楊春懿 馬廣翔 顧俊杰 顧佳艷 何國富 孔維鑫 楊根森

關鍵詞：底泥疏浚;水質;沉積物;底棲生物;微生物多樣性

0引言

底泥是眾多污染物的匯聚地，在一定條件下，底泥污染會再次向水體釋放，帶來二次污染[1].當外源污染物得到有效控制時，內(nèi)源污染物的釋放已經(jīng)成為水體富營養(yǎng)化的主要原因之一[2].底泥疏浚作為降低底泥污染的一種工程措施，可以有效去除內(nèi)源污染物.這一工程學措施已經(jīng)在很多國家和地區(qū)進行了實踐[3].但疏浚工程會受到水體條件、施工季節(jié)、疏浚方式以及現(xiàn)場操作等因素的影響，可能造成沉積物再懸浮、污染物釋放、底棲動物群落結構受損、微生物多樣性降低等問題，對水體生態(tài)系統(tǒng)帶來不利影響.

為此，國內(nèi)外開展了大量的研究，主要包括底泥疏浚適宜深度的探討[4]、疏浚后水體水質的變化[5]、內(nèi)源污染物釋放的過程機理[6-7]等方面.從工程效益來看，底泥疏浚對污染水體的治理效果是疏浚研究與應用的重點，但國內(nèi)外學者就疏浚治理后能否長期改變水體污染狀況的問題仍存在爭議[8].研究表明，疏浚效果保持時間最長可達20年，若沒有嚴格的外源污染控制手段，效果可能只保持幾個月，而大部分工程實踐結果顯示，疏浚效果大約可保持1～2年[9].

目前，針對底泥疏浚效果的后評價工作尚不多見，此外，從研究對象來說，國內(nèi)底泥疏浚大多以湖泊為主，尤其是淺水湖泊，對河道疏浚的關注也相對較少.基于此，本研究以山東省某河段底泥疏浚工程為研究對象，對其2年后的疏浚效果進行跟蹤監(jiān)測，開展后評價.通過分析水質變化、新生沉積物營養(yǎng)狀態(tài)、底棲動物和微生物多樣性變化等，探討該河段整治效果的保持情況，為其后續(xù)長效維護提供依據(jù)，同時補充國內(nèi)現(xiàn)有河道底泥疏浚工程效果評價的案例.

1材料與方法

1.1 研究區(qū)域與布點

河段整治及疏浚示范工程于2015年9月竣工，工程清淤長度約1km，河寬350～500m，疏浚深度約10cm，處置總方量約4104m3（水下方）.根據(jù)《地表水和污水監(jiān)測技術規(guī)范》（HJ/T91—2002），共設11個采樣點，分布如圖1所示.

1.2 樣品采集與測定

采樣時間為2017年11月至2019年11月，每隔半年取樣1次，共5次，共采集水樣55個.于水下0.5m處采集水樣，采樣時要求船體處于下游，采樣人員在船體前部且盡量遠離船體處采樣，水樣裝于500mL聚乙烯采樣瓶中，4℃下暗處保存帶回實驗室.采用XDB0201抓斗式采泥器采集表層約5～10cm的樣品，采樣后將樣品分別裝入10號聚乙烯密封袋，并排盡空氣，樣品風干后研磨過篩.采樣點位均采用GPS手持機進行定位，此外，為確保采集、運輸、儲存過程中的樣品質量，每10個樣品設置1個平行樣.

水樣測定總氮（TN）、氨氮（NH4+-N）、總磷（TP）、化學需氧量（CODCr）4項指標;沉積物中測定TN、TP、總有機碳（TOC）、有機氮4項指標，測定方法均參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》（第4版），同一斷面采樣點的測定結果取平均值.沉積物樣品中底棲生物的采集使用XDB0201抓斗式采泥器采集表層約5～10cm的泥沙樣品，1次采樣量為5L，采樣面積為1/16m2.采集的泥樣先倒入40目的銅絲分樣篩中，然后將篩底放在水中輕輕搖蕩，洗去樣品中的污泥，最后將篩中的渣滓倒入塑料袋中，并貼上標簽，將袋口縛緊帶回實驗室分檢.

