珊溪水源地凈人為氮輸入演變及總氮濃度響應(yīng)

劉元元，黃 宏,2，梅 琨,2，陳 漢，Randy A Dahlgren,2,3*

(1.溫州醫(yī)科大學(xué) 浙南水科學(xué)研究院，浙江 溫州 325035； 2.浙江省流域水環(huán)境與健康風(fēng)險重點實驗室，浙江 溫州 325035；3.加州大學(xué)戴維斯分校 農(nóng)業(yè)與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，美國 戴維斯 CA 95616)

河流氮濃度/通量的增加不僅危害水體自身的生態(tài)系統(tǒng)健康，還是造成下游湖庫、河口、海岸等水體富營養(yǎng)化的主要原因之一[1-4]。如何有效地控制水體氮污染，已成為世界水環(huán)境管理領(lǐng)域的重要科學(xué)問題之一。近20 a來，水體氮污染控制策略經(jīng)歷了從末端治理、源頭控制、過程減排、水生態(tài)修復(fù)到多種控制手段綜合運用的發(fā)展歷程[5]。然而，在許多地區(qū)/流域，盡管采取了減少施肥、土地利用轉(zhuǎn)換等措施，氮污染治理成效并不容樂觀[6-7]，重要原因之一就是不能明確河流氮污染對流域人類活動的響應(yīng)。只有明確水體氮濃度/通量對流域人類活動的動態(tài)響應(yīng)關(guān)系，才能為制定有效的流域氮素管理策略提供科學(xué)依據(jù)。

圍繞流水體氮濃度/通量對流域人類活動的動態(tài)響應(yīng)問題，現(xiàn)有方法主要依賴于流域模型(SWAT、AGNPS等)。但是，流域模型結(jié)構(gòu)復(fù)雜，數(shù)據(jù)要求高，校準(zhǔn)和驗證困難，在應(yīng)用性和推廣性方面受到了很大限制[8-9]。1996年，Howarth等[10]率先提出了凈人為氮輸入(net anthropogenic nitrogen input，NANI)算法，為評估人為活性氮輸入提供了新的有效手段。NANI算法屬于準(zhǔn)物料平衡法[11]，主要根據(jù)常規(guī)的經(jīng)濟社會統(tǒng)計數(shù)據(jù)來核算區(qū)域/流域的凈人為氮輸入量。一般地，一個區(qū)域內(nèi)的凈人為氮輸入包括化肥施用氮、人類食物和動物飼料氮、作物固定氮和大氣沉降氮共4個輸入項，NANI則是這4個輸入項之和。大量研究發(fā)現(xiàn)，水體氮濃度/通量對流域NANI的響應(yīng)非常敏感，二者之間的定量關(guān)系可表達為線性或指數(shù)形式[3,12-14]。

近年來，我國一些學(xué)者將NANI算法引進國內(nèi)。韓玉國等[15]運用NANI算法匡算了北京地區(qū)2003—2007年人類活動氮累積狀況。張柏發(fā)等[3]基于1980—2010年長序列數(shù)據(jù)，量化了浙江某典型河流硝態(tài)氮通量對NANI的動態(tài)響應(yīng)。高偉等[16]運用NANI算法評估了中國大陸市域人類活動凈氮輸入量。張汪壽等[17]對河流氮輸出對流域NANI的響應(yīng)進行了研究綜述。張汪壽等[18]還深入分析和總結(jié)了流域人類活動凈氮輸入量的估算、不確定性及影響因素。陳巖等[14]以海河流域為例，研究了缺水地區(qū)人類活動凈氮輸入與河流響應(yīng)的特征。高偉等[5]分析了鄱陽湖流域NANI演變及湖泊水環(huán)境響應(yīng)。這些研究推進了我國對氮素盈虧定量、河流氮濃度/通量對人類活動的響應(yīng)等的認(rèn)識[3,17]。

然而，目前我國關(guān)于水體氮通量/濃度與流域NANI之間定量關(guān)系的研究總體仍然比較少[3]，尤其是有關(guān)水源地氮濃度對NANI動態(tài)響應(yīng)的研究仍鮮見報道。本研究以浙江省珊溪水源地作為研究對象，以2005—2014年為研究時段，建立了河流TN濃度對NANI輸入項和主要自然因素的回歸模型，為推進流域氮素管理和促進水體氮污染控制提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

