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国家林业局/联合国开发计划署/全球环境基金 国家湿地水环境污染控制指南项目
媒体：湿地中国 作者：SUE 2019/4/2 16:20:01
国家林业局/联合国开发计划署/全球环境基金
国家湿地水环境污染控制指南项目
项目名称和编号：增强湿地保护地子体系管理有效性，保护具有全球意义的生物多样性(UNDP PIMS #: 4391)
分包合同名称和编号：制定中国湖泊、河流、库塘及滨海湿地水环境污染控制指南（NP–2016-003）
湿地水环境污染控制
资料汇编
中国环境科学研究院
二〇一七年十月
目 录
前 言 1
一、湖泊湿地水环境污染控制资料汇编 4
1.1 湖泊湿地污染源控制 5
1.1.1 湖泊湿地点源污染控制技术 6
1.1.2 湖泊湿地面源污染控制技术 24
1.1.3 湖泊湿地内源污染控制技术 47
1.2 湖泊湿地生态恢复 59
1.2.1 湖内生态修复技术 60
1.2.2 湖滨带修复技术 63
1.3 湖泊湿地环境管理 68
1.3.1 流域环境管理 68
1.3.2 管理问题分析 69
1.3.3 环境管理策略 72
1.3.4 环境管理技术 77
1.4 实践案例分析 78
1.4.1 国内案例分析 78
1.4.2 国外案例分析 102
1.4.3 经验与启示 109
二、库塘湿地水环境污染控制资料汇编 113
2.1 库塘湿地污染源控制 113
2.1.1 库塘湿地点源污染控制技术 114
2.1.2 库塘湿地面源污染控制技术 116
2.1.3 库塘湿地内源污染控制技术 118
2.2 库塘湿地生态恢复 120
2.3 库塘湿地环境管理 122
2.3.1 管理问题分析 122
2.3.2 环境管理策略 124
2.4 实践案例分析 128
2.4.1 国内案例分析 129
2.4.2 国外案例分析 135
2.4.3 经验与启示 137
三、河流湿地水环境污染控制资料汇编 140
3.1 河流湿地污染源控制 140
3.1.1 河流湿地化学处理技术 141
3.1.2 河流湿地物理处理技术 143
3.1.3 河流湿地生物处理技术 145
3.2 河流湿地生态恢复 147
3.2.1 微生物修复技术 148
3.2.2 藻类及微型动物修复技术 150
3.2.3 植物修复技术 150
3.3 河流湿地环境管理 153
3.3.1 管理问题分析 154
3.3.2 管理目标理念 156
3.3.3 管理对策建议 159
3.4 实践案例分析 164
3.4.1 国内案例分析 164
3.4.2 国外案例分析 182
3.4.3 经验与启示 194
四、滨海湿地水环境污染控制资料汇编 197
4.1 滨海湿地污染源控制 198
4.1.1 滨海湿地化学处理技术 199
4.1.2 滨海湿地物理处理技术 200
4.1.3 滨海湿地生物处理技术 201
4.2 滨海湿地生态恢复 201
4.2.1 滨海湿地微生物修复技术 202
4.2.2 滨海湿地植物修复技术 208
4.2.3 植物-微生物联合修复技术 212
4.3 滨海湿地环境管理 215
4.3.1 管理问题分析 216
4.3.2 管理对策建议 218
4.4 实践案例分析 220
4.4.1 国内案例分析 220
4.4.2 国外案例分析 223
4.4.3 经验与启示 230
主要参考文献 232
前 言
湿地被誉为“地球之肾”，是水陆相互作用形成的独特的生态系统，具有不可替代的社会经济和生态价值。其在调蓄洪水、净化水质、调节气候、维持生物多样性和区域生态安全等方面发挥着巨大作用，对地区、区域乃至全球气候变化、经济发展和人类生存环境有着重要的影响。
作为世界上湿地类型齐全、数量较多的国家之一，中国拥有《湿地公约》所认定的全部42种湿地类型，湿地总面积位居亚洲第一，世界第四。然而，随着社会经济的快速发展，环境污染、过度捕捞和采集、围垦、外来物种入侵和工程建设占用构成了当前威胁中国湿地生态健康的五个主要因素，其中湿地水环境污染问题首当其冲。人类不合理的生产和生活方式对湿地水环境造成了严重的污染，世界水资源委员会指出，全世界有50%以上的水域已被污染。我国湖泊、河流、库塘和滨海等湿地水环境受污染较为严重，湿地水生态系统结构与功能遭到不同程度的破坏。
1995～2003年，国家林业局组织开展了第一次全国湿地资源调查，重点针对湿地类型、面积与分布及存在趋势进行调查分析。调查结果显示，我国湿地总面积近3850万公顷（不包括水稻田湿地），有湖泊、河流、库塘和滨海等五大类28型，仅占国土面积的3.77%，远低于全球6%的水平。其中，湿地水环境污染是我国天然湿地面积削减、生物多样性减少、生态功能下降的重要原因，在沿海地区、长江中下游湖区以及东部人口密集区的污染威胁较严重。
2009～2013年，国家林业局组织开展了第二次全国湿地资源调查，调查结果显示全国湿地总面积为5360.26万公顷，与第一次调查同口径比较，湿地面积减少了339.63万公顷，其中自然湿地面积减少了337.62万公顷。我国湿地受到的环境压力持续增大，面临着由于湿地水环境污染所导致的生物多样性减退、生态功能下降等问题。管理方面，环境管理的长效机制尚未建立，湿地保护的科技支撑十分薄弱。
2015年中国环境状况公报统计结果表明，湖泊、河流、库塘和滨海等类型的湿地水环境污染问题日趋严重，已经成为我国与全球普遍面临的重要问题。全国62个重点湖泊中，19个为Ⅳ～Ⅴ类和劣Ⅴ类，主要污染指标为总磷、化学需氧量和高锰酸盐指数；全国423条河流的700个国控监测断面中，Ⅳ～Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例为35.5%，主要污染指标为化学需氧量、五日生化需氧量和总磷；全国557个地表饮用水水源地中不达标库塘达41个，主要超标指标为总磷、溶解氧和五日生化需氧量；全国近岸海域国控监测点中，滨海水体三类、四类和劣四类比例为29.6%，主要污染指标为无机氮和活性磷酸盐。
目前，我国已初步形成了以自然保护区为主体、湿地公园和保护小区并存的湿地保护体系。但湿地保护体系面临着水环境污染构成复杂、生物多样性下降等问题。我国湿地水环境的污染源主要包括点源(工业污染源、城镇生活污染源和第三产业污染等形式)、面源和内源等三大类。距离城市较近的湖泊、河流湿地主要受城镇污水、城市面源和农业面源污染影响，滨海湿地主要受面源和旅游污染的影响，库塘则主要受农业面源影响，但各湿地类型个体差异显著，尚需进一步深入梳理。由于湿地污染日趋严重，湿地生物多样性下降趋势明显，耐污种群落大量繁殖，土著种消失速度加快，引发了湿地生物群落结构和多样性急速下降。针对上述问题，湿地系统亟需开展水环境污染控制的系统梳理与诊断，逐步建立和完善各类型湿地水环境污染控制指南，是我国与全球湿地保护的重要举措。
因此，本研究针对湖泊、河流、库塘及滨海湿地的水环境特点，对国内外湿地水环境污染控制工具进行分析研究，分别从污染源控制、生态修复和环境管理等角度出发，收集整理湿地水环境污染控制技术和相关最佳实践经验，分析国内外成功湖泊、河流、库塘和滨海等湿地水环境保护和治理的经验与启示，最终形成本资料汇编。
一、湖泊湿地水环境污染控制资料汇编
湖泊湿地是地球重要的淡水资源和独特的生态系统，具有供给水量、满足水质、开发水能、承载生物、观赏水景等多种功能。为保障经济社会可持续发展发挥着极其重要的作用。然而，随着工业化和城镇化进程的不断发展，人类活动对湖泊湿地的影响日益加剧，水环境污染和富营养化严重，生态功能退化萎缩，已经引起世界各国普遍关注。
我国是一个多湖泊的国家，约有大小湖泊24880个，总面积83400平方公里，总贮水量为7088多亿立方米。20世纪70年代之前,我国湖泊基本处于水质与水生态较好的状况。过去30年，我国被污染的湖泊面积已从最初的135平方公里激增至1.4万平方公里，湖泊湿地水污染正成为我国面临的重大环境问题之一。20世纪90年代初，太湖北部梅梁湾因水华大暴发，造成116家工厂停产。2007年5月，太湖蓝藻暴发导致了多处饮用水源水质发黑、散发恶臭，直接影响当地广大人民群众饮水安全。2009年4月以来，太湖蓝藻持续暴发，严重影响了无锡上百万群众的正常生活。随后，巢湖、滇池等湖泊湿地也不同程度地出现水华，进一步大规模暴发的隐患仍然存在，反映出我国湖泊湿地水环境治理工作正面临严峻的挑战。
我国从20世纪70年代末开始湖泊湿地水污染治理与富营养化的防治工作。20世纪80年代，在借鉴国外湖泊富营养化治理思路的基础上，提出了湖泊富营养化治理的“污染源控制+流域管理”理念。随着认识和研究的深入，结合滇池、太湖、巢湖、洱海等湖泊水污染防治的实践经验，于20世纪90年代提出了“污染源控制+生态修复+流域管理”的理念，该理念和治理思路在云南滇池洱海、江苏太湖、安徽巢湖等湖泊的富营养化治理中得到验证。随着不同类型湖泊湿地治理工作的开展、治理理论研究与实践工作经验的积累，本研究分别从湖泊湿地污染源控制、湖泊湿地生态恢复和湖泊湿地环境管理等三个方面开展湖泊湿地水环境污染控制资料汇编。
1.1 湖泊湿地污染源控制
湖泊湿地水环境的污染源主要来自于人类大规模的生产生活和对湖区资源的不合理开发利用，以及人类活动产生的工业污染、农业污染、生活污染等。湖泊湿地污染源主要包括陆域点源、陆域面源、和湖泊内源负荷等三大类。其中，陆域点源主要包括工业污染源、城镇生活污染源和第三产业污染源；陆域面源主要包括农业农村面源、城市面源和水土流失污染源，其中农业农村面源包括农业农村污染（农村生活污水、生活垃圾、农村居民粪便）、农业种植业污染（农田化肥流失、农田固废）、畜禽养殖污染三种；湖泊内源污染负荷主要来自沉积物释放氮磷等泥源内负荷和藻类大量生长繁殖而产生的藻源性内负荷两个方面，此外，湖泊湿地船泊污染相对较小，相关内容在库塘湿地水环境污染控制技术中描述。
湖泊湿地污染源的系统控制主要包括产业结构调整减排和污染控制处理技术两方面内容。湖泊污染的直接原因是流域内不合理的人类活动，产业结构调整减排指的是通过优化流域社会经济发展模式，调整流域产业结构(包括流域人口与产业的总体布局，工业、农业、旅游业及配套服务业结构调整与布局)，从源头上控制整个流域的污染物排放量。在此基础上，通过多技术手段对流域工业点源、城镇污染、村落污水、畜禽粪便、农田径流、城市面源、污染底泥等进行治理。通过上述“源头控制+过程末端处理”系统的控源措施，使污染物排放量与入湖量逐步得到削减，最终保持在湖泊水环境承载力的范围之内。本资料汇编重点对污染控制处理技术进行分析梳理。
1.1.1 湖泊湿地点源污染控制技术
