龙岗河氨氮生态风险及水生态功能评价研究

毕业亮，宿 辉，刘 洋，苏 明，杨 光

(1.河北工程大学水利水电学院，河北 邯郸 056038; 2.深圳市环境科学研究院，广东 深圳 518001;3.浙江农林大学林业与生物技术学院，杭州 311300;4.深圳市龙岗区河道流域管理中心，广东 深圳 518172)

0 引 言

氨氮广泛存在于我国地表水体中，是我国《地表水环境标准》[1]的重要指标，是造成水体富营养化的重要因素之一，为水生生物中毒的主要因子。2018年《中国环境状况公报》[2]显示，七大流域中的黄河流域、松花江流域、辽河流域主要污染指标均包含氨氮；2016年《中国环境状况公报》[3]显示，七大流域中以氨氮作为主要污染指标的超过50%；根据生态环境部统计，2011-2018年连续8年省界水体主要污染指标同样包含氨氮。

国外对于氨氮水生生物水质基准研究起步较早，美国和欧盟国家已具备了较为成熟和完备的水质基准和技术体系。如美国环境保护署(USEPA)于1976年[4]首次以非离子氨的形式规定了氨氮基准，且分别在1985年[5]、1998年[6]、2009年[7]、2013年[8]逐步进行了基准修订，使其日趋完善。我国的氨氮水生生物水质基准主要参照了EPA标准。近年来，国内学者对我国的氨氮水生生物水质基准相关问题进行了系列研究和探索，为水生态风险精细化防控提供了重要参考[9-12]。2011年闫振广等[13]依据美国水生生物基准技术及氨氮水生生物水质基准数学模型，针对国情提出了“我国氨氮水生生物水质基准”；2012年石小荣等[14]以太湖流域为例探讨了我国淡水生物氨氮基准，得到了类似结论。我国幅员辽阔，南北差异、东西差异显著，为评估不同流域的氨氮基准差异，2016年王一喆等[15]对七大流域(松花江、辽河、海河、黄河、长江、珠江)，分夏季和非夏季两种情况推算了各流域氨氮水生生物基准值。上述研究，从国家尺度、大江大河大湖尺度对我国淡水生物氨氮基准进行了讨论，基本形成了一致结论。

传统的以水体理化参数为主的评价方法只能反映水质瞬时状况，而水生态状况却不能仅仅通过水质因素来体现[16]。因此，可以使用水体理化参数方法和生物方法来评价水体水生态健康程度。目前常使用生物完整、多样性指标等指标来对水生态系统健康进行评价。2018年，陈志宇等[17]利用底栖生物完整性指数来评价太湖流域的水生态健康。

目前针对小尺度流域，以氨氮生态风险及水生态功能相结合的评价研究鲜有报道。本文以深圳市典型河流-龙岗河为例，开展小流域尺度的氨氮水生态风险评价，提出了流域氨氮水生态风险时空分布特征，结合水生态功能评价，探讨了二者的响应关系，为雨源型河流水生态功能评价提供了更可靠的参考和依据。

1 研究数据与方法

1.1 研究区域概况

龙岗河流域位于深圳市东北部，是东江二级支流淡水河(淡水河汇入东江的一级支流西枝江)的上游段。龙岗河在深圳市内的流域面积302.13 km2，干流长36.19 km，河床平均比降为2.8‰。流域水系发达，含干流及一级、二级和三四级支流共45条。近年，下游干流实施了较大规模综合整治工程，包括：堤防加固、河道清淤、截污完善等，河床硬底化范围较大。

1.2 数据来源

1.2.1 水质监测

(1)历史监测数据。根据当地管理部门历史监测数据，统计龙岗河流域干支流水体pH值、水温等参数。

(2)现场监测数据。2015年1月起至2018年12月连续监测36个月，逐月对监测点位的pH值、水温、氨氮、总氮进行监测。采用便携式多参数分析仪对水温、pH进行现场测定，水质氨氮采用流动注射-水杨酸分光光度法(HJ 666-2013)测定，最低检出限0.010 mg/L；总氮采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法(HJ 636-2012)测定，检出限为0.050 mg/L。监测点位为龙岗河干流西坑、葫芦围、低山村、吓陂4个断面，支流丁山河、黄沙河、龙西河、南约河4个断面。

