王俊，黃潔鈺，李方圓，王曉燕，2*

（1.首都師范大學(xué)資源環(huán)境與旅游學(xué)院，北京 100048；2.首都師范大學(xué)首都圈水環(huán)境研究中心，北京 100048）

氮素是地球生態(tài)系統(tǒng)中重要的營(yíng)養(yǎng)元素之一，已有研究表明，流域氮輸入量增加通常會(huì)導(dǎo)致受納水體（河流、湖庫(kù)或近海水域等）氮通量增高[1-2]。由人類活動(dòng)引起的河流氮通量持續(xù)增加已成為河流生態(tài)功能退化以及下游水體富營(yíng)養(yǎng)化的主要原因之一[3]，例如農(nóng)業(yè)活動(dòng)增加導(dǎo)致的施肥量增加[4-5]，或城鎮(zhèn)污水集中排放和工業(yè)排放導(dǎo)致的河流氮輸入量增加[6]。長(zhǎng)江、黃河和珠江等地的研究表明，在流域氮素污染中人類氮輸入量已經(jīng)超過(guò)了自然氮固定量[7]。為了有效指導(dǎo)流域管理并控制氮污染，量化人類活動(dòng)氮輸入量，明確河流氮通量與人類活動(dòng)氮輸入響應(yīng)關(guān)系至關(guān)重要。

1996 年Howarth 等[8]首次提出了凈人類活動(dòng)氮輸入（Net anthropogenic nitrogen inputs，NANI）模型，該模型主要基于經(jīng)濟(jì)社會(huì)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)，采用物料平衡的方法核算區(qū)域的人為氮輸入量，模型包括食品/飼料氮、氮肥施用量、大氣沉降和作物固氮4 部分。在此基礎(chǔ)上，韓玉國(guó)等[9]進(jìn)一步考慮了作物種子氮的輸入。我國(guó)學(xué)者先后在長(zhǎng)江流域[10]、洱海流域[11]、千島湖流域[12]等地區(qū)進(jìn)行了人類活動(dòng)氮輸入的相關(guān)研究，探討了人類活動(dòng)氮輸入量的時(shí)空分布特征。Howarth 等[8]證實(shí)NANI 與河流氮輸出通量具有顯著正相關(guān)關(guān)系，隨后很多學(xué)者將NANI 模型應(yīng)用于美國(guó)東北部、密西根湖、波羅的海等區(qū)域[13-14]，研究證實(shí)了河流氮通量與NANI 之間存在線性關(guān)系，部分河流氮輸出與人類活動(dòng)氮輸入之間可表達(dá)為線性或指數(shù)形式[15-16]。在我國(guó)，Chen 等[17]、陳巖等[18]、Zhang 等[19]先后在椒江、海河、淮河等流域構(gòu)建區(qū)域氮負(fù)荷與河流氮輸出的響應(yīng)關(guān)系，證實(shí)NANI 模型是研究區(qū)域人為氮輸入與環(huán)境響應(yīng)的重要工具。此外，研究表明NANI 與河流氮輸出之間的關(guān)系主要受水文氣候條件（如溫度、降雨量等）和土地管理活動(dòng)影響[12]。通常降水量或河流流量較大的年份通過(guò)河流輸出的NANI 比例高于干旱年份[20]。同時(shí)，研究表明流域氮輸入與河流氮輸出之間存在著顯著的時(shí)間滯后性，且滯后時(shí)間可以長(zhǎng)達(dá)幾個(gè)月到幾十年[21]，即人類活動(dòng)輸入到環(huán)境中的氮素有相當(dāng)大一部分會(huì)滯留于土壤環(huán)境中，滯留的氮素再次釋放重新進(jìn)入水體，對(duì)河流氮通量作出貢獻(xiàn)，對(duì)受納水體形成潛在危害[22-23]。因此，僅考慮氮素的輸入或輸出尚不足以解決與氮素相關(guān)的環(huán)境問(wèn)題，了解流域氮滯留與河流氮通量之間的響應(yīng)關(guān)系是制定流域污染控制措施的重要基礎(chǔ)。

