河流重金屬污染底泥的修復(fù)技術(shù)研究進展

李明明， 甘 敏， 朱建裕,， 柴立元

(中南大學(xué),a.資源加工與生物工程學(xué)院，長沙 410083；b.冶金科學(xué)與工程學(xué)院，長沙 410083）

河流重金屬污染底泥的修復(fù)技術(shù)研究進展

李明明a， 甘 敏a， 朱建裕a,b， 柴立元b

(中南大學(xué),a.資源加工與生物工程學(xué)院，長沙 410083；b.冶金科學(xué)與工程學(xué)院，長沙 410083）

基于我國部分河流底泥的重金屬污染現(xiàn)狀，綜述了國內(nèi)外關(guān)于底泥重金屬處理研究進展和成果，并詳細(xì)闡述了重金屬去除的生物修復(fù)法.同時，結(jié)合重金屬污染因子去除效率、處理成本以及環(huán)境安全性等問題，筆者提出生物修復(fù)法是一種具有潛在應(yīng)用前景的方法，今后的深入研究可能為河流底泥重金屬的處理和后續(xù)的資源化利用提供一定的理論依據(jù).

底泥；重金屬污染；修復(fù)技術(shù)；生物淋濾

0 引 言

水體底泥重金屬污染已成為世界范圍內(nèi)的一個重要環(huán)境問題.世界工業(yè)發(fā)展使重金屬高頻率的發(fā)現(xiàn)于河流和湖泊的水體和底泥中，導(dǎo)致世界上相當(dāng)數(shù)量的河流湖泊受到嚴(yán)重污染[1-2].水體下底泥的污染狀況對全面衡量水環(huán)境質(zhì)量具有重要的作用[3].水體中的重金屬往往將底泥作為最后的儲存庫和歸宿，并且可與水相保持一定的動態(tài)平衡.當(dāng)周圍的環(huán)境條件變化時，底泥中的重金屬形態(tài)將發(fā)生轉(zhuǎn)化并釋放，易引起二次污染[4]，同時，底棲生物的主要生活場所和食物來源也是底泥，其中的重金屬可存留、積累和遷移，不僅對底棲生物或上覆水生物產(chǎn)生致毒致害作用，甚至通過食物鏈濃縮、生物富集等作用，進一步影響陸地生物，甚至是人類健康.目前底泥的重金屬污染已成為世界性的問題[5-6]，國內(nèi)外河湖底泥的重金屬污染治理修復(fù)包括原位修復(fù)和異位修復(fù)兩種方式，在處理過程中，可以進行物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)、生物修復(fù)以及這三種技術(shù)聯(lián)合使用[7-9].其中處理重金屬污染底泥的物理和化學(xué)兩種方法技術(shù)已經(jīng)被廣泛的應(yīng)用于實踐中，但是其應(yīng)用范圍仍然有一定的限制，修復(fù)水體污染底泥、保護生態(tài)環(huán)境的任務(wù)仍然十分艱巨，因此迫切需要創(chuàng)新研究.文中主要對水體底泥中重金屬的污染現(xiàn)狀和治理方法進行綜述.

