疏浚对湖泛的影响:以太湖八房港和闾江口水域为例

陈 超,钟继承,范成新,申秋实,刘 成

(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,江苏 南京210008；2.中国科学院大学,北京100049)

疏浚对湖泛的影响:以太湖八房港和闾江口水域为例

陈 超1,2,钟继承1*,范成新1,申秋实1,刘 成1,2

(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,江苏 南京210008；2.中国科学院大学,北京100049)

通过采集太湖八房港和闾江口疏浚后与未疏浚沉积物柱状样于室内模拟“湖泛”的发生与消退过程来研究底泥疏浚对藻源性“湖泛”形成和消退的影响.结果发现,疏浚能有效的延缓“湖泛”发生的时间,八房港和闾江口疏浚后沉积物柱状样水体色度均要低于未疏浚对照样,水体泛黑的时间也分别比未疏浚对照样延迟6d和2d.疏浚沉积物对上覆水柱中营养盐的含量也有较好的控制,试验过程中八房港和闾江口疏浚后沉积物柱状样水体中 NH4+-N的含量仅分别未疏浚对照组的40%和77.1%,PO43--P的含量也仅分别为未疏浚对照组的41.4%和78.1%.值得注意的是,疏浚沉积物所对应的水柱中Fe2+和S2-的含量均要高于未疏浚对照组.八房港和闾江口疏浚沉积物中亚铁的含量分别是未疏浚对照样的78.1%和76.4%,而闾江口疏浚后沉积物中酸挥发性硫化物(AVS)的含量则是未疏浚对照的1.36倍.沉积物中铁、AVS的含量没有表现出明显的垂向分布特征.

底泥疏浚；藻源性湖泛；太湖

水华藻类的聚集、死亡以及污染沉积物的共同作用造成湖泊水体发黑发臭的现象是俗称的“湖泛”[1].由于死亡藻体的分解,水体溶氧急剧降低(通常低于2mg/L),N、P营养盐负荷升高,水体水质迅速恶化、需氧水生生物大量死亡,严重破坏湖泊水生生态系统.在导致湖泛发生的因素中,污染沉积物是“湖泛”发生的物质基础[2],致水体发黑的物质主要是藻体细胞大量死亡沉降,在风浪作用下死亡藻体与沉积物共同作用形成的厌氧反应物又再次被泛至水体表面[3]而形成,其机理是水体中硫化物和沉积物中金属元素化合形成[4-6].沉积物和水体中的挥发性有机硫化物(VOSCs)则是嗅味物质的主要组成部分[7].因此,如何清洁和去除沉积物是治理水体黑臭的关键.底泥疏浚能将表层污染严重的沉积物永久性地移除湖泊水体;能有效控制沉积物N、P等营养物质向上覆水体的释放速率[8],能增加沉积物溶氧的穿透深度[9],对抑制沉积物表层形成厌氧环境有一定的作用,能有效地抑制水体黑臭的发生;故对“湖泛”的爆发具有一定的预控和抑制作用[10].卢信等[11]通过室内模拟发现疏浚3个月后能有效抑制“湖泛”现象的发生.故成为了治理水体黑臭的一种可能手段[12].

上述研究主要是通过室内模拟疏浚20cm (将沉积物表层20cm移去,余下约25cm沉积物移入再悬浮装置)柱状样来探讨“湖泛”发生的机制与疏浚对“湖泛”的控制效果,而对野外疏浚后对“湖泛”的控制效应关注相对较少.本文通过采集太湖疏浚时间分别为2012年8～10月(八房港)和2013年5～6月(闾江口)疏浚后与未疏浚的沉积物来模拟“湖泛”的发生与消退过程,比较不同疏浚时间区域沉积物柱状样与未疏浚沉积物柱状样湖泛发生与消退过程的差异性,以期更加深入的了解疏浚对“湖泛”的控制效果,为太湖聚藻区疏浚工程的规划和实施提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 沉积柱状的采集

图1 采样点位示意Fig.1 Sampling sites in Taihu Lake

用重力式沉积物柱状采泥器于2013年6月30日在太湖八房港和闾江口疏浚区与未疏浚对照区(图1)采集试验所用沉积物柱状样(以下简称八房港疏浚,八房港对照,闾江口疏浚,闾江口对照).由于浅水湖泊沉积物表层10cm通常与上覆水体有频繁的物质交换,而且死亡沉降的藻体细胞与表层沉积物在厌氧条件下化合生成的金属硫化物是上覆水体致黑物质的主要供应源.因而本次试验主要采集20～30cm沉积物,同时用25L聚乙烯水桶采集原位水样并用25号浮游生物网采集采样点聚集的藻类,于5h内返回实验室进行湖泛试验模拟.沉积物柱状样上部用橡胶塞盖住以避免运输过程中沉积物-水界面处的扰动.