潮河流域作為北京市重要的城市地表飲用水源地——密云水庫(kù)的上游，其水質(zhì)直接影響首都水環(huán)境安全。研究表明，該流域內(nèi)非點(diǎn)源污染逐漸成為水體環(huán)境惡化的主要原因，其中氮是最主要的污染物之一，且其污染負(fù)荷的產(chǎn)生受人為活動(dòng)的影響較大[24]。目前關(guān)于密云水庫(kù)的相關(guān)研究多集中在庫(kù)區(qū)和入庫(kù)口，而對(duì)其上游流域人類各項(xiàng)活動(dòng)導(dǎo)致的氮輸入量尚不明確，由人類活動(dòng)導(dǎo)致的氮素輸入與河流氮通量的關(guān)系也缺乏詳細(xì)研究。因此，本研究以潮河流域鄉(xiāng)鎮(zhèn)級(jí)社會(huì)經(jīng)濟(jì)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)為數(shù)據(jù)源，量化潮河流域人為點(diǎn)源與非點(diǎn)源氮輸入量，從點(diǎn)源和非點(diǎn)源的角度建立NANI 與河流氮通量之間的響應(yīng)關(guān)系，評(píng)估人類活動(dòng)對(duì)河流氮通量的貢獻(xiàn)率，分析該流域水文氣候條件、土地利用類型等對(duì)氮輸出及滯留的影響，為密云水庫(kù)的水環(huán)境保護(hù)提供決策參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

如圖1所示，潮河流域位于北京東北部（115°25′～117°33′E，40°19′～41°31′N），流域面積4 888 km2，占密云水庫(kù)上游集水面積的40%，山地面積約占潮河流域總面積的80%。該地氣候類型屬于中溫帶向暖溫帶及半干旱向半濕潤(rùn)過(guò)渡的大陸性季風(fēng)氣候，多年平均氣溫為8.3 ℃，多年平均降水量為511 mm。研究區(qū)包括豐寧縣、灤平縣和密云區(qū)共25 個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)，各鄉(xiāng)鎮(zhèn)面積范圍在52.91～406.74 km2，共有人口約40.5萬(wàn)，其中農(nóng)業(yè)人口約占總?cè)丝诘?7%，城鎮(zhèn)人口約占23%（2014 年）。該流域產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)以農(nóng)業(yè)、畜牧業(yè)為主，施肥類型主要為二胺作為底肥，追肥是尿素。近年來(lái)，以國(guó)家免費(fèi)發(fā)放的復(fù)合肥為主要肥料，主要種植類型從以玉米和小麥等糧食為主改為了以果樹(shù)和板栗為主[24]。由于近年來(lái)對(duì)水源保護(hù)的重視和對(duì)管理手段的加強(qiáng)，密云水庫(kù)上游流域范圍內(nèi)的工業(yè)污染源基本清除[25]，因此本研究不考慮工業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)中氮的輸入。

圖1 研究區(qū)位置圖Figure 1 Location of study area

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源

本研究選用1995—2014年間潮河流域25個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)的社會(huì)經(jīng)濟(jì)情況統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)（人口數(shù)量、區(qū)域面積等）、生態(tài)環(huán)境數(shù)據(jù)（水質(zhì)數(shù)據(jù)、土地利用類型）、氣象水文數(shù)據(jù)（流量、降雨量）、農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)類數(shù)據(jù)（農(nóng)作物播種面積和產(chǎn)量、畜禽養(yǎng)殖數(shù)量和產(chǎn)品產(chǎn)量、氮肥施用量等）作為研究指標(biāo)。數(shù)據(jù)來(lái)源于下會(huì)水文站、國(guó)家氣象科學(xué)數(shù)據(jù)中心（http：//data.cma.cn/）、各區(qū)縣統(tǒng)計(jì)年鑒、豐寧縣和灤平縣統(tǒng)計(jì)局、灤平縣農(nóng)牧局、六道溝和六里橋村委、中科院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心（https：//www.resdc.cn/），污水處理廠實(shí)際處理的污水量來(lái)自《全國(guó)城市污水處理設(shè)施清單》，城市生活產(chǎn)生廢水量來(lái)源于北京市和河北省統(tǒng)計(jì)年鑒。

1.3 NANI計(jì)算方法及不確定性分析

NANI 模型假設(shè)流域處于一個(gè)黑箱，內(nèi)部?jī)H3 個(gè)主體（人類、農(nóng)作物及畜禽）涉及流域氮素的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程[8]。NANI 主要的構(gòu)成部分包括大氣中的硝態(tài)氮沉降（含干濕）、氮肥、食品/飼料凈氮輸入、作物固氮和種子氮輸入5 部分；輸出方式可分為食品飼料輸出、河流輸出和地下水與大氣環(huán)境3部分。

目前我國(guó)城市居民生活污水主要通過(guò)集中管道經(jīng)污水處理廠處理后直接排入河流，農(nóng)村居民氮素大多直接輸入到流域內(nèi)，最終匯入河流的方式有所不同，而氮通量很大程度上會(huì)受氮輸送方式的影響[26]。因此本研究在Howarth 等[8]提出的特定NANI 方法的基礎(chǔ)上，將人類活動(dòng)氮輸入計(jì)算分為非點(diǎn)源輸入（NANIn）和點(diǎn)源輸入（NANIp）。

