湿地作为一种生态处理技术，近年来已得到越来越广泛的应用，但对于表面流湿地来说，由于其运行水深浅、占地面积大，使得沉积物受扰动作用显著，富集在沉积物中的营养物质极易被再次释放进入上覆水体^[1-4]，是形成湿地内源污染不可忽视的一部分，因此，明晰湿地沉积物的再悬浮过程及其对净化效果的影响非常关键. Wilson等^[5]以水体中悬浮固体的⁷Be/²¹⁰Pb_xs表征了Old Woman Creek滨海天然湿地短期内总悬浮固体沉积与再悬浮的动态过程，估算单次径流事件中悬浮物的净输出量. Ganju等^[6]分析了潮汐湿地不同时期水量、风及气压等影响因素作用下再悬浮量的差异. Marion等^[7]研究表明湿地环境会促使部分营养物质由颗粒态转化为溶解态，再悬浮可引起水体的富营养化及河口的淤塞. Gargallo等^[8-9]在表面流人工湿地悬浮物敏感参数分析中发现与风相关的参数对再悬浮过程影响显著.除此之外，人为扰动、底栖生物的扰动、强降雨等都会产生一定程度的影响，其中人为扰动、短期的强降雨等会形成短期内的强烈释放现象，但并不会对全年趋势的研究产生明显影响，底栖生物的扰动受季节影响明显，流场和风场的变化是长周期研究中沉积物再悬浮的主要影响因素.相关研究大多是关于开阔水域再悬浮过程及营养盐响应特征的分析^[10-12]，对于植物种植区的研究也大多是研究动力条件影响下悬浮沉降的变化规律^[13]，对于定量分析再悬浮过程中营养盐释放特征的研究较少.

盐龙湖人工湿地作为国内少有的大型表面流人工湿地，整体生态工程主要由预处理区、挺水植物区、沉水植物区及深度净化区4部分构成，自建成以来已稳定运行6年之久，但由于挺水植物区水力负荷高、停留时间短，使得植物对水体营养物质的吸收能力有限，湿地土壤表面的截留、吸附作用是挺水植物区水质净化的关键，沉积物再悬浮会显著影响湿地的净化效果，因此，盐龙湖湿地挺水植物区可作为理想的湿地沉积物再悬浮及其对湿地净化效果影响的研究区域.本文基于分析湿地内部不同环境再悬浮与流场、风场的长期动态响应过程，估算再悬浮及其对湿地净化效果影响，以期为今后表面流湿地再悬浮污染控制研究提供参考.

1 仪器与方法 1.1 研究区域概况

盐龙湖人工湿地位于江苏省盐城市龙冈镇境内，占地面积约220万m²，是集净化、调蓄与稳定功能于一体的饮用水生态处理工程.其中表面流湿地挺水植物区作为水质净化的核心单元之一，总面积40万m²，以原位土壤为基质，以芦苇、茭草为优势物种，植物密度70~100株/m²，进水被分为东西相同的两侧，每侧沿水流方向分为3部分，正常运行水深依次为0.3、0.4和0.5 m，每部分又被分为3组并联运行且相互独立，水流沿进水渠进入湿地，经两侧出水渠收集后由出水堰流出，整体水力停留时间约12 h，处理水量30万~ 35万t/d.研究区域内2016 -2017年平均进、出水水质见表 1.

1.2 样品采集

本研究于2017年12月采用重力柱状采样器分别在西侧0.3、0.4和0.5 m水深区域采集沉积物柱状样，每个区域分别在进水口、中间、出水口位置取样，将柱状样现场进行分割，表层0~4 cm按1 cm间隔分割，其余部分沿纵向每10 cm分割1次，30 cm以下沉积物弃去，将处理好的样品密封、标记，在4℃下冷藏用于沉积物理化性质分析；于2016年3月至2017年2月每天采集进水渠及出水渠水样，同时收集风力气象数据，取每天最大平均时风速为研究对象，用于再悬浮量与风场相关性分析；于2018年4月采集研究区域内不同位置水样共30组，分3次进行，分析得到每个样品的浊度及SS，用于浊度与SS关系的标定；同时分别在0.3、0.4、0.5 m水深进水口及出水口采集水样，每5天采集1次，共6次，用于水质指标分析.具体采样点布置如图 1所示(I, J为网格坐标点).

