湖泊底泥環(huán)保疏浚決策研究進展與展望

范成新，鐘繼承，張 路，劉 成，申秋實

(中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京 210008)

環(huán)保疏浚(environmental dredging)是疏浚工程和環(huán)境工程相交叉的邊緣工程技術. 環(huán)保疏浚是指以減少底泥(又稱沉積物)內源負荷和污染風險為目標，用機械方式，將富含污染物(如營養(yǎng)物、重金屬和有機污染物等)的指定量上層沉積物進行精確、有效和安全清除的技術，并考慮為水生生物的恢復創(chuàng)造條件. 這項起源于日本和歐美的水污染防治技術[1-3]，經過約50年的研究和發(fā)展，已形成了一個將科學與技術緊密聯(lián)系的湖泊水環(huán)境治理門類. 環(huán)保疏浚從1990s末引入我國以來，就成為我國湖泊污染治理的主要技術手段之一[2-6]. 自1998年在滇池草海開展污染底泥疏挖及處置項目起[4]，環(huán)保疏浚工程已在包括太湖、滇池、巢湖在內的我國100多個湖庫的富營養(yǎng)化控制、黑臭治理及生態(tài)修復中開展，發(fā)揮了一定的積極作用[5-6]. 但是環(huán)保疏浚卻一直伴隨著對效果的質疑，不斷引發(fā)爭議[7-11]，這就更使得該項用于水環(huán)境改善為目的的技術需要具有更高、更嚴的決策水平.

決策是信息搜集和加工最后作出的判斷. 不同于常規(guī)性工程疏浚，環(huán)保疏浚是以精確、低擴散、低泄漏方式清除指定污染性底泥，以減少水體內源污染負荷或規(guī)避生態(tài)風險，以及對疏挖出的底泥進行安全性處理處置等[12]. 環(huán)保疏浚是一類資金投入相對巨大的環(huán)保類工程，在我國，此類項目的建議、可行性研究或初步設計階段，都強制性要求開展研究性工作，并要求將環(huán)保理念貫穿“疏浚決策-方案設計-疏浚施工-疏浚物處置”的整個過程，在設計的科學性、施工的精準性和工程的預期效果方面有著極高追求. 對環(huán)保疏浚決策的研究，是該類項目立項前必須要開展的工作，它涉及到“是否疏?！?、“疏浚多少”、“如何疏?！?、“能否疏?！钡?個主要問題[13-14]，分別對應于必要性分析、工程量設計、疏浚工藝選擇和可行性分析4個研究階段(圖1). 因此對于一個已提出底泥疏浚動議的污染湖泊，完善的、分階段的疏浚決策是管理者所需要的. 研究人員要在工程立項之前，對疏浚工程規(guī)模的必要性、技術選擇和可行性等進行論證，對可能開展的疏浚工程的全過程，給出周密、具可操作性的計劃和部署，甚至對疏浚效果作出預測，以獲得改善湖泊水環(huán)境和水生態(tài)的預期效益，減少決策失誤. 為梳理和完善環(huán)保疏浚決策體系，本文對50年來的國內外湖泊環(huán)保疏浚的決策研究歷程進行簡略回顧，對相關研究成果和認識進行總結，評述湖泊環(huán)保疏浚的研究經驗，為湖泊底泥污染控制、水質改善和生態(tài)修復，提供借鑒.

1 污染湖泊底泥疏浚的必要性研究

“是否疏?！笔黔h(huán)保疏浚首先要回答的問題(圖1)，它不是簡單地比較污染物的含量，而是建立在底泥污染程度和生態(tài)效應風險基礎上，進行必要性評估分析后給予的客觀回答[15-16]. 湖泊“是否疏?！钡膯栴}一般是從水體生態(tài)服務功能的逐步降低或喪失被提出的，因此，底泥是否已對水質產生污染或是已對生物產生生態(tài)風險往往作為疏浚必要性的主要判據[17-18]. 只有確定底泥對湖泊水體具有實質性污染或生態(tài)風險后，疏浚項目方可列入實施計劃[19-20]. 如在富營養(yǎng)化水體的藻類堆積區(qū)、有外源排入的河口湖灣以及城市黑臭段水體，底泥往往是春夏時段的主要污染源，氮、磷的釋放通量有時可高達100和10 mg/(m2·d)[6,11,14]. 在必要性分析階段，除涉及對底泥的污染物含量(有時也包括形態(tài))分析外[18,21]，底泥內源負荷大小，底泥潛在的生態(tài)風險等是需要重點獲取的信息，這其中包括污染湖泊(區(qū))擬疏浚底泥的內源污染貢獻量，及其在總污染負荷中的貢獻，以及生物體(如底棲生物)在該底泥環(huán)境中的生態(tài)風險程度等. 近30多年來，應用于我國湖泊的環(huán)保疏浚針對的水環(huán)境問題主要有：水體富營養(yǎng)化[22-23]、底泥潛在生態(tài)危害風險[19-20]及湖泊水體黑臭.

富營養(yǎng)化是最常見的湖泊污染類型，也是國內外環(huán)保疏浚最需要解決的水環(huán)境問題. 早期確定疏浚的必要性主要依據的是底泥中目標污染物含量. 1969年世界上首個以水環(huán)境改善為目的的湖泊疏浚(日本諏訪湖)，就是以底泥中總磷(TP)含量過高為主要依據而決定實施的[24]. 但是，不同流域其自然和人類活動的歷史、類型和程度，以及受環(huán)境影響的生物種類差異大，使得包括我國在內的絕大多數國家尚未能建立起湖泊沉積物的質量標準[25-26]，參考其他標準(如土壤、農用污泥等)則缺乏借用依據. 即使能作為參考的也多受限于污染物種類的不足(如缺少氮、磷等)而難以采納[27]. 因此從底泥中污染物含量，尚難以定量判斷底泥的污染程度和生態(tài)風險. 雖然底泥污染物含量越高其污染風險等級可能越大，但關于底泥中污染物含量與其對水體污染影響程度的定量關系，往往難以得到研究結論的支持[28]. 因此在富營養(yǎng)化湖泊的疏浚必要性決策中，底泥中氮、磷等營養(yǎng)物含量往往僅作為重要參考.

圖1 湖泊環(huán)保疏浚決策流程圖Fig.1 Flow chart of lake environmental dredging decision

與我國及日本等國家環(huán)保疏浚主要針對湖泊富營養(yǎng)化不同，大多數國家湖泊疏浚的目標是減少底泥中有毒有害污染物或規(guī)避水生生物危害風險[19,41-42]，采用的是生物學評估. 生物評估主要通過底泥化學、底泥潛在毒性、底棲無脊椎動物群落結構和生物累積數據來評估底泥生態(tài)系統(tǒng)狀況. 1975年世界上發(fā)表的第一篇有關疏浚與環(huán)境關系的文章，就是關于疏浚工程對周邊水生生物的影響問題. Pequegnat[1]通過跟蹤研究認為，在疏浚棄土水域監(jiān)測小型底棲生物組成可能比監(jiān)測大型底棲生物更為重要，在疏浚區(qū)周邊調查生物響應的差異性，能夠反映其影響或反映生境重建狀態(tài). 考慮到疏浚/棄土決策者及技術人員對水域特殊生物保護知識的缺乏，佛羅里達州立法機構為特殊生物或具有美學和科學價值的生物建立了35個保護區(qū)(避難所)，并以環(huán)境質量違法次數和水體生物時序分析數據等，影響和規(guī)范政府的(疏浚)決策行為[43]. 1997年在荷蘭鹿特丹召開的國際污染沉積物會議，其主題之一就是討論底泥的生態(tài)風險控制問題. 美國環(huán)境保護局曾開發(fā)了沉積物毒性識別和評估方法(TIE)，列出了沉積物中重金屬、有機物和氨(NH3)引起生物毒性的作用，使調查人員能夠對沉積物中引起急性毒性的化學物質進行特征描述和識別，以幫助做出疏浚決策[44]. 應用TIE發(fā)現，沉積物中氨在引起毒性方面的作用與重金屬、有機物大致相等，但在間隙水中氨的毒性作用更加突出. 在比利時召開的“淡水沉積物監(jiān)測”會議上，與會者強調分析重金屬形態(tài)及生物可利用性，在界定底泥污染和生態(tài)危害風險時比污染物總量更有實用價值，并建議政府決策者和疏浚業(yè)專家，采用基于底泥毒性和泥-水界面重金屬遷移風險來獲得疏浚決策的結論支持[45]. 雖然疏浚前需要生態(tài)風險評估結果做支撐，但為避免整體上出現決策性失誤，示范性疏浚研究逐漸得到重視. Guerra-García和García-Gómez[46]曾在疏?，F場建立6個1 m2的小疏浚區(qū)，研究疏浚區(qū)和對照區(qū)的大型底棲生物的數量和種類在30 d內的變化情況，結果支撐了在示范區(qū)附近疏浚項目的實施.

