由河道输入太湖的含营养盐泥沙拦截试验

何翔宇,燕文明,吴挺峰,杨腾腾,胡润涛

由河道输入太湖的含营养盐泥沙拦截试验

何翔宇1,2,燕文明1*,吴挺峰2,杨腾腾2,胡润涛2

(1.河海大学,水文水资源与水利工程科学国家重点实验室,江苏 南京 210098；2.中国科学院南京地理与湖泊研究所,江苏 南京 210008)

在太湖主要入湖河道大浦港河口构建了泥沙拦截槽,结合泥沙沉降观测,分析利用泥沙拦截槽削减经由河道输入太湖的外源性泥沙及营养盐的可行性.结果表明:拦沙槽可以有效收集外源悬浮泥沙及其携带的氮磷污染物.拦沙槽以平均-33.99m3/月的速率淤积,其中在夏秋季淤积较快,最大单月沉降量达到66.34m3,在2020年7月～2021年6月内共收集了淤泥407.89m3,总氮236.91kg,总磷36.46kg.拦沙槽收集的泥沙和营养盐主要来源于太湖流域湖西片区,湖心站沉降的泥沙和营养盐则主要来源于本地底泥再悬浮,相关性分析表明拦沙槽对于总磷的拦截能力优于总氮.据此,建议在沿入湖河道最密集的太湖西岸的滨岸带开挖拦沙槽, 在对太湖各项功能影响最小的前提下,每年可有效减少外源性泥沙输入并降低湖泊氮磷负荷,为太湖控制外源泥沙污染物提供新的治理手段,助力太湖富营养化问题的解决.

拦沙槽；外源泥沙；沉降筒；总氮；总磷

受气候变化和人类活动的影响,湖泊富营养化问题愈演愈烈[1-2].据调查,我国60%～70%的湖泊正遭受着不同程度的富营养化困扰[3-4].富营养化问题归根结底是过量外源性营养盐输入湖泊,并在湖泊水体和表层沉积物中过量富集导致[5].泥沙在湖泊富营养化过程中扮演着重要角色,可通过吸附,絮凝,沉降等作用收集营养盐[6],在水流搬运作用下进入湖泊,直接加剧湖泊水体富营养化,同时也可通过沉降作用进入表层淤泥,增大内源性营养盐释放风险[7-8].

防控湖泊泥沙淤积的主要策略是削减现存量和减少增量.目前,削减现存量的有效手段是底泥疏浚,已被广泛应用于太湖,滇池和巢湖等富营养化湖泊治理中[9-11].减少增量则是通过干扰流域泥沙产汇途径实现,包括增大植被覆盖度,减少土壤侵蚀[12],革新农业管理方式[13]和提高雨污治理效率[14]等.上述措施对于从源头上减少入湖泥沙污染物行之有效,但存在治理目标分散,作业面广和治理成本高等问题.相对而言,局部地形改造是一种更具针对性的入湖泥沙污染物治理措施.该方法通过改造局地地形地貌,增大泥沙在局部水域淤积量,利于减小疏浚作业面积,缓解整个湖泊环境压力[15],例如兴建前置库及河口湿地[16].然而,这些促淤技术需要侵占大量水面或湖容,也面临着植被类型差异及植物的生长周期交替导致效果难以保障的困境,同时对有着航运和泄洪需要的河道造成不便,对于有着多种功能的大型湖泊而言,技术应用受到限制.

利用湖底沟槽清除污染物已作为新方法在巢湖展开应用,并取得良好效果[17].基于这种局部地形改造的思路,本文以遭受严重富营养化危害的太湖为研究对象,在不侵占太湖水面和湖容的前提下,在入太主要河道与湖泊交汇区湖床上建设泥沙拦截槽开展泥沙污染物拦截试验,结合多站点泥沙污染物沉降对比观测,定量评估泥沙拦截槽拦截外源性泥沙和营养盐负荷的能力,以论证此技术在太湖富营养化防控中的可行性.

