污染的排放有關(guān)．炬光工業(yè)園區(qū)的工業(yè)廢水中可能含有大量重金屬，尤其是Cd和Zn，這些新排入河道的污水，首先使得河道水中重金屬含量顯著升高；其后，吸附到水中的懸浮顆粒物表面，隨著顆粒物的沉積作用最終進入河道底泥中，導(dǎo)致底泥中重金屬含量逐漸增加．因此，要實現(xiàn)河道水環(huán)境的顯著且持續(xù)的改善，必須同時實施外源和內(nèi)源污染控制措施．

2．4 疏浚對水樣生物毒性的影響

2．4．1 發(fā)光細菌生物毒性分析

由圖3可知，疏浚前水樣的相對發(fā)光強度為76．2%，具有中等毒性．疏浚工程實施后，水樣相對發(fā)光強度先降低后升高．7月份疏浚中水樣的相對發(fā)光強度達到最低值48．1%，具有較大毒性．表明疏浚工程具有導(dǎo)致水樣毒性增加的風(fēng)險．疏浚結(jié)束后，水樣相對發(fā)光強度逐漸升高，2013年4月份相對發(fā)光強度升高到86．2%，水樣毒性降低為輕微毒性．總體而言，疏浚有助于減少水樣生物毒性，使其更適合水生生物生長．這與戚仁海等［16］利用發(fā)光細菌研究疏浚對蘇州河河水及底泥生物毒性得到的結(jié)果一致．疏浚過程中水樣的毒性產(chǎn)生波動，可能與水中污染物質(zhì)隨疏浚而變化有關(guān)．

2．4．2 熱帶爪蟾生物毒性分析

由圖4可知，2012年3月到2013年4月間水樣的胚胎孵化率均高于90%，與對照組相比沒有顯著性變化（p＞0．05）．而水樣的胚胎存活率先降低后升高，疏浚中兩個月的存活率與對照相比差異最明顯（p＜0．001），2012年7月份胚胎存活率降到最低值17．5%，待疏浚結(jié)束后，胚胎存活率逐漸升高，疏浚后3個月后，存活率高達95%，之后有少許降低．水樣的胚胎畸形率呈現(xiàn)先升高后降低的變化趨勢，疏浚前胚胎畸形率為24．3%，顯著高于對照組（p＜0．001），7月份畸形率升高到最大值62．3%，之后胚胎畸形率大幅度降低，疏浚后3個月僅為13．4%．水樣胚胎的體長與對照組相比均有顯著差異（p＜0．05），胚胎體長在整個疏浚過程中也呈現(xiàn)先降低后升高的趨勢．7月份胚胎體長降到最低值2．94 mm，疏浚結(jié)束后胚胎體長均大于4 mm．

通過對水樣胚胎孵化率、存活率、畸形率及體長分析可知，疏浚工程的實施使水樣對胚胎的生物毒性先增強后逐漸減弱，總體而言，疏浚有助于減輕牛橋底河水樣的生物毒性，這與發(fā)光細菌監(jiān)測的結(jié)果一致．

圖3 疏浚前、中、后水樣對發(fā)光細菌的毒性效應(yīng)Fig．3 Toxic effects of water sample before，during and after dredging on luminous bacteria

圖4 疏浚前、中、后水樣對熱帶爪蟾胚胎的毒性效應(yīng)Fig．4 Toxic effects of water sample before，during and after dredging on Xenopus tropicalis embryos

熱帶爪蟾胚胎的致畸現(xiàn)象反映污染物對胚胎器官發(fā)育毒性，本研究水樣能導(dǎo)致胚胎的頭部、腹部和尾部畸形，主要畸形表型如圖5所示，包括心包水腫、色素沉著、背鰭變窄、色素減少、腹鰭變窄、眼睛異常和泄殖腔腫大等．

圖5 疏浚前、中、后水樣對熱帶爪蟾胚胎的典型畸形效應(yīng)Fig．5 Typical teratogenic effects of water sample before，during and after dredging on Xenopus tropicalis embryos

2．5 水質(zhì)理化性質(zhì)與生物毒性相關(guān)性特征

為了進一步了解影響水樣生物毒性的因素，將水樣生物毒性的各項指標(biāo)和水質(zhì)理化指標(biāo)進行相關(guān)性分析，結(jié)果如表3所示．NH＋4－N與發(fā)光細菌的相對發(fā)光強度、胚胎存活率呈顯著負相關(guān)（r＝－0．872、－0．840，p＜0．05），與胚胎畸形率呈顯著正相關(guān)（r＝0．850，p＜0．05），TN與相對發(fā)光強度呈極顯著負相關(guān)（r＝－0．933，p＜0．01），與胚胎畸形率呈極顯著正相關(guān)（r＝0．941，p＜0．01），與胚胎存活率、體長呈顯著負相關(guān)（r＝－0．830、－0．832，p＜0．05）．TP與胚胎存活率和體長呈顯著負相關(guān)（r＝－0．820、－0．873，p＜0．05），與畸形率呈顯著正相關(guān)（r＝0．852，p＜0．05）．CODCr、DO和重金屬總量與生物毒性相關(guān)性不顯著．由上述討論可知，TN對水樣的生物毒性貢獻最大，其次是NH＋4－N和TP．施華宏等［17］利用沸石去除底泥浸出液中的氨氮，處理后浸出液胚胎的存活率和體長均顯著提高，畸形率顯著降低，表明氨氮是溫州山下河產(chǎn)生毒性的重要原因之一，這與本文所得結(jié)論基本一致．重金屬與水樣的生物毒性相關(guān)性較差，可能與水中重金屬含量較低有關(guān)．

表3 疏浚前、中、后水樣生物毒性與水質(zhì)理化指標(biāo)相關(guān)性分析Tab．3 Correlation analysis between toxicity and physiochemical properties of water sample before，during and after dredging

3 結(jié) 論

（1）牛橋底河底泥疏浚顯著降低水中CODCr濃度，提高水體中DO含量和透明度；疏浚中由于顆粒再懸浮及工業(yè)廢水排放入河，水體中NH＋4－N、TN、TP及重金屬含量呈現(xiàn)“先升高，后降低”的變化趨勢．

（2）發(fā)光細菌毒性檢測結(jié)果表明，底泥疏浚前牛橋底河的河水具有中等毒性，發(fā)光細菌和熱帶爪蟾胚胎毒性檢測實驗均表明，疏浚工程實施后，牛橋底河的河水生物毒性先增強后減弱．總體而言，疏浚有助于減輕牛橋底河河水的生物毒性．

（3）相關(guān)性分析表明TN對水樣的生物毒性貢獻最大，其次是NH＋4－N和TP．重金屬與水樣生物毒性相關(guān)性較差，可能與水樣中重金屬含量較低有關(guān)．

（4）底泥疏浚是治理城市河道水環(huán)境污染的主要措施之一，其可以暫時顯著削減河道中污染物的總量，但要實現(xiàn)河道水環(huán)境的徹底治理，須把外源污染控制、內(nèi)源污染治理和水體原位修復(fù)三者結(jié)合起來實施．

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