2023, Vol. 44
2. 江苏省水资源服务中心, 南京 210029;
3. 中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室, 南京 210008
2. Water Resource Service Center of Jiangsu Province, Nanjing 210029, China;
3. State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China
湖泊富营养化是我国乃至全球面临的主要环境问题.据2020年中国生态环境状况公报统计, 在调查的110个重要湖库中, 中营养状态占61.8%, 主要污染指标为TP、COD和高锰酸盐指数[1].水体氮磷浓度过高是湖泊富营养化问题的主因, 由此可导致蓝藻水华的暴发, 并产生严重的水体次生污染问题.因此, 控制水体中氮磷浓度被认为是湖泊治理的关键[2].湖泊中水体氮磷的来源主要包括内源污染和外源输入, 其中内源污染主要指的来自于湖泊底泥(或沉积物)的释放[3, 4].
有研究表明, 入湖污染物得到有效控制后, 富营养化问题仍可持续几十年, 这主要归咎于底泥内源的持续释放[5~7].有研究表明, 太湖底泥磷的动态释放量可达2.1万t, 是外源磷输入量的2~6倍, 这可能是太湖蓝藻水华多年未得到有效缓解的主因之一[8, 9].因此, 控制湖泊底泥内源释放通量是解决富营养化问题的当务之急.
针对底泥内源的控制, 主要包括底泥疏浚、原位钝化、曝气和沉水植物恢复等措施[10~12].底泥疏浚主要是指利用大型疏挖器械, 将表层污染底泥清除, 进而降低底泥内源释放程度和潜力的方法[13, 14].湖泊表层底泥疏挖后, 底部底泥中的间隙水浓度通常较小, 因此释放潜力也被大幅降低.此外, 疏挖后的“新生界面”污染程度较轻, 对污染物的吸附远未达到饱和, 仍可从周围水体中吸附一些氮磷等污染物[15].合理的底泥生态疏浚技术(精确的疏挖深度和方式)可以永久去除污染物, 且可有效改善湖底生态环境[16].因此, 在世界各地普遍被采用, 如日本的霞浦湖、瑞典的Trehörningen湖、南京玄武湖和云南滇池等.有研究表明, 底泥疏浚可削减内源磷释放的比例达50%以上, 但也有研究报道, 底泥疏浚对水质改善程度较小[10, 15].此外, 由于底泥疏浚主要是清除表层底泥(0~30 cm左右), 而这也恰恰是底栖生物的主要生存区域, 其对湖底底栖生物群落的影响仍不清楚[17].
自2008年以来, 太湖开展了大规模的底泥疏浚工程, 主要集中在竺山湖、太湖西沿岸、梅梁湖、贡湖和东太湖等区域, 累计疏浚方量达4 200万m3.湖底疏浚对太湖局部湖区湖泛发生频率、内源释放削减、底栖生境改善均起到了较好的作用, 但上述研究多数是基于室内模拟研究[18, 19].底泥疏浚对太湖内源负荷削减、湖湾水质改善以及湖底底栖生物的组成和多样性的影响均未开展研究, 缺乏现场的长期观测数据.本文主要以太湖典型湖湾区(竺山湖和梅梁湖)为对象, 通过收集历史数据和现场采样的方法, 分析大规模疏浚对底泥内源释放削减和水质改善及底栖生群落的长期变化, 以期为太湖后续底泥内源治理提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 研究区域概况太湖位于我国经济较发达的长三角经济带区域, 介于北纬30°55′40″~31°32′58″, 东经119°52′32″~120°36′10″之间, 是我国第三大淡水湖泊, 水面面积为2 338 km2, 平均水深为1.9 m, 流域面积为36 500 km2.太湖流域河网密布, 有172条入湖河流, 年均入湖水量为88亿m3, 平均换水周期180 d.自2008年以来, 太湖水体总氮浓度持续下降, 2019年太湖ρ(TN)平均值为1.49 mg·L-1, 总磷自2008年持续下降, 但2015年之后出现反弹, 2020年太湖水体ρ(TP)平均值为0.089 mg·L-1[20, 21].太湖自2008年开始实施大规模疏浚, 主要集中在北部重污染湖湾区和太湖西沿岸区域.为研究分析太湖底泥疏浚对重点湖湾污染物削减、水质改善及底栖群落结构的影响, 主要以竺山湖和梅梁湖为对象, 其采样点位设置如图 1所示.
