重污染湖泊生态修复探讨——以武汉市墨水湖修复实验为例

段昌兵，侯著霞，余芬芳，陈媛媛，叶 晶

（武汉中科水生生态环境股份有限公司，湖北 武汉 430071）

0 引言

水体富营养化是城市湖泊面临的重要问题之一，而沉水植物在维持清水态生态系统结构和功能的稳定性上起着关键作用[1-2]。 以种植沉水植物为主的清水态健康生态系统的构建在我国经过20 余年的研究和推广，目前在水生态治理中已成为主要的措施，特别是在浅水湖泊治理中发挥了核心作用[3-4]。众多水生态修复工程的实施，取得了明显的经济和社会效益，“十四五”规划纲要更是提出，要以“有河有水、有鱼有草、人水和谐”为治水目标，要更加注重水生态环境保护[5]。

随着水生态修复治理的深入，实践中发现，很多城市湖泊污染严重[6]，处于超富营养化状态，治理难度大。 工程修复中往往由于沉水植物无法生长和扩繁而导致修复失败，成为水生态修复的难点[7]，趋同化的设计和治理措施已不适合重污染湖泊的治理。在水生态修复中，鲜有对重污染湖泊治理的实践跟踪研究。现有研究具有一定参考意义，但实践指导价值相对较低，也缺少对水生态系统建立的整体影响研究。如环保清淤时，底泥营养条件是重要的参考指标[8]，研究证实底泥污染高或贫瘠都会对沉水植物生长产生抑制作用[9-10]，而底泥污染较重时，沉水植物亦可良好生长[11]。 沉水植物对水体营养盐耐受的诸多研究证实，沉水植物如苦草、黑藻等对营养盐的耐受度很高，ρ（TN）可达8 mg/L[12]，实际中该指标下湖泊水体少有修复成功者。 因此开展对该类水体的修复实践和研究，对重污染湖泊的水生态修复具有良好的实践指导意义。

墨水湖位于武汉市汉阳区，汉阳大道以南、龙阳大道以东，东临长江。 西北临湖为汉阳区政府，湖面积约3.6 km2，平均水深约1.5 m。 历史上市政废水排污及暴雨径流曾是该湖泊的主要补充水源，污染严重[13]，为重度富营养湖泊，近年来经过截污等手段的治理水质有所改观，但水生态修复治理仍处于探索期，未实现有效治理。 本文结合已有工程实例、室内底泥氧化和沉水植物种植以及墨水湖围隔原位修复实验等，综合探讨重污染湖泊沉水植物生长情况，进而探究水生态修复的适用范围和工程要点。

1 材料和方法

1.1 实验修复区概况

本研究中围隔原位修复实验位于墨水湖汉阳区政府区域水域，具体位置示意见图1。2019～2020年调研结果显示，该区域底泥和水质污染严重，水质波动较大，基本为劣Ⅴ～Ⅴ类，水体中ρ（TN）为（7.3±3）mg/L，ρ（TP）为0.35 mg/L，底泥中w（TN）为4 930 mg/kg，w（TP）为1 862 mg/kg。 水深较浅，平均约1.3 m，底泥厚度为60～110 cm，上、下污染特征基本一致，均为黑色发臭底泥。

图1 墨水湖原位修复实验区域示意

1.2 底泥氧化降解实验

利用水生态修复工程中常用底泥氧化剂过硫酸氢钾片（w=50%）及同类产品“底改博士”对墨水湖底泥进行室内氧化试验，探究其对底泥的修复作用。底泥采自墨水湖汉阳区政府区域水域，用1 L 烧杯装350 mL 底泥，注纯净水至800 mL，每2 d 加入1 g药剂，合计加入3 g。 底泥氧化实验设计见表1。