微生物多樣性分析采用高通量測序法，對沉積物原樣進行細菌基因組DNA提取和檢測.通過0.8%瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA提取質量，同時采用紫外分光光度計對DNA進行定量，以16SrRNA基因的雙V區(qū)（V3—V4高變區(qū)）片段細菌通用引物進行PCR擴增，讀取核苷酸種類，在IlluminaMiseq平臺測序，此部分委托派森諾生物科技有限公司完成.

2結果與討論

2.1 水質評價結果

根據(jù)《山東省地表水環(huán)境功能區(qū)劃（第二次征求意見稿）》（山東省環(huán)保廳，2010年12月），本研究河段定位為“景觀娛樂用水區(qū)（Ⅴ）”，執(zhí)行Ⅳ類標準（《地表水環(huán)境質量標準》GB3838—2002）.

圖2為不同采樣時段CODCr、TP、TN、NH4+-N在各監(jiān)測點的含量變化.2.1節(jié)分析了支流A、上游和中游（疏浚區(qū)）中各污染物含量的變化關系.其中，CODCr和TN含量的變化較為一致，前兩次采樣結果顯示，疏浚區(qū)的CODCr含量明顯低于上游來水（p<0.05），且能夠達到地表水Ⅳ類水質標準.2018年11月起，疏浚區(qū)的CODCr含量開始高于上游來水，但總體差異不大，能夠達到水質要求，這可能是受到支流帶來的污染物影響.方差分析顯示，各時期疏浚區(qū)的TN含量與未疏浚區(qū)均無顯著差異（p>0.05），但疏浚區(qū)的TN含量高于上游來水，且均遠高于地表水Ⅳ類的要求，反映出疏浚對該河段TN污染的控制效果未達預期.這是因為底泥疏浚在短期內(nèi)可能對營養(yǎng)鹽有較好的控制作用，但長期觀察效果有可能減弱[10].

5次采樣結果顯示，疏浚區(qū)的TP含量均低于未疏浚區(qū)（p<0.05），且同樣伴隨有支流A的較高濃度TP輸入，但仍能維持在0.15～0.2mg·L–1，表明疏浚對維持河段的TP含量具有較好的作用.Ryding[11]對瑞典某湖泊疏浚后進行了長期跟蹤，發(fā)現(xiàn)疏浚后初期水體中的總磷和溶解性磷分別下降了50%和73%，但在2年后又恢復到疏浚前的水平.但本研究中疏浚兩年后，即便TP在支流和上游水體匯入的影響下，仍能達到地表水Ⅳ類的標準.且2019年6月起，差距減小，這可能是受到此次采樣前下游橡膠壩（圖1）排水工程的影響.

NH4+-N含量的變化沒有明顯規(guī)律，這可能與NH4+-N的去除主要通過硝化作用進行有關，且往往在較短時間內(nèi)就能完成，主要受到光照、水流流速等因素的影響.童敏等[12]在研究溫州市牛橋底河底泥疏浚工程對水環(huán)境的影響時發(fā)現(xiàn)，工程結束后，水中TP、TN及NH4+-N的含量隨時間推移“先升高，后降低”.本研究中的NH4+-N含量在2018年6月達到最高，隨著疏浚工程結束逐漸降低，但較上游并未有顯著降低（p>0.05）.

總體來說，該河段疏浚區(qū)水質在疏浚后3年出現(xiàn)水質指標（CODCr、TN）高于未疏浚區(qū)的情況.疏浚河段水質出現(xiàn)反復的原因一方面與疏浚工程效果維持時效性有關，另一方面也與源源不斷的外源（本研究中主要為支流A）輸入有關，同時也印證了疏浚河段的長效維護必須以截斷外源污染為前提.

2.2 新生沉積物環(huán)境效應

疏浚工程殘留的污染物、疏浚過程中沉積物的再懸浮、新生表層沉積物污染物的釋放以及外源污染物的持續(xù)匯入等都會影響底泥疏浚的效果.因此，在疏浚實施后分析新生沉積物的環(huán)境影響是十分必要的.不同采樣時段疏浚區(qū)和未疏浚區(qū)的TP、TN、TOC含量和碳氮比（C/N）變化如圖3所示.

疏浚區(qū)沉積物的TP含量為0.06～3.10mg·g–1，未疏浚區(qū)為0.07～7.84mg·g–1.前3次采樣中，疏浚區(qū)及未疏浚區(qū)沉積物的TP含量均處于較低水平，但在2019年6月出現(xiàn)激增.現(xiàn)場調(diào)研發(fā)現(xiàn)，在此次采樣前，當?shù)赜嘘P部門曾打開河段下游橡膠壩進行排水作業(yè)，給疏浚區(qū)帶入了大量上游較遠區(qū)域的沉降物，造成沉積物中的TP含量激增.

