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台特玛湖是我国最大的内陆河塔里木河与车尔臣河的尾闾湖。20世纪70年代后，由于塔里木河中上游截流用水，1 321 km的干流河道有近400 km出现断流，尾闾台特玛湖干涸，大片胡杨林死亡[1]。为遏制塔里木河流域生态环境持续恶化，2000年国家启动了塔里木河流域近期综合治理工程，投资107×109元，向河流下游生态输水[2-3]。近20 a，台特玛湖水面逐渐恢复，现已成南疆第2大湖泊，湖泊生态环境不断得到改善，是阻断塔克拉玛干和罗布泊合拢的生态屏障[4-5]。台特玛湖周边50 km区域无人类居住、无工业和农业污染，其入湖河流水体水质是Ⅱ类，但台特玛湖水体呈劣Ⅴ类水质，主要超标因子为COD、氟化物、TN，因此，需要结合流域和气候特征，进一步探究台特玛湖流域水质超标的原因。
DOM是湖泊生态系统中一种重要的化学组分，作为表征有机污染的重要指标，主要由C、H、O、N、S和P等元素组成[6]，在污染物的迁移转化、生物降解和营养物质循环等方面也扮演着重要角色[7-9]。而荧光光谱法具有快速、高灵敏度、低检测限、所需样品量少和对样品结构无破坏等特点[10-11]，被广泛用于研究各类水体中的DOM。目前针对台特玛湖的研究主要集中在台特玛湖生态输水后湖泊面积变化[5]、植物群落及多样性[12-13]和土地利用变化[14-15]等，但相关水环境质量的研究却较少。为此，采用荧光光谱法研究台特玛湖流域水体DOM光谱特征，有利于从定性和定量的角度揭示DOM性质、浓度及分布特征等。
为探究台特玛湖水质超标原因以及DOM的来源，对台特玛湖流域水质指标进行了检测，通过DOM的三维荧光区域积分法和平行因子分析法，分析了DOM在台特玛湖流域水生生态系统中的组成，研究了其各组分的光谱特征，探讨了水质参数与荧光组分的关系，可为台特玛湖流域水环境保护提供参考。
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台特玛湖位于巴音郭楞蒙古自治州若羌县北部、塔里木盆地东南部，平均海拔805 m，是塔里木河和车尔臣河的尾闾湖。20世纪80年代末，车尔臣河河道自库完墩向北迁移，河水流经沙漠，在沙丘间蓄积形成康拉克湖群。台特玛湖是由阿尔金山冲积平原和塔里木河交汇处的洼地积水形成的，为冲积平原－湖积地貌，湖区平坦开阔，土壤类型主要有3种，分别为风沙土、胡杨林土和沼泽土。该区属典型的暖温带大陆性干旱气候，气候干燥，降水稀少，蒸发强烈，年均降水量28.5 mm，而年蒸发量高达2 920.2 mm。台特玛湖西侧为塔克拉玛干沙漠，东侧为库鲁克沙漠，可有效阻断两大沙漠的合拢。自然植被主要由胡杨、红柳、梭梭、芦苇及骆驼刺等植物组成。
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分别于2021年11月、2022年1月、3月和6月在塔里木河(t1、t2、t3)、台特玛湖(T1、T2、T3、T4、T5、T6、T7、T8、T9)和康拉克湖(K1、K2、K3、K4、K5)进行了采样(图1)。现场采用便携式溶解氧仪(REX 型号，JPBJ-608，中国)测定溶解氧，采用pH计(PHBJ-260F，上海精密科学仪器有限公司，中国)测定pH。同时采集表层(0~30 cm)水样500 mL，低温保存，运回实验室储存在4 ℃的冷藏室中供分析备用。矿化度采用重量法测定，总氮采用碱式过硫酸钾消解紫外分光光度法测定，化学需氧量采用快速消解分光光度法(DR-1900，哈希，美国)测定，氟化物采用离子色谱法(ICS-1500，美国戴安公司，美国)测定。水样用0.45 μm醋酸纤维膜过滤后，进行光谱测定分析。
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1)荧光光谱分析。采用日立(Hitachi)F-7000荧光分光光度计对过滤水样进行测定。测定条件为：150 W氙灯为激发光源，PMT电压设为700 V，扫描光谱进行仪器自动校正，激发波长(Ex)为200~450 nm，发射波长(Em)为250~600 nm，间隔和狭缝宽度为5 nm，扫描速度为2 400 nm·min−1，将Milli-Q超纯水作空白去除拉曼散射，在位于发射波长等于激发波长或2倍激发波长的光谱区域，将瑞利散射及上方的光谱数据均视为0，以消除瑞利散射的影响。
2)平行因子分析法。在MATLAB 2021a软件上应用DOMfluor工具箱，对所有样品的三维荧光光谱数据进行平行因子分析。平行因子分析三维荧光光谱为常用的数学统计的方法，将DOM复杂的荧光数据矩阵分离出不同的组分，把三维荧光数据组分解成3个线性项和一个残留数组，从而识别其特征[16]。
3)三维荧光区域积分法。按照CHEN[17]等提出的荧光区域积分(FRI)分析法，将荧光区域按照激发波长和发射波长的不同范围划分为5个区域，分别为：区域Ⅰ(Ex/Em=200~250 nm/280~330 nm)为酪氨酸类蛋白质；区域Ⅱ(Ex/Em=200~250 nm/330~380 nm)为色氨酸类蛋白质；区域Ⅲ(Ex/Em=200~250 nm/380~550 nm)为富里酸类物质；区域Ⅳ(Ex/Em=250~450 nm/280~380 nm)为可溶性微生物代谢物；区域Ⅴ(Ex/Em=250~450 nm/380~550 nm)为类腐殖质酸物质。
根据FRI方法，通过Origin9.1计算荧光区域的积分体积Фi；对荧光区域的积分体积进行标准化，得到区域i的标准化积分体积Фi,n；再计算总荧光区域标准化积分体积ФT,n；最后计算区域i标准化积分体积占总标准化积分体积之比Ｐi,n[18]。
4)荧光指数法。采用荧光指数(FI)、腐殖化指数(HIX)、自生源指标(BIX)、新鲜度指数(β:α)、Fn(355)和Fn(280)来探讨DOM的来源特征。FI反映了芳香氨基酸与非芳香物对DOM荧光强度的相对贡献率[19]，HIX用来表示有机质腐殖化程度[20]，BIX反映了新产生的DOM在整体DOM中所占的比例[21]，β:α表征新产生的DOM占整体DOM的比例[20]，Fn(355)表征类腐殖质物质相对浓度水平，Fn(280)表征类蛋白物质相对浓度水平[22]。
