干挖法清淤對南漢垸內溝渠沉積物中氮形態和氨氮擴散通量的影響

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

（1.長沙理工大學水利工程學院，洞庭湖水環境治理與水生態修復湖南省重點實驗室，長沙410114；2.湖南大學環境科學與工程學院，長沙410082；3.長沙環境保護職業技術學院，長沙410004；4.湖南省水利水電勘測設計研究總院洞庭湖研究中心，長沙410007）

氮的外源輸入是湖泊水體富營養化的主要原因之一。外源含氮污染物通過擴散、吸附、沉淀、生化反應等轉移至水下沉積物中，這在一定程度上降低了上覆水中氮的含量；與此同時，由于濃度梯度擴散、水力擾動和生物生態等作用導致沉積物中的含氮污染物再度釋放至上覆水中，可能導致其氮含量的增加[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]。當外源污染輸入受到控制時，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化的重要原因[4]。沉積物中的氮素具有多種形態，包括游離態氮（FN）、可交換態氮（EN）、酸解態氮（HN）和殘渣態氮（RN）；FN 包括游離態氨氮（F-）、游離態硝氮（F-）和游離態有機氮（F-DON）；EN 包括可交換態氨氮（E-）、可交換態硝氮（E-）和可交換態有機氮（E-SON）；HN 分為酸解銨態氮（AN）、酸解氨基糖態氮（ASN）、酸解氨基酸態氮（AAN）與酸解未鑒定態氮（HUN）[5-6]。氨氮既是耗氧參數，又是河湖水體富營養化的重要指標，明確沉積物-上覆水界面的氨氮擴散通量對于研究外源含氮污染物的遷移轉化規律及水體富營養化評價具有重要作用。

洞庭湖是長江流域調蓄能力最大的湖泊，環境生態地位極為重要，然而近年來存在嚴重的水體富營養化問題[7]。洞庭湖區是長江經濟帶的重要組成部分，其開發強度大，人口稠密，湖垸眾多；經多年開墾形成了密集的溝渠網絡，進而出現嚴重的溝渠淤積問題。為此湖南省政府于2016 年組織開展了新一輪洞庭湖區垸內溝渠清淤整治工程。南漢垸作為其典型湖垸之一，人類生產生活活動頻繁，垸內溝渠眾多且易淤積，近年來采用干挖法陸續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除泥，無需斷流，適用于小型溝渠清淤疏通，但對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到清淤前[8]；環保絞吸式對底泥擾動小，清除率高，避免了底泥污染物的擴散，是目前最常用的環保清淤方法[9]。

湖泊底泥清淤會對其沉積物中氮形態特征、界面氨氮擴散通量及其上覆水質產生影響。太湖清淤后泥-水界面氨氮擴散通量減小，水體營養鹽含量下降，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，水質變差[4，10-12]。而湖區溝渠清淤特別是采用干挖法清淤，對于其沉積物中氮形態特征及擴散通量的影響，目前尚未見報道。因此，干挖法清淤對于洞庭湖區垸內溝渠沉積物氮形態特征及氨氮擴散通量的影響成為了當前迫切需要研究的問題。

本文以洞庭湖區南漢垸內溝渠的沉積物及其上覆水為研究對象，實地取樣分析清淤后不同時間垸內農田灌溉區、生活排污口、養鴨場等不同區域沉積物中各種氮形態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垸內溝渠沉積物中氮形態特征與氨氮擴散通量的影響，為明確洞庭湖區干挖法溝渠清淤對沉積物中氮形態和氨氮擴散通量的影響提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區域

洞庭湖區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）。垸內地勢北高南低，南北長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；三面環水，藕池河中西支與淞澧洪道流經其東西兩側，注入南洞庭；垸內大、小型溝渠共有1.3 萬條；垸內居住人口為5.2 萬人，基本無工業生產，農業生產以種植業、水產養殖業以及畜禽養殖業（養鴨、養豬等）為主。南漢垸內年出欄豬頭數約7 萬頭，豬肉產量4762 t，家禽總數59.36 萬羽，水產品9143 t，水產養殖面積548 km2（2013 年南縣統計年鑒）。溝渠是南漢垸農田灌溉的重要設施，農作物種植分別在4、6 月，此時農田灌溉需水量大，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 采樣點特征Table 1 Characteristics of sampling points