潮河流域內(nèi)無(wú)大型工業(yè)點(diǎn)源存在，在本研究中假設(shè)工業(yè)污染源為0。城市居民居住地污染排放較為集中，有點(diǎn)源污染風(fēng)險(xiǎn)，將城市居民家庭生活氮排放（即經(jīng)污水處理廠處理后直接排入河流的部分）作為NANIp，將大氣中的硝態(tài)氮沉降（含干濕）、氮肥、農(nóng)村食品/飼料凈氮輸入、作物固氮和種子氮輸入作為NANIn。

NANI總計(jì)算公式為：

1.3.1NANIn計(jì)算方法

式中：Nfer為化肥氮輸入量，kg·km-2·a-1；Ndep為大氣氮沉降量，kg·km-2·a-1；Nfix為農(nóng)業(yè)固氮量，kg·km-2·a-1；Ninp為種子氮輸入量，kg·km-2·a-1；Nim為農(nóng)村食品飼料氮輸入量，kg·km-2·a-1。

（1）化肥氮輸入量

含氮化學(xué)肥料主要由氮肥和復(fù)合肥組成，氮肥和復(fù)合肥的折純施用量即化肥氮輸入量。計(jì)算公式如下：

式中：Nf和Cf分別為氮肥和復(fù)合肥料的施用量，kg；Rn為復(fù)合肥料中氮素的含量，kg，其中復(fù)合肥的含氮量采用韓玉國(guó)等[9]在北京地區(qū)的研究結(jié)果，約為12.80%。

（2）食品飼料氮輸入量

本研究食品飼料凈氮輸入量指農(nóng)村地區(qū)人類和畜禽氮消費(fèi)量和含氮素產(chǎn)品（畜禽、作物）的差值。數(shù)值為正表示發(fā)生食品與飼料的凈氮輸入，反之則表示發(fā)生氮輸出。計(jì)算公式為：

式中：Nhc為農(nóng)村人均氮消費(fèi)量，kg；Nlc為畜禽氮消費(fèi)量，kg；Nlp為畜禽產(chǎn)品氮含量，kg，為動(dòng)物飼料氮消費(fèi)量減去動(dòng)物排泄氮量，考慮動(dòng)物產(chǎn)品在運(yùn)輸與儲(chǔ)存過(guò)程中，有因變質(zhì)等原因不能食用的部分，按10%的量在計(jì)算中扣除[9]；Ncp為作物產(chǎn)品氮含量。

我國(guó)城鎮(zhèn)居民和農(nóng)村居民氮消費(fèi)量存在很大差異，本研究中按城鎮(zhèn)人口和農(nóng)村人口分別計(jì)算人類食物氮消費(fèi)量。密云區(qū)屬北京市，城鎮(zhèn)氮消費(fèi)量采用冼超凡等[27]的研究結(jié)果，人均氮消費(fèi)量為17.78 kg·a-1，農(nóng)村居民人均氮消費(fèi)量為12.72 kg·a-1；豐寧縣及灤平縣屬河北省承德市，采用魏靜等[28]對(duì)中國(guó)人均年氮消費(fèi)量的研究結(jié)果，城鎮(zhèn)居民人均氮消費(fèi)量為4.77 kg·a-1，農(nóng)村居民人均氮消費(fèi)量為4.31 kg·a-1。根據(jù)不同畜禽種類的飼養(yǎng)周期確定其當(dāng)年年末的飼養(yǎng)量，超過(guò)1 a的取年末存欄量為當(dāng)年飼養(yǎng)量，不超過(guò)1 a的選取年末出欄量。不同畜禽類型單個(gè)年均氮消費(fèi)量及產(chǎn)品含氮量取自參考文獻(xiàn)[9，29]，具體如表1所示。

表1 畜禽氮消費(fèi)量及畜禽產(chǎn)品含氮量Table 1 N consumption and production of poultry and livestock

本研究選取16 種作物作為該地區(qū)主要農(nóng)作物產(chǎn)品，其含氮量來(lái)源于參考文獻(xiàn)[30]。具體參數(shù)如表2所示。

表2 主要作物產(chǎn)品含氮量（g·kg-1）Table 2 N content of major crop products（g·kg-1）

（3）大氣氮沉降量

本研究大氣氮沉降量來(lái)自于REAS（Regional emission inventory for Asia domain）[31]。采用模型與監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)結(jié)合的方法估算亞洲近幾十年來(lái)硝態(tài)氮和氨氮的干濕沉降量，本研究按潮河流域分區(qū)統(tǒng)計(jì)得到氮沉降量。

