干挖法清淤對(duì)南漢垸內(nèi)溝渠沉積物中氮形態(tài)和氨氮擴(kuò)散通量的影響

龔麗玲，王丹陽，瞿 畏，錢 湛，范慶元，楊毓鑫，譚詩楊，杜春艷，陳 宏*，余關(guān)龍

（1.長(zhǎng)沙理工大學(xué)水利工程學(xué)院，洞庭湖水環(huán)境治理與水生態(tài)修復(fù)湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，長(zhǎng)沙410114；2.湖南大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，長(zhǎng)沙410082；3.長(zhǎng)沙環(huán)境保護(hù)職業(yè)技術(shù)學(xué)院，長(zhǎng)沙410004；4.湖南省水利水電勘測(cè)設(shè)計(jì)研究總院洞庭湖研究中心，長(zhǎng)沙410007）

氮的外源輸入是湖泊水體富營養(yǎng)化的主要原因之一。外源含氮污染物通過擴(kuò)散、吸附、沉淀、生化反應(yīng)等轉(zhuǎn)移至水下沉積物中，這在一定程度上降低了上覆水中氮的含量；與此同時(shí)，由于濃度梯度擴(kuò)散、水力擾動(dòng)和生物生態(tài)等作用導(dǎo)致沉積物中的含氮污染物再度釋放至上覆水中，可能導(dǎo)致其氮含量的增加[1-2]。因此，沉積物在城市水體氮污染中可以起到“源”或“匯”的作用[3]。當(dāng)外源污染輸入受到控制時(shí)，沉積物中含氮污染物的再度釋放就成為了河湖水體富營養(yǎng)化的重要原因[4]。沉積物中的氮素具有多種形態(tài)，包括游離態(tài)氮（FN）、可交換態(tài)氮（EN）、酸解態(tài)氮（HN）和殘?jiān)鼞B(tài)氮（RN）；FN 包括游離態(tài)氨氮（F-）、游離態(tài)硝氮（F-）和游離態(tài)有機(jī)氮（F-DON）；EN 包括可交換態(tài)氨氮（E-）、可交換態(tài)硝氮（E-）和可交換態(tài)有機(jī)氮（E-SON）；HN 分為酸解銨態(tài)氮（AN）、酸解氨基糖態(tài)氮（ASN）、酸解氨基酸態(tài)氮（AAN）與酸解未鑒定態(tài)氮（HUN）[5-6]。氨氮既是耗氧參數(shù)，又是河湖水體富營養(yǎng)化的重要指標(biāo)，明確沉積物-上覆水界面的氨氮擴(kuò)散通量對(duì)于研究外源含氮污染物的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及水體富營養(yǎng)化評(píng)價(jià)具有重要作用。

洞庭湖是長(zhǎng)江流域調(diào)蓄能力最大的湖泊，環(huán)境生態(tài)地位極為重要，然而近年來存在嚴(yán)重的水體富營養(yǎng)化問題[7]。洞庭湖區(qū)是長(zhǎng)江經(jīng)濟(jì)帶的重要組成部分，其開發(fā)強(qiáng)度大，人口稠密，湖垸眾多；經(jīng)多年開墾形成了密集的溝渠網(wǎng)絡(luò)，進(jìn)而出現(xiàn)嚴(yán)重的溝渠淤積問題。為此湖南省政府于2016 年組織開展了新一輪洞庭湖區(qū)垸內(nèi)溝渠清淤整治工程。南漢垸作為其典型湖垸之一，人類生產(chǎn)生活活動(dòng)頻繁，垸內(nèi)溝渠眾多且易淤積，近年來采用干挖法陸續(xù)開展了多段溝渠清淤工程。與泵吸式和絞吸式等[8]清淤方法不同，干挖法清淤直接用挖掘機(jī)除泥，無需斷流，適用于小型溝渠清淤疏通，但對(duì)沉積物的清除不徹底，下層污泥易活化，清淤后的底泥易恢復(fù)到清淤前[8]；環(huán)保絞吸式對(duì)底泥擾動(dòng)小，清除率高，避免了底泥污染物的擴(kuò)散，是目前最常用的環(huán)保清淤方法[9]。

