火電廠大氣污染物排放標準對區域酸沉降影響的數值模擬

王占山,潘麗波,李云婷,徐文帥,聶 滕,孫兆彬(.北京市環境保護監測中心,北京 0008；.中國環境科學研究院環境基準與風險評估國家重點實驗室,北京 000；.北京市環境保護科學研究院,國家城市環境污染控制工程技術研究中心,北京 0007；.中國氣象局京津冀環境氣象預報預警中心,北京 00089)

火電廠大氣污染物排放標準對區域酸沉降影響的數值模擬

王占山1*,潘麗波2,李云婷1,徐文帥1,聶 滕3,孫兆彬4(1.北京市環境保護監測中心,北京 100048；2.中國環境科學研究院環境基準與風險評估國家重點實驗室,北京 100012；3.北京市環境保護科學研究院,國家城市環境污染控制工程技術研究中心,北京 100037；4.中國氣象局京津冀環境氣象預報預警中心,北京 100089)

設計了火電廠實施2003版排放標準和2011版排放標準兩種排放情景,運用Models-3/CMAQ模型系統分別模擬各情景到2015年的硫、氮沉降量,探討2011版火電排放標準對我國大陸地區酸沉降的影響.研究表明,2011版火電標準能夠有效改善我國的硫沉降狀況,相比于實施 2003版標準,2011版標準實施后至 2015年我國大陸硫沉降總量降低了 18.58%,年均硫沉降強度大于 3.2t/km2的面積減少了86.40%;2011版火電標準對我國氮沉降狀況也起到了一定的改善作用,標準實施后到2015年我國大陸氮沉降總量降低了9.28%,年均氮沉降強度大于4.0t/km2的面積減少了27.27%.

火電廠；排放標準；CMAQ；硫沉降；氮沉降；數值模擬

大氣酸沉降是指大氣中的酸性物質通過干沉降和濕沉降兩種途徑遷移到地表的過程,濕沉降主要包括降雨和降雪,干沉降是指除降水(雨、雪)以外的天氣條件下在大氣中發生的所有物理沉降過程(重力沉降、湍流擴散、布朗擴散及碰撞等)[1-2].酸沉降對生態環境有著多方面的影響,如改變土壤理化性質,造成土壤酸化[3];腐蝕樹木的蠟質層,破壞植物生態結構,危害森林生態系統[4];降低水體pH值,導致部分水生生物死亡,從而打破水生生態系統平衡;另外酸沉降還會腐蝕建筑物、造成農作物減產[5]以及危害人體健康[6].我國對酸沉降的研究始于20世紀20、30年代,自20世紀70年代起,我國對酸雨進行了大量的研究,北京、南京、上海、重慶和貴陽等城市相繼監測到酸雨[7-8].了解酸沉降的分布和特征是治理酸雨的前提,由于缺少系統的大范圍觀測資料,數值模擬成為酸沉降研究的有力工具[9].

火電廠是我國SO2和NOχ的主要排放源之一,截至 2010年底,全國電力裝機容量已達 9.62億kW,居世界第二位,其中火電為7.07億kW,占全國總裝機容量的73%[10].我國的能源結構決定了在今后相當長的時間內火電機組裝機容量還將不斷增長,由火電廠排放的SO2和NOχ若得不到有效控制,將直接影響我國酸沉降污染的治理進程.新修訂的《火電廠大氣污染物排放標準》[11](GB13223-2011)已于2012年1月1日起開始實施,本研究運用空氣質量模型系統 Models-3/CMAQ對2011版火電標準對我國大陸地區酸沉降的影響進行數值模擬,探討火電廠污染物減排對酸沉降狀況的改善,并對未來我國酸沉降污染的治理給出建議.

