河流底泥污染及其控制与修复

许炼烽，邓绍龙,，陈继鑫，夏钟文

1. 环境保护部华南环境科学研究所，广东 广州 510655；2. 广东梅州市梅江区林业局，广东 梅州 514000；3. 广东省环境保护厅，广东 广州 510635

河流底泥污染及其控制与修复

许炼烽1，邓绍龙1,2，陈继鑫1，夏钟文3

1. 环境保护部华南环境科学研究所，广东 广州 510655；2. 广东梅州市梅江区林业局，广东 梅州 514000；3. 广东省环境保护厅，广东 广州 510635

水体底泥污染是世界范围内的一个环境问题。污染物通过大气沉降、废水排放、雨水淋溶与冲刷进入水体，最后沉积到底泥中并逐渐富集，使底泥受到严重污染。在河流环境中，河床沉积底泥以推移和悬浮形式输送，很大程度上导致了上覆水和沉积底泥的相互物理作用。河流有强有力的自然环境，在河流系统中趋向有利于沉积底泥的解吸作用，从而将会影响上覆水的水质。因此，在水质管理计划中，应该将已污染的沉积底泥作为一个污染源予以考虑，沉积底泥是河流污染的一个重要方面。文章根据近年来国内外对河流底泥污染的控制、处理、修复及利用的文献资料，分析了河流底泥的污染现状及主要类型，包括重金属、NP营养物质、难降解有机物和持久性有毒污染物等，指出了目前在底泥污染修复中存在的问题。针对河流底泥污染控制与修复技术，介绍了除控制外源污染物外的物理修复、化学修复和生物修复等几种主要的修复方法和技术，分析了各种方法的利弊以及适用情况。在阐述了堆肥、建材利用、低温热解、湿地及栖息地建设、修复废弃地和建设填方等利用方式后，提出具体的控制和修复应因地制宜，综合各种恢复技术及利用方式，以达到控制及修复污染的河流底泥，恢复河流生态系统之目的。

河流底泥；污染；控制；修复

近年来，随着我国经济的高度发展，工业废水和生活污水大量排放，导致了我国江河、湖泊和水库普遍受到污染，并仍在加速发展（金相灿，1992）。水的污染导致水资源严重短缺，直接威胁到日常用水的安全和人民生活的健康，同时也影响到工农业生产和农作物的安全。与自然河流相比，城市河流与人类间相互作用更为强烈（宋庆辉和杨志，2002）。水污染防治已经成为国民经济可持续发展的关键保障（水利部国际合作与科技司，2005）。根据广东省水利厅公布的《2012年广东省水资源公报》（下称“公报”）可知，2012年，广东省农业、工业、生态等各种用水量有增有减，总用水量为451.0亿立方米，与上年比减少13.2亿立方米。但水功能区水质达标率不容乐观，在监测评价的310个水功能区中，达标127个，达标率41.0%。超标项目主要为氨氮、高锰酸盐指数、五日生化需氧量、溶解氧和总磷等。在监测评价的232个河流水功能区中，达标100个，达标率43.1%。水质方面，在监测评价的7634千米的河流中，全年Ⅰ至Ⅲ类水质河长占77.4%；Ⅳ至劣Ⅴ类占22.6%。西江、北江、韩江和漠阳江等江河干流和西北江三角洲主要干流水道水质较好，部分省际河流、流经城镇河段及珠江三角洲内河涌水质较差。主要污染项目为氨氮、溶解氧、五日生化需氧量、总磷和高锰酸盐指数等。在评价的38个重要城市饮用水源地中，水质达到或优于Ⅲ类的有35个，占92.1%，主要污染项目为溶解氧和氨氮。水功能区仅四成水质达标，一方面是由于2011年开始实行的《广东省水功能区划》2020年水质管理目标比之前定的水质目标更加严格，所以其达标率比较低。另外，在粤东、粤西、粤北的水源地区江河的水量本身就小，纳污能力较弱，而这些地区的经济发展又较快，而一些边远县城和山区的生活污水处理全覆盖不够，这导致工业废水和生活污水排放量增加（广东省水利厅，2012）。完整的水体概念包括上覆水、底泥以及周围的各种环境条件，在河水——底泥体系中，底泥是水生植物生长的基质和底栖动物繁衍的场所，同时底泥也为各种污染物累积富集比较稳定的场所，底泥中污染物的浓度可以初步反映河流的污染程度（郑习健，1996；文湘华，1993）。目前底泥的重金属污染已成为世界性的问题（Delvals等，1998，Delvals等，2012），底泥的重金属蓄积量也可以反映底泥对上覆水体影响的持久能力，掌握底泥中重金属的含量能更加准确地分析水体重金属污染状况（文湘华，1993；佘中盛，1984）。水体下底泥的污染状况对全面衡量水环境质量具有重要的作用（Legret和Colandini，1999）。近些年来，随着我国工农业的快速发展，城市化的进程进一步加快，城市、农村生活废水和工厂生产废水的排放，导致我国河流的水污染问题越来越突出。人类活动排放的各种污染物进入河流，使河流水质和河流底泥的物理、化学性质或生物组成发生变化，从而降低了河流的使用价值，使河流失去了原有的意义（张乾铄，2009）。虽然我国政府已经意识到环境问题的重要性，并逐步重视起来，通过制定各种法律、法规来严格控制河流流域和湖泊周围的各种排污点，但是由于农业生产中农药化肥的大面积使用，大量氮、磷等各种物质吸附在土壤颗粒上，随着泥沙颗粒一起迁移，这些泥沙在河流或者湖泊中沉积下来，形成具有一定厚度的含有各种污染物的底泥层。而底泥中有机物质的分解以及各种早期化学成岩反应往往使得底泥孔隙水中生物营养元素(如N、P、Si等)的浓度高于上覆水体，这些高浓度的营养盐通过底栖生物活动、浓度差扩散、以及河道水流流态发生改变等过程（Aller，1980；Lerman，1975；Hakanson，1980），又不断地迁移到上覆水体中，使得底泥中大量的污染物被重新释放出来，从而造成了河流湖泊水体的二次污染（Bermejo等，2003；Caille等，2003），降低水体功能，产生生物毒性效应（Vallee等，1972），也对城市河道的有效治理产生重大影响（Jacqueline和Kevin，2004）。底泥中的硫和氮含量较高，是河流黑臭的主要原因之一（徐祖信，2005）。因此，研究污染底泥修复治理技术具有一定的必要性和重要性。国内外已经有相关学者做过这方面的研究，并取得不错的成就，本文通过查阅国内国际相关河流底泥污染修复的文献，对河流底泥的污染危害，污染控制处理与修复技术做了概括总结。希望为今后在处理河流底泥污染问题上提供相关参考。

