珠江河口地區農田水體N、P污染研究

梁秋洪,李取生,羅 璇,張乾坤,陸 君(暨南大學環境工程系,水土環境毒害性污染物防治與生物修復廣東省高校重點實驗室,廣東 廣州 510632)

造成水體富營養化是多方面的,除了工業廢水和城市生活污水等點源污染外,農業面源污染也是重要原因之一[1].環境保護部發布的2007年污染源普查結果顯示[2],我國農業污染源是COD的最大貢獻者,占排放總量的40%以上,同時也是TN、TP的主要來源,排放量分別為 270.46萬 t和28.47萬t,分別占排放總量的57.2%和67.4%.可見,農業是個“污染大戶”.農業面源污染是最普遍的非點源污染.近 20年來,歐美國家治理非點源污染的實踐表明,非點源污染具有分布廣泛且隨機性大,機理過程復雜,污染物及其排放途徑不確定等特點,因而治理難度很大[3].

隨著珠江河口地區農村經濟的快速發展,農業集約化進程加快,排入珠江河口地區的 N、P等營養物質不斷增多,導致該地區水環境受到了不同程度的污染.關于珠江河口地區的水污染問題,研究更多的是工業污染和城市生活用水點源污染,而針對農業污染問題,尤其是農田水體污染的研究較少.目前,這些研究工作主要集中在小流域非點源污染模型的模擬[4-6]、農業面源污染來源的調查與分析[7-11]以及農田土壤氮、磷流失規律[12-18]等方面,而缺乏對于農田水渠及附近河道水質時空變化規律及其影響因素的研究.為此本文將以番禺區欖核鎮張松村和萬頃沙十五涌為研究對象,對其農田支渠及附近河涌的水質污染現狀進行了系統研究,旨在為該區域農田面源污染的防治與調控及飲用水源地的保護和利用提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 采樣點概況

萬頃沙地處珠江入海口咸淡水交界處,轄區南部每年的12月至翌年的2月份為半咸水期,咸度約為 1‰～8‰,其余為淡水期.所選取研究區萬頃十五涌農田位于萬環路以西,南沙十五涌漁港(N22°36.870′E113°35.453′)附近,如圖1所示.該片農田分為8塊,面積約為40hm2,排、灌水均為 15涌.該區域的排灌水系統較為簡單,水系格局主要分為三級水系,分別為珠江河道、十五涌及農田主渠;主渠位于每塊農田中央,支渠位于一側;排、灌水口同口,位于河道與主渠相接處,設有閘門,農戶可以根據農作物生長需要將閘門打開或關閉來進行排、灌水.需要用水時,在漲潮時則將閘門打開進行灌水,水渠里水位達到需要時又將閘門關閉.若渠里水位較高則在潮落時將閘門打開進行排水,當遇到大雨時則要用柴油機進行抽排.

圖1 萬頃沙十五涌采樣點分布Fig.1 sampling locations in No.15 Chung of Wanqingsha

張松村位于廣州市番禺區欖核鎮西北面,與順德一河之隔,距中心鎮 6.5Km,北臨沙灣水道,西臨潭州水道,東臨欖核河,現有耕地面積130hm2.張松村水系格局則較為復雜,如圖2所示,村路及民宅都是沿河涌分布.河涌上、下游均設有總閘門,根據潮漲潮落將閘門打開或關閉以控制河涌的水位.各農田支渠與河涌相接處也設有閘門,農戶可根據農作物需要將閘門打開或關閉進行排、灌水,方式與萬頃沙十五涌農田水渠相似.村民的生活污水以及農田排水直接排入附近的河涌.所選取的兩個研究區均為封閉的小流域,農業生產主要為旱作蔬菜,以人工耕作方式為主,機械耕作為輔,周圍均為無工業區,萬頃沙十五涌農田屬于純的種植業,可代表大型農場;而張松村則可代表傳統農村.農業面源污染主要有農村生活污水、肥料、農藥及植物殘體等.

圖2 張松村采樣點分布Fig.2 sampling locations in Zhangsong village

1.2 采樣點布設與水樣分析測試

根據張松村和十五涌的農田及水系分布情況,同時考慮到采樣時的可行性和方便性,選取主要農田支渠及附近的河涌作為監測對象.每條支渠設進水口與排水口,與河涌相連,在每條支渠取水樣3個(首、中、尾各1個)及相應的河涌水樣1個.張松村和萬頃沙十五涌分別設置了26個和23個采樣點,各個采樣點的分布情況如圖1、圖2所示.其中,1+～8+是第2次采樣時新增加的采樣點.