湖泊底泥清淤會(huì)對(duì)其沉積物中氮形態(tài)特征、界面氨氮擴(kuò)散通量及其上覆水質(zhì)產(chǎn)生影響。太湖清淤后泥-水界面氨氮擴(kuò)散通量減小，水體營養(yǎng)鹽含量下降，而清淤后沉積物中總氮含量反而增加；南京玄武湖清淤半年后氨氮向上覆水釋放，水質(zhì)變差[4，10-12]。而湖區(qū)溝渠清淤特別是采用干挖法清淤，對(duì)于其沉積物中氮形態(tài)特征及擴(kuò)散通量的影響，目前尚未見報(bào)道。因此，干挖法清淤對(duì)于洞庭湖區(qū)垸內(nèi)溝渠沉積物氮形態(tài)特征及氨氮擴(kuò)散通量的影響成為了當(dāng)前迫切需要研究的問題。

本文以洞庭湖區(qū)南漢垸內(nèi)溝渠的沉積物及其上覆水為研究對(duì)象，實(shí)地取樣分析清淤后不同時(shí)間垸內(nèi)農(nóng)田灌溉區(qū)、生活排污口、養(yǎng)鴨場(chǎng)等不同區(qū)域沉積物中各種氮形態(tài)與含量及其上覆水中氨氮（CAN）與總氮（CTN）濃度，討論了干挖法清淤對(duì)垸內(nèi)溝渠沉積物中氮形態(tài)特征與氨氮擴(kuò)散通量的影響，為明確洞庭湖區(qū)干挖法溝渠清淤對(duì)沉積物中氮形態(tài)和氨氮擴(kuò)散通量的影響提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

洞庭湖區(qū)南漢垸位于湖南省南縣西南部（29°03′42″～29°13′12″N、112°11′40″～112°18′45″E）。垸內(nèi)地勢(shì)北高南低，南北長(zhǎng)26.5 km，東西寬6 km，總面積96 km2；耕地面積超5000 km2，有效灌溉面積4593 km2，外部河洲467 km2；三面環(huán)水，藕池河中西支與淞澧洪道流經(jīng)其東西兩側(cè)，注入南洞庭；垸內(nèi)大、小型溝渠共有1.3 萬條；垸內(nèi)居住人口為5.2 萬人，基本無工業(yè)生產(chǎn)，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)以種植業(yè)、水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)以及畜禽養(yǎng)殖業(yè)（養(yǎng)鴨、養(yǎng)豬等）為主。南漢垸內(nèi)年出欄豬頭數(shù)約7 萬頭，豬肉產(chǎn)量4762 t，家禽總數(shù)59.36 萬羽，水產(chǎn)品9143 t，水產(chǎn)養(yǎng)殖面積548 km2（2013 年南縣統(tǒng)計(jì)年鑒）。溝渠是南漢垸農(nóng)田灌溉的重要設(shè)施，農(nóng)作物種植分別在4、6 月，此時(shí)農(nóng)田灌溉需水量大，需開閘放水，溝渠流量增大，冬季枯水期，溝渠流速變慢，流量減小。

