陸海明，劉偉婷，閔克祥，陳黎明，袁 媛，朱 慧

（1.南京水利科學研究院水文水資源與水利科學國家重點實驗室，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)水務局，江蘇 南京 211300）

生態(tài)清淤技術作為湖庫水環(huán)境治理的主要技術手段之一，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等工程項目中得到廣泛應用［1-2］。生態(tài)清淤工程通過直接去除湖泊表層污染底泥，達到削減內源污染目的，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］，引起部分學者對清淤工程實施效果的質疑［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釋放［9］。也有報道認為生態(tài)清淤能促進湖泊生物群落恢復，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)物質含量、內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)境效應的主要作用機制，科學合理評估生態(tài)清淤工程的生態(tài)環(huán)境效應。

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)境質量，是固城湖退圩還湖工程主體內容之一。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）》，底泥的有機質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《中國經濟動物志·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指數評價，計算和評價標準如下：

式中，I為Shannon-Wiener指數；ni為第i個種的個體數目；N為群落中所有種的個體總數。Shannon-Wiener多樣性指數大于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和有機質含量。

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)鹽質量濃度測定時，將采樣器垂直伸入柱狀樣底泥中至預定深度，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質量濃度。沉積物氮磷擴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)鹽質量濃度梯度；Ds為實際分子擴散系數，與?的關系式為

式中，D0為營養(yǎng)鹽在無限稀釋溶液中的理想擴散系數，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)鹽質量濃度，mg/L；Ca為水樣中所添加物質的質量濃度，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 結果與討論

2.1 底泥污染物含量

2.1.1 全氮、全磷及有機質垂直分布特征

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和有機質含量均值分別為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-水界面釋放擴散能力主要取決于底泥—上覆水界面質量濃度梯度。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質量濃度高于上覆水質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)鹽質量濃度均高于上覆水質量濃度，清淤后表層（-0.4～-1.2 cm）底泥間隙水中NH3-N質量濃度顯著下降，低于上覆水NH3-N質量濃度。

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-水界面抗風浪擾動再懸浮能力較強，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)釋放通量均為負值，上覆水NO3-N向沉積物遷移擴散潛力，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)樨撝?，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)鹽的質量濃度梯度、孔隙度、顆粒等對溶解態(tài)營養(yǎng)鹽遷移擴散造成的影響，未體現出生物擾動、風浪造成的紊流擴散、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散深度，改變沉積物氧化還原條件進而減少了間隙水中的NH3-N質量濃度，但會明顯增加間隙水中NO3-N質量濃度［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烈的湖泊，運用Fick擴散模型計算營養(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，擴散模型計算結果可能低估污染物釋放通量。利用擴散模型計算，清淤后小湖區(qū)底泥NH3-N內源污染負荷削減2.58 t/a，PO34--P污染負荷削減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）?；舾λz蚓在清淤后出現頻次、密度和生物量均顯著增加，霍甫水絲蚓的適應性和再生能力強，通常會成為受干擾生態(tài)系統(tǒng)中恢復過程中的先鋒種類。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指數對清淤前后的水質進行評價，清淤前Shannon-Wiener指數為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。但清淤導致的水土界面的物理、化學和生物因子的改變，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和生物多樣性的恢復仍需較長時間。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重建必需的物種，是小湖區(qū)底棲動物恢復的有利條件。清淤后的生態(tài)調查距2021年清淤工程結束后有5個月，能夠適應清淤干擾后底棲環(huán)境的機會種或先鋒種的已經開始形成穩(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，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污染物，清淤后小湖區(qū)水體高錳酸鹽指數從5.90 mg/L下降至2.77 mg/L。清淤工程去除小湖區(qū)內源污染的同時，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 結論和建議

（1）生態(tài)清淤工程是削減固城湖小湖區(qū)內源污染的有效措施。清淤后小湖區(qū)底泥中TN、TP和有機質含量均值分別為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內源污染釋放通量，清淤后底泥由NO2-N和PO34--P“源”轉成“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）清淤工程短期內降低了小湖區(qū)底棲動物種類和生物多樣性指數，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，清淤工程結束半年后小湖區(qū)內沉水植物未恢復。

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