河流与湖泊淤泥的最佳资源化利用途径

河流、湖泊是地球表层系统各圈层相互作用的联结点, 是陆地水圈的重要组成部分, 与生物圈、大气圈、岩石圈等关系密切。湖泊不仅具有调蓄洪涝、引水灌溉、饮用水源地、交通运输、发电、水产养殖和景观旅游的功能, 还具有调节区域气候、记录区域环境变化、维持区域生态系统平衡和繁衍生物多样性的特殊功能。自20 世纪50 年代以来, 我国湖泊在自然和人为活动双重胁迫的共同作用下, 其功能发生了剧烈的变化。湖泊大面积的萎缩乃至消失, 贮水量相应骤减, 湖泊水质不断恶化, 湖泊生态系统严重退化, 给区域经济和社会可持续发展带来严重威胁。主要表现在:

(1) 湖泊萎缩与干涸, 水面积锐减

以处于新疆北部的艾比湖为例：在20 世纪40 年代, 湖面面积为1200km2 , 贮水量30.0×108m3。到1950 年, 湖泊面积尚有1070km2 , 到了20 世纪80 年代面积急剧缩小到500km2 , 贮水量也相应减少到7.0×108m3。

(2) 污染严重, 湖泊富营养化加剧

2004年七大水系的412个水质监测断面中，Ⅰ～Ⅲ类、Ⅳ～Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为：41.8％、30.3％和27.9％，七大水系总体水质与去年基本持平，珠江、长江水质较好，辽河、淮河、黄河、松花江水质较差，海河水质差。主要污染指标为氨氮、五日生化需氧量、高锰酸盐指数和石油类。七大水系的121个省界断面中，Ⅰ～Ⅲ类、Ⅳ～Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为：36.3％、33.9％和29.8％。污染较重的为海河和淮河水系的省界断面。

我国131个主要湖泊和39个大中型水库湖库的富营养化状况十分严重，131个主要湖泊中，已达富营养程度的湖泊有67个，占调查湖泊总数的51.3%；已达富营养程度的水库有12座，占调查水库总数的30%（见表1）。

表1 中国主要湖泊和水库营养状况分类结果统计

指标 贫营养 中营养 富营养

湖泊数量（个） 占调查湖泊数（％） 湖泊面积（km2） 占湖泊的总面积（％） 水库数量（个） 占调查水库数（％） 水库容积（×105m3） 占设置库容（％）

9 6.90 5477.80 16.60 10 25.60 37.36 5.70

55 41.90 16525.70 50.0 17 43.60 546.10 83.10

67 51.20 11029.90 33.4 12 30.80 73.94 11.20

根据全国水环境监测网2000年的水质监测资料和国家《地面水环境质量标准》(GB3838-88)，全国九大流域片的700多条河流的11.4万km河长中，Ⅰ类水占4.9%，Ⅱ类水占24.0%，Ⅲ类水占29.8%，Ⅳ类水占16.1%，Ⅴ类水占8.1%，劣Ⅴ类水占17.1%。枯、丰水期水质变化不大。

(3) 湖泊围网养殖过度, 生态系统受损

随着湖泊围网养殖泛滥, 面积不断扩大, 许多湖泊的围网养殖已远远超出湖泊本身所能容纳的能力, 湖泊水生态系统被破坏, 人工大量投放饵料又加速了湖泊的富营养化过程。

(4) 流域水土流失加剧, 湖泊淤塞严重

我国东部平原和云贵高原等地区的淡水湖泊普遍存在着泥沙淤积的问题, 其中以长江中游地区湖泊的泥沙淤积问题较为突出。如洞庭湖据多年平均入出湖沙量平衡资料计算,年入湖沙量达1.2895×108m3, 年出湖沙量仅为0.3374×108m3, 湖盆年淤积量0.9521 ×108m3, 年淤积速率达3.7cm/a。目前洞庭湖湖盆因泥沙淤积已高出江汉平原地面5.0～7.0m。

