許煉烽，鄧紹龍,，陳繼鑫，夏鐘文

1. 環(huán)境保護(hù)部華南環(huán)境科學(xué)研究所，廣東 廣州 510655；2. 廣東梅州市梅江區(qū)林業(yè)局，廣東 梅州 514000；3. 廣東省環(huán)境保護(hù)廳，廣東 廣州 510635

河流底泥污染及其控制與修復(fù)

許煉烽1，鄧紹龍1,2，陳繼鑫1，夏鐘文3

1. 環(huán)境保護(hù)部華南環(huán)境科學(xué)研究所，廣東 廣州 510655；2. 廣東梅州市梅江區(qū)林業(yè)局，廣東 梅州 514000；3. 廣東省環(huán)境保護(hù)廳，廣東 廣州 510635

水體底泥污染是世界范圍內(nèi)的一個(gè)環(huán)境問題。污染物通過大氣沉降、廢水排放、雨水淋溶與沖刷進(jìn)入水體，最后沉積到底泥中并逐漸富集，使底泥受到嚴(yán)重污染。在河流環(huán)境中，河床沉積底泥以推移和懸浮形式輸送，很大程度上導(dǎo)致了上覆水和沉積底泥的相互物理作用。河流有強(qiáng)有力的自然環(huán)境，在河流系統(tǒng)中趨向有利于沉積底泥的解吸作用，從而將會(huì)影響上覆水的水質(zhì)。因此，在水質(zhì)管理計(jì)劃中，應(yīng)該將已污染的沉積底泥作為一個(gè)污染源予以考慮，沉積底泥是河流污染的一個(gè)重要方面。文章根據(jù)近年來國內(nèi)外對(duì)河流底泥污染的控制、處理、修復(fù)及利用的文獻(xiàn)資料，分析了河流底泥的污染現(xiàn)狀及主要類型，包括重金屬、NP營養(yǎng)物質(zhì)、難降解有機(jī)物和持久性有毒污染物等，指出了目前在底泥污染修復(fù)中存在的問題。針對(duì)河流底泥污染控制與修復(fù)技術(shù)，介紹了除控制外源污染物外的物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)和生物修復(fù)等幾種主要的修復(fù)方法和技術(shù)，分析了各種方法的利弊以及適用情況。在闡述了堆肥、建材利用、低溫?zé)峤?、濕地及棲息地建設(shè)、修復(fù)廢棄地和建設(shè)填方等利用方式后，提出具體的控制和修復(fù)應(yīng)因地制宜，綜合各種恢復(fù)技術(shù)及利用方式，以達(dá)到控制及修復(fù)污染的河流底泥，恢復(fù)河流生態(tài)系統(tǒng)之目的。

河流底泥；污染；控制；修復(fù)

近年來，隨著我國經(jīng)濟(jì)的高度發(fā)展，工業(yè)廢水和生活污水大量排放，導(dǎo)致了我國江河、湖泊和水庫普遍受到污染，并仍在加速發(fā)展（金相燦，1992）。水的污染導(dǎo)致水資源嚴(yán)重短缺，直接威脅到日常用水的安全和人民生活的健康，同時(shí)也影響到工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和農(nóng)作物的安全。與自然河流相比，城市河流與人類間相互作用更為強(qiáng)烈（宋慶輝和楊志，2002）。水污染防治已經(jīng)成為國民經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展的關(guān)鍵保障（水利部國際合作與科技司，2005）。根據(jù)廣東省水利廳公布的《2012年廣東省水資源公報(bào)》（下稱“公報(bào)”）可知，2012年，廣東省農(nóng)業(yè)、工業(yè)、生態(tài)等各種用水量有增有減，總用水量為451.0億立方米，與上年比減少13.2億立方米。但水功能區(qū)水質(zhì)達(dá)標(biāo)率不容樂觀，在監(jiān)測評(píng)價(jià)的310個(gè)水功能區(qū)中，達(dá)標(biāo)127個(gè)，達(dá)標(biāo)率41.0%。超標(biāo)項(xiàng)目主要為氨氮、高錳酸鹽指數(shù)、五日生化需氧量、溶解氧和總磷等。在監(jiān)測評(píng)價(jià)的232個(gè)河流水功能區(qū)中，達(dá)標(biāo)100個(gè)，達(dá)標(biāo)率43.1%。水質(zhì)方面，在監(jiān)測評(píng)價(jià)的7634千米的河流中，全年Ⅰ至Ⅲ類水質(zhì)河長占77.4%；Ⅳ至劣Ⅴ類占22.6%。西江、北江、韓江和漠陽江等江河干流和西北江三角洲主要干流水道水質(zhì)較好，部分省際河流、流經(jīng)城鎮(zhèn)河段及珠江三角洲內(nèi)河涌水質(zhì)較差。主要污染項(xiàng)目為氨氮、溶解氧、五日生化需氧量、總磷和高錳酸鹽指數(shù)等。在評(píng)價(jià)的38個(gè)重要城市飲用水源地中，水質(zhì)達(dá)到或優(yōu)于Ⅲ類的有35個(gè)，占92.1%，主要污染項(xiàng)目為溶解氧和氨氮。水功能區(qū)僅四成水質(zhì)達(dá)標(biāo)，一方面是由于2011年開始實(shí)行的《廣東省水功能區(qū)劃》2020年水質(zhì)管理目標(biāo)比之前定的水質(zhì)目標(biāo)更加嚴(yán)格，所以其達(dá)標(biāo)率比較低。另外，在粵東、粵西、粵北的水源地區(qū)江河的水量本身就小，納污能力較弱，而這些地區(qū)的經(jīng)濟(jì)發(fā)展又較快，而一些邊遠(yuǎn)縣城和山區(qū)的生活污水處理全覆蓋不夠，這導(dǎo)致工業(yè)廢水和生活污水排放量增加（廣東省水利廳，2012）。完整的水體概念包括上覆水、底泥以及周圍的各種環(huán)境條件，在河水——底泥體系中，底泥是水生植物生長的基質(zhì)和底棲動(dòng)物繁衍的場所，同時(shí)底泥也為各種污染物累積富集比較穩(wěn)定的場所，底泥中污染物的濃度可以初步反映河流的污染程度（鄭習(xí)健，1996；文湘華，1993）。目前底泥的重金屬污染已成為世界性的問題（Delvals等，1998，Delvals等，2012），底泥的重金屬蓄積量也可以反映底泥對(duì)上覆水體影響的持久能力，掌握底泥中重金屬的含量能更加準(zhǔn)確地分析水體重金屬污染狀況（文湘華，1993；佘中盛，1984）。水體下底泥的污染狀況對(duì)全面衡量水環(huán)境質(zhì)量具有重要的作用（Legret和Colandini，1999）。近些年來，隨著我國工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，城市化的進(jìn)程進(jìn)一步加快，城市、農(nóng)村生活廢水和工廠生產(chǎn)廢水的排放，導(dǎo)致我國河流的水污染問題越來越突出。人類活動(dòng)排放的各種污染物進(jìn)入河流，使河流水質(zhì)和河流底泥的物理、化學(xué)性質(zhì)或生物組成發(fā)生變化，從而降低了河流的使用價(jià)值，使河流失去了原有的意義（張乾鑠，2009）。雖然我國政府已經(jīng)意識(shí)到環(huán)境問題的重要性，并逐步重視起來，通過制定各種法律、法規(guī)來嚴(yán)格控制河流流域和湖泊周圍的各種排污點(diǎn)，但是由于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中農(nóng)藥化肥的大面積使用，大量氮、磷等各種物質(zhì)吸附在土壤顆粒上，隨著泥沙顆粒一起遷移，這些泥沙在河流或者湖泊中沉積下來，形成具有一定厚度的含有各種污染物的底泥層。而底泥中有機(jī)物質(zhì)的分解以及各種早期化學(xué)成巖反應(yīng)往往使得底泥孔隙水中生物營養(yǎng)元素(如N、P、Si等)的濃度高于上覆水體，這些高濃度的營養(yǎng)鹽通過底棲生物活動(dòng)、濃度差擴(kuò)散、以及河道水流流態(tài)發(fā)生改變等過程（Aller，1980；Lerman，1975；Hakanson，1980），又不斷地遷移到上覆水體中，使得底泥中大量的污染物被重新釋放出來，從而造成了河流湖泊水體的二次污染（Bermejo等，2003；Caille等，2003），降低水體功能，產(chǎn)生生物毒性效應(yīng)（Vallee等，1972），也對(duì)城市河道的有效治理產(chǎn)生重大影響（Jacqueline和Kevin，2004）。底泥中的硫和氮含量較高，是河流黑臭的主要原因之一（徐祖信，2005）。因此，研究污染底泥修復(fù)治理技術(shù)具有一定的必要性和重要性。國內(nèi)外已經(jīng)有相關(guān)學(xué)者做過這方面的研究，并取得不錯(cuò)的成就，本文通過查閱國內(nèi)國際相關(guān)河流底泥污染修復(fù)的文獻(xiàn)，對(duì)河流底泥的污染危害，污染控制處理與修復(fù)技術(shù)做了概括總結(jié)。希望為今后在處理河流底泥污染問題上提供相關(guān)參考。