1.2 樣品采集與處理

基于南漢垸內生產生活和水體功能特征與污染排放源分布，選取了12 個（S1～S12）代表性樣點，按照區域特征可分為農田灌溉區、生活排污口、養鴨場、水產養殖區和養豬場，具體見圖1 和表1。分別于2017年11 月（采集S3～S12 樣點）和12 月（采集S1 和S2 樣點）采集沉積物及上覆水樣品。由于研究區域面積相對較小，忽略地質、土壤、氣候和降雨等自然因素影響，所有農田灌溉渠視同受人類活動影響程度一致；由于不同樣點在不同時間已完成清淤，采用距上一次清淤時間表示隨時間的變化。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，現場加硫酸和三氯甲烷固定；采用對角線或梅花布點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、冷凍干燥48 h、研磨、過0.15 mm 篩，密封避光儲存備用[13]。

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

1.3 分析方法

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

沉積物-水界面擴散通量估算不考慮生物擾動、風浪擾動、界面反應等物化因素，將其物質擴散簡化為分子擴散[15]，通量利用Fick第一擴散定律估算：

式中：F為分子在沉積物中水界面的擴散通量，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為分子擴散系數，cm2·s-1。φ≤0.7，＞0.7，，其中D0為無限稀釋溶液中溶質的擴散系數，與溫度呈函數關系[16]，通常情況下，25 ℃下，對于取D0=1.76×10-5cm2·s-1。

農田灌溉區距上一次清淤時間相同的樣點所測數據取其平均值。所得數據在Excel 2010、Origin 2018、ArcGIS 10.2 以及SPSS 17.0 軟件上進行統計檢驗、繪圖和分析。

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

2 結果與分析

2.1 農田灌溉區清淤后溝渠沉積物氮形態與氨氮擴散通量

農田灌溉區溝渠上覆水CAN和CTN及氨氮擴散通量如圖2 所示。清淤后48 個月內農田灌溉區上覆水CAN變化范圍為0.54～1.51 mg·L-1，其中清淤1個月后，CAN達最高。CTN在清淤后36個月內接近直線下降，清淤48 個月后CTN升高到2.8 mg·L-1，高于《地表水環境質量標準》的Ⅴ類標準（2.0 mg·L-1）。總氮是衡量水質和水體富營養化的重要指標，水體中總氮含量升高表明該區域氮污染可能加重。清淤后48 個月內氨氮擴散通量分布范圍在-11.43～16.19 mg·m-2·d-1，其中清淤1 個月后，上覆水氨氮擴散通量為負值，表示氨氮向沉積物中擴散，清淤后12 個月內氨氮轉變為向上覆水中擴散，清淤36 個月后氨氮擴散通量最大，隨清淤時間延長氨氮向上覆水中擴散，但氨氮擴散通量增量減小。

農田灌溉區溝渠沉積物中氮形態及各形態氮組成隨時間的分布如圖3 所示。總氮含量隨清淤時間逐年增加，農田灌溉區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，各形態氮逐年增加，其中RN 在清淤48 個月后增幅最大。HN在總氮含量中占比最高，達62.32%，RN、EN其次，FN 占比最小。清淤后48 個月內，FN 中F-隨清淤時間不斷增加，F-含量在FN 中占優勢，僅在清淤1 個月后，F-DON 含量高于F-。EN中E-含量約占65.99%，其含量在清淤48 個月后明顯增加，E-、E-SON 變化不明顯。HN 中各形態氮含量隨清淤時間呈增加趨勢，AAN 與HUN在HN 中占比大致相等，但AAN 隨清淤時間逐年增加，而HUN 變化不明顯。AAN 作為可礦化態氮的最大貢獻者，隨清淤時間延長農田灌溉區氮素可礦化潛力增大，表明清淤時間延長，農田灌溉區溝渠沉積物中總氮含量不斷增大，各形態氮含量有所增加，但各形態氮組分基本不變。

2.2 不同功能區清淤后溝渠沉積物氮形態與氨氮擴散通量

清淤36個月（水產養殖區為24個月）后不同功能區溝渠上覆水CAN和CTN及氨氮擴散通量如圖4 所示，相比農田灌溉區，養鴨場、養豬場、水產養殖區和生活排污口上覆水CTN與CAN更高。養豬場上覆水CTN最高，達36.02 mg·L-1，表明養豬場對垸內溝渠上覆水氮素貢獻量大，對上覆水質影響大。各功能區CAN變化趨勢與CTN基本一致。沉積物-水界面氨氮擴散通量變化明顯，養豬場氨氮擴散通量最大，達135.81 mg·m-2·d-1，是農田灌溉區的8倍。由圖4可知，各功能區清淤36 個月后，在各采樣點的氨氮擴散通量均為正值，表現為向上覆水中擴散。

