三峽庫(kù)區(qū)澎溪河流域氮濕沉特征及其來(lái)源

張六一,劉妍霽,符 坤,楊復(fù)沫,2,3,4*,陳 陽(yáng),付 川,田 密,2,5,李廷真*,黃怡民,張 雷

三峽庫(kù)區(qū)澎溪河流域氮濕沉特征及其來(lái)源

張六一1,2,4,劉妍霽1,符 坤1,楊復(fù)沫1,2,3,4*,陳 陽(yáng)2,4,付 川1,田 密1,2,5,李廷真1*,黃怡民1,張 雷1

(1.重慶三峽學(xué)院,三峽庫(kù)區(qū)水環(huán)境演變與污染防治重慶市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,重慶 404000；2.中國(guó)科學(xué)院重慶綠色智能技術(shù)研究院水庫(kù)水環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,重慶 400714；3.四川大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程系,國(guó)家煙氣脫硫工程技術(shù)研究中心,四川 成都 610065；4.中國(guó)科學(xué)院大學(xué),北京 100049；5.重慶大學(xué)環(huán)境與生態(tài)學(xué)院,重慶 400044)

本研究收集了澎溪河流域及萬(wàn)州城區(qū)共6個(gè)站點(diǎn)2016年1~12月大氣濕沉降樣品,分析了澎溪河流域大氣濕沉降氮的時(shí)空變化特征、來(lái)源及其對(duì)流域水體的輸入貢獻(xiàn).澎溪河流域氮濕沉降空間上差異較小,呈現(xiàn)區(qū)域性特征;季節(jié)上差異較大,呈現(xiàn)春夏大于秋冬的特點(diǎn).總氮沉降(TDN)濃度和通量分別為1.1mg N/L和11.8kg N/(hm2·a).來(lái)源主要包括二次源、地殼源、交通源和養(yǎng)殖源,其貢獻(xiàn)占比分別為47.4%、23.5%、14.3%和10.9 %,而工業(yè)源和化石燃料燃燒源僅分別貢獻(xiàn)2.8%和1.1%.通過(guò)濕沉降直接輸入流域水體的氮素為76.9t/a,約占總氮輸入的1.8%;沉降通量超過(guò)了水體富營(yíng)養(yǎng)化臨界負(fù)荷.流域濕沉降銨態(tài)氮(NH4+-N)、硝酸鹽氮(NO3--N)和有機(jī)氮(DON)沉降通量分別占總沉降的63.3%、25.9%和10.7%,減少NH4+-N排放能有效控制流域氮沉降量.

氮沉降；通量；來(lái)源；富營(yíng)養(yǎng)化；澎溪河

大氣中有78%的氮?dú)獬煞?即非活性氮),這部分氮素比較穩(wěn)定,并不會(huì)構(gòu)成大氣污染.然而,在大氣和生態(tài)環(huán)境中還存在大量具有生物活性、光化學(xué)活性和輻射活性的含氮化合物,稱為活性氮.近年來(lái),隨著經(jīng)濟(jì)持續(xù)發(fā)展,能源消費(fèi)不斷攀升,大氣中活性氮不但總量增加,而且組分也在發(fā)生變化,人為活動(dòng)已成為影響區(qū)域氮循環(huán)的重要因素[1-2].干濕沉降是活性氮從大氣中去除的主要途徑,但這一過(guò)程又將大氣污染物遷到了地面生態(tài)系統(tǒng),深刻影響著陸地和水體生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)和能量循環(huán)[3].大氣氮沉降往往是遠(yuǎn)?；驖崈羯絽^(qū)營(yíng)養(yǎng)元素的主要來(lái)源[4],而過(guò)量的氮沉降則會(huì)引發(fā)許多負(fù)面生態(tài)效應(yīng),如生物多樣性降低、水體富營(yíng)養(yǎng)化和酸化、土壤酸化、全球氣候變化等[5].因此,開(kāi)展區(qū)域大氣沉降觀測(cè),探究其負(fù)荷、來(lái)源和影響對(duì)于深入了解大氣污染現(xiàn)狀、自凈機(jī)制及其生態(tài)效應(yīng)有著非常重要的科學(xué)意義.

氮沉降包括干沉降和濕沉降兩種形式.濕沉降通過(guò)降水形式發(fā)生,主要由NH4+-N、NO3--N和可溶性有機(jī)氮(DON)組成.在雨量充沛地區(qū),氮濕沉降為主導(dǎo),可占到總沉降的90%[6-7].我國(guó)已成為繼歐美之后全球第三大氮沉降集中區(qū),大氣氮濕沉降由1990s的11.1kg N/(hm2·a)增加到了2000s的13.9kg N/ (hm2·a)[8].