1.2 “湖泛”过程模拟

将沉积物柱状样移入 Y型再悬浮装置中[13](图2),无扰动滴入原位水样160cm,模拟太湖水深1.6m.稳定24h后向再悬浮装置中加入50g原位采集的藻类.试验开始后,前3天每日上午以相当于太湖常见中等风速(3.2m/s)扰动2h[14],待水柱发生“湖泛”现象后以相当于5.1m/s的风速扰动3h模拟消退过程,每日监测水柱中DO与色度的变化并在距离表层沉积物10cm的预留采水口采集水样用于营养盐和硫化物的分析.试验结束后将沉积物按2cm间隔分层,测定表层沉积物亚铁和酸可挥发性硫(AVS)的含量.

图2 Y-型沉积物再悬浮发生装置剖面Fig.2 Y-type sediment-resuspension apparatus

1.3 样品的测定与分析

1.3.1 上覆水样品分析 采用雷磁溶氧仪和色度仪监测水柱中溶氧含量和色度的变化, NH4+-N、PO43--P含量的测定参照《湖泊富营养化调查规范》[15]的相关方法,上覆水S2-、Fe2+含量的测定参照《水和废水监测》[16]的相关方法.

1.3.2 沉积物样品分析 沉积物铁的提取采用草酸-草酸铵法,称取0.3g左右鲜沉积物于50mL血清瓶中,向其中加入20mL 已充氮除氧的草酸—草酸铵混合液(其中草酸15g/L,草酸铵28g/L),并充入 N2密封后,于25℃恒温下振荡提取16h.提取完毕后,将血清瓶取出并静置澄清,取上清液用 Ferrozine法比色测定 Fe2+[17-18].酸挥发性硫(AVS)采用冷扩散法,用3%锌的碱溶液吸收并固定所提取硫化物,含有锌硫沉淀的吸收液经超声波破碎后,吸取一定体积该溶液用亚甲基兰法比色测定其中硫化物含量[19-21].

2 结果与分析

2.1 沉积物基本理化性质

沉积物含水率、孔隙度和烧失量均表现出疏浚区低于未疏浚对照区的特征,容重则表现出相反的特征(表1).八房港和闾江口疏浚区沉积物含水率分别是相应未疏浚区沉积物的74.4%及65.8%,其中闾江口表层的含水率较低,且疏浚区和未疏浚区含水率差异比八房港疏浚区和未疏浚区沉积物含水率大.沉积物TN和TP含量的剖面特征明显,TP随深度的增加有降低的现象,TN则表现出随深度的增加而增加的现象.闾江口疏浚区沉积物 TP的含量要大于未疏浚区,为未疏浚区的1.4倍,而八房港疏浚区沉积物TN和TP的含量均明显低于未疏浚对照区.

表1 沉积物基本理化性质Table1 Basic physical and chemical properties of sediments

2.2 水体色度和溶氧的变化特征

水体发黑并伴随着强烈的臭味是“湖泛”水体的两个最主要和直接的感官特征,而且嗅味物质往往是先于水体发黑现象的出现,所以通常将水体突然变黑作为湖泛最终形成和爆发的依据[22].从图3A可以看出随着试验的进行,疏浚处理组水体色度的数值明显低于未疏浚对照组.在试验前8d所有柱状样水体色度呈现增加的趋势,八房港未疏浚沉积物柱状样和闾江口未疏浚柱状样水体变黑的时间分别是试验开始后第4d和第6d,而八房港疏浚沉积物柱状样和闾江口疏浚沉积物柱状样水体变黑的时间分别是第10d和第8d,分别比未疏浚对照延迟了6d和2d.说明疏浚对水体中致黑物质的形成具有一定的抑制作用.研究表明:造成“湖泛”水体发黑的物质主要吸附或富集在较大颗粒物上[2],而疏浚后的沉积物比未疏浚的沉积物表层更加密实,可以更好的抵抗风浪的扰动,抑制泛黑后的物质由沉积物表面进入上覆水体.在消退阶段,水柱中的色度值呈现下降的趋势,这可能是因为溶氧及水体氧化电位的恢复,促使低价态铁、硫等元素向高价态转化而阻断了致黑物质形成的源,也可能是因为在风浪扰动下,吸附黑色物质的较颗粒物聚集为大颗粒物而重新沉降于沉积物表面.

