富营养化指在人类活动的影响下，生物所需的氮(N)、磷(P)等营养物质大量进入湖泊、河口、海湾等缓流水体，引起一些特征性藻类的异常增殖，使水体的颜色加深(褐色或墨绿色)，水体透明度下降，溶解氧(DO)降低，水质恶化，鱼类和其他生物大量死亡，水体有鱼腥气味，从而破坏水体生态平衡。底泥为水生植物的生长提供了养分，为底栖动物的繁衍提供了场所，但同时也为各种污染物的积累和富集提供了更加稳定的场所。当外界环境发生变化时，即使在外源污染物被截断的情况下，底泥作为内源污染，仍会释放N、P等营养元素，促进藻类异常增殖，从而加速水体富营养化的进程。底泥污染物浓度可以初步反映出水体的受污染程度。水体底泥具有生物毒性，如马梅等的研究发现，乐安江20~195km处的沉积物皆显示毒性。因此，对富营养化水体底泥的研究至关重要，本文描述了湖泊和池塘底泥的污染现状，并据此论述了污染底泥的修复技术，此研究也为进行底泥修复提供参考。

　　一、底泥的污染现状

　　1.1 湖泊底泥污染现状

　　底泥作为湖泊生态系统的组成成分，是沉积物-水界面物质交换的过渡带。湖泊底泥中原本存在着大量的营养物质，可满足水体中植物和动物的生长需求。近年来，由于污染加重，水体中N、P含量的增加使水体的富营养化状况日益严重。底泥一般可作为湖泊营养盐、重金属、难降解有机物等污染物的蓄积库，成为了水体主要的污染源。李勇等通过对长荡湖底泥中总氮(TN)与总磷(TP)的研究发现，TN和TP的变化是湖泊水质变化的一个缩影。据统计，欧洲、北美洲、南美洲和非洲分别有53%、48%、41%和28%的湖泊因富营养化而受损，亚洲54%的湖泊也呈富营养化状态，在我国已有67个湖泊水体富营养化，约占湖泊总数的51.2%，调查显示太湖流域内，超75%的河道长度N、P严重超标，富营养化严重。巢湖内源污染中TN含量占18.5%~34.7%，TP含量占23.7%~29.4%。研究表明，减少过多的外部营养负荷是减轻富营养化最直接的措施。然而，当入湖营养盐的负荷量减少，甚至完全截污后的几年内，湖泊仍可发生富营养化，甚至出现野水华冶。造成此现象的主要原因是水体中的营养元素与底部沉积物之间存在溶解-沉积动态平衡院在物理、化学和生物学作用下，外源性的营养物质进入水体后会沉积到底泥中，而当水体中含有的营养物质的量下降到一定限度时，底泥中的营养物质则会重新释放到水体中，对水体产生二次污染。其中，流域管理后维持富营养化症状的主要过程是P的内部循环，湖中P会从高外部负荷时期积累的沉淀池中释放出来。因此，富营养化缓解应旨在将P负荷降低到临界阈值以下。虽然目前P灭活剂(PIAs)与其他修复技术已被广泛应用于湖泊富营养化的治理，但结果不容乐观，营养盐季节性释放这一现象可以维持约数十年的富营养化状态。姜加虎等对底泥污染进行研究发现，即使严格控制外源性污染物，污染沉积物恢复到治理前的状况仍需要数十年。同样，武汉东湖在截污工程完成后，理论上只需3年水体便可恢复，却由于底泥的释放作用，不得不耗费35年甚至更长的时间来恢复污染水体。由此可见，含高浓度污染物的底泥作为湖泊水体的主要污染源，不仅威胁着水生生物，还会对人类健康构成严重威胁。

