2020, Vol. 40
[PDF全文]
2. 生态环境部华南环境科学研究所, 广州 510655;
3. 中国科学院广州地球化学研究所, 广州 510640
2. Southern China Institute of Environmental Science, Ministry of Ecology and Environment, Guangzhou 510655;
3. Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640
我国是世界农业起源地之一, 是历史悠久的农业大国, 也是世界上人口、资源和环境形势最为严峻的国家之一, 尤其是沿海省市的耕地资源最为严峻：人均不足0.067 hm2, 部分地区仅为0.02~0.27 hm2(付红波, 2009).自20世纪60年代末以来, 耕地减少一直是我国社会面临的主要问题之一(傅超等, 2007).近二三十年, 珠三角地区尤其外缘区的耕地均呈减少的态势(王卫, 2010).西江、北江在思贤窖河道交汇, 形成西北江三角洲(谢平等, 2010), 其大部分位于珠三角外缘区, 当地城市化和工业化发展迅速, 耕地资源持续规模性减少, 同时城乡结合部土壤肥力水平下降, 土壤环境健康质量恶化态势不断加剧(钟晓兰等, 2006).农田灌溉和排水是重要的污染物输入~输出途径之一, 高度的城镇化和大规模的建桥设港、无序采砂、口门围垦、滩地占用等剧烈的人类活动, 使得珠三角河网区自然条件和水文环境条件发生显著变化, 引发了一系列的水安全问题, 并成为影响当地人民生活质量、制约经济与社会持续发展的关键因素(徐林春, 2014).水质问题的影响面很广, 主要通过灌溉等形式对粮食安全和农业环境生态健康产生影响.西北江三角洲由于温度适宜、雨水充沛、地下水储量巨大和地表径流量大等自然条件, 以及农产品市场需求大、农业经济效益高、政府政策导向良好等社会条件, 其发展较为充分, 形成了城乡一体集约化农业生产模式, 对土壤环境质量具有迫切的需求.
灌溉一直是经济发达地区农业环境研究中的关注焦点, 伴随着农业科学技术及配套行业的发展, 关注角度逐渐从量的讨论转变为质的讨论.近年来, 我国学者在灌溉水/水源方面进行了相关研究工作, 主要集中于水量、节水、适水、水肥和结构模式等方面的研究, 也逐渐增加了重金属和氮磷等输入、输出和过程净化的研究.对于环境中氮磷的迁移分布, 目前研究发现, 氮磷随降雨会出现规模性流失(王晓玲等, 2019), 高浓度区的损失更严重(王莺等, 2018), 随着降水的不断补充, 水环境中氨氮(NH4+-N)浓度逐渐降低, 且在农闲期出现极小值(陈建平等, 2012), 可见降雨是环境氮磷自净和再分布的重要方式, 雨水冲刷是灌溉系统水环境水质更新和调整的有效途径.对于水体中的重金属, 对某矿区的模型模拟和监测发现, 降水阶段河水重金属含量显著升高, 雨水冲刷是污染土壤中大量重金属迁移入河的重要途径(Meng et al., 2018), 同时水环境中重金属普遍具有隐蔽性、稳定性、易被富集性和难降解性等特点(Armitage, 2010; Yuan et al., 2011;张伟燕等, 2019).
近年来, 华南地区加强水环境治理且收效良好, 但是灌溉水环境方面的研究不多, 涉及特殊农时的灌溉水污染特征方面更少.特别是珠三角夏季农闲期结束前, 经频繁降雨冲刷后的灌渠及周边水体水质理论上受自然影响较大, 对农田和水体质量较为不利, 其污染特征亟需研究.因此, 本文以农闲期灌渠及周边水体为研究对象, 初步探究西北江三角洲地区不同灌溉模式水体污染特征；通过样品分析和评价, 为西北江三角洲灌溉水污染状况和水质空间特征提供基础资料.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 西北江三角洲简介珠江三角洲(简称“珠三角”)是世界上水系最复杂的三角洲之一, 按照自然地理学的观点, 是由西江、北江和东江及其支流谭江、绥江、增江带来的泥沙在珠江口河口湾内堆积而成的复合型三角洲(谢平等, 2010).珠三角河网交汇贯通, 流向大体为西北→东南, 下游有8道入海口, 其中江门市新会区崖门是最西边的入海口.清远市、佛山市和江门市均属于珠三角城市群, 其中, 清远研究区、佛山研究区和江门研究区均属于西北江三角洲城市群.上述3个研究区分别位于西北江三角洲的上游、中游和下游区域.