1 国内外河流底泥污染现状及污染修复研究进展

1.1 污染现状

发达国家在水质改善方面已相当成功，但对河流湖泊底泥的控制不容乐观，如美国国家环境保护局（USEPA）在1998年9月的《污染沉积物战略总报告》中指出，“在全美国许多水域，污染沉积物都对生态和人体健康造成了危机，沉积物已成为污染物的储存库。1998年4月美国国家环保局向国会递交了“美国EPA污染底泥管理战略”, 其目的是更好地了解底泥污染的严重性，包括分布的不确定性; 介绍EPA 为减少由污染底泥引起的生态问题的战略方案的框架以及由底泥污染而引起的风险措施等。这充分体现了美国对底泥污染问题的高度重视。底泥中重金属的富集性与持久性（陈静生，1983），城市内河底泥在美国已发生的2100起鱼类消费问题，经多次证实污染来自底泥”（曲久辉，2000）。上世纪莱茵河流域、荷兰的阿姆斯特丹港口、德国的汉堡港，底泥污染的情况都十分严重（陈华林和陈英旭，2002）。在我国，也已发现并证实了水体底泥具有生物毒性，如乐安在20～195 km段沉积物均显示出毒性（马梅等，1997）。乡村小河的水质污染更为严重。许多农村小河的水体呈棕褐色，臭气熏天，垃圾占据半边河道，偶尔还有死牲畜漂浮在上面，且藻类繁茂覆盖水体，不少河水中几乎无活物存在（孙俊，2010）。安徽巢湖内源污染负荷是外来负荷的21%，2002年杭州西湖内源污染负荷已经达到外来污染负荷的41%，而云南滇池中80%的氮和90%的磷都分布在底泥中（张丽萍等，2003）。外污染源控制达到一定程度后，河流湖泊中的底泥由于历年排放的污染物大量聚集，底泥对上覆水体水质的影响就显现出产生了广泛而严重的社会影响。2007年6月11日，安徽巢湖蓝藻暴发；2007年6月24日，云南滇池蓝藻暴发；2007年7月11日，武汉东湖子湖之一的官桥湖面出现大面积“翻塘”，近3万公斤鱼因缺氧死亡；就连一向很少有蓝藻出没的北方地区也难以幸免，北戴河饮用水库也出现了蓝藻蔓延现象（长江流域水资源保护局，2007）。可见，国内外河流湖泊中底泥污染现象都比较普遍。

1.2 底泥污染物的常见种类、污染途径以及危害

1.2.1 重金属

重金属是指相对密度在4.0以上的约60种金属元素或相对密度在5.0以上的45种金属元素，主要包括汞、镉、铅、铬以及类金属砷等生物毒性显著的重元素。重金属具有生物有效性，即重金属有能被生物吸收利用或对生物产生毒性效应的性状，可用间接的毒性数据或生物体浓度数据来评价。河流底泥中的重金属与不同载体相结合，以多种形态存在，大致有可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态和金属残片等。不同形态的重金属具有不同的生物有效性（程晓东和郭明新，2001）。Stone和Droppo（1996）研究了加拿大安大略省河流沉积物中重金属的分布时发现，在各径粒范围内的沉积物中，有机质结合态都是Zn、Pb等重金属的主要存在形态。重金属通过吸附、络合、沉淀等作用而沉积到底泥中，同时与水相保持一定的动态平衡。当环境条件发生变化时，重金属极易再次进入水体，成为二次污染源（钟萍等，2007）。

1.2.2 营养物质

营养物质，包括氮磷化合物。经各种途径进入水体的N，P等营养元素，相当一部分沉积到底泥中。水生植物的生长会吸收部分营养成分，但大部分仍与水体保持动态平衡。当水体污染源得到一定控制后，N，P则可能主要来自底泥的释放，严重时可造成水体富营养化（王化可等，2006）。水体中磷的含量过高会造成藻类的大量繁殖，藻类的生长和腐烂过程中会消耗大量的溶解氧，氨的浓度过高会对水体中的有机体产生毒副作用（Blum等，2001）。