1 國內(nèi)外河流底泥污染現(xiàn)狀及污染修復(fù)研究進(jìn)展

1.1 污染現(xiàn)狀

發(fā)達(dá)國家在水質(zhì)改善方面已相當(dāng)成功，但對(duì)河流湖泊底泥的控制不容樂觀，如美國國家環(huán)境保護(hù)局（USEPA）在1998年9月的《污染沉積物戰(zhàn)略總報(bào)告》中指出，“在全美國許多水域，污染沉積物都對(duì)生態(tài)和人體健康造成了危機(jī)，沉積物已成為污染物的儲(chǔ)存庫。1998年4月美國國家環(huán)保局向國會(huì)遞交了“美國EPA污染底泥管理戰(zhàn)略”, 其目的是更好地了解底泥污染的嚴(yán)重性，包括分布的不確定性; 介紹EPA 為減少由污染底泥引起的生態(tài)問題的戰(zhàn)略方案的框架以及由底泥污染而引起的風(fēng)險(xiǎn)措施等。這充分體現(xiàn)了美國對(duì)底泥污染問題的高度重視。底泥中重金屬的富集性與持久性（陳靜生，1983），城市內(nèi)河底泥在美國已發(fā)生的2100起魚類消費(fèi)問題，經(jīng)多次證實(shí)污染來自底泥”（曲久輝，2000）。上世紀(jì)萊茵河流域、荷蘭的阿姆斯特丹港口、德國的漢堡港，底泥污染的情況都十分嚴(yán)重（陳華林和陳英旭，2002）。在我國，也已發(fā)現(xiàn)并證實(shí)了水體底泥具有生物毒性，如樂安在20～195 km段沉積物均顯示出毒性（馬梅等，1997）。鄉(xiāng)村小河的水質(zhì)污染更為嚴(yán)重。許多農(nóng)村小河的水體呈棕褐色，臭氣熏天，垃圾占據(jù)半邊河道，偶爾還有死牲畜漂浮在上面，且藻類繁茂覆蓋水體，不少河水中幾乎無活物存在（孫俊，2010）。安徽巢湖內(nèi)源污染負(fù)荷是外來負(fù)荷的21%，2002年杭州西湖內(nèi)源污染負(fù)荷已經(jīng)達(dá)到外來污染負(fù)荷的41%，而云南滇池中80%的氮和90%的磷都分布在底泥中（張麗萍等，2003）。外污染源控制達(dá)到一定程度后，河流湖泊中的底泥由于歷年排放的污染物大量聚集，底泥對(duì)上覆水體水質(zhì)的影響就顯現(xiàn)出產(chǎn)生了廣泛而嚴(yán)重的社會(huì)影響。2007年6月11日，安徽巢湖藍(lán)藻暴發(fā)；2007年6月24日，云南滇池藍(lán)藻暴發(fā)；2007年7月11日，武漢東湖子湖之一的官橋湖面出現(xiàn)大面積“翻塘”，近3萬公斤魚因缺氧死亡；就連一向很少有藍(lán)藻出沒的北方地區(qū)也難以幸免，北戴河飲用水庫也出現(xiàn)了藍(lán)藻蔓延現(xiàn)象（長江流域水資源保護(hù)局，2007）。可見，國內(nèi)外河流湖泊中底泥污染現(xiàn)象都比較普遍。

