由于近20年来经济高速发展和不适当资源开发利用,使得大量的氮磷营养盐进入水体,引起藻类大量繁殖,导致“水华”现象频发^{[1, 2, 3, 4]}。最新研究表明蓝藻水华爆发和藻类死亡易产生大量藻毒素,对人畜健康造成直接危害^[5]。从根本而言,治理水华还应先从削减水体中氮、磷营养负荷入手^{[6, 7]}。目前较多研究将目光集中于大型湖泊和水库^[8],对中小河流的污染关注较少；但人口密集区的中小河道,常常是污染物直接汇入水体的源头,也是其下游大型河流、湖库、入海口污染物的主要来源地之一^{[7, 9, 10]}。因此,加强对中小河道污染概况特征研究具有至关重要的意义。

上海地处长江三角洲前沿,属亚热带湿润季风气候,人口密集。境内地势平缓,河网密布,有市级、区级、村级等各级河道共计2万余条^[11]。但由于河道比降小,易受外潮顶托的影响,导致河水流速缓慢。加之其中大部分环绕区域与人为扰动区域重叠严重导致氮磷污染成为其中最重要的问题^[12]。导致市郊、尤其是镇村级小河流成为水质监测的盲点。由于其部分兼有灌溉或航运的功能,加之原先驳岸设计的缺陷,使得修复工作进展缓慢^{[12, 13]}。虽然近年来在江苏、上海等发达地区纷纷兴起了河道生态建设的热潮^{[10, 13, 14, 15, 16, 17, 18]},但主要关注为单一河流或者污染物短期的分布,镇村级河道大范围年度的污染物空间分布特征研究较少。因此,对上海地区中小型河流的研究将会对上海市乃至长三角地区河道生态建设具有标杆意义。

笔者就上海市多条市郊和城区河道进行了2012年7月—2013年7月的氮磷和相关理化指标的时间尺度和空间尺度定点监测,结合上海市降水量、潮汐和河道当地的土地利用类型,运用多元分析中的聚类分析(cluster analysis,CA)和多维尺度分析(multidimensional scaling,MDS)对这些河道氮磷污染的空间分布特征进行分析,并采用水质指数标识法进行水质评价。为今后上海市河道周边的土地利用、合理的生态修复和维护提供理论参考。

水样采集时间为2012年7、8、11月和2013年1、7、8月。根据表 1中河道所处区县把其归为城区河道(S8-10、S12-13)、城郊结合部河道(S4-7、S11、S14-17)和郊区河道(S1-3、S18-19)3类。其中有近44%是硬质水泥驳岸,仅1/4是原始土质驳岸。城郊结合部和郊区点位周围以农业用地和居住用地为主,城区主要是居住用地和工业用地(表 1)。

有机玻璃采水器采集0.5m和1.5m水层的混合水样,溶解氧(DO)和水温等采用现场YSI-plus(美国)仪器测定。水样放入4℃冷藏箱,4h内测定总氮(TN)、总磷(TP)、氨态氮 (NH₃-N)和叶绿素a(Chla)等指标,具体测定方法参照《水和废水监测分析方法进行(第四版)》^[19]。

采用同时期上海市《水资源公报》和上海市《水情通报》中降雨量和潮高数据,结合现场测定数据进行时间尺度的差异分析。

采用CA和MDS两种多元统计分析方法对河道水质指标进行分析。以16条河道采集点TN、TP、NH₃-N和Chla的年度均值作为原始数据矩阵,以各采样点4个水质指标浓度均值为矩阵变量,对原始矩阵的数据进行4次开方^[20]；选择组间连接方法,以欧式距离为分类依据进行聚类分析,建立聚类树状图^[21]；将应力系数(stress)值作为MDS空间构形图拟合度的指标,构建MDS二维空间图^[22]。作图在Excel中完成,CA和MDS分析均在SPSS18.0软件包中完成^[23]。

据统计,上海市多年平均年地表径流量约为24亿m³,长江干流和太湖流域年过境水量约9442亿m³,水量充沛。但城镇污水总量一直处于高位^[24]。且2011年水网达标率仅为16.0%,NH⁺₄-N、TP年入河量已达到17436t和2946t,大大超过河网的水环境容量(10868、1109t)^{[24, 25]}。

上海的工业污染和汽车保有量逐年攀升导致上海地区降水中氮含量很高,有研究指出雨水中硝态氮、铵态氮和总无机氮浓度分别达到了2.59、2.16和4.74 mg/L(1998—2003)^[26],远大于富营养水体中氮浓度阀值(0.2mg/L)^[27]。另外,氮磷作为淡水水生态系统初级生产力的限制因子,其分解、循环和水体中生物活动密切相关^{[1, 28, 29]}。所以上海河道为不完全感潮河网水系。表现为潮汐、降雨双重作用下氮磷污染物具有时间差异性,影响其中的生物降解作用。

