2015, Vol. 35
[PDF全文]
2. 中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室, 北京 100085
2. State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085
营养元素(氮、磷)不仅是水生态系统重要的生源要素，同时也是水体富营养化的主要限制性因素(蔡履冰，2003；孟伟等，2007).近年来由于社会经济的发展和人类活动的加剧，大量含有营养元素(氮、磷)的生活污水、工业废水、农田排水等直接排入或随着地表径流进入河、湖等水环境中，使水体中营养元素(氮、磷)的质量浓度迅速上升，过剩的营养元素会使水质恶化，进而对区域水环境构成严重威胁(Liu et al.，2014；Dodds et al.,2009；Pretty et al.,2003).
自然河流因其流动性极少出现富营养化现象(董哲仁，2003)，但在我国北方缺水地区，城市河流具有闸坝多、水体流动缓慢、河渠湖库化等特点，极易发生营养盐质量浓度上升导致富营养化现象(单保庆等，2012).目前，国内外对湖泊、水库等水体中营养元素(氮和磷)的时空分布及富营养化研究较多(Lewis et al.,2011；Zhao et al.,2013)，而对于河流，尤其是非常规水源补给的城市河流的关注较少.富营养化评价方法常见的有潜在富营养化评价(陈晨等，2012)、模糊综合评价法(蔡庆华等，2002)及多种评价方法的耦合等，各种方法有利有弊，但都没有针对多指标通用的普适公式，因而具有一定的局限性.
凉水河主要接纳污水处理厂出水，同时沿岸未经处理的生活污水也直接入河(王玉红，2008)，是一条典型的非常规水源补给城市河流.污水处理厂的修建可有效改善水环境质量，但另一方面，污水处理厂尾水直接排入城市河流，又可能会不同程度地加剧水环境的污染(杜娟娟等，2013).因此，本研究以凉水河典型河段为研究区域，针对区域内的水污染问题，通过为期1年的水质监测结果统计和分析，研究水体理化特征及水体中营养元素(氮、磷)的时空变化规律，并进行富营养化评价，旨在针对性地为非常规水源补给城市河流的水污染治理提供参考.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区域特征凉水河隶属海河流域北运河水系，发源于石景山区，流经海淀、宣武等区县，在通州区榆林闸上游汇入北运河(田根生等，2008)，全长约 53 km，流域总面积约815 km2.区域土地利用类型以工农业结合为主；气候属于大陆性季风气候，年降水量约620 mm，80%集中在7—9月(胡文等，2008).研究区域主要由城镇区域和农村区域组成，近年来区域工农业迅速发展，带来大量污染物.经调查统计，目前凉水河干流沿线共有各类污水口35个，年接受排放污水达1.5×108~1.8×108 m3(Hu et al.，2010)，大量污水直接入河，再者由于北京市水资源短缺，致使凉水河研究河段水质基本为劣Ⅴ类(姚晓飞，2011).
2.2 样品采集与分析研究河段共设置20个采样点，具体采样点位置如图 1所示.从2013年7月至2014年6月，每15 d采集1次河水水样，在距水面约0.20 m处采集水样，水样采集后用硫酸酸化保存，当天带回实验室并于第2 d完成分析，现场采用YSI便携式水质仪(YSI ProPlus)测定水体理化性质，包括pH、溶解氧(DO)和氧化还原电位(ORP).
 |
| 图 1 采样布点图 Fig.1 Sampling sites |
水体中营养盐监测指标包括COD、总氮(TN)、总磷(TP)、氨氮(NH+4-N)、溶解性活性磷(SRP).氮、磷指标测定参考《水和废水监测分析方法(第4版)》(国家环境保护总局，2002).COD测定：原水2 mL 加入到HACH COD专用药剂瓶(试剂货号：21258-15)，用DRB200(HACH，DRB200型数字式反应器)反应器进行消解，完成后用DR2800(HACH DR2800分析仪)比色.
2.3 富营养化评价目前，常见的富营养化评价方法适用性较窄，没有针对多指标通用的普适公式.本文选用的对数型幂函数普适指数公式(1)广泛适用于我国湖泊、水库和河流等水体的富营养化评价.