目前,我國(guó)氮沉降觀測(cè)網(wǎng)絡(luò)已覆蓋全國(guó)主要生態(tài)區(qū)域，氮沉降研究已經(jīng)取得了巨大的進(jìn)展,但是由于氮沉降空間差異較大,在某些典型區(qū)域仍然缺乏觀測(cè)數(shù)據(jù)[9].三峽庫(kù)區(qū)生態(tài)問(wèn)題一直備受關(guān)注,大氣氮沉降研究雖有開(kāi)展,但這些研究主要集中在庫(kù)區(qū)的城市及其附近區(qū)域[10-11],較少涉及典型流域氮沉降研究.因此,本研究在三峽庫(kù)區(qū)典型支流澎溪河流域設(shè)置了5個(gè)大氣沉降觀測(cè)站點(diǎn),采集了2016年1月~2016年12月的降水樣品,分析了其中硝酸鹽氮(NO3--N)、氨氮(NH4+-N)和總氮(TDN)濃度、來(lái)源及其通量特征,旨在為三峽庫(kù)區(qū)生態(tài)環(huán)境研究及保護(hù)提供大氣氮沉降理論支持.

1 采樣及分析方法

1.1 研究區(qū)域概況

澎溪河又名小江,位于三峽庫(kù)區(qū)腹地的北岸,流域面積5276km2,河長(zhǎng)182km,是川江中自烏江匯口以下流域面積最大的一級(jí)支流[12].其流經(jīng)的澎溪河自然保護(hù)區(qū)是重慶市建立的第一個(gè)濕地自然保護(hù)區(qū),也是三峽庫(kù)區(qū)最大的濕地.澎溪河流域的局地氣候相對(duì)獨(dú)立,多年平均年降雨量約為1200mm,與三峽庫(kù)區(qū)相似.另一方面,國(guó)家和地方政府在開(kāi)縣烏楊橋處建設(shè)的水位調(diào)節(jié)壩,成為三峽水庫(kù)唯一一座“壩中壩”.伴隨烏楊橋調(diào)節(jié)壩的建設(shè)、蓄水與運(yùn)行,小江流域水環(huán)境變化與生態(tài)重建過(guò)程實(shí)際上形成了三峽水庫(kù)在同一地理位置和氣候條件下的“縮小模型”.因此,澎溪河流域集中了三峽庫(kù)區(qū)大部分支流流域的地理特點(diǎn)和氣候氣象特征,在整個(gè)庫(kù)區(qū)具有典型性和代表性.

1.2 采樣點(diǎn)描述

本研究沿澎溪河流域設(shè)立5個(gè)觀測(cè)站點(diǎn),另在萬(wàn)州城區(qū)設(shè)立站點(diǎn)進(jìn)行對(duì)比研究(圖1).站點(diǎn)概況如表1所示.

圖1 采樣點(diǎn)分布

表1 采樣點(diǎn)概況

1.3 采樣及分析

本研究用長(zhǎng)沙湘藍(lán)APS-3A型降水降塵自動(dòng)采樣器采樣,該儀器會(huì)在下雨時(shí)自動(dòng)收集濕沉降樣品并以天(09:00~翌日09:00)為單位收集,一天中如有多次降雨則合并算作一個(gè)樣品.樣品帶回實(shí)驗(yàn)室經(jīng)0.45μm的有機(jī)微孔濾膜過(guò)濾后,放入4℃冰箱內(nèi)保存以備測(cè)試.

本研究中用離子色譜(美國(guó)戴安,Dionex-600)分析濕沉降中陰陽(yáng)離子(F-、Cl-、NO3-、SO42-、Na+、NH4+-N、K+、Mg2+、Ca2+),用電感耦合等離子體原子發(fā)射質(zhì)譜儀(安捷倫,7700x)測(cè)試樣品中As、Pb、Cu、Cd、Mn的濃度.陰陽(yáng)離子和重金屬元素主要用于正定矩陣因子分析模型(PMF)源解析.陰離子系統(tǒng)采用AS11-HC分離柱,AG11-HC保護(hù)柱和ASRS抑制器,陰離子淋洗液為30mmol/L KOH,流速為1mL/min;陽(yáng)離子系統(tǒng)分離柱為CS12A,所用淋洗液為20mmol/L甲磺酸(MSA).在樣品測(cè)定過(guò)程中,每測(cè)定10個(gè)樣品復(fù)檢1個(gè),樣品濃度在0.030~0.100mg/ mL范圍時(shí),允許的標(biāo)準(zhǔn)偏差為±30%;濃度在0.100~ 0.150mg/mL之間時(shí),要求標(biāo)準(zhǔn)偏差為<20%;樣品濃度大于0.150mg/mL時(shí),允許的標(biāo)準(zhǔn)偏差為10%.F-、Cl-、NO3--N、SO42-、K+、Na+、Ca2+、Mg2+和NH4+-N的檢出限分別為0.030, 0.018, 0.031, 0.028, 0.013, 0.018, 0.008, 0.007和0.005mg/L;As、Pb、Cu、Cd、Mn的檢出限分別為0.022, 0.035, 0.008, 0.006, 0.029μg/L.

