淀山湖底泥生態(tài)疏浚適宜深度判定分析*1

何 偉，商景閣，周麒麟，程南寧，范成新1＊＊

(1:中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京210008)

(2:上?？睖y設計研究院，上海200434)

(3:中國科學院大學，北京100049)

淺水湖泊的內(nèi)源污染是影響湖泊生態(tài)功能和富營養(yǎng)化程度的重要因素之一［1－2］，國內(nèi)外許多湖泊在外源污染得到有效控制的情況下，湖泊水質(zhì)在一定時期內(nèi)仍沒有得到明顯的改善，內(nèi)源污染負荷成為阻礙淺水湖泊水質(zhì)提高的一個重要原因［2－3］.

目前國內(nèi)外對湖泊內(nèi)源污染的治理主要包括生態(tài)疏浚、覆蓋等工程手段［4－7］.生態(tài)疏浚通過絞吸的方式將污染物質(zhì)含量較高的表層沉積物移除，可以提高水質(zhì)、改善水生生態(tài)環(huán)境，以達到控制湖泊內(nèi)源污染的目的.生態(tài)疏浚目前在我國被廣泛地應用于淺水湖泊的內(nèi)源治理中［7－8］，與傳統(tǒng)的航道維護、水庫擴容等工程疏浚不同，生態(tài)疏浚旨在清除污染底泥，改善水體環(huán)境，因此疏浚深度成為了生態(tài)疏浚效果保證的一個重要工程參數(shù)［9－10］，疏浚深度過淺，富含污染物的表層沉積物沒有得到充分去除，仍會持續(xù)影響水質(zhì)和生態(tài)環(huán)境改善;疏浚深度過深，不僅工程造價和施工難度加大，同時也不利于湖泊綜合整治方案，影響后期的生態(tài)恢復.此外疏浚工程實施時的環(huán)境溫度也會給疏浚效果帶來一定的差異，但是目前并沒有統(tǒng)一的生態(tài)疏浚標準，在疏浚深度確定等問題上缺乏精確可靠的技術［8］.

目前疏浚深度確定的方法主要有分析沉積物營養(yǎng)物質(zhì)垂向剖面濃度的“拐點法”［11－12］，依據(jù)吸附熱力學的“吸附/解析法”［9］等.但是這些方法僅對沉積物本身性質(zhì)進行研究探討，沒有考慮到疏浚這一工程措施對沉積物擾動后的實際變化過程，在疏浚工程實施后，新生沉積物-水界面在上覆水和沉積物的共同作用下會發(fā)生一系列物理、化學和生物的變化［1］，這就需要對疏浚這一工程手段來進行模擬，探討新生界面處所發(fā)生的營養(yǎng)鹽物質(zhì)通量的大小和方向變化問題.同時，每個湖泊都有其獨特的沉積物分布特征和污染歷史，因此針對每個具體湖泊來確定底泥疏浚深度等相關問題就顯得格外重要［13］.本文通過對淀山湖擬疏浚的東部湖區(qū)的調(diào)查，利用室內(nèi)模擬疏浚方法，對表層沉積物不同深度和不同溫度下的營養(yǎng)鹽釋放通量進行研究，試圖為以后類似區(qū)域的疏浚工作提供相應的科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究點概況

圖1 淀山湖沉積物采樣點位置Fig.1 Location of sediment sampling sites in Lake Dianshan

淀山湖位于江蘇省和上海市交界處，是上海市唯一的淡水湖泊，也是黃浦江重要的水源地之一.湖泊面積 62 km2，平均水深 2.11 m，最大水深 3.59 m，平均水溫 20.6℃［14－15］.近年來由于受到上游地區(qū)工農(nóng)業(yè)、旅游業(yè)的發(fā)展和漁業(yè)養(yǎng)殖的影響，淀山湖水質(zhì)不斷下降，綜合水質(zhì)標準由過去的II類為主下降為目前的IV～V類，淀山湖已經(jīng)逐漸轉(zhuǎn)化為重度富營養(yǎng)化湖泊［16－17］，因此上海市加大了對淀山湖的治理力度，綜合利用各種治理手段來提高和改善淀山湖地區(qū)水環(huán)境問題.

