千島湖流域杭州段人類活動凈氮、凈磷輸入時空分布

繆今典,張曉明,魏天興*,趙 陽,李 鵬,周立剛

千島湖流域杭州段人類活動凈氮、凈磷輸入時空分布

繆今典1,張曉明2,魏天興1*,趙 陽2,李 鵬3,周立剛2

(1.北京林業(yè)大學(xué)水土保持學(xué)院,北京 100083；2.中國水利水電科學(xué)研究院流域水循環(huán)模擬與調(diào)控國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100048；3.西安理工大學(xué)水利水電學(xué)院,陜西 西安 710048)

為探究人類活動對流域氮磷輸入的影響,基于人類活動凈氮、凈磷輸入模型(NANI、NAPI),分析了2008～2017年千島湖流域杭州段氮磷輸入的時空變化特征及驅(qū)動因素.結(jié)果表明:年際NANI值呈上升的趨勢,10a平均值為2230kg/(km2·a);年際NAPI值呈先上升后持續(xù)下降趨勢(峰值出現(xiàn)在2011年).各子單元空間差異性較為顯著,NANI、NAPI值均呈西高東低、南高北低的分布特征.NANI主要輸入組分年際間差異顯著,2008～2014年NANI的最大貢獻(xiàn)源為氮肥施用(37.3%～39.9%),2015～2017年最大貢獻(xiàn)源則為大氣氮沉降(36.4%～38.4%);NAPI主要輸入組分年際間較為一致,最大貢獻(xiàn)源為人類食品和動物飼料磷輸入(44.1%～48.1%),其次為磷肥施用(40.3%～43.4%).影響因子中,農(nóng)作物種植強(qiáng)度與NANI、NAPI的相關(guān)性最顯著,分別為0.851和0.806.各子單元NANI、NAPI與入湖TN、TP負(fù)荷強(qiáng)度顯著相關(guān),NANI變化可解釋其63.9%的河流TN負(fù)荷變化,NAPI變化可解釋其73.3%的河流TP負(fù)荷變化.因此,千島湖流域杭州段面源污染實(shí)際管控中應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注NANI、NAPI值較高的汾口鎮(zhèn)、威坪鎮(zhèn)及浪川鄉(xiāng),加強(qiáng)氮磷化肥污染防治,實(shí)行污染控源減排策略.

千島湖流域；人類活動凈氮輸入(NANI)；人類活動凈磷輸入(NAPI)；輸入源；時空分布

千島湖是我國不可多得而亟需保護(hù)的水生態(tài)區(qū)域之一[1].然而由于千島湖流域現(xiàn)代化及工業(yè)化水平的不斷發(fā)展,近年來不斷有大量的氮磷輸入水體,造成了千島湖流域的水質(zhì)安全隱患及生態(tài)環(huán)境問題[2].研究表明,人類活動引起的養(yǎng)分輸出已成為水體富營養(yǎng)化及其他生態(tài)環(huán)境危害的主要原因[3-4],因此定量研究人類活動導(dǎo)致的氮磷輸入變化情況可對千島湖流域水質(zhì)管理及相關(guān)政策制定提供重要依據(jù).

為定量化評估人類活動對流域中養(yǎng)分輸入的影響,Howarth等[5]首先提出人類活動凈氮輸入(NANI)的概念,模型包括人類活動導(dǎo)致的4個主要氮輸入源.由于該模型基于常規(guī)統(tǒng)計數(shù)據(jù)且相關(guān)計算參數(shù)易獲取、結(jié)果可信度高,已在美洲、歐洲及亞洲等地區(qū)重要流域內(nèi)廣泛應(yīng)用[6-8],有效地評估了人為凈氮輸入量.但某些氣候要素對氮輸入評估結(jié)果有較大影響,內(nèi)在驅(qū)動因素仍不確定[9].近年來國內(nèi)開展了大量相關(guān)研究,韓玉國等[10]于2011年首次運(yùn)用NANI模型計算了北京地區(qū)人為氮輸入量及時空分布狀況;Swaney等[11]于2012年評估了中國省級尺度的NANI值,但由于研究尺度過大,難以準(zhǔn)確識別氮素輸入的重點(diǎn)區(qū)域并對其提供高精度的數(shù)據(jù)支持.而后,Russell等[12]基于NANI模型,提出了人類活動凈磷輸入(NAPI)模型.NAPI提出后被廣泛應(yīng)用,如在波羅的海流域等美國境外區(qū)域[13],然而各個國家在數(shù)據(jù)收集方面及管理制度方面存在較大不同,模型在具體應(yīng)用上需結(jié)合各研究區(qū)特點(diǎn)進(jìn)行修正.國內(nèi)對NAPI模型的運(yùn)用相對較少,Han等[14]于2013年研究了1981～2009年間中國大陸34個省級行政區(qū)NAPI的組成及時空演變趨勢,提出了有效控制區(qū)域磷素的輸入輸出的方法;高偉等[15]于2016年評估了鄱陽湖流域1949～2013年人為氮磷輸入演變情況,結(jié)果表明鄱陽湖氮磷濃度主要控制因素均有人為氮磷輸入強(qiáng)度.NANI、NAPI模型在發(fā)展過程中,根據(jù)研究區(qū)的具體特點(diǎn)出現(xiàn)了多種修正,同時,因模型相關(guān)參數(shù)及輸出結(jié)果的不可測量性,目前缺少模型參數(shù)校正及誤差分析的方法.因此,應(yīng)采用更精準(zhǔn)的數(shù)據(jù)進(jìn)行模型的運(yùn)算并對結(jié)果進(jìn)行一定程度的校驗(yàn),提高模型輸出結(jié)果的可信度.

