受污染河湖的物理化学及生物修复技术研究进展

任芝军　杨桐飒　白莹　张博　王书航　吕龙义

摘要 我国在经济发展初期并未注重对河流湖泊的保护，导致水资源遭到了极大的破坏。近几年，随着水处理技术及环境评价手段的逐步完善，污染问题有所改善，但依旧不容乐观。本文通过物理、化学、生物3个角度，列举了国内外学者对不同水体使用的修复技术，综合讨论了每种技术的优缺点并进行了一定程度的总结。另外结合了河湖修复技术领域的现状，对该领域的前景进行了一定的展望，旨在为我国河湖治理提供新思路。

关 键 词 河湖污染;生态修复技术;富营养化;重金属污染

中图分类号 X52     文献标志码 A

Research progress of physical chemistry and biology remediation technology of polluted rivers and lakes

REN Zhijun YANG Tongsa  BAI Ying ZHANG Bo WANG Shuhang

LÜ Longyi

Abstract In the early stage of economic development， China did not pay enough attention to the protection of rivers and lakes， resulting in great damage to water resources. In recent years， with the gradual improvement of water treatment technology and environmental assessment means， the pollution problem has been improved， yet it is still not optimistic. Through the three perspectives of physics， chemistry， and biology， the remediation techniques used by domestic and foreign scholars for different water bodies were listed in this study. The advantages and disadvantages of each technology were discussed and summarized in this study. In addition， combined with the current situation of river and lake restoration technology， we present certain prospect of this field so as to provide new ideas for river and lake management in our country.

Key words pollution of rivers and lakes; ecological restoration technology; eutrophication; heavy metal pollution

引言

河流湖泊等天然水是我国极为珍贵的资源，根据《2019中国环境公报》列举的数据可以看出，近几年来我国河湖质量有所好转，但还是不容乐观。围湖造田，结网捕鱼，污水肆意排放等早期人类活动不仅造成了湖泊面积的溃缩，也使得湖水各项指标（如氮磷浓度等）严重超标，同时使水体底部河床积累了大量的垃圾、污泥或其他工业产生的污染物[1]，随之而来的是湖泊富营养化、生态系统遭到破坏等问题。例如，太湖每年都有蓝藻爆发的情况，且该情况还在不断加剧[2]。开封5个湖泊中有4个湖泊的总氮指标不达标，只有1个湖泊的总体水质达到Ⅳ类水标准[3]，这说明我国对河湖修复方法的实际应用还远远不够。本文就我国当前的河湖污染问题，从物理、化学和生物3个层面开展河湖污染修复技术研究现状的论述。

1 物理技术修复

1.1 底泥疏浚

底泥疏浚其手段在于对河道底泥的清挖，从而有效去除水中污染物，达到治理水体的目的[4]。疏浚方式主要分为水利疏浚和环保疏浚两种，水利疏浚主要采用较为常见的干河清淤方式，即通过截断河流，挖去底泥的方式进行处理，可在短时间内迅速达到目的[5]。环保疏浚主要采用绞吸式挖泥船及水面小型清淤平台，将装置深入河底吸取污泥，以减少河水的扰动，可降低二次污染[6]。两种工艺流程分别如图1和图2所示。

郭赟等[7]使用了环保疏浚和水利疏浚两种方法对同一目标水体进行作业，并比较了两种方法的处理效果以及对环境的影响。其研究表明，两种方法对水体和底泥中氮磷都有一个较好的削减程度，环保疏浚后总氮和总磷浓度分别削减了46.50%和35.51%，水利疏浚后分别削減了40.10%和30.51%。环保疏浚对上覆水及底泥的清污功效都优于水利疏浚。底泥疏浚对水中重金属离子也有明显地削减作用，姜霞等[8]对太湖疏浚水域和未疏浚水域进行对照，发现疏浚后的水域中重金属毒性远小于未疏浚水域。Smal等[9]在探究波兰水库重金属浓度时，发现疏浚区域比未疏浚区域重金属浓度降低了2～5倍。

底泥疏浚作为一个思路较为简单的处理方式，其优异的处理效果已被大量学者验证，但同时也有新的问题出现。Chen等[10]发现，利用抓斗疏泥会在底泥上升的过程中进一步促进底泥释放有机质和重金属离子等，增加水质恶化的潜在风险。Ferrans等[11]研究发现，在疏浚过程中底泥中的Pb和Zn可能会随着氧气的侵入而释放。而对于水体富营养化问题，Li等[12]研究发现进行疏浚工程后虽然可以短暂减缓水华爆发，但是在疏浚工程两年以后会出现更为严重的水华爆发现象。

1.2 人工曝气

现今较为常用的人工曝气方式可根据曝气位置大致分为水体曝气和底泥曝气[13]。水体曝气亦可称为水体流动，其原理是扰乱水体的分层结构，使上覆水与间隙水混合，增加水中溶解氧含量。底泥曝气是将曝气结构插入底泥中或贴近底泥表面，通过鼓气等方式引起底泥的大幅度搅动，随着对底泥的扰动-静置到再扰动-再静置的过程，使上覆水中氮磷元素向底泥迁移以达到净化水质的目的。而根据曝气原理的不同亦可将曝气技术分为鼓风曝气、机械搅拌、射流曝气法以及曝气船技术等[14]，不同的曝气技术及其特点如表1所示。

