方紅衛(wèi)，李曉翠，黃 磊，張 濤，韓 旭，高圻烽

(1.水沙科學(xué)與水利水電工程國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100084； 2.清華大學(xué)水利水電工程系，北京 100084)

底泥廣泛存在于河流、湖泊和水庫(kù)等天然水體中，是水生生態(tài)系統(tǒng)中眾多底棲生物賴以生存的場(chǎng)所，同時(shí)也是大量有毒有害污染物的蓄積庫(kù)[1]。社會(huì)經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展導(dǎo)致水體污染嚴(yán)重，而底泥則承接了水體中的各種環(huán)境物質(zhì)，從營(yíng)養(yǎng)鹽、重金屬到有機(jī)污染物等，對(duì)其遷移轉(zhuǎn)化起著顯著的源和匯的作用。底泥中積累的污染物受到一定的擾動(dòng)時(shí)，會(huì)釋放進(jìn)入上覆水體，使其成為潛在的內(nèi)源污染[2-3]，造成水體富營(yíng)養(yǎng)化、藻華、黑臭等極端污染現(xiàn)象，威脅水、環(huán)境和生態(tài)安全，直接影響人們的生產(chǎn)生活。研究[4-6]表明我國(guó)大部分湖泊以及河道的底泥均受到不同程度的污染，如太湖、鄱陽(yáng)湖、湘江等，受污染底泥的處理處置越來(lái)越受到人們關(guān)注。

關(guān)于受污染底泥的處理，國(guó)內(nèi)外已開(kāi)展了大量的研究，主要包括原位處理和異位處理兩種方式。原位處理涉及原位覆蓋、原位固化和原位生物處理等方法[7-9]，旨在增加污染物在底泥中的穩(wěn)定性，防止污染物擴(kuò)散和遷移。原位覆蓋是用干凈材料(如砂礫石等)直接覆蓋受污染底泥，形成底泥與上覆水體間的物理隔離[10]；原位固化通過(guò)添加固化劑(如磷灰石、沸石、白云石等)，將污染物封存或轉(zhuǎn)為惰性污染物[11]；原位生物處理則通過(guò)動(dòng)植物和微生物降低或消除底泥中的污染物質(zhì)[12]，但因其處理時(shí)間長(zhǎng)，在實(shí)際中應(yīng)用較少。1978年，原位處理技術(shù)最早在美國(guó)應(yīng)用，隨后日本(1983年)、挪威(1992年)、加拿大(1995年)等國(guó)家相繼采用[13]，在實(shí)際工程中取得了較好的效果。除原位生物處理外，其他方法并沒(méi)有降低底泥中的污染物總量，當(dāng)水環(huán)境發(fā)生變化時(shí)，穩(wěn)定化處理后的污染物可能再次被釋放到上覆水體中[14-16]。Bona等[17]對(duì)意大利Venice環(huán)礁湖沙土覆蓋工程效果進(jìn)行了評(píng)估，結(jié)果表明原位覆蓋可有效地阻止污染物擴(kuò)散，滿足底棲生物的需要，但只適用于受擾動(dòng)程度較小、污染程度不高的底泥。與此同時(shí)，原位處理通常需要引入外來(lái)材料(覆蓋材料或固化劑等)，其對(duì)周?chē)w的潛在風(fēng)險(xiǎn)仍有待研究，可能帶來(lái)新的污染問(wèn)題。岳亞萍[18]在利用炭質(zhì)修復(fù)劑對(duì)多氯聯(lián)苯(PCB)污染底泥進(jìn)行修復(fù)的過(guò)程中發(fā)現(xiàn)，添加炭質(zhì)修復(fù)劑對(duì)底棲生物的生長(zhǎng)發(fā)育有一定的抑制作用，會(huì)對(duì)底棲生物的存活產(chǎn)生不利影響。

