受污染底泥陶粒化回填技術及其底泥修復效果

方紅衛，李曉翠，黃 磊，張 濤，韓 旭，高圻烽

(1.水沙科學與水利水電工程國家重點實驗室，北京 100084； 2.清華大學水利水電工程系，北京 100084)

底泥廣泛存在于河流、湖泊和水庫等天然水體中，是水生生態系統中眾多底棲生物賴以生存的場所，同時也是大量有毒有害污染物的蓄積庫[1]。社會經濟的快速發展導致水體污染嚴重，而底泥則承接了水體中的各種環境物質，從營養鹽、重金屬到有機污染物等，對其遷移轉化起著顯著的源和匯的作用。底泥中積累的污染物受到一定的擾動時，會釋放進入上覆水體，使其成為潛在的內源污染[2-3]，造成水體富營養化、藻華、黑臭等極端污染現象，威脅水、環境和生態安全，直接影響人們的生產生活。研究[4-6]表明我國大部分湖泊以及河道的底泥均受到不同程度的污染，如太湖、鄱陽湖、湘江等，受污染底泥的處理處置越來越受到人們關注。

關于受污染底泥的處理，國內外已開展了大量的研究，主要包括原位處理和異位處理兩種方式。原位處理涉及原位覆蓋、原位固化和原位生物處理等方法[7-9]，旨在增加污染物在底泥中的穩定性，防止污染物擴散和遷移。原位覆蓋是用干凈材料(如砂礫石等)直接覆蓋受污染底泥，形成底泥與上覆水體間的物理隔離[10]；原位固化通過添加固化劑(如磷灰石、沸石、白云石等)，將污染物封存或轉為惰性污染物[11]；原位生物處理則通過動植物和微生物降低或消除底泥中的污染物質[12]，但因其處理時間長，在實際中應用較少。1978年，原位處理技術最早在美國應用，隨后日本(1983年)、挪威(1992年)、加拿大(1995年)等國家相繼采用[13]，在實際工程中取得了較好的效果。除原位生物處理外，其他方法并沒有降低底泥中的污染物總量，當水環境發生變化時，穩定化處理后的污染物可能再次被釋放到上覆水體中[14-16]。Bona等[17]對意大利Venice環礁湖沙土覆蓋工程效果進行了評估，結果表明原位覆蓋可有效地阻止污染物擴散，滿足底棲生物的需要，但只適用于受擾動程度較小、污染程度不高的底泥。與此同時，原位處理通常需要引入外來材料(覆蓋材料或固化劑等)，其對周圍水體的潛在風險仍有待研究，可能帶來新的污染問題。岳亞萍[18]在利用炭質修復劑對多氯聯苯(PCB)污染底泥進行修復的過程中發現，添加炭質修復劑對底棲生物的生長發育有一定的抑制作用，會對底棲生物的存活產生不利影響。

當底泥中污染物濃度較高時，通常需要對受污染底泥進行疏浚，然后再異位集中處理[19]。20世紀80年代，美國就對Trummen湖[20]和New Bedfold港[21]的污染底泥進行了疏浚處理，效果明顯。國內云南滇池、安徽巢湖、無錫太湖、杭州西湖等污染底泥疏浚案例[22-23]表明，疏浚工程實施后可清除大部分底泥污染物，改善水質和水生態。底泥疏浚也存在一定的局限性。研究表明，99.7%的持續性有害污染物被吸附在直徑小于74 μm的細顆粒上，疏浚產生的強烈擾動易引起細顆粒泥沙再懸浮，從而增大了底泥污染物釋放的概率[24]。同時，疏浚工程實施后，會導致深層污染底泥的再暴露，如1998年玄武湖平均清淤30 cm，工程竣工約50 d后的底泥釋放試驗發現，疏浚后的污染物釋放量反而超過了疏浚前[25]；故疏浚工程還需結合一定的疏浚后原位覆蓋等措施[26]，如日本Biwa 湖的底泥治理項目中便采用了先疏浚后原位覆蓋技術來控制底泥磷釋放[27]。此外，疏浚底泥的處置(出路)也是亟待解決的問題。根據各省2016年度的清淤招標數據[28]，我國年產疏浚底泥共計5億m3(水下體積)，疏浚后將形成淤泥(密度為1.4 g/cm3)約6.7億m3。目前，堆場用地已十分緊缺，而受污染底泥的堆放問題更為明顯，存在著長期占用土地和處理不當易產生二次污染等問題。依據目前我國對水泥、磚和陶粒的需求量統計，通過這些資源化利用途徑，可分別消耗淤泥約1.6億m3、1.6億m3和130萬m3，還有約一半的疏浚底泥只能采用堆場堆放等方式處理。顯然，疏浚底泥的處理處置問題十分嚴峻。

