南方库区生态农业小流域面源污染特征

张思毅 李晓涛 贺斌 郝贝贝 吕德鹏 梁鑫根

摘要：为研究生态农业小流域的氮、磷减排效果，以广东省英德市大站镇长湖水库粉洞生态小流域为研究对象，通过野外监测和实验室分析等方法研究小流域面源氮、磷污染物含量和污染负荷输出特征，确定关键源区，评价生态农业的减排效果。结果表明，流域内水体受污染程度低，大部分都在Ⅲ类水质范围内；总氮、总磷是流域内主要污染负荷；流域地表水氮素组成主要以溶解态氮为主（>50%），溶解态氮以硝态氮为主；关键源区有水土流失、养鹅场、居民点、养猪场、耕地。研究期间流域总氮负荷为345.22 kg，总磷负荷为69.47 kg，入河污染负荷强度低，总氮和总磷的入河系数分别为0.16和0.63。以上结果表明，生态农业小流域氮、磷减排效果显著，且流域氮、磷消纳能力强，使得流域内氮、磷污染负荷较低，水质较好，生态农业具有推广价值。

关键词：面源污染；污染通量；污染负荷；生态农业；小流域

doi：10.13304/j.nykjdb.2022.0707

中图分类号：S157；X52 文献标志码：A 文章编号：1008‐0864（2024）03‐0134‐12

全国第二次污染源普查结果显示，我国面源污染问题仍然很突出。全国水污染物中，氨氮、总氮和总磷的排放量分别为96.34 万、304.14 万和31.54 万t，其中农业源排放量分别为21.62 万、141.49 万和21.20 万t，占比分别为22.4%、46.5%和67.2%[1]。我国河流湖库水污染和富营养化形势严峻，2020年全国地表水监测的1 937个水质断面中，Ⅳ类占13.6%，Ⅴ类占2.4%，劣Ⅴ类占0.6%，主要污染指标为化学需氧量、总磷和高猛酸盐指数；2020年开展水质监测的112个重要湖泊（水库）中，Ⅳ～Ⅴ类占17.8%，劣Ⅴ类占5.4%，主要污染指标为总磷、化学需氧量和高锰酸盐指数[2]。重要湖库富营养化依然严重，富营养化湖库占开展营养状态监测湖库的29%，其中太湖、巢湖、滇池和白洋淀依然为富营养化状态，部分水质总氮、磷指标等级已达劣Ⅴ类[2‐3]。广东省绝大部分大型水库富营养化程度呈上升趋势，面源污染是全省水库污染物的主要来源[4]。流域面源污染的主要来源包括生活污水、生活垃圾、畜禽粪便、化肥和农药的不合理使用[5-7]。由于流域面源污染具有时空范围广、发生具有随机性和分散性、污染物的种类和数量及排放途径不确定、污染负荷时空差异大、污染的滞后性和潜在威胁性以及不易监测和难以量化等特点[8]，面源污染的防治需要从源头减量、过程阻控、末端净化和资源循环利用的角度出发，进行全面系统治理[9]。

生态农业是按照生态学、经济学和生态经济学的原理，把现代科学技术和传统农业相结合的综合农业生产体系，是农业面源污染有效防控的重要途径[10]。生态农业可以从源头上减少化学农药和肥料的施用，并结合生态沟渠塘和湿地等各项生态措施，实现面源污染物的过程拦截和末端净化，减少受纳水体污染物质[11]。我国的许多地区可依托当地资源和技术优势，研究并实践具有当地特色的生态农业发展模式。在丘陵地区，可以采用“粮果蔬-猪-沼气-休闲旅游”的复合型模式，除了具有生产、生态环境服务功能外，还具有旅游观光和体验休闲等生活功能[12]。农业模式的改变会改变农业面源污染的排放情况，生态农业可以降低农业面源污染排放[13-15]。然而，对于流域尺度的生态农业面源污染排放状况监测较少，对于生态农业的生态环境效益的监测评估较为缺乏；而小流域是面源污染发生的源头，研究小流域污染物流失规律，可从源头控制污染物输出，有效遏制小流域面源污染向整个流域的蔓延和扩散[16‐17]，因此需要加强这方面的实地监测和研究。

本研究以广东省长湖水库粉洞村生态农业小流域为研究区域，通过野外实地监测，研究面源污染物含量和污染负荷输出规律，了解粉洞小流域面源污染源来源和贡献，确定关键源区以及生态农业措施对于面源污染的防控作用，以期为生态农业小流域农业面源污染的治理提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

