2009—2018年太湖大气湿沉降氮磷特征对比研究

牛 勇, 牛 远, 王琳杰, 余 辉

中国环境科学研究院， 湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室， 北京 100012

从水体富营养化防治角度，大气沉降氮、磷相较于其他污染源，由于其相对贡献量较小而被忽视. 但相关研究表明，当氮沉降通量在25×102mgm2以上时，生态系统就将处于氮饱和状态[1]，并加速土壤酸化和水体富营养化[2]. 根据国内外研究来看，大气沉降已经成为部分河口、海域及淡水湖泊营养盐输入的主要污染源[3]. 近年来，以雾霾为热点的大气环境问题的报道日益增多，使得大气沉降领域成为近几年研究热点之一[4-6].

太湖是国家确定的“三河三湖”水污染防治的重点湖泊之一，更是江苏省水污染防治的重中之重，太湖流域大气湿沉降ρ(TN)已超过太湖水体2020年规划目标值(2.0 mgL)，这一不可控因素成为了科学确定太湖水质保护目标的重要问题. 余辉等[7]研究表明，太湖TN和TP的年湿沉降总量分别为同期河流入湖负荷的18.6%和11.9%. TI等[8]研究表明，太湖流域TN沉降通量占湖体TN负荷的33.3%. 大气沉降是太湖流域氮、磷输入的重要途径,因此开展环太湖流域大气沉降特征调查是太湖流域污染源控制不可或缺的工作.

经过“十一五”“十二五”太湖流域水污染防治工作的推进，太湖水体富营养化问题得到初步遏制. 但是太湖水体富营养化防治工作依然受到政府和学术界的广泛关注. 其中，大气沉降作为湖体氮、磷输入的途径之一，其在太湖富营养化治理过程中的时空变化情况尚未明晰. 由于监测点位、监测策略的不同，导致太湖大气沉降通量计算结果存在差异性[9-10]. 因此，为了能够更好地呈现“十一五”“十二五”期间太湖流域大气湿沉降的演变特征，该研究对比分析了2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月降水监测结果，以期为太湖流域大气沉降的演变提供一定的科学参考和数据积累.

1 材料与方法

1.1 采样点设置

于2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月共开展了两次环太湖大气湿沉降调查. 在环太湖周边的大浮南村、周铁镇、长兴县、湖州市、吴江市、苏州市以及西山等地布设了9个大气干湿沉降监测点，采样点基本上都设在太湖岸边村庄，周围没有明显的工业源污染. 此外，为了提高不同区域污染控制的可比性，将9个点位划分为5个区. 其中，S1、S2为西部湖区，S3、S4为南部湖区，S5、S6为东部湖区，S7为湖心区，S8、S9为北部湖区. 具体监测点位分布如图1所示.

图1 太湖流域大气湿沉降监测点位分布Fig.1 Monitoring sites of precipitation in Lake Taihu

1.2 样品收集及分析测定方法

采用内径为φ150 mm的标准玻璃降尘缸收集大气中的干湿沉降物. 降尘缸放置在特制的高于地面1.5 m处的铁质采样架中. 降尘缸口安设不锈钢网罩以防止鸟类等飞禽的活动干扰，每月采集降尘样品1次. 不考虑降尘缸所收集液体可能发生的各种物理、化学、生物过程，测定液体的体积和ρ(TN)、ρ(TP)，计算总沉降通量. 降水样品收集参考GBT 13580.2—1992《大气降水样品的采集与保存标注》. 湿沉降采样频次按实际降水周期及降水过程确定，每月不低于1次.ρ(TN)采用GB 11894—1989《碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》测定；ρ(TP)采用GB 11893—1989《过硫酸钾消解钼酸铵分光光度法》测定. 测定分析设定3个平行样品，控制平行样品误差范围在10%以内.

1.3 湿沉降通量计算方法

降水中营养盐月、季、年平均质量浓度用雨量加权平均算得[11]，计算公式：

(1)

式中：Cm,s,y为营养盐月、季、年均质量浓度，mgL；Ci为第i次湿沉降中某元素的质量浓度，mgL；Hi为第i次湿沉降的降水量，mm.

