2019, Vol. 40
2. 中国科学院亚热带农业生态研究所亚热带农业生态过程重点实验室, 长沙 410125;
3. 中国科学院长沙农业环境观测研究站, 长沙 410125
, WANG Bo1
, SHEN Jian-lin2,3 , ZHU Xiao2,3 , WANG Jie-fei2,3 , LI Yong2,3 , WU Jin-shui2,3
2. Key Laboratory of Agro-ecological Processes in Subtropical Regions, Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Academy of Sciences, Changsha 410125, China;
3. Changsha Research Station for Agricultural & Environmental Monitoring, Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Academy of Sciences, Changsha 410125, China
二氧化氮(NO2)是大气中主要的含氮污染物, 主要人为来源是汽车尾气排放、化石燃料燃烧和化肥施用[1]. NO2经氧化反应成为大气中最重要奇氮化合物之一的硝酸(HNO3).大气中的HNO3溶解或与碱性气体(氨气等)进一步反应生成含有硝酸盐(硝酸铵等)的气溶胶颗粒物, 导致酸沉降、城市能见度下降, 出现灰霾现象等[2], 且能通过干湿沉降返回到陆地和水生生态系统中, 可导致土地、水体酸化, 地下水硝酸盐污染和水体富营养化, 降低生态系统生产力[3], 并影响农田、森林、草地等生态系统的结构稳定性和功能稳定性，造成生态系统多样性丧失等一系列全球性生态问题[4], 同时对人体健康产生重要的影响.
近几十年来, 我国汽车使用量、化学氮肥使用量以及化石燃料消耗量不断增加, 从而导致排放到大气中的NO2及其二次反应的衍生物(如HNO3和颗粒态NO3-)也呈持续激增的态势, 中国因此成为全球氮沉降的三大热点地区(中国、西欧和北美)之一[5].有研究表明, 1980~2010年期间, 氮氧化物的排放量从1.1 Tg增长到6.0 Tg, 其中有60%~80%通过干湿沉降返回地表[6].我国亚热带区域发达的工业、农业和交通运输业在一定程度上加剧了当地氮氧化物(NOx)的排放量[7], 以湖南省为例, 2017年全省NOx的平均排放强度为1 986 kg·km-2[8].而在此高强度的氮排放量下, 我国亚热带区域大气中NO2-N、HNO3-N及硝态氮污染特征及干湿沉降却鲜有报道, 大部分研究集中于氮氧化物排放及雨水中不同形态氮的湿沉降, 对于气态和气溶胶态硝态氮的研究较少[9].近期有研究结果表明, 位于我国亚热带的江西省泰和县桃源村内雨水硝态氮浓度可达1.3 mg·L-1, 年硝态氮湿沉降量为5.2 kg·hm-2[10], 这些研究初步表明亚热带区域具有较高的硝态氮湿沉降.本研究在位于我国亚热带区的湖南省长沙县的一个典型双季稻区设置监测点(28°34′N, 113°19′E), 同步监测NO2-N、HNO3-N、气溶胶中硝态氮以及雨水中硝态氮浓度及相关气象因子, 通过明确大气NO2-N、HNO3-N及各种硝态氮组分浓度特征及其影响因素, 并定量NO2-N、HNO3-N及各种硝态氮的干湿沉降量, 以期为大气中氮氧化物及硝态氮浓度控制提供科学依据, 并为亚热带双季稻区硝态氮的大气沉降输入提供基础数据.
1 材料与方法 1.1 采样点概况本试验选取的采样点位于湖南省长沙市长沙县金井镇双季稻稻区(28°34′N, 113°19′E), 海拔80 m, 地处中亚热带季风气候, 常年盛行西北-东南风. 2013年6月~2014年5月监测期间, 试验点气温变化范围为-6.0~27.8℃, 年平均气温为13.3℃; 相对湿度变化范围为17.2%~90.2%, 年平均湿度为55.2%;一年共降雨75场, 降雨量总计1 178.8 mm, 日降雨量最高达85 mm.本研究中一年四季按春(3~5月)、夏(6~8月)、秋(9~11月)和冬(12月~次年2月)划分, 其中春季降雨量占年降雨总量的50%, 为591.1 mm[11].稻区土壤类型为花岗岩红壤发育的水稻土, 面积约为200 hm2, 其中南北方向长为3.3 km, 东西方向长为0.4~0.7 km, 稻区南部为苗圃和菜地, 其余方向均为丘陵, 其中东西两侧沿山脚分布有居民区, 四周无大型养殖污染和工业污染.稻区80%种植双季稻, 其余20%种植一季稻.双季稻年化肥氮施用总量约360 kg·hm-2, 施肥时间分别为4月中旬和7月中旬施基肥(复合肥)，5月上旬和8月上旬追肥(尿素).本试验的采样点布置在稻区中部, 种植双季稻, 分别距离东南西北四侧边缘0.2、1.7、0.3和1.6 km, 以保证所采样品能代表亚热带丘陵区稻区特征.
