太湖竺山灣污染底泥環(huán)保疏浚深度的推算

王雯雯,姜 霞,王書航,金相燦 (中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院湖泊生態(tài)環(huán)境創(chuàng)新基地,北京 100012)

太湖竺山灣污染底泥環(huán)保疏浚深度的推算

王雯雯,姜 霞*,王書航,金相燦 (中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院湖泊生態(tài)環(huán)境創(chuàng)新基地,北京 100012)

根據(jù)顏色、氣味、粒徑、黏稠度等理化指標(biāo),將太湖竺山灣柱狀底泥樣品由上至下依次分為氧化層(A)、污染層(B)、污染過(guò)渡上層(C1)、污染過(guò)渡下層(C2)和健康層(D).通過(guò)對(duì)底泥中氨氮、總磷、總氮和燒失量垂直分布規(guī)律的分析,結(jié)合柱狀底泥各分層氮、磷吸附/解吸實(shí)驗(yàn),推算出竺山灣污染底泥環(huán)保疏浚層及其深度.結(jié)果表明,底泥中氨氮、總磷、總氮和燒失量含量隨深度的增加呈下降趨勢(shì).A層和B層中污染物含量明顯高于其他層;無(wú)機(jī)磷吸附/解吸平衡濃度隨深度的增加而下降,在C1層與C2層間出現(xiàn)拐點(diǎn);而氨氮的吸附/解吸平衡濃度變化趨勢(shì)較復(fù)雜.結(jié)合上覆水中無(wú)機(jī)磷與氨氮濃度,推算出竺山灣底泥環(huán)保疏浚層次為C1層,疏浚平均深度為0.40～0.70m.

垂直分布；吸附/解吸平衡濃度；環(huán)保疏浚深度

湖泊富營(yíng)養(yǎng)化是目前世界范圍內(nèi)面臨的主要水環(huán)境問(wèn)題[1].底泥作為陸源性入湖污染物的主要蓄積場(chǎng)所,是湖泊水體內(nèi)源污染的源頭.研究表明[2-4],當(dāng)外源污染物得到有效控制后,底泥成為影響上覆水體水質(zhì)的重要因素.特別是在風(fēng)浪作用下,底泥極易發(fā)生再懸浮,從而加速營(yíng)養(yǎng)鹽等污染物向上覆水體中的釋放,導(dǎo)致湖體富營(yíng)養(yǎng)化.因此,有效控制內(nèi)源污染對(duì)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化治理意義重大.環(huán)保疏浚是通過(guò)去除富含污染物的表層底泥來(lái)控制污染物的釋放或減少污染物生物有效性[3-5],已被廣泛應(yīng)用于水環(huán)境治理中.疏浚深度是環(huán)保疏浚的關(guān)鍵參數(shù)之一[6-8],疏浚深度過(guò)小,達(dá)不到有效去除污染物的目的;疏浚深度過(guò)大,則會(huì)對(duì)湖泊底部的生態(tài)及環(huán)境修復(fù)造成困難,且工程費(fèi)用昂貴.目前國(guó)內(nèi)外尚無(wú)確定環(huán)保疏浚深度的成熟技術(shù)和規(guī)范[1,6,9].以往研究對(duì)于湖泊底泥的分層大都是簡(jiǎn)單的等距離劃分[10-14],但由于湖泊各區(qū)域受湖流、水土流失、污染負(fù)荷和地質(zhì)條件的影響,污染底泥分布及污染厚度都極不均勻,常規(guī)等厚度采集的方法不能準(zhǔn)確反映底泥的實(shí)際分層特征,在施工中存在一定的局限性.鑒于此,本研究根據(jù)太湖竺山灣底泥的顏色、氣味、粒徑、黏稠度等理化指標(biāo),對(duì)底泥柱樣進(jìn)行了科學(xué)分層,并將柱狀底泥中污染物垂直分布規(guī)律與底泥氮、磷吸附/解吸實(shí)驗(yàn)相結(jié)合,推算出疏浚層次及疏浚深度,為太湖污染底泥治理提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

竺山灣為太湖西北部的半封閉性富營(yíng)養(yǎng)湖灣,北起百瀆口,南至馬山咀一線,面積57.2km2.該區(qū)域涉及無(wú)錫馬山區(qū)、宜興市和常州武進(jìn)區(qū),是太湖北部水質(zhì)污染最嚴(yán)重且惡化速率最快的湖灣之一,常年水質(zhì)劣于Ⅴ類[15].受太滆運(yùn)河、殷村港等河道污水匯入影響,底泥污染嚴(yán)重,是太湖治理的重點(diǎn)湖區(qū).本實(shí)驗(yàn)選取的8個(gè)采樣點(diǎn)位于殷村港入竺山灣的湖口,底泥淤積厚度較大,營(yíng)養(yǎng)鹽污染較為嚴(yán)重.

