沈阳细河底泥安全处置对策研究

于朝霞 崔少明 宋吉帅

1 河湖底泥污染特点

底泥是河湖的沉积物，是自然水域的重要组成部分。当水域受到污染后，水中部分污染物可通过沉淀或颗粒物吸附而蓄存在底泥中，适当条件下重新释放，成为二次污染源，这种污染称为底泥污染[1]。

底泥层是重金属进入河湖之后的主要蓄积场所，由于重金属污染物是具有潜在危害的重要污染物，由他们引起的水体重金属污染是重要的环境问题之一。20 世纪50 年代在日本出现的水俣病和骨痛病，就是分别由重金属物质汞和镉引起的[2]。因此，在河湖治理中，安全有效处置重金属污染底泥越来越成为制约因素。

上海大学张坤通过实验研究了受污染的泥沙和非黏性泥沙在动态和静态条件下污染物的释放问题，得出河流湖泊受污染底泥中污染物释放主要有三种机制，即底泥静止时泥沙—水界面的污染物扩散释放，泥沙再悬浮时随泥沙颗粒一起进入到上覆水体中含有污染物质的孔隙水与上覆水体混掺释放和泥沙再悬浮时悬浮泥沙颗粒的解吸释放。无论上覆水体是静止或流动，底泥静止时，污染物质大都是通过泥沙—水界面上孔隙水的扩撒作用释放到上覆水体中，水体静止时这种释放过程比较缓慢，且在一定时间内释放量较小；水体流动时释放率会有所增大[3]。

余光伟等研究过珠三角感潮河道底泥释放，认为底泥污染物释放是造成水体水质恶化的原因，而河道的感潮特征使表层底泥间隙水及悬浮物反复扬起，加速了底泥污染物的释放。与静态释放相比，Cu、Zn、Pb、Cr、COD、氨氮和TP 的平均释放速率提高了1～4 倍，释放量增加了0.3～1.8倍，底泥平均耗氧速率提高了1.28 倍[4]。

笔者认为，底泥污染物在水体中的释放是动态的持续的过程，即使底泥沉积，但在水流作用下，底泥容易被扰动，污染物再次释放，因此，控制底泥污染在河湖治理中是必须要重视的。

2 国内外底泥污染处理方法

底泥污染作为河湖水质恶化的内源，切断内源污染，是多数河湖治理的方向。目前，国内外主流的底泥污染控制与治理按底泥处理位置不同分为原位治理和异位治理，治理方法主要分为化学法、物理法和生物法。异位处理后底泥可填埋、焚烧、加工成种植土或者烧制建筑材料等。

原位物理修复包括原位覆盖、引水冲调、人工曝气等方法。原位覆盖是指污染底泥的表层覆盖一层物质，阻止沉积物中污染物向上部水体的扩散，覆盖物可采用沙石、灰渣、水泥、黏土、土工织物等。云南滇池曾采用天然红土添加适量的粉煤灰及石灰粉作为覆盖物，用于滇池富营养化水体的修复，效果良好[5]。但原位覆盖采用大量覆盖物降低了河湖行洪蓄水能力，较少应用于水流流速较快、水动力较强的区域。

底泥化学修复与土壤化学修复有相似之处，其方法主要是向水体或底泥中添加一定量的化学试剂或者活性材料，利用添加剂和底泥中的离子发生化学反应，降低污染物的迁移性，使底泥污染物稳定地保持在底泥中。化学修复目前应用比较多的有淋洗法、固化稳定化法等。化学修复技术发展较早，应用于土壤修复案例较多，同时由于新材料、新试剂的发展，化学修复也不断应用于水体治理中。但由于水体的动态运动，化学修复用于底泥治理的持久性、稳定性略差，需要持续投放添加剂，多结合原位覆盖共同实施。

生物修复指利用生物代谢活动减小底泥污染物的含量，使水体环境得到恢复。目前河湖水环境治理多采用微生物修复、植物修复。植物修复机理主要是利用植物自身的生长代谢，吸收底泥中的氮磷等营养物质，并可以优选一些富集不同类型的重金属的植物。王谦等研究了挺水植物、漂浮植物、浮叶植物、沉水植物处理重金属废水的应用效果，认为水生植物修复重金属有一定的效果，提出影响水生植物去除重金属的影响因素有植物生活型、生物量、株龄、处理时间、重金属种类、温度、pH 值以及其他离子等9 项因素。同时提出，水生植物修复重金属水体用于实践有一定的波动性，工程周期过长，对突发性污染事故治理效果不明显[6]。

微生物修复重金属污染的原理主要指生物氧化还原和生物吸附。但目前微生物修复主要作为废水处理方法，应用于底泥修复的技术方法没有大规模推广。文晓凤等认为通过植物-微生物联合修复重金属污染底泥对单一重金属应用相对较多，但对多种重金属和重金属与有机物的复合污染的植物修复则相对较少。同时，微生物对影响生长代谢的生物因子均有一定的耐受范围，超出范围微生物易死亡或休眠，在联合修复中还应根据微生物的需要，对环境因子做出相应的调整，使微生物的代谢活动处于最佳状态[7]。

