淀山湖水質及與環湖稻田農業面源污染的關系

鄭亞利, 胡雪峰, 陸思文, 李 俊, 羅 凡,蘭國俊, 趙景龍, 張偉杰

(上海大學環境與化學工程學院, 上海 200444)

淀山湖地處上海西郊青浦區, 是上海母親河黃浦江的源頭.作為天然淡水湖泊, 淀山湖是上海市最重要的飲用水源地之一.淀山湖橫跨上海市青浦區和江蘇省昆山市, 在青浦境內的面積為46.7 km2, 約占總面積的75.3%.為保護上海飲用水源地環境, 確保人們用水安全, 環淀山湖地區禁止工業開發、禽畜養殖業, 網箱養漁業也受到限制.盡管如此, 淀山湖仍屬于富營養湖泊, 常年水質處于中國國家水質標準(GB3838—2002《地表水環境質量標準》)Ⅳ-Ⅴ類, 部分區域水質甚至劣于Ⅴ類[1].除受上游來水水質的影響外, 環淀山湖種植業面源污染是淀山湖水質最主要的污染源[2-3].

環淀山湖地區主要有上海青浦區的金澤鎮、朱家角鎮, 江蘇昆山的淀山湖鎮、錦溪鎮和周莊鎮, 江蘇蘇州市汾湖鎮.據統計, 環湖六鎮共有水田59.75 km2, 占其農田耕地總面積的33.1%[1], 稻作農業是當地主要農作方式.為了提高糧食產量, 常規稻作過度施用化肥和農藥, 加劇了田面水中氮(N)、磷(P)等營養元素隨徑流流失進入地表水或地下水的影響, 對水環境構成嚴重威脅[4].

本研究于2017 年1 月～2018 年1 月對淀山湖主要進水和出水口水質進行年度監測, 分析了淀山湖水質的時空變化規律;同時, 在淀山湖畔的青浦區金澤鎮布置田間試驗, 研究水稻生長期施肥方式對田面水養分含量的影響, 并進一步分析淀山湖水質變化與稻田田面水養分元素含量的關系.

1 材料與方法

1.1 水質調查

淀山湖位于太湖流域的下游, 黃浦江上游, 主要有4 個進水口和4 個出水口與外界水域相通.2017 年1 月～2018 年1 月, 按照水質調查的標準方法[5]對淀山湖進水和出水口水質進行采樣監測(見圖1), 每個月采集一次, 共13 次.

圖1 淀山湖進出水口水質監測點分布Fig.1 Distribution of the water-quality monitoring points in the water inlets and outlets in Dianshan Lake

1.2 田間試驗

為了研究水稻栽培對淀山湖水質的影響, 在位于淀山湖畔的青浦區金澤鎮沙港村布置田間試驗.試驗地距離淀山湖西岸主要入水口急水港僅6 km.土壤多發育自河湖相沉積物,其基本理化性狀見表1.田間試驗分5 個施肥處理: 不施肥對照(control check, CK)、雙孢菇菌渣(agaricus bisporus, AB)、金針菇菌渣(flammulina velutipes, FV)、常規化肥(chemical fertilizer,CF)以及豬糞肥(pig manure,PM).每處理3 個小區重復,小區面積為20 m2,共15 個小區, 隨機排列.按當地生態稻作模式, 頭年水稻收割后, 播撒豆科紫云英種子;翌年5 月進行稻田翻耕, 翻壓紫云英入土作基肥.各處理小區于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.不同施肥處理, 每小區施肥折合總氮素量均為0.75 kg.10 月22 日收割水稻.

表1 試驗區土壤基本理化性狀Table 1 Physical—chemical properties of the soils in the study areas

試驗所用金針菇菌渣, 取自上海市奉賢區某食用菌廠;雙孢菇菌渣, 取自上海市金山區某食用菌廠;豬糞, 取自上海市青浦區某生物有機肥廠.金針菇、雙孢菇菌渣和豬糞中的主要營養成分及含量見表2.化肥處理: 基肥用BB 肥(m(N)∶m(P2O5)∶m(K2O)=26∶6∶10);追肥為尿素(N(46%), CON2H4或[CO(NH2)2]).試驗所用水稻品種為嘉禾218.

表2 試驗用菇渣和豬糞肥主要養分含量Table 2 Contents of nutrients in the fungal residues and pig manures applied to the field experiment

在水稻生長期, 根據田間實際情況, 通常10～15 d 采集一次稻田田面水樣.取樣時, 在不擾動土層情況下, 用100 mL 注射器在每小區按照蛇形多點(5～12 點)采樣法吸取田面水.將采取的水樣裝于500 mL 聚乙烯塑料瓶中, 用冰袋保持水樣, 溫度維持在4?C 左右, 以防理化性質發生改變, 并迅速帶回實驗室進行分析.

