城市湖泊總磷對干濕沉降和地表徑流污染的響應研究*

尹 珩 周超群 郭文思 湛 德 代曉穎 陳 璇

(1.武漢市生態環境局生態環境科技中心,湖北 武漢 430015;2.生態環境部長江流域生態環境監督管理局生態環境監測與科學研究中心,湖北 武漢 430010;3.中建三局綠色產業投資有限公司科學技術研究院,湖北 武漢 430056;4.武漢市城市防洪勘測設計院有限公司,湖北 武漢 430014)

水是支撐人類經濟及社會發展的重要資源,但因經濟快速發展和人口過度增長等因素造成的水環境污染逐漸成為當今世界各國亟需解決的重大環境難題。點源污染和面源污染是地表水體污染的兩大重要來源,隨著我國對點、面源污染認識程度的加深及相應治理措施的深入開展,點、面源對地表水體污染的貢獻率已經發生明顯變化。目前,很多水體點源污染逐漸得到有效控制,面源污染(如地表徑流和大氣沉降等)已漸成為水環境污染的重要來源[1]。

雨水在沖刷城市下墊面后形成的地表徑流,會攜帶大量的固態碎屑、空氣沉降物和車輛排放物等,對受納的水體造成污染[2]。趙登良等[3]研究發現,降雨時期濟南城區各下墊面徑流中總氮(TN)超標最為嚴重,是影響城區徑流綜合水質的重要因素。秦柳等[4]發現城市徑流污染對武漢南湖水體化學需氧量(COD)、氨氮、總磷(TP)的貢獻量僅次于排口污染。大氣中攜帶的氮磷等污染物在干濕沉降作用下匯入湖泊,成為部分湖泊營養鹽的主要輸入源[5]。VICARS等[6]對美國加州Sierra Nevada湖的研究表明,大氣沉降是湖體磷的主要來源,是造成該湖泊富營養的重要因素。GROSS等[7]研究了大氣磷沉降對以色列Kinneret湖的影響,發現磷沉降對該湖泊夏季TP濃度的貢獻率為5%～35%。任加國等[8]發現滇池大氣沉降中TN和TP的沉降量分別為河流入湖負荷的6.14%和12.76%。牛勇等[9]對2009—2018年太湖大氣濕沉降氮磷特征進行對比研究,發現大氣濕沉降中的營養鹽對太湖富營養化的貢獻不可忽視。彭秋桐等[10]2640發現大氣中可吸入顆粒物(PM10)和細顆粒物(PM2.5)隨著降雨的洗刷作用匯入湖泊,大氣污染狀況直接影響干濕沉降中污染物濃度。

盡管大量研究表明大氣干濕沉降及地表徑流等已成為城市水體最主要污染源之一,且其對污染的貢獻隨著點源污染的深入治理而逐步上升[11-12],但少有研究分析上述污染源對湖泊水質的影響,以及湖泊水質對上述污染源的響應。鑒于武漢市城區湖泊排口整治工作已基本完成,大氣沉降及地表徑流等面源污染對城區湖泊的影響日益凸顯,本研究以武漢市典型城市湖泊——東湖為例,通過分析大氣沉降、地表徑流和氣象條件等與湖泊水質變化的關系,研究城市湖泊水質對上述污染過程的響應,旨在為武漢市更全面的水污染控制管理和城市湖泊水質保護決策提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

東湖流域位于武漢市東南部,流域面積約128 km2,地處中亞熱帶北緣,四季分明,多年平均降雨量約1 200 mm,6—8月降雨量約占全年徑流總量的70%[13]。近年來,武漢市出臺了包括截污控污、底泥清淤、水生態修復、水位調蓄等一系列管理保障措施[14],2014年起東湖水質好轉,主湖水質可達到《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)中的Ⅲ類標準。

1.2 東湖流域土地利用遙感解譯

選用2019年的Landsat-8 OLI影像數據(http//www.usgs.gov),同時獲取地面地形的數字高程(DEM)數據。在ArcGIS 10.1中對東湖的DEM數據進行裁剪和水文分析、提取掩膜和轉換等流程,獲取湖泊的流域矢量圖。在ENVI 5.3軟件中對2019年的影像進行圖像預處理后,依據《土地利用現狀分類》(GB/T 21010-2017)對土地利用類型進行分類解譯,同時利用影像數據進行人工目視校正。

1.3 樣點布設與樣品采集分析

1.3.1 樣點布設

結合東湖流域土地現狀,在匯水子單元為城市用地區域,選擇一處雨水排口(114°21′40.00″E,30°32′51.35″N),并在距離雨水排口約30 m處設置一處湖泊水質監測樣點。大氣干濕沉降觀測點位于武漢東湖生態旅游風景區(114°22′28.18″E,30°33′0.22″N),觀測期選擇武漢市降水最為集中時段,為2020年7月1日至10月31日。