粉洞小流域（24° 06′44" —24° 07′80"N、113°28′62"—113°29′80"E，平均海拔275 m）位于广东省英德市大站镇长湖国家森林公园内，距离英德市区11 km，流域面积6.45 km2，溪流自南向北流入北江支流滃江下游的长湖水库（图1）。粉洞流域内有1个自然村庄——粉洞村，由于生态扶贫移民外迁，村里常住人口只有10人。流域内现有1个成立于2000年的英德市原野宜森生态农业开发农场，农场占地总面积约200 hm2，以林地为主，包括耕地、园地、土猪养殖场和养殖池塘等；土猪养殖场养殖品种为黑土猪（Sus scrofa domestica），规模为3 000头；养殖池塘面积2.0 hm2，水源为周围山林的径流，养殖品种为草鱼（Ctenopharyngodonidellus Cuvier et Valenciennes），年产量15 t·hm-2；耕地面积20.5 hm2，主要种植应季蔬菜、水稻（Oryzasativa subsp. indica Kato）、皇竹草（Pennisetumsinese Roxb）等，稻田冬季种植紫花苜蓿（Medicagosativa）和黑麦草（Lolium perenne Linn.）；园地面积41.9 hm2，主要种植水蜜桃（Amygdalus persica‘Honey Peach）。在原野宜森生态农业开发农场成立前，粉洞村为传统农村和农业，主要种植水稻、玉米、花生、蔬菜等农作物，农户散养猪、鸡、鸭和鹅等畜禽，农田大量施用化肥，生活污水和畜禽粪污未经处理直接排放，对下游长湖水库水质造成一定影响。生态扶贫移民后，野宜森生态农业开发农场承包了村里大部分耕地，实行生态循环农业：土猪实行生态养殖，以发酵后的玉米、皇竹草等为主要饲料，以紫花苜蓿和黑麦草等为青饲料；土猪养殖场实施雨污分流、干湿分离，养殖废水通过专用管道排入沼气池内，猪粪统一收集、堆肥腐熟处理；草鱼低密度养殖，主要喂食皇竹草、黑麦草等草料；农作物采用有机种植，主要施用沼液、沼渣和腐熟的猪粪，仅蔬菜在苗期施用少量化肥来提苗，田间种植迷迭香（Rosmarinus officinalisLinn.）、鼠尾草（Salvia japonica Thunb.）、薰衣草（Lavandula angustifolia Mill.）、香蜂草（Melissaofficinalis Linn.）、百里香（Thymus mongolicusRonniger）、万寿菊（Tagetes erecta Linn.）、金盏菊（Calendula officinalis Hohen.）和青蒿（Artemisiacaruifolia Buch.-Ham. ex Roxb.）等驱虫植物，人工除草，大量减少杀虫剂和除草剂等农药的使用；农场工作人员生活污水经三级化粪池处理后排放；农场内的溪流为原生态状态，渠底和岸边有大量水生植物，可以有效拦截和吸附氮、磷等污染物。农场通过保护和改善自然环境、种养结合、资源循环利用，减少农药化肥使用，达到生产过程有机化，实现生态农业的可持续发展。此外，粉洞村还有1个养鹅场、1个养鸽场，这2处养殖场不属于农场，没有污水处理设施，养殖废水直接排放，给环境带来一定影响。

1.2 采样点布设

根据粉洞村小流域农田、鱼塘和养殖场等污染源的分布，结合溪流支流情况，共设14个水样监测点（S1～S14）。其中干流上布设7个监测点；每条主要支流布设1个监测点，共设了4个点；水稻田的入水口、中央、出水口各布设1 个监测点（图1），各监测点位置如表1所示。其中，S1位于鱼塘下游，主要监测鱼塘尾水水质情况，S2在S1下游，中间没有其他支流汇入，可以分析S1至S2中间水质的变化，S3、S4为2条支流，S5～S7为水稻田进水口、稻田中间和稻田出水口，S8位于养鹅场下游，监测养鹅场对水质的影响，S9为农场总部下游，监测农场生活污水对水质的影响，S10为建有养鸽场的支流监测点，监测养鸽场对水质的影响，S12为养猪场支流监测点，S11和S13为养猪场支流汇入干流前后的监测断面，监测养猪场对水质的影响，S14为最下游的监测点，用于统计流域总体污染负荷输出。

1.3 监测方法

1.3.1 降雨监测与流量测定 在流域中间设置自记式雨量计（ECRN-100，Meter Group），监测流域内降雨量。降雨的总氮、总磷湿沉降量通过降雨量与雨水总氮、总磷含量乘积得到。每月采集水样时测量监测点的河宽、水深和流速。河宽、水深用卷尺或钢尺测量；流速用LS300A型便携式流速仪测量。按照河道实际宽度设置测量点，河道较宽处每隔0.5 m设置1个测量点，河道狭窄处适当缩短每个测量点之间的距离。在每个测量点，依据流速垂向分布规律，在不同水深处设置若干个流速测点，具体设置方法为：对水深小于0.2 m的地方，只需测量水深0.6倍处的流速，若水深大于0.2 m，分别测量位于整个水深0.2 和0.8 倍处流速，或分3层测量整个水深0.2、0.6和0.8倍处流速。河流流量计算公式如下[18]。

1.3.2 水样采集与氮、磷含量测定和水质评价 ①水样采集。每个河流断面设1个采样点，每个采样点采集1个水样。由于水位较浅，使用有机玻璃采样器采集断面中部的水体，水样置于1 L的白色聚乙烯塑料瓶，并记录采样瓶编号、采样地点、采样时间。利用聚乙烯漏斗和聚乙烯塑料瓶收集降雨样品。为防止水样变质，水样采集后加入适量浓硫酸使pH<1，4 ℃冰箱保存，在24 h至5 d内完成样品检测。采集时间为农业活动较为频繁的2021年7—9月，每月采集1次，枯水期支流和稻田可能因干涸无法采样。