肖霄等[17]通过对天津先锋河水样及底泥的模拟实验发现，水体曝气和底泥曝气均可减缓水体富营养化程度，且两种方法的综合应用对水体净化效果更好。而经过曝气处理的水体遭受再次污染时，水体自净能力也有一定程度的提高。同时，曝气带来的溶解氧含量增加，可以稳定水中的食物网，该效果在面对一些对缺氧敏感的物种（如鳟鱼等）显得尤为关键[18]。而单独进行底泥曝气对污染物去除率高于水体曝气，杜旭等[19]研究发现，底泥曝气对COD、NH4-N及TP的去除率都远大于水体曝气。

人工曝气其本质是增大目标水体的溶解氧含量，維持生态系统稳定，且具有高效且占地面积小的优点[20]。但值得注意的是，曝气会扰乱水体原有温度或生态结构的分层，如Ruuhijärvi等[21]的研究发现，在夏季对维西耶尔维湖进行曝气时，深层水会在曝气的作用下温度提升大致6 ℃，这会威胁到该湖中冷水鱼的生存。Zhang等[22]研究发现，对陕西省西安市李家河水库进行曝气之后虽然可以抑制藻类生长，但由于破坏了生态的分层结构，对水体中的植物也有较大损伤。

1.3 引清调度

引清调度是指将水质较好、水体生态结构较为完整的水源引入水质较差的水体中，通过调活水体、增大流速，对水中污染物进行冲刷和稀释，从而达到一个短时间的快速治理效果。具体而言，利用被引水的潮汐动力和清水资源，通过建立水闸、泵站等工程，使河网内主要河道水体定向、有序流动，加快水体更新速度，提高河水的复氧能力与自净能力，进而加快水体污染物的降解速度，从而改善目标河水水质的一种水资源调度方式[23-24]。

张伊佳等[25]通过多种检测手段，对太湖近十年的NH3-N、CODMn进行分析，发现随着引水距离的增加，NH3-N和CODMn质量浓度降低速率逐渐变慢。引水距离是限制引水效果的重要因素，随着调水技术的不断完善，可以通过安装传感器来调控引水闸机，达到均衡引水效果、运行成本等各项因素的目的[26]。

同时值得注意的是，调查被引水水质也是极为重要的环节，Yan等[27]调查发现，长江作为被引水向太湖、巢湖供水时，长江中的NH3-N含量与太湖中的水平相当，且多环芳烃含量远高于巢湖，因此长江水不适合作为巢湖和太湖的被引水。

综上所述，疏浚工艺适用于大部分河湖污染治理，但有以下两点需要注意：对于较低污染程度的河湖污染，由于其对污染物的去除程度不足以抵消对目标水体生态环境的破坏程度，不建议进行疏浚工程;其次，在疏浚前需评估水体及底泥污染物种类，以便对底泥的进一步处理以及对目标水体的生态恢复。人工曝气主要应用于天然湖泊或水库等，鲜有将其应用于河流治理，在面对水质较为复杂的水体时，则需要综合评估曝气可能会造成的垂直分布混乱、底泥有机物大量释放等问题。引清调度虽然应用范围较为广泛，但仅可以起到救急的作用，工程停止后污染物浓度会出现回弹的情况，在工程进行的同时，需使用一些针对污染物本身的方法协同治理，才能获得一个水质较好且稳定的目标水体。

2 化学技术修复

2.1 底泥封闭技术

湖泊河道底泥作为在整个水域中氮磷含量最为富集的区域，会源源不断地向上覆水中传送，是造成富营养化的主要原因[28]。底泥封闭技术就是向底泥中投加化学试剂，消耗底泥中的氮磷等物质，同时在水层与泥层中间形成一个隔断层，抑制底泥对湖泊可能造成的富营养化威胁。除了主要参与反应的化学试剂，包埋材料的选择同样也是该技术能否实施的关键[29]。目前较为常见的载体包括无机载体、有机载体、改性载体等，其代表性材料及优缺点如表2所示。

夏德春等[34]利用过氧化钙作为隔断材料来限制底泥中的磷，同时使用聚乙二醇和硬脂酸作为包埋材料来应对过氧化钙粉末遇水快速反应，不易生效的问题。一方面，过氧化钙入水后生成过氧化氢，氧化底泥中的营养物质，同时生成的氢氧化钙在底泥表面形成一层屏障隔断底泥与水体。另一方面，过氧化钙能释放氧气，提升水中溶解氧水平，促进底泥中的磷向磷酸铁盐、磷酸铝盐转化。Sun等[35]在面对湖水固磷时，首先将膨润土撒入作为封盖剂，再向底泥沉积物注入氧化剂（如硝酸钙等）将不稳定的磷固定于深层沉积层中，其处理深度达到了60 mm的深度，远高于使用单一试剂进行处理达到的20 mm。Li等[36]制备了一种由沸石和氧化铝组成的新型材料，不仅可以阻止NH4+、Mn2+的释放，同时兼具改变磷形态的作用，有效控制水体的磷负荷。而对于污染较严重的水体，该方法依然具有较好的效果， Schaanning等[37]对挪威一受严重污染的海湾进行薄层封盖处理，两年内使二噁英浓度减少了69%～88%。