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

太湖位于长江三角洲核心区,水面积2338km2,平均水深1.9m,是一个大型浅水湖泊.流域内水系发达、河网密布,环湖有228条河道相连通,稠密的水网不仅为湖泊提供了充足的水量,也将流域内水沙污染物输送到太湖.研究表明,外源性氮和磷对太湖贡献率分别达到71%和64%[18].湖西地区是太湖外源性营养盐负荷的主要输出区域之一,而直接受纳湖西地区水沙污染负荷的西太湖则是太湖淤泥的主要分布区,也是沉积物营养盐含量的高值区[6].在内源释放和外源输入的双重影响下,西太湖成为太湖富营养化最为严重的水域,每年4～10月频繁暴发蓝藻水华.大浦港是西太湖主要的入湖河流之一,其入湖氮、磷通量也居环湖河道前列[19].本文在大浦港河口开展泥沙拦截槽削减外源性泥沙和营养盐负荷试验,探索通过改造局地地形(拦沙槽)减少湖泊外源泥沙污染物的可行性.

1.2 拦沙槽构建与监测

在距大浦港河口主航道以北100m,距湖岸200m处构建拦沙槽用于泥沙拦截试验(图1).拦沙槽为开口长方形(长40m,宽21m)的倒置四棱台,槽身长边平行岸线,槽深2.5m,坡度2:1.拦沙槽建设完工2周后的2020年7月14日开展第一次地形测量,使用声学多普勒流速剖面仪(Sontek,M9, USA)测量泥沙拦截槽及其周围的水下地形,获取经纬度坐标和槽深数据集.记录测量点位和路径,此后的1a内(2020年7月14日～2021年6月15日),以此方法每月对拦沙槽地形进行测量,记录拦沙槽淤积过程.

图1 泥沙沉降观测站位置及拦沙槽示意

1.3 泥沙沉降观测

为评估拦沙槽对外源性悬浮泥沙的拦截潜力,分别设置3个泥沙沉降观测站(大浦港站、拦沙槽站和湖心站,图1),同步观测泥沙拦截试验期间3个观测站处水体浊度变化情况和每月泥沙沉降通量.浊度控制器(HN-Z6-I,蓝长集团,中国)的传感器安装于水面以下1m深度处,分辨率为0.1NTU,采样时间间隔0.5h.采用沉降筒法对泥沙沉降通量进行观测[20],沉降筒由一段底面封闭.顶部开口的有机玻璃管制成,其内径和深度分别为4.5cm和30cm.在每个泥沙沉降观测站垂直布设两层沉降筒,上层沉降筒位于水气界面以下50cm处,下层沉降筒则被悬挂于沉积物-水界面以上50cm处,每层设置3个平行沉降筒.

在泥沙拦截槽完工后的1a内,每月对沉降筒内的沉积物样品进行收集.采样时,先用采水器采集沉降筒所在水层的水样,再量取每个沉降筒内的水深和泥深,最后收集沉降筒内的泥水混合物.所取水样和泥样均存放于聚乙烯瓶内,冷藏,送至中科院南京地理与湖泊研究所太湖湖泊生态系统研究站实验室检测,检测项目包括总氮(TN)、总溶解性氮(TDN)、总磷(TP)、总溶解性磷(TDP)及固体悬浮物(SS).

此外,中国科学院南京地理与湖泊研究所太湖湖泊生态系统研究站提供了2020年7月1日～2021年6月30日的逐日降水和逐日风速数据.

1.4 样品的实验室测试

样品分析方法参照《湖泊生态调查观测与分析》[21].将所采集的泥沙沉积物水溶液混合均匀后,取60mL混合样品以3000r/min的转速离心,将上清液和底物分离,在105～110℃环境下将底物干燥至恒重,记录质量,并计算沉积物质量.另取沉积物放入冻干机,48h后取出,将冻干样品研磨至过100目网筛,称取20mg研磨样品,溶解于碱性过硫酸钾溶液,在0.1～0.15MPa压力下保持120℃消解1h,静置过夜后取上清液,用分光光度法测定TN,TP,TDN和TDP含量,最后计算日沉降速率用于分析.