當(dāng)前,千島湖流域面源污染相關(guān)研究缺乏系統(tǒng)地分析流域內(nèi)氮磷的輸入量,尤其是人類活動導(dǎo)致的連續(xù)時間內(nèi)氮磷輸入的時空演變,且相關(guān)研究主要集中在千島湖流域上游黃山地區(qū)[1,16-17],導(dǎo)致無法識別千島湖流域杭州段內(nèi)人類輸入面源污染控制的關(guān)鍵區(qū).由于流域單元越小時尺度轉(zhuǎn)換過程中所帶來的誤差越大,計算存在尺度轉(zhuǎn)換上的不確定性[18],且大尺度的區(qū)域范圍內(nèi)較難精準(zhǔn)識別氮素和磷素輸入的重點(diǎn)防控區(qū),因而在更精細(xì)的鄉(xiāng)鎮(zhèn)尺度上計算NANI、NAPI并分析其影響因素成為新趨勢.因此,本文以千島湖流域杭州段淳安縣為研究對象,將研究區(qū)內(nèi)23個鄉(xiāng)鎮(zhèn)及淳安縣農(nóng)林場所作為研究子單元,同時,為更全面地考慮人類活動面源污染來源,本研究基于2008～2017年鄉(xiāng)鎮(zhèn)尺度的統(tǒng)計數(shù)據(jù)及相關(guān)參數(shù)進(jìn)行NANI、NAPI的估算,分析其時空變化趨勢,揭示該流域由人類活動造成的氮磷輸入的組分貢獻(xiàn)率及其影響因子,并通過河流總氮(TN)、總磷(TP)的水質(zhì)響應(yīng)變化趨勢對估算結(jié)果的可行性進(jìn)行側(cè)面驗(yàn)證,為識別千島湖流域杭州段面源污染重點(diǎn)源和防控關(guān)鍵區(qū)提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

千島湖流域位于118°34′～119°15′E, 29°22′～ 29°50′N, 60%位于上游黃山地區(qū)的山區(qū).本研究范圍涉及千島湖庫區(qū)所在的淳安縣,地處浙西中低山-低山丘陵區(qū),總面積為4427km2,屬亞熱帶季風(fēng)濕潤氣候,多年平均氣溫16.9℃,多年平均降水量1526.38mm,海拔多在700～1200m間.庫區(qū)土地利用類型以林地為主,耕地、園地、草地及建設(shè)用地比例較少.千島湖(杭州段)所在的淳安縣轄11個鎮(zhèn)、12個鄉(xiāng)(圖1),425個行政村.2017年末,全縣戶籍人口45.9萬人,縣平均人口密度為108人/km2.

1.2 數(shù)據(jù)來源

NANI、NAPI模型所使用的數(shù)據(jù)包括淳安縣各鄉(xiāng)鎮(zhèn)城市及農(nóng)村人口數(shù)量、畜禽出欄量、動物產(chǎn)品量、農(nóng)作物產(chǎn)品量、農(nóng)作物種植面積、氮肥施用量、磷肥施用量、復(fù)合肥施用量等,數(shù)據(jù)均來源于2008～ 2017年淳安縣統(tǒng)計年鑒[19]及杭州市統(tǒng)計年鑒[20].研究區(qū)年均TN、TP監(jiān)測數(shù)據(jù)是基于西北湖區(qū)(小金山、威坪林場),西南湖區(qū)(百畝畈、茅頭尖),東北湖區(qū)(航頭島),東南湖區(qū)(毛竹源、大壩前),中心湖區(qū)(三潭島、排嶺水廠、西園、嶗山出口),共計11個斷面,每月進(jìn)行監(jiān)測;各子單元TN、TP監(jiān)測數(shù)據(jù)來源于其對應(yīng)主要入湖河流環(huán)境監(jiān)測站點(diǎn)監(jiān)測數(shù)據(jù)(其中汾口鎮(zhèn)、中洲鎮(zhèn)對應(yīng)支流為武強(qiáng)溪,瑤山鄉(xiāng)、屏門鄉(xiāng)、臨岐鎮(zhèn)對應(yīng)支流為進(jìn)賢溪,宋村鄉(xiāng)、王阜鄉(xiāng)對應(yīng)支流為云源港),基本涵蓋流域內(nèi)主要入湖支流,每2個月進(jìn)行監(jiān)測,水質(zhì)數(shù)據(jù)均來源于淳安縣生態(tài)環(huán)境局.各監(jiān)測點(diǎn)位及研究區(qū)子單元如圖1所示.

圖1 千島湖流域杭州段地理位置及監(jiān)測站點(diǎn)

1.3 人類活動凈氮輸入模型(NANI)

凈氮輸入量NANI主要由4部分組成:

式中:im為人類食品和動物飼料氮輸入量;fer為氮肥施用量;cro為作物固氮量;dep為大氣氮沉降量,以上各項(xiàng)的計量單位一般采用Gg/a或kg/(km2×a).