（4）農(nóng)業(yè)固氮量

根據(jù)潮河流域作物及土地利用類型，研究區(qū)內(nèi)農(nóng)業(yè)固氮的計(jì)算主要考慮大豆固氮量、花生固氮量、旱地固氮量和水田固氮量4 個(gè)部分，固氮速率分別為140、100、15 kg·km-2·a-1和30 kg·km-2·a-1[28，30，32]。各部分固氮量為固氮速率與相應(yīng)的面積之積。

（5）種子氮輸入量

種子氮輸入量由單位農(nóng)作物耕種面積的種子氮輸入量和該農(nóng)作物耕種面積相乘獲得。單位耕種面積的各類種子氮輸入量取值參考文獻(xiàn)[16]。具體參數(shù)如表3所示。

表3 不同種子單位面積的氮輸入量（g·km-2）Table 3 N input per unit area of different seeds（g·km-2）

1.3.2NANIp計(jì)算方法

式中：Pop為城鎮(zhèn)人口數(shù)量；PROT為城市人均年氮消費(fèi)量，kg·a-1；Idis為污水處理廠的平均氮去除率，%；Isew為污水處理廠處理的污水百分比，%。研究表明，中國(guó)不同污水處理系統(tǒng)的氮去除率在40%～70%之間，本研究區(qū)常見(jiàn)的處理系統(tǒng)的氮去除率為55%～59%[33]，本研究取平均值采用57%。

式中：Ipra為污水處理廠實(shí)際處理的污水量，m3；Wurban為城市生活產(chǎn)生的廢水量，m3。

1.3.3 累積NANI計(jì)算方法

累積NANI即人類活動(dòng)輸入至流域內(nèi)但未進(jìn)入河流中而滯留于流域內(nèi)，隨時(shí)間逐漸累積的氮量。公式如下：

式中：NANIi為第i年的人類活動(dòng)氮輸入量，kg；Fi為第i年由人類活動(dòng)對(duì)河流硝態(tài)氮通量的貢獻(xiàn)量，kg。

1.3.4 不確定性分析

考慮到在NANI計(jì)算過(guò)程中所取的各類參數(shù)值可能存在較大誤差，本研究采用蒙特卡洛模擬進(jìn)行不確定性分析。假設(shè)在進(jìn)行蒙特卡羅模擬時(shí)，用于估計(jì)NANI的所有參數(shù)都遵循變異系數(shù)為30%的正態(tài)分布。共進(jìn)行10 000 次蒙特卡羅模擬，以獲得各年份NANI的平均值和95%置信區(qū)間[17]。

1.4 河流硝態(tài)氮通量估算方法

本研究水質(zhì)數(shù)據(jù)來(lái)自下會(huì)水質(zhì)監(jiān)測(cè)站點(diǎn)。監(jiān)測(cè)的水文數(shù)據(jù)是逐日連續(xù)的，水質(zhì)數(shù)據(jù)尺度是逐月非連續(xù)的，因此數(shù)據(jù)尺度不匹配會(huì)在估算時(shí)造成很大的誤差。本研究為增加河流硝態(tài)氮通量的估算精度，采用美國(guó)的一維水質(zhì)模型LOADEST（http：//water.usgs.gov/software/loudest），并在此基礎(chǔ)上考慮徑流和水質(zhì)突變的關(guān)系，分時(shí)段進(jìn)行估算。該模型輸入連續(xù)的日尺度上的流量數(shù)據(jù)和逐月采集的硝態(tài)氮數(shù)據(jù)，可通過(guò)優(yōu)選兩者之間的最佳回歸方程，估算出日尺度下河流氮素污染物的負(fù)荷量，該模型在河流污染物通量的估算上已經(jīng)得到了廣泛的應(yīng)用[34-35]。

研究表明，河流中硝態(tài)氮的來(lái)源主要包括當(dāng)年人類活動(dòng)輸入氮、多年前滯留于環(huán)境的人類活動(dòng)輸入氮以及自然背景源氮[3]。當(dāng)NANIn、NANIp輸入量為0時(shí)，理論上表示當(dāng)年沒(méi)有人為氮輸入，即河流中全部硝態(tài)氮來(lái)源于自然背景源及滯留氮。經(jīng)研究，自然背景下的河流氮貢獻(xiàn)量（Fbackground）可采用Meybeck[36]統(tǒng)計(jì)的世界河流氮背景濃度值（Cb=0.12 mg·L-1）與河流徑流量的乘積得出：

式中：N為一年中的天數(shù)，365 d 或366 d；86.4 為換算系數(shù)；Q為當(dāng)年的河流年流量，m3·s-1；A為流域面積，km2。