1.3 樣品分析

水樣帶回實驗室后, 原樣消解, 以鉬銻抗分光光度法測定總磷(total phosphorus, TP)[6];水樣過濾后, 以納氏試劑比色法測定氨氮(NH3-N)[7].

利用Excel 2007 對數據進行整理統計分析, 采用Origin 8 軟件繪制圖形, 并通過SPSS 14.0 軟件進行相關性分析.

2 結果與討論

2.1 淀山湖水體NH3-N 和TP 變化

1985 年9 月, 淀山湖首次爆發大面積的“水華”, 持續時間達15 d, 其中上海境內的湖區90%水面出現綠色被膜[3].自此以后, 淀山湖每年夏季都會出現不同程度的“水華”現象, 且水環境污染狀況有加劇的趨勢.近十幾年來, 隨著環境整治的開展, 淀山湖水環境有所改善, 但并未從根本上得到扭轉.由于氨氮和總磷是反映水體富營養特征的主要指標, 因此, 本工作對淀山湖主要進水口和出水口水體中的氨氮和總磷進行年度監測, 并分析其變化規律, 結果如圖2 和3 所示.

圖2 淀山湖主要進水口和出水口氨氮含量年度變化Fig.2 Annual variation of NH3-N concentration in the main inlets and outlets of Dianshan Lake

由圖2 可以看出, 進水口和出水口水體氨氮濃度變化趨勢有可比性, 但又存在差異, 出水口變化狀況比入水口更復雜.從時間上看, 水體氨氮濃度具有明顯的季節性變化規律, 多數進、出水口氨氮含量在冬季和早春季較高.這可能由于冬季氣候寒冷, 湖面植株大量枯敗、腐化,釋放出的氨氮較多.另外, 由于冬季氣溫低, 高等植物和蜉蝣生物對氨氮吸收利用量少, 硝化作用弱, 使得氨氮累積量高[8-9].在7～9 月, 進水和出水口水體氨氮含量出現峰值, 恰與環淀山湖地區水稻生長期基本吻合, 因此可能與環湖地區常規稻作施用大量氮素化肥有關.10 月后,隨著環湖稻區水稻收割、化肥施用停止, 水體中氨氮含量降低.

從空間上來看, 進水和出水口水質差異明顯.進水口水體氨氮年平均質量濃度為0.57 mg/L, 而出水口僅為0.34 mg/L, 表明淀山湖進水的水質略劣于出水.不同進水或出水口水質也有顯著差異: 大朱厙港進水口和石塘港出水口水體氨氮質量濃度相對較低, 年度變化幅度小, 分別為0.10～0.87、0.08～0.82 mg/L;其余進、出水口氨氮含量年變化幅度較大, 其中千墩港進水口年變化幅度最大, 最高質量濃度達1.80 mg/L, 是該處最低質量濃度的8.6 倍.進水口水體氨氮質量濃度有兩個明顯的變化周期, 分別為2～7 月和7～11 月;而出水口水質年變化情況較為復雜, 淀浦河有3 個明顯的變化周期, 分別為2～4 月、5～7 月和7～11 月;石塘港和西旺港有2 個明顯的變化周期, 分別為5～7 月和7～11 月;攔路港僅有一個明顯的變化周期,7～11 月.出水口氨氮變化復雜, 除了受進水水質影響外, 可能還與淀山湖沿岸較多的功能區分布有關, 比如, 游泳場、網箱漁場和大型東方綠舟度假村等, 都會對淀山湖出水水質產生影響[10].

淀山湖進水口和出水口水體中總磷濃度呈現出明顯的季節性變化規律, 夏秋季水體磷含量顯著升高(見圖3), 與Luo 等[11]的研究具有可比性.水體總磷含量從5 月起呈明顯的上升趨勢;在7～9 月期間達到全年最高值;10 月后回落, 整個冬季維持在較低水平.如, 千墩港和急水港進水口總磷含量在7 月份達到全年最高值, 質量濃度分別為0.29、0.26 mg/L;大朱厙港進水口在8 月份達到全年最高值, 質量濃度為0.33 mg/L;淀浦河、攔路港和石塘港出水口在8 月份達到全年最高值, 質量濃度分別為0.30、0.31 和0.21 mg/L.而在其余月份, 水體中的總磷質量濃度大多在0.10 mg/L 左右波動.7～9 月正是水稻生長和施肥旺季, 說明環淀山湖地區常規稻作引起的面源污染, 可能對湖泊水環境有顯著影響.出水口水體磷含量增加的時間略晚于進水口, 說明出水口水質在一定程度上受入水口水質的影響.另外, 夏季氣溫較高, 可能造成湖泊底泥中磷的釋放.因此, 內源磷釋放可能也是水體中磷含量升高的重要原因之一[12].