1.3.1 人類食品和動物飼料氮輸入 人類食品和動物飼料氮輸入可以反映區(qū)域內(nèi)食品或飼料的氮素供需情況[10],是區(qū)域內(nèi)人類和畜禽氮消費(fèi)量與氮素產(chǎn)品含量的差值,計算公式為[21]:

式中:hc為人類食品氮消費(fèi)量,由區(qū)域內(nèi)人口數(shù)量與人均氮消費(fèi)水平相乘得到[22-23],由于人口類型的差異性,本研究區(qū)分了城鎮(zhèn)人口和農(nóng)村人口.人均氮消費(fèi)由中國城鄉(xiāng)居民膳食營養(yǎng)素攝入狀況中,中國城市及農(nóng)村居民每標(biāo)準(zhǔn)人日蛋白質(zhì)平均攝入量乘以蛋白質(zhì)轉(zhuǎn)換成含氮量的系數(shù)得到[24-25].lc為畜禽飼料氮消費(fèi)量,通過畜禽的個體氮消耗量與養(yǎng)殖數(shù)量相乘計算得到[7],研究區(qū)總lc值由所有種類畜禽飼料氮消費(fèi)量計算結(jié)果相加得到.根據(jù)實(shí)際調(diào)查,計算了研究區(qū)4種主要的畜禽飼料氮消費(fèi)量(表1),其中氮消耗量為氮排泄量與畜禽產(chǎn)品氮含量之和,相關(guān)計算參數(shù)來源于相關(guān)研究[27].

表1 主要畜禽種類的氮收支量

cp為農(nóng)作物產(chǎn)品氮生產(chǎn)量,根據(jù)不同農(nóng)作物生產(chǎn)量及其氮含量的乘積得到.根據(jù)淳安縣實(shí)際情況,共收集淳安縣15種主要農(nóng)作物產(chǎn)品.lp為畜禽產(chǎn)品氮生產(chǎn)量,根據(jù)不同畜禽產(chǎn)品的生產(chǎn)量及其含氮量的乘積得到,主要農(nóng)作物和畜禽產(chǎn)品氮含量(表2)來源于中國食品成分表[28].另外,需扣除食物在生產(chǎn)加工過程中不能被完全利用的損失,按10%計算[29].

表2 主要農(nóng)作物產(chǎn)品、畜禽產(chǎn)品氮含量(%)

1.3.2 氮肥施用量 本研究中氮肥施用量根據(jù)《杭州市統(tǒng)計年鑒》[20]中2008～2017年淳安縣氮肥和復(fù)合肥折純施用量計算.根據(jù)實(shí)際調(diào)查中淳安縣主要施用的復(fù)合肥料中氮含量折算,折純的復(fù)合肥中氮素含量占比為21%.由于絕大多數(shù)有機(jī)肥都是在區(qū)域內(nèi)循環(huán),因此計算時不考慮[5].

1.3.3 作物固氮量 本研究根據(jù)淳安縣主要農(nóng)作物的種植面積及其對應(yīng)固氮能力的乘積估算作物固氮量.共生固氮生物主要考慮大豆和花生兩種,大豆年固氮量為9600kg/km2,花生年固氮量為8000kg/ km2,而非共生固氮生物的固氮量則根據(jù)土地利用類型差異進(jìn)行區(qū)分,主要分為坡地和水田,坡地非共生固氮生物年固氮量為1500kg/km2,水田非共生固氮生物年固氮量為3000kg/km2[30].

1.3.4 大氣氮沉降 本研究中大氣氮沉降量為干濕沉降的總值.大氣氮沉降的主要形式包括氨氮和硝酸鹽氮,氨氮揮發(fā)和再沉降的循環(huán)過程需在較大尺度下完成[5,31],本文研究區(qū)域相對較小,因此估算時考慮氨氮和硝酸鹽氮的氮沉降量,且研究區(qū)整體采用一個氮沉降數(shù)值.由于大氣沉降的監(jiān)測數(shù)據(jù)難以獲取,特別是區(qū)縣尺度連續(xù)較長時間內(nèi),相關(guān)數(shù)據(jù)的部分缺失導(dǎo)致估算較困難[22],因此,一般采用臨近區(qū)替代法獲得大氣氮沉降值[32].研究表明,2013年杭州市西北部天目山地區(qū)大氣濕沉降氨氮和硝酸鹽氮年沉降總量約為525kg/(km2·a)[33],由該地區(qū)大氣沉降干濕比得到其大氣氮沉降總量并通過臨近區(qū)替代法得到對應(yīng)年份的研究區(qū)大氣氮沉降值,其余年份則根據(jù)相關(guān)研究中氮沉降逐年變化速率通過線性插值得到[34-37].

1.4 人類活動凈磷輸入模型(NAPI)

凈磷輸入量NAPI主要由3部分組成:

式中:im為人類食品和動物飼料磷輸入量;fer為磷肥施用量;non-food為非食品磷輸入量,以上各項(xiàng)的計量單位一般采用Gg/a或kg/(km2×a).

1.4.1 人類食品和動物飼料磷輸入 該處相關(guān)計算方法與氮輸入估算一致,計算公式為[10]:

式中:hc和lc分別代表人類和畜禽磷消耗量,此處磷輸入的計算方式與氮素相同,同樣區(qū)分了農(nóng)村及城鎮(zhèn)人口,中國人均食品磷消耗量為0.52kg/a(假設(shè)食品中攝入的磷素可完全排泄)[38].畜禽磷消耗量計算方法及相關(guān)參數(shù)來源與畜禽氮消耗一致,根據(jù)實(shí)際調(diào)查,計算了研究區(qū)4種主要的畜禽飼料磷消費(fèi)量(表3),其中磷消耗量為磷排泄量與畜禽產(chǎn)品磷含量之和,相關(guān)計算參數(shù)來源于相關(guān)研究[23,26].淳安縣水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)較發(fā)達(dá),淡水養(yǎng)殖過程中投放了大量的飼料,因此,根據(jù)淳安縣魚類的淡水養(yǎng)殖產(chǎn)量與其對應(yīng)餌料消耗系數(shù)相乘得到水產(chǎn)的磷消耗量[39].

