淀山湖底泥生态疏浚适宜深度判定分析*1

何 伟，商景阁，周麒麟，程南宁，范成新1＊＊

(1:中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室，南京210008)

(2:上海勘测设计研究院，上海200434)

(3:中国科学院大学，北京100049)

浅水湖泊的内源污染是影响湖泊生态功能和富营养化程度的重要因素之一［1－2］，国内外许多湖泊在外源污染得到有效控制的情况下，湖泊水质在一定时期内仍没有得到明显的改善，内源污染负荷成为阻碍浅水湖泊水质提高的一个重要原因［2－3］.

目前国内外对湖泊内源污染的治理主要包括生态疏浚、覆盖等工程手段［4－7］.生态疏浚通过绞吸的方式将污染物质含量较高的表层沉积物移除，可以提高水质、改善水生生态环境，以达到控制湖泊内源污染的目的.生态疏浚目前在我国被广泛地应用于浅水湖泊的内源治理中［7－8］，与传统的航道维护、水库扩容等工程疏浚不同，生态疏浚旨在清除污染底泥，改善水体环境，因此疏浚深度成为了生态疏浚效果保证的一个重要工程参数［9－10］，疏浚深度过浅，富含污染物的表层沉积物没有得到充分去除，仍会持续影响水质和生态环境改善;疏浚深度过深，不仅工程造价和施工难度加大，同时也不利于湖泊综合整治方案，影响后期的生态恢复.此外疏浚工程实施时的环境温度也会给疏浚效果带来一定的差异，但是目前并没有统一的生态疏浚标准，在疏浚深度确定等问题上缺乏精确可靠的技术［8］.

目前疏浚深度确定的方法主要有分析沉积物营养物质垂向剖面浓度的“拐点法”［11－12］，依据吸附热力学的“吸附/解析法”［9］等.但是这些方法仅对沉积物本身性质进行研究探讨，没有考虑到疏浚这一工程措施对沉积物扰动后的实际变化过程，在疏浚工程实施后，新生沉积物-水界面在上覆水和沉积物的共同作用下会发生一系列物理、化学和生物的变化［1］，这就需要对疏浚这一工程手段来进行模拟，探讨新生界面处所发生的营养盐物质通量的大小和方向变化问题.同时，每个湖泊都有其独特的沉积物分布特征和污染历史，因此针对每个具体湖泊来确定底泥疏浚深度等相关问题就显得格外重要［13］.本文通过对淀山湖拟疏浚的东部湖区的调查，利用室内模拟疏浚方法，对表层沉积物不同深度和不同温度下的营养盐释放通量进行研究，试图为以后类似区域的疏浚工作提供相应的科学依据.

1 材料与方法

1.1 研究点概况

图1 淀山湖沉积物采样点位置Fig.1 Location of sediment sampling sites in Lake Dianshan

淀山湖位于江苏省和上海市交界处，是上海市唯一的淡水湖泊，也是黄浦江重要的水源地之一.湖泊面积 62 km2，平均水深 2.11 m，最大水深 3.59 m，平均水温 20.6℃［14－15］.近年来由于受到上游地区工农业、旅游业的发展和渔业养殖的影响，淀山湖水质不断下降，综合水质标准由过去的II类为主下降为目前的IV～V类，淀山湖已经逐渐转化为重度富营养化湖泊［16－17］，因此上海市加大了对淀山湖的治理力度，综合利用各种治理手段来提高和改善淀山湖地区水环境问题.

在上述一系列的治理手段中，就包括了部分区域的生态疏浚，其中拟在淀山湖东部湖区进行疏浚，因此本次研究在拟疏浚的淀山湖东部湖区选取了4个样点，通过对样点不同条件下污染物质释放速率进行研究，探讨该区域的合理疏浚深度.淀山湖东部湖区采样点由南向北均匀布设，其中1#、2#点与上海市水上运动场平行设置，相距岸边较远，3#、4#点靠近岸边(图1)，沉积物差异较大，因此两者之间的间距较小.

1.2 样品的采集与处理

于2011年10月，利用沉积物柱状采样器(直径90 mm，长500 mm)进行沉积物样品的采集，根据各个样点实际沉积物性状采集不同深度的柱状样品，样品沉积物 水界面上覆盖原位上覆水，保持采样过程中沉积物-水界面不被扰动，柱状样两端用橡胶塞子密封.每个采样点采集4根沉积物柱状样，其中3根用于分析不同温度、不同疏浚深度下沉积物营养盐的释放，1根用于分析沉积物的基本理化性质.采集的沉积物柱状样长度在20～30 cm之间，沉积物表层有5～10 cm呈现浅黄色的流泥层，在流泥层下是10 cm左右的淤泥层，呈现黑灰色，有明显的臭味，在淤泥层下则是灰色的营养盐含量较小的沉积物层.利用采水器在各点位采集湖水，用浮游植物网进行过滤，滤去藻类的湖水用于室内静态释放实验.

