河流氮输出对人类活动净氮输入的响应

王迪，刘梅冰,b*

(福建师范大学a. 地理科学学院，b.湿润亚热带山地生态国家重点实验室培育基地, 福州 350007)

氮是河流以及海洋生产力维持的重要生源要素，同时也是导致水体富营养化的重要元素。随着人口数量增加和城市化进程加快[1]，以农业耕作、氮肥施用、畜禽养殖、食品贸易以及温室气体排放等人类活动引起的氮输入是陆地系统氮积累的主要形式[2-3]。当人类活动排放的氮量超出陆地系统所储存和消化的上限，剩余氮素通过大气沉降、地表径流过程进入河流、湖泊当中[4]，导致河湖氮浓度升高、氮通量持续增加，进而引发河流生态功能退化、下游及河口水体富营养化等环境问题[5-6]。因此，探讨河流氮通量输出对流域人类活动氮输入的响应关系，对于水体的富营养化防控、改善水体环境具有重要意义。

研究河流氮输出与人类活动氮输入之间的响应关系在国际上已得到广泛关注，Howarth等人[7]首次提出了人类活动净氮输入的概念，通过对大西洋沿岸9个流域的河流氮输出通量进行估算，最终证实人类活动氮输入量与河流氮输出通量呈正相关关系。随后，一些欧美学者研究了密西西比河[8]，波罗的海[9]，密西根湖[10]等流域氮输出与人类活动氮输入的定量关系，已有研究表明河流氮输出与人类活动氮输入之间可表达为线性/指数形式[11-12]，人类活动氮输入总量的25%最终进入水体，剩余氮素被滞留或重新进入大气[13]。在国内，韩玉国[14]首次引进了人类活动氮输入的计算方法，其他学者先后在淮河流域、海河流域等地区进行人为氮输入研究[15-16]，探讨人类活动氮输入的时空变异特征，推进了中国对氮素盈亏的认识。目前，关于河流氮通量与人类活动氮输入的响应关系研究在国内较为少见，两者的计算方法大多基于实测数据[16-18]，然而，在实测数据不全的地区，长时间尺度氮通量数据的获取受到极大限制[19]。流域分布式水文模型可以模拟长时间尺度下营养盐通量的时空变化特征，目前，结合数理统计模型与流域分布式水文模型来进行人类活动氮输入与氮通量响应关系的研究鲜有见闻。

以泉州市山美水库流域为研究区，基于人类活动净氮输入统计模型(Net Anthropogenic Nitrogen Input，NANI)和流域分布式水文模型(Soil and Water Assessment Tool，SWAT)，分析2001—2010年河流氮通量输出与人类活动净氮输入之间的动态响应特征，探讨人类活动净氮输入、自然背景源和滞留氮库对河流氮通量输出的贡献，对于分析流域氮输入及输出驱动因素，以期在流域尺度上为控制水体氮污染管理提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 区域概况

图 1 山美水库流域范围Figure 1 The range of Shanmei Reservoir watershed

山美水库位于福建省泉州市南安市九都镇山美村，是一座集供水、灌溉、防洪和发电等功能为一体的综合性大型水利枢纽工程。山美水库流域面积为1 023 km2，范围包括山美水库库区、上游永春县境内的桃溪、湖洋溪两大支流，以及跨流域调水的龙门滩水库(图1)。水库正常高水位96.48 m，相应库容4.72亿m3，总库容6.55亿m3。近年来，由于流域上游农业化肥的大量使用、污水的不合理排放等现象[20]，流域内非点源污染问题突出，总氮超标严重，水库水质基本处于中营养化状态，对下游泉州市的饮水安全造成威胁。

1.2 人类活动净氮输入评估模型

人类活动净氮输入模型(NANI)通常被用来估算区域人类活动氮输入强度，是指由大气氮沉降、氮肥施用、农作物固氮和人类食品/动物饲料净氮输入等人类活动所带来的氮输入量。由于其操作便捷，数据要求低，计算灵便等特点，通常适用于实测数据或参数缺乏地区的氮输入强度估算。山美水库流域人类活动净氮输入(NANI)是基于Howarth提出的方法模型的基础上进行估算研究[7]，即大气氮沉降量、氮肥施用量、农作物固氮量与人类食品/动物饲料氮净输入量之和，计算单位采用kgN·km-2。

1.2.1 大气氮沉降量

在人类活动净氮输入模型计算中，由于大气沉降中的氨氮随大气传播的距离和停留时间都比较短，因此模型不考虑氨氮沉降的输入，只考虑了大气中的硝态氮成分[17]。本研究采用的2001—2010年大气氮沉降数据来源于Liu等对1980—2010年中国东南地区大气氮沉降研究的结果[21]。