表3 主要畜禽種類的磷收支量

cp和lp分別代表農(nóng)作物產(chǎn)品和畜禽產(chǎn)品磷產(chǎn)量.農(nóng)作物產(chǎn)品磷產(chǎn)量根據(jù)淳安縣各農(nóng)作物產(chǎn)量及其相應(yīng)含磷量相乘得到,畜禽產(chǎn)品磷產(chǎn)量則根據(jù)畜禽出欄量及畜禽產(chǎn)品含磷量相乘得到.主要農(nóng)作物和畜禽產(chǎn)品磷含量(表4)來源于中國食品成分表[28].

表4 主要農(nóng)作物產(chǎn)品、畜禽產(chǎn)品磷含量(%)

1.4.2 磷肥施用量 本研究中磷肥施用數(shù)據(jù)根據(jù)2008～2017年《杭州市統(tǒng)計年鑒》[20]中淳安縣磷肥和復(fù)合肥折純施用量計算.根據(jù)該區(qū)域常用的復(fù)合肥料中磷含量折算,折純復(fù)合肥中磷素含量占比為6%.

1.4.3 非食品磷輸入 非食品磷主要來源于人類生活中使用的含磷洗滌劑中的磷元素.研究表明人均非食品磷輸入量可由人均年生活污水磷排放量減人均年食品磷產(chǎn)量得到,人均生活污水中的磷產(chǎn)量常根據(jù)人均排污水量和污水含磷量進(jìn)行估算,相關(guān)研究表明,中國人均年非食物磷的排放量為0.63kg[14,40].

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

本文運(yùn)用IBM SPSS Statistics 25.0對數(shù)據(jù)進(jìn)行線性回歸分析,采用Excel 2019和Origin 2018對研究區(qū)各子單元統(tǒng)計數(shù)據(jù)及其NANI、NAPI逐年輸出結(jié)果進(jìn)行統(tǒng)計分析和制圖,并采用Arc GIS10.2地理信息系統(tǒng)對各子單元NANI、NAPI輸出數(shù)據(jù)進(jìn)行空間分析和可視化.

2 結(jié)果與分析

2.1 NANI、NAPI時空分布特征

2.1.1 NANI、NAPI年際變化特征 2008～2017年研究區(qū)內(nèi)人類活動凈氮輸入呈起伏上升的趨勢(圖2),其中2012年NANI值較2011年增幅較大,2017年與2008年相比增幅為4.0%,10a間平均值為2230kg/(km2·a).研究區(qū)人類活動凈磷輸入年際變化情況與凈氮輸入有較大不同(圖3),呈先緩慢波動上升后持續(xù)下降的趨勢,10a間整體呈下降趨勢,峰值出現(xiàn)在2011年(559kg/(km2·a)). 2008～2011年間緩慢波動上升,增幅為1.3%,2011年后呈較明顯的下降趨勢,2011～2017年降幅為11.1%,其人類活動凈磷輸入多年平均值為534kg/ (km2·a).

2.1.2 NANI、NAPI空間分布特征 研究區(qū)各子單元人類活動凈氮輸入空間分布特征差異性較顯著(圖4).NANI整體呈西高東低、南高北低的分布特征,從西南至東北方向呈先下降后緩慢上升分布,較高值出現(xiàn)在西南區(qū)(汾口鎮(zhèn)、浪川鄉(xiāng))和西北區(qū)(威坪鎮(zhèn)),其中汾口鎮(zhèn)的NANI值最高,較低值則出現(xiàn)在東南區(qū)(石林鎮(zhèn)、里商鄉(xiāng)).2008～2017年間,各鄉(xiāng)鎮(zhèn)均呈緩慢波動上升趨勢,其中汾口鎮(zhèn)(3419～4112kg/(km2·a))和浪川鄉(xiāng)(3331～3509kg/(km2·a))遠(yuǎn)高于其他鄉(xiāng)鎮(zhèn),而里商鄉(xiāng)(1173～1370kg/(km2·a))最低.

圖2 2008～2017年千島湖流域杭州段NANI年際變化

圖3 2008～2017年千島湖流域杭州段NAPI年際變化

2008～2017年間研究區(qū)各子單元NAPI空間分布特征差異性較顯著(圖5),NAPI空間上同樣呈現(xiàn)西南區(qū)(汾口鎮(zhèn)、浪川鄉(xiāng))和西北區(qū)(威坪鎮(zhèn))較高,東南區(qū)(石林鎮(zhèn)、里商鄉(xiāng))較低,整體上呈西高東低、南高北低的分布特征,NAPI值從西南至東北方向呈先下降后緩慢上升分布,24個子單元之間的差異性較顯著.2008～2017年間,汾口鎮(zhèn)(1106～1414kg/(km2·a))和浪川鄉(xiāng)(878～1023kg/(km2·a))的NAPI值遠(yuǎn)高于其他鄉(xiāng)鎮(zhèn),里商鄉(xiāng)(184～263kg/(km2·a))和石林鎮(zhèn)(216～ 345kg/(km2·a))的NAPI值相較于其他鄉(xiāng)鎮(zhèn)偏低.各鄉(xiāng)鎮(zhèn)總體變化趨勢均呈緩慢波動下降,其中NAPI值遠(yuǎn)大于其他鄉(xiāng)鎮(zhèn)的汾口鎮(zhèn)、浪川鄉(xiāng)均呈明顯的下降趨勢,降幅分別為15.6%和10.2%,與總體NAPI變化趨勢基本一致.僅縣農(nóng)林產(chǎn)所、石林鎮(zhèn)、左口鄉(xiāng)、金峰鄉(xiāng)、鳩坑鄉(xiāng)、里商鄉(xiāng)的NAPI值呈緩慢增加趨勢.