疏浚區(qū)沉積物的TN含量為1.29～4.94mg·g–1，未疏浚區(qū)為1.46～4.75mg·g–1，兩者的TN含量并無明顯差別（p>0.05）.在生態(tài)系統(tǒng)結構較完善的水土界面，死亡的動植物殘體中的氮經(jīng)過氨化、硝化及反硝化等一系列反應，一部分可重新回到水體中，一部分以氣態(tài)形式逸散到大氣中，還有一部分仍留在殘體中，因此，沉積物的TN含量能夠維持平衡.而在進行底泥疏浚過程中可能會破壞水土界面的生態(tài)系統(tǒng)，導致沉積物中死亡動植物的分解受到影響，這可能是沉積物的TN含量不穩(wěn)定的原因之一[13].

疏浚區(qū)沉積物的TOC含量為8.58～66.62mg·g–1，未疏浚區(qū)為5.13～40.66mg·g–1.疏浚區(qū)新生沉積物的TOC含量隨著時間推移表現(xiàn)為先下降后升高.需要注意的是，在前兩次采樣中，即疏浚工程結束后2～2.5年，疏浚區(qū)沉積物的TOC含量高于未疏浚區(qū)，但隨著時間推移逐漸下降，并在2018年11月低于未疏浚區(qū)，此后，雖然疏浚區(qū)新生沉積物的TOC含量有上升趨勢，但始終低于未疏浚區(qū).

疏浚區(qū)沉積物的C/N為3.02～23.03;未疏浚區(qū)為1.80～20.89.2019年11月前，疏浚區(qū)新生沉積物的C/N均未顯著區(qū)別于未疏浚區(qū)（p>0.05），但總體上，其比值隨著時間呈明顯下降趨勢.一般來說，C/N值越高，有機質越難被降解.當比值為5～6時，一般被認為是新鮮的或易降解的有機質組分;當比值高于10時，則被認為是難降解的有機物[14].因此，該研究河段C/N值的下降在一定程度上指示著疏浚區(qū)新生沉積物中的有機質隨著時間推移從較難降解的外源性有機質逐漸向著易降解的水體自身有機質轉化.王若冰等[15]對丹江口庫區(qū)的研究發(fā)現(xiàn)，氮礦化速率受沉積物含水率和C/N的影響.趙彤等[16]指出沉積物中的氨化作用潛力也可以用C/N進行表征，C/N值較高則氨化作用受到抑制，沉積物潛在硝化速率（PNR）較低.這說明，隨著疏浚區(qū)沉積物C/N值的下降，河段新生沉積物中氮的礦化速率可能逐漸提升，一定程度上降低了沉積物中營養(yǎng)鹽的負荷水平.

2.3 生物環(huán)境效應

2.3.1底棲動物生物量分析

底棲生物及微生物的生長與繁殖與沉積物聯(lián)系密切[17]，沉積物中的污染物質會顯著影響底棲生物及微生物的種群數(shù)量及群落分布[18].而底棲動物長期生存在水體底部，并且由于其較差的移動性，故只能被動地接受環(huán)境的變化.疏浚對水生生物有短期和長期的影響，特別是對底棲生物影響顯著[19].疏浚對水生生物的短期影響表現(xiàn)為生物多樣性、密度和生物量的降低或減小.

本研究共采集底棲生物隸屬5科8種.其中寡毛綱顫蚓科包括霍普水絲蚓（LimnodrilusHoffmeisteri）、瑞士水絲蚓（LimnodrilushelveticusPiguet）、蘇氏尾鰓蚓（BranchiurasowerbyiBeddard）;雙翅目搖蚊科包括紅裸須搖蚊幼蟲（Propsilocerusakamusi）、偽施密搖蚊幼蟲（Pseudosittiasp.）;毛翅目原石蠶科包括白條石蠶（Apsilochoremasutchanum）;鞘翅目長角泥甲科包括長角泥甲科幼蟲（Elmidae）;廣翅目大蜻科包括大蜻科稚蟲（Macromidae）.