1.2.3 大量难降解有机物

难降解有机物，包括油和油脂，PAH（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons，多环芳烃），PCBs（polychlorinated biphenyls，多氯联苯）等，由于疏水性强、难降解，在底泥中大量积累。底泥中的POPs类污染物能通过生物富集作用在生物体内达到较高的浓度，从而对生物体产生较强的毒害作用。由于疏水性强，难降解，在底泥中大量积累。通过生物富集作用，有毒有机物可以在生物体内达到较高的水平，从而产生较强的毒害作用，通过食物链还可能危害到人类（王化可等，2006）。

1.2.4 持久性有毒污染物(PTS)

底泥中的PTS类污染物能够通过生物富集作用在生物体内达到较高的浓度，从而对生物体产生较强的毒害作用。这些污染物还能够通过水-泥界面的迁移转化作用重新进入水体，并通过复杂的污染生态化学过程，即在气-水-生物-底泥等多介质环境体系中的迁移、转化和暴露，在人和动物体内大量累积，影响人和动物的生殖系统健康，从而对人类未来的生存发展构成严重威胁（Blum等，2001；Mans，2001）。

1.3 污染修复中存在的问题

许多国家进行河流污染生态恢复，但是多是河道形态的修复，而且多集中于生态恢复材料的开发及生境斑块的设计和构建上。而关于系统在恢复中的生态学过程和机理的研究却很少，缺乏证明受损河流生态系统在恢复过程中是如何进行自我调节的理论和实验体系。中国河流生态修复方面的研究起步较晚。近年来，北京、上海、天津等少数大城市已经着手对城市河流的生态环境进行较大规模的整治，但这些河道治理工程在很大程度上仍然采用传统的设计思想和技术。即使是中小河流，河道护岸仍然只是考虑河道的安全性问题，以混凝土护岸为主，而没有考虑工程建筑对河流环境和生态系统及其动植物及微生物生存环境的影响，从而带来了一系列生态学问题。在北京、上海等为数不多的大城市也开展了生态河流修复实验，但由于河岸两侧可利用土地的限制，河流修复只限于河两岸的绿化尺度（汪秀丽，2010）。

2 底泥污染控制处理与修复技术

底泥的污染归根结底是对水体的污染和底栖生物的危害。如果能消除其对水体和底栖生物的作用，则就能有效降低污染底泥的环境影响。因而，底泥污染的控制既可采用固定的方法阻止污染物在生态系统中的迁移，也可采用各种处理方法降低或消除污染物的毒性，以减小其危害。有些河道底泥淤积严重，开展底泥修复工作是提高河道排洪能力和促进河水水质改善的必要措施（唐迎洲和阮晓红，2003）。通过查阅相关文献，得知目前国内外修复底泥污染的方法主要有以下几个方面。

2.1 控制外源污染物

外源污染物大量输入是造成河流底泥污染的重要原因，要解决污染问题首先就要断掉污染源。1)实现流域内工业废水的达标排放，生活污水集中处理。从根本上截断外部输入源，使水体失去污染物质的来源。2)为城市河流建设污染缓冲带（谭炳卿和孔令金，2002）。缓冲带是指河道与陆地的交接区域，在这一区域种植植被可起到阻挡污染物进入河流的最后一道屏障的作用使溶解的和颗粒状的营养物生物群落消耗或转化（张南等，2010）。

2.2 物理修复

物理修复是借助工程技术措施，消除底泥污染的一种方法。

2.2.1 常见的物理修复方法

1)底泥疏浚：底泥中含有大量的有机物、氮、磷、重金属等污染物质。清除水底淤泥，可削减水体内源性污染物的释放量，同时还可达到增大环境容量的目的（邢雅囡等，2006）。

2)引水冲污：这原先是一种湖泊净化技术，在湖泊富营养化治理中有应用实例，对于污染严重且流动缓慢的城市河流也可考虑采用。

3)水体曝气：采用人工方式向水体中充氧,加速水体的复氧过程，提高水中好氧微生物的活力，增强河流自净能力，以改善水质。人工增氧在英国的泰晤士河、德国的Berlin河、北京的清河、上海的绥宁河和福州的白马支河都曾采用（陈宗明，1998）。

4)底泥覆盖：通过在底泥表面敷设渗透性小的塑料膜或卵石，削减波浪扰动时的底泥翻滚，有效抑制底泥营养盐的释放，提高湖水透明度，促进沉水植物的生长。但存在治标不治本、成本高、难以大面积使用等缺点，而且影响湖体固有的生态环境。

5)水力调度技术：水力调度技术是根据生命体的生态水力特性，营造出特定的水流环境和水生生物所需要的环境，抑制藻类大量繁殖。采取水系连通等方式。遵循“湖程取长、渠程取短”的原则。但应注意防洪、防涝、防沙、防螺、防污染迁移和防内源释放（张南等，2010）。物理修复方法中，疏浚是最常见的方法。

