陸海明，劉偉婷，閔克祥，陳黎明，袁 媛，朱 慧

（1.南京水利科學(xué)研究院水文水資源與水利科學(xué)國家重點實驗室，江蘇 南京 210029；2.江蘇省秦淮河水利工程管理處，江蘇 南京 210022；3.高淳區(qū)水務(wù)局，江蘇 南京 211300）

生態(tài)清淤技術(shù)作為湖庫水環(huán)境治理的主要技術(shù)手段之一，在我國太湖、滇池、巢湖等100多個湖庫的黑臭河道治理、富營養(yǎng)化控制及水源地保護(hù)等工程項目中得到廣泛應(yīng)用［1-2］。生態(tài)清淤工程通過直接去除湖泊表層污染底泥，達(dá)到削減內(nèi)源污染目的，如2003年太湖五里湖清淤區(qū)域底泥磷含量下降了30%左右，2019—2021年白洋淀生態(tài)清淤工程減少底泥NH3-N釋放量2.29 t/a，減少磷酸鹽釋放量0.04 t/a［3］。清淤工程去除表層污染物的同時破壞湖泊原有的底泥-上覆水界面平衡，可能造成短期內(nèi)底棲動物的種類與生物量降低，破壞水生植物群落，降低水體脫氮作用［4-5］，引起部分學(xué)者對清淤工程實施效果的質(zhì)疑［6-8］。若沒有控制好清淤深度，污染較重的深層底泥直接暴露在上覆水體，可能造成底泥中營養(yǎng)鹽和重金屬等有毒物質(zhì)釋放［9］。也有報道認(rèn)為生態(tài)清淤能促進(jìn)湖泊生物群落恢復(fù)，清淤后的底泥環(huán)境更有利于底棲動物群落生存和重建［10］，對富營養(yǎng)化湖泊底棲動物群落的改善和多樣性的增加有促進(jìn)作用［11］。

本文以固城湖退圩還湖工程中的小湖區(qū)生態(tài)清淤工程為研究對象，比較小湖區(qū)生態(tài)清淤前后底泥營養(yǎng)物質(zhì)含量、內(nèi)源污染釋放通量以及水生生物群落變化，探討清淤工程生態(tài)環(huán)境效應(yīng)的主要作用機(jī)制，科學(xué)合理評估生態(tài)清淤工程的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)。

1 材料與方法

1.1 固城湖小湖區(qū)生態(tài)清淤工程實施概況

固城湖是江省開展退田（圩）還湖試點工作的重點湖泊。小湖區(qū)清淤工程增加固城湖蓄水容量和改善水環(huán)境質(zhì)量，是固城湖退圩還湖工程主體內(nèi)容之一。該工程于2020年9月至2021年1月實施完成，清淤面積1.88 km2，清淤深度約0.4 m（0.3～0.8 m），清淤土方量7.17×105m3。主要采用2艘配有專用環(huán)保刀頭的環(huán)保絞吸式挖泥船清淤，近岸水深較淺水域利用抓斗式挖泥船配合施工，絞吸式挖泥船施工面積約為小湖區(qū)清淤面積的80%。

1.2 采樣和檢測方法

共設(shè)置7個采樣點（圖1），包括近岸區(qū)（GCH1、GCH2和GCH3）、敞水區(qū)（GCH4和GCH5）、官溪河入湖口（GCH6）和小湖區(qū)、大湖區(qū)連接處（GCH7）。分別于2020年6月（清淤前）和2021年6月（清淤后）采集樣品。底泥的TN、TP、NO3-N、NO2-N、NH3-N和PO34--P的測定均參考《水和廢水監(jiān)測分析方法（第四版）》，底泥的有機(jī)質(zhì)含量采用重鉻酸鉀氧化-容量法（NY/T 1121.6—2006）測定。