月、季、年沉降率可用月、季、年雨量加权平均质量浓度与该月(季、年)总降水量的乘积求得，计算公式：

Fm,s,y=K×Cm,s,y×Rm,s,y

(2)

式中：K为换算系数，该研究取值为1，L·kg(mg·mm·km2)；Fm,s,y为月、季、年沉降率，kgkm2；Rm,s,y为月、季、年降水量，mm. 太湖年沉降通量用9个采样点的年沉降率平均值与太湖湖面面积(湖面面积以 2 338 km2计)的乘积求得.

2 结果与讨论

2.1 降水量变化特征

表1为2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月降水量逐月统计结果. 由表1可见，环太湖2009年8月—2010年7月北部湖区、南部湖区、东部湖区、西部湖区、湖心区年累积平均降水量为 1 266.7 mm，范围为 1 062.1～1 551.2 mm；2017年8月—2018年7月北部湖区、南部湖区、东部湖区、西部湖区、湖心区年累积平均降水量为 1 076.2 mm，范围为997.5～1 138.8 mm，降水量下降约200 mm，相比2009年8月—2010年7月减少15%. 根据太湖健康状况报告显示[16]，2009年、2010年和2017年太湖流域平均降水量分别为 1 324、1 203 和 1 222 mm，与常年基本持平.

表1 2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月太湖降水量逐月统计结果 Table 1 Monthly statistics of precipitation of the Lake Taihu from August 2009 to July 2010 and August 2017 to July 2018 mm

图2 太湖湿沉降中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)变化特征

由图2可见，2009年8月—2010年7月降水中ρ(TN)范围为0.10～7.90 mgL，平均值为3.17 mgL，变异系数为55%. 2017年8月—2018年7月降水中ρ(TN)范围为1.51～5.13 mgL，平均值为3.16 mgL，变异系数为25%. 两个年度对比发现，降水中ρ(TN)平均值较为接近，但T检验结果表明两个年度之间ρ(TN)存在显著差异性(P<0.01). 从降水中ρ(TN)分布上看，2009年8月—2010年7月ρ(TN)范围波动较大，2月全湖降水中ρ(TN)平均值高达6.8 mgL，3月降水中ρ(TN)平均值又低于1.0 mgL，表明2月存在较高强度的污染. 与2009年8月—2010年7月相比，2017年8月—2018年7月ρ(TN)波动范围变异较小，表明全年较高强度的污染事件减少，降水中ρ(TN)趋于恒定.

由图3可见，2009年8月—2010年7月降水中ρ(TP)范围为0.009～0.480 mgL，平均值为0.077 mgL，变异系数为130%. 2017年8月—2018年7月降水中ρ(TP)范围为0.024～0.088 mgL，平均值为0.056 mgL，变异系数为25%. 2017年8月—2018年7月ρ(TP)变化特征与ρ(TN)相似，2017年8月—2018年7月ρ(TP)变异较小，表明高强度污染事件的减少，全年降水中ρ(TP)趋于恒定. 此外，2009年8月—2010年7月ρ(TP)范围波动较大，2月ρ(TN)、ρ(TP)均出现较高的检测值. 根据谢瑞加等[12]对烟花爆竹集中燃放的大气细颗粒物成分分析，表明烟花爆竹的燃放可导致大气颗粒物增加[13-15]，致使降水中出现较高的营养盐浓度.

图3 环太湖湿沉降中ρ(TP)逐月特征Fig.3 Monthly characteristics of TP concentration in wet deposition of Lake Taihu

为探讨大气降水中氮、磷对湖体水质胁迫程度，分别将2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月两次年度调查数据与2010年和2017年太湖水环境质量公报水质数据对比. 2009年8月—2010年7月降水中ρ(TN)、ρ(TP)年均值分别为3.170和0.080 mgL，相比于2009年湖体水质〔ρ(TN)、ρ(TP)年均值分别为2.260、0.062 mgL〕分别高出40%和30%. 2017年8月—2018年7月降水中ρ(TN)、ρ(TP)年均值分别为3.160和0.060 mgL，其中，降水中ρ(TP)年均值低于2017年湖体水质，降水中ρ(TN)相比于2017年湖体水质〔ρ(TN)为1.600 mgL〕高出98%.

