王書(shū)錦 劉云根,2# 侯 磊,2 梁?jiǎn)⒈?2 王 妍,2 詹乃才 張慧娟

(1.西南林業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，云南 昆明 650224；2.西南林業(yè)大學(xué)農(nóng)村污水處理研究所，云南 昆明 650224)

湖泊是生態(tài)環(huán)境的重要組成部分，而湖濱濕地又是湖泊生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，對(duì)維持湖泊生態(tài)系統(tǒng)健康和改善水環(huán)境質(zhì)量具有重要作用[1-2]。隨著陽(yáng)宗海周邊工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的迅速發(fā)展，各種外源污染物不斷輸入，由此帶來(lái)的水環(huán)境污染問(wèn)題愈加突出。As是具有潛在危害的重要污染物[3]，由于其難降解性、較強(qiáng)的生物毒性、生物累積性和生物放大性，一直備受關(guān)注[4]。含As礦產(chǎn)資源的開(kāi)發(fā)利用造成As在局部地區(qū)累積，使得As進(jìn)入天然水體中。長(zhǎng)期飲用含As量高的水可導(dǎo)致皮膚癌和內(nèi)臟癌[5-6]，美國(guó)環(huán)境保護(hù)署(USEPA)將As歸為A類(lèi)致癌物，并規(guī)定生活飲用水中As的檢出濃度必須小于0.01 mg/L，我國(guó)也于2006年在《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB 5749—2006)中將As的標(biāo)準(zhǔn)限值由原來(lái)的0.05 mg/L修訂為0.01 mg/L[7]。不少企業(yè)通過(guò)入湖泉眼、地表水沖刷等途徑將含As廢水、廢物等排入陽(yáng)宗海，造成重大環(huán)境污染事故[8]。2008年陽(yáng)宗海As污染事件發(fā)生后，昆明市衛(wèi)生和計(jì)劃生育委員會(huì)印發(fā)了《昆明市陽(yáng)宗海水體污染綜合整治衛(wèi)生工作方案》(昆衛(wèi)發(fā)[2008]29號(hào)文)，2010年陽(yáng)宗海湖區(qū)水體中As質(zhì)量濃度雖已從0.12 mg/L降到了0.03 mg/L[9]，但是湖濱濕地是外源污染物的天然屏障，是外源污染物輸入的直接受體，通常污染物濃度比湖區(qū)高，因此湖濱濕地中As的污染更應(yīng)當(dāng)引起重視。TP作為富營(yíng)養(yǎng)化的典型指標(biāo)，一直是陽(yáng)宗海富營(yíng)養(yǎng)化的關(guān)鍵因子[10]1。目前，用于水環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)的常用方法有單因子評(píng)價(jià)法[11]38、內(nèi)梅羅指數(shù)法[11]39、模糊數(shù)學(xué)法[12]、灰色聚類(lèi)分析法以及人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)法[13]等。其中，內(nèi)梅羅指數(shù)法不僅考慮了各種影響參數(shù)的平均污染狀況，還考慮了污染最嚴(yán)重的因子，克服了各種污染物平均分配權(quán)重的缺陷，是應(yīng)用較多的一種水環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)方法[14]48。

楊常亮[10]72的研究表明，2000—2005年陽(yáng)宗海湖水TP質(zhì)量濃度為0.017～0.031 mg/L，處于富營(yíng)養(yǎng)化臨界質(zhì)量濃度0.02 mg/L附近[15]。齊劍英等[16]的研究表明，2008年10月陽(yáng)宗海湖水中As的質(zhì)量濃度達(dá)到0.130～0.190 mg/L，環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)很高。張玉璽等[17]3771的研究表明，2010年4月陽(yáng)宗海湖水中As的質(zhì)量濃度為0.072～0.101 mg/L，且隨著水深的增加而略有升高。據(jù)報(bào)道，2010年陽(yáng)宗海水體與沉積物中的As儲(chǔ)存總量為70.65 t，人為貢獻(xiàn)量占As總儲(chǔ)存量的82.68%，主要來(lái)自西南岸的磷肥廠[18]。以往的研究更多的是關(guān)注整個(gè)湖區(qū)中As或TP的空間分布，運(yùn)用內(nèi)梅羅指數(shù)法對(duì)湖濱濕地中多種重金屬指標(biāo)和富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)的研究鮮有報(bào)道。本研究對(duì)陽(yáng)宗海湖濱濕地水體進(jìn)行了系統(tǒng)采樣與分析，并采用內(nèi)梅羅指數(shù)法對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)和重金屬指標(biāo)進(jìn)行污染狀況評(píng)價(jià)，旨在揭示陽(yáng)宗海湖濱濕地的水環(huán)境質(zhì)量狀況和污染風(fēng)險(xiǎn)，為進(jìn)一步研究湖濱濕地對(duì)陽(yáng)宗海水環(huán)境質(zhì)量的影響以及陽(yáng)宗海水環(huán)境保護(hù)提供理論依據(jù)。