圖1 固城湖及其主要出入湖河流與水質(zhì)水生態(tài)監(jiān)測點位空間分布

底棲動物和水生高等植物樣品的采集與分析方法參考《湖泊水生態(tài)監(jiān)測規(guī)范》》（DB32/T 3202—2017）。底棲動物鑒定參照《中國經(jīng)濟(jì)動物志·淡水軟體動物》《Aquatic insects of China useful for monitoring water quality》等鑒定參考資料。軟體動物和水棲寡毛類的優(yōu)勢種鑒定到種，搖蚊幼蟲至少鑒定到屬，水生昆蟲等鑒定到科。底棲動物物種多樣性采用Shannon-Wiener指數(shù)評價，計算和評價標(biāo)準(zhǔn)如下：

式中，I為Shannon-Wiener指數(shù)；ni為第i個種的個體數(shù)目；N為群落中所有種的個體總數(shù)。Shannon-Wiener多樣性指數(shù)大于3.0為輕度污染至無污染，1～3時為中污染，小于1為重污染。

利用柱狀采樣器采集帶原位上覆水的柱狀泥樣，并在盡量無擾動的條件下帶回實驗室，各采樣點采集2根，1根用于間隙水的采集和Fick擴(kuò)散通量分析，1根用于沉積物釋放實驗，同步采集原位上覆水5 L帶回實驗室。按5 cm間隔分層切割柱狀底泥，測定TN、TP和有機(jī)質(zhì)含量。

利用高分辨平衡式孔隙水采樣器（HR-Peeper）測定清淤前后底泥上覆水界面間隙水營養(yǎng)鹽質(zhì)量濃度測定時，將采樣器垂直伸入柱狀樣底泥中至預(yù)定深度，平衡48 h后取出，用移液槍穿孔抽取孔隙水后，測定NH3-N和PO34--P質(zhì)量濃度。沉積物氮磷擴(kuò)散通量測定方法和計算參考李寶等［12］，采用Fick第一定律計算，公式如下：

式中：F為沉積物-水界面擴(kuò)散通量，mg/（m2·d）；?0為沉積物孔隙度，為為沉積物-水界面的營養(yǎng)鹽質(zhì)量濃度梯度；Ds為實際分子擴(kuò)散系數(shù)，與?的關(guān)系式為

式中，D0為營養(yǎng)鹽在無限稀釋溶液中的理想擴(kuò)散系數(shù)，的D0為7.0×10-6cm2/s，NH3-N的D0為17.6×10-6cm2/s。

靜態(tài)釋放實驗和計算參考李運(yùn)奔等［13］，首先將柱狀樣中上覆水用虹吸法抽去，再沿壁滴注過濾后的原位水樣，至液面高度距沉積物表面20 cm處停止（此時水柱體積為1.135 L），標(biāo)記刻度后室溫避光培養(yǎng)。即刻取原水樣作起始樣50 mL，并用過濾后的原位水位補(bǔ)充至刻度，此后在指定時間取樣（0、6、12、24、36、48、60和72 h）。所有樣品取樣結(jié)束后統(tǒng)一分析NO3-N、NO2-N、NH3-N和PO34--P。

沉積物-水界面營養(yǎng)鹽釋放速率用如下公式計算：

式中：R為釋放通量，mg/（m2·d）；V為柱中上覆水體積，L；Cn、C0、Cj-1為第n次、初始和j-1次采樣時營養(yǎng)鹽質(zhì)量濃度，mg/L；Ca為水樣中所添加物質(zhì)的質(zhì)量濃度，mg/L；Vj-1為第j-1次采樣體積，L；A為沉積物水界面接觸面積，m2；t為釋放時間，d。

2 結(jié)果與討論

2.1 底泥污染物含量

2.1.1 全氮、全磷及有機(jī)質(zhì)垂直分布特征

清淤后新生成界面底泥污染物含量總體低于清淤前，不同點位底泥污染物削減程度有所差異（圖2～3）。近岸的GCH2采樣點新生成柱狀底泥污染物含量明顯低于清淤前，清淤前底泥污染物含量隨著深度增加總體呈下降趨勢。敞水區(qū)的GCH5采樣點新生成柱狀底泥污染物含量與清淤前差異沒有GCH2明顯。清淤后小湖區(qū)底泥中TN、TP和有機(jī)質(zhì)含量均值分別為2 180.94 mg/kg、290.10 mg/kg、1.27%，與清淤前相比，均值分別減少25%、26%和26%。