2.2.2 物理修复存在的问题

物理修复最大的优点是见效快。当底泥中污染物的浓度高出本底值2～3倍时，即认为对人类及水生生态系统有潜在危害，则要考虑进行疏浚。从国内外的相关研究和技术应用来看（丁永良和李梅姿，1998；刘鸿亮和金相灿，1999；汤建中和宋韬，1998；陈伟等，2001），物理疏浚技术在一定程度上取得了较为明显的效果，但总体来说存在以下几个主要问题：

1)成本高。疏浚成本受许多因素影响，包括设备类型、项目大小、堆放场、底泥密度、输送距离、底泥的综合利用等。

2)疏浚过深将会破坏原有的生态系统。底泥疏浚可能会去除底栖生物，破坏鱼类的食物链。如果底泥被完全疏挖，可能需要2-3年才能重新建立底栖生物群落。如果底泥疏挖不彻底，底栖生物群落的恢复相对比较快。因此采取疏浚方法时，必须加强实验研究和科学决策，慎重考虑投人效益比。如果疏浚不当，会造成更严重的污染，如荷兰Zierikzee湾由于底泥疏浚过程中使大量底泥再悬浮于水体中，加之下层底泥中的污染物释放加快，导致水体水质在短期内迅速恶化，疏浚后沉积物污染变得比疏浚前更为严重（Murphy等，1999）。

3)疏浚底泥的处理是环境保护的选择。疏浚底泥以其量大、污染物成分复杂、含水率高而使其处理困难（曲久辉，2000）。

2.3 化学修复

化学修复是一个人工的化学自然过程，被用来改变自然界物质的化学组成。主要靠向底泥施入化学修复剂与污染物发生化学反应，从而使被污染物易降解或毒性降低，不需底泥再处理（宋崇渭和王受泓，2006）。

2.3.1 常见的化学修复方法

1)投加除藻剂：这是一种简便、应急的控制水华的办法，短期效果明显，常用的除藻剂有硫酸铜、西玛三嗪等。当除藻剂与絮凝剂联合使用时，可加速藻类聚集沉淀。值得注意的是，除藻剂具有副作用，应根据水体的功能要求慎重使用（Mans，2001）。

2)絮凝沉淀（也叫底泥封闭技术（孙傅等，2003））：水体中的磷是水体富营养化的一个主要影响因素，絮凝沉淀技术可控制河流内源磷的磷释放。其是向水体投加铝盐、铁盐、钙盐等药剂，使之与河水中溶解态磷形成不溶性固体转移到底泥中。常采用的沉磷化学药剂有三氯化铁、碳酸钙、明矾等。

3)重金属的化学固定：调高pH是将重金属结合在底泥中的主要化学方法。在较高pH环境下，重金属会形成硅酸盐、碳酸盐、氢氧化物等难溶性沉淀物。加入石灰、硅酸钙炉渣、钢渣等碱性物质可以抑制底泥中的重金属进入水体（张南等，2010）。

2.3.2 化学修复存在的问题

1）加入化学物质后，水底发生化学反应，会对底栖生物有较大影响。虽然这项技术在20世纪70年代就发展起来，但没有被广泛运用，它对水环境的不利影响尚不完全清楚。

2）投加混凝剂后,水体中磷的浓度下降，有利于抑制藻类生长，使水体透明度增加，水质得到改善。但藻类受到抑制后，沉水植物等往往会因为透明度增加，光照条件改善而向深水区域发展，引发新的生态问题。

3）由于需要投加化学品，公众可能难以接受（孙傅等，2003）。

2.4 生物方法

底泥的生物修复技术，是指利用培育的植物或培养、接种的微生物的生命活动，对底泥中的污染物进行转移、转化及降解，从而达到修复底泥的目的（宋崇渭和王受泓，2006）。

2.4.1 常见的生物修复技术

1)微生物修复技术：微生物可以将受污染水体中的有机物降解为无机物。对部分无机污染物如氨氮进行氧化从而去除。当河流污染严重而又缺乏有效微生物作用时，投加微生物以促进有机污染物降解。适合于河流净化的微生物主要有硝化菌、有机污染物高效降解菌和光合细菌(Photosynthetic Bacteria，PSB)（曾宇和秦松，2000）。

2)植物净化技术：主要包括水生植被恢复技术、水培技术、生物浮床技术等。自然界可以净化环境的植物有100多种，比较常见的水生植物有水葫芦、浮萍、芦苇、灯芯草、香蒲和凤眼莲。植物修复技术主要有以下优点：低投资、低能耗；处理过程与自然生态系统有着更大的相融性，无二次污染；能实现水体营养平衡，改善水体的自净能力：对水体的各种主要污染物均有良好的处理效果。但由于有些水生植物繁殖速度太快，当打捞速度跟不上其生长速度时，易使大面积水面受其覆盖，降低水体的自净能力，并且未打捞的水生植物腐烂物还会对水体形成二次污染，所以应慎重采用水生植物净化水体。

3)人工湿地技术：人工湿地的污染净化过程涉及物理、化学、生物等多方面综合作用。人工湿地对污染河水的净化主要有以下几个途径：通过过滤和截留去除颗粒物；通过湿地介质的吸附、络合、离子交换等作用去除磷和重金属离子；通过湿地微生物作用，降解有机污染物，去除水中的氮；通过植物吸收去除水中的氮磷富集重金属。人工湿地净化河水的效能受湿地水流流态、水力负荷、种植植物类型和数量、温度、pH、填充介质类型、运行方式等因素的影响（杨敦和周琪，2003）。

