2009—2018年太湖大氣濕沉降氮磷特征對比研究

牛 勇, 牛 遠(yuǎn), 王琳杰, 余 輝

中國環(huán)境科學(xué)研究院， 湖泊水污染治理與生態(tài)修復(fù)技術(shù)國家工程實驗室， 北京 100012

從水體富營養(yǎng)化防治角度，大氣沉降氮、磷相較于其他污染源，由于其相對貢獻(xiàn)量較小而被忽視. 但相關(guān)研究表明，當(dāng)?shù)两低吭?5×102mgm2以上時，生態(tài)系統(tǒng)就將處于氮飽和狀態(tài)[1]，并加速土壤酸化和水體富營養(yǎng)化[2]. 根據(jù)國內(nèi)外研究來看，大氣沉降已經(jīng)成為部分河口、海域及淡水湖泊營養(yǎng)鹽輸入的主要污染源[3]. 近年來，以霧霾為熱點的大氣環(huán)境問題的報道日益增多，使得大氣沉降領(lǐng)域成為近幾年研究熱點之一[4-6].

太湖是國家確定的“三河三湖”水污染防治的重點湖泊之一，更是江蘇省水污染防治的重中之重，太湖流域大氣濕沉降ρ(TN)已超過太湖水體2020年規(guī)劃目標(biāo)值(2.0 mgL)，這一不可控因素成為了科學(xué)確定太湖水質(zhì)保護(hù)目標(biāo)的重要問題. 余輝等[7]研究表明，太湖TN和TP的年濕沉降總量分別為同期河流入湖負(fù)荷的18.6%和11.9%. TI等[8]研究表明，太湖流域TN沉降通量占湖體TN負(fù)荷的33.3%. 大氣沉降是太湖流域氮、磷輸入的重要途徑,因此開展環(huán)太湖流域大氣沉降特征調(diào)查是太湖流域污染源控制不可或缺的工作.

經(jīng)過“十一五”“十二五”太湖流域水污染防治工作的推進(jìn)，太湖水體富營養(yǎng)化問題得到初步遏制. 但是太湖水體富營養(yǎng)化防治工作依然受到政府和學(xué)術(shù)界的廣泛關(guān)注. 其中，大氣沉降作為湖體氮、磷輸入的途徑之一，其在太湖富營養(yǎng)化治理過程中的時空變化情況尚未明晰. 由于監(jiān)測點位、監(jiān)測策略的不同，導(dǎo)致太湖大氣沉降通量計算結(jié)果存在差異性[9-10]. 因此，為了能夠更好地呈現(xiàn)“十一五”“十二五”期間太湖流域大氣濕沉降的演變特征，該研究對比分析了2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月降水監(jiān)測結(jié)果，以期為太湖流域大氣沉降的演變提供一定的科學(xué)參考和數(shù)據(jù)積累.

1 材料與方法

1.1 采樣點設(shè)置

于2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月共開展了兩次環(huán)太湖大氣濕沉降調(diào)查. 在環(huán)太湖周邊的大浮南村、周鐵鎮(zhèn)、長興縣、湖州市、吳江市、蘇州市以及西山等地布設(shè)了9個大氣干濕沉降監(jiān)測點，采樣點基本上都設(shè)在太湖岸邊村莊，周圍沒有明顯的工業(yè)源污染. 此外，為了提高不同區(qū)域污染控制的可比性，將9個點位劃分為5個區(qū). 其中，S1、S2為西部湖區(qū)，S3、S4為南部湖區(qū)，S5、S6為東部湖區(qū)，S7為湖心區(qū)，S8、S9為北部湖區(qū). 具體監(jiān)測點位分布如圖1所示.

