长荡湖又名洮湖 (图1) 所示，位于江苏省南部、太湖流域上游，是江苏省十大淡水湖之一。长荡湖正常蓄水位3.49 m，平均水深约为1.10 m，湖面面积81.90 km²，蓄水量8.60×10⁷ m³ (常水位) 。湖盆地形平坦，无显著起伏，北半部湖区水深稍大，南半部水深较浅。其主要出入湖河港有大浦港、新河港、涑渎河、新建河、白石港、仁和港、庄阳港、后渎中河、北河、湟里河、北干河、沙河港、中干河等。

长荡湖环保清淤一期工程于2016年11月中旬开工，工程实施区域位于长荡湖东北部，当时已经批准即将建设的长荡湖水厂取水口坐落其中。一期工程设计清淤面积9.93 km²，清淤土方1.74×10⁶ m³。该工程包括3块：面积共有1.71 km²清淤深度为30 cm的湖区；有一块面积为1.44 km²清淤深度为25 cm的湖区；其余湖区清淤深度为12 cm (面积为6.78 km²) (图1) 。一期工程为长荡湖水源地取水口所在地，工程初步设计时考虑到要将以镉 (Cd) 为代表的重金属彻底清除，克服工程施工组织和项目投资较大等不利因素，经过反复权衡，采用围堰干法施工工艺。2017年10月完成围堰及初期排水工程施工，2018年3月完成环保清淤土方开挖施工。在施工过程中，由于部分清淤区域位于古河道，湖底为软土质地，大型机械设备无法进入，施工难度较大，该部分软土区未实施清淤。

在底泥清淤工程实施前，搜集整理长荡湖水体的水质指标监测数据，包括高锰酸盐指数 (COD_Mn) 、氨氮 ([NH₃-N]) 、总氮 (TN) 和总磷 (TP) 。在清淤工程完成后对长荡湖水体水质再次进行采样检测，采样点位于长荡湖北部，经纬度为 (119°35′35″，31°39′45″) 。与此同时，清淤工程实施前共设置15个采样点，用GPS仪器准确记录采样点经纬度，使用柱状沉积物采样器采集底泥样品，深度0~5 cm，采样点空间分布如图1所示。清淤后采样点排除未清淤区域，在施工结束围堰拆除前，在清淤工程实施前采样点相应位置采样，共有14个采样点位，利用土钻采集表层土样，采样深度0~5 cm。底泥样品在采集后及时运输回实验室进行冷冻干藻，水样经过0.45 µm滤膜过滤，冷冻干燥后的底泥样品经过研磨并过100目筛后进行检测。底泥中各项指标检测方法为：TP 采用碱熔-钼锑抗分光光度法；TN 采用凯氏法；铜 (Cu)、锌 (Zn)、铅 (Pb)、镍 (Ni)、铬 (Cr) 等重金属指标测定采用原子吸收分光光度法；汞 (Hg) 、砷 (As) 采用原子荧光法。

采用单因子污染指数评价方法^[20]，分析评价长荡湖清淤前后底泥氮、磷污染状况，氮、磷的污染指数计算方法见式 (1) 。

式中：$ {S}_{i} $为沉积物中评价因子i的单因子污染指数；$ {C}_{i} $为该因子的实测值；$ C\mathrm{_s} $为该因子的评价标准值。本研究中取沉积物具有最低级别生态风险效应时的含量为评价标准值，TN和TP的评价标准值分别为550和600 mg·kg⁻¹ (来自加拿大安大略省环境和能源部颁布的《沉积物质量评价指南》，能引起最低级别生态毒性效应的浓度水平) 。

底泥重金属生态风险指数评价方法采用潜在生态风险指数法^[21]，其中单个污染物潜在风险系数指数见式 (2) ，多种金属潜在生态风险指数见式 (3) 。

式中：$ C_{\mathrm{D}}^i $为底泥中重金属的实测质量分数，mg·kg⁻¹；$ C_{\mathrm{R}}^i $为计算所需的参比值，mg·kg⁻¹；$ E_{\mathrm{r}}^i $为潜在生态风险系数；$ T_{\mathrm{r}}^i $为单个污染物的毒性响应参数。其中，As、Hg、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的毒性系数分别为10、40、30、2、5、5、5和1；RI为多种金属的潜在生态风险指数。

