黄土高原丘陵沟壑区岔口小流域氮素平衡及其环境影响.pdf

黄土高原丘陵沟壑区岔口小流域氮素 平衡及其环境影响 * 闫瑞郭青霞闫胜军赵富才杨鑫芳李晋超李欣欣 山西农业大学资源与环境学院， 山西 太谷 030801 摘要 黄土高原丘陵沟壑区岔口小流域是以种植业为主的农业小流域。利用获取的数据及相关文献， 借助 GIS 工具， 建立适合研究区域的农田氮素养分收支平衡模型。结果表明 2012 年研究时段内流域氮素输入量为 946. 16t/a， 输出 量为 600. 16t/a。化肥氮输入是氮素主要来源， 占 64. 05; 而作物收获是氮输出的主要方式， 占 69. 81。通过对岔 口小流域农田氮素收支平衡进行分析， 预测出农田氮负荷对该流域水体环境及地下水的潜在威胁， 对该区域的农田非 点源氮污染的预防与治理具有参考价值。 关键词 农业小流域; 氮收支; 非点源污染 DOI 10. 13205/j． hjgc． 201406011 BALANCE AND ENVIＲONMENTAL IMPACT OF NITＲOGEN IN CHAKOU WATEＲSHED IN HILLY- GULLY ＲEGION OF LOESS PLATEAU Yan ＲuiGuo QingxiaYan ShengjunZhao FucaiYang XinfangLi JinchaoLi Xinxin School of Ｒesource and Environment，Shanxi University of Agriculture，Taigu 030801，China AbstractThe main characteristic of Chakou watershed the hilly- gully region of loess plateau is agriculture． Based on the data collected from field investigation and using GIS，a model of nitrogen balance suiting for this watershed was set up． Ｒesults showed that the total of nitrogen was 946. 16 t in 2012 and fertilizer application was the dominant source of nitrogen accounting for 64. 05，while the total output of nitrogen was 600. 16 t and the harvest of crops was the primary of output nitrogen accounting for 69. 81． Through the study of of nitrogen and output of nitrogen，it can be predicted that the farmland nitrogen loads in different districts make potential threats to water environment in Chakou watershed，which has a greater significance to the management and prevention of farmland non- point source nitrogen pollution． Keywordsagricultural watershed;/output of nitrogen;non- point source pollution * 国家自然科学基金 41071345 。 收稿日期 2013 －10 －24 0引言 氮是农业生态系统中必须的营养元素之一， 随着 人口和经济的快速增长， 人为活动增加了生态系统中 氮素的投入。氮素的不合理使用造成氮肥利用率低， 同时也破坏了氮素在土壤、 大气、 水和生物等圈层的 相互平衡转化过程， 导致地球生态系统中氮素负荷超 载， 严重破坏了氮素的生态系统平衡， 从而引起温室 效应、 酸雨、 地下水硝酸盐超标和湖泊与近海水富营 养化等一系列生态环境问题。流域内的农业非点源 氮污染造成的水环境污染， 已成为目前需要解决的重 大环境问题。而流域内氮素的来源与去向问题长期 以来一直是流域环境领域的研究重点［1- 3 ］。从农业生 态系统角度了解氮素的输入和输出过程， 计算氮素的 收支平衡， 对提供氮素负荷防治措施具有参考依据。 本研究通过对岔口小流域的农田生态系统氮负 荷、 氮素输入输出项进行统计， 分析了农田生态系统 的氮负荷对环境的潜在污染风险， 为该流域农田生态 系统氮素管理和减缓氮对环境的影响有所补益。 1研究区域和方法 1. 