湖泊藻源性黑臭(湖泛)問題近10多年來已成為太湖等湖泊主要污染問題之一. 湖泛(black bloom)現象實際是富營養(yǎng)化問題引發(fā)的，與底泥有著密切關系. 底泥中關鍵致黑物源(包括部分致臭物源)的提供是造成太湖湖泛的兩個根本原因之一[47]，且發(fā)現沒有污染底泥的參與湖泛難以形成[48-49]. 自2007年下半年來，為了確保水源地安全，太湖疏浚的控制目標由針對富營養(yǎng)化而轉向主要針對湖泛的防范[6]. 2008年9月-2009年 4月選定太湖湖泛易發(fā)湖區(qū)開展了疏浚對湖泛控制效果的室內模擬，同時在符瀆港外800 m建立了疏浚和對照兩個研究區(qū)，重點進行疏浚對底棲生物影響的示范性研究. 模擬研究發(fā)現，太湖3個湖泛易發(fā)水域(符瀆港、月亮灣、南泉)未疏浚底泥的上層水體，先后發(fā)生了黑臭現象，而模擬疏浚的則未見發(fā)生[50]. 示范區(qū)跟蹤研究表明，疏浚7個月后底棲動物數量的恢復率達到疏浚前61.8%的水平，生物量恢復則分別達到91%和64%，這些正面結果基本支持了在太湖受湖泛影響湖區(qū)開展疏浚的決策. Liu等[51]通過模擬不同疏浚深度對湖泛的影響，發(fā)現疏浚過淺(7.5、12.5 cm)尚不能控制湖泛的形成，疏浚深度達到22.5 cm方可起到控制作用. 并發(fā)現主要是抑制了形成致黑物的關鍵因子∑H2S和沉積物中酸可揮發(fā)性硫化物(AVS)的含量. 實際上部分環(huán)保疏浚項目是帶有補救性或應急性的[52-54]. 黑海沿岸的德夫尼亞區(qū)水體底泥淤積嚴重，基于水體中溶解性物質、鈣、氯化物等含量以及底泥中重金屬和持久性有機物及放射性物質含量突然偏高等現象，綜合分析決定需立即對其實施疏浚. 湖泛的發(fā)生一般很難預判，因此決策者往往采用應急性工程進行控制. 由于疏浚項目基本可以滿足機動和快速的工程要求，因此關于疏浚時令選擇必要性研究往往省去，決策失誤的可能性也會有所增加. 總之，隨著生態(tài)環(huán)境保護理念的逐步深入，“是否疏?！钡臎Q策研究必將成為工程可行性研究中的必備程序和依據被進一步鞏固，通過必要性論證方可列入擬疏浚項目，也將成為疏浚決策者的共識.

2 湖泊底泥環(huán)保疏浚范圍和深度的研究

“疏浚多少”看似是個一般工程方量的設計問題，但從環(huán)保疏浚研究而言，疏浚方量的設計卻是環(huán)保理念指導底泥疏浚工程的精髓所在，需要通過精細的研究、周密的計劃和合理的確定并通過各種方式表達出來的過程，以面積和深度的物理量給予確定. 特別是對于大中型湖泊而言，底泥的污染有明顯的空間異質性，具有污染風險的底泥主要在部分湖區(qū)分布，并且越是接近表層，底泥中污染物含量和風險越高. 湖泊底泥污染物這種集中分布特征，實際上也為疏浚技術的應用提供了可能，但如何合理確定湖泊環(huán)保疏浚范圍和深度這兩個關鍵物理量，卻非一般工程設計可以獲得，需要科學的理論指導和方法支持.

2.1 湖泊環(huán)保疏浚范圍的確定方法

疏浚范圍確定實際包含了“在哪疏?！焙汀笆杩６啻蟆眱蓚€問題. 一般認為，回答“在哪疏浚”的問題需要了解湖泊污染源和污染物分布特征，結合歷史信息的定性分析做出經驗上的判斷. 如1992年日本霞浦湖擴大底泥疏浚規(guī)模，就是選擇底泥營養(yǎng)物含量較高的土浦灣和高浜灣為疏浚區(qū)[32,55]. 從易受人類活動影響而言，湖泊的受污染底泥一般分布在入湖河口、湖岸區(qū)及相對封閉的湖灣，這些位置是湖泊環(huán)保疏浚常見的關注區(qū)域，如巢湖西部湖灣、太湖竺山灣和滇池草海等[5]. 但如果就保護水源地而言，還考慮將疏浚區(qū)放在水廠取水口附近(如太湖貢湖水廠、錫東水廠和巢湖市水廠取水口周邊水域). 對于控制湖泛的環(huán)保疏浚，由于“黑水團”具有移動性，出現黑臭的水域不一定是湖泛的原發(fā)地，甚至有些區(qū)域湖底沒有明顯的軟性底泥，這就需要了解湖底的底泥分布、流場特征等情況. 另外，對高等水生植物繁茂區(qū)、魚類繁育區(qū)、底棲生物富集區(qū)等生態(tài)良好區(qū)，以及水工設施附近、無底泥區(qū)等，在疏浚范圍判定時還應予以排除.

“疏浚多大”需要回答的是疏浚范圍或面積的問題. 環(huán)保疏浚范圍的確定國內外研究相對較少，大多是依據表層底泥的污染物分布特征勾畫出疏浚范圍和面積[56-57]. 有些管理者直接根據定性分析和所謂的管理經驗，將整個河口或湖灣認定為疏浚范圍，即使在發(fā)表的指導性書籍中往往也闡述的并不清楚. 有的僅根據工程測量設備、定位和圖件繪制、底泥力學指標的測定，給出所謂底板圖作為疏浚范圍[55]，明顯缺乏環(huán)保理念的融入. Dowson等[56]對劃船運動活動頻繁的7個屬于貝類漁業(yè)區(qū)的河口，通過測定表層底泥和上覆水體中船舶禁用防污涂料(三丁基錫，TBT)含量，并依據其高度的空間變異性以及從底泥向水體解吸的潛在風險，確定了污染底泥的疏浚范圍. 王秋娟[58]采用美國EPA標準曾對太湖北部3湖區(qū)做污染分類，再結合底泥對氮的不同程度的解吸，將輕度以上的湖泊沉積物列為被疏浚的范圍.

環(huán)保疏浚范圍確定的核心問題，即是建立底泥污染性質和生態(tài)風險等級的劃分方法及科學的空間整合體系. 范成新和陳爽[59]提出了一種可簡稱為“網格層次法”的疏浚范圍確定方法. 它以氮磷靜態(tài)釋放、重金屬生態(tài)風險指數(RI)、氮磷有機質、活性磷、氧化還原電位等在內的底泥9個物化屬性參數為主，同時考慮水質和生態(tài)特征共17個指標，將擬疏浚的湖泊或湖區(qū)劃分單元網格，把插值后的單元格中底泥、水質和生態(tài)特征屬性數據，依據9級標準分級和無量綱化處理，在層次分析法(AHP)和專家打分支持基礎上計算出各級指標權重，再將數學方法獲得的具有同一類別的“疏浚綜合評估值”的網格單元進行面積歸并，按綜合評估值高低將湖泊劃分出推薦疏浚區(qū)、規(guī)劃治理區(qū)、規(guī)劃保留區(qū)和規(guī)劃保護區(qū)4類范圍(圖2). 網格層次法支持了太湖疏浚決策[6]，其中推薦疏浚區(qū)(84.90 km2)和規(guī)劃治理區(qū)(449.87 km2)中的部分區(qū)域，在2007年后太湖開展的環(huán)保疏浚中得到實施. 該法所選擇的指標和建立的決策框架對此后環(huán)保疏浚范圍的確定研究產生了一定影響. 王雯雯[60]基于水體中無機態(tài)氮、磷與底泥產生吸附解吸并可達到平衡，結合重金屬生態(tài)風險指數，建立了營養(yǎng)鹽和重金屬的等級標準，并將太湖竺山湖劃分了氮、磷及重金屬高風險區(qū)，考慮安全性后進行空間疊加劃分出環(huán)保疏浚范圍. 在此研究基礎上，他們增加了持久性有機污染物，形成了“鑒別評估”確定環(huán)保疏浚面積的方法. 陳國柱和劉毅[61]引入了“決策支持度指數”的概念，將底泥、水質和生態(tài)特征的關鍵性控制指標減到14項，底泥權重的賦值增加到70%，在浙江沃洲湖(長詔水庫)疏浚中得到應用.

