处理和处置湖泊底泥的方法

环保疏浚是清理湖泊内源污染的有效方式，但河湖底泥以有机质为主体，底泥中含有病原菌、病毒、寄生虫（卵）等有害物质，如果不能得到有效处置，难免造成对环境的二次污染，同时，湖泊疏浚底泥中富含氮、磷等有机元素及一定量的金属元素，这为底泥的资源化创造了客观条件。近年来，随着环保疏浚项目的增多使得底泥处置及资源化成为必然，针对不同的污染底泥进行相应的资源化利用，可以实现良好的经济效益、社会效益和环境效益。

湖泊底泥处理处置就是将从湖泊疏挖出来的受污染底泥（重金属、营养元素、难降解有机物污染）按照一定的技术工艺处理成含水率低且不会对环境造成二次污染的泥质，并将这些泥质进行合理的处置，如填埋，处理后的泥质达到一定标准的可作为资源有效地利用于农田堆肥、建筑用料等。

5.1.2.1　底泥的性状及组成特点

湖泊底泥是湖泊生态系统的重要组成部分，也是水土界面物质的积极交换带（物理、化学、生物）。各种来源的营养物质经一系列湖泊物理、化学及生化作用，沉积于湖底，形成疏松、富含有机质和营养盐的灰黑色淤泥，也就是底泥。底泥在湖泊水体环境中具有特殊的重要性。一方面，底泥可以吸附水体中的污染物，降低水质污染程度，一旦条件发生变化，污染物会重新释放出来，影响上覆水体的水质；另一方面，底泥又是底栖生物的主要生活场所和食物来源，其中的污染物质可直接或间接地对水生生物产生致毒致害作用，并通过生物富集、食物链放大等过程进一步影响陆地生物和人类。随着工业经济的不断发展，湖泊底泥的污染已严重妨碍了湖泊功能的正常发挥。

1.含水率

底泥颗粒中水有不同的相性，包括可经重力沉淀和机械作用去除的自由水，必须通过较复杂或需要较高的能量（如加热、焚烧等）才能去除的物理性结合水、间隙水、胶态表面吸附水、化学性结合水、生物细胞内的水和分子水等。

水分在底泥中的存在形式与含量，直接影响具有重要减量化处理效果的底泥工艺的选择。

2.有机物和无机物在干物质中的含量

底泥中很大一部分是微生物团，因成分不同，未消化的底泥有机物含量约占干物质的60%～75%，高效厌氧消化处理后可降至38%左右，其中有机硝酸盐构成底泥中的有机物有效成分，当施用到土壤，硝酸盐经生物降解可改善土壤。

3.无机物与惰性成分

底泥中的无机物或矿物质主要由下列物质组成：矿物盐（硝酸盐、亚硝酸盐、氨盐等）、石灰［干CaO或含水的Ca（OH）2等］、砂（SiO2）和灰分。底泥处理并不影响底泥中的矿物质成分。惰性成分来源于沙粒、灰分和盐分等。

4.挥发性成分

底泥中的挥发性成分如高浓度氯可导致底泥处理设备的腐蚀，而且腐蚀也会妨碍底泥作为燃料的应用。

5.金属等重污染物

重金属通过吸附、配合、沉淀等作用而沉积到底泥中，同时与水相保持一定的动态平衡。当环境条件发生变化时，重金属极易再次进入水体，成为二次污染源。

重金属的存在妨碍底泥在农业方面的应用，1984年5月18日国家建设部发布并于1985年3月1日实施了《农用污泥中污染物控制标准》，该标准主要为贯彻《中华人民共和国环境保护法（试行）》、防治农用底泥对土壤、农作物、地面水、地下水的污染而制定，对底泥中金属的含量提出了严格的要求。