根據(jù)鑒定結果，沉積物中大型底棲動物基本消失，主要為搖蚊科及顫蚓科.姜蘋紅等[20]研究底泥疏浚對月湖的底棲生物的影響時也有類似結果.搖蚊科主要為紅裸須搖蚊幼蟲（Propsilocerusakamusi），長15mm左右，廣泛分布于河流及湖泊等有機污染嚴重的水體中;顫蚓科主要為霍普水絲蚓（Limnodrilushoffmeisteri），屬于環(huán)節(jié)動物，在水體中呈紅色，體長35～55mm，常在污染最嚴重的水體中形成優(yōu)勢種群，因此常作為重度污染水體的指示生物[21].

表1為疏浚區(qū)與未疏浚區(qū)大型底棲生物平均密度及生物量.前4次采樣中，疏浚區(qū)均未發(fā)現(xiàn)顫蚓科底棲動物，直到第5次采樣時即疏浚工程結束后第4年在表層沉積物中發(fā)現(xiàn)了顫蚓科底棲生物.該河段底泥疏浚工程顯著降低了表層沉積物中顫蚓科的平均生物量及密度，一定程度上改善了河段的水質狀況.戴雅琪等[22]研究發(fā)現(xiàn)，疏浚后底棲動物的種類增加，但生物量和密度減少，可能是由疏浚后優(yōu)勢種的適合度減低，其他種的適合度相對上升造成的.

未疏浚區(qū)夏季搖蚊類增殖較快，密度比達到55.5%;秋季搖蚊類的比例有所下降，原因可能是夏季溫度較高，搖蚊大量增殖，而秋季蚊類發(fā)育成熟后羽化，造成其密度減少了24.2%.疏浚區(qū)各季節(jié)搖蚊類的密度比都很低，在5.9%～21.7%.這可能是因為，底泥疏浚后對原有沉積物環(huán)境造成破壞，不利于其生存和繁殖[23].

生物量方面，未疏浚區(qū)沉積物含有豐富的氮、磷和有機質，浮游生物的數(shù)量和生物量相對較多，有利于底棲動物的生存和繁殖，疏浚區(qū)的生物量明顯低于未疏浚區(qū)[23].但由于本次底泥疏浚工程為表層沉積物的10cm，并未完全破壞沉積物的理化環(huán)境，這可能導致了本研究河段疏浚區(qū)和未疏浚區(qū)的生物量相當，甚至由于疏浚改善了河段的沉積物環(huán)境，出現(xiàn)疏浚區(qū)生物量高于未疏浚區(qū)的情況.這也表明了，當疏浚深度控制在一定范圍時，能夠創(chuàng)造出適宜底棲生物生存的環(huán)境，有利于底棲生物生物量的恢復.

底泥疏浚后，疏浚區(qū)寡毛類的種類和數(shù)量與未疏浚區(qū)未見明顯差別，這可能是因為其適應性和再生能力很強，因此也常成為受干擾系統(tǒng)恢復過程中的先鋒種類[24].而疏浚對搖蚊類和軟體動物的影響較大，有關月湖[20]和太湖東部[25]的研究也有類似結果.

有研究指出，有些河段疏浚4年后底棲動物仍受到干擾，群落結構還未恢復[26].Newell[27]指出對于不穩(wěn)定的環(huán)境，如河海岸和淤泥的沉積物來說底棲生物的恢復時間為6～8個月;對沙質的沉積物來說群落的恢復要2～3年的時間;但是對于比較復雜的生物群落來說要5～10年的恢復過程.因此，該河段底泥疏浚后的水體中底棲生物的生物量和密度可能還需要更長時間的恢復.

2.3.2微生物多樣性分析

在水生生態(tài)系統(tǒng)中，微生物不僅是底棲生物群落的重要組成部分，而且在整個系統(tǒng)中，在物質降解、轉化及能量流動中起著關鍵控制作用.微生物主要聚集在表層沉積物中，底泥疏浚工程會改變微生物的生境，從而影響微生物群落的分布[28].分析5次該河段表層沉積物中微生物群落特征，10個樣品共檢測到666888個有效序列.表2為不同時期疏浚區(qū)和未疏浚區(qū)表層沉積物中菌群微生物多樣性.

