尹 珩 周超群 郭文思 湛 德 代曉穎 陳 璇

(1.武漢市生態(tài)環(huán)境局生態(tài)環(huán)境科技中心,湖北 武漢 430015;2.生態(tài)環(huán)境部長(zhǎng)江流域生態(tài)環(huán)境監(jiān)督管理局生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)與科學(xué)研究中心,湖北 武漢 430010;3.中建三局綠色產(chǎn)業(yè)投資有限公司科學(xué)技術(shù)研究院,湖北 武漢 430056;4.武漢市城市防洪勘測(cè)設(shè)計(jì)院有限公司,湖北 武漢 430014)

水是支撐人類(lèi)經(jīng)濟(jì)及社會(huì)發(fā)展的重要資源,但因經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展和人口過(guò)度增長(zhǎng)等因素造成的水環(huán)境污染逐漸成為當(dāng)今世界各國(guó)亟需解決的重大環(huán)境難題。點(diǎn)源污染和面源污染是地表水體污染的兩大重要來(lái)源,隨著我國(guó)對(duì)點(diǎn)、面源污染認(rèn)識(shí)程度的加深及相應(yīng)治理措施的深入開(kāi)展,點(diǎn)、面源對(duì)地表水體污染的貢獻(xiàn)率已經(jīng)發(fā)生明顯變化。目前,很多水體點(diǎn)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(huán)境污染的重要來(lái)源[1]。

雨水在沖刷城市下墊面后形成的地表徑流,會(huì)攜帶大量的固態(tài)碎屑、空氣沉降物和車(chē)輛排放物等,對(duì)受納的水體造成污染[2]。趙登良等[3]研究發(fā)現(xiàn),降雨時(shí)期濟(jì)南城區(qū)各下墊面徑流中總氮(TN)超標(biāo)最為嚴(yán)重,是影響城區(qū)徑流綜合水質(zhì)的重要因素。秦柳等[4]發(fā)現(xiàn)城市徑流污染對(duì)武漢南湖水體化學(xué)需氧量(COD)、氨氮、總磷(TP)的貢獻(xiàn)量?jī)H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(yíng)養(yǎng)鹽的主要輸入源[5]。VICARS等[6]對(duì)美國(guó)加州Sierra Nevada湖的研究表明,大氣沉降是湖體磷的主要來(lái)源,是造成該湖泊富營(yíng)養(yǎng)的重要因素。GROSS等[7]研究了大氣磷沉降對(duì)以色列Kinneret湖的影響,發(fā)現(xiàn)磷沉降對(duì)該湖泊夏季TP濃度的貢獻(xiàn)率為5%～35%。任加國(guó)等[8]發(fā)現(xiàn)滇池大氣沉降中TN和TP的沉降量分別為河流入湖負(fù)荷的6.14%和12.76%。牛勇等[9]對(duì)2009—2018年太湖大氣濕沉降氮磷特征進(jìn)行對(duì)比研究,發(fā)現(xiàn)大氣濕沉降中的營(yíng)養(yǎng)鹽對(duì)太湖富營(yíng)養(yǎng)化的貢獻(xiàn)不可忽視。彭秋桐等[10]2640發(fā)現(xiàn)大氣中可吸入顆粒物(PM10)和細(xì)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(duì)污染的貢獻(xiàn)隨著點(diǎn)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(duì)湖泊水質(zhì)的影響,以及湖泊水質(zhì)對(duì)上述污染源的響應(yīng)。鑒于武漢市城區(qū)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(duì)城區(qū)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(guò)分析大氣沉降、地表徑流和氣象條件等與湖泊水質(zhì)變化的關(guān)系,研究城市湖泊水質(zhì)對(duì)上述污染過(guò)程的響應(yīng),旨在為武漢市更全面的水污染控制管理和城市湖泊水質(zhì)保護(hù)決策提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)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(lái),武漢市出臺(tái)了包括截污控污、底泥清淤、水生態(tài)修復(fù)、水位調(diào)蓄等一系列管理保障措施[14],2014年起東湖水質(zhì)好轉(zhuǎn),主湖水質(zhì)可達(dá)到《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838—2002)中的Ⅲ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)。