TDN使用堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法測(cè)量[13],用堿性過(guò)硫酸鉀將樣品中含氮化合物轉(zhuǎn)化為硝酸鹽,然后采用紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)(UV2450,日本島津)測(cè)量吸光度.TDN測(cè)量過(guò)程中,每批樣品做一個(gè)空白,空白試驗(yàn)的吸光度應(yīng)小于0.03;每批樣品做校準(zhǔn)曲線,其相關(guān)系數(shù)(2)要求0.999以上;每批樣品做10%的加標(biāo)質(zhì)控樣品,回收率在90%~110%之間.TDN的最低檢出限為0.03mg/L.DON為TDN與DIN之差.

采用美國(guó)環(huán)保局的正定矩陣因子分析模型(PMF5.0)對(duì)澎溪河流域TDN進(jìn)行了來(lái)源解析.對(duì)于缺失數(shù)據(jù),采用幾何平均值替代;對(duì)于低于檢出限的數(shù)據(jù),采用檢出限的一半替代;利用源標(biāo)識(shí)物作為源指示.

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與處理

本研究樣品采集時(shí)間為2016年1月~2016年12月,共采集366個(gè)降水樣品.后續(xù)分析過(guò)程中定義1,2,12月為冬季、3~5月為春季、6~8月為夏季,9~11月為秋季.使用Excel2016對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理,使用Origin2018繪制圖形,使用ArcMap反距離權(quán)重法進(jìn)行流域空間插值.

濕沉降氮素加權(quán)平均濃度w(mg N/L)和沉降通量w(kg N/hm2)計(jì)算分別根據(jù)公式(1)和公式(2):

式中:C為每個(gè)降水樣品中氮素的濃度,mg N/L; P為每個(gè)降水樣品對(duì)應(yīng)的降雨量,mm;為對(duì)應(yīng)的時(shí)段內(nèi)降水樣品的個(gè)數(shù);100為單位換算系數(shù).

2 結(jié)果與討論

2.1 濃度特征

2.1.1 濃度水平 如圖2,澎溪河流域濕沉降中NO3--N、NH4+-N、和DON的平均濃度分別為:(0.43±0.37), (0.92±0.75), (0.21± 0.76), mg N/L.流域NH4+-N濃度最高,占總氮濃度的59.0%;NO3--N次之,占總氮濃度的27.6%;DON濃度最低,占總氮濃度的13.5%.區(qū)域NH4+-N/NO3--N為2.14,表明庫(kù)區(qū)農(nóng)業(yè)源貢獻(xiàn)的相對(duì)重要性.我國(guó)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[14]III類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)限值中,地表水NH4+-N和TDN的濃度均不能超過(guò)1mgN/L,而三峽庫(kù)區(qū)濕沉降中NH4+-N和TDN濃度分別超過(guò)此標(biāo)準(zhǔn)限值7%和52%.

圖2 澎溪河流域濕沉降氮濃度統(tǒng)計(jì)

根據(jù)萬(wàn)州城區(qū)與澎溪河流域的同步觀測(cè),萬(wàn)州城區(qū)NO3--N、NH4+-N、和DON的濕沉降氮濃度分別為(0.59±0.45), (1.59±1.13), (0.55±1.35)mg N/L,均顯著高于澎溪河流域(<0.01),表明城區(qū)工業(yè)、交通等人類活動(dòng)對(duì)大氣活性氮有顯著貢獻(xiàn).

據(jù)東亞酸沉降觀測(cè)網(wǎng)(Acid Deposition Monitoring Network in East Asia, EANET)在三峽庫(kù)區(qū)上游—重慶城區(qū)(海扶)和郊區(qū)(縉云山)的觀測(cè),2016年重慶城區(qū)NO3--N和NH4+-N的年平均濃度分別為0.73, 1.38mg N/L,比澎溪河流域分別高了41.1%和33.3%;重慶郊區(qū)分別為0.53, 0.92mg N/L,其中NO3--N比澎溪河流域略高, NH4+-N與澎溪河流域持平.總體上,澎溪河流域氮沉降濃度顯著低于三峽庫(kù)區(qū)城市區(qū)域.對(duì)于整個(gè)庫(kù)區(qū)而言,呈現(xiàn)越靠近重慶主城區(qū)則活性氮濃度越高的趨勢(shì).

2.1.2 時(shí)空變化 如圖3所示,澎溪河流域NO3-- N、NH4+-N、DIN、DON和TDN濃度季節(jié)變化規(guī)律基本一致,呈現(xiàn)冬季濃度最高、春季和秋季次之、夏季濃度最低的特征,這種變化規(guī)律與四川盆地和洞庭湖等區(qū)域一致[15-16],并主要受源強(qiáng)和降雨量的共同影響.流域冬季氣溫較低,家庭燃煤或燃燒薪柴取暖,導(dǎo)致大氣活性氮排放增加;大德(DD)站點(diǎn)在春季出現(xiàn)了較高的活性氮濃度,是因其地處典型農(nóng)田區(qū)域,春耕播種和施肥等農(nóng)業(yè)活動(dòng)較多.降雨量增大產(chǎn)生的稀釋效應(yīng)是導(dǎo)致夏季活性氮最低的主要因素.如圖4,降雨量與活性氮濃度存在顯著指數(shù)負(fù)相關(guān)關(guān)系.這表明,降雨初期大氣活性氮能被有效去除,而這種負(fù)相關(guān)并不是簡(jiǎn)單的線性關(guān)系,可能是因?yàn)榇髿庵谢钚缘考捌淙芙庑缘榷喾N因素對(duì)于稀釋效應(yīng)的不同影響.