基于對受污染底泥原位、異位處理中相關問題的認識，本文提出了受污染底泥陶粒化回填技術，將疏浚底泥脫水干化及無害化處理后，燒結成型并回填至原疏浚區域。該技術作為底泥疏浚與原位修復的結合，通過增強床面穩定性、清晰泥水界面、改變底泥中溶解氧垂向分布和減少底泥污染物釋放通量等方式，可解決底泥內源污染問題；同時，直接采用原區域的疏浚底泥，避免了原位覆蓋引入外來材料，也避免了大規模占用土地，可有效解決疏浚底泥的出路問題，為河湖生態治理提供了一種新思路。

1 技術流程

1.1 疏浚底泥預處理

底泥疏浚主要采取薄層清淤方式以實現減量化的環保疏浚，而疏浚底泥的處理越來越強調以減量化、無害化和資源化利用等為原則[29]。泥水分離、脫水干化是實現減量化的有效措施。底泥脫水方法主要有自然干化法、機械脫水法和土工管袋法。自然干化法主要依靠下滲和蒸發對疏浚底泥進行自然脫水、干燥，該方法施工工藝簡單、運營成本較低，但占地廣、周期長、受天氣條件影響大。機械脫水法對疏浚底泥進行預處理，改善其脫水性能后使用過濾法和離心法脫水，該方法所需的時間較短。土工管袋法利用土工管袋的透水性，對疏浚底泥進行壓密擱置促進脫水，再將其作為填土進行填埋或利用，該方法投資較大、施工周期長，需長時間占用大量場地堆放管袋。當疏浚區附近不具備堆場設置條件時，宜采用就地脫水壓濾的處理方式。選擇機械脫水方式時，建議通過試驗，確定合適的壓濾壓力和壓濾時間，并從經濟的角度考慮確定合適的絮凝劑。

通常情況下，疏浚底泥經過脫水干化處理后，可用作農田、菜地、果園基肥，或資源化用于道路、土建基土等。對含有有害物質的疏浚底泥，應先進行無害化處理。通常在底泥中加入固化材料如石灰(脫水，殺菌)[30]、納米零價鐵(固定污染物)[31]、粉煤灰(骨架，防止脫水時細顆粒堵塞濾膜)[32]等對底泥進行固化和改性，一方面形成有一定力學強度且可供工程利用的底泥改性土，同時對有害物質實現固封和鈍化，防止其對周邊環境產生二次污染。

1.2 陶粒制備

1.2.1制備工藝

疏浚底泥的主要化學成分為SiO2、Al2O3和Fe2O3等，同時含有一定量的堿金屬氧化物和有機物，是制備陶粒的良好原料，在不添加或少量添加輔助原料條件下，經適當的工藝便可制備出性能良好的陶粒[33]。制備陶粒有燒結法和免燒法兩種工藝，免燒法耗能少、成本低，但對原料要求較高，且成品陶粒密度大、強度低。故為滿足回填陶粒的穩定性，建議選用燒結法制備陶粒，其流程為：原料預處理→造粒成型→自然干燥→陶粒燒結→自然冷卻。