1 我國河流底泥的重金屬污染現(xiàn)狀

水體底泥是河流或湖泊污染物的主要蓄積庫，亦可以直接反映水體的污染歷史，近幾年我國工業(yè)的迅猛發(fā)展致使許多河流受到了較為嚴(yán)重的重金屬污染，尤其是其底泥.張興梅等對長江三峽庫區(qū)重慶城區(qū)段底泥重金屬污染進行調(diào)查與分析，結(jié)果表明：污染元素主要為Cu，Pb，Zn，各重金屬含量都是在70～90 cm深度之間達到最大值，Cu的濃度很高使研究區(qū)域潛在生態(tài)危害指數(shù)RI遠(yuǎn)高于附近的五大湖區(qū)[10].王曉等人對徐州市區(qū)故黃河底泥重金屬污染的研究，結(jié)果表明大部分的采樣點受Zn的中等程度及以上的污染，主要重金屬元素的污染程度依次為Zn＞Cu＞Pb[11].周秀艷等人對遼東灣河口底泥中重金屬的污染評價，結(jié)果顯示遼東灣底泥中的重金屬污染物主要是 Cd，Zn，Pb，其中Cd最為嚴(yán)重，平均含量超過土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)，Zn的平均含量達到土壤環(huán)境質(zhì)量一級標(biāo)準(zhǔn)[12].馮素萍等人通過總量測定揭示了山東小清河(濟南段)底泥沉積物中痕量重金屬污染物和污染源的分布，結(jié)果表明河流的底泥中含有高濃度不同形態(tài)的 Cu，Pb，Zn，Cr和 Mn等重金屬[13].而由于河流附近的礦區(qū)造成的河流重金屬污染也不計其數(shù)，張江華等對陜西潼關(guān)金礦區(qū)太峪河沉積物重金屬污染進行研究，結(jié)果表明Pb、Zn是太峪水系沉積物中最主要的重金屬元素，并且對黃河造成影響，太峪河流底泥中除As、Cr未超標(biāo)外，其他重金屬全部超標(biāo)，Hg、Pb、Cd為主要污染元素[14].周建民等對廣東大寶山礦區(qū)礦山廢水排放污染的橫石河水體重金屬的形態(tài)分布及遷移轉(zhuǎn)化進行分析，結(jié)果表明該水體的環(huán)境污染是以Cu，Zn，Cd和Pb為主的多金屬復(fù)合污染，綜合污染指數(shù) PI為 2.23～18.11，重金屬 Cu，Zn，Cd和Pb的溶解態(tài)質(zhì)量濃度分別達13.82，50.83，0.103，2.91 mg/mL[15].張鑫等對安徽銅陵礦區(qū)水系沉積物中重金屬的潛在生態(tài)危害評價可知，造成潛在生態(tài)危害的主要重金屬為Cd，其次是 Pb，As和Cu，而 Hg，Cr和Zn對污染的貢獻很小，污染最嚴(yán)重的是朱村西河的雞冠山礦段附近，除Hg，Cr和Zn潛在生態(tài)危害輕微外，其它重金屬都是強和極強生態(tài)危害[16].根據(jù)中華人民共和國國家統(tǒng)計局2010年統(tǒng)計，結(jié)果表明湖南省的 As，Cr，Cd，Pb，Hg 的排放量居全國首位[17].由于沿河發(fā)達的采礦業(yè)，冶煉業(yè)等也使湘江底泥重金屬污染相當(dāng)嚴(yán)重.黃鐘霆等人研究表明湘江霞灣港段底泥受到了嚴(yán)重的Pb污染，底泥含Pb量最高達1827.6 mg/kg，遠(yuǎn)高于 《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB3838-2002）Ⅴ類水的要求[18].唐文清等人運用Hankanson潛在生態(tài)危害指數(shù)法對湘江的衡陽段表層沉積物重金屬的富集程度和潛在生態(tài)風(fēng)險進行了分析，結(jié)果顯示湘江衡陽段沉積物Pb和As嚴(yán)重超標(biāo)，該區(qū)段底泥存在一定程度的重金屬污染，且具有較為明顯的復(fù)合型污染特點，存在很強的潛在生態(tài)危害[19].底泥中的重金屬不僅對水體產(chǎn)生污染，危害河流的底棲生物，也會對人的生活生產(chǎn)帶來影響.針對我國河流底泥受到嚴(yán)重的重金屬污染的現(xiàn)狀，有效減輕河流底泥的重金屬污染已迫在眉睫，同時采用合適的修復(fù)技術(shù)去除和降低底泥中的重金屬具有重要的意義.

2 污染底泥的修復(fù)技術(shù)

2.1 物理修復(fù)技術(shù)

物理修復(fù)是基于工程技術(shù)的處理過程，直接或間接消除底泥中重金屬污染物的修復(fù)方法.主要包括掩蔽為主的原位修復(fù)法和疏浚為主的異位修復(fù)法.對疏浚后的底泥中的重金屬處理的方法主要包括掩埋及電極法、電磁法和活性炭吸附等物理方法[20].