4)生物调控技术：人为调节生态环境中各种生物的数量和密度，通过食物链中不同生物的相互竞争的关系，来抑制藻类的生长。该技术具有以下优点：处理效果好、工程造价低、运行成本低，不会形成二次污染，还可适当提高水库的经济效益。

5)生物膜技术：根据天然河床上附着生物膜的过滤作用及净化作用，人工填充滤料和载体。利用滤料和载体比表面积大、附着生物种类多、数量大的特点，从而使河流的自净能力成倍增长。生物膜技术因其降解能力强、接触时间短、占地面积小以及投资少等特点，而得到了长足的发展与应用，一些发达国家已经在工程实践中运用多种生物膜技术对污染严重的中小河流进行净化并获得良好效果（周勇和操家顺，2007）。

6)土地处理技术：污水特别是生活污水中含有大量的氮、磷等营养物质，用污水通过慢速渗滤方式进行农业灌溉可以满足农作物和其他植物生长所必需的营养。同时也去除了污染物质，能在很大程度上缓解我国水资源的紧缺状况。该方法水力负荷一般较低，渗流速度慢（张南等，2010）。

2.4.2 采用生物修复技术的主要缺点

1)速度慢。相对于底泥疏浚，底泥修复是一个缓慢的过程。生物-生态修复过程中水生植物的生长与季节有关，微生物的生长活性与温度、pH、溶解氧等诸多因素有关。

2)河流水质变化带有一定的随机性，因为河流水质一般与进人河流的污染源排放特性相关，与河流周围居民的生活特性和工厂生产周期相关。所以河道接纳的污染物的不确定性对所选取修复的生物种类提出了很高的要求。

3)当采用水生植物方法时，必须及时收割,避免植物枯萎后产生腐败分解，重新污染水体。

3 底泥的综合利用

底泥最理想的处理方案必然是实现底泥的资源化利用，将疏浚底泥作为其他产品的原材料，实现资源循环利用将成为底泥处理处置的必然方向（陶君，2010）。常见的底泥利用有以下几个方面。

3.1 底泥堆肥

这是一种较好的底泥处里方法。这种方式可以使底泥中含有的有机物重新进入自然环境。从而改良土壤结构、增加土壤肥力、促进作物的生长。底泥中含有大量植物生长所必需的肥分(氮、磷、钾)、微量元素(钙、镁、铜、铁)及土壤改良剂(有机腐殖质)。但是底泥中也含有大量对植物、土壤及水体有危害作用的病菌、寄生虫(卵)、难降解有机物、重金属离子以及多氯联苯、二恶英、放射性元素等难降解有毒有害物质这些物质会造成对土壤地表水和地下水的严重污染，重金属离子等甚至可能产生致癌物质。因此，底泥在作农田林地利用前，应首先进行检测分析，用堆肥处理以杀死病菌及寄生虫卵。采取物理化学方法去除重金属离子等有害物质。但处理不当会产生相当危险的后果，化肥的普遍应用造成底泥堆肥销售市场难以开发等。这些使得此种处置方式尚在研究开发当中未得到普遍的推广（田耀金和宋晓光，2007）。

3.2 建材利用

利用底泥制造砖、水泥、陶瓷等建材是一种变废为宝的处理方法，不但可以减少因堆放侵占的耕地，同时可以缓解砖瓦厂、水泥厂土源紧张和对农田的取土破坏，社会效益显著。建材利用对底泥的预处理要求较高，必须对底泥进行彻底的除臭除毒。用硝化等方法将底泥中极易发臭腐败的有机物腐殖质分解成二氧化碳、氮和水，并采取措施杀灭各种病原体，然后用物理化学方法把底泥中的铬、镉、铅等重金属转化为水不溶物实现稳定化，再通过脱水使底泥含水率尽可能降低。最后这些除臭除毒灭菌脱水后的底泥方可用来制造建材。

3.2.1 制陶粒

王中平等(1999)利用苏州河底泥制做陶粒的实验研究结果表明，经适当的成分调整，经高温焙烧后能烧制出700号的粘土陶粒产品，并且底泥中的重金属将大部分固熔于陶粒中，不会对环境造成新的污染。

3.2.2 制造砖瓦

底泥中一般含有的大量有机物在焙烧过程中烧失产生微孔，这样就可以降低产品的体积密度，通过调节配方可以制得轻质砖。张群(1995)利用滇池草海底泥，外加粉煤灰或粘土，经过严格配料，工艺条件完善，烧结出来的砖与普通粘土烧出来的砖相比，外观光滑、平整、不弯曲、无缺棱掉角的现象，颜色音质优良，其质量比粘土砖轻0.13～0.17 kg/块。其抗压和抗折的强度达到100～200号标号，强度值比粘土砖要高,其他性能优于粘土烧结砖。薛世浩和汪竹茂(1999)利用南淝河底泥制砖的试验结果表明，成品符合MU7.5级砖的等级要求，干容重为1364 kg·m-3。低于烧结普通砖容重的20%，其导热系数为1.44 kJ·kg-1，比烧结普通砖低53%，具有一定保温隔热性能。