底泥处理处置方案的确定要以湖泊底泥重金属污染评价为先导。底泥的重金属污染评价标准见表5.1.5。

表5.1.5　底泥中重金属含量参照标准单位：mg/kg

未受人类污染影响的自然环境中化学元素和化合物的含量，称之为土壤背景值。土壤是一个复杂的开放体系，它一直处于不断地发展和演变中，特别由人类对土壤需求的日益扩展，地球上的土壤几乎不同程度地受到人类活动直接或间接的影响。从本质上说，“不受污染源明显影响”只是一个相对概念，因为已证实当今的工业污染已充满了世界的每一个角落，即使是农用化学物质的污染也是在世界范围内扩散的。例如，在南极冰层中可以发现有机氯农药的积累。因此，土壤背景值也是相对的，“零污染”土壤样本是不存在的；同时，各个地区的土壤环境背景值是不一样的。底泥中势必能检测出重金属含量，只要含量不超过当地的土壤环境背景值，就不能称之为污染底泥。

5.1.2.2　底泥处理处置的国内外现状

经过几十年的发展，欧美、日本等发达国家已形成了相对完善的底泥处理处置技术路线，相关设备的应用也趋于成熟，相关的法律法规及标准规范已比较完善。

对底泥处理、处置系统的装备，发达国家在20世纪60年代就已达到先进的成套化水平，如底泥浓缩脱水设备、底泥消化系统设备、底泥干燥焚化设备、沼气综合利用设备、底泥高温堆肥系统装备以及底泥固化工业利用技术与设备，80年代末又启用湿式氧化技术处理底泥。

为避免底泥对环境的二次污染，各国政府及研究机构对底泥的最终处置问题十分重视，并根据各国的国情制定出底泥处置的法规和具体方案。现存的底泥处置方法有多种，但各有其优缺点。底泥处置技术的选择应遵循稳定化、无害化、减量化和资源化的原则。也就是说，应在考虑环境效益和社会效益的前提下，尽可能提高其经济价值。

国外底泥或用于农林绿化，或焚烧处理，或投海疏散，另有很少部分以其他方式处置或利用。一般来说，底泥农用费用最低，其次为填埋方法，处理费用最高为焚烧方法，其处理费用约为底泥农用费用的3.8倍，约为底泥填埋费用的2.1倍。由此可见，农用和填埋是国外大多数国家进行湖泊底泥处置的两种主要方法。农用和陆地填埋方案的选择很大程度上取决于各国政府有关的法律、法规和污染控制状况，同时也与国家的大小和农业发展情况有关。

美国所产生的湖泊底泥约60%农业土地利用，17%填埋，20%焚烧，3%用于矿山恢复的覆盖。欧盟各国虽然对土地利用的限制越来越严格，但对该方式依旧保持大力支持的态度，使底泥土地利用成为欧盟最重要的处理处置方式。

欧盟产生的底泥中大约55%土地利用，26%焚烧，16%填埋，3%采用其他方式处置。总的来说，欧盟底泥土地利用率不断上升，各成员国的底泥资源化利用项目也大幅增加。欧盟的最新统计数据表明，由于法规政策的导向作用使底泥处置方式有了很大的变化，底泥填埋所占比例大幅度下降（从1997年的4l%下降到2003年的7%），这是由于欧盟提高了填埋标准所致；底泥农用所占比例（25%）也有12%的下降，这是由于底泥农用受到了农民以及食品业的抵制；与此同时焚烧从1997年的11%上升到了36%，成为替代工艺。从2003年的数据还可知，有10%的底泥回用于建造业，反映了底泥循环利用的趋势。

近年来，日本对底泥处理处置技术路线进行了战略调整，逐渐转向资源化利用，底泥焚烧灰也用于生产建筑材料。

我国产生的湖泊底泥约48.28%土地利用、填埋34.48%、焚烧3.45%、13.79%未进行合理处置，总体状况以土地利用为主，大部分用于农业。未进行合理处置的底泥，将会对环境带来潜在的危害。结合我国人口众多，资源和能源相对匮乏的基本国情，底泥的再利用技术非常具有开发价值。各级政府及相关人员大力倡导“循环经济”与“可持续发展”，并出台了一系列的政策、规划，如《“十二五”资源综合利用指导意见》《废物资源化科技工程“十二五”专项规划》等，均对以底泥资源化和能源化为侧重点的处理处置方式给予了充分关注，并规定相关企业和行为进行支持和奖励，可见底泥的资源化和能源化利用将是未来处置技术发展的大方向。