表1 底泥氧化实验设计

1.3 围隔原位修复实验

墨水湖底泥污染严重，前期数次沉水植物的工程种植均未能成活，底泥的毒害作用被认定为重要因素。为探究墨水湖底泥能否种活沉水植物，也为围隔原位实验做铺垫，于2019年12月～ 2020年1月，在实验室进行为期30 d 的沉水植物室内试种实验。 采集墨水湖实验区底泥和湖水，在实验室内用6个5 L 烧杯种植沉水植物。 由于在冬季，所种沉水植物未出现明显生长，但均生发了新根，其中有2 组已萌发了新芽，这一结果证实了在墨水湖底泥营养条件下，沉水植物未出现因底泥污染的毒害作用导致的直接死亡，沉水植物可以存活。该结论为沉水植物在墨水湖的修复奠定了基础，依据实验结果和实践经验，为更好保护沉水植物，进行原位实验时，用种植土对苦草根部进行包裹。

在墨水湖汉阳区政府区域修复水域布置4 个50 m2（5 m×10 m） 的不透水围隔进行原位修复实验，围隔顶部浮体高10 cm，底部以沙袋固定，实验区域情况见图1。 实验沉水植物选择苦草，种植密度为40 株/m2，具体实验设计见表2。

表2 围隔原位修复实验设计

实验过程中以生石灰、漂白粉、明矾、硅藻土等常用净水产品对透明度进行控制，底质氧化采用过硫酸氢钾片，实验中底质氧化主要用于种植前、后1个月内。 实验周期为300 d，时间为2020年9月～2021年7月。

1.4 样品采集和分析

底泥氧化实验主要测试其氧化深度、 氧化层和非氧化层底泥营养情况，围隔原位实验主要测试沉水植物生长情况、水质、透明度等。 数据分析均采用SPSS18.0 软件分析，p<0.05 被认定为具有显著性差异，制图采用CAD 及Origin 等软件。

2 结果与分析

2.1 底泥氧化实验结果及分析

氧化层界限示意见图2。 由图2 可以看出，实验条件下，表层底泥被氧化，由黑色变为灰褐色，并出现明显分界线，本文将黑灰界面定为氧化层界面，底泥氧化结果见表3。

表3 底泥氧化实验氧化层数据

图2 氧化层界线示意

由表3 可知，本实验中“底改博士”组氧化效果最好，其氧化层厚度为0.45 cm，过硫酸氢钾片（50%）组的氧化厚度为0.35 cm，自然氧化条件下氧化层厚度为0.25 cm。 为进一步验证氧化剂作用，在“底改博士” 组中继续一次性加入10 g 药剂，5 d 后氧化层厚度基本不再增加，氧化层厚度深度合计约1 cm，10 g 氧化剂的氧化厚度仅约0.55 cm。

对“底改博士”这一组实验中氧化层和非氧化层进行底泥营养盐的测定，发现氧化层营养盐水平明显下降，w（TN）下降65%，w（TP）下降32%，对比组氧化层营养水平也有下降，但相对较低，其中w（TN）下降53%，w（TN）下降16%，氧化层以下底泥保持黑臭状态，底泥营养盐数值检测基本没有变化。

由此可见，氧化剂可以对底泥产生氧化和降解作用，但仅局限于表层，表层氧化后，起到了明显的阻断氧化作用。在实际工程中，氧化剂很难达到如此使用量，且本实验中所用水为纯净水，工程实际中，湖水也会对氧化剂产生消耗，使得氧化剂对底泥修复更加有限。而沉水植物如苦草，其种植深度一般大于10 cm，底泥氧化层厚度远不及种植深度，底泥氧化作用对沉水植物根系很难起到实际保护作用，所以底泥氧化更多的是起到阻断作用，减少底层底泥的营养释放，降低水华频率。综上可知在水生态修复沉水植物种植过程中需要合理考虑底泥氧化改良的效果和作用，应更注重于对沉水植物种植前后内源污染物释放的控制，加强对氧化剂使用时间和使用量的合理安排。

2.2 围隔原位实验结果与分析

在以上实验基础上，为进一步验证沉水植物在墨水湖的生长情况，进行原位围隔种植实验。 a 组和b 组透明度提升主要集中在种植前后，投撒净水剂保证透明度保持在80 cm 以上，底质氧化在种植前后使用，定植后对实验区进行常规维护，待沉水植物成活后只进行必要维护。 c 组和d 组实验过程中由于未对透明度进行控制，实验期间透明度基本保持在30～50 cm。