1.3 分析方法

水质浊度采用便携式浊度仪(HACH 2100Q)测定，悬浮物(SS)含量采用重量法测定，高锰酸盐指数(COD_Mn)采用酸性高锰酸钾滴定法测定，氨氮(NH₃-N)浓度采用纳氏试剂分光光度法测定，水质总氮(TN)浓度采用碱性过硫酸钾紫外分光光度法测定，水质总磷(TP)浓度采用钼酸铵分光光度法测定；沉积物含水率采用烘干称重法测定，孔隙率采用环刀法测定，粒径分布采用马尔文3000激光粒径分析仪法测定，总有机碳(TOC)含量采用浓硫酸重铬酸钾氧化外加热法测定，沉积物TN含量采用半微量开氏法测定，沉积物TP含量采用碱融-钼锑抗比色法^[14]测定.

1.4 数据处理 1.4.1 沉积物临界起动流速及临界切应力计算

关于细泥沙颗粒的再悬浮计算，窦国仁^[15]通过对床面泥沙颗粒起动受力情况进行分析，并结合实践及现场观察，提出泥沙起动时的三种状态，张红武^[16]对现有部分公式在河床摩阻特性方面进行修正，以窦国仁早期给出的泥沙起动条件为基础，建立了更具有普遍性的泥沙起动流速计算公式：

$ V=2.1{{K}_{d}}{{\left[ \frac{{{r}_{s}}-r}{r}g\cdot {{d}_{50}}+6.59\frac{{{r}_{s}}-r}{r}{{g}^{0.33}}{{\left( \frac{{{r}_{0}}}{r_{0}^{*}} \right)}^{6.6}}\frac{{{\nu }^{1.34}}}{{{d}_{50}}}+0.0352{{\left( \frac{{{r}_{0}}}{r_{0}^{*}} \right)}^{6.6}}\frac{g\cdot h\cdot \delta }{{{d}_{50}}} \right]}^{0.5}} $

(1)

式中，r_s为沉积物容重(kg/m³)；r为水的容重(kg/m³)；δ为薄膜水厚度参数(m)；d₅₀为中值粒径(m)；h为水深(m)；r₀为泥沙干容重(kg/m³)，r₀^*为稳定干容重(kg/m³)，ν为水的运动学粘滞系数(m²/s)，K_d为平均流速的换算参数，无量纲，具体计算公式为：

$ K_{d}^{-1}=1-\frac{9.42 \sqrt{g}}{8 C \cdot m_{k}}+\frac{\sqrt{g}}{C \cdot m_{k}}[\sqrt{\frac{2 d_{50}}{3 h}-\left(\frac{2 d_{50}}{3 h}\right)^{2}}+\text{arc}\ \sin \sqrt{\frac{2 d_{50}}{3 h}}] $

(2)

式中，C为谢才系数(m^0.5/s)，m_k为涡团参数，无量纲，具体计算公式为：

$ {{m}_{k}}=0.15\left[ 1-4.2\sqrt{{{S}_{\text{V}}}}\left( 0.365-{{S}_{\text{V}}} \right) \right] $

(3)

式中，S_V为体积含沙量(mg/L).

在考虑植被阻力作用的基础上，结合房春艳^[17]给出的关于植被与曼宁糙率系数之间的关系，根据曼宁糙率系数计算谢才系数，具体计算公式为：

$ n=\frac{R^{2 / 3} \kappa^{1 / 2} Y_{d}^{1 / 2}}{(2 g)^{1 / 2}} $

(4)

$ C=\frac{1}{n} \cdot R^{1 / 6} $

(5)

式中，R为水力半径(m)；κ为植物密度(株/m²)；Y_d为植物拖曳力系数，无量纲，其值与雷诺数有关，n为曼宁糙率系数，无量纲，其中季振刚^[18]在模拟Okeechobee湖时取值为0.02~0.10 m，窦明等^[19]在模拟龙凤湿地时取值为0.032 m，本研究中结合湿地实际水动力情况，率定结果为0.04 m.

结合窦国仁^[15]给出的关于起动流速与临界起动切应力之间的关系式，以少量动作为起动标准，推导出沉积物的临界起动切应力(τ)计算公式为：

$ \tau=0.0278 r\left(\frac{\Delta}{h}\right)^{2} V^{2} $

(6)

式中，Δ为床面粗糙高度(m)，其值与中值粒径有关.