从图 1可以得出,在丰水期(7—9月)内,降水量和潮高均为一年中最高值。而此时水体中氮磷污染物的浓度也随之下降或处于低水平；而枯水期(11—1月)却呈年均高水平,尤其是1月,TN达到6.30 mg/L,而后下降(图 4),说明降水和潮汐对河道水体氮磷污染物(TN、TP、NH₃-N)具有稀释作用,且氮磷浓度与降水量、潮高有此消彼长的周期性变化。而根据历年数据^{[30, 31, 32]},上海市在丰水期和枯水期排污量存在不小差异,而流域城市化对河流生态系统有显著影响^[33]。下垫面硬化导致约70%的排污通量属于外源性的地表径流输入,且表现为丰水期污染输入通量较多,枯水期较少的季节差异^{[11, 12]}。这也加剧了河道的污染负荷。

图 1 上海市降水量与潮高的关系 Fig.1 Relationship between rainfall with tidal height in Shanghai

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图 4 上海市河道总氮、总磷、氨氮浓度变化 Fig.4 Change of annual average TN、TP、NH+4-N of rivers in Shanghai

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过高的氮磷易导致水体浮游动植物群落组成的单一化和大量藻类的爆发^{[34, 35, 36, 37]}。史红星^[38]等研究表明,NH₃-N的存在更有利于微囊藻产生毒性更大的微囊藻毒素。因此,在富营养化水体修复中,氮磷控制特别是NH₃-N控制应引起足够重视。另有研究表明水体富营养化也是影响原生动物时间异质性的重要因子^{[39, 40]}。说明水体富营养化对原生动物的生物量和群落结构也具有一定影响。

富营养化水体中的NH₃-N会快速地转变为有毒的氨气^[41],对鱼类造成严重危害,而其他形态的氮元素参与氮循环需要消耗水体溶解氧而导致水体缺氧^[42]。根据图 2、图 3可知采样点位在丰水期时温度较高(差值24℃以上),水体藻类和植物生物量大(高出枯水期平均22%),光合作用释放出的氧气比枯水期时要高(2013年1月的异常高值可能与采样当天大风天气有关)。较冷的枯水期导致浮游植物大量死亡,从而破坏这一氧平衡状态。水体中Chla含量和氮磷污染物浓度呈现相反的周期变化(图 3,图 4),随着大量藻类的死亡分解,氮磷污染加剧和溶解氧含量下降的趋势将更明显,进一步加剧水体富营养化,破坏水体自净功能,大大影响河道生态修复的效果^{[33, 34]}。

图 2 上海市河道年平均溶水体溶解氧含量变化 Fig.2 Change of annual average dissolved oxygen (DO) of rivers in Shanghai

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图 3 上海市河道水温与叶绿素a的关系 Fig.3 Relationship between water temperature with Chla in Shanghai

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由于枯水期河道的水量补给较少,故总体的浓度应该与丰水期相比不会有较大差异。但实验结果却表明氮磷浓度年均值在枯水期恰恰是最高的。因此枯水期氮磷浓度高于丰水期这一现象值得进一步研究讨论。

综上结果说明水体中水温、DO等物理因子会对水生动植物造成下行效应。过低的水温和DO抑制浮游生物、底栖生物和大型动植物体内的酶活性和代谢速率,表现为摄食频次降低、冬眠、生物量降低、光合作用强度减弱等现象。进一步降低了分解营养盐的速率^{[43, 44]}。

本次采样河道多存在宣泄不畅、甚至堵塞的问题,故潮汐对河道污染影响贡献小于降雨。并导致了部分点位的污染物扩散稀释不利。其中徐汇东上澳塘点位河道流速较快,可能与比降大和常开闸有关,但由于水生植物的生物量和种类选择不当导致河道冲刷作用明显,河道透明度一直处于低位((23±5)cm)。郊区河道多没有纳入市政管系统,加上剧烈人为扰动和断头浜现象导致受纳污染物一直处于排入的往复积存状态。没有充分发挥感潮河网地区水利工程改善水环境的作用,同时也增加了这些河道水生植物污染物处理吸收的负荷,直接或间接削弱了已有河道生态修复的效果。