1.2 底泥污染物的常見種類、污染途徑以及危害

1.2.1 重金屬

重金屬是指相對(duì)密度在4.0以上的約60種金屬元素或相對(duì)密度在5.0以上的45種金屬元素，主要包括汞、鎘、鉛、鉻以及類金屬砷等生物毒性顯著的重元素。重金屬具有生物有效性，即重金屬有能被生物吸收利用或?qū)ι锂a(chǎn)生毒性效應(yīng)的性狀，可用間接的毒性數(shù)據(jù)或生物體濃度數(shù)據(jù)來評(píng)價(jià)。河流底泥中的重金屬與不同載體相結(jié)合，以多種形態(tài)存在，大致有可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)和金屬殘片等。不同形態(tài)的重金屬具有不同的生物有效性（程曉東和郭明新，2001）。Stone和Droppo（1996）研究了加拿大安大略省河流沉積物中重金屬的分布時(shí)發(fā)現(xiàn)，在各徑粒范圍內(nèi)的沉積物中，有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)都是Zn、Pb等重金屬的主要存在形態(tài)。重金屬通過吸附、絡(luò)合、沉淀等作用而沉積到底泥中，同時(shí)與水相保持一定的動(dòng)態(tài)平衡。當(dāng)環(huán)境條件發(fā)生變化時(shí)，重金屬極易再次進(jìn)入水體，成為二次污染源（鐘萍等，2007）。

1.2.2 營養(yǎng)物質(zhì)

營養(yǎng)物質(zhì)，包括氮磷化合物。經(jīng)各種途徑進(jìn)入水體的N，P等營養(yǎng)元素，相當(dāng)一部分沉積到底泥中。水生植物的生長會(huì)吸收部分營養(yǎng)成分，但大部分仍與水體保持動(dòng)態(tài)平衡。當(dāng)水體污染源得到一定控制后，N，P則可能主要來自底泥的釋放，嚴(yán)重時(shí)可造成水體富營養(yǎng)化（王化可等，2006）。水體中磷的含量過高會(huì)造成藻類的大量繁殖，藻類的生長和腐爛過程中會(huì)消耗大量的溶解氧，氨的濃度過高會(huì)對(duì)水體中的有機(jī)體產(chǎn)生毒副作用（Blum等，2001）。

1.2.3 大量難降解有機(jī)物

難降解有機(jī)物，包括油和油脂，PAH（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons，多環(huán)芳烴），PCBs（polychlorinated biphenyls，多氯聯(lián)苯）等，由于疏水性強(qiáng)、難降解，在底泥中大量積累。底泥中的POPs類污染物能通過生物富集作用在生物體內(nèi)達(dá)到較高的濃度，從而對(duì)生物體產(chǎn)生較強(qiáng)的毒害作用。由于疏水性強(qiáng)，難降解，在底泥中大量積累。通過生物富集作用，有毒有機(jī)物可以在生物體內(nèi)達(dá)到較高的水平，從而產(chǎn)生較強(qiáng)的毒害作用，通過食物鏈還可能危害到人類（王化可等，2006）。

1.2.4 持久性有毒污染物(PTS)

底泥中的PTS類污染物能夠通過生物富集作用在生物體內(nèi)達(dá)到較高的濃度，從而對(duì)生物體產(chǎn)生較強(qiáng)的毒害作用。這些污染物還能夠通過水-泥界面的遷移轉(zhuǎn)化作用重新進(jìn)入水體，并通過復(fù)雜的污染生態(tài)化學(xué)過程，即在氣-水-生物-底泥等多介質(zhì)環(huán)境體系中的遷移、轉(zhuǎn)化和暴露，在人和動(dòng)物體內(nèi)大量累積，影響人和動(dòng)物的生殖系統(tǒng)健康，從而對(duì)人類未來的生存發(fā)展構(gòu)成嚴(yán)重威脅（Blum等，2001；Mans，2001）。

1.3 污染修復(fù)中存在的問題

許多國家進(jìn)行河流污染生態(tài)恢復(fù)，但是多是河道形態(tài)的修復(fù)，而且多集中于生態(tài)恢復(fù)材料的開發(fā)及生境斑塊的設(shè)計(jì)和構(gòu)建上。而關(guān)于系統(tǒng)在恢復(fù)中的生態(tài)學(xué)過程和機(jī)理的研究卻很少，缺乏證明受損河流生態(tài)系統(tǒng)在恢復(fù)過程中是如何進(jìn)行自我調(diào)節(jié)的理論和實(shí)驗(yàn)體系。中國河流生態(tài)修復(fù)方面的研究起步較晚。近年來，北京、上海、天津等少數(shù)大城市已經(jīng)著手對(duì)城市河流的生態(tài)環(huán)境進(jìn)行較大規(guī)模的整治，但這些河道治理工程在很大程度上仍然采用傳統(tǒng)的設(shè)計(jì)思想和技術(shù)。即使是中小河流，河道護(hù)岸仍然只是考慮河道的安全性問題，以混凝土護(hù)岸為主，而沒有考慮工程建筑對(duì)河流環(huán)境和生態(tài)系統(tǒng)及其動(dòng)植物及微生物生存環(huán)境的影響，從而帶來了一系列生態(tài)學(xué)問題。在北京、上海等為數(shù)不多的大城市也開展了生態(tài)河流修復(fù)實(shí)驗(yàn)，但由于河岸兩側(cè)可利用土地的限制，河流修復(fù)只限于河兩岸的綠化尺度（汪秀麗，2010）。

2 底泥污染控制處理與修復(fù)技術(shù)

底泥的污染歸根結(jié)底是對(duì)水體的污染和底棲生物的危害。如果能消除其對(duì)水體和底棲生物的作用，則就能有效降低污染底泥的環(huán)境影響。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態(tài)系統(tǒng)中的遷移，也可采用各種處理方法降低或消除污染物的毒性，以減小其危害。有些河道底泥淤積嚴(yán)重，開展底泥修復(fù)工作是提高河道排洪能力和促進(jìn)河水水質(zhì)改善的必要措施（唐迎洲和阮曉紅，2003）。通過查閱相關(guān)文獻(xiàn)，得知目前國內(nèi)外修復(fù)底泥污染的方法主要有以下幾個(gè)方面。