1.2 樣品的采集和處理

2010年4月,用柱狀采泥器(BEEKER, Eijkel kamp, 直徑12cm)在太湖竺山灣采集8個(gè)點(diǎn)位的柱狀底泥樣品,采樣點(diǎn)位采用GPS進(jìn)行定位導(dǎo)航,采樣點(diǎn)分布如圖1所示.

圖1 竺山灣采樣點(diǎn)分布示意Fig.1 Location of sampling sites of Zhushan Bay

根據(jù)底泥的顏色、氣味、粒徑和黏稠度等理化指標(biāo)將底泥由上至下依次分為氧化層(A)、污染層(B)、污染過(guò)渡層(C)和正常湖泥層(D).將污染過(guò)渡層劃分為污染過(guò)渡上層(C1)和污染過(guò)渡下層(C2),底泥分層特征見表1.

表1 柱狀底泥的分層特征Table 1 Characteristics of columnar sediment layers

底泥樣品現(xiàn)場(chǎng)分割,用聚乙烯封口袋密封后,冷凍保存.經(jīng)冷凍干燥后,過(guò) 100目篩儲(chǔ)存?zhèn)溆?

在采集底泥樣品的同時(shí),采集上覆水,水樣運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后立即用0.45μm的微孔濾膜過(guò)濾,每L過(guò)濾水中加入3mL氯仿,冷藏保存?zhèn)溆?

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

1.3.1 磷的吸附熱力學(xué)實(shí)驗(yàn) 參照文獻(xiàn)[16],稱取0.5g底泥干樣置于用鹽酸洗過(guò)的100mL離心管中,按水土比 100:1加入用磷酸二氫鉀配制的磷的系列濃度為0,0.010,0.020,0.025,0.050,0.100, 0.200,0.400,0.800mg/L的含磷溶液,恒溫振蕩[(25±1)℃,220r/min]]48h至吸附平衡,離心(5000r/min)5min,上清液過(guò)0.45μm纖維濾膜后用鉬銻抗分光光度法[17]測(cè)定可溶性無(wú)機(jī)磷(DIP)濃度.以上處理設(shè)3個(gè)平行,相對(duì)離均差＜5%.

1.3.2 氨氮的吸附熱力學(xué)實(shí)驗(yàn) 參照文獻(xiàn)[18],用氯化銨配制氮的系列濃度:0,0.15,0.20, 0.50, 1.00,1.50,2.00,4.00,8.00mg/L,按水土比 100:1加入底泥和不同濃度的含氮溶液,恒溫振蕩[(25±1)℃,220r/min]2h至吸附平衡,離心(5000r/min)5min,上清液過(guò) 0.45μm 纖維濾膜后用納氏試劑法[17]測(cè)定NH4+-N濃度.以上處理設(shè)3個(gè)平行,相對(duì)離均差＜5%.

1.4 分析測(cè)定方法

單位質(zhì)量底泥吸附量Q(g/kg)按式(1)計(jì)算:

式中:V為加入樣品中的溶液體積L;W為底泥干樣的重量g;C0為原溶液中氮(磷)濃度,mg/L;Ce為實(shí)驗(yàn)結(jié)束后溶液中氮(磷)濃度,mg/L.利用回歸法即可計(jì)算出吸附/解吸平衡濃度(底泥對(duì)氮(磷)的吸附量為零時(shí)溶液中NH4+-N或DIP的濃度,用EC0表示).

上覆水中 DIP采用鉬銻抗分光光度法[17]測(cè)定,NH4+-N采用納氏試劑光度法[17]測(cè)定.

圖2 竺山灣底泥中TP、TN、NH4+-N和LOI的垂直分布Fig.2 Vertival distributions of TP, TN, NH4+-N and LOI in the sediments of Zhushan Bay

底泥中NH4+-N的測(cè)定:稱取2g冷凍干燥后底泥于 100mL聚乙烯離心管中,加入 50mL 2mol/L KCl管中,振蕩(200r/min) 30min后離心(5000r/min)20min,上清液過(guò)0.45μm濾膜.提取液中NH4+-N的含量采用納氏試劑光度法[17]測(cè)定;燒失量(LOI)代表有機(jī)質(zhì),采用灼燒法(550℃, 5h)[19]測(cè)定;總氮(TN)采用半微量法[17]測(cè)定;總磷(TP)采用高氯酸消解鉬銻抗分光光度法[17]測(cè)定.

