朱 偉，許小格，侯 豪，程 林，李岳鴻，林小蔚，吳 勇

(1：河海大學環(huán)境學院，南京 210098) (2：河海大學土木與交通學院，南京 210098)

我國的多數湖泊、水庫都存在著富營養(yǎng)化、有機物及重金屬污染等水質問題，其中底泥作為內污染源向上覆水體釋放也會成為污染的原因之一[1-2]. 在外源污染基本得到控制以后，環(huán)保疏浚是清除湖泊內源污染(主要是污染底泥)的有效工程措施之一[3]. 采用環(huán)保絞吸式挖泥船是目前較為常用的環(huán)保疏浚方法，疏浚泥漿在泥泵的作用下直接通過管道被輸送到陸地上的儲泥場(排泥場、堆場)[4]，在儲泥場內完成泥水分離后進行后續(xù)處理. 由于環(huán)保絞吸式是將底泥變換成高含水率泥漿[5]，相對于底泥其體積會增量7～8倍. 對于疏浚泥漿的處理，由于儲泥場土地確保的困難，使用機械脫水并對脫水后的泥餅進行合理處置或資源化利用變?yōu)槟壳拜^為常用的方法. 目前國內約60%的疏浚泥漿采用直接堆放的方式處理，其余40%則采用了類似“泥漿濃縮-板框壓濾-處置利用”的處理工藝[6]. 實際上在脫水過程中會產生底泥7～8倍體積的尾水排放，大量尾水排放可能產生的二次污染以及環(huán)境負荷越來越受到關注[3].

目前，疏浚余水的處理工藝大多采用物理法和化學法，主要關注懸浮物(SS)的去除，并依托湖庫河流等疏浚工程進行研究和探討. 霍守亮等[7]針對五里湖疏浚堆場余水開展生產性試驗研究，通過延長水流路徑及向輸泥管投加絮凝劑等措施促進顆粒物沉淀，并發(fā)現余水中SS與總氮、總磷、COD之間均存在很好的相關性，認為可以用SS作為余水排放的控制指標. 袁星等[8]、劉志剛[9]分別針對泉州市山美水庫、滇池草海等清淤工程的堆場余水，采用物理、化學結合法對疏浚余水進行處理研究，發(fā)現處理后尾水水質可達到《污水綜合排放標準》(GB 8978-1996)一級標準，主要控制因子固體SS低于70 mg/L. 王琦等[10]、張志芳等[11]則采用物理、生物、化學綜合處理方法分別對竺山湖和梅梁湖生態(tài)清淤的堆場余水進行處理，疏浚余水依次通過生物排泥池、沉淀池、澄清池，最終余水排放水質達到《污水綜合排放標準》(GB 8978-1996)二級標準，主要控制因子SS低于150 mg/L. 何品晶等[12]針對上海市楊浦區(qū)某河道經水力吸泥后離心脫水排出的上清液(離心余水)，通過實驗探索了澄清-砂濾-超濾組合工藝的凈化效果，結果表明依次加入PAC和PAM(聚丙烯酰胺)的雙調理混凝能有效沉降顆粒物，旋流澄清尾水經砂濾可達污水排放二級標準，再經超濾可達生活雜用水的回用水質要求. 從這些研究現狀來看，針對目前較多采用的板框壓濾系統的余水性質和處理效果的研究較為缺乏. 另一方面，我國目前對于疏浚余水的排放還沒有相關標準，雖然這些研究大多數參照了《污水綜合排放標準》(GB 8978-1996)一級和二級標準，但有些涉及到重要水體、飲用水水源地時往往需要更高的標準進行控制. 那么通過環(huán)保疏浚、板框壓濾所產生的余水性質到底是怎樣的？余水經過處理后能達到怎樣的水質標準？余水排放應該執(zhí)行什么樣的標準？都是工程界急需明確的問題.