2.1 控制外源污染物

外源污染物大量輸入是造成河流底泥污染的重要原因，要解決污染問題首先就要斷掉污染源。1)實(shí)現(xiàn)流域內(nèi)工業(yè)廢水的達(dá)標(biāo)排放，生活污水集中處理。從根本上截?cái)嗤獠枯斎朐?，使水體失去污染物質(zhì)的來源。2)為城市河流建設(shè)污染緩沖帶（譚炳卿和孔令金，2002）。緩沖帶是指河道與陸地的交接區(qū)域，在這一區(qū)域種植植被可起到阻擋污染物進(jìn)入河流的最后一道屏障的作用使溶解的和顆粒狀的營養(yǎng)物生物群落消耗或轉(zhuǎn)化（張南等，2010）。

2.2 物理修復(fù)

物理修復(fù)是借助工程技術(shù)措施，消除底泥污染的一種方法。

2.2.1 常見的物理修復(fù)方法

1)底泥疏浚：底泥中含有大量的有機(jī)物、氮、磷、重金屬等污染物質(zhì)。清除水底淤泥，可削減水體內(nèi)源性污染物的釋放量，同時(shí)還可達(dá)到增大環(huán)境容量的目的（邢雅囡等，2006）。

2)引水沖污：這原先是一種湖泊凈化技術(shù)，在湖泊富營養(yǎng)化治理中有應(yīng)用實(shí)例，對(duì)于污染嚴(yán)重且流動(dòng)緩慢的城市河流也可考慮采用。

3)水體曝氣：采用人工方式向水體中充氧,加速水體的復(fù)氧過程，提高水中好氧微生物的活力，增強(qiáng)河流自凈能力，以改善水質(zhì)。人工增氧在英國的泰晤士河、德國的Berlin河、北京的清河、上海的綏寧河和福州的白馬支河都曾采用（陳宗明，1998）。

4)底泥覆蓋：通過在底泥表面敷設(shè)滲透性小的塑料膜或卵石，削減波浪擾動(dòng)時(shí)的底泥翻滾，有效抑制底泥營養(yǎng)鹽的釋放，提高湖水透明度，促進(jìn)沉水植物的生長。但存在治標(biāo)不治本、成本高、難以大面積使用等缺點(diǎn)，而且影響湖體固有的生態(tài)環(huán)境。

5)水力調(diào)度技術(shù)：水力調(diào)度技術(shù)是根據(jù)生命體的生態(tài)水力特性，營造出特定的水流環(huán)境和水生生物所需要的環(huán)境，抑制藻類大量繁殖。采取水系連通等方式。遵循“湖程取長、渠程取短”的原則。但應(yīng)注意防洪、防澇、防沙、防螺、防污染遷移和防內(nèi)源釋放（張南等，2010）。物理修復(fù)方法中，疏浚是最常見的方法。

2.2.2 物理修復(fù)存在的問題

物理修復(fù)最大的優(yōu)點(diǎn)是見效快。當(dāng)?shù)啄嘀形廴疚锏臐舛雀叱霰镜字?～3倍時(shí)，即認(rèn)為對(duì)人類及水生生態(tài)系統(tǒng)有潛在危害，則要考慮進(jìn)行疏浚。從國內(nèi)外的相關(guān)研究和技術(shù)應(yīng)用來看（丁永良和李梅姿，1998；劉鴻亮和金相燦，1999；湯建中和宋韜，1998；陳偉等，2001），物理疏浚技術(shù)在一定程度上取得了較為明顯的效果，但總體來說存在以下幾個(gè)主要問題：

1)成本高。疏浚成本受許多因素影響，包括設(shè)備類型、項(xiàng)目大小、堆放場、底泥密度、輸送距離、底泥的綜合利用等。

2)疏浚過深將會(huì)破壞原有的生態(tài)系統(tǒng)。底泥疏浚可能會(huì)去除底棲生物，破壞魚類的食物鏈。如果底泥被完全疏挖，可能需要2-3年才能重新建立底棲生物群落。如果底泥疏挖不徹底，底棲生物群落的恢復(fù)相對(duì)比較快。因此采取疏浚方法時(shí)，必須加強(qiáng)實(shí)驗(yàn)研究和科學(xué)決策，慎重考慮投人效益比。如果疏浚不當(dāng)，會(huì)造成更嚴(yán)重的污染，如荷蘭Zierikzee灣由于底泥疏浚過程中使大量底泥再懸浮于水體中，加之下層底泥中的污染物釋放加快，導(dǎo)致水體水質(zhì)在短期內(nèi)迅速惡化，疏浚后沉積物污染變得比疏浚前更為嚴(yán)重（Murphy等，1999）。

3)疏浚底泥的處理是環(huán)境保護(hù)的選擇。疏浚底泥以其量大、污染物成分復(fù)雜、含水率高而使其處理困難（曲久輝，2000）。

2.3 化學(xué)修復(fù)

化學(xué)修復(fù)是一個(gè)人工的化學(xué)自然過程，被用來改變自然界物質(zhì)的化學(xué)組成。主要靠向底泥施入化學(xué)修復(fù)劑與污染物發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，從而使被污染物易降解或毒性降低，不需底泥再處理（宋崇渭和王受泓，2006）。

2.3.1 常見的化學(xué)修復(fù)方法

1)投加除藻劑：這是一種簡便、應(yīng)急的控制水華的辦法，短期效果明顯，常用的除藻劑有硫酸銅、西瑪三嗪等。當(dāng)除藻劑與絮凝劑聯(lián)合使用時(shí)，可加速藻類聚集沉淀。值得注意的是，除藻劑具有副作用，應(yīng)根據(jù)水體的功能要求慎重使用（Mans，2001）。

2)絮凝沉淀（也叫底泥封閉技術(shù)（孫傅等，2003））：水體中的磷是水體富營養(yǎng)化的一個(gè)主要影響因素，絮凝沉淀技術(shù)可控制河流內(nèi)源磷的磷釋放。其是向水體投加鋁鹽、鐵鹽、鈣鹽等藥劑，使之與河水中溶解態(tài)磷形成不溶性固體轉(zhuǎn)移到底泥中。常采用的沉磷化學(xué)藥劑有三氯化鐵、碳酸鈣、明礬等。

3)重金屬的化學(xué)固定：調(diào)高pH是將重金屬結(jié)合在底泥中的主要化學(xué)方法。在較高pH環(huán)境下，重金屬會(huì)形成硅酸鹽、碳酸鹽、氫氧化物等難溶性沉淀物。加入石灰、硅酸鈣爐渣、鋼渣等堿性物質(zhì)可以抑制底泥中的重金屬進(jìn)入水體（張南等，2010）。