1.5 统计分析

通过Arcgis10.2将M9采集的地形数据坐标系转换为UTM 50坐标系,将转换好的地形数据导入SMS8.0(Surface water modeling system Inc., USA)中,采用克里金插值法绘制拦沙槽区域等深线图;最后将SMS8.0输出的三角网格数据输入Tecplot 360EX (Tecplot Inc., USA)绘制三维地形图,并计算容积.采用皮尔逊相关分析和方差分析对沉降筒内泥沙沉降量的变化过程和浊度变化过程进行相关性分析和差异性检验(<0.05为显著,<0.01为极显著),回归分析用于拦沙槽的容积变化趋势分析,相关操作均在SPSS.25(IBM SPSS, USA) 中完成.Origin 2017 (OriginLab Co., USA)对数据进行绘图.

2 结果与分析

2.1 气象与浊度特征

泥沙拦截实验期间,流域内总降水量为1241.4mm,日最大降水量102.2mm(2020年7月6日).降水的年变化显示(图2),月降水量7月最大(485.8mm),12月最小(14mm).年平均风速(10min)为2.48m/s,最大风速(10min)为19.23m/s(2021年5月14日).月均风速(10min)在2021年3月最大(3.07m/s),2020年9月最小(1.7m/s),其中日极大风速大于7m/s的频率达到72.6%(图3).风向发生频率统计结果表明,7月,9月,10月,11月,1月,2月盛行东北风,8月,4月,5月,6月盛行东南风,12月和3月主导风向分别为北和东.

图2 研究区流域内降水过程

图3 研究区内日极大风速变化过程

除仪器故障而导致部分数据缺测外,泥沙拦截实验期间,大浦港站与湖心站水体浊度无显著相关性(>0.05),变化过程存在显著差异(<0.01,图4),大浦港站水体浊度在7月～次年1月较高,之后逐渐减小并趋于稳定.湖心站水体浊度变化曲线波动剧烈,高浊度时期发生在12月～次年3月间.

图4 2020年7月～2021年6月拦3站水体浊度变化过程

2.2 拦沙槽泥沙沉积的月度变化特征

尽管水下施工具有不确定性,但是建成的拦沙槽形状与设计形态较为相似(图5).刚建成的(2020年7月14日)拦沙槽呈倒棱台状,深度为2.2m,长度35m,宽度18m,容积为592.63m3.观测期间,2月,5月缺少监测船导致拦沙槽监测中断,其余时段正常观测.拦沙槽深度以平均-0.156m/月的速度减小.拦沙槽形状变化逐月监测结果显示(图6),在淤积作用下,槽坡度逐渐减小,由深槽变为浅扁形槽体.泥沙拦截试验期间,拦沙槽容积以-33.99m3/月的速度递减到次年6月的184.74m3.递减速率具有随时间减小的趋势(=664.02e-0.105x,2=0.9973).其中,拦沙槽容积缩减最快速度出现在9～10月,单月最大缩减速度达到-66.34m3/月.随着拦沙槽不断淤浅,槽内泥沙沉降速率和沉降量也逐渐减少.

2.3 沉降筒中泥沙沉降量

2021年4月湖心处沉降筒因鱼落筒而导致筒内无泥沙沉降,数据丢失,其余时段大浦港,拦沙槽和湖心处沉降筒中泥沙沉降结果见表1. 3个站点的上层沉降筒内泥沙的月平均沉降深度分别为9.79, 4.95和2.62cm,其中拦沙槽,大浦港站沉降筒内泥沙每月沉降量均大于湖心站;而3站下层沉降筒内泥沙月平均沉降分别为11.57, 9.56和4.63cm.此外,拦沙槽内沉降泥沙的月均积累厚度大于拦沙槽站上层或下层沉降筒内每月平均沉降厚度.

