2. 首都师范大学首都圈水环境研究中心, 北京 100048
2. Research Center of Aquatic Environment in the Capital Region, Capital Normal University, Beijing 100048, China
随着社会经济的发展, 受过量施肥、集约化畜禽养殖和大量化石燃料燃烧等人类活动的影响, 全球活性氮排放大幅增加[1]。当高负荷氮输入超过脆弱陆地生态系统的氮吸收和储存容量时, 超出的氮主要通过地下水、河流和大气沉降等途径转移到水体中, 给水生生态系统带来巨大的环境压力, 严重破坏了自然界中氮循环平衡, 从而导致水体富营养化等生态环境问题。因此, 有关氮平衡破坏带来的环境问题已经引起国内外学者的广泛关注。
利用养分平衡法量化和评估氮收支是了解流域尺度上氮素循环的主要途径, 也为土地养分管理和流域水环境保护提供重要依据。针对不同尺度研究区域的氮平衡及环境问题, 国内外学者已开展了广泛研究, 包括全球尺度、区域尺度、流域尺度、地区尺度和农田尺度[2-5]。
虽然国内外对于区域氮素平衡已有了深入研究, 但由于受地理位置、生态环境和社会经济发展等因素的制约, 因估算方法中所用参数不同而导致不同区域尺度下氮平衡计算结果存在一定偏差。目前, 我国关于区域氮素平衡的研究工作多集中于农田生态系统和水生生态系统[6-7], 研究内容包括氮素收支的过程、机制与环境效应, 并取得了显著进展。闫瑞等[8]通过建立养分收支模型对黄土高原农田氮素平衡开展研究, 认为化肥氮输入是氮素的主要来源, 作物收获是氮素输出的主要方式, 且流域氮素输入的1/3没有得到充分利用, 滞留在流域内。杜伟等[3]对长三角稻区氮平衡的研究, 也得出基本相似的结论。如果以土地利用类型为统计单元对小尺度流域氮素收支进行估算, 那么可以对流域氮素的输入、输出过程进行更为细致的探讨, 这对于指导流域土地利用规划、养分管理和非点源污染的科学防控具有切实可行的重要意义。基于此, 笔者以密云水库上游蛇鱼川小流域5种土地利用类型为研究对象, 利用养分收支模型, 定量分析氮素在不同土地利用类型中的收支变化及盈余, 针对流域养分优化管理提出建议。
1 研究区概况蛇鱼川小流域毗邻北京市密云水库, 地理位置为北纬40°35′~40°39′, 东经116°47′~116°57′, 流域面积为26.40 km2; 属于白河水系, 蛇鱼川河直接注入密云水库, 小流域跨密云水库一级和二级水源保护区; 隶属于密云区石城镇, 辖2个行政村、13个自然村。地势西北高，东南低, 海拔为135~980 m, 相对高差为845 m, 大部分为山区, 山地面积占总面积的2/3以上; 气候类型为暖温带大陆性半湿润半干旱季风气候, 四季分明, 冬季寒冷干燥, 夏季湿热多雨; 流域多年平均降水量为625 mm, 75%集中在6—9月; 该流域土壤以褐土为主, 质地松散, 保水性差, 容易发生土壤侵蚀; 蛇鱼川小流域土地利用以生态林地(21.28 km2)为主, 占流域总面积的80%, 经济林(3.38 km2)以板栗和核桃为主, 占总面积的12%。耕地(0.48 km2)主要农作物为玉米, 其面积约占总面积的2%。流域居民区面积为0.15 km2, 人口共计1 070人, 其中, 劳动力人口为897人; 畜禽养殖为规模化养殖(0.04 km2), 其面积占流域总面积的0.15%。
2 数据来源与分析方法 2.1 基础数据以蛇鱼川小流域5种土地利用类型为研究单元, 2011年12月对研究区每个自然村的社会经济状况进行随机抽样调查。每村抽样农户数约占农户总数的10%。收集的资料包括:(1)家庭基本情况(人口数量等); (2)每户化肥和有机肥施用量(包括化肥施用类型, 施肥时间、频率); (3)农作物种植面积、种类及产量; (4)畜禽种类及出售和自己消费的数量, 饲料消耗量(该区畜禽养殖均选用成品饲料); (5)畜禽粪便处理情况(有机肥、直排)。各村实际人口数量来自于石城镇统计年鉴; 生活垃圾产生量则依据笔者所在课题组对该流域的相关研究结果获取; 最后, 对调研结果进行统一汇总及分析。根据调查户数和小流域实际总户数比例折算小流域总值。
