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底泥是湖泊生态结构的重要组成部分，亦为氮、磷等污染物的主要存储地[1]。底泥中蓄积了大量污染物，已成为水体内部主要的污染源[2]。为改善和提高湖泊水环境，阻断底泥对水体造成污染，环保清淤已成为富营养化河湖治理的重要技术之一[3]。大量由清淤所产生的污染底泥具有高含水率、低强度[4]及污染物组分复杂等特征[5]。疏浚底泥未经处理不仅会占用大量场地，还会对环境造成二次污染[6]。因此，对疏浚底泥进行脱水固结显得非常重要。
疏浚底泥进行脱水固结是底泥资源化利用的关键前处理措施[7-8]，脱水固结后底泥体积缩减50%以上，含水率降低至60%以下，为后续底泥的资源化利用提供了必要条件[9]。目前，底泥脱水固结的方法主要有带式压滤机和板框压滤机械脱水法[10]、土工管袋法[11]、化学脱水法[12]和生物脱水法[13]等。土工管袋法与其他脱水方法相比较具有脱水效率高、减容效果好、减少对环境产生二次污染等特点，故被广泛应用[14]。土工管袋一般是由涤纶、丙纶纤维或聚丙烯和聚酯等合成高分子材料经过编织、打孔、缝纫而成，具有高强度、高韧性、高过滤性和高耐久性等特点[15]。土工管袋法脱水原理是，利用泥浆泵通过输送管道将泥浆填充至管袋中，当管袋中的泥浆填充至一定高度，泥浆体系的自重沉降能力及外界施加的压力双重作用下，泥浆体系中的水分通过管袋滤布孔隙排出，底泥颗粒被滤布截留在土工管袋内，从而实现快速的泥水分离[16]。脱水后经过一段时间的自然干化，含水率可降至40%~50%以下，淤泥体积可减少80%以上。
据统计，2018年我国河湖环保疏浚量约为8×107 m3，且疏浚量大逐年递增[17]。疏浚底泥资源化利用方式主要有土地利用[18]、建筑材料[19]、填方材料[20]、堆肥[21]等多个方面。用于建筑材料、填方材料、堆肥等方面，耗费运输、技术设备等成本高、且难以完全消化[22]。疏浚底泥自身含有腐殖质胶体和氮、磷等营养物质[23]，养分充足而且还能让土壤形成团粒结构更好的保墒保肥。将疏浚底泥用作湿地基质，不仅能实现就地利用节约运输成本，还能促进湖滨带的生态建设，构建良性生态系统[24]。RIEL等[25]用2种类型的疏浚沉积物种植柽柳和南菖蒲，结果表明这2种类型的疏浚底泥都适合作为大型植物植被发育的底泥。黄翔峰[26]等用湖泊疏浚底泥对土壤基地性质改良种植水生植物芦苇，结果表明施加底泥可明显降低土壤容重，并提高有机质和磷浓度，从而促进芦苇生长。BRILS等[27]在美国马里兰州切萨皮克湾用疏浚沉积物修复被侵蚀岛屿，构建沿海湿地。本研究以巢湖土工管袋脱水固结淤泥为对象，对底泥经土工管袋脱水后氮磷等污染物转化特征及其再次释放风险进行研究，为管袋固结底泥后续湿地基质化利用提供参考。
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巢湖清淤土工管袋固结场地位于安徽省合肥市肥东县自然村(31°34′N，117°28′E)，占地面积约37.16×104 m2，共计固结淤泥30×104 m3。土工管袋规格为30 m×20 m，淤泥固结量约为1 000 m3。聚合氯化铝(Polyaluminum Chloride, PAC)主要化学组成为氯化铝和氢氧化铝，聚丙烯酰胺(Polyacrylamide,PAM)主要成分为醛基丙烯酰胺丙烯酰胺。固化药剂PAC和PAM质量分数分别为5‰、1‰，泥浆与药剂配比分别为30∶1、10∶1。固结周期约为10个月，固结后淤泥含水率约为42.50%。
在管袋围成的一圈围堰中选取6个代表性土工管袋(疏浚底泥来自巢湖西半湖)，利用柱状采样器(Φ 85 mm×600 mm)采集表层 (0~10 cm) 泥样，编号为管袋1~管袋6，在排泥场取未固结的底泥作为对照，每个样品做3次重复实验。样品混匀后做好标记分别装入自封袋，放入便携式冷藏箱以保证其理化性质稳定。同时，选取一个管袋用柱状采样器采集柱状样品，柱状样品带回实验室匀化后用于释放实验。
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称取 (0.500±0.000 2) g研磨后的固结底泥样品装入50 mL聚乙烯离心管中，每个管中分别加入40 mL初始质量浓度为0、0.01、0.02、0.05、0.1、0.2、0.5、1、2、3、4、8、12、16 mg·L−1的标准磷酸盐溶液，调节pH为 (7±0.03) 模拟湖水酸碱度。恒温震荡24 h，采用磷钼蓝比色法测定磷酸盐质量浓度，计算底泥磷的吸附解析量，绘制等温吸附曲线。经数据处理，得到底泥中磷的吸附/解析平衡质量浓度(EPC0)。
