鄭亞利, 胡雪峰, 陸思文, 李 俊, 羅 凡,蘭國(guó)俊, 趙景龍, 張偉杰

(上海大學(xué)環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院, 上海 200444)

淀山湖地處上海西郊青浦區(qū), 是上海母親河黃浦江的源頭.作為天然淡水湖泊, 淀山湖是上海市最重要的飲用水源地之一.淀山湖橫跨上海市青浦區(qū)和江蘇省昆山市, 在青浦境內(nèi)的面積為46.7 km2, 約占總面積的75.3%.為保護(hù)上海飲用水源地環(huán)境, 確保人們用水安全, 環(huán)淀山湖地區(qū)禁止工業(yè)開(kāi)發(fā)、禽畜養(yǎng)殖業(yè), 網(wǎng)箱養(yǎng)漁業(yè)也受到限制.盡管如此, 淀山湖仍屬于富營(yíng)養(yǎng)湖泊, 常年水質(zhì)處于中國(guó)國(guó)家水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(GB3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》)Ⅳ-Ⅴ類, 部分區(qū)域水質(zhì)甚至劣于Ⅴ類[1].除受上游來(lái)水水質(zhì)的影響外, 環(huán)淀山湖種植業(yè)面源污染是淀山湖水質(zhì)最主要的污染源[2-3].

環(huán)淀山湖地區(qū)主要有上海青浦區(qū)的金澤鎮(zhèn)、朱家角鎮(zhèn), 江蘇昆山的淀山湖鎮(zhèn)、錦溪鎮(zhèn)和周莊鎮(zhèn), 江蘇蘇州市汾湖鎮(zhèn).據(jù)統(tǒng)計(jì), 環(huán)湖六鎮(zhèn)共有水田59.75 km2, 占其農(nóng)田耕地總面積的33.1%[1], 稻作農(nóng)業(yè)是當(dāng)?shù)刂饕r(nóng)作方式.為了提高糧食產(chǎn)量, 常規(guī)稻作過(guò)度施用化肥和農(nóng)藥, 加劇了田面水中氮(N)、磷(P)等營(yíng)養(yǎng)元素隨徑流流失進(jìn)入地表水或地下水的影響, 對(duì)水環(huán)境構(gòu)成嚴(yán)重威脅[4].

本研究于2017 年1 月～2018 年1 月對(duì)淀山湖主要進(jìn)水和出水口水質(zhì)進(jìn)行年度監(jiān)測(cè), 分析了淀山湖水質(zhì)的時(shí)空變化規(guī)律;同時(shí), 在淀山湖畔的青浦區(qū)金澤鎮(zhèn)布置田間試驗(yàn), 研究水稻生長(zhǎng)期施肥方式對(duì)田面水養(yǎng)分含量的影響, 并進(jìn)一步分析淀山湖水質(zhì)變化與稻田田面水養(yǎng)分元素含量的關(guān)系.

1 材料與方法

1.1 水質(zhì)調(diào)查

淀山湖位于太湖流域的下游, 黃浦江上游, 主要有4 個(gè)進(jìn)水口和4 個(gè)出水口與外界水域相通.2017 年1 月～2018 年1 月, 按照水質(zhì)調(diào)查的標(biāo)準(zhǔn)方法[5]對(duì)淀山湖進(jìn)水和出水口水質(zhì)進(jìn)行采樣監(jiān)測(cè)(見(jiàn)圖1), 每個(gè)月采集一次, 共13 次.

圖1 淀山湖進(jìn)出水口水質(zhì)監(jiān)測(cè)點(diǎn)分布Fig.1 Distribution of the water-quality monitoring points in the water inlets and outlets in Dianshan Lake

1.2 田間試驗(yàn)

