清水型生態系統構建技術在玄武湖的應用研究

夏管軍，梁愛寶，陳 剛，繆宏偉，王承勇，崔成龍

（1.河海（南京）生態科技研究院，江蘇南京 211112；2.南京市玄武湖公園管理處，江蘇南京 210009；3.中建生態環境集團有限公司，北京 100071；4.徐州市水利工程建設有限公司，江蘇徐州 221006；5.南京建鄴城市建設集團有限公司，江蘇南京 210005；6.中水生態控股集團有限公司，廣東廣州 510610）

1 概 述

在人口密集的城市區域，快速城市化改變了城市及周圍環境的景觀組成和生態系統結構，大量氮、磷等污染物隨著人類活動進入城市湖泊之中。而城市湖泊由于常存在水深較淺、水體流動差、自凈能力較弱等問題，其水質控制逐漸成為一大難題，容易出現超富營養狀態，削弱了湖泊原有的生態和景觀功能。近年來，城市湖泊的污染控制和生態恢復已逐漸成為人們關注和研究的熱點。

沉水植物作為湖泊中主要初級生產者，具有吸收凈化水體中氮磷等污染物、抑制底泥營養鹽釋放、為魚類等提供生境等多種功能，有著維持淺水湖泊草型清水穩態的重要功能，種植沉水植物是淺水湖泊生態修復的關鍵措施。然而部分城市湖泊由于受到長時間、大范圍的污染，內源污染嚴重，沉水植物種子庫喪失，若沒有其他工程輔助措施，即便在控制外源污染輸入后，沉水植物依舊恢復緩慢。因此，以沉水植物恢復為核心，以內源污染控制等工程措施為輔助的清水型生態系統構建技術，已經越來越多地被應用于城市湖泊的水生態修復中。

玄武湖位于南京市玄武區，水面面積約3.7 km2，平均水深約1.1 m，屬于典型的城市小型淺水湖泊。隨著南京城市建設的發展，20世紀80年代后玄武湖便長期處于富營養化狀態［1］。近年來，南京市通過采取底泥疏浚、截污納管、引水工程等一系列措施，玄武湖水質有了明顯的改善，但部分湖區的水質仍未能達到地表水Ⅳ類水的標準［2］。作為南京市重要的景觀水體，本研究以玄武湖北湖東部水域為研究對象，通過比較生態修復區和外湖水質的變化，探討清水型生態系統構建技術在城市湖泊系統生態修復中的應用效果。

2 材料與方法

2.1 研究區概況

玄武湖位于南京市市中心位置，屬于金川河水系，其湖岸形狀大致呈菱形，南北長2.4 km，東西寬2 km，水面面積約3.7 km2，平均水深約1.14 m，屬于典型的城市淺水湖泊。湖中有環洲、櫻洲、梁洲、翠洲和菱洲等5個湖心洲，將玄武湖分成北湖、東南湖和西南湖3大塊。玄武湖流域面積為24 km2，有5條主要入湖溝渠、4處排水閘口和6處補水口，日引補水能力約35萬t［3］。本項目研究區位于玄武湖北湖東部水域（圖1），總面積約4.73 萬m2，平均水深約1.5 m。構建清水型生態系統前，區域內水質處于Ⅳ～Ⅴ類水之間，東側生長有連片荷花，沉水植物分布稀少，水體景觀單一且水體透明度較低。

圖1 研究區位置及采樣點

2.2 清水型生態系統構建

2.2.1 湖底清淤

受汛期行洪和降水影響，大量污染物質隨泥沙在水流作用下最終沉積在湖底，導致玄武湖淤積情況日益嚴重。本研究針對玄武湖北湖的水域特點，采用反鏟式挖泥船進行帶水疏浚作業，挖出后的底泥轉移至岸上進行后續資源化處理。其中沉水植物種植區保留20 cm 左右淤泥，作為沉水植物種植基礎。

2.2.2 圍隔分區

北湖清淤完成后，利用圍隔將研究區與外湖隔離，并采用不同材料圍隔與包圍方法將研究區劃分為3 個相對獨立的子區。E1 區域構建時采用網目30 mm×30 mm的生態網膜，底部用碎石填充將其壓入底泥中，頂部高出水面約10 cm，網膜兩側水體可以自由流動，但能攔截藻類、魚類等進入研究區，水域面積約0.6萬m2。E2區域主體采用不透水PVC圍隔構建，面積約1.89 萬m2，圍隔底部同樣用碎石沉底，頂部安有浮體高于水面約30 cm，保證圍隔兩側水體無明顯交換，其中E2區域東側以生態網膜替代PVC圍隔，使研究區內外水體連通。E3區域則采用不透水圍隔全封閉包圍，與外湖徹底隔離，面積約2.24萬m2。