2.2 模型的建立根据氮平衡量的定义和物质守恒原理, 系统内氮素输入与输出的差值称为氮平衡量。当氮素输入小于输出时, 氮平衡量为负值, 系统氮素表现为亏损状态; 当氮素输入大于输出时, 氮平衡量为正值, 系统氮素表现为盈余状态, 此时, 氮平衡量也称氮盈余量。
根据蛇鱼川小流域2011年实际调查结果和区域统计数据, 结合流域土地利用数据, 以小流域内5种土地利用类型为研究单元, 确定氮素在不同土地利用类型中的输入与输出项目。氮输入包括化肥输入氮、人畜粪便返田氮、固氮、大气沉降氮、食品饲料输入氮、新生幼崽输入氮, 氮输出包括作物收获氮、反硝化脱氮、氨挥发脱氮、径流损失以及淋失损失、畜禽产品输出氮、生活垃圾输出氮等。建立的氮素平衡模型见图 1。
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图 1 不同土地利用类型氮素平衡模型框架 Fig. 1 Framework of nitrogen balance mode for different land use |
通过对区域中氮素输入项与输出项的核算, 利用计算结果判断其养分盈余或亏损的状态, 以此来评价养分平衡状况对区域环境的影响。采用式(1)计算不同土地利用类型氮素平衡, 采用式(2)~(3)计算不同土地利用类型氮素输入和输出。
| $ {M_{\rm{b}}} = {N_{\rm{i}}} - {N_{\rm{o}}}, $ | (1) |
| $ {N_{\rm{i}}} = \sum\limits_{i = 1}^n {{I_i}} , $ | (2) |
| $ {N_{\rm{o}}} = \sum\limits_{j = 1}^m {{O_j}}。$ | (3) |
式(1)~(3)中, Mb为某种土地利用类型氮素平衡量, kg; Ni为氮素输入量, kg; No为氮素输出量, kg; Ii为第n种氮素来源的输入量, kg; Oj为第m种氮素输出源的输出量, kg; n和m分别为输入项与输出项的类别数。
采用Microsoft Excel 2007和Origin 9.0软件进行数据分析和图表制作。
2.3 氮素收支计算在氮素收支计算中, 各项输入、输出总量来自地方统计资料和流域详细调查结果。由于参数存在地域性, 故参数选择依据笔者所在课题组在该流域的研究结果以及流域调查结果、地方统计资料, 有关该流域公开发表的文献和手册以及全国平均水平参数等, 详细说明如下。
2.3.1 氮素输入项(1) 大气氮沉降, 包括干沉降和湿沉降, 指大气中的颗粒态和气态氮元素通过降水或降尘方式返回到地面的过程[9]。大气沉降氮输入量用不同土地利用类型面积乘以氮沉降通量得到, 该研究中大气氮沉降通量采用北京地区的实测结果(28.50 kg·hm-2)[10]。
(2) 固氮指固氮微生物将大气中的分子态氮转变为氨的过程[11], 分为生物固氮和非生物固氮。该研究区主要农作物为玉米, 花生、豆类等固氮作物种植较少, 因此只考虑生态林和经济林的生物固氮量。参考韩玉国等[12]对北京地区氮累积研究得到的林地固氮量(1 000kg·km-2·a-1); 而耕地的非生物固氮量则用该土地利用类型面积乘以固氮系数得到, 采用的固氮系数为15.00 kg·hm-2[13-14]。
(3) 肥料输入的氮素, 包括氮肥、农家肥和复合肥。该研究中化肥施用带来的氮素输入用折合成纯氮的氮肥施用量来表示, 氮肥(折纯)施用量数据来自密云区统计年鉴, 农家肥施用量则用农家肥返田量乘以含氮系数(表 1)得到。