為了研究水稻栽培對(duì)淀山湖水質(zhì)的影響, 在位于淀山湖畔的青浦區(qū)金澤鎮(zhèn)沙港村布置田間試驗(yàn).試驗(yàn)地距離淀山湖西岸主要入水口急水港僅6 km.土壤多發(fā)育自河湖相沉積物,其基本理化性狀見(jiàn)表1.田間試驗(yàn)分5 個(gè)施肥處理: 不施肥對(duì)照(control check, CK)、雙孢菇菌渣(agaricus bisporus, AB)、金針菇菌渣(flammulina velutipes, FV)、常規(guī)化肥(chemical fertilizer,CF)以及豬糞肥(pig manure,PM).每處理3 個(gè)小區(qū)重復(fù),小區(qū)面積為20 m2,共15 個(gè)小區(qū), 隨機(jī)排列.按當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)稻作模式, 頭年水稻收割后, 播撒豆科紫云英種子;翌年5 月進(jìn)行稻田翻耕, 翻壓紫云英入土作基肥.各處理小區(qū)于2017 年6 月下旬施基肥, 占施肥量1/ 3;7 月下旬施追肥, 占施肥量2/3.不同施肥處理, 每小區(qū)施肥折合總氮素量均為0.75 kg.10 月22 日收割水稻.

表1 試驗(yàn)區(qū)土壤基本理化性狀Table 1 Physical—chemical properties of the soils in the study areas

試驗(yàn)所用金針菇菌渣, 取自上海市奉賢區(qū)某食用菌廠;雙孢菇菌渣, 取自上海市金山區(qū)某食用菌廠;豬糞, 取自上海市青浦區(qū)某生物有機(jī)肥廠.金針菇、雙孢菇菌渣和豬糞中的主要營(yíng)養(yǎng)成分及含量見(jiàn)表2.化肥處理: 基肥用BB 肥(m(N)∶m(P2O5)∶m(K2O)=26∶6∶10);追肥為尿素(N(46%), CON2H4或[CO(NH2)2]).試驗(yàn)所用水稻品種為嘉禾218.

表2 試驗(yàn)用菇渣和豬糞肥主要養(yǎng)分含量Table 2 Contents of nutrients in the fungal residues and pig manures applied to the field experiment

在水稻生長(zhǎng)期, 根據(jù)田間實(shí)際情況, 通常10～15 d 采集一次稻田田面水樣.取樣時(shí), 在不擾動(dòng)土層情況下, 用100 mL 注射器在每小區(qū)按照蛇形多點(diǎn)(5～12 點(diǎn))采樣法吸取田面水.將采取的水樣裝于500 mL 聚乙烯塑料瓶中, 用冰袋保持水樣, 溫度維持在4?C 左右, 以防理化性質(zhì)發(fā)生改變, 并迅速帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行分析.

1.3 樣品分析

水樣帶回實(shí)驗(yàn)室后, 原樣消解, 以鉬銻抗分光光度法測(cè)定總磷(total phosphorus, TP)[6];水樣過(guò)濾后, 以納氏試劑比色法測(cè)定氨氮(NH3-N)[7].

利用Excel 2007 對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行整理統(tǒng)計(jì)分析, 采用Origin 8 軟件繪制圖形, 并通過(guò)SPSS 14.0 軟件進(jìn)行相關(guān)性分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 淀山湖水體NH3-N 和TP 變化

1985 年9 月, 淀山湖首次爆發(fā)大面積的“水華”, 持續(xù)時(shí)間達(dá)15 d, 其中上海境內(nèi)的湖區(qū)90%水面出現(xiàn)綠色被膜[3].自此以后, 淀山湖每年夏季都會(huì)出現(xiàn)不同程度的“水華”現(xiàn)象, 且水環(huán)境污染狀況有加劇的趨勢(shì).近十幾年來(lái), 隨著環(huán)境整治的開(kāi)展, 淀山湖水環(huán)境有所改善, 但并未從根本上得到扭轉(zhuǎn).由于氨氮和總磷是反映水體富營(yíng)養(yǎng)特征的主要指標(biāo), 因此, 本工作對(duì)淀山湖主要進(jìn)水口和出水口水體中的氨氮和總磷進(jìn)行年度監(jiān)測(cè), 并分析其變化規(guī)律, 結(jié)果如圖2 和3 所示.

