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        湖泊沉積物磷鈍化材料的研究進展*

        2022-01-12 09:30:36馬鑫雨楊春暉尹洪斌
        湖泊科學 2022年1期
        關鍵詞:膨潤土富營養(yǎng)化底泥

        馬鑫雨,楊 盼,張 曼,楊春暉,尹洪斌

        (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,南京210008)

        (2:中國科學院大學,北京100049)

        水體富營養(yǎng)化是指水體中氮(N)、磷(P)等營養(yǎng)元素過度富集,導致藻類急劇生長,引起水華、赤潮暴發(fā),造成水質嚴重下降,破壞水生生態(tài)系統(tǒng)的全球性環(huán)境污染問題[1-3]. 在我國,富營養(yǎng)化已經(jīng)成為一個亟需解決的共性環(huán)境問題. 據(jù)2019年生態(tài)環(huán)境公報顯示,我國湖泊富營養(yǎng)化程度依舊不容樂觀[4]. 在面積為10 km2以上的138個湖泊中,已有85.4%的湖泊處于富營養(yǎng)化狀態(tài),其中40.1%的湖泊為重度富營養(yǎng)化狀態(tài)[5]. 據(jù)湯顯強統(tǒng)計,2009-2018年間,長江流域中度富營養(yǎng)化湖泊比例從31.3%增長至42.7%,水庫則普遍處于輕度富營養(yǎng)化水平[6],其中,云南高原及長江中下游湖泊的富營養(yǎng)化趨勢最為嚴重[7]. 氮和磷是富營養(yǎng)化湖泊中主要的限制性營養(yǎng)元素,其中磷的限制性更強,且磷的化學屬性具有易于沉積和化學固定的特點,與氮相比更容易被控制[8-9]. 因此,通過采取控制湖泊磷濃度的方法可以更有效地限制水體富營養(yǎng)化.

        湖泊中磷的來源主要包括外源輸入、底泥內源釋放以及少量的大氣沉降. 相關研究表明,即使在外源磷輸入得到有效控制后,湖泊底泥磷向上覆水體的釋放仍會導致藍藻水華的發(fā)生,且可持續(xù)幾十年[10]. 在一些淺水湖泊中,內源磷釋放對水體環(huán)境的影響程度甚至遠高于外源輸入. 根據(jù)范中亞等的研究,華陽河湖群的再懸浮期間,所產(chǎn)生的內源磷動態(tài)釋放對水體總磷(TP)濃度的貢獻率可達75%[11]. 另有研究表明,太湖中底泥磷的動態(tài)釋放量可達2.1萬t,是外源磷輸入量的2~6倍[12]. 因此,為應對內源負荷在富營養(yǎng)化中所起的作用,減少內源磷釋放是目前治理富營養(yǎng)化湖泊的普遍做法.

        對于底泥磷的控制技術主要包括疏浚[13]、覆蓋[14]、鈍化[15]、生態(tài)修復[16]等. 其中原位化學鈍化技術是目前治理湖泊底泥內源磷污染的一項重要控制技術,該技術主要是通過添加材料使水體和沉積物中的活性磷致惰,進而降低沉積物中磷向上覆水的釋放量[17]. 多項研究表明,鈍化材料的添加可使水體中可溶性反應磷和底泥中的活性磷(包括有機磷、弱結合態(tài)磷、鐵結合態(tài)磷)濃度降低;同時致使底泥中惰性磷(包括鋁結合態(tài)磷、鈣結合態(tài)磷、殘渣磷)濃度增加. 底泥鈍化控磷的機理主要是促使水體和底泥中的活性磷向惰性磷形態(tài)轉變,而總磷濃度保持不變[18].

        目前,常用的鈍化材料包括化學藥劑類(如鋁鹽[19]、鐵鹽[20]、鈣鹽[21]等)、改性黏土類[22]以及工農(nóng)業(yè)廢棄類[23]. 鈍化材料的選擇至關重要,不僅需要考慮鈍化劑自身的經(jīng)濟效益、使用壽命和生態(tài)安全,而且需要考慮適用的湖泊類型. 由于不同湖泊所處氣候帶和地理位置迥異,造成其理化及湖沼學特性存在很大差異(如水深、水面積、水動力、水體和底泥化學組成以及水生動植物數(shù)量和種類),導致適宜投加鈍化劑的種類和劑量也迥然不同[24]. 此外,由于不同湖泊內源磷負荷不同,不合理的投加劑量也增加了無效處理和有害影響的風險[15]. 因此,本文通過介紹幾種常用材料的基本情況與研究現(xiàn)狀,探討鈍化材料的改性方法與鈍化機制,分析環(huán)境因子對鈍化材料穩(wěn)定性的影響. 基于此,進一步思考鈍化材料與其他修復技術的聯(lián)用,對未來研究方向與應用前景進行展望.