1 排放情景

選取 2010年作為基準年,2015年作為情景年,基準年主要用作模型系統的驗證和調試.在情景年設定了兩個排放情景:情景一(QJ1-2015)是指火電實施2003版排放標準時到2015年的排放狀況,情景二(QJ2-2015)是指火電實施2011版排放標準時到2015年的排放狀況.基準年中火電廠SO2和 NOχ排放量是根據 INTEX-B[12]項目中2006年火電廠的排放量和從2006年到2010年全國火電機組容量的增加量[13]估算得到;兩個排放情景中火電廠SO2和NOχ排放量參考了《火電廠大氣污染物排放標準》[11]編制說明(二次征求意見稿)中的測算數據.基準年和情景年中除火電廠外的其他排放源的污染物排放量參考了國內外學者對中國地區大氣污染源清單的研究成果[14-18]推算得來,為探討火電廠大氣污染物的排放對酸沉降的影響,本研究默認其他排放源在各情景的排放量不變,具體的SO2和NOχ排放量見表1.

表1 各排放情景SO2和NOχ排放量Table 1 SO2and NOχemission of QJ1 and QJ2

2 模型系統設置及驗證

2.1 模型系統設置

運行氣象模型 MM5(The Fifth-Generation NCAR/PSU Mesoscale Model)獲得2010年的氣象場,并以此作為兩個排放情景的氣象場.在處理污染源數據時用SMOKE(Sparse Matrix Operator Kernel Emissions)模型將排放數據內插到CMAQ模型網格點上,并將年排放量轉化為小時排放量.處理后得到的火電廠的NOχ和SO2排放量的空間分布趨勢(圖 1).MM5模型模擬區域的中心點為36°N、104°E,水平網格分辨率為60km,垂直層次為 34層,水平和垂直方向的網格數分別為 90和80,能覆蓋中國大部分地區(不包括南海群島);模型初始及邊界資料為 NCAR(National Center for Atmospheric Research)和 NCEP(National Centers for Environmental Prediction)的再分析逐日資料FNL數據,空間分辨率為1°×1°,時間分辨率是 6h;地形資料來自 USGS(United States Geological Survey)的 30s全球地形資料.在選用MM5模型的參數化方案時,參考了香港科技大學多年的 MM5模擬研究的最優設置[19],包括:Simple Ice顯式水汽方案、KF積云方案以及RRTM 輻射方案等.使用 MCIP (Meteorologychemistry Interface Processor)將MM5的輸出結果插值到CMAQ模型區域和網格上,并將MM5的34層垂直網格映射為CMAQ模型的19層粗網格.CMAQ采用CB-IV氣相化學機制,物理過程的水平平流和垂直對流采用PPM解法,垂直擴散采用Crank-Nicholson解法,并考慮了干沉降和濕沉降過程.CMAQ各層的 Sigma值分別為1.0000、0.9975、0.9950、0.9900、0.9800、0.9700、0.9600、0.9400、0.9200、0.9000、0.8750、0.8500、0.8200、0.7550、0.6850、0.5800、0.5100、0.4400、0. 3200和0.0000,大致對應高度0, 37, 75, 150, 300, 450, 600, 900, 1200, 1500, 1875, 2250, 2700, 3675, 4725, 6300, 7350, 8400, 10200和15000m.

圖1 火電廠NOχ和SO2排放量空間分布趨勢Fig.1 Spatial distribution of NOχand SO2emission for thermal power plants

2.2 模型系統驗證

目前,一般使用地面觀測數據、飛機航測數據或衛星遙感數據對模型結果進行驗證,其中地面觀測數據取自分散的地面監測點,數據分布范圍廣且有較高的準確度,是目前國內用于驗證模型結果的主要數據來源.在進行 MM5模型驗證時,從National Climatic Data Center (NCDC)公布的中國358個站點的氣象數據中選取了10個城市2010年1、4、7、10月份的觀測數據,與MM5模擬的地面2m溫度(T2)、地面10m風速(WS10)和降水量(PRE)進行比對.這 10個城市為北京、合肥、南京、廣州、上海、蘭州、武漢、沈陽、杭州和重慶.用到的統計參數包括平均觀測值(Mean OBS)、平均模擬值(Mean SIM)、均方根誤差(RMSE)、標準平均偏差(NMB)、標準平均誤差(NME)、平均相對偏差(MFB)、平均相對誤差(MFE)和相關系數R,結果見表2.(式中 M為模擬值,O為觀測值)

表2 氣象參數的觀測值和模擬值的統計參數Table 2 Performance statistical parameters for meteorological variables