圖2 淀山湖主要進(jìn)水口和出水口氨氮含量年度變化Fig.2 Annual variation of NH3-N concentration in the main inlets and outlets of Dianshan Lake

由圖2 可以看出, 進(jìn)水口和出水口水體氨氮濃度變化趨勢(shì)有可比性, 但又存在差異, 出水口變化狀況比入水口更復(fù)雜.從時(shí)間上看, 水體氨氮濃度具有明顯的季節(jié)性變化規(guī)律, 多數(shù)進(jìn)、出水口氨氮含量在冬季和早春季較高.這可能由于冬季氣候寒冷, 湖面植株大量枯敗、腐化,釋放出的氨氮較多.另外, 由于冬季氣溫低, 高等植物和蜉蝣生物對(duì)氨氮吸收利用量少, 硝化作用弱, 使得氨氮累積量高[8-9].在7～9 月, 進(jìn)水和出水口水體氨氮含量出現(xiàn)峰值, 恰與環(huán)淀山湖地區(qū)水稻生長(zhǎng)期基本吻合, 因此可能與環(huán)湖地區(qū)常規(guī)稻作施用大量氮素化肥有關(guān).10 月后,隨著環(huán)湖稻區(qū)水稻收割、化肥施用停止, 水體中氨氮含量降低.

從空間上來(lái)看, 進(jìn)水和出水口水質(zhì)差異明顯.進(jìn)水口水體氨氮年平均質(zhì)量濃度為0.57 mg/L, 而出水口僅為0.34 mg/L, 表明淀山湖進(jìn)水的水質(zhì)略劣于出水.不同進(jìn)水或出水口水質(zhì)也有顯著差異: 大朱厙港進(jìn)水口和石塘港出水口水體氨氮質(zhì)量濃度相對(duì)較低, 年度變化幅度小, 分別為0.10～0.87、0.08～0.82 mg/L;其余進(jìn)、出水口氨氮含量年變化幅度較大, 其中千墩港進(jìn)水口年變化幅度最大, 最高質(zhì)量濃度達(dá)1.80 mg/L, 是該處最低質(zhì)量濃度的8.6 倍.進(jìn)水口水體氨氮質(zhì)量濃度有兩個(gè)明顯的變化周期, 分別為2～7 月和7～11 月;而出水口水質(zhì)年變化情況較為復(fù)雜, 淀浦河有3 個(gè)明顯的變化周期, 分別為2～4 月、5～7 月和7～11 月;石塘港和西旺港有2 個(gè)明顯的變化周期, 分別為5～7 月和7～11 月;攔路港僅有一個(gè)明顯的變化周期,7～11 月.出水口氨氮變化復(fù)雜, 除了受進(jìn)水水質(zhì)影響外, 可能還與淀山湖沿岸較多的功能區(qū)分布有關(guān), 比如, 游泳場(chǎng)、網(wǎng)箱漁場(chǎng)和大型東方綠舟度假村等, 都會(huì)對(duì)淀山湖出水水質(zhì)產(chǎn)生影響[10].

淀山湖進(jìn)水口和出水口水體中總磷濃度呈現(xiàn)出明顯的季節(jié)性變化規(guī)律, 夏秋季水體磷含量顯著升高(見(jiàn)圖3), 與Luo 等[11]的研究具有可比性.水體總磷含量從5 月起呈明顯的上升趨勢(shì);在7～9 月期間達(dá)到全年最高值;10 月后回落, 整個(gè)冬季維持在較低水平.如, 千墩港和急水港進(jìn)水口總磷含量在7 月份達(dá)到全年最高值, 質(zhì)量濃度分別為0.29、0.26 mg/L;大朱厙港進(jìn)水口在8 月份達(dá)到全年最高值, 質(zhì)量濃度為0.33 mg/L;淀浦河、攔路港和石塘港出水口在8 月份達(dá)到全年最高值, 質(zhì)量濃度分別為0.30、0.31 和0.21 mg/L.而在其余月份, 水體中的總磷質(zhì)量濃度大多在0.10 mg/L 左右波動(dòng).7～9 月正是水稻生長(zhǎng)和施肥旺季, 說(shuō)明環(huán)淀山湖地區(qū)常規(guī)稻作引起的面源污染, 可能對(duì)湖泊水環(huán)境有顯著影響.出水口水體磷含量增加的時(shí)間略晚于進(jìn)水口, 說(shuō)明出水口水質(zhì)在一定程度上受入水口水質(zhì)的影響.另外, 夏季氣溫較高, 可能造成湖泊底泥中磷的釋放.因此, 內(nèi)源磷釋放可能也是水體中磷含量升高的重要原因之一[12].

