淀山湖水质及与环湖稻田农业面源污染的关系

郑亚利, 胡雪峰, 陆思文, 李 俊, 罗 凡,兰国俊, 赵景龙, 张伟杰

(上海大学环境与化学工程学院, 上海 200444)

淀山湖地处上海西郊青浦区, 是上海母亲河黄浦江的源头.作为天然淡水湖泊, 淀山湖是上海市最重要的饮用水源地之一.淀山湖横跨上海市青浦区和江苏省昆山市, 在青浦境内的面积为46.7 km2, 约占总面积的75.3%.为保护上海饮用水源地环境, 确保人们用水安全, 环淀山湖地区禁止工业开发、禽畜养殖业, 网箱养渔业也受到限制.尽管如此, 淀山湖仍属于富营养湖泊, 常年水质处于中国国家水质标准(GB3838—2002《地表水环境质量标准》)Ⅳ-Ⅴ类, 部分区域水质甚至劣于Ⅴ类[1].除受上游来水水质的影响外, 环淀山湖种植业面源污染是淀山湖水质最主要的污染源[2-3].

环淀山湖地区主要有上海青浦区的金泽镇、朱家角镇, 江苏昆山的淀山湖镇、锦溪镇和周庄镇, 江苏苏州市汾湖镇.据统计, 环湖六镇共有水田59.75 km2, 占其农田耕地总面积的33.1%[1], 稻作农业是当地主要农作方式.为了提高粮食产量, 常规稻作过度施用化肥和农药, 加剧了田面水中氮(N)、磷(P)等营养元素随径流流失进入地表水或地下水的影响, 对水环境构成严重威胁[4].

本研究于2017 年1 月∼2018 年1 月对淀山湖主要进水和出水口水质进行年度监测, 分析了淀山湖水质的时空变化规律;同时, 在淀山湖畔的青浦区金泽镇布置田间试验, 研究水稻生长期施肥方式对田面水养分含量的影响, 并进一步分析淀山湖水质变化与稻田田面水养分元素含量的关系.

1 材料与方法

1.1 水质调查

淀山湖位于太湖流域的下游, 黄浦江上游, 主要有4 个进水口和4 个出水口与外界水域相通.2017 年1 月∼2018 年1 月, 按照水质调查的标准方法[5]对淀山湖进水和出水口水质进行采样监测(见图1), 每个月采集一次, 共13 次.

图1 淀山湖进出水口水质监测点分布Fig.1 Distribution of the water-quality monitoring points in the water inlets and outlets in Dianshan Lake

1.2 田间试验

为了研究水稻栽培对淀山湖水质的影响, 在位于淀山湖畔的青浦区金泽镇沙港村布置田间试验.试验地距离淀山湖西岸主要入水口急水港仅6 km.土壤多发育自河湖相沉积物,其基本理化性状见表1.田间试验分5 个施肥处理: 不施肥对照(control check, CK)、双孢菇菌渣(agaricus bisporus, AB)、金针菇菌渣(flammulina velutipes, FV)、常规化肥(chemical fertilizer,CF)以及猪粪肥(pig manure,PM).每处理3 个小区重复,小区面积为20 m2,共15 个小区, 随机排列.按当地生态稻作模式, 头年水稻收割后, 播撒豆科紫云英种子;翌年5 月进行稻田翻耕, 翻压紫云英入土作基肥.各处理小区于2017 年6 月下旬施基肥, 占施肥量1/ 3;7 月下旬施追肥, 占施肥量2/3.不同施肥处理, 每小区施肥折合总氮素量均为0.75 kg.10 月22 日收割水稻.

表1 试验区土壤基本理化性状Table 1 Physical—chemical properties of the soils in the study areas

试验所用金针菇菌渣, 取自上海市奉贤区某食用菌厂;双孢菇菌渣, 取自上海市金山区某食用菌厂;猪粪, 取自上海市青浦区某生物有机肥厂.金针菇、双孢菇菌渣和猪粪中的主要营养成分及含量见表2.化肥处理: 基肥用BB 肥(m(N)∶m(P2O5)∶m(K2O)=26∶6∶10);追肥为尿素(N(46%), CON2H4或[CO(NH2)2]).试验所用水稻品种为嘉禾218.

表2 试验用菇渣和猪粪肥主要养分含量Table 2 Contents of nutrients in the fungal residues and pig manures applied to the field experiment

在水稻生长期, 根据田间实际情况, 通常10∼15 d 采集一次稻田田面水样.取样时, 在不扰动土层情况下, 用100 mL 注射器在每小区按照蛇形多点(5∼12 点)采样法吸取田面水.将采取的水样装于500 mL 聚乙烯塑料瓶中, 用冰袋保持水样, 温度维持在4◦C 左右, 以防理化性质发生改变, 并迅速带回实验室进行分析.