2.2 各区简介与采样点布局 2.2.1 清远研究区农用地面积约为1.44 hm2；池塘面积约为1.59 hm2, 耕作类型以水稻田为主.采样期间正值池塘雨后排水, 渠前蓄水池连续注水、排水, 灌溉水处于连续流动状态.其采样点布置见图 1, 其中QY3F为旱地, 无田间上覆水, 其余均为水田.研究区遍布大小不一的池塘, 距离北江直线距离6.15 km, 北江是塘水的补充来源之一, 灌溉水多直接取自池塘, 池塘以中、小型居多(0.24~2.44 hm2), 塘内偶有饲养水禽；农田四散分布, 单块面积偏小, 穿插于住宅、林地和荒地之间, 通过灌渠与池塘紧密联系.蓄水池容积约为3 m(l)×1 m(w)×1 m(d), 起短期蓄水作用, 位于高位点, 农田退水等有限外源汇流对其影响不大.
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| 图 1 清远研究区采样点布置及周边环境示意图 Fig. 1 Schematic layout of sampling sites & surrounding environment in the study area of Qingyuan City |
灌溉模式：水泵提水~蓄水~土渠输送~自流灌溉.自流灌溉水渠, 水位差形成的大水漫灌, 以单方向流动为主.
潜在污染源：①居民生产生活废弃物；②已关停电子废弃物拆解厂堆渣；③道路雨水会对灌渠水质产生一定影响, 主要集中在降雨初期.
2.2.2 佛山研究区研究区包括江边(堤外)田和堤内田两部分, 面积约为15.74 hm2, 以旱地为主, 种植瓜果类和叶菜类等蔬菜.采样点布置见图 2.采样期间雨水冲刷引起江水和蓄水池的局部扰动.江边农田以分散经营的模式为主, 尤其是潮滩开垦的农田, 工程保障措施和生产性建筑较少.蓄水池容积约为3~5 m(l)×2~3 m(w)×1 m(d).
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| 图 2 佛山研究区采样点布置及周边环境示意图 Fig. 2 Schematic diagram of sampling site layout & surrounding environment in the study area of Foshan City |
灌溉模式：水泵提水~管道输送~(蓄水)~喷灌.当地灌溉水来源多样：雨水、江水和地下水, 取、用水形式多样, 一般以一户或多户为单位, 集中从西江输水或抽提地下水灌溉.
潜在污染源：①交通运输, 研究区地处省道S362、S269, 县道X496、X780及其他乡镇道路交汇处；江面常年有大小船只往来；②有一工业入河排污口(坐标：112°49′7″E, 23°3′47″N).
2.2.3 江门研究区研究区总面积约103.50 hm2, 以水作——种植水稻和莲藕为主.当地农用地受政策因素影响, 近年连续开展高标准农田建设(余富祥等, 2019), 具备农业规模化生产、机械化作业的条件.本文选取某靠近取水点的支渠配给的完整农田(面积约2.92 hm2)系统, 采样点布置见图 3.采样期间灌渠无进水、排水, 有积水, 雨水扰动下支渠、次支渠和农田淹水形成的局部流动.灌溉干渠宽约6 m, 水深约1 m, 各端口均无排水；支渠水深约0.7 m, 次支渠水深约0.9 m.
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| 图 3 江门研究区采样点布置及周边环境示意图 Fig. 3 Schematic dim of sampling site layout & surrounding environment in the study area of Jiangmen City |
灌溉模式：水泵提水~蓄水~土渠输送~自流灌溉.整片研究区共用一套排灌结合渠.
潜在污染源：①交通运输, 研究区距离最近的省道为S271(直线距离2.36 km)；②研究区位于江门水道出水口和谭江交汇处的江心岛, 上游冲刷而来的推移质会在江心岛边滩发生淤积, 且在水体的冲污、冲淤等作用下, 下游较上游的水体污染风险更大；③采样期间距离灌溉取水口较近处, 有大型桥梁工程施工.