圖3 淀山湖主要進(jìn)水口和出水口總磷含量年度變化Fig.3 Annual variation of total P concentration in the main inlets and outlets of Dianshan Lake

從空間上來(lái)看, 進(jìn)水口和出水口水體總磷含量變化趨勢(shì)基本一致, 差異較小.白石磯橋進(jìn)水口和西旺港出水口總磷年度平均含量較低, 質(zhì)量濃度均為0.11 mg/L;大朱厙和千墩港進(jìn)水口相對(duì)較高, 均為0.15 mg/L.4 個(gè)進(jìn)水口全年平均總磷質(zhì)量濃度為0.14 mg/L, 而4 個(gè)出水口為0.13 mg/L, 無(wú)顯著差異.不同進(jìn)水口和出水口水體磷含量年度變化幅度也存在差異, 其中大朱厙、淀浦河和攔路港總磷年度變化幅度較大, 而白石磯和石塘港變化幅度較小.大朱厙和淀浦河最高與最低質(zhì)量濃度相差分別為0.28 和0.24 mg/L, 而石塘港僅相差0.14 mg/L, 這可能是與不同進(jìn)出水口周圍土地利用方式、生活污水排放狀況等因素不同有關(guān).

2.2 施肥方式對(duì)田面水NH3-N 和TP 的影響

不同施肥處理稻田田面水中的氨氮質(zhì)量濃度為0.22～43.75 mg/L, 總體呈現(xiàn)先下降、再上升、后下降的趨勢(shì)(見(jiàn)圖4).田面水中氨氮濃度主要受施肥影響.6 月23 日施入基肥, 隨后翻耕, 6 月26 日插秧, 6 月28 日采取水樣.施入基肥5 d 后, 常規(guī)化肥和豬糞處理田面水氨氮質(zhì)量濃度分別達(dá)到16.28 和17.86 mg/L, 是施用食用菌菌渣(金針菇和雙孢菇菌渣)處理的3～4 倍,是空白對(duì)照的4～5 倍.由于化肥屬于速效肥, 養(yǎng)分釋放較快, 施入后迅速分解為銨態(tài)氮[13].金針菇和雙孢菇菌渣則屬于有機(jī)肥, 作為基肥施入田中, 肥效較緩, 養(yǎng)分釋放緩慢.而動(dòng)物性有機(jī)肥的含氮量一般較植物性有機(jī)肥高, 人畜糞便中含氮有機(jī)物很不穩(wěn)定, 容易分解成氨[14].因此, 豬糞肥處理中氨氮濃度相對(duì)較高.兩周后, 各處理田面水氨氮濃度均快速下降, 其中豬糞和常規(guī)化肥處理下降幅度較大, 分別為93.8%和81.4%.在這一階段, 水稻處于分蘗期, 部分氮素被水稻植株吸收利用, 部分進(jìn)入土壤并被其吸附或生物固定, 部分揮發(fā)損失或作為硝化作用的底物, 但更多的氮素受上海梅雨季節(jié)降水影響, 隨田面徑流損失.7 月28 日, 對(duì)試驗(yàn)小區(qū)進(jìn)行追肥, 2 d 后采取水樣進(jìn)行測(cè)定, 各個(gè)處理組的變化趨勢(shì)與施入基肥后基本一致(見(jiàn)圖4).常規(guī)化肥和豬糞肥處理的質(zhì)量濃度分別高達(dá)43.75 和34.68 mg/L, 一周后, 田面水中的氨氮質(zhì)量濃度急劇下降, 分別為4.79 和3.79 mg/L.施用追肥時(shí), 水稻處于分蘗期向拔節(jié)孕穗期的過(guò)渡階段, 對(duì)氮素需求量大, 氨氮的質(zhì)量濃度下降顯然與水稻吸收有關(guān), 但是植株不可能在如此短的時(shí)間(1 周)吸收如此大量的氨氮.田面水氨氮質(zhì)量濃度的快速下降, 還是由于夏季雷暴天氣導(dǎo)致的田面水徑流.隨后, 氨氮含量重新呈平穩(wěn)變化趨勢(shì), 直到水稻黃熟期, 稻田田面水中的氨氮質(zhì)量濃度無(wú)明顯差異.