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表 1 氮素平衡计算涉及的物质氮含量 Table 1 Measured N content used for calculation of N budget |
(4) 农药使用与种子氮输入。该流域属于水源保护区, 限制农药的使用; 板栗林不使用化学农药, 其他农作物使用少量农药, 折纯后数值较小, 忽略不计; 该区耕地面积仅占2%, 种子输入氮量不计入。
(5) 食品与饲料氮素输入。根据《北京市统计年鉴》[15]农村居民食品消费情况与《中国食物成分表》[16], 确定研究区域居民食品消费输入氮量。据调查, 研究区域内养殖场全部使用成品饲料。各类食品与饲料含氮量见表 1。
(6) 新生幼仔输入氮素量, 以畜禽幼仔质量与其含氮量相乘计算得到。幼仔数量来自小流域调查结果, 以流域外部输入为主。
2.3.2 氮素输出项(1) 作物收获与畜禽出栏输出氮素。对于农产品收获氮素输出, 利用各农作物产量乘以相应籽粒含氮量, 累加可得到农产品收获输出氮量; 畜禽产品是主要的氮素输出项目, 其输出的氮素量以畜禽出栏体质量与含氮量相乘计算得到。农产品含氮量参考《中国食物成分表》[16], 畜禽体质量和含氮量参考杨凤[17]的研究结果。各类农产品与畜禽产品含氮量见表 1。
(2) 生活垃圾氮素输出。用流域内人口数量乘以每人每年生活垃圾氮产量得到。生活垃圾主要有厨余垃圾、草木灰、塑料和纸类等, 研究区域内生活垃圾实行分类收集, 除厨余垃圾运出研究区域进行处理外, 其余就地处理。根据郑玉涛等[18]对密云水库地区农村居民垃圾和污水的调查结果, 普通农户厨余垃圾量为2.70 kg·人-1·月-1, 含氮量为2.39%。
(3) 人畜排泄输出氮素。人畜排泄的粪便除了一部分作为有机肥还田外, 其余部分则直接或间接排入水体。据调查, 养鸡场粪便处理率为70%, 养猪场粪便处理量为36×103 kg·a-1。该研究中人类氮排泄系数为4.00 kg·人-1·a-1[19]。根据中国环境科学研究院于2006年编写的《全国饮用水水源地环境保护规划》技术培训讲义和相关文献资料汇总, 得到该区畜禽排泄污染物输出系数[20](表 1)。
(4) 土壤侵蚀损失氮素。土壤侵蚀损失氮素量, 以土壤侵蚀系数与生态林、经济林、耕地面积进行计算。根据吴敬东[21]2008年对蛇鱼川小流域土壤侵蚀情况的调查结果, 该流域年平均土壤侵蚀模数为58.00 t·km-2, 氮素总流失量为17.00 kg·hm-2。
(5) 肥料损失氮素。氮素流失受施肥行为影响较大, 在经济林与耕地氮素平衡模型中, 淋失、地表径流、氨挥发和反硝化作用损失的氮素以氮肥输入量和相应系数进行计算。采用相关研究中的淋失系数2%, 径流损失系数5.00%[11]; 反硝化系数16.00%[22]; 有机肥氨挥发系数20.00%[23]。在生态林氮素平衡模型中, 气态氮挥发损失量为1.00 kg·hm-2[24]。
2.3.3 不确定性分析数据来源的不确定性:所用数据来源于统计年鉴和已有研究文献和实地调研, 在数据统计精度上具有不确定性, 但是社会经济统计数据可以用来反映人类活动对氮平衡的影响, 在缺乏对陆地生态系统氮循环进行系统监测的情况下, 可将其作为评价人类活动影响的一种有效方法。
研究方法的不确定性:模型中用到的一些参数, 比如淋失系数、径流损失系数、反硝化系数、氨挥发系数, 以及生态林的气态氨挥发系数, 均直接引用了他人研究成果。由于研究区域和自然环境条件不同, 这些参数不可避免地会带有地区局限性。