2.2 NANI、NAPI各組分輸入量年際變化

為探究NANI值年際變化原因,本文進(jìn)一步分析了NANI 4個組分(人類食品和動物飼料氮、氮肥施用、作物固氮、大氣氮沉降)輸入量年際變化情況(圖6).2008～2014年氮肥施用量占比遠(yuǎn)大于其他3個組分,貢獻(xiàn)率為37.3%～39.9%,起主要驅(qū)動作用; 2015～2017年由于社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展,工業(yè)廢氣排放增加,大氣氮沉降在各組分中的占比為36.4%～38.4%,超過了氮肥施用量,成為NANI年際變化的主導(dǎo)因素,而人類食品和動物飼料凈氮輸入占比最小.2008～ 2017年間,大氣氮沉降量不斷增加,增幅為28%,氮肥施用量和作物固氮量呈較緩慢下降趨勢且年際變化較小,人類食品和動物飼料氮輸入量總體呈先上升后下降趨勢,年際變化較小.

圖6 千島湖流域杭州段NANI各組分年際變化

圖7 千島湖流域杭州段NAPI各組分年際變化

同樣,進(jìn)一步分析NAPI的3個組分輸入量年際變化情況(圖7).人類食品和動物飼料磷輸入2008～ 2011年間呈緩慢上升趨勢,2011年達(dá)到峰值點(diǎn),而后呈波動下降趨勢,與總體NAPI值變化情況相同,且在輸入量上占據(jù)主導(dǎo)地位,占比為44.1%～48.1%;磷肥施用與人類食品和動物飼料磷輸入相比,其變化較平緩且輸入量稍低,占比為40.3%～43.4%,是第2驅(qū)動因素;非食品磷輸入量則呈現(xiàn)不斷波動、保持平穩(wěn)的變化趨勢,且占比遠(yuǎn)小于其他2個組成部分,為非主導(dǎo)因素.

2.3 NANI、NAPI影響因素

采用相關(guān)性分析進(jìn)一步探討了人口密度、種植業(yè)與畜牧業(yè)等人類活動對研究區(qū)NANI和NAPI分布格局的影響.結(jié)果表明,NANI與總?cè)丝诿芏蕊@著相關(guān)(圖8),其中與農(nóng)村人口密度的相關(guān)性更強(qiáng),2為0.815(<0.01),表明農(nóng)村人口密度對千島湖流域氮輸入有較大影響;其次,作物種植強(qiáng)度大小與氮肥施用量大小密切相關(guān),從而決定凈氮輸入量,其中農(nóng)作物種植強(qiáng)度決定了凈氮輸入變化的85.1%,相較經(jīng)濟(jì)作物種植強(qiáng)度對氮輸入量變化的影響更顯著.而畜牧業(yè)與NANI的相關(guān)性較低,其中家禽飼養(yǎng)密度與凈氮輸入強(qiáng)度之間沒有顯著相關(guān)性.

NAPI同樣與總?cè)丝诿芏蕊@著相關(guān),其中與農(nóng)村人口密度的相關(guān)性更強(qiáng),2為0.734(<0.01)(圖9),農(nóng)作物種植強(qiáng)度對凈氮輸入影響相較于凈磷輸入更顯著,而經(jīng)濟(jì)作物種植強(qiáng)度對凈磷輸入影響相較于凈氮輸入更顯著,農(nóng)作物種植強(qiáng)度對NAPI變化的影響較經(jīng)濟(jì)作物種植強(qiáng)度更顯著.畜牧業(yè)與NAPI的關(guān)系均為極顯著,其中家畜飼養(yǎng)密度決定了凈磷輸入變化的79.6%,家禽飼養(yǎng)密度決定了凈磷輸入變化的50.7%.

同樣,對近年(2017年)研究區(qū)各鄉(xiāng)鎮(zhèn)人口密度,種植業(yè)和畜牧業(yè)發(fā)展?fàn)顩r進(jìn)行排序,結(jié)果表明,各鄉(xiāng)鎮(zhèn)中人口密度最大的是汾口鎮(zhèn)(235人/km2),最小的是里商鄉(xiāng)(41人/km2)和石林鎮(zhèn)(35人/km2),人口密度大的鄉(xiāng)鎮(zhèn)由于人為活動頻繁,因此NANI、NAPI值也越高.各鄉(xiāng)鎮(zhèn)中種植強(qiáng)度最大的是汾口鎮(zhèn),其次為威坪鎮(zhèn),其中汾口鎮(zhèn)以農(nóng)作物和茶園的發(fā)展最為突出,威坪鎮(zhèn)以農(nóng)作物和桑園的發(fā)展最為突出,種植強(qiáng)度最小的是宋村鄉(xiāng)和石林鎮(zhèn).畜牧業(yè)較發(fā)達(dá)的是浪川鄉(xiāng)其次是汾口鎮(zhèn)及威坪鎮(zhèn),畜牧業(yè)發(fā)展較薄弱的是宋村鄉(xiāng)和里商鄉(xiāng).因此,研究區(qū)各子單元NANI、NAPI值空間分布呈顯著差異,是由于人口分布不均從而導(dǎo)致種植業(yè)及畜牧業(yè)等經(jīng)濟(jì)發(fā)展方式分布不均引起的,是綜合作用的結(jié)果.