2.3.2 化學(xué)修復(fù)存在的問題

1）加入化學(xué)物質(zhì)后，水底發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，會(huì)對(duì)底棲生物有較大影響。雖然這項(xiàng)技術(shù)在20世紀(jì)70年代就發(fā)展起來，但沒有被廣泛運(yùn)用，它對(duì)水環(huán)境的不利影響尚不完全清楚。

2）投加混凝劑后,水體中磷的濃度下降，有利于抑制藻類生長，使水體透明度增加，水質(zhì)得到改善。但藻類受到抑制后，沉水植物等往往會(huì)因?yàn)橥该鞫仍黾樱庹諚l件改善而向深水區(qū)域發(fā)展，引發(fā)新的生態(tài)問題。

3）由于需要投加化學(xué)品，公眾可能難以接受（孫傅等，2003）。

2.4 生物方法

底泥的生物修復(fù)技術(shù)，是指利用培育的植物或培養(yǎng)、接種的微生物的生命活動(dòng)，對(duì)底泥中的污染物進(jìn)行轉(zhuǎn)移、轉(zhuǎn)化及降解，從而達(dá)到修復(fù)底泥的目的（宋崇渭和王受泓，2006）。

2.4.1 常見的生物修復(fù)技術(shù)

1)微生物修復(fù)技術(shù)：微生物可以將受污染水體中的有機(jī)物降解為無機(jī)物。對(duì)部分無機(jī)污染物如氨氮進(jìn)行氧化從而去除。當(dāng)河流污染嚴(yán)重而又缺乏有效微生物作用時(shí)，投加微生物以促進(jìn)有機(jī)污染物降解。適合于河流凈化的微生物主要有硝化菌、有機(jī)污染物高效降解菌和光合細(xì)菌(Photosynthetic Bacteria，PSB)（曾宇和秦松，2000）。

2)植物凈化技術(shù)：主要包括水生植被恢復(fù)技術(shù)、水培技術(shù)、生物浮床技術(shù)等。自然界可以凈化環(huán)境的植物有100多種，比較常見的水生植物有水葫蘆、浮萍、蘆葦、燈芯草、香蒲和鳳眼蓮。植物修復(fù)技術(shù)主要有以下優(yōu)點(diǎn)：低投資、低能耗；處理過程與自然生態(tài)系統(tǒng)有著更大的相融性，無二次污染；能實(shí)現(xiàn)水體營養(yǎng)平衡，改善水體的自凈能力：對(duì)水體的各種主要污染物均有良好的處理效果。但由于有些水生植物繁殖速度太快，當(dāng)打撈速度跟不上其生長速度時(shí)，易使大面積水面受其覆蓋，降低水體的自凈能力，并且未打撈的水生植物腐爛物還會(huì)對(duì)水體形成二次污染，所以應(yīng)慎重采用水生植物凈化水體。

3)人工濕地技術(shù)：人工濕地的污染凈化過程涉及物理、化學(xué)、生物等多方面綜合作用。人工濕地對(duì)污染河水的凈化主要有以下幾個(gè)途徑：通過過濾和截留去除顆粒物；通過濕地介質(zhì)的吸附、絡(luò)合、離子交換等作用去除磷和重金屬離子；通過濕地微生物作用，降解有機(jī)污染物，去除水中的氮；通過植物吸收去除水中的氮磷富集重金屬。人工濕地凈化河水的效能受濕地水流流態(tài)、水力負(fù)荷、種植植物類型和數(shù)量、溫度、pH、填充介質(zhì)類型、運(yùn)行方式等因素的影響（楊敦和周琪，2003）。

4)生物調(diào)控技術(shù)：人為調(diào)節(jié)生態(tài)環(huán)境中各種生物的數(shù)量和密度，通過食物鏈中不同生物的相互競爭的關(guān)系，來抑制藻類的生長。該技術(shù)具有以下優(yōu)點(diǎn)：處理效果好、工程造價(jià)低、運(yùn)行成本低，不會(huì)形成二次污染，還可適當(dāng)提高水庫的經(jīng)濟(jì)效益。

5)生物膜技術(shù)：根據(jù)天然河床上附著生物膜的過濾作用及凈化作用，人工填充濾料和載體。利用濾料和載體比表面積大、附著生物種類多、數(shù)量大的特點(diǎn)，從而使河流的自凈能力成倍增長。生物膜技術(shù)因其降解能力強(qiáng)、接觸時(shí)間短、占地面積小以及投資少等特點(diǎn)，而得到了長足的發(fā)展與應(yīng)用，一些發(fā)達(dá)國家已經(jīng)在工程實(shí)踐中運(yùn)用多種生物膜技術(shù)對(duì)污染嚴(yán)重的中小河流進(jìn)行凈化并獲得良好效果（周勇和操家順，2007）。

6)土地處理技術(shù)：污水特別是生活污水中含有大量的氮、磷等營養(yǎng)物質(zhì)，用污水通過慢速滲濾方式進(jìn)行農(nóng)業(yè)灌溉可以滿足農(nóng)作物和其他植物生長所必需的營養(yǎng)。同時(shí)也去除了污染物質(zhì)，能在很大程度上緩解我國水資源的緊缺狀況。該方法水力負(fù)荷一般較低，滲流速度慢（張南等，2010）。

2.4.2 采用生物修復(fù)技術(shù)的主要缺點(diǎn)

1)速度慢。相對(duì)于底泥疏浚，底泥修復(fù)是一個(gè)緩慢的過程。生物-生態(tài)修復(fù)過程中水生植物的生長與季節(jié)有關(guān)，微生物的生長活性與溫度、pH、溶解氧等諸多因素有關(guān)。

2)河流水質(zhì)變化帶有一定的隨機(jī)性，因?yàn)楹恿魉|(zhì)一般與進(jìn)人河流的污染源排放特性相關(guān)，與河流周圍居民的生活特性和工廠生產(chǎn)周期相關(guān)。所以河道接納的污染物的不確定性對(duì)所選取修復(fù)的生物種類提出了很高的要求。

3)當(dāng)采用水生植物方法時(shí)，必須及時(shí)收割,避免植物枯萎后產(chǎn)生腐敗分解，重新污染水體。

3 底泥的綜合利用

底泥最理想的處理方案必然是實(shí)現(xiàn)底泥的資源化利用，將疏浚底泥作為其他產(chǎn)品的原材料，實(shí)現(xiàn)資源循環(huán)利用將成為底泥處理處置的必然方向（陶君，2010）。常見的底泥利用有以下幾個(gè)方面。