3 结果与讨论 3.1 各土地利用类型氮素平衡状况 3.1.1 生态林流域生态林氮素平衡计算结果见表 2。生态林受人类活动影响小, 氮素输入强度仅为95.17 kg·hm-2, 其中, 林地固氮为生态林的主要氮素输入源, 占输入源的70.05%。输出强度为18.00 kg·hm-2, 土壤侵蚀损失为主要输出源, 占输出源的94.44%。氮素盈余强度为77.17 kg·hm-2。保存于生态林系统内部的氮素, 一部分被植物吸收, 增加了木材蓄积量; 另一部分进入土壤, 增加了土壤养分含量。
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表 2 生态林氮素平衡计算结果 Table 2 Nitrogen balance of ecological forest |
流域经济林氮素平衡计算结果见表 3。经济林氮素输入强度为756.13 kg·hm-2, 农家肥和固氮是经济林氮素的主要来源, 两者之和占氮素输入的92.14%。氮素输出强度为262.41 kg·hm-2, 通过肥料损失的氮素占总输出量的89.36%, 这不仅造成养分的大量流失, 也增加了流域生态环境的污染风险。以土壤侵蚀途径损失的氮素占总输出量的6.48%, 这部分氮素的损失是造成地下水和地表水硝态氮浓度增加的原因之一。农产品氮输出仅占输出总量的4.16%。氮素盈余强度为493.72 kg·hm-2。
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表 3 经济林和耕地氮素平衡计算结果 Table 3 Nitrogen balance of economic forest and farmland |
流域耕地氮素平衡计算结果见表 3。耕地氮素输入强度为244.50 kg·hm-2, 化肥和农家肥等人为源是耕地氮素输入的主要来源, 占输入总量的82.21%, 打破了原始农田的氮平衡结构。因此, 人类活动势必干扰农田生态系统的氮循环。氮素输出强度为105.37 kg·hm-2, 肥料损失氮素占输出总量的64.51%, 农产品氮素输出占19.36%, 是耕地重要的氮素输出源之一。盈余强度为139.13 kg·hm-2。盈余氮素常以淋溶、地表径流和田间灌溉等方式进入水体。当降水和灌溉强度超过耕地土壤水分饱和状态时, 土壤中溶解态和颗粒态氮将随地表径流流失, 最终进入河流、湖泊等地表水体, 并通过植物根系进入地下水。因此, 耕地中氮素的径流流失、淋溶损失, 不仅造成氮肥浪费, 而且会引起水环境问题。
综上, 经济林和耕地的主要输入、输出源均为肥料施用, 且占比较高。笔者利用农作物氮吸收量与该土地利用类型氮素输入量之比计算不同土地利用类型氮素利用率。由表 3可知, 经济林的氮素利用率为1.44%, 远低于耕地的氮素利用率(8.34%), 但两者的氮素利用率总体都较低。这主要是因为蛇鱼川流域的产业结构以农业为主, 且我国农村长期存在“高施肥高产出”理念, 有研究表明, 氮肥仅有26%~28%被作物吸收[25], 过量施氮在导致资源浪费的同时, 也可能带来土壤板结、土壤氮累积问题, 同时也增加了土壤硝态氮的淋溶风险。因此, 在流域的农业生产中, 合理施用化肥对保护土壤和减少农业投入具有重要作用。
3.1.4 养殖区流域养殖区氮素平衡计算结果见表 4。养殖区氮素输入强度为10 539.18 kg·hm-2, 远高于其他土地利用类型, 最主要的氮素输入源为饲料, 其输入量占输入总量的98.85%。养殖区氮素输出强度为5 744.03 kg·hm-2, 输出强度大, 对流域生态环境造成威胁, 这与耿润哲等[26]对密云水库上游流域非点源污染负荷的研究结果, 即畜禽养殖是流域非点源氮素污染的主要来源相一致。禽畜出栏为主要输出源, 其输出量占57.52%;禽畜排泄物与气态氮挥发输出的氮素占养殖区氮素输出的42.48%, 略低于畜禽出栏氮素输出, 在流域氮素管理中与畜禽出栏同样重要。氮素盈余强度为4 795.15 kg·hm-2。氮素盈余强度大, 主要是由于饲料大量输入, 禽畜产生的废弃物和排泄物处理率较低所致。实地调研发现, 该流域养殖区污水处理方式为下渗, 污水处理设备少, 使用率低, 同时对畜禽粪便的处理方式比较粗放。因此, 加强该区基础设施建设, 提高养殖户的环保意识, 尤为重要。