图5 2020年7月～2021年6月拦沙槽容积变化(其中2月、5月为拟合曲线计算理论值)

图6 2020年7月～2021年6月拦沙槽形状变化

表1 3个观测站沉降筒内每月泥沙沉降厚度及对应的拦沙槽淤积厚度(cm)

泥沙沉降结果显示(图7),拦沙槽站和大浦港站的上层沉降筒内泥沙最大沉降速率分别为2.2和1.08g/d,均出现在10月;最小沉降速率为0.31和0.17g/d,均出现在11月;11月后3站沉降筒内泥沙沉降速率均出现上升.上层水体中的泥沙沉降速率均值分别为大浦港站(1.19±0.11)g/d>拦沙槽站(0.75±0.08)g/d>湖心站(0.45±0.08)g/d.3站下层沉降筒内泥沙沉降速率变化过程与上层沉降筒实验结果相似,但下层流速较缓,沉降速率较上层有明显提升,平均沉降速率分别为(2.05±0.27),(1.75±0.24)和(1.09±0.35)g/d.

图7 2020年7月-2021年6月3个观测站水体SS沉降速率变化

2.4 沉降筒中氮、磷沉降量

泥沙拦截实验期间,大浦港站,拦沙槽站和湖心站上层沉降筒内TN沉降速率均值分别为(2.65±0.20), (1.74±0.13)和(1.28±0.21) mg/d(图8a).大浦港站,拦沙槽站和湖心站上层沉降筒内TN沉降速率最大值分别出现在6月,7月和7月.3站下层沉降筒内TN沉降速率均值分别为(4.25±0.49),(3.88±0.55)和(1.63±0.22) mg/d(图8b).大浦港站和拦沙槽站下层沉降筒内TN沉降速率较上层沉降结果有所上升,湖心站的TN沉降速率沿垂向无明显增幅.大浦港站,拦沙槽站和湖心站上层沉降筒内泥沙的TDN占比分别为9.39%, 7.88%,11.52%,下层沉降筒内泥沙的TDN占比分别为6.24%,6.06%,8.85%.垂向分布上,上层沉降筒沉降泥沙中TDN含量高于下层;水平分布上,湖心站沉降泥沙中的TDN含量高于其他两站.相关性分析结果表明:拦沙槽站和大浦港站的上层沉降筒内TN沉降速率呈显著相关(2=0.714,<0.05),下层沉降筒内TN沉降速率呈极显著相关(2=0.799,<0.01).

图8 2020年7月～2021年6月3个观察站水体TN沉降速率变化

图9 2020年7月-2021年6月3个观测站水体TP沉降速率变化

观测期间TP的沉降速率如图9所示,大浦港站,拦沙槽站和湖心站上层沉降速率均值分别为(0.76±0.10),(0.37±0.04)和(0.17±0.03) mg/d,大浦港站和湖心站最大沉降速率均出现在6月,拦沙站为5月.下层中大浦港站,拦沙槽站和湖心站的沉降速率变化过程与上层相似,沉降速率均有增幅,分别为(1.21±0.16),(0.90±0.17)和(0.31±0.10)mg/d.TDP沉降量占比与TDN相比更少,大浦港站,拦沙槽站,湖心站分别为上层0.87%,0.94%,1.61%;下层为0.9%, 1.22%,2.28%.同时,相关分析表明,大浦港站沉降筒内TP沉降量与拦沙槽站TP沉降量具有极显著正相关(2=0.941,<0.01,2=0.942,<0.01),而湖心站与二者并无明显相关性.

3 讨论

自2020年7月～2021年6月内,拦沙槽收集了泥沙407.89m3,TN236.91kg、TP36.46kg,形状由深槽向浅槽转变.沉降筒实验结果表明,拦沙槽内的泥沙沉积高度大于其上方沉降筒沉积高度.三个观测站中,大浦港站和拦沙槽站泥沙沉降量较多,其中下层沉降筒有着更高的泥沙沉降量以及氮磷含量,所沉降泥沙中溶解性氮磷含量均较低.