1.2 样品采集本研究采样时间段为2013年6月~2014年5月.采样点气象因子采用小型气象站(Intelimet Advantage, Dynamax Inc., 美国)进行测定, 主要观测指标包括气温、风速、风向、相对湿度和降雨量等.
分别采用被动采样器及环形扩散管采样器(Delta系统)采集大气NO2和HNO3气体, 采样高度距离地面1.5 m, 一次采样周期为1个月.气态NO2样品的采集使用英国Gradko公司生产的长71.0 mm、内径11.0 mm的被动扩散管, 由一个丙烯酸管、两个聚乙烯帽(灰色和白色, 分别位于扩散管两端)和两层不锈钢网组成.采样时取下白色聚乙烯帽, NO2吸附在灰色聚乙烯帽的两个不锈钢网片上, 吸附剂为30 μL 20%的三乙醇胺溶液. Delta系统利用抽气泵进气, 使空气以层流状态通过内壁涂有气体吸收剂的扩散管.由1%质量分数K2CO3和1%质量分数的甲醇溶液浸渍扩散收集器, 用以吸收气态HNO3、SO2和HCl.从2013年6月1日开始, 每月1号更换采样系统, 详细记录开始与结束时间、进气体积, 并及时将采样器带回实验室保存在-18℃于一周内进行分析.采集HNO3扩散管用10 mL体积分数为0.05%的H2O2溶液浸提, 浸提液直接用流动分析仪测定氮浓度(Auto Analyzer 3, SEAL Analytical, 德国); NO2扩散管用4.2 mL磺胺、磷酸、萘乙二胺的混合溶液浸提, 并用仪器公司提供的比色法在542 nm波长下比色测定其中的NO2-N浓度.
颗粒态氮(NO3--Np)采用大流量颗粒物采样器(型号2031, 青岛崂山应用技术研究所)每隔2 d采集一个PM10日样品测定, 每月共采集10个PM10日样品, 并用一张空白滤膜作为对照.颗粒物采样流量为1.05 m3·min-1, 采样滤膜为玻璃纤维滤膜, 滤膜恒温恒湿(25℃和40%)条件下平衡24 h, 采用万分之一天平称重.采样后的滤膜用铝箔包裹, 并放置在-18℃冷藏.并在一个月内进行采样后称重, 称重前同样将滤膜放置在恒温恒湿(25℃和40%)条件下平衡24 h, 并采用万分之一天平称重.称重后的滤膜, 对其八等分, 取八分之一滤膜, 加高纯水50 mL, 超声波振荡30 min, 之后用0.45 μm特氟龙滤膜过滤浸提液, 采用流动分析仪测定滤液中NO3--N浓度.
采用自动降雨采集器(智能5020, 青岛崂山应用技术研究所)收集每天的降雨(08: 00采集), 记录降雨量.采集的雨水样品用聚乙烯瓶保存, 并放置在-18℃冷冻保存, 并在一个月内测定雨水中硝态氮(NO3--Nr)浓度.样品测定前先用0. 45 μm特氟龙滤膜对雨水样品进行过滤, 采用流动分析仪测定滤液中NO3--Nr浓度.
1.3 数据处理将每次降雨量与NO3--Nr浓度相乘, 得到每次降雨的铵态氮湿沉降量.将每月、每季度和全年各次湿沉降量累加分别得到每月、每季度和全年的铵态氮湿沉降量. NO2-N和HNO3-N的干沉降量为其浓度与其沉降速率的乘积.
采用Excel 2013和SPSS 25.0进行数据的计算、统计分析, 其中相关性分析采用Pearson相关性分析法, P＜0.05为显著相关, P＜0.01为极显著相关; 利用Origin 2018绘制相关图形.
2 结果与分析 2.1 大气中NO2-N、HNO3-N、颗粒态硝态氮及雨水中硝态氮浓度月变化采样期间大气中NO2-N、HNO3-N、NO3--Np及NO3--Nr月平均浓度及变化趋势如图 1所示.大气中, HNO3浓度为三者之中最低, 平均值为0.7 μg·m-3; 其次为NO3--Np, 平均值为4.0 μg·m-3; NO2-N浓度最高, 平均值为4.2 μg·m-3. HNO3-N月均浓度变化范围为0.4~1.3 μg·m-3, 8、10、12及次年1月浓度相对较高, 平均值为1.1 μg·m-3, 其余月份浓度较低, 平均值为0.4 μg·m-3; NO2-N浓度变化范围在2.8~6.0 μg·m-3, 10~12月浓度相对较高, 平均值为5.7 μg·m-3, 其余月份浓度相对较低, 平均值为3.7 μg·m-3; NO3--Np浓度变化范围在0.6~8.7 μg·m-3, 6~9月浓度较低, 平均值为0.9 μg·m-3, 10月~次年5月浓度较高, 平均值为5.5 μg·m-3.雨水中NO3--Nr浓度平均值为1.0 mg·L-1, 浓度变化范围在0.6~8.7 mg·L-1, 10、12和次年1月浓度较高, 平均值为1.7 mg·L-1, 其余月份浓度较低.