沉积物对初始质量浓度不同的磷酸盐磷的吸附量(Qe，mg·g−1)计算式见式(1)。Langmuir-交叉型模型计算式见式(2)[28]。原本存在于沉积物上的吸附解吸态磷(NAP)计算式见式(3)[29]。
式中：C0 为初始磷酸盐溶液的质量浓度，mg·L−1；Ce为吸附后沉积物上清液质量浓度，mg·L−1；V为加入离心管中磷酸盐溶液的体积，L；M为称取沉积物样品质量，g。Qm为磷的最大吸附量，mg·g−1；KL为Langmuir吸附常数，L·mg−1；EPC0为沉积物对磷的吸附/解吸达到平衡时的质量浓度，mg·L−1。
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使用虹吸法将匀化好的柱状样品余水缓慢抽出，沿壁缓慢加入1 L过滤后的湖水，记录此时柱子中水样的高度，放入培养箱，在10、20、30 ℃条件下，对管袋底泥进行静态释放实验。分别在0、6、12、24、36、48、72、96、120、144、168 h在靠近水—沉积物界面采用虹吸法抽取上覆水水样，每次取50 mL，测定总氮、氨氮、硝态氮、总磷、溶解性磷酸盐。
利用水样中氮、磷质量浓度可得水-底泥界面中氮磷的释放速率[30]，具体见公式(4)。
式中：r为底泥中氮、磷释放速率，mg·(m2·d)−1；V为加入底泥中上覆水体积，L；Cn、C0和Cj-1分别为第n次、初始和第j-1次采样时某物质的质量浓度，mg·L−1；Ca为水样中所添加物质的质量浓度，mg·L−1；Vj-1为第j-1次采样体积，L；A为水-底泥界面的面积，m2；t为释放时间，d。
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原始数据处理、折线图和柱状图使用Excel软件完成；等温吸附曲线拟合使用Origin2021软件完成；相关性分析使用SPSS软件完成。
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疏浚底泥经管袋固结后理化性质变化特征如图1所示。固结后底泥pH不同幅度降低，pH为6.35~7.03，均值为6.60。疏浚底泥经管袋固结后有机质 (organic matter，OM) 质量分数(2.26%~2.56%，均值为2.38%)和TN(1 713.51~1 785.63 mg·kg−1，均值为1 756.75 mg·kg−1)均下降，最低管袋6中有机质(OM)和总氮(TN)分别为2.26%、1 713.51 mg·kg−1，降低了15.67%、5.87%。蛋白质为OM的主要组成部分，固化药剂PAC中的羟基铝能与蛋白质中羧基和酰胺基发生配位吸附。PAM中的酰胺基能形成氢键，与蛋白质中肽键产生强作用力，促进蛋白类物质的去除[31]。底泥中TN减少与固结后水分损失、氨氮减少有关，此外厌氧底泥中氮的硝化和反硝化作用也造成底泥中氮损失[32]。但固结后总磷(TP)(400.00~495.48 mg·kg−1，均值为437.41 mg·kg−1)升高，管袋3的TP最高，为495.48 mg·kg−1，增加了34.68%。可能是由于泥浆中悬浮颗粒物总磷含量较高，在高分子絮凝剂的处理下淤泥体系中的悬浮颗粒物所含有的磷酸盐聚集沉降到固结底泥中[33]，使得固结后底泥TP增大。固结后底泥铁和铝质量分数均升高，增幅分别在11.66%~6.05%、3.05%~8.14%。铁和铝质量分数升高的原因是PAC和PAM中含有少量的铁和铝，在固结过程中残留在底泥中，造成底泥中铁和铝质量分数升高。
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模拟探究了固结后底泥对磷的等温吸附行为，利用Freundlich模型和Langmuir交叉模型对实验数据进行拟合，结果见表1。Freundlich模型拟合后相关系数R2为0.993~0.997，Langmuir交叉模型拟合后相关系数R2为0.995~0.998。故相较于Freundlich模型，该结果能更好地与Langmuir交叉模型进行拟合，这表明固结后底泥对磷的吸附属于单分子层吸附[34]。由Langmuir等温吸附方程得出最大吸附量(Qm)，其能反映出底泥对磷的容量(图2)。固结前底泥最大吸附量Qm为0.66 mg·g−1，固结后Qm为0.816~0.945 mg·g−1，均值为0.890 mg·g−1，故固结后底泥对磷的最大吸附量增加，底泥Qm增大原因可能为，固结后底泥pH降低，处于弱酸性环境中，沉积物表面带有正电荷，而磷酸根主要以HPO42−形式存在，底泥表面的正电荷会增强其对带有负电荷HPO42−的吸附[35]。NAP为原本结合在沉积物中的吸附解析态磷。固结前底泥NAP为5.08 g·kg−1，固结后NAP为2.65~4.49 g·kg−1，均值为3.54 g·kg−1。EPC0是指沉积物与上覆水磷酸盐达到吸附平衡时上覆水中磷酸盐质量浓度，EPC0越高底泥磷释放风险越大。固结前底泥EPC0为0.065 mg·L−1，固结后底泥EPC0为0.033~0.063 mg·L−1，均值为0.042 mg·L−1。较于固结前底泥EPC0降低约1.58倍，这表明固结后降低其对环境释放磷的潜力。研究发现NAP与底泥EPC0呈现正相关的关系，这与安文超等[36]的研究结果一致。