圖3 澎溪河流域濕沉降氮素濃度季節(jié)和空間變化

利用單因素方差分析法分析了澎溪河流域各站點(diǎn)之間的空間差異,結(jié)果見(jiàn)表2.首先,NO3--N的最大濃度為RH站點(diǎn)(0.32mg N/L),最小濃度為HB站點(diǎn)(0.20mg N/L),流域平均為0.27mg N/L,較萬(wàn)州城區(qū)低,但站點(diǎn)之間未表現(xiàn)出顯著性差異,存在區(qū)域性特點(diǎn);NH4+-N濃度RH站點(diǎn)最大(0.75mg N/L), GY站點(diǎn)最小(0.57mg N/L),流域平均為0.66mg N/L,其中萬(wàn)州城區(qū)顯著高于HB和GY站點(diǎn)(<0.05);DON為DD和WZ站點(diǎn)濃度較高,顯著高于QK、GY和RH,流域平均為0.14mg N/L;TDN濃度DD站點(diǎn)最大(1.37mg N/L),GY站點(diǎn)最小(0.88mg N/L),流域平均值為1.07mg N/L,流域TDN站點(diǎn)之間沒(méi)有表現(xiàn)出顯著性差異,但顯著低于萬(wàn)州城區(qū)(<0.05).從站點(diǎn)功能分區(qū)看,DIN呈現(xiàn)城區(qū)>郊區(qū)>濕地保護(hù)區(qū)>農(nóng)區(qū)的趨勢(shì),DON則為大德農(nóng)區(qū)最高,可能受周邊農(nóng)業(yè)施肥和養(yǎng)豬場(chǎng)的影響.總體上,澎溪河流域濕沉降氮素濃度顯著低于城區(qū)環(huán)境,呈現(xiàn)一定的區(qū)域性特征.

表2 澎溪河流域和萬(wàn)州城區(qū)濕沉降中氮加權(quán)平均濃度空間差異

注:a、b和c不同字母代表站點(diǎn)之間有顯著性差異.

圖5 氮濕沉降源解析貢獻(xiàn)百分比

2.1.3 來(lái)源解析 利用PMF模型共解析出6個(gè)主要來(lái)源.因子1中Mg、Ca、Na和Cl的貢獻(xiàn)率較高,代表地殼源.因子2中NO3--N、NH4+-N、SO42-和K+的貢獻(xiàn)率較高,其中NO3--N和SO42-主要來(lái)源于燃煤和工業(yè)排放的氣態(tài)前體物NO和SO2的二次轉(zhuǎn)化;K+主要來(lái)源于生物質(zhì)燃燒;NH4+-N主要來(lái)源于農(nóng)業(yè)活動(dòng)產(chǎn)生的NH3[17-18],而在城市區(qū)域,化石燃料燃燒也是NH4+-N的重要來(lái)源[19].這些一次污染物經(jīng)過(guò)溶解、中和等物理化學(xué)過(guò)程轉(zhuǎn)化為離子形態(tài),最終經(jīng)過(guò)濕沉降過(guò)程返回地面,因此可將因子2歸結(jié)為二次源.因子3貢獻(xiàn)率最高為Cd,主要來(lái)自于工業(yè)源排放[20].因子4中DON最高,在城市區(qū)域DON多為光化學(xué)反應(yīng)生成的二次污染物,而在農(nóng)村地區(qū)多與養(yǎng)殖業(yè)排放有關(guān),比如甲胺、二甲胺等[21].本研究流域站點(diǎn)均位于澎溪河流域農(nóng)村地區(qū),且DD、HB和GY站點(diǎn)附近均有小型養(yǎng)豬場(chǎng),因此因子4主要代表農(nóng)村養(yǎng)殖源.因子5中Zn貢獻(xiàn)率最高,主要來(lái)源于汽車尾氣以及輪胎和剎車片磨損產(chǎn)生的粉塵[22].因子6中Mn、Cu、As、Pb的貢獻(xiàn)率較高,代表了化石燃料燃燒源[23].流域濕沉降氮素的來(lái)源如圖5所示,依次為二次源、地殼源、交通源、養(yǎng)殖排放、工業(yè)源和化石燃料燃燒源,其貢獻(xiàn)分別為47.4%、23.6%、14.3%、10.9%、2.8%和1.1%.