|
图 1 采样期间大气NO2-N、HNO3-N及气溶胶、雨水硝态氮浓度月变化 Fig. 1 Monthly concentrations of NO2-N, HNO3-N, NO3--Np, and NO3--Nr |
采样期间大气中NO2-N、HNO3-N、NO3--Np及NO3--Nr平均浓度均存在明显的季节变化(图 2). NO2-N浓度季节变化趋势较明显, 浓度范围为3~4.8 μg·m-3, 夏季浓度较低, 为3.0 μg·m-3, 其余季节均较高; HNO3-N浓度冬季最高, 为1.0 μg·m-3, 春季最低, 为0.5 μg·m-3, 夏季、秋季差别不明显, 均接近0.7 μg·m-3; NO3--Np浓度冬季最高, 为7.0 μg·m-3, 夏季最低, 为0.8 μg·m-3, 秋季、冬季和春季NO3--Np平均浓度分别是夏季的5.1、9.0、5.4倍; NO3--Nr浓度秋季和冬季最高, 均为1.3 mg·L-1, 春季和夏季较低, 分别为0.8 mg·L-1和0.6 mg·L-1.
|
图 2 采样期间大气NO2-N、HNO3-N及气溶胶、雨水硝态氮季节平均浓度变化 Fig. 2 Seasonal mean concentrations of NO2-N, HNO3-N, NO3--Np, and NO3--Nr |
图 3为NO2-N、HNO3-N、NO3--Np及NO3--Nr月沉降量.采样期间, NO2-N、HNO3-N、NO3--Np及NO3--Nr的一年总干湿沉降量为13.0 kg·hm-2, 干沉降量略多于湿沉降量.其中, NO3--Nr一年总的湿沉降量为6.1 kg·hm-2, 月平均值为0.4 kg·hm-2, 湿沉降量最多的是5月, 沉降量为1.3 kg·hm-2, 最少的是7月, 沉降量为0.1 kg·hm-2. NO2-N、HNO3-N和NO3--Np的一年总干沉降量为6.9 kg·hm-2, 其中HNO3-N干沉降量最多, NO3--Np其次, NO2-N最少. NO2-N的一年总干沉降量为1.5 kg·hm-2, 月平均值为0.1 kg·hm-2, 沉降量最多的是5月, 沉降量为0.2 kg·hm-2, 最少的为1月, 沉降量为0.1 kg·hm-2; HNO3-N的一年总干沉降量为3.2 kg·hm-2, 月平均值为0.3 kg·hm-2, 沉降量最多的是8月, 沉降量为0.7 kg·hm-2, 最少的为3月, 沉降量为0.1 kg·hm-2; NO3--Np的一年总干沉降量为2.3 kg·hm-2, 月平均值为0.2 kg·hm-2, 沉降量最多的是1月, 沉降量为0.4 kg·hm-2, 最少的为8月, 沉降量为0.04 kg·hm-2.
|
图 3 NO2-N、HNO3-N及气溶胶、雨水硝态氮月沉降量 Fig. 3 Monthly deposition rates of NO2-N, HNO3-N, NO3--Np, and NO3--Nr |
图 4为NO2-N、HNO3-N、NO3--Np及NO3--Nr季节沉降量.可以看出, 不同季节的主要沉降形式变化明显.春季以湿沉降为主, 占总干湿沉降的67.3%.其余季节以干沉降为主, 占总干湿沉降的55.6%~72.2%.其中, 夏季干沉降以HNO3-N为主, 占总干湿沉降的45.0%, 其次是NO2-N(18.1%), 对总干湿沉降贡献最少的是NO3--Np(5.3%); 秋季干沉降以HNO3-N为主, 占总干湿沉降的40.4%, NO2-N和NO3--Np对总干湿沉降的贡献分别为11.0%和20.8%;冬季干沉降以NO3--Np为主, 占总干湿沉降的32.1%, NO2-N和HNO3-N对总干湿沉降的贡献分别为8.7%和14.9%.
|
图 4 NO2-N、HNO3-N及气溶胶、雨水硝态氮季节沉降量 Fig. 4 Monthly deposition rates of NO2-N, HNO3-N, NO3--Np, and NO3--Nr |
表 1为NO2-N浓度、HNO3-N浓度、NO3--Np浓度、NO3--Nr浓度、NO3--Nr湿沉降量和各气象因子(降雨量、气温、风速和相对湿度)之间相关性分析结果.由表可知, 气象因子中, NO2-N浓度与气温呈显著(P＜0.05)负相关关系, HNO3-N浓度与风速呈显著负相关关系, NO3--Np浓度与气温呈极显著(P＜0.01)负相关关系, NO3--Nr浓度与降雨量呈极显著负相关关系, NO3--Nr湿沉降量与降雨量呈极显著正相关关系; 不同氮形态组分之间, NO2-N浓度与NO3--Np浓度呈显著正相关关系, HNO3-N浓度与NO3--Nr呈显著正相关关系, NO3--Np浓度与NO3--Nr呈显著正相关关系.