采樣于2010年10月～2011年03月進行,選擇電導率EC、CODcr、TN、NH4+-N、NO3--N 和TP共6項指標作為監測項目.水樣的采集嚴格按照相關標準進行(地表水和污水監測標準 HJ/T 91-2002)[19],每個采樣點設2個重復,每個月采1次,盡可能在同一地點(有的點有的月份可能沒有水而移至附近).其中,EC用電導率儀(DDB- 303A)測定;CODcr用重鉻酸鹽法測定(GB 119114-89)[20];TN用堿性過硫酸鉀氧化－紫外分光光度法測定(GB 11894-89)[21];NH4+-N用納氏試劑比色法(HJ 535-2009)[22];NO3--N用紫外分光光度法(試行)(HJ /T34622007)[23];TP采用鉬酸銨分光光度法(GB 11893-89)[24],具體步驟參照文獻[25].

2 結果與討論

2.1 農田水渠水質特征

2個調查區農田水渠水體N、P和CODcr濃度見表 1、表 2.其中,張松村農田水體 TN為0.91～7.84mg/L, NH4+-N為0.11～6.86mg/L, NO3--N為0.19～5.75mg/L,TP為0.07～0.59mg/L,CODcr為 5.96～75.62mg/L.受農田排水和農戶生活污水的影響,張松村農田水體 TN平均濃度超過GB3838-2002《地表水環境質量標準》[26]Ⅴ類水的限值,最高值為 7.84mg/L,是Ⅴ類標準值(其為2.0mg/L)的3倍多,說明該區域水體已受嚴重污染,若直接排入附近的河涌,會加劇河涌水質的惡化.

表1 張松村農田水渠水質總體特征Table 1 The water quality in farmland drainage of Zhangsong village

表2 萬頃沙十五涌農田水渠水質總體特征Table 2 The water quality in farmland drainage of No.15 Chung of Wanqingsha

由表 2 可知,萬頃沙十五涌農田水體 TN 為0.15～10.35mg/L,NH4+-N 為 0.05～2.45mg/L, NO3--N為0.15～8.98mg/L,TP為 0.05～1.06mg/L, CODcr為7.76～175.93mg/L.該片農田較遠離居民區,河岸只有3家農戶,周圍也無工業區,因此受生活污水及工業廢水的影響很小,主要是受到農田排水的影響.

據監測結果來看,這兩個研究區的水體環境已經受到不同程度的污染,有些已經十分嚴重.有關研究表明[27],當水體中 TP濃度＞0.02mg/L,TN濃度＞0.3mg/L時有可能引發富營養化,而研究區中所取水樣TP、TN濃度無一例外地超過這一臨界值.萬頃沙十五涌農田水渠中的 TP濃度最大值為1.06mg/L,已超過這一臨界值的53倍.所測水樣中70%的水樣TN濃度超過GB3838-2002《地表水環境質量標準》[26]Ⅴ類水的標準限值.CODcr平均濃度也只有張松村河涌達到Ⅲ類標準限值,最大濃度為11月份萬頃沙十五涌農田水渠的175.93mg/L.可見,這些水體污染較為嚴重,若直接排入附近河道,勢必加劇水質惡化,應該引起相關部門的重視.

2.2 氮素的時空變化特征

由圖3可知,在每條支渠上,張松村農田水渠TN、NH4+-N濃度沿著排水水流方向總體上有逐漸減小的趨勢,靠近排水口濃度相對較低.但是NO3--N濃度變化情況則與之相反,隨排水水流方向總體上有逐漸增大的趨勢.此外,在不同的月份,NH4+-N濃度最高點和最低點的分布與TN相類似,濃度偏高點都是出現在農田支渠渠尾處或流經村莊的支渠處,如 3號,17號;而最低點則位于主渠上或靠近排水口與閘門處,如6號,8號.這可能是由于較遠離排水口的點受到了農田排水和生活污水的影響,而靠近排水口處水位較高,水量變大,水面面積較大對TN和NH4+-N起到了一定的稀釋作用.而旱地大量使用化肥時,各種形態的氮肥施入土壤后,通過微生物作用形成的NO3--N被土壤吸附甚微,易于通過灌溉水淋洗而進入水渠里,進而隨著排水水流聚集在排水口處,使得其濃度增大.