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(shù)據(jù)(http//www.usgs.gov),同時(shí)獲取地面地形的數(shù)字高程(DEM)數(shù)據(jù)。在ArcGIS 10.1中對(duì)東湖的DEM數(shù)據(jù)進(jìn)行裁剪和水文分析、提取掩膜和轉(zhuǎn)換等流程,獲取湖泊的流域矢量圖。在ENVI 5.3軟件中對(duì)2019年的影像進(jìn)行圖像預(yù)處理后,依據(jù)《土地利用現(xiàn)狀分類(lèi)》(GB/T 21010-2017)對(duì)土地利用類(lèi)型進(jìn)行分類(lèi)解譯,同時(shí)利用影像數(shù)據(jù)進(jìn)行人工目視校正。

1.3 樣點(diǎn)布設(shè)與樣品采集分析

1.3.1 樣點(diǎn)布設(shè)

結(jié)合東湖流域土地現(xiàn)狀,在匯水子單元為城市用地區(qū)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(shè)置一處湖泊水質(zhì)監(jiān)測(cè)樣點(diǎn)。大氣干濕沉降觀測(cè)點(diǎn)位于武漢東湖生態(tài)旅游風(fēng)景區(qū)(114°22′28.18″E,30°33′0.22″N),觀測(cè)期選擇武漢市降水最為集中時(shí)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(dòng)采樣器對(duì)干濕沉降樣品進(jìn)行連續(xù)不間斷采樣,儀器外圍30 m×30 m范圍無(wú)遮擋,無(wú)污染源。若一天中有幾次降雨過(guò)程,則合并為一個(gè)樣品測(cè)定;若遇連續(xù)幾天降雨,則將采樣當(dāng)日9：30至次日9：30的降雨視為一個(gè)樣品。單次樣品收集量不足50 mL,則視為無(wú)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(jiān)測(cè)分析方法(第四版)》。地表徑流形成后,立即用預(yù)先洗凈、做好標(biāo)記的樣品瓶采集地表徑流。每次降雨形成徑流后30 min內(nèi),根據(jù)徑流收集量每5～10 min采樣1次,之后根據(jù)情況減少采樣頻次,直至徑流結(jié)束。用采水器采集湖水,加入固定劑H2SO4調(diào)至pH≤1后盡快送檢,分析測(cè)試前用NaOH調(diào)至pH=7。降雨發(fā)生前60 min內(nèi)和降雨結(jié)束后60 min內(nèi)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(nèi)完成樣品分析。參考《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法(第四版)》,水樣TN的測(cè)定采用過(guò)硫酸鉀氧化—紫外分光光度計(jì)法,氨氮的測(cè)定采用納氏試劑光度法,TP的測(cè)定采用鉬酸銨分光光度法。