1 研究方法

1.1 樣品采集與分析

2015年8月，在陽(yáng)宗海湖濱濕地東、南、西、北4個(gè)方向上設(shè)置采樣點(diǎn)，每個(gè)采樣點(diǎn)采集3個(gè)平行樣，東部的3個(gè)平行樣分別記作E1、E2、E3，南部的記作S1、S2、S3，西部的記作W1、W2、W3，北部的記作N1、N2、N3，采樣點(diǎn)位置示意圖如圖1所示。

圖1 陽(yáng)宗海湖濱濕地采樣點(diǎn)位置示意圖Fig.1 Locations of sampling sites in Yangzonghai lakeside wetland

分析指標(biāo)包括富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)TP和COD，重金屬指標(biāo)As、Zn、Cu、Cr、Cd、Mn、Ni、Pb、Co。其中，TP采用《水質(zhì) 總磷的測(cè)定 鉬酸銨分光光度法》(GB 11893—89)測(cè)定，COD采用《水質(zhì) 化學(xué)需氧量的測(cè)定 重鉻酸鹽法》(GB 11914—89)測(cè)定，重金屬指標(biāo)采用HCl-HNO3-HClO4消解，電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(安捷倫 ICP-OES 700)測(cè)定，其中Cd、Mn、Ni、Pb、Co未檢出，故不作討論。

1.2 數(shù)據(jù)處理

內(nèi)梅羅指數(shù)法應(yīng)用較廣，是一種兼顧極值和平均值的計(jì)權(quán)型多因子環(huán)境質(zhì)量指數(shù)，其計(jì)算公式[19]如下：

(1)

式中：P為內(nèi)梅羅指數(shù)；ci為指標(biāo)i的實(shí)測(cè)質(zhì)量濃度，mg/L；Si為指標(biāo)i的最大容許質(zhì)量濃度，mg/L，一般取《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838—2002)中的Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)；(ci/Si)max為所有指標(biāo)的ci/Si最大值；(ci/Si)ave為所有指標(biāo)的ci/Si平均值。

1.3 污染等級(jí)劃分標(biāo)準(zhǔn)

富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)和重金屬指標(biāo)的內(nèi)梅羅指數(shù)污染等級(jí)劃分標(biāo)準(zhǔn)[14]49,[20]見(jiàn)表1。

表1 富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)及重金屬指標(biāo)內(nèi)梅羅指數(shù)污染等級(jí)

2 結(jié)果與分析

2.1 陽(yáng)宗海湖濱濕地水質(zhì)指標(biāo)空間差異

2.1.1 富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)

由圖2可見(jiàn)，陽(yáng)宗海湖濱濕地富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)空間差異明顯。就TP而言，陽(yáng)宗海湖濱濕地總平均質(zhì)量濃度為0.095 mg/L，是GB 3838—2002Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)(0.05 mg/L)的1.9倍，北部和東部的平均質(zhì)量濃度較高，分別為0.130、0.100 mg/L，南部和西部的平均質(zhì)量濃度相對(duì)較低，分別為0.075、0.074 mg/L。就COD而言，除西部濃度較低外，其它3個(gè)區(qū)域差別不大，總平均質(zhì)量濃度為19.59 mg/L，未超過(guò)GB 3838—2002Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)(20 mg/L)，其中北部的質(zhì)量濃度相對(duì)較高，為21.20 mg/L，東部、南部和西部相對(duì)較低，分別為20.70、20.60、15.70 mg/L。4個(gè)湖濱濕地區(qū)域的TP和COD均表現(xiàn)出北部>東部>南部>西部的規(guī)律。