圖8 千島湖流域杭州段各鄉(xiāng)鎮(zhèn)NANI與人類活動的相關(guān)關(guān)系

圖9 千島湖流域杭州段各鄉(xiāng)鎮(zhèn)NAPI與人類活動的相關(guān)關(guān)系

2.4 NANI、NAPI與河流TN、TP響應(yīng)

為進(jìn)一步驗(yàn)證千島湖流域杭州段NANI、NAPI輸出結(jié)果的可靠性,定量分析2008～2017年TN、TP年際變化趨勢,并探討河流氮、磷負(fù)荷強(qiáng)度與NANI、NAPI輸入的相關(guān)性,以識別人類活動對千島湖水質(zhì)變化的貢獻(xiàn)率.結(jié)果表明,時間尺度上,2008～2017年各湖區(qū)TN變化均呈先降后升,總體上升趨勢(圖10),湖區(qū)平均TN濃度10a間最大增幅為34.0%;各湖區(qū)TP變化總體呈下降趨勢(圖11),其中2018～2011年呈大幅下降趨勢,2011～2018年呈緩慢波動上升趨勢,湖區(qū)平均TP濃度10a間總降幅為35.3%.空間尺度上,西北湖區(qū)(小金山、威坪林場)TN、TP濃度在各湖區(qū)中均最高.2008～2017年河流TN、TP總體變化趨勢與NANI、NAPI總體年際變化趨勢基本一致,表明NANI、NAPI估算結(jié)果是可靠的.由于水質(zhì)變化還受其他因素影響,TN、TP變化年份及幅度與NANI、NAPI有一定差異,如2008年的極端降雨導(dǎo)致TN濃度異常高.

圖10 2008～2017年千島湖流域杭州段各湖區(qū)TN年際變化

圖11 2008～2017年千島湖流域杭州段各湖區(qū)TP年際變化

圖12 研究區(qū)子單元NANI與河流氮負(fù)荷強(qiáng)度相關(guān)關(guān)系

本研究基于千島湖流域杭州段主要入湖支流實(shí)測 TN、TP濃度和水文站年總流量估算各入湖支流年均TN、TP通量,分析各子單元NANI、NAPI與其相對應(yīng)入湖支流TN、TP負(fù)荷強(qiáng)度的相關(guān)性.結(jié)果表明,各子單元入湖TN、TP負(fù)荷強(qiáng)度與其NANI、NAPI輸入呈顯著相關(guān)性(<0.01),其中NANI變化可以解釋其63.9%的入湖氮負(fù)荷變化,入湖TN負(fù)荷響應(yīng)模型為:[TN]=0.361×NANI-70.967(圖12);NAPI變化可以解釋其73.3%的入湖磷負(fù)荷變化,入湖TP負(fù)荷響應(yīng)模型為:[TP]=0.013×NAPI+2.846 (圖13),因此,削減千島湖流域人為活動氮磷輸入對提升千島湖流域水質(zhì)具有重要意義.

圖13 研究區(qū)子單元NAPI與河流磷負(fù)荷強(qiáng)度相關(guān)關(guān)系

3 討論

全球NANI值平均水平為1570kg/(km2·a)[41],千島湖流域杭州段2008～2017年NANI平均值為2230kg/(km2·a),約為全球平均水平的1.4倍,而中國大陸NAPI整體平均值為341kg/(km2·a)[14],千島湖流域杭州段2008～2017年NAPI平均值為534kg/ (km2·a),約為中國大陸平均水平的1.6倍.因此,該地區(qū)人類活動凈氮凈磷輸入值相對偏高,對水體富營養(yǎng)化程度的影響相對較大.本研究結(jié)果表明,年際NANI值總體呈上升趨勢,從NANI輸入的構(gòu)成來看,千島湖流域杭州段2008～2014年氮肥施用平均占總凈氮輸入的38.6%,是最大的輸入源,相關(guān)研究同樣表明,化肥施用是最主要的氮素輸入源,其次為作物固氮[22].由于千島湖近年經(jīng)濟(jì)發(fā)展迅速,尤其是工業(yè)、農(nóng)業(yè)以及交通等產(chǎn)業(yè)不斷發(fā)展,導(dǎo)致大量含氮?dú)怏w排放,因此2015～2017年大氣氮沉降成為最大輸入源.作為影響NANI變化主導(dǎo)因素的大氣氮沉降近10a間呈不斷增長的趨勢,導(dǎo)致其年際NANI值總體呈上升趨勢.此外,2011～2012年NANI值增幅較大,主要由于2012年NANI的4個組分值均有不同程度的增長,尤其是該年各鄉(xiāng)鎮(zhèn)畜禽飼養(yǎng)量的增加及山核桃種植業(yè)的發(fā)展,導(dǎo)致人類食品和動物飼料氮輸入及氮肥輸入的增幅較大.本研究結(jié)果表明,年際NAPI值總體呈下降趨勢,從NAPI輸入的構(gòu)成來看,由于千島湖流域養(yǎng)殖業(yè)發(fā)達(dá),2008～2017年食品和飼料凈磷輸入平均占比為45.7%,為最大輸入源,磷肥施用次之,平均占比為42.1%,二者均為NAPI的主要輸入源.相關(guān)研究同樣表明,NAPI的主要輸入來源于人類食品和動物飼料磷輸入和磷肥施用輸入,與本研究結(jié)果一致[12].淳安縣近年來實(shí)行“肥藥雙減”及化肥定額制,導(dǎo)致磷肥施用量減少,同時,因產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)型以及《淳安縣畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染綜合整治方案》[ ]的實(shí)施,生豬和牛的飼養(yǎng)量也在減少,畜禽產(chǎn)品磷消耗降低,導(dǎo)致人類食品和動物飼料磷輸入呈下降趨勢.作為NAPI主要輸入源,人類食品和動物飼料磷輸入量與磷肥施用量均下降,綜合導(dǎo)致年際NAPI值呈下降趨勢.