        1 鈍化材料種類

        近年來的文獻綜述表明,使用固相鈍化材料是一種修復富營養(yǎng)化湖泊的關鍵策略. 其中,金屬鹽類(鋁、鐵、鈣等)和改性黏土是控制湖泊內源磷負荷的主要鈍化材料. 金屬鹽類歸為傳統(tǒng)鈍化材料,改性黏土是目前在富營養(yǎng)化水體中應用最廣泛的新型鈍化材料[22]. 鈍化材料鈍化磷的有效性和生態(tài)安全性往往取決于各種因素,這些復雜的因素往往會導致其鈍化效果不理想. 不同種類鈍化材料的應用現(xiàn)狀及不足之處如下.

        1.1 化學藥劑類

        目前,鋁鹽處理應用中的限制性表現(xiàn)得較為明顯. 過高劑量的鋁鹽投放處理會抑制水體中浮游藻類和沉水植物的生長,對水生生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生毒害作用[32]. 研究表明,水溶液中鋁鹽濃度達到0.7 mg/L時,會導致剛毛藻藻體死亡[33]. 因此,水體中投放的鋁鹽劑量是值得關注的重點問題. 為了決定施加鋁鹽的劑量,首先需要確定鈍化沉積物上層(0~2 cm或0~10 cm)中全部或一定比例活性磷所需要的鋁鹽用量. 由于不同湖泊沉積物化學性質不同,為了達到鈍化要求,鋁磷結合比率通常控制在2∶1到100∶1以上[30]. 在實際情況中,通常根據(jù)沉積物中需要固定的活性磷含量,選擇一個指定的結合比向水體中投加合適劑量的鈍化材料[30]. 在大多數(shù)情況下,計算后的鋁鹽投加劑量需要基于湖泊形態(tài)的波動變化分多次投加,以確保最大鈍化效率. 逐批投加可以通過水體中磷形態(tài)的轉變更改投加策略,以避免因單次投加劑量過大而造成生態(tài)風險[34].

        鈣鹽對于沉積物中活性磷的釋放有良好的抑制效果. 在自然條件下,鈣磷很難再釋放到水體中,并可以有效抑制缺氧等還原條件下其他形態(tài)磷的釋放[43]. 研究表明,投加CaCl2后,武漢東湖沉積物向上覆水體的總磷釋放量從7.584 mg/(m2·d)下降至0.174 mg/(m2·d). 鈍化后底泥中的鈣磷在水體環(huán)境發(fā)生變化后也并不容易發(fā)生二次釋放[44]. 由于CaO2直接投放到水體中會快速反應釋放氧氣,導致被大量消耗[45],因此往往需要添加水泥等物質復合使用. 研究顯示,CaO2和凈水污泥組合形成的改良材料最大磷吸附量可達29.28 mg/g. 向水體中投放CaO2組合材料后,表層(0~2 cm)底泥中生物可利用磷在總磷中的占比由17.27%下降至7.21%. 這表明底泥中的磷被明顯固定[46].

        雖然鈣鹽毒性比鋁鹽弱,但在水體中投加鈣鹽也會對水生生態(tài)造成一定的毒性作用. 研究表明,Ca(OH)2處理會引起水體pH值升高,導致水體中無機碳的有效性降低,影響植物光合作用[42];CaCO3會沉降至水生植物葉片上,造成遮蔭并堵塞葉片氣孔,造成光合作用受阻. 這些往往會造成湖泊中底棲無脊椎動物的多樣性以及大型植物的生物量的減少[47].