|
表 1 大气NO2-N、HNO3-N及气溶胶、雨水硝态氮浓度及湿沉降量与各气象因子相关性分析1) Table 1 Correlation analysis results among NO2-N, HNO3-N, NO3--Np, NO3--Nr concentrations and meteorological parameters |
3 讨论
目前有研究表明, 我国北方大气NO2-N、HNO3-N浓度普遍高于南方, 东部沿海城市高于内陆地区和青藏高原、西南和西北等人类活动较弱的地区, 城市生态系统的浓度远高于其他生态系统[12].本研究区域中NO2-N浓度(4.2 μg·m-3)高于西藏林芝地区NO2-N浓度(3.0 μg·m-3)[13], HNO3-N年平均浓度(0.7 μg·m-3)远低于Xu等[14]的研究中华北农田生态系统HNO3-N浓度(1.7 μg·m-3).目前我国许多东部沿海经济发达城市大气颗粒物中NO3--Np通常在7.2~14.6 μg·m-3左右[15], 本研究中观测的NO3--Np浓度(4.0 μg·m-3)相对于前人已报道的农业生态系统监测值[16]较高, 甚至高于部分城市监测点的结果[17].大气中NO2-N、HNO3-N和NO3--Np均来自于NOx排放, 从全国尺度的NOx排放清单[18]以及关于NOx排放的卫星遥感数据[19]来看, 位于亚热带的湖南省NOx排放处于全国中等水平, 低于华北平原、长三角和珠三角地区等经济发达地区, 但高于云贵高原和青藏高原等人为扰动低的地区.这表明区域大气中氧化态氮浓度(NO2-N、HNO3-N和NO3--Np)与区域NOx排放强度具有较好相关性.
大气NO2-N、HNO3-N和NO3--Np浓度在一年的不同时间中也有一定的差异. NO2-N浓度在10~12月浓度最高, 这与前人研究结果类似[20], 其原因为此时间段内当地农户露天焚烧水稻秸秆以及研究区域冬季燃烧煤炭发电和取暖增多, 大气NO2排放量增多. HNO3主要由NO和NO2(统称为NOx)发生反应生成, 且与气象因子的相关性分析表明其浓度与风速呈显著负相关关系(表 1), 因此HNO3-N浓度峰值与NO2-N浓度峰值较为吻合.而在NO2-N浓度较高的11月HNO3-N浓度较低可能是因为该月份风速较大, 而HNO3的沉降速率较大, 高风速条件下其沉降量也将增加, 从而降低其大气浓度.本研究中NO3--Np浓度与NO2-N浓度动态变化特征较为一致, 相关性分析表明NO3--Np浓度与NO2-N浓度显著正相关, 这是因为大气NO2是NO3--Np主要前体物质; 同时气温与NO3--Np浓度呈极显著负相关, 这是因为低温时受采暖活动的影响, 煤炭燃烧量大, 排放到大气中NO2增多, 有助于NO3--Np的形成.
人类活动对雨水中NO3--Nr浓度及湿沉降量有重要影响[21, 22].如闽西北农田生态系统、祁连山海北高寒草甸生态系统、长白山森林生态系统、长江流域农业集水区、山西省太原市旱作农区和四川盆地西缘都江堰森林生态系统NO3--Nr浓度分别为0.30[23]、0.27[24]、0.17[25]、1.30[26]、3.20[27]和1.40[28] mg·L-1.本研究区域雨水中NO3--Nr浓度(1.0 mg·L-1)高于受人类活动影响较少的地区, 低于东部沿海和华北地区, 与Kuang等[29]和Cui等[30]在亚热带区域的研究结果相近.相关性分析表明, NO3--Nr浓度与HNO3、NO3--Np浓度呈正相关, 与降雨量呈负相关(表 1).在春夏两季HNO3-N和NO3--Np浓度低、降雨量大时NO3--Nr浓度较低, 秋冬两季HNO3-N和NO3--Np浓度高、降雨量小时NO3--Nr浓度较高.雨水中NO3--Nr来源于大气中HNO3、气溶胶中NO3--Np, 冬季气温较低时人类采暖活动频繁, 煤炭燃烧量较大, NOx排放量增加, 因此颗粒物浓度高, 云水中将凝聚较多的NO3--Np, 从而增加NO3--Nr浓度[31].当降雨量大时, NO3--Nr浓度被稀释从而降低.在整个监测期内, 6月降雨量大且降雨次数较多, 大气中气溶胶粒子得到充分冲洗, 导致其在空气中存留的时间变短, 使得降水中NO3--Nr浓度变小, 3月和5月由于降雨量大且NO3--Nr浓度较高, NO3--Nr湿沉降量分别在这两个月出现峰值, 该研究结果与Yu等[32]和Chen等[33]的结论类似.而6月虽然降雨量高于3月、仅次于5月, 但由于NO3--Nr浓度较低, 导致该月沉降量较低, 这与重庆缙云山林地[34]所监测到的结果一致. 10月由于降雨次数及降雨量均为全年最少, 降雨对大气中气溶胶颗粒物的清除效率降低, 气溶胶粒子在大气中存留的时间较长, 在降雨中也就容易出现较高的NO3--Nr浓度值, 因此10月NO3--Nr平均浓度最高, 而7月由于降雨量小且NO3--Nr浓度低, 湿沉降量为全年最低.