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图 1 太湖历年疏浚区域和采样点位示意 Fig. 1 Location map of the dredging area and the sampling sites of Taihu Lake over the years |
为研究分析底泥疏浚对底栖生物群落的影响, 以竺山湖为对象, 分别在疏浚区(ZSW31、ZSW39、ZSW40、ZSW60和ZSW61)和未疏浚区(ZSW34、ZSW35)设置代表性点位, 在疏浚前(2015年)以及疏浚后(3个月、6个月、1 a、2 a、3 a和6 a)开展样品的采集工作, 分析底栖生物群落的组成变化.同时, 2020年在梅梁湖疏浚区(ML1、ML4、ML5和ML6)和未疏浚区(ML3、ML7和ML8)采集底栖样品, 用以分析疏浚区底栖生物群落的恢复程度.底栖生物采样, 用彼得森采样器进行采样分析, 采样面积为1/16 m2, 每个点位采集3次.具体物种参考相关技术方法在室内进行鉴定分析[22, 23].
太湖底泥疏浚主要在2008年至2019年开展, 分别在太湖北部湖湾区(竺山湖及西沿岸、梅梁湖、贡湖沿岸和东太湖)逐年分多批次开展了底泥疏浚.为研究疏浚前后表层底泥内源削减情况, 以疏浚量较大的竺山湖和梅梁湖为对象, 分析2008年(疏浚前)和2020年(疏浚后)上述湖区点位表层底泥(0~10 cm)氮磷含量的变化.上述湖区的采样点位均匀分布于采样湖湾中, 并确保涵盖了全部湖湾.将采集的底泥样品置于冷冻干燥机干燥, 随后研磨过100目筛待分析.
1.3 疏浚底泥污染物含量估算为测算太湖疏浚底泥污染物含量, 具体计算公式如下：
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式中, M为疏浚底泥中某种物质的量(万t), ω为氮磷或有机质的含量(mg·kg-1), v为疏浚的方量(m3), w为疏浚底泥的含水率(%), A为底泥的密度(kg·m-3).
各个参数的获取主要参考历年江苏省水利厅委托设计单位制作的底泥疏浚施工设计文本, 各个参数均是以全部采样点位的浓度平均值, 进而对各个湖区疏浚出的总氮、总磷和有机质的含量进行估算.
1.4 样品及数据处理分析方法水体总磷总氮利用过硫酸钾氧化, 分光光度比色法测定, 底泥总氮和总磷主要是样品在高温高压下使用碱性过硫酸钾对沉积物中的总氮和总磷进行消解, 然后采用紫外分光光度法测定总氮的浓度, 采用钼酸铵比色法测定总磷的浓度, 底泥中有机碳含量采用重铬酸钾法测定[24].将获取的表层底泥氮磷有机质含量利用GIS软件, 利用空间插值法绘制表层底泥污染物在不同时间段的浓度分布, 以便从空间尺度分析底泥疏浚对内源负荷的削减情况.
对于采集的底栖样品, 在实验室内反复冲洗, 将样品置于白瓷盘中肉眼观察, 用镊子将底栖动物标本挑出, 标本用10%福尔马林溶液保存, 并进行鉴定分析.
底栖生物多样性评价采用Shannon-Wiener多样性指数(H′)与Pielou均匀度指数(J), 具体公式如下[23, 25]：
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(2) |
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(3) |
式中, S为群落中的总物种数, N为观察到的个体数, ni为i中的个体数.