圖2 網格層次法湖泊疏浚范圍確定示意圖Fig.2 Schematic diagram of lake dredgingarea determined by grid hierarchical method

2.2 湖泊環(huán)保疏浚深度的確定方法

疏浚深度是環(huán)保疏浚研究中最主要關鍵性參數之一. 疏浚深度確定的合適與否直接關系到環(huán)保疏浚的效果好壞及工程費用的高低，被認為是環(huán)保疏浚研究的焦點所在[13,60]. 但關于環(huán)保疏浚深度，國外卻尚未有合適的方法可以借鑒，多是理念性或定性的[62-64]，主要關注的是生物種群的保護和重污染部分的去除，可操作性較低. 一般而言，底泥中污染物含量隨著深度的加大而逐漸降低. 如果疏浚深度過小(相當于施工中欠挖)，底泥釋放和生態(tài)風險并未實質性消除，疏浚效果難以得到保證和長效維持；而過大的疏浚深度(相當于施工中超挖)，則不僅會使疏浚成本增加，還可能對湖底部生態(tài)系統(tǒng)造成破壞，增加后期生態(tài)修復的難度[65]. 國際上關于疏浚深度的研究，相關成果主要來自我國. 在多年的研究中，已推出了近10種方法[60,66-67]，從單一技術上分，主要有視覺分層法、拐點法、背景值法、標準偏差倍數法、頻率控制法、生態(tài)風險指數法、分層釋放法、吸附解析法等方法(圖3).

圖3 我國研發(fā)或應用的環(huán)保疏浚深度(h)單一性確定方法示意圖( A 視覺分層法；B 拐點法；C 背景值法；D 頻率控制法；E 標準偏差倍數法；F 生態(tài)風險指數法；G 分層釋放法；H 吸附解析法)Fig.3 Schematic diagram of determination methods of environmental dredging depth (h) developed or applied in China(A: Visual stratification; B: Inflection point; C: Background value; D: Frequency control; E: Standard deviation multiple; F: Ecological risk index; G: Layered release ; H: Adsorption-desorption)

2.2.1 視覺分層法 該法又簡稱視覺法、分層法和沉積層法[55,68-69]，主要根據顏色、氣味、流塑或黏稠狀態(tài)等對柱狀底泥進行污染性質分層. 該法早期一般將底泥分成3層(污染層A、過渡層B、正常層C)，認為A層顏色為黑色至深黑色，上部稀漿狀，下部呈流塑狀，有臭味；B層顏色多灰黑色，呈軟塑-塑狀；C層顏色與當地未被污染土質相同，一般無異味. 在實際應用中，多分成4層或5層. 如將污染層A層的上部細分為浮泥層[68]或氧化層[70]；或將過渡層再細分為上、下兩層[14]，以及將正常層稱為健康層[70]. 該法雖簡單快速，但由于主要依賴于人的視覺、嗅覺和觸覺感官，主觀性介入過強，而顏色和流塑態(tài)與底泥污染性關系尚未見科學性定論，因此對層的性質和分界位置的判斷難免產生誤差甚至失誤.

2.2.2 拐點法 該法又稱折點法[57,66,71]，它是依據目標污染物含量隨深度的變化曲線中，出現明顯的拐點(或轉折點)，則將處于該點位置以上的泥層厚度確定為底泥疏浚深度. 應用該法有時可能出現1個以上的拐點，則從可實施性和經濟成本考慮合理選擇. 吳永紅[66]曾對滇池兩湖灣底泥氮、磷垂向分布用拐點法判斷，認為24～39 cm處為其適合的環(huán)保疏浚深度. 拐點法是我國1990s后大多數疏浚湖泊界定污染底泥疏浚深度時較常采用的方法. 姜霞等[71]用拐點法根據太湖竺山灣底泥中重金屬總量及生物可利用性形態(tài)的垂向分布特點，推算出底泥環(huán)保疏浚深度(0.39 m). 宋倩文[57]分析了梅梁灣柱狀底泥TP垂向變化曲線，找到拐點處的TP含量為582 mg/kg，據此確定梅梁灣的疏浚深度為17 cm. 趙海濤等[72]和梅曉慶等[68]提出的“含量分析法”實際上也是依據含量在垂向上的變化特征確定的，與拐點法原理本質上一致. 拐點法的優(yōu)點是簡單直觀，易掌握，但實際應用中，由于沉積物的空間異質性，不同的目標污染物、不同的采樣點的拐點位置往往有很大不同，垂向曲線上拐點位置有的可多達3個以上甚至沒有明顯拐點，為疏浚深度的確定帶來困難和任意性.

2.2.3 背景值法 該法是以極少或未受人類活動影響的深層底泥中目標污染物含量作為背景值，將底泥中污染物含量高于背景值的即判定為受到污染，進而確定環(huán)保疏浚深度. 底泥背景值可通過與底泥垂向分析結合的斷面沉積地球化學、研究區(qū)歷史資料大數據分析等方法獲得. 根據羊向東和陳旭的研究[73]，具有高磷地質本底的巢湖流域由于1500-1580年間耕地面積的快速增加，造成巢湖底泥磷含量出現第一次明顯上升，對應泥深小于62 cm的上層底泥則認為已受近代污染，大于62 cm的則可認為是磷的背景值. 一般認為，環(huán)境污染大約起始于工業(yè)革命開始的19世紀末，我國則主要開始于1950s. 但是，很少有湖泊或湖區(qū)能獲得高覆蓋深層底泥調查數據來獲取背景值. 實際對柱狀泥樣高精度分層及對目標污染物分析后，以背景值含量以上判斷為污染層，所確定的疏浚深度一般都會出現正誤差.

2.2.4 標準偏差倍數法 該法是對湖泊底泥樣品中的目標污染物含量進行分統(tǒng)計分析，求出其平均值和標準偏差，然后根據隨機誤差理論，確定極限誤差下的置信度水平，計算出置信區(qū)間. 根據目標污染物含量的均值及其標準偏差變動范圍(Av+n·σ)，人為劃分底泥污染等級，其中n為自然數. 對于正態(tài)分布，認為偏離3σ的可能性已經很小,(Av-3σ，Av+3σ)之內的數量占總數的絕大多數. 因此在一般湖泊中n取值為3～4，而對污染較重湖泊則取1～3[70, 74]. 該法需要足夠多的采樣點目標污染物含量信息，而且理論上每個樣點的分層數甚至層位都要具有一致性，另外，n的取值主觀成分較明顯，缺乏不同標準偏差與污染的對應關系，依據并不充足.

2.2.5 頻率控制法 該法是將足夠樣本的底泥污染物特征值按大小依次排序，以圖表方式繪制污染物含量的頻率曲線，或用數理統(tǒng)計方法將特征值和頻率表達成一定的數學關系式. 然后確定某一百分比下的底泥質量分類標準，依據人為制定的清淤原則清除高含量污染物，即確定某一頻率的污染物為環(huán)保疏浚控制值[60]. 該法在分析有多個檢測限的變量時，可在分析時給予相同的考慮，以確保所有的數據用于質量分級. 但該法需要有足夠多的樣本數，以滿足統(tǒng)計學要求，且符合正態(tài)分布，含量所處頻率與污染的對應關系缺乏科學依據，應用較少.