1研究区概况 岔口流域地处山西省西南部永和、 隰县与石楼三县 接壤地带， 地理坐标为东经1103801″1105002″， 北 34 水污染防治 Water Pollution Control 纬 364726″365714″。流域内工业及畜牧业很 少， 是主要的农业种植区。流域总土地面积126.48 km2， 其中 林 地 面 积 占 整 个 流 域 的 40. 93，园 地 占 2. 49， 耕 地 占 18. 55， 居 民 点 及 交 通 用 地 占 1.60， 荒草地占36.32， 水域占0.11， 具体见图1。 图 1岔口小流域土地利用现状 Fig．1Present situation of land use of Chakou watershed 1. 2数据来源与分析方法 1. 2. 1土地利用类型数据 土地利用数据是以二调影像图为基础， 并对流域 进行细致的现状调查后获得。土地利用类型中耕地 又分为坡耕地、 沟坝地、 沟川地和梯田。流域以玉米 为主， 并零星种植谷子、 土豆和大豆作物。故将土地 利用现状图根据作物、 其所在耕地的位置以及施肥的 不同更进一步的细分。细分后的土地利用现状数据 体现种植的作物、 种植作物的位置 坡耕地、 沟坝地、 沟川地和梯田 以及施肥情况加以区分。 1. 2. 2农田管理数据 农田管理数据是根据田间采样以及入户调查获 取， 主要包括 1 种植农作物的种类、 产量、 耕种面 积、 分布; 2 不同地类不同种植作物的成熟期籽粒和 秸秆含氮量; 3 化肥用量及种类; 4 畜禽的种类和数 量; 5 人口数量; 6 土地利用方式。 1. 2. 3氮平衡模型 本文借助 GIS 工具， 基于物料守恒原理， 参考农 业生态系统养分收支平衡模型［4- 6 ］， 建立本研究区域 的氮平衡模型， 以分析氮素平衡状况。模型如下 Nin NF NO NDEP NSEED NFIX NSＲ 1 Nout NHC NＲESD NOL ND 2 NBA Nin－ Nout 3 式中 Nin、 Nout、 NBA分别为氮总输入量、 输出量和平 衡量。其中， NBA若为正值表示该区域氮素盈余， 对水 环境有潜在影响; 若为负值表示氮素亏损。式 1 中 6 个量化指标分别为化肥投入氮量、 有机肥投入氮 量、 大气干湿沉降氮量、 种子带入氮量、 生物固氮量和 秸秆返田氮; 式 2 中 5 个量化指标分别为农产品收 获带走氮量、 秸秆利用损失的氮量、 氨挥发损失氮量、 反硝化损失氮量。 1. 3氮输入定量法 1. 3. 1化肥 化肥是氮素输入的主要途径之一。流域农作物 施肥为底肥和追肥， 但出现部分地块施底肥而不进行 追肥的情况。根据实际情况在土地利用现状图上加 以区分。底肥主要是复合肥， 追肥全部为尿素。统计 情况见表 1。 表 1岔口小流域施肥情况调查数据 Table 1The survey data of fertilizer situation of Chakou watershed 地类面积/hm2施肥/ kg hm －2含氮率 总施入氮量/kg 坡耕地底肥1 327. 72595. 50. 26205 570. 89 坡耕地追肥1 212. 43241. 950. 46134 939. 82 梯田底肥262. 075850. 2538 327. 74 梯田追肥232. 99274. 650. 4629 435. 72 坝地底肥398. 05655. 50. 2667 839. 66 坝地追肥344. 5282. 150. 4644 712. 31 沟川地底肥124. 21658. 80. 2621 275. 68 沟川地追肥124. 21251. 550. 4614 372. 71 果园71. 35672. 150. 2612 469. 05 大豆底肥39. 97499. 950. 244 795. 92 大豆追肥39. 97199. 950. 463 676. 32 谷子125. 056390. 2620 775. 81 土豆底肥33. 76624. 230. 214 425. 51 土豆追肥33. 76217. 50. 463 377. 69 1. 3. 2生物固氮 生物固氮包括豆科作物固氮、 其他作物固氮和土 壤微生物固氮 ［ 7 ］。其中作物固氮中豆科作物的固氮系 数为80 kg/hm2， 其他作物的固氮系数为15 kg/hm2 ， 土 壤微生物固氮系数为 25 kg/hm2［8 ］。 1. 3. 3大气沉降 沉降分为干沉降和湿沉降。由于陕西省洛川县属 渭北黄土高原丘陵沟壑区， 与该流域区位条件相似， 因 此参考该区域的氮沉降量的实测值， 干沉降系数为 44 环境工程 Environmental Engineering 1.62 kg/ hm2 a ， 湿沉降系数为15.33 kg/ hm2 a ［ 9 ］。 1. 3. 4种子输入的氮 在氮平衡收支模型中， 本文中只考虑种植较多的几 种作物来计算。种子含氮量中只有玉米是实测数据， 其 他作物种子含氮量来自参考文献［ 10- 12］ 见表2 。 