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在MATLAB 2021a软件中进行三维荧光光谱图绘制和区域积分分析，运用Origin 9.1软件分析处理数据，运用SPSS 25软件进行相关性分析。
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台特玛湖流域的矿化度、COD、TN、氟化物检测结果如图2所示。可见，塔里木河各指标均符合地表水环境质量Ⅱ类标准，台特玛湖和康拉克湖呈劣Ⅴ类水质，COD、TN和氟化物均存在不同程度的超标。塔里木河矿化度、COD、TN、氟化物的平均质量浓度分别为585.09、9.09、0.35、0.76 mg·L−1。台特玛湖矿化度、COD、TN、氟化物的平均质量浓度分别为3 854.97、23.06、0.66、1.55 mg·L−1。康拉克湖矿化度、COD、TN、氟化物的平均质量浓度分别为7 142.92、36.08、1.01、1.92 mg·L−1。由于台特玛湖水量主要由塔里木河补给，且除了蒸发外，基本没有任何出口，成为最终的物质归宿区，导致湖泊的矿化度一直居高不下。通过调研发现，台特玛湖周边50 km区域无人类居住、无工业和农业污染。同时台特玛湖气候干旱，且属于封闭性湖泊，年蒸发量超过补给量，面积大，水深浅。这可能是导致湖泊中有机物、氟化物和氮浓度不断增加、水质变差的原因。
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利用PARAFAC对台特玛湖流域所有样品的三维荧光光谱图进行解谱，确定了样品中DOM的4种主要荧光组分，相应的激发和发射光谱图如图3所示，类型及与文献的对比见表2。组分主要为1个类腐殖质组分(C1)和3个类蛋白组分(C2、C3、C4)。
C1组分(Ex/Em=245 nm/430 nm)属于紫外光类腐殖质，以富里酸为代表，荧光峰相应于传统陆源类腐殖峰A(Ex/Em=230~260 nm/380~460 nm)[23-25]。C2组分(Ex/Em=225 nm(275 nm)/340 nm)具有2个激发峰和1个发射峰，其中225/340 nm峰相应于传统的低激发色氨酸S峰(Ex/Em=220~230 nm/320~350 nm)区域，275/340 nm峰相应于传统的高激发色氨酸T峰(Ex/Em=270~280 nm/320~350 nm)区域，代表类蛋白质荧光峰[23-24,26-27]。C3组分(Ex/Em=220 nm(265 nm)/310 nm)属于生物降解来源的酪氨酸，与DOM中的芳环氨基酸结构有关，荧光峰相应于传统的D峰(Ex/Em=220~230 nm/300~310 nm)和B峰(Ex/Em=270~280 nm/300~310 nm)区域[28-29]。C4组分(Ex/Em=200 nm/310 nm)为类蛋白荧光基团，以类酪氨酸为代表，荧光峰与传统的D峰相似[24,27]。
根据平行因子分析，S、T、B、D峰均属于类蛋白荧光峰，反映的是生物降解后的色氨酸和酪氨酸，其与DOM中的芳香环结构有关[30]。A峰反映的是腐殖酸形成的荧光峰，代表较难降解的DOM，被认为与类富里酸荧光和腐殖质结构中的羰基和羧基等有关，由分子结构复杂的腐殖质类产生[19,31]。一般认为，类腐殖酸主要是外源输入，来源于陆源植物残体的腐烂、降解产物等[28]，类蛋白物质主要来源于藻类暴发后的生物残体释放或生活污水的陆源输入[32-33]。以上结果说明台特玛湖流域水体DOM的来源表现出内源和外源的双重特性。
为了更深层次探究DOM的荧光特性，运用荧光光谱FRI对DOM的三维荧光光谱进行定量分析，对三维荧光光谱进行区域积分是对三维荧光光谱定量分析的一种有效手段，能详细解释DOM物质组成和荧光团的变化[34]。各采样点的总积分标准体积见图4。由图4可以看出，T1和T7的DOM荧光强度较强。说明该点位水体中浮游植物、浮游动物被微生物降解的残体较多，导致其类蛋白物质浓度高。台特玛湖DOM荧光强度相较塔里木河与康拉克湖有所升高，DOM的荧光强度高低在很大程度上指示了水体中溶解性有机物的含量[35]，台特玛湖地处干旱地区，降雨稀少，湖泊面积大，水深浅，水体更新缓慢和内源的累积可能是台特玛湖DOM荧光强度高的原因。
各荧光组分占比见图5，可以看出，台特玛湖流域水体中DOM主要为酪氨酸类蛋白质和色氨酸类蛋白质，占总体比例为66.57%。所有采样点5个荧光组分积分标准体积在总积分标准体积中的占比均值从大到小依次排序为：Ⅱ色氨酸类蛋白质(33.40%)﹥Ⅰ酪氨酸类蛋白质(33.17%)﹥Ⅲ富里酸类物质(19.53%)﹥Ⅴ腐殖酸类物质(7.34%)﹥Ⅳ溶解性微生物代谢产物(6.56%)。根据荧光峰位置及前人研究可知，I区、II区及IV区的荧光物质与类蛋白物质有关，III区和V区的荧光物质与类腐殖质有关，其中V区所代表物质的分子量更大，芳构化和共轭程度更高[36]。
综上所述，台特玛湖流域DOM主要以类蛋白物质为主，类腐殖质物质较少。台特玛湖初级生产力以浮游植物为主，绿藻和蓝藻是台特玛湖的优势种，藻类堆积死亡后能释放大量的类蛋白质物质，水体的自生源特征增强。同时，藻类能够为更多不同种类的微生物提供碳源，这些微生物优先分解水体中易降解有机物，导致水体腐殖化程度较低[37]。台特玛湖流域水体中低分子DOM组分相对更丰富，由于尾闾湖泊水体无法流动，水的停留时间延长，所有植物死亡分解后，全部留在水中，太阳长期的照射可能会增加水中光化学氧化过程的程度，并伴随天然水体中盐度的增加，复杂的腐殖酸分子被分解成低分子量的富里酸物质[38]。
