重污染湖泊生態修復探討
——以武漢市墨水湖修復實驗為例

段昌兵，侯著霞，余芬芳，陳媛媛，葉 晶

（武漢中科水生生態環境股份有限公司，湖北 武漢 430071）

0 引言

水體富營養化是城市湖泊面臨的重要問題之一，而沉水植物在維持清水態生態系統結構和功能的穩定性上起著關鍵作用[1-2]。 以種植沉水植物為主的清水態健康生態系統的構建在我國經過20 余年的研究和推廣，目前在水生態治理中已成為主要的措施，特別是在淺水湖泊治理中發揮了核心作用[3-4]。眾多水生態修復工程的實施，取得了明顯的經濟和社會效益，“十四五”規劃綱要更是提出，要以“有河有水、有魚有草、人水和諧”為治水目標，要更加注重水生態環境保護[5]。

隨著水生態修復治理的深入，實踐中發現，很多城市湖泊污染嚴重[6]，處于超富營養化狀態，治理難度大。 工程修復中往往由于沉水植物無法生長和擴繁而導致修復失敗，成為水生態修復的難點[7]，趨同化的設計和治理措施已不適合重污染湖泊的治理。在水生態修復中，鮮有對重污染湖泊治理的實踐跟蹤研究。現有研究具有一定參考意義，但實踐指導價值相對較低，也缺少對水生態系統建立的整體影響研究。如環保清淤時，底泥營養條件是重要的參考指標[8]，研究證實底泥污染高或貧瘠都會對沉水植物生長產生抑制作用[9-10]，而底泥污染較重時，沉水植物亦可良好生長[11]。 沉水植物對水體營養鹽耐受的諸多研究證實，沉水植物如苦草、黑藻等對營養鹽的耐受度很高，ρ（TN）可達8 mg/L[12]，實際中該指標下湖泊水體少有修復成功者。 因此開展對該類水體的修復實踐和研究，對重污染湖泊的水生態修復具有良好的實踐指導意義。

墨水湖位于武漢市漢陽區，漢陽大道以南、龍陽大道以東，東臨長江。 西北臨湖為漢陽區政府，湖面積約3.6 km2，平均水深約1.5 m。 歷史上市政廢水排污及暴雨徑流曾是該湖泊的主要補充水源，污染嚴重[13]，為重度富營養湖泊，近年來經過截污等手段的治理水質有所改觀，但水生態修復治理仍處于探索期，未實現有效治理。 本文結合已有工程實例、室內底泥氧化和沉水植物種植以及墨水湖圍隔原位修復實驗等，綜合探討重污染湖泊沉水植物生長情況，進而探究水生態修復的適用范圍和工程要點。

1 材料和方法

1.1 實驗修復區概況

本研究中圍隔原位修復實驗位于墨水湖漢陽區政府區域水域，具體位置示意見圖1。2019～2020年調研結果顯示，該區域底泥和水質污染嚴重，水質波動較大，基本為劣Ⅴ～Ⅴ類，水體中ρ（TN）為（7.3±3）mg/L，ρ（TP）為0.35 mg/L，底泥中w（TN）為4 930 mg/kg，w（TP）為1 862 mg/kg。 水深較淺，平均約1.3 m，底泥厚度為60～110 cm，上、下污染特征基本一致，均為黑色發臭底泥。

圖1 墨水湖原位修復實驗區域示意

1.2 底泥氧化降解實驗

利用水生態修復工程中常用底泥氧化劑過硫酸氫鉀片（w=50%）及同類產品“底改博士”對墨水湖底泥進行室內氧化試驗，探究其對底泥的修復作用。底泥采自墨水湖漢陽區政府區域水域，用1 L 燒杯裝350 mL 底泥，注純凈水至800 mL，每2 d 加入1 g藥劑，合計加入3 g。 底泥氧化實驗設計見表1。