2.2.6 生態(tài)風險指數法 該法又稱潛在生態(tài)風險指數法和臨界風險法[75-76]. 瑞典科學家H?kanson[77]將在相對比較穩(wěn)定的頁巖中不同重金屬含量作為湖泊底泥背景值，根據不同重金屬的生物毒性作用存在差異，通過各污染因子的計算及其值的加和，計算出RI，評價底泥的生態(tài)危害程度(無生態(tài)危害：RI<150；生態(tài)輕度危害：150≤RI<300；中度危害：300≤RI<600；強度危害：RI≥600). 生態(tài)風險指數法主要依據H?kanson的生態(tài)風險評估方法和生態(tài)危害程度等級，將具有生態(tài)強度危害(RI≥600)的層確定為污染層，該層下部所處位置至上部底泥—水界面距離，確定為疏浚深度[75]. 在“十五”國家863項目中，對太湖五里湖環(huán)保疏浚示范區(qū)15個柱狀樣點中重金屬含量按照生態(tài)風險指數將底泥劃分為背景層(無生態(tài)危害)、無污染的正常層位(生態(tài)輕度危害)、污染過渡層(生態(tài)中度危害)和污染層(生態(tài)強度危害)4層[34]，確定示范區(qū)疏浚深度為20～150 cm. Ding等[76]應用潛在生態(tài)風險指數評價了浙江平湖10條河道的重金屬RI，給出了臨界風險閾值水平，建議的疏浚深度為35～100 cm. 該法的優(yōu)點是用常規(guī)化學分析替代了底泥的生物危害實驗，使疏浚深度的確定融入了生態(tài)的理念. 不足之處是對于非受重金屬污染如營養(yǎng)性污染的湖泊僅能作為參考.

2.2.8 吸附解析法 該法又稱吸附平衡法[70,82]. 對擬疏浚區(qū)干燥底泥以合適的泥/水比和外加氮、磷進行吸附解吸平衡實驗，找出氮、磷吸附解吸平衡濃度大于上覆水中相應氮、磷濃度的底泥層，確定氮、磷釋放風險大的泥層作為疏浚層次，相應的底泥厚度為環(huán)保疏浚深度. 王雯雯等[70]應用該方法，對太湖竺山灣環(huán)保疏浚示范工程A、B兩區(qū)確定的底泥環(huán)保疏浚深度分別為0.4～0.7 m. 馬永剛等[82]在試驗水體的濃度條件上對該法作了改進，將底泥與按Ⅰ類～劣V類別配置含氮、磷的模擬水體進行吸附解析實驗，當達到各自平衡濃度時，將初始濃度與吸附/解析量建立線性回歸方程，為疏浚深度確定提供更精細的依據.

實際在環(huán)保疏浚工程的疏浚深度確定應用中，除拐點法外，很少僅采用以上一種方法確定疏浚深度，往往是2種甚至是多達4種方法的綜合[33,68-69,75]. 涉及較多的方法是視覺分層法、拐點法、生態(tài)風險指數法、分層釋放法和吸附解析法. 為了對富營養(yǎng)化、重金屬、持久性有機污染物等多重污染的底泥進行有效控制，Liu等[83]對巢湖匯流湖灣開展了以營養(yǎng)物(TN和TP)、重金屬(重點是Cd和Hg)和持久性有機污染物(16 種PAHs)控制為主的多目標底泥疏浚深度的確定，對劃分的4塊區(qū)域推薦的合理疏浚深度為15～25 cm. 張鑫等[69]提出用基于疏浚深度主要位于污染過渡層(B)內這樣的基本判斷，應用沉積學法(視覺法)、背景值法、拐點法和分層釋放速率法給出疏浚深度，獲得在過渡層中需疏浚去除的百分比(綜合系數K值)，以此用公式計算出環(huán)保疏浚深度. 對于特殊的湖泊污染現象——湖泛黑臭的控制，以關鍵的致黑組分為主要控制參數，也將獲得較好的疏浚效果. Liu等[51]模擬疏浚深度控制湖泛，發(fā)現22.5 cm的疏浚深度可有效控制湖泛的發(fā)生.

與我國在環(huán)保疏浚深度確定上主要關注底泥中污染性化學元素或組分(營養(yǎng)性、重金屬和持久性有機污染物等)不同，歐美一些國家更注重于與底泥有關的生物體毒性效應，并且以實際受影響的結果來確定疏浚深度[62]. Rosiu等[62]曾對底特律河采集的12個沉積物巖芯按5 cm間隔分層，分別用毒性剖面法和生物測定法分析評價了底泥中一種搖蚊幼蟲(Chironomustentans)在10天暴露期的存活和增重. 與對照相比將沉積物分成(對底棲動物)劇毒、有毒、輕度有毒和優(yōu)質棲息地，并據此估算8個采樣點的有毒沉積物體積，確定了疏浚和處置有毒沉積物的成本. 我國涉及與疏浚深度有關的生物體研究，目前尚不具有定量指導意義，如Yu等[65]在實驗室環(huán)境下研究了淺疏浚和深疏浚對底泥上黑藻生長的影響，認為適度疏浚后的底泥與黃萎病菌的生長相適應；過度疏浚則因棕壤性基底缺乏養(yǎng)分，導致水生植物生長緩慢. 為兼顧底泥污染控制和水生植物的修復，研究認為將疏浚深度放在底泥有機質含量處于1.7%～5.0%之間時，既可控制河道有機污染，又可為底棲動物和附著藻類提供充足營養(yǎng)，防止沉水植物(菹草、黑藻)根系出現爛根現象[84].

3 湖泊底泥環(huán)保疏浚工藝選擇研究

疏浚是一類應用水力或機械的方法，挖掘水下的土石方并進行輸移處理的工程. 環(huán)保疏浚的對象是(軟性污染)底泥，外力使其以泥塊或泥漿的狀態(tài)從原位移除，并通過水面上的設備運出到湖體以外區(qū)域處理處置[85]. 輸泥方式、堆場設計和余水處理工程基本離開水體或在密閉環(huán)境下進行，已不涉及水中疏浚操作，故不作為本文主要述及的內容. 水下的疏浚活動因所選的疏浚方式、疏浚工具、定位裝置、防擴散裝備等工藝的不同，將會產生欠挖、超挖、漏挖和底泥泄漏等現象，在新生表層底泥上將會產生不同量的殘留物[67,86]和再沉降物(圖4)，這將牽涉到決策中工藝的選擇. 另外，疏浚中因刀具或流體對底泥的剪切和湍流會產生顆粒再懸浮，其中大顆粒物在重力作用下會迅速回落到泥層表面，較小顆粒則會在水體中擴散遷移直至沉降. 疏浚中擾動擴散的顆粒物和殘留的疏浚物，將會對周邊水環(huán)境質量和生物體產生影響，降低疏浚后的污染控制效果[86-89]，需要一定防護措施. 因此，在疏浚實施前，疏浚方式、疏浚工具、定位裝置、防擴散裝備等疏浚工藝的選擇，也是環(huán)保疏浚決策所必須要考慮的研究內容.

3.1 環(huán)保疏浚方式的選擇

底泥疏浚分干法和濕法兩大類. 干式方法又稱排干法或空庫法[90]，即將整個湖區(qū)或圍堰分隔水體中的水排干，用推土機推積、車輛裝載運出；或用高壓水槍沖淤等將底泥與水體混合推積于低洼區(qū)，再用輸送泵將泥水抽走. 前者也稱機械疏浚，后者為水力疏浚[91]. 南京玄武湖是我國采用干式法對湖泊疏浚的較典型案例. 該湖自公元320年以來，分別以軍事、清淤和擴容等目的，進行了10次干湖疏浚[92]. 1997年11月-1998年3月為改善湖泊水質，進行了第11次干法疏浚. 主要采用建圍堰分湖區(qū)機械疏浚方式，設計疏浚深度30 cm，共清除湖泥87萬m3[86,91]. 2002年底-2003年初的西安興慶湖疏浚也是采用高壓沖淤. 干法疏浚的優(yōu)點是將水下施工的隱蔽工程變成陸上直觀施工，施工中規(guī)避了再懸浮對水體的影響，而且對地形起伏大、雜物多的底部能以可視和無死角的方式進行作業(yè)[67]，缺點是幾乎難以按照確定的環(huán)保疏浚設計的幾何尺寸進行污染底泥的有效清除，殘留率高，超挖和欠挖發(fā)生概率大；殘留污染底泥易與清潔底泥混雜，污染控制的效果一般不甚理想[8,93].