1.3 实验方法及模拟条件控制

目前国内外的环保疏浚精度多控制在10 cm以内［18－19］，因此本研究以10 cm为间隔，对研究区域中采集的样品进行不同疏浚深度的静态释放实验.根据研究区域历史上不同季节的水温状况，实验控制温度分为冬季温度组(5℃)，春、秋季温度组(15℃)，夏季温度组(25℃)［20］.

根据4个样点的实际采集沉积物柱状样深度，4个点位模拟疏浚后静态释放实验的样品深度分别为:1#点位分为 0 cm(没有模拟疏浚)、10 cm 2 层，2#点位分为 0、10、20 cm 3 层，3#点位分为 0、10、20 cm 3 层，4#点位分为0、10 cm 2层.

在静态释放实验中，于室内将柱状样中上层水体用虹吸法抽去，再用虹吸法沿壁小心滴注已过滤的原采样点水样，至液面高度距沉积物表面20～30 cm处停止，标注刻度.

所有沉积物柱状样均垂直放入恒定温度(5、15、25℃)的循环水浴恒温器(Colora WK100，±0.1℃)中，蔽光培养，水体溶解氧(DO)浓度保持在8～9 mg/L(与现场接近).即刻取原水样作起始样，此后在指定时间用移液管于水柱中段取样，每次取适量体积水样，同时用过滤的原样点水样补充至水面刻度，于0、12、24、36、48、72 h时进行采样，水样经Whatman GF/C滤膜过滤后4℃储藏待测.全部实验至释放速率稳定(3 d)为止.

各物质释放速率的计算基于培养系统中待测物质浓度随时间变化而发生的变化［21］，计算公式为:

式中，F 为释放速率(mg/(m2·d));V 为柱中上覆水体积(L);cn、c0、cj－1为第 n 次、0 次(即初始)和 j－1 次采样时某物质浓度(mg/L);ca为添加水样中的污染物含量(mg/L);Vj－1为第j－1次采样体积(L);S为柱中水-沉积物接触面积(m2);t为释放时间(d)［22］.

1.4 样品分析

2 结果与讨论

2.1 沉积物基本理化性质

淀山湖东部拟疏浚区域各点位的沉积物含水率在30.14%～59.70%之间，1#点位的表层含水率较低，仅为48.24%，4#点位的含水率较高，各层均超过了50%;4#点表层烧失量最高，达到6.35%，而 1#点的烧失量仅为 4.26%(表1).

4个点位沉积物的TP和TN含量剖面特征明显，含量均随深度增加而下降.4#点位表层沉积物TP含量最大，达到600.80 mg/kg，比含量最低的 2#点位高 69.88 mg/kg;3#点位的表层沉积物TN含量最高，达到2510.01 mg/kg，而4#点位所有深度的沉积物TN含量都较高，均超过了2200 mg/kg.淀山湖东部湖区沉积物在过去近20年，TP含量保持稳定，但是TN含量和有机质都有较大幅度的增加，分别由500 mg/kg和不到1%的速率增加数倍［27］，说明近年来淀山湖流域的工业和人类活动所排放的污染物对淀山湖东部湖区沉积物造成了明显的影响.

表1 各样点沉积物的基本理化性质Tab.1 Physicochemical characteristic of each sediment sampling site

2.2 沉积物释放速率

2.2.1 不同疏浚条件对铵氮释放速率的影响 在不同的模拟温度下，淀山湖东部拟疏浚湖区沉积物各点位的－N释放速率均为正值，即－N扩散通量的方向是由沉积物到水体.随着温度的增加，各点位－N释放速率均呈上升的趋势(图2a)，说明温度的增加促进了－N 释放速率的提高［28］.

由于室内实验的局限性和原位环境的差异［30］，本文采取了周期为3 d的释放模拟实验，但是从长期来看，疏浚后原下部沉积物在直接接触到上覆水之后氧化还原条件发生改变，可以有效地消减沉积物孔隙水中－N 的含量［10，28］.