2020年太湖湖体水质ρ(TN)、ρ(TP)规划目标分别为2.00和0.05 mgL[16]，将2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月两次降水调查数据绘制浓度频次直方图(见图4)，与太湖湖体水质目标对比可知，60%降水事件中ρ(TP)高于太湖湖体水质规划目标，85%降水中ρ(TN)高于太湖湖体水质规划目标. 两次调查降水中ρ(TN)平均值远高于水体富营养化阈值(0.2 mgL)[17]，因此大气湿沉降中的营养盐对太湖富营养化的贡献不可忽视.

2.3 TN、TP湿沉降率时空演变特征

2009年8月—2010年7月TN湿沉降率范围为 3 707～6 686 kg(km2·a)，平均值为 4 864 kg(km2·a)；TP湿沉降率范围为35～236 kg(km2·a)，平均值为118 kg(km2·a). 2017年8月—2018年7月TN湿沉降率范围为 2 756～3 966 kg(km2·a)，平均值为 3 268 kg(km2·a)；TP湿沉降率范围为45～66 kg(km2·a)，平均值为56 kg(km2·a). 与2009年8月—2010年7月相比，2017年8月—2018年7月TN、TP平均湿沉降率分别下降33%、53%，大气湿沉降作为太湖湖体TN、TP输入源具有改善的特征.

注： 虚线为湖体水质规划目标.

图5 太湖TN湿沉降率空间分布特征Fig.5 Spatial distribution of TN of wet deposition rates (WDR) in Lake Taihu

为了探讨太湖流域湿沉降率空间分布特征，将2009年8月—2010年7月和2017年8月—2018年7月TN、TP湿沉降率绘制空间差值图(见图5、6). 由图5、6可见，与2009年8月—2010年7月相比，2017年8月—2018年7月太湖TN、TP湿沉降率相对较低，且空间变异较小. 2009年8月—2010年7月调查结果显示，TN湿沉降率峰值出现在太湖南部地区，TP湿沉降率峰值出现在太湖北部地区；2017年8月—2018年7月调查结果显示，TN湿沉降率峰值出现在太湖北部地区，TP湿沉降率峰值出现在太湖西南地区. 两个年度TN、TP湿沉降率在空间分布具有一定相反趋势. 由于磷循环缺少气态循环过程，而且风对颗粒物质量浓度影响大于对气体浓度的影响[18]，因此风的驱动下将改变氮、磷进入湖体的途径和区域. 太湖TP以干沉降为主，TN以湿沉降为主[7,19-24]，该研究也一定程度上证实了这一推论. 再者，Janhäll等[25]在综述城市颗粒物污染与城市植被关系中，阐述了空气湿度的变化对于大气沉降具有显著的影响. 太湖TN、TP湿沉率逐次降低的空间分布特征是否由于湿度导致，还需进一步规划调查方案进行论证.

2.4 TN、TP湿沉降通量演变趋势

以太湖湖面面积 2 338 km2计，采用2017年8月—2018年7月监测的雨水中TN、TP沉降率平均值估算其通过降水输入太湖的负荷量，结果如表2所示. 由表2可见，2017年8月—2018年7月太湖流域大气TN、TP湿沉降通量分别为7 641和131 t. 大气湿沉降输入太湖的TN、TP通量呈现下降趋势；与2009年8月—2010年7月相比，大气湿沉降中TN、TP的年沉降总量分别为 10 868 和247 t，分别下降30%、47%，与2002—2003年研究结果接近.