式中，Wj为指标j的归一化权重值(朱广伟，2008)指出，多数情况可将各指标视为等权重)；EIj为指标j的富营养化评价普适指数；Xj为指标j的“规范值”，其计算方法见参考文献(李祚泳等，2010).富营养化分级标准为：贫(EI≤20)、中(EI≤39.42)、富(EI≤61.29)、重富(EI≤76.28)、极富(EI≤99.77).
3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 河流水体理化特征对凉水河研究河段水质进行了长期定点监测，各采样点理化性质如表 1所示.监测期间，各采样点水体pH均处于偏碱性状态，且pH值沿河流走向呈先减小后逐渐增加的趋势.研究河段水体中DO质量浓度在城镇区域(LS1~LS10)平缓波动，至农村地区(LS11~LS20)质量浓度逐渐上升.监测期间，研究河段水体中DO平均质量浓度(4.91 mg · L-1)优于《国家地面水环境质量标准》(GB 3838—2002)中规定的Ⅴ类水最小允许值(2 mg · L-1).
| 表 1 研究河段水体理化性质 Table 1 Physicochemical characteristics of the water in the Liangshui river |
 |
图 2显示了研究河段各采样点水体中的COD.由图 2可知，研究河段水体中COD在15.00~115.00 mg · L-1之间，平均值为45.71 mg · L-1.空间尺度上，水体中COD平均值在城镇区域逐渐上升(LS3与LS6除外)，农村区域(LS11~LS20)平缓波动.研究区域除LS1与LS3外，各采样点水体中COD平均值均高于地表水Ⅴ类水标准40.00 mg · L-1(图中虚线处)，最高值出现在LS6，为60.65 mg · L-1，而在LS1点最低，平均值为30.06 mg · L-1.
 |
| 图 2 研究河段水体中COD值 Fig.2 COD concentrations in the water of the Liangshui river |
凉水河研究河段水体中TN、NH+4-N质量浓度的时间分布特征如图 3所示.由图可知，研究河段水体中TN质量浓度年均值为25.70 mg · L-1，年波动范围为20.10~36.88 mg · L-1；NH+4-N质量浓度年均值为17.29 mg · L-1，年波动范围为15.21~26.98 mg · L-1.监测期间，水体中TN、NH+4-N质量浓度随时间变化均呈先增大后逐渐减小趋势，最高值出现在2012年12月，质量浓度分别为36.48 mg · L-1和26.98 mg · L-1，最低值分别出现与2014年6月(20.10 mg · L-1)和2013年7月(15.21 mg · L-1).由图 3还可以看出，冬季研究河段水体中TN、NH+4-N质量浓度最高，分别为32.88 mg · L-1和25.01 mg · L-1，夏季反而最低，分别为15.21 mg · L-1和9.14 mg · L-1.
 |
| 图 3 研究河段富营养化元素时间分布特征 Fig.3 Temporal distribution of eutrophication elements in the water of the Liangshui river |
图 3同时显示了凉水河研究河段TP、SRP时间分布特征.监测期间，水体中TP质量浓度年均值为1.78 mg · L-1，最高值(1.94 mg · L-1)与最低值(1.41 mg · L-1)分别出现在2013年7月和2014年6月.水体中SRP质量浓度年均值为1.36 mg · L-1，最高值(1.77 mg · L-1)出现在2013年12月，最低值(1.12 mg · L-1)出现于2014年5月.时间尺度上，水体中TP和SRP质量浓度自2013年7月至2014年4月均呈平稳过渡趋势，但在2014年5月和6月，研究河段水体中TP和SRP质量浓度有所下降.