表 2岔口小流域不同作物种子含氮率及用量情况 Table 2 of nitrogen with seeds of crops in the watershed 种植作物 种植面积/ hm2 种子用量/ kghm －2 种子含氮率/ kgkg －1 玉米2 112. 0516. 50. 022 谷子125. 059. 90. 0422 大豆39. 97200. 2974 土豆33. 76680. 76920. 0034 1. 3. 5有机肥数据 人、 牛、 羊、 猪和家禽的粪肥作为有机肥也是氮素 输入的另一重要来源。人畜粪肥的含氮系数不同， 通 过研究区人口数据和各种畜禽数据得到人畜氮肥的 产出量。由于流域内不是以养殖业为主， 因此畜禽粪 便考虑全部还田。详细值见表 3。 表 3岔口小流域人畜粪肥输入氮量［13 ］ Table 3 of nitrogen with feces contributed by animals and people in the region 项目数量单位排氮量/ kga －1 人2 3195. 0000 牛10048. 8005 羊1 2305. 7670 猪6911. 5340 家禽1 3790. 3650 1. 3. 6秸秆返田数据 根据流域内实际调查数据显示， 流域内作物只有 玉米和土豆的秸秆进行了部分还田， 分别占玉米和土 豆秸秆量的 3. 75和 37. 5。 1. 4氮输出定量法 1. 4. 1作物收获氮 农作物收获氮包括农产品收获和秸秆收获利用 两部分 还田的秸秆作为氮素输入考虑 。玉米的产 量及含氮量根据实际测量获取。各个作物的秸秆籽 粒比见表 4。 1. 4. 2氨挥发损失氮 氨挥发的损失量是随施肥量的增加而增加 ［ 14- 15 ］。 人畜粪肥也存在着一定的氨挥发。其中化肥在农田 中的挥发系数采用经验值 22， 有机肥挥发系数采 用 IPCC 公布的标准 20［16- 18 ］。 表 4岔口流域作物氮摄取量系数［10- 12 ］ Table 4The coefficient of output of nitrogen with crops in the watershed 收获作物 种植面积/ hm2 单位产量/ kghm －2 含氮量/ kgkg －1 坡地玉米1327. 727 543. 340. 022 梯田玉米262. 078 274. 160. 022 坝地玉米398. 0510 142. 410. 022 川地玉米124. 2110 011. 500. 022 谷子125. 052 680. 150. 0422 大豆39. 971 1250. 2974 土豆33. 7611 973. 220. 0034 核桃71. 355 2500. 0147 表 5岔口流域不同秸秆利用方式所占比例 Table 5Proportions of straws used in different ways in the watershed 作物种类焚烧/弃置乱堆/还田/ 饲料/ 秸秆籽粒比 玉米70. 626. 253. 7519. 38 谷子81. 250018. 751. 6 大豆1000001. 6 土豆5012. 537. 500. 5 1. 4. 3反硝化损失氮 反硝化是将可被植物利用的 NO － 3 还原成惰性气 体 N2。基本过程是 NO－ 3→NO － 2→N2O→N2。农田 生态系统中氮素的反硝化分为化肥反硝化和有机肥 反硝化。其中农田化肥反硝化系数采用3［19 ］， 有机 肥反硝化系数采用 13［20 ］。 2结果 2. 1岔口流域氮平衡情况 流域农田氮素收支平衡情况见表 6。 表 6 2012 年流域农田氮素收支平衡情况 Table 6Nitrogen balance in the agricultural fields in the watershed in 2012 类型 农田 总输入氮量/t占氮输入/输出比例/ 氮输入946. 16100. 00 化肥605. 9964. 05 生物固氮94. 6310. 00 大气沉降214. 3922. 66 种子1. 130. 12 有机肥24. 872. 63 秸秆返田5. 140. 54 氮输出600. 16100. 00 农产品收获418. 9669. 81 秸秆焚烧13. 422. 24 秸秆堆放、 作饲料2. 210. 37 氨挥发143. 4523. 90 反硝化22. 123. 69 氮盈余346. 00100. 00 54 水污染防治 Water Pollution Control 由表6 可知 岔口流域在 2012 年内氮素输入量为 946.16 t， 输出量为 600.16 t。氮素处于累积阶段， 盈余 量为346 t， 单位面积盈余强度为27.35 kg/hm2， 2003 年 的全国平均氮盈余强度为16.56 kg/hm2， 远远高于全国 水平 ［ 21 ］。其中化肥是氮素输入的主要途径， 占到总输入 量的69.83。作物收获是氮输出的主要途径， 占到输 出总量的69.81。