综上所述，欧美、日本等发达国家底泥处理处置的总体思路是资源化利用，并将土地利用作为底泥处置的主要方式和鼓励方式。

我国的国情也决定了底泥作为土地利用和资源化是处置技术的重点。因此，与此处置方式相适应的消化（包括厌氧消化、好氧发酵等）处理工艺，以及建材制造、用于筑路、回填堤岸等资源化处理处置技术将会是国际上底泥处理处置的研究重点，在保证底泥无害化的前提下，实现底泥最大程度的利用已经成为国际底泥处理处置领域发展的趋势。

5.1.2.3　底泥处理处置的基本原则

1.减量化

所谓减量化是指减少最终处理、处置底泥的容积。底泥一般由比较松散的小块组成，含水率较高，故底泥的容积可达其所含固体容积的许多倍，减量化处理可为底泥最终处理、处置减少技术上的困难和经济上的压力。

2.无害化

如前所述，由于底泥含有的大量污染物，必须通过无害化处理避免其造成二次污染并使最终产品的卫生学指标达到要求。

3.资源化

底泥富含营养物质，有的还具有较高的热值，具备一定的资源化利用的条件，但在制定底泥管理策略时，必须充分注意到底泥的资源化和再利用价值只能作为确定处理工艺时附加考虑的因素，即必须首先满足无害化、减量化的目的，才能在安全规范的前提下制订再利用的方案。

合理的底泥资源化，基本能避免二次污染，还可变废为宝，获取经济效益，具有其他方法所不具备的优势。

5.1.2.4　底泥处理技术

处理即将疏挖出来的原生底泥经过一系列的工艺处理成含水率相对较小、并与最终处置方法相适应的底泥。目前，底泥的处理方法主要有浓缩、消化、脱水、干燥等，其中浓缩与消化法在国外应用较多，而脱水、干燥法在国内应用较为广泛。

底泥浓缩后含水率可降为95%～97%，近似糊状，底泥体积减小50%～70%，使后续处理的规模、能耗大幅度降低并为之创造条件。底泥的消化处理是底泥稳定化的过程，降解底泥中的有机物质，进一步减少底泥含水量，杀灭底泥中的细菌、病原体等，消除臭味。可分为好氧消化和厌氧消化，工程上一般采用厌氧中温消化，通过消化过程，底泥中的有机物含量可降低至40%左右，达到初步稳定化的效果，但经过消化处理的底泥仍未失去其较强的环境污染能力。

因这两种处理工艺在国内鲜有应用，且工艺过程复杂，国内多采用脱水干化的方法对疏浚底泥进行处理，这里主要对各种脱水干化技术进行分析与研究。常用的脱水方法有自然脱水干燥法、机械脱水法、真空预压脱水法、土工管袋法、搅拌固结法、脱水固结法等。

1.自然脱水干燥法

自然脱水干燥法较为传统，一般在底泥干化场内完成，根据泥质的不同，干化机理可分为渗滤作用、蒸发或撇除，过程效率低、历时长；底泥干化场占地面积较大，不利于土地的及时开发使用和景观修复，受环境气候条件影响严重，而且操作卫生条件恶劣，目前已基本被淘汰。

2.机械脱水法

机械脱水技术始于20世纪30年代的美国，是采用脱水机械设备将经过预处理的底泥进一步脱水，一般需要投加絮凝剂进行化学调理。脱水机械设备依据不同的脱水原理一般有带式压滤机、真空过滤机、离心脱水机、螺压脱水机等。目前工程上应用较多的为带式脱水机（图5.1.4）和离心脱水机（图5.1.5）。

图5.1.4　带式脱水机

图5.1.5　离心脱水机

3.真空预压脱水法

真空预压脱水是在负超静水压力下的排水固结法，包括预压系统和排水系统（水平排水和竖向排水）。此法是通过在处理池中敷设防渗膜、真空管道、沙滤层和土工布等设施，然后对打入处理池中的淤泥进行覆膜、抽真空，营造有利于淤泥脱水的环境，利用真空压力和淤泥自重对淤泥进行脱水处理的方法。

利用真空预压法进行淤泥脱水施工工艺比较简单，它的加压系统是利用大气压力，具有加荷速度快、工期短、费用少等优点，直接处理成本相对较低，多用于施工作业面大、工期进度宽松、处理要求不高的无污染淤泥处理工程，尤其对于有机质含量低、含沙量高、透水性好的淤泥脱水比较有效。