在实施清淤工程后，2018年当年水中COD_Mn、[NH₃-N]、TN和TP较清淤工程实施前均有较为明显的降低 (图2和图3) 。清淤工程实施前长荡湖平均COD_Mn为5.56 mg·L⁻¹ (2015年年均值) ，清淤完成后的平均COD_Mn为4.90 mg·L⁻¹ (2018年年均值) ，清淤前后平均COD_Mn均处于地表水Ⅲ类水标准内。清淤前长荡湖的平均[NH₃-N]为0.49 mg·L⁻¹，清淤完成后的平均[NH₃-N]为0.41 mg·L⁻¹，清淤前后[NH₃-N]均处于地表水II类水标准内。清淤前长荡湖的TN为2.73 mg·L⁻¹，清淤完成后的平均TN为2.53 mg·L⁻¹，当年略有下降，但是在2019年又上升至3.54 mg·L⁻¹，清淤前后TN均超过地表水V类水标准内。清淤前长荡湖的平均TP为0.11 mg·L⁻¹，清淤完成后的平均TP为0.09 mg·L⁻¹，清淤后TP当年略有下降，但是长期监测数据表明水质不稳定，个别月份TP超过地表水V类水标准。以上结果表明，清淤工程实施对水质影响不大，水质总体处于Ⅴ类水，超标因子为TN和TP。因为一期工程围堰干法清淤区域仅为长荡湖全湖的一部分，而清淤后湖水为全湖流动，水中污染物扩散速度较快，故需要综合清淤区域水质和沉积物中污染物质量分数变化情况才能评估围堰干法清淤施工工艺清淤效果。水中重金属在清淤前后均处于未检出水平。

1) 有机质 (OM) 质量分数对比。清淤前14个采样点位样品中，表层底泥OM的平均质量分数为3.40%，清淤后平均质量分数为2.48%，OM质量分数平均降幅为27.09%。清淤后大多数点位沉积物中的OM都得到了有效去除，有11个点位OM质量分数低于清淤前，去除幅度最高为14号点，高达65% (图4)。清淤后表层底泥OM质量分数降低可能与围堰施工抽水后底泥直接与空气接触，底泥OM分解加速有关。另有3个点位沉积物中OM质量分数平均值略高于清淤前，主要原因可能是清淤工程施工过程对底泥不可避免的干扰，清除表层沉积物的同时也翻动了底泥，底部OM质量分数较高底泥被翻动到表层。总体来说清淤前后底泥的OM质量分数均处于较低水平。

2) 总氮 (TN) 质量分数对比。清淤后表层底泥中TN比清淤前低76.95%，TN降低幅度为31.3%~91.40% (图4) 。清淤工程有效减少了底泥中TN的赋存量，对削减内源污染存量有非常明显的效果。不同采样点底泥TN去除效果有所差异，去除率最高的是5号采样点，而7号采样点去除效果较差，主要原因可能是受施工现场条件限制，部分软土区底泥难以彻底清理，造成该区域底泥TN去除率偏低。此外，尽管部分点位的TN降低幅度较大，但清淤后TN仍处于较高水平。这说明清淤效果评价不能局限于对赋存量的削减比例，对于污染特别严重的区域，还应评价工程实施后底泥污染物赋存量。

3) 总磷 (TP) 质量分数对比。在底泥清淤工程完成后的14个清淤区域样品中，清淤前底泥TP平均值为497 mg·kg⁻¹，清淤后底泥TP为672 mg·kg⁻¹，清淤后底泥TP平均值比清淤前高35.16% (图4) 。除1、2、5和11号点位的TP有小幅降低外，其余点位的TP均出现升高的现象，原因较为复杂。首先，部分采样点底层TP可能高于表层，清淤工程将表层低TP的底泥移除，底部TP较高的底泥成为新生表层底泥，导致清淤后TP高于清淤前。其次，围堰干法清淤时，施工机械扰动可能破坏底泥磷分层和水平分布，导致清淤后区域底泥磷素的质量分数升高。再次，可能与底泥采样方式方法有关，清淤前底泥是在汛期过后水上用船采集，通过柱状底泥采样器采集表层底泥；清淤后底泥则是在土方工程结束后围堰拆除前采集，直接用土钻采集表层底泥。带水采集的表层底泥样品通常不包括磷素质量分数较高的浮泥和流泥，围堰施工水抽干后浮泥和流泥则均沉降成为表层底泥，也就是说带水和落干不同状态时由于采样方法差异可能导致表层底泥样品总磷质量分数差异。总体来说，除1号、2号、5号和11号采样点代表区域清淤降低了底泥TP外，其余采样点清淤后底泥磷素的质量分数仍处于较高水平。