1.2.2 化肥施用量

氮肥的施用是流域氮输入的主要来源，是人类活动净氮输入的重要组成部分。通过直接采用农业统计年鉴中的氮肥折纯量和复合肥施用量的总和进行计算，其中复合肥的含氮量取12.85%[14]。

1.2.3 农作物固氮量

农作物固氮采用作物种植面积估算法进行计算，即作物种植面积与作物固氮率的乘积获得[24]。根据研究区域的特点，估算了水稻、大豆、花生、小麦、杂粮、蔬菜、茶叶和柑橘8种作物，作物种植面积来源于农业统计年鉴，不同作物类型的固氮速率见表1[22]。

表1 主要作物类型的产量以及固氮速率

1.2.4 人类食品/动物饲料净氮量

人类和动物的生存需要大量的食物或饲料，因此人类食品和动物饲料的氮输入也是NANI的重要组成部分，其计算公式为：

RSDS=RSN+DSN-(DCN+ZCN)

(1)

式(1)中：RSDS表示食品/饲料氮净输入量(kg)，RSN和DSN分别为人类食品氮消费量和畜禽氮消费量(kg)，DCN和ZCN分别表示畜禽产品中供人类食用的氮含量和作物产品的氮含量(kg)。

1) 人类食品氮消费量一般采用人口数量与人均氮消费量进行计算。人口数据来源与统计年鉴，人类蛋白质摄入量参考相关研究成果[23]，最后根据公式计算得出。畜禽氮消费量主要根据畜禽养殖规模和单位畜禽氮消费水平确定。畜禽养殖数量来自于农业统计年鉴，根据研究区特点统计了牛、猪、羊、鸡、鸭5种流域主要畜禽类型，不同畜禽种类的氮消费量详见表2[24]。

表 2 主要畜禽种类的氮收支量/(kg N·yr-1)

2) 畜禽产品氮含量根据畜禽饲料氮消费量与氮排泄量差值计算，农作物产品含氮量主要考虑了水稻、大豆、花生、小麦、杂粮、蔬菜、茶叶和柑橘8种作物，作物产量来源于农业统计年鉴，作物含氮量参考中国食品成分表(表1)[25]，考虑到食品在加工、零售等过程中的损失，畜禽和作物产品含氮量并不能被人类完全利用，故需要扣除10%的损失率[17]。

1.3 河流氮通量计算的SWAT模型

SWAT模型(Soil and Water Assessment Tool)是美国农业科学研究所(ARS)开发的一个流域尺度模型，已被应用于流域径流模拟、非点源污染评价等方面的研究[20]。本研究基于山美水库流域DEM，通过对土地利用类型图、土壤类型图、坡度图进行叠加分析，将山美水库流域划分成38个子流域和297个水文响应单元(图1)。采用土地利用、土壤、降水以及NANI(大气氮沉降量、氮肥输入量、农作物固氮量、人类食品/动物饲料净氮量)等数据资料，基于2001—2010年间的水质水文数据，在日时间尺度上对模型进行参数率定和验证，构建适合山美水库流域氮污染输入模拟的流域SWAT模型。

采用38号子流域入口的水文数据对山美水库流域径流量、总氮进行模拟率定。结合实测数据对模拟的结果进行校准和验证。由于河流氮浓度实测值某些年份存在缺失现象，为有效模拟并估算10年山美水库流域河流氮输出通量。采取手动校准的方式，选取2001—2005年为率定期，2006—2010年为验证期，利用决定系数(R2)，Nash-Suttcliffe系数(Ens)以及相对误差(Re)作为评价模拟值与实测值拟合效果的评价指标。

(2)

(3)

(4)

图 2 山美水库入库日径流率定和验证Figure 2 Calibration of daily runoff in ShanmeiReservoir watershed

在本次研究的日径流模拟中(图2)，模型率定期R2与Ens分别是0.82和0.80；验证期R2与Ens为0.88和0.87，表明SWAT模型对山美水库流域日径流过程的拟合效果较好。在总氮浓度日过程的率定模拟中，由于实测水质数据有限，直接采用相对误差Re进行率定，率定结果Re为22%，说明SWAT模型对流域污染物的模拟结果趋近于已有实测值，且贴合度较高，因此能较好地模拟本研究流域河流逐日总氮负荷量，从而估算2001—2010年年均河流氮输出通量。