2.2.2 不同疏浚条件对磷酸盐释放速率的影响 淀山湖东部拟疏浚湖区沉积物柱状样的－P释放方向基本为负值(图 2b)，－P的扩散方向是由水体向沉积物，说明淀山湖的沉积物是－P的“汇”，而不是“源”.然而当实验温度为25℃模拟夏季淀山湖水环境的时候，2#和3#点位的－P 释放速率方向发生了变化，即发生了由“汇”向“源”的转化，这也符合范成新等提出的沉积物在一年的不同季节中存在着“源”和“汇”转化的理论［31］.模拟实验中不同温度下－P的释放速率与钟继承等的长期模拟疏浚结果相似［26］，在温度升高的时候，会导致磷吸附作用的减弱，说明淀山湖在夏季温度较高的时候具有由沉积物向水体中释放－P的潜力.历史资料也表明淀山湖的沉积物存在着TP释放的趋势［20］.

各点位沉积物中TP含量均表现为随深度的增加出现明显下降的趋势，由于人类生产、生活等活动导致磷负荷的增加，TP和不稳定磷在表层沉积物，即新近沉降下的沉积物中含量较高［21］，因此表层沉积物移除后，下层沉积物的内源P负荷相对较低(表1).

由于疏浚所新生成的沉积物 水界面与疏浚前相比，铁磷和钙磷可能均未饱和，也导致了新生界面暴露在含氧水体中的时候富含反应成分，导致磷吸附随着疏浚深度的增加而增加，例如Fe2+转化为Fe3+，形成FePO4沉淀，减少间隙水中的－P 含量［21，32］.因此，温度的升高会加速沉积物中－P的释放，而疏浚深度的增加，则降低了－P的释放速率.相关研究也表明［33］，在浅水湖泊中，疏浚会减少风浪扰动下的沉积物再悬浮现象，夏季和冬季的疏浚均可控制内源磷的释放，但是在冬季疏浚的效果要比夏季疏浚的效果显著.

2.2.3 不同疏浚条件对溶解性有机碳释放速率的影响 沉积物中的DOC是有机质通过微生物水解和(厌氧)发酵等方式溶解成各类具有不同分子量的有机化合物.已有的研究表明，沉积物间隙水中的DOC含量显著高于底部上覆水中的DOC含量，导致其向底部水体中扩散［34］.

本次模拟实验中，2#样点沉积物的DOC释放速率随温度和疏浚深度变化的趋势不明显，这可能与2#样点的沉积物柱状样异质性较大有关，烧失量在5～30 cm的深度范围内呈不规则分布，在4.60%～4.82%间波动(表1).其它3个点位的沉积物DOC释放速率方向均为由沉积物向上覆水释放.

各点位在模拟温度为15℃时，DOC释放速率最低，而5℃和25℃时，释放速率明显提高，其中25℃又略高于5℃时的释放速率(图2c).例如在3#点位，5℃和25℃条件下不同疏浚深度的沉积物DOC释放速率平均值为4.54和87.10 mg/(m2·d)，而15℃条件下的 DOC释放速率平均值只有 －68.50 mg/(m2·d).温度对沉积物DOC释放的影响较为复杂，温度较高时，微生物的活性增强，促进有机污染物向上覆水体释放;温度较低时，微生物的活性较低，但是水体中溶解氧含量提高，增加氧化还原电位，加速了有机质的分解［35］.

图2 不同疏浚温度和深度下沉积物－N(a)、－P(b)和DOC(c)的释放速率Fig.2 －N(a)，－P(b)and DOC(c)release rates of sediment under different temperatures and depths

在疏浚深度上，沉积物DOC释放速率呈现出随疏浚深度的增加而减小的趋势，说明淀山湖拟疏浚区域近年来受到的人为污染影响较大，近年来沉降在表层沉积物上的有机质含量较高，溶解有机碳含量高于下层沉积物中的含量.通过疏浚将表层沉积物移除，可以较好地控制沉积物中DOC向水体中扩散的趋势.

3 结论

1)利用室内模拟不同疏浚深度，通过对疏浚后沉积物 水新生界面营养盐物质的静态释放通量研究，可以反映疏浚这一工程手段对沉积物进行扰动后的沉积物营养物质释放通量的变化情况，对疏浚工程中的深度确定问题有积极和重要的参考意义.

3)通过对研究区域内各样点的综合分析，推荐疏浚深度为:1#样点10 cm、2#样点20 cm、3#样点10 cm、4#样点10 cm，4#样点最适疏浚深度要小于泥深.疏浚深度的确定需要综合考虑目标污染物的垂直分布和释放速率.

致谢:在样品的采集过程中得到上海勘测设计研究院陆向阳工程师的帮助，钟继承、余居华等在实验过程中给予了重要帮助.

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