清淤工程实施前后底泥的重金属质量分数如图5所示。清淤前后底泥质量分数变化较明显的重金属主要为Cd，清淤前底泥Cd平均质量分数为0.64 mg·kg⁻¹，清淤后平均质量分数为0.15 mg·kg⁻¹，平均去除率为76.00%。清淤前底泥As平均质量分数为9.08 mg·kg⁻¹，清淤后平均质量分数为7.35 mg·kg⁻¹，平均去除率为19.10%。清淤前底泥Hg平均质量分数为0.083 mg·kg⁻¹，清淤后平均质量分数为0.066 mg·kg⁻¹，平均去除率为20.61%。清淤前底泥Pb平均质量分数为29.04 mg·kg⁻¹，清淤后平均质量分数为20.34 mg·kg⁻¹，平均去除率为29.97%。清淤前底泥Zn平均质量分数为111.50 mg·kg⁻¹，清淤后平均质量分数为97.31 mg·kg⁻¹，平均去除率为12.73%。清淤前底泥Ni平均质量分数为39.78 mg·kg⁻¹，清淤后平均质量分数为35.01 mg·kg⁻¹，平均去除率为11.98%。清淤前底泥Cr平均质量分数为74.21 mg·kg⁻¹，清淤后平均质量分数为74.41 mg·kg⁻¹，基本无变化。清淤前底泥Cu平均质量分数为32.62 mg·kg⁻¹，清淤后平均质量分数为31.33 mg·kg⁻¹，平均去除率为3.94%。

清淤工程实施后出现部分底泥重金属质量分数变化不大，甚至在部分点位出现清淤后底泥重金属质量分数有所增加。发生此现象的主要原因是底泥重金属质量分数本来在总体上处于较低水平，重金属质量分数在清淤前后数值上的变化属于正常波动。此外，重金属具有垂向累积性特征^[21]，施工过程对表层底泥产生扰动，破坏了底泥重金属质量分数的垂向分布，这会造成部分区域底泥重金属质量分数增加，表现出部分采样点位清淤后底泥重金属质量分数高于清淤前。

工程实施前后TN、TP的单因子污染指数和重金属综合潜在生态风险指数分析结果如图6所示。清淤工程实施前底泥中TN的污染指数为4.45~21.82，平均TN风险指数为12.38，属于重度污染 (表1) ；TP污染指数为0.61~1.53，平均TP风险指数为1.00，属于重度污染。清淤工程实施后底泥中TN的污染指数为1.06~3.64，平均TN风险指数为2.46，TN风险指数大幅降低，但仍属于重度污染；清淤工程实施后底泥中平均TP污染指数为0.77~1.48，平均TP污染指数为1.20，属于重度污染。总的来说，清淤工程大幅降低了TN的风险指数，但TP的风险指数无明显改善。这是由于清淤后部分点位的TP质量分数升高，所以部分点位的底泥TP风险指数显示上升。TN风险虽得到大幅降低，但依然处于重度污染水平。

清淤前9个点位底泥重金属生态风险指数平均值为210，清淤后重金属生态风险指数平均值为79，平均降低了62.58%，生态风险指数等级从“中风险”下降至“低风险”。在监测的9个点位中有1个点位底泥生态风险指数等级从“高风险”下降至“低风险”，污染风险下降3个等级；有1个点位生态风险指数等级从“较高风险”下降至“低风险”，污染风险下降2个等级；有1个点位生态风险指数等级从“较高风险”下降至“中风险”，污染风险下降1个等级；有4个点位生态风险指数等级从“中风险”下降至“低风险”，污染风险下降1个等级。清淤工程实施后的9个点位中，底泥生态风险等级为“低风险”的为7个，占全部点位的77.80%；生态风险等级为“中风险”的点位有3个，占全部点位的33.30%。清淤后所有点位底泥生态风险等级均为“低风险-中风险”，清淤后底泥生态风险显著降低，环保清淤工程对削减重金属污染风险取得了明显效果。

1) 围堰干法清淤深度的确定。一期工程施工区域底泥中TN虽得到了明显削减，但清淤工程实施后的底泥中TN和风险水平仍较高。主要是因为工程实施范围内的部分采样点底泥中TN背景值较高，清淤工程设计的清淤深度有限，底层底泥TN仍然较高。一期工程大部分施工区域的清淤深度为12 cm，在工程实际施工和监理过程中发现施工机械精确实施和测量该清淤深度难度较大，特别是在淤泥较厚、施工场面不平整的清淤区域，主要依靠施工人员经验保证施工精度。因此，建议在未来环保清淤工程设计时，应在明确柱状底泥污染物赋存状态和污染物释放规律基础上，充分考虑施工机械、场地条件等实际情况，合理确定清淤工程施工深度。