本文結合溧陽市天目湖水源地(沙河水庫)環(huán)保疏浚及泥漿板框壓濾脫水工程(以下簡稱沙河水庫疏浚-脫水工程)，在工程施工期對余水處理的不同工藝階段進行了持續(xù)的水質監(jiān)測. 沙河水庫疏浚-脫水工程的余水排區(qū)處于太湖流域上游，并涉及到重要監(jiān)測斷面水質達標問題，因此余水處理在常規(guī)物理法、化學法[13-14]的基礎上，增加了“好氧塘+表流濕地”系統，形成了“自然沉淀-混凝沉淀-生物曝氣-表流濕地”處理工藝. 本文以此工程為例，對余水處理各處理塘的進水和出水取樣分析，研究該工藝各處理環(huán)節(jié)中余水的物理、化學性質變化規(guī)律，并在此基礎上分析討論了這套余水處理工藝中存在的問題，探討了余水處理系統的凈化能力及尾水排放水質標準，提出了合理的改進建議，以期為后續(xù)同類工程提供借鑒參考.

1 研究對象與方法

1.1 工程概況

沙河水庫是太湖流域7座大型水庫之一，位于長三角平原與蘇皖浙山區(qū)接合部、江蘇省溧陽市城南約12 km的天目湖鎮(zhèn)境內、戴溪河干流-沙河上，水域面積11.6 km2，集水面積148.5 km2，正常蓄水位21.00 m，相應庫容5970萬m3. 水庫始建于1958年9月，是一座集防洪、灌溉、旅游、供水、發(fā)電、養(yǎng)殖等多種功能的國家級大型水庫(Ⅱ型). 水庫北部湖區(qū)底泥有機物與重金屬復合污染嚴重，造成飲用水安全形勢十分嚴峻，綜合考慮需要對沙河水庫進行生態(tài)清淤. 根據沙河水庫水下地形、地質和污染物分布情況，確定疏浚范圍為壩前北部湖區(qū)，疏?？偯娣e63.60萬m2，疏浚厚度0.6～0.9 m，疏?？偭?0.00萬m3(含允許超挖量). 根據疏浚時水下施工深度、工期及避免二次污染等條件要求，選用了1臺200 m3/h深水型環(huán)保絞吸式挖泥船對水庫進行疏浚. 庫底淤泥經絞吸式疏浚后變成了體積龐大、濃度極低的稀泥漿，伴隨產生的是大量余水. 沙河水庫疏浚余水處理采用“自然沉淀-混凝沉淀-生物曝氣-表流濕地”工藝，工藝簡圖如圖1.

圖1 “自然沉淀-混凝沉淀-生物曝氣-表流濕地”工藝示意圖 (1：1#進水，2：1#出水，3：2#進水，4：2#出水，5：3#進水，6：3#出水，7：4#進水，8：4#出水)Fig.1 Schematic diagram of “natural precipitation and coagulation precipitation and biological aeration and surface wetlands” process

疏浚泥漿首先經深水挖泥船加壓后通過全封閉管道進入1#池(自然沉淀池，規(guī)模：圍堰全長453 m，池深5 m，有效容積30000 m3，圖1a)，絕大部分淤泥在此沉淀池中沉淀而后形成較高濃度泥漿，當泥漿濃度達到一定數值后，位于池中的小挖泥船將高濃度泥漿輸送到均化池中攪拌進而通過2臺過濾面積800 m2/臺的板框壓濾機將泥漿壓成泥餅，在均化池中摻加石灰作為助濾劑以加快過濾效率，壓濾尾水重新再進入1#池. 最終壓濾成的泥餅運至6 km以外的礦坑進行處置利用. 在1#池閘板箱體調節(jié)排水水位處添加PAC(聚合氯化鋁)和PAM(聚丙烯酰胺)，通過1#池和2#池(混凝沉淀池，規(guī)模：圍堰全長462 m，池深3.5 m，有效容積30000 m3，圖1 b)之間的管道進行充分混合，通過2種絮凝劑促使上覆水中未沉淀的細小顆粒在2#池中絮凝沉淀，降低上覆水中各種污染物含量，當淤泥淤積到一定濃度后再次被輸送到均化池而后進行壓濾. 在2#池出口處添加濃硫酸以調節(jié)上覆水pH. 3#池(生物曝氣池，規(guī)模：面積4000 m2，有效水深2.5 m，圖1 c)主要分為兩個模塊：曝氣與填料. 全池通過曝氣機進行曝氣，使水中氧氣保持較高的濃度以促進微生物的生長繁殖，填料給微生物提供著床，微生物不斷進行新陳代謝來消耗水中的總氮(TN)、總磷(TP). 4#池(表流濕地系統，規(guī)模：面積20000 m2，圖1d)池內種植蘆葦和荷花，運用植物根系以及根系上、根桿上附著的微生物群落來吸收水中的有機物，起到脫氮除磷的作用，同時設置隔板使水流流徑延長，更利于水中微顆粒的降解最終被水生植物吸收，最終尾水排入附近河道.