2 結(jié)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(jì)約5 646 mg,收集濕沉降樣品19次,共計(jì)約820 mm。通過(guò)對(duì)干濕沉降樣品中TP的濃度進(jìn)行分析,根據(jù)收集桶截面積計(jì)算單位面積TP的沉降通量。結(jié)果表明,觀測(cè)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(cè)期間有55 d發(fā)生降水,其中降雨量大于5 mm的有24 d,68 d未發(fā)生降水,而濕沉降TP累積通量遠(yuǎn)大于干沉降TP累積通量,降水的洗塵作用可能是導(dǎo)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(shù),將干沉降TP通量與收集時(shí)長(zhǎng)、濕沉降TP通量與收集間隔時(shí)長(zhǎng)的相關(guān)性進(jìn)行分析,結(jié)果見(jiàn)圖1。干沉降TP通量與收集時(shí)長(zhǎng)緊密相關(guān)，濕沉降TP通量與收集間隔時(shí)長(zhǎng)也緊密相關(guān),降雨間隔時(shí)間越長(zhǎng),濕沉降TP通量就越大。對(duì)干濕沉降TP通量與5種空氣質(zhì)量指標(biāo)(PM2.5、PM10、SO2、NO2和CO)的濃度進(jìn)行相關(guān)性分析,發(fā)現(xiàn)干濕沉降TP通量與5個(gè)指標(biāo)均有明顯的正相關(guān)關(guān)系,空氣質(zhì)量指標(biāo)濃度越高,TP通量就越大。朱夢(mèng)圓等[15]對(duì)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(shuō)明了降水的洗塵作用是TP沉降的主要形式。對(duì)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(shí)TP通量要高于中雨和大雨[16-17]。DELUMYEA等[18]對(duì)北美Huron湖南部干濕沉降中磷的沉降特征進(jìn)行了分析,發(fā)現(xiàn)沉降速率差異與道路交通、農(nóng)業(yè)活動(dòng)和植物花粉等有緊密聯(lián)系;彭秋桐等[10]2635對(duì)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(guān)系緊密。從上述研究可以看出,大氣沉降形成的磷輸入是當(dāng)前湖泊磷污染的重要來(lái)源,大氣沉降磷輸入特征與大氣污染等因素關(guān)系緊密。本研究結(jié)果表明,對(duì)武漢市東湖而言,濕沉降的洗塵作用對(duì)TP沉降貢獻(xiàn)高于干沉降,人類(lèi)利用化石燃料等活動(dòng)產(chǎn)生的污染物(SO2、NO2等)強(qiáng)度與大氣沉降對(duì)湖泊的TP輸入量緊密相關(guān)。

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(guò)土地利用解譯,將樣點(diǎn)區(qū)域設(shè)為建成區(qū),默認(rèn)匯水子流域均為硬化地表,對(duì)2020年7月2日和8月20日兩場(chǎng)典型降雨進(jìn)行采樣分析,兩次日降雨量分別為50、5 mm,分別認(rèn)定為高強(qiáng)度降雨(大雨)和低強(qiáng)度降雨(小雨),產(chǎn)生地表徑流時(shí)長(zhǎng)分別為380、75 min,降雨過(guò)程中地表徑流流量及徑流中TP質(zhì)量濃度測(cè)定結(jié)果見(jiàn)圖2。低強(qiáng)度降雨的總徑流量約為132 m3,最大瞬時(shí)徑流流量達(dá)到116 mL/s,徑流TP質(zhì)量濃度為0.74～1.59 mg/L;高強(qiáng)度降雨時(shí)總徑流流量達(dá)到約9 312 m3,最大瞬時(shí)徑流流量達(dá)到近1 400 mL/s,地表徑流TP質(zhì)量濃度為0.95～5.82 mg/L。兩場(chǎng)次降雨產(chǎn)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(lèi)型等多種因素關(guān)系緊密,而地表徑流中TP濃度與徑流的形成過(guò)程緊密相聯(lián),這表明地表徑流中TP濃度的復(fù)雜性。萬(wàn)帆等[19]研究了墨水湖和南湖地表徑流的污染特征,發(fā)現(xiàn)不同等級(jí)降雨時(shí)TP最高濃度均在20 min左右出現(xiàn),這與下墊面坡度條件、匯水區(qū)范圍等多種因素有直接關(guān)系。此外,其結(jié)果中也呈現(xiàn)出高強(qiáng)度降雨時(shí)地表徑流TP峰值濃度要顯著高于低強(qiáng)度降雨,與本研究結(jié)論一致。

圖2 不同強(qiáng)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(duì)降雨的響應(yīng)及影響因素