②水样污染物含量测定和水质评价。总氮（total nitrogen，TN）的测定参照HJ 636—2012《水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》[19]；硝态氮（NO-3-N）的测定参照HJ/T 346—2007《水质 硝酸盐氮的测定 紫外分光光度法（试行）》[ 20]、氨氮（NH+4-N）的测定参照HJ 535—2009《水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》[21]；总磷（total phosphorus，TP）的测定参照HJ 671—2013《水质 总磷的测定 流动注射-钼酸铵分光光度法》[22]。各监测点重复采样3次，分别计算总氮、硝态氮和氨氮通量平均值，再计算出硝态氮和氨氮占总氮的比例，分析氮通量组成特征。根据GB 3838—2002《地表水环境质量标准》[23]对水样污染物超标等级进行评价。

③等标污染负荷比计算。由于不同污染物的排放标准不同，为了便于比较，引进等标污染负荷的概念以进行统一标准的转化[24]。把污染物的排放量稀释到相应排放标准时所需的介质量被称为等标污染负荷。等标污染负荷法的主要思想是结合不同污染物的排放标准，将不同污染源产生的污染物经标准化处理转化成在同一尺度上可以相互比较的量。总等标污染负荷（P）和等标污染负荷比（Kij）根据下列公式计算。

1.3.3 污染物通量和污染负荷计算 污染物通量和污染负荷根据下列公式计算。

根据2021年生态环境部《排放源统计调查产排污核算方法和系数手册》[25]，估算出正常情况下的污染物的年排放量。

2 结果与分析

2.1 降雨和径流特征分析

干流上的7个监测点在7、8和9月的径流量变化如图2所示，7月各监测点的水量都远大于8和9月，因此7月为丰水期，8和9月为枯水期。由表2可知，7、8和9月降雨总量分别为320.5、47.0、和78.0 mm；雨水中平均总氮含量为2.934 mg·L-1，硝态氮平均含量为0.856 mg·L-1，氨氮平均含量为0.388 mg·L-1，总磷平均含量为0.041 mg·L-1。降雨测得的总氮、总磷湿沉降量分别为1 774.20、47.59 kg。

2.2 流域氮、磷水质特征分析

14个监测点3次采样的总氮、硝态氮、氨氮和总磷平均含量见表3，粉洞村生态小流域地表水氮、磷含量大部分在Ⅲ类水标准范围内，局部地区受污染严重。监测点S5、S6和S7分别位于水田的入水口、中央和出水口，受施肥影响，S5的总氮含量超过Ⅳ类水标准，S6和S7的总磷含量分别超过劣Ⅴ和Ⅴ类水标准；监测点S10处有养鸽场，平常产生的养殖废水都直接排放，造成水体富营养化程度严重，总氮、总磷含量均超过劣Ⅴ类水标准；监测点S14处流经农场耕地，受土壤养分流失影响，总氮含量超过Ⅳ类水标准；其他监测点污染物含量均未超过Ⅲ类水标准。由图3可知，除监测点S1和S10外（监测点S3、S5、S6、S7枯水期无水，数据缺失），其他监测点的氮通量组成都以溶解态氮（NO-3-N、NH+4-N）为主（>50%）。除监测点S10外，其他监测点硝态氮所占比例都高于氨氮。14个监测点污染物等标污染负荷比见表4，S1～S5的主要污染负荷为总氮，S6～S9的主要污染负荷为总磷，S10～S12 的主要污染负荷为总氮和总磷，S13和S14的主要污染负荷为总氮。

2.3 氮和磷的通量时空变化特征分析

以干流上的7个监测点数据分析7、8和9月3次采样的平均氮、磷通量时间变化。由表5可知，平均总氮、硝态氮、氨氮通量时间变化均表现为7月>8月>9月；平均总磷通量时间变化表现为7月>9月>8月。7月是丰水期，受降雨影响，上游鱼塘附近裸露山坡水土流失严重，造成总氮、硝态氮、氨氮和总磷的通量平均值都大于后面2次枯水期采样。总氮、硝态氮和氨氮平均通量时间变化相一致，也与三者平均含量和平均流量时间变化相一致。总磷平均通量时间变化与平均含量和平均流量的时间变化不一致，无明显规律，9月总磷通量略大于8月的总磷通量。