1.2 樣品采集與分析方法

如圖1所示，為探究疏浚泥漿處理系統各環(huán)節(jié)對于余水的污染物去除效果，于2020年11月-2021年1月，對泥漿處理廠的壓濾尾水和4個處理塘的進水、出水進行逐月采集，每月2次. 樣品均使用500 mL聚乙烯瓶保存，低溫運回實驗室，其中1#池進水(疏浚泥漿)靜置沉淀24 h后取上覆水進行分析，其他樣品立即進行分析. 此外，在疏浚前還采集了水庫9個點位的上覆水和相應的底泥柱狀樣品，柱狀樣按照每20 cm進行分層，密封于聚乙烯袋中低溫運回實驗室進行分析.

各水質指標的監(jiān)測分析方法參考《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版)[15]中相關規(guī)定方法進行，其中pH使用SX836便攜式pH儀進行現場測定，濁度使用SGZ-200AS濁度計進行測定，TN濃度采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定，TP濃度以鉬銻抗分光光度法進行測定，氨氮(NH3-N)濃度采用納氏試劑分光光度法測定，化學需氧量(COD)采用酸性高錳酸鉀滴定法(下文不再特別標出，統稱為COD)濃度. 底泥中有機質(OM)的測定采用ASTM D2974-00的方法[16]，以燒失重(LOI)表示，即將烘干的底泥于550℃下灼燒5 h，計算灼燒后前后損失的質量與原底泥質量的比值，TN含量測定方法為堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法，TP含量采用酸熔-鉬銻抗分光光度法.

2 結果與分析

2.1 疏浚及疏浚泥處理過程中污染物的去向分析

為了解在環(huán)保絞吸式疏浚過程中底泥中污染物向疏浚余水中的轉化情況，測定了疏浚前沙河水庫底泥中的TN、TP和有機質含量，上覆水以及疏浚后泥漿中的TN、TP濃度和COD. 如圖2所示，疏浚前水庫底泥中TN含量均值約為863.48 mg/kg，上覆水TN濃度為0.72 mg/L，經由水下混合后變成濃度約為10%的稀泥漿，TN濃度增加為原始上覆水的5倍，分析是因為疏浚過程中污染底泥和水發(fā)生劇烈攪動，一方面吸附有氮、磷、有機物的細小顆粒大量進入余水中，另一方面存在于底泥間隙水中的溶解態(tài)污染物也進入了余水. TP與TN有相似的變化趨勢，但比TN增加幅度更大，疏浚泥漿中TP濃度為原始上覆水的11倍，而對比底泥中兩者的含量，發(fā)現TP僅為431.81 mg/kg，是TN含量的1/2，說明底泥中的磷比氮更易吸附在細顆粒上，從而隨著疏浚過程進入余水中.

疏浚后泥漿COD相比原始上覆水有所增加，但與TN、TP相比增幅不大，僅為原來的1.6倍. 不同的河流湖庫，因其底泥污染程度、原始上覆水水質以及疏浚方式的差異，疏浚泥漿中COD也有所不同，一般在15～489 mg/L左右[9,17]. 根據對沙河水庫的調查，全庫底泥有機質含量范圍為1.67%～6.10%，清淤范圍內的有機質含量相對偏高，為2.86%～6.10%，平均值為5.13%，與一般黑臭河道的底泥相比，有機質污染相對較輕，因此進入疏浚泥漿中的有機物質含量相對較低，疏浚泥漿COD平均值為4.17 mg/L.