2.2.3 野雜魚生物量調控

魚類對水生態系統的穩定尤其是沉水植物的生長產生重要影響，如底棲魚類在進行覓食時可能會導致沉積物的再懸浮，降低水體透明度，大量小型魚類的繁殖會推遲大型沉水植物的恢復進程［4］。因此，在圍隔搭建完成后，本研究通過拉網捕撈等方法，將圍隔內的魚類轉移至外湖，以減小其對后續沉水植物生長的不利影響。

2.2.4 沉水植物群落構建

本研究從耐弱光、根系固著好、適應水深寬、生活史互補、抗牧食等方面對沉水植物品種進行篩選和搭配，選擇了苦草（Vallisneria natans）、篦齒眼子菜（Stuckenia pectinata）、黑藻（Hydrilla verticillata）、狐尾藻（Myriophyllum verticillatum）等植物品種，采用扦插法，分別以49 株/m2、36 株/m2、16 叢/m2和9 叢/m2的種植密度混合種植。

2.2.5 大型底棲動物投放

作為水生生態系統中的分解者或消費者，底棲動物是調控水生態系統結構和功能變化的重要驅動力［5］。多數底棲動物長期生活在底泥中，具有區域性強、遷移能力弱等特點。由于北湖底泥淤積較為嚴重，生態清淤后底棲動物群落的重建需要相對較長的時間。因此，本研究在清水型生態系統建設初期投放一定數量的底棲生物以推動其群落重建，投放的底棲動物為河蚌（Unionidae）和銅銹環棱螺（Bellamya aeruginosa），二者投放密度分別為20～50 g/m2和3～5 g/m2，后期則依靠其自我繁殖能力進行擴散。

2.3 樣品采集與測定

本研究根據玄武湖北湖水環境特征和工程布局，共設置4處監測采樣點，分別位于3處子研究區（E1、E2、E3）和外湖（C1）。研究區于2022 年5 月底開始施工，6 月末清水型生態系統構建基本完成，7 月起進入運營維護期。從施工建設前開始，定期對研究區開展水質與底泥監測，其中水質每月監測1 次，底泥指標每3 個月監測1 次。至2023 年2 月，共監測水質直標10次、底泥指標4次。

現場使用塞氏盤測定水體透明度，并使用柱狀采水器在每個監測點水面以下0.5 m 處取水2 L，4 ℃保存下迅速帶回實驗室測定水體中總磷（TP）、總氮（TN）、氨氮（NH3-N）、高錳酸鹽指數（CODMn）、總固體懸浮物（SS）、葉綠素a（Chl-a）等指標。使用彼得遜采泥器抓取表層底泥樣品，帶回實驗室后測定其中銨態氮（SNH3-N）、全氮（STN）、全磷（STP）和有機質（SOM）質量濃度。各指標的測定方法如表1所示。

表1 水質和底泥指標檢測方法

2.4 數據處理

本研究通過SPSS 20 軟件使用單因素方差分析（One-way ANOVA）比較不同監測點位間及系統構建前后主要水質指標、底泥中營養鹽是否存在顯著性變化，并以Tukey HSD 法進行多重假設檢驗，在P＜0.05 時認定統計結果的顯著性。使用Origin2019軟件進行繪圖。

3 結果與分析

3.1 清水型生態系統構建前后研究區水質變化

整體來看，2022 年7 月清水型生態系統構建完成后，各子研究區（E1、E2、E3）主要水質指標較北湖外湖（C1）均有不同程度的改善。從營養鹽水平來看，各監測樣點NH3-N 質量濃度均較低，整體可以達到地表水Ⅱ類水標準（圖2（a）），系統建成后，研究區內NH3-N 質量濃度在0.052～0.316 mg/L 間，雖然各子研究區間差異較小，但均顯著低于外湖（P＜0.05）。

圖2 清水型生態系統構建前后研究區與外湖水質變化

研究區水體中TN 與NH3-N 類似，系統建成后并沒有表現明顯的時間變化趨勢，但不同子區與外湖間差異顯著（P＜0.05），呈現E3＜E1＜E2＜C1的特征（圖2（b））。其中E3 區在系統建成后平均TN 質量濃度為0.93 mg/L，整體基本達到地表水Ⅲ類水要求，較同期外湖平均TN 質量濃度1.97 mg/L 降低了約52.8%。

清水型生態系統建成對研究區水體TP 影響明顯（圖2（c））。整體來看，研究區TP 質量濃度呈現逐漸降低的趨勢，質量濃度變化幅度在0.01～0.15 mg/L。隨著系統逐漸穩定，2022 年9 月后3 個子區平均TP 質量濃度分別為0.04 mg/L、0.04 mg/L和0.03 mg/L，基本能達到Ⅲ類水的要求，顯著低于同時期外湖TP質量濃度（P＜0.05）。