1.3 样品分析

水样带回实验室后, 原样消解, 以钼锑抗分光光度法测定总磷(total phosphorus, TP)[6];水样过滤后, 以纳氏试剂比色法测定氨氮(NH3-N)[7].

利用Excel 2007 对数据进行整理统计分析, 采用Origin 8 软件绘制图形, 并通过SPSS 14.0 软件进行相关性分析.

2 结果与讨论

2.1 淀山湖水体NH3-N 和TP 变化

1985 年9 月, 淀山湖首次爆发大面积的“水华”, 持续时间达15 d, 其中上海境内的湖区90%水面出现绿色被膜[3].自此以后, 淀山湖每年夏季都会出现不同程度的“水华”现象, 且水环境污染状况有加剧的趋势.近十几年来, 随着环境整治的开展, 淀山湖水环境有所改善, 但并未从根本上得到扭转.由于氨氮和总磷是反映水体富营养特征的主要指标, 因此, 本工作对淀山湖主要进水口和出水口水体中的氨氮和总磷进行年度监测, 并分析其变化规律, 结果如图2 和3 所示.

图2 淀山湖主要进水口和出水口氨氮含量年度变化Fig.2 Annual variation of NH3-N concentration in the main inlets and outlets of Dianshan Lake

由图2 可以看出, 进水口和出水口水体氨氮浓度变化趋势有可比性, 但又存在差异, 出水口变化状况比入水口更复杂.从时间上看, 水体氨氮浓度具有明显的季节性变化规律, 多数进、出水口氨氮含量在冬季和早春季较高.这可能由于冬季气候寒冷, 湖面植株大量枯败、腐化,释放出的氨氮较多.另外, 由于冬季气温低, 高等植物和蜉蝣生物对氨氮吸收利用量少, 硝化作用弱, 使得氨氮累积量高[8-9].在7∼9 月, 进水和出水口水体氨氮含量出现峰值, 恰与环淀山湖地区水稻生长期基本吻合, 因此可能与环湖地区常规稻作施用大量氮素化肥有关.10 月后,随着环湖稻区水稻收割、化肥施用停止, 水体中氨氮含量降低.

从空间上来看, 进水和出水口水质差异明显.进水口水体氨氮年平均质量浓度为0.57 mg/L, 而出水口仅为0.34 mg/L, 表明淀山湖进水的水质略劣于出水.不同进水或出水口水质也有显著差异: 大朱厍港进水口和石塘港出水口水体氨氮质量浓度相对较低, 年度变化幅度小, 分别为0.10∼0.87、0.08∼0.82 mg/L;其余进、出水口氨氮含量年变化幅度较大, 其中千墩港进水口年变化幅度最大, 最高质量浓度达1.80 mg/L, 是该处最低质量浓度的8.6 倍.进水口水体氨氮质量浓度有两个明显的变化周期, 分别为2∼7 月和7∼11 月;而出水口水质年变化情况较为复杂, 淀浦河有3 个明显的变化周期, 分别为2∼4 月、5∼7 月和7∼11 月;石塘港和西旺港有2 个明显的变化周期, 分别为5∼7 月和7∼11 月;拦路港仅有一个明显的变化周期,7∼11 月.出水口氨氮变化复杂, 除了受进水水质影响外, 可能还与淀山湖沿岸较多的功能区分布有关, 比如, 游泳场、网箱渔场和大型东方绿舟度假村等, 都会对淀山湖出水水质产生影响[10].

淀山湖进水口和出水口水体中总磷浓度呈现出明显的季节性变化规律, 夏秋季水体磷含量显著升高(见图3), 与Luo 等[11]的研究具有可比性.水体总磷含量从5 月起呈明显的上升趋势;在7∼9 月期间达到全年最高值;10 月后回落, 整个冬季维持在较低水平.如, 千墩港和急水港进水口总磷含量在7 月份达到全年最高值, 质量浓度分别为0.29、0.26 mg/L;大朱厍港进水口在8 月份达到全年最高值, 质量浓度为0.33 mg/L;淀浦河、拦路港和石塘港出水口在8 月份达到全年最高值, 质量浓度分别为0.30、0.31 和0.21 mg/L.而在其余月份, 水体中的总磷质量浓度大多在0.10 mg/L 左右波动.7∼9 月正是水稻生长和施肥旺季, 说明环淀山湖地区常规稻作引起的面源污染, 可能对湖泊水环境有显著影响.出水口水体磷含量增加的时间略晚于进水口, 说明出水口水质在一定程度上受入水口水质的影响.另外, 夏季气温较高, 可能造成湖泊底泥中磷的释放.因此, 内源磷释放可能也是水体中磷含量升高的重要原因之一[12].

