疏浚對練江峽山大溪流域沉積物營養鹽的影響分析

羅千里，胡艷芳，馬金玉，張盛銳，范中亞，裴金鈴

國家環境保護水環境模擬與污染控制重點實驗室,生態環境部華南環境科學研究所

水體污染源從來源上可分為外源和內源，外源污染可通過溯源結合截污的方式治理，當外源污染得到控制后，沉積物的內源污染成為水體生態系統修復和管理面臨的主要問題[1]。近年來，以城市化、工業化和農業為主的人類活動導致了水體中氮、磷污染物的增加，其中大部分蓄積在沉積物中，使沉積物成為潛在的污染受體和污染源[2-3]。通常情況下，水體中營養鹽會通過泥沙和懸浮物的沉降、吸附等作用進入沉積物；當環境條件發生變化時，累積在沉積物中的污染物會釋放到上覆水中，影響上覆水水質[4-7]。隨著水環境治理力度的加強，疏浚因能快速去除沉積物中污染物，而成為目前治理富營養化湖庫和城市黑臭河流的方式之一。但疏浚在短時期內打破沉積物多年來的內在平衡，改變沉積物物理、化學和生物利用度等條件，會影響沉積物-水界面營養鹽的釋放過程，而且對水體的改善情況良莠不齊，所以疏浚能否從根源上解決沉積物內源污染問題在國內外仍存在爭議。Yenilmez 等[8]研究發現，適當的疏浚量對于控制土耳其Uluabat 湖沉積物中磷的內源釋放具有良好的短期和長期效應；Chen 等[9]發現太湖梅梁灣疏浚6 年后水質又恢復至未疏浚前的水平，但是疏浚卻有效減少了沉積物中生物有效磷濃度，降低了沉積物內源釋放的風險；Li 等[10]在研究疏浚對大通湖內源磷負荷的影響時發現，疏浚在短期內可有效削減內源磷負荷，但是隨著時間增加，內源磷釋放風險逐漸增大。

峽山大溪是練江重要的支流之一，同時也是練江污染負荷最大、污染程度最嚴重的支流，屬于華南地區閘控重污染河流。為改善練江流域水質，汕頭市政府于2018 年7 月—2019 年10 月以干濕疏浚結合的方式對練江峽山大溪流域表層底泥進行疏浚。目前關于練江流域的研究主要集中在沉積物污染物分布、水生植被修復及疏浚后對于余方的資源化利用等方面[11-13]，而在疏浚前后沉積物對水體影響方面的研究卻鮮有報道。筆者以峽山大溪流域疏浚工程為研究對象，對疏浚前后峽山大溪流域及其支流進行跟蹤采樣，分析疏浚前后沉積物營養鹽濃度的時空變化并進行生態風險評價，通過對比疏浚前后沉積物間隙水和上覆水氮、磷常規污染指標濃度變化，分析疏浚對沉積物中營養鹽內源釋放的影響，以期探討疏浚工程實施對河流水質的影響，為相似河流疏浚提供參考。

1 材料和方法

1.1 采樣點位布設和樣品采集

峽山大 溪（116°38′E～116°45′E，23°22′N～23°27′N）位于廣東省汕頭市潮南區峽山街道，屬練江流域一級支流，全長6.78 km，包括12 條一級支流，總集水面積為26.1 km2。流域人口約24 萬人，人口密度為5 800 人/km2，是廣東省平均水平的9 倍。流域內多以印染紡織等工業為主，且多分布在干支流兩岸。受產業結構布局不合理、截污不徹底等因素影響，峽山大溪流域長期受納周邊生活污水及工業廢水，河道底泥淤積嚴重，水體黑臭。

2018 年12 月，為開展峽山大溪流域內源治理工作，采用干式清淤和濕式清淤相結合的方式開展疏浚工程，疏浚河段包括峽山大溪流域干流（疏浚長度6.59 km）及泗聯（疏浚長度10.51 km）、大潮港（疏浚長度0.98 km）、東山港（疏浚長度1.58 km）、新溝河（疏浚長度1.08 km）、洋內（疏浚長度1.03 km）、石美溪（疏浚長度1.39 km）、涵肚溪（疏浚長度5.24 km）、南中港（疏浚長度0.90 km）、葫蘆港（疏浚長度8.93 km）、沙溪（疏浚長度2.24 km）、桃陳（疏浚長度0.81 km）和西港（疏浚長度3.46 km）在內的12 條支流，實際疏浚深度為0.6～1.4 m，疏浚期間干支流水位為0～1 m，總疏浚量為148.6 萬m3，采用機械脫水、自然晾曬、固化等方式進行淤泥脫水處理。于2019 年6 月完成全部疏浚工程。根據調查，疏浚前干支流底泥主要以有機質和總氮為主要污染因子，各監測點濃度均嚴重超過《中國土壤元素背景值》[14]中有機質和總氮背景值，總磷濃度均未出現超標現象，總體來看疏浚前底泥營養鹽污染程度較高。