表1 采樣點(diǎn)特征Table 1 Characteristics of sampling points

1.2 樣品采集與處理

基于南漢垸內(nèi)生產(chǎn)生活和水體功能特征與污染排放源分布，選取了12 個(gè)（S1～S12）代表性樣點(diǎn)，按照區(qū)域特征可分為農(nóng)田灌溉區(qū)、生活排污口、養(yǎng)鴨場(chǎng)、水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)和養(yǎng)豬場(chǎng)，具體見圖1 和表1。分別于2017年11 月（采集S3～S12 樣點(diǎn)）和12 月（采集S1 和S2 樣點(diǎn)）采集沉積物及上覆水樣品。由于研究區(qū)域面積相對(duì)較小，忽略地質(zhì)、土壤、氣候和降雨等自然因素影響，所有農(nóng)田灌溉渠視同受人類活動(dòng)影響程度一致；由于不同樣點(diǎn)在不同時(shí)間已完成清淤，采用距上一次清淤時(shí)間表示隨時(shí)間的變化。使用拉式采樣器（KLL-S4）采集上覆水10～30 cm 深處水樣1 L 保存于聚乙烯瓶中，現(xiàn)場(chǎng)加硫酸和三氯甲烷固定；采用對(duì)角線或梅花布點(diǎn)法用活塞式柱狀沉積物采樣器（XDB0204 φ5 cm）采集2～5 cm 深的混合泥樣并冷藏，繼而去除雜質(zhì)、冷凍干燥48 h、研磨、過0.15 mm 篩，密封避光儲(chǔ)存?zhèn)溆肹13]。

圖1 南漢垸內(nèi)溝渠采樣點(diǎn)位置分布示意圖Figure 1 Location of sampling sites in the Nanhan Embankment

1.3 分析方法

水樣分析參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法（第四版）（增補(bǔ)版）》，各氮含量分析方法如下：CTN采用過硫酸鉀消解-紫外分光光度法測(cè)定，CAN采用納氏試劑分光光度法測(cè)定。沉積物分析參照《沉積物質(zhì)量調(diào)查評(píng)估手冊(cè)》[14]，分別測(cè)定FN（F-、FDON）、EN（E-、E-SON）、HN（AN、ASN、AAN、HUN）和RN的含量。

沉積物-水界面擴(kuò)散通量估算不考慮生物擾動(dòng)、風(fēng)浪擾動(dòng)、界面反應(yīng)等物化因素，將其物質(zhì)擴(kuò)散簡(jiǎn)化為分子擴(kuò)散[15]，通量利用Fick第一擴(kuò)散定律估算：

式中：F為分子在沉積物中水界面的擴(kuò)散通量，mg·m-2·d-1；φ為沉積物孔隙率，采用沉積物含水率和濕容重計(jì)算得到，%；() 為分子在沉積物-上覆水Z=0的濃度梯度，mg·L-1·cm-1；DS為分子擴(kuò)散系數(shù)，cm2·s-1。φ≤0.7，＞0.7，，其中D0為無限稀釋溶液中溶質(zhì)的擴(kuò)散系數(shù)，與溫度呈函數(shù)關(guān)系[16]，通常情況下，25 ℃下，對(duì)于取D0=1.76×10-5cm2·s-1。

農(nóng)田灌溉區(qū)距上一次清淤時(shí)間相同的樣點(diǎn)所測(cè)數(shù)據(jù)取其平均值。所得數(shù)據(jù)在Excel 2010、Origin 2018、ArcGIS 10.2 以及SPSS 17.0 軟件上進(jìn)行統(tǒng)計(jì)檢驗(yàn)、繪圖和分析。

圖2 農(nóng)田灌溉區(qū)溝渠上覆水氨氮和總氮濃度及氨氮擴(kuò)散通量Figure 2 Temporal dynamics of TN and concentrations in the overlying water and diffusion fluxes of in ditches of the farmland irrigation area

2 結(jié)果與分析

2.1 農(nóng)田灌溉區(qū)清淤后溝渠沉積物氮形態(tài)與氨氮擴(kuò)散通量

農(nóng)田灌溉區(qū)溝渠上覆水CAN和CTN及氨氮擴(kuò)散通量如圖2 所示。清淤后48 個(gè)月內(nèi)農(nóng)田灌溉區(qū)上覆水CAN變化范圍為0.54～1.51 mg·L-1，其中清淤1個(gè)月后，CAN達(dá)最高。CTN在清淤后36個(gè)月內(nèi)接近直線下降，清淤48 個(gè)月后CTN升高到2.8 mg·L-1，高于《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》的Ⅴ類標(biāo)準(zhǔn)（2.0 mg·L-1）?？偟呛饬克|(zhì)和水體富營養(yǎng)化的重要指標(biāo)，水體中總氮含量升高表明該區(qū)域氮污染可能加重。清淤后48 個(gè)月內(nèi)氨氮擴(kuò)散通量分布范圍在-11.43～16.19 mg·m-2·d-1，其中清淤1 個(gè)月后，上覆水氨氮擴(kuò)散通量為負(fù)值，表示氨氮向沉積物中擴(kuò)散，清淤后12 個(gè)月內(nèi)氨氮轉(zhuǎn)變?yōu)橄蛏细菜袛U(kuò)散，清淤36 個(gè)月后氨氮擴(kuò)散通量最大，隨清淤時(shí)間延長(zhǎng)氨氮向上覆水中擴(kuò)散，但氨氮擴(kuò)散通量增量減小。