NANI貢獻(xiàn)量（FNANI）計(jì)算公式：

式中：F為河流硝態(tài)氮通量，kg·km-2·a-1；Fr為滯留氮庫(kù)貢獻(xiàn)量。

各來(lái)源貢獻(xiàn)率計(jì)算公式：

2 結(jié)果與分析

2.1 潮河流域NANI組分特征

由于潮河流域氮素輸入為主要污染來(lái)源之一，因此有必要研究流域內(nèi)氮素來(lái)源及其分布。研究結(jié)果（圖2）顯示，1995—2014年潮河流域NANI總體呈現(xiàn)上升的趨勢(shì)，以流域面積為基準(zhǔn)，平均輸入量為5 569.27 kg·km-2·a-1，由1995 年的4 751.62 kg·km-2·a-1增長(zhǎng)至2014 年的6 131.67 kg·km-2·a-1，增長(zhǎng)了0.29 倍，其中76.87%以非點(diǎn)源的形式貢獻(xiàn)，其余23.13%以點(diǎn)源污染形式流入到生態(tài)系統(tǒng)當(dāng)中。NANIn中貢獻(xiàn)最大的是化肥氮輸入，占比為42.28%，其次是食品飼料氮輸入，占28.99%，大氣氮沉降量占21.96%，種子氮輸入和農(nóng)業(yè)固氮占比較小，分別為6.15%和0.62%。NANIn和NANIp在第一階段（1995—2005年）的平均增長(zhǎng)幅度為12.42%和1.68%，均明顯高于第二階段（2005—2014年）的平均增幅（1.03%和0.16%）。原因可能是在1995—2005年間化肥氮輸入量較大，且城市擴(kuò)張導(dǎo)致城鎮(zhèn)人口迅速增長(zhǎng)，隨后該流域進(jìn)行了一系列水保措施，人口增長(zhǎng)幅度也逐漸減緩。

圖2 潮河流域NANI組分變化圖Figure 2 Variation of NANI components in Chaohe River watershed

通過(guò)1995、2005、2014 年潮河流域點(diǎn)源和非點(diǎn)源氮素輸入的地理差異（圖3）可以看出，總體上NANIn輸入量呈現(xiàn)上游至下游方向逐漸升高趨勢(shì)。NANIn較大的鄉(xiāng)鎮(zhèn)為虎什哈、高嶺、古北口等，其中最大值出現(xiàn)在1995 年太師屯鎮(zhèn)，平均輸入量為3 133.18 kg·km-2·a-1，最低位于2014 年窟窿山鎮(zhèn)，平均輸入量為259.75 kg·km-2·a-1。NANIp排放量較高的區(qū)域也由上游至下游逐漸增多，豐寧縣和密云區(qū)輸入量較大，平均輸入量由1995 年的73.42 kg·km-2·a-1和32.88 kg·km-2·a-1，增長(zhǎng)到2014 年的156.53 kg·km-2·a-1和92.07 kg·km-2·a-1。值得注意的是，大閣鎮(zhèn)及其周邊黑山嘴、南關(guān)等鎮(zhèn)NANIn、NANIp值均較高，即這些地區(qū)有兩種模式氮污染的風(fēng)險(xiǎn)，且臨近密云水庫(kù)保護(hù)區(qū)具有更大的非點(diǎn)源污染風(fēng)險(xiǎn)，需要特別注意。

圖3 潮河流域NANI空間分布情況Figure 3 NANI spatial distribution in Chaohe River watershed

2.2 河流硝態(tài)氮通量與NANI經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ?/h3>

2.2.1 河流硝態(tài)氮通量與NANI的響應(yīng)關(guān)系

本文通過(guò)分時(shí)段LOADEST模型對(duì)河流硝態(tài)氮通量進(jìn)行估算，將其估算值與實(shí)測(cè)值進(jìn)行線性擬合，結(jié)果顯示，1994—2010 年的R2為0.87，2011—2014 年的R2為0.93，表明擬合結(jié)果較好。以LOADEST 模型估算得到的日尺度硝態(tài)氮負(fù)荷為基礎(chǔ)，計(jì)算得到各年硝態(tài)氮負(fù)荷總量，結(jié)果如圖4 所示，1995—2014 年間潮河流域平均硝態(tài)氮通量為115.94 kg·km-2·a-1，在1999年前呈現(xiàn)拋物線趨勢(shì)，1998 年通量達(dá)到最大，為344.33 kg·km-2·a-1，1998年后河流硝態(tài)氮通量顯著減小，但總體上呈現(xiàn)出上升的趨勢(shì)，但增幅較小，為19.49%。這可能是受到水文因素影響，1999年前潮河流域河流流量維持在較高水平，多年間平均流量為9.47 m3·s-1，1998 年最大，達(dá)到14.23 m3·s-1，1999 年后河流流量顯著下降，1999—2014 年平均流量為2.95 m3·s-1。