该技术具有操作简便的优势，但其也具有潜在的威胁。例如，上述提到的过氧化钙材料入水会提高水体的pH值;同时，隔断底泥在降低氮磷等污染物释放的同时，也隔断了底泥生态系统，有可能会破坏目标水体的生态系统，导致水环境恶化[38]。

2.2 复合混凝沉淀法

复合混凝沉淀法是将化学试剂投加到目标水体中，引起污染物混凝沉淀，以达到去除水中污染物的目的[39]。根据不同水体主要污染物不同，投加相对应的药品，有针对性的对水体进行除藻、除磷等操作。对于混凝剂的选用，主要以金属盐为主。例如：具有高效沉淀性能的铁盐、混凝后易分离的铝盐[40]以及新型无机高分子混凝剂等[41]。当前较为常用的几种混凝剂及其去除效果如表3所示。

随着该技术的发展，传统混凝剂逐渐不能满足较为复杂的水环境的需求，因此需要对混凝剂进行改性修饰，以提升其去除污染物能效。卞永宁等[46]对现有的混凝技术进行改良，将具有磁性的纳米颗粒引入传统混凝剂中进行调和，形成新型的磁混凝剂，该混凝剂同时也具有生物安全性。通过表征实验可得，改良后的混凝剂对于溶解性有机质、芳香族化合物等去除能力显著提高。通过对月湖湖水实际投放情况来看，该混凝剂适用于污染程度较高的水体，而面对轻度污染水体，其处理效果不佳。Wang等[47]通过使用硫酸铝的混凝作用以及磁性壳聚糖（MCS）的吸附作用来去除水中的腐殖酸和水杨酸。其研究发现，明矾去除腐殖酸效果较好，但对水杨酸去除效果并不明显，这种趋势对MCS来说恰恰相反。在使用明矾与MCS的组合试剂会提高去除效率，因此可以适当减少试剂浓度，降低二次污染的可能。Jin等[48]使用N-TiO2作为压载剂使蓝细菌混凝沉淀，不仅使剂量降为常规混凝剂剂量的一半，藻细胞在10 min内便能迅速凝结沉降。在沉降后，藻细胞或其他有机物会在可见光的照射下被降解至正常水平。该方法具有成本低、起效快等特点，适用于急需治理且污染较为严重的湖泊。

但是当对目标水体直接进行处理时，化学试剂直接入水可能会产生新的污染，Łopata等[49]发现，在pH值不足的水体中，铝可能以可溶形式出现，这种形式对水生生物是有害的，铝混凝剂的这一特点限制了其在易酸化、缓冲能力弱的湖泊中的使用。在面对河湖等具有生态系统的水体来说，需综合考虑化学药剂投加过程中的各项因素以及对水体中动植物的损害。

2.3 电催化氧化法

该技术是一种较为新型的高级氧化技术，通过电催化产生羟基自由基、臭氧等活性氧，以达到降解污染物的目的。根据在电解时废水是否与阳极上的金属氧化物直接反应，可分为直接氧化法和间接氧化法[50]。在催化氧化时，其降解效率受影响因素很多，其中较为关键的几个因素为电极材料、电压大小、电解质浓度、电解时间等，其影响原因如表4所示。

该方法对于藻类去除效能明显，张崇淼等[54]利用钢渣、蒙脱石为原料制作电极，在获得优良电极的同时也完成了资源再利用。应用该材料制成的电极在三维电催化氧化系统下对小球藻的去除率为97%，相较二维系统及常规材料电极来说有较为明显的提高。而在较低电压下进行处理时，有44%的小球藻被及时去除，没有被当场杀灭的小球藻的光合作用逐渐减弱，叶绿素a浓度也呈现下降的趋势。

电催化氧化法具有不用添加药剂、占地面积小等优点[55]，且在处理微生物、持久性有机物等目标物时都有良好的效果[56-58]，但大部分技术还处于实验室阶段，从小试装置到工业化装置还有较长的距离。同时，电极金属离子析出也是一个有待解决的问题。

综上所述，底泥封闭技术作为一项成熟度较高的技术，在封闭难降解污染物的同时也可达到去除常见污染物的目的，但仍存在隔绝底泥生态系统的问题，以及造成的食物链缺失而形成的连锁反应问题。该技术适合应用于严重污染下且污染物较难降解的水体，而对于一些轻度污染或主要污染原因不在底泥中（如水华爆发）的水体，进行底泥封闭后其对污染物的隔绝效果可能不足以抵消其对原生生态系统的破坏。复合混凝沉淀技术可以去除绝大多数水体中的藻类、有机物等，但需要针对主要污染物及水体条件选择合适的絮凝剂。而电化学方法虽然已较广泛利用于水处理工艺中，但是面对河湖等自然水体的研究仍较少。