2.2 沉降通量特征

2.2.1 時(shí)空變化 由圖6可見(jiàn),各形態(tài)氮沉降量存在較大的季節(jié)性差異,流域氮沉降量總體季節(jié)特征基本表現(xiàn)為春夏季大于秋冬季,其中NH4+-N在春季較高的特征尤為顯著,可能主要是春季農(nóng)業(yè)施肥增加所致.玉米是三峽庫(kù)區(qū)主要種植作物,每年在3月下旬施用種肥,4月中下旬追肥,施肥強(qiáng)度約180kg/hm2;其次,水稻田在4月插秧,氮肥用量約40kg/hm2[24-25].集中的農(nóng)用化肥施用造成了春季NH3揮發(fā),致使空氣中NH4+-N濃度增加,濕沉降中NH4+-N也相應(yīng)增加.渠口站點(diǎn)有所不同,NO3--N和NH4+-N的沉降量均在夏季最高,可能因周圍濕地生態(tài)系統(tǒng)的影響所致,夏季高溫有利于生態(tài)系統(tǒng)排放N2O和NH3[26],從而增加無(wú)機(jī)氮濕沉降通量.降雨量是影響氮沉降通量的另一個(gè)重要因素.如圖7所示,降雨量與沉降通量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(2=0.33,<0.01).在整個(gè)區(qū)域,雨季集中在4~10月,各站點(diǎn)雨季降雨量百分比范圍為79.7%~83.5%,平均為82.0%;且雨季氮沉降通量百分比范圍為68.2%~80.8%,平均為75.4%.

圖8呈現(xiàn)了區(qū)域NO3--N、NH4+-N和DON的沉降通量及其百分比.TDN沉降通量為WZ(城區(qū))>DD(農(nóng)區(qū))>QK(濕地保護(hù)區(qū))>HB(農(nóng)區(qū))≈RH(郊區(qū))>GY(郊區(qū)),其沉降通量分別為20.8,17.0,12.5, 10.5,10.1,9.2kg N/(hm2·a),區(qū)域平均為13.3kg N/ (hm2·a).大德農(nóng)區(qū)站點(diǎn)總氮高于除萬(wàn)州城區(qū)的其它站點(diǎn),主要是因?yàn)榇蟮曼c(diǎn)附近有兩個(gè)養(yǎng)豬場(chǎng),DON排放量較大,造成TDN沉降通量較其他站點(diǎn)高.澎溪河流域氮沉降通量為11.8kg N/(hm2·a),比萬(wàn)州城區(qū)低43.2%,表明城區(qū)人為活動(dòng)對(duì)氮沉降貢獻(xiàn)顯著.澎溪河流域NO3--N、NH4+-N和DON沉降通量的平均百分占比分別為25.9%、63.3%和10.7%.濕沉降中DON對(duì)TDN的貢獻(xiàn)范圍大多在6%~84%之間,平均貢獻(xiàn)率約34%[21].可見(jiàn),澎溪河流域DON的沉降通量水平較低.

從流域空間分布看(圖9),TDN與NH4+-N、DON年沉降量的空間分布特征相似,呈上游>中游>下游的空間分布格局.可見(jiàn),NH4+-N和DON的沉降量是影響TDN空間分布的重要因素;而NO3--N的空間分布變化較小,總體上呈現(xiàn)區(qū)域性特征.

通過(guò)與國(guó)內(nèi)外典型區(qū)域?qū)Ρ?表3)可知,無(wú)論無(wú)機(jī)氮還是有機(jī)氮,澎溪河流域濕沉降通量顯著低于國(guó)內(nèi)萬(wàn)州和上海等城區(qū),鐵山坪和縉云山等林區(qū),也低于國(guó)內(nèi)太湖、大亞灣、膠州灣、九龍江等典型流域和海灣,但顯著高于美國(guó)邁阿密地區(qū),高2.1倍.從組分上,澎溪河流域有機(jī)氮沉降量通量占比為12.6%,與太湖相當(dāng)(13.9%),比大亞灣、九龍江等典型區(qū)域低.這表明三峽庫(kù)區(qū)澎溪河流域以及庫(kù)區(qū)腹心地區(qū)氮沉降負(fù)荷在國(guó)內(nèi)各地區(qū)中處于較低水平,但是比美國(guó)等發(fā)達(dá)地區(qū)高,沉降組分以無(wú)機(jī)氮為主.按照澎溪河流域水面面積65km2計(jì)算,通過(guò)濕沉降直接進(jìn)入小江水體的氮總量為76.9t/a.按照該流域點(diǎn)源和面源氮輸入總量4316t(國(guó)家“十一五”水專項(xiàng)《次級(jí)支流污染負(fù)荷削減技術(shù)研究與示范》研究結(jié)果),約占總氮輸入的1.8%.如果考慮降水徑流的間接性輸入,大氣濕沉降的輸入量將高于1.8%.