濕法疏浚又稱帶水或水下疏浚，該法需要將疏浚機械安裝在可移動的作業(yè)船上[94]，通過疏浚工具，如斗、吸頭或刀頭等(圖4A)，將污染底泥清除出水體. 具有環(huán)保理念的疏浚方式基本來自濕法疏浚，在底部雜物不多且疏浚面積不是非常小的情況下，湖泊環(huán)保疏浚的設備選型，實際上就是根據湖泊水深、底泥性質、疏浚泥深、工期，低擴散低殘留等工藝和環(huán)保要求，對需要疏浚船疏浚的挖掘方式的選擇.

圖4 疏浚中底泥新生表層形成過程及潛在風險示意圖Fig.4 Formation process and potential risk of new surface sediment in dredging

濕法疏浚主要分抓斗式、鏈斗式、鏟斗式、泵吸式、耙吸式、絞吸式和斗輪式等疏浚方式[67,90,95]，其中耙吸式、絞吸式和斗輪式都屬于吸揚方式. 這些濕法疏浚設備具有不同的工作原理及優(yōu)缺點，疏浚決策可根據污染物控制目標及疏浚水體自身的環(huán)境條件選擇適合的疏浚工藝設備. 雖然濕法疏浚有多種方式，從施工效率、經濟性、適應性和環(huán)保性等方面，不同疏浚方式各有所長[4,95]，但真正在湖泊中應用較多的主要有抓斗式、泵吸式和絞吸式(表1). 2014年南京玄武湖和2018年武漢龍陽湖的疏浚工程，均采用了抓斗方式施工，但從國內外發(fā)展特別是環(huán)保要求越來越高的趨勢看，絞吸式挖泥船是相對較適合的疏浚方式. 陳超等[96]曾模擬抓斗式(V形面)和絞吸式(表面有殘留)疏浚方式與理想狀態(tài)(平整面)對太湖不同湖區(qū)的底泥疏浚效果進行比較發(fā)現，絞吸式疏浚比抓斗式對底泥氮、磷釋放有更好的控制作用. 泵吸式由于有較高的疏浚精度(10 cm)，特別適合湖底狀況復雜、防擴散污染要求高的湖岸區(qū)域薄層疏浚[97-98].

表1 湖泊中不同常用疏浚方式的優(yōu)缺點比較

3.2 基于疏浚中再懸浮和顆粒擴散考慮的疏浚工具的選擇

疏浚中疏浚工具(如刀、斗、鏟等)難免因對表層底泥的切削、抽吸等而產生機械攪動、振動或流體紊動，這種瞬間使底泥碎化、松散和揚起的操作，往往會造成疏浚點及其附近底泥再懸浮乃至向周邊水域擴散(圖4B). 此外，船體移動、淤泥裝載等過程也會短暫地引起局部水體的湍流和剪切現象，導致底泥顆粒物懸浮. 實際上，即使冠以“環(huán)?！狈Q謂的所有疏浚方式，在疏浚作業(yè)中都難免造成一定程度的擴散和泄漏，只是程度不同而已. 由于底泥再懸浮和擴散不僅導致水體的渾濁和透明度下降，更主要是會快速使底泥中污染物向水體釋放[31,37,67,99]，因此在疏浚方法的選擇中，往往對疏浚工具給予更多關注. 疏浚活動的物理環(huán)境，主要是水體懸浮固體濃度(SSC)增加以及向疏浚點遠處的擴散和沉積(DEP)而造成的影響[103]. Hy?tyl?inen和Olkari[87]對疏浚中的芬蘭J?ms?nvesi湖泊分層底泥多環(huán)芳烴(PAHs)進行分析，根據最上層(0～10 cm)的淘洗液中PAH總濃度對發(fā)光細菌和水蚤的毒性較大的結論，提出疏浚工具是否存有合理性的問題. 楊白露[99]從可優(yōu)化運行參數和工藝入手，研究了斗容8 m3抓斗其抓斗開度、疏浚頻率和飄斗角，對疏浚中擴散所造成的底泥釋放影響. 結果認為，抓斗開度為180°、飄斗角為0°、抓泥頻率為40次/h時，疏浚后底泥中氨氮、TN和有機物累積釋放量最小，所獲得的環(huán)保工藝參數反過來指導了疏浚工藝的選擇. 因此疏浚中因擴散等所造成的影響范圍和程度，往往是環(huán)保決策在疏浚工具的選擇中需要考慮的重要內容.

Cutroneo等[104]用帶有多普勒流速剖面儀(ADCP)和濁度儀的測試船，對意大利熱那亞Multedo港作業(yè)中的3種類型疏浚船(抓斗式、鏟斗式和耙吸式)，所形成的渾濁區(qū)拖尾(flume)的特征和變化進行逐日跟蹤. 利用獲得的聲學后向散射和濁度數據，以及對渾濁區(qū)拖尾狀態(tài)演變分析，抓斗式疏浚的渾濁拖尾僅出現在距抓斗50 m以內的底部；鏟斗式疏浚的拖尾則在疏浚點50 m內的整個水柱明顯存在，港內50～400 m和港外100 m也有出現，但主要在100 m范圍內[105]；耙吸式挖泥船后形成的渾濁拖尾在港內400 m延伸到港外100 m處的整個水柱. 用動力學數值模型研究因疏浚產生的懸浮固體拖尾影響，其結果常被應用于疏浚前的預測[103]. Wasserman等[106]曾用3D模型，模擬了巴西塞佩蒂巴灣在內潮汐和風力作用下疏浚過程中的顆粒擴散，其影響范圍可達600～1000 m[67]，認為高強度的水動力對影響范圍可能起到了拉長作用. 為能從時空上精細刻畫疏浚SSC拖尾的漸變過程，Feola等[103]以傳統(tǒng)的機械式和水力式挖泥船為研究對象，通過對SSC和DEP模擬的時間序列分析，得出統(tǒng)計學參數，以數值來評估其空間(垂直和水平)和時間(季節(jié))變化. 將發(fā)生超過閾值的SSC拖尾事件，按照量級、持續(xù)時間和發(fā)生頻率給予記錄(SSCnum)，作為綜合指標直接比較不同疏浚船在距疏浚區(qū)漸進距離處產生的影響. 該疏浚工程潛在影響的識別和評估系統(tǒng)為西西里島奧古斯塔港在選擇疏浚工具上提供了決策支持. 曾建軍[107]曾以懸浮物發(fā)生量作為指標比較3種疏浚方式對環(huán)境的影響，結果表明，在同等疏浚效率下，抓斗式影響最大，耙吸式其次，絞吸式最小.

3.3 絞吸式疏浚船的裝備改進和工藝選擇

雖然仍有一些類型的挖泥船也被應用，但目前國內外優(yōu)先選用的環(huán)保疏浚方式是絞吸式挖泥船[95-96,108-109]. 環(huán)保疏浚質量的好壞主要體現于兩個指標：擴散性和殘留率. 無論疏浚設備的先進與否，都會產生一定量的殘留淤泥[110](圖4C). 這些從疏浚泥中殘留下來的底泥往往具有較高的流化狀態(tài)、易遷移且具有較高的生物可利用性，其中的微生物甚至可對底泥產生接種式的活化作用[14,86]. 對于絞吸式疏浚船而言，底泥的擴散主要是來自絞刀頭對底泥的切削、刮吸形成的擾動以及定位樁的移動等，使得底泥會快速向周邊分散[14,95]. 底泥的殘留涉及因素相對較多：(1)因地形平整度差或垂向定位允許誤差等造成的欠挖；(2)由于平面定位誤差、疏浚區(qū)劃分問題或船體定位偏斜等因素造成的漏挖；(3)由于構造物、石塊和障礙物等遮掩造成污染性底泥未被清除[110]；(4)絞刀頭抽吸效率不足或是泥塊過大過硬等，使得已被碎化、松散甚至揚起的底泥沒被抽吸走；(5)因擾動造成的再懸浮底泥的原位和異位的沉降等(圖4C).