沉水植物种植30 d 后，打捞沉水植物，观察其生长情况，其中a 组和b 组中沉水植物已经生根发芽，叶色泛绿。 c 组和d 组则根部发黑，叶色发黄，15 d后继续打捞观测，发现c 组和d 组中沉水植物已经死亡。

修复区和围隔外透明度，TP，TN 随时间变化趋势见图3。 由图3（a）可以看出，a 组和b 组平均透明度，最高值达1 m，平均值为0.84 m，比实施前的0.35 m 提升了1.4 倍，提升效果显著。 由于所用围隔浮体高度小，大雨时湖水会涌入围隔内，导致围隔内水质波动较大。 检测结果显示，a 组和b 组围隔内水质一般为Ⅴ～劣Ⅴ类左右，部分营养盐数据达到Ⅳ类，但基本都优于围隔外水质，其中ρ（TN）平均降低28%，ρ（TP）平均降低21.7%。

图3 修复区和围隔外透明度，TP，TN 随时间变化趋势

实验结束后，打捞a 组和b 组围隔内的沉水植物，测量湿重和高度。 a 组围隔内沉水植物平均高度为75 cm，平均生物量为6.2 kg/m2，b 组围隔内沉水植物平均高度为73 cm，平均生物量为5.6 kg/m2，二者没有显著差异，且沉水植物经过10 个月生长扩繁，基本都为新生个体。 实验期间，通过鱼类探测发现，a 组和b 组围隔内鱼类明显多于围隔外，成为a组和b 组围隔内沉水植物附着物和浑浊度较高的原因之一。

通过以上原位修复实验可以证明，在墨水湖底质和水质条件下，沉水植物可以成活和扩繁，且对水质能起到改善作用。在该类水体中，沉水植物种植前后透明度的提升作用至关重要，鱼类也是一个需要高度重视的因素，而底泥氧化、微生物降解等措施的采取并未对生态修复起到实质作用。

3 讨论

影响沉水植物生长的因素众多，主要有透明度、光照、水质、深度、鱼、底泥等，而光为沉水植物生长的先决条件，满足沉水植物的光补偿点，才能存活和生长[14]，本研究中，c 组和d 组围隔内沉水植物死亡，主要原因就是透明度低。 研究显示沉水植物对水质营养水平耐受较高，黑藻、苦草、马来眼子菜等对TN耐受适宜质量浓度限度可达8 mg/L，对NH4+耐受虽然较低，但苦草耐受质量浓度仍可达4 mg/L，最佳适宜质量浓度约2 mg/L，并且贫瘠条件下沉水植物生长受限明显[15]。 对于以上营养盐数据而言，其水质已超Ⅴ类数倍，与墨水湖原位修复实验区初始水质条件相似，a 组和b 组中苦草的成活也进一步证实该结论。研究证明水生态治理中，一定范围内营养盐浓度升高会促使沉水植物生长发育，但是营养盐升高，藻类更容易生长，形成水华，进而成为浊水态[16]，c 组和d 组内透明度低就是水华所致，而很多水体在低营养水平条件下也会发生藻华[17]，所以在水生态修复中，需要重点控制沉水植物种植初期藻类的大量繁殖，勿使其成为浊水态，进而避免导致透明度降低，威胁沉水植物生长，而这在重污染湖泊中更容易发生。 本研究在有力保证原位修复区初期透明度情况下，实现了a 组和b 组围隔内沉水植物的成活，并且后期常规维护状态下的扩繁也有效证实了这一论断，因此，实施重污染湖泊的治理特别是提升沉水植物种植及生长初期透明度至关重要。