如圖2（d）所示，研究區與外湖水體中的CODMn質量濃度均較低，在Ⅱ-Ⅳ類水間變化。其中北湖外湖CODMn質量濃度在3.6～8.6 mg/L間變化，平均質量濃度5.6 mg/L。而系統建成后各研究區CODMn平均質量濃度分別為4.3 mg/L、4.2 mg/L和3.5 mg/L，較同時期外湖顯著降低了23%、25%和37.5%。

從水體Chl-a 來看，清水型生態系統的構建可以降低研究區水體中Chl-a 質量濃度，并抑制藻類的增長（圖2（e））。從時間上看，研究區內水體中Chl-a 呈波動降低的趨勢，其中受夏季持續高溫少雨天氣影響，7月水體中藻類生長迅速導致Chl-a質量濃度爆發式增長。除7 月外，系統建成后各研究區內平均Chl-a 質量濃度分別為3.4 μg/L、2.9 μg/L和2.1 μg/L，均顯著低于外湖的9.14 μg/L（P＜0.05）。

清水型生態系統建成后研究區水體SS 呈波動降低的趨勢（圖2（f）），各子研究區水體中SS平均質量濃度分別為15 mg/L、12 mg/L 和10 mg/L，較系統建成前平均降低了50.8%、38.8%和58.2%，并顯著低于同時期外湖25 mg/L的平均水平（P＜0.05）。

研究區內水體SD 呈持續上升趨勢（圖2（g）），到監測后期隨著清水型生態系統的穩定，各子區內水體基本可以實現清澈見底（圖3）。2022年9月至2023 年2 月，各子區平均SD 分別可以達到127 cm、151 cm和171 cm，較系統建設前分別提升了3.6倍、3.1 倍和3.3 倍，并顯著高于北湖外湖水體（P＜0.001）。其中E3區水體透明度提升速度最快，且在后續監測中穩定性要高于E1和E2區。

3.2 研究區富營養化狀態評價

采用綜合營養狀態指數法計算出研究區清水型生態系統構建前后以及外湖區的綜合營養狀態指數（TLI）（圖4）。開展清水型生態系統建設前，研究區和外湖均處于輕度富營養化狀態。系統建成后，研究區內水體逐漸由富營養水平轉變為中營養水平，且顯著低于外湖（P＜0.05）。各研究區的平均TLI 分別為46、45 和40，較建設前分別降低19.4%、15.4%和22.8%，其中E3 區的TLI 顯著低于其他兩處研究區（P＜0.05）。

圖4 清水型生態系統建成前后水體綜合營養狀態指數變化

3.3 研究區底泥中營養鹽質量比變化分析

湖泊表層底泥中TN、TP、SOM 等營養元素的質量比，是反映底泥污染狀況和內源污染程度的重要指標，其分布特征可以反映水體的污染狀況［6］。如表2 所示，在開展清淤工作前各樣點底泥中STN、SHN3-N、STP、SOM的平均質量比或質量分數分別為4.45 g/kg、0.544 g/kg、0.542 g/kg 和3.85%，營養鹽質量比相對較高。通過生態清淤后，外湖和研究區內底泥主要營養鹽（STN、SNH3-N、STP 和SOM）質量比均有顯著減少（P＜0.05），較清淤前平均降低了33.1%、49.4%、21.8%和39.5%。在本研究的監測周期內，從時間上看清淤后外湖底泥中除STP 質量比變化較小外，其余主要營養鹽質量比均有逐漸升高的趨勢。相比之下，通過構建清水型生態系統，各研究區底泥中STP 質量比雖然有所升高，但STN和SOM 質量比變化較小，E2 和E3 區底泥中SHN3-N質量比還出現不同程度的降低。

表2 清水型生態系統建設前后底泥養分變化情況

4 討 論

清水型生態系統的建設是一項系統工程，其中沉水植物群落的恢復被認為是系統構建中最重要的部分，而生境條件的改善則是開展沉水植物種植的前提，只有在改變外部環境的前提下，才能實現生態系統的改變［7］。本研究區域位于玄武湖北湖湖濱帶，根據前期調查，表層底泥中氮磷質量濃度偏高，底泥污染較為嚴重，另外岸邊淺水區由于風浪作用強烈，水體垂直方向動力混合過程會加速沉積物的再懸?。?］，都會對沉水植物的生長產生不利影響。因此，本研究通過底泥清淤、圍隔分區、投放野雜魚控制等措施，對研究區內的基礎環境進行了改良?，F場監測結果表明，清淤后底泥中營養鹽質量濃度顯著減低，能夠滿足沉水植物的正常生長需求。而通過圍隔分區可以起到良好的消浪作用，對于水體透明度提升和后續沉水植物的恢復具有重要作用［9］。

