1 引言(Introduction)

在水域生态系统中, 氮素是控制水体的初级生产力的重要因子(Paerl, 2009; Howarth et al., 1996).削减流域的氮输入已经成为控制水域低氧、富营养化、蓝藻爆发等环境问题的重要措施(Paerl et al., 2004).研究流域氮排放与水环境响应是环境管理的重要技术基础, 也是实现定量化管理的需要.目前, 已经开发出多种环境模型用于量化流域氮排放与环境质量相关的数学模型, 其中机理模型有HSPF、SWAT、AGNPS、ReNuMa等, 经验统计模型有SPARROW、LOADEST、PLOAD等.虽然这些模型具有强大的空间分析能力或精细的时间模拟能力, 但它们对数据数量和质量的需求较高, 从而限制了它们在资料不足地区的应用, 特别是我国的很多区域.如何利用有限的数据对区域的营养盐输入进行评估, 进而获得满足一定精度要求的响应关系是环境模型发展的重要方向之一.Howarth等(1996)提出了一种评估人类活动产生的活性氮输入模型——人为净氮输入量NANI(Net Anthropogenic Nitrogen Input), 该模型主要基于常规经济社会统计数据, 采用物料平衡的方法核算区域的人为氮输入量, 并通过建立NANI和河流氮输出的线性关系, 从而构建区域氮负荷与河流氮输出的响应关系.NANI模型的提出使得在资料相对短缺地区开展氮输入和水环境响应研究成为可能.自NANI概念被提出以来, 该模型已被广泛应用于温带和热带的多种气候区域, 空间尺度跨越几十到几千平方公里, 成为研究区域人为氮输入与环境响应的重要工具(张汪寿等, 2014a; 张汪寿等, 2014b; 张柏发, 陈丁江, 2014; 高伟等, 2014).

中国是一个水资源十分短缺的国家, 根据2014年中国水资源公报数据, 我国人均水资源占有量仅2025 m³.北方的众多地区, 如海河、淮河、辽河流域的人均水资源量更少, 水资源短缺是我国水资源利用的基本特点之一.在生产生活用水的挤占下, 北方地区的河道生态用水不足, 断流现象十分普遍.河流汇集了流域的降雨和污染物, 是流域污染物输出的重要途径, 具有重要的环境功能.河道水量的变化将可能影响河流的污染物输送功能, 进而改变河流污染负荷对流域污染排放的响应关系.

流域氮负荷与河流输出之间的响应是制定流域污染控制措施的重要基础.NANI作为一种评估流域人为氮污染和预测河流氮负荷的有效工具已在全球多个流域得到广泛应用和证实, 被认为是稳定性较高且误差较小的方法(Hong et al., 2013; Alexander et al., 2002).然而, 由于影响河流氮输出的因素众多, 不同地区的河流氮输出响应存在显著差异, 通过河流输出的氮比例在不同流域的结果存在较大差异, 变化范围达到3%~118%(张汪寿等, 2014b).我国是世界上人均水资源较为短缺的国家, 严峻的缺水形势导致地表水利用率较高, 在北方缺水地区, 如海河、淮河、辽河等流域的水资源开发利用率均达到80%以上, 其中海河流域的水资源开发利用率甚至达到163%(水利部, 2015), 严重超过了水资源阈值, 并对生态环境造成了不利影响(秦长海等, 2013; 王超等, 2015).河流作为流域氮输出的重要途径之一(Howarth et al., 1996), 缺水地区较低的地表径流量可能对河流的氮负荷响应造成一定的影响, 进而影响河流本身及下游水体的水环境质量.本研究以我国水资源短缺较为严重的海河流域为案例区, 拟通过对流域人类活动净氮输入量的评估和河流氮输出的响应研究, 解答水资源短缺地区河流氮负荷对流域人为输入量的响应特征, 以期为干旱区径流氮污染控制决策提供技术支持与政策指导.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 区域概况