先對含水率較高的疏浚底泥采用一定的脫水工藝，降低其含水率；然后將預處理后的底泥放入造丸機中，得到滿足粒徑要求的陶粒胚體。因剛制備的陶粒胚體濕度大，受擠壓易變形，故需將其在室溫條件下放置約24 h，自然風干。風干后即可在回轉窯中進行陶粒燒結，控制燒結時間和溫度等因素，并將燒結后的陶粒放置約20 h，自然冷卻至室溫，便得到成品陶粒。

1.2.2影響因素

燒結溫度、時間和配料是陶粒燒結工藝控制中的三大主要因素，對陶粒性能影響很大。由于燒結陶粒所選用原料成分和成球工藝不同，燒結工藝自然也會有所不同，不能一概而論。

a. 當燒結溫度在1 000 ℃以下時，陶粒不膨脹；1 000 ℃以上，陶粒開始膨脹，且隨著溫度的升高，陶粒內部膨脹力持續變大，膨脹率變大，表觀密度變小；但隨著溫度進一步升高，陶粒的體積會相對回縮直至穩定狀態。故如果燒結溫度過高，不僅增加成本，而且密度過小的陶粒也會大量漂浮在水面。

b. 陶粒膨脹非常迅速，燒結1 min時便開始膨脹；在10 min內，陶粒膨脹率會不斷增大，導致表觀密度減小，但膨脹率變化會隨時間逐漸變慢；當燒結時間大于15 min時，陶粒體積出現相對回縮現象，即陶粒出現過燒現象[33]。

c. SiO2和Al2O3是陶粒的骨架成分，可增加陶粒的熱穩定性和機械強度；燒結過程中Al2O3可與Fe2O3反應生成CO2，屬于成氣成分，Al2O3含量過高需要較高的熔融溫度，導致膨脹性能變差，而含量過低則燒成陶粒的強度降低。Fe2O3在高溫作用下發生分解和還原反應生成CO，是主要的產氣成分，其還原產物又可作為強助熔劑。K2O、Na2O、CaO和MgO主要起助熔作用。如果在原料中增加粉煤灰添加比例，則會提高陶粒燒結溫度，增大陶粒強度和密度(密度范圍為800～2 000 kg/m3)[34]。此外有機物主要起產氣作用，可降低陶粒密度，增加比表面積。

1.2.3陶粒對污染物的固定作用

高溫條件下制備陶粒時，有機污染物和部分重金屬會被破壞成為氣體釋放。同時，底泥中的無機硅酸鹽礦物會熔融，將重金屬固定在陶粒中，降低其向環境釋放的風險。

章丹等[33，35]試驗研究表明，燒結后，重金屬Zn、Hg和Pb的固化率達到80%以上；同時，部分重金屬在燒結過程中揮發，如As、Cu和Cr的燒失率約為50%～60%，而Cd燒失率達80%～90%，可通過尾氣凈化等方式對其進行回收或處理，減少對環境的污染。即底泥在燒結過程中重金屬得到了固化或揮發，使陶粒中重金屬濃度在燒結后降低。此外，重金屬浸出試驗[36]發現，所有浸出液中重金屬濃度都低于浸出液最高允許濃度，表明底泥在陶粒燒結過程中，高溫燒結形成的晶格不易被破壞，重金屬得到了很好的固化，不易溶出，不會對環境造成二次污染。

1.3 回填

陶粒回填的施工方法主要有以下幾種：①機械設備表層傾倒法，即采用卡車、起重機等機械設備直接向水里傾倒，通過自身的重力作用將陶粒回填至河床。該方法施工工藝簡單，成本低，但受卡車等機械所能夠到達的范圍限制，一般適用于岸邊區域，且回填的厚度不均勻。②移動駁船表層撒布法，即用駁船載著陶粒在水面回填區域內緩慢移動，駁船底部是活底式，可將其打開拋撒陶粒。該方法施工簡單，不受地理條件限制，可回填大型水域。③水力噴射表層覆蓋法，即用平底駁船載著陶粒，用高壓水將船上的陶粒沖洗入水中，適合水深小于4 m水域的覆蓋。④駁船管道水下覆蓋法，通過駁船上的傳輸管道將陶粒注入水體下層，傳輸管道下端呈圓錐體，可使覆蓋物更好地分散。該方法對底棲生物擾動小，但施工工藝相對較復雜，成本也相對較高[37]。受污染底泥陶粒化回填技術的基本流程如圖1所示。