3.2.3 制造水泥熟料

扬磊等（2000）利用苏州河底泥生产水泥熟料技术研究表明，苏州河底泥可以满足水泥生料的配料要求，其中的有机污染物和重金属元素在水泥生产中和产品使用中对环境和人体均不会造成二次污染和危害，其熟料矿物组成及水化产物与硅酸盐熟料相同，工业化中试产品0.0525达到GB175-92要求，利用苏州河底泥生产水泥熟料在技术上是可行的。

3.2.4 制瓷质砖

梁启斌等（2004）利用东湖底泥和粉煤灰作为主要原料，以伟晶花岗岩和石英添加剂，可以烧制出吸水率、断裂模数到国家有关质量标准的瓷质砖，瓷坯的颜色呈浅红-暗红-砂系列；当底泥含量高达70%时，容易出现生坯开裂、高温起等缺陷；而底泥含量为40%的配方；生坯强度低、成型较难，结温度范围窄。生产中难以控制,故配方范围在50%～60%；泥含量为60%的配方，成品性能好，烧成温度范围较宽，约1110～1180 ℃，是较佳的配方组成。

3.2.5 制渗水砖

渗水砖是一种新型的路面建设材料，它可广泛的用于住宅、人行道、公园、广场、植物园、工厂区、停车场、球场、花房等承载压力较小的路面上。与普通的墙地砖不同的是它没有致密的坯体，而是有着大量相互连通的孔隙，在雨天它能使雨水迅速的渗入地下，不致产生路面积水，而在地面温度较高时，它又可以像绿色植物一样从地表蒸发水分，既提高了空气湿度，又减弱了城市的“热岛效应”，具有广阔的应用前景。刘科和邓琦（2009）利用湖底淤泥、无碱高温黏结剂和适量成孔剂，通过烧结法可生产出渗水性能良好的渗水砖样品。采用干压成形法、不同的烧成方法、烧成温度在1145℃～1175℃之间可以获得渗水率20.46～199.56 L·m-2·min-1之间、抗压强度达到30 MPa不同性能的渗水砖。

3.3 底泥低温热解

底泥低温热解是一种发展中的能量回收型底泥热化学处理技术，它通过在催化剂作用下无氧加热干燥底泥至一定温度，由干馏和热分解作用使底泥转化为油、反应水、不凝性气体和炭等可燃产物，最大转化率取决于底泥组成和催化剂的种类，其性质与柴油相似。这是一个新兴的课题，因热解的无害化和减量化彻底，所以这项技术有着很好的发展前景，目前处于探索和试验阶段（田耀金和宋晓光，2007）。

3.4 进行湿地及栖息地的建设

疏浚底泥还可用于建设湿地，并进一步作为动物的栖息地（Carpenter等，1997）。例如，荷兰的风车岛的一部分就是用疏浚物质堆积而成的。美国阿拉巴马州的盖亚尔渠作为疏浚底泥的处置场所，并在疏浚底泥上种植湿地植物作为野生动物的栖息地。华盛顿也利用疏浚底泥建造了岛屿，并在其上种植了海草，建设成为湿地。这种疏浚底泥资源化利用途径对生态环境的修复和建设有着极其重要的意义（Sabat等，2002）。

3.5 修复严重挠动的土地

严重扰动的土地是指各种采矿后残留的矿场、建筑取土废用的深坑、森林采伐场、垃圾填埋场、地表严重破坏区等需要复垦的土地。疏浚底泥用于修复严重扰动的土地也避开了食物链，对人类生活潜在威胁较小，既处置了疏浚底泥，又恢复了生态环境，是一种很好的利用途径（宋崇渭和王受泓，2006）。纽约、新泽西港曾尝试将疏浚出的泥浆混入灰分和石灰石，回填到宾夕法尼亚州的露天矿石场内，以消除原硫矿中酸性浸出液。同时解决疏浚排泥和水系污染两个环境问题（李幼萌，1998）。

3.6 用于填方

张旭东等（2005）发现对疏浚底泥进行预先处理，使其适合于工程要求，然后进行回填施工，可作为填方材料进行使用。用底泥修建滨湖绿化带、填地造景，用于筑堤或堤防加固工程和道路工程的路基、填方工程（宋崇渭和王受泓，2006）。

4 总结

1) 当前国内外的河流污染现象仍然十分严重，虽然各国都采取了相关处理措施，但污染治理的还不是很完善，甚至有的河流仍然被污染着。

2) 对底泥的污染控制同其它环境污染问题治理一样，是一个长期的过程，不可能在短时间内解决，也不可以单纯采用某一种技术。底泥的污染处理，一要从源头上控制污染源，保护好未被污染的资源，二要对已经被污染了的河流采取物理的、化学的和生物的方法进行处理，各种方法都有其利与弊，要针对不同污染情况及河流自身状况采取相应的方法，而且也可以综合几种措施一起。

3) 对处理过的底泥进行资源化利用也是当前研究的热点。由于，我国人多地少非常突出，以及我国处在经济快速发展阶段，农业和建筑业可以消纳大量的底泥，这样不仅解决了底泥的出路问题，同时可以变废为“宝”，带来一定的经济效益，走上一条可持续发展的道路。但是，利用的前提是不会给环境带来二次污染。

4) 结合我国的国情来看，我国河流湖泊众多，且污染程度各异，我国处于社会主义初级阶段，不可能像欧美这些国家一样花费重金来治理河流污染，我们要在经济条件允许的范围内，大力发展生物修复技术，如高等植物对底泥中重金属的累积，特异微生物对有机物的分解等，综合底泥疏浚和生物修复，实现污染处理的最大化和和修复后底泥资源利用的最优化。

ALLER R C. 1980. Diagenetic Processes near the sediment-water interface of Long IslandSound.1. Decomposition and nutrient element geochemistry(S，N，P)[J]. Adv Geohys, 22: 237-350

BERMEJO J C S.， BELTRAN R.，ARIZA J L. 2003. Spatial variations of heavy metals contamination in determination in sediments from Odiel river (Southwest Spain) [J]. Environment International, 29: 69-77.