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DOM的荧光特征参数见图6。由图6(a)和图6(c)可以看出，荧光指数FI在1.314 9~2.195 8，均值为1.645 6±0.220 8。当FI<1.4时DOM是陆地或土壤源输入，水体自身生产力贡献相对较低，FI在1.4~1.9之间表明水体DOM是陆源和自生源贡献相结合，FI>1.9表明微生物活动强烈自生源特征明显，表明台特玛湖流域水体DOM为陆源和自生源贡献结合。由图6(a)和图6(d)可以看出，自生源指标BIX在0.768 3~3.053 3，均值为0.988 6±0.302 2，BIX>0.8自生源特征明显，BIX<0.8自生源特征不明显。表明台特玛湖流域新生的自生源DOM较多，自生源指标体现新生DOM在总体DOM中所占比例，比例越高，说明水体DOM降解生成内源性有机物的能力越强，可见水体DOM具有较强的自生源特征。腐殖化指数HIX在0.255 2~2.078 7，均值为1.102 9±0.475 2，HIX>4表明腐殖化程度高，HIX<4表明腐殖化程度低，由此可见台特玛湖流域腐殖化程度较低。由图6(a)~(b)可以看出，新鲜度指数β:α在0.723 6~3.053 3，均值为0.950 9±0.309 1，说明台特玛湖流域水体新生DOM占比较高，且水体生物活性较高，与自生源指标分析结果一致。Fn(355)代表DOM中类腐殖质组分的相对浓度，Fn(280)代表类蛋白质的相对浓度，也是DOM陆源和自身源相对贡献率的表征指标。Fn(355)在3.421~54.845，均值为18.077 1±12.400 4，Fn(280)在20.069~604.7，均值为94.236 4±90.019 5，进一步验证荧光组分识别结果，台特玛湖流域DOM主要以类蛋白物质为主，类腐殖质物质较少。
结合上述6种荧光特征参数以及区域积分的计算结果可以得出，台特玛湖流域DOM来源是陆源与自生源共同作用的结果，且主要以内源输入为主，新产生的有机物相对浓度高，腐殖化程度低，类蛋白物质大于类腐殖质物质。台特玛湖地处干旱地区，无工业和农业污染，推测其更多的是来源于内源生有机质或水生植物的残留物，除了藻类和水生植物腐解后对水体内源污染有贡献以外，沉积物释放也会影响水体DOM组成结构和分布规律，随着沉积物降解时间的增长，大量类蛋白物质向上覆水体中释放，另外，由于尾闾湖的封闭性、面积大、水深浅及高蒸发量，水体无交换，有利于有机物的积累，说明藻类和水生植物的沉积和分解是水体COD的重要贡献。
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DOM在水体生态系统中可以促进营养物质尤其是氮磷元素的循环，而且还是碳循环的重要载体[39]，因此，开展DOM与水质参数的相关性分析是非常有必要的。一方面，不仅可以探讨台特玛湖流域水环境中DOM与水质的关系；另一方面，还可以借助其相关性来指示环境中水质参数的变化，方便监测和生态环境的保护。表1反映了对台特玛湖流域的水质参数与荧光组分进行相关性分析结果。
台特玛湖流域类腐殖质组分C1、类蛋白质组分C2、类蛋白质组分C3间互为极显著正相关，说明不同组分间可能存在相同的来源或变化趋势。组分C1、C2、C3与COD、TN、HIX呈显著正相关，氮是构成某些DOM的必须元素，也是微生物生长的营养物质，表明台特玛湖流域水中DOM部分荧光组分的演变与氮循环关系密切。DOM组分在一定程度上也可以反应COD值大小及水体有机污染情况。COD还与矿化度、TN和氟化物之间呈显著正相关，说明其来源相关性较强。矿化度与TN、BIX和β:α呈显著正相关，说明矿化度在一定程度上影响水体生物活性和自生源特征。氟化物与矿化度之间具有极强正相关，台特玛湖作为典型的封闭型湖泊，长期的蒸发浓缩作用是水体矿化度高的主要影响因素，推测氟化物浓度较高也是湖体长期积累的结果，氟化物通常在火山岩中浓度较高[40]，未来的工作可以重点关注台特玛湖流域岩层中是否含有较多的氟化物。
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综上分析，由于台特玛湖湖面过大、水深过浅，蒸发量大[41]，湖体中藻类和水生植物的自身腐败，难降解有机污染物质累积导致COD偏高。自然界中氟化物分布广泛，岩石风化作用、矿产开发、工业生产、生活日常使用等均会向水体释放氟化物，水体氟化物偏高将为湖泊生态系统及人类健康带来较大风险。通过相关性分析发现，台特玛湖氟化物和矿化度之间的相关性显著，说明矿化度和氟化物的累积过程具有较强的同步性，氟化物浓度偏高与台特玛湖水体更新不畅有较大关系，氟化物常年累积导致其浓度偏高。为改善台特玛湖区域水环境质量，考虑到当地实际情况和可能达到的预期效果，现提出以下措施与建议。
1)完善台特玛湖流域水资源分配。自然作用是对环境较长期的调节过程，流域生态环境具有调整适应的能力，但人类活动具有放大作用[42]，虽然生态输水工程在一定程度上缓解了台特玛湖的咸化过程，但并未从根本上改变尾闾湖的属性。由于台特玛湖特殊的地理环境和气候特征，导致台特玛湖水位及水盐关系紊乱，同时由于污染物的累积导致COD及氟化物浓度超标，给区域生态系统带来不利影响。因此，完善台特玛湖流域水资源分配方案，开展台特玛湖水系更新方案研究，在保障流域生态安全前提下，开展台特玛湖生态输水工程，加快台特玛湖水系更新速率。针对性研究水陆统筹的盐度及矿化度控制技术，如流域节水工程、生态移民、生态输水、人工修筑阶梯状塘堰等[43]。
2)加强台特玛湖流域水质监测。目前针对台特玛湖的研究主要集中在台特玛湖生态输水后湖泊面积变化、植物群落及多样性和土地利用变化等，但相关水环境质量的研究却较少。应加强台特玛湖流域水质监测，定时定点对台特玛湖区域对地表水、地下水、植被响应、生物多样性等方面进行监测，取得长时间的监测资料，更能说明生态输水的作用和效果。建立遥感技术结合GIS、GPS，以及更加完备的水文、水质监测系统，实现对湖区生态环境变化的快速准确预报，为流域生态环境治理保护和社会经济持续发展提供强有力的技术支撑。
3)改善湖泊水生态系统结构。湖泊生态的自然恢复过程缓慢，应加强人工措施干预，改善湖泊水生态系统结构。首先，选择适合尾闾荒漠环境的耐旱、耐盐碱的植物并栽植，提高尾闾湖泊湿地的植被覆盖度；其次，采取围堰工程，在小范围内形成有深度的水域，减少湖水蒸发损耗；再次，人工放养适当的鱼类，改善水域的鱼类群落组成，保障生态平衡；最后，调集部分水进行防护林建设，改善生态环境，防止湖面太大导致蒸发损失水量。定期开展台特玛湖水生态系统调查与安全评估工作，跟踪评估水生态系统健康水平，采取必要限制开发措施，针对台特玛湖开展本地物种增殖放流活动，保护水生生物多样性。
4)完善监督管理体系建设。按照生态系统的整体性、系统性以及内在规律，坚持保护优先、自然恢复为主，推进台特玛湖区域生态系统保护与修复。建立部门协调机制、明确各职能部门职责，统筹塔里木河丰、平、枯水期水资源分配策略和输水时间、频率及方式，保持台特玛湖一定的湖面面积。根据樊自立等[44]的研究成果，为保证台特玛湖30~50 km2的湖面面积，需保证3~4.5×109 m3生态水，水量应由塔里木河和车尔臣各承担50%，以维系台特玛湖一定水面，保障河湖的联通性及生态系统的完整性和稳定性。
