李運奔， 張建華， 殷 鵬， 范成新， 申秋實, 3*

(1.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， 江蘇 南京 210008；2.江蘇省水資源服務(wù)中心， 江蘇 南京 210029； 3.中國科學院中非聯(lián)合研究中心， 湖北 武漢 430074)

水體富營養(yǎng)化是我國各類湖庫面臨的主要水環(huán)境問題。農(nóng)業(yè)面源、城市面源、工業(yè)點源污染物的排放是導致湖庫水體氮磷含量較高從而引起水體富營養(yǎng)化的直接原因。污染物進入受納湖庫后，往往通過形態(tài)轉(zhuǎn)化、吸附沉降、擴散遷移等方式進入底泥中。但受污染底泥在氮磷污染物蓄積到較深程度之后，會在水動力等物理擾動、水環(huán)境氧化還原狀態(tài)變化、間隙水中污染物濃度上升等條件下，通過底泥再懸浮、濃度梯度擴散、物理和生物擾動、賦存形態(tài)變化等過程向上覆水進行釋放，使得原來已經(jīng)匯集到沉積物中的氮磷污染物再次進入上覆水體，底泥高濃度蓄積污染物對上覆水產(chǎn)生二次污染。以太湖為例，受流域氮磷營養(yǎng)鹽長期輸入的影響，其底泥已成為水體氮磷營養(yǎng)鹽的重要污染源[1-2]。隨著流域污染治理力度的加強，在外源輸入得到進一步控制的情況下，湖泊底泥內(nèi)源污染對水體氮磷營養(yǎng)鹽的貢獻更趨顯著和重要。

底泥疏?？奢^快地減少湖泊內(nèi)源污染負荷。在湖泊外源污染得到一定控制后，以減少內(nèi)源污染負荷為目的的生態(tài)疏浚是控制內(nèi)源污染效果較為明顯的工程措施[3]。自20世紀70年代起，一些發(fā)達國家開展了針對底泥內(nèi)源污染的疏浚工程，如瑞典的Trummen湖[4]、日本的霞浦湖[5]等。疏挖污染底泥已成為提高水質(zhì)、恢復生態(tài)的有效途徑之一。在我國，底泥疏浚也是最常用的湖泊內(nèi)源污染治理手段，是太湖等湖泊水環(huán)境綜合整治經(jīng)常采用的重要工程舉措[6-8]。然而，隨著底泥疏浚工程的不斷增多，從湖庫轉(zhuǎn)移至岸上的作為固體廢物的疏浚底泥的量越來越大，這些富含營養(yǎng)鹽的底泥如何處置已成為重要問題。

脫水固化是疏浚底泥處理中最常用的方法[9-11]。傳統(tǒng)加化學藥劑壓濾脫水固化后產(chǎn)生的疏浚底泥泥餅因其pH值較高而難以直接利用，只能以固體廢棄物對待。因此，將疏浚底泥直接脫水固結(jié)后用于生態(tài)工程建設(shè)用土成為近年來疏浚底泥利用的新思路，這既包括山坡修復，也包括濕地建設(shè)，還涉及還湖生態(tài)島堤構(gòu)筑。然而，疏浚底泥重新利用面臨其中污染物二次析出和污染問題，這些污染物一般涉及營養(yǎng)元素、重金屬、難降解有機物等。因此，在疏浚底泥固化之后、利用之前，對可能涉及的二次污染問題進行評估，是進行科學利用疏浚底泥的重要前提。本文以太湖疏浚底泥為研究對象，利用靜態(tài)及動力擾動不同情景培養(yǎng)試驗，研究直接脫水固結(jié)底泥氮磷營養(yǎng)鹽二次污染特征，旨在為疏浚底泥資源化利用提供理論依據(jù)與科學支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

本次研究以太湖二輪清淤疏浚工程目標區(qū)域西沿岸、梅梁灣及已經(jīng)實施清淤疏浚工程的東太湖為研究區(qū)域，分別設(shè)置西沿岸南、西沿岸北、梅梁灣和東太湖4個研究區(qū)域并設(shè)置對應(yīng)的采樣點。西沿岸區(qū)面積117.3 km2，是太湖北部水質(zhì)污染最嚴重湖區(qū)之一，常年水質(zhì)較差，水體富營養(yǎng)化嚴重。梅梁灣面積約115 km2，緊靠無錫市，是太湖水質(zhì)污染最嚴重的水域之一，也是水環(huán)境退化造成危害最大的湖區(qū)之一。西沿岸位于太湖西北角，北部緊鄰竺山灣，是太湖上游來水的主要入湖區(qū)域。梅梁灣位于太湖西北部的半封閉性湖灣，東太湖位于太湖東南角，面積約131 km2，湖底平均高程1.6 m，是我國東部大型草型湖泊之一。本研究采樣點如圖1所示。