海河流域位于东经112°~120°, 北纬30°~43°之间, 东临渤海, 南界黄河, 西靠云中山和大岳山, 北依蒙古高原.流域多年平均降水量535 mm(1956—2000年多年平均), 属于半湿润半干旱气候区, 多年平均水资源量为3.70×10¹⁰ m³, 其中地表水资源量为2.16×10¹⁰ m³.流域主要水系有海河水系、滦河水系和徒骇马颊河水系, 以滦河、大清河、子牙河和漳卫河水资源相对丰富.海河流域总面积3.18×10⁵ km², 包括北京、天津、河北、山西、内蒙古、河南、山东7省(自治区、直辖市), 25个地级市和221个县.2010年流域总人口15150×10⁴人, 城镇化率为48.6%, GDP总量达到4.96×10¹²元, 第一、二、三产业比重分别为7%、46%和47%.在水资源禀赋不足和经济社会迅速发展的双重压力下, 海河流域成为我国水资源开发利用程度最高的流域, 也是水污染最严重的流域之一.2014年海河流域的水资源开发利用率达到163%(水利部, 2015), 在国控断面中, V类及劣V类水质断面占46.8%(环境保护部, 2015).海河流域是我国经济社会发展与水环境冲突突出的典型区域之一.

2.2 人类活动氮磷输入评估模型

人类活动净氮输入(NANI)是相对于自然固氮(闪电固氮、自然植被固氮、火山爆发等)输入而言的概念, 指由于化肥施用、农作物种植、大气沉降、食品与饲料输入等人类活动所所带来的活性氮(Reactive Nitrogen, Nr)输入量.人类活动净氮输入(NANI)的估算模型属于一种准物料平衡法(Hong et al., 2013), 是在Howarth et al. (1996)提出的NANI概念基础上发展出来的.NANI评估模型的经典构成有四个方面：食品与饲料氮输入、氮肥施用、农作物固氮和大气氮沉降.采用公式可用如下方程表示：

(1)

式中, NANI表示人类活动净氮输入量；DEPO为大气氮沉降量(以NO_y形态计)；FERT和AGRF分别为氮肥施用量和农作物固氮量；NFFI表示研究区食品与饲料的净氮输入量, 以上各项的计量单位一般采用Gg·a^-1或kg·km^-2·a^-1.

由于NANI最初提出仅是作为一种概念, 加之不同地区的农业生产和消费存在较大差异, 随着NANI应用领域的不断扩展, 其评估模型在具体的案例研究中出现了多种修正形式.例如, (Schaefer and Alber, 2007)在NANI计算中增加了棉花和烟草的生产与消费, (Han et al., 2013)将种子纳入NANI核算账户中.然而, 多数研究结果表明经典计算方法的稳健性较强, 修正模型对结果的影响有限.关于NANI 4个组分的详细计算公式, 可参见文献(Gao et al., 2014).

2.3 数据来源

(1)大气氮沉降量(DEPO)

在NANI计算中, 大气氮沉降是指NO_y形态的氮沉降量(包括干沉降和湿沉降)(Howarth et al., 2006).本研究使用的NO_y数据来源于文献(Lamarque et al., 2010), 该数据使用了1990s和2000s多年的数据排放源, 是估算区域NO_y沉降量的重要数据源.

(2)氮肥施用量(FERT)

施用氮肥(包括化学氮肥和复合肥)是通过工业固氮方法将大气中的单质氮转化为活性氮从而增强植物生长的过程.氮肥的施用量数据是通过经济社会统计年鉴获得, 氮肥施用量等于氮肥折纯量和复合肥中氮肥含量的加合.

(3)农作物固氮量(AGRF)

由于部分农作物具有固氮功能, 如苜蓿、花生和豆类, 种植固氮农作物成为引入人为氮输入的重要途径之一.农作物固氮量的计算具有多种方法, 具体可分为依据产量估算和依据种植面积估算两种方法, 其中后者较为常用.基于种植面积估算需要固氮作物种植面积和作物固氮能力两个参数.固氮作物的种植面积来源于经济社会统计年鉴数据.本研究根据研究区的特点, 估算了豆类、花生和水稻3种作物, 它们的固氮能力分别取9600, 8000和4480 kg·km^-2·a^-1(李书田, 金继运, 2011; Boyer et al., 2002; Smil, 1999).

(4)食品与饲料净氮输入量(NFFI)

随着食品与饲料的进出口, 氮元素也在不同区域之间流动, 输入或输出氮素.在NANI模型中, 区域食品与饲料净氮输入量等于人类食品氮消费量和畜禽饲料氮消费量的总和减去畜禽产品和农作物产品氮含量, 数值为正表示发生食品与饲料的净输入, 反之, 数值为负表示区域内的食品与饲料氮含量超过人类与畜禽养殖需求量, 发生了氮输出.