考慮峽山大溪流域人口、工業分布、土地利用方式等，于疏浚前后在疏浚河段布設10 個采樣點位，分別為峽山大溪干流中下游（XSDX01）和上游（XSDX02）、西港支流（XG01）、石美溪支流（SMX01）、南中港支流（NZG01）、大潮港支流（DCG01）、東山港支流（DSG01）、涵肚溪支流（HDX01）、洋內支流（YN01）、葫蘆港支流（HLG01），采樣點位如圖1 所示。分別于疏浚前5 個月和疏浚后4 個月采集10 個點位的表層沉積物與上覆水。表層沉積物采用抓斗式采樣器采集，樣品盡可能篩選出雜質，裝入聚乙烯袋中密封運回實驗室。沉積物鮮樣用于測試粒徑、含水率和分離間隙水，剩余部分經冷凍干燥后研磨過100 目尼龍篩，用于測定沉積物中有機質（OM）、總氮（TN）和總磷（TP）濃度。上覆水利用有機玻璃采水器采集，裝入乙烯瓶中運回實驗室，用于測定水體中氨氮（）、TN 和TP 濃度。

圖1 峽山大溪流域采樣點位分布Fig.1 Distribution of sampling points in Xiashan Daxi Basin

1.2 測試方法

沉積物含水率采用GB 17378.5—2007《海洋監測規范 第5 部分：沉積物分析》中的重量法測定，粒徑采用GB/T 19077—2016《粒度分布 激光衍射法》測定，沉積物中OM 濃度采用NY/T 1121.6–2006《土壤檢測 第6 部分：土壤有機質的測定》中的重鉻酸鉀滴定法測定，TN 濃度采用CJ/T 221—2005（49）《堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法》測定。沉積物中TP 濃度的測定采用歐洲標準測試框架下發展的沉積物磷形態測試方法——SMT 法[15]：利用浸提液將磷從土壤干樣中提取，采用DZ/T 0064.61—1993《地下水質檢驗方法 磷鉍鉬藍比色法》測定磷濃度。間隙水通過離心法獲得，間隙水和上覆水中TN 和TP 濃度分別采用HJ 535—2009《納氏試劑分光光度法》、HJ 636—2012《堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法》和GB/T 11893—1989《鉬酸銨分光光度法》測定。

1.3 評價方法

1.3.1 有機指數法

采用有機指數（OI）法對沉積物中OM 污染進行評價[16]，OI 計算公式如下：

其中，WOC、WON計算公式如下[17]：

式中：WOC為 沉積物中有機碳濃度，%；WON為沉積物中有機氮濃度，%；WOM為沉積物中有機質濃度，%；WTN為沉積物中總氮濃度，%。

OI 評價標準[18]見表1。

表1 沉積物OI 評價標準[18]Table 1 Assessment standards of sediment organic pollution index

1.3.2 綜合污染指數法

采用綜合污染指數（FF）法評價氮和磷共同作用對表層沉積物的污染程度[19]，FF 計算公式如下：

式中：Si為沉積物單項污染指標i的評價指數，Si大于1 表示指標i的濃度超過評價標準值；Ci為沉積物指標i的實測值，g/kg；Cs為沉積物指標i的評價標準值，本研究評價標準值參考《中國土壤元素背景值》[14]，TN、TP 的Cs分別取1.46、0.67 g/kg；F為n種污染物的污染指數平均值；Fmax為最大單項污染指數。

FF 分級標準見表2。

表2 沉積物FF 分級標準Table 2 Classification standards of comprehensive pollution of sediments

2 結果與分析

2.1 疏浚對沉積物理化特性的影響

疏浚前后峽山大溪流域表層沉積物的理化特性如表3 所示。由表3 可知，疏浚后峽山大溪流域表層沉積物含水率有所降低，相對于疏浚前下降了9.54%。沉積物粒徑分布發生明顯變化，砂占比略有增加，黏土占比降低明顯，粉砂占比則無明顯變化（圖2）。沉積物OM 和TN 濃度均值顯著下降，相較于疏浚前分別下降了53.3%和54.5%。但是TP 濃度卻有所回升，相較于疏浚前上升了3.7%。總體來看，疏浚對表層沉積物中營養物移除能力表現為TN>OM>TP，且疏浚后沉積物的理化性質變化較大，可能會對表層沉積物OM 礦化和營養鹽轉化過程產生影響。