農(nóng)田灌溉區(qū)溝渠沉積物中氮形態(tài)及各形態(tài)氮組成隨時(shí)間的分布如圖3 所示?？偟侩S清淤時(shí)間逐年增加，農(nóng)田灌溉區(qū)沉積物中總氮含量為403.66～1 120.23 mg·kg-1，平均含量為683.33 mg·kg-1，各形態(tài)氮逐年增加，其中RN 在清淤48 個(gè)月后增幅最大。HN在總氮含量中占比最高，達(dá)62.32%，RN、EN其次，F(xiàn)N 占比最小。清淤后48 個(gè)月內(nèi)，F(xiàn)N 中F-隨清淤時(shí)間不斷增加，F(xiàn)-含量在FN 中占優(yōu)勢(shì)，僅在清淤1 個(gè)月后，F(xiàn)-DON 含量高于F-。EN中E-含量約占65.99%，其含量在清淤48 個(gè)月后明顯增加，E-、E-SON 變化不明顯。HN 中各形態(tài)氮含量隨清淤時(shí)間呈增加趨勢(shì)，AAN 與HUN在HN 中占比大致相等，但AAN 隨清淤時(shí)間逐年增加，而HUN 變化不明顯。AAN 作為可礦化態(tài)氮的最大貢獻(xiàn)者，隨清淤時(shí)間延長(zhǎng)農(nóng)田灌溉區(qū)氮素可礦化潛力增大，表明清淤時(shí)間延長(zhǎng)，農(nóng)田灌溉區(qū)溝渠沉積物中總氮含量不斷增大，各形態(tài)氮含量有所增加，但各形態(tài)氮組分基本不變。

2.2 不同功能區(qū)清淤后溝渠沉積物氮形態(tài)與氨氮擴(kuò)散通量

清淤36個(gè)月（水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)為24個(gè)月）后不同功能區(qū)溝渠上覆水CAN和CTN及氨氮擴(kuò)散通量如圖4 所示，相比農(nóng)田灌溉區(qū)，養(yǎng)鴨場(chǎng)、養(yǎng)豬場(chǎng)、水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)和生活排污口上覆水CTN與CAN更高。養(yǎng)豬場(chǎng)上覆水CTN最高，達(dá)36.02 mg·L-1，表明養(yǎng)豬場(chǎng)對(duì)垸內(nèi)溝渠上覆水氮素貢獻(xiàn)量大，對(duì)上覆水質(zhì)影響大。各功能區(qū)CAN變化趨勢(shì)與CTN基本一致。沉積物-水界面氨氮擴(kuò)散通量變化明顯，養(yǎng)豬場(chǎng)氨氮擴(kuò)散通量最大，達(dá)135.81 mg·m-2·d-1，是農(nóng)田灌溉區(qū)的8倍。由圖4可知，各功能區(qū)清淤36 個(gè)月后，在各采樣點(diǎn)的氨氮擴(kuò)散通量均為正值，表現(xiàn)為向上覆水中擴(kuò)散。

