刘立

摘 要：该文总结了污染底泥原位修复的主要技术，即物理修复技术（原位覆盖、电动力学修复）、化学修复技术和生物修复技术（微生物燃料电池技术、微生物修复技术、植物修复技术），以期为今后有关底泥修复与处理处置提供参考技术和研究思路。

关键词：底泥；修复；堆肥化

中图分类号 S141.4 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2018）15-0148-03

Abstract：The paper summaries briefly the primary technologies for the contaminated sediment in-situ restoration，i.e.，physical remediation technologies （in-situ capping，electrokinetic remediation），chemical remediation technologies and bioremediation technologies （microbial fuel cell technology，microbial remediation technology，phytoremediation technology）for the purpose of providing reference technologies and research ideas for the restoration and treatment of sediment in the future.

Key words：Sediment；Remediation；Composting

1 引言

底泥是水体底部长时间积累的沉积物，是水体多相生态系统的构成部分[1]。底泥的吸附作用[2]和底栖微生物的转化、降解作用对水体自净起着至关重要的作用[3，4]。

污染物会通过大气降水、雨水冲刷，污废水排放、固体废物倾倒、垃圾渗滤液下渗等途径进入水体[5]。由于水体自净能力有限，最后部分营养元素、难降解有机污染物和重金属污染物等会沉积到底泥中，而且越积越多，使底泥污染加重，其中有些污染物的浓度严重超标[6]。为了改善生活环境，不仅要治理黑臭水体，更要处理底泥。因为污染底泥是水体的潜在污染源[7]，底泥中的污染物随外界环境变化可能释放出来，或者污染物通过食物链逐级富集，这都威胁着人类的健康。

污染底泥的原位修复与疏浚底泥的处理处置是全世界面对的环境问题。为促进科研人员研究开发出更优的污染底泥治理与处置技术，本文总结了底泥的物理、化学和生物修复技术，重点探究了发展空间大的堆肥化处理疏浚底泥技术。

2 底泥原位修复

常见的污染底泥原位修复技术主要有物理、化学和生物修复技术3种。

2.1 物理修复技术 物理修复是借助工程技术措施来消除底泥污染的方法，主要包括原位覆盖和电动力学修复。原位覆盖是将一种或多种清洁覆盖物（活性炭、粘土、卵石、沙、煤渣、沸石、陶粒等）以适当的比例分层或混掺在一起，且以合适的厚度覆盖到污染的底泥上，充分利用覆盖物隔离污染底泥和上覆水体，有效阻止底泥污染物向水体迁移、释放的修复方式[8]。优点是效果好。缺点是需要大量覆盖物，成本高，会降低水深，减小水体库容。原位覆盖技术所选择材料必须满足安全，粒径小，孔隙率小，密度适中，抗扰动性强等要求[9]。

电动力学修复是通过向污染底泥施加直流电场，使污染物在电场作用下发生电迁移、电渗析和电泳等，从而被带到电极两端，达到最终污染物迁移出处理区的效果。优点是不必添加其它物质，且快速高效，对于重金属污染物还可以回收利用。缺点是会造成一定的酸碱污染，影响原有生态，难以将底泥中各类污染物全部去除[10]。为了提高对污染物的去除率，对影响电动修复效果的因素（电极材料、电压大小、pH、处理时间等）需要继续探索，以研究出最高去除率的工作条件。

2.2 化学修复技术 化学修复是通过化学反应稳定底泥中的污染物或者将污染物转化为无毒无害的物质，以降低或者消除其毒性的方法，主要包括投加除藻剂法、臭氧氧化法、絮凝沉淀法、化学固化法等[11，12]，所加药剂为PAC、硫酸铜、硝酸钙、铝盐、铁盐、甲壳素、石膏、石灰等。化学修复还无法将底泥中的污染物完全去除，部分被稳定的污染物依然存在于底泥中，但降低了其依靠食物链迁移、富集的能力。化学修复的优点是有利于降低磷的释放，抑制藻类生长，使水体透明度增加，提高水质，改善底泥黑臭。缺点是易造成加药不均匀，不同区域处理效果好坏有别；需要使用大量化学药剂，可能会对底栖生物及水体环境产生后续毒害作用，对生态环境的破坏较大[13]。因此，为了不破坏生态系统，研究人员需要结合生活在底泥中或者表面上的微生物、动植物的敏感性以及药剂的安全性，选择合适的药剂和投加量。