圖2 疏浚前后各采樣點位沉積物粒徑分布Fig.2 Distribution of particle size of sediments at various sampling points before and after dredging

表3 疏浚前后峽山大溪流域表層沉積物理化特性Table 3 Physico-chemical characteristics of surface sediments in Xiashan Daxi Basin before and after dredging

2.2 疏浚對水體營養鹽濃度的影響

圖3 疏浚前后各采樣點位上覆水中、TN 和TP 濃度變化Fig.3 Concentration of ,TN and TP in overlying water at various sampling points before and after dredging

2.3 疏浚對間隙水營養鹽濃度的影響

圖4 疏浚前后各采樣點位沉積物間隙水中、TN 和TP 濃度變化Fig.4 Variation of concentrations of ,TN and TP in interstitial water at various points before and after dredging

2.4 疏浚前后沉積物污染評價

疏浚前后采樣各點位沉積物的OI 和FF 污染程度分級見表4。由OI 污染評價結果可知，疏浚前所有點位均受到OM 的重度污染；疏浚后，OM 重度污染點位占比60%，中度污染點位占比30%，輕度污染點位占比10%，說明疏浚后峽山大溪流域表層沉積物OM 污染問題依然嚴峻。由綜合污染指數（FF）評價結果可知，疏浚前除HLG01 處于中度污染外，其余點位均處于重度污染；疏浚后峽山大溪流域表層沉積物氮、磷綜合污染情況有所改觀，但仍有1/2 以上的點位處于重度污染，根據單項指標Si得知TN對沉積物的污染影響大于TP。綜上，本次疏浚雖然可在短時間內快速移除沉積物中部分營養鹽，但表層沉積物營養鹽污染程度依然處于較高等級，因此本次疏浚并沒有完全消除沉積物中營養鹽對水環境的潛在影響風險。

表4 疏浚前后各采樣點位沉積物OI 和FF 污染程度分級Table 4 Pollution levels classification of OI and FF indexes of sediments at various sampling points before and after dredging

3 討論

3.1 疏浚前后C/N 對比

疏浚前后沉積物碳氮比（C/N）如圖5 所示。研究表明，當C/N 為4～10 時，OM 來源于內源，主要包括底棲動物、浮游生物和低等水生植物；當C/N 高于20 時，OM 主要來源于外源，如生活、工業污水排放等點源及高等陸生植被；當C/N 為10～20 時，OM來源由內源和外源共同決定[26-28]。本研究中，疏浚前各采樣點位表層沉積物中C/N 總體處于10～20，表明沉積物的OM 由外源和內源污染共同作用；疏浚 后XG01、SMX01、NZG01、DCG01、YN01 和HLG01 點位C/N 有所回升，NZG01 和DCG01 點位C/N 甚至高于20，表明疏浚后大量外源顆粒性有機物持續輸入未得到有效控制。這主要是由于峽山大溪流域人口密集，且干支流沿岸多分布印染紡織等工業，含有大量有機物的生活污水以及工業廢水被排放到峽山大溪干支流中導致C/N 升高，同時疏浚多以帶水疏浚方式開展，含有機質的殘留淤泥回淤也可能會對C/N 產生一定的影響。

圖5 疏浚前后各采樣點位沉積物中C/N 變化Fig.5 C/N variation of sediments at various sampling points before and after dredging

3.2 疏浚對沉積物營養鹽負荷的影響

疏浚前后各采樣點位沉積物營養鹽濃度如圖6所示。由圖6（a）可知，除HLG01 點位外，其他點位疏浚后沉積物OM 濃度相較于疏浚前均有不同程度的下降。HLG01 點位OM 濃度疏浚后高于疏浚前，這可能是由于葫蘆港支流地處峽山大溪中游，兩岸是峽山流域的核心區，人口密集且“散亂污”企業眾多，疏浚后周圍密集村居生活污水和中上游工業廢水向峽山大溪輸入了大量OM，該點位沉積物C/N升高也反映了這一現象。對比疏浚后表層沉積物OM 濃度與中國土壤元素背景值[14]發現，除XSDX02、SMX01 和HDX01 點位外，峽山大溪流域其他采樣點位表層沉積物中OM 濃度均高于中國土壤元素背景值。說明本次疏浚雖然能在一定程度上降低峽山大溪流域表層沉積物OM 濃度，但由于再次疏浚后新生成的表層沉積物由多方面來源組成[29]，一是埋藏在較深層次的底泥暴露，二是由于疏浚方式和質量控制的限制造成的殘泥或回淤，三是疏浚造成的懸浮顆粒的擴散再沉降及外來顆粒物的輸入，通常這些顆粒物的OM 濃度很高，導致疏浚后峽山流域表層沉積物OM 濃度依然較高[30-31]。