        1.2 工農(nóng)業(yè)廢棄物類

        1.3 改性黏土類

        近幾年來,越來越多的研究表明,改性黏土作為磷鈍化材料可以更加安全有效地解決湖泊內源磷的負荷問題[1, 10]. 這些黏土大部分是自然形成的天然礦物,多孔、高分散度的結構造就了其優(yōu)良的表面吸附性能,如凹凸棒土、膨潤土、沸石等[22]. 凹凸棒土具有含Mg2+、Al3+等陽離子的層鏈狀硅酸鹽晶體結構,內部孔道發(fā)達、孔隙度高、比表面積大(圖1);膨潤土屬于單斜晶系結構,由硅氧四面體和鋁氧八面體組成,層間有相對較大的陽離子交換量(70~130 mmol/100 g)(圖2)[22]. 國際上著名的鑭改性膨潤土(又稱鎖磷劑,商標名為Phoslock)便是以鈣基膨潤土為改性基礎材料獲得的鎖磷產(chǎn)品. 由于黏土礦物具有化學惰性、綠色無毒的特點,因此被廣泛應用于環(huán)境污染治理領域. 然而,天然黏土本身存在磷的吸附容量低、有效點位少等特點,導致磷鈍化效果欠佳. 天然的黏土內部雜質較多,使用過程中存在一定的局限性,對其進行適宜的提純與改性之后,其吸附性能會有明顯提升[53]. 黏土材料的常用改性方法包括以下4種:物理改性、化學改性、復合改性和化學-生物聯(lián)用改性.

        圖1 凹凸棒土結構[54]

        圖2 膨潤土結構[55]

        研究發(fā)現(xiàn),500℃是膨潤土最合適的熱改性溫度. 在25 mL磷溶液(10 mg/L)中分別投加不同溫度煅燒后的膨潤土(0.5 g),500℃熱改性膨潤土的磷去除率達到最高,為41.17%. 之后隨著煅燒溫度的增高(超過500℃),磷去除率逐漸下降[59].

        相關研究顯示,在20 mg/L磷溶液中投加9%鹽酸改性后的膨潤土,磷去除率由18.14%上升至45.59%[59]. 此外,Liu等通過不同程度的酸化、鈉化、煅燒等組合改性方法制備了改性膨潤土顆粒,研究發(fā)現(xiàn),使用10%碳酸鈉處理,并在450℃下煅燒得到的改性膨潤土除磷效果最高,在20℃下其對沉積物中總磷的去除量為505.4 mg/kg,而未改性的膨潤土對沉積物中總磷的去除量為462.8 mg/kg. 結果表明,物理和化學改性的共同作用能夠提高膨潤土的鈍化效果[63].

        1.3.3 復合改性 復合改性為將有機組分或金屬陽離子通過化學或物理的方法嫁接負載至黏土材料表面,以獲得新的復合物,這個過程通常包括物理與化學過程. 鋁負載熱改性凹凸棒土為復合改性后得到的新材料,其中,2.0 mol/L鋁負載的熱改性凹凸棒土(1~2 mm顆粒)能夠適用于pH值為4~10的水體,磷吸附量最高可達8.79 mg/g,且改性后的控磷材料具有明顯的抗風浪擾動能力. 室內實驗表明,添加鋁負載熱改性凹凸棒土不會引起水溶液pH值的變化[64]. 鑭鋁負載熱改性凹凸棒土磷吸附量最高可達10.6 mg/g,可以將水溶液中超過60%的可溶性反應磷轉移為難溶穩(wěn)定的鋁磷和鈣磷. 與傳統(tǒng)鋁鹽相比,鑭鋁負載熱改性凹凸棒土可以更好地穩(wěn)定表層沉積物,降低水中可溶性反應磷濃度. 此外,在整個實驗期間,磷在沉積物-水界面的通量亦得到有效抑制. 這表明,鑭鋁負載熱改性凹凸棒土有良好的鈍化效果,具備修復富營養(yǎng)化淺水湖泊沉積物的潛力[65].

        鑭改性膨潤土是含鑭5%(質量比)的鈍化控磷材料. 制備方法為:以鈣基膨潤土為載體,通過層間陽離子與氯化鑭進行離子交換,形成插層,從而把鑭納入到內部結構中[66]. 鑭改性膨潤土在分布廣泛的淡水生態(tài)系統(tǒng)中和不同物理環(huán)境條件下都能有效結合可溶性反應磷,因此在世界范圍內得到了廣泛使用. 研究表明,鑭改性膨潤土的磷吸附量最高可達9.06 mg/g[67]. 在pH值為5~7時,鑭改性膨潤土有最大的鈍化效率,當pH值超過9時,鈍化效率會顯著降低. 在夏季高溫缺氧的淺水湖泊中,藻類大量繁殖往往造成水體具有較高的酸堿度,因此在這種環(huán)境中不能單獨使用鑭改性膨潤土. 最適合鑭改性膨潤土鈍化的時間是溫帶地區(qū)的冬天,此時投加對水生生物群的副作用也是最小的[68]. 此外,由于鑭在酸性條件下容易溶出,因此鑭改性膨潤土也并不適用于酸堿度低的水體,以防止游離出的鑭離子(La3+)對水生生態(tài)系統(tǒng)造成毒害作用[66].