在上述一系列的治理手段中，就包括了部分區(qū)域的生態(tài)疏浚，其中擬在淀山湖東部湖區(qū)進行疏浚，因此本次研究在擬疏浚的淀山湖東部湖區(qū)選取了4個樣點，通過對樣點不同條件下污染物質(zhì)釋放速率進行研究，探討該區(qū)域的合理疏浚深度.淀山湖東部湖區(qū)采樣點由南向北均勻布設，其中1#、2#點與上海市水上運動場平行設置，相距岸邊較遠，3#、4#點靠近岸邊(圖1)，沉積物差異較大，因此兩者之間的間距較小.

1.2 樣品的采集與處理

于2011年10月，利用沉積物柱狀采樣器(直徑90 mm，長500 mm)進行沉積物樣品的采集，根據(jù)各個樣點實際沉積物性狀采集不同深度的柱狀樣品，樣品沉積物 水界面上覆蓋原位上覆水，保持采樣過程中沉積物-水界面不被擾動，柱狀樣兩端用橡膠塞子密封.每個采樣點采集4根沉積物柱狀樣，其中3根用于分析不同溫度、不同疏浚深度下沉積物營養(yǎng)鹽的釋放，1根用于分析沉積物的基本理化性質(zhì).采集的沉積物柱狀樣長度在20～30 cm之間，沉積物表層有5～10 cm呈現(xiàn)淺黃色的流泥層，在流泥層下是10 cm左右的淤泥層，呈現(xiàn)黑灰色，有明顯的臭味，在淤泥層下則是灰色的營養(yǎng)鹽含量較小的沉積物層.利用采水器在各點位采集湖水，用浮游植物網(wǎng)進行過濾，濾去藻類的湖水用于室內(nèi)靜態(tài)釋放實驗.

1.3 實驗方法及模擬條件控制

目前國內(nèi)外的環(huán)保疏浚精度多控制在10 cm以內(nèi)［18－19］，因此本研究以10 cm為間隔，對研究區(qū)域中采集的樣品進行不同疏浚深度的靜態(tài)釋放實驗.根據(jù)研究區(qū)域歷史上不同季節(jié)的水溫狀況，實驗控制溫度分為冬季溫度組(5℃)，春、秋季溫度組(15℃)，夏季溫度組(25℃)［20］.

根據(jù)4個樣點的實際采集沉積物柱狀樣深度，4個點位模擬疏浚后靜態(tài)釋放實驗的樣品深度分別為:1#點位分為 0 cm(沒有模擬疏浚)、10 cm 2 層，2#點位分為 0、10、20 cm 3 層，3#點位分為 0、10、20 cm 3 層，4#點位分為0、10 cm 2層.

在靜態(tài)釋放實驗中，于室內(nèi)將柱狀樣中上層水體用虹吸法抽去，再用虹吸法沿壁小心滴注已過濾的原采樣點水樣，至液面高度距沉積物表面20～30 cm處停止，標注刻度.

所有沉積物柱狀樣均垂直放入恒定溫度(5、15、25℃)的循環(huán)水浴恒溫器(Colora WK100，±0.1℃)中，蔽光培養(yǎng)，水體溶解氧(DO)濃度保持在8～9 mg/L(與現(xiàn)場接近).即刻取原水樣作起始樣，此后在指定時間用移液管于水柱中段取樣，每次取適量體積水樣，同時用過濾的原樣點水樣補充至水面刻度，于0、12、24、36、48、72 h時進行采樣，水樣經(jīng)Whatman GF/C濾膜過濾后4℃儲藏待測.全部實驗至釋放速率穩(wěn)定(3 d)為止.

各物質(zhì)釋放速率的計算基于培養(yǎng)系統(tǒng)中待測物質(zhì)濃度隨時間變化而發(fā)生的變化［21］，計算公式為:

式中，F(xiàn) 為釋放速率(mg/(m2·d));V 為柱中上覆水體積(L);cn、c0、cj－1為第 n 次、0 次(即初始)和 j－1 次采樣時某物質(zhì)濃度(mg/L);ca為添加水樣中的污染物含量(mg/L);Vj－1為第j－1次采樣體積(L);S為柱中水-沉積物接觸面積(m2);t為釋放時間(d)［22］.

1.4 樣品分析

2 結果與討論

2.1 沉積物基本理化性質(zhì)

淀山湖東部擬疏浚區(qū)域各點位的沉積物含水率在30.14%～59.70%之間，1#點位的表層含水率較低，僅為48.24%，4#點位的含水率較高，各層均超過了50%;4#點表層燒失量最高，達到6.35%，而 1#點的燒失量僅為 4.26%(表1).