2.3 研究方法根据《中国生态环境状态公报》(2015—2018), 其中营养类总磷(TP)和NH4+-N是我国地表水氮磷污染的主要污染指标.珠三角农用地呈现重金属元素复合污染, 复合形式以Cd-Cu、As-Cd-Pb为主(周建军等, 2014), 悬浮物(SS)可能作为污染物质迁移的主要载体(郝立波等, 2010).因此, 为反映不同区域的污染特征, 本文水质检测指标主要有pH、SS、矿化度(≈总盐)、TP、NH4+-N、Cd、As、Pb、Cu和Zn.TP、NH4+-N、Cd、As、Pb、Cu和Zn等指标评价按照《农田灌溉水质标准》(GB 5084—2005), 参考《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)五分法分级内容和V类水标准限值(TP、NH4+-N非农灌规定检测指标).SS评价参考《农用地灌溉水质标准》(GB 5084—2005)旱地和水作的控制标准值, 分别为100 mg·L-1和80 mg·L-1.矿化度参考广东省各级矿化度的等级标准(史栾生等, 2005).
2.3.1 灌溉系统水环境概况根据实际调查, 2019年5月中、下旬—2019年7月下旬为研究区所在地的农闲待种期, 研究区待种天数约25~40 d, 本研究选择农闲期末开展研究.通过1961~2010年广东省降水特征研究(郑腾飞等, 2017)可见, 降雨主要集中在4—9月, 总降水量约占全年降水量的80%, 总降水日数约占全年降水日数的74%, 其中, 6月月均降水量和月均降水天数最高.相较死水, 外力驱动下的灌渠活水会连续发生自然扰动, 成为该时期自然源农田灌溉系统水环境的最不利情况.其中, 湿沉降是影响营养盐含量的重要/显著相关性因素(Kang et al., 2010; Li et al., 2017)；降雨~径流引起的底泥扰动可能会增加沉积物的释放；雨水径流等外源污染物的规模性“输入~再分布”会增加上覆水中污染物质的含量(祁闯等, 2017).本研究采样对象为江水、池塘、蓄水池、灌渠系统等.考虑到灌溉进水、排水及周边水体可能对灌溉的影响, 水体相互渗透的可能, 因此对灌溉系统水环境的界限做出了适当的延伸——凡是具有向灌渠或农田汇聚趋势的具有稳定水源的灌渠及周边的地上和浅层地下水均视为灌溉系统水环境的一部分.
研究期间, 3个区域农耕阶段、降雨频度(降雨量分布、降雨比例分布和降雨日数分布)、待耕天数等相近, 水源跨度(均属于珠三角下游区域, 西北三角洲内河网区)不大但从北向南较为系统的覆盖了西北江三角洲内的主要河网, 整体上自然条件相近, 该批次跨区域水样可以在一定程度上反馈西北三角洲灌溉系统水环境的平均污染情况.进一步来看, 该批次样品处于农闲期结束前, 且自作物成熟期至下茬农田备耕、播种相隔约1/3个夏季休耕(夏闲)期, 此间降水频繁, 农田和灌溉水受自然影响较大而人为影响较小, 水质样品分析可反映西北江三角洲农业污染状况发育差异下灌溉系统水环境的空间差异性.
2.3.2 评价方法选择分别采用单因子水质标识指数法(徐祖信, 2005a)、综合水质标识指数法(徐祖信, 2005b)对清远、佛山和江门研究区的水环境质量进行评估.
单因子水质标识指数(Pi)是由整数位和两位或三位小数位组成, 其结构为：
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(1) |
综合水质标识指数(P)是由整数位和三位或四位小数位组成, 其结构为：
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(2) |
式中, X1为总体的综合水质类别k；X2为综合水质在k类水质变化区间内所处位置；X3为参与综合水质评价的水质指标中, 劣于水环境功能区目标的单项指标个数；X4为综合水质类别与水体功能区类别的比较结果, 由一位或两位有效数字组成.X1、X2、X3和X4的计算方法、判定方法等, 详见文献(徐祖信, 2005a；2005b).
2.3.3 采样步骤① 互联网获取信息, 通过中国天气网公布的天气预报选取采样时间；②移动工具辅助采样, 通过奥维互动地图浏览器(手机版)完成采样点布置和定位；并根据定位信息逐次采样；③样品测试方法：室外快速检测(pH值)结合室内化验.采样于6月底—7月底之间完成, 选择雨后6~12 h, 此时水质趋近稳定, 且渠系等表生水环境仍具有一定流动性, 能够更准确地反馈农田灌溉系统水环境的动态分布.所采集水样运回实验室之后, 混匀分为两份(n=2), 并根据不同测试内容要求尽快完成前处理, 于4 ℃冰箱中保存, 在规定时间内尽快完成样品检测.