王麗濤等[20]運用 MM5在與本研究相似的模擬區域的模擬結果顯示,溫度、風速的均方根誤差分別為3.0到3.3和1.8到2.0;Wu等[21]運用MM5在美國北卡羅來納州的模擬結果顯示,風速的均方根誤差介于1.8到2.0之間;Zhang等[22]運用MM5在中國地區的模擬結果顯示,溫度的NMB、NME和R分別為-34.%1到-3.0%、16%到63.1%以及0.6到0.9,風速的NMB、NME和R分別為40%到101.5%、71%到118.9%以及0.4到0.5,降水量的NMB、NME和R分別為-34%到10%、110.0%到156.2%以及0.2到0.4;Zhang等[23]運用MM5在美國東南部地區的模擬結果顯示,溫度的平均NMB、NME和R分別為9%、11%和0.77,風速的平均NMB、NME和R分別為-21%、23%和0.62.本研究中 MM5模型的大多數模擬結果與其他學者的模擬結果相當,因此MM5的輸出結果較合理,可以作為CMAQ模型的氣象場.

由于缺少多點位連續的地面觀測資料,在進行 CMAQ的驗證時,使用的是根據各地公布的API值反推的污染物濃度值[24-25].選取了北京、上海、廣州和濟南這四個同時公布SO2、NO2和PM10三項污染物API值的城市,將推算的1、4、7、10月份的污染物日均值濃度與CMAQ模型的模擬值進行比對,見圖 2.觀測值和模擬值的統計參數的計算結果見表3.

Lu等[26]應用 CMAQ對中國地區的模擬結果顯示,SO2的NMB和NME分別為-51.85%到-12.7%和68.1%到77.3%;Wang等[27]應用CMAQ對亞太地區的模擬結果顯示,NO2的 NMB介于-61.2%和-81.3%之間;Boylan等[28]認為若同時滿足MFB≤±60%和MFE≤75%,則可認為CMAQ對顆粒物的模擬效果較好.由圖2和表3可以看出,模擬值與監測值具有較好的一致性,能反映出監測值的變化趨勢,統計參數也與其他學者的研究結果相當,可認為 CMAQ的模擬結果較合理,能滿足后續研究工作的需要.上海市NO2的模擬結果與其他城市相比精確度較低,可能是SMOKE模型在排放清單的時間和空間分配過程中存在的誤差導致的.

圖2 CMAQ模擬的SO2、NO2和PM10與觀測值的比對Fig.2 Comparison of SO2, NO2and PM10for observation and simulation

表3 SO2、NO2和PM10的觀測值和模擬值的統計參數Table 3 Performance statistical parameters for SO2, NO2and PM10

3 結果分析

將酸沉降分為硫沉降和氮沉降進行分析,將CMAQ模擬的沉降物種中的SO42-、H2SO4和SO2中的硫元素質量之和作為硫沉降量,將NO3-、HNO3、NO2、NH3、PAN和NH4+中的氮元素質量之和作為氮沉降量.

3.1 區域硫沉降量明顯降低

若火電繼續實施2003版標準,到2015年我國大陸地區的硫沉降總量約為 751.65×104t,其中濕沉降占到61.65%;濕沉降主要以SO42-為主,干沉降中主要以SO2為主.按省份來看,我國硫沉降量較高的省份有四川、河北、內蒙古、湖北、河南和山東等省,情景一中2015年這六個省的硫沉降量均超過了 35.00×104t,平均硫沉降量達到44.47×104t.按干濕沉降來看,受降水、溫度、濕度等的影響,不同地區的硫沉降中干濕沉降的組成也不同.北京、天津、河北、黑龍江和內蒙古等北方地區的硫沉降中干沉降占的比例較大;而四川、重慶、湖南、江蘇、浙江和上海等南方地區的硫沉降中則明顯以濕沉降為主.