        由于非磁性材料投加之后很難從水體中回收,導致沉積物鈍化成本增加,Lin等制備了磁性鑭/鐵改性膨潤土以及鋯改性磁鐵礦/膨潤土復合材料. 研究表明,二者在pH值為7時均表現(xiàn)出了良好的磷吸附能力,鋯改性磁鐵礦/膨潤土復合材料最大單層磷吸附量為8.02 mg/g[69],磁性鑭/鐵改性膨潤土最大單層磷吸附量相對較高,為14.3 mg/g[70]. 磁性鑭/鐵改性膨潤土不僅可以極大地降低上覆水中可溶性反應磷濃度,降低比例為94.7%~97.4%,也可以顯著降低間隙水中可溶性反應磷濃度. 被磁性鑭/鐵改性膨潤土固定的大部分磷(約77%)是穩(wěn)定的,在自然條件下向水體二次釋放的可能性很低[70]. 鑭改性膨潤土吸附鐵之后,所吸附磷的穩(wěn)定比例從83.8%上升至97.7%,說明吸附的鐵在穩(wěn)定活性磷的釋放中起到了重要作用[71].

        此外,鋯改性沸石也具有較好的鈍化效果. 研究表明,在25℃,水體pH值為7的條件下,鋯改性沸石最大單層磷吸附量為10.2 mg/g[72]. 使用鋯改性顆粒沸石不僅可以降低孔隙水中可溶性反應磷濃度以及沉積物中活性磷和生物可利用磷濃度,也可以顯著減少缺氧條件下活性磷的釋放[73]. 28天沉積物培養(yǎng)實驗結果顯示,投加鋯改性沸石后,在pH值為5的水體中殘留的可溶性反應磷濃度為0.035 mg/L,但在pH值為10的水體中殘留的可溶性反應磷濃度為0.155 mg/L(初始濃度為0.26 mg/L). 這說明鋯改性沸石的磷吸附量隨著水體pH值的升高而降低,鈍化效果被抑制[74].

        1.3.4 化學-生物聯(lián)用改性 化學-生物聯(lián)用改性是指使用化學藥劑與天然物質共同對黏土材料進行改性,以合成具有強大吸附性能的新復合物. 殼聚糖是天然多糖甲殼素脫除部分乙?;漠a(chǎn)物,結構與纖維素類似,具有環(huán)境友好、成本低、吸附性能優(yōu)良等多種特性,非常適用于黏土材料的改性. 在富營養(yǎng)化湖泊中施加殼聚糖改性黏土,可以在水流速度很大的情況下有效絮凝沉降水華中的黑色懸浮物,極大提高藻類的去除效率[75].

        2 鈍化材料固定磷的機制

        在湖泊中,鈍化材料對磷的固定機理通常有3種,分別包括:化學沉淀、吸附作用和共沉淀. 因為同一種材料在鈍化湖泊底泥時往往包含不同的固定機制(圖3),所以這3種鈍化磷的機制的差異較難區(qū)分.

        圖3 鈍化材料鈍化機制

        2.1 化學沉淀

        (1)

        (2)

        (3)

        鐵鹽(FeCl3,F(xiàn)e2(SO4)3)在水體中的沉淀過程遵循簡單的反應,加入鐵鹽往往會消耗堿度[36]:

        (4)

        (5)

        (6)

        2.2 吸附作用

        2.3 共沉淀

        3 底泥鈍化控磷的穩(wěn)定性及影響因素

        決定鈍化效果的根本因素是鈍化材料中活性化學成分的比例. 除鈍化材料本身物化性質、投加量等因素之外,湖泊水體環(huán)境狀況的差異,如水體溫度、pH值、共存物質、水動力及水生生物等,也可能導致同一材料鈍化效果的不同.