BLUM M. et a1. 2001.Mercury in water and sediment of SteamCreek, Nevada: Implications for stream restoration. [J] J Amer Water Resour Assoc, 37(4): 795-804.

CAILLE N.，TIFFREAU C，LEYVAL C，et al. 2003. Solubility of metals in an anoxic sediment during prolonged aeration [J].The Science of Total Environment, 301(1-3): 239-250.

CARPENTER B，HALTMEIER R，WILDE C. 1997. Dredged sediments disposal[J]. Wat Environ Tech, 9(11): 47-50.

DELVALS T A，BLASCO J，SARASQUETE M C，et al. 1998.Evalution of heavy metal sediment toxicity in littoral ecosystems using juveniles of the fish Sparus aurata [J].Ecotoxicology and Environmental Safety, 41(2): 157-167.

HAKANSON L. 1980. An ecological risk index for aquatic pollution control: A sedimentological approach[J]. Water Research, 14(8): 975-1001.

JACQUELINE E，KEVIN V. 2004. A review of factors affecting the release and bioavailability of contaminants during sediment disturbance events. Environment International, 30(7): 973-980.

LEGRET M，COLANDINI V. 1999. Effects of a porous pavement with reservoir structure on runoff water：water quality and fate of heavy metals [J].Water science and technology, 39(2): 111-117.

LERMAN A. 1975. Maintenance of steady state in oceanic sediments[J]. American Journal of Science, 275: 609-635.

MANS J L. 2001 Monitoring of persistent orgnic pollutants (POPS): examples from Lake Vatter[J]. Sweden AMBIO, 30(8): 545-551.

MURPHY T P, LAWSON A, KUMAGAI M, et a1. 1999.Review of emerging issues on sediment treat ment[J]．Aquatic Ecosystem Healh and Management, 2(4): 419-434．

RECENT J W. 2002. Developments in molecular techniques for identification and monitoring of xenobiotic-degrading bacteria and their catabolic genes in bioremediation [J]. Appl Microbiol Biotechnol, 60(1): 45-59.

SABAT L J，CRAIG V, BARRY H. 2002. Promoting dredged material lasare source[J]. Sea Tech, 43(8): 47-52.

STONE M，DROPPO I G. 1996. Distribution of lead，copper and zinc in size-fractionated river bed sediment in two agricultural catchments of southern Ontario[J].Canada Environ Pollut, 93(3):353-362.

VALLEE B L, ULMER D D. 1972. Biochemical effects of mercury，cadmium and lead [J]. Annual Review of Biochemistry, 41:92-108.

曾宇，秦松. 2000. 光合细菌在水处理中的应用[J].城市环境与城市生态, 13(6): 29-31.

陈华林，陈英旭. 2002. 污染底泥修复技术进展[J].农业环境保护, 21(2): 179-182.

陈静生. 1983.沉积物金属污染研究中的若干问题[J]. 环境科学丛刊, 8(4): 1-2.

陈伟, 叶舜涛, 张明旭. 2001. 苏州河河道曝气复氧探讨[J]. 给水排水, 27(4): 7-9.

陈宗明. 1998. 上海苏州河的环境综合整治[J]. 城市发展研究, 40(3): 47-50.

长江流域水资源保护局.中国水污染事故频发[EB/OL]. 2007 [2008-03-15].http://www.ywrp.gov.cn/Html/sthjbh/103206772.html.

程晓东，郭明新. 2001. 河流底泥重金属不同形态的生物有效性[J].农业环境保护, 20(1): 19-22.

丁永良, 李梅姿. 1998.杭州市西湖干湖疏浚及污泥利用[J].渔业现代化, (6):23-25.

广东省水利厅.广东省水资源公报 [EB]. 2012[2013-08-05]. http://www.gdwater.gov.cn/yewuzhuanji/szygl/szygb

金相灿. 1992. 沉积物污染化学[M]. 北京: 中国环境科学出版社: 1-5

李幼萌. 1998. 纽约港利用疏浚泥浆的尝试[J].港工技术, 12(4): 26.

梁启斌, 周俊, 王焰新. 2004.利用湖泊底泥和粉煤灰制备瓷质砖的实验研究[J]. 地球科学, 29(3): 347-351.

刘鸿亮, 金相灿. 1999. 湖泊底泥环境疏浚工程技术[J]. 中国工程科学, 1(1): 81-84.

刘科, 邓琦. 2009. 利用湖底淤泥试制陶瓷渗水砖[J]. 山东陶瓷, 32(2): 11-16.

马梅, 童中华, 王怀瑾等. 1997. 乐安江水和沉积物样品的生物毒性评估[J]. 环境化学, 16(2): 167-171.