不同區(qū)域NANI、NAPI的影響因素主要包括社會經(jīng)濟(jì)因素及土地利用方式等.相關(guān)研究表明,在鄱陽湖流域,農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動和人口增長是影響其NANI、NAPI值變化的主要因素[15];在三峽庫區(qū),人口密度及土地利用方式與流域內(nèi)氮磷輸入關(guān)聯(lián)度較大[17];中國大陸市域單元NANI分布與農(nóng)業(yè)發(fā)展水平和人口密度大小有關(guān),NANI高值集中在廣東、四川和安徽等農(nóng)業(yè)發(fā)達(dá)及人口集中的地區(qū)[29].本研究結(jié)果同樣表明,研究區(qū)人口密度大的鄉(xiāng)鎮(zhèn)由于人類活動劇烈使得NANI、NAPI值也越高,種植業(yè)發(fā)達(dá)的鄉(xiāng)鎮(zhèn)由于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動劇烈導(dǎo)致大量氮磷肥料輸入使得NANI、NAPI值偏高,相關(guān)性分析結(jié)果表明,農(nóng)作物種植強(qiáng)度對NANI、NAPI值影響更顯著,因此可以控制農(nóng)作物氮磷肥施用,改變耕種方式來削減人類活動造成的氮磷輸入.綜上,研究區(qū)各子單元間NANI、NAPI空間異質(zhì)性是基于人口分布不均、土地利用方式及經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平不同而導(dǎo)致種植業(yè)、畜牧業(yè)等產(chǎn)業(yè)發(fā)展?fàn)顩r分布不均等引起.

千島湖流域杭州段NANI、NAPI及其TN、TP水質(zhì)響應(yīng)結(jié)果表明,根據(jù)《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB3838-2002)》[42]中TN評價指標(biāo),千島湖流域杭州段2008～2014年總體屬于III類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),2015～ 2017年水質(zhì)逐漸惡化,屬于IV水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),其中西北湖區(qū)(小金山、威坪林場)基本屬于IV水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),其他湖區(qū)基本屬于III類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),表明氮污染較為嚴(yán)重;根據(jù)TP評價指標(biāo),2008～2011年總體屬于II類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),2011年后提升為I類,近年來,在I類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)線附近波動,其中西北湖區(qū)(小金山、威坪林場)基本屬于II類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),其他湖區(qū)2011年后基本屬于I類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn),表明磷污染相對較低.相關(guān)研究表明水體氮限制的參考值為TN:TP<7,磷限制的參考值分別為TN:TP>30[43],2008～2017年間研究區(qū)TN:TP> 30,表明研究區(qū)氮濃度超出了水體中氮限制濃度;NANI和NAPI,TN和TP年際變化對比結(jié)果表明,氮污染是影響千島湖流域杭州段水環(huán)境的首要污染物,控制研究區(qū)氮輸入是控制千島湖流域面源污染的關(guān)鍵.若保持現(xiàn)狀,隨著千島湖流域杭州段城鎮(zhèn)化及工農(nóng)業(yè)、交通業(yè)和旅游業(yè)的不斷發(fā)展,大氣氮排放在未來一段時間內(nèi)將繼續(xù)增加,NANI可能將呈緩慢增長趨勢;而現(xiàn)有相關(guān)政策如農(nóng)藥化肥污染防治,畜禽養(yǎng)殖污染源頭防控等的實(shí)施,將導(dǎo)致研究區(qū)NAPI可能呈波動降低或逐漸平穩(wěn)趨勢,河流TN、TP也將呈相應(yīng)變化趨勢;若未來針對重點(diǎn)污染負(fù)荷危險區(qū)實(shí)施減排政策,提高氮磷肥料利用率,減少大氣污染物排放,控制NANI、NAPI主要輸入源, NANI、NAPI及其河流TN、TP響應(yīng)可能將同時呈現(xiàn)下降趨勢,NANI、NAPI空間差異性也將減小.因此,本文相關(guān)研究結(jié)果也為該流域面源污染負(fù)荷危險區(qū)的識別和防控措施規(guī)劃提供了依據(jù).在實(shí)際管控中,應(yīng)識別重點(diǎn)防治區(qū),重點(diǎn)關(guān)注汾口鎮(zhèn)、威坪鎮(zhèn)、姜家鎮(zhèn)、梓桐鎮(zhèn)和浪川鄉(xiāng)等鄉(xiāng)鎮(zhèn).重點(diǎn)控制人類活動氮輸入,有效地管理和控制大氣中氮素的排放,減少因人為燃料燃燒引起的大氣氮沉降.實(shí)行污染控源減排策略,推進(jìn)農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)升級,優(yōu)化產(chǎn)業(yè)布局,定期開展生態(tài)風(fēng)險評估,全力推進(jìn)以科學(xué)防治、科學(xué)監(jiān)測、科學(xué)評價為中心的千島湖生態(tài)環(huán)境保護(hù)新模式.