总氮在干流沿程变化如图4A所示，7月从上游到下游总氮含量变化呈下降趋势，监测点S1处含量最高，为2.17 mg·L-1，主要是由于7月降雨量达到320.50 mm，鱼塘周边修路导致部分山体裸露，降雨发生水土流失，造成鱼塘处总氮含量升高；受S10处养鸽场支流和附近农田氮、磷排放汇入干流的影响，监测点S9到S11处干流总氮含量有升高趋势。8月，从上游到下游总氮含量变化呈升高趋势，含量变化在0.145～1.560 mg·L-1，监测点S1处含量最低，监测点S14处含量最高，二者之间相差1.420 mg·L-1。监测点S2到S8河段总氮含量有大幅度上升，原因是采集水样时，监测点S8上方有一群鹅在水里活动，把水体搅浑。9月，从上游到下游总氮含量变化有小幅度升高趋势，变化范围在0.337～1.230 mg·L-1，监测点S8处含量最低，监测点S11 处含量最高，二者相差0.893 mg·L-1。受S10处养鸽场支流排放的高含量总氮废水和农田养分流失影响，监测点S9到S11处河流总氮含量有升高趋势。综上所述，7月总氮含量空间变化最大，9月总氮含量空间变化最小；干流中游段（S8、S9、S11、S12）总氮含量空间变化差异明显。总氮污染来源于上游裸露的山体、居民生活排污、中游农田、养鸽场和养鹅场。

由图4B可以看出，3次采样的硝态氮含量从上游到下游都有升高趋势。7月，硝态氮含量变化在0.298～0.492 mg·L-1，监测点S1处含量最高，监测点S2和S3处含量最低，二者相差0.194 mg·L-1，从S2到S14硝态氮含量逐渐上升；监测点S1处硝态氮含量较高可能是附近水土流失引起的。8月，硝态氮含量变化在0.060～0.705 mg·L-1，监测点S1处含量最低，监测点S14处含量最高，二者相差0.645 mg·L-1，硝态氮含量空间变化幅度大；监测点S13到S14处河段硝态氮含量变化大，两点间相差了0.384 mg·L-1，这处河段流经大片农田，受土壤养分流失影响硝态氮含量高。9月，硝态氮含量变化在0.103～0.496 mg·L-1，监测点S8处含量最低，监测点S14处含量最高，二者相差0.393 mg·L-1，监测点S8到S11处河段硝态氮含量变化大，测得监测点S10处的硝态氮含量低于S8、S9和S11处，说明硝态氮含量升高是由养鹅场和此处居民排污引起的。综上所述，硝态氮污染来源有上游裸露的山体、下游处农田、养鹅场和居民生活排污。

氨氮含量的空间变化见图4C，7月氨氮含量从上游到下游呈下降趋势，变化范围在0.096～0.350 mg·L-1，监测点S1处含量最高，这是受鱼塘周边裸露山体水土流失的影响，监测点S13处含量最低，二者相差0.254 mg·L-1；监测点S1到S13处河段氨氮含量一直在下降，说明此河段处的污染源排放的氨氮含量低或者无排放，受河流稀释、水生植物吸附作用等影响氨氮含量逐渐下降。8月，氨氮含量从上游到下游呈上升趋势，监测点S1处含量最低，为0.039 mg·L-1，监测点S14处含量最高，为0.158 mg·L-1，受养鹅场影响，监测点S8处氨氮含量出现1个峰值。9月，氨氮含量先增加后减少，变化范围在0.040～0.237 mg·L-1，监测点S11处含量最高，监测点S14处含量最低，二者相差0.197 mg·L-1；监测点S8到S11河段氨氮含量变化大，测得监测点S10处氨氮含量低于此处河段，说明氨氮含量的升高受此处居民点和农田排污影响。综上所述，氨氮污染来源有鱼塘周边裸露的山体、养猪场、养鹅场和居民生活排污。

由图4D 可以看出，总磷含量空间变化有上升趋势，7月总磷含量变化范围小，8和9月总磷含量变化范围大。7月，总磷含量变化在0.057～0.201 mg·L-1，监测点S14处含量最高，监测点S11处含量最低，二者相差0.144 mg·L-1，总磷含量变化范围小，各污染源总磷排放量低。8月，总磷含量变化在0.051～0.346 mg·L-1，监测点S8处含量最高，监测点S2处含量最低，二者相差0.295 mg·L-1；监测点S2到S8处河段总磷含量变化大，这是受养鹅场的影响。9月，总磷含量变化范围在0.124～0.506 mg·L-1，监测点S11处含量最高，监测点S1处含量最低，二者相差0.382 mg·L-1，总磷含量变化大；监测点S8到S11处总磷含量上升幅度大，测得监测点S10处总磷含量高于此处河段，说明总磷含量升高是受此处养鸽场和居民排污的影响。综上所述，总磷污染来源有养鹅场和居民生活排污。