當(dāng)?shù)啄嘀形廴疚餄舛容^高時(shí)，通常需要對(duì)受污染底泥進(jìn)行疏浚，然后再異位集中處理[19]。20世紀(jì)80年代，美國(guó)就對(duì)Trummen湖[20]和New Bedfold港[21]的污染底泥進(jìn)行了疏浚處理，效果明顯。國(guó)內(nèi)云南滇池、安徽巢湖、無(wú)錫太湖、杭州西湖等污染底泥疏浚案例[22-23]表明，疏浚工程實(shí)施后可清除大部分底泥污染物，改善水質(zhì)和水生態(tài)。底泥疏浚也存在一定的局限性。研究表明，99.7%的持續(xù)性有害污染物被吸附在直徑小于74 μm的細(xì)顆粒上，疏浚產(chǎn)生的強(qiáng)烈擾動(dòng)易引起細(xì)顆粒泥沙再懸浮，從而增大了底泥污染物釋放的概率[24]。同時(shí)，疏浚工程實(shí)施后，會(huì)導(dǎo)致深層污染底泥的再暴露，如1998年玄武湖平均清淤30 cm，工程竣工約50 d后的底泥釋放試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，疏浚后的污染物釋放量反而超過(guò)了疏浚前[25]；故疏浚工程還需結(jié)合一定的疏浚后原位覆蓋等措施[26]，如日本Biwa 湖的底泥治理項(xiàng)目中便采用了先疏浚后原位覆蓋技術(shù)來(lái)控制底泥磷釋放[27]。此外，疏浚底泥的處置(出路)也是亟待解決的問(wèn)題。根據(jù)各省2016年度的清淤招標(biāo)數(shù)據(jù)[28]，我國(guó)年產(chǎn)疏浚底泥共計(jì)5億m3(水下體積)，疏浚后將形成淤泥(密度為1.4 g/cm3)約6.7億m3。目前，堆場(chǎng)用地已十分緊缺，而受污染底泥的堆放問(wèn)題更為明顯，存在著長(zhǎng)期占用土地和處理不當(dāng)易產(chǎn)生二次污染等問(wèn)題。依據(jù)目前我國(guó)對(duì)水泥、磚和陶粒的需求量統(tǒng)計(jì)，通過(guò)這些資源化利用途徑，可分別消耗淤泥約1.6億m3、1.6億m3和130萬(wàn)m3，還有約一半的疏浚底泥只能采用堆場(chǎng)堆放等方式處理。顯然，疏浚底泥的處理處置問(wèn)題十分嚴(yán)峻。

基于對(duì)受污染底泥原位、異位處理中相關(guān)問(wèn)題的認(rèn)識(shí)，本文提出了受污染底泥陶粒化回填技術(shù)，將疏浚底泥脫水干化及無(wú)害化處理后，燒結(jié)成型并回填至原疏浚區(qū)域。該技術(shù)作為底泥疏浚與原位修復(fù)的結(jié)合，通過(guò)增強(qiáng)床面穩(wěn)定性、清晰泥水界面、改變底泥中溶解氧垂向分布和減少底泥污染物釋放通量等方式，可解決底泥內(nèi)源污染問(wèn)題；同時(shí)，直接采用原區(qū)域的疏浚底泥，避免了原位覆蓋引入外來(lái)材料，也避免了大規(guī)模占用土地，可有效解決疏浚底泥的出路問(wèn)題，為河湖生態(tài)治理提供了一種新思路。

1 技術(shù)流程

1.1 疏浚底泥預(yù)處理

底泥疏浚主要采取薄層清淤方式以實(shí)現(xiàn)減量化的環(huán)保疏浚，而疏浚底泥的處理越來(lái)越強(qiáng)調(diào)以減量化、無(wú)害化和資源化利用等為原則[29]。泥水分離、脫水干化是實(shí)現(xiàn)減量化的有效措施。底泥脫水方法主要有自然干化法、機(jī)械脫水法和土工管袋法。自然干化法主要依靠下滲和蒸發(fā)對(duì)疏浚底泥進(jìn)行自然脫水、干燥，該方法施工工藝簡(jiǎn)單、運(yùn)營(yíng)成本較低，但占地廣、周期長(zhǎng)、受天氣條件影響大。機(jī)械脫水法對(duì)疏浚底泥進(jìn)行預(yù)處理，改善其脫水性能后使用過(guò)濾法和離心法脫水，該方法所需的時(shí)間較短。土工管袋法利用土工管袋的透水性，對(duì)疏浚底泥進(jìn)行壓密擱置促進(jìn)脫水，再將其作為填土進(jìn)行填埋或利用，該方法投資較大、施工周期長(zhǎng)，需長(zhǎng)時(shí)間占用大量場(chǎng)地堆放管袋。當(dāng)疏浚區(qū)附近不具備堆場(chǎng)設(shè)置條件時(shí)，宜采用就地脫水壓濾的處理方式。選擇機(jī)械脫水方式時(shí)，建議通過(guò)試驗(yàn)，確定合適的壓濾壓力和壓濾時(shí)間，并從經(jīng)濟(jì)的角度考慮確定合適的絮凝劑。