圖4 不同施肥處理稻田田面水中氨氮含量變化Fig.4 Variation of NH3-N concentration in the surface water of the experimental plots for the different treatments

在水稻的整個(gè)生長(zhǎng)周期內(nèi), 施用基肥和追肥后, 常規(guī)化肥處理組稻田田面水氨氮質(zhì)量濃度的變化幅度最大, 其次是豬糞.化肥和動(dòng)物性糞肥中的氨氮含量高, 在短期內(nèi)可讓田面水呈現(xiàn)峰值, 然后又快速下降, 因此是農(nóng)業(yè)面源污染的主要來(lái)源.

不同處理稻田田面水總磷含量與氨氮變化趨勢(shì)基本一致(見(jiàn)圖5).施用基肥后, 豬糞肥處理田面水中的總磷質(zhì)量濃度最高(10.7 mg/L), 遠(yuǎn)高于其他處理組;常規(guī)化肥和金針菇菌渣處理的質(zhì)量濃度, 分別為4.94 和3.56 mg/L;雙孢菇菌渣處理幾乎接近于空白對(duì)照處理, 質(zhì)量濃度較低(1.02 mg/L).豬糞屬于禽畜糞便, 磷含量相對(duì)較高;雙孢菇菌渣中雖含有雞糞, 但量較少, 不足以影響菌渣中整體磷含量;金針菇菌渣中可能含有磷添加劑致使磷含量較高.由于土壤對(duì)磷素的吸附固定作用和水稻對(duì)磷素的吸收, 更為重要的是田面水的地表徑流, 使得田面水中的總磷質(zhì)量濃度迅速下降.2 周后, 田面水中的總磷質(zhì)量濃度基本都約為0.4 mg/L.

圖5 不同施肥處理稻田田面水總磷濃度變化Fig.5 Variation of total P concentration in the surface water of the experimental plots for the different treatments

7 月28 日追肥, 31 日采取水樣進(jìn)行檢測(cè).由于常規(guī)化肥處理用尿素進(jìn)行追肥, 總磷濃度無(wú)明顯變化.豬糞、金針菇菌渣和雙孢菇菌渣處理在施用追肥后, 田面水總磷濃度立刻處于峰值,約一周之后, 總磷濃度急劇下降, 隨后處于平穩(wěn)狀態(tài), 無(wú)顯著變化.尤其豬糞處理組, 追肥之后, 質(zhì)量濃度高達(dá)28.14 mg/L, 分別是金針菇菌渣和雙孢菇菌渣處理組的3.47 和7 倍;1 周之后, 降低到4.06 mg/L, 下降了85.6%, 隨后呈平穩(wěn)降低的趨勢(shì).

在水稻的整個(gè)生長(zhǎng)周期內(nèi), 施用基肥和追肥后, 豬糞處理組稻田田面水總磷濃度的變化幅度最大, 養(yǎng)分流失導(dǎo)致農(nóng)業(yè)面源污染的風(fēng)險(xiǎn)也大[15].

2.3 淀山湖水質(zhì)變化與田面水養(yǎng)分動(dòng)態(tài)的關(guān)系

夏季為施肥旺季, 施用化肥和豬糞肥稻田的田面水的氨氮質(zhì)量濃度很高, 短期內(nèi)高達(dá)40 mg/L;但一周內(nèi)迅速降低一個(gè)數(shù)量級(jí)(見(jiàn)圖4).同樣, 施用豬糞肥的田面水總磷質(zhì)量濃度,短期內(nèi)高于10 mg/L, 但一周內(nèi)也迅速降低(見(jiàn)圖5).顯然, 稻田施用化肥或豬糞肥, 會(huì)使田面水在瞬間產(chǎn)生很高的養(yǎng)分負(fù)荷, 具有很大的農(nóng)業(yè)面源污染風(fēng)險(xiǎn).相比之下, 菇渣有機(jī)肥分解緩慢, 田面水養(yǎng)分負(fù)荷低, 農(nóng)業(yè)面源污染風(fēng)險(xiǎn)小(見(jiàn)圖4 和5).