圖1 受污染底泥陶粒化回填技術的基本流程

2 底泥修復效果評估

太湖是我國第三大淺水湖泊，現在面臨著嚴重的湖泊富營養化問題。底泥是太湖水生態系統的重要組成部分，對湖泊水質有著重要的影響和制約作用。以大于0.1 m 厚度的底泥層計，全湖底泥分布面積為1 632.9 km2，占全湖的69.8%，底泥蓄積總量為19.15億m3，平均底泥厚度為0.82 m，中值粒徑約為0.02 mm，濕密度約為1 450 kg/m3(孔隙率約為72.7%)[38]。本節以太湖底泥為例，從床面穩定性、底泥中溶解氧分布以及污染物釋放3個方面，分析受污染底泥陶粒化回填技術對底泥的修復效果。

2.1 床面穩定性

床面穩定性直接關系到底泥再懸浮以及內源污染物釋放，是天然水體內源污染控制的重要物理基礎。泥沙顆粒的起動條件反映了床面穩定性，受顆粒大小及密度的影響。

為確保床面穩定，依據研究區域的水動力條件，將預處理后的疏浚底泥燒結成不同粒徑和密度組合的陶粒。如太湖在10 m/s東南風或者西北風作用下，垂向平均流速約為0.2 m/s，床面最大切應力約為11 Pa[39]，為使太湖底泥床面穩定，則需要回填陶粒的臨界起動切應力大于11 Pa。陶粒的臨界起動切應力可按照無黏性沙計算，借助Shields曲線，利用輔助線的方法求得[40]。本文選取粒徑1～200 mm、密度1 400～2 000 kg/m3的陶粒，其臨界起動切應力計算結果如圖2所示。

圖2 不同密度和粒徑陶粒的臨界起動切應力

從圖2可以看出，陶粒的臨界起動切應力隨粒徑的增大而增大，同時，密度越大，顆粒越難起動。基于太湖的水動力條件，需選用臨界起動切應力大于11 Pa的陶粒粒徑和密度組合，本文選擇粒徑D=30 mm，密度ρs=1 700 kg/m3的陶粒，開展后續的陶粒化回填技術底泥修復效果評估。顯然，陶粒回填前，底泥顆粒較細，容易發生懸浮，導致泥水界面不清晰，床面穩定性較差；而陶粒回填后，臨界起動切應力增大，相同水動力條件下顆粒不易發生再懸浮，床面穩定性增加。

2.2 底泥中溶解氧分布

底泥中溶解氧平衡方程為

(1)

由于半飽和常數KO2很小(約0.2 mg/L)，平衡條件下式(1)可簡化為如下形式：

(2)

太湖底泥在疏浚前，底泥粒徑很小，透水率較低，處于分子擴散控制的區域，有效擴散系數約等于分子擴散系數(De≈2.02×10-10m2/s)；而陶粒回填后，底泥粒徑和床面透水率等物理參數均顯著增大，水體的紊動作用將影響到底泥層(紊動擴散起主導作用)，使得有效擴散系數顯著增大(De≈4.73×10-8m2/s)。此外，陶粒制備過程中，高溫燒結使得底泥中有機質含量顯著降低，進而減小耗氧速率。這里假設最大耗氧率μ降低為底泥疏浚前的1/10，疏浚前、陶粒回填后分別取值為200 mg/(L·d)和20 mg/(L·d)。設水沙交界面處的溶解氧質量濃度cw=8 mg/L，摩阻流速為u*=0.001 33 m/s，則可計算得到陶粒回填前后溶解氧的垂向分布曲線，如圖3所示。

