淀山湖水質(zhì)及與環(huán)湖稻田農(nóng)業(yè)面源污染的關(guān)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(xué)環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院, 上海 200444)

淀山湖地處上海西郊青浦區(qū), 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(qū)和江蘇省昆山市, 在青浦境內(nèi)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(huán)境, 確保人們用水安全, 環(huán)淀山湖地區(qū)禁止工業(yè)開發(fā)、禽畜養(yǎng)殖業(yè), 網(wǎng)箱養(yǎng)漁業(yè)也受到限制.盡管如此, 淀山湖仍屬于富營養(yǎng)湖泊, 常年水質(zhì)處于中國國家水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(GB3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》)Ⅳ-Ⅴ類, 部分區(qū)域水質(zhì)甚至劣于Ⅴ類[1].除受上游來水水質(zhì)的影響外, 環(huán)淀山湖種植業(yè)面源污染是淀山湖水質(zhì)最主要的污染源[2-3].

環(huán)淀山湖地區(qū)主要有上海青浦區(qū)的金澤鎮(zhèn)、朱家角鎮(zhèn), 江蘇昆山的淀山湖鎮(zhèn)、錦溪鎮(zhèn)和周莊鎮(zhèn), 江蘇蘇州市汾湖鎮(zhèn).據(jù)統(tǒng)計, 環(huán)湖六鎮(zhèn)共有水田59.75 km2, 占其農(nóng)田耕地總面積的33.1%[1], 稻作農(nóng)業(yè)是當(dāng)?shù)刂饕r(nóng)作方式.為了提高糧食產(chǎn)量, 常規(guī)稻作過度施用化肥和農(nóng)藥, 加劇了田面水中氮(N)、磷(P)等營養(yǎng)元素隨徑流流失進入地表水或地下水的影響, 對水環(huán)境構(gòu)成嚴(yán)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(zhì)進行年度監(jiān)測, 分析了淀山湖水質(zhì)的時空變化規(guī)律;同時, 在淀山湖畔的青浦區(qū)金澤鎮(zhèn)布置田間試驗, 研究水稻生長期施肥方式對田面水養(yǎng)分含量的影響, 并進一步分析淀山湖水質(zhì)變化與稻田田面水養(yǎng)分元素含量的關(guān)系.

1 材料與方法

1.1 水質(zhì)調(diào)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(zhì)調(diào)查的標(biāo)準(zhǔn)方法[5]對淀山湖進水和出水口水質(zhì)進行采樣監(jiān)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(zhì)監(jiān)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(zhì)的影響, 在位于淀山湖畔的青浦區(qū)金澤鎮(zhèn)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(fā)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(guī)化肥(chemical fertilizer,CF)以及豬糞肥(pig manure,PM).每處理3 個小區(qū)重復(fù),小區(qū)面積為20 m2,共15 個小區(qū), 隨機排列.按當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)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(qū)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(qū)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(qū)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(qū)某食用菌廠;雙孢菇菌渣, 取自上海市金山區(qū)某食用菌廠;豬糞, 取自上海市青浦區(qū)某生物有機肥廠.金針菇、雙孢菇菌渣和豬糞中的主要營養(yǎng)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(yǎng)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(jù)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(qū)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(zhì)發(fā)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(shù)據(jù)進行整理統(tǒng)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(guān)性分析.

2 結(jié)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(fā)大面積的“水華”, 持續(xù)時間達15 d, 其中上海境內(nèi)的湖區(qū)90%水面出現(xiàn)綠色被膜[3].自此以后, 淀山湖每年夏季都會出現(xiàn)不同程度的“水華”現(xiàn)象, 且水環(huán)境污染狀況有加劇的趨勢.近十幾年來, 隨著環(huán)境整治的開展, 淀山湖水環(huán)境有所改善, 但并未從根本上得到扭轉(zhuǎn).由于氨氮和總磷是反映水體富營養(yǎng)特征的主要指標(biāo), 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(jiān)測, 并分析其變化規(guī)律, 結(jié)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(fù)雜.從時間上看, 水體氨氮濃度具有明顯的季節(jié)性變化規(guī)律, 多數(shù)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(xiàn)峰值, 恰與環(huán)淀山湖地區(qū)水稻生長期基本吻合, 因此可能與環(huán)湖地區(qū)常規(guī)稻作施用大量氮素化肥有關(guān).10 月后,隨著環(huán)湖稻區(qū)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(zhì)差異明顯.進水口水體氨氮年平均質(zhì)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(zhì)略劣于出水.不同進水或出水口水質(zhì)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(zhì)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(zhì)量濃度達1.80 mg/L, 是該處最低質(zhì)量濃度的8.6 倍.進水口水體氨氮質(zhì)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(zhì)年變化情況較為復(fù)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(fù)雜, 除了受進水水質(zhì)影響外, 可能還與淀山湖沿岸較多的功能區(qū)分布有關(guān), 比如, 游泳場、網(wǎng)箱漁場和大型東方綠舟度假村等, 都會對淀山湖出水水質(zhì)產(chǎn)生影響[10].

淀山湖進水口和出水口水體中總磷濃度呈現(xiàn)出明顯的季節(jié)性變化規(guī)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(zhì)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(zhì)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(zhì)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(zhì)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(huán)淀山湖地區(qū)常規(guī)稻作引起的面源污染, 可能對湖泊水環(huán)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(zhì)在一定程度上受入水口水質(zhì)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(nèi)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(zhì)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(zhì)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(zhì)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(guān).