底泥修复原位治理和异位治理是两大治理方向，在底泥消纳场地紧张或者不具备作业场地的制约下，原位治理优势明显，但必须加强后期维护；异位治理可以较可靠的彻底消除污染，但需要合理处置底泥。在河湖治理中，种植植物一方面可降低底泥和水质污染，另一方面可利用植物营造河湖景观，植物修复污染越来越成为研究重点。微生物修复借助载体向水体中投放，可用于水体污染的应急处理，在常年流动性河流中效果不理想。

3 细河底泥污染现状及成因分析

细河是浑河的一级支流，也是一条承泄城市雨污排水和农田排涝的平原排水河道，起源于卫工明渠进水闸，流经沈阳市于洪区、铁西区后汇入浑河。2000 年以前，细河作为重要的排污河道，河水严重污染，利用细河水作为农灌用水导致两岸土地镉污染严重，农作物无法食用[8]。针对这一特殊时期造成的细河及其周边土壤污染研究较多。李东风对细河地区土壤镉污染源进行了研究分析，研究结果表示：沈阳细河地区土壤中镉元素污染是由人为源引起，且镉元素污染源主要为细河污水灌溉、大气降尘及磷肥3 种途径[9]。

王鑫等人采集了细河流域土壤样品（2006 年8—9 月），经过分析研究，认为细河流域土壤中Hg、Cd、Pb、Zn 含量差异显著，4 种重金属含量呈显著正相关。4 种重金属含量均高于背景值，表现出明显的累积效应，富集顺序为Cd> Hg> Pb >Zn。细河流域污染土壤中Hg、Cd、Pb 和Zn 具有不同程度的潜在生态风险；其中Pb 除在细河上游流域局部污染区域土壤中具有高风险外，其余均为一般风险；Zn 在全流域污染区属于一般风险；Hg和Cd 在全流域污染区均为极高风险[10]。

韩德昌等人于2014 年采集了细河沿岸污染土壤，采样深度30 cm 以内，经分析认为：细河沿岸土壤均遭受了重金属污染，主要是Cd 污染，超标达4～21 倍，不宜继续用作耕地，尤其是农业用地的大潘、彰驿站、大兀拉、前余。建议这些区域该种粮油以外的作物、进行土壤修复或改变土壤利用类型[11]。

2017 年6 月采集了细河河道内3 处水样，16 处底泥样品进行重金属含量分析，采样点位于细河铁西段三环桥至四环桥共8.9 km 长的河道内。底泥采样深度分别为20、40、100 cm。同时，采集了河岸土样6 份，采样深度20 cm。经检测分析，3 处水样中重金属含量没有超出V 类地表水标准（标准号：GB 3838—2002），但氨氮、COD、总氮指标超出V 类地表水标准，溶解氧局部超标。16 处河道底泥样品中重金属污染现状为（对比标准号GB 15618—1995 三级标准以及HJ∕T 166—20041 中推荐的内梅罗污染指数评价标准）： 底泥pH>7.5，20 cm 表层土中Cd 为重度污染超标点位100%，平均超标4.03 倍；20 cm 表层土Hg 为轻度污染超标点位26.7%，平均超标1.21 倍；表层土Pb 为轻度污染，超标点位6.67%，平均超标0.47 倍。40 cm 点位样品中Cd、Pb 基本不超标。以上数据表明，细河三环桥至四环桥区域河道内底泥存在着严重的重金属Cd 污染，Hg、Pb 为轻度污染。

河岸土壤污染现状为（对比标准号GB 15618—1995 三级标准）：土样pH 值5.3～6.9，Cd 为重度污染，超标点位83.3%，平均超标3.37 倍，最大超标11 倍；Hg 为重度污染，超标点位66.7%，平均超标2.1 倍，最大超标8.74 倍；As 为重度污染，超标点位33.3%，平均超标0.83 倍，最大超标8.58 倍。以上数据表明，细河三环桥至四环桥区域河岸土壤同样存在着严重的重金属污染问题，超标元素主要是Cd、Hg、As。河岸土壤污染元素及污染程度基本与前人研究结论一致，即存在Cd 严重污染。

通过现场搜集资料，细河三环桥至四环桥区域河道底泥重金属污染来源以历史沉积和河岸土壤降雨冲刷污染物入河为主，但是沿河污水违规排放和初期雨水入河的贡献同样不能忽视。河道岸边土壤污染物来源主要是以往河道清淤后底泥的堆放造成的。

4 细河底泥处理方案

细河水体黑臭，底泥多年未经处理，因此，河道治理底泥处置是必要的。根据细河实际情况，结合国内外治理重金属污染河湖经验，笔者提出两种底泥治理方案。

4.1 方案1：原位固化稳定化底泥

为减少底泥中重金属进一步向地下水迁移，原位治理工艺中首先向底泥中投加生物菌类消减底泥中的有机质；其次向底泥中投加复合化学剂稳定污泥中的重金属，使污泥中的重金属的可迁移性降低，使其无害化；并投加固化剂至污泥中，降低含水率并使其具有一定的强度，进一步将重金属包裹在固化晶格中，使污泥免受周边环境影响而造成重金属重新浸出，降低重金属的二次污染。