通常情況下，疏浚底泥經(jīng)過(guò)脫水干化處理后，可用作農(nóng)田、菜地、果園基肥，或資源化用于道路、土建基土等。對(duì)含有有害物質(zhì)的疏浚底泥，應(yīng)先進(jìn)行無(wú)害化處理。通常在底泥中加入固化材料如石灰(脫水，殺菌)[30]、納米零價(jià)鐵(固定污染物)[31]、粉煤灰(骨架，防止脫水時(shí)細(xì)顆粒堵塞濾膜)[32]等對(duì)底泥進(jìn)行固化和改性，一方面形成有一定力學(xué)強(qiáng)度且可供工程利用的底泥改性土，同時(shí)對(duì)有害物質(zhì)實(shí)現(xiàn)固封和鈍化，防止其對(duì)周邊環(huán)境產(chǎn)生二次污染。

1.2 陶粒制備

1.2.1制備工藝

疏浚底泥的主要化學(xué)成分為SiO2、Al2O3和Fe2O3等，同時(shí)含有一定量的堿金屬氧化物和有機(jī)物，是制備陶粒的良好原料，在不添加或少量添加輔助原料條件下，經(jīng)適當(dāng)?shù)墓に嚤憧芍苽涑鲂阅芰己玫奶樟33]。制備陶粒有燒結(jié)法和免燒法兩種工藝，免燒法耗能少、成本低，但對(duì)原料要求較高，且成品陶粒密度大、強(qiáng)度低。故為滿足回填陶粒的穩(wěn)定性，建議選用燒結(jié)法制備陶粒，其流程為：原料預(yù)處理→造粒成型→自然干燥→陶粒燒結(jié)→自然冷卻。

先對(duì)含水率較高的疏浚底泥采用一定的脫水工藝，降低其含水率；然后將預(yù)處理后的底泥放入造丸機(jī)中，得到滿足粒徑要求的陶粒胚體。因剛制備的陶粒胚體濕度大，受擠壓易變形，故需將其在室溫條件下放置約24 h，自然風(fēng)干。風(fēng)干后即可在回轉(zhuǎn)窯中進(jìn)行陶粒燒結(jié)，控制燒結(jié)時(shí)間和溫度等因素，并將燒結(jié)后的陶粒放置約20 h，自然冷卻至室溫，便得到成品陶粒。

1.2.2影響因素

燒結(jié)溫度、時(shí)間和配料是陶粒燒結(jié)工藝控制中的三大主要因素，對(duì)陶粒性能影響很大。由于燒結(jié)陶粒所選用原料成分和成球工藝不同，燒結(jié)工藝自然也會(huì)有所不同，不能一概而論。

a. 當(dāng)燒結(jié)溫度在1 000 ℃以下時(shí)，陶粒不膨脹；1 000 ℃以上，陶粒開(kāi)始膨脹，且隨著溫度的升高，陶粒內(nèi)部膨脹力持續(xù)變大，膨脹率變大，表觀密度變?。坏S著溫度進(jìn)一步升高，陶粒的體積會(huì)相對(duì)回縮直至穩(wěn)定狀態(tài)。故如果燒結(jié)溫度過(guò)高，不僅增加成本，而且密度過(guò)小的陶粒也會(huì)大量漂浮在水面。

b. 陶粒膨脹非常迅速，燒結(jié)1 min時(shí)便開(kāi)始膨脹；在10 min內(nèi)，陶粒膨脹率會(huì)不斷增大，導(dǎo)致表觀密度減小，但膨脹率變化會(huì)隨時(shí)間逐漸變慢；當(dāng)燒結(jié)時(shí)間大于15 min時(shí)，陶粒體積出現(xiàn)相對(duì)回縮現(xiàn)象，即陶粒出現(xiàn)過(guò)燒現(xiàn)象[33]。

c. SiO2和Al2O3是陶粒的骨架成分，可增加陶粒的熱穩(wěn)定性和機(jī)械強(qiáng)度；燒結(jié)過(guò)程中Al2O3可與Fe2O3反應(yīng)生成CO2，屬于成氣成分，Al2O3含量過(guò)高需要較高的熔融溫度，導(dǎo)致膨脹性能變差，而含量過(guò)低則燒成陶粒的強(qiáng)度降低。Fe2O3在高溫作用下發(fā)生分解和還原反應(yīng)生成CO，是主要的產(chǎn)氣成分，其還原產(chǎn)物又可作為強(qiáng)助熔劑。K2O、Na2O、CaO和MgO主要起助熔作用。如果在原料中增加粉煤灰添加比例，則會(huì)提高陶粒燒結(jié)溫度，增大陶粒強(qiáng)度和密度(密度范圍為800～2 000 kg/m3)[34]。此外有機(jī)物主要起產(chǎn)氣作用，可降低陶粒密度，增加比表面積。