4個點位沉積物的TP和TN含量剖面特征明顯，含量均隨深度增加而下降.4#點位表層沉積物TP含量最大，達到600.80 mg/kg，比含量最低的 2#點位高 69.88 mg/kg;3#點位的表層沉積物TN含量最高，達到2510.01 mg/kg，而4#點位所有深度的沉積物TN含量都較高，均超過了2200 mg/kg.淀山湖東部湖區(qū)沉積物在過去近20年，TP含量保持穩(wěn)定，但是TN含量和有機質(zhì)都有較大幅度的增加，分別由500 mg/kg和不到1%的速率增加數(shù)倍［27］，說明近年來淀山湖流域的工業(yè)和人類活動所排放的污染物對淀山湖東部湖區(qū)沉積物造成了明顯的影響.

表1 各樣點沉積物的基本理化性質(zhì)Tab.1 Physicochemical characteristic of each sediment sampling site

2.2 沉積物釋放速率

2.2.1 不同疏浚條件對銨氮釋放速率的影響 在不同的模擬溫度下，淀山湖東部擬疏浚湖區(qū)沉積物各點位的－N釋放速率均為正值，即－N擴散通量的方向是由沉積物到水體.隨著溫度的增加，各點位－N釋放速率均呈上升的趨勢(圖2a)，說明溫度的增加促進了－N 釋放速率的提高［28］.

由于室內(nèi)實驗的局限性和原位環(huán)境的差異［30］，本文采取了周期為3 d的釋放模擬實驗，但是從長期來看，疏浚后原下部沉積物在直接接觸到上覆水之后氧化還原條件發(fā)生改變，可以有效地消減沉積物孔隙水中－N 的含量［10，28］.

2.2.2 不同疏浚條件對磷酸鹽釋放速率的影響 淀山湖東部擬疏浚湖區(qū)沉積物柱狀樣的－P釋放方向基本為負值(圖 2b)，－P的擴散方向是由水體向沉積物，說明淀山湖的沉積物是－P的“匯”，而不是“源”.然而當實驗溫度為25℃模擬夏季淀山湖水環(huán)境的時候，2#和3#點位的－P 釋放速率方向發(fā)生了變化，即發(fā)生了由“匯”向“源”的轉(zhuǎn)化，這也符合范成新等提出的沉積物在一年的不同季節(jié)中存在著“源”和“匯”轉(zhuǎn)化的理論［31］.模擬實驗中不同溫度下－P的釋放速率與鐘繼承等的長期模擬疏浚結果相似［26］，在溫度升高的時候，會導致磷吸附作用的減弱，說明淀山湖在夏季溫度較高的時候具有由沉積物向水體中釋放－P的潛力.歷史資料也表明淀山湖的沉積物存在著TP釋放的趨勢［20］.

各點位沉積物中TP含量均表現(xiàn)為隨深度的增加出現(xiàn)明顯下降的趨勢，由于人類生產(chǎn)、生活等活動導致磷負荷的增加，TP和不穩(wěn)定磷在表層沉積物，即新近沉降下的沉積物中含量較高［21］，因此表層沉積物移除后，下層沉積物的內(nèi)源P負荷相對較低(表1).

由于疏浚所新生成的沉積物 水界面與疏浚前相比，鐵磷和鈣磷可能均未飽和，也導致了新生界面暴露在含氧水體中的時候富含反應成分，導致磷吸附隨著疏浚深度的增加而增加，例如Fe2+轉(zhuǎn)化為Fe3+，形成FePO4沉淀，減少間隙水中的－P 含量［21，32］.因此，溫度的升高會加速沉積物中－P的釋放，而疏浚深度的增加，則降低了－P的釋放速率.相關研究也表明［33］，在淺水湖泊中，疏浚會減少風浪擾動下的沉積物再懸浮現(xiàn)象，夏季和冬季的疏浚均可控制內(nèi)源磷的釋放，但是在冬季疏浚的效果要比夏季疏浚的效果顯著.

2.2.3 不同疏浚條件對溶解性有機碳釋放速率的影響 沉積物中的DOC是有機質(zhì)通過微生物水解和(厭氧)發(fā)酵等方式溶解成各類具有不同分子量的有機化合物.已有的研究表明，沉積物間隙水中的DOC含量顯著高于底部上覆水中的DOC含量，導致其向底部水體中擴散［34］.