1.2.2 生态调查

2017年，在龙岗河干、支流水质监测位点50 m范围内，对大型底栖无脊椎动物(下简称底栖动物)进行野外采集，采集位点如图1所示。龙岗河支流多为可涉水河段，采用索伯网(Surber sampler，40目)进行定量(样方0.09 m2)；龙岗河干流多为不可涉水河段，采用船载Peterson采集器进行定量(样方1/16 m2)。在每个采样位点，沿河流的横向切面均匀设置10个平行采样。现场挑拣将底栖动物，保存于75%酒精的试管瓶中，在解剖镜下进行分类鉴定并计数，所有样品尽量鉴定到属或种，然后对每个物种进行计数、称重(湿重)，统计各位点底栖动物种类组成、个体密度、平均生物量、生物多样性、时空分布等与流域生态风险之间的响应关系。

图1 龙岗河流域水生生物采样位点Fig. 1 Sampling sites for aquatic organisms in Longgang River

1.3 水体氨氮暴露生态风险评估方法

氨氮水生生物基准推算按照闫振广[13]、王一喆[16]等研究成果进行推算，其中急性基准为：

min (10.40,6.018×100.36×(25-T))

(1)

式中：p是水体酸碱度，7.024是氨氮急性毒性达到一半时的pH值，0. 036是无脊椎动物的急性温度斜率，0. 0489和6. 95为合成参数，与极限pH 下的氨氮毒性值有关，以上参数均由美国氨氮基准直接采用；0. 643为公式系数，10.40是最敏感鱼类的氨氮急性毒性值，mg/L；6.018是最小的氨氮急性毒性值，mg/L。

慢性基准为：

min(2.852,0.914×100.028×[25-max(T,7)])

(2)

式中：7. 688为氨氮慢性毒性的pH；0.0676和2. 912 为合成参数，与极限pH下的毒性值有关，以上参数均由美国氨氮基准直接引用；0.502为公式系数；2.852为最敏感鱼类的最终慢性值，mg/L；0. 914 是最小的最终慢性值，mg/L。

氨氮暴露生态风险采用风险商值法：

RQ=EEC/WQC

(3)

式中：RQ为风险商值；EEC为环境暴露浓度，mg/L；WQC为环境水质基准值，mg/L。

当RQ<1，表示无风险；当1≤RQ<10，表示有风险；当RQ≥10，表示高风险

1.4 水生态功能评价方法

水生生物能够有效的指示水生态系统的综合特征，本次研究选择底栖动物作为评估对象，考虑到龙岗河作为城市河流其水生态系统的退化状况较为普遍，经过筛选，确定了5项指标作为水生生物完整性评价的核心指标，分别为个体数(N)、物种丰度(S)、香农多样性指数(H′)、辛普森多样性指数(D)、伯杰·帕克优势度指数(D′)。

(1)个体数：N为实际调查到的生物个体数；

(2)物种丰度：S为物种种类数；

(3)Shannon-Wiener指数：

(4)

式中：pi为第i个物种的百分数；

(4)Simpson指数：

(5)

(5)Berger-Parker优势度指数：

D′=Nmax/N

(6)

式中：Nmax为最丰富物种数。

2 结果与讨论

2.1 水体氨氮暴露风险评估

考虑到深圳市夏季时间长、温度高，且与汛期基本重合的气候特点，分别按照夏季(4-11月)和非夏季(12-3月)开展水体氨氮暴露风险评估。依据龙岗河流域水质监测历史数据和现场36个月监测数据计算出夏季和非夏季的氨氮CMC和CCC。

2.1.1 流域氨氮污染时空分布

由表1 可见，龙岗河干流西坑、葫芦围、低山村、吓陂断面的氨氮值，在2015和2018年基本可达到地表水Ⅴ类标准，而支流丁山河、黄沙河污染较严重，其氨氮值一直处于劣Ⅴ类水平，支流龙西河、南约河氨氮值则呈现出逐年降低的趋势，至2018年达到了地表水Ⅴ类标准。

表1 龙岗河流域氨氮值 mg/L

表2 龙岗河流域氨氮水生生物水质基准值Tab. 2 Benchmark values of ammonia nitrogen aquatic biological water quality in Longgang River Basin