2.4 分析测试水样pH值采用酸度计(STARTER 3100, 上海奥豪斯仪器有限公司)测定.NH4+-N：纳氏试剂分光光度法；TP：钼酸铵分光光度法；均采用可见紫外分光光度计(UV-5100, 上海元析仪器有限公司)测定.Cd、Pb、Cu、Zn全量：样品消解按照HNO3-HClO4混合酸法, 在电热板上加热消解；并采用原子吸收光谱仪(Pin AAcle 900T, PerkinElmer, USA)测定.As全量：样品消解按照原子荧光测As的样品预处理方法(国家环境保护总局, 2002), 在电热板上加热消解；并采用原子荧光光谱仪(AFS9700, 北京海光仪器有限公司)测定.
2.5 质量保证实验中每批样品均做试剂空白和20%平行样, 重金属空白或样品加标回收率控制在10%以内, 各样品多次重复测试的相对标准误差小于2%, 所有检测项目标准曲线的R2值均高于0.995, 数据精度和准确度均符合要求.实验试剂均为优级纯, 实验室器皿在使用前均用10%硝酸浸泡24 h以上, 使用前用高纯水冲洗干净.
2.6 数据处理数据统计分析及制图等采用Microsoft Excel 2016、SPSS 22.0和Origin 9.0.
3 结果与讨论(Results and discussion)三个研究区采样点SS、矿化度、TP和NH4+-N的含量见图 4, Cd、As、Pb、Cu和Zn含量见图 5.各检测指标分析结果可知大部分采样点的pH值为6~8, SS超标10倍以上, 田间水的矿化度普遍高于渠道水和水源水的矿化度, 氮磷指标普遍达标.对上述指标与上覆水重金属含量进行线性拟合, 结果表明均非雨后上覆水重金属沿程迁移的决定指标；结合水流通道的特殊性(局部土渠环境的复杂性构成和沿程无规律性外源污染水体的多元性汇流), 雨水和重力驱动迁移的重金属受水环境等诸多因素复合影响.其中需要注意的是, 对照珠江水系平均水平(张丹阳, 2018), 3个研究区SS均超标严重, 且并非由雨水扰动所致, 主要是水源SS的含量极高, 沿程输送有逐渐减少的趋势, 但是并不能够完全确保入田达标, 建议可在农田入水口增设过滤构筑物拦截.
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| 图 4 采样点SS、矿化度、TP和NH4+-N的含量 (图中数据均为均值±标准差；数据之间的显著性差异用Duncan′s检验, 同研究区同指标不同小写字母表示不同取样点位的含量显著差异(p＜0.05)；字母相同表示无显著差异, 下同) Fig. 4 Contents of SS, salinity, TP and NH4+-N at sampling points |
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| 图 5 采样点Cd、As、Pb、Cu和Zn的含量 Fig. 5 Contents of Cd, As, Pb, Cu and Zn at sampling points |
佛山研究区江水区域pH值为(7.36±0.01)~(7.64±0.05)；田中蓄水池pH值为(9.49±0.02)~(9.59±0.06).江门研究区水源区域pH值为(6.14±0.04)~(6.19±0.03)；灌渠pH值为(6.14±0.02)~(6.34±0.04)；田间水pH值为(6.31±0.04)~(6.41±0.02).清远研究区池塘水平均pH值为(6.14±0.04), 井水平均pH值为(7.15±0.03)；引水渠前蓄水池pH值为(6.71±0.01)~(6.72±0.03)；灌渠pH值为(6.69±0.06)~(6.76±0.03)；田间水pH值为(6.43±0.04)~(6.65±0.04).
灌溉水整体上呈现为中性, 大体上pH值为6~8, 达到农田灌溉系统水环境标准的要求.佛山研究区田中蓄水池出现池水碱化的情况, 可能与较长时间池水未更新和池内氮磷的分解等有关；在恢复正常灌溉作业之后, 池水的频繁更新可以一定程度降低池水中氮磷的浓度, 但是届时要关注池水酸碱度的问题, 以免对作物和农用地产生破坏作用.