本次模擬實驗中，2#樣點沉積物的DOC釋放速率隨溫度和疏浚深度變化的趨勢不明顯，這可能與2#樣點的沉積物柱狀樣異質(zhì)性較大有關，燒失量在5～30 cm的深度范圍內(nèi)呈不規(guī)則分布，在4.60%～4.82%間波動(表1).其它3個點位的沉積物DOC釋放速率方向均為由沉積物向上覆水釋放.

各點位在模擬溫度為15℃時，DOC釋放速率最低，而5℃和25℃時，釋放速率明顯提高，其中25℃又略高于5℃時的釋放速率(圖2c).例如在3#點位，5℃和25℃條件下不同疏浚深度的沉積物DOC釋放速率平均值為4.54和87.10 mg/(m2·d)，而15℃條件下的 DOC釋放速率平均值只有 －68.50 mg/(m2·d).溫度對沉積物DOC釋放的影響較為復雜，溫度較高時，微生物的活性增強，促進有機污染物向上覆水體釋放;溫度較低時，微生物的活性較低，但是水體中溶解氧含量提高，增加氧化還原電位，加速了有機質(zhì)的分解［35］.

圖2 不同疏浚溫度和深度下沉積物－N(a)、－P(b)和DOC(c)的釋放速率Fig.2 －N(a)，－P(b)and DOC(c)release rates of sediment under different temperatures and depths

在疏浚深度上，沉積物DOC釋放速率呈現(xiàn)出隨疏浚深度的增加而減小的趨勢，說明淀山湖擬疏浚區(qū)域近年來受到的人為污染影響較大，近年來沉降在表層沉積物上的有機質(zhì)含量較高，溶解有機碳含量高于下層沉積物中的含量.通過疏浚將表層沉積物移除，可以較好地控制沉積物中DOC向水體中擴散的趨勢.

3 結論

1)利用室內(nèi)模擬不同疏浚深度，通過對疏浚后沉積物 水新生界面營養(yǎng)鹽物質(zhì)的靜態(tài)釋放通量研究，可以反映疏浚這一工程手段對沉積物進行擾動后的沉積物營養(yǎng)物質(zhì)釋放通量的變化情況，對疏浚工程中的深度確定問題有積極和重要的參考意義.

3)通過對研究區(qū)域內(nèi)各樣點的綜合分析，推薦疏浚深度為:1#樣點10 cm、2#樣點20 cm、3#樣點10 cm、4#樣點10 cm，4#樣點最適疏浚深度要小于泥深.疏浚深度的確定需要綜合考慮目標污染物的垂直分布和釋放速率.

致謝:在樣品的采集過程中得到上?？睖y設計研究院陸向陽工程師的幫助，鐘繼承、余居華等在實驗過程中給予了重要幫助.

［1]鐘繼承，范成新.底泥疏浚效果及環(huán)境效應研究進展.湖泊科學，2007，19(1):1－10.

［2]S?ndergaard M，Jensen JP，Jeppesen E.Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes.Hydrobiologia，2003，506-509(1):135－145.

［3]Vanliere L，Gulati RD.Restoration and recovery of shallow eutrophic lake ecosystems in the Netherlands－epilogue.Hydrobiologia，1992，233(1/2/3):283－287.

［4]Perelo LW.Review:In situ and bioremediation of organic pollutants in aquatic sediments.Journal of Hazardous Materials，2010，177(1/2/3):81－89.

［5]Ozkundakci D，Duggan IC，Hamilton DP.Does sediment capping have post－application effects on zooplankton and phytoplankton?Hydrobiologia，2011，661(1):55－64.

［6]Gulati RD，van Donk E.Lakes in the Netherlands，their origin，eutrophication and restoration:state－of－the－art review.Hydrobiologia，2002，478(1/2/3):73－106.

［7]劉鴻亮，金相燦，荊一鳳.湖泊底泥環(huán)境疏浚工程技術.中國工程科學，1999，1(1):81－84.

［8]顏昌宙，范成新，楊建華等.湖泊底泥環(huán)保疏浚技術研究展望.環(huán)境污染與防治，2004，26(3):189－192，243.

［9]王雯雯，姜 霞，王書航等.太湖竺山灣污染底泥環(huán)保疏浚深度的推算.中國環(huán)境科學，2011，31(6):1013－1018.

［10]包先明.五里湖不同疏浚深度沉積物對氮磷釋放的影響.生態(tài)環(huán)境，2007，16(3):730－734.

［11]姜 霞，王雯雯，王書航等.竺山灣重金屬污染底泥環(huán)保疏浚深度的推算.環(huán)境科學，2012，33(4):1189－1197.