2.1.2 流域氨氮水生生物水质基准评估

龙岗河流域氨氮水生生物水质基准值CMC和CCC如表2所示。可以看出，同一季节内龙岗河干、支流氨氮基准值差异不大，夏季氨氮CMC和CCC值分别在8.36～13.39和0.74～0.97 mg/L之间，非夏季氨氮CMC和CCC值分别在17.28～23.88和1.30～1.67 mg/L之间。值得注意的是，夏季和非夏季氨氮水生生物基准值差别较大，龙岗河流域夏季氨氮CMC与CCC的平均值分别为10.44 mg/L与0.848 mg/L，非夏季氨氮CMC与CCC的平均值分别为20.08 mg/L与1.43 mg/L，非夏季氨氮基准值约为夏季1.6倍。王一喆等[16]研究表明，珠江流域夏季氨氮CMC与CCC分别为2.45 mg/L与0.32 mg/L，非夏季氨氮CMC与CCC分别为5.16 mg/L与0.57 mg/L。可见龙岗河流域无论夏季还是非夏季，氨氮基准值均远高于珠江流域，其中氨氮CMC约为4～5倍，氨氮CCC约为2～3倍，龙岗河流域氨氮基准值大于珠江流域的主要原因是龙岗河pH值低于珠江流域。夏季与非夏季氨氮基准值差异较大的原因是夏季水温高于非夏季。

2.1.3 氨氮暴露水生态风险评估

龙岗河流域RQ分布图(图2)显示，从空间上看，流域上游风险低于下游，其中葫芦围干流、丁山河支流处于高风险区，黄沙河支流、龙西河支流、南约河支流处于风险区。从时间上看，非夏季急性中毒风险商值和慢性中毒风险商值均高于夏季，整体上从2015年开始干支流氨氮慢性风险呈现先升高后降低，其中2017年风险较为突出，至2018年风险呈现回落趋势。非夏季急性和慢性中毒风险商值均高于夏季主要龙岗河是雨源型河流，非夏季时降雨少其径流量少水量不足，导致河流动力不足、复氧能力下降，氨氮浓度不能得到有效的稀释，从而使得龙岗河流域水质恶化、生态风险变高。总的来说，葫芦围干流、丁山河支流常年处于氨氮高风险期，西坑干流氨氮生态风险商值一直小于1，无风险。2017年是龙岗河全流域的氨氮生态风险值整体升高，风险大，但经过治理2018年全流域氨氮生态风险值有所下降。

图2 龙岗河流域RQ分布图Fig.2 RQ distribution map of Longgang River

2.2 流域生态功能现状评估

2017年龙岗河流域调查采集到3门17科21属28种大型底栖动物，从物种组成上看，节肢动物是调查水域大型底栖动物的主要构成类群，环节动物次之，软体动物最少，其物种组成见附表S1；其群落结构特征、平均密度和生物量及其生物完整性，分别见表3、表4。

由表3可知，干流西坑、低山村和支流龙西河断面大型底栖动物个体数、物种丰富度与其他断面相比优势明显。龙西河断面其个体数和物种丰富度是最高的分别高达506个个体、20种物种；葫芦围面大型底栖动物的个体数和物种丰富度均是最低的仅收集到1个物种，但由于只收集到一种大型底栖动物，所以其Berger-Parker优势度指数为1 是最高的。龙岗河流域Shannon-Wiener多样性指数在0～1.85之间，多样性较低，南约河断面Shannon-Wiener多样性指数最高其值为1.85；而葫芦围仅有1个物种，所以其Shannon-Wiener多样性指数为0。龙岗河流域Simpson多样性指数在1.00～5.88之间，吓陂断面的Simpson多样性指数最高其值为5.88；而葫芦围仅有1个物种，所以其Simpson多样性指数为1。总的来说，上游支流中大型底栖动物群落结构特征值除了Berger-Parker优势度指数其余指标都比下游干流中的好，说明上游支流生态条件较好，大型底栖动物群落结构比下游干流中的稳定。

表3 龙岗河大型底栖动物群落结构特征值Tab.3 Characteristics of macrozoobenthos community structure in Longgang River

