疏浚底泥脱水固结处理后氮磷营养盐释放特征研究

李运奔， 张建华， 殷 鹏， 范成新， 申秋实, 3*

(1.中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室， 江苏 南京 210008；2.江苏省水资源服务中心， 江苏 南京 210029； 3.中国科学院中非联合研究中心， 湖北 武汉 430074)

水体富营养化是我国各类湖库面临的主要水环境问题。农业面源、城市面源、工业点源污染物的排放是导致湖库水体氮磷含量较高从而引起水体富营养化的直接原因。污染物进入受纳湖库后，往往通过形态转化、吸附沉降、扩散迁移等方式进入底泥中。但受污染底泥在氮磷污染物蓄积到较深程度之后，会在水动力等物理扰动、水环境氧化还原状态变化、间隙水中污染物浓度上升等条件下，通过底泥再悬浮、浓度梯度扩散、物理和生物扰动、赋存形态变化等过程向上覆水进行释放，使得原来已经汇集到沉积物中的氮磷污染物再次进入上覆水体，底泥高浓度蓄积污染物对上覆水产生二次污染。以太湖为例，受流域氮磷营养盐长期输入的影响，其底泥已成为水体氮磷营养盐的重要污染源[1-2]。随着流域污染治理力度的加强，在外源输入得到进一步控制的情况下，湖泊底泥内源污染对水体氮磷营养盐的贡献更趋显著和重要。

底泥疏浚可较快地减少湖泊内源污染负荷。在湖泊外源污染得到一定控制后，以减少内源污染负荷为目的的生态疏浚是控制内源污染效果较为明显的工程措施[3]。自20世纪70年代起，一些发达国家开展了针对底泥内源污染的疏浚工程，如瑞典的Trummen湖[4]、日本的霞浦湖[5]等。疏挖污染底泥已成为提高水质、恢复生态的有效途径之一。在我国，底泥疏浚也是最常用的湖泊内源污染治理手段，是太湖等湖泊水环境综合整治经常采用的重要工程举措[6-8]。然而，随着底泥疏浚工程的不断增多，从湖库转移至岸上的作为固体废物的疏浚底泥的量越来越大，这些富含营养盐的底泥如何处置已成为重要问题。

脱水固化是疏浚底泥处理中最常用的方法[9-11]。传统加化学药剂压滤脱水固化后产生的疏浚底泥泥饼因其pH值较高而难以直接利用，只能以固体废弃物对待。因此，将疏浚底泥直接脱水固结后用于生态工程建设用土成为近年来疏浚底泥利用的新思路，这既包括山坡修复，也包括湿地建设，还涉及还湖生态岛堤构筑。然而，疏浚底泥重新利用面临其中污染物二次析出和污染问题，这些污染物一般涉及营养元素、重金属、难降解有机物等。因此，在疏浚底泥固化之后、利用之前，对可能涉及的二次污染问题进行评估，是进行科学利用疏浚底泥的重要前提。本文以太湖疏浚底泥为研究对象，利用静态及动力扰动不同情景培养试验，研究直接脱水固结底泥氮磷营养盐二次污染特征，旨在为疏浚底泥资源化利用提供理论依据与科学支撑。

1 材料与方法

1.1 研究区域

本次研究以太湖二轮清淤疏浚工程目标区域西沿岸、梅梁湾及已经实施清淤疏浚工程的东太湖为研究区域，分别设置西沿岸南、西沿岸北、梅梁湾和东太湖4个研究区域并设置对应的采样点。西沿岸区面积117.3 km2，是太湖北部水质污染最严重湖区之一，常年水质较差，水体富营养化严重。梅梁湾面积约115 km2，紧靠无锡市，是太湖水质污染最严重的水域之一，也是水环境退化造成危害最大的湖区之一。西沿岸位于太湖西北角，北部紧邻竺山湾，是太湖上游来水的主要入湖区域。梅梁湾位于太湖西北部的半封闭性湖湾，东太湖位于太湖东南角，面积约131 km2，湖底平均高程1.6 m，是我国东部大型草型湖泊之一。本研究采样点如图1所示。

图1 采样点示意图

1.2 样品采集与底泥预处理

1.2.1 柱状样采集

实验用的底泥于2018年5月采自太湖西沿岸区北、西沿岸区南、梅梁湾、东太湖等4个湖区。利用底泥柱状采样器(L50 cm×Ø8.4 cm)采集柱状样，采样过程保证无扰动并带原位上覆水以保持沉积物-水界面完整无损。同步采集水面以下20 cm处原位上覆水5 L，装于用原位湖水润洗过的聚乙烯水桶中带回实验室，用于氮、磷释放培养实验。