表1 底泥氧化實驗設計

1.3 圍隔原位修復實驗

墨水湖底泥污染嚴重，前期數次沉水植物的工程種植均未能成活，底泥的毒害作用被認定為重要因素。為探究墨水湖底泥能否種活沉水植物，也為圍隔原位實驗做鋪墊，于2019年12月～ 2020年1月，在實驗室進行為期30 d 的沉水植物室內試種實驗。 采集墨水湖實驗區底泥和湖水，在實驗室內用6個5 L 燒杯種植沉水植物。 由于在冬季，所種沉水植物未出現明顯生長，但均生發了新根，其中有2 組已萌發了新芽，這一結果證實了在墨水湖底泥營養條件下，沉水植物未出現因底泥污染的毒害作用導致的直接死亡，沉水植物可以存活。該結論為沉水植物在墨水湖的修復奠定了基礎，依據實驗結果和實踐經驗，為更好保護沉水植物，進行原位實驗時，用種植土對苦草根部進行包裹。

在墨水湖漢陽區政府區域修復水域布置4 個50 m2（5 m×10 m） 的不透水圍隔進行原位修復實驗，圍隔頂部浮體高10 cm，底部以沙袋固定，實驗區域情況見圖1。 實驗沉水植物選擇苦草，種植密度為40 株/m2，具體實驗設計見表2。

表2 圍隔原位修復實驗設計

實驗過程中以生石灰、漂白粉、明礬、硅藻土等常用凈水產品對透明度進行控制，底質氧化采用過硫酸氫鉀片，實驗中底質氧化主要用于種植前、后1個月內。 實驗周期為300 d，時間為2020年9月～2021年7月。

1.4 樣品采集和分析

底泥氧化實驗主要測試其氧化深度、 氧化層和非氧化層底泥營養情況，圍隔原位實驗主要測試沉水植物生長情況、水質、透明度等。 數據分析均采用SPSS18.0 軟件分析，p<0.05 被認定為具有顯著性差異，制圖采用CAD 及Origin 等軟件。

2 結果與分析

2.1 底泥氧化實驗結果及分析

氧化層界限示意見圖2。 由圖2 可以看出，實驗條件下，表層底泥被氧化，由黑色變為灰褐色，并出現明顯分界線，本文將黑灰界面定為氧化層界面，底泥氧化結果見表3。

表3 底泥氧化實驗氧化層數據

圖2 氧化層界線示意

由表3 可知，本實驗中“底改博士”組氧化效果最好，其氧化層厚度為0.45 cm，過硫酸氫鉀片（50%）組的氧化厚度為0.35 cm，自然氧化條件下氧化層厚度為0.25 cm。 為進一步驗證氧化劑作用，在“底改博士” 組中繼續一次性加入10 g 藥劑，5 d 后氧化層厚度基本不再增加，氧化層厚度深度合計約1 cm，10 g 氧化劑的氧化厚度僅約0.55 cm。

對“底改博士”這一組實驗中氧化層和非氧化層進行底泥營養鹽的測定，發現氧化層營養鹽水平明顯下降，w（TN）下降65%，w（TP）下降32%，對比組氧化層營養水平也有下降，但相對較低，其中w（TN）下降53%，w（TN）下降16%，氧化層以下底泥保持黑臭狀態，底泥營養鹽數值檢測基本沒有變化。

由此可見，氧化劑可以對底泥產生氧化和降解作用，但僅局限于表層，表層氧化后，起到了明顯的阻斷氧化作用。在實際工程中，氧化劑很難達到如此使用量，且本實驗中所用水為純凈水，工程實際中，湖水也會對氧化劑產生消耗，使得氧化劑對底泥修復更加有限。而沉水植物如苦草，其種植深度一般大于10 cm，底泥氧化層厚度遠不及種植深度，底泥氧化作用對沉水植物根系很難起到實際保護作用，所以底泥氧化更多的是起到阻斷作用，減少底層底泥的營養釋放，降低水華頻率。綜上可知在水生態修復沉水植物種植過程中需要合理考慮底泥氧化改良的效果和作用，應更注重于對沉水植物種植前后內源污染物釋放的控制，加強對氧化劑使用時間和使用量的合理安排。

2.2 圍隔原位實驗結果與分析

在以上實驗基礎上，為進一步驗證沉水植物在墨水湖的生長情況，進行原位圍隔種植實驗。 a 組和b 組透明度提升主要集中在種植前后，投撒凈水劑保證透明度保持在80 cm 以上，底質氧化在種植前后使用，定植后對實驗區進行常規維護，待沉水植物成活后只進行必要維護。 c 組和d 組實驗過程中由于未對透明度進行控制，實驗期間透明度基本保持在30～50 cm。