3.2 矿化度佛山研究区江水区域矿化度为(147.00±7.07)~(165.00±2.73)mg·L-1；田中蓄水池矿化度为(124.00±2.83)~(148.00±1.31)mg·L-1；水源区域矿化度＞蓄水池矿化度.江门研究区水源区域矿化度为(168.00±2.83)~(177.00±4.24)mg·L-1；灌渠矿化度为(208.00±5.66)~(286.00±5.66)mg·L-1；田间水矿化度为(210.00±4.14)~(301.00±7.07)mg·L-1.JM2a＞JM3a、JM2b＞JM3b和JM5＞JM6, 可见田间水的矿化度略大于灌渠的矿化度, 沿局部水流呈下降趋势.清远研究区池塘水平均矿化度为(244.00±5.66)mg·L-1, 井水平均矿化度为(640.00±56.57)mg·L-1；引水渠前蓄水池矿化度为(268.00±5.66)~(344.00±11.31)mg·L-1；灌渠矿化度为(192.00±11.31)~(340.00±28.28)mg·L-1；田间水矿化度为(232.00±11.31)~(372.00±5.66)mg·L-1.QYF1＞QY6、QYF4＞QY7和QYF2略小于QY5, 可见田间水矿化度普遍大于灌渠水矿化度.
广东省天然本底水质属低矿化度水, 其中佛山研究区水源区域和田中蓄水池的矿化度均为二级；江门研究区水源区域和灌渠的矿化度均为二级；田间水矿化度少部分为三级, 大部分优于三级(史栾生等, 2005).清远池塘水源区域的矿化度为二级；引水渠前蓄水池、灌渠和田间水的矿化度为190~350 mg·L-1；矿化度为二级~三级；其中井水的平均矿化度为四级, 可能与广东省高温多雨的气候条件有关.
3.3 SS的成因和影响SS是评价水体污染程度的重要指标, 并非决定因子, 受水量、降雨等自然因素的影响较大；同时也用于分析水体的流动、扰动情况.珠江河流悬浮物的浓度变化范围为8~944 mg·L-1(2015年), 该成果反映了西江水质的整体水平(张丹阳, 2018).
成因：QY6＞QYF1, 呈现平铺式的流入, 流速变缓, 对流入水体的扰动不大；QY5＜QYF2, QY7＜QYF4, JM2a＜JM3a, JM2b＜JM3b, JM5＜JM6, 呈现点源式流入, 流速较急, 易引起局部潜水紊流, 对流入水体产生较大的“点源”扰动, 提供给局部水体如悬浮颗粒等较大的动能.
对比《农用地灌溉水质标准》(GB 5084—2005), 雨后3处研究区灌溉水源的SS含量远远大于控制标准值, 佛山研究区超标11.00~13.00倍, 可能与降雨过程和雨水汇入有较大的关系；江门研究区超标12.16~12.25倍, 可能与降雨过程和雨水汇入有较大的关系；清远研究区超标6.16~13.06倍, 可能与提水过程的机械扰动、雨水汇入或池塘水的富营养化等有关.
雨后的佛山研究区、雨水驱动形成的局部水体缓流的江门研究区和重力自流的清远研究区的研究发现, 雨水引发的局部缓流较重力自流段SS无明显数量级上的跃升, 可见雨后形成的水体缓流和机械提水重力自流对渠系内物质输送具有相似规律：QY1~QY3~QY4~QY5~QY6~QY7和JM4、JM6~JM7两条干渠随输送距离增加, 流速逐渐减小和SS含量逐渐减小.
3.4 各研究区重金属含量分布佛山研究区重金属含量分布及24 h未降雨(8月、9月和11月)与雨后(7月)江水样品Cd含量对比均远小于《农田灌溉水质标准》(GB 5084—2005)控制标准值(图 6).江水Cd、As、Pb、Cu、Zn的均值分别为(0.27±0.02)、(3.80±0.35)、(24.32±1.11)、(21.94±0.10)、(91.78±7.95)μg·L-1；田中蓄水池Cd、As、Pb、Cu、Zn的均值分别为(0.04±0.01)、(5.21±0.33)、(19.04±1.02)、(15.71±0.79)、(113.67±9.33)μg·L-1.其中, 田中蓄水池的As、Pb、Cu、Zn并未因碱性水质影响出现大幅度的下降, 对比其他物质的含量和相关性, 其可能与NH4+-N形成悬浮颗粒形态.