(5) 湖泊水生态系统退化, 生物多样性受损

在20 世纪60 年代以前, 我国长江中下游地区大多数湖泊的湖湾区和沿岸的浅水湖区, 都生长有数量较多的沉水植物、浮水植物和挺水植物, 形成结构较为稳定的水生植被群落。湖体内其他水生动物、底栖生物的种类繁多, 生物量亦大, 生物资源十分丰富。湖泊水体中溶解氧十分丰富, 水色明亮, 水质清澈, 呈现出良性循环的相对稳定的生态体系。进入80年代以后, 由于湖区工业发展和城镇人口数量增加, 大量耗氧物质、营养物质和有毒物质排入湖体, 使水体富营养化, 湖水的自净能力下降, 导致湖体内溶解氧不断下降, 透明度降低, 水色发暗, 原有的水生植被群落因缺氧和得不到光照而成片死亡, 水体中其他水生动物、底栖生物的种类也随之减少, 生物量降低, 取而代之的是浮游植物( 藻类) , 最终形成以藻类

为主体的富营养型的生态体系。

河流、湖泊底泥是湖泊生态系统的重要组成部分，是河流、湖泊营养物质循环的中心环节，也是水土界面物质物理的化学的生物的积极交替带。各种来源的营养物质，经一系列河流、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。

在河流、湖泊各种水动力学生态动力学作用下或湖泊环境变化时，特别是目前，随着着社会经济的发展，大量无处理污水的排放使得湖泊接纳了大量的工业生活和农业废水。沉积物中营养盐溶出或再悬浮形成湖泊富营养化的内负荷。湖泊底泥既是湖体水土界面各类物质的特殊缓冲载体，也是各类营养物质的聚集库。另一方面，随着水土流失的日益严重，大量泥沙冲入河流、湖泊中，造成底泥量迅速增加，在影响航运的同时，也加剧了河流、湖泊水体的污染。同时底泥对环境作用具有累积性和滞后性。这使得河流、湖泊淤泥成为引起以上问题的主要因素之一，疏浚、处置河流、湖泊淤泥迫在眉睫。

目前底泥的处理方法大致有四种：卫生填埋、焚烧、投海、综合利用。

大部分的疏浚污泥疏挖出来时有令人不快的臭味。工业上的疏浚污泥的有毒有害物的成分比普通的疏浚污泥高出1～2个数量级，危害性很大，必须将其固化处理或用封泥层将其表面封闭。一般的途径是使用水泥、石灰、石膏等胶泥材料与疏浚污泥混合、固化、阻止毒害物渗透，然后卫生填埋。卫生填埋所需建筑造价及维护费用较高，而且很难找到适合的地点。

焚烧的设备昂贵，操作条件苛刻，适用范围窄，而且容易造成大气污染。

往大海倾弃是利用海洋的巨大稀释和容纳能力来处理疏浚污泥，操作简单、成本较低，只适宜于疏浚场所离海岸较近地区。但是，随着人们的生态环境意识的加强，沿海国家越来越关注污泥投海后对海洋生态环境可能的影响。伦敦倾废公约及我国有关环境评价标准明确规定，倾倒废物必须进行各项检验，以评价其倾倒废物对海域生态环境的影响。如在我国长江口的调查[13]表明：倾倒区的水质虽未有重金属污染现象，但比倾倒前有较大升高，升高程度与倾倒区的水动力条件关系密切。营养盐是水域水质的主要污染物，各区水质均达到富营养或超富营养状态。倾倒区沉积物的有机质和重金属浓度大多超标，其超标程度与沉积物粒度成反比

因此，这三种做法都不能符合现在的实际情况。目前，我们处理底泥的最好的办法莫过于将其处理后加以利用。而污泥作为资源综合利用是一种广为人们重视和研究的方法。它可以作为路基的填料加以利用；也可作为工艺品的原材料，将小部分底泥处理后渗入其他原料，加工成砖瓦、陶瓷工艺品等，变废为宝；亦可在淤泥堆放处植树造林，一方面长树，一方面