对湖泊湿地水环境造成影响的点源污染主要为工业废水、生活污水和第三产业污水三大类。工业废水是主要的污染源，它的特点是水量大、含污染物质多、成分复杂，有些废水中含有毒有害物质。生活污水的数量、成分、污染物浓度与居民的生活习惯、生活水平和用水量直接相关，其特征是有机物和氮磷等营养物含量较高，一般不含有毒物质，含有大量的合成洗涤剂以及细菌、病毒、寄生虫卵等。第三产业污水具有明显的区域分布特点，与地理位置、经济发展水平、饮食文化特色等密切相关，区域特色不同，污染物的排放亦区别较大。针对不同污废水特征，点源污染控制技术可分为预处理技术、常规处理技术、深度处理技术和其他处理技术。
1.1.1.1 预处理技术
当湖泊水中的藻类、藻代谢产物、腐殖酸、生物臭、氨氮等含量过高，而导致常规处理工艺不能正常运行，常规工艺出厂水水质不能满足饮用要求时，可采用预处理去除部分污染物，以提高原水在常规处理工艺中的可处理性。
（1）生物预处理
指在好氧条件下利用填料上附着的生物膜对水中污染物进行生物降解。此法不需要投加任何药剂，不产生有害副产物，且可去除多种污染物。生物预处理主要有生物接触氧化池、生物陶粒滤池和塔式生物滤池3类。生物接触氧化池一般采用悬挂丝条式填料，对于藻类、氨氮、TON、亚硝酸盐的去除率都较高。生物陶粒滤池的处理效果与其大致相当，塔式生物滤池则略差些，一般在重力流条件可以利用时，才考虑采用。其前2种工艺的主要设计参数如下：
1）生物接触氧化池
一般由几个方池串联，或为一个大方形池，填料高度3～4m，填料水力负荷0.5～1.0m3/（m2·h）。生物接触氧化池池底应设置曝气系统，一般采用鼓风曝气方式，气水比为0.5∶1～2∶1，曝气强度按渐减曝气设计，填料下方还应设空气冲洗管。其处理效果为：藻去除率 50％～90％，氨氮去除率80％～90％，CODMn去除率10％～30％，TON去除率40％～60％，并可除铁去锰和降低后续常规处理工艺的矾耗、氯耗以及排泥量。根据进水水质和处理效果，接触氧化法的处理工艺选用一级接触氧化池或多级接触氧化池。
一级接触氧化工艺流程
二级接触氧化工艺流程
图1.1-1 生物氧化接触池工艺流程示意图
生物接触氧化法最早出现于19世纪末的德国，限于当时的工业水平，没有适当的填料，未能广泛应用。到20世纪70年代合成塑料工业迅速发展，轻质蜂窝状填料问世，日本、美国等开始研究和应用生物接触氧化法。中国在70年代中期开始研究用此法处理城市污水和工业废水，并已在生产中应用。
2）生物陶粒滤池
滤池总深度4.5m。陶粒滤料粒径2～5mm，厚2m，一般采用鼓风曝气，气水比为1∶1～2∶1，滤层下方为承托层，并设有穿孔曝气管和气水反冲洗滤头。一般适用于低浊含藻水的处理，滤速4～6m/h，过滤周期5～7d，反冲洗强度：水12～15L/（m2·s），气12～15L/（m2·s）。注意反冲洗水应为该池滤后水或滤前水，而不可用含有余氯的自来水。其处理效果为：藻去除率70％～90％，TON去除率50％～60％，氨氮去除率80％～90％，CODMn去除率15％～30％，并可降低后续常规净水工艺的矾耗。不同的富营养化湖泊水，其生物可处理性也不同，且藻类种属也有差异，故富营养化湖泊水厂在生物预处理工程设计前应先对水源水进行系统的处理试验，以得到可靠的设计参数。
其优点为占地面积小，基建投资省；工艺流程短，无需设二沉池；容积利用率高，出水水质好；氧的传输效率高，需氧量低；动力消耗小，运转费用低，运行可靠，管理简便。目前已在北京市住宅小区的污水处理站中得到应用。
（2）化学预氧化
化学预氧化包括臭氧预氧化和高锰酸钾预氧化。臭氧预氧化能全面改善原水水质，处理效率高，国外已有多个成功案例，但由于此工艺设备费和电费都较高，国内少有水厂长期使用。高锰酸钾预氧化有除臭、除味、除铁、除锰、助凝等效果，但不易控制投加量，从而影响出水色度。
两种工艺的主要设计参数如下：
1）臭氧预氧化。投量一般为2～3mg/L，接触时间5～15min，耗电量20～30kWh/kgO3。臭氧预氧化效果包括除臭、去色、除藻、除腐殖酸、富里酸等有机物、助凝、助滤，且可明显降低三卤甲烷和致突变物的生成量，并可消毒、除铁、除锰。
2）高锰酸钾预氧化。投量一般为0.5～2.5mg/L，一般在加氯前投加，可防止氯臭的产生，并可降低有机氯化物和致突变物的生成量。
1.1.1.2 常规处理技术
湖泊湿地水污染程度较低时，可选择常规处理技术。常规工艺的技术最为成熟，处理成本低，出水水质较好。用常规工艺处理湖泊污染水时，处理构筑物主要工艺设计参数和净水剂品种及其投量的确定，应以满足出厂水水质为主要前提。当常规处理工艺的常规设计参数不能满足水处理要求时，可以通过技术经济论证适当提高常规水处理工艺的设计标准从而提高出厂水水质，如优化快速混合，改善絮凝和沉淀条件，提高滤池滤料厚度与滤料有效粒径比值和降低滤速，合理加氯等。当出厂水嗅和味短时间达不到生活饮用水标准时，应投加粉末活性炭等吸附剂。
（1）生物塘
生物塘是一种利用天然净化能力对污水进行处理的构筑物的总称。其净化过程与自然水体的自净过程相似。通常是将土地进行适当的人工修整，建成池塘，并设置围堤和防渗层，依靠塘内生长的微生物来处理污水。主要利用菌藻的共同作用处理废水中的有机污染物。生物塘污水处理系统具有基建投资和运转费用低、维护和维修简单、便于操作、能有效去除污水中的有机物和病原体、无需污泥处理等优点。其缺点是是占地面积大，可能产生臭气，处理效果受气候条件影响等。
图1.1-2 生物塘工艺原理示意图
第一个有记录的生物塘系统出现于1901年的美国德克萨斯州。目前，全世界已经有50多个国家使用该系统，其中法国有生物塘1500余座，西德2000余座，美国已有生物塘20000余座。在发展中国家，生物塘的应用也比较广泛。例如，马来西亚工业废水总量的40%都是利用生物塘进行处理的。由于生物塘具有经济节能并能实现污水资源化等特点，所以受到我国政府的高度重视。我国利用生物塘处理污水的研究始于50年代，目前已得到广泛的应用。
（2）生活污水净化槽
该工艺将几个水处理单元集中在一台设备当中，是一种小型生活污水处理装置，主要用于分散型生活污水或者类似生活污水的处理。污水进入净化槽后，沉淀分离槽进行预处理，去除比重较大的颗粒及悬浮物，提高污水的可生化性；预过滤槽内装有填料，在填料上的厌氧生物膜的作用下，去除可溶性有机物；曝气槽集曝气、高滤速、截留悬浮物和定期反冲洗为一体。沉淀槽溢水堰设置了消毒装置，对出水进行消毒处理。
图1.1-3 净化槽工艺流程示意图
净化槽的特点是占地少（可埋于地下）、安装简易、管理方便，出水效果好等。它可用于无下水道地区的生活污水处理，也可作为宾馆、饭店、住宅小区、旅游别墅等的污水处理设备。
净化槽起源于日本。1960年日本制定了第一部有关净化槽的工业标准（JISA3302）《净化槽人使用人员计算方法》。70年代初期，日本研究开发了小型合并式净化槽。至80年代初期为止，净化槽一直作为普及冲水厕所和处理粪便污水的有效设备而得到广泛地普及。随着我国经济和城市化的快速发展，工业污染源达标排放后，生活污水处理系统的建设已为各级政府所重视。集中式污水处理场具有建设和运营成本低、自动控制和管理简便等特点，国家提供了大量低息或无息国债资金予以支持。目前国内已有一些生产厂家与日本公司合作生产净化槽。
（3）生物处理工艺
1）A2/O处理系统。该系统是厌氧/好氧除磷系统和缺氧/好氧脱氮系统的组合。具有同步脱氮除磷的作用，可用于二级污水处理或三级污水处理；后续增加深度处理后，可作为中水回用，具有良好的脱氮除磷效果。
图1.1-4 A2/O处理工艺流程示意图
其优点是能同时具有去除有机物、脱氮除磷的功能，工艺流程简单，水力停留时间较短，不会发生污泥膨胀且污泥沉降性较好。缺点是除氮磷效果难以进一步提高，对进入沉淀池的处理水的溶解氧要求不宜过高或过低。最早的A2/O工艺出现于1980年，目前已在全球得到广泛应用。
（4）氧化沟
氧化沟是一种活性污泥处理系统，其曝气池呈封闭的沟渠型，所以它在水力流态上不同于传统的活性污泥法，它是一种首尾相连的循环流曝气沟渠，又称循环曝气池。一般采用多级氧化沟（三级、四级）可以达到脱氮磷及污水深度处理的目的。该方法具有构造简单、管理方便、基建费低、出水水质优良、污泥量少质优等优点。存在污泥膨胀、泡沫问题、污泥上浮和对于BOD较小的水质完全没有处理能力等问题。
图1.1-5 氧化沟工艺结构示意图
1954年荷兰建成了世界上第一座氧化沟污水处理厂，其原型为一个环状跑道式的斜坡池壁的间歇运行反应池，其生化需氧量(BOD)去除率可达97%，由于其结构简单，处理效果好，从而引起了世界各国广泛的兴趣和关注。目前，在美国已建成的污水处理厂有几百座，欧洲已有上千座。在我国，氧化沟技术的研究和工程实践始于上世纪70年代，氧化沟工艺以其经济简便的突出优势已成为中小型城市污水厂的首选工艺。
（5）含氮工业废水处理工艺
一些化工企业、化肥厂、食品加工厂等所排放的废水中含有较高浓度的氮。对于这些污染源的治理，应根据废水的水质情况选用适宜的处理工艺。针对湖泊污染控制的特点，可供选择的污水脱氮方法有以下几种。
1）氨吹脱法
该法是将污水pH提高到10.8~11.5，使NH4+成为NH3释放出来。吹脱法用于处理高浓度氨氮废水具有流程简单、处理效果稳定、基建费和运行费较低等优点，实用性较强。采用与生物法、氯化法等方法相结合的工艺能很好解决吹脱处理后废水中氨氮的含量仍然无法满足排放要求这一问题。然而，吹脱出来的氨气随空气进入大气，仍然容易引起二次污染。国外已有关于用镍、镉等金属作催化剂，在高温下将氨气转化为氮气的研究。国内采用复合金属氧化物为催化剂氧化吹脱处理出来的氨气，在500℃左右氨气转化率在90%以上。
图1.1-6 氨吹脱工艺示意图
2）电渗析法
利用施加在阴阳膜之间的电压去除水溶液中溶解的固体。电渗析室的阴阳渗透膜之间施加支流电压后，多对阴阳离子通过渗透膜时，含氨离子及其他离子在电压的影响下，透过膜进入另一侧的浓水中去并在浓水中集聚，从而达到分离的目的。氨氮的去除率可达到85%以上。主要弊端是膜的污染问题和稳定性问题，且投资成本与运行费用都较高。
3）折点加氯法
废水中的NH3-N可在适当pH值，利用氯系的氧化剂(如Cl2、NaOCl)使之氧化成氯胺(NH2Cl、NHCl2、NCl3)之后，再氧化分解成N2气体而达脱除之目的。此处理方法一般通称为折点加氯法。氨氮去除率可达90%~100%。该法具有基建费用低，稳定性好，且不受水温的影响的优点。缺点是处理规模大时，运行费用很高，残余氯必须进行处理，有可能产生有害的氯胺。
4）离子交换法
此法氨氮去除率可达90%~97%，具有去除率高，不受水温影响等优点。缺点是再生时排出的高浓度含氨液必须进行处理，水中钙离子时有干扰，运行成本高等。
（6）含磷工业废水处理工艺
含磷工业主要是指磷化工行业，排放污水中含有磷酸盐、氟化物、二氧化硅等物质。目前含磷废水的处理工艺主要有以下几种。
1）混凝沉淀或混凝气浮+过滤
用混凝沉淀作过滤的前处理对原水水质、规模等适应范围较宽。但应注意下列问题：
①富营养化湖泊水的浊度中有机物含量高，可滤性很差，因此要求混凝沉淀（澄清）工艺提供处理效果较好的低浊少藻的滤前水。