沉水植物種植30 d 后，打撈沉水植物，觀察其生長情況，其中a 組和b 組中沉水植物已經生根發芽，葉色泛綠。 c 組和d 組則根部發黑，葉色發黃，15 d后繼續打撈觀測，發現c 組和d 組中沉水植物已經死亡。

修復區和圍隔外透明度，TP，TN 隨時間變化趨勢見圖3。 由圖3（a）可以看出，a 組和b 組平均透明度，最高值達1 m，平均值為0.84 m，比實施前的0.35 m 提升了1.4 倍，提升效果顯著。 由于所用圍隔浮體高度小，大雨時湖水會涌入圍隔內，導致圍隔內水質波動較大。 檢測結果顯示，a 組和b 組圍隔內水質一般為Ⅴ～劣Ⅴ類左右，部分營養鹽數據達到Ⅳ類，但基本都優于圍隔外水質，其中ρ（TN）平均降低28%，ρ（TP）平均降低21.7%。

圖3 修復區和圍隔外透明度，TP，TN 隨時間變化趨勢

實驗結束后，打撈a 組和b 組圍隔內的沉水植物，測量濕重和高度。 a 組圍隔內沉水植物平均高度為75 cm，平均生物量為6.2 kg/m2，b 組圍隔內沉水植物平均高度為73 cm，平均生物量為5.6 kg/m2，二者沒有顯著差異，且沉水植物經過10 個月生長擴繁，基本都為新生個體。 實驗期間，通過魚類探測發現，a 組和b 組圍隔內魚類明顯多于圍隔外，成為a組和b 組圍隔內沉水植物附著物和渾濁度較高的原因之一。

通過以上原位修復實驗可以證明，在墨水湖底質和水質條件下，沉水植物可以成活和擴繁，且對水質能起到改善作用。在該類水體中，沉水植物種植前后透明度的提升作用至關重要，魚類也是一個需要高度重視的因素，而底泥氧化、微生物降解等措施的采取并未對生態修復起到實質作用。

3 討論

影響沉水植物生長的因素眾多，主要有透明度、光照、水質、深度、魚、底泥等，而光為沉水植物生長的先決條件，滿足沉水植物的光補償點，才能存活和生長[14]，本研究中，c 組和d 組圍隔內沉水植物死亡，主要原因就是透明度低。 研究顯示沉水植物對水質營養水平耐受較高，黑藻、苦草、馬來眼子菜等對TN耐受適宜質量濃度限度可達8 mg/L，對NH4+耐受雖然較低，但苦草耐受質量濃度仍可達4 mg/L，最佳適宜質量濃度約2 mg/L，并且貧瘠條件下沉水植物生長受限明顯[15]。 對于以上營養鹽數據而言，其水質已超Ⅴ類數倍，與墨水湖原位修復實驗區初始水質條件相似，a 組和b 組中苦草的成活也進一步證實該結論。研究證明水生態治理中，一定范圍內營養鹽濃度升高會促使沉水植物生長發育，但是營養鹽升高，藻類更容易生長，形成水華，進而成為濁水態[16]，c 組和d 組內透明度低就是水華所致，而很多水體在低營養水平條件下也會發生藻華[17]，所以在水生態修復中，需要重點控制沉水植物種植初期藻類的大量繁殖，勿使其成為濁水態，進而避免導致透明度降低，威脅沉水植物生長，而這在重污染湖泊中更容易發生。 本研究在有力保證原位修復區初期透明度情況下，實現了a 組和b 組圍隔內沉水植物的成活，并且后期常規維護狀態下的擴繁也有效證實了這一論斷，因此，實施重污染湖泊的治理特別是提升沉水植物種植及生長初期透明度至關重要。