據研究，由于疏浚設備(包括絞刀頭、定位系統(tǒng))、底泥性質(如粒徑、含水率、有機質含量等)和疏浚點環(huán)境條件等因素，殘留量可占疏浚挖掘總量的2%～11%，殘留顆粒物中的污染物則約占計劃疏浚清除污染物的5%～9%[111]. 但有文獻表明，疏浚淤泥的殘留量與疏浚設備的關系不大，而與疏浚地點的現場條件關系密切. Patmont等[112]根據污染物質量平衡法估算，認為殘留淤泥量約為疏浚量的1%～13%. 為改善絞吸式疏浚船的擴散性和殘留率指標，在給定的硬件條件下，人們主要從裝備的改進和工藝的選擇兩方面進行完善[89,110].

1)防擴散泄漏型環(huán)保絞刀的設計和研制. 一般認為，罩式、立式圓盤型和螺旋刮掃吸頭式是降低疏浚物擴散的主要絞吸形式. 近30 多年來，從防擴散和防泄漏角度，進入實際應用的新型環(huán)保絞刀層出不窮. 如荷蘭Boskalis公司專為環(huán)保疏浚設計了圓盤式環(huán)保絞刀，比利時國際疏浚公司設計了鏟吸式絞刀[113]. 美國也有相關專利提出一種防止泄漏的方案，在絞刀大環(huán)內側設置了特定的鏟板，用以引導被切削下來的泥沙盡快到達吸泥口處. 荷蘭專利也設計出了一種防止絞吸式挖泥船泄漏的方案，該方案讓吸泥口盡可能的深入絞刀內部，提高吸入效果，以達到減少泄漏的問題[95]. 我國近20年來在環(huán)保絞刀領域也進行了不斷的研制和改進[114-115]，楊建華等[115-116]針對普通疏浚絞刀底部適應性差、吸泥效率低、容易造成漏挖，以及固定式防護罩不能控制泥泵的進水量、疏浚深度不能隨泥層厚度改變等問題，研發(fā)出兩款新型環(huán)保疏浚絞刀；林玉葉等[114]則針對平整性差的湖底，易造成絞刀頭防護罩不能與泥面很好密閉的問題，研制出一種可提升疏浚泥漿含固率的環(huán)保絞刀頭，降低了疏浚的殘留率. 但整體而言，我國在環(huán)保疏浚絞刀的研制方面，還是以性能改進為主.

3)疏浚定位、傳感和信息技術的提升. 環(huán)保疏浚與一般疏浚相比，其最大的不同是對一個不規(guī)則的清淤斷面以可控方式，對所設計的疏浚厚度(能以5～10 cm精度)進行精準性疏挖. 在湖面開闊水域施工中，高精度的平面定位和高控制能力的垂向穩(wěn)定性，是疏浚低殘留率的最主要保證，稍有不慎就會造成欠挖、超挖和漏挖. 目前國際上環(huán)保疏浚標準要求，平面疏浚精度為30 cm，垂向疏浚精度為5～10 cm[89]. 20世紀末，我國自行生產的疏浚設備大多源于港口和航道的清淤裝備，在挖深控制(20～30 cm)和空間定位精度(m級)方面均較落后. “十五”期間我國在西五里湖開展了環(huán)保疏浚技術系統(tǒng)性研究，集成了高精度微機測控、衛(wèi)星導航定位、傳感器和地理信息處理技術，研制出絞吸挖泥船挖深自動監(jiān)控裝置[119]. 結合高精度定位及挖深控制技術，使得平面定位精度達到± 1 m，薄層疏浚精度控制在<10 cm，滿足了高精度疏浚定位要求.

4)環(huán)保疏浚作業(yè)和裝備參數的優(yōu)化. 在實際疏浚作業(yè)中，與水環(huán)境保護直接有關的就是挖泥船液壓系統(tǒng)控制的絞刀轉速和橫移，泥泵真空和排壓一系列運行狀態(tài)參數，對于操作者而言，這些都是作出正確控制決策的關鍵信息[120]. 湯德意等[121]在水庫疏?，F場，研究了環(huán)保絞刀轉速n和橫擺速度v與吸入泥漿濃度的關系，結果表明，n=15 r/min、v=15～20 m/min是絞刀的最佳作業(yè)參數，此時疏浚泥水中的含固率最高，底泥擴散率和殘留率也相對較低. 彭小蘭[122]在三峽庫區(qū)回水區(qū)也研究了上述關系，發(fā)現絞刀橫移速度比轉速的影響大，認為能提高疏浚效率的絞刀轉速和橫移速度應分別設置在40 r/min和2 m/min. 雖然同為水庫疏浚，但可能裝備的不同，底泥的性質等不同，使得優(yōu)化的施工參數出現了明顯差異. 為盡可能降低疏浚過程中產生的污染物擴散，疏浚前可向環(huán)保疏浚絞刀(螺旋加罩絞刀)的水底投加PAC和鈣鹽鈍化劑后再進行疏浚施工，疏浚區(qū)水環(huán)境中COD、TN和TP含量得到了有效控制[122].

4 湖泊底泥疏?？尚行苑治鲅芯?/h2>

環(huán)保疏浚項目通常涉及的投資費用相對巨大，在決策前需全面系統(tǒng)地分析和掌握項目的社會經濟和生態(tài)環(huán)境效益的情況. 也就是說環(huán)保疏浚的可行性分析是以預測為前提，以投資效益為目的，從技術、安全、經濟和施工管理上的綜合性分析，以確定擬疏浚項目是否可行(圖1). 湖泊的疏浚效果未達到預期，多與忽視決策研究有關，決策上的主觀性和任意性，不僅會造成資金的浪費，還容易造成生態(tài)環(huán)境效益的喪失. 在前面經過“是否疏?！薄ⅰ笆杩６嗌佟焙汀叭绾问杩！钡南到y(tǒng)分析后，相當于通過了環(huán)保決策中主要技術的可行性分析，但是，“能否疏?！笔枪こ虒嵤┑淖詈鬀Q策，根據“一湖一策”的理念，除了疏浚的技術性分析外，不同湖泊疏浚的安全性、經濟性以及工程配套條件和施工期等都會有所不同，須納入可行性研究的范疇，加以系統(tǒng)分析，為環(huán)保疏浚決策提供最終依據.

4.1 環(huán)保疏浚的技術性分析

4.2 環(huán)保疏浚的經濟性分析

相比于一般疏浚，同樣方量的環(huán)保疏浚其費用要高得多，其最主要的原因就是為體現環(huán)保性，從疏浚前的裝備的配置，到疏浚施工中的防擴散泄漏和疏浚后的泥水處理處置和監(jiān)測維護等，都比一般疏浚產生了更多的成本. 而且隨著社會經濟和工藝水平的進步，對環(huán)保疏浚要求逐漸提高，知識產權在裝備和方法中的注入以及環(huán)保要求的不斷提高等，也使得疏浚的定額和整個工程的造價，會發(fā)生變動尤其是增加[124]. 環(huán)保疏浚工程的每一項內容都將涉及到資金的投放，我國各地經濟發(fā)展不平衡，雖然各級政府都很重視水環(huán)境保護，但對疏浚成本的控制也有可能成為限制性條件[125]. 在我國湖泊富營養(yǎng)化污染影響比較大的地區(qū)(如太湖地區(qū)、云貴地區(qū)和武漢市周邊)，地方政府用于包括環(huán)保疏浚的投入的意愿相對較大，但對多數地區(qū)，即使湖泊污染已很嚴重，疏浚的必要性也非常充分，可能受地方財政的環(huán)保投入影響，疏浚的可行性并不足. 此外，政策變化、通貨膨脹等因素都將可能制約著環(huán)保疏浚項目立項或啟動的可行性.