火電實施2011版標準后到2015年我國大陸地區的硫沉降總量約為 611.99×104t,相比于情景一的降幅為18.58%(表4).由于硫沉降的化學組成相對簡單,且我國硫沉降的來源主要是 SO2的排放,因此火電廠 SO2的減排對模擬結果中的干濕沉降的比例沒有太大影響,與情景一中大致相同.火電實施2011版標準后,硫沉降的高值地區的沉降量明顯減少,2015年硫沉降量較高的六個省的平均沉降量降為35.19×104t,相對于情景一的降幅為20.87%,略大于硫沉降總量的降幅,說明我國硫沉降的高值區受火電廠減排的影響相對較大.按降幅來看,2015年各省硫沉降量與情景一相比降幅較大的省市有江蘇、廣東、山西、安徽和山東等,降幅均超過 25%,改善較小的省份有內蒙古、青海、新疆、云南和廣西等省(圖3).

3.2 硫沉降影響的范圍明顯縮小

若火電繼續實施2003版標準,到2015年我國將有較大面積的國土范圍受到硫沉降的影響.根據段雷等[29]的研究,我國土壤的硫沉降臨界負荷約為0.8～3.2t/km2,情景一中2015年我國硫沉降強度大于 3.2t/km2的面積約為 21.20×104km2,占到國土面積的 2.20%.按省份來看,我國硫沉降強度較高的省市有上海、天津、北京、江蘇和重慶等,這五個省份的平均硫沉降強度達到3.01t/km2.模擬區域的最大網格強度為4.16t/km2,落在四川省境內.

火電實施2011版標準后,我國受硫沉降影響的國土范圍明顯縮小.情景二中2015年我國年均硫沉降強度大于 3.2t/km2的面積約為2.88×104km2,相對于情景一的降幅為 86.40%,超過最大沉降負荷的國土面積大幅減少,具體見表5.硫沉降強度越小的地區,由火電減排帶來的硫沉降強度的改善幅度越小,也同樣能夠說明硫沉降的高值區受火電廠減排的影響相對較大.按省份來看,硫沉降強度較高的五個省市的平均硫沉降強度降為 2.52t/km2,相對于情景一的降幅為16.28%.模擬區域的最大網格強度降為3.28t/km2,降幅為 21.15%,見圖 4.火電實施新標準后,我國西南部川渝地區仍有部分區域年均硫沉降強度大于 2.0t/km2,這主要是受當地的工業和能源結構、燃煤硫含量以及氣象條件的影響.

表4 各情景陸地硫沉降量(×104t)Table 4 Sulfur deposition of QJ1 and QJ2(×104t)

圖3 不同情景下各省硫沉降量Fig.3 Sulfur deposition in each province of QJ1and QJ2

表5 各情景硫沉降影響面積(×104km2)Table 5 Sulfur deposition extent of QJ1 and QJ2(×104km2)

2011 版火電標準對我國硫沉降污染的治理起到了顯著的效果,未來建議對工業鍋爐等其他SO2排放源同步加強排放控制,可進一步改善我國的硫沉降狀況.對于硫沉降強度相對較高的四川、重慶和貴州等地區,建議首先要大力推進新能源的實施,如水電和風電等;其次要嚴格限制高硫煤的生產和使用,提高煤炭燃燒的脫硫能力.

3.3 區域氮沉降量有所下降

若火電繼續實施2003版標準,到2015年我國大陸地區的氮沉降量約為 1326.23×104t,其中濕沉降占到54.73%;濕沉降中主要包括NO3-濕沉降和 NH4+濕沉降,干沉降主要包括NO2干沉降、HNO3干沉降和 NH3干沉降.按省份來看,我國氮沉降量較高的省份有河南、河北、四川、內蒙古、湖北和山東等,情景一中 2015年這六個省份的氮沉降量均超過 65.00×104t,平均氮沉降量達76.93×104t.按干濕沉降來看,氮沉降中干濕沉降的比例同硫沉降呈現出相同的南北方的差異,另外由于干沉降中 NH3的沉降占到很大一部分,而 NH3主要是由畜牧養殖和氮肥使用等農業源排放的[30-31],因此我國的一些農業大省的氮沉降中干沉降的比例相對要高一點,如河南、山東等.