根据大气湿沉降通量公式可知，沉降通量与降水量和质量浓度相关. 从降水量方面分析，2009年8月—2010年7月研究环湖降水量，北部湖区、南部湖区、东部湖区、西部湖区以及湖心区5个分区累计平均降水量为 1 266.7 mm，2017年8月—2018年7月北部湖区、南部湖区、东部湖区、西部湖区以及湖心区5个分区累计降水量为 1 076 mm. 降水量下降约200 mm，相比2009年8月—2010年7月减少15%. 此外，相关研究[18]表明，不同降水类型对于ρ(TN)、ρ(TP)影响也较为显著，一般小于10 mm的降水以及降水初期ρ(TN)、ρ(TP)相对较高. 2017年9月24日，江苏省特大暴雨致使省内20多个站点降水量均超过9月下旬历史极值. 虽然，从温度、湿度、气压、气团来源等角度开展了诸多气象要素气溶胶污染浓度和组成影响的研究[26-30]，但极端气象条件对于年度间沉降通量变化也有一定的影响作用.

图6 太湖TP湿沉降率空间分布特征Fig.6 Spatial distribution of TP of wet deposition rates (WDR) in Lake Taihu

表2 太湖TN和TP大气湿沉降历史特征

从降水中ρ(TN)、ρ(TP)分析，2009年8月—2010年7月与2017年8月—2018年7月降水中ρ(TN)、ρ(TP)平均值比较(T检验)，差异性显著(P<0.01). 结合两个年度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月显著降低. 大气降水中ρ(TN)、ρ(TP)主要受区域污染源的影响[31-35]. 自2007年4月底，太湖梅梁湖蓝藻水华大规模集中暴发，引发无锡供水危机事件后，太湖流域大力推进产业结构调整和升级，对印染、化工、医药、电镀、制革等6个重点行业实行“关、停、并、转”措施，以加快流域清洁水平. 朱威等[36]调查到太湖流域累计实施工业企业提标改造 2 100 家、关闭重污染化工企业 5 300 家、关停不达标排放企业 1 000 家、实施清洁生产审核企业 4 900 家，以及取缔、关停和迁移畜禽养殖场 1 800 多处. 因此，流域污染源得到有效整治，对于区域大气质量以及降水中ρ(TN)、ρ(TP)水平均具有一定的改善作用.

3 结论

a) 2009年8月—2010年7月降水中ρ(TN)范围为0.10～7.90 mgL，平均值为3.17 mgL，变异系数为55%.ρ(TP)范围为0.009～0.480 mgL，平均值为0.077 mgL，变异系数为130%. 2017年8月—2018年7月调查降水中ρ(TN)范围为1.51～5.13 mgL，平均值为3.16 mgL，变异系数为25%.ρ(TP)范围为0.024～0.088 mgL，平均值为0.056 mgL，变异系数为25%. 2009年8月—2010年7月与2017年8月—2018年7月降水中ρ(TN)、ρ(TP)平均值比较(T检验)，差异性显著(P<0.01). 结合两个年度降水中ρ(TN)、ρ(TP)变异系数，表明较高强度的污染释放情况减少，降水中ρ(TN)、ρ(TP)全年趋于稳定.

b) 2009年8月—2010年7月TN湿沉降率平均值为 4 864 kg(km2·a)，TP湿沉降率平均值为118 kg(km2·a). 2017年8月—2018年7月TN湿沉降率平均值为 3 268 kg(km2·a)，TP湿沉降率平均值为56 kg(km2·a). 与2009年8月—2010年7月相比，2017年8月—2018年7月TN、TP湿沉降率平均值分别下降33%、53%. 在空间分布特征上，两次调查结果相比，2017年8月—2018年7月太湖TN、TP湿沉降率相对较低，且空间变异小，表明太湖流域TN、TP湿沉降空间分布趋于均匀.

c) 2017年8月—2018年7月太湖流域大气TN、TP湿沉降通量分别为7 641和131 t，与2009年8月—2010年7月相比，TN、TP沉积通量分别下降30%、47%.