本研究区域NO2-N、HNO3-N、NO3--Np年平均干沉降量和NO3--Nr年平均湿沉降量分别为6.9 kg·hm-2和6.1 kg·hm-2, 远高于2013年全国平均水平(3.0 kg·hm-2和2.8 kg·hm-2)[35], 与同处亚热带的江西千烟洲香溪农田流域[10]、重庆缙云山林地[34]所监测到的结果较为相似, 这与我国亚热带区域经济较发达, 工业、交通运输业及农业源NOx排放相对较高有关.本研究区域NO2-N、HNO3-N、NO3--Np年平均干沉降量与NO3--Nr年平均湿沉降量比值接近1：1, 高于福建省九龙江流域监测结果(1：2)[36], 低于河北平原城市近郊农田监测结果(2：1)[37], 这可能是由于我国北方地区集体供暖, 化石燃料的燃烧较南方地区高, 且北方地区雨水较少, 大气中的活性氮组分多以干沉降形式沉降到地面.由于受到大气传输过程、沉降面表面物理化学和生物特性的影响, 大气NO2-N、HNO3-N和NO3--Np干沉降直接测定较困难, 本研究中的大气NO2-N、HNO3-N和NO3--Np干沉降速率采用阻力模型模拟计算, NO2-N的月平均沉降速率在0.06~0.24 cm·s-1之间, 平均值为0.13 cm·s-1; HNO3-N的月平均沉降速率在0.47~3.49 cm·s-1之间, 平均值为1.42 cm·s-1; NO3--Np的月平均沉降速率在0.16~0.33 cm·s-1之间, 平均值为0.21 cm·s-1(图 5).本研究模拟的干沉降速率与前人报道的农田(花生、水稻、小麦和玉米)NO2-N和HNO3-N干沉降速率接近[38, 39], 表明模拟计算结果具有一定的可靠性.虽然本研究使用的方法作为干沉降的估算, 已被众多学者接受, 但为进一步校正模型结果, 今后有必要采用微气象学方法, 测定实地NO2-N、HNO3-N和NO3--Np沉降速率.
|
图 5 采样期间NO2-N, HNO3-N及颗粒态硝态氮沉降速率 Fig. 5 Monthly mean dry deposition velocities of NO2-N, HNO3-N, NO3--Np, and NO3--Nrduring the sampling period |
氮是植物生长的必需养分之一, 对于自然生态系统过多的氮素输入会产生系统生产力降低、生物多样性减少、土壤酸化、温室气体N2O排放增加等一系列不利的生态环境效应[40].而农田生态系统过多的氮投入, 也将增加土壤酸化、氮素径流损失及土壤N2O排放, 并可促进农田周边的杂草生长.而大气氮沉降作为一种不可控的外源氮输入, 往往是导致生态系统(特别是自然生态系统)氮素过量投入的重要原因, 其产生的生态环境效应不容忽视[41].本研究中NO2-N、HNO3-N、NO3--Np和NO3--Nr总干湿沉降量达到13.0 kg·(hm2·a)-1, 其沉降量已经接近自然生态系统总活性氮沉降临界负荷值[15~20 kg·(hm2·a)-1][42], 表明氧化态氮(NO2-N、HNO3-N、NO3--Np和NO3--Nr的总称)的大气沉降在亚热带区域不容忽视.考虑到本研究区域还原态氮(NH3-N、NH4+-Np和NH4+-Nr)[11]的大气沉降量已高达23 kg·(hm2·a)-1, 氧化态氮和还原态氮的总沉降量已高达36 kg·(hm2·a)-1, 表明氮沉降已经成为亚热带稻区氮素的重要来源.根据本研究区域双季稻生产中平均年施氮量360 kg·(hm2·a)-1计, 氮沉降输入的氮素已占到肥料氮输入的10%, 表明氮沉降在农田氮素管理中不容忽视.过高的氮沉降对农田周边林地、草地、湿地等自然生态系统的影响也值得进一步研究.
4 结论(1) 在我国亚热带丘陵区的一个典型双季稻区监测结果表明, 大气中NO2-N、HNO3-N和大气颗粒物PM10中NO3--Np及雨水中NO3--Nr年平均浓度分别为4.2 μg·m-3、0.7 μg·m-3、4.0 μg·m-3和1.0 mg·L-1.