圖4 不同情景下我國陸地硫沉降強度模擬分布Fig.4 Sulfur deposition extent in Chinese mainland of QJ1 and QJ2

火電實施2011版標準后到2015年我國大陸地區的氮沉降總量約為1203.14×104t,相比于情景一的降幅只有9.28%,小于硫沉降量的降幅,具體見表6.這是因為氮沉降主要由NH3和NOχ兩種污染物排放引起的,而火電排放標準只能對NOχ的排放進行控制,因此難以顯著的減少氮沉降量;另外NOχ的化學活性強,對氮沉降的影響呈復雜的非線性關系.情景二中各省份氮沉降中干沉降的比例相對于情景一略有上升,也是因為設計的情景中NOχ減排而NH3未減排.火電實施2011版標準后,氮沉降的高值地區的沉降量有所減少,2015年氮沉降量較高的六個省的平均沉降量降為 69.85×104t,相對于情景一的降幅為9.20%,小于氮沉降總量的降幅,說明我國氮沉降量較低的地區受火電減排的影響相對更大一點,這與硫沉降受影響的規律是相反的.這是因為NH3容易發生近距離沉降,而火電是高架點源,排放的 NOχ相對更容易發生遠距離傳輸,因此一些偏遠的、經濟農業不發達的地區的氮沉降更容易受到火電排放 NOχ的影響.按降幅來看,2015年各省氮沉降量與情景一相比降幅較大的省市有內蒙古、陜西、山西、甘肅和遼寧等省(圖5),降幅均超過 10.00%,北京和上海等大型城市氮沉降量的降幅不明顯,除了受 NH3的排放影響外,還受到機動車排放的NOχ的影響.

表6 各情景陸地氮沉降量(×104t)Table 6 Nitrogen deposition of QJ1 and QJ2(×104t)

圖5 不同情景下各省氮沉降量Fig.5 Nitrogen deposition in each province of QJ1 and QJ2

3.4 氮沉降影響范圍有所縮小

表7 各情景氮沉降影響面積(×104km2)Table 7 Nitrogen deposition extent in QJ1 and QJ2(×104km2)

圖6 不同情景下我國陸地氮沉降強度模擬分布Fig.6 Nitrogen deposition extent in Chinese mainland of QJ1 and QJ2

根據段雷等[29]的研究,我國氮沉降量較高的東北平原、華北平原、長江中下游平原以及四川盆地等地區的氮沉降負荷約為 4.0t/km2.若火電繼續實施2003版標準,到2015年我國年均氮沉降強度大于 4.0t/km2的面積約為 7.92×104km2,約占國土面積的 0.83%.按省份來看,我國氮沉降強度較高的省市有上海、天津、北京、江蘇和河南等,情景一中2015年這個五個省市的平均氮沉降強度為3.56t/km2.模擬區域的最大網格強度為4.87t/km2,落在山東與河南的交界處.

火電實施2011版標準后,我國受氮沉降影響的國土范圍有所縮小.情景二中2015年我國年均氮沉降強度大于 4.0t/km2的面積約為 5.76× 104km2,相對于情景一的降幅為 27.27%(表 7).整體來看氮沉降強度越小的地區,由火電減排帶來的氮沉降強度的改善幅度越大,也同樣能夠說明氮沉降的低值區受火電廠減排的影響相對較大.按省份來看,氮沉降強度較高的五個省市的平均氮沉降強度降為3.24t/km2,相對于情景一的降幅為 8.99%.模擬區域的最大網格強度降為4.66t/km2,降幅為4.31%(圖6).火電實施新版標準后,我國受氮沉降影響的范圍有所縮小但不是十分明顯,整個華北平原以及湖南和湖北省的部分地區年均氮沉降強度仍相對較高.

造成我國氮沉降污染的排放源種類較多,結構復雜,要想徹底解決我國的氮沉降污染,只靠加強火電的排放控制是不夠的,未來建議采取措施加強畜牧養殖、氮肥使用等農業源的 NH3排放控制,并繼續減少機動車和工業鍋爐等其他排放源的NOχ排放.

4 結論

4.1 2011版火電標準能有效的改善我國的區域硫沉降狀況,新標準實施后,我國的區域硫沉降量明顯減少,受硫沉降影響的范圍也顯著縮小.與實施2003版標準相比,到2015年我國大陸地區的硫沉降總量減少了18.58%;年均硫沉降強度大于3.2,2.5,2.0,1.5t/km2的面積分別減少了86.40%、62.56%、57.45%和54.97%.