清淤36 個(gè)月后不同功能區(qū)溝渠沉積物氮形態(tài)及各形態(tài)氮的組成如圖5所示。清淤36個(gè)月后，各功能區(qū)沉積物中總氮及各形態(tài)氮含量明顯不同。沉積物中總氮含量由高到低依次為養(yǎng)鴨場(chǎng)＞養(yǎng)豬場(chǎng)＞水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)＞生活排污口＞農(nóng)田灌溉區(qū)，其中養(yǎng)鴨場(chǎng)沉積物中總氮含量高達(dá)1 611.67 mg·kg-1，總氮含量高于其他區(qū)域的原因一方面是豬、鴨糞比重各異，鴨糞比重大，更易沉積[17]；另一方面，農(nóng)田灌溉區(qū)與生活排污口位于養(yǎng)鴨場(chǎng)上游，大部分農(nóng)田、生活污水流經(jīng)養(yǎng)鴨場(chǎng)，污染物隨懸浮物沉積于此，增加了養(yǎng)鴨場(chǎng)沉積物中氮負(fù)荷，而上浮的豬糞會(huì)加劇上覆水質(zhì)的惡化。清淤36個(gè)月后除養(yǎng)豬場(chǎng)外其他功能區(qū)FN 在總氮中占比≤4%，養(yǎng)豬場(chǎng)FN 含量高達(dá)61.86 mg·kg-1；HN 含量在各功能區(qū)內(nèi)占比最大。FN 中養(yǎng)豬場(chǎng)F-含量遠(yuǎn)高于其他功能區(qū)，F(xiàn)-與F-DON 含 量在各功能區(qū)間變化不明顯。其他功能區(qū)E-含量均高于農(nóng)田灌溉區(qū)，E-與E-SON 含量除農(nóng)田灌溉區(qū)外各功能區(qū)相差不大。養(yǎng)鴨場(chǎng)、養(yǎng)豬場(chǎng)、水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)及生活排污口沉積物HN 中AAN 占比最大，具有更大礦化潛力。不同氮形態(tài)對(duì)沉積物釋放的影響如表2所示，清淤36 個(gè)月（水產(chǎn)養(yǎng)殖清淤24 個(gè)月）后不同功能區(qū)氨氮擴(kuò)散通量與各形態(tài)氮相關(guān)系數(shù)均為正值。氨氮擴(kuò)散通量與FN 極顯著相關(guān)，與EN、HN、RN 相關(guān)性不顯著，HN與EN相關(guān)性顯著，表明沉積物-水界面氨氮擴(kuò)散通量受FN影響大，HN與EN可能相互影響。

圖3 農(nóng)田灌溉區(qū)溝渠沉積物中氮形態(tài)及各形態(tài)氮組成隨時(shí)間的分布Figure 3 Temporal distribution of nitrogen species and theirs contents in ditch sediments of the farmland irrigation area

圖4 清淤36個(gè)月（水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)為清淤24個(gè)月）后不同功能區(qū)溝渠上覆水氨氮和總氮濃度及氨氮擴(kuò)散通量Figure 4 Spatial dynamics of TN and concentrations in the overlying water and diffusion fluxes of in ditches of different types of functional areas in 36 months after dredging（except for 24 months after dredging for the aquaculture area）

圖5 清淤36個(gè)月（水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)為清淤24個(gè)月）后不同功能區(qū)溝渠沉積物氮形態(tài)及各形態(tài)氮的組成Figure 5 Spatial distribution of nitrogen species and theirs contents in ditch sediments of different types of functional areas in 36 months after dredging（except for 24 months after dredging for the aquaculture area）

表2 清淤36個(gè)月（水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)為清淤24個(gè)月）后不同功能區(qū)氨氮擴(kuò)散通量與各形態(tài)氮的相關(guān)性（n=5）Table 2 Correlation between diffusion flux of NH4+-N and nitrogen species in ditches of different types of functional areas in 36 months after dredging（except for 24 months after dredging for the aquaculture area）（n=5）