2 結(jié)果與討論

2.1 TN、TP、NH4+-N、有機(jī)質(zhì)的垂直分布特征

底泥營(yíng)養(yǎng)鹽的釋放是維持湖泊富營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)的重要因素,分析底泥中氮磷含量的變化,有助于了解底泥中營(yíng)養(yǎng)鹽的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程[20-22].

由圖2可見,竺山灣氧化層中TP的含量為984.19～1512.36mg/kg,平均1171.26mg/kg;污染層中 TP的含量為 514.79～1429.53mg/kg,平均804.78mg/kg;過(guò)渡上層和過(guò)渡下層中 TP的平均含量分別為672.37,466.72mg/kg;而健康層中TP平均含量?jī)H為361.23mg/kg.各點(diǎn)位TP含量在底泥中隨深度的變化趨勢(shì)相似,即隨著深度的增大,TP的含量呈下降趨勢(shì),在氧化層、污染層、過(guò)渡層 TP含量的下降速度較快,在健康層及下層TP的含量基本達(dá)到穩(wěn)定,這與周小寧等[23]、范成新等

[24]的研究結(jié)果相似.

底泥氧化層中 TN 含量為 1268.58～2160.50mg/kg,平均 1736.13mg/kg;污染層中 TN含量為 1035.15～2061.28mg/kg,平均 1339.38mg/ kg;過(guò)渡上層、過(guò)渡下層、健康層中 TN平均含量分別為 1015.25,882.94,639.64mg/kg.各采樣點(diǎn)TN垂直變化趨勢(shì)與TP相似.

從圖 2(c)可見,底泥中 NH4+-N含量隨著深度的增大而呈下降趨勢(shì),但在氧化層中 NH4+-N含量小于污染層.主要是因?yàn)樵诟谎鯒l件下,表層底泥中微生物活動(dòng)頻繁,氨化細(xì)菌的礦化作用可將大分子的有機(jī)含氮污染物轉(zhuǎn)變?yōu)?NH4+-N[25].同時(shí),由于氧化層與上覆水接觸充分,底泥中NH4+-N在濃度差的影響下不斷向上覆水?dāng)U散, NH4+-N的硝化作用導(dǎo)致氧化層中NH4+-N含量明顯小于污染層.研究區(qū)域各采樣點(diǎn) NH4+-N含量在污染層平均值為 112.22mg/kg,而在健康層僅為67.21mg/kg.

竺山灣底泥氧化層中 LOI平均含量為5.96%,污染層、過(guò)渡層上部和下部平均含量分別為4.99%、4.32%和3.71%,而健康層中LOI平均含量?jī)H為3.27%.各點(diǎn)位底泥的LOI的垂直變化趨勢(shì)大致相同,即隨深度的增大呈下降趨勢(shì),在健康層及下層達(dá)到穩(wěn)定,見圖2(d).

2.2 底泥吸附磷熱力學(xué)

在淺水湖泊中,泥-水界面一直在不斷進(jìn)行著物質(zhì)交換[26].而磷在天然土壤或底泥上的吸附等溫線是穿過(guò)濃度坐標(biāo)而不是通過(guò)原點(diǎn)的“交叉式”[27],當(dāng)溶液中磷濃度為某一適當(dāng)值時(shí),底泥對(duì)磷既不發(fā)生吸附也不發(fā)生解吸,稱此時(shí)溶液中磷的質(zhì)量濃度為吸附-解吸平衡質(zhì)量濃度(EPC0). EPC0可以反映底泥對(duì)內(nèi)源磷固定能力的強(qiáng)弱,當(dāng)上覆水中磷的濃度大于 EPC0時(shí),底泥會(huì)吸附上覆水體中的磷,充當(dāng)“匯”;反之,底泥表現(xiàn)出釋放磷的特征[18,28].因此應(yīng)用沉積物吸附磷熱力學(xué)實(shí)驗(yàn)確定底泥的EPC0對(duì)于確定合理的底泥環(huán)保疏浚深度具有指導(dǎo)意義.