圖3 淀山湖主要進水口和出水口總磷含量年度變化Fig.3 Annual variation of total P concentration in the main inlets and outlets of Dianshan Lake

從空間上來看, 進水口和出水口水體總磷含量變化趨勢基本一致, 差異較小.白石磯橋進水口和西旺港出水口總磷年度平均含量較低, 質量濃度均為0.11 mg/L;大朱厙和千墩港進水口相對較高, 均為0.15 mg/L.4 個進水口全年平均總磷質量濃度為0.14 mg/L, 而4 個出水口為0.13 mg/L, 無顯著差異.不同進水口和出水口水體磷含量年度變化幅度也存在差異, 其中大朱厙、淀浦河和攔路港總磷年度變化幅度較大, 而白石磯和石塘港變化幅度較小.大朱厙和淀浦河最高與最低質量濃度相差分別為0.28 和0.24 mg/L, 而石塘港僅相差0.14 mg/L, 這可能是與不同進出水口周圍土地利用方式、生活污水排放狀況等因素不同有關.

2.2 施肥方式對田面水NH3-N 和TP 的影響

不同施肥處理稻田田面水中的氨氮質量濃度為0.22～43.75 mg/L, 總體呈現先下降、再上升、后下降的趨勢(見圖4).田面水中氨氮濃度主要受施肥影響.6 月23 日施入基肥, 隨后翻耕, 6 月26 日插秧, 6 月28 日采取水樣.施入基肥5 d 后, 常規化肥和豬糞處理田面水氨氮質量濃度分別達到16.28 和17.86 mg/L, 是施用食用菌菌渣(金針菇和雙孢菇菌渣)處理的3～4 倍,是空白對照的4～5 倍.由于化肥屬于速效肥, 養分釋放較快, 施入后迅速分解為銨態氮[13].金針菇和雙孢菇菌渣則屬于有機肥, 作為基肥施入田中, 肥效較緩, 養分釋放緩慢.而動物性有機肥的含氮量一般較植物性有機肥高, 人畜糞便中含氮有機物很不穩定, 容易分解成氨[14].因此, 豬糞肥處理中氨氮濃度相對較高.兩周后, 各處理田面水氨氮濃度均快速下降, 其中豬糞和常規化肥處理下降幅度較大, 分別為93.8%和81.4%.在這一階段, 水稻處于分蘗期, 部分氮素被水稻植株吸收利用, 部分進入土壤并被其吸附或生物固定, 部分揮發損失或作為硝化作用的底物, 但更多的氮素受上海梅雨季節降水影響, 隨田面徑流損失.7 月28 日, 對試驗小區進行追肥, 2 d 后采取水樣進行測定, 各個處理組的變化趨勢與施入基肥后基本一致(見圖4).常規化肥和豬糞肥處理的質量濃度分別高達43.75 和34.68 mg/L, 一周后, 田面水中的氨氮質量濃度急劇下降, 分別為4.79 和3.79 mg/L.施用追肥時, 水稻處于分蘗期向拔節孕穗期的過渡階段, 對氮素需求量大, 氨氮的質量濃度下降顯然與水稻吸收有關, 但是植株不可能在如此短的時間(1 周)吸收如此大量的氨氮.田面水氨氮質量濃度的快速下降, 還是由于夏季雷暴天氣導致的田面水徑流.隨后, 氨氮含量重新呈平穩變化趨勢, 直到水稻黃熟期, 稻田田面水中的氨氮質量濃度無明顯差異.

圖4 不同施肥處理稻田田面水中氨氮含量變化Fig.4 Variation of NH3-N concentration in the surface water of the experimental plots for the different treatments

在水稻的整個生長周期內, 施用基肥和追肥后, 常規化肥處理組稻田田面水氨氮質量濃度的變化幅度最大, 其次是豬糞.化肥和動物性糞肥中的氨氮含量高, 在短期內可讓田面水呈現峰值, 然后又快速下降, 因此是農業面源污染的主要來源.

不同處理稻田田面水總磷含量與氨氮變化趨勢基本一致(見圖5).施用基肥后, 豬糞肥處理田面水中的總磷質量濃度最高(10.7 mg/L), 遠高于其他處理組;常規化肥和金針菇菌渣處理的質量濃度, 分別為4.94 和3.56 mg/L;雙孢菇菌渣處理幾乎接近于空白對照處理, 質量濃度較低(1.02 mg/L).豬糞屬于禽畜糞便, 磷含量相對較高;雙孢菇菌渣中雖含有雞糞, 但量較少, 不足以影響菌渣中整體磷含量;金針菇菌渣中可能含有磷添加劑致使磷含量較高.由于土壤對磷素的吸附固定作用和水稻對磷素的吸收, 更為重要的是田面水的地表徑流, 使得田面水中的總磷質量濃度迅速下降.2 周后, 田面水中的總磷質量濃度基本都約為0.4 mg/L.

