近些年, 随着经济的快速发展和城市的扩张, 我国湖库和河流等水体污染严重, 大量污染物蓄积于底泥中, 成为水体内部重要的污染源^{[1, 2]}.目前, 底泥疏浚已普遍用于河湖底泥内源污染的治理, 对于河湖水生态环境的改善具有重要作用^{[3, 4]}.由疏浚所产生的大量污染底泥具有含水率高、强度低和污染物成分复杂等特性.未经处理的底泥长期堆放不仅会占用大量土地, 而且更容易对周围环境造成二次污染甚至危害到人体健康^{[5, 6]}.此外, 疏挖出来的底泥由于含水率过高、呈流质状态, 无法实现外运和资源化再利用.因此, 对疏浚底泥进行脱水固化显得十分重要.

脱水和固化是疏浚底泥的关键前处理措施^{[7, 8]}, 底泥的深度脱水技术是指使用合适的调质处理方法使底泥的含水率降至60%以下, 进而使底泥体积缩小50%以上.降低含水率可以大幅减小底泥堆积体积、节省占用土地, 更重要的是为污泥的后续处理和处置提供了充分条件.底泥固化可以防止疏浚底泥造成的二次污染, 有利于周围环境的保护和资源再利用^[9].目前底泥脱水固化的方法主要有板框压滤机械脱水法^{[10, 11]}、土工管袋法^[12]、生物脱水法^[13]和化学调节脱水法^[14]等.而土工管袋法较其他方法具有生态和环境友好等特点.土工管袋法是指将疏浚底泥输送到聚丙烯纱线编织而成的管状土工袋中, 底泥经过自重脱水实现固结.固结后的底泥可作为湿地基质、农耕土等被再次利用.传统的土工管袋法仅仅依靠自然脱水, 脱水过程较慢.通过向土工管袋中添加生态友好型脱水药剂, 可以提高管袋中底泥的脱水效率, 加速场地周转^[15].但由于底泥有机污染物含量的不断增加以及不同水体底泥性质的差异, 选择高效适用的脱水固化药剂显得尤为重要^{[16, 17]}.

目前在污泥深度脱水技术上主要使用絮凝剂和助凝剂, 其调理底泥脱水的机制主要是: 由絮凝剂提供的正电离子与淤泥表面负电荷的电中作用、压缩双电层作用促进体系脱稳, 和高分子絮凝剂网捕卷扫的共同沉淀作用, 加速污泥颗粒聚集沉降, 从而达到泥水分离^{[18, 19]}.絮凝剂主要分为: 无机絮凝剂、有机絮凝剂、有机无机复合絮凝剂和微生物絮凝剂^[20].无机絮凝剂是一种由无机组分组成的电解质化合物, 主要有铝盐(硫酸铝、明矾、三氯化铝等)和铁盐(三氯化铁、绿矾、硫酸铁等).有机絮凝剂是指天然的或人工合成的高分子聚合电解质, 可使液体中分散的细粒固体形成絮凝物.微生物絮凝剂是由发酵、提取和精制的高效无毒微生物、多糖蛋白质以及聚氨基酸等组合而成, 具有生物活性、生物可降解性和无二次污染的特点^[21].汤德意等^[22]研究了有机絮凝剂聚丙烯酰胺和铁铝盐等无机絮凝剂对水库疏浚底泥的脱水效果, 发现聚丙烯酰胺具有很好的絮凝效果, 但絮凝后上清液浊度较高, 铁铝盐的絮凝效果相对较差, 但可以显著改善上清液浊度; Xu等^[23]研究了FeCl₃、壳聚糖等对疏浚底泥的絮凝固化效果, 发现添加药剂后疏浚底泥流动性先变大后变小, 而且絮凝固化处理后的底泥无侧限抗压强度增大; 于容丽等^{[24, 25]}的研究挑选并优化培养了微生物絮凝剂生产菌F22和LMB8菌株, 用于疏浚底泥的絮凝脱水, 发现其具有良好的底泥脱水性能, 絮凝率达83.1%.