方案1 处理底泥9.9 万m3，由于细河为常年有水河道，后期仍需投加生物菌剂减少水体再次黑臭风险。原位处理的缺点主要有：（1）固化之后底泥仍然在河道中存放，重金属污染风险仍然存在，对地下水和土壤污染威胁没有减少；（2）固化后河底板结硬化隔绝了河道水体与河底土壤的物质交换，对河道的生态系统有较大的破坏；（3）固化后减少河道行洪断面，没有解决河道行洪排涝问题。

4.2 方案2：异位固化稳定化底泥

将底泥清淤后密闭运输至岸边集中进行泥沙筛分、脱水减容、固化稳定化处理，并将处理后达标底泥用于慢行道路基，降低河道重金属污染风险。方案2 河道按照行洪断面要求进行了河底清淤和坡面整修，产生底泥12.1 万m3，底泥通过分选泥沙减容后，添加石灰、粉煤灰、水泥用于固化稳定化处理，最终产生安全底泥量为8.2 万m3。

方案2 异位固化稳定化工艺相对于原位固化稳定化工艺，有3 项优点：（1）基本清除河底底泥，底泥重金属污染风险降至最低；（2）清淤后河道砂石为各种动植物的生长提供了必需的条件，有利于河道生态环境恢复；（3）断面清淤和整修后利于行洪。

细河是铁西区重要的行洪排涝河道，细河水质安全同时也影响到铁西区地下水。地下水一旦污染，影响范围较大、治理难度大。为彻底消除细河黑臭问题和重金属污染问题，保障区域防洪安全和地下水安全，细河河道污染底泥治理采取无后期维护费用的异位固化稳定化方案，即方案2。

细河底泥处理工艺按照施工顺序分为杂物清除、底泥疏浚、泥沙分离（含河沙淋洗）、泥浆脱水减容、稳定化固化、尾水处理、资源化利用共七部分内容。具体工艺流程图如图1 所示。

河沙淋洗后可作为一般建筑材料应用于附近建筑工地。固化稳定化剂采用石灰水泥粉煤灰，体积比例为3∶1∶1。底泥与稳定剂的体积比例为5∶1。笔者选取11 组试样按比例添加稳定剂后4 h 后底泥浸出液中Cd含量0.1～0.81 μg∕L，Hg含量0～0.95 μg∕L，Pb 含量1.24～4.1 μg∕L，满足GB 5058.3—2007《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》中浸出毒性标准。

细河底泥处理布置有专门的固化稳定化作业区。固化稳定化作业区主要包括办公区、生活区及处理处置作业区。处理处置作业区主要包括泥沙分离（含淋洗）、泥浆脱水减容、稳定化固化、尾水处理、成品堆放区等。作业区应具有连续生产，快速固化（日产日清）的特点，现场干净无扬尘。处理处置作业区场地进行防渗处理，底泥处理完毕后场地进行苗木回植，恢复原貌。

细河底泥处理后经检测，处理底泥浸出毒性达标，属于第Ⅰ类一般工业固体废物；处理后底泥性质稳定以无机稳定结合物为主，长时间堆放不产生有毒有害物质；土体抗压稳定性好，处理后底泥抗压强度高于普通的素土，压实后7 d 抗压强度达到0.98 MPa 最低填土要求。根据处理后底泥的性质，细河底泥用于河岸慢行道路基建设。

5 结 语

细河承担着铁西经济技术开发区的排涝安全和黑臭水体改善任务。因历史原因，细河三环—四环段河道底泥中重金属镉、汞、铅严重污染，超标1.2～4.0 倍。细河重金属污染底泥处理方案为异位固化稳定化处理。通过河道清淤，将重金属污染底泥全部异位清理至河道外作业场地；通过泥沙分离（含河沙淋洗）和泥浆脱水减容，实现底泥减量化和河沙资源化；之后向底泥中投加固化剂和稳定剂，实现重金属的稳定化。底泥处理后满足第Ⅰ类一般工业固体废物标准，最终用于河道两岸慢行道路基建设。

异位固化稳定化处理针对重金属污染底泥处理效果好、效率高、成本低；能够实现河湖底泥重金属污染物的减量化、资源化、无害化，避免对环境的二次污染。可解决众多重金属污染河湖底泥清淤后底泥去向及处置难题，防止造成大量底泥占压土地以及对新场地造成二次污染。可显著改善河湖水质避免水质反复恶化。处理后底泥可为周边建设提供建筑材料，最大程度资源化利用。

底泥处理中需要在河道附近布置底泥临时作业场地和堆存场地。底泥临时作业场地需要做好防渗工作。此外，底泥资源化处理时间容易滞后于底泥处理，需要设置处理后底泥临时堆存场地，逐步消纳处理后底泥。