2.4 氮和磷污染负荷分析

研究期间各监测点的氮、磷污染负荷如表6所示（监测点S3、S5、S6、S7 枯水期无水，数据缺失）。研究期间监测点S1处的总氮和总磷污染负荷分别为329.45 和21.35 kg。监测点S1 到S2 处河段，没有污染进入，氮、磷含量下降，总氮消纳率为63.1%；硝态氮消纳率为32.5%；氨氮消纳率39.7%；总磷消纳率为9.8%。此处河段对氮营养盐有很好的去除效果，主要是此处河段内无主要污染源，从鱼塘处下来的氮营养盐被水里和岸边的植物拦截和吸附。监测点S2到S8处河段，此处河段内有8 hm2水稻田和1座占地4.67 hm2的养鹅场，溪流流经这2处主要污染源后总氮、总磷负荷有较大幅度提高。监测点S8到S9处河段，总氮消纳率为1.9%；硝态氮增加35.12 kg，增长率为63.6%；氨氮增加12.41 kg，增长率为39.4%；总磷增加2.29 kg，增长率为4.9%，主要是受居民排污的影响，硝态氮和氨氮污染负荷量增加，但总氮反而略微下降，说明有机氮在此河段有沉淀消纳。监测点S9到S11处河段，硝态氮消纳率为12.9%；氨氮消纳率27.5%；总磷消纳率为31.0%。监测点S10处氮、磷含量高，由于该支流断面流量小，所以氮、磷污染负荷小，对干流氮、磷贡献低；水里和岸边的植物使氮、磷营养盐在此处被拦截和吸附；氮、磷营养盐在此处有明显去除，也说明了此处农田的氮、磷排放量低，生态种植模式起了很大作用。监测点S11到S13处河段，总氮增加66.79 kg，硝态氮增加39.31 kg，氨氮增加4.39 kg，总磷增加2.21 kg。监测点S13到S14处河段，总氮污染负荷量增加了88.52 kg，硝态氮污染负荷量增加了70.59 kg，氨氮污染负荷量增加了26.59 kg，总磷污染负荷量增加了33.33 kg。干流不同河段氮、磷污染负荷量的增加量由大到小依次为：总氮 S13～S14>S2～S8>S11～S13>S9～S11；硝态氮S13～S14>S11～S13>S8～S9>S2～S8；氨氮S13～S14>S8～S9>S11～S13；总磷S13～S14>S2～S8>S8～S9>S11～S13。监测点S13到S14处河段氮、磷的增加量都是最大的。根据监测点S14结果，研究期间流域总氮、硝态氮、氨氮和总磷的污染负荷量分别为345.22、182.39、62.81和69.47 kg，硝态氮和氨氮分别占总氮污染负荷量的52.8%和18.1%。支流监测点S4处污染负荷较小；监测点S10处总氮负荷较高，而硝态氮和氨氮只占23.74%，说明该处氮负荷主要是有机氮；监测点S12处总氮和总磷污染负荷分别为47.53和8.65 kg。

根据公式（8）计算得到研究期间规模化生猪养殖的总氮和总磷排放量分别为191.25 和50.40 kg，水产养殖的总氮和总磷排放量分别为11.93和2.32 kg，园地的总氮和总磷排放量分别为80.55和5.10 kg，耕地的总氮和总磷排放量分别为35.04和4.91 kg；加上降雨测得的总氮、总磷湿沉降量，流域的总氮和总磷污染排放量分别为2 092.98 和110.31 kg。结合流域最下游监测点S14处的总氮和总磷污染负荷（表6），流域出口总氮和总磷污染负荷分别为345.22 和69.47 kg，入河系数分别为0.16和0.63。

3 讨论

本研究中，雨水的平均总氮、硝态氮和氨氮含量都分别高于历次水样采集的均值，雨水的平均总磷含量都低于历次水样采集的均值。降水中的氨氮主要来源于畜禽养殖、化肥施用和工业排放，硝态氮主要来源于汽车尾气和发电厂[26]。粉洞生态小流域临近英德市区，南边离珠三角大都市区也不远，大量的汽车尾气使雨水中的硝态氮含量偏高；周围农田化肥施用和工业氨氮排放造成雨水的氨氮含量偏高。因此雨水中高含量的氮素对流域面源污染的贡献不容忽略。硝态氮和氨氮总量占雨水总氮的38.6%，占比较低，可能与夏季高温容易使得硝态氮挥发而导致硝态氮含量出现明显下降有关；同时，该地区林地面积较大、农业施用有机肥较为普遍，也使得溶解性有机氮对溶解性总氮的贡献较高[27]。不同月份之间雨水氮素含量差异较大，这是由于NOx排放具有与气温、降雨量等相关的季节变化[28]，7、8月为气温最高的季节，相应的雨水氮含量相应较高。气团的来源路径也会对氮沉降产生影响，通常陆地来源的气团会导致高氮沉降[29]，7、8月雨水较高的氮素含量可能与陆地来源的气团有关。

研究期间粉洞小流域的总氮、硝态氮、氨氮和总磷总体含量较低，大部分在Ⅲ类水范围内，其中干流只有流域出口总氮超过Ⅳ类水标准，农田和部分支流的超标物主要为总氮和总磷，这与该流域进行生态农业生产有关。研究表明，生态农业措施可以减少面源污染的产生[30‐31]。与其他南方小流域类似，流域内面源污染的主要污染源包括水土流失、居民点排污、耕地以及畜禽养殖[32‐33]。