在苦草等沉水植物種植后，通過其根系的固著作用可以直接或間接地促進懸浮物二次沉降，從而降低了研究區內水體中SS 質量濃度并大幅提升水體透明度，而水體透明度的提高反過來又可以促進沉水植物群落的穩定和恢復，二者間可以形成一個良性循環［10-11］。隨著沉水植物群落在研究區內逐漸穩定，由于沉水植物整個植株都位于水面下，其根、莖、葉在生長過程中能夠吸收水體中氮磷等營養鹽［12］，因此研究區水體中主要污染物質量濃度較外湖均出現明顯降低。沉水植物還能有效抑制藻類的生長和暴發。研究區系統構建完成后即遭遇2022年夏季異常持續高溫少雨天氣，這期間外湖水體出現富營養化程度升高以及Chl-a 質量濃度增加、水體顏色泛綠的情況，而研究區內Chl-a的變化幅度則明顯小于外湖。研究區內豐富的沉水植物一方面可以與藻類競爭生長空間和營養物質，并通過分泌化感物質等干擾藻類生長；另一方面，沉水植物通過為浮游動物提供良好的生境，可以促進浮游動物種群的發展，增強其對浮游植物的牧食壓力從而實現抑藻［13-14］。

除降低水體中污染物質質量濃度外，沉水植物對湖泊底泥中內源負荷的控制也具有重要意義。雖然通過生態清淤等措施可以快速、直接地去除污染層，但只能在在短期內降低底泥營養鹽質量比［15］。而沉水植物在生長過程中一方面可以通過根系直接從底泥中吸收營養物質，另一方面植物的根系分泌活動可以改善根際微環境，提高底泥中微生物活性，促進營養鹽礦化［16］。因此在同樣開展生態清淤后，研究區底泥中STN和SOM質量比并未同外湖一樣出現升高的趨勢，而E3區底泥中SNH3-N 質量比還有顯著降低的特征。沉水植物對底泥中營養鹽的去除效果會受到植物種類、形態結構及生長階段等因素的影響，如狐尾藻和篦齒眼子菜等有根沉水植物對沉積物有促淤作用，使沉積相的磷增加［17］，而苦草在進入緩慢生長階段后會促進水體中的磷向底泥中難分解態磷的轉化［18］，這與本研究中研究區內水體TP 質量濃度降低而底泥STP 質量比升高的特征相符。

除了沉水植物外，本研究中投放的無齒蚌、環棱螺等大型底棲動物，隨著種群的增長，也能夠起到去除水體懸浮物、改善水質的效果［19］。在富營養化水體修復初期，通過放養本地濾食性河蚌尤其是幼齡蚌，通過其濾食作用可以改善水體底部光照，為沉水植物生長創造條件［20］。而銅銹環棱螺的引入不僅可以降低內源污染釋放的危險，還能提高沉水植物對浮游植物的抑制效率，對清水穩態的維持具有促進作用［21］。

綜上可知，清水型生態系統構建技術在城市湖泊水生態修復工作中起到良好的效果。城市湖泊修復難度和工程量都非常巨大，在實踐中由于受到湖泊環境特征、投資預算、社會影響等條件的限制，往往很難在全湖范圍開展。本研究也主要通過圍隔分區，在玄武湖北湖東部水域開展清水型生態系統建設。圍隔是開展水生態修復時一種常用的輔助手段，通過建立圍隔系統，可以將目標區域與周圍水環境隔離開來，形成一個相對獨立的生態系統，適當改善水體環境，從而促進沉水植物的恢復，加速圍隔內水體向清水的轉換［22］。但目前使用的圍隔大多為不透水圍隔，圍隔內外完全無水體交流，生態修復的效果僅局限于圍隔內水體。本研究在圍隔分區時通過調整圍隔材料和組合方式，分別構建了半封閉的的E1、E2 區以及完全封閉的E3區。從實際效果來看，雖然半封閉的E1、E2區由于與外湖存在水體交換而導致TN 質量濃度較高，但隨著系統逐漸穩定其余指標基本可以達到Ⅲ類水標準，較研究區外有明顯改善。因此，本研究也為透水圍隔在清水型生態系統構建中的應用提供了工程經驗，為城市湖泊治理提供一定參考。

4 結 語

清水型生態系統建立后，豐富了玄武湖北湖湖濱帶水生生物的多樣性，顯著改善水體水質，研究區內TP、NH3-N 和CODMn質量濃度整體可以達到地表水Ⅲ類水標準，并提升了玄武湖北湖湖濱帶的景觀效果。玄武湖北湖東部湖濱帶的成功治理為玄武湖后續水生態恢復工程提供了借鑒。同時可以看出，采用以沉水植物群落為核心的清水型生態系統構建技術是解決眾多城市湖泊營養化問題的有效途徑。