3.1 底泥堆肥

這是一種較好的底泥處里方法。這種方式可以使底泥中含有的有機(jī)物重新進(jìn)入自然環(huán)境。從而改良土壤結(jié)構(gòu)、增加土壤肥力、促進(jìn)作物的生長。底泥中含有大量植物生長所必需的肥分(氮、磷、鉀)、微量元素(鈣、鎂、銅、鐵)及土壤改良劑(有機(jī)腐殖質(zhì))。但是底泥中也含有大量對(duì)植物、土壤及水體有危害作用的病菌、寄生蟲(卵)、難降解有機(jī)物、重金屬離子以及多氯聯(lián)苯、二惡英、放射性元素等難降解有毒有害物質(zhì)這些物質(zhì)會(huì)造成對(duì)土壤地表水和地下水的嚴(yán)重污染，重金屬離子等甚至可能產(chǎn)生致癌物質(zhì)。因此，底泥在作農(nóng)田林地利用前，應(yīng)首先進(jìn)行檢測分析，用堆肥處理以殺死病菌及寄生蟲卵。采取物理化學(xué)方法去除重金屬離子等有害物質(zhì)。但處理不當(dāng)會(huì)產(chǎn)生相當(dāng)危險(xiǎn)的后果，化肥的普遍應(yīng)用造成底泥堆肥銷售市場難以開發(fā)等。這些使得此種處置方式尚在研究開發(fā)當(dāng)中未得到普遍的推廣（田耀金和宋曉光，2007）。

3.2 建材利用

利用底泥制造磚、水泥、陶瓷等建材是一種變廢為寶的處理方法，不但可以減少因堆放侵占的耕地，同時(shí)可以緩解磚瓦廠、水泥廠土源緊張和對(duì)農(nóng)田的取土破壞，社會(huì)效益顯著。建材利用對(duì)底泥的預(yù)處理要求較高，必須對(duì)底泥進(jìn)行徹底的除臭除毒。用硝化等方法將底泥中極易發(fā)臭腐敗的有機(jī)物腐殖質(zhì)分解成二氧化碳、氮和水，并采取措施殺滅各種病原體，然后用物理化學(xué)方法把底泥中的鉻、鎘、鉛等重金屬轉(zhuǎn)化為水不溶物實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定化，再通過脫水使底泥含水率盡可能降低。最后這些除臭除毒滅菌脫水后的底泥方可用來制造建材。

3.2.1 制陶粒

王中平等(1999)利用蘇州河底泥制做陶粒的實(shí)驗(yàn)研究結(jié)果表明，經(jīng)適當(dāng)?shù)某煞终{(diào)整，經(jīng)高溫焙燒后能燒制出700號(hào)的粘土陶粒產(chǎn)品，并且底泥中的重金屬將大部分固熔于陶粒中，不會(huì)對(duì)環(huán)境造成新的污染。

3.2.2 制造磚瓦

底泥中一般含有的大量有機(jī)物在焙燒過程中燒失產(chǎn)生微孔，這樣就可以降低產(chǎn)品的體積密度，通過調(diào)節(jié)配方可以制得輕質(zhì)磚。張群(1995)利用滇池草海底泥，外加粉煤灰或粘土，經(jīng)過嚴(yán)格配料，工藝條件完善，燒結(jié)出來的磚與普通粘土燒出來的磚相比，外觀光滑、平整、不彎曲、無缺棱掉角的現(xiàn)象，顏色音質(zhì)優(yōu)良，其質(zhì)量比粘土磚輕0.13～0.17 kg/塊。其抗壓和抗折的強(qiáng)度達(dá)到100～200號(hào)標(biāo)號(hào)，強(qiáng)度值比粘土磚要高,其他性能優(yōu)于粘土燒結(jié)磚。薛世浩和汪竹茂(1999)利用南淝河底泥制磚的試驗(yàn)結(jié)果表明，成品符合MU7.5級(jí)磚的等級(jí)要求，干容重為1364 kg·m-3。低于燒結(jié)普通磚容重的20%，其導(dǎo)熱系數(shù)為1.44 kJ·kg-1，比燒結(jié)普通磚低53%，具有一定保溫隔熱性能。

3.2.3 制造水泥熟料

揚(yáng)磊等（2000）利用蘇州河底泥生產(chǎn)水泥熟料技術(shù)研究表明，蘇州河底泥可以滿足水泥生料的配料要求，其中的有機(jī)污染物和重金屬元素在水泥生產(chǎn)中和產(chǎn)品使用中對(duì)環(huán)境和人體均不會(huì)造成二次污染和危害，其熟料礦物組成及水化產(chǎn)物與硅酸鹽熟料相同，工業(yè)化中試產(chǎn)品0.0525達(dá)到GB175-92要求，利用蘇州河底泥生產(chǎn)水泥熟料在技術(shù)上是可行的。

3.2.4 制瓷質(zhì)磚

梁啟斌等（2004）利用東湖底泥和粉煤灰作為主要原料，以偉晶花崗巖和石英添加劑，可以燒制出吸水率、斷裂模數(shù)到國家有關(guān)質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的瓷質(zhì)磚，瓷坯的顏色呈淺紅-暗紅-砂系列；當(dāng)?shù)啄嗪扛哌_(dá)70%時(shí)，容易出現(xiàn)生坯開裂、高溫起等缺陷；而底泥含量為40%的配方；生坯強(qiáng)度低、成型較難，結(jié)溫度范圍窄。生產(chǎn)中難以控制,故配方范圍在50%～60%；泥含量為60%的配方，成品性能好，燒成溫度范圍較寬，約1110～1180 ℃，是較佳的配方組成。