本次65个点位位于上海市11个区县的3种不同土地利用区位(城区河道、城郊结合部、郊区河道)。

根据现场记录,从氮磷污染排放类型上看,城郊结合部和城区河道周边以点源占多(工厂、单位和居民区)；郊区河道以面源占多(农业用地)。郊区河道的ρ(TN)、ρ(TP)均比城区河道低,城区河道的平均ρ(TN)非常高,是郊区河道的近2倍,平均ρ(TP)也高出近30%。城郊结合部河道的平均ρ(TP)是3类河道中最高的。且呈现郊区河道＜城郊结合部河道＜城区河道的趋势。推测是因为郊区河道农业用地和荒地类型较多,公共污水管道等基础设施缺乏,加之大量驳岸为原土质易被冲刷从而导致大量有机物等污染物汇入河道中造成^{[22, 45, 46]}。这表明合理的土地利用和驳岸形式对稳定河岸生态系统具有重要作用^[53]。陈其羽等^[47]研究发现在富营养化水体中,纹沼螺、长角涵螺和铜锈环棱螺随着水草盖度呈现分布变化,而摇蚊等底栖生物的生物密度和生物量往往很高,但多样性却很低。说明水体富营养化也是影响底栖生物的生存和种群时空异质性的重要因子。另外采样的河道与周边驳岸由于垂直式的水泥驳岸而无法进行有效的物质交换和能量流动,加上周边工厂和居民密度较大,导致河道长期受纳污染物而无法有效降解,悬浮或沉积在河道水体内^{[48, 49]}。

黄浦江以南河道水质好于黄浦江以北河道。平均ρ(TN)黄浦江以南河道好于以北河道(2.491 mg/L < 3.539 mg/L),平均ρ(TP)也是如此(0.419 mg/L < 0.762 mg/L)。这与差异性分析的结果是基本一致的。即河道污染水平可以黄浦江为界限,从南向北污染水平呈现一定的加剧趋势。从区位划分上,氮磷浓度以S7、12、13为中心最高,依次向外从城郊结合部到郊区呈“圆环状”逐步稀释扩散。近江苏(上海西北部,靠近长江入海口)的河道总体氮磷浓度水平高于近浙江的河道(上海东南部) (P < 0.05)。从大尺度上证明了人为扰动的重要性。有研究表明盐度决定了河口浮游植物分布与丰度时空变化^{[50, 51]}。本研究中河口区点位ρ(Chla)差异变化大一致。长江入海口的崇明岛与上海市城郊区的河道生态系统具有一定的地域性差异,而处于河口区的临港B港地区河道与其余市郊区在TP指标上存在污染的地域性差异(P < 0.05)。

目前国内外对河道生态护坡的理论和护坡技术的研究比较多^{[48, 51, 52]}。本研究中生态修复后的河道水质好于修复前或未修复的河道这一结论基本与左倬等人^[12]研究结果相符(P < 0.05)。农村等镇一级河道,包括城郊结合部河道生态修复建设是上海市、乃至全中国范围内一项重大而艰巨的任务,因地制宜的设计生态驳岸,选用合适的生态修复技术至关重要。为此,在进行河道生态修复之前,需要进行驳岸类型、土地利用调查等基础工作,摸清污染本底值并辅以相适应的生态修复技术并注意后期的维护工作,才可能把温度河道生态系统。

本研究采用CA和MDS两种多元统计分析方法对采样河道进行了水污染水平的空间分布特征分析。

在水质评价中,常根据采样时间和采样地点对水质时空变化特征进行CA^{[53, 54]}。本研究CA结果(图 5)较好地反映了上海市河道氮磷污染水平的空间分布情况,在5个欧式距离内,上海市河道污染物指标年均值空间分布可分为2个类群,但这2个类群类间距离不大,说明这几个聚类的特点并不突出,污染程度和类型较为相近。聚类Ⅰ包括:S1—S18；而聚类Ⅱ只有S19。从距离测度值来看,S10与S16之间欧氏距离为0.108,两条河道污染程度最为接近；而S15与S19之间的距离测度值为0.814,相距最远。在近20个欧氏距离内,河道氮磷污染水平才具有较大的差异。说明上海市河道的污染水平很难区分。结合水质污染物浓度值较高这一现象也进一步说明了上海市河道的总体污染情况比较严重,治理压力和难度都比较大。

图 5 上海市河道污染物指标年均值空间分布聚类树状图 Fig.5 Dendrogram of cluster analysis of phytoplankton assemblage collected from the annual averages of pollutants in shanghai rivers

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崇明S1与S2的距离测度值为0.192,是S1与其余点位距离最短的,即S1与S2的污染程度最相似,这也印证了两者的差异性检验(P < 0.05),S1和S2与S19距离测度值都分别为0.568和0.560,说明崇明河道氮磷污染水平与浦东临港河道存在不小的氮磷空间分布差异。浦东临港S19与S18距离测度值最小(0.523),但与其余各点位的距离值也都在0.5左右。这可能是因为浦东临港地区河道与松江和金山地区河道均属于刚完成河道生态修复工程的原因,同时也说明盐度决定了浦东临港地区河道与上海地区其余河道的差异。