圖1 太湖流域大氣濕沉降監(jiān)測點位分布Fig.1 Monitoring sites of precipitation in Lake Taihu

1.2 樣品收集及分析測定方法

采用內(nèi)徑為φ150 mm的標(biāo)準(zhǔn)玻璃降塵缸收集大氣中的干濕沉降物. 降塵缸放置在特制的高于地面1.5 m處的鐵質(zhì)采樣架中. 降塵缸口安設(shè)不銹鋼網(wǎng)罩以防止鳥類等飛禽的活動干擾，每月采集降塵樣品1次. 不考慮降塵缸所收集液體可能發(fā)生的各種物理、化學(xué)、生物過程，測定液體的體積和ρ(TN)、ρ(TP)，計算總沉降通量. 降水樣品收集參考GBT 13580.2—1992《大氣降水樣品的采集與保存標(biāo)注》. 濕沉降采樣頻次按實際降水周期及降水過程確定，每月不低于1次.ρ(TN)采用GB 11894—1989《堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法》測定；ρ(TP)采用GB 11893—1989《過硫酸鉀消解鉬酸銨分光光度法》測定. 測定分析設(shè)定3個平行樣品，控制平行樣品誤差范圍在10%以內(nèi).

1.3 濕沉降通量計算方法

降水中營養(yǎng)鹽月、季、年平均質(zhì)量濃度用雨量加權(quán)平均算得[11]，計算公式：

(1)

式中：Cm,s,y為營養(yǎng)鹽月、季、年均質(zhì)量濃度，mgL；Ci為第i次濕沉降中某元素的質(zhì)量濃度，mgL；Hi為第i次濕沉降的降水量，mm.

月、季、年沉降率可用月、季、年雨量加權(quán)平均質(zhì)量濃度與該月(季、年)總降水量的乘積求得，計算公式：

Fm,s,y=K×Cm,s,y×Rm,s,y

(2)

式中：K為換算系數(shù)，該研究取值為1，L·kg(mg·mm·km2)；Fm,s,y為月、季、年沉降率，kgkm2；Rm,s,y為月、季、年降水量，mm. 太湖年沉降通量用9個采樣點的年沉降率平均值與太湖湖面面積(湖面面積以 2 338 km2計)的乘積求得.

2 結(jié)果與討論

2.1 降水量變化特征

表1為2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月降水量逐月統(tǒng)計結(jié)果. 由表1可見，環(huán)太湖2009年8月—2010年7月北部湖區(qū)、南部湖區(qū)、東部湖區(qū)、西部湖區(qū)、湖心區(qū)年累積平均降水量為 1 266.7 mm，范圍為 1 062.1～1 551.2 mm；2017年8月—2018年7月北部湖區(qū)、南部湖區(qū)、東部湖區(qū)、西部湖區(qū)、湖心區(qū)年累積平均降水量為 1 076.2 mm，范圍為997.5～1 138.8 mm，降水量下降約200 mm，相比2009年8月—2010年7月減少15%. 根據(jù)太湖健康狀況報告顯示[16]，2009年、2010年和2017年太湖流域平均降水量分別為 1 324、1 203 和 1 222 mm，與常年基本持平.

表1 2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月太湖降水量逐月統(tǒng)計結(jié)果 Table 1 Monthly statistics of precipitation of the Lake Taihu from August 2009 to July 2010 and August 2017 to July 2018 mm

圖2 太湖濕沉降中ρ(TN)逐月特征Fig.2 Monthly characteristics of TN concentration in wet deposition of Lake Taihu

2.2 降水中ρ(TN)、ρ(TP)變化特征

由圖2可見，2009年8月—2010年7月降水中ρ(TN)范圍為0.10～7.90 mgL，平均值為3.17 mgL，變異系數(shù)為55%. 2017年8月—2018年7月降水中ρ(TN)范圍為1.51～5.13 mgL，平均值為3.16 mgL，變異系數(shù)為25%. 兩個年度對比發(fā)現(xiàn)，降水中ρ(TN)平均值較為接近，但T檢驗結(jié)果表明兩個年度之間ρ(TN)存在顯著差異性(P<0.01). 從降水中ρ(TN)分布上看，2009年8月—2010年7月ρ(TN)范圍波動較大，2月全湖降水中ρ(TN)平均值高達(dá)6.8 mgL，3月降水中ρ(TN)平均值又低于1.0 mgL，表明2月存在較高強度的污染. 與2009年8月—2010年7月相比，2017年8月—2018年7月ρ(TN)波動范圍變異較小，表明全年較高強度的污染事件減少，降水中ρ(TN)趨于恒定.