圖1 采樣點示意圖

1.2 樣品采集與底泥預處理

1.2.1 柱狀樣采集

實驗用的底泥于2018年5月采自太湖西沿岸區(qū)北、西沿岸區(qū)南、梅梁灣、東太湖等4個湖區(qū)。利用底泥柱狀采樣器(L50 cm×?8.4 cm)采集柱狀樣，采樣過程保證無擾動并帶原位上覆水以保持沉積物-水界面完整無損。同步采集水面以下20 cm處原位上覆水5 L，裝于用原位湖水潤洗過的聚乙烯水桶中帶回實驗室，用于氮、磷釋放培養(yǎng)實驗。

1.2.2 釋放實驗底泥預處理

為研究直接脫水固結(jié)處理后疏浚底泥內(nèi)源氮磷營養(yǎng)鹽二次釋放特征，本研究對前述采集而來的柱狀底泥做了3種不同處理：(1)原狀泥——底泥原樣，即從各采樣點采集而來的原位底泥；(2)混合泥——底泥混合樣，將野外采集來的原位底泥按照采樣點不同在不同容器內(nèi)混合，以破壞原有自然分層結(jié)構(gòu)，形成混合底泥；(3)固結(jié)泥——將混合泥離心脫水后獲得的泥樣(離心條件，4 000 rpm，10 min)。經(jīng)這樣處理后，原狀泥、混合泥、固結(jié)泥分別代表來自自然狀態(tài)底泥、疏浚后底泥和直接脫水固結(jié)后底泥。其中，用于分析對比固結(jié)前后底泥基本理化性質(zhì)的底泥為混合泥和固結(jié)泥，分別代表疏浚后固結(jié)前和疏浚后固結(jié)后。

1.3 底泥氮磷靜態(tài)釋放實驗

將4個點位處的原狀泥、混合泥以及固結(jié)泥妥善裝于培養(yǎng)柱(?8.4 cm×L50 cm)中，控制底泥深度 20 cm，用虹吸法沿壁小心滴注已過濾的原采樣點水樣，滴加過程保持界面完好無擾動。在實驗過程中，保證水柱高度恒定在20 cm。整個實驗過程中保持培養(yǎng)溫度為25±0.1℃，并在培養(yǎng)的不同時間間隔(0 h、6 h、12 h、24 h、36 h、48 h、60 h、72 h)進行水樣采集。

底泥內(nèi)源釋放速率計算公式為

(1)

式中：r為釋放速率，mg/(m2·d)；V為柱中上覆水體積，L；Cn、C0、Cj-1為第n次、初始和j-1次采樣時某物質(zhì)質(zhì)量濃度，mg/L；Ca為添加水樣中的物質(zhì)質(zhì)量濃度，mg/L；Vj-1為第j-1次采樣體積，L；A為柱樣中水—土界面接觸面積，m2；t為釋放時間，d。

1.4 動力擾動下底泥氮磷釋放實驗

將4個點位處的原狀泥、混合泥以及固結(jié)泥妥善盛裝于培養(yǎng)柱(?8.4 cm×L50 cm)中，無擾滴加上覆水，使水深達到20 cm。使用調(diào)頻攪拌電機擾動的方式攪拌各培養(yǎng)柱中的上覆水以模擬風浪動力對底泥的擾動過程，擾動持續(xù)時間為3 h。從擾動實驗的第0 h 起，于第1 h、2 h、3 h分別采集上覆水樣。每次采樣位置為平均水深，即水面以下10 cm 處。每次采完水樣，立即向容器中補充等量的湖水。采集的水樣，用于分析上覆水中TN、TP質(zhì)量濃度。

1.5 樣品分析

1.5.1 底泥含水率與孔隙度

取干凈且已烘干至恒重的坩堝，將一定量的底泥置于坩堝中，然后將上述裝有底泥的坩堝置于105℃下烘4 h，結(jié)束后將坩堝置于干燥器內(nèi)冷卻后稱重，重復烘干步驟直至恒重。含水率W計算公式為

