污水排放、大气沉降将很多污染物带入到水体中,污染物通过物理化学和生物等作用富集于水体底泥,导致河道底泥污染严重.1998—1999年,我国实施的滇池草海污染底泥疏挖及处置工程(一期)是我国首例大型湖泊环保疏浚工程,清除底泥近400万m³.随后,在太湖、星云湖、巢湖、南湖(长春市)等地也开展了环保疏浚工程.2012年3月上海苏州河底泥疏浚工程完工,平均每天疏浚外运的土方量约8 000 m³,疏浚底泥约100万m³,全部运往位于南汇老港的底泥处置场^[1].目前,在实际施工中,疏浚底泥处置方式依然是吹填和堆弃,造成了大量的土地被占用,还可能因为雨水的冲刷和酸雨的侵蚀产生二次污染.此外,这也使得底泥中的可用资源不能充分利用,造成资源浪费,违背了节能环保的宗旨.

目前,关于疏浚底泥处理和处置的研究较多,例如热解、低温解析、烧制陶粒和水泥、烧结多孔砖和保温砖、电动修复、超临界水氧化等.这些处置方式能有效地处理废弃底泥,满足资源化的要求.但是,其在资源化的同时,不仅消耗了更多的能源,而且可能使土壤中挥发性有机污染物发生迁移和转变,进入大气中引起二次污染,甚至产生二噁英等致癌物.因此,疏浚底泥的节能处置已成为环保领域重要的研究课题.

底泥中含有大量的岩石、砂砾和砂、硬质粘土、沉渣和软质粘土等物质,组成范围变化较大,可以由纯矿物或者有机物组成.物理特性一般表现为粘粒含量高、含水率高、压缩性强、强度低、渗透性能差、排水固结缓慢.其中,疏浚淤泥的粘粒呈薄片状,比表面积大,表面往往带有负电荷,会吸附带极性的水分子和水合阳离子,以致在其表面形成一定厚度的吸附水层,而吸附水的黏度较大、能动性较小,较难脱出^[2].

疏浚底泥的化学特性是确定其无害化和资源化适宜性的决定因素,化学指标主要有营养元素、重金属和难降解有机物.

(1) 底泥中沉积的氮、磷等有机质营养元素在外源污染得到基本控制时,仍可作为内源污染源释放氮和磷,是造成水体富营养化的一个重要污染源.

(2) 重金属(如铜、铅和铬等)主要来源于矿业、冶金、化工及化肥产业.在水环境中,通过吸附、水解和共沉淀等作用,小部分重金属进入水体,其余大部分沉积在底泥里^[3],与水相保持一定的动态平衡,并且容易造成二次污染.

(3) 主要的有机污染物有多环芳烃(PAH)、多氯联苯(PCBs)、硝基苯、农药等,它们能够通过水-泥界面的迁移转化作用重新进入水体,通过生物链进入人和动物体内并且富集,引起“三致”(致癌、致畸、致突变)效应.

底泥处置过程一般分为三个步骤:减量化、无害化、资源化.减量化,即通过脱水、烘干、风干等手段降低污染底泥的量和处理成本.无害化处理是通过一定的技术去除底泥中的有毒有害物质,或使其中重金属、难降解有机物等不能释放,达到底泥的无害化与卫生化的标准,避免二次污染.资源化,是指将河道底泥直接作为原料进行利用或者对河道底泥处理后进行再生利用.目前,疏浚底泥节能处理技术主要集中在生物处理、物化处理、环保再利用和能源回收.