2 结果与讨论 2.1 底泥疏浚对太湖内源总量削减量估算太湖自2008年开始底泥疏浚以来, 在竺山湖、梅梁湖、太湖西沿岸、东太湖和贡湖开展了有序的底泥疏浚工作, 分别在上述区域清除了表层污染底泥1 031.3万、1 397.3万、486.5万、884.1万和407.1万m3, 截至2020年共计疏浚4 206.2万m3(数据来源于江苏省水利厅).太湖底泥疏浚主要是采用生态疏浚的设计理念, 主要是清除表层污染底泥, 太湖各个湖区平均疏浚深度在20~30 cm.通过查阅疏浚施工设计方案, 各个湖区疏浚的底泥氮磷有机质含量如表 1所示, 疏浚方量与污染物取出如图 2所示.按照疏浚区底泥总氮、总磷和有机质含量的平均值计算, 太湖竺山湖、梅梁湖、贡湖、湖西西沿岸和东太湖分别取出了0.71万、1.74万、0.24万、0.34万和3.22万t的TN, 共计6.26万t; 各个湖区(按照上述湖区顺序)分别取出了0.28万、0.68万、0.16万、0.14万和0.57万t的TP, 共计1.83万t; 各个湖区(按照上述湖区顺序)取出的有机质分别为17.5万、31.8万、9.62万、7.83万和49.4万t, 共计约117万t.
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表 1 太湖各湖区疏浚底泥理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of dredged sediment in each lake area of Taihu Lake |
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图 2 太湖各个湖湾底泥疏浚方量和污染物去除量 Fig. 2 Amount of sediment dredging and pollutant removal in each bay of Taihu Lake |
沉积于底泥中氮、磷和有机质并非永久存于湖底, 其会在适宜的温度和风浪扰动等环境条件改变下, 再次释放到水体中, 成为湖内永久的污染源, 又称之为内源污染[26, 27].按照目前太湖年入湖沉积磷的通量为800~1 000 t·a-1计算, 2007~2020年间的疏浚量相当于清除了底泥中17~20 a左右蓄积于底泥中的总磷[28].如底泥中约50%的磷可以释放到水体中计算, 则底泥疏浚的总磷相当于清除了约1万t的潜在释放磷.目前, 太湖底泥年释放通量(以P计)为800~1 000 t·a-1, 通过科学疏浚的方法, 极大降低了底泥内源持续释放对湖体水质的影响[29].
2.2 底泥疏浚对水质改善作用研究底泥疏浚主要是清除表层污染底泥, 进而削减内源释放通量, 从而降低上覆水中氮磷补充源.此外, 疏浚后的“新生界面”还具有一定的氮磷吸附能力, 可以吸附水体中的部分氮磷[30].然而, 多项研究表明, 底泥疏浚的效果受外源输入、悬浮颗粒物沉降等因素的影响, 外源输入的悬浮颗粒物会在表层底泥活化, 增强表层底泥有效态氮磷的含量, 以及有机质的降解会引起表层底泥缺/厌氧, 重新引起底泥的释放[31, 32].
比较来说, 梅梁湖是太湖北部湖湾外源控制较好的一个湖湾.外源输入的通量要远小于竺山湖和贡湖.从梅梁湖的水质变化来看, 自2007年以来, 梅梁湖总磷和颗粒态磷出现先降低而后升高的趋势(图 3). 2007~2012年, 梅梁湖ρ(TP)从0.128 mg·L-1下降至0.067 mg·L-1, ρ(颗粒态P)从0.075 mg·L-1下降至0.039 mg·L-1.自2013年开始, 梅梁湖总磷和颗粒态磷出现稳步上升的趋势.上述变化趋势与太湖水体总磷和颗粒态磷的变化趋势类似.从梅梁湖的疏浚方量来看, 2007~2011年疏浚方量每年维持在250万m3左右, 疏浚面积在10 km2左右(数据未具体给出), 而自2012年开始, 梅梁湖没有进行大规模的疏浚工程.梅梁湖的疏浚方量、面积与梅梁湖的水体总磷和颗粒态磷有几乎相同的趋势.这部分说明, 疏浚可以改善湖区的水质.此外, 相关数据也表明, 梅梁湖北部湖区也出现大量的菹草, 这可能与疏浚表层污染底泥, 湖底生境利于菹草生长有关[33, 34].沉水植物的恢复也可以在一定程度上稳固表层底泥, 减少内源释放[35].疏浚工程停止后, 梅梁湖的水体磷浓度有所反弹, 这一方面可能与疏浚后回复有关, 还可能是由于北部湖湾藻类的大量聚集.蓝藻的聚集死亡, 沉降到疏浚后的表层底泥后, 引起了底泥内源负荷和释放的增加[36, 37].