清淤36 個月后不同功能區溝渠沉積物氮形態及各形態氮的組成如圖5所示。清淤36個月后，各功能區沉積物中總氮及各形態氮含量明顯不同。沉積物中總氮含量由高到低依次為養鴨場＞養豬場＞水產養殖區＞生活排污口＞農田灌溉區，其中養鴨場沉積物中總氮含量高達1 611.67 mg·kg-1，總氮含量高于其他區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，農田灌溉區與生活排污口位于養鴨場上游，大部分農田、生活污水流經養鴨場，污染物隨懸浮物沉積于此，增加了養鴨場沉積物中氮負荷，而上浮的豬糞會加劇上覆水質的惡化。清淤36個月后除養豬場外其他功能區FN 在總氮中占比≤4%，養豬場FN 含量高達61.86 mg·kg-1；HN 含量在各功能區內占比最大。FN 中養豬場F-含量遠高于其他功能區，F-與F-DON 含 量在各功能區間變化不明顯。其他功能區E-含量均高于農田灌溉區，E-與E-SON 含量除農田灌溉區外各功能區相差不大。養鴨場、養豬場、水產養殖區及生活排污口沉積物HN 中AAN 占比最大，具有更大礦化潛力。不同氮形態對沉積物釋放的影響如表2所示，清淤36 個月（水產養殖清淤24 個月）后不同功能區氨氮擴散通量與各形態氮相關系數均為正值。氨氮擴散通量與FN 極顯著相關，與EN、HN、RN 相關性不顯著，HN與EN相關性顯著，表明沉積物-水界面氨氮擴散通量受FN影響大，HN與EN可能相互影響。

圖3 農田灌溉區溝渠沉積物中氮形態及各形態氮組成隨時間的分布Figure 3 Temporal distribution of nitrogen species and theirs contents in ditch sediments of the farmland irrigation area

圖4 清淤36個月（水產養殖區為清淤24個月）后不同功能區溝渠上覆水氨氮和總氮濃度及氨氮擴散通量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個月（水產養殖區為清淤24個月）后不同功能區溝渠沉積物氮形態及各形態氮的組成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個月（水產養殖區為清淤24個月）后不同功能區氨氮擴散通量與各形態氮的相關性（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 清淤對溝渠沉積物氮形態的影響

清淤36 個月（水產養殖區為24 個月）后，養豬場FN 含量明顯高于其他功能區（圖5b），原因在于養豬場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HN 中各組成含量均高于農田灌溉區（圖5d），養豬場、養鴨場、水產養殖區及生活排污口沉積物可礦化有機氮含量高，AAN 作為可礦化態氮是最大貢獻者[5]，且在HN 中占比大，表明與農田灌溉區相比，養豬場、養鴨場、水產養殖區及生活排污口氮素有更大的礦化潛力。

各功能區氨氮擴散通量與FN 顯著相關，與EN、HN、RN 相關性不顯著，說明氨氮擴散通量可能主要受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現，氨氮擴散通量主要受EN、FN 控制[19]。其原因在于，存在外源污染時，人類活動對溝渠上覆水質的影響遠大于溝渠沉積物的內源釋放。其研究排除外源干擾，與本研究結果產生差異。清淤后，沉積物新生表層氧化還原電位高，表面形成氧化層，初期該層有機質含量和微生物數量少，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，同時沉積物中HN 增加會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，受人類活動影響，養豬場、養鴨場、水產養殖區及生活排污口對溝渠氮貢獻量大，存在外源污染時會加劇溝渠水質惡化。

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

表3 國內部分湖泊、河流氨氮擴散通量比較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[6]滇池[31]南沙港[32]珠江[33]太湖[34]洞庭湖區（本研究）采樣特征Sampling feature南洞庭2012-06福保灣2006-11養殖水域2017-07廣州河段2006-10入湖河道2007-07南漢垸內溝渠2017-11氨氮擴散通量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散轉變為向上覆水中擴散，氨氮擴散通量增量減小，這是因為農業上大量使用化肥，溝渠內營養鹽含量增加，使沉積物-上覆水界面濃度梯度減小，表明存在外源輸入時，隨清淤時間延長，清淤對溝渠沉積物-水界面控制作用減小。滇池清淤后草海底泥污染物對水體的擴散減少[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]，太湖不同清淤時間的湖區底泥氮釋放量隨清淤時間延長而增加[25]，表明溝渠清淤對沉積物-水界面氮擴散有一定控制作用，但會隨清淤完成時間延長而降低。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田灌溉時會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也惡化了上覆水質，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險。溝渠清淤后可能在一定時期又會恢復到清淤前，因此應對溝渠實時監測并定期進行清淤，保障溝渠連通性，改善上覆水質。