疏浚底泥中含有大量有机质以及植物所需的营养成分,具有腐殖质胶体,能使土壤形成团粒结构,保持养分作用,适合堆肥和制作复合肥料,施用于农田、林地、草场、鱼塘、育苗基质、花卉等方面具有良好的效果.生物修复是指将受污染的疏浚底泥培育植物或培养、接种微生物,利用其新陈代谢活动吸收和降解其中有毒有害物质,使其含量降低甚至达到完全无害化的目标.目前,微生物和植物修复技术作为一种高效的生物强化技术已经广泛应用于疏浚底泥处理的科学研究中.Chiavola等^[4]利用序批式好氧生物泥浆反应系统处理受PAH污染底泥,处理效率达80%以上,出水上清液中PAH小于检测限.隆晓等^[5]综合考虑温度、含水率、pH、有机质各方面因素,通过污泥、底泥混合堆肥中试,获得了合理的工艺参数,不仅有效地处理了疏浚底泥,而且达到了堆肥卫生学指标和堆肥腐熟的要求,有效地去除了有机污染物.生物处理成本低、效果好,综合利用底泥中所含的营养物质,不仅完成了底泥的无害化处理,而且实现了底泥的资源化利用,使其重新进入自然界的能量循环和物质循环.

然而,在大面积或大量处理底泥时,微生物和植物很难重现实验室中达到的理想效果.由于疏浚底泥所含有机污染物水溶性不高,并且微生物只有在水环境中才能对有机物进行降解.因此,疏浚底泥用生物处理时,有机污染物降解速度较慢,往往导致工程期和维护期较长,施工见效慢,不能满足大规模的河道清淤及底泥处理的要求,可行性较差.此外,较为先进的生物淋滤法处理疏浚底泥还处于基础研究阶段,如何合理控制底泥处理条件、菌种的保存和培育以及重金属的回收还有待于进一步研究.

底泥物化处理技术经过多年的发展逐渐趋向成熟和完善.底泥淋洗和萃取技术已经在美国、日本和德国等国家得到应用,将能够促进有毒有害物溶出的溶剂渗入或注入到受污染底泥中,然后将溶有污染物的溶液从底泥中提取出来进行深度处理.但是,由于处理成本较高,难以推广.

随着淋洗技术和生物处理技术的发展,使得两者的结合成为可能,可以降低处理成本,并已通过初步的实验证明.张铮等^[6]通过实验证明:底泥、硫粉和 FeSO₄·7H₂O 共同用于生物淋洗能有效去除底泥中镉,可显著改善疏浚底泥的脱水性和沉降性.当硫粉质量浓度为5 g·L^-1,FeSO₄·7H₂O质量浓度为15 g·L^-1,接种量为20%时,淋滤达到最佳效果,底泥中镉去除率达到85%以上.

通过一定的物理、化学(固化)方法预处理的疏浚底泥,可用于路基、防火、隔音等建筑材料中,利用疏浚底泥替代黏土既可缓解建材制造业与农业争土的矛盾,又可以资源化利用疏浚底泥.相比其他资源化利用方式,建筑行业综合利用疏浚底泥会减慢其在陆地上的积累,可最大程度地降低重金属等污染物向环境释放的风险,减少对环境的危害.根据目前国内淤泥固化处理成熟经验,疏浚底泥固化大多按照“投料—拌和—压实—养护—完成工程填筑”这一基本工艺路线.

现在,国内外关于物化处理疏浚底泥技术的研究更加注重节能减排和环境保护等因素,逐渐偏向于免烧固结技术的研究和创新.免烧固结技术是物化处理的最常用方式,既满足了环保的要求,又符合节能的指标.通过添加一种或多种固化剂于底泥中,利用水化反应、离子交换反应和碳酸反应形成水化产物使底泥颗粒间形成新物质,从而使底泥颗粒粘结在一起,使底泥中有害物转化成低溶、微毒及难迁移的物质,以期达到有毒有害污染物稳定的目标^[7].直接用硅酸盐水泥、粉煤灰、石灰石等作为固化剂,再额外加入添加剂制成底泥-水泥固化块.通过控制水灰比、含水率、养护等条件,能够制得可满足不同要求的胶砂建材,最大程度地减少污染物释放至环境中的可能性,同时提高废物的物理力学性质.Yan等^[8]利用城市固体废物底泥和疏浚底泥为原料制造控制性低强度材料(CLSM),使得废物利用率高达80％,并且经过毒性特征沥滤方法(TCLP)实验后,浸出液中的重金属质量浓度远远低于美国环保局的监管标准.李育伟等^[9]以水泥、废石膏、粉煤灰作为固化剂处理毒性湖泊底泥,固化处理后Cd、Pb、Zn 的固化率均能满足重金属浸出毒性要求,可用作填料.Jauberthie等^[10]将法国兰斯河疏浚底泥与生石灰、硅酸盐水泥混合固化,制得的石灰-水泥-疏浚底泥混合料已经达到P4级路基标准要求和2型碎石路基层标准要求,显示出明显的经济和生态效益.Miraoui等^[11]将疏浚底泥和钢渣混合固化制得的路基材料,能达到了很好的稳定性.