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表 4 养殖区氮素平衡计算结果 Table 4 Nitrogen balance of farm |
流域居民区氮素平衡计算结果见表 5。居民区氮素输入强度为289.50 kg·hm-2, 仅次于经济林和养殖区, 食品消费为主要的氮素输入来源, 占输入总量的90.16%, 与韩玉国等[12]对北京地区氮累积的研究结果一致。由于居民区人口密度相对较大, 人类食品氮输入也就较大。氮素输出强度为220.98 kg·hm-2, 人类排泄为主要输出项目, 占输出总量的75.61%。盈余强度为68.52 kg·hm-2。
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表 5 居民区氮素平衡计算结果 Table 5 Nitrogen balance of residential area |
蛇鱼川小流域氮素平衡模型结构见图 2, 在此基础上对全流域氮平衡进行估算。研究区氮素收支状况见表 6。
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图 2 流域氮素平衡模型框架 Fig. 2 Framework of nitrogen balance mode |
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表 6 小流域氮素收支平衡计算结果 Table 6 Nitrogen input-output budgets in the small watershed |
研究区平均氮素输入强度为204.08 kg·hm-2, 主要的输入源为农家肥, 其输入量占氮素输入的41.83%。固氮和大气氮沉降输入次之, 分别占31.99%和13.97%。韩增等[4]对亚热带小流域氮平衡的研究表明饲料和肥料是流域(森林-农区)主要的氮素输入源, 占比高达63.90%, 笔者研究结果与之具有较高的一致性。氮素输出强度为62.59 kg·hm-2, 主要输出源为肥料施用损失(淋失损失、径流损失、反硝化脱氮、氨挥发损失), 占氮素输出的58.26%, 其中, 氨挥发与反硝化等气态氮损失占42.56%。相关研究表明密云区有36.19%的氮输出是通过气态氮途径损失的[27], 笔者研究结果与之基本一致。就氨挥发而言, 养殖区氨挥发强度最大, 相关研究表明, 我国畜禽养殖氨排放量占总排放量的54.06%[28], 可见, 有效控制畜禽养殖氨排放对于削减人为源氨排放起到关键作用, 进而对改善空气质量有着重要意义。其次是土壤侵蚀, 其氮素输出占氮素总输出的28.43%, 这种氮素输出极易对地表水造成污染; 流域内土地利用氮素整体呈盈余状态, 流域内平均盈余强度为141.49 kg·hm-2。
就输入强度而言, 生态林最低, 养殖区最高。相较于其他4种土地利用类型, 生态林受人类活动影响小, 输入项仅为大气氮沉降和生物固氮两项, 且输入强度低。耕地输入强度低于经济林, 与种植结构转变有关。退耕还林政策使得经济林成为流域重要的经济来源, 相较于耕地来说, 经济林受人类活动影响更大。5种土地利用类型输出强度与输入强度由大到小排序一致, 养殖区输出强度最高。分布在河道附近的养殖区, 由于集中养殖, 畜禽排泄物采用水冲直排方式, 管理粗放, 加之所受景观截留作用较小, 致使总氮输出量较大, 对密云水库水体水质威胁较大。对潮河流域的相关研究显示, 由于畜禽养殖区呈规模分布, 加之管理粗放, 致使总氮输出量较大, 对水库水体造成威胁[29]。由此看来, 人类活动是影响流域氮素平衡的重要因素。