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1)入湖河流的水体水质较好，为Ⅱ类水质，而台特玛湖和康拉克湖流域水体水质为劣Ⅴ类水质，COD、TN和氟化物存在不同程度的超标。水体水质超标主要是因为尾闾湖的封闭性、面积大、水深浅及高蒸发量，导致个别水质指标不断富集。
2)通过平行因子分析识别出样品中DOM的4种主要荧光组分，即代表紫外光类腐殖质(富里酸) C1组分、类蛋白质(色氨酸)荧光峰C2组分、类蛋白质(酪氨酸) C3和C4组分。经三维荧光区域积分分析得出，台特玛湖流域水体DOM主要组分为色氨酸类蛋白质和酪氨酸类蛋白质，占总体比例为66.57%，类腐殖质物质较少。
3)台特玛湖流域荧光特征参数表明，台特玛湖流域DOM来源主要以内源输入为主，新产生的有机物相对浓度高，腐殖化程度低。类蛋白质物质的来源主要为微生物降解藻类或水生植物的残留物，以及沉积物的释放，DOM在湖泊中的积累会造成COD值的升高。
4)台特玛湖流域类腐殖质组分C1、类蛋白质组分C2、类蛋白质组分C3间互为极显著正相关关系，说明不同组分间可能存在相同的来源或变化趋势；组分C1、C2、C3与COD、TN呈显著正相关，其来源与氮循环关系密切，DOM组分在一定程度上也可以反应COD值大小及水体有机污染的情况；氟化物与矿化度之间呈显著正相关，推测氟化物浓度较高也是湖体长期积累的结果。
5)应加强台特玛湖水质监测和人工措施干预，完善监督管理体系建设，改善台特玛湖区域水生态系统结构和水质状况。
台特玛湖流域水体溶解性有机质的光谱特征与来源解析
The fluorescent characteristics and sources of dissolved organic matter in water of Tetma Lake, China
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摘要: 为探究台特玛湖水体水质超标原因，结合流域自然条件，以水中溶解性有机质(DOM)为研究对象，分析DOM的光谱特征和来源，通过平行因子分析(PARAFAC)和荧光区域积分分析(FRI)对台特玛湖流域水体DOM进行定性与定量分析。结果表明：PARAFAC识别出台特玛湖流域DOM中 4种主要荧光组分，分别为腐殖酸、类色氨酸、类酪氨酸(B峰和D峰)，水体DOM主要组分为色氨酸类蛋白质和酪氨酸类蛋白质，占总体比例为66.57%，说明DOM来源主要以内源输入为主，腐殖化程度低；台特玛湖流域水体水质超标主要是因为尾闾湖的封闭性、面积大、高蒸发量且为浅水湖泊，导致个别水质指标不断富集；水体DOM各组分与TN和COD呈显著正相关，氟化物与矿化度之间呈显著正相关。本研究为台特玛湖水质超标提出的原因分析及建议措施可为台特玛湖流域水环境保护提供依据。Abstract: In order to explore the reasons for over standard on water quality of Tetma Lake, the dissolved organic matters (DOMs) in it was taken as the research object with the combination of the natural conditions of the basin. The fluorescence characteristics and sources of DOMs in Tetma lake were determined through qualitative and quantitative analysis of DOM with parallel factor analysis (PARAFAC) and three-dimensional fluorescence regional integral (FRI) methods. The resulted showed that four fluorescence components were identified in lake DOMs by PARAFAC, they were humic acid, tryptophan-likeand tyrosine-like(peak B and peak D), respectively. The main components of DOMs in water body were divided into tryptophan protein and tyrosine protein, their overall proportion was 66.57%, these DOMs were mainly produced from self-generating endogenous sources in the water body of Tetma Lake, and their humification degree was low. The over standard on water quality of Tetma Lake was mainly due to the closedness, large area, shallow water depth and high evaporation of Tetma Lake, which leads to the continuous enrichment of individual water quality indicators. Each component of DOMs in water body was significantly positively correlated with TN and COD, and there was a strong positive correlation between fluoride and mineralization. The reason analysis and suggestions for the over standard on water quality can provide the basis for the environmental protection in Tetma Lake Basin.