人类食品氮消费量计算是根据人口数量与人均氮摄入量计算的.各区域内的人口数据来源与经济社会统计年鉴, 人均氮摄入量是根据《第一次全国污染源普查城镇生活源产排污系数手册》(国务院第一次全国污染源普查领导小组办公室, 2008)确定.

畜禽饲料氮摄入量是指畜禽养殖对饲料的消费量, 包括用于饲料的粮食、牧草和饲料作物, 主要根据畜禽养殖规模和单位畜禽摄入水平确定.畜禽养殖的数量来自于经济社会统计年鉴, 统计了牛、奶牛、猪、羊、肉鸡、鸭、兔等流域主要家畜类型, 氮消费量来自参考文献(全国农业技术推广服务中心, 1999; Han et al., 2014; Russell et al., 2008; Boyer et al., 2002; Van horn, 1998).

畜禽产品是指饲养畜禽和渔业所得的肉类、奶类、蛋类和水产品.畜禽产品的氮含量是根据产品产量与产品中的氮含量确定的.根据流域农业特点和数据可得性, 本研究计算了猪肉、牛肉、羊肉、禽蛋、牛奶和水产品等畜禽养殖产品的氮含量.畜禽产品的产量数据来源于经济社会统计年鉴.农作物产品的氮产量主要考虑稻谷、小麦、玉米、薯类、大豆、油料、花生、蔬菜、瓜类、核桃、板栗、苹果、梨、葡萄、柿、桃等农业产品的氮素产量.畜禽产品和农作物产品的氮含量来源于文献(Hong et al., 2012; Han et al., 2013; 中国疾病预防控制中心营养与食品安全所, 2005; 王光亚, 2009).由于食品和饲料存在加工、运输、销售和食用过程的损失, 畜禽和农作物产品不能被完全利用, 取10%的损失率(Hong et al., 2011).

(5)水文数据

海河流域主要河流的TN通量是根据水文站流量和实测TN浓度相乘计算, 流量数据为2001—2011年月监测数据, 水质数据为2006—2013年的月数据, 数据来源于地区环境监测站和水文站.水文和水质监测站点分布见图 1.

2.4 数据时空尺度

本研究收集的数据为2008、2010和2012年3年的统计数据, 分析结果取3年的平均值.收集的数据空间尺度为县级行政单元, 采用面积加权法实现县级尺度数据向流域尺度的转换, 相关操作在ArcGIS和Excel平台中完成.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 人类活动净氮输入量

经核算, 海河流域2008、2010和2012年的年均人为氮输入量(NANI)达到13258 kg·km^-2·a^-1, 化肥施用是最大的输入项, 为10122 kg·km^-2·a^-1, 占总量的76%；其它依次是食品与饲料输入(2214 kg·km^-2·a^-1；17%)、大气沉降(666 kg·km^-2·a^-1；5%)和农作物固氮(256 kg·km^-2·a^-1；2%)(图 2).化肥施用在氮输入中的高比例表明海河流域农业生产活动对人为氮输入具有重要影响, 这与我国总体NANI结构较为类似(高伟, 等, 2014).从NANI的构成看, 农业非点源对海河流域氮负荷的影响仍然十分重要, 未来针对氮负荷的控制策略必须将化肥施用作为重点方向.在输入强度上, 海河流域的NANI远高于中国和全球平均水平, 现状输入强度分别为全国平均水平的2.7倍, 全球平均水平的12.4倍.从经济社会发展指标看, 2010年海河流域的人口密度和经济发展密度分别为476人·km^-2和1.56×10⁸元·km^-2, 分别达到同期全国平均水平的3.4倍和3.7倍, 人口与经济发展水平是人为氮输入的主要驱动力, 因此, 高强度的人类活动水平是造成海河流域NANI输入高的主要原因.由于河流是流域氮输出的重要途径之一, 高强度的人为氮输入将可能增加河流氮负荷(Howarth et al., 1996; Boyer et al., 2002; Hong et al., 2013), 进而对河流及下游水体的生态造成不利影响, 如海湾的富营养化问题.作为渤海湾的重要入海支流, 海河流域径流氮增加将可能对渤海生态造成不利影响.