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疏浚底泥经管袋固结后，氮形态(NH4+-N、NO3−-N)和磷形态(Labile-P、Fe-P、Al-P、Org-P、Ca-P、Res-P)的变化特征，结果如图3所示。固结前底泥[NO3−-N]和[NH4+-N]分别为 19.42 mg·kg−1、151.06 mg·kg−1。固结后[NO3−-N]为19.36~22.88 mg·kg−1，均值为21.00 mg·kg−1，无显著变化。[NH4+-N]为10.21~37.20 mg·kg−1，均值为20.45 mg·kg−1，显著降低，平均降幅为81.21%。[NH4+-N]降低的原因为，底泥中含有大量微生物，其会释放氨氮至底泥絮体颗粒的内部水和间隙水中，并在胞外聚合物中稳定储蓄。加入固化药剂絮凝过程中会破坏底泥絮体结构，导致底泥内部水和间隙水中氨氮的释放[29]。随着固结周期的延长，去除效果更为明显[37]。
底泥中Al-P为主要的磷形态，其次为Fe-P和 Ca-P，最高分别占TP的49.39%、31.83%、16.88%。固结后管袋底泥除Org-P外，Labile-P、Al-P、Ca-P和Res-P质量分数均升高。Labile-P是最不稳定的磷[38]，其受环境影响很大，易释放进入上覆水体并被生物所利用。固结后底泥Labile-P质量分数升高，最高管袋2为0.87 mg·kg−1，增加了21.43%。但Org-P质量分数降低，最大降幅为管袋4，降低了85.69%。Fe-P是指氢氧化物或铁锰氧化物与磷酸盐结合产生的磷，受周围环境氧化还原电位的影响，当沉积物所处环境为还原条件时Fe3+被还原为 Fe2+，Fe-P的化学键断裂，与之结合的磷酸盐被释放[39]。Al-P是指铝氧化物和氢氧化物结合的磷，在pH处于中性时，Al-P较为稳定[40]。固结后Fe-P和Al-P质量分数升高，最高管袋3中Fe-P和Al-P增幅分别为60.99%、74.09%。Ca-P性质稳定，一般被认作为永久性磷[41]，难以参与磷的循环过程，不会被底泥或水体中的生物所利用，也不会转化为其他形态的磷。固结后Ca-P质量分数为61.98~76.12 mg·kg−1，较固结前增幅为0.85%~14.18%。Res-P基本不会被生物所利用，也不会对环境有释放风险。固结后底泥Res-P质量分数为43.09~48.94 mg·kg−1，均值为46.22 mg·kg−1。
Labile-P、Org-P、Fe-P这3种形态的磷在底泥中易被生物所利用，故合称活性磷(Mobile-P)[42]，其在沉积物中不稳定且与沉积物结合力较弱，故常用做评价底泥磷释放潜力的重要指标。固结前底泥Mobile-P质量分数为124.96 mg·kg−1，占TP的34.32%。固结后各管袋Mobile-P质量分数为109.75~168.00 mg·kg−1，均值为126.21mg·kg−1，占TP的29.24%。固结后底泥较固结前Mobile-P占TP的比值降低，故固结后降低了底泥磷的释放风险。这可能与固化药剂中的无机成分铝和钙有关，固结后底泥中钙、铝及Ca-P、Al-P质量分数增加，增强了对底泥中活性磷的固持。
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1)不同温度条件下上覆水中污染物质量浓度变化。不同温度条件下，柱状样上覆水中TN、[NH4+-N]、[NO3−-N]变化规律如图4所示。底泥中氮向上覆水中释放，10 ℃和30 ℃条件下TN和[NO3−-N]均呈现出先增大后减小的趋势，TN在第72小时增至最大值，[NO3−-N]在第96小时增至最大值。在相同时间段下，TN和[NO3−-N]表现为30 ℃大于20 ℃、10 ℃，且在20 ℃和10 ℃温度条件下，上覆水中TN和[NO3−-N]差异不大。TN和NO3−-N平均释放速率表现为30 ℃>20 ℃>10 ℃，则温度升高促进底泥中TN和NO3−-N的释放，此研究结果与李清雪等[43]研究结果一致。各温度条件下[NH4+-N]变化规律较为复杂，无显著变化规律，平均释放速率30 ℃>20 ℃>10 ℃。李运奔等[44]发现东巢湖底泥NH4+-N平均释放速率为32.44 mg·(m2·d)−1，固结后各温度条件下NH4+-N的释放速率均小于5 mg·(m2·d)−1，即底泥固结后降低了NH4+-N二次释放风险。