丰水期氮、磷污染物含量较高，是因为上游坡地水土流失较严重，而流失的粒径较小的颗粒物对氮、磷的吸附量较大[34‐35]。总氮和氨氮从上游到下游总体呈下降趋势，主要是由于生态边坡、生态溪渠对总氮和氨氮截留效果好，此时水位高，岸边植物被水淹没，所以对氮的吸收量大[36]，这与滇池柴河小流域暴雨径流污染的输移过程类似[34]，说明流域内的生态溪流尤其是水生植物可以较好地截留总氮和氨氮[34，36]。硝态氮和总磷含量从上游到下游有上升趋势，由于上游主要是山林和园地，排污较少，而越往下游农田和畜禽养殖越集中，硝态氮和总磷排放较多。位于溪流两侧的生态农田施用有机肥较多，导致较多的硝态氮和总磷流失进入溪流。另外，与氨氮不同，硝态氮可以在水体中稳定存在，主要去除途径是植物吸收利用和反硝化，溪流水浅，溶解氧含量高，反硝化作用弱，植物吸收受到限制，因此消纳率低；氨氮在浅水溪流中容易经硝化作用转化为硝态氮，因此有较高的消纳率[37]。

研究流域实行生态循环种养，养殖和种植业的实际排污量应小于2021年生态环境部《排放源统计调查产排污核算方法和系数手册》[25]的参考值；因此，生态农业小流域主要总氮污染来源是大气湿沉降，占84.77%，总磷的主要污染来源为生猪养殖和大气湿沉降，分别占45.69%和43.17%。流域出口最下游监测点S14处的总氮和总磷污染负荷分别为345.22 和69.47 kg，入河污染负荷强度分别为361.78和72.81 kg·a-1·km-2；可见生态农业小流域总氮、总磷入河污染负荷强度远低于其他小流域[38]。流域总氮和总磷的入河系数分别为0.16 和0.63，总氮、总磷消纳比例分别为83.51%和37.02%；可见生态农业流域对氮、磷都具有较好的消纳作用，且氮的消纳作用强于磷。

综上所述，粉洞生态农业小流域内地表水受到轻度污染，水体较清洁。流域地表水污染负荷主要是总氮和总磷，氮素组成主要以溶解态氮为主，溶解态氮以硝态氮为主。雨水中氮素含量偏高，对粉洞生态小流域的面源污染贡献不可忽略。粉洞生态小流域面源污染构成有养殖废水（养猪场、养鹅场、养鸽场、鱼塘）、肥料养分流失（水田、旱地）、生活污水，关键源区有鱼塘周边裸露的山体、养鹅场、居民点、养猪场、农田。生态溪流对氮、磷有很好的消纳效果，水里和岸边的植物可以拦截和吸附氮、磷营养盐。生态种植和生态养殖的氮、磷减排以及生态沟渠的消纳效果显著，生态农业具有很好的推广应用价值。

参 考 文 献

［1］ 中华人民共和国生态环境部， 国家统计局， 中华人民共和国

农业农村部. 第二次全国污染源普查公报[R]. （2020-06-08）

[2022-08-01]. https：//www. mee. gov. cn/home/ztbd/rdzl/wrypc/

zlxz/202006/t20200616_784745.html.

［2］ 中华人民共和国生态环境部. 2020中国生态环境状况公报

[R]. （2021-05-26） [2022-08-01]. https：//www. mee. gov. cn/hjzl/

sthjzk/zghjzkgb/.

［3］ 中华人民共和国生态环境部. 2019年中国生态环境统计年

报[R]. （2021-08-27）[2022-08-01]. https：//www.mee.gov.cn/hjzl/

sthjzk/sthjtjnb/202108/t20210827_861012.shtml.

［4］ 储雪丹， 唐鹊辉， 彭亮. 广东省大型水库富营养化现状与水

质管理对策[J]. 人民珠江， 2016，37（8）：77-81.

CHU X D， TANG Q H， PENG L. Eutrophication and water

quality management of large reservoirs in Guangdong province

[J]. Pearl River， 2016， 37 （8）： 77-81.

［5］ MAO L H， HAN X M. Countermeasures of non-point source

pollution prevention and control in Wohushan waterhead area

[J]. Adv. Materials Res.， 2013， 864-867： 1466-1469.

［6］ 单既亮， 李湘妮， 张晶， 等. 广东佛山市农业面源污染来源

与防控措施[J]. 农业工程技术， 2019， 39（17）：43-44.

［7］ 王立萍， 娄山崇， 孙秀玲， 等. 尼山水库小流域典型面源污

染来源及特征分析[J]. 农业资源与环境学报， 2022， 39（1）：

26-35.

WANG L P， LOU S C， SUN X L， et al .. Analysis of sources and

characteristics of typical non-point pollution in a small

watershed of Nishan reservoir， China [J]. J. Agric. Resour.

Environ.， 2022， 39 （1）： 26-35.

［8］ 路月仙， 陈振楼， 王军， 等. 地表水环境非点源污染研究的

进展与展望 [J]. 环境保护， 2003（11）： 22-26.

LU Y X， CHEN Z L， WANG J， et al .. Research progress and

prospect of surface water environmental non-point source

pollution [J]. Environ. Prot.， 2003（11）： 22-26.

［9］ 杨林章， 施卫明， 薛利红， 等. 农村面源污染治理的“4R”理

论与工程实践——总体思路与"4R"治理技术[J]. 农业环境

科学学报， 2013， 32（1）： 1-8.