4.2 2011版火電標準能在一定程度上減輕我國的氮沉降污染.與實施2003版標準相比,到2015年我國大陸地區的氮沉降總量減少了 9.28%;年均氮沉降強度大于 4.0,3.0,2.5,2.0t/km2的面積分別減少了27.27%、27.43%、27.13%和28.61%.

[1]韓 燕,徐 虹,畢曉輝,等.降水對顆粒物的沖刷作用及其對雨水化學的影響 [J]. 中國環境科學, 2013,33(2):193-200.

[2]蔡陽陽,楊復沫,賀克斌,等.北京城區大氣干沉降的水溶性離子特征 [J]. 中國環境科學, 2011,31(7):1071-1076.

[3]林 巖,段 雷,楊永森,等.模擬氮沉降對高硫沉降地區森林土壤酸化的貢獻 [J]. 環境科學, 2007,28(3):640-646.

[4]段 雷,郝吉明,葉雪梅,等.中國土壤風化速率研究 [J]. 環境科學學報, 2000,20:1-7.

[5]朱玉梅,劉素美.東海大氣濕沉降中營養鹽的研究 [J]. 環境科學, 2011,32(9):2724-2731.

[6]王代長,蔣 新,卞永榮,等.酸沉降對生態環境的影響 [J]. 中國生態農業學報, 2003,11(1):107-109.

[7]王文興.中國酸雨成因研究 [J]. 中國環境科學, 1994,14(5): 323-329.

[8]張新民,柴發合,王淑蘭,等.中國酸雨研究現狀 [J]. 環境科學研究, 2010,(5):527-532.

[9]王自發,謝付瑩,王喜全,等.嵌套網格空氣質量預報模式系統的發展與應用 [J]. 大氣科學, 2006,30(5):778-790.

[10]燕中凱,滕 靜,張 倩.火電廠新標準對環保產業的拉動分析[J]. 環境保護, 2012,(9):34-37.

[11]GB 13223-2011 火電廠大氣污染物排放標準 [S].

[12]Zhang Q, Streets D G, Carmichael G R, et al. Asian emissions in 2006for the NASA INTEX-B mission [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2009,9(14):5131-5153.

[13]周 宏,陳麗娟,米建華.全國發電機組手冊 [M]. 北京:國家電力監管委員會電力可靠性管理中心, 2012,44-207.

[14]Streets D G, Bond T C, Carmichael G R, et al. An Inventory of Gaseous and Primary Aerosol Emission in Asia in the Year 2000 [J]. J. Geophys. Res.: Atmospheres (1984-2012), 2003,108(D21): 8809-8832.

[15]Zhang Q, Streets D G, He K B, et al. NOx emission trends for China, 1995-2004: The view from the ground and the view from space [J]. J. Geophys. Res., 2007,112(D22):D22306.

[16]Wei W, Wang S X, Chatani S, et al. Emission and speciation of non-methane volatile organic compounds from anthropogenic sources in China [J]. Atmos. Environ., 2008,42(20):4976-4988.

[17]Klimont Z, Cofala J, Xing J, et al. Projections of SO2, NOxand carbonaceous aerosols emissions in Asia [J]. Tellus B, 2009, 61(4):602-617.

[18]Lu Z, Zhang Q, Streets D G. Sulfur dioxide and primary carbonaceous aerosol emissions in China and India, 1996-2010 [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2011,11(18):9839-9864. [19]Huang J P, Fung J C H, Lau A K H. Integrated processes analysis and systematic meteorological classification of ozone episodes in Hong Kong [J]. J. Geophys. Res.: Atmospheres (1984-2012), 2006,111(D20):D20309.

[20]Wang L, Jang C, Zhang Y, et al. Assessment of air quality benefits from national air pollution control policies in China. Part I: Background, emission scenarios and evaluation of meteorological predictions [J]. Atmos. Environ., 2010,44(28):3442-3448.

[21]Wu S Y, Krishnan S, Zhang Y, et al. Modeling atmospheric transport and fate of ammonia in North Carolina-Part I: Evaluation of meteorological and chemical predictions [J]. Atmos. Environ., 2008,42(14):3419-3436.