3 生物技术修复

3.1 动物修复技术

动物修复，即水生动物操纵技术，通过控制水中的浮游动物、底栖动物、鱼类等各级消费者与目标生产者之间的关系，修复甚至補充新的消费者到破损的食物链中[59]，通过他们的生命活动如生长、繁殖等对污染物进行破碎、分解以及同化等[60]，从而达到修复水质，控制整个生态系统污染问题的目的。不同种动物及其对水体改善程度如表5所示。

例如，在陈永峰[65]的研究中，选取了鲢鳙鱼来控制黄河下游水库的富营养化问题，当投放量为80 g/m3时，对于水中藻类、营养盐、叶绿素等物质的去除效果最好，当投放密度继续加大时，去除效果会有所降低，由于过高的鱼苗密度会增加环境负荷，甚至有竞争的情况出现。同时，利用浮游动物来控制蓝藻也是一种可行的技术手段，Urrutia-Cordero等[66]研究发现，大型水蚤可以抑制束丝藻、长孢藻以及浮丝藻的生长。他们通过降低目标水体中的鱼类的数量来确保水蚤的丰度（种类增加50%、体型增大20%）。虽然藻类对浮游生物也有一定的抵抗作用，但是自从进行生物操纵之后，水体中叶绿素a的总水平、蓝细菌的总量呈现下降趋势。

水生动物操纵技术在处理环境问题的同时，通过提高生物多样性来稳定目标水体的生态系统，且后期资源投入相对较少。但是目前也存在许多问题，例如，水生动物对污染物的选择性摄入以及难降解污染物带来的生物放大问题等[67]，另外，物种的选取以及食物链的构建也并非易事。

3.2 植物修复技术

植物修复技术，即通过植物对污染物的吸收、同化等作用实现对污染物的控制[68]。植物不仅会通过与藻类竞争阳光等方法影响藻类过度繁殖，有些植物还会释放化感物质来抑制藻类生产[69]。目前植物修复技术选择的植物包括沉水植物、挺水植物漂浮植物等。不同种类型植物及其特点如表6所示。

王琦等[74]选取了4种沉水植物调控滇池水质。其研究表明，沉水植物对水中总磷和总氮的去除效果较好，对有机质去除效果较为一般。在抑制藻类生长方面，上述沉水植物通过提高水体氮磷比来实现，从而使叶绿素a浓度进一步降低。另有Alikasturi等[75]研究发现了1种可吸收水中的铜离子的绿植，其名为Limnocharis Flava。在蒸馏水、地表水和矿泉水中，5 d的吸收效率分别为39.9%、31.5%和23.6%。

植物修复技术以太阳能为主要能源，经济成本较低，在处理水质的同时还兼具美化环境的作用[76]，且重金属是植物最擅长去除的污染物之一[77]。但其起效时间较长[78]，并且植物作为生产者，其吸收的重金属在生物链的传递上会有明显的生物放大情况出现。Barwick等[79]研究发现，在麦加利湖生态系统中，两种高级消费者体内的Se富集量是生产者的30倍。植物的搭配配比、种植密度以及投放顺序也是需要认真推敲的三项指标，以免由于对物种考虑缺失而引起的物种入侵。同时，还要考虑到植物枯萎等因素，其带来的有机质释放作用会导致水质进一步恶化。

3.3 微生物修复技术

该技术指的是把天然具有或经后期培育具有将目标污染物转化为无害物质的微生物投入到目标区域里，构建微生物生态系统，以达到改善水质的目的[80]。一些在重金属、高浓度盐、营养缺失等的条件下具有出色生物特性的微生物成为主要研究对象，其调节不同种物质浓度的机理如表7所示。

王睿等[84]使用其自主研制的微生物菌剂及微生物促进剂对湖泊进行治理。在投入菌剂后，随着微生物繁殖速度加快，水中腐殖质等污染物质大量减少， CODMn和DO改善程度分别为28%和292%。细菌也可以通过降解水华产生的毒素，从而来缓解富营养化程度，Pal等[85]研究表明，根瘤菌可以对微囊藻产生的毒素的碳源进行直接利用，在进行处理25 d后，微囊藻毒素被降解程度超过了95%。

微生物处理方法相较于其他处理方法来说，具有费用低、操作简单等特点。微生物调节方法与其他生物方法相类似，都是通过构建一个生物系统，进行自然发生的过程对目标水质进行宏观调控。但面对水质环境较为复杂的水体时，需选取甚至定性培育具有针对性的菌种。例如，在面对富营养化水体中的氮含量超标问题，Li等[86]使用假单胞菌，嗜单胞菌和沙雷氏菌即可有效去除水中不同种形态的氮元素。而对于重金属离子例如Cu2+来说，则需要用到对Cu离子有富集作用的解淀粉芽孢杆菌[87]。

综上所述，对于生物修复技术来说，动物、植物及微生物搭配进行处理是较为普遍的方式，通过构建不同种生物生态系统或丰富原有的生态系统降解污染物。生物修复技术通常用于解决较为轻微的藻类或有机物污染，在面对重金属离子时，会出现生物放大等效应。值得注意的是，部分微生物可以适应污染较为严重的环境，大部分动植物等在面对严峻的外部环境容易出现死亡等现象，会导致污染进一步加重。