物理修復(fù)效果明顯，底泥疏浚因能將污染底泥永久性去除，因而該技術(shù)廣泛應(yīng)用于國內(nèi)外河流底泥的處理.日本、美國、瑞典等國家對部分湖泊進行了局部或大規(guī)模的湖泊底泥疏浚工程；在我國，對東北地區(qū)的滇池草海污染底泥疏挖及處置工程的實施是我國首例大型湖泊環(huán)保疏浚工程，清除底泥近400萬m3[21].目前南明河[22]、蘇州河[23]的治理均也用到此方法.但是疏浚工程量大，投入大，疏浚出的底泥如不進一步處理或處理不當(dāng)，則會對環(huán)境造成二次污染.電極法主要對含較高濃度的重金屬起作用，而電磁法主要適用于一些易揮發(fā)性的重金屬，如汞或硒等的去除.用此方法去除底泥中的重金屬，操作簡單、經(jīng)濟可行.經(jīng)活性炭吸附后，重金屬雖然可以回收，但是該方法的不足之處在于活性炭的吸附具有專一性并且活性炭的再生效率不高[24].掩蔽能有效防止底泥中重金屬進入水體而造成二次污染，對水質(zhì)有明顯的改善作用.但工程量大，需要大量的清潔泥沙等，來源困難.同時掩蔽會增加底泥的量，使水體庫容變小，因而不適用于較淺的河流底泥的修復(fù)過程.

2.2 化學(xué)修復(fù)

化學(xué)處理法通常是用硫酸、硝酸或鹽酸等將底泥的酸度降低，通過溶解作用，使難溶態(tài)的金屬化合物形成可溶解的金屬離子，或者用EDTA、檸檬酸等絡(luò)合劑通過氯化作用、酸化作用、離子交換作用、螯合劑和表面活性劑的絡(luò)合作用，將其中的重金屬分離出來，達到減少底泥中重金屬總量的目的.目前電化學(xué)法也可應(yīng)用于底泥重金屬的處理.并且化學(xué)修復(fù)和物理修復(fù)技術(shù)也常結(jié)合在一起使用.

化學(xué)法修復(fù)法的優(yōu)點是能在短時間內(nèi)大幅度去除重金屬，吳忠艷等[25]曾利用磷酸和雙氧水混合液對生化剩余污泥進行脫除重金屬的試驗研究，結(jié)果顯示當(dāng)用42%的磷酸和2%的雙氧水處理后的污泥中的重金屬 Cd，Cr，Pb，Zn，Ni等在一定的時間內(nèi)去除率均在90%以上.但是化學(xué)法需要投加大量的化學(xué)物質(zhì)，提高了治理的成本，而且沒有被充分利用的化學(xué)試劑將會造成環(huán)境的二次污染.同時反應(yīng)條件不易控制、操作也較麻煩，而且對底泥的副作用較大，影響底泥或水體中生物的生存.例如美國明尼蘇達湖曾使用過硫酸銅多年，結(jié)果造成水體溶解氧耗盡，增加了內(nèi)部氮的循環(huán)，銅在沉積物中的積累，造成對魚類及魚類食物鏈的不良影響[26].電化學(xué)法主要適用于含較高濃度重金屬離子廢水的處理，而由于河流底泥中重金屬的濃度一般較低，傳導(dǎo)性較差，電流效率較低，電能消耗較高，因此不適合大規(guī)模的處理底泥重金屬的污染.

2.3 生物修復(fù)

目前生物修復(fù)技術(shù)是應(yīng)用生物體（微生物、原生動物或植物）的生命活動將底泥中的重金屬轉(zhuǎn)變成有效性較低的低毒性形態(tài)或淋浸提出而達到修復(fù).主要包括微生物修復(fù)、植物修復(fù)及植物-微生物聯(lián)合修復(fù)等.

2.3.1 植物去除重金屬

植物修復(fù)法是指利用植物通過吸收、沉淀、富集等作用降低已污染的土壤或地表水的重金屬含量，以達到治理污染、修復(fù)環(huán)境的目的.植物修復(fù)主要通過3種方式去除底泥中的重金屬離子，即植物提取、植物穩(wěn)定和植物揮發(fā).在植物修復(fù)技術(shù)中能利用的植物有藻類植物、草本植物、木本植物等，而在河流的底泥修復(fù)中常用的是藻類植物.某些水生植物對重金屬有很強的耐受性，已有實驗證明，劍蘭、臺灣水韭、尖葉皇冠3種水生植物均對Cd表現(xiàn)出一定的適應(yīng)能力和耐性，其中劍蘭的適應(yīng)能力和耐鎘性最明顯，其次為臺灣水韭、尖葉皇冠.且高濃度Cd對3種植物的生長均有顯著抑制作用[27].