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随着国家对环境保护的不断重视以及人民群众对碧水蓝天、美好环境热切需求的不断增长，以流域治理、湿地建设、“碧水绕城” “美丽乡村”等为代表的水环境治理项目越来越多[1]。城市化水平较高的地区，人们的生产生活活动对城市湖泊水体的影响更为突出，尤其是作为河流蓄泄的枢纽湖泊(如嘉兴南湖)，其水环境治理一直是生态环境领域的难点。
国内外比较成熟的湖泊生态修复理论主要包括多稳态理论、营养盐浓度限制理论和生物操纵理论[2]。多稳态理论指在相同的外部环境条件下，浅水型湖泊可能处在“草型清水态”和“藻型浊水态”2种完全不同的状态[3]，2种状态之间存在着临界阈值[4-5]；营养盐浓度限制理论强调营养盐对生物群落的限制与驱动，是湖泊多稳态保持和转化的动力[2]；生物操纵理论通过生物调控治理藻类水华[6]而应用在富营养化湖泊的治理中[7]。柯杰等[8]认为湖泊湿地修复技术主要包括物理技术、生物技术和化学技术。物理技术中的环保疏浚是采取人工、机械的措施适当去除水体中的污染底泥，以降低底泥中污染物的释放通量和生态风险，并对疏浚后的污染底泥进行安全处理处置的技术，是河流、湖泊(水库) 水污染治理的重要技术之一[9]。南京玄武湖采用的围堰分区干式法[10-11]，西安兴庆湖采用的高压水枪水力冲挖方式[12]，杭州西湖采用的环保绞吸式挖泥船疏浚方式[13]等均属于比较常见的环保疏浚技术。但环保疏浚缺乏与生态修复技术之间的衔接，如疏浚底泥的二次利用、无害化处置通常缺乏考虑[14]。其他物理技术包括通过机械、设备对城市湖泊湿地进行换水、补水，实现水量稀释，可以快速降低营养盐浓度[8]，比如常用的混凝-沉淀、磁混凝技术、超磁分离一体化工艺等。其中超磁分离一体化工艺已在巢湖塘西河[15]生态补水、吴江同里古镇[16]景观补水、北京总装航天城人工湖[17]活水循环等水环境项目中进行广泛应用。在生物技术方面，以沉水植物为主或结合其他修复技术的原位生态修复已十分普遍，在太湖[18-19]、上海临港滴水湖[20]、杭州西湖[21]、昆明滇池草海[22]等均有广泛应用。化学技术主要是指利用药剂、化学工艺对湖泊进行治理，在城市湖泊水体生态修复方面应用较少。
与传统城市湖泊相比，浙江嘉兴南湖作为嘉兴主要河流的交汇处，其水体库容小、水力停留时间短，形式上更接近“河流型湖泊”。南湖作为5A级景区，往来游客众多，游船航次频繁，关注度极高，生态修复对水体的扰动相对更为受限。本研究以嘉兴南湖生态环境修复工程(一期)项目为例，基于南湖水环境调查的已有成果[23-26]，对南湖水质问题和水体浑浊原因进行分析，提出嘉兴南湖生态系统构建的整理思路和关键技术，并对工程实施后的效果进行评价，以期为平原河网水系、开放性水域、高浊度水体的城市湖泊治理提供借鉴和参考。
1. 南湖水体概况与生态修复难点
1.1 南湖水体概况
南湖位于浙江省嘉兴市区，湖体南北长、东西狭，常年水面面积为0.52 km2，是嘉兴市各主要河流蓄泄的枢纽，是海盐塘、平湖塘、嘉善塘等多条河流的起点、终点交汇处[27]。南湖水体悬浮物(SS)含量较高，透明度较低(基本维持在25 cm左右)，总磷(TP)远远高于水环境功能区考核的Ⅲ类标准(湖泊标准)[28-29]。而南湖水体由于透明度低，光线条件差，湖区水底基本上无沉水植物覆盖。换水周期是湖泊水环境的一个重要参数，影响着水体中污染物与营养物的质量浓度与停留时间，同时也影响着水体中发生的生物与化学反应过程时间的长短[30]。南湖换水周期仅为1.59 d[31]，水力停留时间短，每天的水体交换量大，导致上游来水所带来的悬浮性颗粒物很难沉降。
南湖水体中TP质量浓度为0.121~0.388 mg·L−1，平均为0.246 mg·L−1，超过地表水Ⅴ类水质标准(湖泊标准)[29]。空间分布显示，水体中TP的空间分布差异性显著，质量浓度较高的区域主要集中在西南部及东南部的南湖入湖河道，而低值区主要分布在南部堤岸及周围区域[23]。南湖水体中TN质量浓度为3.81~4.99 mg·L−1，平均为4.32 mg·L−1，超过地表水Ⅴ类水质标准(湖泊标准)[29]。空间分布显示，TN质量浓度从南湖西南角和东南角向北部出口逐渐递减，而在湖心岛的南部堤岸周围的TN质量浓度明显低于其他区域[24]。NH3-N的质量浓度相对较低(0.67~1.67 mg·L−1)，在地表水Ⅲ~Ⅴ类水质标准(湖泊标准)[29]之间波动，均值为1.22 mg·L−1，NH3-N的空间分布与TN较为相似[24]。近年来，南湖水质持续好转，NH3-N指标年均可达到Ⅲ类水标准(湖泊标准)[29]，但TN和TP含量依然很高，大部分月份的TP仍在0.20 mg·L−1以上，颗粒形态磷占比达到60%以上。总体来看，水质仍处于地表水劣Ⅴ类水平(湖泊标准)[29]。
南湖水体悬浮物质量浓度为29.2~75.2 mg·L−1，均值为39.0 mg·L−1。与国内其他主要湖泊相比，南湖水体悬浮物质量浓度均值略低于巢湖，高于其他湖泊[25](表1)。入河道悬浮物中粒径为10~50 μm的颗粒占比较大，而湖区水体中悬浮物粒径以4~10 μm为主，湖区底泥最上层颗粒粒径多以10~50 μm 为主。这说明河道携带的悬浮物粒径为10~50 μm的颗粒可沉降下来，但粒径为10 μm 以下的悬浮物很难通过重力沉降下来。南湖水体悬浮物质量浓度大小主要受上游来水及湖区船舶活动的影响，航道区域悬浮物质量浓度明显高于周边水体[25]。南湖水系中的水体悬浮物分布[25]如图1所示。
表 1 南湖与国内其他湖泊水体中的TSS质量浓度及其均值Table 1. TSS mass concentration and its mean value in Nanhu Lake and other domestic lakes湖泊名称 质量浓度/( mg·L−1) 均值/( mg·L−1) 东湖 13. 80~23. 76 18. 72 蠡湖 1. 00~78. 00 17. 35 鄱阳湖 5. 00~72. 00 23. 87 梁子湖 2. 83~26. 85 12. 41 洪湖 2. 24~25. 66 10. 98 太湖 11. 08~85. 40 34. 31 巢湖 17. 80~67. 53 42. 76 南湖 29. 20~75. 20 38. 95 | Show Table