圖2 陽(yáng)宗海湖濱濕地富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)空間差異Fig.2 Spatial difference of eutrophication index in Yangzonghai lakeside wetland

2.1.2 重金屬指標(biāo)

由圖3可以看出，陽(yáng)宗海湖濱濕地水體As的總平均質(zhì)量濃度為0.112 mg/L，遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于長(zhǎng)江干流、松花干流、珠江等水體[21]，與GB 3838—2002Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)(0.05 mg/L)相比，超標(biāo)率100%，甚至與GB 3838—2002Ⅴ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)(0.10 mg/L)相比，超標(biāo)率幾乎也是100%，說(shuō)明陽(yáng)宗海湖濱濕地水體中As污染仍然非常嚴(yán)重。西部和南部的As平均質(zhì)量濃度較高，分別為0.117、0.115 mg/L，東部和北部的As平均質(zhì)量濃度較低，分別為0.108、0.106 mg/L，空間上表現(xiàn)出西部>南部>東部>北部。

Zn、Cr、Cu的總平均質(zhì)量濃度分別為0.094、0.031、0.114 mg/L，均達(dá)到GB 3838—2002Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)的要求，除Cr接近標(biāo)準(zhǔn)限值0.05 mg/L外，Zn、Cu遠(yuǎn)低于標(biāo)準(zhǔn)限值1.0 mg/L?？臻g上Zn的質(zhì)量濃度表現(xiàn)為北部(0.098 mg/L)>南部(0.095 mg/L)>東部(0.092 mg/L)>西部(0.089 mg/L)；Cu表現(xiàn)為北部(0.122 mg/L)>南部(0.114 mg/L)>西部(0.112 mg/L)>東部(0.108 mg/L)；Cr表現(xiàn)為東部(0.032 mg/L)=北部(0.032 mg/L)>西部(0.031 mg/L)>南部(0.030 mg/L)。

圖3 陽(yáng)宗海湖濱濕地重金屬指標(biāo)空間差異Fig.3 Spatial difference of heavy metal index in Yangzonghai lakeside wetland

2.2 陽(yáng)宗海湖濱濕地內(nèi)梅羅指數(shù)空間差異

由表2可知，陽(yáng)宗海湖濱濕地水體富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)內(nèi)梅羅指數(shù)為1.36～2.45，水質(zhì)等級(jí)都屬于良好水平。4個(gè)湖濱濕地的內(nèi)梅羅指數(shù)大小依次為北部>東部>南部>西部。由此可見(jiàn)，陽(yáng)宗海北部的湖濱濕地水體富營(yíng)養(yǎng)化相對(duì)嚴(yán)重。

從表2還可以看出，南部和西部的重金屬指標(biāo)內(nèi)梅羅指數(shù)較高，分別為2.07和2.06，屬于重度污染；東部和北部的內(nèi)梅羅指數(shù)分別為1.94和1.91，屬于中度污染。4個(gè)湖濱濕地區(qū)域內(nèi)梅羅指數(shù)大小依次為南部>西部>東部>北部。