2.3 生物修复技术 原位修复底泥的生物技术有微生物燃料电池技术、微生物修复技术、植物修复技术。利用微生物燃料电池技术原位修复污染底泥，即通过微生物代谢底泥内的众多基质将化学能转化为电能，达到降解污染物的同时产生电能的效果[14]。优点是有利于改善上覆水体的水质，工程量小，可降低底泥的治理成本，修复污染底泥的同时回收电能。缺点是产电能力和污染物去除效果有限。为了产业化微生物燃料电池技术于底泥修复，研究人员需要优化电极材料并筛选出耐受能力强的高效产电微生物。

采用微生物修复技术、植物修复技术原位修复污染底泥，即利用底泥为媒介培养的土著微生物、接种的微生物（有机污染物高效降解菌、反硝化细菌、短短芽孢杆菌等）的生命活动或培育的植物（黑麦草、苦草、高羊茅、紫花苜蓿等）来吸收、转化、分解、转移或提取底泥中的污染物，降低其毒性或清除出来消除其毒性，以达到对底泥修复的目标。其优点是环境友好，治理效果永久，低投资，低能耗，对污染不严重的底泥的修复效果优，能治理较大面积的污染[15]。主要缺点是速度慢，受水體环境影响较大；特定微生物的培养或接种，以及处理污染物的效果，难以达到预期的效果；植株矮小且耐污能力和污染物富集量有限；植株必须及时收割，同时需要合理处理，否则枯萎后腐败分解，重新污染环境[16]。为广泛应用治理成本低且对原有生态环境破坏小的微生物修复技术和植物修复技术，科研人员需要筛选和驯化在严重污染底泥中生存能力强，且高效降解去除污染物的微生物；需要利用转基因技术培育修复周期短，生长快，植株高大，耐污能力强，且能够有效修复多种污染物的植物；同时，筛选并培育植物根际菌与宿主植物联合修复的菌株，以进一步利用它们的协同效应缩短修复时间，并达到更好的修复效果。

3 底泥的疏浚與好氧堆肥化处理

3.1 底泥疏浚 底泥疏浚是采用物理方法疏挖表层的底泥，再将其移置到地面进行处理的工程措施[17]。彭旭更等[18]提出该技术疏浚精度要求高，还需控制和避免疏浚时底泥悬浮引起的二次污染。底泥疏浚技术广泛应用于底泥淤积严重和底泥污染严重的水体[19]。优点是增加水体容量，治理污染见效快且彻底，有利于疏通河道[20]，恢复生态环境。缺点是工程量大，投资大；对水体环境造成干扰；疏浚过浅会使上覆水体的污染加重，疏浚过深将会破坏原有的底栖生态系统；疏浚底泥的处理处置也是一大难题[21]。

3.2 疏浚底泥的好氧堆肥化处理 好氧堆肥化是一种具有很大发展潜力的处理可生物降解固体废物的方法。由于底泥中富含钾、氮、磷、有机质等营养成分，因此污染严重的疏浚底泥适宜进行好氧堆肥化处理，这有利于稳定化、无害化、资源化利用疏浚底泥[22]。研究表明好氧堆肥化处理疏浚底泥，可降解底泥中的污染物，可实现资源化利用底泥[23]。朱兆华等[24]提出底泥好氧堆肥化处理可以变废为宝。

底泥的好氧堆肥化处理可使其中的有机物发生矿质化、腐殖化和重金属发生稳定化，以实现对污染底泥的修复，主要是利用好氧微生物自身的生命活动和彼此之间的协同作用[25]。最终的堆肥产品中富含有利于提高土壤肥力的氮、磷和腐殖质等，可作为有机肥料用于农林业[26]。底泥好氧堆肥化尽管处理时间长，但具有操作简单，成本低、资源化利用价值高等优点。