(2) NO2-N浓度与气温呈负相关; HNO3-N浓度与风速呈负相关; NO3--Np浓度与气温呈负相关, 与NO2-N浓度呈正相关, 与HNO3-N浓度未显著相关, 表明NO2-N浓度在本研究区域是形成NO3--Np污染的主要限制因子; NO3--Nr浓度与降雨量呈负相关, 与HNO3-N浓度和NO3--Np浓度呈正相关.
(3) 本研究区域大气中NO2-N、HNO3-N、NO3--Np及雨水NO3--Nr年总干湿沉降量为13.0 kg·hm-2, 其中湿沉降量为6.0 kg·hm-2, 总干沉降量为6.9 kg·hm-2, 是稻田重要的氮素来源, 对稻田及周边生态系统的影响不容小视.
| [1] |
田世丽, 刘学军, 潘月鹏, 等. 应用扩散管测量霾污染期间大气氮硫化合物浓度的方法[J]. 环境科学, 2017, 38(9): 3605-3609. Tian S L, Liu X J, Pan Y P, et al. Observations of reactive nitrogen and sulfur compounds during haze episodes using a denuder-based system[J]. Environmental Science, 2017, 38(9): 3605-3609. |
| [2] |
冯小琼, 陈军辉, 姜涛, 等. 四川省2005~2014年农业源氨排放清单及分布特征[J]. 环境科学, 2017, 38(7): 2728-2737. Feng X Q, Chen J H, Jiang T, et al. Agricultural ammonia emission inventory and its spatial distribution in Sichuan Province from 2005 to 2014[J]. Environmental Science, 2017, 38(7): 2728-2737. |
| [3] |
王芮, 唐家良, 章熙锋, 等. 亚热带农业小流域暴雨过程硝态氮迁移特征及水文示踪研究[J]. 水利学报, 2016, 47(8): 996-1004, 1016. Wang R, Tang J L, Zhang X F, et al. Characteristics of Nitrate-N losses through runoff and hydrological tracing in subtropical agricultural catchments[J]. Journal of Hydraulic Engineering, 2016, 47(8): 996-1004, 1016. |
| [4] | Shen J L, Chen D L, Bai M, et al. Spatial variations in soil and plant nitrogen levels caused by ammonia deposition near a cattle feedlot[J]. Atmospheric Environment, 2018, 176(2018): 120-127. |
| [5] | Lu C Q, Tian H Q. Half-century nitrogen deposition increase across China:A gridded time-series data set for regional environmental assessments[J]. Atmospheric Environment, 2014, 97: 68-74. DOI:10.1016/j.atmosenv.2014.07.061 |
| [6] | Liu X J, Zhang Y, Han W X, et al. Enhanced nitrogen deposition over China[J]. Nature, 2013, 494(7438): 459-462. DOI:10.1038/nature11917 |
| [7] | Huang X, Song Y, Li M M, et al. A high-resolution ammonia emission inventory in China[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2012, 26(1): GB1030. |
| [8] | 湖南省统计局. 湖南省统计年鉴-2017[M]. 北京: 中国统计出版社, 2017. |
| [9] | 许稳.中国大气活性氮干湿沉降与大气污染减排效应研究[D].北京: 中国农业大学, 2016. 25-56. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10019-1016085169.htm |
| [10] |
郝卓, 高扬, 张进忠, 等. 南方红壤区氮湿沉降特征及其对流域氮输出的影响[J]. 环境科学, 2015, 36(5): 1630-1638. Hao Z, Gao Y, Zhang J Z, et al. Characteristics of atmospheric nitrogen wet deposition and associated impact on N transport in the watershed of Red soil area in Southern China[J]. Environmental Science, 2015, 36(5): 1630-1638. |
| [11] |
王杰飞, 朱潇, 沈健林, 等. 亚热带稻区大气氨/铵态氮污染特征及干湿沉降[J]. 环境科学, 2017, 38(6): 2264-2272. Wang J F, Zhu X, Shen J L, et al. Atmospheric ammonia/ammonium-nitrogen concentrations and wet and dry deposition rates in a double rice region in subtropical China[J]. Environmental Science, 2017, 38(6): 2264-2272. |
| [12] | 郝卓.亚热带典型流域大气氮湿沉降特征与环境效应及其同位素源解析[D].重庆: 西南大学, 2016. 1-2. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10635-1016767212.htm |
| [13] |
陈宫燕, 德吉白玛, 红梅, 等. 基于气象资料的林芝地区空气质量动态预报方法研究[J]. 气象科技进展, 2013, 3(6): 58-61. Chen G Y, Deji B M, Hong M, et al. Air quality dynamic prediction method based on Nyingchi meteorological data[J]. Advances in Meteorological Science and Technology, 2013, 3(6): 58-61. |
| [14] | Xu W, Luo X S, Pan Y P, et al. Quantifying atmospheric nitrogen deposition in China through a nationwide monitoring network[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2015, 15: 12345-12360. |
| [15] | Wu Z J, Hu M, Shao K S, et al. Acidic gases, NH3and secondary inorganic ions in PM10during summertime in Beijing, China and their relation to air mass history[J]. Chemosphere, 2009, 76(8): 1028-1035. DOI:10.1016/j.chemosphere.2009.04.066 |