图3 上覆水体色度和溶氧变化曲线Fig.3 Changing of color and DO concentration in overlying water

“湖泛”的发生往往伴随着水体溶解氧的急剧降低[23],本次试验也发现相似的规律(图3B).试验第1d,水体中溶氧的含量就出现急剧的降低,随后持续降低并基本维持在1.0mg/L左右,致使水体由好氧逐渐转变为缺氧和厌氧状态,这种氧化还原环境的急剧突变和厌氧区域的形成会对湖泊生物群落造的生长造成严重的威胁并加速水生生物的死亡,重新沉降于沉积物表面的死亡残体又会加重沉积物和水体的污染,为“湖泛”的爆发提供物质基础,形成一种恶性循环.底泥疏浚移除了表层污染严重的沉积物,减少“湖泛”发生的物质基础,并且增加溶氧的穿透深度[11],为抑制沉积物界面厌氧区的形成有一定积极的作用.试验消退阶段,在风浪扰动的作用下,溶氧因此逐渐恢复,到试验结束的时候已基本与试验开始时水体溶氧含量相当,水体色度也随着溶氧的恢复而逐渐降低(图3A),至试验第16d时水体黑色已完全褪去.申秋实等也认为,水体较长时间地处于低溶氧情况下并造成相关水域形成厌氧区域是诱发“湖泛”发生的重要原因之一[23].

2.3 水体NH4+-N和PO43--P的变化特征

图4 上覆水体NH4+-N和PO43--P变化曲线Fig.4 Changing of NH4+-N and PO43--P concentration in overlying water

八房港对照、疏浚区沉积物柱状样、闾江口对照和疏浚区沉积物柱状样水体中 NH4+-N在试验前12d呈现逐渐上升的现象,而在消退阶段则有略微的下降,至试验结束时水体中氨氮的含量仍分别是试验第1d的1.9倍、10.4倍、24.4倍和64.5倍,使上覆水柱中NH4+-N浓度急剧升高.本次试验中水体中氨氮的含量要远远高于本课题组之前的模拟试验[24],这可能是因为本次试验样品水体中空白 NH4+-N含量就很高,尤其是八房港未疏浚沉积物柱状样空白水体中NH4+-N的含量达到了6.54mg/L.在“湖泛”模拟试验过程中又添加了大量的藻浆,藻类物质的生长增值和死亡降解释放了大量的含氮物质[25].同时由于试验过程中水体DO含量的逐渐降低、水体中厌氧微生物的活动加剧,使水体中反硝化和氨化过程加快,促进了沉积物中 NH4+-N向上覆水柱的释放.整个试验过程中水体NH4+-N呈上升趋势,但也可以看出疏浚处理组水体中 NH4+-N的含量要明显低于未疏浚对照组,尤其是八房港样点疏浚后水体中 NH4+-N的含量仅为未疏浚对照组的40%.而由湖泛发生时间推测,水体中 NH4+-N含量越高,发生“湖泛”的时间也就越早(八房港对照、八房港疏浚、闾江口对照和闾江口疏浚湖泛发生时间分别为试验第4、10、6、8d),可见疏浚对“湖泛”的形成具有一定的延缓作用.