研究區(qū)位于浙江省飛云江中上游。該河流發(fā)源于浙江西南山區(qū)，全長203 km，流域面積3 252 km2，水流由西向東，單獨流入東海，屬山溪性強潮河流，為浙江省八大水系之一。珊溪水源地的主要水利工程包括一個多年調(diào)節(jié)水庫和一個引水工程，具有供水、發(fā)電、防洪等功能，是浙南地區(qū)重要的飲用水水源地之一(圖1)。上游的多年調(diào)節(jié)水庫正常蓄水位為142 m，總庫容18.24億m3。引水工程為一個反調(diào)節(jié)水庫，距離上游水庫壩址35 km，正常蓄水位22 m，總庫容3 414萬m3，有效調(diào)節(jié)庫容427萬m3，輸水流量36 m3·s-1。整個水源地控制流域面積2 280 km2，其中上游水庫壩址以上控制流域面積1 529 km2。

圖1 研究區(qū)域水系和行政區(qū)域

1.2 數(shù)據(jù)來源

本研究在引水工程(反調(diào)節(jié)水庫壩前)設(shè)置1個水文水質(zhì)監(jiān)測站，在集水區(qū)內(nèi)設(shè)有7個雨量觀測站。研究流域內(nèi)設(shè)多個水質(zhì)監(jiān)測站，水質(zhì)監(jiān)測頻率為1個月1次。2005—2014年的逐月TN濃度(紫外可見分光光度法測定)數(shù)據(jù)由當(dāng)?shù)丨h(huán)保部門提供，同期的逐日流量和水位數(shù)據(jù)由當(dāng)?shù)厮块T提供。利用SWAT模型對反調(diào)節(jié)水庫以上的流域邊界進行劃分，流域邊界覆蓋2個縣級行政區(qū)大部分面積和2個縣級行政區(qū)小部分面積(圖1)。依據(jù)這4個縣級行政區(qū)的歷年統(tǒng)計年鑒，計算出縣級行政區(qū)的NANI以后，利用ArcGIS 10.2將流域邊界與行政邊界進行疊加分析計算。

1.3 NANI計算

大氣沉降氮。大氣沉降氮的主要形式為NHy、NOy和有機氮3種。在NANI模型中，一般僅考慮NOy形態(tài)的大氣沉降氮[11]，包括干沉降和濕沉降。本研究中，大氣沉降氮量參考文獻[19]對于中國東南地區(qū)的研究成果以及王燕等[20]對于太湖流域的研究成果，不同年份的值采用2個研究的平均值進行計算。

化肥施用氮。統(tǒng)計年鑒中對于氮肥的統(tǒng)計分為純氮肥，以及復(fù)合肥中的氮肥2部分。根據(jù)施用量，通過含量和分子量折純成氮質(zhì)量。具體地：尿素含氮量46%，硝酸銨含氮量35%，復(fù)合肥含氮量12.8%。氮肥施用量根據(jù)各類型肥料所含氮量相加得到。

農(nóng)作物固定氮。農(nóng)作物固定氮根據(jù)固氮農(nóng)作物種植面積和農(nóng)作物單位面積固氮率來計算。本研究固氮農(nóng)作物種植面積從統(tǒng)計年鑒獲取，根據(jù)珊溪水源地特點，同時參考太湖流域的研究結(jié)果，取農(nóng)作物固氮率如下：綠肥，150 kg·hm-2·a-1；豆科作物，64 kg·hm-2·a-1；水田，45 kg·hm-2·a-1；其他旱地和園地，15 kg·hm-2·a-1[21-22]。