圖5 不同施肥處理稻田田面水總磷濃度變化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 日采取水樣進行檢測.由于常規化肥處理用尿素進行追肥, 總磷濃度無明顯變化.豬糞、金針菇菌渣和雙孢菇菌渣處理在施用追肥后, 田面水總磷濃度立刻處于峰值,約一周之后, 總磷濃度急劇下降, 隨后處于平穩狀態, 無顯著變化.尤其豬糞處理組, 追肥之后, 質量濃度高達28.14 mg/L, 分別是金針菇菌渣和雙孢菇菌渣處理組的3.47 和7 倍;1 周之后, 降低到4.06 mg/L, 下降了85.6%, 隨后呈平穩降低的趨勢.

在水稻的整個生長周期內, 施用基肥和追肥后, 豬糞處理組稻田田面水總磷濃度的變化幅度最大, 養分流失導致農業面源污染的風險也大[15].

2.3 淀山湖水質變化與田面水養分動態的關系

夏季為施肥旺季, 施用化肥和豬糞肥稻田的田面水的氨氮質量濃度很高, 短期內高達40 mg/L;但一周內迅速降低一個數量級(見圖4).同樣, 施用豬糞肥的田面水總磷質量濃度,短期內高于10 mg/L, 但一周內也迅速降低(見圖5).顯然, 稻田施用化肥或豬糞肥, 會使田面水在瞬間產生很高的養分負荷, 具有很大的農業面源污染風險.相比之下, 菇渣有機肥分解緩慢, 田面水養分負荷低, 農業面源污染風險小(見圖4 和5).

上海郊區常規稻作, 多施復合化肥和尿素.近幾年, 上海農地提倡施用有機肥, 豬糞肥也較為常用.田間試驗已表明, 使用化肥或豬糞肥, 短期內田面水養分負荷很高.由于水稻生長不可能在短期內吸收如此高的養分, 田面水氮磷養分大部分隨徑流沖入田邊小河流, 再匯至大河流, 然后流入淀山湖.環湖六鎮水稻田的常規稻作農業面源污染, 可能對淀山湖水質產生重要影響[5].本研究根據淀山湖年度水質監測和環湖稻田田面水養分含量的動態變化, 發現二者之間具有較相似的變化規律.淀山湖進出水口夏季氨氮和總磷含量的峰值, 與稻田田面水氮磷養分峰值相呼應, 例如急水港氨氮與總磷含量的變化與化肥、豬糞肥和菇渣肥施用小區田面水養分動態變化呈現顯著相關性(見表3), 進一步表明, 環湖稻田施肥導致的農業面源污染已對湖泊水質產生顯著影響.

表3 不同施肥處理田面水與急水港水質養分含量的相關性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, 會在瞬間使田面水養分含量達到很高的峰值.豬糞肥磷含量高, 大量施用后會導致田面磷大量富集.在水稻生長期, 建議肥料少量施用, 盡量減少農業面源污染, 保護淀山湖水質.

3 結束語

淀山湖主要進水、出水口水體氨氮和總磷年平均質量濃度分別為0.47 和0.13 mg/L, 年平均水質處于Ⅴ類水質標準.淀山湖4 個進水口水體的氨氮和總磷年平均質量濃度分別為0.57 和0.14 mg/L;4 個出水口氨氮和總磷年平均質量濃度分別為0.34 和0.13 mg/L.進水口水質略劣于出水口水質, 說明上游來水對淀山湖水質有一定影響.淀山湖不同進水口水質差異顯著, 其中千墩港和急水港水質相對較差, 氨氮的年平均質量濃度分別為0.62、0.15 mg/L,總磷的年平均質量濃度分別為0.77、0.14 mg/L.千墩港夏季氨氮質量濃度最高達1.80 mg/L.大朱厙氨氮年平均質量濃度較低, 為0.35 mg/L;而磷污染嚴重, 年平均質量濃度達0.15 mg/L,夏季最高時達到0.33 mg/L.急水港和千墩港流經農區, 受施肥影響大, 水體氨氮含量偏高.大朱厙源于昆山, 可能更多地受生活活動影響, 磷含量偏高.在水稻生長期, 施用化肥或豬糞肥,田面水氨氮和磷含量迅速升高, 短期內達到峰值, 隨后又快速下降, 表明常規稻作有大量養分流失, 是農業面源污染的重要來源.淀山湖水質變化與稻田田面水養分動態有密切關聯, 表明農業面源污染對淀山湖水環境具有顯著影響.因此, 在環湖地區減少和控制農業面源, 對改善淀山湖水環境質量具有重要意義.