1.4.2 水动力模型概况

采用二维水动力模型对盐龙湖湿地挺水植物区水动力进行模拟.构建正交曲线网格，共划分网格933个，网格单元最大边长28.3 m(图 1)，垂向分1层，模型使用附近气象站点气象数据及实际进出湿地流量作为边界条件，模拟起始时间为2016年1月1日，初始水位为湿地工程设计标高(2.85 m)，初始流速设为0 m/s，水温将模拟第1 d输入值均匀赋给各空间网格作为初始值，时间步长为12 s，计算时间为1 a，其余主要水动力参数见表 2.

水位、流速和水温验证结果显示，水位模拟结果全年均值为2.843 m，与湿地全年平均设计常水位2.85 m基本吻合，流速模拟值与实测值相对均方根误差(RRE)值为2.94 %，水温模拟结果与实测结果(实测水温点与悬浮分析采样点位置相同)的RRE值为5.30 %，较为准确地模拟了湿地水动力的变化过程，模型可用于湿地的水动力情况分析.

1.4.3 静置浓度变化量与再悬浮浓度的测定方法

实验在ø90 mm×80 cm有机玻璃管中进行，有机玻璃管下端用橡胶塞密封，实验时在进水渠采集原水，将采集水样摇匀后加入有机玻璃管中，水深分别为0.3、0.4和0.5 m，加水后立即使用虹吸法采集液面以下中间位置处水样50 ml用于水质浊度检测，模拟湿地理论水力停留时间，0.3 m水深静置175 min，0.4 m水深静置230 min，0.5 m水深静置290 min后再次采样检测，静置过程中不同水深特定时间内SS的浓度变化定义为SS的静置浓度变化量(C_SS)，不同水深设置3组对照实验，不同进水时间段采集原水水样共5次，用于拟合原水SS与C_SS之间的关系曲线，进一步根据全年水质SS监测数据反演对应C_SS.由进、出水SS差值来表示湿地SS的综合浓度变化量(Q_SS)(公式(7))，再悬浮浓度根据静置浓度变化量与综合浓度变化量差值计算(公式(8)).实验期间，室温保持在25℃.

$ {{Q}_{\text{SS}}}={{C}_{0}}-{{C}_{1}} $

(7)

$ {{Z}_{\text{SS}}}={{C}_{\text{SS}}}-{{Q}_{\text{SS}}} $

(8)

式中，Z_SS为再悬浮浓度(mg/L)，C₀为进水SS浓度(mg/L)，C₁为出水SS浓度(mg/L).

1.4.4 水质浊度与悬浮物浓度的关系标定

浊度与SS浓度之间的相关性拟合曲线如图 3，通过将浊度序列转换为SS序列，分析发现两者之间的相关性良好(R²=0.78)，可用于SS浓度的推演及风速与SS浓度之间的定量分析.

2 结果与分析 2.1 沉积物理化性质特征

从沉积物粒径(图 4)来看，不同水深粒径分布差别不大，大部分沉积物粒径介于0~64.0 μm之间，这部分颗粒占到91.7 % ~94.4 %，其中小于4 μm颗粒比例占到24.0 % ~31.0 %，在巢湖湿地^[20]研究中得到与此相似的分布规律，但巢湖湿地中不同深度中值粒径最小值为14.2 μm，总的来说，盐龙湖湿地沉积物颗粒粒径更小.

从沉积物中值粒径(图 5a)、含水率(图 5b)的纵向分布来看，0~10 cm中值粒径呈现出随深度先减小后增加的趋势，含水率的变化恰好相反，表现为先上升后下降，不同水深沉积物的中值粒径均值介于8.48~9.5 μm之间，含水率在53.19 % ~74.4 %之间，10 cm以下粒径、含水率分别稳定在15.2~20.0 μm和23 % ~35.19 %之间.不同水深沉积物孔隙率(c)随深度整体呈现出略微增加后下降的趋势，不同水深之间差别不明显，0~10 cm孔隙率在52.85 % ~74.16 %之间，20 cm以下孔隙率稳定在39.69 % ~ 41.45 %之间.