圖3 底泥中溶解氧的垂向分布

由圖3可知，太湖底泥疏浚前，水沙界面的溶解氧通量很低，底泥處于相對缺氧狀態，底泥中溶解氧滲透深度約為1.18 mm；而陶粒回填后，底泥中溶解氧質量濃度升高，溶解氧滲透深度約為57.2 mm。陶粒回填后溶解氧滲透深度明顯增大。值得注意的是，假設疏浚后(回填陶粒前)的底泥粒徑與疏浚前類似，故其底泥溶解氧垂向分布也與疏浚前一致，即圖3“底泥疏浚前”曲線所示。

2.3 底泥污染物釋放

Thomas等[42]將湖泊中非生物性內源釋放劃分為3個過程：分子擴散、紊動擴散和再懸浮過程。紊動擴散引起的底泥釋放通量通常比分子擴散大若干個數量級，而再懸浮過程引起的釋放通量顯著大于紊動擴散過程引起的。采用床面剪切應力τ區分這3個過程：

b. 當τ1<τ<τ2(τ2為紊動擴散和再懸浮過程間的臨界床面剪切應力)時，湍流渦夾帶孔隙水中的污染物進入上覆水體，底泥釋放通量J由紊動擴散過程控制，其大小為J=E(c2-c1)，其中E為傳質系數，c1、c2分別為上覆水和孔隙水中的污染物質量濃度。

c. 當τ>τ2時，風浪、水流等作用造成床面泥沙發生再懸浮，導致大量顆粒態和溶解態的污染物釋放到上覆水體中，此時的釋放通量可以用經驗公式估算，如太湖底泥磷釋放通量的經驗公式為JP=36.78e3u[43]，其中u為垂向平均流速。

同樣，以太湖底泥為例，在10 m/s東南(西北)風作用下，底泥會發生再懸浮，取垂向平均流速u=0.2 m/s，則底泥磷釋放通量約為JP=36.78e3×0.2≈67 mg/(m2·d)。而陶粒回填后，底泥磷釋放通量由再懸浮過程控制轉為紊動擴散過程控制，取傳質系數E=1.0×10-7m/s，c2=0.30 mg/L，c1=0.05 mg/L，此時底泥磷釋放通量約為JP=E(c2-c1)=2.16 mg/(m2·d)。由此可見，通過陶粒回填技術，床面穩定性增加，在相同的水動力條件下底泥不容易發生起懸，底泥釋放通量明顯減小。

此外，受污染底泥陶粒化回填技術通過疏浚直接去除了大部分表層污染物，使有機污染物和重金屬等得到有效削減；陶粒制備過程中，高溫燒結使得疏浚底泥中的有機污染物分解、重金屬固化或揮發，從而極大地降低了其污染程度；而燒結形成的陶粒孔隙率高且表面粗糙，回填后對水體中(孔隙水)污染物還具有一定的吸附作用。

3 結 語

本文提出了受污染底泥陶粒化回填技術，并從增強床面穩定性、清晰泥水界面、改變底泥中溶解氧垂向分布、減少底泥污染物釋放通量等方面，分析其底泥修復效果。底泥疏浚可直接去除大部分表層污染物；陶粒制備過程中，高溫燒結會使得有機污染物分解、部分重金屬揮發、無機硅酸鹽礦物熔融而將重金屬固定，從而降低疏浚底泥的污染程度。不采用該技術情況下，底泥顆粒較細，容易發生懸浮，底泥釋放通量較大；而陶粒回填后，臨界起動切應力增大，相同的水動力條件下，顆粒不易發生再懸浮，故床面穩定性增加，底泥釋放通量明顯減小；且陶粒回填后的床面有效擴散系數增加，使得溶解氧滲透深度相應增加，改善了床面的氧化還原條件。此外，受污染底泥陶粒化回填直接采用原區域的疏浚底泥，未引入外來材料，避免了帶來新的污染問題，也避免了疏浚底泥大規模占用土地的問題。受污染底泥陶粒化回填技術為河湖生態治理提供了一種新思路。