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(zhì)量濃度為0.22～43.75 mg/L, 總體呈現(xiàn)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(guī)化肥和豬糞處理田面水氨氮質(zhì)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(yǎng)分釋放較快, 施入后迅速分解為銨態(tài)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(yǎng)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(wěn)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(guī)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(fā)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(jié)降水影響, 隨田面徑流損失.7 月28 日, 對試驗小區(qū)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(guī)化肥和豬糞肥處理的質(zhì)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(zhì)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(jié)孕穗期的過渡階段, 對氮素需求量大, 氨氮的質(zhì)量濃度下降顯然與水稻吸收有關(guān), 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(zhì)量濃度的快速下降, 還是由于夏季雷暴天氣導(dǎo)致的田面水徑流.隨后, 氨氮含量重新呈平穩(wěn)變化趨勢, 直到水稻黃熟期, 稻田田面水中的氨氮質(zhì)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(nèi), 施用基肥和追肥后, 常規(guī)化肥處理組稻田田面水氨氮質(zhì)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(nèi)可讓田面水呈現(xiàn)峰值, 然后又快速下降, 因此是農(nóng)業(yè)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(zhì)量濃度最高(10.7 mg/L), 遠高于其他處理組;常規(guī)化肥和金針菇菌渣處理的質(zhì)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(zhì)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(zhì)量濃度迅速下降.2 周后, 田面水中的總磷質(zhì)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(guī)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(wěn)狀態(tài), 無顯著變化.尤其豬糞處理組, 追肥之后, 質(zhì)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(wěn)降低的趨勢.

在水稻的整個生長周期內(nèi), 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(yǎng)分流失導(dǎo)致農(nóng)業(yè)面源污染的風(fēng)險也大[15].

2.3 淀山湖水質(zhì)變化與田面水養(yǎng)分動態(tài)的關(guān)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(zhì)量濃度很高, 短期內(nèi)高達40 mg/L;但一周內(nèi)迅速降低一個數(shù)量級(見圖4).同樣, 施用豬糞肥的田面水總磷質(zhì)量濃度,短期內(nèi)高于10 mg/L, 但一周內(nèi)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(chǎn)生很高的養(yǎng)分負荷, 具有很大的農(nóng)業(yè)面源污染風(fēng)險.相比之下, 菇渣有機肥分解緩慢, 田面水養(yǎng)分負荷低, 農(nóng)業(yè)面源污染風(fēng)險小(見圖4 和5).

上海郊區(qū)常規(guī)稻作, 多施復(fù)合化肥和尿素.近幾年, 上海農(nóng)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(nèi)田面水養(yǎng)分負荷很高.由于水稻生長不可能在短期內(nèi)吸收如此高的養(yǎng)分, 田面水氮磷養(yǎng)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(huán)湖六鎮(zhèn)水稻田的常規(guī)稻作農(nóng)業(yè)面源污染, 可能對淀山湖水質(zhì)產(chǎn)生重要影響[5].本研究根據(jù)淀山湖年度水質(zhì)監(jiān)測和環(huán)湖稻田田面水養(yǎng)分含量的動態(tài)變化, 發(fā)現(xiàn)二者之間具有較相似的變化規(guī)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(yǎng)分峰值相呼應(yīng), 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(qū)田面水養(yǎng)分動態(tài)變化呈現(xiàn)顯著相關(guān)性(見表3), 進一步表明, 環(huán)湖稻田施肥導(dǎo)致的農(nóng)業(yè)面源污染已對湖泊水質(zhì)產(chǎn)生顯著影響.

表3 不同施肥處理田面水與急水港水質(zhì)養(yǎng)分含量的相關(guān)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(yǎng)分含量達到很高的峰值.豬糞肥磷含量高, 大量施用后會導(dǎo)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(nóng)業(yè)面源污染, 保護淀山湖水質(zhì).

3 結(jié)束語

淀山湖主要進水、出水口水體氨氮和總磷年平均質(zhì)量濃度分別為0.47 和0.13 mg/L, 年平均水質(zhì)處于Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn).淀山湖4 個進水口水體的氨氮和總磷年平均質(zhì)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(zhì)量濃度分別為0.34 和0.13 mg/L.進水口水質(zhì)略劣于出水口水質(zhì), 說明上游來水對淀山湖水質(zhì)有一定影響.淀山湖不同進水口水質(zhì)差異顯著, 其中千墩港和急水港水質(zhì)相對較差, 氨氮的年平均質(zhì)量濃度分別為0.62、0.15 mg/L,總磷的年平均質(zhì)量濃度分別為0.77、0.14 mg/L.千墩港夏季氨氮質(zhì)量濃度最高達1.80 mg/L.大朱厙氨氮年平均質(zhì)量濃度較低, 為0.35 mg/L;而磷污染嚴(yán)重, 年平均質(zhì)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(jīng)農(nóng)區(qū), 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(nèi)達到峰值, 隨后又快速下降, 表明常規(guī)稻作有大量養(yǎng)分流失, 是農(nóng)業(yè)面源污染的重要來源.淀山湖水質(zhì)變化與稻田田面水養(yǎng)分動態(tài)有密切關(guān)聯(lián), 表明農(nóng)業(yè)面源污染對淀山湖水環(huán)境具有顯著影響.因此, 在環(huán)湖地區(qū)減少和控制農(nóng)業(yè)面源, 對改善淀山湖水環(huán)境質(zhì)量具有重要意義.