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图 1 南湖水体中TSS质量浓度和透明度空间分布Figure 1. Spatial distribution of TSS concentrations and SD in Nanhu lake南湖水体透明度为10~46 cm，均值为25 cm，南湖湖区水体透明度的空间分布差异性较为显著，水体透明度较低的地方主要集中在西南水域以及湖体航道[26]。河流、湖泊中船舶的航行对于水体底部的沉积物具有很大的扰动作用[32]，特别是船舶尾部的螺旋桨对于浅水河流及湖泊底泥扰动的作用更为巨大。南湖游船、巡逻艇、执法船、保洁船等船舶扰动引起底泥再悬浮是航道区域透明度低的主要原因。南湖水系中的水体透明度分布情况[26]如图1所示。
1.2 南湖水体生态修复的难点
南湖周边多为景观块石护岸和直立式岸坡，上游河道多为浆砌块石或钢筋混凝土直立式岸坡。该类型岸坡生态型差，近岸侧几乎无挺水植物。受水体浑浊、透明度低、氮磷超标等影响，南湖湖区水下几乎无沉水植物。南湖生态环境恢复的困难主要有以下几点。
1)水体透明度低，水深条件差。光线是沉水植物生存的最基本条件，这是因为沉水植物需要通过光合作用进行代谢活动，因此水下光照条件是影响沉水植物生长存活的最主要因素。影响水下光照条件的主要指标包括水深、透明度、悬浮物浓度、藻类等。在常水位为1.16 m时，南湖平均水深为2.8 m，而南湖水体透明度均值只有25 cm。沉水植物生长所需的光补偿深度一般应为水体透明度的1.5倍[33]，按照南湖目前的水深条件，其水体透明度远远不能满足沉水植物生长的基本条件，这也是南湖生态系统构建面临的最大困难。
2)景区内施工，沉水植物种植方式受限。沉水植物的常见种植方式主要包括扦插法、抛投法等。扦插法根据种植水深的不同又分为浅水扦插(水深一般小于0.5 m)和船上扦插(水深为0.5~2.0 m)。浅水扦插的前提是需对拟种植区域进行抽水，形成干地作业环境，再根据植物的生长习性逐渐蓄水，直至达到设计常水位。沉水植物“扦插”种植具有生产效率高、苗木成活率高、定位造型易控制等优点。抛投法则分为配重抛投和带土抛投。抛投法虽然施工效率快、无需降水，但是水草成型不规则、容易飘草，且成活率低。嘉兴南湖为5A级景区，且处于城市核心区，邻近红船保护区域，严禁抽水作业，故只能采用水上抛投的施工方法。
3)湖区船舶多，船行波扰动大。在沉水植物生长初期，由于幼苗尚未扎根，船舶引起的船行波作用会影响沉水植物幼苗的正常扎根，直接威胁沉水植物的成活。南湖湖心岛与会景园之间有固定的红船游览航线，嘉兴水上巴士也从小瀛洲入南湖。此外，南湖管理单位众多，海事、港航、水上派出所、名胜公司、旅发公司等均有执法或巡逻船舶，湖区船舶密度大、航线分散，影响沉水植物的成活率。
2. 南湖水体生态修复系统的构建
2.1 生态系统构建的整体思路
水体透明度的主要影响因子包括光学衰减系数、悬浮物及叶绿素a等[34]。南湖透明度低的关键原因是悬浮物质量浓度高。沉水植物生长的基本条件是光照强度，此外，水深条件、污染物浓度、波浪条件等也能影响沉水植物的正常生长。综合来看，嘉兴南湖生态修复的核心就是要提升水体透明度和恢复湖区水下生态系统。
嘉兴南湖生态环境修复工程(一期)项目实施的主要目的是改善南湖水体质量，恢复湖区生态系统，实现南湖水质、生态及景观的全面提升。本项目的质量目标是使湖区水体透明度达到80 cm，沉水植物覆盖率达到25%。以沉水植物为主导，与水生动物相结合构建的水下生态系统作为一种新兴的河湖水体治理技术，已被许多工程采用，以实现湖泊氮磷污染、维持清水态湖泊的目标[35]。为实现工程治理目标，项目团队创新性地采用了前期“水养草”、后期“草养水”的治理理念。前期通过一系列工程措施提升水体透明度等指标，以便为沉水植物创造生长条件。后期待沉水植物恢复良好、“水下森林”生态系统构建成功后，再通过沉水植物生态系统的自净能力提升水体透明度等指标。南湖生态系统构建的整体思路如图2所示。
图 2 南湖生态环境修复的整体思路和技术路线Figure 2. Overall thinking and technical route of Nanhu ecological environment restoration2.2 外源污染控制
1)翻板式钢坝闸——水量调控。上游来水悬浮物质量浓度高[25]、TP污染物高[23]，为防止上游浊水持续进入南湖，在南湖上游河道(青龙港、采菱桥港、宝莲桥港、长盐塘、张家门港)修建水量调控的闸坝措施。拦河闸坝的结构形式通常有直升式钢闸门、上翻式液压门、倒卧式液压门、钢坝、橡胶坝等。直升式闸门上部结构较大，整体景观效果差；上翻式液压门闸门开启时，影响通航且景观效果差；倒卧式液压门闸门开启以后河道易产生淤积。本工程的水量调控措施主要采用了5座带船舶自动识别的自动化控制翻板式钢坝闸，既能满足设计对外源污染的拦截及水体交换的控制，又不影响正常通航秩序，同时钢坝启闭机室为地下结构，建成后美观大方，最大程度地保证了节能、环保、人居和谐。上游长盐塘钢坝建设实施和建成后现场照片如图3所示。
图 3 长盐塘钢坝建设中和建成后现场照片Figure 3. Site photos during and after the construction of changyantang steel dam2)超磁分离一体化工艺——净水降浊。悬浮物的去除通常可采用混凝-沉淀、磁粉-混凝工艺等措施。混凝-沉淀工艺在我国大中型水厂中应用较为普遍，但是工艺所需占地面积较大，而南湖位于嘉兴核心城区，无法满足工艺所需的占地需求。超磁分离一体化工艺作为磁粉-混凝工艺的典型代表，通过磁盘吸附进行固液分离，实现水体快速净化，具有占地面积小、处理速度快、自动化程度高、模块化快速安装的优点[17]，特别适合嘉兴南湖等城市核心区用地面积紧张的水环境治理项目。超磁设备部分主要由16个标准集装箱组成，土建部分由取水池、调蓄池、加药间、磁粉仓库等组成，全部的设备和土建集中在嘉兴大桥南侧大约3 000 m2场地内，整个超磁设备的补水规模达到20×104 t·d−1。超磁分离一体化工艺流程[17]和建成后实景如图4所示。
图 4 超磁一体化工艺流程和建成后实景Figure 4. Super magnetic integrated process flow and real scene after completion2.3 内源污染清除