底泥颗粒细小、含水率高、C/N比低、其中大部分土著微生物属于厌氧菌。与其他堆肥化有机物料相比，卢珏等[27]指出存在如下问题：含水量高，水分不易蒸发，易黏结成块，通气性差；碳元素含量较低，易造成氮的损失；堆肥过程中温度的上升速率较慢；堆肥化进程缓慢。因此，底泥堆肥过程中，为了保证堆体系统具有适宜的水分、孔隙、C/N比等，更好地满足好氧微生物对作用环境的要求，需要加入合适种类且适量的调理剂，如膨胀剂（刨花、稻壳、麦秆、花生壳、锯末、干草等）[28]，适量的膨胀剂不仅能调节底泥堆肥过程中的水分，还能增加整个堆体的通气性，从而减少恶臭气体的产生；C/N调理剂（稻草、木屑、玉米秸秆等）[29]，合适的C/N比有利于底泥堆体中微生物的繁殖与生命活动的进行。同时，为了快速启动底泥堆肥过程和加快堆肥化进程，添加适量的易于被微生物利用的起爆剂（葡萄糖、蛋白质、含Fe、Mg等微量元素等）[30]，可使底泥堆肥初期微生物的活性大幅提高，有利于底泥堆肥过程的进行。接种合适的微生物菌剂[31，32]，能加速堆体升温并且延长高温期，可有效杀灭底泥中的致病菌；另外，添加的微生物菌剂与底泥中的有益土著微生物之间的协同作用，可加速堆体中有机物的降解与转化和钝化底泥中的重金属污染物，有利于提高堆肥质量。由于底泥中含有重金属污染物，这限制着底泥的土地利用，堆肥过程中可考虑加入适量的重金属钝化剂（石灰、粉煤灰、沸石、生物炭等），使重金属的形态向氧化态和残渣态转变，以降低重金属的迁移性和生物有效性[33]。

4 结论与建议

在原位修复污染底泥方面，物理、化学和生物修复技术各有优缺点，但相比之下，生物修复技术（微生物燃料电池技术、微生物修复技术、植物修复技术）更具应用前景。当然，为解决棘手的污染底泥问题，一定要根据不同底泥的特性、污染情况以及水体自身状况，来优化修复方法，必要时几种修复方法联用，取长补短，以取得最佳的修复效果。采用的修复技术应兼具可行、经济和高效的特性。修复污染底泥同治理其它环境污染问题一样，必须时刻紧抓，不可懈怠。

好氧堆肥法处理疏浚底泥具有很大发展空间。为提高底泥堆肥化对污染物的钝化效果或去除能力，提高堆肥质量，减少甚至消除底泥资源利用的生态风险，未来需要进一步优化影响底泥堆肥的各项指标，同时聚焦于复合型调理剂、复合微生物菌剂的开发，并选出最优配方和配比。

参考文献

[1]乔云蕾，李铭红，谢佩君，等.沉水植物对受重金属镉、锌污染的水体底泥的修复效果[J].浙江大学学报（理学版），2016，43（5）： 601-609.

[2]Chen M，Hur J.Pre-treatments，characteristics，and biogeochemical dynamics of dissolved organic matter in sediments： A review[J].Water Research，2015，79：10-25.

[3]Peng Y，Chen Y，Chang Y，et al.Biodegradation of bisphenol A with diverse microorganisms from river sediment[J].Journal of Hazardous Materials，2015，286：285-290.

[4]Wang Z，Yang Y，Sun W，et al.Nonylphenol biodegradation in river sediment and associated shifts in community structures of bacteria and ammonia-oxidizing microorganisms[J].Ecotoxicology and Environmental Safety，2014，106：1-5.

[5]Huang D，Liu L，Zeng G，et al.The effects of rice straw biochar on indigenous microbial community and enzymes activity in heavy metal-contaminated sediment[J].Chemosphere，2017，174：545-553.

[6]王维琳，姜翠玲，孙敏华，等.梁塘河底泥污染特征及资源化利用分析[J].四川环境，2016，35（3）：62-66.

[7]Yang Y，Gao B，Hao H，et al.Nitrogen and phosphorus in sediments in China： A national-scale assessment and review[J].Science of The Total Environment，2017，576：840-849.