營養鹽在沉積物-水界面的擴散通量受多種因素的影響，如泥水界面中營養鹽的濃度差[22]、沉積物中氮污染物的存在形態及來源等[26]。溝渠清淤后氨氮擴散通量在不同功能區差別較大，原因是各區污染來源性質以及污染物排出方式不同。養豬場產生的尿液、飼料殘渣、豬糞沖洗水等污染物排放到溝渠，同時養豬場氮養分輸入量遠大于有效養分量[27]，大量氮流入溝渠，影響其水質；水產養殖投加大量餌料，水生生物氮磷排放量大于吸收量，造成水體氮、磷、有機物等含量增多[28]，氮、磷等營養鹽部分流入水體或沉積于底泥中；同時由于南漢垸內人類活動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鹽的釋放風險，也惡化了上覆水質。

研究表明[6，29]，南漢垸內溝渠氨氮擴散通量高于東、西、南洞庭，湖內上覆水氨氮、總氮濃度分別為0.84、2.45 mg·L-1，低于垸內溝渠。入湖口氨氮污染嚴重，從入湖口到中心湖區氨氮濃度降低。這與洞庭湖為過水性湖泊有關，湖水不斷更新、交換，水體營養物質滯留少[6]。如表3 所示，垸內溝渠在清淤36 個月后養鴨場、養豬場區域氨氮擴散通量高于國內部分河流、湖泊，其中太湖、滇池氨氮擴散通量大，這與各自湖泊特點以及周邊環境有關。太湖作為淺水湖泊，界面營養鹽交換可能受到上覆水中風浪、湖流及生物擾動等的影響[30]。滇池福保灣部分區域常年受周邊環境污染，底泥具強還原性，間隙水氨氮含量高，提高了氨氮向上覆水釋放的危險[31]。內源污染與外源輸入都是河湖富營養化的重要原因[4]，受周邊環境影響，洞庭湖水質下降且富營養化日益嚴重，應控制外源污染的輸入[7]。南漢垸內溝渠作為流入洞庭湖的污染源，較高的氨氮擴散通量會加劇溝渠水質的惡化，進而可能加快洞庭湖富營養化進程，建議將湖區周圍養殖場部分遷移。

3.3 清淤方式對氮營養鹽的影響

清淤可減小沉積物內源負荷，改善水質[35]。清淤1 個月后，溝渠上覆水CAN、CTN最高，原因是清淤時的機械擾動引起沉積物再懸浮，導致污染物向水體釋放。南漢垸內溝渠采用干挖法清淤后內源污染負荷減小，上覆水質改善；而玄武湖截斷外源后也采用類似清淤方法（排干法），對湖內水質改善不明顯，總氮基本不變，這可能與玄武湖中藻類的繁殖、死亡有關[9]。由此表明，相似的清淤方法對不同水體的清淤效果是不同的。Zhong 等[10]發現清淤深度為30 cm 能有效去除沉積物中有機質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，對沉積物中有機質去除更徹底，利于改善溝渠的水質狀況。研究表明，外源污染的存在會顯著增加清淤沉積物中營養鹽負荷[36]。農田灌溉區泥-水界面氨氮擴散通量增量隨清淤時間減小，表明溝渠存在外源污染時，清淤對內源污染的控制效果隨時間降低，因此在開展南漢垸內溝渠清淤工作的同時，還需要控制垸內農業面源污染問題。

4 結論

（1）南漢垸采用干挖法清淤后溝渠內源污染負荷減小，上覆水質改善。農田灌溉區沉積物-上覆水界面氨氮擴散通量范圍為-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。隨清淤后時間延長，沉積物總氮與各形態氮含量均呈增加趨勢。

（2）清淤36個月（水產養殖區為24個月）后，各功能區沉積物氨氮擴散通量與沉積物中游離態氮（FN）顯著相關（P＜0.05）。與農田灌溉區相比，養豬場、養鴨場、水產養殖區及生活排污口對溝渠氮貢獻量大。南漢垸內畜禽和水產養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，改善了南漢垸內溝渠的地表水環境質量。同時，因溝渠清淤具有時效性，應加強對溝渠水環境實時監控并定期清淤，保障溝渠連通性和維持良好的上覆水水質。