2 结果与讨论

2.1 山美水库流域人类活动净氮输入特征分析

图 3 2001—2010年山美水库流域NANI结构变化特征Figure 3 Characteristics of NANI structure change in Shanmei Reservoir watershed from 2001 to 2010

山美水库流域人类活动净氮输入量由2001年的11 453 kg N·km-2减少到2010年的10 630 kg N·km-2，总体呈下降趋势。从NANI结构特征变化来看(图3)，大气氮沉降量在10年间波动幅度较为平稳，年均值在1 654 kg N·km-2左右，与他人研究结果[26]较为一致,总体保持稳定状态；氮肥施用量作为NANI的主要输入源，在2001—2010年间由7 551 kg N·km-2减少到5 816 kg N·km-2，这主要是由于过去10年来研究区域作物种植面积不断减少，氮肥施用量不断降低，进而导致农作物固氮量也随之降低，总体呈下降趋势。10年来本研究区内人口数量上涨以及对畜禽产品需求量的不断增加，导致人类食品/动物饲料净氮输入量自2001年开始呈持续上升趋势，在2010年达到最高值2 502 kg N·km-2。从NANI总体构成来看，NANI年均输入量达11 023 kg N·km-2，其中氮肥施用量为6 559 kg N·km-2，占NANI总输入量的60%，是山美流域人为氮输入的最大输入源，其他依次是人类食品/动物饲料净氮输入量(21%)、大气氮沉降量(15%)和农作物固氮量(4%)。氮肥施用量在NANI中占比最高说明山美水库流域农业活动对流域内人为氮输入有深刻影响，这与国内人类活动净氮输入总体结构特征相符合[13]，因此控制和削减流域内氮肥施用量是制定治理流域氮污染策略的首要方向。

2.2 河流氮通量与人类活动氮输入以及径流量的响应关系

图 4 2001—2010年山美水库流域河流氮通量年际变化特征Figure 4 Interannual variation characteristics of riverine nitrogen flux in Shanmei Reservoir watershed from 2001 to 2010

基于SWAT模型模拟估算了2001—2010年河流年均氮输出通量，结果表明山美水库流域年均河流氮通量存在显著年际变化特征(图4)。2001—2003年间，河流氮通量变化呈现逐年降低趋势，通量值下降48%左右。2003—2009年，河流氮通量年际变化特征呈现出先增后减的抛物线型变化趋势，具体表现为，2003—2006年，河流氮通量持续上升，由2003年的1 957.25 kg N·km-2增加到2006年的4 518.38 kg N·km-2，增加了131%；2006—2009年，河流氮通量呈下降趋势，在2009年降到最低值，通量值减少了76%，2009年以后河流氮通量迅速回升，于2010年达到10年以来最高水平。2001—2010年间山美水库流域河流氮输出通量总体增加70%，数值波动幅度较大，年际特征差异明显。

图 5 山美水库流域NANI、河流年均径流量与河流氮通量的相关性Figure 5 The relationships between NANI, annual average runoff and riverine nitrogen flux in Shanmei Reservoir watershed

通过分析2001—2010年山美水库流域河流氮输出通量与河流径流量、NANI的相关性不难发现(图5)，氮输出通量与径流量之间存在显著相关性(R2=0.83，P<0.01)，但与NANI之间关系不显著，与大气氮沉降、氮肥施用量、农作物固氮量以及人类食品/动物饲料净氮输入量之间也均无相关关系。由于研究区为典型亚热带季风气候区，雨量充沛，降雨径流作为土壤侵蚀和污染物扩散的主要驱动力，对流域氮流失起重要作用。丰富的地表径流加速了人类活动氮排放向河流的汇集过程，因此河流氮通量的输出特征很大程度取决于径流量的年际变化。

据计算结果可知，仅有29%的NANI通过河流输出，山美水库流域NANI总量变化并不足以解释河流氮通量的年际变化特征。有研究发现，大型流域尺度下的河流氮通量变化与人类活动净氮输入之间存在显著相关性[11-12]。根据Han[27]的研究结果可知，河流氮通量对NANI的响应与流域尺度相关，尺度越小，数据转换产生的误差越大，导致NANI不能有效解释河流氮通量的年际变化。张汪寿[18]认为，当流域面积超过2 000 km2时，由流域尺度所产生的误差将趋于稳定，更适宜分析河流氮通量对人类活动净氮输入的响应关系。因此，造成本研究区河流氮通量年际变化特征与NANI无关的原因有2种可能性，一方面是由于流域尺度，山美水库流域面积仅为1 023 km2，数据转换所带来的误差导致NANI不能较好反映河流氮输出通量的年际变化；另一方面是来自径流的影响，径流量的变化与NANI年际特征息息相关，河流氮通量与径流量之间呈现更高的相关性。因此，与人类活动净氮输入总量变化相比，山美水库流域河流氮通量的年际变化更依赖于河流流量变化的影响。