4 結(jié)論

4.1 年際NANI值呈上升的趨勢,2008～2017年均值為2230kg/(km2·a);年際NAPI值則呈先上升后下降的趨勢(峰值出現(xiàn)在2011年),2008～2011年增幅為1.3%,2011～2017降幅為11.1%,各子單元呈相似年際變化趨勢.

4.2 NANI、NAPI值空間上總體均呈西高東低、南高北低的分布特征,即西南區(qū)(汾口鎮(zhèn)、浪川鄉(xiāng))和西北區(qū)(威坪鎮(zhèn))較高,東南區(qū)(石林鎮(zhèn)、里商鄉(xiāng))較低.各子單元的空間異質(zhì)性是由人口密度、種植業(yè)和畜牧業(yè)發(fā)展等綜合作用結(jié)果所致.在實(shí)際管控中應(yīng)識別重點(diǎn)防治區(qū),重點(diǎn)關(guān)注汾口鎮(zhèn)、威坪鎮(zhèn)、姜家鎮(zhèn)、梓桐鎮(zhèn)以及浪川鄉(xiāng)等鄉(xiāng)鎮(zhèn),推進(jìn)農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)升級,優(yōu)化布局,實(shí)行污染控源減排策略.

4.3 年際間NANI主要輸入源差異較顯著,2008～ 2014年最大貢獻(xiàn)源為氮肥施用(37.3%～39.9%), 2015～2017年最大的貢獻(xiàn)源則為大氣氮沉降(36.4% ～38.4%);年際間NAPI主要輸入源較一致,最大的貢獻(xiàn)源為人類食品和動物飼料磷輸入(44.1%～48.1%),其次為磷肥施用(40.3%～43.4%).

4.4 各影響因子中,農(nóng)作物種植強(qiáng)度與NANI、NAPI的相關(guān)性最顯著,分別為0.851和0.806;農(nóng)村人口密度與NANI、NAPI的相關(guān)性較總?cè)丝诿芏雀@著;畜禽養(yǎng)殖密度與NAPI相關(guān)性較NANI更顯著.

4.5 千島湖流域杭州段主要入湖TN、TP負(fù)荷強(qiáng)度與子單元 NANI、NAPI輸入量呈顯著的正相關(guān)關(guān)系(<0.01),各子單元NANI變化可以解釋其63.9%的河流氮通量變化,NAPI變化可以解釋其73.3%的河流磷通量變化,因此削減人為活動凈氮、凈磷輸入對提升千島湖流域水質(zhì)具有重要意義.

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Temporal and spatial distribution characteristics of net nitrogen and phosphorus input from human activity: A case study of Hangzhou section of Qiandao Lake Basin.

MIAO Jin-dian1, ZHANG Xiao-ming2, WEI Tian-xing1*, ZHAO Yang2, LI Peng3, ZHOU Li-gang2

(1.School of Soil and Water Conservation, Beijing Forestry University, Beijing 100083, China；2.State Key Laboratory of Simulation and Regulation of Water Cycle in River Basin, China Institute of Water Research and Hydropower Research, Beijing 100048, China；3.School of Water Resources and Hydropower, Xi'an University of Technology, Xi'an 710048, China )., 2021,41(6)：2831～2842

To explore the impact of human activities on the input of nitrogen and phosphorus in the Hangzhou section of the Qiandao Lake Basin from 2008 to 2017, the temporal and spatial distribution of nitrogen and phosphorus input and their associated driving factors were analyzed based on the net nitrogen and phosphorus input model of human activities (NANI、NAPI). The results showed that: (1) NANI showed an upward trend with the annual ten-year average value of2230kg/(km2·a) whileNAPI increased firstly and then continued todecrease with the peak value in 2011. The spatial differences of each sub-unit are highly significant.GenerallyNANI and NAPI were high in the south and west, but low in the north and east. (2) The main input components of NANI had significant inter-annual differences. The largest contributing source of total net nitrogen input was nitrogen fertilizer application (37.3% to 39.9%)from 2008 to 2014, but turned into theatmosphere Nitrogen deposition (36.4% to 38.4%)from 2015 to 2017. In contrast, the main input components of NAPI were relatively consistent across the years. The largest contribution source was the input of phosphorus in human food and animal feed (44.1% to 48.1%), followedby phosphate fertilizer application (40.3% to 43.4%). (3) Among the impact factors, the crop planting intensity was the most significant factor influencing NANI (2=0.851) and NAPI (2=0.806). (4)The sub-units NANI and NAPI were significantly related to the load intensity of TN and TP into the lake.Variations in NANI explained 63.9% of the river TN load changes. Meanwhile, variations in NAPI explained 73.3% of the river TP load changes. Therefore, the actual management and control of non-point source pollution in Hangzhou Section of Qiandao Lake Basin should focus on towns, such as Fenkou Town, Weiping Town and Langchuan Township which possessed high NANI、NAPI. In these towns, we should strengthen the prevention and control of nitrogen and phosphorus fertilizer pollution and implement pollution source control and emission reduction strategies.

Qiandao Lake basin；net anthropogenic nitrogen input (NANI)；net anthropogenic phosphorus input (NAPI)；input source；spatial and temporal distribution

X524

A

1000-6923(2021)06-2831-12

2020-10-15

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51879281);水利部水利技術(shù)示范項(xiàng)目西藏高寒地區(qū)水土保持無人機(jī)綜合監(jiān)測技術(shù)(SF-201902)

* 責(zé)任作者, 教授, weitx@bjfu.edu.cn

繆今典(1995-),女,福建寧德人,北京林業(yè)大學(xué)水土保持學(xué)院碩士研究生,主要從事流域自然地理過程研究.