②混合时间一般为1～3min，搅拌条件良好时，可取下限值。
③絮凝时间应达20～30min。絮凝时间过短，即使施加足够紊动能量，絮凝体形成效果也不佳。絮凝流速梯度G值一般为10～75S-1，絮凝池流速应逐渐递减。絮凝池每次排泥应排除彻底，避免污泥上浮发臭，并应有排除浮渣设施。
④一般宜采用平流沉淀池，停留时间宜为2～3h，水平流速宜为6～10mm/s，表面负荷宜为1～2m3/（m2·h）；低浊多藻或水温较低或者规模较小的沉淀池应采用表面负荷低值。一般在0.25～0.5m3/（m2·h）的范围内，设置出水集水槽（指形槽），堰溢流率应小于300m3/（m2·h），槽下的上升流速宜小于2.5～3.5m3/（m2·h）。
⑤如采用异向流斜管沉淀池，其蜂窝斜管一般d=25～40mm，水平倾角60°，斜管长度1000mm。相应的表面负荷不应大于5.4m3/（m2·h）。
⑥处理富营养化湖泊水的沉淀池的污泥中含有较高浓度的有机物，容易发酵变黑，浮至水面。因此，池中的泥应在新鲜状态下及时排除干净，不应残留积泥。
⑦用混凝气浮工艺作过滤的前处理水源水最大浊度不大于100TNU，尤其适用于低温含藻水的处理。
此类常规工艺的优点为工艺成熟，基建投资省，运行费用低；缺点为预加氯和中加氯都会产生较高质量浓度的三卤甲烷和致突变物，沉淀池排泥和滤池反冲洗水中含有高质量浓度的有机物或含有粉末活性炭，直接排放时会污染环境。
图1.1-7 混凝沉淀工艺流程图
2）晶析除磷法
该法的原理是钙离子与磷酸盐结合生产磷灰石，利用溶解度随pH值升高而降低的特性除磷。优点是不产生污泥、与混凝沉淀法相比运行成本低、除磷效果稳定。缺点是需增加新的处理设施、必须有脱碳酸池和过滤等前处理工艺等。
3）生物与化学并用法
在曝气池中投加混凝剂，有机物与磷同时被去除，该法除磷效果稳定，且可以利用已有的处理设施。缺点是产生的污泥量大，当原水中含磷浓度高、投加的混凝剂浓度高时对生物相有影响。
4）厌氧-好氧法
该法利用厌氧状态释放磷、好氧状态摄取磷的特性除磷。优点是能够利用已建成的处理设施，不必投加药剂。缺点是比物理化学法的除磷效率低，必须控制排泥量。
5）Phostrip系统
该系统采用厌氧-好氧和化学法组合流程除磷。优点是除磷效果稳定，经济性较高。缺点是必须增加除磷设施等。
1.1.1.3 深度处理技术
常规处理工艺的滤后水CODMn、TON等较高，水质不符合饮用要求时，可进行深度处理。
（1）粒状活性炭（GAC）过滤
GAC过滤深度处理，一般在常规处理工艺（或预处理常规处理工艺）的滤池之后，加氯消毒之前，以普通快滤池形式布置。工程设计前先应做中试，主要确定GAC规格、炭层厚度、滤速、冲洗方式和GAC寿命等设计参数。一般技术要求为：GAC（包括再生炭）无毒无害；GAC粒径0.5～2mm，厚度1.5～2.5m；滤速10～20m/h；气水反冲洗，冲洗水为无氯的GAC滤后水或滤前水等。GAC滤池的滤前水浊度应小于0.5～1NTU。另外，设计时应详细考虑GAC的运输、计量、更换和再生。GAC在国外水处理中应用较多，处理效果也较稳定，美国环保署（USEPA）饮用水标准的64项有机物指标中，有51项将GAC列为最有效技术。GAC处理工艺的缺点是基建和运行费用较高，且容易产生亚硝酸盐等致癌物，突发性污染适应性差。
（2）臭氧氧化生物活性炭（BAC）处理
BAC深度处理，一般也位于常规处理工艺的滤池之后，加氯消毒之前。一般技术要求为：臭氧投加量1～3mg/L，臭氧氧化接触时间5～15min；炭层厚度1～2m，滤速8～12m/h，再生周期0.3～2年；宜用气水反冲洗。工程设计前应做常规工艺滤后水的O3-BAC中试，确定具体设计数据。
BAC可以发挥生化和物化处理的协同作用，从而延长活性炭的工作周期，大大提高处理效率，改善出水水质。不足之处在于活性炭微孔极易被阻塞、进水水质的pH适用范围窄、抗冲击负荷差等。目前，欧洲应用BAC技术的水厂已发展到70个以上，应用最广泛的是对水进行深度处理。抚顺石化分公司石油三厂采用BAC技术，既节省了新鲜水的补充量，减少污水排放量，减轻水体污染，降低生产成本，还体现了经济效益和社会效益的统一。
（3）膜分离技术
膜分离技术是以高分子分离膜为代表的一种新型的流体分离单元操作技术。它的最大特点是分离过程中不伴随有相的变化，仅靠一定的压力作为驱动力就能获得很高的分离效果，是一种非常节省能源的分离技术。微滤可以除去细菌、病毒和寄生生物等，还可以降低水中的磷酸盐含量。天津开发区污水处理厂采用微滤膜对SBR二级出水进行深度处理，满足了景观、冲洗路面和冲厕等市政杂用和生活杂用的需求。超滤用于去除大分子，对二级出水的COD和BOD去除率大于50%。北京市高碑店污水处理厂采用超滤法对二级出水进行深度处理，产水水质达到生活杂用水标准，回用污水用于洗车，每年可节约用水4700m3。反渗透用于降低矿化度和去除总溶解固体，对二级出水的脱盐率达到90%以上，COD和BOD的去除率在85%左右，细菌去除率90%以上。缅甸某电厂采用反渗透膜和电除盐联用技术，用于锅炉补给水。经反渗透处理的水，能去除绝大部分的无机盐、有机物和微生物。纳滤介于反渗透和超滤之间，其操作压力通常为0.5～1.0MPa，纳滤膜的一个显著特点是具有离子选择性，它对二价离子的去除率高达95%以上，一价离子的去除率较低，为40%～80%。采用膜生物反应器－纳滤膜集成技术处理糖蜜制酒精废水取得了较好结果，出水COD小于100mg/L，废水回用率大于80%。
（4）湿式氧化法（WAO）
是在高温（150～350℃）、高压（0.5～20MPa）下利用O2或空气作为氧化剂，氧化水中的有机物或无机物，达到去除污染物的目的，其最终产物是CO2和H2O。对高化学含氧量或含生化法不能降解的化合物的各种工业有机废水，COD及NH3-N去除率达到99%以上，不再需要进行后处理，只经一次处理即可达排放标准。催化湿式氧化法净化效率高、流程简单、占地面积少，但要求设备耐高温、耐腐蚀，投资较大。福建炼油化工有限公司于2002年引进了WAO工艺，彻底解决了碱渣的后续治理和恶臭污染问题，而且运行成本低，氧化效率高。
（5）湿式催化氧化法（CWAO）
该工艺在传统的湿式氧化处理工艺中加入适宜的催化剂使氧化反应能在更温和的条件下和更短的时间内完成，也因此可减轻设备腐蚀、降低运行费用。目前，建于昆明市的一套连续流动型CWAO工业实验装置，已经体现出了较好的经济性。湿式催化氧化法的催化剂一般分为金属盐、氧化物和复合氧化物3类。考虑经济性，应用最多的催化剂是过渡金属氧化物如Cu、Fe、Ni、Co、Mn等及其盐类。采用固体催化剂还可避免催化剂的流失、二次污染的产生及资金的浪费。
1-贮存罐；2-分离器；3-健化反应器；4-再沸器；5-分离器；6-循环泵；7-透平机；8-空压机；9-热交换器；1O-高压泵
图1.1-7 湿式催化氧化法工艺流程图
（6）光化学催化氧化法
目前研究较多的光化学催化氧化法主要分为Fenton试剂法、类Fenton试剂法和以TiO2为主体的氧化法。
Fenton试剂法由Fenton在20世纪发现，如今作为废水处理领域中有意义的研究方法重新被重视起来。Fenton试剂依靠H2O2和Fe2+盐生成?OH，无二次污染，且易于操作。Fenton试剂能够破坏废水中诸如苯酚和除草剂等有毒化合物。目前国内的研究结果证明Fenton试剂对于印染废水的脱色效果非常好。另外，国内外的研究还证明，用Fenton试剂可有效地处理含油、醇、苯系物、硝基苯及酚等物质的废水。
类Fenton试剂法具有设备简单、反应条件温和、操作方便等优点，在处理有毒有害难生物降解有机废水中极具应用潜力。该法实际应用的主要问题是处理费用高，只适用于低浓度、少量废水的处理。将其作为难降解有机废水的预处理或深度处理方法，再与其他处理方法（如生物法、混凝法等）联用，则可以更好地降低废水处理成本、提高处理效率，并拓宽该技术的应用范围。
光催化法是利用光照某些具有能带结构的半导体光催化剂如TiO2、ZnO、CdS、WO3等诱发强氧化自由基?OH，使许多难以实现的化学反应能在常规条件下进行。锐钛矿中形成的TiO2具有稳定性高、性能优良和成本低等特征。在全世界范围内开展的最新研究是获得改良的（掺入其他成分）TiO2，改良后的TiO2具有更宽的吸收谱线和更高的量子产生率。
（7）臭氧法
臭氧具有极强的氧化性，对许多有机物或官能团发生反应，有效地改善水质。臭氧能氧化分解水中各种杂质所造成的色、嗅，其脱色效果比活性炭好；还能降低出水浊度，起到良好的絮凝作用，提高过滤滤速或者延长过滤周期。目前，由于国内的臭氧发生技术和工艺比较落后，所以运行费用过高，推广有难度。
1.1.1.4 其他处理技术
（1）慢滤池
该工艺利用砂层表面繁殖的生物滤膜以及表层以下滤料滤去杂质、去除细菌和氧化分解有机物。慢滤池的滤后水浊度很低，对于氨氮、生物臭、铁、锰、酚、合成洗涤剂等的去除效果都很好。慢滤池过滤一段时间后，过滤水头损失增加，需要停止过滤，刮洗表层约10mm厚的滤料，用洗砂机洗净后再用。慢滤池的缺点是：滤速很低，池面积大，刮砂、洗砂都比较麻烦。慢滤池一般为钢筋混凝土池。池底为收集滤后水的集水系统，该系统由穿孔管或由带孔的混凝土板组成，集水渠流速按0.15～0.2m/s设计。集水系统上为砾石承托层，粒径（自上至下）为：2～4mm、4～8mm、8～16mm、16～32mm、32～64mm，厚度为0.4～0.6m。承托层以上为石英砂滤料，有效粒径0.2～0.4mm，最大粒径2mm，均匀系数小于2，厚度0.7～0.9m。滤层以上水深0.9～1.2m，超高0.3m。慢滤池总高度为2.5～3.5m。慢滤池滤速为0.1～0.2m/h，滤前水浊度不应大于10NTU。刮砂、补砂结束后，注意需用滤后水由集水渠反向向上过滤，以排除承托层和滤料层中的空气，然后进水过滤。
图1.1-8 慢滤池结构示意图
（2）空气扬水技术
平均水深不小于10m的富营养化湖泊水库，可用空气扬水筒置于湖水最深处强制水体循环混合，改善水厂原水水质。水厂原水水质改善后，可采用常规工艺处理，出厂水不致有臭味。
空气扬水筒为圆筒状装置，上部设浮室，下端系以重锤，中部或下部设空气室，垂直立于水中。空气室由倒形U字水封装置组成。岸上空压机连续向空气室压入压缩空气，当空气积蓄到水封室下口并破坏水封后，空气即瞬时向筒内喷出，形成大型气弹在圆筒内上升，将气弹以上的水柱整个向上推动并射出圆筒。气弹在膨胀过程中与筒内的水以及上升过程周围的水混合在一起喷至水面。被提升的底层水，与表层水混合后，水温升高，密度减小，不直接下沉，而向水平方向向四周扩散。圆筒周围的底层水则从水平方向向筒底补充。远至周围 1～2km的水也能被吸入筒底而提升至水面。大型气弹每隔5～10s喷出一次。这样造成全湖上层水与下层水的完全混合，底层缺氧水依靠与上层富氧水混合充氧。