(2)

式中:m0為坩堝的質(zhì)量，g；m1為坩堝和底泥鮮樣質(zhì)量之和，g；m2為烘干后坩堝和底泥質(zhì)量之和，g。

孔隙度φ計算公式為

(3)

式中：Mw為沉積物含水量，g；Ms為沉積物烘干后的質(zhì)量，g；1.0為水的密度；2.5為沉積物的密度[12]。

1.5.2 底泥TN、TP

將充分混干的底泥樣品在陶瓷研缽中研磨，并過200目尼龍曬網(wǎng)，獲得底泥干樣，然后分別采用堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度法和堿性過硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法測定底泥中TN和TP的質(zhì)量比[13]。

1.5.3 水樣氮磷營養(yǎng)鹽

水樣中TN、TP分別采用堿性過硫酸鉀消-解紫外分光光度法和堿性過硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法測定[14]。

2 結(jié)果與討論

2.1 脫水固結(jié)處理對疏浚底泥基本理化性質(zhì)的影響

2.1.1 含水率

圖2 固結(jié)處理前后疏浚底泥基本理化特征

本項目不同區(qū)域疏浚底泥含水率分析結(jié)果如圖2(a)所示。西沿岸北、西沿岸南、梅梁灣和東太湖疏浚底泥平均含水率分別為45.86%、45.67%、45.61%和60.93%。一般而言，太湖表層底泥含水率普遍大于60%，隨著底泥深度的增加，含水率逐漸降低。疏浚底泥屬于混合底泥，底泥原有自然物理分層狀態(tài)被打亂，上下層底泥混合成新的底泥。經(jīng)混合后，上層底泥的高含水率與下層底泥的低含水率產(chǎn)生相消效應(yīng)，使得混合底泥含水率發(fā)生變化。因此，與原表層底泥相比，混合底泥含水率會明顯下降。不同湖區(qū)疏浚底泥含水率也存在一定的差別。相比較而言，西沿岸和梅梁灣疏浚底泥含水率相近，而東太湖疏浚底泥含水率明顯高于上述區(qū)域3個點位，這是由于東太湖底泥表層存在大量新沉積的有機碎屑。較高的含水率意味著在機械擾動后，底泥相對容易移動和產(chǎn)生再懸浮，將可能對疏浚區(qū)底泥二次污染控制和污泥遷移提出一定的要求。

固結(jié)本就是一個脫水的過程，因此相較于固結(jié)前，不同湖區(qū)疏浚底泥含水率均有不同程度的較低，以東太湖最為明顯。但經(jīng)固化后底泥的含水率相差不大，均為30%左右，底泥較硬。因此固化后的疏浚底泥流動性較小，有利于降低底泥中氮磷營養(yǎng)鹽通過再懸浮造成上覆水輸入污染。

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積密度和單位體積輕重外，還對水生植物根系著生能力、尤其是對底泥中離子態(tài)污染物遷移和擴散有重要影響。一般而言，孔隙度高的底泥，有利于孔隙水流動和離子態(tài)污染物隨之進行遷移擴散。反之，孔隙度低的底泥，污染物淋溶浸出能力則相對較弱。

不同區(qū)域疏浚底泥孔隙度分析結(jié)果如圖2(b)所示。其中，西沿岸北、西沿岸南、梅梁灣和東太湖疏浚底泥孔隙度分別為69.18%、69.02%、68.97%和80.52%。一般而言，太湖表層底泥孔隙度普遍大于70%，浮泥較多的水域底泥還要更高，但隨著底泥深度的增加，其孔隙度有規(guī)律地逐漸降低。疏浚底泥屬于混合底泥，底泥原有自然物理分層狀態(tài)被打亂，原有孔隙度自上而下隨深度逐漸減小的分布特征也被打亂，上層底泥與下層底泥的孔隙度產(chǎn)生綜合相消效應(yīng)，使得混合底泥孔隙度發(fā)生變化。因此，與原表層底泥相比，疏浚底泥孔隙度會明顯下降；不同湖區(qū)疏浚底泥孔隙度也存在一定的差別。相比較而言，西沿岸和梅梁灣疏浚底泥孔隙度較為相近，而東太湖疏浚底泥孔隙度明顯高于上述區(qū)域3個點位。較高的孔隙率意味著底泥軟質(zhì)化程度較高，并影響底泥間隙水中營養(yǎng)物質(zhì)和污染物質(zhì)的向上或者向下輸移，孔隙度越大，越有利于離子的擴散與遷移。