从沉积物TN(图 5d)、TP(图 5e)、TOC(图 5f)含量随深度的变化来看，不同水深0~10 cm TN含量总体表现出先增加后下降的趋势，3~4 cm处达到最大值，均值为2852.50 mg/kg，0~1 cm为表层4 cm内最小值，均值为2440.59 mg/kg，4~10 cm TN含量明显下降，0.3、0.4和0.5 m水深分别下降了66.49 %、62.58 %和16.25 %，相同水深10 cm以下TN含量变幅较小，平均幅度为16.60 %.不同水深0~4 cm TP含量介于416.38~648.52 mg/kg之间，4~10 cm之间TP含量分别下降了51.60 %、41.39 %和33.45 %，相同水深10 cm以下TP含量平均变幅仅为6 %.不同水深0~10 cm TOC含量趋势与TN含量基本一致，除0.4 m水深最大值出现在1~2 cm，0.3 m与0.5 m水深最大值均在3~4 cm处，表层0~4 cm范围内0~1 cm TOC含量最小，均值为1.89 %，3~4 cm处最大，均值为2.12 %，4~10 cm之间TOC含量分别下降了82.67 %、75.24 %和42.04 %.同时由于0.5 m水深水力负荷较0.3 m水深与0.4 m水深大，TN、TP及TOC积累量都相对更高.

2.2 流场作用下沉积物再悬浮效应 2.2.1 沉积物起动流速及临界切应力

以垂线平均流速作为起动流速，其余相关计算参数见表 3，各物理要素均采用表层0~1 cm沉积物值，将表 3中相关参数代入公式(1)~(6)，得到沉积物起动流速及临界起动切应力(表 4)，结果显示不同水深起动流速(v)介于18.54~22.62 cm/s之间，临界切应力(τ)为0.0057~0.0107 N/m².

2.2.2 湿地挺水植物区运行流速

根据模型模拟结果，分别输出不同水深流速值，得到不同水深的时间与流速曲线图(图 6)，结果显示全年0.3 m水深流速介于0.90~1.62 cm/s之间，0.4 m水深流速介于0.37~1.03 cm/s之间，0.5 m水深流速介于0.22~0.95 cm/s之间.与沉积物的理论再悬浮起动流速相比，此值远小于理论起动流速，因此仅湿地内部的流体流动不足以引起沉积物的再悬浮.

2.3 风场条件下沉积物再悬浮效应 2.3.1 不同水深静置浓度变化量与进水SS之间的关系

通过不同水深的静沉降实验，结果表明(图 7)：当进水SS < 35 mg/L时，不同水深之间静置浓度变化量差别较小，当进水SS>35 mg/L时，0.3 m水深明显小于0.4 m水深和0.5 m水深，但0.4、0.5 m水深之间没有表现出显著性差异.将不同水深静置浓度变化量与进水SS浓度之间进行曲线拟合，发现两者之间呈现出较好的二次曲线关系(表 5).

2.3.2 风场条件下SS再悬浮浓度的定量分析

湿地环境中按植物的生长特点，可将全年分为4个阶段：萌发期(3 -4月)、生长期(5 -8月)、成熟期(9 -10月)和收割期(11 -次年2月).根据实测进水SS浓度，利用静置浓度变化量与进水SS浓度关系曲线，得到静置浓度变化量均值，根据公式(7)~(8)计算得到沉积物的再悬浮浓度(图 8).各个阶段植物的显著差异使得风场的作用也表现出很大不同，结果显示萌发期(图 8a)当风速 < 2 m/s时，SS再悬浮浓度均值为9.38 mg/L，风速在2~4 m/s之间时，为17.93 mg/L，风速>4 m/s时，为22.28 mg/L；生长期(图 8b)除风速>4 m/s时，SS再悬浮浓度略微偏高，达到15.68 mg/L，其余不同风速条件下再悬浮浓度之间没有显著性差异，再悬浮浓度介于10.05~12.96 mg/L之间；成熟期(图 8c)风速与再悬浮浓度之间也不具有显著性差异，SS再悬浮浓度介于10.26~11.73 mg/L之间，10月9日-10月13日，水体出水SS浓度出现较大波动，再悬浮浓度均值达到26.71 mg/L，明显高于整个阶段的再悬浮浓度，这可能是局部扰动引起的再悬浮现象，在接下来短期(2天)内水体的再悬浮浓度又很快与扰动前基本一致；收割期(图 8d)植物收割造成的扰动及对土壤结构的破坏较为严重，使得收割过程(大约11 -12月)及收割过后的约一个月内SS再悬浮浓度都有较为明显的增加，再悬浮浓度均值为16.72 mg/L，次年1 -2月风场与再悬浮浓度之间关系与萌发期类似，当风速 < 2 m/s时，再悬浮浓度均值为5.86 mg/L，风速在2~4 m/s之间时，为11.88 mg/L，风速大于4 m/s时，达到16.35 mg/L.