3.2.5 制滲水磚

滲水磚是一種新型的路面建設(shè)材料，它可廣泛的用于住宅、人行道、公園、廣場、植物園、工廠區(qū)、停車場、球場、花房等承載壓力較小的路面上。與普通的墻地磚不同的是它沒有致密的坯體，而是有著大量相互連通的孔隙，在雨天它能使雨水迅速的滲入地下，不致產(chǎn)生路面積水，而在地面溫度較高時(shí)，它又可以像綠色植物一樣從地表蒸發(fā)水分，既提高了空氣濕度，又減弱了城市的“熱島效應(yīng)”，具有廣闊的應(yīng)用前景。劉科和鄧琦（2009）利用湖底淤泥、無堿高溫黏結(jié)劑和適量成孔劑，通過燒結(jié)法可生產(chǎn)出滲水性能良好的滲水磚樣品。采用干壓成形法、不同的燒成方法、燒成溫度在1145℃～1175℃之間可以獲得滲水率20.46～199.56 L·m-2·min-1之間、抗壓強(qiáng)度達(dá)到30 MPa不同性能的滲水磚。

3.3 底泥低溫?zé)峤?/p>

底泥低溫?zé)峤馐且环N發(fā)展中的能量回收型底泥熱化學(xué)處理技術(shù)，它通過在催化劑作用下無氧加熱干燥底泥至一定溫度，由干餾和熱分解作用使底泥轉(zhuǎn)化為油、反應(yīng)水、不凝性氣體和炭等可燃產(chǎn)物，最大轉(zhuǎn)化率取決于底泥組成和催化劑的種類，其性質(zhì)與柴油相似。這是一個(gè)新興的課題，因熱解的無害化和減量化徹底，所以這項(xiàng)技術(shù)有著很好的發(fā)展前景，目前處于探索和試驗(yàn)階段（田耀金和宋曉光，2007）。

3.4 進(jìn)行濕地及棲息地的建設(shè)

疏浚底泥還可用于建設(shè)濕地，并進(jìn)一步作為動(dòng)物的棲息地（Carpenter等，1997）。例如，荷蘭的風(fēng)車島的一部分就是用疏浚物質(zhì)堆積而成的。美國阿拉巴馬州的蓋亞爾渠作為疏浚底泥的處置場所，并在疏浚底泥上種植濕地植物作為野生動(dòng)物的棲息地。華盛頓也利用疏浚底泥建造了島嶼，并在其上種植了海草，建設(shè)成為濕地。這種疏浚底泥資源化利用途徑對(duì)生態(tài)環(huán)境的修復(fù)和建設(shè)有著極其重要的意義（Sabat等，2002）。

3.5 修復(fù)嚴(yán)重?fù)蟿?dòng)的土地

嚴(yán)重?cái)_動(dòng)的土地是指各種采礦后殘留的礦場、建筑取土廢用的深坑、森林采伐場、垃圾填埋場、地表嚴(yán)重破壞區(qū)等需要復(fù)墾的土地。疏浚底泥用于修復(fù)嚴(yán)重?cái)_動(dòng)的土地也避開了食物鏈，對(duì)人類生活潛在威脅較小，既處置了疏浚底泥，又恢復(fù)了生態(tài)環(huán)境，是一種很好的利用途徑（宋崇渭和王受泓，2006）。紐約、新澤西港曾嘗試將疏浚出的泥漿混入灰分和石灰石，回填到賓夕法尼亞州的露天礦石場內(nèi)，以消除原硫礦中酸性浸出液。同時(shí)解決疏浚排泥和水系污染兩個(gè)環(huán)境問題（李幼萌，1998）。

3.6 用于填方

張旭東等（2005）發(fā)現(xiàn)對(duì)疏浚底泥進(jìn)行預(yù)先處理，使其適合于工程要求，然后進(jìn)行回填施工，可作為填方材料進(jìn)行使用。用底泥修建濱湖綠化帶、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 總結(jié)

1) 當(dāng)前國內(nèi)外的河流污染現(xiàn)象仍然十分嚴(yán)重，雖然各國都采取了相關(guān)處理措施，但污染治理的還不是很完善，甚至有的河流仍然被污染著。

2) 對(duì)底泥的污染控制同其它環(huán)境污染問題治理一樣，是一個(gè)長期的過程，不可能在短時(shí)間內(nèi)解決，也不可以單純采用某一種技術(shù)。底泥的污染處理，一要從源頭上控制污染源，保護(hù)好未被污染的資源，二要對(duì)已經(jīng)被污染了的河流采取物理的、化學(xué)的和生物的方法進(jìn)行處理，各種方法都有其利與弊，要針對(duì)不同污染情況及河流自身狀況采取相應(yīng)的方法，而且也可以綜合幾種措施一起。

3) 對(duì)處理過的底泥進(jìn)行資源化利用也是當(dāng)前研究的熱點(diǎn)。由于，我國人多地少非常突出，以及我國處在經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展階段，農(nóng)業(yè)和建筑業(yè)可以消納大量的底泥，這樣不僅解決了底泥的出路問題，同時(shí)可以變廢為“寶”，帶來一定的經(jīng)濟(jì)效益，走上一條可持續(xù)發(fā)展的道路。但是，利用的前提是不會(huì)給環(huán)境帶來二次污染。

4) 結(jié)合我國的國情來看，我國河流湖泊眾多，且污染程度各異，我國處于社會(huì)主義初級(jí)階段，不可能像歐美這些國家一樣花費(fèi)重金來治理河流污染，我們要在經(jīng)濟(jì)條件允許的范圍內(nèi)，大力發(fā)展生物修復(fù)技術(shù)，如高等植物對(duì)底泥中重金屬的累積，特異微生物對(duì)有機(jī)物的分解等，綜合底泥疏浚和生物修復(fù)，實(shí)現(xiàn)污染處理的最大化和和修復(fù)后底泥資源利用的最優(yōu)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. 光合細(xì)菌在水處理中的應(yīng)用[J].城市環(huán)境與城市生態(tài), 13(6): 29-31.

陳華林，陳英旭. 2002. 污染底泥修復(fù)技術(shù)進(jìn)展[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù), 21(2): 179-182.

陳靜生. 1983.沉積物金屬污染研究中的若干問題[J]. 環(huán)境科學(xué)叢刊, 8(4): 1-2.

陳偉, 葉舜濤, 張明旭. 2001. 蘇州河河道曝氣復(fù)氧探討[J]. 給水排水, 27(4): 7-9.

陳宗明. 1998. 上海蘇州河的環(huán)境綜合整治[J]. 城市發(fā)展研究, 40(3): 47-50.

長江流域水資源保護(hù)局.中國水污染事故頻發(fā)[EB/OL]. 2007 [2008-03-15].http://www.ywrp.gov.cn/Html/sthjbh/103206772.html.