不同类型脱水药剂的作用机制和脱水固化效果迥然不同, 但该领域不同类型的絮凝脱水药剂对疏浚底泥脱水效果的综合对比少有研究, 药剂固化后对底泥理化性质的影响也并不清晰.本实验选择了5种不同类型的复合絮凝固化药剂, 以太湖新庄堆场疏浚底泥为研究对象, 进行现场工程实验, 测试对底泥的脱水固化效果, 以期为脱水药剂的选择和疏浚底泥的处理提供科学参考和理论依据.

为全面评估不同类型脱水药剂的固淤效果, 本实验主要收集国内不同种类和成分的脱水药剂, 其具体组分如表 1所示.

表 1 (Table 1)

表 1 5组固化药剂主要成分 Table 1 Five groups of main components of curing materials 实验组 固化药剂主要成分 第1组(微生物类) 由微生物引发的特殊高分子代谢产物, 与含有氮和硫官能团配体的DTC聚合而成 第2组(聚合铁铝盐类) 聚铝、聚铁和生物碳源 第3组(有机聚合物类) 聚天冬氨酸、改性PAM和羧甲基纤维素钠 第4组(有机无机复合类) 钙盐和铝盐/铁盐以及硅酸盐+食品级聚丙烯酸类高分子助剂 第5组(铝盐微生物复合类) 铝盐(食品级PAC)+生物絮凝剂复合制成

表 1 5组固化药剂主要成分 Table 1 Five groups of main components of curing materials

本次现场工程实验的固化底泥取自江苏省宜兴市新庄堆场的太湖清淤底泥, 为保证底泥性质均一性, 过滤筛除大部分石块、草木和垃圾杂质等物料, 经过水泵冲洗处理, 最终将排泥场原泥用泥浆泵输送至5个4 m³(最大冲淤体积)的土工管袋中, 同时加入等量的上述5种固化絮凝材料, 添加量约为固化底泥湿重的千分之三, 整个过程与实际固淤过程一致.纱线编制的土工管袋充满淤泥后表面和四角会有大量余水渗出, 分别采集各组加药后的管袋余水, 冷藏保存, 带回实验室分析.充泥完成后封袋.自然固化1个月后, 打开各个管袋从管袋封口处, 利用柱状采样器采集适量固化后的底泥(0~20 cm), 搅拌均匀之后做好标记分别装入自封袋, 放入便捷式冷藏箱, 以保证经材料固化后底泥各种理化性质的稳定性, 之后及时带回实验室.固化3个月后, 采取土工管袋开膛的方式, 用柱状采样器取适量底泥, 处理同上, 同时两次取样均在原排泥场的冲泥点附近取等量未经任何固化材料处理的排泥场原泥做对照实验.

采集的各组管袋充泥后的余水测定其pH值、悬浮颗粒物(SS)、化学需氧量(COD)、总氮(TN)和总磷(TP)浓度, 并取原清淤区太湖原水样做对照; 现场采集各个管袋和排泥场的底泥测定其pH值和含水率; 完全烘干后的土样经研钵充分研磨, 过100目(孔径为0.15 mm)的尼龙筛后, 测定土样TN、TP、氮磷形态含量和重金属含量, 并取适量湿泥测定其重金属浸出毒性.其中TN和TP的测定采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法^[26]; 底泥TP采用在450℃马弗炉烧结后盐酸提取和钼酸铵比色法测定; 底泥氮形态测定采用氯化钾提取法, 提取得到的形态主要包括铵态氮(NH₄⁺-N)和硝态氮(NO₃^--N)^[27]; 磷形态采用改进的Psenner连续提取方法^[28~31], 提取得到的形态主要包括弱结合态磷(Labile-P)、铁结合态磷(Fe-P)、铝结合态磷(Al-P)、有机磷(Org-P)、钙结合态磷(Ca-P)和残渣磷(Res-P).底泥中重金属Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd和Pb经过微波消解后, 通过7700X型电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定, 底泥中Hg含量是通过Hydra-c型全自动测汞仪测定.重金属浸出毒性实验是利用硫酸硝酸浸提法进行浸出后, 测定浸出液中重金属含量^{[32, 33]}.