圖4 NANI與河流硝態(tài)氮輸出響應(yīng)方程與LOADEST模擬結(jié)果對(duì)比Figure 4 The NANI and river nitrate nitrogen output response equations compared with LOADEST simulation results

如圖5 所示，本研究河流硝態(tài)氮通量與當(dāng)年的集水區(qū)NANIn、NANIp、化肥氮輸入量、種子氮輸入量之間均存在顯著的正相關(guān)性，與NANIn最符合指數(shù)形式，與NANIp最符合二次多項(xiàng)式形式。河流硝態(tài)氮通量與河流流量呈線性正相關(guān)，且相關(guān)性系數(shù)較大（R2=0.95，P＜0.01），這可能是因?yàn)楸狙芯恐蠰OADEST 模型估算河流硝態(tài)氮通量時(shí)以河流流量為主要參數(shù)。在NANIn中，大氣氮沉降量、食品飼料氮輸入量、農(nóng)業(yè)固氮量雖然對(duì)河流硝態(tài)氮通量有一定貢獻(xiàn)，但無(wú)顯著相關(guān)性?；实斎肱c河流硝態(tài)氮通量相關(guān)性最顯著（R2=0.44，P＜0.01），可能是因?yàn)樵摿饔蚴且粋€(gè)典型的農(nóng)業(yè)耕作區(qū)，耕地面積約占流域總面積的17.67%，耕地單位面積施肥量為5.69～10.41 t·km-2·a-1。因此合理控制化肥施用量可以有效減少河流硝態(tài)氮通量。

圖5 河流硝態(tài)氮通量與NANI及各組分相關(guān)性Figure 5 Correlation between nitrate flux with NANI and its components in rivers

基于此，試構(gòu)建潮河流域硝態(tài)氮輸出通量的多元回歸模型。經(jīng)計(jì)算，以河流流量作為參數(shù)構(gòu)建方程，LOADEST 模型模擬的硝態(tài)氮通量與河流流量存在共線性關(guān)系（VIF=20.228），遂以年均降雨量表征河流流量與NANIn、NANIp共同構(gòu)建的回歸方程。多元回歸模型形式如下：

式中：F為某年的河流硝態(tài)氮通量，kg·km-2·a-1；P為年平均降雨量，mm·a-1。

如圖4 所示，用已構(gòu)建的回歸模型對(duì)河流硝態(tài)氮通量進(jìn)行模擬，將模擬值與LOADEST 模型的計(jì)算值進(jìn)行比較。兩者之間的R2可達(dá)0.73（n=20），建立的硝態(tài)氮通量與NANI 之間的響應(yīng)關(guān)系方程效果良好，因此可以通過(guò)NANI較好地預(yù)測(cè)河流硝態(tài)氮通量。

2.2.2 河流硝態(tài)氮通量貢獻(xiàn)率

如圖6結(jié)果顯示，潮河流域1995—2014年河流中由人類活動(dòng)輸入氮的平均量為94.42 kg·km-2·a-1，當(dāng)年NANI 貢獻(xiàn)為85.64%（52.38%～95.73%），滯留氮庫(kù)對(duì)河流硝態(tài)氮通量的貢獻(xiàn)為11.01%（2.17%～40.86%），平均輸入量為7.67 kg·km-2·a-1，自然背景源氮多年貢獻(xiàn)率較為穩(wěn)定，為3.35%（1.23%～6.75%），平均貢獻(xiàn)率為3.29 kg·km-2·a-1?？傮w上，潮河流域多年間河流硝態(tài)氮輸入主要由人類活動(dòng)導(dǎo)致，自然背景源對(duì)河流硝態(tài)氮通量貢獻(xiàn)量變化較小。在人類活動(dòng)輸入氮量相對(duì)較小的年份（如2002 年為4 904.93 kg·km-2·a-1），人類活動(dòng)氮輸入在河流硝態(tài)氮通量的占比也相對(duì)較?。?2.3%），滯留氮為河流硝態(tài)氮通量的主要輸入來(lái)源。