1.3.2 干濕沉降樣品采集

采用GH-200型降水降塵自動采樣器對干濕沉降樣品進行連續不間斷采樣,儀器外圍30 m×30 m范圍無遮擋,無污染源。若一天中有幾次降雨過程,則合并為一個樣品測定;若遇連續幾天降雨,則將采樣當日9：30至次日9：30的降雨視為一個樣品。單次樣品收集量不足50 mL,則視為無效樣本。

1.3.3 地表徑流和湖水樣品采集

地表徑流和湖水樣品的采集與保存參考《水和廢水監測分析方法(第四版)》。地表徑流形成后,立即用預先洗凈、做好標記的樣品瓶采集地表徑流。每次降雨形成徑流后30 min內,根據徑流收集量每5～10 min采樣1次,之后根據情況減少采樣頻次,直至徑流結束。用采水器采集湖水,加入固定劑H2SO4調至pH≤1后盡快送檢,分析測試前用NaOH調至pH=7。降雨發生前60 min內和降雨結束后60 min內分別采集湖水樣品。

1.3.4 樣品保存分析

將每次采集的樣品在1～4 ℃下避光保存,24 h內完成樣品分析。參考《水和廢水監測分析方法(第四版)》,水樣TN的測定采用過硫酸鉀氧化—紫外分光光度計法,氨氮的測定采用納氏試劑光度法,TP的測定采用鉬酸銨分光光度法。

2 結果與討論

2.1 干濕沉降中磷的濃度特征及影響因素

2020年7—10月共收集干沉降樣品20次,共計約5 646 mg,收集濕沉降樣品19次,共計約820 mm。通過對干濕沉降樣品中TP的濃度進行分析,根據收集桶截面積計算單位面積TP的沉降通量。結果表明,觀測期間干沉降樣品的TP通量為67.8～671.6 mg/m2,干沉降TP累積通量約6 960.3 mg/m2;濕沉降樣品TP通量為24.0～1 925.1 mg/m2,濕沉降TP累積通量約7 433.4 mg/m2;觀測期間有55 d發生降水,其中降雨量大于5 mm的有24 d,68 d未發生降水,而濕沉降TP累積通量遠大于干沉降TP累積通量,降水的洗塵作用可能是導致濕沉降TP通量大于干沉降的主要原因。

利用繪圖軟件OriginPro 8.5中的冪回歸函數,將干沉降TP通量與收集時長、濕沉降TP通量與收集間隔時長的相關性進行分析,結果見圖1。干沉降TP通量與收集時長緊密相關，濕沉降TP通量與收集間隔時長也緊密相關,降雨間隔時間越長,濕沉降TP通量就越大。對干濕沉降TP通量與5種空氣質量指標(PM2.5、PM10、SO2、NO2和CO)的濃度進行相關性分析,發現干濕沉降TP通量與5個指標均有明顯的正相關關系,空氣質量指標濃度越高,TP通量就越大。朱夢圓等[15]對千島湖的研究表明,水體全年85%的TN沉降和71%的TP沉降集中在降雨期,同樣說明了降水的洗塵作用是TP沉降的主要形式。對太湖干濕沉降氮磷污染的特征分析表明,大氣干濕沉降攜帶的氮磷污染入湖量較大,是太湖氮磷污染的重要污染源,且小雨時TP通量要高于中雨和大雨[16-17]。DELUMYEA等[18]對北美Huron湖南部干濕沉降中磷的沉降特征進行了分析,發現沉降速率差異與道路交通、農業活動和植物花粉等有緊密聯系;彭秋桐等[10]2635對武漢市東湖的研究表明濕沉降中磷的沉降特征與大氣顆粒物污染關系緊密。從上述研究可以看出,大氣沉降形成的磷輸入是當前湖泊磷污染的重要來源,大氣沉降磷輸入特征與大氣污染等因素關系緊密。本研究結果表明,對武漢市東湖而言,濕沉降的洗塵作用對TP沉降貢獻高于干沉降,人類利用化石燃料等活動產生的污染物(SO2、NO2等)強度與大氣沉降對湖泊的TP輸入量緊密相關。

圖1 干濕沉降中TP通量變化Fig.1 The variation of TP fluxes in dry-wet deposition

2.2 城市地表徑流TP污染特征

研究中通過土地利用解譯,將樣點區域設為建成區,默認匯水子流域均為硬化地表,對2020年7月2日和8月20日兩場典型降雨進行采樣分析,兩次日降雨量分別為50、5 mm,分別認定為高強度降雨(大雨)和低強度降雨(小雨),產生地表徑流時長分別為380、75 min,降雨過程中地表徑流流量及徑流中TP質量濃度測定結果見圖2。低強度降雨的總徑流量約為132 m3,最大瞬時徑流流量達到116 mL/s,徑流TP質量濃度為0.74～1.59 mg/L;高強度降雨時總徑流流量達到約9 312 m3,最大瞬時徑流流量達到近1 400 mL/s,地表徑流TP質量濃度為0.95～5.82 mg/L。兩場次降雨產生的地表徑流中,初始地表徑流的TP濃度高于后期,可能是在地表徑流形成初期攜帶大量路面地表塵土等所致,隨著地表徑流量增大,大量污染被沖刷后TP濃度逐步降低。地表徑流流量與雨情和下墊面類型等多種因素關系緊密,而地表徑流中TP濃度與徑流的形成過程緊密相聯,這表明地表徑流中TP濃度的復雜性。萬帆等[19]研究了墨水湖和南湖地表徑流的污染特征,發現不同等級降雨時TP最高濃度均在20 min左右出現,這與下墊面坡度條件、匯水區范圍等多種因素有直接關系。此外,其結果中也呈現出高強度降雨時地表徑流TP峰值濃度要顯著高于低強度降雨,與本研究結論一致。