圖2 GCH2采樣點清淤前后底泥中營養(yǎng)鹽含量垂直分布特征

2.1.2 間隙水營養(yǎng)鹽分布特征

間隙水是營養(yǎng)鹽在底泥與上覆水之間交換的重要媒介，營養(yǎng)鹽在沉積物-水界面釋放擴(kuò)散能力主要取決于底泥—上覆水界面質(zhì)量濃度梯度。清淤后GCH2點位不同深度底泥間隙水中NH3-N與PO34--P質(zhì)量濃度總體有不同程度的增加（圖4～5），清淤后沉積物中（0～-8.8 cm）間隙水營養(yǎng)鹽均值為分別為3.86 mg/L和0.26 mg/L，是清淤前的2.25倍和2.51倍；清淤前后小湖區(qū)底泥-上覆水界面附近底泥間隙水NH3-N和PO34--P質(zhì)量濃度高于上覆水質(zhì)量濃度總體趨勢沒有改變。GCH5點位不同深度沉積物間隙水中營養(yǎng)鹽質(zhì)量濃度增加的趨勢不顯著，清淤前該點位底泥-上覆水界面附近底泥間隙水營養(yǎng)鹽質(zhì)量濃度均高于上覆水質(zhì)量濃度，清淤后表層（-0.4～-1.2 cm）底泥間隙水中NH3-N質(zhì)量濃度顯著下降，低于上覆水NH3-N質(zhì)量濃度。

圖3 GCH5采樣點清淤前后底泥中營養(yǎng)鹽含量垂直分布特征

圖4 GCH2采樣點清淤前后底泥中間隙水營養(yǎng)鹽含量垂直分布

圖5 GCH5采樣點清淤前后底泥中間隙水營養(yǎng)鹽含量垂直分布

清淤工程擾動了原有底泥-上覆水界面，氨氮含量較高的表層底泥再懸浮，短時間內(nèi)尚未沉降在新生成界面建立新平衡，增加了上覆水體氨氮含量。清淤后水深增加，降低新生成界面氧化還原電位，促進(jìn)沉積物界面反硝化作用與異化硝酸鹽還原成氨的能力，不利于硝化過程的進(jìn)行，有利于NH3-N在沉積物界面累積［14］。清淤對沉積物間隙水中PO34--P質(zhì)量濃度的控制作用不明顯，但清淤后底泥孔隙率下降、底泥表面彎曲度大，導(dǎo)致磷的釋放速率降低［15］。絞吸式清淤后新生成的底泥較為密實，不利于營養(yǎng)鹽向上覆水中釋放，沉積物-水界面抗風(fēng)浪擾動再懸浮能力較強(qiáng)，對沉積物-水界面營養(yǎng)鹽交換具有一定的控制作用［16］。

2.2 內(nèi)源釋放通量

清淤前后底泥營養(yǎng)鹽釋放通量特征如表1所示。清淤前底泥NO3-N的靜態(tài)釋放通量均為負(fù)值，上覆水NO3-N向沉積物遷移擴(kuò)散潛力，清淤后底泥NO3-N的由上覆水向沉積物遷移潛力明顯降低。清淤后沉積物NO2-N、NH3-N和PO34--P的釋放通量均顯著降低，其中NO2-N和PO34--P釋放通量均值變?yōu)樨?fù)值，底泥由釋放營養(yǎng)鹽的“源”變?yōu)槲展潭I養(yǎng)鹽的“匯”，NH3-N釋放通量均值由52.48 mg（/m2·d）下降至24.34 mg（/m2·d）。利用靜態(tài)釋放可得出，通過生態(tài)清淤工程，底泥NO3-N吸收量減少5.19 t/a；NO2-N、NH3-N和PO34--P釋放量分別減少1.91 t/a、23.75 t/a和0.44 t/a。