拦沙槽收集泥沙主要来自于大浦港河道,多分布于下层水体.在河口与湖泊交汇区域,河水与湖体强烈的能量互换过程和湖体内动力的衰减是使得悬浮物絮凝沉降的重要原因,因而入湖河口区也是不同来源悬浮物沉降的主要区域[6].观测结果显示拦沙槽站泥沙沉降速率与大浦港站泥沙沉降速率呈显著正相关(上层2=0.882,<0.01;下层2= 0.862,<0.01),且大浦港站水体浊度高值期对应于拦沙槽淤积速率最快时段.这说明拦沙槽站所沉降泥沙与大浦港处沉降的泥沙具有相同来源,均是由大浦港河道输入的湖西地区产生的水沙污染物[6,22].同时,下层水体中泥沙沉降量大于上层,这是因为下层水体流速相对较慢,更利于沉降.而湖心站泥沙沉降速率与其他两站的泥沙沉降速率均无显著相关性,且其水体浊度变化过程与风速变化过程呈显著正相关(<0.05).这表明湖心站水体浊度变化主要受到风浪影响,沉降筒中收集物主要为风浪侵蚀悬浮的本地泥沙[23].

在收集外源泥沙的同时,拦沙槽对于外源性氮磷营养盐也有着滞留作用.相关性分析表明拦沙槽站和大浦港站的沉降筒内TN,TP呈显著正相关(<0.05),拦沙槽所沉降氮磷来源于大浦港河道输入.拦沙槽的应用降低了氮磷进一步迁移扩散的可能,减小其释放风险.此外,大浦港站与拦沙槽站水体TP的沉降速率相关系数大于水体TN的沉降速率相关系数,拦沙槽对于磷的拦截效果高于氮.究其原因,磷的化学活泼性要低于氮,其形成的化合物溶解性较低,磷多以颗粒态的形式存在[24],易于在水动力滞缓的河口区发生沉降;反之,氮的化合物易溶于水,可以随水流作长距离迁移,不易在河口发生沉降[25].

除了悬浮泥沙外,拦沙槽还能收集高流动性湖相淤泥.研究的观测结果显示,研究时段内,拦沙槽内泥沙沉积高度(约5.2cm/d)大于沉降筒内泥沙沉降高度(约3.5cm/d).这是因为,太湖表层底泥属于高含水细颗粒淤泥,具有很强的流动性,易于在湖体内力推动下汇入拦沙槽[17].此外,需要指出的是对拦沙槽及时疏浚是非常必要的.这不仅能够增大拦沙槽的容积,减少风浪引起的侵蚀悬浮,还降低了拦沙槽所在水域发生内源氮磷污染释放风险.基于以上试验和分析,拦沙槽既可以有效对外源输入泥沙及营养盐进行拦截沉降,也可以收集湖泊表层流动性淤泥,有效防控浅水湖泊富营养化.

4 结论

4.1 拦沙槽自2020年7月至2021年6月内,总计收集了泥沙407.89m3,TN 236.91kg,TP 36.46kg.在夏秋季高浊度时期,沉降量更多,最大单月沉降量达66.34m3.

4.2 在流速更低的下层水体中,泥沙及营养盐沉降效果更好,其中对于磷的拦截沉降效果优于氮. 除沉降外源悬移泥沙外,拦沙槽亦收集湖底表层强流动性底泥.

[1] 董一凡,郑文秀,张晨雪,等.中国湖泊生态系统突变时空差异[J]. 湖泊科学, 2021,33(4):992-1005.

Dong Y F, Zheng W X, Zhang C X, et al. Temporal and spatial differences of lake ecosystem regime shift in China [J]. Journal of Lake Science, 2021,33(4):992-1005.

[2] Jin X C, Xu Q J, Huang C Z. Current status and future tendency of lake eutrophication in China [J]. Science China Life Sciences, 2005, (48):948-954.

[3] Xue B, Yao S C, Xia W L, et al. Some sediment-geochemical evidence for the recent environmental changes of the lakes from the middle and lower Yangtze River basin, China [J]. Quaternary International, 2010,226(1):29-37.

[4] 陈小锋,揣小明,杨柳燕.中国典型湖区湖泊富营养化现状、历史演变趋势及成因分析[J]. 生态与农村环境学报, 2014,30(4):438-443.

Chen X F, Chuai X M, Yang L Y, et al. Status quo, historical evolution and causes of eutrophication in lakes in typical lake regions of China [J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2014,30(4):438-443.

