长荡湖位于常州金坛区东南部，跨金坛、溧阳两地，是江苏省十大淡水湖之一，为太湖流域湖西区上游发挥洪水调蓄、生态调节和鱼类种质资源库等功能的重要水域。本研究区域位于金坛区长荡湖，现状湖盆地形平坦，无显著起伏，北半部湖盆水稍深，南半部水浅，多沼泽性芦苇浅滩，淤积严重^[18]。2015年6月，金坛区发改委等组织编制《太湖流域长荡湖 (金坛) 生态清淤工程总体实施方案》 (简称《总体方案》) ，清淤面积为39.83 km²，分5期实施，一期工程位于长荡湖东北侧，2016年11月开工建设，2018年完成主体工程施工，工程实施区域与《总体方案》基本一致。由于《总体方案》编制时采用的湖泊底泥数据为2014年1—2月采集的样品数据，全湖共设置56个沉积物采样点。2018年编制初步设计文本时，考虑到编制《总体方案》时底泥数据时间较长、采样点相对稀疏。2016年包括长荡湖在内的太湖流域发生特大洪水可能对底泥污染物赋存状态有较大影响等因素。本研究于2017年对《总体方案》规划区域内二期、三期和四期、五期底泥清淤范围开展详细研究。

共采集85个表层沉积物样品，表层沉积物柱状样品采集点位分布如图1所示。所有采样点位水平误差精度控制在30 m以内。现场采样时，利用手持式GPS仪控制船行至采样点附近，首先用长杆确定湖底底泥厚度后，再进行采样。柱状底泥样品采集后，现场按照从上向下0~5、5~10、10~15 cm的原则进行分割。随后立即装袋，并及时运送至实验室于4 ℃下保存待测。

将沉积物样品于−20 ℃冷冻干燥处理，研磨过100目筛后装入密封袋中，处理后样品再贮存于−20 ℃冰箱中备用。沉积物TN和有机质质量分数均采用^[19-20]国标方法进行测定。沉积物TP、Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、Cr、As和Hg质量分数采用混合酸 (HCl-HNO₃-HF-HClO₄) 联合消解后，使用ICP-OES或ICP-MS测定，并进行空白、水系沉积物标准物质 (GBW07427 (GSS-13) ) 测定，结果均符合质量控制要求。

湖泊沉积物是上覆水污染物的重要来源之一。沉积物对上覆水体的影响主要表现为增加水体中氮磷营养盐和有毒有害的重金属浓度，导致水体发生富营养化，对饮用水安全和水生态系统平衡产生不利影响。由于沉积物中污染物质量分数与上覆水污染物质量分数关系相对复杂，影响因素较多，具有较强的地域性特点，故目前尚无统一的湖泊沉积物氮磷营养盐质量分数评价标准。本研究采用中国环境科学研究院在“十一五”期间提出的太湖沉积物总氮和总磷鉴别评估标准^[21]进行沉积物营养盐的评价。该标准指出沉积物TN≤1128 mg·kg⁻¹为清洁，1 128 mg·kg⁻¹<TN≤1 377 mg·kg⁻¹为轻度污染，1 377 mg·kg⁻¹<TN≤1 627 mg·kg⁻¹为中度污染，1 627 mg·kg⁻¹<TN为重度污染；TP≤434 mg·kg⁻¹为清洁，434 mg·kg⁻¹<TP≤497 mg·kg⁻¹为轻度污染，497 mg·kg⁻¹<TP≤ 625 mg·kg⁻¹为中度污染，625 mg·kg⁻¹<TP为重度污染。

瑞典学者HAKANSON于1980年提出的潜在生态风险指数法^[22]是划分沉积物重金属污染程度及水域潜在生态风险的一种快速简便的方法。潜在生态风险与沉积物中重金属生物有效性和生物可利用性密切相关^[23]。潜在生态风险指数法指出，RI<150为低风险，150≤RI<300为中风险，300≤RI<600为较高风险，600≤RI<1200为高风险，RI≥1200为很高风险。RI的计算方法见式 (1) 。