固結(jié)處理后西沿岸北、西沿岸南、梅梁灣和東太湖疏浚底泥孔隙度分別為54.75%、54.85%、52.8%和54.02%。不同湖區(qū)疏浚底泥經(jīng)固結(jié)處理后各自孔隙度區(qū)別較小，基本均在54%左右，底泥明顯結(jié)合得更加密實和緊實；與固結(jié)前疏浚底泥相比，固結(jié)處理后西沿岸北、西沿岸南、梅梁灣和東太湖疏浚底泥孔隙度分別降低了14.43%、14.17%、16.17%和26.5%。因此，經(jīng)固結(jié)處理后，各目標區(qū)域疏浚底泥疏松程度有所降低，抗擾動能力明顯提升?？紫抖冉档秃螅啄嗟姆懒苋苣芰σ驳玫较鄳?yīng)的提升，有利于減少底泥污染物溶出和擴散遷移。

2.1.3 TN

氮是湖泊生態(tài)系統(tǒng)中重要的生源要素，是引起湖泊水體富營養(yǎng)化的重要因素之一，也是有害藍藻水華暴發(fā)必需的主要營養(yǎng)元素。長期以來，太湖表層底泥TN積累程度較高，TN污染較為嚴重。當這類受污染底泥受到物理和生物擾動以及濃度梯度驅(qū)動、水體氧化還原條件變化、有機質(zhì)礦化分解、微生物活動發(fā)生較大變化等因素的影響后，其所含氮素往往通過各種物理、化學和生物途徑發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化，并向上覆水體釋放，從而成為污染水體氮素污染的重要來源。

不同區(qū)域疏浚底泥TN分析結(jié)果如圖2(c)所示。其中西沿岸北、西沿岸南、梅梁灣和東太湖疏浚底泥中TN質(zhì)量比分別為1 715.15 mg/kg、1 267.81 mg/kg、1 665.12 mg/kg和2 701.33 mg/kg，不同湖區(qū)疏浚底泥中TN質(zhì)量比存在一定的差別。西沿岸和梅梁灣疏浚底泥中的TN質(zhì)量比較為相似，而東太湖疏浚底泥中的TN質(zhì)量比明顯高于上述區(qū)域3個點位。相比較而言，西沿岸疏浚底泥和梅梁灣疏浚底泥中TN質(zhì)量比均已低于2 000 mg/kg，TN污染風險有所下降[15]。東太湖疏浚底泥中TN質(zhì)量比依舊較高，TN污染風險依然存在。西沿岸北、西沿岸南、梅梁灣和東太湖疏浚底泥固結(jié)處理后TN質(zhì)量比分別為1 891.48 mg/kg、1 482.04 mg/kg、1 648.45 mg/kg和2 251.75 mg/kg。不同湖區(qū)疏浚底泥經(jīng)固結(jié)處理后TN質(zhì)量比變化并不明顯。底泥孔隙水TN占底泥總含量比例較低。抽除孔隙水可去除部分游離態(tài)的活性氮，但并不會明顯降低底泥氮磷總含量。

2.1.4 TP

磷是湖泊生態(tài)系統(tǒng)中重要的生源要素，是湖泊水體富營養(yǎng)化的重要原因之一，也是有害藍藻水華暴發(fā)必需的主要營養(yǎng)元素及最重要限制性因子。長期以來，太湖表層底泥TP積累程度較高，受TP污染較為嚴重。當這類受污染底泥受到物理和生物擾動以及濃度梯度驅(qū)動、水體氧化還原條件變化、有機質(zhì)礦化分解、微生物活動發(fā)生較大變化等因素的影響后，其所含磷素往往通過各種物理、化學和生物途徑發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化并向上覆水體釋放，從而成為污染水體磷素污染的重要來源。