　　1.2 池塘底泥污染现状

　　池塘养殖是目前中国主要养殖方式，其产量占淡水养殖总产量的70%以上。截至2016年，我国已有养殖池塘面积276万hm2，占淡水养殖总面积的44.7%，产量达2286万t，居世界首位。池塘中养殖动物的营养物质，很大部分来自于养殖户的饵料投入。为了追求经济效益的最大化，养殖户大量投入人工饲料，造成底泥中大量的残饵粪便堆积，使池塘富营养化状况加重。欧阳佚亭等通过对中国28个省、自治区和直辖市中24种淡水池塘养殖鱼类的污染负荷进行量化，得出结论院2014年，中国淡水池塘养殖鱼类中TN、TP、COD污染负荷分别为61388、11273、592288t。池塘富营养化的原因主要有2个，一是外来物质，如工业废水、生活污水经雨水冲刷进入池塘，人工投喂饲料量过剩等，都会使池塘中的N、P含量增加，当过多的有机物堆积在底泥中时，将会改变底泥的理化指标，加快微生物的分解，导致底泥DO不足，因缺氧或无氧而转化为还原态。二是内源，即池塘中底泥等沉积物的自身分解造成池塘中N、P含量上升。

　　有研究表明，养殖池出水是中国沿海地区水污染的重要>

　　二、富营养化水体底泥修复技术的研究进展

　　针对日益严峻的水体富营养化状况，各种修复技术应运而生。根据对富营养化水体底泥的修复处理位置，可分为原位修复和异位修复2种类型。原位修复技术指的是不用转移污染体自身的位置，就地对其进行修复的技术。异位修复指将被污染的底泥转移至其他地方进行集中处理。根据修复技术的作用机理又可分为3种类型，即物理修复技术、化学修复技术和生物修复技术。

　　2.1 原位修复技术

　　2.1.1 原位物理修复技术

　　(1)底泥覆盖技术。底泥覆盖是原位物理修复技术中常用的方法，即在原有底泥的基础上再覆盖一层未经污染的底泥、砺石、沙或一些人造地基材料等覆盖物。1978年，美国首次实施了原位覆盖工程，随后日本、挪威和加拿大在1983年、1992年和1995年相继实施了这一技术。薛传东等利用底泥覆盖技术对滇池进行修复实验，结果表明，红土作为覆盖材料对修复富营养化水体效果良好。尽管此法可以达到修复污染底泥的效果，但极易造成水体的库容量减少，因而对浅水流域和池塘并不适用。此外，寻找便宜清洁的覆盖材料>

　　(2)引水技术。引水冲污、建筑大坝是常用的一种方法。美国曾通过引水工程治理Green湖的富营养化状况，取得了显著成效。刘薇等调查发现，大量外流域引水对异龙湖的净化效果显著。肖琼等[通过对玄武湖的研究发现，引水工程确实可降低底泥中的污染物浓度，缓解水体的富营养化，但此法使水体原有的生态系统被破坏，并未从根本上解决问题。此外，该法工程量大、成本造价高，因而运用起来有较大的局限，不宜大规模推广。

　　(3)人工曝气技术。根据水体分层是否被破坏，可将其分为2种类型院破坏分层和深水曝气。破坏分层，即破坏掉水体的分层结构，促进上下层水的流动，有助于增加水体DO浓度，促进水生生物的生长，但是水的流动可能会引起底部沉积物的上浮，从而有可能进一步导致营养盐的释放，引发二次污染。深水曝气可增加底层水体DO，对水生生物的生存有利。自20世纪60年代起，水体曝气充氧技术就被许多国家用来改善水体质量，德国、英国、美国等国采用不同方式对水体进行曝气增氧，均取得了不错的效果。

　　2.1.2 原位化学修复技术

　　主要是底泥封闭技术，即通过向底泥中添加化学试剂，使其在底泥的表面形成一个覆盖层来固定水体中和底泥中的营养盐，阻止底泥中的营养物质向水体释放。德国曾用铁复合物和硝酸盐对Globsow湖和Dagow湖的底泥进行处理，处理结果显示磷的释放量从处理前的4~6mg/(m2•d)到处理后几乎无释放，说明取得显著成效。但目前工程中应用较多的是铝盐，如硫酸铝[Al2(SO4)3]和偏铝酸钠(NaAlO2)，因为铝盐和P会生成性质较稳定的络合物或聚合物，即便在缺氧甚至厌氧的状态下也不会释放P。Welch和Cooke在研究了美国21个用铝盐处理的湖泊后认为，当没有大型水生植物干扰时进行铝盐处理，多循环湖和双循环湖的有效期分别约为10年和15年。