[5] 秦伯强.浅水湖泊湖沼学与太湖富营养化控制研究[J]. 湖泊科学, 2020,32(5):1229-1243.

Qin B Q. Shallow lake limnology and control of eutrophication in Lake Taihu [J]. Journal of Lake Sciences, 2020,32(5):1229-1243.

[6] 郭长城,喻国华,王国祥.河流泥沙对污染河水中污染物的吸附特性研究[J]. 生态环境, 2006,(6):1151-1155.

Guo C C, Yu G H, Wang G X. Adsorption properties of sediment to pollutants of contaminated river water [J]. Ecology and Environment, 2006,(6):1151-1155.

[7] Wu T F, Qin B Q, Justin D, et al. Spatial distribution of sediment nitrogen and phosphorus in Lake Taihu from a hydrodynamics- induced transport perspective [J]. Science of the Total Environment, 2019,650:1554-1565.

[8] Deng H G, Wang D Q, Chen Z L, et al. Vertical dissolved inorganic nitrogen fluxes in marsh and mudflat areas of the yangtze estuary [J]. Journal of Environmental Quality, 2014,43(2):745-752.

[9] Chen C, Kong M, Wang Y Y, et al. Dredging method effects on sediment resuspension and nutrient release across the sediment-water interface in Lake Taihu, China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2020,27:25861–25869.

[10] 汪 淼,王圣瑞,焦立新,等.滇池沉积物内源氮释放风险及控制分区[J]. 中国环境科学, 2016,36(3):798-807.

Wang M, Wang S R, Jiao L X, et al. The risk and control division of endogenous nitrogen release in Dianchi Lake sediment [J]. China Environmental Science, 2016,36(3):798-807.

[11] 王广召,方 涛,唐 巍,等.疏浚对巢湖重污染入湖河流沉积物中污染物赋存及释放的影响[J]. 湖泊科学, 2014,26(6):837-843.

Wang G Z, Fang T, Tang W, et al. Long-term effects of dredging on pollutant distribution in sediments of a heavily polluted inflow rive [J]. Journal of Lake Sciences, 2014,26(6):837-843.

[12] Hou J, Fu B j, Wang S, et al. Comprehensive analysis of relationship between vegetation attributes and soil erosion on hillslopes in the Loess Plateau of China [J]. Environmental Earth Sciences, 2014,72 (5):1721–1731.

[13] 李宗善,杨 磊,王国梁,等.黄土高原水土流失治理现状、问题及对策[J]. 生态学报, 2019,39(20):7398-7409.

Li Z S, Yang L, Wang G L, et al. The management of soil and water conservation in the Loess Plateau of China: Present situations, problems, and counter-solutions [J]. Acta ecologica sinica, 2019,39 (20):7398-7409.

[14] Juan S, Jordi B, Gemma V, et al. Determination and occurrence of phthalates, alkylphenols, bisphenol A, PBDEs, PCBs and PAHs in an industrial sewage grid discharging to a municipal wastewater treatment plant [J]. Science of the Total Environment, 2009,407(13): 4157-4167.

[15] 范成新,刘 敏,王圣瑞,等.近20年来我国沉积物环境与污染控制研究进展与展望[J]. 地球科学进展, 2021,36(4):346-374.

Fan C X, Liu M, Wang S R, et al. Research progress and prospect of sediment environment and pollution control in China in recent 20 years [J]. Advances in earth science, 2021,36(4):346-374.

[16] 李 彬,吕锡武,宁 平,等.河口前置库技术在面源污染控制中的研究进展[J]. 水处理技术, 2008,34(9):1-6,10.

Li B, Lv X W, Ning P, et al. Advances of pre-reservoirs technology for non-point sources pollution control [J]. Technology of watertratment, 2008,34(9):1-6,10.

[17] 张怡辉,胡月敏,彭兆亮,等.湖底陷阱捕获内污染技术在浅水湖泊的应用[J]. 中国环境科学, 2021,41(12):5654-5663.

Zhang Y H, Hu Y M, Peng Z L, et al. Application of bottom trap technology to capture internal pollution of shallow lakes [J]. China Environmental Science, 2021,41(12):5654-5663.