此法其缺点是施工周期较长，需要长时间占用大量场地，且对于含泥量大、细颗粒多、有机质高的淤泥处理往往会造成土工布孔径堵塞，致使底泥长时间无法脱水干燥，且由于没有对淤泥的有害物质进行固封和无害化处理，存在污染转移的潜在风险。

4.土工管袋法

土工管袋是一种由聚丙烯纱线编织而成的具有过滤结构的管状土工袋。土工管袋脱水固化法是在水下疏浚的过程中将高分子絮凝剂按一定比例剂量的溶液投入到淤泥泥浆，充分混合后充填到土工管袋中，经压滤脱水并固结，从而达到减少底泥体积的效果（图5.1.6）。

图5.1.6　土工管袋脱水

在武汉外沙湖底泥疏浚与处置工程中，有40万m3的底泥采用了土工管袋脱水固化法进行处理，现工程已完工。经检测，外沙湖水质营养状态由重度富营养化减轻到中度富营养化，且经该法固化处理后的淤泥土已用于沙湖公园的建设中，实现了淤泥资源化利用。

安徽巢湖和滇池草海底泥处理时，均采用土工管袋法建筑堆场围堰，底泥疏浚到管袋后，里面所含的水会自行渗漏，待底泥板结后便可形成坚固的坝体，一方面解决了数万立方米的底泥脱水处理，一方面可代替土坝，减少建筑土坝所需的砂石料，可谓两全其美。

5.搅拌固结法

搅拌固结法是直接在开挖淤泥或经过自然沉淀的疏浚泥浆中加入固结剂，对淤泥进行搅拌、改性，并将处理后的高含水淤泥进行堆放、存储的方法。淤泥直接搅拌固结处理法没有对淤泥进行脱水减量，而是直接对淤泥采用了添加固化剂搅拌的处理方式，它比较适合于处理含水率低的排水干挖淤泥。(www.xing528.com)

6.脱水固结法

目前市场出现的脱水固结一体化及脱水干化一体化施工工艺均属于机械脱水固化范畴。淤泥“脱水固结一体化”处理系统是根据城市河道、湖泊高有机质含量、极细颗粒淤泥泥浆的特点，采用聚沉剂及固结剂制作的复合材料对泥浆进行调理的工艺要求，设计和制造的即时泥水分离处理系统（图5.1.7）。主要施工工艺流程见图5.1.8。

图5.1.7　脱水固结一体化处理后的泥饼

图5.1.8　脱水固结一体化处理工艺

淤泥脱水干化一体化处理是通过管道输送的含水率达90%左右的淤泥泥浆，采用控源分离技术，从泥浆中快速分离出垃圾、砂砾、泥沙等固体，并对不同粒径的颗粒进行分级，分为粒径3mm以上的砾石、砂砾、垃圾，0.2～3mm砂和0.2mm以下的颗粒进入下一道处理工序。在此环节，大的渣料被分离出来，富含有机质的细渣料则随浆液进入下一环节。

经过前一阶段的处理，浆液进入浓密机，同时添加环保絮凝剂，在高效深锥浓密的作用下，底部浓缩成30%～60%的固含浆。底部浓浆经泵送入待压泥浆罐，根据需要，在罐内添加改良药剂，使得泥浆易于压滤，并不至于雨淋后二次泥化。改良浆液经高低压泵泵入压滤机，分离成含水率30%左右的渣料；尾水液体经简单处理可以回排至原水体。主要施工工艺见图5.1.9。

图5.1.9　脱水干化一体化处理工艺

上述两种处理系统都能直接对接湖泊、河涌的疏浚排泥设备，即时地对疏浚泥浆进行脱水与固化处理，根据需要完成对重金属、微生物、细菌等有害物质的固结、消毒或钝化，最终实现了生态化清淤、管网化输送、工厂化处置、资源化利用、信息化管理、企业化运作。技术成熟稳定，社会效益和环境效益显著。