表1 靜態(tài)培養(yǎng)條件下的清淤前后底泥營養(yǎng)鹽釋放通量 單位：mg（/d·m2）

擴(kuò)散模型計算得到的底泥營養(yǎng)鹽釋放通量如表2所示，和靜態(tài)培養(yǎng)得到的釋放通量相比，擴(kuò)散模型計算得到的清淤前NH3-N釋放通量偏低，PO34--P釋放通量相差不大。底泥NH3-N釋放通量均值由2.82 mg（/d·m2）下降至-0.95 mg（/d·m2）。擴(kuò)散模型計算得到的是一種理論通量，主要考慮了沉積物-水界面營養(yǎng)鹽的質(zhì)量濃度梯度、孔隙度、顆粒等對溶解態(tài)營養(yǎng)鹽遷移擴(kuò)散造成的影響，未體現(xiàn)出生物擾動、風(fēng)浪造成的紊流擴(kuò)散、營養(yǎng)鹽的水平遷移等因素。研究表明，生物擾動作用會增加溶解氧向沉積物的擴(kuò)散深度，改變沉積物氧化還原條件進(jìn)而減少了間隙水中的NH3-N質(zhì)量濃度，但會明顯增加間隙水中NO3-N質(zhì)量濃度［17］，且底棲動物的存在也會抑制沉積物-水界面處的磷向上覆水中釋放［18］。受到生物擾動較為強(qiáng)烈的湖泊，運(yùn)用Fick擴(kuò)散模型計算營養(yǎng)鹽釋放通量與實際通量相比有較大差異。本研究區(qū)域清淤前中國長足搖蚊、多巴小搖蚊等昆蟲綱以及銅銹環(huán)棱螺等腹足綱和雙殼綱等密度和生物量較高，相對于靜態(tài)培養(yǎng)測定方法，擴(kuò)散模型計算結(jié)果可能低估污染物釋放通量。利用擴(kuò)散模型計算，清淤后小湖區(qū)底泥NH3-N內(nèi)源污染負(fù)荷削減2.58 t/a，PO34--P污染負(fù)荷削減0.01 t/a。

2.3 水生生物變化

2.3.1 底棲動物

清淤后的底棲動物種類顯著下降，清淤前有4綱11種，清淤后僅為2綱7種。清淤前中國長足搖蚊、多巴小搖蚊等昆蟲綱為小湖區(qū)底棲動物的優(yōu)勢種，清淤后增加了霍甫水絲蚓和紅裸須搖蚊，銅銹環(huán)棱螺等腹足綱和雙殼綱在清淤后消失（表3）。霍甫水絲蚓在清淤后出現(xiàn)頻次、密度和生物量均顯著增加，霍甫水絲蚓的適應(yīng)性和再生能力強(qiáng)，通常會成為受干擾生態(tài)系統(tǒng)中恢復(fù)過程中的先鋒種類。受底泥清淤工程影響，小湖區(qū)原有的水生植物群落被破壞，為腹足綱提供棲息空間的沉水植物消失，腹足綱為食的底棲著生藻類和有機(jī)碎屑被去除，清淤區(qū)域底泥腹足綱的生長繁殖受到限制［19］。

表3 清淤前后小湖區(qū)底棲動物密度和生物量變化

采用Shannon-Wiener指數(shù)對清淤前后的水質(zhì)進(jìn)行評價，清淤前Shannon-Wiener指數(shù)為0～1.86（中污染-重污染），清淤后上升至1.45～2.25（中污染），說明清淤工程的實施為底棲動物創(chuàng)造了污染程度較輕的生存環(huán)境。但清淤導(dǎo)致的水土界面的物理、化學(xué)和生物因子的改變，會引起底棲生物種群的更替，改變底棲生物群落組成。絕大多數(shù)底棲動物生活在表層30 cm的沉積物中，本次清淤平均深度約為40 cm，清淤顯著降低底泥中底棲動物的密度和多樣性。盡管本次清淤工程主要在冬季實施，避開底棲動物幼蟲再生期和繁殖期，但受清淤工程影響的部分底棲動物種群自我恢復(fù)和生物多樣性的恢復(fù)仍需較長時間。小湖區(qū)和大湖區(qū)、出入湖的水力連通可以為清淤區(qū)域帶入底棲動物種群恢復(fù)重建必需的物種，是小湖區(qū)底棲動物恢復(fù)的有利條件。清淤后的生態(tài)調(diào)查距2021年清淤工程結(jié)束后有5個月，能夠適應(yīng)清淤干擾后底棲環(huán)境的機(jī)會種或先鋒種的已經(jīng)開始形成穩(wěn)定的種群，但總體上底棲動物的種類和密度仍較低。清淤工程對小湖區(qū)底棲動物的影響仍需長期監(jiān)測評價。