由圖6（b）可知，除XSDX02、HLG01 點位外，疏浚后峽山大溪流域各采樣點位表層沉積物TN 濃度均低于疏浚前，在采樣時發現XSDX02 點位周圍有工程正在施工，施工過程中向水體排放了大量建筑垃圾及廢水，導致該點位TN 濃度升高。HLG01 則是外源輸入較大，OM 礦化產生的氮在此處造成了TN 濃度的回升。與中國土壤元素背景值相比，疏浚后僅有SMX01和NZG01 點位表層沉積物TN 低于中國土壤元素背景值，說明本次疏浚對于控制表層沉積物中TN 和OM 的效果有限。

由圖6（c）可知，疏浚后峽山大溪流域有1/2 的點位表層沉積物TP 濃度出現了回升現象，這一方面與疏浚后外源污染再輸入有關，另一方面則與疏浚后沉積物理化環境的改變有關。C/N 表明，XSDX01和XSDX02 點位疏浚后受外源輸入影響較小，其TP 濃度升高是由于疏浚后更深層的沉積物暴露于表面，新暴露沉積物中磷濃度較疏浚前濃度分別高0.33、0.66 g/kg。再者，疏浚后形成的新生表層中氧化還原電位升高，使間隙水中的溶解態磷與沉積物中的金屬離子結合，在沉積物中形成較為穩定的顆粒態磷，使沉積物中TP 濃度上升。NZG01、DCG01和HLG01 點位疏浚后TP 濃度升高，可能受外源輸入影響較大。疏浚后無采樣點位TP 濃度超過中國土壤元素背景值，可見，與OM 和TN 相比，表層沉積物TP 污染較輕。

圖6 疏浚前后各采樣點位沉積物中OM、TN 和TP 濃度變化Fig.6 Variation of OM,TN and TP concentrations of sediments at various sampling points before and after dredging

3.3 疏浚對沉積物營養鹽釋放的影響

對于氮來說，在疏浚后短期內，暴露于沉積物-水界面的新生界面氧化還原電位升高，不利于的釋放[33]。但間隙水中濃度在垂向分布上通常是隨深度增加的[34]，由于本次疏浚采用“拐點法”[35]確定疏浚深度，而沉積物的空間異質性使不同目標污染物的拐點位置存在差異，本次疏浚深度均在1 m 以內，可能未徹底清除污染層，導致疏浚后污染層暴露于水土界面，因此疏浚后即使在富氧條件下仍會有大量釋放。同時，沉積物-水界面的新生界面升高的氧化還原電位減弱了反硝化反應，導 致間隙水中不 斷累積，和也會向上覆水釋放，因此TN 的擴散方向不變。另外，疏浚會顯著改變表層沉積物中微生物的數量、總體活性等[25]，致使硝化細菌數量減少，減弱的硝化作用，使間隙水中的不斷累積，促使沉積物中的氮向上覆水擴散。但是若沉積物中的氮一直處于釋放狀態，水中較高的氮磷比（N/P）可能改變浮游植物的種群密度，導致水體富營養化[36]。因此疏浚后短期內如何減弱沉積物氮的內源釋放應引起重視。

4 結論

（1）疏浚可以有效去除峽山大溪流域上覆水和沉積物間隙水中的營養鹽，對于改善水體水質的作用明顯。疏浚對于峽山大溪流域沉積物中OM、TN 去除效果好于TP，沉積物中TP 濃度在疏浚后存在反彈現象。

（2）疏浚后峽山大溪流域沉積物中OM、TN 仍處于較高的污染水平，主要受疏浚深度、沉積物理化性質及賦存環境的改變等因素影響，C/N 表明外源污染是峽山流域疏浚后污染仍然嚴重的原因之一，因此，需要在疏浚后嚴控外源污染，才能長久有效地改善水質。

（3）本次疏浚在短期內對峽山大溪流域表層沉積物間隙水中氮的內源釋放有促進作用，對磷的內源釋放存在抑制作用，這與疏浚前后沉積物的理化性質及賦存環境的改變有關，疏浚后導致短期內氮的內源釋放風險應引起關注。