食品和飼料氮。食品和飼料氮為人類食物和動物飼料消費氮量減去供人類食用的動物產(chǎn)品的氮量和作物收獲的氮量[3]。人類食物中的氮由人均消費氮量乘以人口數(shù)計算得到。動物消耗食物的含氮量由禽畜個體消費氮量乘以禽畜年內(nèi)養(yǎng)殖數(shù)量得到。動物產(chǎn)品含氮量由禽畜年內(nèi)飼養(yǎng)量乘以動物產(chǎn)品含氮量得到，因為變質(zhì)以及其他原因不能攝食的食物按總產(chǎn)量的10%計算。人和禽畜消費氮量及動物產(chǎn)品中的含氮量參考韓玉國等[15]的研究成果，具體地：豬，消費氮量16.68 kg·a-1，排泄氮量11.51 kg·a-1，動物產(chǎn)品5.17 kg·a-1；牛，消費氮量54.82 kg·a-1，排泄氮量48.78 kg·a-1，動物產(chǎn)品6.03 kg·a-1；羊，消費氮量6.85 kg·a-1，排泄氮量5.75 kg·a-1，動物產(chǎn)品1.10 kg·a-1；雞，消費氮量0.57 kg·a-1，排泄氮量0.37 kg·a-1，動物產(chǎn)品0.20 kg·a-1；鴨，消費氮量0.63 kg·a-1，排泄氮量0.41 kg·a-1，動物產(chǎn)品0.22 kg·a-1；人，消費氮量4.39 kg·a-1，排泄氮量4.39 kg·a-1，動物產(chǎn)品0 kg·a-1?？紤]到統(tǒng)計年鑒中給出的是禽畜的年末存欄數(shù)和出欄數(shù)，因此用禽畜年內(nèi)養(yǎng)殖數(shù)量來計算禽畜飼養(yǎng)量，計算方法參考文獻[23]。作物收獲的氮量根據(jù)統(tǒng)計年鑒各類作物的產(chǎn)量乘以作物中的含氮量得到。參考文獻[24]，各類作物的含氮量分別為：谷物，0.011 84 kg·kg-1；小麥，0.019 20 kg·kg-1；大豆，0.056 20 kg·kg-1；蠶豆，0.040 60 kg·kg-1；番薯，0.001 80 kg·kg-1；油菜籽，0.045 60 kg·kg-1；蔬菜，0.003 20 kg·kg-1；柑橘，0.001 40 kg·kg-1。其中蔬菜主要按照白菜的含氮量進行計算。因為變質(zhì)以及其他原因不能攝食的食物按總產(chǎn)量的10%計算。

2 結(jié)果與分析

2.1 NANI時間變化

經(jīng)核算，2005—2014年間，珊溪水源地NANI平均值為85.76 kg·hm-2·a-1，其中大氣沉降氮、化肥施用氮、食物和飼料氮，以及農(nóng)作物固定氮的平均貢獻率分別為40.98%、34.06%、20.25%和4.70%。大氣沉降氮和化肥施用氮是該水源地NANI的主要輸入項，合計貢獻率達75.04%，與椒江流域[3]、海河流域[14]、鄱陽湖流域[5]等的計算結(jié)果類似。據(jù)文獻[25]，2009年中國NANI平均值為50.13 kg·hm-2·a-1，珊溪水源地2005—2014年NANI平均值是全國平均值的1.7倍，對于水源地而言，這一NANI強度屬于偏高水平。2005—2014年期間，珊溪水源地的NANI具有增長趨勢，從2005年的81.98 kg·hm-2·a-1增加到2014年的87.50 kg·hm-2·a-1，10 a間增加了6.73%(圖2)。

圖2 2005—2014年NANI及各輸入項的動態(tài)變化

珊溪水源地NANI不同輸入項的動態(tài)變化趨勢各不一樣(圖2)。大氣沉降氮具有線性增加趨勢，原因是本研究參考了我國東南地區(qū)和太湖流域的研究成果，也假設(shè)該水源地大氣沉降氮逐年線性增加[19]。化肥施用氮也具有增加趨勢，特別是2009年以后顯著增加，原因在于當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動強度增加。食物和飼料氮在2010年之前比較穩(wěn)定，而在2010年以后逐年下降，原因在于自2009年開始，管理部門在水源地開展水土保持生態(tài)清潔型小流域建設(shè)工程，申報并實施農(nóng)村沼氣國債項目和浙江省“811”環(huán)境整治項目，并取得了明顯成效[26]。農(nóng)作物固定氮在研究期間保持穩(wěn)定，原因在于固氮農(nóng)作物的種植面積在這10 a間變化不大。由于化肥施用氮和大氣沉降氮占據(jù)了NANI的大部分，該2個輸入項的變化趨勢決定了NANI的整體變化趨勢。

2.2 NANI的空間變化

由圖3中a可見，流域內(nèi)各行政區(qū)瑞安市、文成縣、泰順縣和景寧畬族自治縣的NANI強度分別為150.59、92.11、79.39和54.82 kg·hm-2·a-1，空間差異較大，呈現(xiàn)從上游山區(qū)向下游增加的趨勢。瑞安市位于水源地最下游，NANI強度是上游景寧畬族自治縣的2.75倍，其中，化肥施用氮、食物和飼料氮分別是景寧畬族自治縣的7.21、5.26倍(圖3中b、c)。這符合當(dāng)?shù)厝丝?、畜禽養(yǎng)殖和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)實際。對于大氣沉降氮，本研究假設(shè)在整個水源地的空間分布是均勻的，因而各行政區(qū)的強度是一樣的(圖3中e)。農(nóng)作物固定氮主要取決于固氮作物的種植面積，化肥施用氮主要取決于農(nóng)作物播種面積和施肥強度，食物和飼料氮主要取決于人口密度和畜禽養(yǎng)殖規(guī)模，因而均存在一定的空間差異?？傮w來說，不同行政單元的經(jīng)濟社會發(fā)展水平存在一定差異，從而造成了NANI輸入存在空間異質(zhì)性[14]。