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图 3 太湖及梅梁湖水质逐年变化特征和梅梁湖历年疏浚方量 Fig. 3 Characteristics of the water quality of Taihu Lake and Meiliang Bay year by year and the dredging volume of Meiliang Bay over the years |
与梅梁湖相比, 竺山湖水质波动较大, 水体中的ρ(TP)自2007年的0.203 mg·L-1下降至2011年的0.129 mg·L-1, 随后出现反弹.在随后的几年里, 出现往复波动的情况(图 4).竺山的疏浚主要实施在2008~2013年间, 而其阶段的水质变化与疏浚之间的关系不是十分明显.这主要可能是由于竺山湖的外源控制不理想, 仍有大量的外源输入, 由此削弱了底泥疏浚的效果.竺山水体中颗粒态磷波动与总磷类似, 但其浓度较梅梁湖略高.这可能主要是由于竺山湖外源输入的泥沙颗粒较多[38].
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图 4 太湖及竺山湖水质逐年变化特征及竺山湖历年疏浚方量 Fig. 4 Characteristics of the water quality of Taihu Lake and Zhushan Bay year by year and the dredging volume of Zhushan Bay over the years |
太湖水体总磷的反弹已有较多的研究, 且存在不同的观点[39].整体来说, 太湖水体总磷浓度与水体中的叶绿素a即蓝藻生物量具有正相关关系.因此, 北部湖湾如梅梁湾的水体总磷和颗粒态磷的增高与太湖蓝藻暴发强度增加也具有密切的关系[40, 41].太湖水体总氮浓度自2007年以来逐年下降, 图 3和图 4显示梅梁湖和竺山湖水体总氮浓度与太湖总氮浓度的整体变化趋势一致.其中, 2019年太湖和梅梁湖ρ(TN)平均值仅为1.49 mg·L-1和1.65 mg·L-1.有关太湖水体总氮逐渐下降的趋势, 大多人认为是由于蓝藻生物量增加引起的脱氮强度增加引起的[42].蓝藻生物量的增加, 导致水体中反硝化能力的增强, 大部分的氮通过该途径脱除了水面[43].然而, 有关氮的浓度的变化机制仍需要加强研究.实际上, 北部湖湾底泥氨氮的释放通量仍较大.
2.3 底泥疏浚对表层底泥氮磷含量影响研究为考察疏浚前后梅梁湖与竺山湖长时间的变化规律, 分别以2008年和2020年的两个湖湾的表层底泥氮磷浓度为对象, 通过空间采样空间插值的方法, 分析表层底泥氮磷含量的变化, 同时两个湖湾在不同时间的底泥总氮和总磷的浓度平均值如表 2和表 3所示.