可用玻璃钢制作，筒径一般为0.3～0.5m，大型湖泊筒径可大至1～2m。筒长根据湖水深度确定，一般为湖水深度的70％～80％。筒下端吸水口离湖底1.5m。筒内大型气弹上升速度按1.5～2m/s设计。部分实际参考数据：筒径1.0m，扬水量80000m3/d；筒径0.5m，长20m，扬水量20000～27000m3/d，空压机7.5kW，压力0.95MPa；筒径0.4m，长7～8m，空压机5.5kW；筒径0.3m，长5m，空压机2.2～3.7kW。
扬水混合后，上层水中的藻进入下层水后，由于接受不到阳光，有的藻死亡，有的藻生长受到抑制，其数量大幅度减少。底层水溶解氧、pH值升高。铁、锰、氨氮、硫化氢、磷酸盐含量降至微量，臭阈值显著下降。日本、美国、欧洲、南美洲所应用的空气扬水筒，对于富营养化湖泊的水质改善均有明显效果。
1.1.2 湖泊湿地面源污染控制技术
湖泊湿地流域面源污染量大、面广、分散、难收集，其污染主要来源于下垫面地表污染物，包括土壤层冲刷物、地表沉积物、农田养分肥料和化学物质以及人类活动产生的废弃物等。在降雨条件下，下垫面地表的污染物被径流冲刷、溶出，并通过径流将其携带进入水体环境，形成包括有机物、营养物、颗粒物、农药类、重金属、细菌在内的污染负荷。根据面源污染发生区域和过程的特点，一般可分为农业农村面源和城市面源污染两大类。
农业面源污染的产生与农田利用方式密切相关。因此，对于城市周边及郊区，因地制宜地建立科学的农业生产结构，合理利用土地资源，是控制与削减农业面源污染的重要措施。中心城区湖泊面源污染主要是城市面源污染。城市面源污染主要源于大气降尘、垃圾和土地开发等，通过蓄滞径流、增加植被覆盖、增加透水地面的渗透性、控制大气污染源、减少污染物的沉降、经常清扫街道、减少垃圾堆放等措施，可以有效减低城市面源污染。
1.1.2.1 农业农村面源污染控制技术
农业农村面源污染是指农村生活和农业生产活动中，溶解的或固体的污染物，如农田中的土粒、氮素、磷素、农药重金属、农村禽畜粪便与生活垃圾等有机或无机物质，从非特定的地域，在降水和径流冲刷作用下，通过农田地表径流、农田排水和地下渗漏，使大量污染物进入湖泊湿地所引起的污染。其主要特点如下：①主要污染物为氮磷、泥沙和农药，有机物污染较轻；②农田区域交叉污染现象普遍存在；③径流中污染物形态以溶解态和颗粒态为主，磷和农药通常吸附于泥沙上进行迁移；④径流是污染物迁移载体，控制径流的形成和迁移可以有效控制径流污染。
农业农村面源污染控制的技术主要包括自然生态净化技术、农田径流污染控制技术和农村分散性污染治理技术三大类。
（1）自然生态净化技术
针对湖泊湿地农村面源污染特征，因地制宜采取低能耗、低成本、低运行费用及易管理的“三低一易”的自然生态净化技术，主要包括农田排水生态沟渠净化技术、生态草沟处理技术、人工湿地处理技术、高效菌藻塘处理系统等单一技术或多技术的集成组合。
1）农田排水生态沟渠净化技术
该技术依据生态学原理，采用生态拦截控制方法，通过合理构建排水沟渠，以延长农田排出水进入水体的途径，在沟渠底部和两侧种植适宜的植物种类及其优化组合搭配，以种植植物吸收和拦截径流排水中的氮、磷养分，从而实现农田氮磷营养元素最大限度地在农田系统内部循环利用。研究表明添加微生物的生态沟渠氨氮、TN和TP去除率分别为70.3%、66.6%、73.7%，未添加微生物的生态沟渠为48.3%、60.6%和58.0%，而传统沟渠则为30.1%、23.8%、18.4%。
2）生态草沟技术
该技术是指集收集、净化及景观于一体的地表或地下处理技术。通常，草沟上种植灌草、湿生植物或其他大型挺水植物，根据景观及净化的需求可采取一种或多种植物的有机组合。草沟下铺设石灰石、砾石、贝壳、沸石等填料。生态草沟技术在美国、澳大利亚等国应用较为广泛，我国引入该技术相对较晚。研究表明，TP的平均去除率为41.6%，氨氮的平均去除率为19%。
3）人工湿地处理技术
人工湿地处理技术是人工建造的、可控制的和工程化的多种填料介质湿地系统，是通过对湿地自然生态系统中的物理、化学和生物作用的优化组合来进行废水处理的生态处理工程。为保证污水在其中有良好的水力流态和较大体积的利用率，其设计应采用适宜的形状和尺寸，适宜的进出水和布水系统，以及在其中种植抗污染和去污能力强的水生植物。针对浓度低的N、P负荷，人工湿地建议采取水平潜流系统或上升流+水平潜流系统，不适宜于采取下行流系统。填料粒径建议选取在8~16mm，填料主要选取沸石、石灰石、木炭及高炉渣等复合填料。复合介质以多年生植物为主，包括芦苇、各类香蒲、千屈菜、水葱、黄花菖蒲、再力花等。主要设计参数：水力负荷0.67m3/（m2·d），床高1.5m，平均孔隙率40%，平均水力停留时间0.9d。
4）高效菌藻塘处理系统
根据细菌将复杂的有机废物成分分解成简单的产物供藻类利用，藻类产生的氧气为好氧细菌提供好氧环境的原理，美国提出并发展了高效藻类塘，最大限度地利用了藻类产生的氧气，充分利用藻菌共生关系，对有机污染物进行高效处理。该技术在美国、欧洲、澳大利亚，中东的以色列、约旦，非洲的肯尼亚、南非，东南亚的印度、泰国等的数量和规模越来越大。我国高效菌藻塘的研究与示范地域遍及全国，通过对各种气候、土地利用方式、生态环境、水污染状况和经济发展水平的示范工程研究，提出工艺使用条件和低成本、低能耗的城市污水处理技术方案。
图1.1-9 高效菌藻塘系统示意图
（2）农田径流污染控制技术
主要包括农田径流N、P截留技术和农田径流污染控制技术等。
1）人工水塘技术
水塘对面源污染物的滞留和净化能力很大，塘中大型植物群落有利于悬浮物和养分的去除。影响水塘对污染物去除效果的主要因素有两个：水文学因素——入流的空间分布，水力学因素——降雨过程中水流的流动状态。水塘的种类按是否有水可分为湿塘、干塘，按位置可分为村塘、山塘、田塘等。研究表明，多水塘系统能截留来自村庄、农田氮磷污染负荷的94%以上。
2）植被缓冲带技术
污染物从农田和村庄向水体转移的途径中，以地表径流、潜层渗流的方式通过缓冲带进入水体。缓冲带能够有效减少污染源和湖泊湿地的直接连接。但是缓冲带的泥沙截留量超出其截留容量后，会出现沟蚀现象，影响其缓冲作用。
图1.1-10 植被缓冲带示意图
3）坡耕地改造技术
依据水土流失原理，通过减缓地面坡度和缩短坡长，有效地降低土壤流失和控制耕地污染。通常采用截流、导流以及生物防治措施，属于传统的水土保持技术，可增加径流滞留时间，有利于改变耕地结构变化，减少径流量，控制水土流失。适用于坡耕地、平原农田区。可增加保水效益，减少肥料流失，有效减少氮磷及泥沙污染。
4）水土保持农业生产技术
指的是用增加地面糙率、改变坡面微小地形、增加植物被覆、地面覆盖或增强土壤抗蚀力等方法，保持水土、改良土壤，以提高农业生产的技术措施。水土保持农业技术措施与水土保持林草措施、水土保持工程措施有机结合，构成完整的综合治理体系。水土保持农业技术措施的范围很广，包括大部分旱地农业栽培技术，其中水土保持效果显著的部分按作用可分为：以改变小地形增加地面糙率为主的农业技术措施，以增加地面覆盖为主的农业技术措施和以增加土壤抗蚀性为主的农业技术措施3类。
5）农田田间污染控制工程技术
该技术主要应用于田间，通过坑、塘、池等工程措施，增加径流滞留时间，减少径流冲刷和土壤流失。适用于平原旱地区、坡耕区和平原水区。可有效提高水资源循环利用率，减少氮磷以及泥沙污染。
（3）农村分散性污染治理技术
分散性农村生活污水处理工艺的选择，应充分考虑社会、自然环境和经济发展水平等因素，因地制宜，以发挥处理工艺最大的优势。根据苏州市不同地区农村的自然条件，分析其适用性农村生活污水处理工艺，将为分散性农村生活污水的高效稳定处理提供技术支撑。
1）人工生态湿地工艺
人工生态湿地技术综合过滤、吸附、沉淀、离子交换、植物吸收和微生物降解等多种过程的协调作用。包括分散式和潜流式复合人工湿地。
图1.1-11 人工生态湿地组成部分
分散式人工湿地多采用潜流运行方式，多以麦冬和美人蕉为湿地植物，日处理水量在1m3/d以下，适合单门独户使用。该处理设施占地面积小，建造成本低，无需日常维护，但处理能力有限。潜流式复合人工生态湿地工艺中，生活污水首先经化粪池后由管道收集入初沉池进行沉淀、厌氧消化，出水进入一定数量并联运行的垂直流人工湿地，最后进入生态塘深度净化处理。该工艺可充分利用自然复氧，减少堵塞、强化有机物的氧化和硝化作用，运行维护简便，可稳定运行15年以上，但TN的去除效果不理想，景观效果差，且需要频繁更换填料。
2）毛细管土壤渗滤沟工艺
毛细管土壤渗滤工艺是土壤-微生物-植物复合系统，其主要通过植物、土壤、填料及其表面生长的微生物、小型动物等一系列复杂的物理、化学、生物协同作用实现对污染物的去除。该工艺具有与景观绿地相结合，实现污水处理和美观环境的双重效果，且具有较强的抗冲击负荷能力，易于稳定运行，适用于地处偏僻、几户或十几户人家的小水量处理，其与人工湿地组合运行时，则可使其处理规模提高至200m3/d。
图1.1-12 毛细管土壤渗滤沟工艺示意图
该工艺对COD、TN、TP均有很好的去除效果，并能有效去除污水中的大肠杆菌。但氨氮的去除稳定性较差。此外，该工艺存在滤料层易板结和下漏、渗滤速度慢以及单位面积日处理量少等问题。
3）塔式蚯蚓生态滤池工艺
塔式蚯蚓生态滤池技术利用蚯蚓、植物、填料、微生物的协同作用，以模块化结构、梯度塔层、多级单元串联的形式处理污水。该工艺适宜处理规模为10～150m3/d，可集中处理规模在20～300户的农村集居点生活污水。TN去除率可达80％以上，TP、COD、NH4+-N去除率均在85％以上。
图1.1-13 塔式蚯蚓生态滤池结构示意图
塔式蚯蚓生态滤池工艺可根据具体地形调节其工艺构造型式，具有占地较小、运行灵活、基建及运行管理费用低，除污能力强，维护简便等特点。该工艺可有效解决土壤堵塞、板结和环境卫生问题，同时蚯蚓能与微生物形成良好的共生作用，延长了滤池内的微生物代谢链，提高了滤池对TN、TP和COD等污染物的去除效率。但蚯蚓对湿度要求高，不能长期存活在滞水环境中，因此对水力负荷控制的要求较高；此外，蚯蚓不耐低温，冬季可能出现大规模死亡，而影响处理效果。
4）地埋式微动力氧化沟工艺
地埋式微动力氧化沟是一种依靠自然供氧的地埋式污水处理工艺。生活污水经厌氧段水解、消化，降低有机物浓度，有机氮得到充分氨化后，利用射流泵打入好氧滤池并最后进入氧化沟进行深度处理，氧化沟由沿沟道分布的拔风管自然供氧。该工艺主体构筑物全部位于地下，适用于用地紧张的集居点，处理规模一般为50~200m3/d，运行费用较低，主要为泵所需电费。但维护不便，且因仅靠自然供氧而影响反应效率。该工艺运行结果显示，其对COD和TP的去除率均在70%以上，出水中的COD、SS和TP可达国标一级B标准，但NH4+-N去除率受充氧效果影响较大。
5）一体化生化处理反应器工艺
该工艺主要有A/O、A/O+接触氧化、A2/O+MBR、BAF、SBR一体机等。其中一体化SBR处理工艺具有集成化、自动化程度高、占地少等优点，适用于用地紧张的居民集居点或零散农户。但该工艺投资和运行费用高、普适性差等问题。