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| 图 6 佛山灌溉系统水样重金属含量分布 Fig. 6 Mean contents of heavy metals in irrigation water samples in Foshan |
江门研究区的重金属含量, 见图 7a, 均远小于《农田灌溉水质标准》(GB 5084—2005)控制标准值.江水Cd、As、Pb、Cu、Zn的均值分别为(0.17±0.12)、(2.43±0.47)、(13.88±3.41)、(24.36±3.49)、(42.75±19.45) μg·L-1；灌溉水Cd、As、Pb、Cu、Zn的均值分别为(0.06±0.00)、(4.59±0.75)、(5.13±0.64)、(9.27±0.27)、(20.10±7.21) μg·L-1；荷花上覆水Cd、As、Pb、Cu、Zn的均值分别为(0.10±0.01)、(6.80±1.73)、(4.58±0.91)、(11.99±2.80)、(20.25±10.25) μg·L-1；稻田排水口Cd、As、Pb、Cu、Zn的均值分别为(0.31±0.29)、(3.33±0.20)、(11.93±1.00)、(24.18±0.12)、(23.50±3.54) μg·L-1.其中, 江水的Cd、Pb、Cu、Zn的含量高于灌区和水田含量, TP含量明显高于其他采样点, 江水中重金属可能依附于含磷悬浮颗粒.
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| 图 7 江门(a)和清远(b)灌溉系统水样重金属含量分布 Fig. 7 Average contents of heavy metals in Jiangmen (a) and Qingyuan (b) irrigation water samples |
清远研究区的重金属含量, 见图 7b, 除稻田上覆水Pb含量之外, 均远小于《农田灌溉水质标准》(GB 5084—2005)控制标准值.池塘水Cd、As、Pb、Cu、Zn的均值分别为(0.08±0.02)、(8.38±0.83)、(8.22±3.72)、(8.27±0.96)、(28.00±7.07) μg·L-1；灌溉水Cd、As、Pb、Cu、Zn的均值分别为(0.05±0.05)、(8.06±0.94)、(7.24±0.41)、(7.74±1.06)、(8.75±9.90) μg·L-1；蓄水池上覆水Cd、As、Pb、Cu、Zn的均值分别为(0.16±0.01)、(10.38±1.55)、(18.41±3.57)、(15.43±0.31)、(31.50±0.71) μg·L-1；田中井Cd、As、Pb、Cu、Zn的均值分别为(0.19±0.14)、(7.39±1.04)、(39.08±8.70)、(14.90±10.88)、(30.50±0.71) μg·L-1；稻田上覆水Cd、As、Pb、Cu、Zn的均值分别为(0.21±0.12)、(18.48±3.04)、(152.33±17.39)、(23.98±0.20)、(35.83±6.36) μg·L-1.其中, 蓄水池和井水重金属含量比较相近, 对比两者的pH值和矿化度大小：井水的pH值和矿化度在该研究区均属于最高水平, 蓄水池的pH值和矿化度在该研究区属于平均水平, 可见上覆水重金属含量受水环境pH值和矿化度影响不大；两者间TP和NH4+-N的相差也较大.农田上覆水重金属含量较其他构成项目普遍高出, 结合水流方向和沿程各物质含量变化, 推断灌溉水输送的重金属经农田土壤淋滤和蒸发等散失作用, 可能会在灌溉上覆水出现富集现象.
3.5 各采样点TP、NH4+-N与重金属含量分析NH4+-N的超标主要与农田氮磷的迁移有显著的关系, 其表现如下：①佛山研究区蓄水池的NH4+-N含量较地表Ⅴ类水标准限值高出0.13~0.40 mg·L-1, 可能与佛山研究区水源区域NH4+-N浓度高(1.18~1.42 mg·L-1)有关, 江边田氮磷物质的迁移可能是当地江水氮磷的主要贡献来源.②清远研究区QYF1的NH4+-N含量是地表Ⅴ类水标准限值的3.5倍, 可能与上一茬氮肥施加量以及大量的碎秸秆回填有关.其余研究区各区域TP和NH4+-N均符合地表Ⅴ类水标准限值.井水的Cd、Pb、Cu和Zn的含量大于灌渠水的含量, QYF2和QYF4的田间水含Pb量较地表Ⅴ类水标准限值高出几十乃至上百μg·L-1, 可能会影响农田周边水塘生态系统安全.对FS1~FS6、JM1a~JM7、QY1~QYF4的取样点位置与各指标含量分批进行了显著性分析(图 4、图 5), 发现不同位置的某些指标含量间无显著性差异, 可能在雨水的驱动之下, 灌溉水处于流动状态或物质动态平衡条件, 各指标含量受局部影响变小；绝大部分连通的采样点位之间, 物质含量随位置变化呈现无显著差异的迁移.
