王书锦 刘云根,2# 侯 磊,2 梁启斌,2 王 妍,2 詹乃才 张慧娟

(1.西南林业大学环境科学与工程学院，云南 昆明 650224；2.西南林业大学农村污水处理研究所，云南 昆明 650224)

湖泊是生态环境的重要组成部分，而湖滨湿地又是湖泊生态系统的重要组成部分，对维持湖泊生态系统健康和改善水环境质量具有重要作用[1-2]。随着阳宗海周边工农业生产的迅速发展，各种外源污染物不断输入，由此带来的水环境污染问题愈加突出。As是具有潜在危害的重要污染物[3]，由于其难降解性、较强的生物毒性、生物累积性和生物放大性，一直备受关注[4]。含As矿产资源的开发利用造成As在局部地区累积，使得As进入天然水体中。长期饮用含As量高的水可导致皮肤癌和内脏癌[5-6]，美国环境保护署(USEPA)将As归为A类致癌物，并规定生活饮用水中As的检出浓度必须小于0.01 mg/L，我国也于2006年在《生活饮用水卫生标准》(GB 5749—2006)中将As的标准限值由原来的0.05 mg/L修订为0.01 mg/L[7]。不少企业通过入湖泉眼、地表水冲刷等途径将含As废水、废物等排入阳宗海，造成重大环境污染事故[8]。2008年阳宗海As污染事件发生后，昆明市卫生和计划生育委员会印发了《昆明市阳宗海水体污染综合整治卫生工作方案》(昆卫发[2008]29号文)，2010年阳宗海湖区水体中As质量浓度虽已从0.12 mg/L降到了0.03 mg/L[9]，但是湖滨湿地是外源污染物的天然屏障，是外源污染物输入的直接受体，通常污染物浓度比湖区高，因此湖滨湿地中As的污染更应当引起重视。TP作为富营养化的典型指标，一直是阳宗海富营养化的关键因子[10]1。目前，用于水环境质量评价的常用方法有单因子评价法[11]38、内梅罗指数法[11]39、模糊数学法[12]、灰色聚类分析法以及人工神经网络法[13]等。其中，内梅罗指数法不仅考虑了各种影响参数的平均污染状况，还考虑了污染最严重的因子，克服了各种污染物平均分配权重的缺陷，是应用较多的一种水环境质量评价方法[14]48。

杨常亮[10]72的研究表明，2000—2005年阳宗海湖水TP质量浓度为0.017～0.031 mg/L，处于富营养化临界质量浓度0.02 mg/L附近[15]。齐剑英等[16]的研究表明，2008年10月阳宗海湖水中As的质量浓度达到0.130～0.190 mg/L，环境风险很高。张玉玺等[17]3771的研究表明，2010年4月阳宗海湖水中As的质量浓度为0.072～0.101 mg/L，且随着水深的增加而略有升高。据报道，2010年阳宗海水体与沉积物中的As储存总量为70.65 t，人为贡献量占As总储存量的82.68%，主要来自西南岸的磷肥厂[18]。以往的研究更多的是关注整个湖区中As或TP的空间分布，运用内梅罗指数法对湖滨湿地中多种重金属指标和富营养化指标进行综合评价的研究鲜有报道。本研究对阳宗海湖滨湿地水体进行了系统采样与分析，并采用内梅罗指数法对富营养化指标和重金属指标进行污染状况评价，旨在揭示阳宗海湖滨湿地的水环境质量状况和污染风险，为进一步研究湖滨湿地对阳宗海水环境质量的影响以及阳宗海水环境保护提供理论依据。

1 研究方法

1.1 样品采集与分析

2015年8月，在阳宗海湖滨湿地东、南、西、北4个方向上设置采样点，每个采样点采集3个平行样，东部的3个平行样分别记作E1、E2、E3，南部的记作S1、S2、S3，西部的记作W1、W2、W3，北部的记作N1、N2、N3，采样点位置示意图如图1所示。