图3 淀山湖主要进水口和出水口总磷含量年度变化Fig.3 Annual variation of total P concentration in the main inlets and outlets of Dianshan Lake

从空间上来看, 进水口和出水口水体总磷含量变化趋势基本一致, 差异较小.白石矶桥进水口和西旺港出水口总磷年度平均含量较低, 质量浓度均为0.11 mg/L;大朱厍和千墩港进水口相对较高, 均为0.15 mg/L.4 个进水口全年平均总磷质量浓度为0.14 mg/L, 而4 个出水口为0.13 mg/L, 无显著差异.不同进水口和出水口水体磷含量年度变化幅度也存在差异, 其中大朱厍、淀浦河和拦路港总磷年度变化幅度较大, 而白石矶和石塘港变化幅度较小.大朱厍和淀浦河最高与最低质量浓度相差分别为0.28 和0.24 mg/L, 而石塘港仅相差0.14 mg/L, 这可能是与不同进出水口周围土地利用方式、生活污水排放状况等因素不同有关.

2.2 施肥方式对田面水NH3-N 和TP 的影响

不同施肥处理稻田田面水中的氨氮质量浓度为0.22∼43.75 mg/L, 总体呈现先下降、再上升、后下降的趋势(见图4).田面水中氨氮浓度主要受施肥影响.6 月23 日施入基肥, 随后翻耕, 6 月26 日插秧, 6 月28 日采取水样.施入基肥5 d 后, 常规化肥和猪粪处理田面水氨氮质量浓度分别达到16.28 和17.86 mg/L, 是施用食用菌菌渣(金针菇和双孢菇菌渣)处理的3∼4 倍,是空白对照的4∼5 倍.由于化肥属于速效肥, 养分释放较快, 施入后迅速分解为铵态氮[13].金针菇和双孢菇菌渣则属于有机肥, 作为基肥施入田中, 肥效较缓, 养分释放缓慢.而动物性有机肥的含氮量一般较植物性有机肥高, 人畜粪便中含氮有机物很不稳定, 容易分解成氨[14].因此, 猪粪肥处理中氨氮浓度相对较高.两周后, 各处理田面水氨氮浓度均快速下降, 其中猪粪和常规化肥处理下降幅度较大, 分别为93.8%和81.4%.在这一阶段, 水稻处于分蘖期, 部分氮素被水稻植株吸收利用, 部分进入土壤并被其吸附或生物固定, 部分挥发损失或作为硝化作用的底物, 但更多的氮素受上海梅雨季节降水影响, 随田面径流损失.7 月28 日, 对试验小区进行追肥, 2 d 后采取水样进行测定, 各个处理组的变化趋势与施入基肥后基本一致(见图4).常规化肥和猪粪肥处理的质量浓度分别高达43.75 和34.68 mg/L, 一周后, 田面水中的氨氮质量浓度急剧下降, 分别为4.79 和3.79 mg/L.施用追肥时, 水稻处于分蘖期向拔节孕穗期的过渡阶段, 对氮素需求量大, 氨氮的质量浓度下降显然与水稻吸收有关, 但是植株不可能在如此短的时间(1 周)吸收如此大量的氨氮.田面水氨氮质量浓度的快速下降, 还是由于夏季雷暴天气导致的田面水径流.随后, 氨氮含量重新呈平稳变化趋势, 直到水稻黄熟期, 稻田田面水中的氨氮质量浓度无明显差异.

图4 不同施肥处理稻田田面水中氨氮含量变化Fig.4 Variation of NH3-N concentration in the surface water of the experimental plots for the different treatments

在水稻的整个生长周期内, 施用基肥和追肥后, 常规化肥处理组稻田田面水氨氮质量浓度的变化幅度最大, 其次是猪粪.化肥和动物性粪肥中的氨氮含量高, 在短期内可让田面水呈现峰值, 然后又快速下降, 因此是农业面源污染的主要来源.

不同处理稻田田面水总磷含量与氨氮变化趋势基本一致(见图5).施用基肥后, 猪粪肥处理田面水中的总磷质量浓度最高(10.7 mg/L), 远高于其他处理组;常规化肥和金针菇菌渣处理的质量浓度, 分别为4.94 和3.56 mg/L;双孢菇菌渣处理几乎接近于空白对照处理, 质量浓度较低(1.02 mg/L).猪粪属于禽畜粪便, 磷含量相对较高;双孢菇菌渣中虽含有鸡粪, 但量较少, 不足以影响菌渣中整体磷含量;金针菇菌渣中可能含有磷添加剂致使磷含量较高.由于土壤对磷素的吸附固定作用和水稻对磷素的吸收, 更为重要的是田面水的地表径流, 使得田面水中的总磷质量浓度迅速下降.2 周后, 田面水中的总磷质量浓度基本都约为0.4 mg/L.