YANG L Z， SHI W M， XUE L H， et al .. Reduce-retain-reuserestore

technology for the controlling the agricultural non-point

source pollution in countryside in China： general countermeasures

and technologies [J]. J. Agro-Environ. Sci.， 2013， 32（1）： 1-8.

［10］ 李晓莲， 杨怀钦. 发展生态农业控制洱海流域农业面源污

染[J]. 农业环境与发展， 2013， 30（3）： 53-54.

LI X L， YANG H Q. Developing ecological agriculture and

controlling agricultural non-point source pollution in Erhai

Basin [J]. Agric. Environ. Dev.， 2013， 30 （3）： 53-54.

［11］ 亢志华， 唐剑， 刘华周. 构建江苏太湖流域生态农业补偿机

制理论初探[J]. 江苏农业科学， 2014， 42（2）： 412-414.

KANG Z H， TANG J， LIU H Z. On the theory of constructing

ecological agriculture compensation mechanism in Taihu Lake

Basin of Jiangsu province [J]. Jiangsu Agric. Sci.， 2014， 42（2）：

412-414.

［12］ 牟文琴， 滕祥河， 巩朋勃. 长江流域生态农业的实践发展研

究综述[J]. 科学咨询（科技·管理）， 2015， 49（12）： 4-5.

［13］ KAN D， DUAN P. Resource-based agricultural non-point

source pollution control using biological agents [J]. Water

Supply， 2021， 21（5）： 2035-2046.

［14］ SEENA R A R， SUJA G， SREEKUMAR J. How sustainable is

organic management in cassava？ Evidences from yield，

qualitysoil， energetics and economics in the humid tropics of

South India [J/OL]. Sci. Hortic.， 2022， 293： 110723[2022-08-

01]. https：//doi.org/10.1016/j.scienta.2021.110723.

［15］ XU B， NIU Y， ZHANG Y， et al .. Chinas agricultural nonpoint

source pollution and green growth： interaction and spatial

spillover [J]. Environ. Sci. Pollut. Res. Int.， 2022， 29（40）：

60278-60288.

［16］ 薛利红， 杨林章， 施卫明， 等. 农村面源污染治理的“4R”理

论与工程实践——源头减量技术[J]. 农业环境科学学报，

2013， 32（5）： 881-888.

XUE L H， YANG L Z， SHI W M， et al .. Reduce-retain-reuserestore

technology for controlling the agricultural non-point

pollution in countryside in China： source reduction technology

[J]. J. Agro-Environ. Sci.， 2013， 32（5）： 881-888.

［17］ SHEN Z Y， HONG Q， YU H， et al .. Parameter uncertainty

analysis of non-point source pollution from different land use

types [J]. Sci. Total Environ.， 2010， 408（8）： 1971-1978.

［18］ 杨尚， 罗潋葱， 翟海涛， 等. 大沙河水库主要入库河流氮磷

营养输入分析[J]. 生态科学， 2013， 32（2）：158-164.

YANG S， LUO L C， ZHAI H T， et al .. Analysis on inputs of

nitrogen and phosphorous from the main inflow rivers of

Dashahe Reservoir [J]. Ecol. Sci.， 2013， 32 （2）： 158-164.

［19］ 环境保护部. 水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分

光光度法：HJ 636—2012[S]. 北京： 中国环境科学出版社，

2012.

［20］ 国家环境保护总局. 水质 硝酸盐氮的测定 紫外分光光度

法（试行）：HJ/T 346—2007[S]. 北京： 中国环境科学出版社，

2007.

［21］ 环境保护部.水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法： HJ

535—2009[S]. 北京： 中国环境科学出版社， 2009.

［22］ 环境保护部. 水质 总磷的测定 流动注射-钼酸铵分光光度

法：HJ 671—2013[S]. 北京： 中国环境科学出版社， 2013.

［23］ 国家环境保护总局， 国家质量监督检验检疫总局. 地表水

环境质量标准：GB 3838—2002[S]. 北京： 中国环境科学出版

社， 2002.

［24］ 丘丽清， 吴根义， 李想， 等. 基于等标污染负荷强度的海南

省农村面源污染特征研究[J]. 农业资源与环境学报， 2023，

40（1）： 55-63..

QIU L Q， WU G Y， LI X， et al .. Characteristics of agricultural

non-point source pollution in Hainan rural area based on equal

standard pollution load intensity [J]. J. Agric. Resour. Environ.，

2023， 40（1）： 55-63..

［25］ 中华人民共和国生态环境部. 排放源统计调查产排污核算方

法和系数手册[EB/OL]. （2021-06-11）[2022-08-01]. https：//www.

mee.gov.cn/xxgk2018/xxgk/xxgk01/202106/t20210618_839512.html.

［26］ 宋玉芝， 秦伯强， 杨龙元， 等. 大气湿沉降向太湖水生生态

系统输送氮的初步估算[J]. 湖泊科学， 2005， 17（3）： 226-230.

SONG Y Z， QIN B Q， YANG L Y， et al .. Primary estimation of

atmospheric wet depositon of nitrogen to aquaitc eeosystem of

lake Taihu [J]. J. Lake Sci.， 2005， 17（3）： 226-230.