3.2 人类活动净氮输入量空间分布

海河流域不同地区的经济社会发展水平存在一定差异, 从而造成了NANI输入在不同空间上的异质性.根据30 m分辨率DEM数据, 按水系分布特点将海河流域划分为滦河、北三河、永定河、大清河、子牙河、黑龙港运东、漳卫河和徒骇马颊河等8个子流域(表 1), 分别估算不同子流域的NANI分布特征.结果表明, 在子流域层面上, 海河流域的8个子流域的NANI存在较大差异, 变化范围为5320~24238 kg N·km^-2·a^-1.黑龙港运东子流域的NANI值最高, 而永定河子流域最低, NANI输入总体呈现从北向南逐步上升的趋势(图 2).各个流域的氮输入均以化肥施用为主, 化肥施用量占NANI的52%~123%, 最低的是永定河子流域, 最高的是徒骇马颊河子流域；食品与饲料的比重最高为36%, 为永定河子流域；大气沉降占NANI的比重在4%~8%, 最高的永定河子流域, 最低的为黑龙港运东子流域；农作物固氮比例为1%~5%, 最高为永定河子流域, 最低为北三河子流域.

3.3 NANI与河流负荷响应

地表径流是流域氮输出的重要途径之一.基于海河流域主要水文、水质观测站点近十年的数据, 本研究估算了主要河流的年均氮通量水平.鉴于黑龙港运东水系在下游较为分散, 无法获得代表性水文水质站点, 计算了海河流域其他7个水系的年度氮通量水平, 计算结果见图 4.结果显示, 漳卫运河的氮通量水平最高, 达到7994 t·a^-1；氮通量最小的是大清河, 为34 t·a^-1.其中, 漳卫运河、子牙河和徒骇马颊河3个河流的氮通量总和占统计总量的78%, 是河流氮输出的主要途径.

将海河流域各子流域NANI与河流的TN负荷进行相关性分析, 结果表明海河流域的河流氮负荷与流域NANI输入呈现显著的线性相关关系(p < 0.05), 说明海河流域的人为氮输入对河流氮输出产生了重要影响(图 5).然而, 从拟合线性方程的斜率看, 仅2%的NANI通过河流输出, 这一比例显著低于其他研究成果(20%~25%).一般情况下, 导致NANI河流输出比例下降的因素可能来自两个方面：一是天然因素, 主要指的是降水量、河流径流量和气温, 研究表明降水量、河流径流与输出比例之间往往呈现正相关关系(张汪寿等, 2014b)；二是人为因素, 如人口密度、下垫面构成和各种取水活动(Gao et al., 2015; 张汪寿等, 2014b).海河流域的水资源开发利用率已经超过100%, 过量的取水活动造成地表径流的下降, 这可能造成河流氮通量的降低, 最终导致径流的氮输出比例下降.此外, 海河流域所在地区的降雨量偏低, 自然条件造成水量短缺, 不利于污染物向河流的输移, 这也可能造成海河流域的河流氮输出比例偏低.从氮平衡角度看, 过量氮输入可能加大其他输出途径的氮通量, 除反硝化和挥发造成的气态氮输出外, 海河流域地下水和土壤是氮输入的主要环境汇, 海河流域严峻的地下水污染(王喜峰, 贾仰文, 2015)和土壤氮富集(张素荣, 赵更新, 2013)问题在一定程度上佐证了这一现象.

4 结论(Conclusions)

1)海河流域2008—2012年平均人类活动净氮输入量达到13258 kg·km^-2·a^-1, 化肥施用是流域人为氮输入的主要来源, 占输入总量的76%, 其次是食品与饲料输入、大气沉降和农作物固氮, 分别占17%、5%和2%.海河流域的人为氮输入构成表明农业非点源控制是削减该区域人为氮输入的重点方向.

2)海河流域的人为氮输入在空间分布上分布不均匀, 总体呈现北部低, 南部高, 其中黑龙港运东子流域的NANI负荷最高, 达到24238 kg·km^-2·a^-1, 最小的是永定河子流域, 为5320 kg·km^-2·a^-1.各个流域的氮输入均以化肥施用为主, 化肥施用量占子流域NANI的52%~123%, 其次是食品与饲料输入.

3)海河流域主要河流的氮通量与子流域NANI输入呈现显著线性相关关系(p < 0.05), NANI变化可解释67%的河流氮通量变化, 表明人类活动净氮输入是造成河流氮通量上升的主要原因.

4)海河流域主要河流氮输出比例仅占子流域NANI的2%, 偏低的主要原因可能是该地区降雨量偏低和水资源开发利用率过高, 表明缺水地区河流作为氮输出的功能被削弱, 河流不是流域氮输出的主要途径, 过量氮输入向土壤和地下水富集并造成氮污染.