1.2.2 释放实验底泥预处理

为研究直接脱水固结处理后疏浚底泥内源氮磷营养盐二次释放特征，本研究对前述采集而来的柱状底泥做了3种不同处理：(1)原状泥——底泥原样，即从各采样点采集而来的原位底泥；(2)混合泥——底泥混合样，将野外采集来的原位底泥按照采样点不同在不同容器内混合，以破坏原有自然分层结构，形成混合底泥；(3)固结泥——将混合泥离心脱水后获得的泥样(离心条件，4 000 rpm，10 min)。经这样处理后，原状泥、混合泥、固结泥分别代表来自自然状态底泥、疏浚后底泥和直接脱水固结后底泥。其中，用于分析对比固结前后底泥基本理化性质的底泥为混合泥和固结泥，分别代表疏浚后固结前和疏浚后固结后。

1.3 底泥氮磷静态释放实验

将4个点位处的原状泥、混合泥以及固结泥妥善装于培养柱(Ø8.4 cm×L50 cm)中，控制底泥深度 20 cm，用虹吸法沿壁小心滴注已过滤的原采样点水样，滴加过程保持界面完好无扰动。在实验过程中，保证水柱高度恒定在20 cm。整个实验过程中保持培养温度为25±0.1℃，并在培养的不同时间间隔(0 h、6 h、12 h、24 h、36 h、48 h、60 h、72 h)进行水样采集。

底泥内源释放速率计算公式为

(1)

式中：r为释放速率，mg/(m2·d)；V为柱中上覆水体积，L；Cn、C0、Cj-1为第n次、初始和j-1次采样时某物质质量浓度，mg/L；Ca为添加水样中的物质质量浓度，mg/L；Vj-1为第j-1次采样体积，L；A为柱样中水—土界面接触面积，m2；t为释放时间，d。

1.4 动力扰动下底泥氮磷释放实验

将4个点位处的原状泥、混合泥以及固结泥妥善盛装于培养柱(Ø8.4 cm×L50 cm)中，无扰滴加上覆水，使水深达到20 cm。使用调频搅拌电机扰动的方式搅拌各培养柱中的上覆水以模拟风浪动力对底泥的扰动过程，扰动持续时间为3 h。从扰动实验的第0 h 起，于第1 h、2 h、3 h分别采集上覆水样。每次采样位置为平均水深，即水面以下10 cm 处。每次采完水样，立即向容器中补充等量的湖水。采集的水样，用于分析上覆水中TN、TP质量浓度。

1.5 样品分析

1.5.1 底泥含水率与孔隙度

取干净且已烘干至恒重的坩埚，将一定量的底泥置于坩埚中，然后将上述装有底泥的坩埚置于105℃下烘4 h，结束后将坩埚置于干燥器内冷却后称重，重复烘干步骤直至恒重。含水率W计算公式为

(2)

式中:m0为坩埚的质量，g；m1为坩埚和底泥鲜样质量之和，g；m2为烘干后坩埚和底泥质量之和，g。

孔隙度φ计算公式为

(3)

式中：Mw为沉积物含水量，g；Ms为沉积物烘干后的质量，g；1.0为水的密度；2.5为沉积物的密度[12]。

1.5.2 底泥TN、TP

将充分混干的底泥样品在陶瓷研钵中研磨，并过200目尼龙晒网，获得底泥干样，然后分别采用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法和碱性过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法测定底泥中TN和TP的质量比[13]。

1.5.3 水样氮磷营养盐

水样中TN、TP分别采用碱性过硫酸钾消-解紫外分光光度法和碱性过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法测定[14]。

2 结果与讨论

2.1 脱水固结处理对疏浚底泥基本理化性质的影响

2.1.1 含水率

图2 固结处理前后疏浚底泥基本理化特征

本项目不同区域疏浚底泥含水率分析结果如图2(a)所示。西沿岸北、西沿岸南、梅梁湾和东太湖疏浚底泥平均含水率分别为45.86%、45.67%、45.61%和60.93%。一般而言，太湖表层底泥含水率普遍大于60%，随着底泥深度的增加，含水率逐渐降低。疏浚底泥属于混合底泥，底泥原有自然物理分层状态被打乱，上下层底泥混合成新的底泥。经混合后，上层底泥的高含水率与下层底泥的低含水率产生相消效应，使得混合底泥含水率发生变化。因此，与原表层底泥相比，混合底泥含水率会明显下降。不同湖区疏浚底泥含水率也存在一定的差别。相比较而言，西沿岸和梅梁湾疏浚底泥含水率相近，而东太湖疏浚底泥含水率明显高于上述区域3个点位，这是由于东太湖底泥表层存在大量新沉积的有机碎屑。较高的含水率意味着在机械扰动后，底泥相对容易移动和产生再悬浮，将可能对疏浚区底泥二次污染控制和污泥迁移提出一定的要求。