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表 2 竺山湖以及西沿岸表层底泥(0~10 cm)总氮和总磷历史变化规律/mg·kg-1 Table 2 Historical changes in total nitrogen and total phosphorus in the surface sediments (0-10 cm) of Zhushan Bay and the west coast of Lake Taihu/mg·kg-1 |
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表 3 梅梁湖表层底泥(0~10 cm)总氮和总磷历史变化规律/mg·kg-1 Table 3 Historical changes in total nitrogen and total phosphorus in the surface sediments (0-10 cm) of Meiliang Bay/mg·kg-1 |
从空间插值结果来看(图 5), 竺山湖以及西沿岸在2008年时期, 底泥总磷和总氮含量均处于较高的水平.竺山湖几乎全域以及西沿岸部分区域底泥ω(TN)均超过1 800 mg·kg-1, 而总磷的浓度高值主要集中在竺山湖以及西沿岸部分区域.上述底泥氮磷含量的分布趋势与竺山湖以及西沿岸区域长期遭受外源污染有关.竺山湖以及西沿岸有众多的入湖河流如殷村港、太滆运河和大浦港等10余条入湖河流, 其入湖污染负荷约占太湖总入湖负荷的50%.此外, 竺山湖以及西沿岸区域一直是蓝藻主要堆积区, 大量的蓝藻死亡腐烂又会加剧该区域的底泥的氮磷负荷.2020年在竺山湖底泥氮磷污染物的空间分布可以看出, 其与2008年相比有一定的变化.但是, 从总氮和总磷含量的高值分布来看, 竺山湖底泥总氮和总磷含量仍处于较高的水平, 竺山湖大部分区域ω(TN)超过1 800 mg·kg-1.与2008年相比, 竺山湖以及西沿岸底泥ω(TN)超过1 800 mg·kg-1的区域稍有增大.2020年, 底泥总磷高值区域的分布面积较2008年也稍有增加.上述情况说明, 底泥疏浚的效果受外源影响较大.虽然, 竺山湖以及西沿岸区域外源污染控制力度逐渐加大, 但是随着周围区域人口数量的增加以及城市的快速扩张, 入湖污染负荷并没有明显的减少.加之近些年来, 太湖蓝藻暴发强度并没有降低, 反而在一定程度上有所增加, 竺山湖以及西沿岸仍是太湖较为严重的蓝藻聚集区[42].大量的藻体死亡残体腐烂和沉积, 逐渐成为底泥的一部分, 促使了表层底泥总氮和总磷含量的不断加大[44].
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图 5 太湖竺山湖及西沿岸2008年和2020年表层底泥总氮和总磷含量分布特征 Fig. 5 Distribution characteristics of total nitrogen and total phosphorus content in surface sediments of Zhushan Bay and the west coast of Taihu Lake in 2008 and 2020 |
从表 2可以看出, 在1995~2000年间, 该区域表层底泥ω(TN)和ω(TP)平均值在980 mg·kg-1和300 mg·kg-1.在2008年, ω(TN)和ω(TP)平均值分别升高至1 779 mg·kg-1和587 mg·kg-1, 说明污染的加重, 该区域底泥总氮和总磷含量增速较快.但是, 2020年时, 该区域表层底泥总氮和总磷含量依然维持在较高的浓度水平, 与2008年均值含量基本相当, 说明竺山湖以及西沿岸表层底泥污染负荷受外源影响较大.上述情况也说明, 底泥疏浚即使在短期内清除了表层高氮磷含量底泥, 但是受外源输入和悬浮物颗粒物不断沉降的影响, 底泥疏浚的效果会在一定时间内回复到原来的水平.
与竺山湖以及西沿岸区域相比, 梅梁湖总体来说外源控制相对较好.从图 6中可以看出, 在疏浚前, 梅梁湖北部湖湾和东部沿岸区域底泥氮磷含量处于较高的水平.其中, 底泥ω(TN)最大值接近4 000 mg·kg-1, 而底泥ω(TP)高值也接近3 000 mg·kg-1.这种长时间的变化特征从表 3中也可以得出类似的规律.各个区域在疏浚后接近10年后, 表层底泥总氮和总磷的含量均有大幅度的减少.
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图 6 太湖梅梁湖2008年和2020年表层底泥总氮和总磷含量分布特征 Fig. 6 Distribution characteristics of total nitrogen and total phosphorus content in surface sediments of Meiliang Bay of Taihu Lake in 2008 and 2020 |
表 3中显示, 2020年梅梁湖采样点底泥的ω(TN)和ω(TP)平均值分别为1 283 mg·kg-1和509 mg·kg-1.这说明, 对于外源控制相对较好的梅梁湖来说, 底泥疏浚的效果可以保持相对较长的时间.但是, 由于太湖北部湖湾每年仍有大量的蓝藻聚集, 藻体死亡后释放的氮磷和藻体本身的高氮磷含量仍可使梅梁湖表层底泥氮磷得到增加[40].