圖3 張松村農田水體各支渠氮、磷的空間變化Fig.3 Spatial variations of nitrogen and phosphorus concentration in farmland drainage of Zhangsong village

由圖4可知,與張松村的情況相似,相同月份,在每條支渠上,除第7支渠外,隨著排水水流方向,萬頃沙十五涌農田水體TN、NH4+-N濃度總體上有逐漸減小的趨勢,NO3--N濃度有逐漸增大的趨勢;渠尾水位較低,越靠近渠尾 TN與 NH4+-N濃度越高.這可能的原因與上述張松村的情況相似.與其他支渠相比較,第7支渠的氮素變化情況則有所不同:同一月份,TN與 NH4+-N沿著排水水流方向總體上有逐漸增大的趨勢,而NO3--N有逐漸減小的趨勢.可能是因為該片農田是由不同農戶承包,排灌水方式由農戶的種植作物及種植習慣決定,此處為藕地,其施肥方式是直接在排水口處倒撒化肥,然后在進水口處打開閘門灌水,讓其隨著水流往田間輸送,這就可能使得在排水口處化肥的殘余量較多,進而使得 TN與NH4+-N濃度較大.

圖4 萬頃沙十五涌農田水體各支渠氮、磷的空間變化Fig.4 Spatial variations of nitrogen and phosphorus concentration in farmland drainage of No. 15 Chung of Wanqingsha

由圖5可知,從10月～次年03月,張松村農田水渠N素總體上有逐漸增大的趨勢;萬頃沙十五涌農田水渠TN、NO3--N變化規律相一致,先減小而后增大,NH4+-N變化不大.農田水渠中的N素濃度變化主要與農田中施用的農藥、化肥以及灌溉和降雨量有關.相關資料顯示,調查區10月～次年01月降雨量較少.番禺區從10月份降雨量就一直減少,10月份總降雨量僅為 30.2mn,到了次年3月份才有所增加,為49.5mn[28].南沙區10月至 12月降水量都比常年同期平均值偏少[29].而此時冬種的蔬菜正處于生長期,施用了大量的化肥與農藥,降水量的偏少減少了淋洗強度,在一定程度上影響了水渠里氮素濃度的大幅度增加.但是農作物的生長需要充足的水分,隨著灌溉量的增加,淋洗作用又增強,未被作物吸收的氮肥便隨著農田徑流遷移到溝渠里,使得水渠氮含量的增加.

采樣期間張松村潮漲落情況為10月處于漲潮狀態,11月至次年03月處于退潮狀態:萬頃沙則是10月、11月和次年03月處于退潮,而次年01月處于漲潮.由圖5可知,氮素濃度在漲潮時比退潮時稍低.因為珠江河口屬于不規則半日潮,研究區河涌水量的變化主要是受到潮汐的影響.漲潮時,河涌水位上升,水量增大,對污染物起到稀釋作用;退潮時河涌水流入珠江水道,水位下降,水量減小,未起到稀釋作用,污染物濃度偏高.

總體上來看,這 2 個研究區各監測點處NH4+-N低于NO3--N,NO3--N所占TN的含量比例較高.這與張福珠[30]等應用15N研究土壤-植物系統中氮素淋失動態得出的結論相似,段水旺等[31]對長江下游地表水體氮磷的含量和輸送量的研究結果也證實了這一結論.這是因為農田水體, 特別是農田排放水中的 NO3--N 主要是由NH4+-N轉化而成.在好氧條件下,土壤礦化中釋放的銨態氮以及肥料胺很快被硝化細菌氧化成硝態氮,這一轉化過程是溫度的函數[32],另外由于土壤顆粒和土壤膠體一般都帶負電荷,因此對NH4+具有很強的吸附作用,使得大部分可交換態銨得以保存在土壤中,而 NO3--N帶負電荷不易被土壤吸附,隨著地表徑流流入水渠里,這樣便使得水體中的NO3--N含量較高[33].此外,王磊等[38]認為偏堿環境有利于硝化細菌的生存與繁殖,硝化反應適宜pH值為7.0～8.5,而該研究區水體的PH值約為6.5～7.8,采樣過程水渠里水位較低,有些渠底暴露,有利于NH4+-N向NO3--N的轉化.