3 討論

3.1 清淤對(duì)溝渠沉積物氮形態(tài)的影響

清淤36 個(gè)月（水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)為24 個(gè)月）后，養(yǎng)豬場(chǎng)FN 含量明顯高于其他功能區(qū)（圖5b），原因在于養(yǎng)豬場(chǎng)大量含氨廢水排入溝渠，其上覆水氨氮含量明顯增加，氨未被氧化或來不及被氧化即隨水中懸浮物一起沉積。其他功能區(qū)HN 中各組成含量均高于農(nóng)田灌溉區(qū)（圖5d），養(yǎng)豬場(chǎng)、養(yǎng)鴨場(chǎng)、水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)及生活排污口沉積物可礦化有機(jī)氮含量高，AAN 作為可礦化態(tài)氮是最大貢獻(xiàn)者[5]，且在HN 中占比大，表明與農(nóng)田灌溉區(qū)相比，養(yǎng)豬場(chǎng)、養(yǎng)鴨場(chǎng)、水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)及生活排污口氮素有更大的礦化潛力。

各功能區(qū)氨氮擴(kuò)散通量與FN 顯著相關(guān)，與EN、HN、RN 相關(guān)性不顯著，說明氨氮擴(kuò)散通量可能主要受FN 控制，而受EN、HN、RN 影響較小。在蠡湖沉積物氮釋放潛力的研究中發(fā)現(xiàn)，氨氮擴(kuò)散通量主要受EN、FN 控制[19]。其原因在于，存在外源污染時(shí)，人類活動(dòng)對(duì)溝渠上覆水質(zhì)的影響遠(yuǎn)大于溝渠沉積物的內(nèi)源釋放。其研究排除外源干擾，與本研究結(jié)果產(chǎn)生差異。清淤后，沉積物新生表層氧化還原電位高，表面形成氧化層，初期該層有機(jī)質(zhì)含量和微生物數(shù)量少，可阻止下層間隙水中氮的釋放[4]，N在氧化層被氧化，表層沉積物含量低，且沉積物中氮向上覆水釋放主要受濃度梯度影響[21-22]，表明清淤后，受新生氧化層影響沉積物中氮釋放速率減小。

綜上，清淤后沉積物新生表層可減少沉積物中氮的釋放，同時(shí)沉積物中HN 增加會(huì)增大沉積物中氮可礦化潛力，提高其向上覆水釋放氮的能力，受人類活動(dòng)影響，養(yǎng)豬場(chǎng)、養(yǎng)鴨場(chǎng)、水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)及生活排污口對(duì)溝渠氮貢獻(xiàn)量大，存在外源污染時(shí)會(huì)加劇溝渠水質(zhì)惡化。

表3 國內(nèi)部分湖泊、河流氨氮擴(kuò)散通量比較Table 3 Comparison of diffusion fluxes of in lakes and rivers in China

表3 國內(nèi)部分湖泊、河流氨氮擴(kuò)散通量比較Table 3 Comparison of diffusion fluxes of in lakes and rivers in China

河湖名稱River&lake name洞庭湖湖內(nèi)[6]滇池[31]南沙港[32]珠江[33]太湖[34]洞庭湖區(qū)（本研究）采樣特征Sampling feature南洞庭2012-06福保灣2006-11養(yǎng)殖水域2017-07廣州河段2006-10入湖河道2007-07南漢垸內(nèi)溝渠2017-11氨氮擴(kuò)散通量Diffusion fluxes of NH+4-N/mg·m-2·d-1 7.78 22.90～163.10 12.23～17.49 0.32～4.54 103.35±13.17 16.19～135.81