环保绞吸疏浚与土工管袋干化技术——去除底泥污染物。环保疏浚的目的主要是为了清除污染底泥，一般以清淤厚度作为控制标准，而非传统疏浚的增加通航水深。内河或湖泊、湿地的环保清淤常用船机包括抓斗式挖泥船、反铲式挖泥船、链斗式挖泥船、绞吸式挖泥船等。前3种挖泥船的挖泥工艺均为“挖-运-抛”，泥驳靠泊、抛泥均需要作业时间，导致工艺不能连续作业，影响施工效率；而绞吸式挖泥船的最大优点就是可以连续作业，施工效率较高。嘉兴南湖湖区的清淤采用了加装整流罩的环保绞吸挖泥船，减小了因绞刀切削疏浚土导致的污染物再悬浮，疏浚土通过排泥管线输送至处理场地，利用土工管袋干化的方式，实现了疏浚土减量化、无害化的处理。同时，干化后的疏浚土可以作为绿化种植土回收利用，干化尾水再次通过超磁分离一体化设备处理，实现达标排放，疏浚工艺全程环保化处理[36]。
2.4 原位生态修复
1)水上微地形改造技术——重塑水下地形。微地形改造的目的是改变近岸侧沉水植物种植区域的水深条件，重塑水下地形，为沉水植物种植建立良好的下部基础。南湖南岸成功堤一侧为景观块石护岸，其他位置多为直立式护岸结构，基本无自然岸坡，近岸侧水深接近湖区平均水深，无梯级过渡。南湖的近岸侧微地形改造采用松木桩护脚，松木桩内侧为土工袋装土，防止内侧土方冲刷渗漏，微地形改造区域主体采用种植土散装回填。松木桩施打、袋装土填筑和散装土回填均采用平板驳船配合反铲挖机施工。微地形改造后，近岸侧沉水植物种植区域水深由2.5 m左右恢复至1.5 m左右，为沉水植物种植创造了良好的水深、地形和土质条件。
2)水上抛投与软围隔技术——带水栽植沉水植物。嘉兴南湖由于不具备抽水干地作业施工的条件，故沉水植物不能采用常规的扦插种植方式。本次沉水植物种植采用了水上小型作业辅助船舶、沉水植物带土或配重抛投的带水栽植方式。带土抛投是直接将植物基地的苦草连土带苗铲起，装入周转箱中并运输至项目现场。抛投时将土块分成小丛，直接投放至湖底，这种方式仅限于种植根系发达的苦草。配重抛投是将沉水植物包裹在切割好的网片上，并放入石子后用橡皮筋扎牢，做成球状，将加工好的单个个体放入泡沫箱或周转箱中并运输至项目现场，按照密度直接投放至水底。虽然水上抛投施工效率和幼苗成活率低，但受限于南湖苛刻的施工条件，也取得了良好的施工效果。另一方面，为了减少南湖湖区频繁的船舶航行所带来的船行波影响，在沉水植物种植区域外围布置软围隔，用以削减船行波、风成浪等对沉水植物幼苗扎根的不良影响。此外，在沉水植物种植前期，通过拉网赶鱼、软围隔隔断等措施，防止食草性鱼类在沉水植物生长初期啃食幼苗，确保沉水植物的成活率。沉水植物水上抛投和软围隔如图5所示。
3) 底栖动物投放——构建完整的生态系统。完整的“水下森林”生态系统是以沉水植物为主体，并辅以螺类、蚌类等底栖动物，以及水中的草食性、肉食性鱼类等生物群落共同组成。嘉兴南湖除恢复了湖区25%面积、约14.8×104 m2的沉水植物外，还配套投放了约5.6 t的螺类、蚌类和虾类，如铜锈环齿螺、背角无齿蚌、三角帆蚌、日本沼虾，重新构建了南湖的“水下森林”生态系统。
3. 工程实施效果评价
3.1 整体效果
通过南湖生态环境修复工程(一期)项目的实施，南湖水体感官明显好转，水体污染物指标显著改善，水体透明度基本达到设计要求，沉水植物恢复良好。翻板式钢坝闸、超磁分离一体化工艺、环保绞吸疏浚与土工管袋干化、水上抛投与软围隔等关键技术在南湖水体生态修复过程中发挥了重要作用。
1)翻板式钢坝闸兼具美观、通航、挡水、船舶自动识别的作用，克服了传统挡水建筑物影响通航或者占用水域面积影响景观效果的缺点，尤其适用于城市核心区域、通航河道挡水或拦河建筑物的建设。
2)超磁分离一体化工艺设备具有占地面积小、噪音低、自动化程度高、安装速度快等优点，特别适合嘉兴南湖此类治理工期紧张、用地限制、环保要求高的项目。
3)湖区环保疏浚采用环保绞吸疏浚和土工管袋干化结合的技术，土工管袋干化后的尾水创新性地采用超磁分离一体化设备进行二次处理。南湖所采用的环保疏浚技术减小了疏浚过程中的底泥再悬浮，实现了疏浚土的减量化、无害化处置。
4)沉水植物水上抛投与软围隔技术解决了南湖不能抽水作业的难题，配合水生动物的投放，南湖水下森林生态系统恢复良好，为南湖水体生态修复奠定了基础。
3.2 南湖水质监测效果
该工程完工后，项目组开展了多次水质监测，NH3-N稳定达到地表Ⅱ类水标准(湖泊标准)[29]，COD稳定达到地表Ⅲ类水标准(湖泊标准)[29]，南湖(除下游海盐塘出口外)大部分区域TP指标基本达到了地表Ⅱ类水标准(湖泊标准)[29]。为进一步验证工程实施效果，选取工程完工后2021年6月1日至2021年6月24日的6次水质监测数据，汇总后取平均值，进行分析讨论。各监测点、对照点位置分布及具体水质监测数据如图6、表2所示。为了验证超磁分离一体化设备对土工管袋干化后的尾水处理效果，对尾水水质进行了监测，监测数据如表3所示。
图 6 南湖水质监测取样点示意图Figure 6. Schematic diagram of sampling point for water quality monitoring in Nanhu lake表 2 南湖水质监测数据平均值Table 2. Average value of water quality monitoring data of Nanhu lake取样点位 浊度/NTU COD/(mg·L−1) NH3-N/(mg·L−1) TP/(mg·L−1) 叶绿素a/(μg·L−1) SS/(mg·L−1) TN/(mg·L−1) 1号点 3 14 0.301 0.011 8 13 2.69 2号点 3 13 0.337 0.012 8 13 2.74 3号点 3 16 0.318 0.011 12 12 2.55 4号点 3 17 0.271 0.018 9 16 2.71 5号点 4 18 0.197 0.016 11 13 2.47 6号点 4 13 0.082 0.017 16 14 1.84 7号点 4 14 0.056 0.017 11 14 1.75 8号点 7 18 0.126 0.022 18 24 2.43 9号点 3 15 0.060 0.016 16 14 2.12 10号点 3 13 0.097 0.014 15 14 2.20 11号点 10 16 0.110 0.038 20 26 2.54 12号点 11 16 0.110 0.039 21 29 2.54 13号点 8 13 0.111 0.026 32 19 2.44 14号点 14 18 0.141 0.060 13 32 2.59 对照点A 16 14 0.485 0.149 17 28 2.48 对照点B 22 17 0.292 0.161 10 42 2.98 | Show TableDownLoad:
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表 3 疏浚土干化尾水水质监测数据Table 3. Monitoring indicators of tail water quality from dredged soil drying日期 COD/(mg·L−1) NH3-N /(mg·L−1) SS/(mg·L−1) pH 磷酸盐/(mg·L−1) 2021-01-01 21 1.93 ＜4 7.56 0.02 2021-01-07 17 1.84 ＜4 7.47 0.04 2021-01-14 14 1.92 ＜4 7.39 0.05 2021-01-21 20 1.84 ＜4 7.44 0.04 | Show TableDownLoad:
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由表2可以看出，河道1号点为超磁分离一体化设备出水口(最终入水系位置)，对照点A靠近超磁分离一体化设备取水口，对照点A和河道1号点分别位于长盐塘钢坝的上/下游，通过水量调控措施(长盐塘钢坝)分隔开。2处位置的水质数据分析结果表明：1)超磁分离一体化设备出水浊度可以维持在3 NTU左右，与项目组对超磁设备直接出水的浊度每日监测数据基本一致；2)超磁分离一体化设备可以显著去除水体中的TP(去除率为92.61%)，对NH3-N(去除率为37.94%)也有一定的去除作用，但是对TN、COD等的去除不明显。
通过对沉水植物种植区域悬浮物质量浓度进行对比分析可以看出，湖区沉水植物种植区(6、9、10、13号点)的悬浮物平均质量浓度15.25 mg·L−1明显低于湖区其他区域(8、11、12号点)的平均质量浓度26.33 mg·L−1，沉水植物种植区域悬浮物下降比值为42.09%。这表明沉水植物对水体中悬浮物具有明显的吸附作用。项目组利用水下摄像机对沉水植物进行观察也发现，植物叶片上附着了大量的悬浮性颗粒物。因此，通过沉水植物吸附、收割打捞、生长、吸附这一循环过程，能够实现水中悬浮物的转移去除。
由表2可以看出，南湖下游平湖塘出口位置(14号点)TP指标明显优于平湖塘位置(对照点B)。这表明现有工程治理措施及沉水植物系统已发挥一定的作用，但是悬浮物质量浓度和浊度改善效果不明显。因此，项目团队在南湖下游小瀛洲出口位置布置了流量计，对出入湖流量进行了监测。监测数据表明每天仍有大量的浊水通过下游出口进入南湖。这可能是由于嘉兴南湖水系仍受到不规则半日潮每天2次涨潮所带来的水流顶托的影响，对南湖正常的清水补给、置换产生了一定的削弱。
由表3可以看出，土工管袋干化后的尾水经4次检测，悬浮物SS均不超过4 mg·L−1，优于《污水综合排放标准》(GB 8978-1996)一级A标准10 mg·L−1的要求，实现了疏浚土尾水的达标排放。
3.3 南湖水体感官效果
南湖生态环境修复工程(一期)项目完工后，湖区大部分水体透明度已达到80 cm以上(图7)，湖区水体颜色由黄色变为浅绿色，重现了嘉兴南湖“秀水泱泱”的美丽画卷(图8和图9)。由南湖水体透明度的监测数据和湖区感官效果改善情况可以看出： 1)南湖水系水体透明度沿两条清水入湖路线“长盐塘→蒋水港→壕股塔→平湖塘出口”和“长盐塘→七一广场→金谷桥港→壕股塔→平湖塘出口”呈下降趋势，表明在项目治理前期(水养草阶段)，超磁分离一体化设备的清水补给是南湖水系透明度提升的关键； 2)南湖平湖塘出口区域的透明度仅有20 cm，表明每天涨潮流潮汐顶托进入南湖的浊水对靠近出口区域的水体透明度影响很大。
图 7 南湖水体治理后透明度监测（2021年12月5日实测值）Figure 7. Transparency monitoring of Nanhu water body after treatment (measured value on December 5, 2021)
图 9 壕股塔区域治理前后实景Figure 9. Real scene of the trench tower area before and after governance3.4 建议
1)在现有工程措施的基础之上，如果能在南湖出口位置修建水量调控措施(如翻板式钢坝闸或橡胶坝)，将南湖水系完全封闭，并通过水量和水位的精细化调控，可能会进一步提升南湖水体透明度，且可以减少超磁分离一体化设备处理量并大幅缩减设备的运维成本。
2)超磁一体化设备购置费用和运维成本偏高，仍需针对不同水环境项目选择性价比更优的处理设备。
3)南湖由于不能降水作业，沉水植物种植方式受限，故只能采用水上抛投方式，这导致沉水植物成活率偏低。在沉水植物种植条件允许的情况下，利用抽水作业进行浅水扦插种植仍是施工综合效率高、成活率高、造型美观的最佳种植方式。
4)通过无人机航拍视频发现，游船航经区域呈现明显的“浑浊带”，表明船行波对底泥扰动造成的底泥再悬浮作用非常明显。如果能对南湖游船进行“电动化改造”、减小吃水深度，或者通过管理手段控制航行频次和航行速度，可能会更加有利于湖区水体透明度的改善。
4. 结论
1)嘉兴南湖生态环境修复工程(一期)项目完工后，水质监测结果表明，南湖主要水质指标(COD、NH3-N、TP)基本达到地表水Ⅲ类(湖泊标准)，湖区大部分区域水体透明度达到80 cm以上，水体颜色由黄色变为浅绿色。由此可以看出，南湖生态环境修复的整理思路和技术路线是可行的。
2)超磁分离一体化设备适合在城市核心区处理高浊度水体，可以显著去除水体中的TP(去除率为92.61%)，对NH3-N(去除率为37.94%)也有一定的去除作用，但是对TN、COD等的去除不明显。
3)以“沉水植物”为主体的水下森林生态系统对悬浮型颗粒物具有明显的去除作用，沉水植物种植区域悬浮物下降了42.09%。同时，在沉水植物养护阶段，应及时进行补种、收割、打捞，并通过沉水植物品种的搭配保证四季常绿，以确保沉水植物的长效净化作用。
4)湖区疏浚采用环保绞吸疏浚与土工管袋干化相结合的技术，减少了疏浚过程中的底泥再悬浮，土工管袋干化后的尾水采用超磁分离一体化设备二次处理，悬浮物SS指标均不超过4 mg·L−1，实现了疏浚土尾水的达标排放。
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图 2 台特玛湖流域矿化度、COD、TN、氟化物浓度箱图
Figure 2. Boxplots of salinity, COD, TN and fluoride in Tetma Lake
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