由圖3可見，2009年8月—2010年7月降水中ρ(TP)范圍為0.009～0.480 mgL，平均值為0.077 mgL，變異系數(shù)為130%. 2017年8月—2018年7月降水中ρ(TP)范圍為0.024～0.088 mgL，平均值為0.056 mgL，變異系數(shù)為25%. 2017年8月—2018年7月ρ(TP)變化特征與ρ(TN)相似，2017年8月—2018年7月ρ(TP)變異較小，表明高強度污染事件的減少，全年降水中ρ(TP)趨于恒定. 此外，2009年8月—2010年7月ρ(TP)范圍波動較大，2月ρ(TN)、ρ(TP)均出現(xiàn)較高的檢測值. 根據(jù)謝瑞加等[12]對煙花爆竹集中燃放的大氣細(xì)顆粒物成分分析，表明煙花爆竹的燃放可導(dǎo)致大氣顆粒物增加[13-15]，致使降水中出現(xiàn)較高的營養(yǎng)鹽濃度.

圖3 環(huán)太湖濕沉降中ρ(TP)逐月特征Fig.3 Monthly characteristics of TP concentration in wet deposition of Lake Taihu

為探討大氣降水中氮、磷對湖體水質(zhì)脅迫程度，分別將2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月兩次年度調(diào)查數(shù)據(jù)與2010年和2017年太湖水環(huán)境質(zhì)量公報水質(zhì)數(shù)據(jù)對比. 2009年8月—2010年7月降水中ρ(TN)、ρ(TP)年均值分別為3.170和0.080 mgL，相比于2009年湖體水質(zhì)〔ρ(TN)、ρ(TP)年均值分別為2.260、0.062 mgL〕分別高出40%和30%. 2017年8月—2018年7月降水中ρ(TN)、ρ(TP)年均值分別為3.160和0.060 mgL，其中，降水中ρ(TP)年均值低于2017年湖體水質(zhì)，降水中ρ(TN)相比于2017年湖體水質(zhì)〔ρ(TN)為1.600 mgL〕高出98%.

2020年太湖湖體水質(zhì)ρ(TN)、ρ(TP)規(guī)劃目標(biāo)分別為2.00和0.05 mgL[16]，將2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月兩次降水調(diào)查數(shù)據(jù)繪制濃度頻次直方圖(見圖4)，與太湖湖體水質(zhì)目標(biāo)對比可知，60%降水事件中ρ(TP)高于太湖湖體水質(zhì)規(guī)劃目標(biāo)，85%降水中ρ(TN)高于太湖湖體水質(zhì)規(guī)劃目標(biāo). 兩次調(diào)查降水中ρ(TN)平均值遠(yuǎn)高于水體富營養(yǎng)化閾值(0.2 mgL)[17]，因此大氣濕沉降中的營養(yǎng)鹽對太湖富營養(yǎng)化的貢獻(xiàn)不可忽視.

2.3 TN、TP濕沉降率時空演變特征

2009年8月—2010年7月TN濕沉降率范圍為 3 707～6 686 kg(km2·a)，平均值為 4 864 kg(km2·a)；TP濕沉降率范圍為35～236 kg(km2·a)，平均值為118 kg(km2·a). 2017年8月—2018年7月TN濕沉降率范圍為 2 756～3 966 kg(km2·a)，平均值為 3 268 kg(km2·a)；TP濕沉降率范圍為45～66 kg(km2·a)，平均值為56 kg(km2·a). 與2009年8月—2010年7月相比，2017年8月—2018年7月TN、TP平均濕沉降率分別下降33%、53%，大氣濕沉降作為太湖湖體TN、TP輸入源具有改善的特征.