續(xù)表3清淤前后小湖區(qū)底棲動物密度和生物量變化

2.3.2 水生植物

水生植物對維持湖泊生態(tài)系統(tǒng)平衡、物質(zhì)循環(huán)等方面發(fā)揮著重要作用，特別是沉水植物，可直接吸收水體中的營養(yǎng)鹽，增加水體溶解氧，通過根系固定減少底泥的擾動，能為底棲動物提供棲息的場所［20］。清淤前小湖區(qū)水生植物以菹草、荇菜、野菱為主，清淤后水域未能采集到水生植物。一方面清淤直接去除水生植物根莖和表層泥中的植物種質(zhì)資源，另一方面部分區(qū)域清淤深度超過50 cm，汛期部分水域水深超過4.0 m，超過水生植物尤其是沉水植物適宜水深［21］。

清淤前小湖區(qū)水生植物春季和夏季以菹草為主，5月下旬至6月初菹草的衰亡和腐爛增加小湖區(qū)水體高錳酸鹽指數(shù)，降低水體透明度，影響水體景觀。清淤工程增加了小湖區(qū)水深和庫容，改善了因菹草等腐爛分解造成的有機(jī)污染物，清淤后小湖區(qū)水體高錳酸鹽指數(shù)從5.90 mg/L下降至2.77 mg/L。清淤工程去除小湖區(qū)內(nèi)源污染的同時，水生植物的附著生物減少，對水生植物的生長和繁殖有積極的影響。

3 結(jié)論和建議

（1）生態(tài)清淤工程是削減固城湖小湖區(qū)內(nèi)源污染的有效措施。清淤后小湖區(qū)底泥中TN、TP和有機(jī)質(zhì)含量均值分別為2 180.94 mg/kg、290.10 mg/kg、1.27%，與清淤前相比，均值分別減少24.48%、26.00%和25.54%。清淤后小湖區(qū)不同深度底泥間隙水中NH3-N與PO34--P質(zhì)量濃度總體呈增加的趨勢，GHC2點位清淤擾動后底泥間隙水營養(yǎng)鹽均值為分別為3.86 mg/L和0.26 mg/L，是清淤前的2.25倍和2.51倍。

（2）清淤工程顯著削減了NH3-N內(nèi)源污染釋放通量，清淤后底泥由NO2-N和PO34--P“源”轉(zhuǎn)成“匯”。小湖區(qū)生態(tài)清淤工程削減NO2-N、NH3-N和PO34--P污染負(fù)荷量分別為1.91 t/a、23.75 t/a和0.44 t/a。

（3）清淤工程短期內(nèi)降低了小湖區(qū)底棲動物種類和生物多樣性指數(shù)，寡毛綱密度和生物量顯著上升，清淤前檢出的昆蟲綱和雙殼綱底棲動物在清淤次年后未檢出。清淤前固城湖小湖區(qū)水生植物以菹草、荇菜、野菱為主，清淤工程結(jié)束半年后小湖區(qū)內(nèi)沉水植物未恢復(fù)。

（4）建議加強(qiáng)水利工程調(diào)度和水位調(diào)控，跟蹤監(jiān)測清淤水域水生態(tài)恢復(fù)過程，促進(jìn)清淤區(qū)域底棲動物和水生植被恢復(fù)。