图1.1-14 污水一体化反应器工艺
1.1.2.2 城市面源污染控制技术
城市面源污染的突出特征是：污染源时空分布离散性、污染途径随机多样性、污染成分的复杂多变性、污染源和污染成分监控困难性等。城市面源污染控制与治理在于对城市暴雨径流污染的产生与输出进行调控。要针对城市面源污染产生的上述原因，控制进入湖泊湿地的面源污染物总量。
城市面源污染的工程性控制措施可分为3个方面：一是对源的控制，主要指控制对水体有潜在危害的产品的应用，将雨水径流污染物从源头上控制在最低限度；其二是对污染物扩散途径的控制，通过研究雨水径流污染物输送和扩散机理，采取适当的措施，减少污染物排入地下或地表水体的数量；其三是终端治理，通过自然生态技术或人工净化技术来降解带入水体的径流污染物。目前运用的主要控制技术如下。
（1）前置库技术
在污水进入湖泊前通过前置库，通过延长水力停留时间，促进水中泥沙及营养盐的沉降，同时利用前置库中藻类或大型水生植物进一步吸收、吸附、拦截营养盐，使营养盐成为有机物或沉降于库底。该技术的关键除了需要足够的场地外，还要控制80%左右的入流水和可达到一定去除率的水力停留时间。其优点是费用较低，适合多种条件；缺点是在运行期间，前置库区经常出现水生植物的季节交替问题，因此，前置库技术的主要困境是植物的选种及如何保证寒冷季节冬季的净化效率。此外，前置库的净化功能与河流的行洪功能往往矛盾，所以还要寻求一种将两者有效协调的方法。
在面源污染和受纳水体之间，在污水进入湖泊前,通过前置库，通过延长水力停留时间，促进水中泥沙及营养盐的沉降，同时利用前置库中藻类或大型水生植物进一步吸收、吸附、拦截营养盐，使营养盐成为有机物或沉降于库底。该技术的关键除了需要足够的场地外，还要控制80%左右的入流水和可达到一定去除率的水力停留时间。其优点是费用较低，适合多种条件；缺点是在运行期间，前置库区经常出现水生植物的季节交替问题，因此，前置库技术的主要困境是植物的选种及如何保证寒冷季节冬季的净化效率。
（2）湖滨带湿地处理技术
湖滨湿地和入湖河道堤岸湿地是拦截非点源污染的有效措施，也是污染物进入湖泊的最后一道拦截屏障。湖泊沿岸湿地和滨岸高等水生植物的消失，将加重湖泊富营养化。因此，恢复和重建湖泊滨岸带水生植被，从而改变氮、磷入湖途径，也是控制营养物入湖的重要措施。
通过截污，湖泊磷的负荷能够显著减少，但是湖水富营养化状态往往难见缓解。如南京玄武湖截污之后，湖区水质改善进程十分缓慢，死鱼事故依旧频频发生，富营养化藻类生物量和种类组成亦未见明显变化；尤其是对复杂的湖泊生态系统中的藻类种群而言，仅仅控制个别营养盐的浓度，往往难以有效控制其种群数量。因此，单纯控制营养盐往往难以见效。目前，大部分湖泊先采取截污手段，然后配合其他方法来综合治理。
（3）海绵城市
2012年4月，“海绵城市”概念在《2012低碳城市与区域发展科技论坛》中首次提出。海绵城市是指城市能够像海绵一样，在适应环境变化和应对自然灾害等方面具有良好的“弹性”，下雨时吸水、蓄水、渗水、净水，需要时将蓄存的水“释放”并加以利用。海绵城市概念的提出，能有效实现对该标段内各河涌的面源污染的消减，同时实现雨洪调蓄功能。
图1.1-15 海绵城市概念
海绵城市推出的低影响开发（Low Impact Development，LID）方式，指在城市开发建设过程中采用源头削减、中途转输、末端调蓄等多种手段，通过渗、滞、蓄、净、用、排等多种技术，实现城市良性水文循环，提高对径流雨水的渗透、调蓄、净化、利用和排放能力，维持或恢复城市的“海绵”功能。按照对城市生态环境影响最低的开发建设理念，合理控制开发强度，在城市中保留足够的生态用地，控制城市不透水面积比例，最大限度的减少对城市原有水生态环境的破坏，同时，根据需求适当开挖河湖沟渠、增加水域面积，促进雨水的积存、渗透和净化。
低影响开发技术按主要功能一般可分为渗透、储存、调节、转输、截污净化等几类。通过各类技术的组合应用，可实现径流总量控制、径流峰值控制、径流污染控制、雨水资源化利用等目标。应结合不同区域水文地质、水资源等特点及技术经济分析，按照因地制宜和经济高效的原则选择低影响开发技术及其组合系统。
1）透水铺装
透水铺装按照面层材料不同可分为透水砖铺装、透水水泥混凝土铺装和透水沥青混凝土铺装，嵌草砖、园林铺装中的鹅卵石、碎石铺装等也属于渗透铺装。
透水铺装结构应符合《透水砖路面技术规程》（CJJ/T188）、《透水沥青路面技术规程》（CJJ/T190）和《透水水泥混凝土路面技术规程》（CJJ/T135）的规定。
主要适用于广场、停车场、人行道以及车流量和荷载较小的道路，如建筑与小区道路、市政道路的非机动车道等，透水沥青混凝土路面还可用于机动车道。
图1.1-16 透水铺装
2）绿色屋顶
绿色屋顶也称种植屋面、屋顶绿化等，根据种植基质深度和景观复杂程度，绿色屋顶又分为简单式和花园式，基质深度根据植物需求及屋顶荷载确定，简单式绿色屋顶的基质深度一般不大于150mm。
绿色屋顶的设计可参考《种植屋面工程技术规程》（JGJ155）。
适用于符合屋顶荷载、防水等条件的平屋顶建筑和坡度≤15°的坡屋顶建筑。
图1.1-17 绿色屋顶
3）生物滞留带
生物滞留设施指在地势较低的区域，通过植物、土壤和微生物系统蓄渗、净化径流雨水的设施。生物滞留设施分为简易型生物滞留设施和复杂型生物滞留设施，按应用位置不同又称作雨水花园、生物滞留带、高位花坛、生态树池等。
主要适用于建筑与小区内建筑、道路及停车场的周边绿地，以及城市道路绿化带等城市绿地内。
图1.1-18 生物滞留带
4）雨水花园
雨水花园指在城市地势较低的地方种植乔木、灌木和花草等植物的一种工程设施，其雨水利用院里是将雨水通过植物的截流与土壤的下渗作用过滤、净化雨水，以达到消减雨水径流量的作用。雨水花园的类型雨水花园根据不同的控制目标可以分为以控制径流污染为目的的雨水花园和以控制径流量为目的的雨水花园两种类型。
以控制径流污染为目，一般适用于径流污染比较严重的城市空间，如：停车场、城市广场、城市道路；以控制径流量为目的，一般适用于处理雨水水质相对较 好、汇流面积较小的城市空间，如：屋面雨水、庭院、学校、居住小区。
图1.1-19 雨水花园
5）生态树池
生态树池作为一种小型生物滞留设施，一般由种植土层、砂滤层、排水系统以及灌乔木组成。
适用于用地较紧张的场地建设，如城市道路分隔带、人行步道、停车场，以及公园、广场等。
图1.1-20 生态树池
6）雨水湿地
雨水湿地利用物理、水生植物及微生物等作用净化雨水，是一种高效的径流污染控制设施，雨水湿地分为雨水表流湿地和雨水潜流湿地，一般设计成防渗型以便维持雨水湿地植物所需要的水量，雨水湿地常与湿塘合建并设计一定的调蓄容积。
适用于具有一定空间条件的建筑与小区、城市道路、城市绿地、滨水带等区域。
图1.1-21 雨水湿地
（7）调节塘
调节塘也称干塘，以削减峰值流量功能为主，一般由进水口、调节区、出口设施、护坡及堤岸构成，也可通过合理设计使其具有渗透功能，起到一定的补充地下水和净化雨水的作用。
适用于建筑与小区、城市绿地等具有一定空间条件的区域。
图1.1-22 调节塘
（8）植草沟
植草沟指种有植被的地表沟渠，可收集、输送和排放径流雨水，并具有一定的雨水净化作用，可用于衔接其他各单项设施、城市雨水管渠系统和超标雨水径流排放系统。除转输型植草沟外，还包括渗透型的干式植草沟及常有水的湿式植草沟，可分别提高径流总量和径流污染控制效果。
图1.1-23 植草沟
（9）植被缓冲带
植被缓冲带为坡度较缓的植被区，经植被拦截及土壤下渗作用减缓地表径流流速，并去除径流中的部分污染物，植被缓冲带坡度一般为2%~6%，宽度不宜小于2m。
适用于道路等不透水面周边，可作为生物滞留设施等低影响开发设施的预处理设施，也可作为城市水系的滨水绿化带，但坡度较大（大于6%）时其雨水净化效果较差。
图1.1-24 植被缓冲带
1.1.2.3 清水产流机制及控制技术
清水产流机制是指在外源污染控制的基础上，通过陆地生态系统恢复→入湖河流污染控制与水质改善→湖滨缓冲带自然体系构建，实现流域水源涵养和水土流失控制→入湖河流污染控制与修复→湖滨缓冲带的截留与净化作用，流域内产生的地表径流依次经过这3阶段的净化后,实现地表径流“清水”入湖。
（1）流域清水产流机制及其修复理念
流域内入湖河流是湖泊水体污染物的主要输入通道。我国的许多湖泊，由于流域内强烈的人为活动造成大量污染物排放，使湖泊入湖河流水质污染严重。因此要治理湖泊,需立足于流域层面，通过综合措施，实现流域的清水产生、输送与入湖。
1）流域清水产流机制的概念
从湖泊流域径流的水体运行过程来讲，流域的产流、汇流与入湖包括如下几个过程：降雨产流、流域蓄渗、坡面汇流、河网汇流、汇流入湖。即降雨产生的径流，部分由土壤蓄渗，部分由坡面汇流形成地表径流，地表径流由河网汇流或坡面散流最终经由湖滨区进入湖泊水体。在径流入湖过程中，污染物也由径流携带入湖。由此，若径流的整个水体运行过程包括源头产流、坡面汇流、河流汇流，入湖过程中均污染较小、生态保持良好或净化效果较好，则径流最终为“清水”入湖，由径流携带入湖的污染物量会较小；反之，由径流携带入湖的污染量就会较大，若超过湖泊水环境承载力，则加重湖泊水体污染和富营养化。“流域清水产流机制”的概念，即根据不同湖泊流域的自然与社会经济现状特点，在调整流域经济结构、构建绿色流域的基础上，通过流域水源涵养与水土流失的控制保证源头清水产流，通过河流小流域的污染控制与生态修复实现河流汇流的清水养护与清水输送通道，通过湖滨缓冲区构建与湖滨带生态修复最终使“清水”入湖。山地水源涵养区、入湖河流区、湖滨区分别作为清水产流机制的源头区、污染物净化与清水养护区(径流通道)和湖滨入湖区，是构成清水产流机制的3个关键环节。
2）流域清水产流机制破坏原因
水源涵养区遭到破坏：该区域是清水产流区,对调节坡面径流、地下径流以及减少径流泥沙含量、净化水质等方面具有重要作用。由于垦荒和坡地种植等原因，使山区、涵养林、面山林地等遭受人为破坏，破坏后的生态恢复是一个相对复杂而漫长的过程。该区的破坏使清水产流区的功能日渐脆弱，导致土壤侵蚀与水土流失，不能为下游提供足够的清水。
污染物净化与清水养护区遭到严重破坏：该部分是清水产流机制中最重要的组成部分，对污染物起到拦截、削减以及净化作用。但由于人类活动的增加，改变了湖泊流域原有的以自然湿地、池塘、低洼地等为主的土地利用形式，取而代之的是大量农田、村镇、水库等，其污染物净化与清水养护功能遭到破坏。同时由于人口的聚集，城乡的快速发展，导致大量不透水地面的增加，阻隔了地面径流与地下径流的联系，使地下径流减少，破坏了地下径流对河流、湖泊进行清水补给的输送机制。
湖滨入湖区生态破坏：由于人类活动对湖滨缓冲带的干扰与破坏，缓冲带与湖滨带作为湖泊最后一道屏障的生态保护功能日益脆弱。湖泊流域人口往往滨水而居，使湖滨缓冲带生态系统基本被破坏，沿湖污染物直接入湖，对湖泊水体造成污染。