2.3 影响河流氮通量输出的污染源识别

研究表明，流域NANI除去被输送到河流中的部分，还有一部分氮素被滞留在动植物体内、土壤、地下水中或通过反硝化作用进入大气[17]。因此，不仅需要探讨人类活动净氮输入对河流氮通量的影响，还考虑到滞留氮库以及自然背景下的氮积累状况。

首先，基于公式(5)获取当年河流氮通量中NANI的氮贡献量(HNA)：

HNA=HNZ-HNO

(5)

式(5)中：HNA表示河流氮通量中NANI的氮贡献量，HNZ表示河流氮输出总量，HNO表示SWAT模型中NANI输入为0情况下模拟估算的河流氮通量。

其次，自然背景下的河流氮贡献量(HNT)直接采用Meybeck[28]统计的世界河流氮背景浓度值(0.1 mg·L-1)与河流径流量的乘积得出。最后根据公式(6)得出滞留氮库所贡献的河流氮量(HNK)：

HNK=HNO-HNT

(6)

式(6)中：HNK表示河流氮通量中滞留氮库的氮贡献量，HNT表示自然背景下贡献的河流氮量。

图 6 2001—2010年不同氮输入源对河流氮通量的贡献Figure 6 Contribution of different nitrogen input sources to riverine nitrogen flux from 2001 to 2010

据计算结果可知，山美水库流域年均河流氮通量中NANI所贡献的氮量为1 680.14 kg N·km-2，占河流氮输出总量的52%(图6)，是河流氮通量的主要输入源；自然背景源输出的氮通量年均值为129.75 kg N·km-2，对河流氮的贡献率为4%；滞留氮库所贡献的年均河流氮为1 450.74 kg N·km-2，河流氮贡献率是44%，这一比例与国内其他学者研究所得出的结果具有可比性(24%～30%)[17]，即本研究获取的滞留氮库氮贡献量略高于其他研究。山美水库流域人类活动氮输入中被滞留的氮素一般通过土壤有机氮矿化，地下水运动等过程引起，这些过程具有明显的时间延滞性，被滞留的氮通常需要较长时间才会被输送进河流[16,18]。由于流域人类活动净氮输入总体呈逐年降低趋势，因此，区域滞留氮库对河流氮通量的影响将会逐年减弱。

上述研究表明，山美水库流域人为氮输入(NANI与滞留氮库对河流氮通量的总贡献)对河流氮通量的贡献率达到96%，这一结果是由当地社会经济条件造成，2001—2010年本研究区域年均人口密度和经济密度分别363人·km-2和669.62万元·km-2,分别高出全国同期平均水平的159%和59%，流域内人口增加以及社会经济不断发展是造成人为氮输入贡献比例较高的主要原因[29]。人为氮输入是山美水库流域河流氮输出通量的主要输入来源，因此，控制人为氮排放量是减少山美水库流域河流氮通量的主要途径。

3 结论

1)2001—2010年间，山美水库流域人类活动氮输入量总体呈下降趋势。年均人类活动净氮输入量达到11 023 kg N·km-2，其中氮肥施用量为6 559 kg N·km-2，占NANI总体的60%，氮肥施用量在NANI中占比最高说明山美水库流域农业活动对流域内人为氮输入有深刻影响，因此控制氮肥施用量是削减流域人为氮排放量的首要方向。

2)2001—2010年间，山美水库流域仅有29%的NANI通过河流输出，受流域尺度和河流径流量的双重影响，NANI的年际变化与河流氮通量之间无显著相关性， NANI不能有效解释河流氮通量的年际变化。相较于NANI而言，河流氮通量与径流量之间表现出显著的相关性(R2=0.83)，山美水库流域河流氮通量的年际变化更依赖于河流流量变化的影响。

3)NANI、自然背景源和滞留氮库是山美水库流域河流氮通量的主要输入方式，其贡献率分别为52%、4%、44%。包括NANI和滞留氮库在内的人为氮输入共占96%，可见山美水库流域河流氮通量的主要输入方式是人类活动的氮输入，且滞留氮库对河流氮通量的作用将随人类活动净氮输入总量的降低而逐年减弱。