3.6 背景特征和水质评价(全水样) 3.6.1 特征分析根据Pearson相关性分析结果(表 1), Cd、As、Pb、Cu、Zn 5种重金属中, 除Cd与Cu、As与Pb在p < 0.01水平上显著正相关外, 其余均不具有显著相关性.Cd与Cu、As与Pb在p < 0.01水平上显著正相关, TP与NH4+-N、Cu在p < 0.01水平呈显著正相关, TP与As、Pb、Zn在p < 0.05水平呈显著正相关, NH4+-N与As、Cu在p < 0.01水平呈显著正相关, 说明其可能存在相同的来源.不同空间来源的研究水样分析结果表明, As、Pb、Cu、Zn与TP含量之间存在着显著正相关.以磷为例, 有文献指出地表水中TP以小颗粒形态远距离迁移(王晓玲等, 2019), 某河口沉积物磷向水体的释放主要来自铁/锰结合态的磷、钙结合态磷和有机磷(金晓丹等, 2015), 某湖水体的研究发现磷主要为颗粒态(王书航等, 2014)；也有学者指出含水层中As与溶解性有机物络合远距离输送(鲁宗杰等, 2017), 可见灌溉水中重金属具有以结合形态发生同源远距离迁移的可能.结合氮磷来源(灌溉系统水环境、降水、农田退水、道路径流等)及周边环境特征(农田状况差异, 外源的汇入路径等)的综合对照, 判断雨后灌溉水中TP、NH4+-N和重金属主要还是灌溉水体中原有的, 受外力驱动扰动后在水动力作用下可能以氮磷结合形态沿灌溉系统发生迁移.
| 表 1 全部水样TP、NH4+-N、重金属含量之间的相关系数 Table 1 Correlation coefficients among TP, NH4+-N and heavy metal total contents in all water samples |
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变异系数(CV)可以用来描述每个样本间元素的离散程度, CV值的大小与离散程度呈正比, 一般CV＜10%为弱变异水平, 10%≤CV≤100%为中等变异水平, CV＞100%为强变异水平(Zhou et al., 2016；张伟燕等, 2019).由表 2可知, TP的变异系数为60.05%, 处于中等变异水平；NH4+-N的变异系数为126.97%, 处于高等变异水平；重金属含量的变异系数为52.27%~174.84%, 均处于中高等变异水平, 其中Pb、Zn的变异系数均大于100%；尤以Pb的变异系数最大为174.84%, 与张伟燕等对博尔塔拉河地表水重金属的变异分析结果相同：Pb的变异系数最大(张伟燕等, 2019).博尔塔拉河地区交通运输频繁, 这一点与西北江三角洲地区具有一致性.博尔塔拉河的研究也指出Pb、Zn主要来源于交通排放(张伟燕等, 2019).还有, 对某市区街道扬尘中十余种金属/重金属的多元统计发现, 其中Pb的迁移活性最强, 与交通、自然土壤颗粒和工业活动有关(Behnam et al., 2015).某城市矿区、畜禽养殖区、郊区和控制区4类污染区土壤进行3类输入源重金属(Cd、Pb、As)的监测发现, 大气沉降输入通量占总输入通量的51.21%~94.74%, 均显著高于化肥和灌溉水(Yi et al., 2018).综上可见, Pb、Zn的变异性受环境变化的显著影响, 大气迁移是其在地表表生环境自由分布的重要影响因素.
| 表 2 TP、NH4+-N、重金属含量的描述性特征 Table 2 Descriptive characteristics of TP, NH4+-N, and heavy metal contents |
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结合样品的分布特征, 大致发现在降水等外加驱动频繁引发地表渠道系统单方向流动的状态下, 沿程采样点的变异系数相对稳定, 耕作施肥和工农业活动在渠系之中的点源影响已经降至最低.结合各区实际情况, Pb的强变异性主要受稻田上覆水样品影响, Zn的强变异性主要受佛山样品影响.全样品的TP、NH4+-N和重金属含量存在较大差异, 初步反馈了西北江三角洲农业污染状况发育差异、自然最不利情况下灌溉系统水环境的空间差异性.