在不同温度条件下，柱状样上覆水中TP、SRP变化规律如图5所示。在各温度条件下，SRP处于吸收状态。上覆水中SRP为0.045~0.127 mg·L−1，均值为0.089 mg·L−1，固结后管袋底泥等温平衡浓度EPC0均值为0.042 mg·L−1，SRP>EPC0，故底泥会吸收上覆水中SRP。在10 ℃和30 ℃条件下，TP和SRP整体均呈现下降趋势，分别在第120、168小时降至最低。在20 ℃条件下，TP和SRP先降低后升高，TP和SRP分别在第12、24小时降至最低。在10 ℃、20 ℃、30 ℃条件下，TP平均释放速率依次为−2.26、−1.59、−2.70 mg·(m2·d)−1，SRP平均释放速率依次为−2.27、−1.28、−2.73 mg·(m2·d)−1，故TP和SRP平均吸收速率均为30 ℃>10 ℃>20 ℃。
2) 释放后底泥氮磷质量分数及形态变化特征。固结底泥经不同温度释放后，底泥理化性质变化如表2所示。在10 ℃、20 ℃、30 ℃温度条件下，释放后总氮含量下降(降幅分别为19.78%、25.03%、27.51%)，温度越高降幅越大，但总磷含量略微上升(增幅分别为7.20%、1.79%、4.48%)。
固结底泥经不同温度释放后，底泥氮磷形态变化特征如图6所示。释放前，底泥[NH4+-N]、[NO3−-N]分别为12.89 mg·kg−1、22.72 mg·kg−1。经过不同温度条件释放后，[NH4+-N]和[NO3−-N]均不同程度升高。在10 ℃、20 ℃、30 ℃条件下，[NH4+-N]分别增加了1.07、1.10、1.03倍，[NO3−-N]分别增加了1.53、1.33、1.01倍。温度升高对底泥中[NH4+-N]变化无显著影响，但[NO3−-N]增幅降低，原因可能是升温会促进底泥中NO3−-N向上覆水中释放。
各形态磷含量大小次序为：Al-P>Fe-P>Ca-P>Res-P>Org-P>Labile-P。其中，Al-P占TP比值为43%~47%。经不同温度释放后Ca-P、Org-P、Labile-P质量分数占TP比值升高，Res-P质量分数降低。释放前Ca-P、Org-P、Labile-P占TP比值分别为14.43%、2.37%、0.16%，释放后10 ℃、20 ℃、30 ℃的Ca-P占TP比值分别为16.56%、16.04%、16.56%，Org-P占TP比值分别为3.04%、5.96%、5.87%，Labile-P占TP比值为0.21%、0.21%、0.24%，且在30 ℃条件下Ca-P、Org-P、Labile-P占TP比值增幅最大。
释放前Mobile-P质量分数为125.93 mg·kg−1，10、20、30 ℃条件下释放后Mobile-P质量分数分别为133.45、140.05、144.99 mg·kg−1。释放后Mobile-P质量分数增大，增幅分别为5.97%、11.22%、15.14%，则释放后增加了底泥中磷的释放风险，且温度越高释放潜力越大。
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不同水土比上覆水TN、[NH4+-N]、[NO3−-N]变化规律如图7所示。在整个水—沉积物体系中，沉积物中氮的溶出和矿化导致其释放到间隙水中，间隙水通过扩散进入上覆水，使上覆水中氮浓度增加，在水—沉积物界面，沉积物会吸附上覆水中的氮，使上覆水中氮质量浓度降低[45]。各组上覆水TN整体呈现出“升高-降低”的波动状态，均在第1天达到质量浓度峰值。不同水土比对应的质量浓度整体呈现为：(5∶1)>(10∶1)>(20∶1)>(50∶1)。在前15天，各组[NH4+-N]和[NO3−-N]变化基本一致，表现为“升高-降低-升高”的波动状态。不同的是水土比为5∶1组[NH4+-N]和[NO3−-N]在第3天达到峰值，其余3组均在第1天达到峰值。在15 d后，各组[NO3−-N]除50∶1外均升高，但[NH4+-N]均降低。
不同水土比上覆水TP、SRP变化规律如图8所示。上覆水TP变化趋势与TN不同，TP表现出连续的“升高-降低”波动，这表明磷在水-沉积物界面受到多种因素的扰动而呈现出复杂的吸附解析特征。上覆水TP均在第9天时达到峰值，20 d后各组上覆水TP大于湖水背景值。上覆水的SRP表现出先降低后升高的波动状态，水土比为20∶1和50∶1的组别在第15天浓度达到峰值，其余2组均在第20天达到峰值，SRP大小表现为(50∶1) >(20∶1) >(10∶1)> (5∶1)。