3）流域清水产流机制修复的理念
在湖泊水污染防治中，为保证湖泊清水入湖，必须进行流域清水产流机制的修复。从全流域出发，从源头产流区→污染物净化与清水养护区→径流湖滨入湖全程进行综合分析，采取小流域综合治理与生态保护相结合措施，由各个小流域清水产流机制的分别修复，最终带来整个流域修复的目的，保障清水入湖，从而使清水产流机制中清水的输送通道的水质及生态得以改善。流域清水产流机制修复思路见下图。
图1.1-25 流域清水产流机制修复思路
（2）流域清水产流机制修复技术路线
在进行湖泊清水产流机制修复时，需在调查研究和资料收集的基础上，对径流区水量平衡进行估算，计算与分析水土流失、村镇污染、农田径流等的污染情况，进行流域污染物产生量和入湖量估算；在此基础上，对流域清水产流的破坏原因进行诊断与源解析，分析清水量沿途丧失情况；并遵循清水产流机制修复的方法，分别提出清水产流区、污染物净化与清水养护区和湖滨入湖区这3个分区的修复措施。
流域清水产流机制是湖泊流域清水量平衡和污染物平衡相互作用的复杂体系，维持流域清水量平衡和污染物平衡对保障湖泊良好的生态系统与健康运作至关重要。清水产流区产生的清水经过河流通道和湖滨区，最后进入到湖泊中，维持足够的清水量入湖是保证湖泊良好健康的重要前提。分析清水产流机制平衡有2方面的意义，一是通过径流沿程水量与水质的变化分析水量与污染物量平衡；二是通过径流沿程水质的变化分析清水入湖量，并基于湖泊水环境承载力分析清水产流机制修复后应达到的清水量。
在维持水量平衡的同时，还应做到污染物的平衡，避免过量的污染负荷进入水体，导致水体中营养物质积累流域清水产流机制修复应用根据流域清水产流机制修复理论，流域清水产流机制修复分为3个区域的修复，即清水产流区修复、污染物净化与清水养护区修复、湖滨入湖区修复。
（3）清水产流区修复策略
清水产流区是清水产生的源头，对清水水质的产生和维持至关重要，一般来讲，清水产流区清水水质目标为地表水II类水质标准。该区通过涵养林、面山林地的保育，为清水产流体系提供充足的清水量，其修复策略为在现场调查研究的基础上，进行分流域分片区采用产流区涵养林保护、水土流失防治，农村农田污染控制、自然湿地保护、河流水质改善与缓冲带生态建设等技术，系统综合分析清水产流机制中的问题，提出修复的系统方案，实现源头区清水产流。
（4）污染物净化与清水养护区修复策略
本区承担了流域内大量的污染负荷，该区水质的维持是清水产流机制中最重要的环节，一般该区水质目标为地表水III~IV类水质标准。在清水产流机制修复中，河流是清水产流的主要输送通道，只有河流输送的是清水，才能保证清水入湖。因此，进行“污染物净化与清水养护区”的入湖河流的治理是清水产流机制修复的重点。该区是清水产流机制可能受破坏的区，通过对沿河村落、农田进行系统控源，并通过山前平原库塘、湿地对控源后低污染水进一步净化，控制污染物产生量与入河量。该区的修复策略为在对入湖河流、塘、库等调查的基础上，进行河流小流域分区，采用工业、村镇、农田等污染源控制为基础措施，在此基础上，通过自然湿地、塘坝修复、河道与河口生态修复等措施构建低污染水净化通道，使上游来水清水汇流并由入湖河流输送。
（5）湖滨入湖区修复策略
湖滨入湖区是保障清水入湖的最后一个环节，由于该区承担的大量污染负荷及清水产流机制最终水质要求，一般该区水质目标为地表水III类水质标准。该区的修复策略为在缓冲带与湖滨带现状调查与分析的基础上，确定缓冲带与湖滨带修复范围，采用拆迁与退田还湖、生态透水植被带、绿篱隔离带与灌草带建设、湖滨带生态修复等措施，修复清水的入湖通道，该区的生态修复和保护可以发挥对地表散流的良好净化作用，保证清水出流。
1.1.3 湖泊湿地内源污染控制技术
我国的湖泊以浅水湖泊为主，沉积物以及藻类代谢、死亡释放大量的营养盐，使得即使控制了所有外源污染，仍然无法在短期内把湖泊营养负荷降下来。所以内源营养盐负荷控制成为治理浅水富营养化湖泊的关键。湖泊内源污染表现为湖泊被污染后，底泥中逐渐累积了大量有机物质、营养物质、重金属、难降解有机物等污染物。通过对水体自身修复系统的恢复，主要为生态恢复，来让水体具有一定的自净能力，恢复湖泊良好生态功能。
湖泊内源污染控制以去除水体氮磷营养盐及其它污染物质为主要任务，通过种植水生植物、促进水体循环、清除底泥、换水等措施，达到控制内源污染的目的。
1.1.3.1 泥源污染控制技术
湖泊底泥污染底泥控制技术主要有原位处理技术和异地处理技术两类。原位处理技术是将污染底泥留在原处，采取措施阻止底泥污染物进入水体,即切断内污染源的污染途径；异位处理技术是将污染底泥挖掘出来运输到其他地方后再进行处理，即将水体的内污染源转移走，以防止污染水体。其中，原位处理技术主要包括原位覆盖与原位钝化技术。异地处理技术主要有污染底泥疏浚技术。
（1）物理化学方法
物理化学方法包括沉积物氧化、化学沉淀、底泥覆盖等，原理都是将磷束缚于底泥之中，从而抑制内源磷的释放。这种方法主要用于面积较小、风浪搅动较弱、湖底处于厌氧状态的水域。但是若水体的pH高于9，沉积物氧化和化学沉淀法均不能抑制内源磷的释放，此时可以考虑投加低磷含量的泥土，使其吸附水中的磷，并形成覆盖层，达到控制内源磷的目的。与底泥疏浚、引水相比，该方法在不增加水深的条件下，可为水生植被的恢复提供优质的生长环境。底泥覆盖指采用薄膜或颗粒材料（如粉煤灰、沸石等）覆盖湖底的淤泥，可以有效控制底泥中氮、磷等营养盐的释放，也可控制重金属及苯酚等持久性有机物的释放；此法的主要缺点是湖底表层新富营养层释放源会迅速形成。在我国，覆盖技术处于试验与探索阶段，大规模湖泊水体中的实践还较少。国内覆盖工程的首例是1999年巢湖市环城河河道采用了底泥疏浚后覆盖0.5米厚清洁细沙的工艺；2005年昆明在大清河整治中也采用了疏浚后覆盖卵石的工艺进行该河道底泥污染的治理。
（2）环保疏浚技术
环保疏浚技术包括疏挖范围及规模的确定、疏浚作业区的划分及工程量计算、污染底泥存放堆场选址、疏挖设备选配、疏挖施工工艺流程确定、堆场围埝及泄水口设计等。疏浚时一般采用绞吸式挖泥船，该船将挖掘、输送、排出等疏浚工序一次完成，它通过船上离心式泥泵的作用产生一定真空将挖掘的泥浆经吸泥管吸入、提升、再通过船上输泥管排到岸边堆场,是一种效率较高的疏浚工艺。污染底泥从水下疏挖后，输送到岸上，一般采用管道输送工艺，管道输送工作连续、生产效率高的特点，当含泥率低时可长距离输送，输泥距离超过挖泥船排距时，还可加设接力泵站。
底泥疏浚是指将含氮、磷浓度高的底泥直接从水体取出，以降低水体营养物质浓度。由于富营养化湖泊底泥中的营养盐比水体中要丰富的多，所以底泥疏浚可用于治理富营养化湖泊内源负荷，适用于动力扰动较弱的较小湖泊，其缺点是会使原水体沉水植物和底栖动物大量毁灭，破坏生态系统和削弱湖泊的自净功能，且该工程耗资巨大，投入产出不成比例。对于底泥疏浚，应用较为广泛，如云南滇池、杭州西湖和南京的玄武湖等。其主要不足之处除了以上方面，还在于大量疏浚底泥的堆置不仅占用空间，而且极易产生二次污染。此外，疏浚可能导致营养物和有毒有害物质与气体的悬浮与释放，破坏生物栖息地等。因此，该技术适用底泥淤积严重、营养极度富集且生境要求不甚严格的水域。此外，水深过浅的湖泊亦需疏浚，从而防止湖泊的老化。
（3）安全覆盖和安全固化
安全覆盖是在污染的底泥上覆盖一层或多层未污染的底泥、沙、砾石或人造地基材料，隔离污染底泥与水体，防止底泥污染物向水体迁移。安全固化是直接采用石灰等固化剂对底泥进行固化，以消除底泥污染，这一技术成本较高，但对底泥污染较重、湖水较深且缺乏处理疏浚底泥场地的城中湖是较好的办法。
（4）原位修复技术
原位修复技术主要包括浮岛技术、曝气技术等。国内外复氧工程和人工浮岛的运行经验表明，在重污染水体进行人工充氧能在较短的时间内降低水体中的有机污染物，提高水体溶解氧的浓度，增强水体的自净作用及改善水和沉积物的性状；人工浮岛则可通过不同类型植物的生长，进一步净化水质，为鱼类及鸟类等提供良好的生态环境，一定程度上恢复水体生态系统的生物多样性，起到消浪护岸和改善景观的作用。原位修复技术主要适用于污染严重、溶解氧含量低、水位较深、透明度低，底质为硬质或污染严重的淤泥，水生植被难以恢复的区域。对透明度较低、污染严重的景观水体应采用人工浮床、人工水草、曝气等方法实施原位修复工程。
（5）污染底泥堆场建设及底泥资源化方案
目前针对疏浚底泥的资源化利用方法通常是采用传统的物理处理法和热处理法，而在疏浚底泥的改良方面最常用的为化学处理法，即通过添加不同的固化材料，改良污染底泥物理力学特性，而制备成为工程用土，最终经过这些方法处理后的疏浚底泥都可以达到资源化再利用的目的。
1）吹填法
吹填法是指通过泥泵的作用，从吸泥管吸取污染底泥和湖水的混合物，经过排泥管输送至堆场方法，将疏浚底泥作为填土材料使用，在许多沿海国家和地区已经得到了广泛应用。
2）机械脱水处理法
由于疏浚泥的高含水率，为了使其转化为良好的工程材料，降低疏浚泥含水率是最为直接的方法。通常情况下，自然晾晒是最简单、最经济的方法，国内有许多内陆湖泊的疏浚工程均采用堆泥底场自然干化的方法，如杭州西湖、无锡五里湖的底泥疏浚工程。这种方法一般要设置堆场，占用大量的土地资源。底泥自然干化需要较长的时间，且易受天气的影响，一般实施较为困难。在国外，最为常见的是机械脱水工厂，就是采用离心脱水机或压滤机进行脱水的方法，尤其是对高含水率的疏浚底泥较为有效。较早的机械脱水工厂的工作能力一般较小，难以适应大规模、大疏浚工程的需要。近几年通过技术开发，改进了技术设备，处理能力已有较大提高。但机械脱水具有脱水工厂固定式的缺点、且一次性投资较高，另一方面是经过脱水处理后的疏浚底泥仍需进行二次处理才能满足资源化再利用的需求。
3）热处理法
热处理法是指疏浚污染底泥经过脱水后，通过加热、烧结等方法将底泥转化为建筑材料的方法，可以分为烧结法和熔融法两种形式。烧结是指通过将疏浚底泥加热至800～1200℃，使污染底泥脱水、有机组分分解、粒子之间粘结的过程。如果底泥具有适宜的含水率，则可以用来制成砖或墙体材料，也可作为水泥制造的原材料使用。熔融则是通过将疏浚底泥加热至1200～1500℃，使污染底泥脱水、有机组分分解、无机矿物熔化的过程。底泥熔浆结束后，经冷却处理可以制作成陶粒，可以用来代替砂、砾石或制成轻型陶土砖等建筑材料。主要优点是成品具有较强的附加价值，但其由于其处理能力、对疏浚的要求较高及需相对固定式的处理工厂，导致使用过程中具有一定的局限性。
（6）堆场余水处理方案
底泥疏浚工程通过对污染底泥的疏挖，消减了湖泊泥源负荷，为湖泊生态重建创造条件。堆场余水处理是底泥疏浚工程是否取得预期目标，防止二次污染的重要组成部分。环保疏浚过程中，污染底泥被泥泵叶轮打成泥浆输送到底泥堆场，经堆场自然沉淀后污泥留存于堆场，多余的水从堆场溢流排放，被称为余水。由于疏浚中污染底泥被打碎，强化了污染物的释放，使余水中含有大量的富含于底泥中的有机物、氮、磷、重金属等污染物，这些污染物大部分附着在细颗粒上，悬浮在余水中,很难沉降。因此，应采取必要措施，加速余水中细颗粒的沉淀，加药促沉法在国外已被广泛应用。