与水柱中NH4+-N的变化相似,随着试验的进行,水柱中PO43--P的含量逐渐的上升,在消退阶段则呈现下降的趋势.未疏浚对照组水柱中 PO43--P的含量均要高于疏浚处理组,八房港沉积物柱状样尤其明显,未疏浚对照组水柱中PO43--P含量为疏浚处理组的2.4倍.在无外源污染物输入的情况下,水柱中 PO43--P的含量变化主要与水柱中浮游动植物死亡分解、风浪扰动和生物扰动以及沉积物的释放有关.疏浚有利于增加表层沉积物溶氧的穿透深度[11],增加间隙水中溶氧的含量,使磷元素被吸附固定于悬浮颗粒物或与高价态金属元素形成难容的物质,从而降低间隙水与上覆水PO43--P的浓度梯度,降低向上覆水体的释放风险.而在试验第14d水柱中PO43--P出现突然的增加,这可能是因为消退过程中风浪扰动使沉积物表层的颗粒物再次进入上覆水柱,吸附于颗粒物上的磷酸根被再次释放出来.而八房港未疏浚沉积物柱状样水柱中PO43--P的含量在试验第8d至消退阶段以前呈现逐渐降低的现象,这可能是因为蓝藻的聚集死亡以及氧化还原电位的降低促使水柱中溶解性活性磷的含量高于疏浚后的沉积物界面,溶解性活性磷通量方向是由上覆水柱指向沉积物的,这时沉积物是溶解性活性磷的“汇”而不是“源”[26].在消退阶段水柱中溶解性磷又有略微的下降,这可能是因为水柱由之前的缺氧环境变为富氧环境后,促进了悬浮颗粒物质对磷的吸附和共沉淀作用,虽然风浪扰动的再悬浮作用会促进磷的释放,但吸附-解吸的平衡仍旧是往吸附方向移动的.

2.4 水体Fe2+和S2-变化特征

“湖泛”水体致黑的原因可能主要是因为在还原环境下Fe2+和S2-化合生成的FeS等物质造成的[3],溶氧的降低又影响沉积物-水界面 Fe、S的地球化学循环.卢信等[11]发现疏浚对水体致黑物质的控制效果与疏浚时间有直接的关系,疏浚3个月后的水体就不易发生黑臭现象,疏浚1个月反而促进了 Fe2+释放及致黑过程的发展.本文也发现,疏浚沉积物柱状样水柱中 Fe2+的含量反而要高于未疏浚沉积物柱状样.这可能是因为疏浚后将埋葬深层的沉积物暴露于水界面,而沉积物间隙水中 Fe2+的含量是随着沉积物深度的增加而不断增加的[24],疏浚后加大了沉积物-水界面 Fe2+的浓度梯度,促进了 Fe2+向上覆水柱的释放.在试验开始第2d也即是加藻第1d,水体中的亚铁的含量出现了急剧的增加并在第5d开始逐渐下降,这与刘国锋[4]和卢信等[27]的研究相似.在消退阶段水体中二价铁的含量出现了急剧的降低,这是因为在风浪扰动过程中使水体溶氧逐渐的恢复,水体由之前的厌氧又转变为富氧状态,使水体中的二价铁向铁的其他形态转化.

值得注意的是水体中 S2-的含量在试验第4～6d的时候就出现急剧的下降,这可能是因为第4d水体颜色开始逐渐的加深,而致黑物质的形成此时主要受控于水体中 S2-的浓度(水体中 Fe2+的含量最大是水体中S2-含量的155.4倍),同时由于厌氧区域的形成使沉积物中硫酸还原菌(SRB)新陈代谢反应加强,使部分S2-以H2S的形式逸散到大气中.不同处理组水体中S2-含量也表现为疏浚处理组要略高于未疏浚处理组,这可能是蓝藻的聚集改变了沉积物-水界面 S2-的循环,刘国锋等[4]发现蓝藻聚集使沉积物硫的垂向分布变为随深度增加而变大(与未加藻柱状样相反),而疏浚后将深层沉积物暴露于水界面,促使了 S2-的释放.钟继承等[28]研究表明,疏浚后的表层呈现明显的还原环境(Eh<200mV),因此与未疏浚对照相比,蓝藻添加后疏浚处理组会更快的进行厌氧分解释放硫化物.随着时间的延长,疏浚后沉积物表层也逐渐的形成氧化层,抑制了硫化物的进一步释放,这可能是试验后期各处理组水体中硫含量相差不大的主要原因.