不同區(qū)域疏浚底泥中TP質(zhì)量比分析結(jié)果如圖2(d)所示。其中西沿岸北、西沿岸南、梅梁灣和東太湖疏浚底泥中TP質(zhì)量比分別為407.47 mg/kg、305.64 mg/kg、352.18 mg/kg和610.28 mg/kg；不同湖區(qū)疏浚底泥中TP質(zhì)量比存在一定的差異。相比較而言，西沿岸和梅梁灣疏浚底泥中TP質(zhì)量比較為相近，而東太湖疏浚底泥中TP質(zhì)量比明顯高于上述區(qū)域3個點位。西沿岸區(qū)疏浚底泥和梅梁灣疏浚底泥中TP質(zhì)量比均已低于420 mg/kg，東太湖疏浚底泥中TP質(zhì)量比依舊較高，TP污染風險依然存在[15]。西沿岸北、西沿岸南、梅梁灣和東太湖疏浚底泥固結(jié)處理后TP質(zhì)量比分別為428.48 mg/kg、306.82 mg/kg、345.34 mg/kg和597.34 mg/kg。不同湖區(qū)疏浚底泥經(jīng)固結(jié)處理后TP質(zhì)量比沒有出現(xiàn)明顯一致的變化。底泥孔隙水TP占底泥總含量比例較低，抽除孔隙水可去除部分游離態(tài)的活性磷，但并不會明顯降低底泥中TP質(zhì)量比。

2.2 脫水固結(jié)處理對疏浚底泥氮磷營養(yǎng)鹽釋放的影響

2.2.1 TN

不同疏浚區(qū)域不同處理底泥內(nèi)源TN靜態(tài)釋放速率結(jié)果如圖3(a)所示。西沿岸北、西沿岸南、梅梁灣和東太湖等4個不同湖區(qū)未疏浚原狀底泥TN釋放速率分別為7.26 mg/(m2·d)、7.38 mg/(m2·d)、9.88 mg/(m2·d)和29.65 mg/(m2·d)。從空間上來看，西沿岸北和西沿岸南兩個湖區(qū)底泥TN釋放速率相近，梅梁灣底泥TN釋放速率略高于西沿岸，東太湖底泥TN釋放速率最高。

圖3 不同處理后底泥氮磷靜態(tài)釋放特征

與原狀底泥相比，經(jīng)混合和固結(jié)處理后，不同目標湖區(qū)疏浚底泥內(nèi)源TN釋放速率明顯降低。西沿岸北、西沿岸南、梅梁灣和東太湖混合疏浚底泥TN釋放速率為3.57 mg/(m2·d)、5.48 mg/(m2·d)、9.29 mg/(m2·d)和12.98 mg/(m2·d)，比原狀底泥分別降低50.82%、25.82%、6.02%和50.22%。固結(jié)處理后疏浚底泥比原狀底泥TN釋放速率為3.36 mg/(m2·d)、4.29 mg/(m2·d)、9.19 mg/(m2·d)和22.98 mg/(m2·d)，比原狀底泥分別降低53.77%、41.93%、6.96%和22.49%，底泥內(nèi)源TN釋放強度顯著降低。

2.2.2 TP

不同疏浚區(qū)域不同處理底泥內(nèi)源TP靜態(tài)釋放速率結(jié)果如圖3(b)所示。西沿岸北、西沿岸南、梅梁灣和東太湖等4個不同湖區(qū)未疏浚原狀底泥TP釋放速率分別為0.22 mg/(m2·d)、1.41 mg/(m2·d)、0.22 mg/(m2·d)和-0.37 mg/(m2·d)。從空間上來看，除東太湖外，其他區(qū)域的原狀底泥均表現(xiàn)出TP的釋放特征。西沿岸北和梅梁灣兩個湖區(qū)底泥TP釋放速率相似，西沿岸南底泥TP釋放速率略高，東太湖底泥TP釋放速率最低。從圖3可以看到，采取疏?；旌弦约肮探Y(jié)處理后的底泥TP釋放速率明顯減小，總的來說，原狀泥、混合泥、固結(jié)泥的釋放能力依次降低，并大多轉(zhuǎn)化為磷的吸收狀態(tài)。