2) 环保清淤工程实施效果评价方法。如何客观合理评价清淤工程效益是决策者关心的重要问题。环保清淤工程主要目的是清除底泥污染物、降低河湖内源污染，故清淤后底泥内源污染负荷削减量应该是环保清淤工程实施效果的主要评价指标。然而，底泥内源污染负荷的准确估算受到水文气象、外源污染、水生生物等多方面因素影响，具有高度时空异质性，目前尚无统一标准方法。评估清淤区域水体水质、河湖底泥赋存量变化及清出的受污染底泥量成为替代的常用环保清淤工程实施效果的评价方法。本研究结果表明，在长荡湖东北部实施的围堰干法环保清淤工程实施前后，长荡湖的水质并无明显变化。上覆水体水质对于清淤工程的短期响应和长期响应并不完全一致。在短期内，清淤工程破坏了原本的沉积物和水界面物质交换平衡和水生态系统平衡，减少了底泥对水体营养盐的吸附固定作用，促进了底泥内源污染的释放^[22-23]。环保清淤工程的实施成效可能在工程完成一年或两年之后才会显现出来^[24-25]。部分湖区环保清淤工程削减的污染负荷可能对于全湖内源污染负荷改善效果并不明显。从削减底泥污染物赋存量来说，本工程对于底泥中OM、TN和Cd赋存量削减最为明显，底泥中Cd综合潜在风险指数降至“低风险”。由于底泥中的OM本身处于较低水平，故OM质量分数不适合用来评估环保清淤工程的实施效果。建议进一步加强底泥环保清淤工程效果评价方法和评价标准相关研究，为合理评估环保清淤工程效益，提供工程资金使用效益提供科技支撑。

3) 对围堰干法施工的经验启示。长荡湖一期工程围堰干法清淤基本实现了初步设计时采用围堰干法施工确定的去除底泥重金属镉 (Cd) 、降低水源地重金属污染风险的预期目标，但是在实施过程中部分目标并未实现。作为大型围堰干法环保清淤工程，工程实施过程中积累了宝贵的经验启示。首先，在工程实施的过程中，淤泥较厚的软土区增加了施工难度，导致该区域环保清淤工程难以达到预期效果。其次，机械干挖的方式虽然能避免带水清淤法对底泥扰动造成的再悬浮，但在施工过程中可能会翻动表层底泥，造成表层和底层底泥混匀，影响污染物去除效果。第三，清淤工程打破原有的底泥-上覆水之间污染物平衡，工程实施后新的泥水界面平衡关系将逐步建立^[26-27]，短期内可能造成污染物释放量显著增加。第四，干法清淤是将水抽干，底泥晾晒至含水量较低时用机械推土施工，湖床物理结构改变，施工区域原有湖底底栖动物会因长时间脱水死亡，水生植物根茎也被移除，原有水生态系统被完全改变，可能会对后续水生态修复造成不利影响^[28-30]。第五，围堰工程需要在湖泊构筑围堰，所需土方工程数量较大，加上便于施工机械操作运输，需要修建纵横道路，工程经费投入较大。此外，清淤时修建围堰减小防洪库容，施工区域安全度汛和围堰工程安全也是需要特别注意。

1) 采用围堰干法清淤工艺，长荡湖一期环保清淤工程清淤后的湖区底泥OM质量分数降低幅度为27.09%，TN降低幅度为76.95%，TP并无明显削减效果，部分点位的TP上升。清淤工程有效削减了重金属镉 (Cd) ，平均去除率为76.00%，降低了底泥重金属的潜在生态风险和单因子污染指数，实现了围堰干法清淤削减重金属污染预期目标。2) 围堰干法清淤可避免带水清淤方法底泥再悬浮形成的二次污染，但是受现场施工条件影响，软弱地基区域施工机械无法进场，机械操作可能造成下层底泥的翻动，部分区域完全实现预期清淤深度难度较大。应综合考虑底泥清淤目标和施工机械、场地条件等影响因素合理选择清淤工艺和确定清淤深度。建议加强清淤工程实施效果评估方法和评估标准研究。