注： 虛線為湖體水質(zhì)規(guī)劃目標(biāo).

圖5 太湖TN濕沉降率空間分布特征Fig.5 Spatial distribution of TN of wet deposition rates (WDR) in Lake Taihu

為了探討太湖流域濕沉降率空間分布特征，將2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月TN、TP濕沉降率繪制空間差值圖(見圖5、6). 由圖5、6可見，與2009年8月—2010年7月相比，2017年8月—2018年7月太湖TN、TP濕沉降率相對較低，且空間變異較小. 2009年8月—2010年7月調(diào)查結(jié)果顯示，TN濕沉降率峰值出現(xiàn)在太湖南部地區(qū)，TP濕沉降率峰值出現(xiàn)在太湖北部地區(qū)；2017年8月—2018年7月調(diào)查結(jié)果顯示，TN濕沉降率峰值出現(xiàn)在太湖北部地區(qū)，TP濕沉降率峰值出現(xiàn)在太湖西南地區(qū). 兩個年度TN、TP濕沉降率在空間分布具有一定相反趨勢. 由于磷循環(huán)缺少氣態(tài)循環(huán)過程，而且風(fēng)對顆粒物質(zhì)量濃度影響大于對氣體濃度的影響[18]，因此風(fēng)的驅(qū)動下將改變氮、磷進(jìn)入湖體的途徑和區(qū)域. 太湖TP以干沉降為主，TN以濕沉降為主[7,19-24]，該研究也一定程度上證實了這一推論. 再者，Janh?ll等[25]在綜述城市顆粒物污染與城市植被關(guān)系中，闡述了空氣濕度的變化對于大氣沉降具有顯著的影響. 太湖TN、TP濕沉率逐次降低的空間分布特征是否由于濕度導(dǎo)致，還需進(jìn)一步規(guī)劃調(diào)查方案進(jìn)行論證.

2.4 TN、TP濕沉降通量演變趨勢

以太湖湖面面積 2 338 km2計，采用2017年8月—2018年7月監(jiān)測的雨水中TN、TP沉降率平均值估算其通過降水輸入太湖的負(fù)荷量，結(jié)果如表2所示. 由表2可見，2017年8月—2018年7月太湖流域大氣TN、TP濕沉降通量分別為7 641和131 t. 大氣濕沉降輸入太湖的TN、TP通量呈現(xiàn)下降趨勢；與2009年8月—2010年7月相比，大氣濕沉降中TN、TP的年沉降總量分別為 10 868 和247 t，分別下降30%、47%，與2002—2003年研究結(jié)果接近.

根據(jù)大氣濕沉降通量公式可知，沉降通量與降水量和質(zhì)量濃度相關(guān). 從降水量方面分析，2009年8月—2010年7月研究環(huán)湖降水量，北部湖區(qū)、南部湖區(qū)、東部湖區(qū)、西部湖區(qū)以及湖心區(qū)5個分區(qū)累計平均降水量為 1 266.7 mm，2017年8月—2018年7月北部湖區(qū)、南部湖區(qū)、東部湖區(qū)、西部湖區(qū)以及湖心區(qū)5個分區(qū)累計降水量為 1 076 mm. 降水量下降約200 mm，相比2009年8月—2010年7月減少15%. 此外，相關(guān)研究[18]表明，不同降水類型對于ρ(TN)、ρ(TP)影響也較為顯著，一般小于10 mm的降水以及降水初期ρ(TN)、ρ(TP)相對較高. 2017年9月24日，江蘇省特大暴雨致使省內(nèi)20多個站點降水量均超過9月下旬歷史極值. 雖然，從溫度、濕度、氣壓、氣團(tuán)來源等角度開展了諸多氣象要素氣溶膠污染濃度和組成影響的研究[26-30]，但極端氣象條件對于年度間沉降通量變化也有一定的影響作用.