市区河道S7与S13之间距离测度值只有0.123,说明两者氮磷污染水平极为相似,这也与两者所处位置很相近有一定关系。S12与S7、S13之间的距离测度值非常接近(0.224和0.222),说明徐汇地区河道与宝山杨行还有闸北地区河道氮磷污染水平比较一致。总体而言,市区内氮磷污染水平都比较相近,这与这类河道的驳岸皆为立式水泥驳岸缺乏能量和物质交换有关。

图 6显示,在二维空间中S1、2,S4—S5,S8—S11,S16,S18相对密集,这6个点位中S8、S9、S10均属于城区河道,说明这10条河道污染物空间分布特征相似归为一类；S12—S14这个3个样点相对接近,可归为另一类；S3和S17等2个样点相对接近,可归为另一类；S7、S5、S19相对较分散,各归为一类。图中S18、19均在黄浦江的南侧,S17也非常靠近黄浦江的南侧,而S12非常靠近黄浦江,其余点位基本都在黄浦江的北侧,由此可以近似认为第1维度代表的含义是上海市河道污染物以黄浦江为界限的东西分布情况。从图中可以看出,浦东临港地区河道在第1维度的最右侧,而其余地区河道都分布在第2、3、4象限内。

图 6 上海市河道污染物指标年度均值的多维分析图 Fig.6 Ordination of MDS of the annual averages of pollutants in shanghai rivers

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上海市河道水质指标年均值stress为0.07793,说明MDS结果可以较好地反映上海市河道污染水平的空间分布特征。另外,MDS与CA分析结果略有出入,说明从二维角度MDS分析较之CA分析得出的结论分类更为明显。多元统计分析显示,虽然上海市河道的污染水平呈现一定的分布特征和规律,但都比较严重。河道的生态修复工作任务繁重,迫在眉睫。

根据此次采样的数据分析,采用水质指数标识法进行水质评价^{[55, 56]}。

其中单因子水质标识指数法:

式中,X_i为代表第i个水质指标的水质类别；X₂代表监测数据在X₁类水标准下限值与X₁类水标准上限值变化区间中所处的位置,按照四舍五入原则计算确定；X₃代表水质类别与功能区划设定类别比较结果。

综合水质标识指数公式为:

式中,∑P_i/n为指单因子水质标识指数综合的平均值；n是参加水质评价因子个数；X₃代表水质类别与功能区划设定类别比较结果；X₄指参加整体水质评价的指标中,劣于功能区标准的水质指标个数,通过参评的单因子标识指数P_i中的X₃不为0的个数确定。最后得出表 2中的结果。根据WQI结果可以得出,城郊结合部河道＞城区河道＞郊区河道。且由于其中2种用地类型周边河道(城区和城郊)的X₁.X₂均≥7.0这一临界值^[57],因此水体描述为黑臭,郊区虽然没有超过7.0,但也处于接近状态,情况也非常危险。这也和之前用地 类型和周边人为干扰的分析基本一致。

上海河道为不完全感潮河网水系。表现为潮汐、降雨双重作用下氮磷污染物具有时间差异性,影响其中的生物降解作用。试验期间降水、潮汐对河道氮磷污染物浓度具有稀释作用。枯水期外源污染输入(降水和地表径流)较丰水期减少,氮磷污染物浓度在1a中浓度却最高,说明这可能与水生植物、动物、微生物的降解作用速率有关。采样河道水文宣泄不畅问题导致污染物往复积聚,加剧了水生态负荷。

上海河道区县之间氮磷污染差异大(P＜0.05)。即氮磷浓度从中心城区河道依次向外呈现“圆环状”稀释扩散趋势。黄浦江以南河道水质好于黄浦江以北河道；近江苏(上海西北部,近长江入海口)的河道总体氮磷浓度水平高于近浙江的河道(上海东南部) (P＜0.05)。说明该区域水系中污染物浓度、扩散、降解与人为扰动和城镇化程度密切相关。

聚类分析(CA)结果显示上海市河道污染水平在点位之间区别不大,而多维尺度分析(MDS) 显示上海市河道污染水平在点位之间具有一定差异,并与水质评价结果一致。河道生态修复效果的工作任务繁重,迫在眉睫。

经生态修复后的河道水质好于修复前的河道(P＜0.05),说明人工水生态修复措施和生态型驳岸建设对改善河道水质有潜在价值。因地制宜的设计生态驳岸,选用合适的生态修复技术至关重要。这将对推广成套适宜的生态河道群落结构复建和驳岸比降建设提供重要实践和参考价值。未来可结合地理遥感等技术进行大尺度上的景观生态因子的提取,结合现场采样数据,对景观生态因子方面进行推演和预测,更好地为上海市、乃至长三角生态河道的建设提供有价值的依据。