圖2 疏浚前后固-液中總氮、總磷、有機物質含量轉化Fig.2 Conversion of total nitrogen，total phosphorus and organic matter content in solid-liquid before and after dredging

2.2 余水處理過程中的水質變化

2020年11月-2021年1月各處理塘進出水TN濃度變化的逐月監(jiān)測情況可以看出，總體上TN在經過處理后濃度明顯降低，但隨著不同的施工時期，部分月份出現波動. 經過1#池自然沉淀后，上清液中TN濃度呈現下降趨勢，同時可以發(fā)現濁度在這個過程中變化與之相似，因此可以推測大部分的含氮污染物附著在易于沉降的顆粒物上，能夠隨著顆粒沉降而去除. 在1#池出口處添加PAC和PAM，使懸浮顆粒進一步在2#池混凝沉淀，經過2個處理塘的自然沉淀和強化沉淀作用，2#池出水TN可達去除總量的84%～100%，濃度基本在1.5～2.5 mg/L左右，平均水質為地表Ⅴ類水(圖3a). 3#池和4#池對于TN的去除作用已經微乎其微，可以看出后期TN基本不再發(fā)生變化，分析原因一方面可能是3#池進水TN濃度已經較低，后續(xù)生物作用的效果難以體現出來，另一方面秋、冬季節(jié)，植物逐漸開始衰亡，對營養(yǎng)鹽的利用大大減弱，同時植物體的死亡分解也會向水體釋放氮、磷[18].

圖3 余水處理過程中TN(a)和NH3-N(b)濃度變化Fig.3 Changes of TN(a) and NH3-N(b) concentration during residual water treatment

與TN相反，氨氮在經過處理后則均呈現出濃度顯著升高的現象，出水氨氮濃度可達進水的101%～318%，且主要增加區(qū)段在1#池進水-2#池進水之間，后續(xù)處理過程中則基本保持穩(wěn)定(圖3b). 根據吳思麟等[19]的研究，在板框壓濾過程中原本賦存于泥中的含氮污染物會隨著壓濾尾水被帶出，尾水中TN濃度相當高，多次的監(jiān)測結果也顯示，壓濾尾水中氨氮濃度一般在7.35～9.21 mg/L之間，占TN的51%～86%，而1#池中原始上覆水氨氮濃度僅為0.35～1.68 mg/L，占TN的10%～20%，因此高氮濃度的壓濾尾水排入1#池不僅使上清液中TN濃度發(fā)生了很大的改變，也造成了氨氮比例的顯著變化，對比1#池處理后TN的下降趨勢(12月份異常波動)，說明自然沉淀過程主要針對硝態(tài)氮的去除，對于氨氮的去除作用不大. 2#池進水氨氮濃度較1#池出水有所升高，這可能是因為絮凝劑PAM本身帶有氮元素，向水體投加之后，其對于氨氮的去除作用短時間內還未發(fā)揮，但其本身氮濃度已經對水質產生影響，因此導致水中氨氮濃度升高. 經過2#池處理后，出水氨氮下降9%～27%，說明混凝沉淀對氨氮的去除有一定作用，但作用不大. 3#池和4#池則基本不發(fā)揮作用.

疏浚余水經過1#池自然沉淀后，TP去除率為15%～92%(圖4a). 1#池進水TP濃度為0.15～1.32 mg/L，最高值和最低值相差近十倍，但出水TP濃度并無明顯差異，基本都維持在0.11 mg/L左右，說明難以自然沉淀的細小顆粒物含量是相對穩(wěn)定的. 絮凝劑投加后，在1#池和2#池之間的管道充分混合，同時對TP進一步去除，2#池進水處TP去除率已達86%～97%，濃度基本在0.05 mg/L以下，說明余水中大部分的含磷污染物為顆粒態(tài)，隨著顆粒沉降被去除. 除11月份2次監(jiān)測趨勢不同外，其他月份變化總體一致，經過2#池TP濃度基本不發(fā)生改變，說明混凝沉淀在連接1#池和2#池的管道中已經完成，絮凝劑作用發(fā)揮迅速. 3#池出口處TP濃度又有所回升，可能是因為曝氣引起的水體擾動使細小顆粒物重新懸浮，在之后TP濃度又明顯降低，4#池出水TP濃度和2#池進水相差不大，說明通過自然沉淀和混凝沉淀作用后，余水中剩余TP已經很難進一步去除，且出水TP濃度與原始進水TP濃度之間無明顯相關性，最終均維持在0.01～0.06 mg/L范圍內.