植物修復(fù)與傳統(tǒng)的物理化學(xué)修復(fù)技術(shù)相比，具有成本低，不易引起環(huán)境的二次污染等優(yōu)點，不僅可以減輕重金屬污染，還可以美化環(huán)境，尤其適合大面積需異位處理的底泥.但是植物修復(fù)技術(shù)的研究時間較短，目前植物去除重金屬仍還有很多問題需要探討及研究.例如超富集植物的發(fā)現(xiàn)和培育，其生長周期的縮短等問題.

2.3.2 動物治理去除重金屬

動物治理是利用某些低等動物吸收底泥或污泥中重金屬的方法.對于河流底泥而言，水體底棲動物中的貝類、甲殼類、環(huán)節(jié)動物對重金屬具有一定富集作用.如三角帆蚌、河蚌對重金屬（Pb2+、Cu2+、Cr2+等）具有明顯自然凈化能力[28].動物修復(fù)底泥重金屬能在一定程度上減輕重金屬污染的危害，但單獨的動物處理，周期長，費用亦較高，通過生物富集還會影響其陸地生物，因此可以將動物修復(fù)作為輔助手段來處理重金屬，目前動物治理尤其是環(huán)節(jié)動物中的蚯蚓在土壤及城市的污泥處理中已有應(yīng)用，但其動物治理對河流底泥的重金屬修復(fù)上仍需作進一步的研究.

2.3.3 微生物修復(fù)

重金屬的微生物修復(fù)是指利用微生物的生命代謝活動來降低重金屬的含量的一種方法.主要包括利用它們的氧化還原、吸附和淋濾三個方面的技術(shù).

微生物氧化還原技術(shù)是指利用微生物的氧化還原作用改變重金屬離子的存在價態(tài)，將有毒的價態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)闊o毒的價態(tài).微生物氧化還原處理效率高，符合以廢治廢的原則，蘇冰琴等人分析了利用硫酸鹽還原菌對含硫酸鹽和重金屬鐵、錳、鎳、鋅、銅廢水的生物處理技術(shù)， 發(fā)現(xiàn)當(dāng)進水含 Fe3+，Mn2+，Ni2+，Zn2+，Cu2+的質(zhì)量濃度分別為 40，8，10，4，4 mg／L 時，其相應(yīng)的最大去除率可分別達到95.3%，93.1%，98.2%，89.9%，95.6%[29].然而微生物還原會產(chǎn)生H2S，對其他菌群會產(chǎn)生抑制作用，對下游水體產(chǎn)生污染，造成河流需氧量升高等缺點.

微生物吸附是利用藻類或細(xì)菌細(xì)胞來吸附污染水體或污染底泥中的有害物質(zhì)的方法.與傳統(tǒng)的重金屬修復(fù)技術(shù)相比生物吸附具有材料來源廣泛，成本低，吸附速度快等優(yōu)點，已有實驗研究利用木霉(Trichodermalhd)菌體作為吸附劑在溫度28℃以及pH為1時的12 h內(nèi)，Cr(VI)的生物吸附去除效率達99%[30].但生物吸附易受微生物種類及許多物理化學(xué)等多種因素的影響，其機理研究還不透徹等原因致使生物吸附還沒有廣泛的應(yīng)用于日常的生活生產(chǎn)中.

微生物淋濾是指利用自然界中一些微生物的直接作用或其代謝產(chǎn)物的間接作用，產(chǎn)生氧化、還原、絡(luò)合、吸附或溶解作用，將固相中某些不溶性成分（如重金屬、硫及其他金屬）分離浸提去除的一種技術(shù).因為其使用費用低廉、綠色環(huán)保以及潛在的重金屬去除效率較高等優(yōu)點，使它的研究和應(yīng)用正成為有色重金屬污染環(huán)境治理等領(lǐng)域的熱點和前沿[31-32].當(dāng)前，生物淋濾處理中常用到的細(xì)菌有硫桿菌屬(Thiobacillus)、硫化桿菌屬 (Sulfobacillus)、酸菌屬(Acidianus)、鐵氧化鉤端螺旋(Leptospirillumferrooxidas)、嗜酸菌屬(Acidiphilium)以及一些兼性嗜酸異養(yǎng)菌等.根據(jù)適宜溫度的不同，可將它們分成以下幾類：中溫性菌，中等嗜高溫菌，嗜高溫古細(xì)菌.