3 討 論

陽(yáng)宗海東、南、西、北4個(gè)湖濱濕地區(qū)域水體中富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)TP、COD濃度均呈現(xiàn)出顯著性空間差異，且4個(gè)區(qū)域水體中TP和COD平均質(zhì)量濃度和內(nèi)梅羅指數(shù)均表現(xiàn)出北部>東部>南部>西部。陽(yáng)宗海4個(gè)湖濱濕地區(qū)域中TP質(zhì)量濃度差異已達(dá)到統(tǒng)計(jì)學(xué)顯著性水平(F=5.017，P<0.05)，COD質(zhì)量濃度差異達(dá)到了統(tǒng)計(jì)學(xué)極顯著水平(F=6.214，P<0.001)。TP總平均濃度是GB 3838—2002Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)的1.9倍，而COD濃度未超過(guò)GB 3838—2002Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)，說(shuō)明相對(duì)COD而言，陽(yáng)宗海湖濱濕地水體富營(yíng)養(yǎng)化污染以TP為主，且北部的污染風(fēng)險(xiǎn)較高，與楊亮秀[22]的研究結(jié)論一致。與太湖的TP和COD質(zhì)量濃度分別為0.18、18.47 mg/L[23]、滇池分別為0.20、15.98 mg/L[24]、鄱陽(yáng)湖分別為0.11、21.12 mg/L[25]相比，陽(yáng)宗海的富營(yíng)養(yǎng)化水平基本相當(dāng)。北部由于存在溫泉、發(fā)電廠等，工業(yè)廢水、生活污水的排放較多，所以該區(qū)域水體污染相對(duì)嚴(yán)重，同時(shí)機(jī)動(dòng)船只、網(wǎng)箱養(yǎng)殖以及開(kāi)發(fā)過(guò)程中產(chǎn)生的水土流失對(duì)水體污染也有影響[26]。東部水體富營(yíng)養(yǎng)化程度較南部和西部嚴(yán)重，主要是由于東部水土流失較為嚴(yán)重。楊常亮[10]72研究表明，土地開(kāi)發(fā)所產(chǎn)生的水土流失是水體中磷的重要來(lái)源。南部水體富營(yíng)養(yǎng)化程度較西部嚴(yán)重可能是因?yàn)槟喜筷?yáng)宗鎮(zhèn)農(nóng)村生活污水的排放、畜禽糞便的排放和農(nóng)業(yè)化肥的使用等面源污染導(dǎo)致的[27]。此外，南部的擺依河作為陽(yáng)宗海水量補(bǔ)給的人工引入河道，在給陽(yáng)宗海補(bǔ)水的同時(shí)，也帶來(lái)了一定的外源污染。

表2 陽(yáng)宗海湖濱濕地富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)和重金屬指標(biāo)內(nèi)梅羅指數(shù)

陽(yáng)宗海湖濱濕地水體中As的污染最為嚴(yán)重，所有采樣點(diǎn)As濃度均超過(guò)GB 3838—2002Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)，尤其是南部和西部。內(nèi)梅羅指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果也表明，南部和西部水體中重金屬污染程度已達(dá)到重度污染水平，東部和北部屬于中度污染水平，主要是由As污染造成的。其原因一方面是南部和西部離磷肥廠和耐火材料廠較近，含As廢水的排放導(dǎo)致該區(qū)域出現(xiàn)了較高的As濃度；另一方面是西部的粉煤灰堆場(chǎng)和裸露的灰?guī)r采石場(chǎng)中也有一部分As通過(guò)降雨沖刷至湖中，一部分通過(guò)下覆巖溶裂隙進(jìn)入湖中[17]3776。

4 結(jié) 論

(1) 陽(yáng)宗海湖濱濕地水體中TP總平僅質(zhì)量濃度為0.095 mg/L，COD總平均質(zhì)量濃度為19.59 mg/L，其中TP超過(guò)GB 3838—2002Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)，COD未超標(biāo)。兩個(gè)富營(yíng)養(yǎng)化指標(biāo)的平均濃度和內(nèi)梅羅指數(shù)均表現(xiàn)出北部>東部>南部>西部的特點(diǎn)。

(2) 陽(yáng)宗海湖濱濕地水體中As污染最為嚴(yán)重，總平均質(zhì)量濃度達(dá)到0.112 mg/L，所有采樣點(diǎn)As濃度均超過(guò)GB 3838—2002Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)。Zn、Cu、Cr未超標(biāo)。

(3) 內(nèi)梅羅指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果表明，陽(yáng)宗海4個(gè)湖濱濕地區(qū)域的富營(yíng)養(yǎng)化污染等級(jí)均為良好；東部和北部重金屬污染等級(jí)為中度污染，而南部和西部為重度污染。

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