3.3 富营养化元素空间分布特征凉水河研究河段营养元素空间分布特征如图 4所示.水体中TN与NH+4-N平均质量浓度分别为25.70 mg · L-1和17.29 mg · L-1，分别为地表水Ⅴ类标准(2 mg · L-1)的13.0倍和8.5倍.在空间尺度上，水体中TN、NH+4-N质量浓度沿河流走向于城镇区域整体呈上升趋势(LS2除外)，农村区域平稳波动，质量浓度最低值出现在LS3，分别为18.85 mg · L-1和6.10 mg · L-1，最高值分别出现在LS2(32.66 mg · L-1)和LS20(24.51 mg · L-1).监测期间，凉水河研究河段水体中氮元素主要以溶解态存在，NH+4-N/TN为0.71.
 |
| 图 4 研究河段富营养化元素空间分布特征 Fig.4 Spatial distribution of eutrophication elements in the water of the Liangshui river |
凉水河研究河段水体中TP与SRP平均质量浓度分别为1.78 mg · L-1和1.34 mg · L-1(图 4)，均远高于地表水Ⅴ类标准(0.4 mg · L-1).水体中TP与SRP质量浓度沿河流走向呈逐渐上升趋势(LS2除外)，最高值分别出现在LS17(2.10 mg · L-1)和LS18(1.70 mg · L-1)，最低值出现于LS3，质量浓度分别为0.95 mg · L-1和0.51 mg · L-1.监测期间，凉水河研究河段水体中磷元素主要以溶解态存在，SRP/TP为0.93.
3.4 研究河段富营养化评价根据已监测指标，图 5a显示了凉水河研究河段富营养状态评价综合指数计算结果，结合富营养状态分级标准，凉水河研究区域所有采样点均处于“极富”营养状态(EI=93.49)，EI沿河流走向在城镇区域由LS1处最低值(86.93)逐渐升高至LS9处最高值(97.06)，然后在农村区域逐渐降低.结合富营养状态评价综合指数计算结果，导致凉水河研究河段富营养化最重要的指标依次为TP(16%)、NH+4-N(15%)、SRP(15%)、TN(15%).此外，研究河段全年氮磷比平均值为14.44.由图 5b可知，研究河段全年均处于“极富”营养状态(EI=93.49)，EI最高值出现于2013年9月(94.10)，EI最低值出现与2014年5月(85.96).
 |
| 图 5 研究河段富营养化评价综合指数值 Fig.5 EI values of the Liangshui river |
北运河流域水资源短缺，河流以污水处理厂出水等非常规水源为主要补给(许晓伟等，2009)，凉水河隶属北运河水系，监测期间，研究区域COD平均值为45.71 mg · L-1，接近地表水Ⅴ类标准最小允许值(40.00 mg · L-1)，但从LS1到LS10的城镇区域，COD整体呈现上升趋势，超标问题突出，可能是城镇区大量未处理的生活污水排入，使水体中COD升高(魏臻等，2011)；LS11至LS20为农村地区，DO质量浓度平缓波动，在日常样品采集过程中发现诸多污水排泄口，分析非点源污水的排入及雨水稀释或带来耗氧有机污染物交叉影响导致COD有所波动(张峥等，2011).
为了更好地分析季节性变化，结合区域气候特征采用6—8月丰水期为夏季、9—11月平水期为秋季、12月—次年2月枯水期为冬季、3—5月平水期为春季的划分原则.凉水河研究河段水体中TN和NH+4-N质量浓度随季节分布显著，水体中TN和NH+4-N质量浓度均在冬季达到最高值，最低值反而出现在夏季.夏季暴雨径流短时间即形成地表径流，冲刷地面、农田、河道和沟渠携带大量污染物进入研究河段水体，导致水体中氮元素质量浓度迅速上升(李延等，2015)，但北京夏季雨水量较大，后续雨水对水体中氮元素起到稀释作用，加之温度适宜，藻类等浮游植物大量利用氮元素，因而水体中氮元素质量浓度在夏季较低(胡雪峰等，2001)；北京市冬季雨水较少，雨雪融化形成地表径流冲刷地面、农田、河道和沟渠等，携带长期以来寄存的大量氮元素到研究河段水体，从而使冬季水体中氮元素质量浓度升高(廖剑宇等，2013).研究河段水体中TP和SRP质量浓度全年变化基本一致，这可能是雨水稀释、地表径流、水体中自净和微生物共同作用达到平衡所致(Smith et al.,2006；Haggard et al.,1999)；此外，2014年5月和6月，凉水河研究河段部分点位开展清淤工程，这可能也导致研究河段水体中TN、NH+4-N、TP和SRP质量浓度均有所下降.