3.6.2 水环境质量评价根据图 4和图 5可知, 利用单因子水质标识指数法和综合水质标识指数法对各采样点、各构成项目和各研究区(表 3)进行评价.QY1~QYF4的TP评价按湖、库标准执行.对同一水域兼有多类使用功能的, 执行最高功能对应的标准值.
| 表 3 各研究区评价结果 Table 3 Evaluation results of each research area |
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各研究区评价结果, 详见表 3.单因子水质标识指数都小于6；综合水质评价结果为Ⅰ类~Ⅱ类, 达到水环境功能区的使用要求.对比《生活饮用水卫生标准》(GB 5749—2006)的评价结果, NH4+-N和Pb略高, 由于采样点位置远离居民生活区和饮用水源, 可见灌溉水局部迁移对研究区生活饮用水/水源的污染风险不高.
同理, 各采样点的评价结果：根据单因子水质标识指数法的分析, NH4+-N是主要影响因子, FS4~FS6和QYF1这4个采样点的NH4+-N单因子水质标识指数都大于6, 为劣V类水；除NH4+-N外, TP和Pb也有个别采样点超标, 主要集中于农用地上覆水样品；综合水质评价结果为Ⅰ类~Ⅲ类, 其中QYF1、QYF2、QYF4为Ⅲ类, 其余各采样点为Ⅰ类(以江门研究区为主)、Ⅱ类, 达到水环境功能区的使用要求.
各构成项目的评价结果：NH4+-N是主要影响因子, FS水池和QY稻田的NH4+-N单因子水质标识指数都大于6, 为劣V类水；除NH4+-N外, QY稻田的Pb单因子水质标识指数也大于6；综合水质评价结果为Ⅰ类~Ⅲ类, 其中JM灌渠、JM荷花为Ⅰ类, QY稻田为Ⅲ类, 其余各构成项目均为Ⅱ类, 达到水环境功能区的使用要求.
4 结论(Conclusions)1) 灌溉水所受沿程影响——呈现的断面动态指标与水源指标存在一定差异；底泥对灌渠死水尤其是对氮磷和悬浮颗粒的影响较大；雨水冲刷会显著影响江河湖泊水体污染物质的再分布, 亦会对灌渠及其周边水环境产生一定影响.Pearson相关性分析结果显示, As、Pb、Cu、Zn与TP为同源迁移, As、Cu与NH4+-N为同源迁移.结合氮磷含量、来源和周边环境特征, 可以判断雨后灌溉水中TP、NH4+-N和重金属的含量主要还是灌溉水体中原有的, 受外力驱动扰动后在水动力作用下可能以氮磷结合形态沿灌溉系统发生远距离迁移, 根据CV系数可见Cd、As、Cu、TP处于中等变异水平, 可看出西北江三角洲地区灌溉水中大部分污染物质处于相对稳定的状态——基础生态环境能够自我净化的环境允许含量.
2) 西北江三角洲灌溉系统水环境本底值不高, 研究区总体综合水质评价级别为Ⅰ类~Ⅱ类, 达到水环境功能区的使用要求, 灌溉和灌溉排水不会对农田灌溉系统水环境产生较大影响.其中需要注意的是, NH4+-N和Pb含量相对较高, 主要为农田和田中蓄水池的上覆水, 部分取样点单因子指数评价结果为劣Ⅴ类.根据生活饮用水标准值单因子水质标识指数, 从各研究区的各个构成项目来看, NH4+-N和Pb的含量也相对较高, 尤其是Pb, 对农田灌溉系统水环境和周边饮用水源存在一定生态风险, 不利于人、牲畜饮用和家禽养殖.因此, 应加强农田排水口和田中蓄水池中Pb的监控力度, 科学合理地布设农田排水稳定塘, 保证灌溉系统水环境和居民饮用水源安全.
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