從圖4b可以看出，COD在處理的整個流程中波動較大，經過1#池和2#池沉淀作用后，COD整體呈下降趨勢，去除率為32%～48%. 經過3#池和4#池對COD的去除效果不明顯，且多數月份中，4#池出水濃度較進水濃度反而有所升高，這可能是因為秋冬季節(jié)，植物體逐漸衰亡，其分解的殘體碎屑進入水體使出水COD升高. 11月份，12月下旬和1月下旬出水COD維持在3 mg/L左右，12月上旬和1月上旬則表現出處理后出水COD濃度高于進水的現象，出水COD在5.5 mg/L左右.

圖4 余水處理過程中TP(a)和COD (b)濃度變化Fig.4 Changes of TP (a) and COD (b) concentration during residual water treatment

從圖5a可以看出，11月下旬、12月下旬pH在處理過程中基本不發(fā)生變化，為偏堿性狀態(tài)，其他月份pH均表現出在1#池出口處顯著升高，2#池基本保持穩(wěn)定，3#池進口處又大幅下降，后續(xù)基本平穩(wěn)的趨勢，分析出現該變化規(guī)律的原因是石灰的加入使得板框壓濾尾水呈現強堿性，壓濾尾水排入1#池，與上清液混合后，導致1#池出水pH明顯升高，在2#池出口處加酸調節(jié)，因此3#池進水pH又出現顯著下降，最終出水pH在7～9之間，呈微堿性. 而11月下旬和12月下旬的pH在1#池出水至3#池進水階段與其他月份差異明顯，主要是由于來水水量等因素的變化使得1#池出水pH并未顯著升高，滿足出水水質對于pH的要求，因此在后續(xù)處理過程中省略了加酸調節(jié)這一步驟，出現了整體較為平穩(wěn)的趨勢，最終pH仍維持在7～9之間.

濁度雖然在個別段出現上升下落的波動現象，但整體上為下降趨勢，經過1#池和2#池的沉淀作用，濁度降低效果顯著，顆粒物去除可達80%～99%(圖5b). 前期后續(xù)處理塘對濁度降低并無明顯作用，后期為改善處理效果，在4#池內設置隔板，延長水流路徑，并在出口前方增加陶粒濾料層，可以看出1月份的2次監(jiān)測中，經過4#池濁度都有大幅下降，去除率達56%～91%，出水濁度均在40 NTU以下，其中多次在0～5 NTU之間.

圖5 余水處理過程中pH(a)和濁度(b)變化Fig.5 Changes of pH (a) and turbidity (b) during residual water treatment

2.3 影響余水處理的關鍵水質參數

表1為余水處理過程中不同月份水中污染物濃度與濁度的關系. 濁度單位選取散射濁度單位(NTU). 由表可知，TP濃度與濁度呈極顯著相關(P<0.01)，TN除12月上旬趨勢異常之外，其他月份與濁度也表現出了較好的相關關系，而氨氮與濁度的相關性則較差，這與霍守亮等[7]的研究結果一致，所不同的是，霍守亮等的研究中濁度與COD顯著相關，而本文兩者關系不明確，原因可能是4#池表流濕地植物凈化作用受季節(jié)影響較大，秋冬季一方面植物吸收作用下降，另一方面植物體死亡分解碎屑進入水中，導致出水COD不穩(wěn)定. 因此，通過控制余水中懸浮物濃度基本可控制TN、TP濃度，但無法保證出水氨氮及COD.

表1 濁度與各處理塘進出水水質的相關關系Tab.1 Correlation between turbidity and the water quality of influent and effluent of each treatment pond

從處理流程各環(huán)節(jié)水質連續(xù)變化的角度來看，沙河水庫疏浚余水處理系統對TN、TP、濁度的去除都發(fā)揮了極大作用，對COD的去除效果次之，而對氨氮則無明顯作用. 相比于原始的疏浚泥漿，經處理后余水中TN濃度降低了21%～72%，TP濃度降低了69%～96%，濁度降低了73%～99%，但氨氮濃度卻增加了25%～218%，因此氨氮成為余水水質的關鍵限制性因素，如何強化對氨氮的去除以及在去除濁度的同時如何控制氨氮的增加是余水處理面臨的關鍵問題.