[8]Yang X，Chen Z，Wu Q，et al.Enhanced phenanthrene degradation in river sediments using a combination of biochar and nitrate[J].Science of The Total Environment，2018，619-620：600-605.

[9]朱蘭保，盛蒂.污染底泥原位覆盖控制技术研究进展[J].重庆文理学院学报（自然科学版），2011（03）：38-41.

[10]刘宏.电动力学修复污染底泥及其重金属回收的研究[D].天津：天津科技大学，2017.

[11]虞洋，梁峙，马捷，等.底泥修复技术方法和应用前景[J].环境科技，2014（1）：64-66.

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

[13]毛彦青.河道污染底泥生物和化学修复对重金属形态分布影响研究[D].哈尔滨：哈尔滨工业大学，2014.

[14]杨玥，王健，朱娟平，等.城市黑臭河涌底泥-微生物燃料电池产电性能及对底泥的修复[J].生态环境学报，2015（03）：463-468.

[15]李晓粤.黑臭河流原位生物修复技术的探索及应用[C]//中国环境科学学会学术年会，2014.

[16]梁成凤.生物炭对底泥吸附固定重金属的影响[D].杭州：浙江大学，2014.

[17]毕丽姣.生物质炭修复剂平铺式治理污染底泥技术研究[D].北京：北京交通大学，2016.

[18]彭旭更，胡保安.面向污染水体的底泥环保疏浚技术与资源化利用[J].水资源与水工程学报，2009（06）：95-97.

[19]Libralato G，Minetto D，Lofrano G，et al.Toxicity assessment within the application of in situ contaminated sediment remediation technologies： A review[J].Science of The Total Environment，2018，621：85-94.

[20]Pittarello M，Busato J G，Carletti P，et al.Possible developments for ex situ phytoremediation of contaminated sediments，in tropical and subtropical regions–Review[J].Chemosphere，2017，182：707-719.

[21]童敏.城市污染河道底泥疏浚与吹填的重金属环境行为及生态风险研究[D].上海：华东师范大学，2014.

[22]Mattei P，Cincinelli A，Martellini T，et al.Reclamation of river dredged sediments polluted by PAHs by co-composting with green waste[J].Science of The Total Environment，2016，566-567：567-574.

[23]覃杏梦.白腐真菌联合稻草秸秆堆肥降解河道底泥中的壬基酚及对重金属的钝化研究[D].长沙：湖南大学，2017.

[24]朱兆华，官昭瑛，叶建军，等.城市林木枯落物与河道底泥不同配比的堆肥效果[J].中国土壤与肥料，2018（02）：135-140.

[25]Chen Y，Liu Y，Li Y，et al.Influence of biochar on heavy metals and microbial community during composting of river sediment with agricultural wastes[J].Bioresource Technology.

[26]刘超，徐谞，王若斐，等.资源化利用冲施猪粪水高温堆肥研究[J].中国环境科学，2017（10）：3826-3835.

[27]卢珏，和苗苗.河道底泥好氧堆肥化处理研究进展[J].浙江农业科学，2017，58（8）：1456-1461，1464.

[28]王永江，黄光群，韩鲁佳，等.塑料和麦秸膨胀剂对猪粪好氧堆肥的影响试验[J].农业机械学报，2013（05）：158-163.

[29]刘耀源，邹长武，张达鑫，等.不同调理剂提高泔脚蚯蚓堆肥效率的研究[J].环境污染与防治，2014（11）：40-45.

[30]张璐.园林绿化废弃物堆肥化的过程控制及其产品改良与应用研究[D].北京：北京林业大学，2015.

[31]Liu W，Huo R，Xu J，et al.Effects of biochar on nitrogen transformation and heavy metals in sludge composting[J].Bioresource Technology，2017，235：43-49.

[32]官昭瑛，张安，朱兆华，等.复合微生物菌剂对河道底泥资源化堆肥效果的影响[J].广东农业科学，2016（12）：41-49.

[33]Sanchez-Monedero M A，Cayuela M L，Roig A，et al.Role of biochar as an additive in organic waste composting[J].Bioresource Technology，2018，247：1155-1164. （责编：张宏民）