式中：$ {E}_{r}^{i} $为第i种重金属的潜在生态风险系数；$ {T}_{r}^{i} $为第i种重金属的毒性响应系数；$ {C}_{f}^{i} $为第i种重金属的污染系数；$ {C}_{s}^{i} $为第i种重金属的实测值；$ {C}_{n}^{i} $为第i种重金属的背景值。

1) 氮、磷、有机质空间分布特征。利用GIS空间插值方法对研究区域的沉积物按照0~5、5~10、10~15 cm厚度区分的氮磷营养盐及有机质进行空间分析 (图2) 。采样点湖区TN为419~2 920 mg·kg⁻¹，均值为1 186 mg·kg⁻¹。其中，0~5 cm西部湖区、南部湖区及5~10 cm东北部湖心区域沉积物的TN略高于其他区域，可能与西部入湖河流的污染物输入、东部围网养殖饵料的投放以及湖盆地势有关。长荡湖西高东低，南部由于水势较浅淤积较为严重，污染物迁移过程中会堆积在南部湖区^[23]。整体来看，TN区域性差异不明显，不同深度之间的差异也不显著。

长荡湖沉积物中磷的分布特征受生活污水排放、农田肥料入湖、围网养殖等外源输入影响较大。本研究区域表层0~15 cm的沉积物TP均值为499 mg·kg⁻¹，其中0~5 cm深度沉积物的TP最高，平均为523 mg·kg⁻¹，其他深度中5~10 cm平均值为492 mg·kg⁻¹、10~15 cm平均值为481 mg·kg⁻¹，呈逐层递减的趋势，具有一定的分层差异性。此外，TP还具有一定的空间差异性，且3层TP空间差异性相似，均为北部靠东侧湖区、南部中心湖区、西部湖区和东侧湖区较高。尤其是西北部湖区和南部中心湖区污染最为严重， TP最高可达1 220 mg·kg⁻¹。西北部湖区是长荡湖入湖河流集中区域，大量的生活污水和工业废水排放入湖导致了该区域底泥污染物质量分数较高。南部湖区TP较高可能是由于西北部入湖污染物在南部淤积，也可能与南部人口众多有关^[24]。

研究区域有机质质量分数为0.10%~0.50%，平均值为1.30%。且不同层的分层情况与TP相似为：0~5 cm>5~10 cm>10~15 cm。此外，研究区域有机质质量分数的空间分布与TP亦有明显的相似性，西部湖区及东南部湖心区域明显高于其它区域，这可能与西部较多的入湖河流及中心区域的围网养殖有关。

2) 氮、磷污染评价。对研究区域不同层次的表层沉积物进行氮磷污染评价发现，3层沉积物中40.0%以上采样点的TN属于清洁范围，20.0%以上属于轻度污染，10.6%~16.5%属于中度污染，8.24%~14.1%属于重度污染。整体来看，沉积物TN污染程度较轻，绝大部分研究区域为清洁区域和轻度污染区域。

与TN相比，TP的污染较为严重，中度污染与重度污染比例较大，在不同深度的沉积物中均有将近50%的采样点TP污染程度在清洁以下，尤其在0~5 cm表层沉积物中，重度污染和中度污染区域均达25.9%。研究区域0~5 cm沉积物TP重度污染区域主要分布在西部河流入湖区域、东北湖心区域、东南区域及南部区域，5~10 cm沉积物磷重度污染区域主要分布在南部湖心、东北湖心及东南区域，10~15 cm沉积物磷重度污染区域主要分布在南部湖区及东南湖区，不同层次沉积物重度污染区域分布面积差异不显著。