3 討論

3.1 通過環(huán)保疏浚、板框壓濾所產生的余水性質

表2 沙河水庫疏浚原水及壓濾尾水中 各類污染物濃度Tab.2 Concentration of various pollutants in dredging water and pressure filter tail water of Shahe Reservoir

環(huán)保絞吸式挖泥船是目前常采用的環(huán)保疏浚方法，底泥在水下與水混合變成高含水率泥漿，由此產生了帶有大量細小顆粒物，富含有機質和氮磷營養(yǎng)鹽等污染物質的渾濁余水. 沙河水庫疏浚原水中各種污染物濃度見表2，根據范錚等[17]的研究，河道清淤疏浚余水中SS濃度為8～821 mg/L，COD為15～489 mg/L，NH3-N濃度為4.58～134 mg/L，與表2對比發(fā)現本文中沙河水庫疏浚余水污染物濃度普遍較低，這與底泥的污染程度密切相關，河道清淤的對象一般為黑臭河道，底泥及原水污染都較為嚴重，此外，清淤工藝參數、泥水分離方法等因素不同也會導致余水水質不同[17,20]，淤泥出水水質指標值范圍較廣. 其他水體如泉州市山美水庫[8,14]經環(huán)保疏浚后余水中SS濃度為1136 mg/L，TN濃度為6.9 mg/L，TP濃度為1.54 mg/L，滇池[9]疏浚余水SS濃度為821 mg/L，TN濃度為134 mg/L，TP濃度為0.98 mg/L，COD為489 mg/L，可以看出TP濃度在湖泊和水庫疏浚余水中差異不大，而SS、TN和COD則表現出了顯著的波動，其中山美水庫和沙河水庫同為供水水源地，優(yōu)良的上覆水水質和較輕的底泥污染程度使其疏浚余水中污染物濃度明顯較低，且二者余水中TN、TP濃度也較為相近.

高含水率泥漿經過濃縮后變成濃泥被泵入均化池，為了提高過濾效率，通常參考污泥脫水工藝摻加石灰作為助濾劑[21]. 沙河水庫壓濾尾水中各種污染物濃度見表2，相對于疏浚原水，由于板框壓濾過程中濾布的過濾性能，出水濁度明顯較低，但石灰的摻入使得壓濾尾水pH高達12.55，呈現為強堿性. 尾水TP大約為疏浚原水的1/10，由前文分析可知，TP主要為顆粒態(tài)，大部分最終沉降在了待壓濾的底泥中，而壓濾出水中磷濃度較低，說明TP很好地吸附在了泥顆粒上，不會隨著間隙水的壓濾或浸出而損失，這與吳思麟等[19]在通濟橋水庫的研究中結論一致，通濟橋水庫壓濾尾水中TP濃度為0.11 mg/L，其疏浚原泥中TP濃度為363.36 mg/kg，與本文圖2和表3對比發(fā)現，原泥及尾水中TP濃度均相近. 而TN、NH3-N和COD則有著明顯不同的趨勢，相對于疏浚原水，壓濾尾水中濃度明顯升高，說明在壓濾過程中這些物質容易隨著壓濾尾水被帶出.

壓濾尾水排入1#池，與疏浚原水混合成為該工藝需處理的余水，雖然壓濾尾水水量遠低于疏浚原水水量，但由圖4和圖7可以看出，其對氨氮和pH的影響是劇烈的，造成后續(xù)氨氮濃度居高不下，給氨氮的去除增加了困難，為了調節(jié)pH增設投酸設施，提高了余水處理成本. 因此，如何控制板框壓濾的工藝參數或添加某種助劑以降低尾水中氨氮濃度對于余水水質改善具有重要意義，選擇具有相同作用且經濟合理的中性材料代替石灰是未來的發(fā)展方向.

3.2 處理后疏浚尾水水質排放標準

目前我國還沒有統一的疏浚尾水排放標準，在實際工程中，多數以余水中SS作為主要控制指標，并參照《污水綜合排放標準》(GB 8978-1996)一級和二級標準進行控制[7-11]，但就國內眾多研究實例來看，經過普遍采用的物理化學方法處理后，SS指標遠優(yōu)于一級標準[8-9,11,14,22]，因此籠統地將此標準應用于所有工程，對排放水質要求偏低. 表3為沙河水庫疏浚余水經過處理后的出水水質，對比《污水綜合排放標準》(GB 8978-1996)(以下簡稱污水標準)、《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918-2002)(以下簡稱城鎮(zhèn)污水廠標準)和《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)(以下簡稱地表水標準)，各指標均優(yōu)于污水標準一級標準和城鎮(zhèn)污水廠標準一級A標準，除TN和氨氮指標外，其他均可達到地表水Ⅳ類標準.