瑞典科学家Hakanson于1980年提出了潜在生态风险指数法进行重金属生态危害评价, 用潜在生态危害指数值(RI)来对底泥进行如同污染分级的评估^[34].RI可以反映4个方面的情况: ①表层底泥金属的含量, ②金属污染物的种类数, ③金属的毒性水平, ④水体对金属污染的敏感性.提出优先考虑的重金属类型和对象为: 铬、镍、铜、锌、砷、镉、铅和汞.利用文献[34]中的方法, 计算出各组及排泥场原泥中这8种重金属的单因子生态风险指数(E_r)和综合潜在生态风险指数(RI).不同E_r和RI值对应的潜在生态风险分级标准如表 2所示.数据分析和绘图分别使用Excel 2010和Origin 2021.

表 2 (Table 2)

表 2 单因子生态风险指数(Er)和综合潜在生态风险评价指数(RI)与分级标准 Table 2 Single factor ecological risk index (Er) and comprehensive potential ecological risk assessment index (RI) and grading standards Er 单因子潜在生态风险等级 RI 综合潜在生态风险等级 Er < 40 低 RI < 150 低 40≤Er < 80 中等 150≤RI < 300 中等 80≤Er < 160 较重 300≤RI < 600 重 160≤Er < 320 重 RI≥600 严重 Er≥320 严重

表 2 单因子生态风险指数(Er)和综合潜在生态风险评价指数(RI)与分级标准 Table 2 Single factor ecological risk index (Er) and comprehensive potential ecological risk assessment index (RI) and grading standards

添加不同固化药剂的实验组土工管袋充泥后的余水各项理化指标如表 3所示.各组管袋余水pH值在6.31~7.87之间波动, 属于正常的湖水pH值范围, 说明几类絮凝脱水药剂对余水的pH值影响相对较小.土工管袋孔径在0.1~0.5 mm之间, 对于产生的余水起到良好的过滤作用, 加之高分子絮凝药剂对淤泥的絮凝团聚沉降, 因此各实验组余水悬浮颗粒物浓度均处于较低水平.经比较, 第5组(无机铝盐类)的悬浮颗粒物浓度最高, 为87.81 mg·L^-1, 表明无机铝盐类絮凝剂对粒径较小颗粒物的絮凝沉降效果较弱. COD是衡量水体中有机污染物含量的一个重要指标, 除第4组余水COD浓度为9.44 mg·L^-1外, 其余各组COD值均在5 mg·L^-1以内, 达到了三类水的标准^[35].各组余水TN相较太湖原水呈现不同程度的升高现象, 最高的为第4组和第5组, 而余水TP与TN相反, 均有降低趋势, 主要与悬浮颗粒物中磷酸盐的絮凝沉降到底泥中有关.

表 3 (Table 3)

表 3 余水理化指标 Table 3 Physical and chemical indicators of the residual water 实验组 pH ρ(SS)/mg·L-1 ρ(COD)/mg·L-1 ρ(TN)/mg·L-1 ρ(TP)/mg·L-1 第1组 7.71 1.17 4.51 4.75 0.04 第2组 7.87 5.33 2.85 5.81 0.01 第3组 7.63 17.75 5.00 5.20 0.03 第4组 6.31 31.00 9.44 7.17 0.02 第5组 6.77 87.81 4.48 7.09 0.05 太湖原水 7.17 45.00 5.56 3.30 0.10