图1 阳宗海湖滨湿地采样点位置示意图Fig.1 Locations of sampling sites in Yangzonghai lakeside wetland

分析指标包括富营养化指标TP和COD，重金属指标As、Zn、Cu、Cr、Cd、Mn、Ni、Pb、Co。其中，TP采用《水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法》(GB 11893—89)测定，COD采用《水质 化学需氧量的测定 重铬酸盐法》(GB 11914—89)测定，重金属指标采用HCl-HNO3-HClO4消解，电感耦合等离子体发射光谱仪(安捷伦 ICP-OES 700)测定，其中Cd、Mn、Ni、Pb、Co未检出，故不作讨论。

1.2 数据处理

内梅罗指数法应用较广，是一种兼顾极值和平均值的计权型多因子环境质量指数，其计算公式[19]如下：

(1)

式中：P为内梅罗指数；ci为指标i的实测质量浓度，mg/L；Si为指标i的最大容许质量浓度，mg/L，一般取《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)中的Ⅲ类水标准；(ci/Si)max为所有指标的ci/Si最大值；(ci/Si)ave为所有指标的ci/Si平均值。

1.3 污染等级划分标准

富营养化指标和重金属指标的内梅罗指数污染等级划分标准[14]49,[20]见表1。

表1 富营养化指标及重金属指标内梅罗指数污染等级

2 结果与分析

2.1 阳宗海湖滨湿地水质指标空间差异

2.1.1 富营养化指标

由图2可见，阳宗海湖滨湿地富营养化指标空间差异明显。就TP而言，阳宗海湖滨湿地总平均质量浓度为0.095 mg/L，是GB 3838—2002Ⅲ类水标准(0.05 mg/L)的1.9倍，北部和东部的平均质量浓度较高，分别为0.130、0.100 mg/L，南部和西部的平均质量浓度相对较低，分别为0.075、0.074 mg/L。就COD而言，除西部浓度较低外，其它3个区域差别不大，总平均质量浓度为19.59 mg/L，未超过GB 3838—2002Ⅲ类水标准(20 mg/L)，其中北部的质量浓度相对较高，为21.20 mg/L，东部、南部和西部相对较低，分别为20.70、20.60、15.70 mg/L。4个湖滨湿地区域的TP和COD均表现出北部>东部>南部>西部的规律。

图2 阳宗海湖滨湿地富营养化指标空间差异Fig.2 Spatial difference of eutrophication index in Yangzonghai lakeside wetland

2.1.2 重金属指标

由图3可以看出，阳宗海湖滨湿地水体As的总平均质量浓度为0.112 mg/L，远远高于长江干流、松花干流、珠江等水体[21]，与GB 3838—2002Ⅲ类水标准(0.05 mg/L)相比，超标率100%，甚至与GB 3838—2002Ⅴ类水标准(0.10 mg/L)相比，超标率几乎也是100%，说明阳宗海湖滨湿地水体中As污染仍然非常严重。西部和南部的As平均质量浓度较高，分别为0.117、0.115 mg/L，东部和北部的As平均质量浓度较低，分别为0.108、0.106 mg/L，空间上表现出西部>南部>东部>北部。

Zn、Cr、Cu的总平均质量浓度分别为0.094、0.031、0.114 mg/L，均达到GB 3838—2002Ⅲ类水标准的要求，除Cr接近标准限值0.05 mg/L外，Zn、Cu远低于标准限值1.0 mg/L。空间上Zn的质量浓度表现为北部(0.098 mg/L)>南部(0.095 mg/L)>东部(0.092 mg/L)>西部(0.089 mg/L)；Cu表现为北部(0.122 mg/L)>南部(0.114 mg/L)>西部(0.112 mg/L)>东部(0.108 mg/L)；Cr表现为东部(0.032 mg/L)=北部(0.032 mg/L)>西部(0.031 mg/L)>南部(0.030 mg/L)。

图3 阳宗海湖滨湿地重金属指标空间差异Fig.3 Spatial difference of heavy metal index in Yangzonghai lakeside wetland