        3.1 溫度

        環(huán)境溫度變化會影響沉積物中磷的釋放,導致水體中磷的形態(tài)及濃度改變. 溫度升高,微生物和底棲生物的活性增強,將沉積物中有機磷轉變?yōu)闊o機磷,導致內源磷釋放[81]. 在高溫厭氧的條件下,水泥界面氧化還原電位較低,鐵磷很容易從底泥中釋放. 水體溫度每升高10℃,沉積物磷的釋放量就會增加1.22%~38.69%. 其中,溫度從25℃上升至35℃,磷釋放量的增幅最大[82]. 磷釋放的增強削弱了鈍化材料的有效性. 在夏季高溫厭氧的湖泊中,底泥鈍化可能面臨更為嚴重的挑戰(zhàn).

        研究表明,水體溫度從5℃上升至20℃,改性膨潤土對沉積物磷的吸附性能提高,但是當溫度超過20℃后,改性膨潤土對所有磷組分的吸附量均有不同程度的下降[63]. 這可能與高溫增強布朗運動有關. Li等在15、28、40℃下分別在太湖底泥中加入不同劑量的鑭改性沸石. 結果顯示,在溫度升高過程中,未加入鑭改性沸石的沉積物中磷的釋放量增大,在40℃下活性磷的釋放量達到(4.1±0.4) μg/g,是15℃下的1.2倍. 加入鑭改性沸石后,隨著溫度的升高,磷釋放量逐漸減少,在40和15℃下活性磷的釋放量分別為(2.6±0.7)和(3.2±0.3) μg/g. 一個可能的原因是,溫度的升高雖然可以促進沉積物磷的釋放,但同時也強化了鑭改性沸石的吸附作用,促使沉積物活性磷向穩(wěn)定形態(tài)快速轉化[83].

        3.2 pH值

        pH值可以改變水體和沉積物中磷的存在形態(tài),以及鈍化材料表面活性位點的電荷,是影響沉積物磷釋放的主要因素之一,進而影響鈍化材料的有效性[66]. 合適的pH條件可以提高材料對磷的鈍化效率,但不同材料的鈍化效果對pH值變化的響應并不相同. 在富營養(yǎng)化湖泊中,藻類通過光合作用大量繁殖,消耗水體中CO2,致使氫離子減少,pH值升高. 因此富營養(yǎng)化水體往往是堿性環(huán)境,pH值大致范圍為6~11[84]. 基于此,我們不得不考慮鈍化材料在偏堿性環(huán)境中的鈍化效果.

        研究表明,正鐵鹽最適宜pH值范圍為4.5~5.0,亞鐵鹽最適宜的pH值范圍為7~8. 因此,亞鐵鹽比鋁鹽更適合用于pH值大于8的水體,但在堿性硬水中,由于發(fā)生配體交換,亞鐵鹽的處理效果也會相對有所下降[36].

        在pH值為5.5的水體中投加鈣鹽,由于酸性條件下鈣磷很容易被水解,轉化為活性磷并從底泥中二次釋放,降低鈍化效果. 而羥基磷灰石沉淀在pH值為9.5的水體中更容易形成,鈍化效果較好[87].

        3.3 溶解性有機質

        長期(400天)的吸附實驗表明,在第100天,DOC(濃度為51 mg/L)對鑭改性膨潤土除磷效率的抑制作用達到最大,隨后這種負面影響隨著時間的推移而降低. 在第400天水體中可溶性反應磷濃度下降至0.113 mg/L,磷去除率仍可達到81.5%. 結果說明,DOC對于鑭改性膨潤土的負面干擾并不是永久的,而是由于投加材料初期DOC與鑭改性膨潤土發(fā)生絡合作用,導致動力學變慢,從而造成可溶性反應磷與鑭更難結合. 在高濃度DOC條件下,鑭改性膨潤土的磷去除率雖然有一定程度的下降,但是隨著時間的推移仍可以達到較好的鈍化效果[92].

        3.4 共存陰離子

        3.5 其他因素

        其他因素,例如光照、水生動植物、水體深度、水動力以及生物擾動等均會影響鈍化材料的穩(wěn)定性. 在淺水湖泊(水深小于6 m)中,水動力擾動可能是底泥原位鈍化控磷效果不理想最直接的原因. 頻繁的擾動,導致覆蓋在底泥表面的材料被掩埋或者覆蓋. 此外,懸浮物的不斷沉降一方面可以對鈍化層產(chǎn)生覆蓋作用,另一方面懸浮物本身也含有較高含量的活性磷,進而會導致初步投加材料的吸附能力受到嚴重影響,進而削弱其鈍化控磷效果. 當鑭改性膨潤土鈍化的沉積物重新懸浮到透光層后,磷的遷移主要包括沉積物磷的釋放以及藻類和鑭改性膨潤土對磷的吸收. 因此,在沉積物再懸浮頻發(fā)的淺水生產(chǎn)性湖泊中,往往需要更高劑量的鈍化材料[93].