4 结论与讨论

笔者从物理、化学、生物3个方面，分别列举了3种河湖污染的解决办法，并简要论述了各个方法的优劣。纵观国内外的研究成果，其都有了长足的进展，但在以下几个方面仍有发展空间。

首先，从技术方面来说，物理、化学、生物修复技术有各自的优势和不足，单一使用某种技术难以达到理想的修复效果。在实际工程中，应针对水体的具体污染状况，联合应用多种修复技术，从而弥补单一技术的局限性。例如：将动物、植物和微生物修复方法进行耦合，三者在发挥各自效能的情况下还具有相互协同作用;再者，將絮凝沉降、底泥曝气与底泥封闭技术联合使用，曝气带来的水流扰动可增加絮凝沉降效率，在沉降完成后再利用底泥封闭将带有污染物的部分与水体隔绝，可较好弥补单一技术操作时带来的处理效率过低、有二次污染物产生等缺陷，达到事半功倍的效果。

其次，对河湖来说，气候变化也是需关注的一项因素，但很少有文章对气候问题进行研究。尽管很复杂，但气候变化指数（如全球变暖、干旱等其他与气候有关的变量）与大陆上各种形式的地表水体之间存在联系。然而，由于这些现象对水体在时间、空间方面传播影响的复杂程度，想要明确二者之间的关系仍具有挑战性。同时，这些因素不仅影响水体系统，还影响环境的其他部分（如土壤、地球化学过程、空气质量等）。

最后，河湖治理需要建立统一的评价系统。本文提到的案例对不同种污染物的去除效率，治理方法的经济效益，以及治理时间的长短都有很大的区别。随着治理技术的不断推陈出新，这些新技术新手段需要有统一的评判标准，通过该标准方能去判断每一种技术的优劣性，同时也完善了河湖修复理论。

参考文献：

[1]    PARK J K，CHOI M S，SONG Y，et al. Tracing the origin of Pb using stable Pb isotopes in surface sediments along the Korean Yellow Sea coast[J]. Ocean Science Journal，2017，52（2）：177-192.

[2]    LIN S Q，GENG M X，LIU X L，et al. On the control of Microcystis aeruginosa and Synechococccus species using an algicidal bacterium，Stenotrophomonas F6，and its algicidal compounds cyclo-（Gly-Pro） and hydroquinone[J]. Journal of Applied Phycology，2016，28（1）：345-355.

[3]    黄兰兰，吕文杰，郑元昊，等. 开封城市湖泊水污染现状研究[J]. 环境科学导刊，2020，39（1）：10-16.

[4]    AMMAMI M T，PORTET-KOLTALO F，BENAMAR A，et al. Application of biosurfactants and periodic voltage gradient for enhanced electrokinetic remediation of metals and PAHs in dredged marine sediments[J]. Chemosphere，2015，125：1-8.

[5]    余灿. 河道底泥环保疏浚方式及处理方案研究[J]. 科学技术创新，2018（12）：95-96.

[6]    金雪林，薛路阳，金杰. 生态清淤及淤泥快速处置一体化技术的应用[J]. 人民黄河，2013，35（9）：43-45.

[7]    郭赟，黄晓峰，李海妮，等. 城市河道环保疏浚与水利疏浚效果研究：以无锡市梁塘河薛家浜为例[J]. 环境工程技术学报，2020，10（3）：400-405.

[8]    姜霞，石志芳，刘锋，等. 疏浚对梅粱湾表层沉积物重金属赋存形态及其生物毒性的影响[J]. 环境科学研究，2010，23（9）：1151-1157.

[9]    SMAL H，LIGĘZA S，WÓJCIKOWSKA-KAPUSTA A，et al. Spatial distribution and risk assessment of heavy metals in bottom sediments of two small dam reservoirs （south-east Poland）[J]. Archives of Environmental Protection，2015，41（4）：67-80.

[10]  CHEN C，KONG M，WANG Y Y，et al. Dredging method effects on sediment resuspension and nutrient release across the sediment-water interface in Lake Taihu，China[J]. Environmental Science and Pollution Research International，2020，27（21）：25861-25869.

[11]  FERRANS L，JANI Y，BURLAKOVS J，et al. Chemical speciation of metals from marine sediments：assessment of potential pollution risk while dredging，a case study in southern Sweden[J]. Chemosphere，2021，263：128105.

[12]  LI X C，HUO S L，ZHANG J T，et al. Factors related to aggravated Cylindrospermopsis （cyanobacteria） bloom following sediment dredging in an eutrophic shallow lake[J]. Environmental Science and Ecotechnology，2020，2：100014.

[13]  JI X L，MA Y，ZENG G N，et al. Transport and fate of microplastics from riverine sediment dredge piles：implications for disposal[J]. Journal of Hazardous Materials，2021，404：124132.

[14]  刘波，王国祥，王风贺，等. 不同曝气方式对城市重污染河道水体氮素迁移与转化的影响[J]. 环境科学，2011，32（10）：2971-2978.