对上述几种底泥的脱水方法进行优缺点对比总结见表5.1.6。

5.1.2.5　底泥处置技术

底泥经过处理后，含水率明显降低、体积明显减小、性质趋于稳定，对其进行最终处置的方法主要有卫生填埋、海洋投弃、焚烧、土地利用等。

1.卫生填埋

底泥卫生填埋处置场中底泥的处置工艺采用卫生填埋技术，即在利用自然界代谢功能的同时，通过工程手段和环保措施，使底泥得到安全的消纳，并逐步达到充分稳定无害的底泥处置效果，主要借鉴城市生活垃圾卫生填埋场的工程经验进行建设。

底泥卫生填埋方式基本属于厌氧性填埋，仅在初期填埋底泥表层及填埋区内排水排气管路附近由于空气的接触扩散形成局部的准好氧填埋方式。虽然底泥在污水处理厂中经过了厌氧中温消化处理，但由于这一过程没有达到完全的降解（进入填埋区的底泥有机物含量仍在40%左右），因此，底泥在填埋过程中依然存在着一个稳定化降解过程。

填埋底泥降解的主要方式为厌氧分解，一般要经历由专性厌氧菌和兼性厌氧菌共同发挥作用的水解酸化阶段和由产甲烷菌起主导作用的产甲烷阶段，最终底泥中的可降解的有机质被分解为稳定的矿化物或简单的无机物，并释放出包括CO2和CH4在内的填埋气体，从而完成底泥的稳定化过程。填埋底泥彻底的稳定化是一个漫长的过程，一般需十几年，甚至几十年，但厌氧降解的主体过程一般发生在填埋最初的几年中。

填埋体中有机物的厌氧降解受到多方面因素的影响。对于污水处理厂消化底泥在填埋过程中的情况而言，具有如下特点：①底泥富含大量微生物和各种微生物菌种，有机物的降解比较完全；②底泥中含有的氮、磷等物质为有机物的降解提供营养；③底泥较高的含水率为微生物的生命活动创造了有利的条件；④由于底泥堆体稳定性的需要覆盖土层较厚，特别是由于底泥自身高黏度性状的影响，对厌氧降解过程起到了一定的抑制作用；⑤由于经历过污水处理厂的中温厌氧消化过程，填埋底泥中易降解物质量较少，一般不会出现明显的快速降解过程，可不考虑由于甲烷气体的过量集聚造成的危害，因此可对填埋气体采取自然排逸的方式；⑥底泥中重金属离子的存在对降解过程也会产生一定的抑制影响。

卫生填埋始于20世纪60年代，是一项简单、易行、成本低的处置技术，底泥既可单独填埋也可与生活垃圾和工业废物一起填埋，这种处置方法底泥又不需要高度脱水，适应性强。填埋场一般为废弃的矿坑或天然的低洼地。但是底泥填埋也存在一些问题，尤指填埋渗滤液和气体的形成。渗滤液是一种被严重污染的液体，如果填埋场选址或运行不当，这种液体就会进入地下水层，污染地下水环境。填埋场产生的气体主要是甲烷，若不采取适当措施会引起爆炸和燃烧。同时，这种方法随着底泥量的增加会逐渐显示出其缺点，受填埋场地的限制，所以这并不能作为长久之计，只能作为暂时底泥处置的一种补充。填埋并没有最终消除污染，只是延缓了环境污染产生的时间。

据Biocycle杂志的调查表明：2000年美国大部分底泥被有效利用，美国的底泥主要处置方法是被循环利用，而底泥填埋的比例正逐步下降。据美国环保局估计，今后几十年内美国6500个填埋场将有5000个被关闭。近年来欧盟底泥填埋处置所占比例越来越小。在欧洲，含有可生物降解有机物的固体废弃物不允许填埋，丹麦、瑞士已分别于1997年7月1日和2000年1月1日实施了该项禁令，德国也于2005年6月1日实行该法令。欧盟于1999年公布了固体废弃物土地填埋法令（于2006年起实施），要求所有欧洲国家用于土地填埋的固体废弃物中有机物含量必须逐年递减。中国大部分城市底泥主要是堆放，一部分进入城市垃圾填埋场。

2.海洋投弃

海洋投弃方法操作简单，对于沿海城市来说其处理费用低廉，但是，随着生态环境意识的加强，人们越来越多地关注底泥海洋投弃对海洋生态环境可能存在的影响。美国于1988年已禁止受污染底泥海洋倾倒，从1998年年底，欧共体城市废水处理法令（91/271/EC）已经明确禁止其成员国向海洋倾倒受污染底泥。中国政府于1994年初接受3项国际协议，承诺于1994年2月20日起不在海上处置工业废物和受污染底泥。