上海郊區(qū)常規(guī)稻作, 多施復(fù)合化肥和尿素.近幾年, 上海農(nóng)地提倡施用有機(jī)肥, 豬糞肥也較為常用.田間試驗(yàn)已表明, 使用化肥或豬糞肥, 短期內(nèi)田面水養(yǎng)分負(fù)荷很高.由于水稻生長(zhǎng)不可能在短期內(nèi)吸收如此高的養(yǎng)分, 田面水氮磷養(yǎng)分大部分隨徑流沖入田邊小河流, 再匯至大河流, 然后流入淀山湖.環(huán)湖六鎮(zhèn)水稻田的常規(guī)稻作農(nóng)業(yè)面源污染, 可能對(duì)淀山湖水質(zhì)產(chǎn)生重要影響[5].本研究根據(jù)淀山湖年度水質(zhì)監(jiān)測(cè)和環(huán)湖稻田田面水養(yǎng)分含量的動(dòng)態(tài)變化, 發(fā)現(xiàn)二者之間具有較相似的變化規(guī)律.淀山湖進(jìn)出水口夏季氨氮和總磷含量的峰值, 與稻田田面水氮磷養(yǎng)分峰值相呼應(yīng), 例如急水港氨氮與總磷含量的變化與化肥、豬糞肥和菇渣肥施用小區(qū)田面水養(yǎng)分動(dòng)態(tài)變化呈現(xiàn)顯著相關(guān)性(見(jiàn)表3), 進(jìn)一步表明, 環(huán)湖稻田施肥導(dǎo)致的農(nóng)業(yè)面源污染已對(duì)湖泊水質(zhì)產(chǎn)生顯著影響.

表3 不同施肥處理田面水與急水港水質(zhì)養(yǎng)分含量的相關(guān)性Table 3 Correlations between nutrient contents in the water of the experimental plots with the different fertilizer treatments and the Jishuigang Inlet

化肥是速溶性肥料, 施入水田后, 會(huì)在瞬間使田面水養(yǎng)分含量達(dá)到很高的峰值.豬糞肥磷含量高, 大量施用后會(huì)導(dǎo)致田面磷大量富集.在水稻生長(zhǎng)期, 建議肥料少量施用, 盡量減少農(nóng)業(yè)面源污染, 保護(hù)淀山湖水質(zhì).

3 結(jié)束語(yǔ)

淀山湖主要進(jìn)水、出水口水體氨氮和總磷年平均質(zhì)量濃度分別為0.47 和0.13 mg/L, 年平均水質(zhì)處于Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn).淀山湖4 個(gè)進(jìn)水口水體的氨氮和總磷年平均質(zhì)量濃度分別為0.57 和0.14 mg/L;4 個(gè)出水口氨氮和總磷年平均質(zhì)量濃度分別為0.34 和0.13 mg/L.進(jìn)水口水質(zhì)略劣于出水口水質(zhì), 說(shuō)明上游來(lái)水對(duì)淀山湖水質(zhì)有一定影響.淀山湖不同進(jìn)水口水質(zhì)差異顯著, 其中千墩港和急水港水質(zhì)相對(duì)較差, 氨氮的年平均質(zhì)量濃度分別為0.62、0.15 mg/L,總磷的年平均質(zhì)量濃度分別為0.77、0.14 mg/L.千墩港夏季氨氮質(zhì)量濃度最高達(dá)1.80 mg/L.大朱厙氨氮年平均質(zhì)量濃度較低, 為0.35 mg/L;而磷污染嚴(yán)重, 年平均質(zhì)量濃度達(dá)0.15 mg/L,夏季最高時(shí)達(dá)到0.33 mg/L.急水港和千墩港流經(jīng)農(nóng)區(qū), 受施肥影響大, 水體氨氮含量偏高.大朱厙源于昆山, 可能更多地受生活活動(dòng)影響, 磷含量偏高.在水稻生長(zhǎng)期, 施用化肥或豬糞肥,田面水氨氮和磷含量迅速升高, 短期內(nèi)達(dá)到峰值, 隨后又快速下降, 表明常規(guī)稻作有大量養(yǎng)分流失, 是農(nóng)業(yè)面源污染的重要來(lái)源.淀山湖水質(zhì)變化與稻田田面水養(yǎng)分動(dòng)態(tài)有密切關(guān)聯(lián), 表明農(nóng)業(yè)面源污染對(duì)淀山湖水環(huán)境具有顯著影響.因此, 在環(huán)湖地區(qū)減少和控制農(nóng)業(yè)面源, 對(duì)改善淀山湖水環(huán)境質(zhì)量具有重要意義.