　　2.1.3 原位生物修复技术

　　原位生物修复是指利用具有高效降解功能的植物、动物、微生物的生命活动将底泥中的营养物质吸收、转移、转化，进而达到修复效果。在生物修复的过程中，植物修复具有投资少、风险小、符合生态修复要求等优点，往往成为污染防治的首选技术。水生植物修复技术是最常用的一种技术手段，主要是在水体底泥污染环境中，种植一些耐受性和吸收能力都相对较强的植物，在其自身生长过程中能够吸收水体中的N、P等营养物质，并且还可以通过定期收获水生植物带走某些营养物质，进而有效地降低水体环境的受污染程度。李文朝在太湖五里湖中种植了水生植物，结果显示，水生植物的生长可以加快生态修复。水生植被的种植能够有效降低营养元素的循环速度，浮叶植物对富营养的底泥也有较强的适应能力，是治理富营养化的重要措施。张迎颖等研究发现，凤眼莲不仅可以有效降低水体中的总磷浓度，而且能够吸收底泥中的磷元素。李姣等、王智等的研究也证实，在池塘和湖泊中施放一定量的水葫芦，在一定程度上可改善养殖池塘水质。

　　微生物可以将污染底泥中的有机物转化为无机物，并通过氧化一些无机污染物将其除去，如氨氮。目前，已有众多学者对污染底泥的微生物修复技术进行了研究，并取得了显著的成果。

　　侯勤成、李兴启等、刘军等利用生物修复技术研究了老化虾塘的底泥，结果显示，在底泥-水界面喷洒土著微生物、生长促生剂、共代谢底物后，不仅可以提高池塘的自净能力、建立稳定的池塘生态系统，而且还可以进一步地增加池塘藻类的多样性，提高池塘的溶解氧水平。林亮等研究了施用芽孢杆菌制剂前后虾池底泥细菌群落的变化情况，发现此制剂可以影响虾池底泥细菌群落的组成，增加底泥中好氧细菌的数量。李正魁等曾用固定化增殖氮循环细菌群处理富营养化湖水，处理之后总氮、氨氮和COD分别下降了75%、91.5%和75%，水质得到了明显改善。金春华等研究了固定化微生物对凡纳滨对虾生产性养殖池塘水质调控和污染底泥的修复能力，结果表明，固定化微生物技术对改善虾池水质、稳定水体藻相结构和提高微生物对污染底质的修复能力有显著效果。钱燕等研究发现，微生物代谢过程中产生的酸类物质能够促进底泥中磷的释放。

　　2.2 异位修复技术

　　2.2.1 异位物理修复技术

　　底泥疏浚技术又称环境疏浚技术，即通过移除被污染的底泥、清除污染内源，从而减少底泥中污染物的释放，达到治理水体的作用，这是一种常用的修复方法。但在进行疏浚时，翻动底泥易造成水体透明度下降、加速底泥中的营养物质向水体中迁移引起二次污染，而且挖掘出来的大量底泥需要进行有效处理。不过，目前对疏浚后的底泥利用已有成效。如Gold等的研究表明，池塘沉积物挖掘可以提高湿塘的容量，从而永久去除N来提高水质。吴芝瑛等观察到疏浚工程之后，杭州西湖底泥的富营养化的状况得到了明显改善。王小雨等对长春南湖底泥疏浚进行的研究表明，采用底泥疏浚技术对治理水体富营养化是有效果的。美国阿尔伯恩奥本大学渔业研究组研究了底泥的去除对水产养殖池塘底土理化特性的影响，对比从未移除过底泥的池塘和取样前2个月清除了底泥的池塘，结果显示，底泥的清除改善了底部土壤的物理和化学特性。由此可见，采用底泥疏浚技术来改善底泥污染状况切实可行。然而，早期实践中也不乏失败的案例，1998年初南京玄武湖的底泥疏浚释放试验中发现，疏浚后的水质较疏浚前更差。1999年，对宁波市的月湖进行底泥疏浚，结果发现，湖水中营养物质的浓度有所增加。尽管此修复方法见效快，但在疏浚过程中可能会加重底泥污染物的扩散，存在一定的风险，加之工程量大、耗财耗力以及覆盖的材料和适用范围有局限性、时效短、无法根治底泥污染，因而非理想方法。