3.干式热处置

底泥的干式热处置，包括底泥热干燥、焚烧、熔融三种方式。

（1）采用热干燥工艺能更进一步降低脱水后底泥的含水率，使其降低至20%左右。干燥工艺常用的是始于英国的热干燥技术，是指通过直接或间接的加热方式，进行低温热处理，完全杀灭病原菌，使底泥处于稳定化状态。早在20世纪40年代，日本和欧美就已经用直接加热鼓式干燥器来干燥底泥。经过几十年的发展，底泥热干燥技术的优点正逐渐显现出来：底泥显著减容，体积可减少4～5倍；形成颗粒或粉状稳定产品，底泥性状大大改善；产品无臭且无病原体，减轻了底泥有关的负面效应，使处理后的底泥更易被接受；产品具有多种用途，如做肥料、土壤改良剂、替代能源等。脱水底泥的热处理，即干化后的底泥在发电厂和垃圾焚烧厂、水泥厂焚烧以及干化底泥的气化是比较理想和安全的底泥处置途径。通过底泥体积和质量的减少，将底泥变成一种有着良好特性、便于操作并能广泛用于不同领域的产品，如作为燃料在发电厂和水泥厂，或作为肥料用于农业。

（2）焚烧是将底泥作为固体燃料投入焚化炉中，使其与氧发生剧烈的化学反应，释放出能量并转化为高温的燃烧气和少量性质稳定的固定残渣。焚烧的技术优势在于其处理的彻底性，减量率可达到95%左右，其有机物被完全碳化分解，病原体全部被消灭，重金属（除汞外）几乎全被截留在灰渣中。干燥底泥焚烧从技术要求来说比垃圾焚烧简单，接近于劣质煤燃烧。焚烧处理效率高，占地面积小，适于土地资源紧张的大中城市采用。燃烧气可作为热能回收利用，焚烧灰可用作生产水泥、砖、陶粒等的原料，使重金属被固定在建筑材料中而避免其重新进入环境。不足之处在于一次性投资大，资金占用时间长，能耗和运行维护费用高，且其焚烧过程中会产生二英等空气污染物，因而在一定程度上制约其在国内的发展。

最早的固体废物焚烧装置是1974年建于英国的间歇式固定床垃圾焚烧炉。目前应用最广的焚烧设备是流化床焚烧炉，已成为集各种高新技术于一身的现代工业化装置（图5.1.10）。在国外，特别是西欧和日本焚烧处置技术已经得到了广泛的应用，日本焚烧处置已占处置总量的60%以上，欧盟也在10%以上。

图5.1.10　焚烧集成装置示意图

（3）熔融，亦称玻璃化处理，与焚烧最大的不同点是所燃烧温度与产生底灰不一样。熔融的燃烧温度高达1800～2400℃，焚化炉的温度即便在二次燃烧室也仅有1600～1800℃；而熔融燃烧后的灰渣可回收制造路基，焚化炉底灰利用则相对较为困难。

4.底泥资源化途径

目前底泥的资源化利用在世界各国均处于试验性发展阶段，且大多局限于农用堆肥、工程填筑等方面，但总的来说，底泥的资源化利用有着广阔的发展前景，是一种极具潜力的处置方式。

（1）底泥的土地利用（底泥堆肥处理技术）。底泥土地利用也称为底泥堆肥处理技术，是利用自然界广泛存在的微生物，有控制地促进固体废物中可降解有机物转化为稳定的腐殖质的生物化学过程。底泥中含有大量的有机质和植物生长所需的营养成分，具有腐殖质胶体，能使土壤形成团粒结构，从而保持土壤养分，是极富价值的生物资源。将疏浚底泥应用于农田、菜地、园林绿化及严重扰动的土地修复与重建等，此种技术适合我国现阶段的基本国情，被认为是最有潜力的处置方式。