让污染物质自然分解，既有经济效益，又能可持续利用，一举两得。

⑴土地化

疏浚污泥在堆场风干后除含高残留性有害物（如重金属、难分解的有机物）外，一般可直接作农业、林业、景观、市政绿化用地。土壤中的微生物能有效地降解有机污染物，最终将其无害化。根据土壤颗粒内部屏蔽理论：土壤颗粒的内部物质（如有机质、腐殖酸）与有机污染物之间存在非可逆的结合（吸附）现象，结果是一部分有机污染物被土壤层屏蔽固定于固相，从而失去其化学、生物特性，毒性和渗透性均大为下降。疏浚污泥中含有丰富的植物所需的各种养分，将疏浚污泥作为基肥给植物施用，不进行追肥，既减少了施肥环节，又节省了化肥的施用，降低了施肥成本。但是对于重金属含量高的污泥，为防其随食物链进入人体而危害人们身体健康，应限制农用。为避免其负面效应，可用于林业、园林、市政绿化，促进树木、花卉、草坪的生长，提高其观赏品质，并且不易构成食物链污染。

⑵制作建筑材料 制砖瓦

制造砖瓦是最常见的疏浚污泥处理方法，其工艺流程为：分拣杂物—物料揉捏—成型—干燥—焙烧。利用泥中的粘土质成分在高温熔融状态下与重金属反应形成硅酸盐，使其无害化。常见的方法为：50%左右的疏浚污泥、40%的粘土，以及为了防止污染环境而回收的砖瓦碎屑粉尘，但其添加量不可大于10% 、且碎屑粒径不得大于3mm以防引起砖瓦在焙烧时产生裂缝而影响强度。干燥后在1000℃～1350℃温度下焙烧。另一种制陶瓷状建筑砖方法与前一种的主要区别在于添加少量疏浚污泥熔融灰（其中含有5%～20%的花岗岩微晶体），另外在焙烧前先在低温下预热。此种方法生产的建筑砖表面光滑且耐磨，但成本较高。

制水泥

利用疏浚污泥制造水泥有2种方式：

第一，熔融后添加到水泥中制火山灰质水泥。将风干后的疏浚污泥放到水泥窑中（1650℃）熔融，然后快速冷却并添加少量的微米级纤维研磨成粉末，按20%～50%的重量比添加到波特兰水泥中形成火山灰质水泥。此法生产出的水泥具有抗渗、抗硫酸盐侵蚀等特点，且其抗淡水侵蚀能力优于普通水泥。

第二，直接代替粘土制普通水泥。疏浚污泥的主要化学成分波动范围较大，与粘土相比，因其有机质含量较高因而烧失量偏大，SiO2与Al2O3含量较低，但其主要成分可作粘土质原料。直接全部替代粘土进行的工业化生产，其产品的各项指标均达到525号水泥的标准，试用后浸出液中的几种有害元素含量（如砷、铅、镉、铬）远小于国家标准。

⑶ 作为菌种，进行污水生物处理

河流、湖泊水体生态系统复杂，这就使得其底部淤泥微生物种类丰富，微生物群落适应性强，将其作为废水生物处理菌种，则适用范围广，来源丰富，能够做到以废治废。

a）气动生物转盘处理工艺

生物转盘工艺是生物膜法污水生物处理技术的一种，是污水灌溉和土地处理的人工强化。这种处理法使细菌和菌类的微生物、原生动物一类的微型动物在生物转盘境料载体上生长繁育，形成膜状生物性污泥——生物膜。污水经沉淀池初级处理后与生物膜接触，生物膜上的微生物摄取污水中的有机污染物作为营养，使污水得到净化。在气动生物转盘中，微生物代谢所需的溶解氧通过设在生物转盘下侧的曝气管供给。转盘表面覆有空气罩，从曝气管中释放出的压缩空气驱动空气罩使转盘转动，当转盘离开污水时，转盘表面上形成一层薄薄的水层，水层也从空气中吸收溶解氧。