表3 沙河水庫排放出水水質Tab.3 The discharge water quality of Shahe Reservoir

霍守亮等[7]和史云鵬等[23]分別針對西五里湖和東錢湖疏浚堆場余水開展研究，均發(fā)現SS與TN、TP、COD之間有顯著的相關關系，但與氨氮相關性較差，本文也得到了類似的結論. 因此，通過控制疏浚余水SS基本可以控制余水水質，但無法保證出水氨氮指標，此外，對于不同的河湖水庫，底泥污染程度及上覆水水質不同，僅僅通過控制SS也并不能都滿足疏浚尾水的排放水質要求.

尾水排放首先應考慮目前常用處理工藝能達到的水質標準，在技術可行、經濟合理的前提下根據受納水體的水質情況和水質目標進行優(yōu)化. 對于城市黑臭河道，清淤后河流生態(tài)系統的自凈能力逐漸恢復，河道的疏浚余水凈化后出水排入原河道時水質不必優(yōu)于原水，可依靠河道本身自行改善，如排入城鎮(zhèn)污水管網，則應滿足《污水排入城鎮(zhèn)下水道水質標準》(GB/T 31962-2015)，且須征得下游污水處理廠同意. 對于湖泊、水庫，其疏浚尾水排入時應盡量消除對受納水體生物的影響，其次由于尾水中氨氮難以去除，是否會引起受納水體的富營養(yǎng)化問題也應考慮，如用于農田灌溉，尾水還應滿足《農田灌溉水質標準》(GB 5084-2021).

如上所述，氨氮的去除在很多情況下可能會成為尾水達標排放的瓶頸，而對于疏浚余水來說，由于工程上的工藝參數波動較大，生物脫氮方法很難進行高效控制使其發(fā)揮作用，相對而言，物理化學脫氮方法更為合適. 物理化學脫氮主要包括化學沉淀(MAP)法、折點加氯法、堿性吹脫法以及吸附法，前3種因其運行成本高，且易造成二次污染，因此很少使用. 吸附法是處理低濃度氨氮廢水較有發(fā)展前景的方法之一，目前關于改性沸石對廢水中氨氮吸附性能的研究較多，室內實驗表明改性沸石對于氨氮的吸附率可達90%以上，且相對濃度越低，吸附效果越好[24-25]；焦巨龍等通過實驗比較了沸石、麥飯石、硅藻土、膨潤土和活性炭5種材料對水中氨氮的吸附性能，發(fā)現沸石的吸附量大并且解吸能力適中，適合作為工程中的吸附脫氮材料[26]. 因此，具體工程上可考慮將沸石吸附法用于低氨氮濃度疏浚余水的處理進行探索.

4 結論

1)在環(huán)保疏浚過程中，底泥中的磷比氮更易釋放或吸附在細顆粒上，從而隨著疏浚過程進入余水中，底泥污染程度及原水水質是影響疏浚余水水質的重要因素.

2)本工程采用“自然沉淀-混凝沉淀-生物曝氣-表流濕地”工藝，經過該工藝的自然沉淀和混凝沉淀單元后，余水中大部分污染物可以去除，后續(xù)的生物單元作用微乎其微，氨氮是影響尾水水質的關鍵限制性因素，降低其濃度可以從氨氮的吸附性去除方面探索.

3)疏浚余水中SS與TN、TP等具有顯著相關性，隨著SS去除73%～99%，TN可以去除21%～72%，TP可以去除69%～96%，因此疏浚余水處理工藝以SS 作為主要控制因子，能夠對TN、TP等污染物的去除效果起到很好的指示性作用.

4)一般的環(huán)保疏浚工程只要進行合理的余水處理，尾水大多數能夠達到污水標準一級排放標準. 如果受納水體有更高的要求，氨氮的去除成為關鍵.