图5 不同施肥处理稻田田面水总磷浓度变化Fig.5 Variation of total P concentration in the surface water of the experimental plots for the different treatments

7 月28 日追肥, 31 日采取水样进行检测.由于常规化肥处理用尿素进行追肥, 总磷浓度无明显变化.猪粪、金针菇菌渣和双孢菇菌渣处理在施用追肥后, 田面水总磷浓度立刻处于峰值,约一周之后, 总磷浓度急剧下降, 随后处于平稳状态, 无显著变化.尤其猪粪处理组, 追肥之后, 质量浓度高达28.14 mg/L, 分别是金针菇菌渣和双孢菇菌渣处理组的3.47 和7 倍;1 周之后, 降低到4.06 mg/L, 下降了85.6%, 随后呈平稳降低的趋势.

在水稻的整个生长周期内, 施用基肥和追肥后, 猪粪处理组稻田田面水总磷浓度的变化幅度最大, 养分流失导致农业面源污染的风险也大[15].

2.3 淀山湖水质变化与田面水养分动态的关系

夏季为施肥旺季, 施用化肥和猪粪肥稻田的田面水的氨氮质量浓度很高, 短期内高达40 mg/L;但一周内迅速降低一个数量级(见图4).同样, 施用猪粪肥的田面水总磷质量浓度,短期内高于10 mg/L, 但一周内也迅速降低(见图5).显然, 稻田施用化肥或猪粪肥, 会使田面水在瞬间产生很高的养分负荷, 具有很大的农业面源污染风险.相比之下, 菇渣有机肥分解缓慢, 田面水养分负荷低, 农业面源污染风险小(见图4 和5).

上海郊区常规稻作, 多施复合化肥和尿素.近几年, 上海农地提倡施用有机肥, 猪粪肥也较为常用.田间试验已表明, 使用化肥或猪粪肥, 短期内田面水养分负荷很高.由于水稻生长不可能在短期内吸收如此高的养分, 田面水氮磷养分大部分随径流冲入田边小河流, 再汇至大河流, 然后流入淀山湖.环湖六镇水稻田的常规稻作农业面源污染, 可能对淀山湖水质产生重要影响[5].本研究根据淀山湖年度水质监测和环湖稻田田面水养分含量的动态变化, 发现二者之间具有较相似的变化规律.淀山湖进出水口夏季氨氮和总磷含量的峰值, 与稻田田面水氮磷养分峰值相呼应, 例如急水港氨氮与总磷含量的变化与化肥、猪粪肥和菇渣肥施用小区田面水养分动态变化呈现显著相关性(见表3), 进一步表明, 环湖稻田施肥导致的农业面源污染已对湖泊水质产生显著影响.

表3 不同施肥处理田面水与急水港水质养分含量的相关性Table 3 Correlations between nutrient contents in the water of the experimental plots with the different fertilizer treatments and the Jishuigang Inlet

化肥是速溶性肥料, 施入水田后, 会在瞬间使田面水养分含量达到很高的峰值.猪粪肥磷含量高, 大量施用后会导致田面磷大量富集.在水稻生长期, 建议肥料少量施用, 尽量减少农业面源污染, 保护淀山湖水质.

3 结束语

淀山湖主要进水、出水口水体氨氮和总磷年平均质量浓度分别为0.47 和0.13 mg/L, 年平均水质处于Ⅴ类水质标准.淀山湖4 个进水口水体的氨氮和总磷年平均质量浓度分别为0.57 和0.14 mg/L;4 个出水口氨氮和总磷年平均质量浓度分别为0.34 和0.13 mg/L.进水口水质略劣于出水口水质, 说明上游来水对淀山湖水质有一定影响.淀山湖不同进水口水质差异显著, 其中千墩港和急水港水质相对较差, 氨氮的年平均质量浓度分别为0.62、0.15 mg/L,总磷的年平均质量浓度分别为0.77、0.14 mg/L.千墩港夏季氨氮质量浓度最高达1.80 mg/L.大朱厍氨氮年平均质量浓度较低, 为0.35 mg/L;而磷污染严重, 年平均质量浓度达0.15 mg/L,夏季最高时达到0.33 mg/L.急水港和千墩港流经农区, 受施肥影响大, 水体氨氮含量偏高.大朱厍源于昆山, 可能更多地受生活活动影响, 磷含量偏高.在水稻生长期, 施用化肥或猪粪肥,田面水氨氮和磷含量迅速升高, 短期内达到峰值, 随后又快速下降, 表明常规稻作有大量养分流失, 是农业面源污染的重要来源.淀山湖水质变化与稻田田面水养分动态有密切关联, 表明农业面源污染对淀山湖水环境具有显著影响.因此, 在环湖地区减少和控制农业面源, 对改善淀山湖水环境质量具有重要意义.