管袋固结土浸水20 d后，底泥氮磷赋存形态的变化如表3所示。各组经释放后底泥中[NO3−-N]增加，且增幅与水土比成正比，最大增幅组别为50∶1，增加了27.51%。除组别5∶1外，其余组别[NH4+-N]均低于对照组，水土比越高[NH4+-N]降幅越大，最大降幅组别为50∶1，下降约82.73%。相较于对照组浸水后Fe-P和Org-P质量分数降低，但Labile-P和Ca-P质量分数升高。水土比越高底泥中Fe-P质量分数降幅越大，最大降幅组别为50∶1，降低了9.22%。当水土比为20∶1时，Org-P质量分数降幅最大，降低了54.41%。造成Fe-P减少的原因可能是风干土浸水后底泥氧化还原条件发生改变，Fe3+向Fe2+转化，造成Fe—P键断裂。Labile-P和Ca-P质量分数均随水土比增加而增大，最大增幅组别为50∶1，分别增加了2.4、1.07倍。Labile-P质量分数增加原因可能是，部分Fe-P向Labile-P转化。
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1) 疏浚底泥经管袋固结后，OM(2.26%~2.56%，均值为2.38%)和TN(1 713.51~1 785.63 mg·kg−1，均值为1 756.75 mg·kg−1)均下降，但固结底泥TP明显升高(400.00~495.48 mg·kg−1，均值为437.41 mg·kg−1)，增幅为6.53%~34.68%。
2) 底泥固结后磷最大吸附量(Qm)为0.816~0.945 mg·g−1，均值为0.890 mg·g−1，相较于固结前Qm增加了34.85%。但固结后EPC0(均值为0.042 mg·L−1)降低，较固结前约降低35.38%，这表明底泥固结后降低其对环境释放磷的风险。
3) 固结后[NH4+-N]降低，平均降幅为81.21%，[NO3−-N]无显著变化。Labile-P、Fe-P和Al-P质量分数均升高，分别增加约1.17、1.20、1.49倍。但Org-P质量分数降低，最大降幅为管袋4降低了85.69%。
4) 在各温度条件下，氮处于释放状态，平均释放速率为30 ℃>20 ℃>10 ℃，故温度升高会促进底泥中氮的释放。其中氨氮释放均小于5 mg·(m2·d)−1，相较于未固结底泥约降低86.13%，固结后降低了NH4+-N的二次释放风险。但磷处于吸收状态，TP和SRP平均吸收速率30 ℃>10 ℃>20 ℃。
土工管袋法固结底泥氮磷转化特征及释放风险
Nitrogen and Phosphorus transformation characteristics and release risks in the soil consolidated by geopipe bag method
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摘要: 以土工管袋法脱水固结底泥为对象，对巢湖清淤底泥固结前后管袋内底泥氮磷形态以及释放特征进行分析，研究土工管袋固结法对疏浚底泥氮磷转化影响及释放风险。结果表明，与湖体原泥相比，固结后底泥有机质和总氮均出现下降趋势(有机质下降10.87%，总氮含量下降3.50%)，但总磷明显升高(增幅约18.89%)。同时，固结后底泥最大吸附量(Qm)较未固结底泥增幅约1.35倍，为0.89 mg·g−1。固结后底泥等温平衡浓度(EPC0)较固结前底泥降低约1.58倍，这表明疏浚底泥固结后磷释放风险降低。氮磷形态分析结果表明，管袋固结后氨氮含量降低，但硝氮的质量浓度没有明显变化。固结后底泥中铁结合态磷、铝结合态磷较未固结底泥分别增加约1.20、1.49倍，有机磷含量则较固结前底泥下降约71.6%。静态释放结果表明，固结底泥氮释放随温度增加而增加，其中30 ℃条件下固结底泥氨氮释放速率为3.31mg·(m2·d)−1，约是湖体未固结底泥10%。但固结底泥磷处于吸收状态，其中30 ℃条件下磷酸根吸收速率最大为2.74 mg·(m2·d)−1。以上结果表明，固结底泥氮磷总量、活性态及其释放通量均降低，再次释放风险较小。