圖8 澎溪河流域氮濕沉降通量空間分布和形態(tài)百分含量

2.2.2 生態(tài)效應(yīng) 澎溪河流域濕沉降中TDN濃度范圍為0.92~1.37mg N/L,遠(yuǎn)超了水體富營(yíng)養(yǎng)化濃度臨界值0.2mg N/L[34].相對(duì)于我國(guó)湖泊營(yíng)養(yǎng)鹽氮沉降臨界負(fù)荷10kg N/(hm2×a) [35],澎溪河流域濕沉降超過(guò)負(fù)荷18.3%.表明濕沉降氮對(duì)澎溪河水體富營(yíng)養(yǎng)化有促進(jìn)效應(yīng).

表3 澎溪河流域與國(guó)內(nèi)外典型區(qū)域氮濕沉降通量比較(kg N/(hm2·a))

注:“—”表示無(wú)數(shù)據(jù).

3 結(jié)論

3.1 澎溪河流域濕沉降中NO3--N、NH4+-N、DIN、DON和TDN的平均濃度分別為:(0.43±0.37), (0.92±0.75), (1.35±1.06), (0.21±0.76), (1.56±1.30) mg N/L.季節(jié)上呈現(xiàn)冬春季大于秋夏季的特征,空間上未表現(xiàn)出顯著差異性,主要受季節(jié)性源強(qiáng)和降雨量的影響.

3.2 澎溪河流域濕沉降氮的來(lái)源較為復(fù)雜,包括二次源、地殼源、交通源、養(yǎng)殖源、工業(yè)源和化石燃料燃燒源,其貢獻(xiàn)分別為47.4%、23.5%、14.3%、10.9%、2.8%和1.1%.

3.3 澎溪河流域氮濕沉降通量為11.8kg N/(hm2·a),其中NO3--N、NH4+-N和TON分別占25.9%、63.3%和10.7%;通過(guò)濕沉降直接輸入水體的氮素為76.9t/a,約占總氮輸入的1.8%.流域氮沉降通量超過(guò)了水體富營(yíng)養(yǎng)化臨界負(fù)荷,對(duì)流域水體具有潛在的負(fù)面效應(yīng).

[1] Liu X, Xu W, Du E, et al. Reduced nitrogen dominated nitrogen deposition in the United States, but its contribution to nitrogen deposition in China decreased [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2016,113, E3590-3591.

[2] Pan Y, Tian S, Zhao Y, et al. Identifing ammonia hotspots in China using a national observation network [J]. Environmental Science and Technology, 2018,52,3926-3934.

[3] Pan Y P, Wang Y S, Tang G Q, et al. Wet and dry deposition of atmospheric nitrogen at ten sites in Northern China [J]. Atmospheric Chemistry and Physics.2012,12(14):6515-6535.

[4] 林久人,祁建華,謝丹丹,等.海洋降水在中無(wú)機(jī)離子濃度及濕沉降通量—中國(guó)海及西北太平洋降水的研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2017,37(5):1706-1715. Lin J R, Qi J H, Xie D D, et al. The concentrations and wet depositions fluxes of inorganic ions in oceanic precipitation——Study on precipitation over the China Sea and Northwest Pacific Ocean [J]. China Environmental Science, 2017,37(5):1706-1715.

[5] Zhang L, Qiao B, Wang H, et al. Chemical Characteristics of Precipitation in a Typical Urban Site of the Hinterland in Three Gorges Reservoir, China [J]. Journal of Chemistry, 2018,2018:1-10.

[6] Liu X., Zhang Y, Han W, et al. Enhanced nitrogen deposition over China [J]. Nature, 2013,494(7438):459-462.

[7] 盛文萍,于貴瑞,方華軍,等.大氣氮沉降通量觀測(cè)方法[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2010,29(8):1671-1678. Sheng W P, Yu G R, Fang H J, et al. Observation methods for atmospheric nitrogen deposition [J]. Chinese Journal of Ecology, 2010, 29(8):1671-1678.

[8] Jia Y, Yu G, He N, et al. Spatial and decadal variations in inorganic nitrogen wet deposition in China induced by human activity [J]. Scientific Reports, 2014,4:3763.

[9] 劉文竹,王曉燕,樊彥波.大氣氮沉降及其對(duì)水體氮負(fù)荷估算的研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境污染與防治, 2014,36(5):88-93,101. Liu W Z, Wang X Y, Fan Y B. A review of atmospheric nitrogen deposition and its estimated contributions to nitrogen input of waters [J]. Environmental Pollution and Control, 2014,36(5):88-93,101.

[10] Chen X Y, Mulder J. Atmospheric deposition of nitrogen at five subtropical forested sites in South China [J]. Science of the Total Environment, 2007,378:317-330.

[11] 袁 玲,周鑫斌,辜夕容,等.重慶典型地區(qū)大氣濕沉降氮的時(shí)空變化[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009,29(11):6095-6101. Yuan L, Zhou X F, Gu X R, et al. Variation in wet deposition of nitrogen from atmosphere in typical areas of Chongqing [J]. Acta Ecologica Sinica. 2009,29(11):6095-6101.