| [16] |
庄晓玲, 李凯辉, 王晓丽, 等. 新疆两种不同类型农田生态系统大气氮素干沉降分析[J]. 干旱区研究, 2017, 34(6): 1395-1401. Zhuang X L, Li K H, Wang X L, et al. Atmospheric nitrogen dry deposition in two agroecosystems in Xinjiang[J]. Arid Zone Research, 2017, 34(6): 1395-1401. |
| [17] | Wang Y, Zhuang G S, Tang A H, et al. The ion chemistry and the source of PM2.5 aerosol in Beijing[J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(21): 3771-3784. DOI:10.1016/j.atmosenv.2005.03.013 |
| [18] |
李倩, 曹国良, 董灿. 基于情景分析的中国大陆SO2、NOx排放清单预测研究[J]. 环境污染与防治, 2015, 37(9): 9-15, 19. Li Q, Cao G L, Dong C, et al. The emission inventories prediction of SO2 and NOx in China mainland based on scenario analysis[J]. Environmental Pollution & Control, 2015, 37(9): 9-15, 19. |
| [19] |
武卫玲, 薛文博, 王燕丽, 等. 卫星遥感在NOx总量控制中的应用[J]. 环境科学, 2017, 38(10): 3998-4004. Wu W L, Xue W B, Wang Y L, et al. Application of satellite remote sensing in NOxemission control[J]. Environmental Science, 2017, 38(10): 3998-4004. |
| [20] |
熊新竹, 陶双成, 高硕晗, 等. 北京典型主城区冬季大气污染特征分析[J]. 生态环境学报, 2017, 26(7): 1167-1173. Xiong X Z, Tao S C, Gao S H, et al. Characteristics of air pollution in a typical main urban area of Beijing in winter[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2017, 26(7): 1167-1173. |
| [21] | Jung J Y, Furutani H, Uematsu M. Atmospheric inorganic nitrogen in marine aerosol and precipitation and its deposition to the North and South Pacific Oceans[J]. Journal of Atmospheric Chemistry, 2011, 68(2): 157-181. DOI:10.1007/s10874-012-9218-5 |
| [22] | Zhang J, Zhang G S, Bi Y F, et al. Nitrogen species in rainwater and aerosols of the Yellow and East China seas:Effects of the East Asian monsoon and anthropogenic emissions and relevance for the NW Pacific Ocean[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2011, 25(3): GB3020. |
| [23] |
郑祥洲, 张玉树, 丁洪, 等. 闽西北农田生态系统中大气氮湿沉降研究[J]. 水土保持学报, 2016, 26(3): 127-130, 204. Zheng X Z, Zhang Y S, Ding H, et al. Nitrogen wet-deposition in agro-ecosystem of Northwestern Fujian Province[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2016, 26(3): 127-130, 204. |
| [24] |
祝景彬, 李红琴, 贺慧丹, 等. 祁连山海北高寒草甸生态系统大气氮湿沉降动态变化特征[J]. 干旱区资源与环境, 2016, 30(3): 127-132. Zhu J B, Li H Q, He H D, et al. A dynamic changes of wet deposition of nitrogen at Haibei alpine meadow ecosystem of Qilian Mountains[J]. Journal of Arid Land Resources and Environment, 2016, 30(3): 127-132. |
| [25] |
周旺明, 郭焱, 朱保坤, 等. 长白山森林生态系统大气氮素湿沉降通量和组成的季节变化特征[J]. 生态学报, 2015, 35(1): 158-164. Zhou W M, Guo Y, Zhu B K, et al. Seasonal variations of nitrogen flux and composition in a wet deposition forest ecosystem on Changbai Mountain[J]. Acta Ecologica Sinica, 2015, 35(1): 158-164. |
| [26] | Yang R, Hayashi K, Zhu B, et al. Atmospheric NH3 and NO2 concentration and nitrogen deposition in an agricultural catchment of Eastern China[J]. Science of the Total Environment, 2010, 408(20): 4624-4632. DOI:10.1016/j.scitotenv.2010.06.006 |
| [27] |
刘平, 刘学军, 刘恩科, 等. 山西省太原市旱作农区大气活性氮干湿沉降年度变化特征[J]. 中国生态农业学报, 2017, 25(5): 625-633. Liu P, Liu X J, Liu E K, et al. Temporal variation of atmospheric wet/dry reactive nitrogen deposition in Taiyuan rainfed farming area of Shanxi Province[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2017, 25(5): 625-633. |
| [28] |
杨开军, 杨万勤, 庄丽燕, 等. 四川盆地西缘都江堰大气氮素湿沉降特征[J]. 应用与环境生物学报, 2018, 24(1): 107-111. Yang K J, Yang W Q, Zhuang L Y, et al. Characteristics of atmospheric wet nitrogen deposition in Dujiangyan, western edge of Sichuan Basin[J]. Chinese Journal of Applied & Environmental Biology, 2018, 24(1): 107-111. |