凉水河TN平均质量浓度为25.70 mg · L-1，TP为1.78 mg · L-1，其中，NH+4-N/TN平均值为0.71，SRP/TP平均值为0.93，表明N、P元素的生物可利用性比例很高(Akhurst et al.,2012).由图 4可以发现，城镇区域TN、NH+4-N、TP、SRP质量浓度沿河流走向整体呈上升趋势(LS2除外)，说明在研究河段污染物的输入大于输出，生活污水、工业废水排放对水体中氮磷污染物影响较大；而统计资料表明，LS1和LS2之间排污口较集中(石榴庄桥下游、南四环下游、红寺桥下口和肖村桥下游)，这可能是LS2 水体TN、NH+4-N、TP、SRP质量浓度出现较大变异的主要原因(Carlson et al.,2013).水体中 TN质量浓度最高值位于LS2，凉水河研究区域上游沿途沟渠等内含氮污染物的堆积导致TN含量增加，而NH+4-N和SRP质量浓度最高值出现于LS18，TP质量浓度最高值出现于LS17，在日常样品采集过程中发现凉水河农村区域沿途接纳了大量的动物粪便(王成贤等，2011)和农村生活污水(廖日红等，2011)，导致水体中NH+4-N、SRP与TP质量浓度增加；而研究河段水体中所有营养元素指标(TN、NH+4-N、TP与SRP)质量浓度最低值均出现在LS3小红门污水处理厂排水下游，根据我国污水处理厂一级A标准，TN、NH+4-N、TP出水标准分别为15、5和0.5 mg · L-1，小红门污水处理厂出水一定程度上稀释了水体中富营养化元素质量浓度.与国内其他水体相比，凉水河研究河段水体中TN、TP平均质量浓度处于较高水平(张晟等，2007；单保庆等，2012)，分别为地表水标准的12.9倍和8.9倍.
本研究采用对数型幂函数普适指数公式计算凉水河研究河段富营养化评价综合指数，计算结果表明，凉水河研究河段无论是时间尺度还是空间尺度均处于“极富”营养状态，水体中营养元素(氮、磷)质量浓度较高，氮磷比为14.44，根据营养物限制划分标准(李哲等，2009)，氮磷比在10.0~22.6之间，营养元素(氮、磷)并不是藻类生长的限制因素(聂泽宇等，2012)，但在温度适宜的情况下，研究河段极有可能发生富营养化现象.研究河段水源补给以污水处理厂排水和周边城镇农村没有处理的污排水等非常规水源为主，致使营养化元素逐渐积累，加上凉水河研究河段水体流动缓慢，闸坝调控存水，河段湖库化严重(许晓伟等，2009)，集中导致研究河段富营养化问题凸显.富营养状态评价综合指数计算结果表明，导致凉水河研究河段富营养化最主要的指标依次为TP、NH+4-N、SRP、TN.尽管富营养化不会影响农业灌溉，但氮、磷污染引起的富营养化水体常常会出现腥臭等水质恶化现象，严重时会引起水体中DO质量浓度降低，进而导致鱼类死亡等现象，破坏水生生态系统健康(Anderson et al.,2002).随着经济的迅猛发展，我国水环境中营养化元素(氮、磷)污染物质量浓度呈上升趋势(Tao et al.，2010)，凉水河研究河段富营养化现象已十分严重，势必影响河流生态系统健康，急需引起凉水河相关治理部门的重视.
5 结论(Conclusions)1)监测期间，凉水河研究河段水体中TN、TP平均质量浓度分别为地表水V类标准的12.9倍和8.9倍，其中，NH+4-N/TN平均值为0.71，SRP/TP平均值为0.93，表明营养元素(氮、磷)的生物可利用性比例很高.