表4 龙岗河各样点大型底栖动物平均密度、生物量及其生物完整性Tab.4 Average density and biomass of macrozoobenthos s in Longgang River

由表4可知，龙岗河流域的大型底栖动物平均生物密度在25.67±7.33 a～1124.40±87.57 a ind/m2之间，其中龙西河断面的生物密度最大，其值为1124.40±87.57 a ind/m2；而葫芦围断面的则为最小。龙岗河流域的大型底栖动物平均生物量在0.03±0.02 a～20.18±18.68 a之间。总体上，龙岗河流域上游支流的平均生物密度和平均生物量均比下游干流的大。龙岗河流域大型底栖动物综合指数得分在16.67～86.15之间，完整性等级分别由差到优秀分布，其中西坑和龙西河河道大型底栖动物完整性等级为优秀，吓陂河道的大型底栖动物完整性等级为良好，低山村和南约河的大型底栖动物完整性等级为一般，葫芦围、黄沙河以及丁山河的大型底栖动物完整性等级为差，其中葫芦围的综合指数得分仅为16.67。总体上来看，龙岗河流域大型底栖动物生物完整性偏差，且呈现出上游支流生态完整性好于下游干流的规律。因此在河道治理工程中该重视河流生态的恢复，而不仅仅是单纯追求水质的改善。

2.3 讨 论

2.3.1 水生态功能与水生态风险的响应关系

图3表明龙岗河流域大型底栖动物生物完整性与氨氮水生态风险高低呈一定的响应趋势。当大型底栖动物群落结构相对完整时，其氨氮风险值相对较低。在同样的氨氮水质风险下，支流龙西河河道生态状况明显优于干流低山村河道和干流吓陂河道，说明河道整治工程在一定程度上改变了天然河道状况破坏大型底栖动物的繁殖栖息地影响其繁殖生长，对生态系统完整性造成较大影响。

图3 2017年生态风险商值与大型底栖动物群落完整性的响应关系Fig.3 Response of ecological risk quotient to macrobenthic community integrity in 2017

2.3.2 城市水体中氨氮水生态风险修正

根据前文分析与推算，龙岗河流域氨氮水生态风险基准值高于全国七大流域推算值，甚至明显高于临近的珠江流域。造成上述差异的主要原因为氨氮基准值的计算受pH值影响较大，七大流域pH值为8.0以上，而龙岗河流域有多个污水处理设施对河道进行补水，河道pH值普遍在7.0左右。经调查，龙岗河流域，近年来实施了大范围的整治工程，对流域自然生境有较大影响，因此在计算生态风险时需考虑该因素，对计算结果适当修正，以期更贴近实际情况反映风险水平。

2.3.3 水生态风险与水环境治理路径选择

河流的治理应遵循“自然性、协调性、亲水性”的原则，不仅关注污水、废水的治理，更应重视水生态系统的修复，构建符合河流生态特征的水生生态系统，恢复河流自我恢复能力。在废污水的治理的同时，要强化生态治理，尽量不要破坏河流自然状态，尽量不更改河道、不随意填埋和挖掘；合理选择与河流环境相匹配的护岸类型，绿化河岸时慎重选择岸坡上种植的植物类型，最好是选择本地植物；要保护底栖动物、鱼类的栖息繁殖地。完善河流治理项目的监督机制，并加强对河道的管理，最好是建管同时开展。

3 结 论

龙岗河流域氨氮水生生物基准值(CMC和CCC)随季节变化差异较大，非夏季明显高于夏季。从空间上看，流域上游支流氨氮水生态风险商值低于下游干流，而大型底栖动物群落结构更加稳定，表明支流河道水质和生态条件均较好。流域水生态功能与氨氮水生态风险存在较显著的响应趋势，两者之间呈现一定的负相关性，两种方法相互结合开展雨源型河流水生态功能评价能够提供更可靠的依据。河道综合治理工程在短期内可有效改善河流水质，但部分施工措施同时破坏了自然生态河道，在一定程度上降低了河流水生态功能完整性。

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致谢：感谢水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07206-006)对本研究工作的资助，感谢深圳市龙岗区水务局在数据采集及现场调研等方面的大力支持。