2.4 再悬浮对湿地净化效果的影响

水质分析采样时间处于植物萌发期，此阶段为全年再悬浮量最大阶段，以此阶段监测数据来估算再悬浮过程对湿地净化效果影响的最大值.通过对研究区域整体长期的水质监测结果统计分析得到溶解态COD_Mn/COD_Mn为0.78，总溶解态氮(TDN)/TN为0.70，总溶解态磷(TDP)/TP为0.19，因此可根据不同水深进出水水质COD_Mn、TN及TP实测值计算各对应营养物质颗粒态量，以往研究中发现SS与颗粒态COD_Mn、总颗粒态氮(TPN)及总颗粒态磷(TPP)之间存在明显的正相关性^[21]，对不同水深进出水水质进行分析，得到颗粒态COD_Mn、TPN和TPP和SS之间的比值关系均值：0.3、0.4和0.5 m水深SS/颗粒态COD_Mn值分别为27.44、27.35和27.27，SS/TPN值分别为63.51、60.02和58.31，SS/TPP值分别为317.86、323.04和329.17. COD_Mn、TN及TP的静置浓度变化量以其颗粒态的去除量来表示，利用SS静置浓度变化量及SS/颗粒态COD_Mn、SS/TPN和SS/TPP关系计算COD_Mn、TN及TP静置浓度变化量，以静置浓度变化量与综合浓度变化量差值来表示再悬浮对湿地净化效果的影响，6次水质监测(图 9)显示，再悬浮使湿地0.3 m水深SS、COD_Mn、TN、TP去除均值分别减少了14.83、0.87、0.036和0.037 mg/L，随着水深增加，再悬浮的影响均有所减弱，从再悬浮浓度值来看，0.3 m水深SS再悬浮浓度分别高出0.4 m和0.5 m水深12.48 %和18.67 %；COD_Mn分别高出12.61 %和19.52 %；TN分别高出248.12 %和341.94 %；TP高出分别35.53 %和43.48 %. 0.4、0.5 m水深TN的综合浓度变化量均值高于静置浓度变化量，再悬浮影响下甚至存在提升TN去除效果的现象.

3 讨论 3.1 风场与流场作用下沉积物的再悬浮特征

根据盐龙湖挺水植物区沉积物的分布特征及相关研究中沉积物的分层表述^[22]，可将研究区域沉积物分为氧化层、污染层、污染过渡层及健康层，氧化层溶解氧充足，在微生物的作用下形成团聚体结构，增加了此交界面的透水透气能力^[23]，促进了氮的迁移转化，TN含量较低，颗粒态磷的直接沉降及表层氧化环境为磷的固定提供了更多的吸附位点，TP逐渐积累，污染层长期的厌氧环境影响了对污染物的降解能力，不断的积累使得TN含量升高，深度增加使得还原性变强，造成磷的解吸和迁移^[24]，污染过渡层是污染层向健康层的过渡区域，使该区域内营养物质含量又呈现下降趋势，健康层几乎未受到污染，其理化性质基本稳定.这种分层特征使得若引起氧化层的再悬浮，会导致污染层裸露，而污染层底泥营养物质含量相较于氧化层更高，增加了其释放程度^[22].

通过计算沉积物再悬浮起动流速及临界切应力，发现湿地现状内部流动并不足以引起沉积物的再悬浮，这与许多相关研究类似，流场并不是引起沉积物再悬浮的主要因素，风场驱动下形成的风生波及风生环流现象是浅水沉积物再悬浮的主要动力^{[11, 25]}.