生物淋濾技術(shù)具有可利用的菌種多，成本低，效率高，對環(huán)境影響小等優(yōu)點，目前作者利用異養(yǎng)菌和自養(yǎng)菌相混合的生物淋濾方式，處理了湘江株洲段重金屬污染區(qū)底泥中 Zn、Cd、Cu、Hg、As的去除效果以及處理前后底泥中重金屬的賦存形態(tài)變化，結(jié)果顯示 Zn、Cd、Cu等去除率分別是 95.3%，84.4%，90.1%，但是 As、Hg、Pb的去除效果不理想，去除后殘余底泥中重金屬主要以有機結(jié)合態(tài)（F4）和殘渣態(tài)（F5）存在，通常被認(rèn)為是對生物無毒害[33].可見，生物淋濾處理重金屬污染體現(xiàn)出潛在的應(yīng)用前景.

影響生物淋濾的因素有底泥性質(zhì)和處理濃度、重金屬種類和濃度、微生物種類，底泥氧化還原電位，處理溫度，pH值，溶解 O2濃度及 CO2濃度，抑制劑，處理時間等諸多因素[34].目前許多學(xué)者對生物淋濾法的機理及影響重金屬去除效果的單項影響因素研究較多，而對生物淋濾過程中綜合因素研究卻較少，但仍沒有從根本性上解決生物淋濾滯留時間長、總體浸出效率偏低等問題而限制其大規(guī)模產(chǎn)業(yè)化應(yīng)用.

2.3.4 植物-微生物的協(xié)同修復(fù)

植物，微生物聯(lián)合修復(fù)是將這兩種修復(fù)方法的優(yōu)點結(jié)合起來，從而強化對重金屬的降解.他們之間的作用是相互的，植物的生長能夠改善環(huán)境中影響微生物降解過程中的不利因素和提供大量的營養(yǎng)成分，為微生物提供生存場所，例如植物可以轉(zhuǎn)移根部的過多的氧氣，根際微生物也可從根分泌物、脫落物中得到大量營養(yǎng)物質(zhì)，刺激它們的生長繁殖，增強細(xì)菌和植物的聯(lián)合降解作用[35].并且利用原位技術(shù)進行修復(fù)時水生植物在為微生物提供附著點的同時，也可自身修復(fù)重金屬的污染.而微生物可以為植物的生長提供必要的無機鹽等.

植物-微生物協(xié)同修復(fù)不僅避免了二次污染，也在很大程度上提高了處理重金屬的效率.是一條符合環(huán)境資源化，可持續(xù)發(fā)展道路的優(yōu)良途徑，以后可以加強這方面的研究.

3 結(jié)論與展望

多種重金屬修復(fù)技術(shù)的聯(lián)合使用.單一的修復(fù)方法不能徹底解決底泥中復(fù)雜的重金屬污染問題，并且容易造成二次污染，因而今后應(yīng)轉(zhuǎn)向研究多種重金屬修復(fù)技術(shù)的聯(lián)合使用為主.集合各技術(shù)的優(yōu)點，避其不足，探尋一種高效，低耗的可持續(xù)發(fā)展道路是今后發(fā)展趨勢之一.

在底泥的修復(fù)技術(shù)中，物理修復(fù)和化學(xué)修復(fù)技術(shù)日漸成熟，物理修復(fù)雖然可以短時間內(nèi)大量減輕重金屬的污染，但一般工程巨大，以我國的經(jīng)濟情況來說難以實現(xiàn)，化學(xué)修復(fù)效果也非常的顯著，但亦造成環(huán)境的二次污染等大的不足，生物修復(fù)作為潛在應(yīng)用前景的一種修復(fù)方法，在使用聯(lián)合修復(fù)技術(shù)的同時可以突出生物修復(fù)的作用.