［12]張潤宇，王立英.紅楓湖后午沉積物磷形態(tài)與生物有效磷的垂向分布及疏浚深度推算.地球與環(huán)境，2012，40(4):554－560.

［13]Gustavson KE，Burton GA，F(xiàn)rancingues NR et al.Evaluating the effectiveness of contaminated－sediment dredging.Environmental Science ＆ Technology，2008，42(14):5042－5047.

［14]阮仁良，王 云.淀山湖水環(huán)境質(zhì)量評價及污染防治研究.湖泊科學，1993，5(2):153－158.

［15]瞿建國，徐伯興.淀山湖沉積物中硒的存在形態(tài)及分布特征.上海環(huán)境科學，1997，16(9):18－21.

［16]哈 歡，朱宏進，朱雪生等.淀山湖富營養(yǎng)化防治與生態(tài)修復技術研究.中國水利，2009，13:46－48.

［17]程 曦，李小平.淀山湖氮磷營養(yǎng)物20年變化及其藻類增長響應.湖泊科學，2008，20(4):409－419.

［18]李金貴，李進軍，楊建華等.污染底泥精確疏浚技術.中國港灣建設，2004，133(6):11－14，20.

［19]年躍剛，范成新，孔繁翔等.環(huán)保疏浚系列化技術研究與工程示范.中國水利，2006，17:40－42，58.

［20]蘇麗丹，林衛(wèi)青，楊漪帆.淀山湖底泥氮磷釋放通量研究.上海環(huán)境科學，2010，29(5):197－201.

［21]Reddy KR，F(xiàn)isher MM，Wang Y et al.Potential effects of sediment dredging on internal phosphorus loading in a shallow，subtropical lake.Lake and Reservoir Management，2007，23(1):27－38.

［22]范成新，秦伯強，孫 越.梅梁湖和五里湖水-沉積物界面的物質(zhì)交換.湖泊科學，1998，10(1):73－78.

［23]魏復盛.水和廢水監(jiān)測分析方法:第4版.北京:中國環(huán)境科學出版社，2002:254－257，435－438.

［24]Murphy J，Riley JP.A modified single solution method for determination of phosphate in natural waters.Analytica Chimica Acta，1962，26(1):31－36.

［25]Ruban V，Lopez－Sanchez JF，Pardo P et al.Selection and evaluation of sequential extraction procedures for the determination of phosphorus forms in lake sediment.Journal of Environmental Monitoring，1999，1(1):51－56.

［26]鐘繼承，劉國鋒，范成新等.湖泊底泥疏浚環(huán)境效應:Ⅰ.內(nèi)源磷釋放控制作用.湖泊科學，2009，21(1):84－93.

［27]由文輝.淀山湖水生維管束植物群落研究.湖泊科學，1994，6(4):317－324.

［28]鐘繼承，劉國鋒，范成新等.湖泊底泥疏浚環(huán)境效應:Ⅱ.內(nèi)源氮釋放控制作用.湖泊科學，2009，21(3):335－344.

［29]Zhang L，Shen QS，Hu HY et al.Impacts of Corbicula fluminea on oxygen uptake and nutrient fluxes across the sedimentwater interface.Water Air and Soil Pollution，2011，220(1/2/3/4):399－411.

［30]Nowlin WH，Evarts JL，Vanni MJ.Release rates and potential fates of nitrogen and phosphorus from sediments in a eutrophic reservoir.Freshwater Biology，2005，50(2):301－322.

［31]范成新，張 路，包先明等.太湖沉積物 水界面生源要素遷移機制及定量化——2.磷釋放的熱力學機制及源 匯轉(zhuǎn)換.湖泊科學，2006，18(3):207－217.

［32]高 麗，周健民.磷在富營養(yǎng)化湖泊沉積物 水界面的循環(huán).土壤通報，2004，35(4):512－515.

［33]余居華，鐘繼承，張銀龍等.湖泊疏浚對沉積物再懸浮及磷遷移影響的模擬研究.環(huán)境科學，2012，33(10):3368－3375.

［34]倪建宇，Michael M.赤道東北太平洋沉積物間隙水中溶解有機碳的分布特征.海洋學報，2007，29(1):155－160.

［35]李雪英，駱敏聰，孫省利.湛江特呈島紅樹林區(qū)底泥TOC的釋放研究.環(huán)境科學與技術，2011，34(1):34－37.