[15]  刘海洪. 富营养化湖泊局部黑臭水体复氧技术研究[D]. 南京：东南大学，2017.

[16]  张绍君. 纯氧曝气快速消除河流黑臭工程效果及河道影响因素研究[D]. 北京：清华大学，2010.

[17]  肖霄. 不同水动力条件下底泥曝气对城市河道氮磷迁移转化的影响研究[D]. 天津：天津大学，2018.

[18]  HOLMES T G，TONN W M，PASZKOWSKI C A，et al. Effects of winter surface aeration on pelagic zooplankton communities in a small boreal foothills lake of Alberta，Canada[J]. Journal of Freshwater Ecology，2015，30（3）：377-390.

[19]  杜旭，王国祥，刘波，等. 曝气深度对城市河道沉积物氮释放及形态的影响[J]. 中国给水排水，2013，29（15）：115-120.

[20]  陈平，倪龙琦. 曝气技术在黑臭河道上的研究进展[J]. 化学工程师，2020，34（5）：63-65，37.

[21]  RUUHIJÄRVI J，MALINEN T，KUOPPAMÄKI K，et al. Responses of food web to hypolimnetic aeration in Lake Vesijärvi[J]. Hydrobiologia，2020，847（21）：4503-4523.

[22]  ZHANG H H，YAN M M，HUANG T L，et al. Water-lifting aerator reduces algal growth in stratified drinking water reservoir：novel insights into algal metabolic profiling and engineering applications[J]. Environmental Pollution，2020，266：115384.

[23]  阮仁良. 平原河網地区水资源调度改善水质的机理和实践研究：以上海市水资源引清调度为例[D]. 上海：华东师范大学，2003：1-10.

[24]  何文学，邹冰，陈冬云，等. 平原河网区调水配水改善水环境方案设计[J]. 中国给水排水，2012，28（17）：63-67.

[25]  张伊佳，陈星，许钦，等. 太湖下游河网区水质变化特征与引水调控效果[J]. 水资源保护，2020，36（5）：79-86.

[26]  高哲. 关于引湑济黑调水工程引水口生态基流的自动化调控研究[J]. 陕西水利，2020（9）：43-44，47.

[27]  YAN Z H，YANG H H，DONG H K，et al. Occurrence and ecological risk assessment of organic micropollutants in the lower reaches of the Yangtze River，China：a case study of water diversion[J]. Environmental Pollution，2018，239：223-232.

[28]  PAYTAN A，ROBERTS K，WATSON S，et al. Internal loading of phosphate in Lake Erie Central Basin[J]. Science of the Total Environment，2017，579：1356-1365.

[29]  王青，张善锋. 固定化微生物技术在废水处理中的应用[J]. 环境科学与管理，2008，33（11）：81-84.

[30]  SHANG G F，ZHANG H，SHEN Y F，et al. Removal of ammonia nitrogen in aqueous samples by biochar immo-bilized nitrifying bacteria[J]. Journal of Shanghai Jiao Tong University（Agricultural Science），2014，32（5）：44-47.

[31]  DE-BASHAN L E，BASHAN Y. Immobilized microalgae for removing pollutants：review of practical aspects[J]. Bioresource Technology，2010，101（6）：1611-1627.

[32]  OH Y S，MAENG J，KIM S J. Use of microorganism-immobilized polyurethane foams to absorb and degrade oil on water surface[J]. Applied Microbiology and Biotechnology，2000，54（3）：418-423.

[33]  MENG S L，HU G D，QU J H，et al. Effect of lanthanum/aluminum-modified zeolite on phosphorus removal from eutrophic water[J]. Ecology and Environmental Sciences，2012，21（11）：1875-1880.

[34]  夏德春，郑翔，吕树光，等. 过氧化钙缓释材料对河道水固磷及底泥控磷的机理研究[J]. 环境污染与防治，2020，42（5）：553-557，564.

[35]  SUN Q，LIN J，CAO J X，et al. A new method to overall immobilization of phosphorus in sediments through combined application of capping and oxidizing agents[J]. Science of the Total Environment，2019，694：133770.

[36]  LI Y W，FAN Y，LI X D，et al. Evaluation of zeolite/hydrous aluminum oxide as a sediment capping agent to reduce nutrients level in a pond[J]. Ecological Engineering，2017，101：170-178.

[37]  SCHAANNING M T，BEYLICH B，GUNNARSSON J S，et al. Long-term effects of thin layer capping in the Grenland fjords，Norway：reduced uptake of dioxins in passive samplers and sediment-dwelling organisms[J]. Chemosphere，2021，264：128544.

[38]  ABEL S，NYBOM I，MÄENPÄÄ K，et al. Mixing and capping techniques for activated carbon based sediment remediation-Efficiency and adverse effects for Lumbriculus variegatus[J]. Water Research，2017，114：104-112.

[39]  任翱. 深井加壓混凝沉淀处理复合蓝藻水效果及其水质安全性[D]. 扬州：扬州大学，2018.

[40]  GAO P，CHEN X，SHEN F，et al. Removal of chromium（VI） from wastewater by combined electrocoagulation？ electroflotation without a filter[J]. Separation and Purification Technology，2005，43（2）：117-123.