因投资少、能耗低、运行费用低、有机部分可转化成土壤改良剂成分等优点，底泥土地利用被认为是最有发展潜力的一种处置方式，这种处置方式是把底泥应用于农田、菜地、果园、草地、市政绿化、育苗基质及严重扰动的土地修复与重建等。科学合理的土地利用，可减少底泥带来的负面效应。林地和市政绿化的利用因不易造成食物链的污染而成为底泥土地利用的有效方式。底泥用于严重扰动土地，如矿场土地、森林采伐场、垃圾填埋场、地表严重破坏区等需要复垦的土地的修复与重建，减少了底泥对人类生活的潜在威胁，既处置了底泥又恢复了生态环境。

中交天航局设研院人员在滇池污染底泥疏挖及处置工程中，根据底泥含有大量氮、磷营养物的特性，将云南滇池疏浚底泥用于“垫田”，利用环保绞吸挖泥船将污染底泥吹填或抛填至低矮农田或低洼地，采取措施进行底泥干化，最终进行堆场复耕，改良了当地贫瘠的土地，取得显著的经济效益。但底泥中也含有大量对植物、土壤及水体有危害作用的病菌、寄生虫（卵）、重金属等有害物质，在底泥农用技术中需要严格控制底泥的有毒有害物质及病原微生物，使其达到国家标准，保障底泥农用安全有效。

底泥土地利用正在成为世界各国主要的底泥处置方式，如英国、美国、法国等许多国家城市底泥的农用率可达70%，有的高达80%以上。目前我国底泥农用比例约为44.8%，是底泥主要的处理处置方式之一。底泥土地利用存在一定的隐患与风险，而我国对于底泥处置的风险研究还不够全面。多数研究表明，底泥的有害成分进入土壤后一般不会立刻表现出不利影响，但若长期大量使用则会出现明显的负面效应。一般来说，底泥要做堆肥处置必须经无毒无害化处理后（一般采用高温堆肥），才能做土地利用，否则，底泥中的有毒有害物会导致土壤或水体污染。

（2）生态湿岛技术。生态湿岛是通过清淤并将淤泥处理后在湖中堆积形成岛与现有同类技术相比，方法更为简使，投资省，技术应用产生的生态、环保、景观和经济效益显著。

将疏挖底泥处置成含水率较低的泥质后进行堆岛造景是近年来兴起的一项底泥利用技术。底泥的变废为宝可以沿岸进行堆山（石家庄民心河河道清淤等），也可以在水域中心进行堆岛（南京玄武湖清淤、武汉沙湖清淤等）。堆岛进行适当绿化后不仅将成为水系中一道亮丽的风景，也成为水鸟、水生生物提供栖息地的一块生态岛屿。该方法具有底泥（就地）处置量大、处置效率高等优点。

生态湿岛工程设计主要是其堆岛的平面设计和高程设计。具体思路如下：

1）根据生态修复工程的水质净化、生态修复目标和要求对工程区域进行总体设计，设置不同的水质净化和生态修复功能区。

2）确定生态湿岛的平面布置和工程规模，并进行相应的系统规划、岛屿面积、高程。

3）生态湿岛工程量主要由湖泊最高控制水位和满足水生植物、湿生植物和陆生植物生长的水位条件对应的清淤深度、岛屿高度、坡度和岛屿数量、面积确定。

生态湿岛构筑技术参数要求主要分为岛顶高程、坡度及平面控制要求：

1）岛顶高程应高于湖泊最高控制水位1～5m。

2）岛的坡度应满足水生植物、湿生植物和陆生植物生长的立地条件，坡度控制在4°～20°的范围。

3）在岛屿的四周形成水体、浅滩、缓坡和土丘逐步过渡的地形地貌，岛屿的形状为线条自然流畅的弧线，形状不规则的条形、椭圆形的孤岛和半岛。

4）岛屿数量根据塘库系统水体景观和水质净化布水的需求确定，每6.67hm2设置4～6个岛屿，岛屿面积合计应控制在湿地系统总面积的15%～20%。

岛屿堆筑方法为：

1）在基底修复区内，采用挖掘机械设备逐个开展筑岛作业，通过清淤后的淤泥处理后一层一层堆积在筑岛的区域，直至堆岛达到设计高程、坡度和面积的要求。

2）需要边堆土边捶打和碾压泥土，确保岛屿土质的相对密度值不小于0.60。

3）将湖底0.3～0.5m厚的污染层湖泥挖掘后堆积在岛的底部和内部，外部再用2～3m厚的湖底底部清洁底泥覆盖，污染底泥就被包在人工岛的内部，延缓或避免底泥中污染物释放。