[22]Zhang Y, Cheng S H, Chen Y S, et al. Application of MM5 in China: Model evaluation, seasonal variations, and sensitivity to horizontal grid resolutions [J]. Atmos. Environ., 2011,45(20): 3454-3465.

[23]Zhang Y, Liu P, Pun B, et al. A comprehensive performance evaluation of MM5-CMAQ for the Summer 1999 Southern Oxidants Study episode-Part I: Evaluation protocols, databases, and meteorological predictions [J]. Atmos. Environ., 2006,40(26): 4825-4838.

[24]Streets D G, Fu J S, Jang C J, et al. Air quality during the 2008 Beijing Olympic games [J]. Atmos. Environ., 2007,41(3):480-492.

[25]Fu J S, Streets D G, Jang C J, et al. Modeling regional/urban ozone and particulate matter in Beijing, China [J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2009,59(1):37-44.

[26]Lu Z, Streets D G, Zhang Q, et al. Sulfur dioxide emissions in China and sulfur trends in East Asia since 2000 [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2010,10(13):6311-6331.

[27]Wang K, Zhang Y, Jang C, et al. Modeling intercontinental air pollution transport over the trans-Pacific region in 2001 using the Community Multiscale Air Quality modeling system [J]. Journal of Geophysical Research: Atmospheres (1984-2012), 2009, 114(D4).

[28]Boylan J W, Russell A G. PM and light extinction model performance metrics, goals, and criteria for three-dimensional air quality models [J]. Atmos. Environ., 2006,40(26):4946-4959.

[29]段 雷,郝吉明,謝紹東,等.用穩態法確定中國土壤的硫沉降和氮沉降臨界負荷 [J]. 環境科學, 2002,23(2):7-12.

[30]李新艷,李恒鵬.中國大氣NH3和NOχ排放的時空分布特征 [J].中國環境科學, 2012,32(1):37-42.

[31]鄭丹楠,王雪松,謝紹東,等.2010年中國大氣氮沉降特征分析[J]. 中國環境科學, 2014,34(5):1089-1097.

Effect of emission standard of air pollutants for thermal power plants on regional acid deposition: a numerical simulation

WANG Zhan-shan1*, PAN Li-bo2, LI Yun-ting1, XU Wen-shuai1, NIE Teng3, SUN Zhao-bin4(1.Beijing Municipal Environmental Monitoring Center, Beijing 100012, China；2.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China；3.National Engineering Research Center for Urban Environmental Pollution Control, Beijing Municipal Research Institute of Environmental Protection, Beijing 100037, China；4.Environmental Meteorology Forecast Center of Beijing-Tianjin- Hebei, China Meteorological Administration, Beijing 100089, China). China Environmental Science, 2014,34(9)：2420～2429

Prediction scenarios by implementation of both 2003-version emission standard and 2011-version emission standard were set up. Nitrogen deposition and sulfur deposition of both scenarios in 2015 were simulated using Models-3/CMAQ to investigate the regional air quality improvement by the 2011-version emission standard. The results showed that the 2011-version emission standard can effectively improve sulfur deposition condition in China. Compared with the implementation results of 2003-version emission standard, by 2015, sulfur deposition in China mainland would be reduced by 18.58%, and the area with annual sulfur deposition higher than 3.2t/km2would be reduced by 86.40%, respectively. The 2011-version emission standard can improve nitrogen deposition condition in China to some degree. Compared with the implementation results of the 2003-version emission standard, by 2015, nitrogen deposition in China mainland would be reduced by 9.28%, and the area with annual nitrogen deposition higher than 4.0t/km2would be reduced by 27.27%, respectively.

thermal power plants；emission standards；CMAQ；sulfur deposition；nitrogen deposition；numerical simulation

X51

A

1000-6923(2014)09-2420-10

王占山(1987-),男,山東濰坊人,工程師,碩士,主要研究方向為大氣環境研究與模擬及空氣質量預報預警.發表論文8篇.

2014-02-10

環保公益性行業科研專項(201409005);北京市科技計劃課題(Z131100006113009)

* 責任作者, 工程師, 18701650609@163.com