2.3 動力擾動對不同處理疏浚底泥氮磷營養(yǎng)鹽釋放的影響

2.3.1 TN

不同點位底泥在動力擾動情況下TN釋放速率如圖4(a)所示。對于西沿岸原位底泥，風浪擾動期TN的釋放量達165.74～175.14 mg/(m2·d)，混合泥和固結(jié)泥的釋放速率分別為15.48～25.00 mg/(m2·d)和6.31～9.76 mg/(m2·d)。混合泥和固結(jié)泥的釋放速率分別較原位底泥降低了85.72%～90.66%和94.43%～96.19%，表現(xiàn)出較好的污染風險控制效果。對于梅梁灣原狀底泥，風浪擾動期TN的釋放量達124.90 mg/(m2·d)， 混合泥和固結(jié)泥的釋放速率分別為84.77 mg/(m2·d)和10.83 mg/(m2·d)?；旌夏嗪凸探Y(jié)泥的釋放速率分別較原位底泥降低了32.13%和91.32%?？梢钥闯觯旌夏嗪凸探Y(jié)泥較原狀底泥的TN釋放速率有所降低；對于東太湖原狀底泥，風浪擾動期TN的釋放量達215.39 mg/(m2·d)，混合泥和固結(jié)泥的釋放速率分別為184.07 mg/(m2·h)和30.96 mg/(m2·d)?；旌夏嗪凸探Y(jié)泥的釋放速率分別較原位底泥降低了14.54%和85.63%?；旌夏嗪凸探Y(jié)泥較原狀底泥的TN釋放速率有所降低。

總的來說，TN在風浪擾動期間的釋放速率一致表現(xiàn)為：原狀泥>混合泥>固結(jié)泥，釋放風險依次降低，其中固結(jié)泥能很好地降低風浪擾動期間TN的靜態(tài)釋放風險。

2.3.2 TP

不同點位底泥在動力擾動情況下TN釋放速率如圖4(b)所示。對于西沿岸區(qū)、梅梁灣、東太湖所有4個點位的底泥，與靜態(tài)釋放相比，動力擾動條件下其TP釋放速率較也呈現(xiàn)大幅增高的趨勢，其中最為明顯的是原狀泥和混合泥，固結(jié)泥的增高程度最低，東太湖的固結(jié)泥甚至出現(xiàn)了TP的吸收現(xiàn)象。對于西沿岸原位底泥，風浪擾動期TP的釋放量達43.68～43.83 mg/(m2·d)，混合泥和固結(jié)泥的釋放速率分別為2.76～2.91 mg/(m2·d)和0.22～0.37 mg/(m2·d)?；旌夏嗪凸探Y(jié)泥的釋放速率分別較原位底泥降低了93.36%～93.68%和99.15%～99.49%，表現(xiàn)出較好的磷釋放風險控制效果。對于梅梁灣原狀底泥，風浪擾動期TP的釋放量達16.95 mg/(m2·d)，混合泥和固結(jié)泥的釋放速率分別為14.26 mg/(m2·d)和0.22 mg/(m2·d)?；旌夏嗪凸探Y(jié)泥的釋放速率分別較原位底泥降低了15.87%和98.69%?；旌夏嗪凸探Y(jié)泥較原狀底泥的TP釋放速率有所降低；對于東太湖原狀底泥，風浪擾動期TP的釋放量達25.16 mg/(m2·d)，混合泥和固結(jié)泥的釋放速率分別為18.74 mg/(m2·d)和-0.23 mg/(m2·d)?；旌夏嗟尼尫潘俾瘦^原位底泥降低了25.52%，而固結(jié)泥則轉(zhuǎn)變?yōu)榱椎奈諣顟B(tài)?？梢钥闯觯旌夏嗪凸探Y(jié)泥較原狀底泥的TP釋放速率有所降低。

圖4 動力擾動下不同處理后底泥氮磷營養(yǎng)鹽釋放特征

總的來說，TP在風浪擾動期間的釋放速率一致表現(xiàn)為：原狀泥>混合泥>固結(jié)泥，釋放風險依次降低，其中固結(jié)泥能很好地降低風浪擾動期間TP的靜態(tài)釋放風險。

3 結(jié) 論

太湖主要疏浚區(qū)西沿岸區(qū)、梅梁灣、東太湖的原位底泥氮磷營養(yǎng)鹽釋放能力較強，其釋放速率分別達到TN靜態(tài)釋放速率為7.26～29.65 mg/(m2·d)，TP靜態(tài)釋放速率為-0.37～1.42 mg/(m2·d)。相較于原位底泥，經(jīng)脫水固結(jié)處理后，疏浚底泥的TN、TP靜態(tài)釋放能力明顯降低，其中TN釋放速率降低6.96%～53.77%、TP全部表現(xiàn)為不再釋放。在動力擾動情況下，脫水固結(jié)處理底泥TN、TP釋放速率較原狀底泥分別降低94.43%～96.19%和99.15%～99.49%。疏浚底泥脫水固結(jié)處理后，底泥內(nèi)源氮磷釋放風險明顯減小，有利于減小二次污染及進一步資源化利用。