［27］ 张佳颖， 于兴娜， 张毓秀， 等. 南京北郊大气降水中水溶性

无机氮和有机氮沉降特征[J]. 环境科学， 2022， 43（7）： 3416-

3422.

ZHANG J Y， YU X N， ZHANG Y X， et al .. Deposition

characteristics of water-soluble inorganic nitrogen and organic

nitrogen in atmospheric precipitation in the northern suburbs

of Nanjing [J]. Environ. Sci.， 2022， 43（7）： 3416-3422.

［28］ 王茜， 王雪梅， 林文实， 等. 鼎湖山无机氮湿沉降来源研究

[J]. 环境科学研究， 2008， 21（6）： 156-160.

WANG Q， WANG X M， LIN W S， et al .. Study on sources of

inorganic nitrogen in wet deposition in Dinghushan mountain

[J]. Res. Environ. Sci.， 2008， 21（6）： 156-160.

［29］ AVILA A， ALARC?N M. Relationship between precipitation

chemistry and meteorological situations at a rural site in NE

Spain [J]. Atmospheric Environ.， 1999， 33（11）： 1663-1677.

［30］ 谢德体， 倪九派， 张洋， 等. 生态保育措施对三峡库区小流

域地表氮磷排放负荷的影响[J]. 三峡生态环境监测， 2016，

1（1）： 19-27.

XIE D T， NI J P， ZHANG Y， et al .. Effects of ecological

conservation measures on surface nitrogen and phosphorus loss

load in the Three Gorges Reservoir area [J]. Ecol. Environ.

Monitor. Three Gorges， 2016， 1（1）： 19-27.

［31］ 李红娜， 叶婧， 刘雪， 等. 利用生态农业产业链技术控制农

业面源污染[J]. 水资源保护， 2015， 31（5）：24-29.

LI H N， YE J， LIU X， et al .. Control agricultural non-point

pollution with technology of eco-agricultural industrial chain

[J]. Water Resour. Protect.， 2015， 31（5）： 24-29.

［32］ 胡承婷， 李建华. 西山岛小流域农业非点源污染负荷估算

与控制[J]. 南方农业， 2018，12（32）：162-165.

HU C T， LI J H. Load estimation and control of agricultural

non point source pollution in Xishan island small watershed

[J]. South China Agric.， 2018， 12（32）： 162-165.

［33］ 龚世飞， 丁武汉， 肖能武， 等. 丹江口水库核心水源区典型

流域农业面源污染特征[J]. 农业环境科学学报， 2019，

38（12）： 2816-2825.

GONG S F， DING W H， XIAO N W， et al .. Characteristics of

surface runoff and agricultural non-point source pollution in

the core water source area of the Danjiangkou Reservoir [J]. J.

Agro-Environ. Sci.， 2019， 38（12）： 2816-2825.

［34］ 周崧， 和树庄， 胡斌， 等. 滇池柴河小流域暴雨径流氨氮的

输移过程研究[J]. 环境科学与技术， 2013， 36（1）：162-168.

ZHOU S， HE S Z， HU B， et al .. Transportation process of

ammonia nitrogen in storm runoff of Chaihe River watershed

[J]. Environ. Sci. Technol.， 2013， 36（1）： 162-168.

［35］ 曹瑞霞， 刘京， 邓开开， 等. 三峡库区典型紫色土小流域径

流及氮磷流失特征[J]. 环境科学， 2019，40（12）：5330-5339.

CAO R X， LIU J， DENG K K， et al .. Characteristics of nitrogen

and phosphorus losses and runoff in a typical purple soil

watershed in the Three Gorges Reservoir area [J]. Environ.

Sci.， 2019， 40 （12）， 5330-5339.

［36］ 余红兵， 杨知建， 肖润林， 等. 水生植物的氮磷吸收能力及

收割管理研究[J]. 草业学报， 2013， 22（1）：294-299.

YU H B， YANG Z J， XIAO R L， et al .. Absorption capacity of

nitrogen and phosphorus of aquatic plants and harvest

management research [J]. Acta Pratac. Sin.， 2013， 22（1）：

294-299.

［37］ 罗良国， 陈崇娟， 赵天成， 等. 植物修复农田退水氮、磷污

染研究进展[J]. 农业资源与环境学报， 2016， 33（1）：1-9.

LUO L G， CHEN C J， ZHAO T C， et al .. Progress on

phytoremediation of drainage water N and P pollution in

farmland drainage ditches： a review [J]. J. Agric. Resour.

Environ.， 2016， 33（1）： 1-9.

［38］ 付正辉， 张扬， 姜霞， 等. 基于输出系数法及土地利用方式

识别的营养盐空间负荷解析——以十堰市为例[J]. 环境工

程技术学报， 2022， 12（3）：660-665.

FU Z H， ZHANG Y， JIANG X， et al .. Spatial nutrient load

analysis based on output coefficient method and land use

pattern identification： a case study of Shiyan City [J]. J.

Environ. Eng. Technol.， 2022， 12（3）： 660-665.

（责任编辑：胡立霞）