圖6 河流硝態(tài)氮通量來(lái)源貢獻(xiàn)率Figure 6 -N flux sources contribution

3 討論

3.1 NANI影響因素

NANI 除了受人類各項(xiàng)活動(dòng)的影響，也會(huì)受到人口密度、降雨量、土地利用類型、經(jīng)濟(jì)水平等的影響。1995—2014 年，潮河流域NANI 總體呈現(xiàn)上升的趨勢(shì)，平均輸入量與中國(guó)大陸1980—2015 年均值[17]相比較高，但與長(zhǎng)江、滇池、淮河等流域[10，19，37]相比較低。流域內(nèi)南部密云區(qū)NANI 較高，主要是因?yàn)榛实斎肓考包c(diǎn)源氮素輸入量較高，處在該流域的3 個(gè)鎮(zhèn)產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)主要為農(nóng)業(yè)耕種，其耕地面積比例較其他兩縣較高，且密云區(qū)隸屬北京市，相較其他兩縣經(jīng)濟(jì)較發(fā)達(dá)，城鎮(zhèn)人口密度大于豐寧和灤平，人類氮消費(fèi)量較大。據(jù)統(tǒng)計(jì)，2014年，密云區(qū)人均可支配收入為35 499元，是豐寧縣和灤平縣人均可支配收入的1.8倍和1.5倍，且密云區(qū)擁有多處國(guó)家級(jí)旅游景區(qū)，客流量較高，導(dǎo)致人類消費(fèi)氮量高于其他鎮(zhèn)。河流下游特別是靠近潮河干流的付家店、巴克什營(yíng)、古北口等的NANI很高，表明臨近密云水庫(kù)保護(hù)區(qū)具有更大的非點(diǎn)源污染風(fēng)險(xiǎn)，需要特別注意。

采用相關(guān)性分析探討人口密度、降雨量、土地利用類型等各影響因素對(duì)研究區(qū)NANI、NANIn、NANIp分布格局的影響，結(jié)果如圖7 所示。NANI與總?cè)丝诿芏?、土地利用類型顯著相關(guān)，與降雨量無(wú)顯著相關(guān)性，NANIp受土地利用類型及人口密度影響較大，NANIn與各影響因素?zé)o顯著相關(guān)性。降低人口密度可減少點(diǎn)源污染，同時(shí)也可降低由人類活動(dòng)產(chǎn)生的大氣氮沉降量[38]，從而減少氮素污染。20年間潮河流域城鎮(zhèn)用地面積明顯增加，且城鎮(zhèn)用地與NANI相關(guān)性極高，這意味著人類活動(dòng)對(duì)流域的影響越來(lái)越大，需要加以集中管控。

圖7 潮河流域土地利用類型、人口密度及降雨量與NANI各組成成分的相關(guān)性Table 7 Correlation between land use type，population density and rainfall and components of NANI in Chaohe River basin

3.2 潮河流域氮素輸出及滯留影響因素

潮河流域20 年間平均硝態(tài)氮通量為115.94 kg·km-2·a-1，與長(zhǎng)江、黃河、珠江流域河流氮通量（1 106～2 093 kg·km-2·a-1）[39]相比較小。這可能是由于該流域處于水源保護(hù)區(qū)，無(wú)工業(yè)污染源，且有研究表明，降水量、徑流量、溫度和土地利用類型變化是氮、磷通量變化的主要原因[40]，當(dāng)降雨和徑流量較大時(shí)，徑流在河道中停留時(shí)間變短，反硝化作用減弱，河流硝態(tài)氮通量相應(yīng)變大。受劇烈的人為活動(dòng)與降雨量偏少的綜合影響，潮河流域的河道生態(tài)用水不足，斷流現(xiàn)象十分普遍，反硝化作用增強(qiáng)使得一部分氮進(jìn)入大氣，且流域地處我國(guó)北部，年均氣溫較低，使得流域硝態(tài)氮通量較?。▓D5和圖8）。且該流域土地類型主要為林地和草地，近年來(lái)實(shí)施退耕還林還草工程成效顯著，林地草地的面積還在不斷增加，草地面積占各土地利用類型的比例由2000 年的28%增長(zhǎng)至2010 年的34%，林地面積由50%增至54%，而高覆蓋度草地和林地面積的增加可以有效減少地表徑流，減小水土流失，進(jìn)而減小流域氮、磷負(fù)荷[41]。這也是該流域河流硝態(tài)氮通量較小的原因之一。