固结本就是一个脱水的过程，因此相较于固结前，不同湖区疏浚底泥含水率均有不同程度的较低，以东太湖最为明显。但经固化后底泥的含水率相差不大，均为30%左右，底泥较硬。因此固化后的疏浚底泥流动性较小，有利于降低底泥中氮磷营养盐通过再悬浮造成上覆水输入污染。

2.1.2 孔隙度

底泥孔隙度除了可在一定程度上反映底泥堆积密度和单位体积轻重外，还对水生植物根系着生能力、尤其是对底泥中离子态污染物迁移和扩散有重要影响。一般而言，孔隙度高的底泥，有利于孔隙水流动和离子态污染物随之进行迁移扩散。反之，孔隙度低的底泥，污染物淋溶浸出能力则相对较弱。

不同区域疏浚底泥孔隙度分析结果如图2(b)所示。其中，西沿岸北、西沿岸南、梅梁湾和东太湖疏浚底泥孔隙度分别为69.18%、69.02%、68.97%和80.52%。一般而言，太湖表层底泥孔隙度普遍大于70%，浮泥较多的水域底泥还要更高，但随着底泥深度的增加，其孔隙度有规律地逐渐降低。疏浚底泥属于混合底泥，底泥原有自然物理分层状态被打乱，原有孔隙度自上而下随深度逐渐减小的分布特征也被打乱，上层底泥与下层底泥的孔隙度产生综合相消效应，使得混合底泥孔隙度发生变化。因此，与原表层底泥相比，疏浚底泥孔隙度会明显下降；不同湖区疏浚底泥孔隙度也存在一定的差别。相比较而言，西沿岸和梅梁湾疏浚底泥孔隙度较为相近，而东太湖疏浚底泥孔隙度明显高于上述区域3个点位。较高的孔隙率意味着底泥软质化程度较高，并影响底泥间隙水中营养物质和污染物质的向上或者向下输移，孔隙度越大，越有利于离子的扩散与迁移。

固结处理后西沿岸北、西沿岸南、梅梁湾和东太湖疏浚底泥孔隙度分别为54.75%、54.85%、52.8%和54.02%。不同湖区疏浚底泥经固结处理后各自孔隙度区别较小，基本均在54%左右，底泥明显结合得更加密实和紧实；与固结前疏浚底泥相比，固结处理后西沿岸北、西沿岸南、梅梁湾和东太湖疏浚底泥孔隙度分别降低了14.43%、14.17%、16.17%和26.5%。因此，经固结处理后，各目标区域疏浚底泥疏松程度有所降低，抗扰动能力明显提升。孔隙度降低后，底泥的防淋溶能力也得到相应的提升，有利于减少底泥污染物溶出和扩散迁移。

2.1.3 TN

氮是湖泊生态系统中重要的生源要素，是引起湖泊水体富营养化的重要因素之一，也是有害蓝藻水华暴发必需的主要营养元素。长期以来，太湖表层底泥TN积累程度较高，TN污染较为严重。当这类受污染底泥受到物理和生物扰动以及浓度梯度驱动、水体氧化还原条件变化、有机质矿化分解、微生物活动发生较大变化等因素的影响后，其所含氮素往往通过各种物理、化学和生物途径发生迁移转化，并向上覆水体释放，从而成为污染水体氮素污染的重要来源。