这种方法工艺相对简单,其关键是选择合适的固化剂和添加剂.免烧固结技术具有生产设备少、工艺简单、生产和维护成本低、能耗少、固化效果好等优点.但是,底泥中含有较多有机物,未经过深入处理,长时间填埋或存放后会产生甲烷等易燃易爆气体,存在一定的安全隐患.

常规的免烧结固化/稳定化技术也存在不少问题,如:处理后底泥增容比增大;毒性强的底泥需要的固化剂用量较大,成本高;处理后底泥的稳定性还有待检验等.近年来,国外学者多次提出采用重金属螯合剂对重金属污染严重的底泥进行无害化处理.重金属螯合剂在常温下能与土壤中铜、铬、镍、锌、镉、锰等金属离子迅速反应,生成不溶于水的高分子螯合物.螯合稳定化技术处理疏浚底泥后其增容比远远低于其他方法.采用螯合剂处理后的底泥稳定化后体积几乎不增加,减少了后续处置量,降低了处理成本.谢华明等^[12]采用水泥、粉煤灰及有机硫稳定剂——氨基二硫代甲酸盐(DTC盐)固化/稳定化处理重金属污染的底泥,固化后的底泥满足填埋场入场要求.但是,螯合后底泥流动性依然较大,螯合态重金属还极有可能迁移、扩散,螯合剂的稳定性和毒性还值得更深入的研究,从而避免产生二次污染.

疏浚底泥用于环境保护的技术是近年来新发展起来的,该技术不仅实现了疏浚底泥的资源化利用,而且其制备的产品可用于去除有机物、重金属及回收等方面,具有良好的环保效益.疏浚底泥含有大量的腐殖质,对金属离子有吸附交换和络合作用,尤其是对铜和铅具有较好的吸附效果^[13],并且其吸附能力与底泥表面积有关,表面积越大,吸附能力越强.以受污染的河道疏浚底泥为主要原料,利用物理、化学以及生物技术使有害污染物稳定化,研制污水处理材料、吸附材料是近年来研究的新方向,该技术不仅实现了疏浚底泥的资源化利用,而且其制备的产品应用于污染物处理、环境修复,一般不会造成二次污染,对环境影响小,具有很好的应用前景.Hong等^[14]探索了一种利用铬污染底泥处理重金属废水的新方法,在最佳条件下总铬的去除率达到95.8%.底泥中其他重金属(镉、铜、铅、镍等)浸出质量浓度介于0.003 5~0.055 0 mg·L^-1之间,可达到污水综合排放标准.此研究使得重金属污染底泥处理含有相同重金属废水成为一个可行的方法,并且对于重金属富集和回收具有重要意义.

疏浚底泥与其他环保功能材料协同处理污染水体具有更好的效果,也使得污染物被吸附后不再容易脱附进入水体.例如,张燕等^[15]将炉渣、炉渣+30%底泥、排水沟渠底泥对水中氮磷的去除效果进行了比较分析,其中:底泥对污染吸附效果最好,炉渣+30%底泥、排水沟渠底泥对氨磷的去除效果均比炉渣要好.可见,疏浚底泥是一种含腐殖质的天然吸附剂,对污水治理具有较好效果.李大鹏等^[16]在底泥中加入FeCl₃后,对上覆水中磷的吸附能力提高,底泥达到磷饱和时间延长.当FeCl₃质量分数占2%时,对水体磷吸附量、平衡浓度、饱和度分别为原泥的27.3%、85.7%、60.7%.李佳等^[17]采用镧改性沸石对太湖底泥进行改良,改良后的太湖底泥对磷酸盐的吸附能力明显提高,并且其吸附能力随镧改性沸石添加量的增加而增加,其对磷酸盐的吸附属于自发和吸热过程.被改良底泥中镧改性沸石所吸附的磷以NaOH-P和HCl-P 等较稳定的形态存在.