目前生物修復(fù)法雖仍處于實驗室階段，但由于成本低，實用性強，適用范圍廣，對環(huán)境無二次污染等優(yōu)點.并且微生物生長周期短，繁殖迅速，種類多，分布廣，大力致力于生物修復(fù)法，尤其是微生物修復(fù)，如為擴大處理河流底泥的重金屬污染問題，對于河流底泥中的處理重金屬的微生物群落結(jié)構(gòu)和協(xié)同作用機理及其綜合影響因素進行進一步研究將是一種切實可行的途徑.

[1]H.Akcay,A.Oguz,C.Karapire.Study of heavy metal pollution and speciation in buyak menderes and gediz river sediments[J].WaterRes.2003,37:813-822.

[2]O.R.Susana,D.L.Daniel,L.Lazaro,et al.Assessment of heavy metal levels in Almendares River sediments-Havana City Cuba[J].Water Res,2005,39:3945-3953.

[3]M.Legret,V.Colandini.Effects of a porous pavement with reservoir structure on runoff water:water quality and fate of heavy metals[J].Water Science and Technology,1999,39(2):111-117.

[4]N.Caille,C.Tiffreau,C.Leyval,et al.Solubility of metals in an anoxic sediment during prolonged aeration[J].The Science of the Total Environment,2003,301(1-3):239-250.

[5]T.A.DelValls,J.Blasco,M.C.Sarasquete,et al.Evaluation of heavy metal sediment toxicity in littoral ecosystems using juveniles of the fish sparus aurata [J].Ecotoxicology and Environmental Safety,1998,41(2):157-167.

[6]J.Widada.Recentdevelopmentsinmoleculartechniquesforidentification and monitoring of xenobiotic-degrading bacteria and their catabolic genes in bioremediation[J].Appl.Microbiol.Biotechnol,2002,60(1):45-59.

[7]Eve Riser-Roberts.Remediation of petroeam contaminated site,Bilolgical,physical and chemical processes[M].New York:Lewis Publishers，1998：277-291.

[8]Li Taiping,Yuan Songhu,Zhong Jin.Hydroxypropyl-7-cyclodextrin enhanced electrokinetic remediation of sediment.contaminated with HCB and heavy metals[J].Journal of Hazardous Materials，2010,176：306-312.

[9]P.Kelderman,A.A.Osman.Effect of redox potential on heavy metal binding forms in polluted canal sediments in delft[J].Water Research,2007,41:4251-4261.

[10]張興梅,劉艷艷,郭建譜,等.三峽庫區(qū)重慶城區(qū)段底泥重金屬污染調(diào)查與分析[J].重慶工商大學(xué)學(xué)報,2010,27(2):180.

[11]王 曉,韓寶平.徐州市區(qū)故黃河底泥重金屬污染研究[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2006,29(11):2.

[12]周秀艷,王恩德,朱恩靜.遼東灣河口底泥中重金屬的污染評價[J].環(huán)境化學(xué),2004,23(3):321-324.

[13]馮素萍,梁 亮,朱 英,等.河流底泥沉積物的形態(tài)分析(Ⅱ)[J].山東大學(xué)學(xué)報,2004,39(6):105.

[14]張江華.潼關(guān)金礦區(qū)太峪河沉積物重金屬污染研究[D].西安：西安科技大學(xué),2009.

[15]周建民,黨 志,蔡美芳,等.大寶山礦區(qū)污染水體中重金屬的形態(tài)分布及遷移轉(zhuǎn)化[J].環(huán)境科學(xué)研究,2005,18(3):5-10.

[16]張 鑫,周濤發(fā),袁 峰,等.銅陵礦區(qū)水系沉積物中重金屬污染及潛在生態(tài)危害評價[J].環(huán)境化學(xué),2005,24(1):106-107.

[17]L.Y.Chai,Z.X.Wang,Y.Y.Wang,et al.Ingestion risks of metals in groundwater based on TIN model and dose-response assessment-a case study in the Xiangjiang watershed,central-south China[J].Science of the Total Environment,2010,408(16):3118-3124.

[18]黃鐘霆,羅岳平,周 振.湘江霞灣港段底泥的鉛含量與分布研究[J].環(huán)境科學(xué)與管理,2009,34(6):34-36.

[19]唐文清,曾榮英,馮泳蘭,等.湘江衡陽段沉積物重金屬污染特征與生態(tài)風(fēng)險評價[J].環(huán)境與健康雜志,2009,5(4):45-52.