| [29] | Kuang F H, Liu X J, Zhu B, et al. Wet and dry nitrogen deposition in the central Sichuan Basin of China[J]. Atmospheric Environment, 2016, 143: 39-50. DOI:10.1016/j.atmosenv.2016.08.032 |
| [30] | Cui J, Zhou J, Peng Y, et al. Atmospheric wet deposition of nitrogen and sulfur to a typical red soil agroecosystem in Southeast China during the ten-year monsoon seasons (2003-2012)[J]. Atmospheric Environment, 2014, 82: 121-129. DOI:10.1016/j.atmosenv.2013.10.023 |
| [31] |
周静博, 任毅斌, 洪纲, 等. 利用SPAMS研究石家庄市冬季连续灰霾天气的污染特征及成因[J]. 环境科学, 2015, 36(11): 3972-3980. Zhou J B, Ren Y B, Hong G, et al. Characteristics and formation mechanism of a multi-day haze in the winter of Shijiazhuang using a Single Particle Aerosol Mass Spectrometer (SPAMS)[J]. Environmental Science, 2015, 36(11): 3972-3980. |
| [32] |
宇万太, 马强, 张璐, 等. 下辽河平原降雨中氮素的动态变化[J]. 生态学杂志, 2008, 27(1): 33-37. Yu W T, Ma Q, Zhang L, et al. Dynamic changes of nitrogen in precipitation in lower reach of Liaohe River Plain[J]. Chinese Journal of Ecology, 2008, 27(1): 33-37. |
| [33] | Chen N W, Hong H S, Huang Q J, et al. Atmospheric nitrogen deposition and its long-term dynamics in a southeast China coastal area[J]. Journal of Environmental Management, 2011, 92(6): 1663-1667. DOI:10.1016/j.jenvman.2011.01.026 |
| [34] |
孙素琪, 王云琦, 王玉杰, 等. 缙云山大气氮湿沉降组成及其变化特征[J]. 北京林业大学学报, 2013, 35(4): 47-54. Sun S Q, Wang Y Q, Wang H J, et al. Composition and temporal variation of atmospheric nitrogen wet deposition in Jinyun Mountain, southwestern China[J]. Journal of Beijing Forestry University, 2013, 35(4): 47-54. |
| [35] | Lü C Q, Tian H Q. Spatial and temporal patterns of nitrogen deposition in China:Synthesis of observational data[J]. Journal of Geophysical Research, 2007, 112(D22): D22S05. |
| [36] |
陈能汪, 洪华生, 张珞平. 九龙江流域大气氮湿沉降研究[J]. 环境科学, 2008, 29(1): 38-46. Chen N W, Hong H S, Zhang L P. Wet deposition of atmospheric nitrogen in Jiulong River Watershed[J]. Environmental Science, 2008, 29(1): 38-46. |
| [37] |
尹兴, 张丽娟, 刘学军, 等. 河北平原城市近郊农田大气氮沉降特征[J]. 中国农业科学, 2017, 50(4): 698-710. Yin X, Zhang L J, Liu X J, et al. Nitrogen deposition in suburban croplands of Hebei plain[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2017, 50(4): 698-710. |
| [38] | Luo X S, Liu P, Tang A H, et al. An evaluation of atmospheric Nr pollution and deposition in North China after the Beijing Olympics[J]. Atmospheric Environment, 2013, 74: 209-216. DOI:10.1016/j.atmosenv.2013.03.054 |
| [39] | Xu W, Luo X S, Pan Y P, et al. Quantifying atmospheric nitrogen deposition through a nationwide monitoring network across China[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2015, 15(21): 12345-12360. DOI:10.5194/acp-15-12345-2015 |
| [40] | Stevens C J, David T I, Storkey J, et al. Atmospheric nitrogen deposition in terrestrial ecosystems:Its impact on plant communities and consequences across trophic levels[J]. Functional Ecology, 2018, 32(7): 1757-1769. DOI:10.1111/fec.2018.32.issue-7 |
| [41] | Liu X J, Duan L, Mo J M, et al. Nitrogen deposition and its ecological impact in China:an overview[J]. Environmental Pollution, 2011, 159(10): 2251-2264. DOI:10.1016/j.envpol.2010.08.002 |
| [42] |
许稳, 金鑫, 罗少辉, 等. 西宁近郊大气氮干湿沉降研究[J]. 环境科学, 2017, 38(4): 1279-1288. Xu W, Jin X, Luo S H, et al. Dry and bulk nitrogen deposition in suburbs of Xining City[J]. Environmental Science, 2017, 38(4): 1279-1288. |