1.2.3陶粒對(duì)污染物的固定作用

高溫條件下制備陶粒時(shí)，有機(jī)污染物和部分重金屬會(huì)被破壞成為氣體釋放。同時(shí)，底泥中的無(wú)機(jī)硅酸鹽礦物會(huì)熔融，將重金屬固定在陶粒中，降低其向環(huán)境釋放的風(fēng)險(xiǎn)。

章丹等[33，35]試驗(yàn)研究表明，燒結(jié)后，重金屬Zn、Hg和Pb的固化率達(dá)到80%以上；同時(shí)，部分重金屬在燒結(jié)過(guò)程中揮發(fā)，如As、Cu和Cr的燒失率約為50%～60%，而Cd燒失率達(dá)80%～90%，可通過(guò)尾氣凈化等方式對(duì)其進(jìn)行回收或處理，減少對(duì)環(huán)境的污染。即底泥在燒結(jié)過(guò)程中重金屬得到了固化或揮發(fā)，使陶粒中重金屬濃度在燒結(jié)后降低。此外，重金屬浸出試驗(yàn)[36]發(fā)現(xiàn)，所有浸出液中重金屬濃度都低于浸出液最高允許濃度，表明底泥在陶粒燒結(jié)過(guò)程中，高溫?zé)Y(jié)形成的晶格不易被破壞，重金屬得到了很好的固化，不易溶出，不會(huì)對(duì)環(huán)境造成二次污染。

1.3 回填

陶粒回填的施工方法主要有以下幾種：①機(jī)械設(shè)備表層傾倒法，即采用卡車(chē)、起重機(jī)等機(jī)械設(shè)備直接向水里傾倒，通過(guò)自身的重力作用將陶粒回填至河床。該方法施工工藝簡(jiǎn)單，成本低，但受卡車(chē)等機(jī)械所能夠到達(dá)的范圍限制，一般適用于岸邊區(qū)域，且回填的厚度不均勻。②移動(dòng)駁船表層撒布法，即用駁船載著陶粒在水面回填區(qū)域內(nèi)緩慢移動(dòng)，駁船底部是活底式，可將其打開(kāi)拋撒陶粒。該方法施工簡(jiǎn)單，不受地理?xiàng)l件限制，可回填大型水域。③水力噴射表層覆蓋法，即用平底駁船載著陶粒，用高壓水將船上的陶粒沖洗入水中，適合水深小于4 m水域的覆蓋。④駁船管道水下覆蓋法，通過(guò)駁船上的傳輸管道將陶粒注入水體下層，傳輸管道下端呈圓錐體，可使覆蓋物更好地分散。該方法對(duì)底棲生物擾動(dòng)小，但施工工藝相對(duì)較復(fù)雜，成本也相對(duì)較高[37]。受污染底泥陶?；靥罴夹g(shù)的基本流程如圖1所示。

圖1 受污染底泥陶?；靥罴夹g(shù)的基本流程

2 底泥修復(fù)效果評(píng)估

太湖是我國(guó)第三大淺水湖泊，現(xiàn)在面臨著嚴(yán)重的湖泊富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題。底泥是太湖水生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，對(duì)湖泊水質(zhì)有著重要的影響和制約作用。以大于0.1 m 厚度的底泥層計(jì)，全湖底泥分布面積為1 632.9 km2，占全湖的69.8%，底泥蓄積總量為19.15億m3，平均底泥厚度為0.82 m，中值粒徑約為0.02 mm，濕密度約為1 450 kg/m3(孔隙率約為72.7%)[38]。本節(jié)以太湖底泥為例，從床面穩(wěn)定性、底泥中溶解氧分布以及污染物釋放3個(gè)方面，分析受污染底泥陶?；靥罴夹g(shù)對(duì)底泥的修復(fù)效果。

2.1 床面穩(wěn)定性

床面穩(wěn)定性直接關(guān)系到底泥再懸浮以及內(nèi)源污染物釋放，是天然水體內(nèi)源污染控制的重要物理基礎(chǔ)。泥沙顆粒的起動(dòng)條件反映了床面穩(wěn)定性，受顆粒大小及密度的影響。