堆场余水采用合理吹填、污泥颗粒在堆场和二次沉淀池自然沉淀为主的处理方案，当不能达到排放水质要求时，采用投药促沉的方式处理。絮凝沉淀法是目前国内外用于去除水中悬浮物最常用的方法之一，絮凝沉淀法因动力消耗较小、操作弹性较大、对水质水量变化的适应性较强、药剂供应也较为方便、处理设施占地面积相对较小、成本低等优点，因此被广泛应用于堆场余水处理中。根据一般堆场的条件，絮凝沉淀法可以采用以下两种方式：①在输泥管中加入絮凝剂，利用管道泥浆的流速，使絮凝剂和泥浆在输泥管中快速混合，在堆场中反应沉淀，使细小的悬浮颗粒絮凝成大颗粒，迅速沉淀下来，降低了沉淀时间；②在堆场外设置混合池、反应池、沉淀池，堆场余水进入混合池并投加絮凝剂，在混合池余水内与絮凝剂快速混合，然后进入反应池内反应，再进入沉淀池内沉淀，保证出水的达标排放。
1.1.3.2 藻源污染控制技术
藻类受温度、光照、水的运动等诸因素的影响，具有不同的生存条件，可以利用不同的方法予以去除。自20世纪60年代以来，人们一直致力于研究控制蓝藻水华技术，一般来说，物理法和化学法是除藻技术的直接手段，而生物法是通过生物对藻类的控制来达到控藻目的。
（1）物理法
目前，物理法主要包括机械或人工打捞、黏土絮凝和遮光技术等方法。物理法表现得最为直接，它直接清除水体中的藻类,不会产生二次污染，但是由于需要昂贵的费用，因此该方法只能局限于小水体或大水体的局部水域。
在蓝藻的富集区，一般采用机械除藻措施，即采用固定式除藻设施和除藻船对区域内湖水进行循环处理。此法可以在短期内快速有效地去除湖水中的藻类，收获有商业价值的藻类还能获得一定的收益，但该法往往需要耗费大量的人力和物力，而且随着藻类的生长，还需要不断地进行收获。对于低浊高藻的湖泊水可用直接过滤除藻、微滤机除藻、膜过滤等，但原水中藻类特征、试验运行工况条件直接影响对藻类的去除效果。活性炭吸附对藻类、藻毒素的去除效果很好，但水中的有机物会影响活性炭的吸附，且活性炭再生也较困难，这使处理成本大大提高。此外，湖面遮光、曝气和超声抑藻技术等也有所应用，在一定程度上抑制了生物量的增长，但是均不能从根本上解决水体富营养化问题。总的来说，物理除藻虽然效果不错、无污染、无毒副作用，但工作量较大、一次性投入成本较高、时间周期较长。
遮光技术。主要是通过在湖面覆盖部分遮光板，控制了全湖藻类增殖。采用塑料制浮板遮光，覆盖面积为水面的50%～60%。遮光一个月左右微胞藻属消失，湖水明澈透底。此外，COD下降50%，pH值及溶解氧也显著减少，保持在4mg/L以上。特别显著的是水色和藻类的变化。
（2）化学除藻
目前，国内外普遍采用絮凝、抑制和综合方法进行化学除藻，它是利用化学药剂对藻类进行杀除。化学药剂一般要求为：高效、低（无）毒、无污染、无腐蚀；同时具有缓蚀、阻垢作用或能与缓蚀剂、阻垢剂配合使用，成本低，生产及运输安全，投药方便。目前，常用的杀藻剂主要有硫酸铜、高锰酸盐、液氯、二氧化氯、臭氧和过氧化氢等。化学法的主要优点是除藻速度快、效果明显、操作简便及一次性使用成本低。缺点是长期使用一种低浓度的化学药物会使藻类产生抗药性；且可能对环境产生污染，死亡藻类所产生的二次污染及化学药品的生物富集和生物放大对整个生态系统的负面影响较大；可以说这是一种短视行为或是一种权宜之计。因此，除非应急和健康安全许可，化学杀藻目前一般不宜被采用。1999年昆明世博会期间，采用了生化、微生物和化学的“综合抑藻法”的应急除藻试验，在滇池草海进行了大面积开放性生产试验，湖水透明度明显提高，藻类数量显著降低，水质感观和景观等均好于往年。
（3）生物除藻
生物除藻技术是利用生态平衡等原理对藻类的生长和繁殖进行抑制，从而达到控制藻体数量的目的。其机理是利用藻类的天敌及其产生的生长抑制物质来抑制和杀灭藻类。这类技术主要有以下几类：以藻制藻；用藻类病原菌抑制藻类生长；利用病毒控制藻类的生长；利用植物间相互抑制物质抑制藻类；发展滤食性鱼类；水蚤除藻；大麦秆控制水华藻类；微生物絮凝剂除藻和生物接触氧化等。对藻类的去除应尽可能采用生物方法，因为富营养化问题是一个典型的生态问题，生态问题只有用生态学的方法解决才最科学。而且，生物除藻不仅可以去除藻类和氮、磷等污染物，发展滤食性鱼类和种植高等水生生物还可以产生一定的经济效益。虽然生物除藻技术还不成熟，对于水体中复杂多样的藻类难以去除，但成本低，杀藻抑藻效果明显，效用持久，且无毒副作用，无腐蚀，极具发展前途，无疑将成为除藻技术努力发展的方向。近年来，生物除藻的应用也不断增多，如引进美国AM公司开发的复合微生物制剂用于云南滇池内湖草海的治理，还有利用EM复合菌液治理广西南宁南湖等，结果均表明，水体营养盐去除效果显著，藻类大量减少，水质得到了改善。
1）以藻制藻
通常选择水网藻，隶属绿藻门，体长可达2m，鲜黄绿色，由于其生长繁殖快、吸收肥料能力强等特点而与藻类水华生长竞争水体的营养(氮磷)，从而抑制藻类水华的发生。研究表明，水网藻对水体氨氮、总氮和总磷的去除率均在70%以上。
2）微生物絮凝剂除藻
微生物絮凝剂是一种由微生物产生的具有絮凝功能的高分子有机物，主要有利用微生物细胞的絮凝剂、利用微生物细胞壁提取物的絮凝剂和利用微生物细胞代谢产物的絮凝剂三种类型。利用微生物本身或产生的多肽、酯类、糖蛋白、黏多糖、纤维素和核酸等作絮凝剂，可以对包括藻类在内的大多数微生物产生絮凝作用，并且对环境无二次污染。另外水体恢复功能菌(RB)、利水剂、AEM菌、PSB光合菌等，都有较好的除藻作用。在滇池草海约800m围栏水域的现场实验中，光合细菌(PSB)净水剂对叶绿素a去除率在75%以上，藻量去除率在90%以上，平均透明度从0.3m增加到1.06m，具有操作简便，无二次污染产生等特点。
3）生物控制试剂
潜在的生物控制试剂包括病毒、细菌、真菌、放线菌和原生动物等,主要通过这些生物对藻类的裂解或摄食来达到控制藻类的目的。如寄生在蓝藻个体或群体的病毒能够裂解蓝藻，而这一类的病毒主要为肌病毒科(Myoviridae)、Styloviridae和短尾病毒科(Podoviridae)，被人们致力于控藻藻类水华。而细菌、真菌和放线菌这类生物控制试剂主要是通过释放酶或胞外的抗生素作用于蓝藻，从而达到裂解藻类的目的。此外，一些原生动物种类(如变形虫Amoebae、纤毛虫Ciliates和鞭毛虫Flagellates等)能够直接摄食蓝藻。
4）水生动植物调控
以浮游动物、鱼类控制浮游植物生物调控主要有以下途径：一是先向水体中投放适当密度的鲢、鳙鱼，藻类吸收水体中的氮磷→放养鱼类摄食含氮磷的藻类→捕捞成鱼带出氮磷→遏制水华、减轻水体富营养化；二是放养食鱼性鱼类如鳜鱼等→抑制野杂鱼（食用浮游动物）→增加浮游动物生物量（食用浮游植物）→减少浮游植物等现存量→提高水体透明度→增加水体自净能力；三是放养滤食性双壳类，即蚌类（滤食能力极强）→从而使其食物——浮游植物、细菌、腐屑和小型浮游动物减少→增加水体透明度，提高水体的自净能力。较典型的生物调控是用于小而浅的、相对封闭的湖泊系统，在营养盐管理已经失败的富营养化湖泊中，生物调控已显示出明显的治理效果，且费用低。但生物调控的稳定性不够，往往仅短期有效，因此其有效性仍存在很大的争议。而且，就技术本身而言也存在一些问题，例如难以保证有足够数量的食鱼性鱼类来控制食植物性鱼类种群。在富营养化藻型湖泊中，不存在食鱼动物产卵及栖息场所，食鱼动物、浮游动物种群并不稳定。因此，生物调控技术也有待发展和完善。国内应用较多的是放养鲢、鳙鱼，每平方米水体放养鲢、鳙鱼40~50克，可以有效控制水华，该方法在东湖、滇池、巢湖的水华治理中得到实际应用。
利用水生高等植物控制水体营养盐及浮游植物许多国家用大型水生植物污水处理系统净化富营养化的水体。
大型水生植物有凤眼莲、芦苇、狭叶香蒲等许多种类，可根据不同的气候条件和污染物的性质进行适宜的选栽。净化原理是植物和根区微生物共生，产生协同效应，净化水质。经过植物直接吸收、微生物转化、物理吸附和沉降作用除去氮、磷和悬浮颗粒，同时对重金属分子也有降解效果。水生植物一般生长快，收割后经处理可作为燃料、饲料，或经发酵产生沼气。但由于富营养化水体透明度低，水下光照不足，水生高等植物尤其是沉水植物无法获得足够的光能生长；此外，藻类亦可抑制水生高等植物生长，特别是蓝藻水华对水生高等植物往往有致命伤害作用。水生高等植物种群的稳定性也是相对的，如洪涝引起湖泊水位升高，沉水植物往往因得不到充足的光照而大面积烂死在湖底，同时引起与沉水植物共栖的鱼虾蟹类大量死亡，造成大规模的环境灾害。因此，需要加强生态系统的防御能力，如何恢复水生高等植物、如何使新建的种群适应环境变化以及环境灾变并逐步趋于稳定，这是水生高等植物恢复的关键。目前说来，此法是国内外治理湖泊水体富营养化的重要措施。如惠州南湖生态系统的修复与构建工程结果就充分表明，水生高等植物（特别是沉水植物）的恢复与重建是惠州西湖水质改善与稳定的关键。沉水植物能通过改善水下的光照和溶解氧条件，缓冲营养循环速度和增加水体稳定性，提高水环境质量。但是，我国的许多湖泊营养盐及富营养化程度很高，水生植被受到的污染胁迫压力往往超过了其耐受限度。因此，即使污染等胁迫压力去除后，水生植被仍难以自行恢复，而且湖泊的营养盐状况也难以降到较低水平，此时必须辅以其他措施，才能逐步恢复水生植被，以长期维持湖泊的清水态。
1.1.3.3 其他控制技术
除上述直接针对泥源污染和藻源污染的控制技术外，还有其他技术手段达到削减湖泊内源污染负荷的目的，主要包括引水、调水等生态补水工程。
通过引水、换水来稀释水中的污染物质可以降低藻类的浓度。苏州河在治理过程中，就运用调水工程明显改善了水质；较典型还有杭州西湖1986年开始的引水换水工程，目前引水量已达1.2亿立方米，并取得了一定的成效。对于水量小的水体来说，这是一种行之有效的方法，但对于蓄水量较大的水域，补水量太小起不到净化效果，提高补水量又造成水资源的大量浪费，费用高昂，且引水释污后往往会呈现藻类生长加剧的趋势，因此对于富营养化严重的湖泊，需谨慎使用。对于有热分层的富营养型湖泊，深层水中的营养物浓度一般比上层水的大，因此，将深层水导出成为另一条途径。苏州河在治理过程中，就运用调水工程明显改善了水质。对于水量小的水体来说，这是一种行之有效的方法，但对于蓄水量较大的水域，补水量太小起不到净化效果，提高补水量又造成水资源的大量浪费，费用高昂，且引水释污后往往会呈现藻类生长加剧的趋势，因此对于富营养化严重的湖泊，需谨慎使用。对于有热分层的富营养型湖泊，深层水中的营养物浓度一般比上层水的大，因此，将深层水导出成为另一条途径。
1.2 湖泊湿地生态恢复