2)在时间尺度上，凉水河研究河段水体中TN、NH+4-N质量浓度冬季较高，分别为32.88 mg · L-1和25.01 mg · L-1，夏季反而较低，分别为15.21 mg · L-1和9.14 mg · L-1；TP和SRP质量浓度全年基本一致.在空间尺度上，研究河段水体中TN和NH+4-N质量浓度沿河流走向在城镇区域均呈上升趋势，至农村区域平缓波动；TP和SRP质量浓度沿河流走向均逐渐上升.
3)富营养化评价结果表明，凉水河研究河段无论是在时间尺度还是空间尺度上均处于“极富”营养状态，营养元素(氮、磷)已不是研究河段发生富营养化的限制因素.
| [1] | Akhu rst D J, Clark M W, Reichelt-Brushett A J, et al. 2012. Elemental speciation and distribution in sediments of a eutrophied subtropical freshwater reservoir using postextraction normalisation [J]. Water, Air, & Soil Pollution, 223(7): 4589-4604 |
| [2] | Anderson D M, Glibert P M, Burkholder J M. 2002. Harmful algal blooms and eutrophication: nutrient sources, composition, and consequences [J]. Estuaries and Coasts, 25(4): 704-726 |
| [3] | 蔡履冰. 2003. 太湖流域水体富营养化成因及防治对策的初步研究[J]. 中国环境监测, 19(3): 52-54 |
| [4] | 蔡庆华, 刘建康, King L. 2002. 评价湖泊富营养化的一个综合模型[J]. 应用生态学报, 13(12): 1674-1678 |
| [5] | Carlson J C, Anderson J C, Low J E, et al. 2013. Presence and hazards of nutrients and emerging organic micropollutants from sewage lagoon discharges into Dead Horse Creek, Manitoba, Canada[J]. Science of the Total Environment, 445-446: 64-78 |
| [6] | 陈晨, 杨桂朋, 高先池, 等. 2012. 胶州湾微表层和次表层海水中营养盐的分布特征及富营养化研究[J]. 环境科学学报, 32(8): 1856-1865 |
| [7] | Dodds W K, Bouska W W, Eitzmann J L, et al. 2009. Eutrophication of U. S. Freshwaters: Analysis of potential economic damages [J]. Environmental Science & Technology, 43(1): 12-19 |
| [8] | 董哲仁. 2003. 河流形态多样性与生物群落多样性[J]. 水利学报, 34(11): 1-6 |
| [9] | 杜娟娟, 李兰, 陈攀. 2013. 古龙港污水处理厂尾水排放对长江水质影响预测[J]. 人民长江, 44(Z 1): 139-143 |
| [10] | 国家环境保护总局. 2002. 水和废水监测分析方法 (第4版) [M]. 北京: 中国环境科学出版社 |
| [11] | Haggard B E, Stanley E H, Hyler R. 1999. Sediment-phosphorus relationships in three northcentral Oklahoma streams [J]. Transactions of the American Society of Agricultural Engineers, 42(6): 1709-1714 |
| [12] | Hu W,Wang H Y,Zha T G,et al.2010.Metal contamination and fractionation in sewage-irrigated soils along the Liangshu River,Beijing,China[J]. Soil & Sediment Contamination,19(4):487-503 |
| [13] | 胡文, 王海燕, 査同刚, 等. 2008. 北京市凉水河污灌区土壤重金属累积和形态分析[J]. 生态环境, 17(4): 1491-1497 |
| [14] | 胡雪峰, 许世远, 陈振楼, 等. 2001. 上海市郊中小河流氮磷污染特征[J]. 环境科学, 22(6): 66-71 |
| [15] | Lewis W M Jr, Wurtsbaugh W A, Paerl H W. 2011. Rationale for control of anthropogenic nitrogen and phosphorus to reduce eutrophication of inland waters[J]. Environmental Science & Technology, 45(24): 10300-10305 |