曲久辉. 2000. 我国水体复合污染与控制[J]. 科学对社会的影响, (1): 36-40.

佘中盛. 1984. 松花湖及入湖河流沉积物的重金属分布及污染研究[J].中国环境科学, 4( 3) :76-79．

水利部国际合作与科技司. 2005. 河流生态修复技术现状及展望[C]//水利部国际合作与科技司.河流生态修复技术研讨会论文集.北京: 中国水利水电出版社: 3-5.

宋崇渭, 王受泓. 2006.底泥修复技术与资源化利用途径研究进展[J]. 中国农村水利水电, (8): 30-33.

宋庆辉, 杨志. 2002. 对我国城市河流综合管理的思考[J].水科学进展, 13(3): 378-382.

孙傅, 曾思育, 陈吉宁. 2003. 富营养化湖泊底泥污染控制技术评估[J].环境污染治理技术与设备, 4(8):6 2-64.

孙俊. 2010. 农村河道底泥污染成因及治理措施[J]. 农技服务, 27(8): 1053-1055.

谭炳卿, 孔令金. 2002. 河流保护与管理综述[J].水资源保护, (3): 53-57.

汤建中, 宋韬. 1998.城市河流污染治理的国际经验[J]. 世界地理究, 7(2): 114-118.

唐迎洲, 阮晓红. 2003. 城区河道底泥修复技术探讨[J]. 北方环境, 28(2): 39-41.

陶君. 2010. 河道疏浚底泥处理与资源利用方案研究[D]. 天津: 天津理工大学研究生部: 23-42

田耀金, 宋晓光. 2007. 河道底泥污染及其处置方法[J]. 中国水利, (12): 67.

汪秀丽. 2010. 浅议河流生态修复[J].水利电力科技，36(1): 7-8.

王化可, 李文达, 陈发扬. 2006.富营养化水体底泥污染控制及生物修复技术探讨[J]. 能源与环境, (1): 15-16.

王中平, 徐基璇. 1999. 利用苏州河底泥制备陶粒[J]. 建筑材料学报, 2(2): 178-181.

文湘华. 1993. 水体沉积物重金属质量基准研究[J]．环境化学, 12(5): 334-341．

邢雅囡, 阮晓红, 赵振华. 2006. 城市河道底泥疏浚深度对氮磷释放的影响[J]. 河海大学学报(自然科学版), 34(4): 378-382.

徐祖信, 张锦平, 廖振良, 等. 2005.苏州河底泥对上复水水质污染影响[J]. 城市环境与城市生态, 18(6): 1-3.

薛世浩, 汪竹茂. 1999. 利用淤泥制砖的半工业性试验[J]. 砖瓦, (3): 26-28.

杨敦, 周琪. 2003. 人工湿地脱氮技术的机理及应用[J]. 中国给水排水, 19(1): 23-24.

杨磊, 计亦奇, 张雄, 等. 2000. 利用苏州河底泥生产水泥熟料技术研究[J]. 水泥, (10): 10-12.

张丽萍, 袁文权, 张锡辉. 2003. 底泥污染物释放动力学研究[J]. 环境污染治理技术与设备, 4(2): 22-26.

张南, 张勇, 赖莉. 2010. 浅析城市河流生态修复技术[J]. 山西建筑, 36(23): 347-348.

张乾铄. 2009.生物-生态措施修复治理河流污染综述[J].现代农业科技，(6): 264-266.

张群. 1995. 利用滇池草海底泥制造建筑材料的研究[J]. 云南建材，(3): 22-30.

张旭东, 祁继英. 2005. 疏浚底泥资源化利用[J]. 北方环境, 20(2): 48-50.

郑习健. 1996. 珠江广州河段底泥的污染分析[J].长江建设, (5): 17 -18.

钟萍, 李丽, 李静媚, 等. 2007.河流污染底泥的生态修复[J]. 生态科学, 26(2): 181-182.

周勇, 操家顺. 2007.生物填料在重污染河道治理中的应用研究[J].环境污染与防治, 29(4): 289-292.

River Sediment Pollution and Its Control and Restoration

XU Lianfeng1, DENG Shaolong1,2, CHEN Jixin1, XIA Zhongwen3

1. South China Institute of Environmental Sciences, MEP, Guangzhou 510650, China; 2. Forestry Bureau of Meijiang District, Meizhou City, Meizhou 514000, China; 3. Environmental Protection Bureau of Guangdong Province, Guangzhou 510635, China

According to the comprehensive analysis of literatures in river sediment pollution’s control, restoration and utilization in recent years, the study introduced the types and present situation of the pollution, pointed out the questions in restoration; the physical, chemical and biological common methods. In the end, the view that all the methods should be synthetically used was put forward to recover the health system of river and realize the harmony of human and river.

river sediment; pollution; control; restoration

X522

A

1674-5906（2014）10-1708-08

许炼烽，邓绍龙，陈继鑫，夏钟文. 河流底泥污染及其控制与修复[J]. 生态环境学报, 2014, 23(10): 1708-1715.

XU Lianfeng, DENG Shaolong, CHEN Jixin, XIA Zhongwen. River sediment pollution and its control and restoration [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(10): 1708-1715.

广东省惠州市科技计划项目（2006G57）

许炼烽(1963年生)，男，高级工程师，主要从事生态保护及生态评价研究。E-mail: eia888@163.com

2013-09-06