湖泊水环境污染与富营养化的治理重点就是构建生态工程，利用生态的方法解决生态问题。生态恢复指恢复湖泊湿地生态系统合理的结构、高效的功能和协调的关系以重建受损生态系统的功能以及相关的物理、化学和生物特性，主要利用相关生物和生态学原理将功能和形态受损的湖泊恢复到未受干扰的状态。近年来，各国开展了湖泊湿地生态修复的工作，包括对生态修复原理、方法的探究和实际场地生态修复工程的应用。
1.2.1 湖内生态修复技术
湖内生态修复一般采用水生植物修复技术。水生植物按生态类型，可分为沉水植物、飘浮植物、浮叶植物、挺水植物。利用特定技术，还可以将浮游藻类、陆生植物应用于湖泊污染水体修复中。目前国内外学者对植物修复富营养化水体进行了诸多研究，取得了一定的成就，筛选出了一些优势种。现在国际上公认的淡水水生修复植物有宽叶香蒲、芦苇、苦草、凤眼莲、软水草和狐尾草等，经验证它们对水中的营养物质和污染物均具有很好的吸收作用。
与传统的一些处理方式相比，它的优势在于：低投资、低能耗、处理过程与自然生态系统有更大的相融性等。植物系统对富营养化水体的净化作用，主要是通过植物的吸收作用，根区微生物的降解作用，植物的吸附、过滤和沉淀作用，植物抑制藻类生长的作用以及作为生态系统的生产者来调节其他生物种类和数量的作用来完成的。植物为主的富营养化水体修复系统为低能耗处理系统，主要能源为太阳能。在富营养化水体处理的过程中，同时还可回收资源和固定能源。另外，处理过程中基本不使用化学品，没有有害副产物的产生，是一种非常环保的处理技术，具有以下优势：①净化所需的能源由光合作用提供；②许多植物具有美学价值，能改善景观生态环境；③植物可被收割和利用，创造新的价值；④能固定土壤或底泥中的水分，防止污染源进一步扩散；⑤为降解微生物提供了良好的栖息场所，有利于微生物的生存。水生植物庞大的根系为细菌提供了多样性的生境，且植物可输送氧气至根区，有利于微生物的好氧呼吸。目前，国内外应用较多的水生植物修复技术主要有人工湿地处理技术、生态浮床技术等。
（1）生物膜技术
生物膜法是指当比表面积较大的载体上富集着大量微生物时，若是这些微生物含有丰富的氮和磷等营养物质，这种载体就能有效地拦截、吸附、降解这些物质，进而对水中的污染物进行分解，转化出多余的氮、磷等营养物质，从而达到污染水体进行净化的作用。
（2）人工湿地处理技术。
与农业面源污染控制中的人工湿地处理技术相似，利用基质－微生物－植物这个复合的生态系统，综合物理、化学和生物的三重协调作用，通过过滤、吸附、共沉淀、离子交换、植物吸收和微生物分解来实现对废水中有害物质的去除，同时通过营养物质和水分的循环，实现废水的资源化和无害化。
人工湿地系统对藻毒素、总氮、总磷有一定的去除作用。但是其净化效率随季节的变化非常大，在低温的冬季，植物大量死亡，其处理效果随之下降。因此，如何提高人工湿地的净化效果以及解决植物的越冬问题均是人工湿地研究的重点。
（3）生态浮床技术
生态浮床技术是按照自然规律，运用无土栽培技术，以高分子材料为载体和基质，采用现代农艺和生态工程措施综合集成的水面无土种植植物技术。该技术利用植物在生长过程中对水体中氮、磷等元素的吸收及植物发达根系和浮床基质对水体中悬浮物的吸附，富集水体中有害物质，利用植物根系释放出大量能降解有机物的分泌物，加速有机污染物的分解；一些植物还能分泌化学克生物质，抑制浮游植物生长。随着部分水质指标的改善，尤其是溶解氧大幅增加，为好氧微生物繁殖创造了条件。通过微生物对有机污染物、营养物的进一步分解，使水质得到进一步改善，最终通过收获植物体的形式，将氮、磷及吸附积累在植物体内和根系表面的污染物完全迁出水体，使水体中的污染物大幅减少，水质改善，为水生生物、特别是沉水植物的生存和繁衍创造了良好的生态环境条件，为最终修复水生态系统提供了可能。
该技术具有如下几个特点：①可将原来只能在陆地上种植的草本陆生植物种植到自然水域水面，从而扩大了植物可种植范围。②生态浮床通常采用废弃塑料泡沫板作为浮体的载体，避免塑料泡沫大量堆放产生的二次污染。③生态浮床不受光照等条件限制，可避免沉水植物人工种植后，由于受光照等生境条件的影响而无法正常生长的现象发生。浮床植物生物量高且容易收割，可实现污水资源化利用。④浮床陆生植物不仅可以净化水质，还可创造一定的经济效益并起到美化景观的作用。
（4）水生动物修复技术
国内外许多学者和研究人员作了大量的研究工作，探讨水生动物对水体中有机污染物和无机污染物的吸收和利用。尤其利用湖泊生态系统食物链中的蚌螺、草食性浮游动物和鱼类，对富营养化水体中的营养盐类、有机碎屑和浮游植物进行直接吸收，取得了明显的效果。
研究表明在水体富营养化的防治过程中，除了考虑对藻类等浮游植物进行防治，对浮游动物的防治也不能忽视。防治浮游动物繁盛最有效的方法是放养鳙鱼，而鲢鱼的放养通常是为了消除浮游植物。鲢鳙的放养量以及如何搭配亦值得研究。鲢鳙混养时，鲢鱼大量摄取浮游植物，从而抑制了以浮游植物为食的浮游动物的生长和繁殖；如果鳙鱼的数量放养过多，鳙鱼就得不到足够的食物，生物量受到抑制，放养太少，不能充分利用饵料而影响其产量。合理搭配鲢鳙的放养数量，可充分利用天然饵料，从而减少浮游植物和浮游动物的数量，这样既可治理水体的富营养化，又可提高经济效益，是一项非常值得研究的生物修复技术。武汉东湖的围隔试验证明了链鱼和鳙鱼能有效控制蓝藻水华，并指出当放养的鲢鱼和鳙鱼的有效生物量达到46~50g/m2时，可有效地抑制水华的发生。
1.2.2 湖滨带修复技术
湖滨带湿地恢复位于水体和陆地生态系统之间的生态交错带具有过滤、缓冲器功能，它不仅可吸附和转移来自面源的污染物、营养物，改善水质，而且可截留固定颗粒物，减少水体中的颗粒物和沉积物。同时湿地可以提供生物繁育生长的栖息地，对于保护生物多样性、减少洪水危害、保持水土等具有重要意义。可以肯定的是，在湖泊周边建立和修复水陆交错带，是整个湖泊生态系统恢复的重要组成部分。湖滨带是湖泊的重要组成部分和最后的保护屏障，加强管理和重建湖滨带工程是湖泊环境保护的重要工作。湖滨带湿地恢复应该选取当地生长适宜性强、污染物净化能力较强、经济价值较好以及与周围环境协调性好的植物。湖泊周围一般有很多坑塘或藕塘等，可改造为湿地净化系统，增设配水和排水系统。湖滨带的综合利用，既可净化废水，又可开发利用。
（1）湖滨带基底修复
基底修复的目的主要包括：①控制沉积和侵蚀，保持湖滨带物理基底的相对稳定；②解决风浪、水流等不利水文条件对湖滨带生物的负面影响；③对由于人类活动改变的地形地貌(如鱼塘、村落、堤防)进行修复与改造；④对底质的物理化学性质进行适当的调整和改造。基底修复内容主要包括物理基底稳定性设计和基底修复与改造。
针对湖滨带被侵占与破坏的现状，对湖滨带地形、地貌、底质进行适当的改造，改善水流和物质循环状况，调整和改造底质物理化学特性，以恢复湖滨交错带复杂的生境，满足生物要素所要求的基底条件；基底修复与改造以湖滨带原有状态及其发育特征为参考，尽量减少工程措施。
1）基底地形地貌的修复
基底地形地貌改造主要包括侵占物拆除、地形平整和重建。侵占物拆除指将侵占湖滨带的鱼塘、房屋等构筑物拆除；基底平整指根据水生生物生存要求因地制宜地对地形进行整理，包括不合理的沟谷、凸脊、坑塘等平整和改造，植被重建区地表植物的清理；基底重建指再塑原有基底，重建湖滨带生境。
部分湖滨带应结合动植物生长的需要，适当布置相关的构筑物，如鱼礁，底栖动物生长的基质等；部分湖滨带视其水质净化需求，可结合湖滨带地形改造增加布水等设施，布设埂、坑塘、过水通道构筑物，增加湖滨带水质净化效果。
2）基底底质的调整
基底的底质物理化学特性调整改造包括淤泥清除、污染底泥覆盖、部分换土等，以满足水生生物生长、栖息要求，同时也减缓湖滨污染底泥在风浪作用下再悬浮，防止其影响植被恢复。乔草带除特殊物种有特殊要求外，一般无需调整底质的物理化学特性；挺水植物恢复区为增强生境多样性，可适当清理污染底泥及腐殖质堆积区，或采取覆盖、部分换土的方法进行土质调整；沉水植物恢复区应清除淤泥，加强植物根系固着能力，针对清水型植物恢复区，应清除污染底泥，以维持良好水质和底质。
3）典型基底改造设计
村落、鱼塘、农田往往是进行基底改造时的主要土地利用形式，针对这几种典型基底开展改造设计，以达到不同生态功能需求。
①鱼塘基底改造设计
a.全部拆除设计
鱼塘塘埂暂时保留，待湖滨带生态系统恢复到一定规模后再全部拆除，并通过基底改造，恢复至原滩面高程。拆除鱼塘的废弃物运出湖滨区处理。局部风浪作用强烈区段，可用鱼塘拆除材料进行人工仿自然方式护坡。
b.部分保留设计
将鱼塘塘埂拆除至水面以下而仅留塘基，上部石料与塘埂内的土料混合后，就地抛填在塘埂两侧，形成斜坡；同时间隔将塘基清除，使塘基呈散落状分布，内外土层沟通，以利于湖滨带生态系统的演替。
c.不拆设计
若需将鱼塘改造成湿地净化系统，可保留鱼塘塘埂现状，基本不拆除。将不同塘埂之间开挖，使其水流相通。
②村落基底改造设计
清除民房人工填筑的直立砌石基础，就近抛填在湖滨区，使湖滨带滩地恢复成原有平缓渐变、高低错落自然的岸坡；将宅基按自然坡比拆除至水面以下，上部石料与宅基内的土料混合后，就地抛填在宅基外侧，形成斜坡。这样既不影响湖滨带生态结构的完整恢复，又适当保留了村落下部基础，发挥其护岸固岸与消浪的作用，为水生植物的生长与恢复创造有利条件。
（2）湖滨带群落配置设计
恢复初期，首先选择合适的修复模式，筛选较大的生态耐受范围及较宽生态位的先锋植物种类，以适应初期的生境环境，补充缺失植物带，初步构建水生植物序列；恢复中期，湖滨带物种多样性不高，植物配置以填补空白生态位为主，对群落结构进行优化，使原有群落逐渐稳定；恢复后期，应充分考虑湖滨动—植物整体生态系统的健康性、稳定性，全面恢复水鸟、鱼类、底栖动物、水生植物等高级生态系统，保育和维护湖滨带生物多样性。
植物物种选择上，以生物多样性保护为主的修复区，应根据历史调查数据，确定合理的物种数及种类，在此基础上，尽量多地选择物种；以入湖径流净化为主的修复区，应选择耐污且污染物富集能力强的本土物种；以水土保持与护岸为主的修复区，应选择固土能力强的物种。
1）先锋种的选择
筛选先锋种应考虑水生植物生物学特性、耐污性、对N、P去除能力及生态系统演替规律，并遵循：①满足功能需求；②本地种优先；③适应当地环境；④最小风险和最大效益原则。
2）植物群落配置
水生植物群落的配置常以植被的历史演变特征或相近健康湖滨带的群落结构为参考，配置多种、多层、高效、稳定的植物群落，主要措施包括确定合适的物种数、进行合理的空间配置和季节性演替节律匹配等。
一般情况下，由沿岸向湖心方向依次配置由乔灌草、挺水植物、浮叶植物和沉水植物所组成的植物系列。节律匹配可保证植物群落生态环境功能具有较强的周年连续性。
3）动植物群落优化配置
通过一定的措施或生境干扰，调整各种群组成的比例和数量、种群的平面布局，以优化种群稳定性。主要措施包括生境控制、人工捕捞收割、引入竞争种等，但在引入时要谨慎。
通过栖息地生境营造、食物补充、人工招引和野化放归等措施，实现湖滨动物群落优化配置。生境营造包括调整水位及水域面积、营造生境阻断、恢复自然驳岸、营造鱼洞和微生境等。