[20]閆 瑾.生物淋濾法去除污泥中重金屬的工藝參數(shù)優(yōu)選研究[D].太原：太原理工大學(xué),2010.

[21]梁啟斌,鄧志華,崔亞偉.環(huán)保疏浚底泥資源化利用研究進展[J].中國資源綜合利用,2010,28(12):23.

[22]石德坤.修復(fù)技術(shù)在南明河污染治理中的運用[J].水土保持通報,2008,28(4):138-139.

[23]盧永金.程松明,石正寶,等.蘇州河底泥疏浚中試方案研究與實施[J].上海水務(wù)，2008，24(2):6-11.

[24]何爭光,季 喆.鉻鍍廢水的活性炭吸附機理探討[J].鄭州工業(yè)大學(xué)學(xué)報，1997,181:65-69.

[25]吳忠艷,由宏君,王麗影,等.生化剩余活性污泥中重金屬脫除技術(shù)的研究[J].石油化工環(huán)境保護,2002,25(2):43-46.

[26]張 帥,于軍亭,張志斌,等.微山湖主要入湖河流氮污染特征及內(nèi)源氮釋放控制技術(shù)[J].山東建筑大學(xué)學(xué)報，2010,4(1):8.

[27]李 華,程芳琴,王愛英，等.三種水生植物對Cd污染水體的修復(fù)研究[J].山西大學(xué)學(xué)報,2005,8(3):325-327.

[28]孟 多,周立岱,于常武.水體重金屬污染現(xiàn)狀及治理技術(shù)[J].遼寧化工,2006,35(9):536.

[29]蘇斌琴,李亞新.硫酸鹽生物還原和重金屬的去除[J].工業(yè)水處理,2005,25(9):1-3.

[30]李會東,彭智輝,康 健,等.木霉生物吸附重金屬鉻機理的研究[J].激光生物學(xué)報,2010,19(3):353-356.

[31]R.D.Tyagi,T.R.Sreekrishnan,J.F.Blais,et al.Effect of dissolved oxygen on sludge acidi-fication during the SSDML-process[J].Water Air Soil Pollution,1998,102(1-2):139-155.

[32]Shen-yi Chen,Lin Jih-gaw.Bioleaching of heavy metals from contaminated sediment by indigenous sulfur-oxidizing bacteria in an air-lift bioreactor:effects of sulfur concentration [J].Water Research,2004,38:3205-3214.

[33]J.Y.Zhu,J.X.Zhang,L.Y.Chai,et al.Bioleaching of heavy metals fromcontaminatedalkalinesedimentbyauto-andheterotrophicbacteria in a stirred tank reactor[C]//Proceedings of the 19th International Biohydrometallurgy Symposium,2011,Changsha：1122-1127.

[34]周 鳴.生物淋濾技術(shù)去除礦區(qū)土壤中的銅、鋅、鉛研究[D].長沙：湖南大學(xué)，2008.

[35]彭 祺，鄭金秀，涂 依，等.污染底泥修復(fù)研究探討[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2007，30（2）:104.

Remediation technology for river sediment polluted by heavy metals

LI Ming-minga,GAN Mina,ZHU Jian-yua,b,CHAI Li-yuanb

（a.School of Minerals Processing and Bioengineering;b.School of Metallurgical Science and Engineering,Central South University,Changsha 410083,China）

This paper reviews the sediment remediation technology polluted by heavy metals on the basis of the current situation of heavy metal pollution in China.The bioremediation method of heavy metal removal is described.Bioremediation method is selected as a promising method which provides theoretical basis for dealing with the heavy metal in sediment considering the removal efficiency,processing cost and environment safety.

sediment;heavy metal pollution;remediation technology;bioleaching

X522

A

1674-9669（2012）01-0067-05

2011-12-04

國家自然科學(xué)基金項目(51174239)；湖南省自然科學(xué)基金項目（10JJ3001）；中國博士后基金項目（20090461028、201003526）

李明明（1987- ），男，碩士研究生，主要從事環(huán)境微生物學(xué)方向研究，E-mail：mingxueer45@126.com.

朱建裕（1975- ），男，副教授，博士，主要從事工業(yè)廢水處理、生物工程等方面研究，E-mail：zhujy@mail.csu.edu.cn.