湘江株洲段清水塘工业区废水主要通过霞湾港排入湘江，是湘江重金属污染的主要源头之一。历经长期沉淀累积，霞湾港底泥中含有大量的重金属，其不仅严重破坏对本河段水环境，而且严重威胁株洲、湘潭和长沙的饮用水安全。因此，开展重金属污染河道底泥环保疏浚技术的研究，消除霞湾港重污染底泥对湘江水环境的潜在威胁，同时为湘江流域内源污染的治理提供强有力的科技支撑。　　论文以湘江重金属污染最为严重的霞湾港为对象，调查研究河道底泥重金属污染特征及环境风险，确定疏浚深度和范围；研究疏浚过程中产生的含重金属尾水、高氨氮尾水处理技术和重金属污染底泥安全处理处置技术；最后构建河流重金属污染底泥的环保疏浚技术体系。其主要的实验结果如下：　　湘江霞湾港河道重金属污染底泥风险评价和疏浚深度的确定实验结果表明：霞湾港河道底泥受不同程度的重金属 Cr、Cu、Pb、Cd、Zn、Hg和 As的污染。其中，Cd既是污染最严重的重金属元素，也是生态风险最大的重金属元素。在垂直深度上，霞湾港河道底泥中重金属存在累积效应。尤其是在0~-40 cm深度范围，重金属生物可利用性形态的含量很大，对水生态系统构成潜在危害。基于重金属的地累积指数和生态风险指数评价结果表明底泥疏浚深度为120 cm。　　湘江霞湾港河道底泥清淤尾水的治理实验结果表明：采用MBFGA1处理重金属清淤尾水的最优条件为：pH值为8，CaCl2和 MBFGA1的投加量分别为30和60 mg/L，温度为20℃，快速搅拌50s，慢速搅拌20 min。MBFGA1对重金属的吸附主要依靠羧基，羟基、氨基，酰胺基团和多聚糖等官能团来实现。采用电絮凝法处理湘江霞湾港重金属底泥清淤尾水时，铝和铁电极联用能大大增强尾水中各污染物的去除效果，其中先由铁作为阳极反应20 min，然后转换铝作为阳极反应10 min的方式能够获得最高的去除效率。电絮凝去除尾水中重金属物质的机制为：分布于悬浮物中的重金属主要通过疏松态铝的絮凝沉淀以及氢气的气浮作用去除，而分布于过滤液中的重金属主要以其氢氧化物沉淀去除。采用生物法处理高氨氮清淤尾水时，低DO（1.0~2.0 mg/L）条件可以实现高氨氮尾水的亚硝化反应，满足厌氧氨氧化的进水要求；继续降低DO浓度至0.5~1.0 mg/L会导致氨氮转换率急剧下降，亚硝化反应被破坏；将DO升至2.0~3.0 mg/L，虽然氨氮转换率上升，但是出水硝酸盐氮的浓度也随之大大上升，亦不能不能满足氧氨氧化的进水要求；继续升高DO至3.0~4.0 mg/L，氨氮转换率继续下降，伴随着COD的去除率也大幅降低，亚硝化反应完全被破坏。将SBR亚硝化反应器与启动完成的厌氧氨氧化反应器进行耦合，最终可以实现大约70％左右的 TN去除率，能够对高氨氮尾水进行很好的预处理。　　湘江霞湾港河道疏浚重金属污泥底泥的无害化处理实验结果表明：对于轻度重金属污染底泥，单独采用水泥固化技术就能实现良好的固定作用，选择水泥掺入量为60%较为合适；对于中度重金属污染底泥，需要采用水泥+Na2S的固化稳定化技术，其最优配比为水泥掺入量为60%，Na2S掺入量为6%；对于重度重金属污染底泥，则采取水泥+ Na2S+DTCR的固化稳定化技术，其最优配比为水泥掺入量为60%，Na2S的掺入量为6%，DTCR掺入量为3%。水泥固化重金属主要依靠水泥的水化反应，将重金属固定包裹在水泥颗粒中，从而降低重金属的流动，形成稳定的低溶解性低毒性的水泥固化体；Na2S对重金属的稳定作用则是依靠其产生的S2-与重金属生成沉淀物质；DTCR能够使底泥中的重金属反应形成具有高分子的长链结构的稳定的空间交联体，因此可以有效的锁住重金属离子，抑制其释放。　　综上所述，霞湾港河道底泥推荐疏浚深度为0~120 cm，采用MBFGA1和电絮凝技术均能实现重金属清淤尾水的有效治理，对于高氨氮尾水的处理，最适宜的DO浓度为1.0~2.0 mg/L，将其与厌氧氨氧化反应器进行耦合，可以获得较好的预处理效果。对于轻度、中度和重度重金属污染底泥，分别采用水泥固化、水泥+Na2S固化/稳定化技术和水泥+Na2S+DTCR固化/稳定化技术可以实现重金属底泥的无害化处理。底泥