[12] 冉景江,林初學(xué),郭勁松,等.三峽庫(kù)區(qū)小江回水區(qū)二氧化碳分壓的時(shí)空變化特征分析[J]. 長(zhǎng)江流域與資源環(huán)境, 2011,20(8):976-982. Ran J J, Lin C X, Guo J S, et al. Spatial and temporal variation of carbon dioxide partial pressure over the Xiaojiang River backwater area of the Three Gorges Reservoir [J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2011,20(8):976-982.

[13] HJ 636-2012 水質(zhì)總氮的測(cè)定堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法 [S]. HJ 636-2012 Water quality-Determination of total nitrogen-Alkaline potassium persulfate digestion UV spectrophotometric method [S].

[14] GB3838-2002 中華人民共和國(guó)國(guó)家地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)III [S]. GB3838-2002 Environmental quality standard for surface water in China [S].

[15] Song L, Kuang F, Skiba U, et al. Bulk deposition of organic and inorganic nitrogen in southwest China from 2008 to 2013 [J]. Environmental Pollution, 2017,227:157-166.

[16] Zhang Y, Liu C, Liu X, et al. Atmospheric nitrogen deposition around the Dongting Lake, China [J]. Atmospheric Environment, 2019,207: 197-204.

[17] Vithanage M, Bhattacharya P. Fluoride in the environment: sources, distribution and defluoridation [J]. Environmental Chemistry Letters, 2015,13(2):131-147.

[18] Kang Y, Liu M, Song Y, et al. High-resolution ammonia emissions inventories in China from1980 to 2012 [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2016,16(4):2043-2058.

[19] Pan, Y, Tian S, Liu D, et al. Fossil fuel combustion-related emissions dominate atmospheric ammonia sources during severe haze episodes: Evidence from15N-stable isotope in size-resolved aerosol ammonium [J]. Environmental Science and Technology, 2016,50:8049-8056.

[20] Gao J, Tian H, Cheng K, et al. Seasonal and spatial variation of trace elements in multi-size airborne particulate matters of Beijing, China: Mass concentration, enrichment characteristics, source apportionment, chemical speciation and bioavailability [J]. Atmospheric Environment, 2014,99:257-265.

[21] 鄭利霞,劉學(xué)軍,張福鎖.大氣有機(jī)氮沉降研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2007,27(9):3828-3834. Deng L X, Liu X B, Zhang F S. Atmospheric deposition of organic nitrogen: A review [J]. Acta Ecologica Sinica. 2007,27(9):3828-3834.

[22] González, L T, Longoria Rodríguez, F E, Sánchez-Domínguez, M, et al. Determination of trace metals in TSP and PM2.5materials collected in the Metropolitan Area of Monterrey, Mexico: A characterization study by XPS, ICP-AES and SEM-EDS [J]. Atmospheric Research, 2017,196:8-22.

[23] Zhang L, Gao J M, Cui J, et al. Wet deposition of trace metals at a typical urban site in Southwestern China: Fluxes, sources and contributions to aquatic environments [J]. Sustainability, 2017,10(1): 1-13.

[24] 陳成龍,高 明,倪九派,等.三峽庫(kù)區(qū)小流域不同土地利用類型對(duì)氮素流失影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2016,37(5):1707-1716. Cheng C L, Gao M Ni, J P, et al. Nitrogen losses under the action of different land use types of small catchment in Three Gorges Region [J]. Environmental Science, 2016,37(5):1707-1716.

[25] 鐘建兵,邵景安,楊玉竹.三峽庫(kù)區(qū)(重慶段)種植業(yè)污染負(fù)荷空間分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015,35(7):2150-2159. Zhong J B, Shao J A, Yang Y Z. Spatial distribution characteristics of pollution load of crop farming in the Three Gorges Reservoir Area (Chongqing) [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015,35(7):2150- 2159.

[26] 白軍紅,歐陽(yáng)華,鄧 偉,等.濕地氮素傳輸過(guò)程研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2005,25(2):326-333. Bai J H, Ou Y H, Deng W, et al. A review on nitrogen transmission processes in natural wetlands [J]. Acta Ecologica Sinica, 2005,25(2): 326-333.

[27] Wu Y, Zhang J, Liu S, et al. Nitrogen deposition in precipitation to a monsoon-affected eutrophic embayment: Fluxes, sources, and processes [J]. Atmospheric Environment, 2018,182:75-86.

[28] Chen N, Hong H, Huang Q, et al. Atmospheric nitrogen deposition and its long-term dynamics in a southeast China coastal area [J]. Journal of Environmental Management, 2011,92(6):1663-1667.

[29] 宋玉芝,秦伯強(qiáng),楊龍?jiān)?等.大氣濕沉降向太湖水生生態(tài)系統(tǒng)輸送氮的初步估算[J]. 湖泊科學(xué), 2005,17(3):226-230. Song Y Z, Qin B Q, Yang L Y, et al. Primary Estimation of Atmospheric Wet Deposition of Nitrogen to Aquatic Ecosystem of Lake Taihu [J]. Journal of Lake Sciences, 2005,17(3):226-230.