2.4 底泥疏浚对底栖生物群落影响研究表层底泥(0~20 cm)是底栖生物以及其他水生生物的主要活动场所, 而目前太湖底泥疏浚的深度恰好与该深度重合.因此, 疏浚过程中不可避免地会将底泥中的底栖生物一并清除, 可能会造成对底栖生物群落结构的暂时性的破坏作用.底栖生物扰动、引灌和造穴等活动对沉积物-水界面的物质交换具有重要的作用, 对调节近表层氮磷生物地球化学循环也具有重要的作用[45, 46].有多项研究表明, 底栖生物的扰动和造穴过程会引起沉积物-水界面近表层沉积物的溶氧穿透能力增加, 进而导致表层底泥中高价铁锰含量也随之增加, 由此会对磷产生固持作用, 减少沉积物-水界面的释放[45].
图 7给出竺山湖疏浚区和未疏浚区底栖生物的Shannon-Wiener多样性指数与Pielou均匀度指数变化趋势.本研究结果显示, 疏浚初期(1 a), 疏浚区域底栖生物的多样性指标有所下降, 这与刘国峰等[17]的研究结果类似.而且, 疏浚区与未疏浚区域的生物组成相差无几, 基本上都是以软体动物、寡毛类和摇蚊等底栖生物为主, 约占采集样品的90%以上(数据未给出).随着时间的延长, 这种差异性逐渐变小, 相差无几, 从2 a以后的监测数据可以明显看出, 甚至在疏浚后的第6年内疏浚区域的底栖生物群落生物多样性指标还略高于未疏浚区(Shannon-Wiener多样性指数和Pielou均匀度指数).
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图 7 竺山湖底泥疏浚区与未疏浚区Shannon-Wiener多样性指数和Pielou均匀度指数变化趋势 Fig. 7 Change trend graph of Shannon-Wiener diversity index and Pielou evenness index in the dredging area and undried area of Zhushan Bay |
图 8给出了梅梁湖疏浚区和未疏浚区底栖生物的Shannon-Wiener多样性指数和Pielou均匀度指数变化趋势.梅梁湖底泥疏浚主要开展在2008~2011年, 而从疏浚区和未疏浚区中的底栖生物多样性指数来看, 疏浚区的Shannon-Wiener多样性指数和Pielou均匀度指数并未有较大的差别.
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图 8 梅梁湖湖底泥疏浚区与未疏浚区Shannon-Wiener多样性指数和Pielou均匀度指数变化趋势 Fig. 8 Change trend graph of Shannon-Wiener diversity index and Pielou evenness index in the dredging area and undried area of Meiliang Bay |
以上研究结果表明, 疏浚区的底栖生物是具有自恢复能力的, 可以随着时间的延长, 逐步恢复原始甚至超过原始未疏浚时的生物多样性.这可能是由于底泥疏浚清除了表层重污染底泥, 湖底良性生境得到改善(氧还原电位、溶解氧浓度), 利于生物的繁殖和恢复.
3 结论(1) 底泥疏浚取出了大量沉积于湖底中的氮、磷和有机质污染物.太湖自2008年以来实施十余年的底泥疏浚工程, 累计疏浚底泥达4 200万m3.经估算, 疏浚共计清除湖体底泥TN约6.26万t, TP约1.83万t, 有机质约117万t, 相当于清除了蓄积于底泥中二十余年的外源污染物输入量.
(2) 底泥疏浚对内源削减和水质改善效果受外源输入影响明显.对于外源输入控制效果好的梅梁湖, 底泥疏浚后, 水体氮磷浓度在3~4 a内维持在较低浓度水平, 且可有效削减表层底泥氮磷含量.而对于外源输入仍较大的竺山湖, 底泥疏浚十余年后, 表层底泥氮磷含量已回复到疏浚前水平.
(3) 长时间尺度来看, 疏浚区底栖生物具有较强的自恢复能力.对竺山湖长达6 a的底栖生物多样性分析表明, 在疏浚初期, 疏浚区底栖生物多样性有所降低, 但在疏浚后2 a基本回复到疏浚前水平, 6 a后疏浚区与未疏浚区底栖生物群落多样性几无差异.疏浚十余年后, 梅梁湖疏浚区的底栖生物群落多样性与未疏浚区底栖生物群落多样性也未发现具有较大差异.
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