表 3 余水理化指标 Table 3 Physical and chemical indicators of the residual water

固化1月后各个组别和排泥场原泥理化性质指标如图 1所示.不同类型的脱水固化药剂的脱水速率具有一定差异.经比较, 1个月后第3组(有机聚合物类)和第4组(有机无机复合类)药剂固化后的淤泥含水率明显低于其他几组, 均为60%左右.最低值出现在第3组, 为61.8%, 这与第3组固化药剂中添加的聚天冬氨酸(PASP)和聚丙烯酰胺(PAM)有关.PASP分子中含有丰富的羧基和氨基基团, 能与水分子以强度氢键形态结合, 从而脱去污泥中大量的自由水, 加之PAM的吸附架桥和絮凝团聚作用促使污泥中的颗粒物迅速团聚沉降, 可以加速底泥的脱水固化效率^[36].而第1组(微生物类)和第5组(无机铝盐类)药剂处理底泥的含水率均在80%左右, 脱水效率一般.一般来说, 清淤底泥中含水率高达90%及以上, 且底泥是从排泥场经过水泵冲洗转移至土工管袋, 所以最初底泥含水率较高.因此, 迅速脱水是固淤效率的重要指标.固淤后各组底泥pH值和排泥场原泥的pH值相比变化并不明显, 波动在6.3~7.3之间.第4组底泥pH值的降低可能是由于固化药剂中含有的铝盐、铁盐固化过程发生水解反应, 导致底泥pH值降低.但固化后的底泥pH值均属于湖泊水体底泥正常pH值的变化范围6.36~7.65之间^[37], 未呈现过高碱性.按照沉水植物以及底栖生物对湖底环境的需求, 所有固化淤泥中的酸碱度也不会对周围环境产生影响, 也不影响底泥的资源再利用.由图 1中底泥TN含量可知, 排泥场原泥ω(TN)较高, 达2347 mg·kg^-1.经过不同类型药剂固化后, 除第1组(微生物类)降低效果不明显外, 其余组别对底泥TN含量基本都起到一定程度的降低作用, 降低幅度在36.1%~67.3%.TN含量减少的顺序从高至低依次为: 第4组>第3组>第5组>第2组>第1组; 与TN含量不同的是, 固化后各组淤泥的TP含量与排泥场原泥相比出现了不同幅度的增高现象, 增高幅度在25.5%~47.5%.TP含量增高幅度从低到高为: 第1组 < 第3组 < 第4组 < 第5组 < 第2组.各组固化后的底泥TP含量普遍增大可能是因为: 在高含水率淤泥体系中, 悬浮颗粒物所含有的磷酸盐在高分子絮凝剂的处理下聚集沉降到了固化底泥中^[38].另一方面, 各组沥出余水中TP浓度较太湖原水样均有降低的事实也进一步说明这种解释的合理性.

图 1

Fig. 1

图 1 固淤1个月后各组别及排泥场原泥理化指标 Fig. 1 Physical and chemical indexes of the bottom sludge of each group and sludge disposal site after one month of solidification

固化3个月后各个组别及排泥场原泥理化性质指标变化如图 2所示, 排泥场原泥由于堆放于露天室外, 经过较长时间的变化其理化性质与一直处于土工管袋中的底泥差异较大.因此, 重点对比固淤1个月后各组淤泥和排泥场原泥以及固淤3个月和1个月后理化性质差异.随着固化时间的加长, 固淤3个月后各组淤泥含水率基本相对稳定, 相比固化第1个月淤泥的含水率大幅降低, 各组底泥含水率在32.2%~46.5%之间波动, 最低的是第4组, 为32.2%, 最高为第1组的46.5%.随着固化时间的加长各组淤泥的pH值出现小幅度波动, 其中第2组的pH值降到了7.0以下, 这种变化趋势与水分的损失以及淤泥中添加了聚铝和聚铁有一定的关系.此外, 排泥场中底泥TN和TP含量的变化幅度也要与各组药剂调理底泥的变化幅度有所不同.因此, 本次采样中排泥场原泥的数据只能作为参考.采样分析结果显示, 各组淤泥的ω(TN)均进一步下降, 其中最低的为第4组, 仅为591 mg·kg^-1, 而固化淤泥中最大的ω(TN)也只有1 325 mg·kg^-1(第1组).底泥中总氮的减少与水分损失、也与底泥中的可交换态氨氮减少有关.此外, 厌氧底泥中氮的硝化和反硝化作用也会造成底泥中氮的损失.与TN不同的是, 第4组和第5组淤泥的ω(TP)出现了升高的现象, 最高值出现在第4组, 为1 347 mg·kg^-1.