[30] Xing J, Song J, Yuan H, et al. Fluxes, seasonal patterns and sources of various nutrient species (nitrogen, phosphorus and silicon) in atmospheric wet deposition and their ecological effects on Jiaozhou Bay, North China [J]. Science of the Total Environment, 2017,576: 617-627.

[31] Zhang H, Zhu Y, Li F, et al. Nutrients in the wet deposition of Shanghai and ecological impacts [J]. Physics and Chemistry of the Earth, Parts A/B/C., 2011,36(9-11):407-410.

[32] Zamora L M, Prospero J M and Hansell D A, Organic nitrogen in aerosols and precipitation at Barbados and Miami: Implications regarding sources, transport and deposition to the western subtropical North Atlantic [J]. Journal of Geophysical Research, 2011,116(D20): 1-17.

[33] Liu L, Zhang, X, Lu X. The composition, seasonal variation, and potential sources of the atmospheric wet sulfur (S) and nitrogen (N) deposition in the southwest of China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016,23,6363-6375.

[34] Schindler, D W. Experimental studies of chemical stressors on whole lake ecosystems: Baldi Lecture [J]. Verh Int Verein Limnol., 1988,23: 11-41.

[35] 葉雪梅,郝吉明,段 雷,等.中國(guó)主要湖泊營(yíng)養(yǎng)氮沉降臨界負(fù)荷的研究[J]. 環(huán)境污染與防治, 2002,24(1):54-58. Ye X M, Hao J M, Duan L, et al. On critical loads of nutrient nitrogen deposition for some major lakes in China [J]. Environmental Pollution and Control, 2002,24(1):54-58.

Characteristics and sources of wet deposition of nitrogen in the Pengxi River Basin of the Three Gorges Reservoir Area.

Zhang Liu-yi1,2,4, Liu Yan-ji1, Fu Kun1, Yang Fu-mo1,2,3,4*, Chen Yang2,4, FU Chuan1, Tian Mi1,2,5, Li Ting-zhen1*, Huang Yi-min1, Zhang Lei1

(1.Chongqing Key Laboratory of Water Environment Evolution and Pollution Control in Three Gorges Reservoir, Chongqing Three Gorges University, Chongqing 404000, China；2.CAS Key Laboratory of Reservoir Environment, Chongqing Institute of Green and Intelligent Technology, Chinese Academy of Sciences, Chongqing 400714, China；3.National Engineering Research Center for Flue Gas Desulfurization, Department of Environmental Science and Engineering, Sichuan University, Chengdu 610065, China；4.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China；5.School of Environment and Ecology, Chongqing University, Chongqing 400044, China)., 2019,39(12)：4999~5008

From January to December 2016, atmospheric wet deposition samples were collected at six sampling sites, among which five sites were located in the Pengxi River Basin and the other was in the urban area of Wanzhou. The spatio-temporal variation and sources of the atmospheric wet deposition of nitrogen were analyzed, and its contribution to nitrogen in water bodies in the basin were estimated. The spatial variations of nitrogen wet deposition in Pengxi River Basin was insignificant, i.e., an even distribution in general in the region. On the other hand, the seasonal difference was substantial, with larger deposition in spring and summer. The averaged concentration in deposition samples and the depositional flux of total dissolved nitrogen (TDN) were 1.1mg N/L and 11.8kg N/(hm2·a), respectively. The nitrogen in wet deposition was mainly originated from secondary sources, crustal, transportation, and aquaculture, accounting for 47.4%, 23.5%, 14.3%, 10.9%, respectively. The contribution from industry and fossil fuel combustion was only 2.8%, and 1.1%, respectively. The nitrogen transported directly into the water body via wet deposition was 76.9 tons per year in the study area, accounting for 1.8% of total input. This depositional flux of nitrogen exceeded the critical load of eutrophication. The ammonium (NH4+-N), nitrate (NO3--N), and dissolved organic nitrogen (DON) accounted for 63.3%, 25.9%, and 10.7% in nitrogen depositional fluxes in the basin, respectively. Therefore, it was critical to reduce ammonia emission in the region for the effective control of nitrogen deposition in Pengxi River Basin.

nitrogen deposition；depositional flux；sources；eutrophication；Pengxi River

X513,X524

A

1000-6923(2019)12-4999-10

張六一(1986-),男,重慶武隆人,高級(jí)實(shí)驗(yàn)師,博士,主要從事大氣沉降及生態(tài)效應(yīng)研究.發(fā)表論文10余篇.

2019-05-05

中國(guó)科學(xué)院西部行動(dòng)計(jì)劃項(xiàng)目(KZCX2-XB3-14);國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(31670467);中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)費(fèi)專項(xiàng)資金資助;重慶市科委項(xiàng)目資助(cstc2018jcyjAX0236);中國(guó)科學(xué)院水庫(kù)水環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開(kāi)放基金資助

* 責(zé)任作者, 教授, fmyang@scu.edu.cn; ** 教授, litingzhen@163.com