3.2 清淤對(duì)沉積物-水界面氨氮通量的影響

清淤后溝渠沉積物-上覆水界面氨氮從向沉積物中擴(kuò)散轉(zhuǎn)變?yōu)橄蛏细菜袛U(kuò)散，氨氮擴(kuò)散通量增量減小，這是因?yàn)檗r(nóng)業(yè)上大量使用化肥，溝渠內(nèi)營養(yǎng)鹽含量增加，使沉積物-上覆水界面濃度梯度減小，表明存在外源輸入時(shí)，隨清淤時(shí)間延長(zhǎng)，清淤對(duì)溝渠沉積物-水界面控制作用減小。滇池清淤后草海底泥污染物對(duì)水體的擴(kuò)散減少[23]，巢湖雙河橋清淤后總氮含量為0.61～2.07 g·kg-1，清淤2 年后總氮含量升高到2.27～5.26 g·kg-1[24]，太湖不同清淤時(shí)間的湖區(qū)底泥氮釋放量隨清淤時(shí)間延長(zhǎng)而增加[25]，表明溝渠清淤對(duì)沉積物-水界面氮擴(kuò)散有一定控制作用，但會(huì)隨清淤完成時(shí)間延長(zhǎng)而降低。清淤后的溝渠可能受到許多不確定因素影響，南漢垸溝渠在防洪排澇及農(nóng)田灌溉時(shí)會(huì)顯著影響溝渠流量與流速；且夏季暴雨頻繁，污染物隨雨水流入溝渠，增大了溝渠流量的同時(shí)也惡化了上覆水質(zhì)，冬季溝渠水量和流速減小，部分污染物沉積在底泥中。以上過程增大了氮遷移過程的不確定性，加大了污染物的釋放風(fēng)險(xiǎn)。溝渠清淤后可能在一定時(shí)期又會(huì)恢復(fù)到清淤前，因此應(yīng)對(duì)溝渠實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)并定期進(jìn)行清淤，保障溝渠連通性，改善上覆水質(zhì)。

營養(yǎng)鹽在沉積物-水界面的擴(kuò)散通量受多種因素的影響，如泥水界面中營養(yǎng)鹽的濃度差[22]、沉積物中氮污染物的存在形態(tài)及來源等[26]。溝渠清淤后氨氮擴(kuò)散通量在不同功能區(qū)差別較大，原因是各區(qū)污染來源性質(zhì)以及污染物排出方式不同。養(yǎng)豬場(chǎng)產(chǎn)生的尿液、飼料殘?jiān)?、豬糞沖洗水等污染物排放到溝渠，同時(shí)養(yǎng)豬場(chǎng)氮養(yǎng)分輸入量遠(yuǎn)大于有效養(yǎng)分量[27]，大量氮流入溝渠，影響其水質(zhì)；水產(chǎn)養(yǎng)殖投加大量餌料，水生生物氮磷排放量大于吸收量，造成水體氮、磷、有機(jī)物等含量增多[28]，氮、磷等營養(yǎng)鹽部分流入水體或沉積于底泥中；同時(shí)由于南漢垸內(nèi)人類活動(dòng)的隨意性以及污染排放的不確定性，增加了溝渠沉積物中營養(yǎng)鹽的釋放風(fēng)險(xiǎn)，也惡化了上覆水質(zhì)。

研究表明[6，29]，南漢垸內(nèi)溝渠氨氮擴(kuò)散通量高于東、西、南洞庭，湖內(nèi)上覆水氨氮、總氮濃度分別為0.84、2.45 mg·L-1，低于垸內(nèi)溝渠。入湖口氨氮污染嚴(yán)重，從入湖口到中心湖區(qū)氨氮濃度降低。這與洞庭湖為過水性湖泊有關(guān)，湖水不斷更新、交換，水體營養(yǎng)物質(zhì)滯留少[6]。如表3 所示，垸內(nèi)溝渠在清淤36 個(gè)月后養(yǎng)鴨場(chǎng)、養(yǎng)豬場(chǎng)區(qū)域氨氮擴(kuò)散通量高于國內(nèi)部分河流、湖泊，其中太湖、滇池氨氮擴(kuò)散通量大，這與各自湖泊特點(diǎn)以及周邊環(huán)境有關(guān)。太湖作為淺水湖泊，界面營養(yǎng)鹽交換可能受到上覆水中風(fēng)浪、湖流及生物擾動(dòng)等的影響[30]。滇池福保灣部分區(qū)域常年受周邊環(huán)境污染，底泥具強(qiáng)還原性，間隙水氨氮含量高，提高了氨氮向上覆水釋放的危險(xiǎn)[31]。內(nèi)源污染與外源輸入都是河湖富營養(yǎng)化的重要原因[4]，受周邊環(huán)境影響，洞庭湖水質(zhì)下降且富營養(yǎng)化日益嚴(yán)重，應(yīng)控制外源污染的輸入[7]。南漢垸內(nèi)溝渠作為流入洞庭湖的污染源，較高的氨氮擴(kuò)散通量會(huì)加劇溝渠水質(zhì)的惡化，進(jìn)而可能加快洞庭湖富營養(yǎng)化進(jìn)程，建議將湖區(qū)周圍養(yǎng)殖場(chǎng)部分遷移。