由表2可知，疏浚2年半后，疏浚區(qū)的微生物多樣性高于未疏浚區(qū)，并一直維持到2019年6月，但此時疏浚區(qū)和未疏浚區(qū)的Simpson指數(shù)和Shannon指數(shù)未有明顯差異，這可能仍然與人為排水作業(yè)影響有關.沉積物的人為遷移首先對Simpson指數(shù)和Shannon指數(shù)造成影響，而對ACE指數(shù)、Chao1指數(shù)的影響可能滯后.2019年11月采樣結果顯示，疏浚區(qū)和未疏浚區(qū)的4類多樣性指數(shù)均無明顯差異，甚至出現(xiàn)未疏浚區(qū)多樣性高于疏浚區(qū)的情況.鐘繼承等[28]進行的底泥疏浚模擬實驗發(fā)現(xiàn)，未疏浚區(qū)沉積物中微生物的活性及多樣性顯著高于疏浚區(qū)，這是因為，疏浚后原本生物量較低的深層沉積物變?yōu)楸韺映练e物，進而影響了水體生態(tài)系統(tǒng)中生源要素的循環(huán).

總體而言，在沒有強力人為干擾下，疏浚2年后，疏浚區(qū)的微生物多樣性逐漸恢復，因為疏浚去除了最表層的污染沉積物，并帶走了一部分優(yōu)勢種屬，給其他微生物和底棲生物創(chuàng)造了機會.所以在一定影響下，疏浚能夠提高沉積物中的微生物多樣性.

圖4為WeightedUniFracNMDS分析的樣本二維排序圖.由圖可知，2017年11月份采樣時，即距離疏浚工程約2年后，疏浚區(qū)與未疏浚區(qū)的微生物群落結構仍有一定相似性，但自2018年6月采樣起，兩者差異變大.直到2019年6月兩者差距又變小，這與現(xiàn)場開展了排水作業(yè)，導致沉積物遷移的情況吻合.而經(jīng)過半年的恢復后，兩者差異又增加，雖然從多樣性指數(shù)上并不明顯，但從樣本二維排序圖中能看出差異.由此表明，此時微生物群落結構基本已經(jīng)恢復，即便是受到突發(fā)的外界干擾也能在較短時間內(nèi)恢復，體現(xiàn)出疏浚區(qū)對微生物群落結構多樣性提升的重要作用.

圖5為河段沉積物樣品中的微生物在門水平上的群落構成.疏浚區(qū)與未疏浚區(qū)沉積物中微生物的優(yōu)勢菌門均為變形菌門（Proteobacteria）、綠彎菌門（Chloroflexi）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、酸桿菌門（Acidobacteria），在門水平上并未出現(xiàn)顯著差異.這可能是因為該河段清淤深度為10cm，主要去除的是表層沉積物及其中的生物.而一般來說，當清淤≥30cm時才可能對原有的生物群落結構造成根本性影響[28].此外，河段沉積物中與硝化作用有關的硝化螺旋菌門（Nitrospirae）占比0.4%～2.0%，平均為1.3%，不同時期疏浚區(qū)及未疏浚區(qū)沉積物樣品中硝化螺旋菌門（Nitrospirae）的占比均無明顯差異.因此，該河段底泥疏浚工程對河段沉積物中微生物群落結構的長期影響較小.

3結論

（1）研究河段底泥疏浚有效降低了水中的CODCr、TP含量，但對TN及NH4+-N含量的影響較小.

（2）疏浚區(qū)新生沉積物中的C/N值逐漸降低，有利于微生物及底棲生物群落的恢復.

（3）疏?？稍谝欢ǔ潭壬辖档捅韺映练e物中顫蚓科的平均生物量及密度，而搖蚊科的密度受疏浚影響較小，并且夏季明顯高于秋、冬季.

（4）疏浚并未對河段沉積物中的微生物群落結構帶來顯著改變，這可能與疏浚深度有關.

（5）外源污染物的輸入、人為排水作業(yè)等均可影響疏浚河段的水質及沉積物污染物含量，但當微生物群落基本構建完成后，這種影響可能在較短時間內(nèi)恢復.

綜上所述，該河段底泥疏浚工程可以快速去除CODCr、TP等內(nèi)源污染物，改善水質和沉積物污染狀況，緩解水體富營養(yǎng)化趨勢;工程所取疏浚深度（10cm）有利于底棲動物和微生物生境的維持和多樣性的恢復;疏?？傮w工程效果在研究開展期間（即疏浚后2～4年）有持續(xù)體現(xiàn)，但隨著時間的推移以及人為干擾的影響，水質維持效果有所下降.