疏浚底泥制得泡沫陶瓷也是环保利用研究的一个新方向.具有高度多孔结构的泡沫陶瓷,用于隔音及隔热,防水、水蒸气,防火等方面具有较好的效果.Liao等^[18]利用再生水水库泥沙和Na₂CO₃混合制得泡沫玻璃.根据工程需要,控制Na₂CO₃的投加量和煅烧温度,利用干压法处理疏浚底泥制得的泡沫玻璃可用于建筑行业.但是,关于底泥免烧结制作技术和工艺的相关研究仍然较少.

底泥中含有大量的有机质,为其能源化利用提供了必要的物质基础,利用疏浚底泥回收能源是未来底泥资源化的发展趋势之一.制氢技术是一项能源回收领域的前沿技术,是未来底泥资源化发展的方向之一^{[19, 20]}.王奕雪等^[21]采用间歇式超临界水反应装置,以滇池疏浚底泥和褐煤为原料气化制氢,褐煤和底泥在超临界水共气化过程中碳气化率和产氢率存在明显协同效应,既可达到处置底泥的目的,又可产生气体能源H₂ 和CH₄.张辉等^[22]采用成型干化工艺制备污泥-煤复合燃料,污泥在混合成型燃料中可起到黏结剂、固硫剂等作用,同时可利用污泥的热值,实现污泥的资源化利用.

早在2004年,美国国家可再生能源实验室(NREL)就曾在报告中特别指出,微生物油脂发酵可能是生物柴油产业和生物经济的一个重要科学研究方向^[23].直到目前,国内外已经出现了利用废弃油脂、植物秸秆、淀粉、各类有机水解液等获得生物柴油的研究,鲜有关于底泥作为底物用于微生物油脂发酵的工艺及方法.利用微生物实现底泥转化油脂很有可能成为节能处理技术发展的一个新的方向.

随着环境保护和节能减排的理念深入人心,对于疏浚底泥合理化利用程度的要求也越来越高.国内有关节能环保的利用和实践依然较少,仍处于初级阶段.疏浚底泥节能处理技术的革新和发展更应因地制宜,融会贯通.将多种技术相结合,取长补短的方式是未来底泥技术革新的一个重要趋势.疏浚底泥处理前期,可根据各流域或地域底泥受污染程度不同划分为三个地区:重污染区、中污染区和轻污染区.不同地区,节能处理技术应用和发展的趋势也不同.

严重污染区和中度污染地区应严格监控,配套的环境风险评价和环境影响评价需及时跟进.河道疏浚后,堆放的底泥应及时进行脱水处理、固化和稳定化处理.首先,免烧结固化技术和螯合稳定化技术相结合的研究成为一个热点.与此同时,添加适当比例的硅酸盐水泥能够提高一定的力学强度,降低了底泥的水溶性,改变了底泥固化块受压容易破碎的缺点.由于有机污染物在水环境中容易析出,底泥处理后期可结合生物处理技术将有机污染物去除.最终,还可针对底泥固化块的植生性进行深入研究,培育或培养具有重金属富集作用生物,对底泥中尚未完全稳定的重金属污染物进行吸收,降低环境风险,及时收割植被或微生物也给重金属回收和再提炼提供了可能.此外,重金属含量低且富含有机质的底泥可考虑直接用于能源回收的研究.

受轻微污染的底泥可以考虑生物处理和农业利用,通过生物的新陈代谢作用分化和降解有机污染物和固定重金属;或者利用底泥的良好吸附性将其制造成水处理材料,经过吸附处理后的底泥可参考重污染区底泥的处置方式.