竺山灣地區(qū)氧化層EPC0為0.052～ 0.197mg/ L,平均 0.120mg/L;污染層 EPC0為 0.012～0.123mg/L,平均0.065mg/L;過(guò)渡上層、過(guò)渡下層、健康層 EPC0平均值分別為 0.046,0.049, 0.064mg/L.各點(diǎn)位 EPC0隨深度的垂向變化趨勢(shì)基本相似,即在氧化層、污染層和過(guò)渡上層隨深度的增大而迅速變小,而在過(guò)渡下層及下層EPC0隨深度的增大而趨于平衡,整體呈下降趨勢(shì).

研究表明[29],底泥對(duì)磷酸鹽的吸附-解吸平衡濃度與其總磷含量顯著正相關(guān).本研究中,底泥中總磷垂直變化趨勢(shì)與EPC0的垂直變化趨勢(shì)相似.因此,底泥磷含量增大,其EPC0也相應(yīng)增大.

圖3 底泥無(wú)機(jī)磷吸附-解吸平衡濃度隨深度的變化Fig.3 EPC0 Changes of inorganic phosphorus in sediments with depths

磷釋放機(jī)制與其化學(xué)沉淀形態(tài)有關(guān)[19].研究表明[30-31],鐵結(jié)合態(tài)磷與磷潛在釋放間具有較好的相關(guān)系數(shù).分析圖3曲線變化的原因可能是在氧化層及污染層中氧氣濃度較高,尤其是氧化層處于富氧狀態(tài),因此Fe2+被氧化為Fe3+,上覆水及間隙水中的磷極易與Fe3+反應(yīng)生成FePO4沉淀,從而在底泥層中累積,導(dǎo)致其中磷的濃度較高,進(jìn)而達(dá)到吸附/解吸平衡時(shí)的濃度也較深層高.在深部厭氧狀態(tài),氧化還原電位高,Fe3+被還原并溶解,磷被釋放出來(lái),通過(guò)間隙水向上擴(kuò)散,向上遷移的DIP被表層、氧化層中的鐵氧化物強(qiáng)烈吸附,表現(xiàn)為可還原態(tài)磷(BD-P)在表層的富集[20],這也可能導(dǎo)致表層及氧化層EPC0較高.

2.3 底泥吸附NH4+-N熱力學(xué)

氮素在底泥-水界面上的轉(zhuǎn)化和交換是一個(gè)復(fù)雜的生物學(xué)過(guò)程,且在整個(gè)交換過(guò)程中,氮素主要以NH4+-N形式存在[32].NH4+-N在泥-水界面的吸附/解吸作用對(duì)底泥中氮素的循環(huán)會(huì)產(chǎn)生重要的作用.

圖4 底泥NH4+-N吸附-解吸平衡濃度隨深度的變化Fig.4 ENC0 Changes of ammonia nitrogen in sediments with depths

竺山灣氧化層ENC0為0.03～2.44mg/L,平均1.40mg/L;污染層 ENC0為 1.33～2.09mg/L,平均1.71mg/L;過(guò)渡上層和過(guò)渡下層 ENC0平均值分別為 1.49,1.42mg/L;而健康層 ENC0平均值為1.72mg/L.各點(diǎn)位ENC0在氧化層、污染層和過(guò)渡層中變化差異較大,但在健康層以下 ENC0變化不大且基本達(dá)到平衡.

2.4 討論

湖泊中污染底泥的分布極不均勻,主要聚集在入湖河口或滯水區(qū),因此采用等尺度分層采樣來(lái)確定疏浚深度的方法繁瑣、工作量大,難以科學(xué)快速確定環(huán)保疏浚深度.同時(shí)含量拐點(diǎn)法沒(méi)有考慮疏浚后新生底泥層對(duì)上覆水體的影響.本研究分析了柱狀底泥中 TP、TN、NH4+-N和LOI的垂直分布規(guī)律,模擬了疏浚后新生表層底泥對(duì)磷和 NH4+-N的吸附/解吸,考察了各底泥層釋放氮、磷的風(fēng)險(xiǎn)大小,一定程度彌補(bǔ)了先有方法的不足.

竺山湖底泥中DP、DN、NH4+-N和LOI的含量均隨深度的增大而下降,且在氧化層和污染層含量較高,變化速度較快,在過(guò)渡層和健康層含量較小,且變化較為平緩.從環(huán)保疏浚的目的考慮,應(yīng)該將污染物含量較高的氧化層和污染層疏浚掉,但對(duì)過(guò)渡層是否疏浚還有待進(jìn)一步分析.