[41]  ZHU G C，WANG Q，YIN J，et al. Toward a better understanding of coagulation for dissolved organic nitrogen using polymeric zinc-iron-phosphate coagulant[J]. Water Research，2016，100：201-210.

[42]  鐘先锋，黄桂东，邓泽元，等. 荷叶多糖提取工艺的研究[J]. 食品与机械，2007，23（1）：87-89.

[43]  林英姿，陈明丽，赵泽明，等. 臭氧强化混凝工艺对地表水中藻毒素的去除效果研究[J]. 环境科学与技术，2016，39（7）：96-99.

[44]  李正勇，邬长友，王晶文，等. 紫外-过硫酸钠预氧化强化混凝的效能研究[J]. 水处理技术，2018，44（11）：96-99.

[45]  陆强，张天爽，卢晓辉，等. 强化混凝组合工艺处理微污染水源水研究[J]. 工业安全与环保，2016，42（12）：47-50.

[46]  卞永宁. 新型磁性MOFs-聚合铁盐复合制备及DOM混凝效果研究[D]. 湘潭：湖南科技大学，2019.

[47]  WANG N，XU Z H，XU W Y，et al. Comparison of coagulation and magnetic chitosan nanoparticle adsorption on the removals of organic compound and coexisting humic acid：a case study with salicylic acid[J]. Chemical Engineering Journal，2018，347：514-524.

[48]  JIN Y，XU H Z，MA C X，et al. Using photocatalyst powder to enhance the coagulation and sedimentation of cyanobacterial cells and enable the sludge to be self-purified under visible light[J]. Water Research，2018，143：550-560.

[49]  ŁOPATA，AUGUSTYNIAK，GROCHOWSKA，et al. Phosphorus removal with coagulation processes in five low buffered lakes—A case study of mesocosm research[J]. Water，2019，11（9）：1812.

[50]  龙祺祺. 电催化氧化法处理含润滑油废水的实验研究[D]. 南昌：华东交通大学，2019.

[51]  BOUYA H，ERRAMI M，SALGHI R，et al. Electrochemicaloxidation of 2-nitrobenzaldehyde on boron-doped diamond anodes[J]. International Journal Electrochemical Science，2013（8）：7468-7478.

[52]  PROFETI D，LASSALI T A F，OLIVI P. Preparation of Ir0.3Sn0.7-xTixO2 electrodes by the polymeric precursor method：characterization and lifetime study[J]. Journal of Applied Electrochemistry，2006，36（8）：883-888.

[53]  ZENG X P，ZHANG M，WANG X D，et al. Effects of Sn content on Ti/RuO2-SnO2-TiO2 anodes used in the generation of electrolyzed oxidizing water[J]. Journal of Electroanalytical Chemistry，2012，677/678/679/680：133-138.

[54]  张崇淼，刘淑瑞，郑婷婷，等. 钢渣粒子电极的制备及其在三维电催化氧化除藻中的应用[J]. 环境工程学报，2020，14（5）：1146-1153.

[55]  OTURAN N，WU J，ZHANG H，et al. Electrocatalytic destruction of the antibiotic tetracycline in aqueous medium by electrochemical advanced oxidation processes：effect of electrode materials[J]. Applied Catalysis B：Environmental，2013，140/141：92-97.

[56]  GENESTE F. Catalytic electrochemical pre-treatment for the degradation of persistent organic pollutants[J]. Current Opinion in Electrochemistry，2018，11：19-24.

[57]  WANG J W，LI C L，RAUF M，et al. Gas diffusion electrodes for H2O2 production and their applications for electrochemical degradation of organic pollutants in water：a review[J]. Science of the Total Environment，2021，759：143459.

[58]  SALMERÓN I，SHARMA P K，POLO-LÓPEZ M I，et al. Electrochemically assisted photocatalysis for the simultaneous degradation of organic micro-contaminants and inactivation of microorganisms in water[J]. Process Safety and Environmental Protection，2021，147：488-496.

[59]  王寿兵，屈云芳，徐紫然. 基于生物操纵的富营养化湖库蓝藻控制实践[J]. 水资源保护，2016，32（5）：1-4，23.

[60]  刘军，刘春生，纪洋，等. 土壤动物修复技术作用的机理及展望[J]. 山东农业大学学报（自然科学版），2009，40（2）：313-316.

[61]  杜佳沐，张饮江，张磊，等. 鱼贝植物组合对上海白莲泾生态修复效应研究[J]. 环境科学与技术，2010，33（5）：6-11.

[62]  赵峰，谢从新，张念，等. 不同密度梨形环棱螺对养殖池塘水质及沉积物氮、磷释放的影响[J]. 水生态学杂志，2014，35（2）：32-38.

[63]  高月香，陈桐，张毅敏，等. 不同生物联合净化富营养化水体的效果[J]. 环境工程学报，2017，11（6）：3555-3563.

[64]  王金乐，向燕，周洲，等. 沉水植物镶嵌组合对鲟鱼养殖水体的修复效果[J]. 贵州农业科学，2016，44（7）：81-83.