萌发期与收割期风场和SS再悬浮浓度之间均表现为显著性相关(P < 0.05)，萌发期为了满足植物幼苗的生长需要；收割期由于受季节、温度影响，两个阶段湿地往往需要降低运行的水力负荷，这在一定程度上增加了风场的影响程度.全年萌发期平均风速最大，达到3.73 m/s，SS日均再悬浮浓度为18.98 mg/L，也为全年最大值；收割期温度降低也使得分子布朗运动减弱，悬浮颗粒之间碰撞几率降低，悬浮物沉降性能下降^[26]，整个阶段SS日均再悬浮浓度达到15.32 mg/L；生长期与成熟期植物的风遮挡作用使得SS再悬浮浓度减小，与萌发期相比，SS日均再悬浮浓度分别下降了31.02 %和37.22 % (图 10)，与相关研究相比^[27]，盐龙湖植物的风遮挡作用对SS再悬浮量的削减作用较差，分析一方面是由于研究区域内植物密度较大，植物根茎生长对土壤的挤压造成土壤表面凹凸不平，土壤间形成的团聚体疏松多孔且相互粘结作用较弱，同时生长期与成熟期流速略有增大，风场作用下形成波或者环流通过能量传递增加了床面沉积物的再悬浮；另一方面可能由于生长期与成熟期温度较为适宜，再悬浮量易受底栖动物及水生生物的丰度和活性影响.

3.2 营养物质再悬浮量估算

2016年3月-2017年2月监测结果显示萌发期、生长期、成熟期和收割期再悬浮浓度比值为1 :0.69 :0.63 :0.81，从整年的时间尺度来看，可认为不同年份不同植物生长阶段再悬浮浓度的变化趋势近似一致，以上述2018年4月萌发期6次水质分析SS再悬浮浓度及不同时期再悬浮浓度的比值关系，推算得到此时全年不同时期再悬浮浓度均值分别为13.29、9.17、8.37和10.76 mg/L.进水水质营养物质相对稳定，根据SS与颗粒态COD_Mn、TPN、TPP的关系均值及溶解态COD_Mn与COD_Mn、TDN与TN、TDP与TP的关系，按照湿地进水量估算全年不同时期再悬浮过程中单位面积SS、COD_Mn、TN、TP的再悬浮量(图 11).结果显示全年SS、COD_Mn、TN、TP再悬浮量分别为2.80、0.47、0.15和0.011 kg/m²，其中萌发期SS、COD_Mn、TN、TP再悬浮量分别达到9.96、1.66、0.55和0.038 g/(m² ·d)，为全年最大值；成熟期受植物特征及风速大小影响，营养物质再悬浮量为全年最小，与萌发期相比减少30 %以上.周阳等^[13]在太湖植被区研究中也发现植被的作用可明显控制水体悬浮物浓度，当风速由2.8 m/s升至5.8 m/s时，无植被带悬浮物浓度上升了119 mg/L，而植被覆盖区仅上升了19 mg/L.但在风场作用下，盐龙湖挺水植物区净化效果与理论条件下的静置浓度变化量相比明显偏小，湿地内部存在比较明显的再悬浮现象，相关研究中也得到了类似的结论^{[13, 28]}，植被可以一定程度减小风场作用下的再悬浮，但植被种植区由于水生植物的凋落分解，表层营养物质累积量较高且更易释放，使得再悬浮过程中营养物质的释放量急剧增加.

4 结论

1) 以盐龙湖为代表类似的表面流人工湿地，通常顶部0~10 cm的沉积物营养盐浓度明显偏高，但0~1 cm处水-土交界面营养物质含量通常小于1~4 cm，因此，表层沉积物的再悬浮可能会引发更多营养物质的释放.

2) 研究范围内不同水深沉积物的理论起动流速介于18.54~22.62 cm/s之间，湿地实际运行流速范围在0.22~1.62 cm/s之间，远小于理论值，实际情况下仅流速的变化很难引起沉积物的再悬浮.

3) 萌发期和收割期风场与再悬浮浓度均呈现显著正相关，当风速 < 2 m/s时再悬浮现象不明显，风速> 4 m/s时再悬浮浓度显著增加.

4) 再悬浮对湿地净化效果的影响主要集中在萌发期与收割期，同时营养物质的再悬浮量与湿地运行水深有关，全年SS、COD_Mn、TN和TP再悬浮量分别达到2.8、0.47、0.15和0.011 kg/m².