不同区域疏浚底泥TN分析结果如图2(c)所示。其中西沿岸北、西沿岸南、梅梁湾和东太湖疏浚底泥中TN质量比分别为1 715.15 mg/kg、1 267.81 mg/kg、1 665.12 mg/kg和2 701.33 mg/kg，不同湖区疏浚底泥中TN质量比存在一定的差别。西沿岸和梅梁湾疏浚底泥中的TN质量比较为相似，而东太湖疏浚底泥中的TN质量比明显高于上述区域3个点位。相比较而言，西沿岸疏浚底泥和梅梁湾疏浚底泥中TN质量比均已低于2 000 mg/kg，TN污染风险有所下降[15]。东太湖疏浚底泥中TN质量比依旧较高，TN污染风险依然存在。西沿岸北、西沿岸南、梅梁湾和东太湖疏浚底泥固结处理后TN质量比分别为1 891.48 mg/kg、1 482.04 mg/kg、1 648.45 mg/kg和2 251.75 mg/kg。不同湖区疏浚底泥经固结处理后TN质量比变化并不明显。底泥孔隙水TN占底泥总含量比例较低。抽除孔隙水可去除部分游离态的活性氮，但并不会明显降低底泥氮磷总含量。

2.1.4 TP

磷是湖泊生态系统中重要的生源要素，是湖泊水体富营养化的重要原因之一，也是有害蓝藻水华暴发必需的主要营养元素及最重要限制性因子。长期以来，太湖表层底泥TP积累程度较高，受TP污染较为严重。当这类受污染底泥受到物理和生物扰动以及浓度梯度驱动、水体氧化还原条件变化、有机质矿化分解、微生物活动发生较大变化等因素的影响后，其所含磷素往往通过各种物理、化学和生物途径发生迁移转化并向上覆水体释放，从而成为污染水体磷素污染的重要来源。

不同区域疏浚底泥中TP质量比分析结果如图2(d)所示。其中西沿岸北、西沿岸南、梅梁湾和东太湖疏浚底泥中TP质量比分别为407.47 mg/kg、305.64 mg/kg、352.18 mg/kg和610.28 mg/kg；不同湖区疏浚底泥中TP质量比存在一定的差异。相比较而言，西沿岸和梅梁湾疏浚底泥中TP质量比较为相近，而东太湖疏浚底泥中TP质量比明显高于上述区域3个点位。西沿岸区疏浚底泥和梅梁湾疏浚底泥中TP质量比均已低于420 mg/kg，东太湖疏浚底泥中TP质量比依旧较高，TP污染风险依然存在[15]。西沿岸北、西沿岸南、梅梁湾和东太湖疏浚底泥固结处理后TP质量比分别为428.48 mg/kg、306.82 mg/kg、345.34 mg/kg和597.34 mg/kg。不同湖区疏浚底泥经固结处理后TP质量比没有出现明显一致的变化。底泥孔隙水TP占底泥总含量比例较低，抽除孔隙水可去除部分游离态的活性磷，但并不会明显降低底泥中TP质量比。

2.2 脱水固结处理对疏浚底泥氮磷营养盐释放的影响

2.2.1 TN

不同疏浚区域不同处理底泥内源TN静态释放速率结果如图3(a)所示。西沿岸北、西沿岸南、梅梁湾和东太湖等4个不同湖区未疏浚原状底泥TN释放速率分别为7.26 mg/(m2·d)、7.38 mg/(m2·d)、9.88 mg/(m2·d)和29.65 mg/(m2·d)。从空间上来看，西沿岸北和西沿岸南两个湖区底泥TN释放速率相近，梅梁湾底泥TN释放速率略高于西沿岸，东太湖底泥TN释放速率最高。

图3 不同处理后底泥氮磷静态释放特征

与原状底泥相比，经混合和固结处理后，不同目标湖区疏浚底泥内源TN释放速率明显降低。西沿岸北、西沿岸南、梅梁湾和东太湖混合疏浚底泥TN释放速率为3.57 mg/(m2·d)、5.48 mg/(m2·d)、9.29 mg/(m2·d)和12.98 mg/(m2·d)，比原状底泥分别降低50.82%、25.82%、6.02%和50.22%。固结处理后疏浚底泥比原状底泥TN释放速率为3.36 mg/(m2·d)、4.29 mg/(m2·d)、9.19 mg/(m2·d)和22.98 mg/(m2·d)，比原状底泥分别降低53.77%、41.93%、6.96%和22.49%，底泥内源TN释放强度显著降低。

2.2.2 TP

不同疏浚区域不同处理底泥内源TP静态释放速率结果如图3(b)所示。西沿岸北、西沿岸南、梅梁湾和东太湖等4个不同湖区未疏浚原状底泥TP释放速率分别为0.22 mg/(m2·d)、1.41 mg/(m2·d)、0.22 mg/(m2·d)和-0.37 mg/(m2·d)。从空间上来看，除东太湖外，其他区域的原状底泥均表现出TP的释放特征。西沿岸北和梅梁湾两个湖区底泥TP释放速率相似，西沿岸南底泥TP释放速率略高，东太湖底泥TP释放速率最低。从图3可以看到，采取疏浚混合以及固结处理后的底泥TP释放速率明显减小，总的来说，原状泥、混合泥、固结泥的释放能力依次降低，并大多转化为磷的吸收状态。