图 2

Fig. 2

图 2 固淤3个月后各组别及排泥场原泥理化指标 Fig. 2 Physical and chemical indexes of the bottom sludge of each group and sludge disposal site after three month of solidification

添加不同固化药剂的土工管袋中底泥和排泥场原泥在不同时间包括NH₄⁺-N和NO₃^--N的氮形态含量变化如图 3所示.相较于排泥场原泥各种类型固化药剂对底泥中的NH₄⁺-N的去除效果均较为显著, 1个月后, 5个组别中的NH₄⁺-N含量分别较排泥场原泥降低了59.7%、53.9%、80.3%、65.5%、71.8%; 较1个月的固化周期, 3个月后NH₄⁺-N含量进一步小幅度降低, 其中第4组ω(NH₄⁺-N)最低, 仅为18.9 mg·kg^-1, 而第3组NH₄⁺-N含量较一个月后的含量上升了40.3%, 但仍远低于排泥场原泥, 说明随着固化周期的延长, 某种条件下第3组(有机聚合物类)药剂可能会一定程度上导致底泥中NH₄⁺-N的小幅度释放.固化1个月后, 第2组至第5组淤泥中的NO₃^--N含量分别较排泥场原泥降低了13.7%、19.0%、36.0%和32.0%, 3个月后, 各组淤泥中的NO₃^--N含量分别较第一个月又降低了21.2%、15.0%、16.8%、-6.82%和8.85%, 其中第4组较第一个月的NO₃^--N也有少量释放, 只有第1组淤泥中的NO₃^--N两个时间点的含量均略高于排泥场原泥, 说明第1组(微生物类)药剂中的物质对NO₃^--N的去除效率较低.

图 3

Fig. 3

图 3 各组和排泥场原泥1个月和3个月氮形态变化特征 Fig. 3 Change characteristics of nitrogen form in the bottom sludge of each group and the mud dump after 1 month and 3 months

3个月后, 土工管袋和排泥场原泥的各种磷形态变化特征如图 4所示.相较排泥场原泥, 添加不同类型脱水药剂后的底泥磷形态变化较大的是Al-P、Ca-P和Org-P, 特别是第5组(铝盐微生物复合类), 而第2组(聚合铁铝盐类)中Fe-P增幅最大.对比各组淤泥1个月和3个月的磷形态可知, 管袋中Al-P和Ca-P含量前后变化幅度不大, 这主要跟Al-P和Ca-P的性质有关.相关研究指出在5.5~9.0的pH值范围内, Al-P十分稳定很难被水体和底泥中的生物或微生物利用, 而Ca-P是一种永久性磷, 在接近中性的底泥pH环境下Al-P和Ca-P含量变化较小^{[39, 40]}.弱结合态磷(Labile-P)是通过物理吸附作用与沉积物颗粒相结合的磷, 其含量一般都相对较低, 各组淤泥和排泥场原泥中ω(Labile-P)均在4.0 mg·kg^-1以下, 其中最高的为第3组(有机聚合物类), 为3.99 mg·kg^-1, 在图 4中占比过小无法显示出来.由图 4可知, 各实验组淤泥中Al-P、Ca-P和Fe-P是磷的3种主要结合态, 在总磷中的质量分数平均值为41.3%、23.5%和23.0%, 其中第4组(有机无机复合类)处理淤泥中ω(Al-P)最高, 为534 mg·kg^-1, 第2组(无机铁铝盐类)中ω(Fe-P)最高, 为298 mg·kg^-1, 与第4组和第2组固化药剂中添加的铝盐和聚铝聚铁有直接关系.底泥中易被生物利用的Labile-P、Org-P和Fe-P合称活性磷(Mobile-P), 它们与沉积物结合较为松散, 在特定条件下容易重新释放出来造成水体总磷含量升高, 因此Mobile-P作为评价底泥磷释放潜力的重要指标之一^[41].5个实验组淤泥中ω(Mobie-P)从高到低排列为: 第2组(323 mg·kg^-1)>第3组(307 mg·kg^-1)>第5组(210 mg·kg^-1)>第1组(209 mg·kg^-1)>第4组(64.3 mg·kg^-1), 因此第4组(有机无机复合类)药剂处理淤泥后的淤泥磷的释放风险相对较小.这可能与药剂中的无机成分与底泥中活性磷结合形成更稳定形态的磷有关.此外, 无机金属如铝和钙成分的增加, 也可以增强固化淤泥对磷的固持能力.