4.3 環(huán)保疏浚的安全性分析

環(huán)保疏浚重點是以水環(huán)境保護為主要目的，這些受保護的水體往往處于近岸或水流平緩的湖灣區(qū). 從考慮城鄉(xiāng)防洪、生活與生產安全的角度，疏浚區(qū)如果涉及到堤防、飲用水取水口和水工設施等近陸或水中的構筑物時，應參照我國現行的疏浚標準，必須保證足夠的工程安全距離. 如果所確定的疏浚區(qū)均在危險范圍內，則項目不可實施. 據對太湖底泥疏浚規(guī)劃設計[6,74]，疏浚區(qū)必須距離湖堤岸線50～100 m、中大型水工設施100～200 m，對于永久性標志物以其為圓心的25 m范圍，對于湖體內的橋墩則以其橋梁走向兩邊各外向100～150 m范圍，距離水源取水口500～1000 m范圍. 另外，我國東部地區(qū)和西南部地區(qū)會出現地區(qū)性的季風期，9-10月往往易發(fā)臺風，就保障人員的生命安全而言必須避免. 此外風浪過大，船只的定位、絞刀放置位置和姿態(tài)的穩(wěn)定性都將受到很大影響，對于在這些區(qū)域開展環(huán)保疏浚的項目，只能從安全性考慮，避開這一時段施工.

4.4 環(huán)保疏浚的工程效益分析

環(huán)保工程的效益主要考慮的是環(huán)境效益、生態(tài)效益和社會效益. 疏浚從湖體去除了多年沉積下來的大量污染物，特別是從總量上有效去除了污染物相對活性部分；疏?？梢欢ǔ潭认麓龠M歷史環(huán)境下的水生生態(tài)系統(tǒng)的恢復，對草型湖泊則控制沼澤化進程；疏浚一般都能改善水體的透明度，提高沉積物表層的溶解氧水平，提升人居環(huán)境和旅游資源；疏浚會增加庫容以及開發(fā)地區(qū)水資源儲存容量等. 然而，疏浚最主要的是環(huán)境效益，它是可行性分析中最重要的部分.

4.5 環(huán)保疏浚的工期分析

雖然沒有嚴格的要求，但環(huán)保疏浚的時間最好選擇冬、春季[10,55,129]，我國大部分區(qū)域湖泊此段時間往往呈低水位期(枯水期)，風力相對較小，適合湖面疏浚船的穩(wěn)定和施工. 底泥表層還是藻體越冬的主要場所[130]，沉降主要發(fā)生在秋末至春初階段，如果疏浚安排冬春季進行，將可有效地將部分附著在底泥表層的藻體(特別是藍藻種源)清除掉，為藻類水華的控制起到積極作用. 另外，在我國經常出現一種疏浚工程叫“應急”疏浚，其必要性原因可以是湖泊發(fā)生了重大污染事件(如湖泛)，或是某水源地水質發(fā)生了與底泥有關的問題. 此類項目往往不允許有所謂“耽擱”，用必要性代替了可行性. 其中最典型的就是將研究、設計和論證時間大大壓縮，來滿足立即施工的要求. 但是，如果在時間節(jié)點上違反了科學規(guī)律，也將不具有可行性. 比如環(huán)保疏浚主要就是控制內源污染，減小底泥生態(tài)風險，改善湖泊水質，但如果恰巧在夏季疏浚，由于溫度效應，對內源的釋放將具有增大甚至放大作用，不具可行性[10，55]. 再比如，如果疏浚的水體是嚴重富營養(yǎng)化湖泊，設計的疏浚時間未避開藻類暴發(fā)或湖泛易發(fā)階段，此時段施工將因難以避免的疏浚物擴散和泄漏而增加水體中營養(yǎng)鹽，反而造成藻類增加或黑臭發(fā)生等水質惡化現象，顯然這樣的“應急”疏浚工程在工期上缺乏可行性，需作時間調整.

4.6 環(huán)保疏浚方案的比選

方案比選是尋求合理的經濟和技術決策的必要手段，具體環(huán)保疏浚工程而言，方案的比選就是對工程中各主要技術在可比性的條件下，就投入、效益、技術、風險等方面進行比較[131]. 其中在效益大致相同的基礎上，技術比選往往是決定性的，主要是針對內源控制的同類技術的比較，如環(huán)保疏浚技術與原位覆蓋技術和原位鈍化技術的比較. 黃學才等[132]對武漢水果湖環(huán)保疏浚工程的設計，進行了包括施工圍堰布置、清淤施工挖泥船、輸泥方案、排泥場方案的比選，使得最后所選方案最具有可行性. 通過多方案的比選，可提出投資省、技術可靠、建設工期合理、環(huán)境效果好的實施方案[55].

5 研究展望

5.1 重視對湖泊疏浚后環(huán)境效果的回溯性研究，總結經驗教訓，建立適合我國發(fā)展的環(huán)保疏浚決策程序和內涵

環(huán)保疏浚在國際上已開展了50多年，但長期以來不斷引發(fā)對湖泊疏浚改善水環(huán)境爭議的主要焦點，就是疏浚后水質改善效果不佳的問題. 我國開展環(huán)保疏浚也有20多年的時間，然而幾乎沒有對已證實疏浚效果良好特別是欠佳或失敗的湖泊開展過專項研究，這使得我們不可能客觀判斷問題出現在哪一階段以及問題的真正原因，也幾乎不可能從科學理論和技術上進行系統(tǒng)分析，總結得失的原因和經驗教訓，提高科學決策水平. 20多年來，為改善水質，我國已在100個左右湖泊水庫開展了疏浚工程，可考慮從中選擇方案資料相對完整、社會反映效果較好、效果一般和效果欠佳(或差)的湖泊，開展回溯性研究. 一方面加強和改進從工程疏浚前的污染風險評估、疏浚量設計、疏浚方法和工藝選擇，以及疏浚后疏浚效果跟蹤研究；另一方面分析和研究疏浚后包括外源在內的污染源變化，重點可放在疏浚區(qū)底泥表層目標污染物的含量和形態(tài)，以及影響底泥-水界面交換通量的原因方面. 回顧和分析疏浚前和疏浚后底泥對水質的影響，真正從本質上總結成功的經驗，失敗的原因和教訓.

雖然國內外已頒布或出版了環(huán)保疏浚的導則和指南[55,133-135]，但多屬于針對環(huán)保疏浚行業(yè)的規(guī)范性要求，以及環(huán)保裝備和工藝的介紹等. 目前，我國部分湖泊水庫的疏浚項目仍帶有很明顯的武斷性，有些幾乎僅憑水質較差，在缺乏足夠前期調研數據的情況下就強行通過可行性研究；還有以生態(tài)環(huán)境問題緊急、時間上已不允許執(zhí)行正常調研程序或所謂“政治任務”為由，在沒有重要數據或結論支撐的情況下就立項施工，所有這些都會為疏浚項目的失敗埋下隱患. 我國目前不僅是世界上最大的工程疏浚國，也是最大的環(huán)保疏浚國，在環(huán)保疏浚的理論和技術領域應有所作為，這其中建立我國環(huán)保疏浚決策程序和科學內涵尤為迫切. 規(guī)范研究者、設計者和決策者的行為，嚴格執(zhí)行程序中的決策步驟，特別是項目終止，將會彌補我國環(huán)保疏浚決策多年缺失的環(huán)節(jié)，逐步完善我國的環(huán)保疏浚技術和管理體系.

5.2 重視疏浚決策中對懸浮態(tài)顆粒物分布和疏浚區(qū)底泥異地來源等信息的掌握，不是所有底泥污染的湖泊或湖區(qū)都適合采用環(huán)保疏浚方式治理內源污染，疏浚并非一勞永逸

排除外源因素外，疏浚效果主要取決于疏浚后內源負荷的變化趨勢[14,86]. 疏浚后底泥將產生一新生表層(newborn surface)，除下部為相對穩(wěn)定密實的歷史沉積層外，其他來源的泥狀物質都是以相對松散的顆粒組成(圖4D)，它們幾乎決定疏浚后的水質改善效果. 在新生表層上的殘留底泥可由選用的疏浚方式和工具進行定量估算；湖面上的干沉降可從歷史數據變化上推算；水體沉降物和異地搬運的回淤物，需要通過相對復雜的分析、預測甚至動力模型的計算. 另外，新生表層接受沉降顆粒物和回淤物是隨時間變化的，其性質與陸源顆粒物和異地表層底泥污染特征以及湖內懸浮物污染性有關. 疏浚后，新生表層不斷累積的沉降顆粒物中，通常含有大量易分解有機質和附著微生物，后者將通過對有機質的分解和為微生物提供能量，使底泥中污染物活化和再生(圖4E). 據國內外研究，湖泊中磷、氮、重金屬以及持久性有機物主要以顆粒態(tài)形式存在，最多可達90%以上[136-138]. 由于這些顆粒物具有較小的粒徑、較大的比表面和較高的有機質含量，使得其中吸附的污染物活性更大，通常遠高于同一區(qū)域表層底泥中相應污染物的含量及活性[139].