2.2 阳宗海湖滨湿地内梅罗指数空间差异

由表2可知，阳宗海湖滨湿地水体富营养化指标内梅罗指数为1.36～2.45，水质等级都属于良好水平。4个湖滨湿地的内梅罗指数大小依次为北部>东部>南部>西部。由此可见，阳宗海北部的湖滨湿地水体富营养化相对严重。

从表2还可以看出，南部和西部的重金属指标内梅罗指数较高，分别为2.07和2.06，属于重度污染；东部和北部的内梅罗指数分别为1.94和1.91，属于中度污染。4个湖滨湿地区域内梅罗指数大小依次为南部>西部>东部>北部。

3 讨 论

阳宗海东、南、西、北4个湖滨湿地区域水体中富营养化指标TP、COD浓度均呈现出显著性空间差异，且4个区域水体中TP和COD平均质量浓度和内梅罗指数均表现出北部>东部>南部>西部。阳宗海4个湖滨湿地区域中TP质量浓度差异已达到统计学显著性水平(F=5.017，P<0.05)，COD质量浓度差异达到了统计学极显著水平(F=6.214，P<0.001)。TP总平均浓度是GB 3838—2002Ⅲ类水标准的1.9倍，而COD浓度未超过GB 3838—2002Ⅲ类水标准，说明相对COD而言，阳宗海湖滨湿地水体富营养化污染以TP为主，且北部的污染风险较高，与杨亮秀[22]的研究结论一致。与太湖的TP和COD质量浓度分别为0.18、18.47 mg/L[23]、滇池分别为0.20、15.98 mg/L[24]、鄱阳湖分别为0.11、21.12 mg/L[25]相比，阳宗海的富营养化水平基本相当。北部由于存在温泉、发电厂等，工业废水、生活污水的排放较多，所以该区域水体污染相对严重，同时机动船只、网箱养殖以及开发过程中产生的水土流失对水体污染也有影响[26]。东部水体富营养化程度较南部和西部严重，主要是由于东部水土流失较为严重。杨常亮[10]72研究表明，土地开发所产生的水土流失是水体中磷的重要来源。南部水体富营养化程度较西部严重可能是因为南部阳宗镇农村生活污水的排放、畜禽粪便的排放和农业化肥的使用等面源污染导致的[27]。此外，南部的摆依河作为阳宗海水量补给的人工引入河道，在给阳宗海补水的同时，也带来了一定的外源污染。

表2 阳宗海湖滨湿地富营养化指标和重金属指标内梅罗指数

阳宗海湖滨湿地水体中As的污染最为严重，所有采样点As浓度均超过GB 3838—2002Ⅲ类水标准，尤其是南部和西部。内梅罗指数评价结果也表明，南部和西部水体中重金属污染程度已达到重度污染水平，东部和北部属于中度污染水平，主要是由As污染造成的。其原因一方面是南部和西部离磷肥厂和耐火材料厂较近，含As废水的排放导致该区域出现了较高的As浓度；另一方面是西部的粉煤灰堆场和裸露的灰岩采石场中也有一部分As通过降雨冲刷至湖中，一部分通过下覆岩溶裂隙进入湖中[17]3776。

4 结 论

(1) 阳宗海湖滨湿地水体中TP总平仅质量浓度为0.095 mg/L，COD总平均质量浓度为19.59 mg/L，其中TP超过GB 3838—2002Ⅲ类水标准，COD未超标。两个富营养化指标的平均浓度和内梅罗指数均表现出北部>东部>南部>西部的特点。

(2) 阳宗海湖滨湿地水体中As污染最为严重，总平均质量浓度达到0.112 mg/L，所有采样点As浓度均超过GB 3838—2002Ⅲ类水标准。Zn、Cu、Cr未超标。

(3) 内梅罗指数评价结果表明，阳宗海4个湖滨湿地区域的富营养化污染等级均为良好；东部和北部重金属污染等级为中度污染，而南部和西部为重度污染。

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