非點源污染的發(fā)生受土壤、地形、氣候、水文、土地利用和管理方式等眾多因素的影響，空間差異性非常顯著，少數(shù)景觀單元輸出的污染物往往占了整個流域污染負(fù)荷的大部分，成為非點源污染的關(guān)鍵源區(qū)。2012年以來，在持續(xù)推進畜禽養(yǎng)殖綜合整治的同時，當(dāng)?shù)卣罅ν七M該水源地農(nóng)房改造和跨區(qū)域統(tǒng)籌集聚，最大限度減少一、二級水源保護區(qū)人口數(shù)量，最大限度減少入庫污染物總量[26]。在此基礎(chǔ)上，對非點源污染關(guān)鍵源區(qū)進行空間識別，對流域非點源污染進行控制管理具有重要意義。對于該水源地而言，瑞安市不僅NANI強度大，為全國平均值的3倍，而且靠近飲水工程(取水口)，對水質(zhì)的潛在風(fēng)險最大，因而是該水源地氮污染的關(guān)鍵源區(qū)，需要采取針對性的源頭控制措施。

圖3 NANI的空間分布

2.3 NANI與TN濃度響應(yīng)

根據(jù)長序列的流域氮輸入數(shù)據(jù)和水體氮濃度，通過多元線性回歸模型構(gòu)建水體氮濃度與流域NANI之間的響應(yīng)關(guān)系，可以識別人類活動對水體氮濃度變化的驅(qū)動和貢獻[5]。本研究以2005—2014年間引水工程(反調(diào)節(jié)水庫壩前)的年均TN濃度為因變量，以全流域NANI、全流域年均降水量、全流域年均氣溫和引水工程年均水位為自變量，建立多元線性回歸模型。經(jīng)逐步回歸分析，保留影響顯著的變量，剔除影響不顯著的變量，最終模型表達式如下：

ρTN=0.04×ρNANI-2.888，(r2=0.554，P=0.014<0.05)。

式中：ρTN為水體年均TN濃度，mg·L-1；ρNANI為全流域年均NANI強度，kg·hm-2·a-1。

對于珊溪水源地的TN濃度模型，唯一的自變量是NANI，這與高偉等[5]的回歸模型一致。一般而言，影響水體氮濃度的因素除了NANI強度外，還可能包括水文氣象等相關(guān)因素。但是，NANI的時間尺度為年，很多流域缺乏長期的水質(zhì)數(shù)據(jù)，導(dǎo)致回歸模型樣本量比較小，因而可能無法識別出水文和氣象因素的影響。珊溪水源地回歸模型的決定系數(shù)達到0.554，說明該水源地TN濃度對NANI的響應(yīng)很強烈，NANI對TN濃度的方差解釋率達到55.4%，說明人類活動是珊溪水源地水體氮濃度變化的主要驅(qū)動力，也為水源地未來的氮素管理指明了方向。大氣沉降氮輸入強度較大，而且難以人為控制，農(nóng)作物固氮也難以避免，但是輸入強度并不大。在未來的流域氮素管理工作中，應(yīng)將降低化肥施用氮、食品和飼料氮輸入強度作為主要目標(biāo)，從而實現(xiàn)水質(zhì)改善的目標(biāo)。

3 小結(jié)

2005—2014年間，珊溪水源地NANI平均值為85.76 kg·hm-2·a-1，是全國平均值的1.7倍，其中大氣沉降氮、化肥施用氮、食物和飼料氮、農(nóng)作物固定氮的平均貢獻率分別為40.98%、34.06%、20.25%和4.70%。該水源地NANI具有增長趨勢，10 a間增加了6.7%。流域內(nèi)各行政區(qū)NANI的空間差異較大，呈現(xiàn)從上游山區(qū)向下游增加的趨勢。瑞安市的NANI強度高達全國平均值的3倍，而且靠近飲水工程(取水口)，對水質(zhì)的潛在風(fēng)險最大，是該水源地氮污染的關(guān)鍵源區(qū)，需要采取針對性的源頭控制措施。珊溪水源地TN年均濃度的主要影響因素是NANI，對TN濃度的方差解釋率達到55.4%，在未來的流域氮素管理工作中，應(yīng)將降低化肥施用氮、食品和飼料氮輸入強度作為主要目標(biāo)，通過降低流域NANI強度實現(xiàn)水質(zhì)改善的目標(biāo)。

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