        4 底泥鈍化控磷技術的使用范圍和條件

        由于影響底泥原位鈍化控磷的因素較多,這也導致鈍化控磷技術的使用具有明顯的區(qū)域性和局限性. 如,大型淺水富營養(yǎng)湖泊、深水湖泊、城市湖泊本身在很多湖沼學特性如水面面積、水深、擾動強度、外源輸入強度等方面均存在顯著的差異. 因此,基于底泥原位鈍化控磷技術的使用在上述不同類型湖泊中會取得截然不同的內源磷控制效果. 一般來說,底泥鈍化控磷技術適合于外源控制好、水動力擾動弱、水體面積小的湖泊.

        深水湖泊是指有溫躍層的湖泊,具有較高的污染負荷能力,穩(wěn)定性較強. 而淺水湖泊水體體積較小,環(huán)境容納量較低,因此在夏季高溫缺氧的條件下很容易發(fā)生藍藻水華現(xiàn)象. 目前關于在深水湖泊中投加鈍化材料的研究比較少見,著重點在于淺水湖泊中鈍化材料的使用條件.

        在淺水湖泊中,表層沉積物常常受到風力擾動,因此擾動問題成為限制底泥原位控磷技術在該類型湖泊中使用的關鍵因子. 如Yin等使用沉積物再懸浮生成系統(tǒng)模擬了中等風速(5.1 m/s)和強風(8.7 m/s)對熱改性凹凸棒土和鑭改性膨潤土處理的沉積物穩(wěn)定性的影響. 結果表明,雖然兩種改性黏土材料的鈍化效率隨著沉積物再懸浮次數(shù)的增加而降低,但是這些處理都能降低表層沉積物(0~4 cm)中的Mobile-P濃度(去除率27.7%~77.8%),減少了風力對沉積物的侵蝕深度以及沉積物再懸浮過程中水泥界面的磷通量. 說明熱改性凹凸棒土和鑭改性膨潤土均能夠適用于沉積物再懸浮活動頻繁的淺水富營養(yǎng)化湖泊[96]. 然而,鈍化材料控磷效果維持長效性方面一直沒有得到有效解決,這也加劇了在淺水湖泊中使用該技術的爭議. 頻繁的風擾動會逐漸侵蝕表層沉積物,使淺水湖泊的沉積物具有很強的活性. 在太湖,夏季風可以將表層沉積物重新懸浮到高pH值(9~10)的透光帶,導致距沉積物表層20~50 cm的上覆水中懸浮物濃度變化劇烈,沉積物中與鐵、鋁、錳等結合的磷二次釋放,加重水體內源污染[97]. 近十年來,太湖年平均風速有明顯下降的趨勢,中高風速的降低有利于維持水泥界面的穩(wěn)態(tài),但是長時間的低風速會造成沉積物表層溶解氧濃度降低,促使沉積物磷釋放[98],提高了鈍化材料鈍化底泥的難度. 在類似的淺水湖泊中投加鈍化材料較為復雜,鈍化材料的投加量、施加方法以及預防底泥再懸浮都值得關注. 此外,由于湖泊面積較大,在局部開闊水體中使用該技術往往會受到周圍水域以及水環(huán)境的影響.

        由于鈍化材料大多含有金屬物質,因此經(jīng)過鈍化后的底泥再懸浮的危害是不可預估的. 在淺水湖泊中施用鋁鹽時,必須選擇二次懸浮風險較小的時期進行,以留出2~4個月的時間穩(wěn)定絮體. 再懸浮會導致水體中pH值和鋁濃度的升高,對水生生物產(chǎn)生毒害作用. 水體中懸浮的過量Al(OH)3絮體會在動物細胞表面長期覆蓋,導致水生動物的畸變與死亡,最終造成水生態(tài)系統(tǒng)的失衡與惡化[99].