2.3 TP的時空變化特征

由圖3、圖4可知,這兩個研究區中TP的濃度都比較低.10月～次年03月,在同一采樣點上張松村農田水體 TP濃度有逐漸增大的趨勢;而隨著排水水流方向,TP含量變化不是很有規律,這主要是受到農田排水和農戶生活污水的影響.農戶生活污水排放的不規律,使得 TP含量變化也沒有規律.總體上來看,張松村農田水體 TP含量比萬頃沙的稍高,是因為受到了農村生活污水的影響.所測水樣中有 67%的水樣 TP含量在GB3838-2002《地表水環境質量標準》[26]Ⅲ類限值0.2mg/L以內,其中,12月的TP含量較其它月份的高,可能是因為采樣時處于排水狀態,水位較低,河底有些暴露,很可能就使得底泥中磷的再次釋放,再加上農戶生活污水的影響,就使得 TP含量有所增加.在同一支渠上,沿著排水水流方向,萬頃沙十五涌農田水體TP濃度有逐漸減小的趨勢.從10月～次年03月,在同一采樣點上,TP濃度變化無明顯規律.在不同的月份,TP最高點總是出現在18號及19號,這可能與排水頻率有關.該地主要種植芹菜,采樣期間該處的水位均較低,水質較濁,呈綠色,可能是因為由于大量施用的化肥隨徑流聚集在該水體中,再加上平時很少排水,就使得該處的總磷偏高.與TN相比,萬頃沙十五涌各監測點TP含量較低,所測水樣中90%的水樣TP含量在 GB3838-2002《地表水環境質量標準》[26]Ⅲ類限值0.2mg/L以內,說明該水體受總磷污染較小.

2.4 各水質指標的相關關系

Spearman相關分析結果顯示(表3、表4),張松村農田水渠TN與NH4+-N、TP、CODcr呈顯著性正相關(P＜0.01),與 NO3--N 無顯著性相關;NH4+-N與NO3--N呈負相關(P ＜0.05);萬頃沙農田水渠TN與NH4+-N、TP、NO3--N呈顯著性正相關(P＜0.01),與 CODcr呈顯著性正相關(P＜0.05).TN與TP顯著正相關,有研究表明[39],有機氮是TN的重要成分,有機氮的礦化與TP的可利用性有關.張松村農田水渠TN與與NO3--N無顯著性相關,說明該水體中的 NO3--N有可能直接來源于農田化肥的流失而不是來自有機氮的礦化作用;NH4+-N與NO3--N呈負相關,說明這兩者存在著“此消彼長”的關系,因為NO3--N濃度偏高而使得NH4+-N濃度偏低.萬頃沙十五涌農田水渠中3種氮之間均呈顯著性相關,說明3種氮之間的轉換較為完全.

表3 張松村農田水渠各水質指標相關系數矩陣Table 3 Matrix of correlation coefficient between water quality indexes in farmland drainage of Zhangsong village

表4 萬頃沙十五涌農田水渠各水質指標相關系數矩陣Table 4 Matrix of correlation coefficient between water quality indexes in farmland drainage of No.15 Chung of Wangqingsha

3 結論

3.1 研究區農田水渠水與附近河涌、珠江河道水體氮、磷濃度具有一定的差異,總體趨勢是農田水渠水氮、磷濃度＞附近河涌＞珠江河道水體.從10月～次年01月,張松村農田水體中N、P濃度大于萬頃沙十五涌的,主要是前者受到農田排水及農戶生活污水的雙重影響.

3.2 農田水渠水氮、磷時空變異具有相似性,即同一月份,在每條支渠上,隨著排水水流方向, TN、NH4+-N及TP濃度總體上有逐漸減小的趨勢,而NO3--N濃度有逐漸增大的趨勢.渠尾水位較低,越靠近渠尾TN與NH4+-N濃度越高.

3.3 兩個研究區3種氮素之間的相關性有所不同,張松村水體中TN與NH4+-N呈顯著性正相關,與NO3--N無關,說明了該水體中NO3--N直接來自于農田化肥的流失.萬頃沙十五涌農田水渠中3種氮之間均呈顯著性相關,說明3種氮之間的轉換完全.

3.4 該區域水體農田面源污染的主要來源是農村生活污水和農田排水.因此,控制研究區農田面源污染最關鍵是從這兩個方面著手.張松村村委旁已建有生活污水處理池,但現仍未運行.可根據該研究區水系格局的特點,在河涌排走之前對其進行處理后達標排放.而萬頃沙十五涌農田水渠渠岸較光禿,可渠邊合理種上蘆葦、水草等水生植物,利用其進行修復.除此之外,要合理施用化肥、加強水肥管理,空水灌溉,以減少田面水的排出從而降低農田氮、磷的流失.

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