图5 上覆水体Fe2+和S2-变化曲线Fig.5 Changing of Fe2+and S2-concentration in overlying water

2.5 表层沉积物Fe2+和AVS分布特征

有研究表明,硫化亚铁是湖泛水体主要的致黑物质,其吸附悬浮于水体中的颗粒物上或沉积于沉积物表层使水体呈现黑色[29].本试验发现沉积物亚铁的垂向分布不太明显,其原因可能是本次试验只分析了表层6cm的沉积物,而表层10cm沉积物经常与水体发生物质交换(尤其是太湖这类大型的浅水湖泊),以至于影响分析的结果.而就本次试验来说,疏浚后的沉积物表层6cm内的亚铁含量要低于未疏浚对照沉积物柱状样(八房港疏浚和闾江口疏浚沉积物中亚铁的含量分别是未疏浚对照样的78.1%和76.4%).沉积物AVS则表现出了较好的含量随深度增加而逐渐增加的现象,八房港疏浚后沉积物AVS的含量是未疏浚沉积物的81.8%,而闾江口疏浚后沉积物AVS的含量反而高于疏浚后的沉积物柱状样(疏浚为未疏浚的1.36倍).研究表明,沉积物亚铁含量具有随深度增加而不断升高的垂向分布特征,因此疏浚初期反而会促进亚铁由沉积物向上覆水释放[4],这也是为什么疏浚柱状样水体中亚铁的含量高于未疏浚柱状样的原因之一.“湖泛”发生后,水体氧化还原电位急剧降低,使得沉积物中的硫酸盐还原菌活性增强,并将处于高价态的硫酸盐转化为低价态的硫,使低价态的硫元素大量聚集于沉积物表层进而释放进入上覆水体,同时由于厌氧区域的形成,促进铁循环往生成亚铁的方向进行,进而扩散进入上覆水体,造成了二价铁离子在上覆水的积累[30],与厌氧条件下生成的低价态硫化物结合生成硫化亚铁等致黑物质.

图6 表层沉积物Fe2+和AVS垂向分布特征Fig.6 Vertical distribution of Fe2+and AVS in sediments

3 结语

疏浚能抑制沉积物中NH4+-N和PO43--P向上覆水体的释放,降低沉积物中Fe2+和AVS的含量,抑制致水体发黑和发臭等物质的生成,对湖泊黑臭现象的发生具有一定的控制作用.疏浚时间的长短与湖泛的控制效果有直接的关系,八房港(疏浚时间为2012年6～8月)和闾江口(2013年3～5月)疏浚沉积物柱状样水体泛黑的时间分别比对照组延迟6d和2d.

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Effects of sludge dredging on black bloom: a case study of Bafang port and Lujiang port of Taihu Lake.

CHEN Chao1, ZHONG Ji-cheng1*, FAN Cheng-xin1, SHEN Qiu-shi1, LIU Cheng1,2
(1. State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing210008, China；2.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing100049, China). China Environment Science,2014,34(8)：2071～2077

In order to estimate the effects of dredging on the prevention and control of black bloom, four intact sediment cores had been sampled from dredged and un-dredged areas of Bafang port and Lujiang port to simulation the occurrence and regression of algae-caused black bloom with Y-shape apparatus. Results showed that dredging has a good effect on prevention the degree of algae-caused black bloom. The color of water in dredged treatment group was lighter than the control, and the occurrence time of black bloom in dredged sites of Bafang port and Lujiang port was delayed6days and2days, respectively. The concentrations of NH4+-N, PO43--P in overlying water of dredged treatment group of Bafang port and Lujiang port were only40%,77.1%,41.4% and78.1% of control treatment, and the concentrations of Fe2+and S2-in overlying water of dredged treatment group were higher than control. The concentrations of Fe2+in sediments of dredged sites of Bafang port and Lujiang port were78.1% and76.4% of control sites, and the concentration of Acid Volatile sulphide (AVS) in dredged site of Lujiang port was1.36times than control. Vertical distribution characteristics of Fe2+and AVS in sediment were not observed in this experiment. Overall, dredging can effectively prevent the occurrence of black bloom.

t：sludge dredging；black bloom；Taihu Lake

X524

：A

：1000-6923(2014)08-2071-07

陈 超(1988-),男,四川绵阳人,硕士,主要从事湖泊水体污染治理与修复.

2013-11-04

国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07101-010);国家自然科学基金项目(41171367,40901253)

* 责任作者, 副研究员, jczhong@niglas.ac.cn