底泥是內源污染的主要來源，也被普遍認為是影響沉水植物生長的重要因素，工程設計中多以沉積物污染嚴重為由進行清淤。 已有研究結論表明高營養和貧瘠底質會抑制沉水植物的生長，中度營養條件更適合植物生長[18]。 但并未形成相對統一的污染程度清淤標準[9-10]，而一些項目中只是借鑒方法，未考慮沉水植物對底泥的耐受和適應情況，一些污染明顯較低的底泥也參考進行了清淤[19-20]，浪費大量人力、物力，且清淤將會產生很多次生問題，如底泥的處置、生態系統的破壞等[9]。本文結合工程案例，選取營養條件為高營養水平的研究，對沉水植物生長情況進行探討，具體情況見表4。 由表4 可以看出，該表中底質營養按照EPA 標準，均達到重污染，部分超標3 倍，有研究將所治理湖泊定義為超富營養化湖泊和黑臭水體[7，21]，但在這些底質情況下，均實現了沉水植物的成活，且很多沉水植物在高營養狀態下沉水植物生長狀態很好，由此可推斷依靠EPA標準或其他確定清淤深度的方法，實施清淤可能并非是最優措施，清淤時更應充分考慮沉水植物對底泥營養情況的適應和需求。

表4 不同營養條件底質沉水植物生長情況mg·kg-1

湖南常德濱湖公園水體和武漢北太子湖其底泥營養條件亦較高，屬于重污染水平，但在幾乎不清淤條件下，通過水生態治理達到良好狀態，且已分別保持了7 和4 a[22-23]，宋春雷等[24]發明專利中對清淤與否的底泥營養參數也與上述湖泊相似。 基于以上判斷，可知當底質中w（TN）為3 000 mg/kg，w（TP）為1 000 mg/kg 條件下，不清淤也可較好的實現水生態修復且可長久維持。 本研究和武漢南湖的示范區治理案例[7]則進一步證明，在底質營養水平更高條件下，通過現有治理措施，不清淤也可以實現沉水植物的存活和擴繁，并且可以對水質起到一定的修復作用。 這些研究和工程實踐為重污染湖泊治理提供了一種更加環保的方法和道路，特別對生態清淤更具有實際指導意義。

沉水植物作為水生態修復的核心，其不僅可以吸收營養物質凈化水質、抑制藻類生長，還可以很好地穩定底質、修復底泥環境，使底泥成為污染匯而不是污染源[31-32]。沉水植物可通過根莖等輸氧至底泥深處，對底泥進行深層次的修復[33]，從而避免本研究中所述底泥氧化層的封閉阻隔現象，更好的修復深層底泥，也減少底泥在缺氧條件下產生的有毒有害物質對沉水植物的毒害。在湖泊生態修復工程實踐中，核心是保證沉水植物的成活和擴繁，對于重污染湖泊而言，各種不利因素的影響均被放大，如魚類啃食和擾動、種植擾動、外源污染干擾等都可能導致沉水植物死亡，治理時需進行控制和調整，特別是種植初期更應注意，因此，該類水體的生態修復應遵循“木桶效應”，在保證透明度基礎上，還要加強短板控制，進行綜合治理和過程調控。該類研究，特別是工程實踐目前還相對較少，同時沉水植物成活后，水生態系統的維護更需進一步研究和實踐。 重污染湖泊沉水植物的成活以及系統的可建立性為該類湖泊治理提供了更環保、可實施性更強的方法，值得深入研究和實踐，同時，持續深入跟蹤研究其修復過程也是十分必要和急迫的。

4 結論

底質氧化實驗證明，氧化劑（過硫酸氫鉀）可對底泥產生氧化和降解作用，但一般局限于底泥表層，工程實踐中其修復作用對沉水植物根莖保護非常有限，水生態修復使用時應考慮應用時間和目的。

沉水植物種植和原位修復實驗證明，沉水植物可以在較高營養水體和底泥條件下成活和擴繁，并可以實現對水質的凈化作用。 結合已有研究和工程實例，在底泥高營養條件下（w（TN）≤3 000 mg/kg，w（TP） ≤1 000 mg/kg），可有效實現水生態系統的有效建立和維持，清淤時應該充分考慮沉水植物對底泥營養條件的適應和需求。

重污染湖泊治理核心是保證沉水植物成活，治理時建議遵循“木桶效應”，加強短板控制和綜合治理，在保證透明度基礎上，降低其他不利影響因子的干擾。 沉水植物的成活以及系統的可建立性為該類湖泊治理提供了方向，但對水生態系統的建立和維護仍需深入研究和實踐。