        5 底泥鈍化及其他技術聯(lián)用

        近幾年來,雖然大部分湖泊的外源磷輸入已得到基本控制,但藍藻水華暴發(fā)的面積和頻次并沒有出現(xiàn)降低的趨勢,湖泊富營養(yǎng)化現(xiàn)象依然嚴峻,化學鈍化技術的一些不足也逐漸顯露. 研究表明,當鑭改性膨潤土投加劑量過高時,膨潤土微小顆粒和溶出的La3+會對水體底棲動物及沉積物中的微生物產(chǎn)生危害,具有一定的生態(tài)毒性[66],水體的硬度、pH值和溶解有機質的濃度也會影響La3+的活性,促使其毒性增強. 此外,在不同類型的湖泊中投加明礬之后,其鈍化有效時長范圍從幾天至幾十年不等,鈍化效果存在顯著的差異[10],化學鈍化往往受到水體環(huán)境波動變化的影響.

        因此,單一的化學鈍化技術已無法滿足富營養(yǎng)化現(xiàn)象的治理,常常需要與其他修復技術協(xié)同使用,以期達到更好的處理效果. 與化學鈍化常用的聯(lián)用技術為水環(huán)境生態(tài)修復,是指以生物修復為主,物理、化學及工程技術協(xié)同使用,通過修復水體生態(tài)系統(tǒng),對受污染的水體環(huán)境進行結構和功能的恢復. 主要包括生態(tài)浮床、微孔曝氣、微生物菌劑投加等多種基本技術[100]. 由于化學鈍化技術除磷效果優(yōu)良,而生態(tài)技術具有環(huán)境友好、整體優(yōu)化的特點,因此化學鈍化-生態(tài)修復聯(lián)合應用技術有較好的發(fā)展?jié)摿?

        6 研究展望

        通過梳理目前國際所研發(fā)的鈍化材料種類、控磷特性、適宜條件、影響因素以及使用鈍化材料過程中可能出現(xiàn)的風險與問題,本文對底泥原位鈍化控制技術以及鈍化材料的研發(fā)和使用提出以下相關建議,希望為鈍化材料的實際應用提供一些參考.

        1)強化新型鈍化控磷材料的研發(fā)和制備. 目前,單一金屬改性黏土材料的應用面臨著諸多挑戰(zhàn). 其一,不同方法得到的改性材料除磷效果存在顯著差異,其有效性與湖泊水體和沉積物中的物理環(huán)境與化學成分密切相關. 其二,過量的投加改性黏土材料會產(chǎn)生一定的生態(tài)毒性,引起水體pH值變化、釋放有毒有害的離子,在水源、水庫等地區(qū)并不適用. 其三,改性材料的成本也是決定湖泊內部磷負荷控制程度的重要因素. 通常情況下,改性材料價格比較昂貴,而長期投加改性黏土材料以有效治理湖泊富營養(yǎng)化是無法實現(xiàn)的. 因此,我們亟需研發(fā)生態(tài)環(huán)保、經(jīng)濟高效的新型鈍化材料,這對于治理湖泊富營養(yǎng)化現(xiàn)象有著極為重要的意義. 此外,在制備改性鈍化材料時可以更偏向于選擇人類在生產(chǎn)生活中產(chǎn)生的工農(nóng)業(yè)廢棄物,重點研發(fā)廢棄物的提純與改性方法,實現(xiàn)底泥鈍化與廢棄物二次利用的雙贏.

        2)建立標準化的鈍化材料使用方法和后評估研究. 不同鈍化材料由于性質不同,各有其本身獨特的適宜應用條件(例如,鈣鹽更適用于堿性水體,而鑭改性膨潤土在夏季的堿性湖泊中往往不能單獨使用). 不同湖泊也具有迥然不同的湖沼學特性. 這些都會限制底泥鈍化控磷技術的使用范圍和條件. 面對不同程度的富營養(yǎng)化情況及不同類型的湖泊,根據(jù)鈍化材料本身的適用特性,準確確定鈍化材料投加的種類、劑量以及投加方法,并建立合適的標準以定量水體中可溶性反應磷濃度和所需鈍化材料投加量之間的關系則顯得十分重要,也可以為未來鈍化材料的實際應用提供理論指導. 由于鈍化材料超過一定的劑量范圍內,均可能會產(chǎn)生一定的毒性作用,在投加過程中除評估其鈍化效果之外,也應該加強水質和水生生物的實時監(jiān)測,以避免化學鈍化對水生生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生危害. 此外,對于淺水湖泊而言,由于底泥更容易受到風浪擾動的影響,因此,預防已投加鈍化材料的二次懸浮也是應該關注的重點.

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