[65]  陈永峰. 基于富营养化及藻类控制的黄河下游引黄平原水库生物操纵技术研究[D]. 济南：山东建筑大学，2018.

[66]  URRUTIA-CORDERO P，EKVALL M K，HANSSON L A. Controlling harmful cyanobacteria：taxa-specific responses of cyanobacteria to grazing by large-bodied daphnia in a biomanipulation scenario[J]. PLoS One，2016，11（4）：e0153032.

[67]  BERGMAN E，HANSSON L-A，PERSSON A，et al. Synthesis of theoretical and empirical experiences from nutrient and cyprinid reductions in Lake Ringsjön[J]. Hydrobiologia，1999，404：145-156.

[68]  PATEL D K，KANUNGO V K. Treatment of domestic wastewater by potential application of a submerged aquatic plant Hydrilla verticillata Casp. Rece. Rese[J]. Recent Research in Science and Technology，2012，4（10）：56–61.

[69]  徐寸发. 四种水生植物修复滇池富营养化水体效果的评估[D]. 南京：南京理工大学，2015.

[70]  唐宇力，钱萍，张海珍，等. 8种观赏水湿生植物对重金属Cd和Pb的吸收固定能力[J]. 环境工程学报，2017，11（9）：5313-5319.

[71]  ZAYED A，GOWTHAMAN S，TERRY N. Phytoaccumulation of trace elements by wetland plants：I. Duckweed[J]. Journal of Environmental Quality，1998，27（3）：715-721.

[72]  宋力，黄勤超，黄民生. 利用荷花与睡莲对沉积物中重金属的修复研究[J]. 光谱学与光谱分析，2016，36（9）：2884-2888.

[73]  夏贵菊，何彤慧，赵永全，等. 湿地环境累积效应研究进展[J]. 環境污染与防治，2014，36（9）：79-84.

[74]  王琦，刘高慧，肖能文，等. 不同生物联合对滇池草海水质的净化作用[J]. 水资源保护，2020，36（3）：89-97.

[75]  ALIKASTURI A S，KAMIL M Z A M，SHAKRI N A A M，et al. Phytoremediation of copper in mineral，distilled and surface water using limnocharis flava plant[J]. Materials Today：Proceedings，2019，19：1489-1496.

[76]  涂书新，韦朝阳. 我国生物修复技术的现状与展望[J]. 地理科学进展，2004，23（6）：20-32.

[77]  WANI R A，GANAI B A，SHAH M A，et al. Heavy metal uptake potential of aquatic plants through phytoremediation technique - A review[J]. Journal of Bioremediation & Biodegradation，2017，8（4）：1-5.

[78]  SCHWANTES D，GONÇALVES A C，DA PAZ SCHILLER A，et al. Pistia stratiotes in the phytoremediation and post-treatment of domestic sewage[J]. International Journal of Phytoremediation，2019，21（7）：714-723.

[79]  BARWICK M，MAHER W. Biotransference and biomagnification of selenium copper，cadmium，zinc，arsenic and lead in a temperate seagrass ecosystem from Lake Macquarie Estuary，NSW，Australia[J]. Marine Environmental Research，2003，56（4）：471-502.

[80]  宋關玲. 生物修复技术在水体富营养化治理中的应用[J]. 安徽农业科学，2007，35（27）：8597-8598.

[81]  PRIATNI S，RATNANINGRUM D，WARYA S，et al. Phycobiliproteins production and heavy metals reduction ability of Porphyridium sp[J]. IOP Conference Series：Earth and Environmental Science，2018，160：012006.

[82]  LÖFFLER F E，EDWARDS E A. Harnessing microbial activities for environmental cleanup[J]. Current Opinion in Biotechnology，2006，17（3）：274-284.

[83]  ELUMALAI S，K S G. The role of microalgae in textile dye industrial waste water recycle （phycoremediation）[J]. International Journal of Pharma and Bio Sciences，2016，7（4）：662-673.

[84]  王睿，谭映宇，王震，等. 水生态修复技术在城市河道污染治理工程中的应用[J]. 环境与可持续发展，2020，45（3）：125-129.

[85]  PAL M，PAL S，QURESHI A，et al. Perspective of cyanobacterial harmful algal bloom （HAB） mitigation：Microcystis toxin degradation by bacterial consortia[J]. Indian Journal of Experimental Biology，2018，56（7）：511-518.

[86]  LI S，YANG M X，WANG H，et al. Dynamic characteristics of immobilized microorganisms for remediation of nitrogen-contaminated groundwater and high-throughput sequencing analysis of the microbial community[J]. Environmental Pollution，2020，267：114875.

[87]  符可芯，杨叶，曾耿狄. 热带土壤中解淀粉芽孢杆菌HNU1的鉴定及发酵条件优化[J]. 中国农业科技导报，2020，22（6）：49-59.

收稿日期：2020-08-03

基金项目：河北省自然科学基金（E2019202055，E2020202155）

第一作者：任芝军（1978—），男，研究员，renzhijun2003@126.com;吕龙义（1989—），男，讲师，lvlongyi@hebut.edu.cn。