表2 上覆水中NH4+-N、DIP含量及底泥中EPC0、ENC0含量(mg/L)Table 2 Concentrations of NH4+-N and DIP in the overlying water, and their equilibrium concentrations in sediments (mg/L)

由表2可見,底泥EPC0隨深度的增大呈下降趨勢(shì),氧化層和污染層 EPC0均大于上覆水體中磷的平均濃度(0.06mg/L),即存在較高的釋放風(fēng)險(xiǎn),必須予以疏浚.過(guò)渡上層 EPC0平均值小于上覆水體中磷的平均濃度,但隨深度的變化仍有部分底泥 EPC0大于上覆水體中磷的平均濃度,存在一定的釋磷風(fēng)險(xiǎn),建議疏浚;過(guò)渡下層 EPC0均小于上覆水體中磷的平均濃度,即不存在釋磷風(fēng)險(xiǎn),可能成為磷的匯.對(duì)于氨氮,過(guò)渡上層和過(guò)渡下層ENC0分別為1.49～1.70,1.42～1.49mg/L,過(guò)渡下層中 ENC0小于上覆水中氨氮的平均濃度(1.58mg/L),氨氮的釋放風(fēng)險(xiǎn)較小,且有吸附上覆水中的氨氮的能力.因此,從環(huán)保疏浚效果和工程經(jīng)濟(jì)學(xué)角度綜合考慮,推測(cè)竺山灣地區(qū)底泥環(huán)保疏浚層次為過(guò)渡上層,疏浚深度為0.40～0.70m.

3 結(jié)論

3.1 竺山灣地區(qū)底泥由上至下依次分為氧化層、污染層、過(guò)渡上層、過(guò)渡下層、健康層.各層的平均厚度為0.06,0.33,0.27,0.34,0.50m.

3.2 底泥中TP、TN、NH4+-N、LOI隨深度增大呈下降趨勢(shì),且在氧化層及污染層中含量較下層高.EPC0在氧化層、污染層和過(guò)渡上層隨深度的增大呈下降趨勢(shì),且下降速度較快,在過(guò)渡下層以下基本達(dá)到平衡.

3.3 根據(jù)竺山灣底泥中 TP、TN、NH4+-N及LOI隨深度的垂直分布規(guī)律,結(jié)合不同底泥層磷及氨氮吸附/解吸濃度與上覆水中磷與氨氮的平均濃度的對(duì)比分析,推算出竺山灣底泥環(huán)保疏浚層為過(guò)渡上層,疏浚平均深度為0.40～ 0.70m.

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Calculation of environmental dredging depth of contaminated sediments in Zhushan Bay of Taihu Lake.

WANG Wen-wen, JIANG Xia*,WANG Shu-hang, JIN Xiang-can(Research Center of Lake Eco-environment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China). China Environmental Science, 2011,31(6)：1013～1018

According to physical and chemical indexes of sediment, such as color, odor, particle size and viscosity, column sediments of Zhushan Bay were divided into oxide layer(A), polluted layer(B), upper polluted transition layer(C1), lower polluted transition layer(C2)and healthy mud layer(D) from top to bottom. To calculate the environmental dredging layer and depth of Zhushan Bay, vertical distributions of ammonia nitrogen(NH4+-N), total phosphorus(TP), total nitrogen(TN) and loss of ignition(LOI) were analyzed.Nitrogen and phosphorus adsorption/desorption experiments about every layer were also conducted. Concentrations of NH4+-N, TP, TN and LOI decreased with depths, and concentrations of contaminants in layer A and layer B were significantly higher than those in other layers. Adsorption/desorption equilibrium concentrations of inorganic phosphorus(IP) in sediment decreased with depths, and there was an inflection point between C1 layer and C2 layer. Changes of adsorption/desorption equilibrium concentrations of NH4+-N with depths were complex. Combined with concentrations of IP and NH4+-N in overlying water, environmental dredging (env-dredging) layer of Zhushan Bay was layer C1 and environmental dredging depth range from 0.4 to 0.7m.

vertical distribution；adsorption/desorption equilibrium concentration；environmental dredging depth

X524

A

1000-6923(2011)06-1013-06

2010-10-19

國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2008ZX07101-010)

* 責(zé)任作者, 研究員, jiangxia@ craes. org. cn

王雯雯(1987-),女,黑龍江哈爾濱人,中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院碩士研究生,研究方向?yàn)楹此h(huán)境.