圖6 太湖TP濕沉降率空間分布特征Fig.6 Spatial distribution of TP of wet deposition rates (WDR) in Lake Taihu

表2 太湖TN和TP大氣濕沉降歷史特征

從降水中ρ(TN)、ρ(TP)分析，2009年8月—2010年7月與2017年8月—2018年7月降水中ρ(TN)、ρ(TP)平均值比較(T檢驗)，差異性顯著(P<0.01). 結(jié)合兩個年度ρ(TN)、ρ(TP)平均值可知，2017—2018年降水中ρ(TN)、ρ(TP)相比于2009年8月—2010年7月顯著降低. 大氣降水中ρ(TN)、ρ(TP)主要受區(qū)域污染源的影響[31-35]. 自2007年4月底，太湖梅梁湖藍(lán)藻水華大規(guī)模集中暴發(fā)，引發(fā)無錫供水危機事件后，太湖流域大力推進(jìn)產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整和升級，對印染、化工、醫(yī)藥、電鍍、制革等6個重點行業(yè)實行“關(guān)、停、并、轉(zhuǎn)”措施，以加快流域清潔水平. 朱威等[36]調(diào)查到太湖流域累計實施工業(yè)企業(yè)提標(biāo)改造 2 100 家、關(guān)閉重污染化工企業(yè) 5 300 家、關(guān)停不達(dá)標(biāo)排放企業(yè) 1 000 家、實施清潔生產(chǎn)審核企業(yè) 4 900 家，以及取締、關(guān)停和遷移畜禽養(yǎng)殖場 1 800 多處. 因此，流域污染源得到有效整治，對于區(qū)域大氣質(zhì)量以及降水中ρ(TN)、ρ(TP)水平均具有一定的改善作用.

3 結(jié)論

a) 2009年8月—2010年7月降水中ρ(TN)范圍為0.10～7.90 mgL，平均值為3.17 mgL，變異系數(shù)為55%.ρ(TP)范圍為0.009～0.480 mgL，平均值為0.077 mgL，變異系數(shù)為130%. 2017年8月—2018年7月調(diào)查降水中ρ(TN)范圍為1.51～5.13 mgL，平均值為3.16 mgL，變異系數(shù)為25%.ρ(TP)范圍為0.024～0.088 mgL，平均值為0.056 mgL，變異系數(shù)為25%. 2009年8月—2010年7月與2017年8月—2018年7月降水中ρ(TN)、ρ(TP)平均值比較(T檢驗)，差異性顯著(P<0.01). 結(jié)合兩個年度降水中ρ(TN)、ρ(TP)變異系數(shù)，表明較高強度的污染釋放情況減少，降水中ρ(TN)、ρ(TP)全年趨于穩(wěn)定.

b) 2009年8月—2010年7月TN濕沉降率平均值為 4 864 kg(km2·a)，TP濕沉降率平均值為118 kg(km2·a). 2017年8月—2018年7月TN濕沉降率平均值為 3 268 kg(km2·a)，TP濕沉降率平均值為56 kg(km2·a). 與2009年8月—2010年7月相比，2017年8月—2018年7月TN、TP濕沉降率平均值分別下降33%、53%. 在空間分布特征上，兩次調(diào)查結(jié)果相比，2017年8月—2018年7月太湖TN、TP濕沉降率相對較低，且空間變異小，表明太湖流域TN、TP濕沉降空間分布趨于均勻.

c) 2017年8月—2018年7月太湖流域大氣TN、TP濕沉降通量分別為7 641和131 t，與2009年8月—2010年7月相比，TN、TP沉積通量分別下降30%、47%.