生态湿岛工程后期要注重地形地貌改造。通过湖泊清淤及岛屿堆筑，在基底修复区内要形成在大面积连通水体中分布多个岛屿的由湖泊、岛屿、浅滩、坡地构成多样性地形地貌的自然湿地水域，为包括水生植物、湿生植物和陆生植物生长创造立地条件，形成对面源污水具有缓冲和自净的能力，最终达到湖泊带底质改善和修复的目的。

（3）底泥用于湖滨带生态建设。将河湖底泥用于湖滨带生态建设的基底重建与修复工程。湖滨带是水陆生态交错带的一种类型，在湖泊流域生态系统中发挥着重要作用，对湖滨带实施生态恢复工程可去除对湖滨带的人为干扰，建立健全生态体系结构，降低入湖污染负荷，改善湖滨带的生境条件及维护栖息其间的动植物群落多样性。因底泥中含有大量的还原性物质和速效性氮、磷，但重金属和有机氯农药含量均低于二级土壤环境质量标准，通过加入砂性土壤和作物秸秆等材料处理后的底泥可以成为良好的植物生长介质。将污泥施用于湖滨带的花卉、草坪等，既可远离食物链，又可就近消化污泥，还能减少化学肥料的用量。目前，一些设计研究机构已开始将河湖底泥用于湖滨带生态建设的基底重建与修复，中交天航局设研院科研人员在巢湖污染底泥疏挖及处置一期工程设计中，将污染底泥吹填至巢湖大堤外侧，在加固大堤的同时进行湖滨带的生态建设，加宽湖滨大道的同时，在沿湖滨大道吹填区建成了生态林带。在随后的巢湖污染底泥疏挖及处置二期工程设计中，将底泥用于巢湖大堤临湖侧的湖滨带物理基底修复，减少直立堤岸对生态的破坏，实现湖滨带生态修复的功能。

（4）底泥用于工程填筑。经过固化的疏浚底泥可以用作填方材料，代替砂石和土料用作填土工程、堤防工程、道路工程等。用作筑路、回填堤岸修筑用土料时，底泥的快速固化问题必须解决，回填土方的建筑及力学问题要进行测试，特别是含重金属底泥固化材料必须做浸出毒性试验，确保重金属浸出量低于国家规定标准。

（5）底泥用于制造建材。用于制造建筑材料，底泥可替代黏土用于制造建筑材料，如水泥、瓷砖等，减缓建材制造业与农业争地的局面，是疏浚底泥资源化的又一途径，在我国有着广阔的发展前景。

河湖底泥还可以被用来制造砖、生态水泥等其他建工材料，用污染底泥制砖，能减少资源的消耗，使自然泥土资源的使用期得到延长，也避免了建设新的堆场和补偿地的空间耗费。用城市垃圾和污泥来生产生态水泥既拓宽了原材料来源，又降低了水泥生产成本，保护了自然环境，是一条有利于水泥工业可持续发展的途径。

（6）底泥用于制氢。底泥用作制氢，实现能源回收。用湖泊污染底泥制氢是能源回收领域的前沿技术。目前，用湖泊疏浚底泥制氢技术主要分为生物制氢和高温气化制氢两类，生物制氢技术受多种因素影响整体研究水平仍处于基础阶段，距离实现工业化生产还有较大差距。高温气化制氢技术则具有广阔的利用前景，超临界水气化制氢是一种被广泛应用的高温气化制氢技术，近年来逐渐得到各国研究者的重视，该技术对生物质的气化率可达100%，所产生的气体产物中氢的体积分数甚至可以超过50%，并且反应不生成焦油、木炭等副产品，避免了二次污染问题，发展前景良好。

湖泊底泥即使在科技相当发达的美国，也没有得到充分利用。其连年对五大湖区进行疏浚，产生了大量的底泥，最终处置也仅仅是土地回用（未污染部分），或卫生填埋（受污染部分）。

上述几种底泥处置方法优缺点对比详见表5.1.7。

表5.1.7　底泥处置方式对比表