[18] 逄 勇,颜润润,李一平,等.内外源共同作用对太湖营养盐贡献量研究[J]. 水利学报, 2008,39(9):1051-1059.

Feng Y, Yan R R, Li Y P, et al. Contribution of combined action of exogenous source and internal load on water nutrient in Taihu Lake [J]. Journal of hydraulic engineering, 2008,39(9):1051-1059.

[19] Qin B Q, Xu P Z, Wu Q L, et al. Environmental issues of Lake Taihu, China [J]. Hydrobiologia, 2007,581(1):3-14.

[20] Bloesch J, Burns N M. A critical review of sedimentation trap technique [J]. Aquatic Sciences, 1980,42:15–55.

[21] 金相灿,屠清瑛.湖泊富营养化调查规范[M]. 2版.北京:中国环境科学出版社, 1990:33-51.

Jin X C, Tu Q Y. Standard for investigation of lake eutrophication [M]. 2nd edition. Beijing: China Environmental Science Press, 1990:33-51.

[22] Wang J J, Zhao Q H, Pang Y, et al. Research on nutrient pollution load in Lake Taihu, China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017,24(21):865-873.

[23] Abdul Jalil, Li Y P, Zhang K, et al. Wind-induced hydrodynamic changes impact on sediment resuspension for large, shallow Lake Taihu, China [J]. International Journal of Sediment Research, 2019, 34(3):205-215.

[24] 陈仕奇,龙 翼,严冬春,等.三峡库区石盘丘小流域氮磷输出形态及流失通量[J]. 环境科学, 2020,41(3):1276-1285.

Chen S Q, Long Y, Yan D C, et al. Characteristics of nitrogen and phosphorus output and loss flux in the Shipanqiu Watershed, Three Gorges Reservoir Area [J]. Environmental Science, 2020,41(3):1276- 1285.

[25] Zhu Z F, Xiong X Z, Liang, et al. On the flocculation and settling characteristics of low- and high-concentration sediment suspensions: effects of particle concentration and salinity conditions [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2018,25(14):14226– 14243.

Interception experiment of nutrient-laden cohesive sediment imported from river channel into Lake Taihu.

HE Xiang-yu1,2, YAN Wen-ming1*, WU Ting-feng2, YANG Teng-teng2, HU Run-tao2

(1.State Key Laboratory of Hydrology-Water Resources and Hydraulic Engineering, Hohai University, Nanjing 210098, China；2. Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China)., 2022,42(4)：1854～1860

The sediment trap experiment was conducted at the estuary of Dapu River to study the feasibility of using sediment trap to reduce the exogenous sediment and nutrients into Lake Taihu. The results showed that the sediment trap could effectively collect the exogenous sediment and the nutrients carried by the river. The sediment trap was deposited at an average rate of -33.99m3/month, and the maximum monthly sedimentation (66.34m3) appeared in September. The annual-averaged collection of suspended solids, total nitrogen, and total phosphorus were 407.89m3, 236.91kg, 36.46kg, respectively. The sediment and nutrients collected by the sediment trap mainly came from the Dapu River, which mainly came from locals in the center observation station. Correlation analysis showed that the sediment trap’s intercepting capacity for total phosphorus was better than that of total nitrogen. Therefore, this paper proposed to excavate sediment traps along the shoreline of the west bank of Lake Taihu, where the estuaries were the densest, which could effectively reduce the load of exogenous sediment and nutrients in Lake Taihu. This study provided a new method for the problem of eutrophication in Lake Taihu.

sediment trap; exogenous sediment; settling cylinder; total nitrogen; total phosphorus

X524

A

1000-6923(2022)04-1854-07

何翔宇(1997-),男,四川蒲江人,河海大学硕士研究生,主要从事环境水文及水环境保护研究.发表论文2篇.

2021-09-13

国家重点研发计划项目第五课题(2017YFC0405205);“一带一路”水与可持续发展科技基金资助项目(2020491811);国家自然科学基金资助项目(41790425,41971047,41621002,42071118)

*责任作者, 高级实验师, ywm0815@163.com