底泥是内源污染的主要来源，也被普遍认为是影响沉水植物生长的重要因素，工程设计中多以沉积物污染严重为由进行清淤。 已有研究结论表明高营养和贫瘠底质会抑制沉水植物的生长，中度营养条件更适合植物生长[18]。 但并未形成相对统一的污染程度清淤标准[9-10]，而一些项目中只是借鉴方法，未考虑沉水植物对底泥的耐受和适应情况，一些污染明显较低的底泥也参考进行了清淤[19-20]，浪费大量人力、物力，且清淤将会产生很多次生问题，如底泥的处置、生态系统的破坏等[9]。本文结合工程案例，选取营养条件为高营养水平的研究，对沉水植物生长情况进行探讨，具体情况见表4。 由表4 可以看出，该表中底质营养按照EPA 标准，均达到重污染，部分超标3 倍，有研究将所治理湖泊定义为超富营养化湖泊和黑臭水体[7，21]，但在这些底质情况下，均实现了沉水植物的成活，且很多沉水植物在高营养状态下沉水植物生长状态很好，由此可推断依靠EPA标准或其他确定清淤深度的方法，实施清淤可能并非是最优措施，清淤时更应充分考虑沉水植物对底泥营养情况的适应和需求。

表4 不同营养条件底质沉水植物生长情况mg·kg-1

湖南常德滨湖公园水体和武汉北太子湖其底泥营养条件亦较高，属于重污染水平，但在几乎不清淤条件下，通过水生态治理达到良好状态，且已分别保持了7 和4 a[22-23]，宋春雷等[24]发明专利中对清淤与否的底泥营养参数也与上述湖泊相似。 基于以上判断，可知当底质中w（TN）为3 000 mg/kg，w（TP）为1 000 mg/kg 条件下，不清淤也可较好的实现水生态修复且可长久维持。 本研究和武汉南湖的示范区治理案例[7]则进一步证明，在底质营养水平更高条件下，通过现有治理措施，不清淤也可以实现沉水植物的存活和扩繁，并且可以对水质起到一定的修复作用。 这些研究和工程实践为重污染湖泊治理提供了一种更加环保的方法和道路，特别对生态清淤更具有实际指导意义。

沉水植物作为水生态修复的核心，其不仅可以吸收营养物质净化水质、抑制藻类生长，还可以很好地稳定底质、修复底泥环境，使底泥成为污染汇而不是污染源[31-32]。沉水植物可通过根茎等输氧至底泥深处，对底泥进行深层次的修复[33]，从而避免本研究中所述底泥氧化层的封闭阻隔现象，更好的修复深层底泥，也减少底泥在缺氧条件下产生的有毒有害物质对沉水植物的毒害。在湖泊生态修复工程实践中，核心是保证沉水植物的成活和扩繁，对于重污染湖泊而言，各种不利因素的影响均被放大，如鱼类啃食和扰动、种植扰动、外源污染干扰等都可能导致沉水植物死亡，治理时需进行控制和调整，特别是种植初期更应注意，因此，该类水体的生态修复应遵循“木桶效应”，在保证透明度基础上，还要加强短板控制，进行综合治理和过程调控。该类研究，特别是工程实践目前还相对较少，同时沉水植物成活后，水生态系统的维护更需进一步研究和实践。 重污染湖泊沉水植物的成活以及系统的可建立性为该类湖泊治理提供了更环保、可实施性更强的方法，值得深入研究和实践，同时，持续深入跟踪研究其修复过程也是十分必要和急迫的。

4 结论

底质氧化实验证明，氧化剂（过硫酸氢钾）可对底泥产生氧化和降解作用，但一般局限于底泥表层，工程实践中其修复作用对沉水植物根茎保护非常有限，水生态修复使用时应考虑应用时间和目的。

沉水植物种植和原位修复实验证明，沉水植物可以在较高营养水体和底泥条件下成活和扩繁，并可以实现对水质的净化作用。 结合已有研究和工程实例，在底泥高营养条件下（w（TN）≤3 000 mg/kg，w（TP） ≤1 000 mg/kg），可有效实现水生态系统的有效建立和维持，清淤时应该充分考虑沉水植物对底泥营养条件的适应和需求。

重污染湖泊治理核心是保证沉水植物成活，治理时建议遵循“木桶效应”，加强短板控制和综合治理，在保证透明度基础上，降低其他不利影响因子的干扰。 沉水植物的成活以及系统的可建立性为该类湖泊治理提供了方向，但对水生态系统的建立和维护仍需深入研究和实践。