Abstract: In this study, the geotechnical pipe bag method of dewatering consolidated sediment was used as the object to analyse the nitrogen and phosphorus morphology and release characteristics of the sediment in the pipe bag before and after the consolidation of dredged sediment in Chaohu Lake. The impact of geopipe bag consolidation on nitrogen and phosphorus transformation of dredged sediments and the risk of release was studied. The results showed that, compared with the original sediment of the lake, the organic matter and total nitrogen content of the solidified sediment decreased (organic matter decreased by 10.87%, total nitrogen content decreased by 3.50%), but the total phosphorus increased significantly (increased by about 18.89%). Meanwhile the maximum adsorption capacity (Qm) of solidified sediment increased about 1.35 times compared with uncured sediment, which was 0.89 mg·g−1. The isothermal equilibrium concentration (EPC0) of the cured substrate was about 1.58 times lower than that of the substrate before curing, indicating that the risk of phosphorus release was reduced after the substrate was cured. Nitrogen and phosphorus patterns showed that ammonia nitrogen content decreased after curing of the pipe bags, but nitrate nitrogen content did not change significantly. Fe-P and Al-P in the cured substrate increased by about 1.20 and 1.49 times, respectively, compared with the unsolidified substrate, while the Org-P content decreased by about 71.60% compared with that of the pre-solidified sediment. The results of static release showed that the nitrogen release from the cured sediments increased with the increase of temperature, in which the ammonia nitrogen release rate from the cured sediments at 30°C was 3.31 mg·(m2·d)−1, which was about 10% of the uncured sediments in the lake body. However, cured substrate phosphorus was in the uptake state, with the maximum phosphate uptake rate of 2.74 mg·(m2·d)−1 at 30°C. The above results showed that the total amount of nitrogen and phosphorus in the cured substrate, the active state and its release fluxes was all reduced, with low risk of re-release.