气动生物转盘由接触反应槽、填料、转轴、空气罩等组成。一般填料为蜂窝状塑料，由钢结构支撑，中心贯以转轴。填料四周的空气罩由环氧玻璃钢构成。转轴两端安放在半圆形接触反应槽(即氧化槽)的支座上。转盘的40％～50％浸没在槽内污水中，转轴高出水面10～25cm。一般情况下，三到四只转盘串联成一个系列，多个系列转盘之间并联布置。

b）氧化沟

氧化沟又名氧化渠，因其构筑物呈封闭的环形沟渠而得名。它是活性污泥法的一种变型。因为污水和活性污泥在曝气渠道中不断循环流动，因此有人称其为“循环曝气池”、“无终端曝气池”。氧化沟的水力停留时间长，有机负荷低，其本质上属于延时曝气系统。 氧化沟利用连续环式反应池（Cintinuous Loop Reator,简称CLR）作生物反应池，混合液在该反应池中一条闭合曝气渠道进行连续循环，氧化沟通常在延时曝气条件下使用。氧化沟使用一种带方向控制的曝气和搅动装置，向反应池中的物质传递水平速度，从而使被搅动的液体在闭合式渠道中循环。

c）生物制氢技术

氢气是高效、清洁、可再生的能源，在全球能源系统的持续发展中将起到显著作用，并将对全球生态环境产生巨大的影响。氢本身是可再生的，在燃烧时只生成水，不产生任何污染物，甚至也不产生CO2，可以实现真正的“零排放”。

此外，氢与其它含能物质相比，还具有一系列突出的优点。氢的能量密度高，是普通汽油的2.68倍；用于贮电时，其技术经济性能目前已有可能超过其它各类贮电技术；将氢转换为动力，热效率比常规化石燃料高30－60％，如作为燃料电池的燃料，效率可高出一倍；

氢适于管道运输，可以和天然气输送系统共用；在各种能源中，氢的输送成本最低，损失最小，优于输电。氢与燃料电池相结合可提供一种高效、清洁、无传动部件、无噪声的发电技术。小型的低温固体离子交换膜燃料电池可用在汽车和火车机车上；氢也能直接作为发动机的燃料，各国已开发了几种型号的轻能车。目前，燃氢发动机已在在汽车、机车、飞机等交通工具的应用中展露头角。

氢能作为“二次能源”，国际上的氢能制备来自于矿石燃料、生物质和水工艺主要有电解制氢、热解制氢、光化制氢、放射能水解制氢、等离子电化学法制氢和生物制氢等。在这些方法中，90％都是通过天然的碳氢化合物一天然气、煤、石油产品中提取出来的，都要消耗大量的化石能源，而且也要在生产过程中造成环境污染。

所以只有采用生物制氢技术，以水或废水为原料，污泥为菌种发酵制氢才能在降解污染物的同时获得廉价的氢能源，从而减少环境污染，缓解能源危机。所以，生物制氢技术是河流、湖泊淤泥最有价值的利用方法。

生物制氢过程可以分为5类：（1）利用藻类或者青蓝菌的生物光解水法；（2）有机化合物的光合细菌（PSB）光分解法；（3）有机化合物的发酵制氢；（4）光合细菌和发酵细菌的耦合法制氢；（5）酶催化法制氢。

目前发酵细菌的产氢速率较高，而且对条件要求较低，不需要光照，可以以有机废水作为基质，产氢过程为厌氧过程，无氧气限制问题，系统易于实现放大试验，是一种最为廉价，最易实现的产氢方法。

左宜等利用河底污泥在1.27L的UASB反应器中对葡萄糖模拟废水进行发酵产氢实验，获得了6.7 L-H2/(L·d)的最大产氢速率以及1.4 mol- H2/mol-葡萄糖的最大比产氢量。杨占春、陈晓晔、朱建良利用河底污泥在400mL-自行设计的反应器中队餐厨垃圾进行发酵产氢实验，获得了10.9 m3-H2/(m3·d)的最大产氢速率。

可见，利用河流、湖泊淤泥进行生物产氢已取得了一定成果，有很大的发展潜力。