3.3 清淤方式對(duì)氮營養(yǎng)鹽的影響

清淤可減小沉積物內(nèi)源負(fù)荷，改善水質(zhì)[35]。清淤1 個(gè)月后，溝渠上覆水CAN、CTN最高，原因是清淤時(shí)的機(jī)械擾動(dòng)引起沉積物再懸浮，導(dǎo)致污染物向水體釋放。南漢垸內(nèi)溝渠采用干挖法清淤后內(nèi)源污染負(fù)荷減小，上覆水質(zhì)改善；而玄武湖截?cái)嗤庠春笠膊捎妙愃魄逵俜椒ǎㄅ鸥煞ǎ?，?duì)湖內(nèi)水質(zhì)改善不明顯，總氮基本不變，這可能與玄武湖中藻類的繁殖、死亡有關(guān)[9]。由此表明，相似的清淤方法對(duì)不同水體的清淤效果是不同的。Zhong 等[10]發(fā)現(xiàn)清淤深度為30 cm 能有效去除沉積物中有機(jī)質(zhì)含量與間隙水中氨氮含量。南漢垸溝渠清淤深度在50～80 cm，甚至清空見底，對(duì)沉積物中有機(jī)質(zhì)去除更徹底，利于改善溝渠的水質(zhì)狀況。研究表明，外源污染的存在會(huì)顯著增加清淤沉積物中營養(yǎng)鹽負(fù)荷[36]。農(nóng)田灌溉區(qū)泥-水界面氨氮擴(kuò)散通量增量隨清淤時(shí)間減小，表明溝渠存在外源污染時(shí)，清淤對(duì)內(nèi)源污染的控制效果隨時(shí)間降低，因此在開展南漢垸內(nèi)溝渠清淤工作的同時(shí)，還需要控制垸內(nèi)農(nóng)業(yè)面源污染問題。

4 結(jié)論

（1）南漢垸采用干挖法清淤后溝渠內(nèi)源污染負(fù)荷減小，上覆水質(zhì)改善。農(nóng)田灌溉區(qū)沉積物-上覆水界面氨氮擴(kuò)散通量范圍為-11.43～16.19 mg·m-2·d-1，沉積物中總氮含量為403.66～1 120.23 mg·kg-1。隨清淤后時(shí)間延長(zhǎng)，沉積物總氮與各形態(tài)氮含量均呈增加趨勢(shì)。

（2）清淤36個(gè)月（水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)為24個(gè)月）后，各功能區(qū)沉積物氨氮擴(kuò)散通量與沉積物中游離態(tài)氮（FN）顯著相關(guān)（P＜0.05）。與農(nóng)田灌溉區(qū)相比，養(yǎng)豬場(chǎng)、養(yǎng)鴨場(chǎng)、水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)及生活排污口對(duì)溝渠氮貢獻(xiàn)量大。南漢垸內(nèi)畜禽和水產(chǎn)養(yǎng)殖及生活排污的外源輸入是溝渠沉積物及其上覆水中氮含量增加的主要原因。

（3）采用干挖法清淤使得短期內(nèi)的沉積物-水界面氮的釋放通量得以明顯降低，改善了南漢垸內(nèi)溝渠的地表水環(huán)境質(zhì)量。同時(shí)，因溝渠清淤具有時(shí)效性，應(yīng)加強(qiáng)對(duì)溝渠水環(huán)境實(shí)時(shí)監(jiān)控并定期清淤，保障溝渠連通性和維持良好的上覆水水質(zhì)。