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Key words:
- Chaohu Lake /
- geotube bags /
- solidified sediment /
- release /
- nitrogen and phosphorus forms
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图 1 底泥固结前后基本理化性质变化特征
Figure 1. Changes of basic physical and chemical properties of the sediment before and after solidification
图 2 底泥固结前后对磷的吸附等温线
Figure 2. Phosphorus adsorption isotherms before and after solidification of the sediment
图 3 底泥固结前后氮磷形态转化特征
Figure 3. Nitrogen and phosphorus morphological transformation characteristics before and after solidification of the sediment
图 4 底泥固结后不同温度条件下氮释放特征
Figure 4. Nitrogen release characteristics at different temperatures after solidification of the sediment
图 5 底泥固结后不同温度条件下磷释放特征
Figure 5. Phosphorus release characteristics at different temperatures after solidification of the sediment
图 6 不同温度条件下释放后底泥氮磷形态变化特征
Figure 6. Nitrogen and phosphorus morphological changes in the bottom sediment after release under different temperature conditions
图 7 固结土风干后不同水土比对上覆水氮磷释放影响
Figure 7. Effect of different water-soil ratios on the release of nitrogen and phosphorus from the overlying water after air-drying of the solidified soil
图 8 固结土风干后不同水土比对上覆水氮磷释放影响
Figure 8. Effect of different water-soil ratios on the release of nitrogen and phosphorus from the overlying water after air-drying of the solidified soil
表 1 沉积物对磷的热力学吸附参数
Table 1. Thermodynamic absorption fitting parameters for phosphorus in surface sediment
实验组 R2 Qm/
(mg·g−1)NAP/
(g·kg−1)EPC0 /
(mg·L−1)Langmuir Freundlich 对照组 0.995 0.994 0.660 5.08 0.065 管袋1 0.996 0.995 0.930 3.76 0.045 管袋2 0.995 0.993 0.945 2.84 0.035 管袋3 0.998 0.996 0.817 2.88 0.063 管袋4 0.997 0.994 0.894 2.65 0.034 管袋5 0.998 0.997 0.936 3.08 0.038 管袋6 0.997 0.994 0.816 4.49 0.033 
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表 2 不同温度条件下释放后固结底泥理化性质变化特征
Table 2. Changes of physicochemical properties of the released solidified sediment under different temperature conditions
实验组 TN/ (mg·kg−1) TP/ (mg·kg−1) OM pH 对照组 1 898.76±49.38 436.10±9.55 2.45%±0.27% 6.99±0.29 10 ℃ 1 523.23±37.68 467.52±28.14 2.77%±0.28% 6.62±0.12 20 ℃ 1 423.51±27.99 444.49±26.64 2.62%±0.17% 6.38±0.07 30 ℃ 1 376.48±24.37 456.02±8.30 2.79%±0.20% 6.51±0.28
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表 3 固结土风干后不同水土比对氮磷形态的影响
Table 3. Effect of different water to soil ratios on nitrogen and phosphorus morphology after air-drying of solidified soils
mg·kg−1 实验组 [NH4+-N] [NO3−-N] Labile-P Fe-P Al-P Org-P Ca-P Res-P 对照组 29.2±1.6(b) 27.7±0.6(c) 0.5±0.1(a) 186.7±1.8(a) 214.4±1.1(c) 38.0±3.2(a) 64.2±0.5(d) 38.7±2.3(a) 5∶1 41.1±3.3(a) 27.3±0.9(c) 0.9±0.1(b) 179.2±1.4(b) 216.6±3.2(b) 34.6±7.7(b) 65.5±2.1(c) 38.3±2.1(a) 10∶1 27.9±0.3(b) 29.3±0.2(b) 0.9±0.2(b) 178.5±2.6(c) 218.7±9.6(a) 19.7±7.6(d) 66.6±0.9(b) 38.1±1.6(a) 20∶1 15.1±0.6(c) 30.2±0.6(b) 1.1±0.2(b) 171.4±2.7(d) 202.2±2.3(d) 17.3±0.9(e) 68.5±2.3(a) 36.4±1.9(c) 50∶1 5.0±0.2(d) 38.2±0.7(a) 1.2±0.3(b) 169.5±0.4(e) 197.6±2.2(e) 28.4±0.4(c) 68.6±1.3(a) 37.2±1.0(b) 注：不同字母表示不同分组氮磷形态含量有显著性差异(P≤0.05)。
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