图 4

Fig. 4

图 4 各组和排泥场原泥1个月和3个月磷形态变化特征 Fig. 4 Change characteristics of phosphorus in the bottom sludge of each group and the mud dump after 1 month and 3 months

重金属是一种持久性的污染物, 其具有不可降解的特点, 因此其在底泥、底栖生物和水生植物体内富集, 并永久存在于底泥中^{[42, 43]}.不同类型脱水药剂固化后底泥中的重金属含量较排泥场原泥变化如图 5, 除第1组(微生物类)外, 其余各组底泥中的Cr和Ni含量较排泥场均有不同程度地降低, 下降幅度分别在10.1%~34.0%和5.62%~27.5%.其中第5组(铝盐微生物复合类)Cr的降低幅度最大, 为34.0%, 第3组(有机聚合物类)中Ni的下降幅度最大, 为27.5%.各实验组底泥中As、Cd和Pb的含量较排泥场全部表现出大幅度的降低, 降低幅度普遍在50%左右.重金属含量降低都十分显著的是第3组, As(50.0%)、Cd(67.1%)和Pb(45.0%), 其中Cu和Zn的含量降低幅度也是最大的, 分别为33.4%和29.0%.由此可见, 第3组(有机聚合物类)的脱水固化药剂对疏浚底泥中的多种重金属均有着较为可观的固化稳定效果, 这跟第3组固化助剂中的PASP有着很大关系.PASP是氨基酸聚合物的类蛋白分子结构, 每个氨基分子上有多个羧基基团, 单个或多个链上的羧基基团能同时与多价态的重金属阳离子结合形成稳定金属络合物.值得注意的是, 第1组(微生物类)固化后的底泥, 其多项重金属含量较排泥场原泥均出现了增高的现象, 增幅表现为Cr (4.17%)、Ni (5.89%)、Cu (17.8%)、Zn (7.79%)和Hg (14.3%).因此, 第1组的固化助剂不利于重金属的固化, 存在一定风险.

图 5

Fig. 5

图 5 各组固化后及排泥场原泥重金属含量变化 Fig. 5 Changes in heavy metal contents in the sludge of each group after solidification and in the sludge yard

通常, 我国主要利用浸出毒性标准来判断是否属于危险废弃物, 底泥重金属浸出毒性是判断底泥是否属于固废的重要标准, 8种重金属的浸出毒性浓度阈值标准参考为: Cr (15 mg·L^-1)、Ni (5 mg·L^-1)、Cu (100 mg·L^-1)、Zn (100 mg·L^-1)、As (5 mg·L^-1)、Cd (1 mg·L^-1)、Pb (5 mg·L^-1)和Hg (0.1mg·L^-1)^[44].因此, 对5个实验组及排泥场原泥重金属的浸出毒性浓度进行了分析, 结果如表 4.相较于排泥场原泥, 各组底泥中Cr和As的浸出毒性均表现出明显的降低, 幅度在65%~79%; 其中第3组(有机聚合物类)和第5组(铝盐微生物复合类)处理底泥中的锌以及第4组(有机无机复合类)和第5组中的镉浸出毒性升高幅度较大, 而各组的Ni、Cu、Pb和Hg浸出毒性的升高幅度略小, 但对比标准阈值可知, 5个实验组中底泥的重金属浸出毒性均未超出且远低于标准阈值浓度, 因此, 尽管个别类型药剂固化处理后的底泥有几类重金属浸出毒性较排泥场原泥有所升高, 但未达到危险废弃物的标准, 仍可作为一般废弃物处理.