北美和歐洲主要流域的河流中平均有20%～25%的NANI 輸出。然而，在不同的集水區(qū)，通過(guò)河流輸出的NANI 比例差別很大，從低于10%到50%甚至更多[37]。研究表明潮河流域出口總氮污染負(fù)荷主要以硝態(tài)氮為主[42]，多年平均占比為87.02%，即該流域通過(guò)河流輸出氮量占NANI 的2.41%，相較其他流域較?。?.2%～10%）[43-44]，這說(shuō)明有大量氮素滯留在土壤中，或進(jìn)入地下水或通過(guò)反硝化作用進(jìn)入大氣。由于密云水庫(kù)上游地區(qū)采取了較多的水保措施，如退耕還林、荒山造林和坡地治理[45]，使得流域內(nèi)林地面積逐漸增加，水保措施有效地減少了土壤侵蝕，減少了非點(diǎn)源污染，但同時(shí)增加了地表水的入滲過(guò)程，增大了氮素滯留量。但本研究結(jié)果中滯留氮輸入對(duì)河流硝態(tài)氮通量的貢獻(xiàn)率（11.01%）與長(zhǎng)江流域（36%）[10]、椒江流域（24%）[46]、福建山美水庫(kù)（44%）[47]等流域相比相對(duì)較低。研究表明滯留氮量會(huì)隨著水文氣象條件的波動(dòng)而變化，徑流量增大會(huì)將上一年積累的污染物沖刷出來(lái)[48]。本研究采用相關(guān)性分析法探究滯留氮量與河流徑流量的關(guān)系，結(jié)果表明（圖8）滯留氮量與河流徑流量呈顯著負(fù)相關(guān)，且滯留氮量的增加與NANI無(wú)顯著相關(guān)關(guān)系，因此，本流域滯留量較大的原因之一可能是潮河流域地處我國(guó)北部，屬于半干旱的大陸性季風(fēng)氣候，多年間河流徑流量相對(duì)較小。

圖8 潮河流域平均溫度對(duì)硝態(tài)氮通量的影響及NANI、河流流量對(duì)滯留氮的影響Figure 8 Effects of average temperature on nitrogen flux and effects of NANI and river flow on retained nitrogen in Chaohe River watershed

將流域內(nèi)逐年累積NANI 與滯留氮貢獻(xiàn)率進(jìn)行相關(guān)性分析，結(jié)果如圖9 所示，自1995 年起隨NANI不斷增大，流域內(nèi)累積NANI 量也不斷增大，滯留于流域內(nèi)的氮對(duì)河流硝態(tài)氮通量的貢獻(xiàn)率呈遞減趨勢(shì)，反之，當(dāng)年NANI 的貢獻(xiàn)逐漸升高。這表明流域內(nèi)滯留氮庫(kù)在逐漸飽和，其接納氮素的能力變?nèi)?，這也意味著越來(lái)越多的NANI 將被排入水體，因此需注意加強(qiáng)NANI 與滯留氮的協(xié)同管理，這一結(jié)論可以為氮負(fù)荷評(píng)估和流域污染綜合防治提供參考。

圖9 累積NANI與滯留氮貢獻(xiàn)的關(guān)系Figure 9 Relationship between accumulated NANI and retained nitrogen contribution

4 結(jié)論

（1）潮河流域1995—2014 年NANI 總體呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，平均輸入量為5 569.27 kg·km-2·a-1，年均增幅1.62%。點(diǎn)源氮輸入量占比23.13%，非點(diǎn)源輸入占比76.87%?；瘦斎胧浅焙恿饔騈ANIn最主要的輸入來(lái)源，占總NANI 的35.92%，食品飼料輸入量次之，占總NANI的21.12%。

（2）人口密度和土地利用類型的變化是潮河流域NANI變化的主要驅(qū)動(dòng)力。巴什克營(yíng)、高嶺、古北口等鎮(zhèn)位于河流下游段靠近水庫(kù)且氮素輸入量高，需特別注意通過(guò)控制流域氮素輸入來(lái)降低潮河流域氮素輸出的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

（3）潮河流域河流硝態(tài)氮通量多年平均值（1995—2014 年）為115.94 kg·km-2·a-1，20 年間增加18.78%。NANI 可以很好地解釋河流硝態(tài)氮通量，基于NANIn、NANIp與河流流量的多元回歸模型R2可達(dá)0.73。分析氮源來(lái)源，結(jié)果發(fā)現(xiàn)點(diǎn)源氮輸入、化肥氮輸入和種子氮輸入直接影響河流硝態(tài)氮通量。受氣候因素、河流徑流量、降雨量及土地利用類型影響，河流硝態(tài)氮通量較其他流域偏小。

（4）潮河流域河流硝態(tài)氮通量中當(dāng)年NANI、滯留氮庫(kù)和自然背景源的貢獻(xiàn)率分別為85.64%、11.01%和3.35%，大量人類活動(dòng)產(chǎn)生的氮素滯留于流域內(nèi)，是流域重要的氮匯。滯留氮會(huì)對(duì)河流硝態(tài)氮通量產(chǎn)生持續(xù)影響，需注意加強(qiáng)NANI 與滯留氮的協(xié)同管理。