雖然疏浚的有效性實例報告仍占據相對多數[39,46,50,145-147]，但隨著疏浚效果研究數量和精細程度的增加，疏浚無效特別是不能長效的結論會有所增加[7-10,141]. 濮培民等[8]曾根據系統(tǒng)論和控制論理論，分析了從底泥到水體再到藻之間磷的數量級關系，認為用疏浚法可去除表面活動層，減少淤泥再懸浮，雖可短暫減少營養(yǎng)物釋放，但疏浚作用不會很明顯. 雖然湖泊內部也是懸浮顆粒物的主要來源(如死亡生物體碎屑)，但污染性顆粒物歸根到底還是來自外部污染物源，因此，如果還沒有達到足夠有效的對外部污染源的控制前，沒有必要實施底泥疏浚，甚至包括其他底泥污染的治理措施. 另外，即使環(huán)保疏浚的決策科學，施工先進，但由于湖泊沉降顆粒物及異地回淤的客觀存在，也不可能使得一次性投入的環(huán)保疏浚一勞永逸. Hu等[147]的研究反映，疏浚5年后，湖底的氮磷釋放量就將與剛疏浚時接近，認為5年應是適時考慮再次疏浚或其他方式治理湖泊底泥污染的時間節(jié)點. 另外，不是每個有底泥污染的湖泊都需要或可以采用疏浚方式來改善水環(huán)境，即使達到了環(huán)保疏浚的必要性研究和工程量設計水平，仍需要外源的有效控制和高精度、低擴散、低泄漏的疏浚工藝作為保證. 實際上，關于湖泊疏浚效果的不確定性問題，除了懸浮物對疏浚效果的影響較大外，還有很多因素至今沒有從理論上闡述清楚，仍有許多基礎性問題需要繼續(xù)深入研究.

5.3 疏浚深度和范圍的確定仍是湖泊環(huán)保疏浚決策研究中的理論與技術瓶頸，必須實質性融入生物生態(tài)風險理念，遵從客觀性評價，引入新技術

疏浚決策中的關鍵就是是否需要疏浚、疏浚的深度和范圍的問題，其中疏浚深度的確定是環(huán)保疏浚在理論應用研究上的最集中的體現. 對環(huán)保疏浚項目可行性研究或實施方案中疏浚規(guī)模的論證，實際上主要就是對疏浚深度確定的科學依據的論證. 面對環(huán)保疏浚針對湖泊富營養(yǎng)化、生態(tài)風險和湖泛黑臭等問題，我國在疏浚的必要性研究方面雖已有很多成果，但明顯缺乏將生態(tài)風險融入研究中，相對于國外而言還有較明顯差距. 雖然在給出的“環(huán)保疏浚”定義中都強調了減少生態(tài)風險的要求，但工程立項前的必要性分析方面涉及生物(如底棲生物)調查和生態(tài)風險評價的相對較少，即使已獲取相關資料，通常并無實質性聯(lián)系，更談不上決策中作為“否決性”因素對待，主要還是通過對沉積物中重金屬和有機污染物含量的分析和評價[28,83，135]，將結果輔助性地應用于疏浚方案. 總體而言，我國在規(guī)避生態(tài)風險的疏浚前決策方面，以提示性和指導性為主，如疏浚方案要求考慮湖底植被的恢復和重建[13]、開展生物毒性評價等[55，135，148]. 疏浚深度確定上的科學性，在一定程度上代表著環(huán)保疏浚的決策研究水平. 但面對如此多的疏浚深度確定方法，如何結合湖泊或湖區(qū)的污染類型和特點，選擇并整合或研發(fā)出實用性好的方法，仍需要開展深入性研究.

目前國內外尚未見公認的環(huán)保疏浚深度確定方法和授權專利技術. 從我國的實際情況分析，雖出現了近10種應用的疏浚深度研究方法,但主要的問題就是在于沒有擺脫或完全對主觀因素的依賴，且尚未與生物保護有真正意義上的關聯(lián). 因此普遍缺乏足夠的科學性和客觀性，有很大的繼續(xù)研發(fā)空間. 另外，現有的疏浚深度確定方法中，極少涉及模擬性實驗，實踐證明模擬實驗結果對環(huán)境工程中關鍵參數的獲得極其重要[45,149]. 一般認為與生態(tài)暴露風險有關的實驗都屬于相對長效的受控實驗. 如考慮削減營養(yǎng)負荷的底泥污染控制實驗，往往涉及藻類生長效應模擬，需要建立標準化操作的透析裝置和應用含藻水體受試，以獲取疏浚前后底泥中營養(yǎng)物的生物可利用性，從而幫助確定疏浚的必要性[150]. 重金屬和持久性有機物污染效應評估法是以藻類、底棲生物、魚類或其他模式生物為受體，以底泥中賦存的污染物對上述生物產生的環(huán)境效應或者生態(tài)效應為評估指標，從而衡量沉積物受污染程度的間接評估方法. 由于底棲藻類兼具受富營養(yǎng)化和生態(tài)風險交叉影響的生物體材料，以藻類的生理指標和生物量為確定性參數來衡量底泥的生態(tài)效應，有可能率先取得突破. 模式生物毒性效應法因存在培養(yǎng)中生物體易死亡等不可控因素，使得采用替代生物采樣的技術和裝置得到長足發(fā)展. 比如應用被動采樣技術模擬生物細胞膜的傳質過程來達到對效應評估的目的，主要方法有薄膜梯度擴散技術(DGT)、甘油酸三脂被動采樣(SPMD)等[39,45,151]. 這些技術因操作方便，與生態(tài)危害風險及效應也有較好的對應關系，因此極有可能成為底泥疏浚決策中標準化模式方法之一.

環(huán)保疏浚決策將會逐步引入生態(tài)風險已逐步成為業(yè)內共識，涉及環(huán)保疏浚的決策或效果的評估也會越來越與生物因素有關. 然而，國際上并未將環(huán)保疏浚(environmental dredging)稱為生態(tài)疏浚(ecological dredging). 通過對國際上主要文獻數據庫進行檢索發(fā)現，除了我國學者曾在一國際會議上用英文使用外[147]，其他均來自中文文獻. 生態(tài)工程是指應用生態(tài)系統(tǒng)中物質循環(huán)原理，結合系統(tǒng)工程的最優(yōu)化方法設計的分層多級利用物質的生產工藝系統(tǒng)，其目的是將生物群落內不同物種共生、物質與能量多級利用、環(huán)境自凈和物質循環(huán)再生等原理與系統(tǒng)工程的優(yōu)化方法相結合，達到資源多層次和循環(huán)利用的目的. 目前國內外疏浚工程距離“不同物種共生、物質與能量多級利用、環(huán)境自凈和物質循環(huán)再生”等理念和目標還有相當大的距離，顯然就目前的湖泊疏浚決策理念和技術水平而言，仍屬于環(huán)境保護工程范疇，因此生態(tài)疏?；蛏鷳B(tài)清淤還不是一個科學術語.

環(huán)保疏浚50多年來，因疏浚出現的問題和爭議，往往最后都牽涉到疏浚的決策，因此疏浚決策幾乎承載著實施環(huán)保疏浚項目的所有風險. 冠以“環(huán)?！钡氖杩?，是不是在決策階段就遵循了環(huán)保理念，還要看疏浚前、疏浚中和疏浚后是否科學、有效、低耗和安全，并且需要接受一定時間的專業(yè)檢驗及一定范圍的社會認可.