1) 重金属空间分布特征。研究区域8种重金属的空间分布如图3所示，长荡湖沉积物Cr、Cu、Ni、Zn、As、Cd、Pb和Hg的质量分数为：24.9~93.2、5.15~87.4、14.3~55.8、33.9~328、1.07~17.0、0.051~7.78、8.42~59.9和0.005~0.226 mg·kg⁻¹，平均值分别为53.3、26.1、30.6、88.4、6.20、0.467、18.3和0.050 mg·kg⁻¹。Cu和Cd平均值均超出江苏省土壤背景值 (Cu为22.3 mg·kg⁻¹、Cd为0.126 mg·kg⁻¹) ，其中Cd的污染较为严重，平均值为背景值的3.71倍，并且除Cd之外均未超过国标农用地土壤污染风险筛选值 (Cr为150 mg·kg⁻¹、Cu为50mg·kg⁻¹、Ni为60 mg·kg⁻¹、Zn为200mg·kg⁻¹、As为25 mg·kg⁻¹、Cd为0.3 mg·kg⁻¹、Pb为70mg·kg⁻¹、Hg为1.3 mg·kg⁻¹) ^[25]。所有重金属质量分数的分层分布情况均为：0~5 cm层>5~10 cm层>10~15 cm层，且0~5 cm层质量分数明显高于5~15 cm层，这说明重金属污染主要集中在0~5 cm层区域。8种重金属空间分布情况相似，均为西北部湖区重金属质量分数最高。二十世纪八十、九十年代，长荡湖上游建有电镀、金属加工企业，部分企业排放含有重金属的污水通过入湖河流进入长荡湖并累积在沉积物中^[18]。西北部入湖河流河口底泥淤塞严重，底泥淤积较厚，这可能是该区域重金属质量分数相对较高的原因。

2) 重金属潜在生态风险评估。长荡湖区域表层沉积物重金属潜在生态风险指数如图4所示。0~5 cm深度重金属RI均值为262，潜在生态风险指数显著高于5~15 cm深度。0~5 cm重金属潜在生态风险指数的高值主要分布在西北部大浦港和新河港的入湖区域。在表层0~5 cm沉积物中，44.7%的区域为低风险，28.2%为中风险，18.8%为较高风险，2.35%为很高风险；5~15 cm深度的沉积物中超过80%以上的区域为低风险区域。通过对比图3与图4发现，表层0~5 cm沉积物的重金属RI为“较高风险”级别以上的区域和高质量分数Cd的区域几乎完全一致，这表明影响重金属超标的主要元素为Cd。该结果与巫丹等^[18]的研究结果相同。整体来看，沉积物重金属潜在生态风险指数高的区域主要分布在表层0~5 cm的西北部湖区。

长荡湖沉积物深度的空间分布情况如图5所示。西北部湖区新河港、大浦港、白石港等3个河口附近、湖区靠近中心区域以及柚山新河入湖区域淤泥较厚，部分区域淤泥厚度可达70 cm。在西南部湖区、东部湖区以及东北部湖区沉积物深度较薄。总体而言，长荡湖底泥厚度呈明显的区域性分布，在部分采样点区域的底泥厚度明显高于其他区域。

湖泊底泥环保清淤是以清除高污染底泥、控制底泥内源污染、改善水环境质量为主要目的工程措施。本研究以底泥污染物质量分数及污染物分布情况的调查结果为基础，采用氮、磷、重金属分类标准对清淤区域表层沉积物的污染状况进行全面评估，同时从技术可行性和安全性的角度进一步确定环保清淤的实施范围。

参考国内外湖泊底泥环保清淤范围论证的依据^[26]，结合长荡湖水体污染程度等多个因素，根据太湖清淤的标准，将TN>1627 mg·kg⁻¹和TP>625 mg·kg⁻¹作为氮、磷污染清淤控制值；按照《湖泊河流环保疏浚工程技术指南 (试行) 》标准，将RI>300作为重金属污染的清淤控制值^[27]。由于长荡湖属于浅水性湖泊，表层沉积物容易再悬浮，为保证环保清淤工程尽可能将污染底泥清除出水体，以采样点不同深度底泥的TN、TN和RI最大值为依据确定长荡湖底泥氮、磷、重金属高污染区域。在现有技术和经济条件下，底泥清淤深度可控精度约为10 cm。本研究去除沉积物小于10 cm区域后，将氮、磷、重金属高污染区域叠加，同时考虑安全性和实际可操作性去除围网养殖区和渔业养殖场安全规划保护区域，综合考虑后确定环保清淤工程实施范围。