為確保床面穩(wěn)定，依據(jù)研究區(qū)域的水動(dòng)力條件，將預(yù)處理后的疏浚底泥燒結(jié)成不同粒徑和密度組合的陶粒。如太湖在10 m/s東南風(fēng)或者西北風(fēng)作用下，垂向平均流速約為0.2 m/s，床面最大切應(yīng)力約為11 Pa[39]，為使太湖底泥床面穩(wěn)定，則需要回填陶粒的臨界起動(dòng)切應(yīng)力大于11 Pa。陶粒的臨界起動(dòng)切應(yīng)力可按照無(wú)黏性沙計(jì)算，借助Shields曲線，利用輔助線的方法求得[40]。本文選取粒徑1～200 mm、密度1 400～2 000 kg/m3的陶粒，其臨界起動(dòng)切應(yīng)力計(jì)算結(jié)果如圖2所示。

圖2 不同密度和粒徑陶粒的臨界起動(dòng)切應(yīng)力

從圖2可以看出，陶粒的臨界起動(dòng)切應(yīng)力隨粒徑的增大而增大，同時(shí)，密度越大，顆粒越難起動(dòng)。基于太湖的水動(dòng)力條件，需選用臨界起動(dòng)切應(yīng)力大于11 Pa的陶粒粒徑和密度組合，本文選擇粒徑D=30 mm，密度ρs=1 700 kg/m3的陶粒，開(kāi)展后續(xù)的陶?；靥罴夹g(shù)底泥修復(fù)效果評(píng)估。顯然，陶粒回填前，底泥顆粒較細(xì)，容易發(fā)生懸浮，導(dǎo)致泥水界面不清晰，床面穩(wěn)定性較差；而陶?；靥詈?，臨界起動(dòng)切應(yīng)力增大，相同水動(dòng)力條件下顆粒不易發(fā)生再懸浮，床面穩(wěn)定性增加。

2.2 底泥中溶解氧分布

底泥中溶解氧平衡方程為

(1)

由于半飽和常數(shù)KO2很小(約0.2 mg/L)，平衡條件下式(1)可簡(jiǎn)化為如下形式：

(2)

太湖底泥在疏浚前，底泥粒徑很小，透水率較低，處于分子擴(kuò)散控制的區(qū)域，有效擴(kuò)散系數(shù)約等于分子擴(kuò)散系數(shù)(De≈2.02×10-10m2/s)；而陶粒回填后，底泥粒徑和床面透水率等物理參數(shù)均顯著增大，水體的紊動(dòng)作用將影響到底泥層(紊動(dòng)擴(kuò)散起主導(dǎo)作用)，使得有效擴(kuò)散系數(shù)顯著增大(De≈4.73×10-8m2/s)。此外，陶粒制備過(guò)程中，高溫?zé)Y(jié)使得底泥中有機(jī)質(zhì)含量顯著降低，進(jìn)而減小耗氧速率。這里假設(shè)最大耗氧率μ降低為底泥疏浚前的1/10，疏浚前、陶?；靥詈蠓謩e取值為200 mg/(L·d)和20 mg/(L·d)。設(shè)水沙交界面處的溶解氧質(zhì)量濃度cw=8 mg/L，摩阻流速為u*=0.001 33 m/s，則可計(jì)算得到陶?；靥钋昂笕芙庋醯拇瓜蚍植记€，如圖3所示。

圖3 底泥中溶解氧的垂向分布

由圖3可知，太湖底泥疏浚前，水沙界面的溶解氧通量很低，底泥處于相對(duì)缺氧狀態(tài)，底泥中溶解氧滲透深度約為1.18 mm；而陶粒回填后，底泥中溶解氧質(zhì)量濃度升高，溶解氧滲透深度約為57.2 mm。陶?；靥詈笕芙庋鯘B透深度明顯增大。值得注意的是，假設(shè)疏浚后(回填陶粒前)的底泥粒徑與疏浚前類似，故其底泥溶解氧垂向分布也與疏浚前一致，即圖3“底泥疏浚前”曲線所示。