降雨發(fā)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(guò)程中的風(fēng)浪對(duì)底質(zhì)的攪動(dòng)、濕沉降TP負(fù)荷和地表徑流TP負(fù)荷均導(dǎo)致TP入湖量增加。已有研究表明,風(fēng)浪對(duì)淺水湖泊水質(zhì)變化有重要影響[20],風(fēng)浪對(duì)湖泊底質(zhì)的攪動(dòng)程度與風(fēng)力關(guān)系緊密,大風(fēng)速擾動(dòng)能夠引起底泥懸浮而導(dǎo)致內(nèi)源磷的暴發(fā)性釋放[21]。本研究以20次不同強(qiáng)度的降雨事件為例,分析了降雨過(guò)程中風(fēng)速、濕沉降TP通量及降雨量對(duì)降雨后湖水TP質(zhì)量濃度的影響,結(jié)果見(jiàn)圖3?？梢钥闯?降雨后湖水TP質(zhì)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(zhì)量濃度累計(jì)下降0.158 mg/L。降雨發(fā)生后湖水TP變化值與風(fēng)速、濕沉降TP通量和降雨量有緊密關(guān)系。在研究期間,當(dāng)降雨量小于20 mm時(shí)的風(fēng)速總體明顯高于降雨量大于20 mm時(shí)的風(fēng)速,說(shuō)明在降雨量小于20 mm時(shí),較高的風(fēng)速是造成湖泊中TP變動(dòng)的主要因素;當(dāng)降雨量超過(guò)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(shí)濕沉降TP通量是影響湖水TP濃度變化的主要因素。

圖3 風(fēng)速、濕沉降TP通量和降雨量對(duì)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(jìn)一步分析降雨量對(duì)湖水TP變化的影響,對(duì)2020年7月2日和8月20日的典型高、低強(qiáng)度降雨前后的湖水TP進(jìn)行采樣分析,結(jié)果見(jiàn)圖4。

圖4 不同強(qiáng)度降雨前后湖水中TP質(zhì)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(jiàn)，高強(qiáng)度降雨后湖水TP質(zhì)量濃度下降0.037 mg/L,而在低強(qiáng)度降雨后湖水中TP質(zhì)量濃度上升0.067 mg/L,這是因?yàn)榈蛷?qiáng)度降雨導(dǎo)致濕沉降和地表徑流中TP入湖,同時(shí)伴隨的強(qiáng)風(fēng)造成湖泊內(nèi)源TP釋放較強(qiáng),因此導(dǎo)致湖水TP濃度上升。雖然低強(qiáng)度降雨形成的地表徑流TP濃度及入湖TP總量遠(yuǎn)低于高強(qiáng)度降雨,但高強(qiáng)度降雨后湖水TP質(zhì)量濃度反而下降,這是因?yàn)殡m然高強(qiáng)度降雨產(chǎn)生的地表徑流帶來(lái)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(fù)荷,從而導(dǎo)致湖水TP濃度不升反降。

3 結(jié)論與建議

通過(guò)對(duì)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(chǎng)不同強(qiáng)度降雨的地表徑流TP入湖污染開(kāi)展調(diào)查和討論分析,得出以下主要結(jié)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(dǎo)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(guān);(2)低強(qiáng)度降雨時(shí)地表徑流中TP質(zhì)量濃度為0.74～1.59 mg/L,高強(qiáng)度降雨地表徑流TP質(zhì)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(qiáng)度降雨后湖水TP上升0.067 mg/L,高強(qiáng)度降雨后湖泊TP下降0.037 mg/L,低強(qiáng)度降雨導(dǎo)致濕沉降和地表徑流中TP入湖負(fù)荷較高,伴隨著強(qiáng)風(fēng)造成湖泊內(nèi)源TP釋放較強(qiáng),是導(dǎo)致湖水TP濃度上升的原因;高強(qiáng)度降雨的稀釋作用和伴隨風(fēng)力較小,導(dǎo)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(huán)境等息息相關(guān),相互交融。點(diǎn)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(tài)恢復(fù)等的聯(lián)防聯(lián)控將是未來(lái)城市淺水湖泊TP污染防治的途徑。