如图6所示，TN高污染区域集中在东北部和北部湖心区域，TP高污染区域在西部湖区、东部湖区、南部靠中心湖区及东北部靠中心湖区，重金属高污染区域集中在西北部湖区和东北部湖区。长荡湖表层沉积物TN为高污染物区域的面积是6.93 km²，TP为高污染物区域的面积是13.53 km²，重金属为高污染物区域的面积是11.65 km²。研究区域环保清淤工程实施面积共有20.7 km²，主要集中在西部湖区和东南部湖区，以及小部分东北部湖区和南部中心湖区。另外，相对于氮素，磷素是湖泊水体富营养化主要限制因子，应该优先控制湖泊水体磷素^[28-30]。长荡湖底泥TP需清淤的范围远大于底泥TN需清淤面积，这与优先控制水体磷素质量分数的水体富营养化防治策略一致。

清淤范围是环保清淤的核心问题。生态环境部在2014年推出了《湖泊河流环保疏浚工程技术指南 (试行) 》^[27]。该指南对清淤范围做出了一定指导。《指南》主要以营养盐、重金属指标为依据，扣除底泥小于10 cm区域并结合安全性指标综合确定清淤范围。部分学者对清淤范围的研究已取得了定性和定量成果。二十世纪九十年代，日本学者通过对底泥污染物成分的调查，将营养盐质量分数较高的区域作为清淤区域^[30]。入湖河口、湖岸区等区域污染较为严重，环保疏浚时应格外关注这些高污染区域^[14]，对于高等植物生长区、鱼类繁殖区、底栖生物富集区等生态较为良好的区域应不对其进行清淤处理。根据河道的服务功能，从环保、通航和防洪等3方面来整体确定清淤范围^[31]。魏清福等^[32]通过研究湖泊表层及近表层底泥的静态及动态污染性质，并结合水体的污染状况和湖底的水生植物、底栖生物分布状况等因素来确定清淤范围。

本研究整理了已有规范标准和以往研究结论，从不同底泥厚度的污染物质量分数及分布情况出发，结合实际施工安全情况及现场调查状况，确定清淤范围，以此符合经济投资和实施效果的要求。长荡湖中心湖区为长荡湖国家级水产种质资源保护区，去除此区域。以氮、磷、重金属高污染叠加区域作为主要清淤范围；根据湖泊底泥氮磷污染程度评价结果，参考国内外湖泊底泥环保清淤范围论证依据，结合长荡湖湖泊水体污染程度等多个影响因素，将底污染物质量分数控制值分别为设定为TN>1 627 mg·kg⁻¹，TP>625 mg·kg⁻¹，RI>300；同时去除底泥沉积物厚度小于10 cm的区域，去除国家级水产种质资源保护区，结合工程经验和实际可操作性，综合确定环保清淤工程实施范围，科学合理地量化清淤区域，为以后清淤范围的确定提供参考。

1) 长荡湖湖区TN均值为1 187 mg·kg⁻¹，分层差异和空间差异不明显，其中东部湖区、西南部湖区TN均略高于其他区域。长荡湖表层沉积物TP随厚度逐层递减，表层0~5 cm中最高，重度污染区域TP高达25.9%，主要集中在西部、东南部、及南部湖心区域。

2) 长荡湖表层沉积物中8种重金属质量分数0~5 cm处明显高于其他深度，在西北湖区和南部中心湖区较其他区域高，其中Cd的污染较为严重，平均值为背景值的3.71倍；RI较高值主要集中在西北河流入湖区，与Cd空间分布一致。

3) 以TN>1 627 mg·kg⁻¹、TP>625 mg·kg⁻¹、RI>300，以及沉积物厚度>10 cm作为判定界限，并结合实际经济可行性、技术可行性和工程安全性等因素综合确定环保清淤的实施范围。最终清淤范围确定为：湖区西部、湖区东南部、部分东北和南部中心湖区。