2.3 动力扰动对不同处理疏浚底泥氮磷营养盐释放的影响

2.3.1 TN

不同点位底泥在动力扰动情况下TN释放速率如图4(a)所示。对于西沿岸原位底泥，风浪扰动期TN的释放量达165.74～175.14 mg/(m2·d)，混合泥和固结泥的释放速率分别为15.48～25.00 mg/(m2·d)和6.31～9.76 mg/(m2·d)。混合泥和固结泥的释放速率分别较原位底泥降低了85.72%～90.66%和94.43%～96.19%，表现出较好的污染风险控制效果。对于梅梁湾原状底泥，风浪扰动期TN的释放量达124.90 mg/(m2·d)， 混合泥和固结泥的释放速率分别为84.77 mg/(m2·d)和10.83 mg/(m2·d)。混合泥和固结泥的释放速率分别较原位底泥降低了32.13%和91.32%。可以看出，混合泥和固结泥较原状底泥的TN释放速率有所降低；对于东太湖原状底泥，风浪扰动期TN的释放量达215.39 mg/(m2·d)，混合泥和固结泥的释放速率分别为184.07 mg/(m2·h)和30.96 mg/(m2·d)。混合泥和固结泥的释放速率分别较原位底泥降低了14.54%和85.63%。混合泥和固结泥较原状底泥的TN释放速率有所降低。

总的来说，TN在风浪扰动期间的释放速率一致表现为：原状泥>混合泥>固结泥，释放风险依次降低，其中固结泥能很好地降低风浪扰动期间TN的静态释放风险。

2.3.2 TP

不同点位底泥在动力扰动情况下TN释放速率如图4(b)所示。对于西沿岸区、梅梁湾、东太湖所有4个点位的底泥，与静态释放相比，动力扰动条件下其TP释放速率较也呈现大幅增高的趋势，其中最为明显的是原状泥和混合泥，固结泥的增高程度最低，东太湖的固结泥甚至出现了TP的吸收现象。对于西沿岸原位底泥，风浪扰动期TP的释放量达43.68～43.83 mg/(m2·d)，混合泥和固结泥的释放速率分别为2.76～2.91 mg/(m2·d)和0.22～0.37 mg/(m2·d)。混合泥和固结泥的释放速率分别较原位底泥降低了93.36%～93.68%和99.15%～99.49%，表现出较好的磷释放风险控制效果。对于梅梁湾原状底泥，风浪扰动期TP的释放量达16.95 mg/(m2·d)，混合泥和固结泥的释放速率分别为14.26 mg/(m2·d)和0.22 mg/(m2·d)。混合泥和固结泥的释放速率分别较原位底泥降低了15.87%和98.69%。混合泥和固结泥较原状底泥的TP释放速率有所降低；对于东太湖原状底泥，风浪扰动期TP的释放量达25.16 mg/(m2·d)，混合泥和固结泥的释放速率分别为18.74 mg/(m2·d)和-0.23 mg/(m2·d)。混合泥的释放速率较原位底泥降低了25.52%，而固结泥则转变为磷的吸收状态。可以看出，混合泥和固结泥较原状底泥的TP释放速率有所降低。

图4 动力扰动下不同处理后底泥氮磷营养盐释放特征

总的来说，TP在风浪扰动期间的释放速率一致表现为：原状泥>混合泥>固结泥，释放风险依次降低，其中固结泥能很好地降低风浪扰动期间TP的静态释放风险。

3 结 论

太湖主要疏浚区西沿岸区、梅梁湾、东太湖的原位底泥氮磷营养盐释放能力较强，其释放速率分别达到TN静态释放速率为7.26～29.65 mg/(m2·d)，TP静态释放速率为-0.37～1.42 mg/(m2·d)。相较于原位底泥，经脱水固结处理后，疏浚底泥的TN、TP静态释放能力明显降低，其中TN释放速率降低6.96%～53.77%、TP全部表现为不再释放。在动力扰动情况下，脱水固结处理底泥TN、TP释放速率较原状底泥分别降低94.43%～96.19%和99.15%～99.49%。疏浚底泥脱水固结处理后，底泥内源氮磷释放风险明显减小，有利于减小二次污染及进一步资源化利用。