　　2.2.2 异位化学修复技术

　　对疏浚后的底泥进行处理一般采用化学固化法或淋洗法。化学固化法具有效率高、施工方便且易于推广使用的特点。张春雷等采用该项技术对无锡长广溪堆场的淤泥进行了固化资源化利用，实现了疏浚底泥的资源化利用，解决了大量疏浚底泥难以处理的难题。刘彤宙等采用异位高级氧化淋洗对污染底泥的进行了研究，证明该法可有效去除底泥中的大部分有机污染物和重金属，对修复受污染底泥具有显著成效。化学方法修复效率高，但最大的缺陷是对生态环境破坏较大，对水生生态系统有潜在威胁，一般只作为应急措施使用。

　　2.2.3 异位生物修复技术

　　异位生物修复技术是指将受污染的底泥运往其他场所进行集中生物修复的技术。异位生物降解主要处理的是有机污染严重的疏浚底泥。虽然生物降解越来越受到重视，已成为今后大力举荐的方法，但对于异位生物处理来说，尚有一些问题亟待解决，由于微生物无法利用固相中的有机物，仅可以利用存在于液相中的有机物，而底泥中的有机物又具有低水溶性，因而底泥中有机物生物可利用性低、降解速率慢。对此，可以通过提高生物活性、生物的可利用性和研制基因工程来尽快实现异位生物降解的实际应用。

　　2.3 原位修复技术与异位修复技术的比较

　　从修复位置来看，异位处理技术可操作性强、见效快，但是投资成本高、工程量大，且由于疏浚工程设备落后、造价昂贵，疏浚后底泥的处理效果难达标。因此，要想大规模推广使用异位修复来治理污染底泥，仍需展开进一步的研究工作。原位处理技术由于其发展潜力大、效率高且投资少而被认为是一种高效、可行的处理方法。依作用机制而言，生物修复不仅经济实用，不影响周遭环境，还可以最大限度降低污染物浓度。原位生物修复成本低廉但修复效果差，适宜于大面积、低污染负荷底泥的生物修复。而异位生物修复虽然修复效果好但成本高昂、使用受限，主要用于疏浚后底泥的处理，适宜于小面积、高负荷污染底泥的修复。

　　三、结语

　　底泥是一个营养发源地，可以为水生生物提供各种营养物质，但同时它也是一个污染汇集地，给水生生物造成极大的隐患和威胁。因此，对底泥的污染控制是一个长期且艰巨的过程，各种修复技术虽各有所长，但亦有不足。物理修复见效快，但成本高。化学修复成本较低但易造成二次污染。生物修复投入低、处理量大，但处理效率低，短期内难以见效。因此，将这3类技术结合，互为补充，具有广阔的发展前景。蔡惠凤等在进行底泥生物修复的室内比较试验时发现，通过添加3种生物制剂并实施水底曝气，能够有效改善试验组底泥的黑臭现象。但目前研究较多的是生物联合修复，如植物-微生物联合修复技术已被众多学者进行过研究并取得显著的成果。此外，随着生物技术不断发展，转基因技术逐渐成熟，基因工程菌大规模投入使用，因而投资小、对环境影响小且污染物降解效率高的生物修复技术具有更广阔的应用前景。（>

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