3.2.2 流域内土地利用污染潜势分析土地利用中引发环境污染的原因有氨挥发、淋失和反硝化以及含氮污染物直接排放到环境中, 另外就是氮素盈余。笔者研究中各种土地利用类型氮素均处于盈余状态, 其中, 养殖区盈余强度最高, 为4 795.15 kg·hm-2, 主要的氮素输入源为饲料氮输入; 经济林氮素盈余强度次之, 为493.72 kg·hm-2。实地调研发现, 由于近年来密云区退耕还林政策的实施, 种植结构由农田种植向经济林转变, 从而导致经济林氮肥施用量增加; 该区耕地氮素盈余强度为139.13 kg·hm-2。有研究指出, 当农田氮盈余强度大于50 kg·hm-2·a-1时会对环境构成威胁[30], 明显低于笔者研究中耕地氮盈余强度, 说明盈余氮已严重威胁蛇鱼川小流域的生态环境。化肥的施用在增加作物产出的同时, 也加剧了流域内氮素流失、固氮量增加和氮素利用率降低等问题。笔者研究中耕地的农产品氮素输出仅占19.36%(表 3), 氮素利用率较低, 对流域氮污染具有重要影响。
蛇鱼川小流域氮素平均盈余强度为141.49 kg·hm-2(表 6), 笔者研究的氮素盈余强度与韩玉国等[12]对北京地区氮累积的研究结果(116.00 kg·hm-2)基本一致, 但明显高于国内其他研究区氮素盈余强度(山西岔口小流域为27.50 kg·hm-2, 湖南东北部为76.90 kg·hm-2)[4, 8], 说明系统内氮素并没有得到充分有效的利用, 对地区经济发展来说, 造成资源浪费; 对于环境而言, 如果在陆地生态系统内持续发生氮素盈余, 必然会导致流域内氮发生累积并最终达到饱和状态, 从而增加流域内氮素随地表径流流失和地下水淋失的风险; 同时, 由于蛇鱼川小流域位于密云水库上游且距离近, 氮素污染物经过截留损失的过程较短, 会导致大量陆地来源的污染物直接进入水体, 对库区水质的威胁也就越大。因此, 蛇鱼川小流域仍存在氮累积量增加的隐患, 不容忽视。
4 结论(1) 蛇鱼川小流域氮素总输入强度为204.08 kg·hm-2, 输出强度为62.59 kg·hm-2。就不同土地利用类型而言, 氮素的输入和输出存在较大差异。养殖区氮素输入强度最高(10 539.18 kg·hm-2), 生态林输入强度最低(95.17 kg·hm-2), 经济林氮素输入强度约为耕地的3倍。与氮素输入类似, 养殖区输出强度最高(5 761.03 kg·hm-2), 生态林最低(18.00 kg·hm-2)。
(2) 研究区经济林与耕地的主要氮素输入源均为肥料输入, 其中, 经济林农家肥氮素输入达83.32%, 耕地则以化肥输入为主(56.44%), 而主要的输出源也为肥料施用损失(淋失损失、径流损失、反硝化脱氮、氨挥发); 生态林主要输入源为固氮输入(生物固氮和非生物固氮)，其占比高达70.05%, 输出源主要为天然输出; 居民区和养殖区主要氮素输入源分别为食品和饲料输入, 分别以废弃物排泄和畜禽产品收获为主要输出源。
(3) 流域内各土地利用类型均呈氮盈余状态, 而不同土地利用类型氮盈余强度差异明显, 其中, 养殖区(4 795.15 kg·hm-2)和经济林(493.72 kg·hm-2)盈余强度较高, 耕地次之(139.13 kg·hm-2), 生态林(77.17 kg·hm-2)和居民区(68.52 kg·hm-2)较低。
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