表 4 (Table 4)

表 4 固化前后淤泥中的重金属浸出毒性的变化/μg·L-1 Table 4 Changes in the leaching toxicity of heavy metals in the sludge before and after solidification/μg·L-1 实验组 Cr Ni Cu Zn As Cd Pb Hg 第1组 0.20 8.30 0.73 22.02 1.22 0.04 0.13 0.10 第2组 0.12 8.23 1.61 18.45 1.51 0.06 0.12 0.10 第3组 0.14 13.31 1.61 303.57 1.13 0.09 0.08 0.50 第4组 0.14 11.06 1.56 25.09 1.12 0.52 0.13 0.12 第5组 0.08 8.36 1.31 101.28 1.32 0.09 0.01 0.47 原泥 0.57 7.98 0.53 26.24 5.13 0.01 0.05 0.18

表 4 固化前后淤泥中的重金属浸出毒性的变化/μg·L-1 Table 4 Changes in the leaching toxicity of heavy metals in the sludge before and after solidification/μg·L-1

重金属潜在生态风险结果如图 6所示.从RI值的组成可以看出, 底泥中对RI值贡献最大的单生态风险因子的重金属是Cd和Hg, 在5个实验组底泥中的平均值分别90.0和71.2. Cd和Hg的最大值均出现在第1组的底泥中, 达到了中等污染等级和重污染等级.除Cd和Hg以外的6种重金属的单生态风险指数均处于污染水平较低的等级, 可以认为短期内没有潜在生态风险.总体来看, 显然添加不同类型脱水固化药剂的5个实验组中, 底泥综合潜在生态风险指数普遍得到降低, 降低幅度分别为: 第3组(51.1%)>第5组(50.1%)>第4组(37.8%)>第2组(37.3%)>第1组(24.9%), RI平均值为264, 由此可见固化后的底泥生态风险指数均从重风险降到了中风险范围, 后续疏浚底泥的资源再利用也不会对周围生态环境产生较大的潜在影响.一方面可能是由于排泥场原泥在泥浆泵冲泥的过程中造成了淤泥中部分重金属的流失, 另一方面各组脱水药剂中的有机无机成分与重金属之间的络合和矿化等反应也促进了重金属的钝化和稳定, 降低了其迁移性和风险性^[45].

图 6

Fig. 6

图 6 底泥中重金属生态风险指数和等级 Fig. 6 Ecological risk index and grade of heavy metals in the sludge

(1) 不同类型的底泥脱水药剂对疏浚底泥的水分脱除效率差异显著.固化3个月各组底泥含水率基本稳定在32%~40%.其中, 有机无机复合类药剂脱水效果最好, 主要由于高分子聚合物聚天冬氨酸等对游离水的去除和PAM的桥接絮凝沉淀作用加速了底泥的脱水固化.

(2) 脱水药剂的添加对于底泥中氮含量和形态具有较大的影响.底泥固化后, TN含量大幅降低, 有机聚合物类和有机无机复合类药剂处理后的TN含量降幅最大.固化后底泥以铵态氮的减少为主, 硝态氮含量降低幅度较小.

(3) 脱水药剂的添加普遍使底泥总磷升高, 且对底泥中铝结合态磷影响最大.其中添加有机无机复合类药剂使底泥铝磷含量增加了181.6%, 这与药剂中大量的铝盐紧密相关.有机无机复合类药剂对底泥活性磷削减最大.

(4) 固化后的底泥中大部分重金属指标均有一定程度的减小.其中, 有机聚合物类药剂的削减效果最显著, 这与药剂中的聚天冬氨酸等高分子物质的螯合作用有关.重金属浸出毒性都远低于标准阈值.各类药剂使底泥综合潜在生态风险指数普遍降低, 均从重风险降到了中风险范围.

(5) 综合各项指标分析, 以聚天冬氨酸、改性PAM、羧甲基纤维素钠为主要成分的有机聚合物类和钙盐、铁铝盐以及硅酸盐+聚丙烯酸类高分子助剂为主要成分的有机无机复合类药剂在疏浚底泥的脱水固化、营养盐的去除以及重金属含量的降低等方面表现优异, 适合疏浚底泥的脱水固化处理.