圖2 不同強度降雨的地表徑流及TP污染特征Fig.2 The characteristics of surface runoff and TP pollution in rainfall with different intensity

2.3 湖泊TP對降雨的響應及影響因素

降雨發生前后湖泊中TP濃度變化受到多種因素影響。其中,降雨前及降雨過程中的風浪對底質的攪動、濕沉降TP負荷和地表徑流TP負荷均導致TP入湖量增加。已有研究表明,風浪對淺水湖泊水質變化有重要影響[20],風浪對湖泊底質的攪動程度與風力關系緊密,大風速擾動能夠引起底泥懸浮而導致內源磷的暴發性釋放[21]。本研究以20次不同強度的降雨事件為例,分析了降雨過程中風速、濕沉降TP通量及降雨量對降雨后湖水TP質量濃度的影響,結果見圖3。可以看出,降雨后湖水TP質量濃度變化值為-0.080～0.040 mg/L,平均變化值為-0.008 mg/L,20次降雨后東湖TP質量濃度累計下降0.158 mg/L。降雨發生后湖水TP變化值與風速、濕沉降TP通量和降雨量有緊密關系。在研究期間,當降雨量小于20 mm時的風速總體明顯高于降雨量大于20 mm時的風速,說明在降雨量小于20 mm時,較高的風速是造成湖泊中TP變動的主要因素;當降雨量超過20 mm,降雨前后湖水TP濃度變化與濕沉降TP通量變化較為一致,此時濕沉降TP通量是影響湖水TP濃度變化的主要因素。

圖3 風速、濕沉降TP通量和降雨量對湖水TP變化的影響Fig.3 Effect of wind speed,wet deposition TP fluxes and rainfall quantity on TP variation of lake

為進一步分析降雨量對湖水TP變化的影響,對2020年7月2日和8月20日的典型高、低強度降雨前后的湖水TP進行采樣分析,結果見圖4。

圖4 不同強度降雨前后湖水中TP質量濃度變化Fig.4 The variation of TP mass concentrations in lake before and after rainfall with different intensity

由圖4可見，高強度降雨后湖水TP質量濃度下降0.037 mg/L,而在低強度降雨后湖水中TP質量濃度上升0.067 mg/L,這是因為低強度降雨導致濕沉降和地表徑流中TP入湖,同時伴隨的強風造成湖泊內源TP釋放較強,因此導致湖水TP濃度上升。雖然低強度降雨形成的地表徑流TP濃度及入湖TP總量遠低于高強度降雨,但高強度降雨后湖水TP質量濃度反而下降,這是因為雖然高強度降雨產生的地表徑流帶來大量TP入湖,但由于降雨較大形成的稀釋作用中和了TP入湖負荷,從而導致湖水TP濃度不升反降。

3 結論與建議

通過對東湖2020年7—10月干濕沉降、降雨前后湖泊TP濃度變化以及兩場不同強度降雨的地表徑流TP入湖污染開展調查和討論分析,得出以下主要結論：(1)研究期間東湖濕沉降TP累積通量(7 433.4 mg/m2)大于干沉降TP累積通量(6 960.3 mg/m2),降水的洗塵作用是導致濕沉降TP通量大于干沉降TP通量的主要原因。東湖干濕沉降TP通量與空氣中顆粒物、SO2、NO2和CO等正相關;(2)低強度降雨時地表徑流中TP質量濃度為0.74～1.59 mg/L,高強度降雨地表徑流TP質量濃度為0.95～5.82 mg/L。降雨形成的地表徑流是湖泊TP污染源之一,且初期徑流TP濃度大于后期徑流;(3)低強度降雨后湖水TP上升0.067 mg/L,高強度降雨后湖泊TP下降0.037 mg/L,低強度降雨導致濕沉降和地表徑流中TP入湖負荷較高,伴隨著強風造成湖泊內源TP釋放較強,是導致湖水TP濃度上升的原因;高強度降雨的稀釋作用和伴隨風力較小,導致湖水TP濃度下降;(4)城市淺水湖泊TP污染與城市大氣、陸地環境等息息相關,相互交融。點源的污染控制與大氣污染治理、城市道路清潔、城市綠化、沉水植物生態恢復等的聯防聯控將是未來城市淺水湖泊TP污染防治的途徑。