2.3 底泥污染物釋放

Thomas等[42]將湖泊中非生物性內(nèi)源釋放劃分為3個(gè)過(guò)程：分子擴(kuò)散、紊動(dòng)擴(kuò)散和再懸浮過(guò)程。紊動(dòng)擴(kuò)散引起的底泥釋放通量通常比分子擴(kuò)散大若干個(gè)數(shù)量級(jí)，而再懸浮過(guò)程引起的釋放通量顯著大于紊動(dòng)擴(kuò)散過(guò)程引起的。采用床面剪切應(yīng)力τ區(qū)分這3個(gè)過(guò)程：

b. 當(dāng)τ1<τ<τ2(τ2為紊動(dòng)擴(kuò)散和再懸浮過(guò)程間的臨界床面剪切應(yīng)力)時(shí)，湍流渦夾帶孔隙水中的污染物進(jìn)入上覆水體，底泥釋放通量J由紊動(dòng)擴(kuò)散過(guò)程控制，其大小為J=E(c2-c1)，其中E為傳質(zhì)系數(shù)，c1、c2分別為上覆水和孔隙水中的污染物質(zhì)量濃度。

c. 當(dāng)τ>τ2時(shí)，風(fēng)浪、水流等作用造成床面泥沙發(fā)生再懸浮，導(dǎo)致大量顆粒態(tài)和溶解態(tài)的污染物釋放到上覆水體中，此時(shí)的釋放通量可以用經(jīng)驗(yàn)公式估算，如太湖底泥磷釋放通量的經(jīng)驗(yàn)公式為JP=36.78e3u[43]，其中u為垂向平均流速。

同樣，以太湖底泥為例，在10 m/s東南(西北)風(fēng)作用下，底泥會(huì)發(fā)生再懸浮，取垂向平均流速u(mài)=0.2 m/s，則底泥磷釋放通量約為JP=36.78e3×0.2≈67 mg/(m2·d)。而陶?；靥詈螅啄嗔揍尫磐坑稍賾腋∵^(guò)程控制轉(zhuǎn)為紊動(dòng)擴(kuò)散過(guò)程控制，取傳質(zhì)系數(shù)E=1.0×10-7m/s，c2=0.30 mg/L，c1=0.05 mg/L，此時(shí)底泥磷釋放通量約為JP=E(c2-c1)=2.16 mg/(m2·d)。由此可見(jiàn)，通過(guò)陶?；靥罴夹g(shù)，床面穩(wěn)定性增加，在相同的水動(dòng)力條件下底泥不容易發(fā)生起懸，底泥釋放通量明顯減小。

此外，受污染底泥陶粒化回填技術(shù)通過(guò)疏浚直接去除了大部分表層污染物，使有機(jī)污染物和重金屬等得到有效削減；陶粒制備過(guò)程中，高溫?zé)Y(jié)使得疏浚底泥中的有機(jī)污染物分解、重金屬固化或揮發(fā)，從而極大地降低了其污染程度；而燒結(jié)形成的陶?？紫堵矢咔冶砻娲植?，回填后對(duì)水體中(孔隙水)污染物還具有一定的吸附作用。

3 結(jié) 語(yǔ)

本文提出了受污染底泥陶?；靥罴夹g(shù)，并從增強(qiáng)床面穩(wěn)定性、清晰泥水界面、改變底泥中溶解氧垂向分布、減少底泥污染物釋放通量等方面，分析其底泥修復(fù)效果。底泥疏浚可直接去除大部分表層污染物；陶粒制備過(guò)程中，高溫?zé)Y(jié)會(huì)使得有機(jī)污染物分解、部分重金屬揮發(fā)、無(wú)機(jī)硅酸鹽礦物熔融而將重金屬固定，從而降低疏浚底泥的污染程度。不采用該技術(shù)情況下，底泥顆粒較細(xì)，容易發(fā)生懸浮，底泥釋放通量較大；而陶粒回填后，臨界起動(dòng)切應(yīng)力增大，相同的水動(dòng)力條件下，顆粒不易發(fā)生再懸浮，故床面穩(wěn)定性增加，底泥釋放通量明顯減??；且陶?；靥詈蟮拇裁嬗行U(kuò)散系數(shù)增加，使得溶解氧滲透深度相應(yīng)增加，改善了床面的氧化還原條件。此外，受污染底泥陶?；靥钪苯硬捎迷瓍^(qū)域的疏浚底泥，未引入外來(lái)材料，避免了帶來(lái)新的污染問(wèn)題，也避免了疏浚底泥大規(guī)模占用土地的問(wèn)題。受污染底泥陶粒化回填技術(shù)為河湖生態(tài)治理提供了一種新思路。