| [16] | 李延, 毕见霖, 王立硕, 等. 2015. 暴雨径流对非常规水源补给城市河流水质冲击研究[J]. 环境科学学报, 35(2): 443-448 |
| [17] | 李哲, 郭劲松, 方芳, 等. 2009. 三峡水库小江回水区不同 TN/TP 水平下氮素形态分布和循环特点[J]. 湖泊科学, 21(4): 509-517 |
| [18] | 李祚泳, 汪嘉杨, 郭淳. 2010. 富营养化评价的对数型幂函数普适指数公式[J]. 环境科学学报, 30(3): 664-672 |
| [19] | 廖剑宇, 彭秋志, 郑楚涛, 等. 2013. 东江干支流水体氮素的时空变化特征[J]. 资源科学, 35(3): 505-513 |
| [20] | 廖日红, 顾华, 申颖洁, 等. 2011. 北京市农村生活污水排放现状调研与分析[J]. 中国给水排水, 27(2): 30-33 |
| [21] | Liu Y, Wang Y L, Sheng H, et al. 2014. Quantitative evaluation of lake eutrophication responses under alternative water diversion scenarios: a water quality modeling based statistical analysis approach[J]. Science of the Total Environment, 468-469: 219-227 |
| [22] | 孟伟, 于涛, 郑丙辉, 等. 2007. 黄河流域氮磷营养盐动态特征及主要影响因素[J]. 环境科学学报, 27(12): 2046-2051 |
| [23] | 聂泽宇, 梁新强, 邢波, 等. 2012. 基于氮磷比解析太湖苕溪水体营养现状及应对策略[J]. 生态学报, 32(1): 48-55 |
| [24] | Pretty J N, Mason C F, Nedwell D B, et al. 2003. Environmental costs of freshwater eutrophication in England and Wales [J]. Environmental Science & Technology, 37(2): 201-208 |
| [25] | 单保庆, 菅宇翔, 唐文忠, 等. 2012. 北运河下游典型河网区水体中氮磷分布与富营养化评价[J]. 环境科学, 33(2): 352-358 |
| [26] | Smith D R, Warnemuende E A, Haggard B E, et al. 2006. Changes in sediment-water column phosphorus interactions following sediment disturbance [J]. Ecological Engineering, 27(1): 71-78 |
| [27] | Tao Y, Wei M, Ongley E, et al. 2010. Long-term variations and causal factors in nitrogen and phosphorus transport in the Yellow River, China [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 86(3): 345-351 |
| [28] | 田根生, 陈静. 2008. 凉水河水质改善措施及技术研究[J]. 海河水利, (4): 46-49 |
| [29] | 王成贤, 石德智, 沈超峰, 等. 2011. 畜禽粪便污染负荷及风险评估——以杭州市为例[J]. 环境科学学报, 31(11): 2562-2569 |
| [30] | 王玉红. 2008. 北京市凉水河污灌区土壤重金属污染研究[D]. 北京: 北京林业大学. 1-2 |
| [31] | 魏臻, 胡勇有, 方平. 2011. 陶粒移动床处理低浓度生活污水的性能[J]. 环境科学学报, 31(1): 46-53 |
| [32] | 许晓伟, 刘德文, 车洪军, 等. 2009. 北运河水环境调查与评价 [J]. 海河水利, (2): 14-15 |
| [33] | 姚晓飞. 2011. 南沙河、 凉水河重金属污染分析及其运移规律研究[D]. 北京: 北京交通大学. 1-2 |
| [34] | 张晟, 李崇明, 郑丙辉, 等. 2007. 三峡库区次级河流营养状态及营养盐输出影响 [J]. 环境科学, 28(3): 500-505 |
| [35] | 张峥, 周丹卉, 谢轶. 2011. 辽河化学需氧量变化特征及影响因素研究[J]. 环境科学与管理, 36(3): 36-39 |
| [36] | Zhao L, Li Y Z, Zou R, et al. 2013. A three-dimensional water quality modeling approach for exploring the eutrophication responses to load reduction scenarios in Lake Yilong (China)[J]. Environmental Pollution, 177: 13-21 |
| [37] | 朱广伟. 2008. 太湖富营养化现状及原因分析[J]. 湖泊科学, 20(1): 21-26 |