程曉東，郭明新. 2001. 河流底泥重金屬不同形態(tài)的生物有效性[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù), 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].漁業(yè)現(xiàn)代化, (6):23-25.

廣東省水利廳.廣東省水資源公報(bào) [EB]. 2012[2013-08-05]. http://www.gdwater.gov.cn/yewuzhuanji/szygl/szygb

金相燦. 1992. 沉積物污染化學(xué)[M]. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社: 1-5

李幼萌. 1998. 紐約港利用疏浚泥漿的嘗試[J].港工技術(shù), 12(4): 26.

梁啟斌, 周俊, 王焰新. 2004.利用湖泊底泥和粉煤灰制備瓷質(zhì)磚的實(shí)驗(yàn)研究[J]. 地球科學(xué), 29(3): 347-351.

劉鴻亮, 金相燦. 1999. 湖泊底泥環(huán)境疏浚工程技術(shù)[J]. 中國工程科學(xué), 1(1): 81-84.

劉科, 鄧琦. 2009. 利用湖底淤泥試制陶瓷滲水磚[J]. 山東陶瓷, 32(2): 11-16.

馬梅, 童中華, 王懷瑾等. 1997. 樂安江水和沉積物樣品的生物毒性評(píng)估[J]. 環(huán)境化學(xué), 16(2): 167-171.

曲久輝. 2000. 我國水體復(fù)合污染與控制[J]. 科學(xué)對(duì)社會(huì)的影響, (1): 36-40.

佘中盛. 1984. 松花湖及入湖河流沉積物的重金屬分布及污染研究[J].中國環(huán)境科學(xué), 4( 3) :76-79．

水利部國際合作與科技司. 2005. 河流生態(tài)修復(fù)技術(shù)現(xiàn)狀及展望[C]//水利部國際合作與科技司.河流生態(tài)修復(fù)技術(shù)研討會(huì)論文集.北京: 中國水利水電出版社: 3-5.

宋崇渭, 王受泓. 2006.底泥修復(fù)技術(shù)與資源化利用途徑研究進(jìn)展[J]. 中國農(nóng)村水利水電, (8): 30-33.

宋慶輝, 楊志. 2002. 對(duì)我國城市河流綜合管理的思考[J].水科學(xué)進(jìn)展, 13(3): 378-382.

孫傅, 曾思育, 陳吉寧. 2003. 富營養(yǎng)化湖泊底泥污染控制技術(shù)評(píng)估[J].環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備, 4(8):6 2-64.

孫俊. 2010. 農(nóng)村河道底泥污染成因及治理措施[J]. 農(nóng)技服務(wù), 27(8): 1053-1055.

譚炳卿, 孔令金. 2002. 河流保護(hù)與管理綜述[J].水資源保護(hù), (3): 53-57.

湯建中, 宋韜. 1998.城市河流污染治理的國際經(jīng)驗(yàn)[J]. 世界地理究, 7(2): 114-118.

唐迎洲, 阮曉紅. 2003. 城區(qū)河道底泥修復(fù)技術(shù)探討[J]. 北方環(huán)境, 28(2): 39-41.

陶君. 2010. 河道疏浚底泥處理與資源利用方案研究[D]. 天津: 天津理工大學(xué)研究生部: 23-42

田耀金, 宋曉光. 2007. 河道底泥污染及其處置方法[J]. 中國水利, (12): 67.

汪秀麗. 2010. 淺議河流生態(tài)修復(fù)[J].水利電力科技，36(1): 7-8.

王化可, 李文達(dá), 陳發(fā)揚(yáng). 2006.富營養(yǎng)化水體底泥污染控制及生物修復(fù)技術(shù)探討[J]. 能源與環(huán)境, (1): 15-16.

王中平, 徐基璇. 1999. 利用蘇州河底泥制備陶粒[J]. 建筑材料學(xué)報(bào), 2(2): 178-181.

文湘華. 1993. 水體沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)研究[J]．環(huán)境化學(xué), 12(5): 334-341．

邢雅囡, 阮曉紅, 趙振華. 2006. 城市河道底泥疏浚深度對(duì)氮磷釋放的影響[J]. 河海大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 34(4): 378-382.

徐祖信, 張錦平, 廖振良, 等. 2005.蘇州河底泥對(duì)上復(fù)水水質(zhì)污染影響[J]. 城市環(huán)境與城市生態(tài), 18(6): 1-3.

薛世浩, 汪竹茂. 1999. 利用淤泥制磚的半工業(yè)性試驗(yàn)[J]. 磚瓦, (3): 26-28.

楊敦, 周琪. 2003. 人工濕地脫氮技術(shù)的機(jī)理及應(yīng)用[J]. 中國給水排水, 19(1): 23-24.

楊磊, 計(jì)亦奇, 張雄, 等. 2000. 利用蘇州河底泥生產(chǎn)水泥熟料技術(shù)研究[J]. 水泥, (10): 10-12.

張麗萍, 袁文權(quán), 張錫輝. 2003. 底泥污染物釋放動(dòng)力學(xué)研究[J]. 環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備, 4(2): 22-26.

張南, 張勇, 賴?yán)? 2010. 淺析城市河流生態(tài)修復(fù)技術(shù)[J]. 山西建筑, 36(23): 347-348.

張乾鑠. 2009.生物-生態(tài)措施修復(fù)治理河流污染綜述[J].現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技，(6): 264-266.

張群. 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.

張旭東, 祁繼英. 2005. 疏浚底泥資源化利用[J]. 北方環(huán)境, 20(2): 48-50.

鄭習(xí)健. 1996. 珠江廣州河段底泥的污染分析[J].長江建設(shè), (5): 17 -18.

鐘萍, 李麗, 李靜媚, 等. 2007.河流污染底泥的生態(tài)修復(fù)[J]. 生態(tài)科學(xué), 26(2): 181-182.

周勇, 操家順. 2007.生物填料在重污染河道治理中的應(yīng)用研究[J].環(huán)境污染與防治, 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

許煉烽，鄧紹龍，陳繼鑫，夏鐘文. 河流底泥污染及其控制與修復(fù)[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 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.

廣東省惠州市科技計(jì)劃項(xiàng)目（2006G57）

許煉烽(1963年生)，男，高級(jí)工程師，主要從事生態(tài)保護(hù)及生態(tài)評(píng)價(jià)研究。E-mail: eia888@163.com

2013-09-06