盈余在流域内的氮素又分别通过不 同的方式储存在流域内或通过水体进入河流。 不同土地类型对氮素输入的贡献率也不同， 流域 内以坡耕地输入贡献率最大， 达到61. 19 见表7 。 但其利用率为最低， 达 64. 71， 主要是坡耕地面积 占到最大， 而且它是典型的作物产量低的旱地， 投入 多产出少。此次调查数据 表 7 显示梯田氮肥利用 率并不是最高的， 是由于新推梯田， 土壤中养分不足， 肥料投入多但作物产出少。沟坝地利用率最高， 因为 施肥多， 种植密度大， 流失少， 投入多产出多。 表 7不同土地利用方式氮肥输入的贡献率及利用率 Table 7The contribution rate and utilization rate of nitrogen fertilizer in different land use ways 项目 单位面积总氮 输入/ kg hm －2 单位面积总输 出氮/ kg hm －2 氮肥贡献 率/ 氮肥利用 率/ 坡耕地256. 46165. 9561. 1964. 71 梯田258. 57182. 0312. 1870. 4 沟坝地282. 76223. 1320. 2378. 91 沟川地287220. 256. 4176. 74 2. 2氮净增量及其去向分析 盈余在流域内的氮量主要以三种方式存在 一是 氮素通过地表径流或地下渗漏进入水体; 二是富集在 流域中各生物体内; 三是富集在各个土层中。农村人 口的生活污水排氮系数为 3. 3 kg/a［22 ］， 我国农村生 活污水的入河系数为 0. 6［23- 24 ］。化肥在水田和旱地 的累积率分别在 12 ～ 30 和 11 ～ 68 浮动， 有 机肥的累积率介于 27 ～78［25- 26 ］。本研究考虑到 主要受纳水体安全， 因此各个区间取值取其最低值， 确定氮素最小累积量。以非点源形式流失的氮量， 在 降雨条件下， 对流域内最低出口处岔口把口站进行监 测， 确定径流量和泥沙流失量。采集洪水样通过实验 得到径流和泥沙中的含氮量。盈余的氮素以三个方 式存在的氮量分别为 Np 农业人口数 3. 3 0. 6 4 Nr 径流流失氮 泥沙流失氮 5 Ns 化肥施用量 0.11 农家肥施入量 0.27 6 NO NBA－ NP－ Nr－ Ns 7 式中 Np为点源排氮量; Nr为非点源排氮量 表 8 ; Ns为流域内不同地类土层中富集的氮量的总和; NO 为流域生物体内富集的氮量。 通过上述定量化计算， 得到流域内通过三个途径 存在的盈余的氮量如表 9 所示。 表 8岔口小流域径流流失氮和泥沙流失氮 Table 8The nitrogen of runoff and sediment in Chakou watershed 日期7 月 3 日7 月 8 日7 月 12 日7 月 13 日7 月 22 日7 月 25 日7 月 27 日8 月 7 日8 月 11 日总和 径流量/ 103m391. 8639. 62133. 13 82. 11118. 17744. 4082. 7913. 4614. 791 320. 33 径流流失氮量/t0. 390. 17 0. 560. 350. 472. 440. 600. 090. 055. 13 泥沙流失量/t513. 65245. 59 14 300. 641 265. 431 781. 36117 425. 565 654. 12359. 51861. 58142 407. 45 泥沙流失氮量/t0. 520. 23 13. 231. 171. 43120. 318. 650. 330. 80146. 66 表 9岔口小流域氮净增量及其去向 Table 9Balanced nitrogen and existing ways in the watershed 研究区域 水体 点源非点源 土壤生物氮净增量 岔口流域/ t a －1 4. 59151. 7975. 95113. 66346. 00 所占比例/1. 3343. 87 21. 9532. 85100. 00 2. 3流域农田氮污染潜势分析 化肥的大量投入增加了作物的产量， 但同时也降 低了 利 用 率。据 统 计， 全 国 氮 肥 的 平 均 用 量 为 378 kg/ hma ［16 ］，而 该 流 域 内 平 均 施 用 量 为 714 kg/ hm a ， 远远超过了全国平均用量。流域内 过高的施肥量， 导致大量氮素盈余在流域内。 盈余的氮素以非点源占到比例最大为 43. 87， 非点源污染对水库、 湖泊氮负荷的贡献率达79［27 ］。 氮素通过水体输出是重新建立氮平衡的主要方式。 盈余在土壤中的氮可为下一季的作物提供氮源， 但若 不及时利用便会加大损失， 成为潜在的污染源。 3结论 1流域内化肥氮输入是农田氮素的最主要来 源， 占输入总量的 64. 06。农作物收获是农田氮素 输出的主要方式， 占 69. 81。 2流域是以农业为主， 化肥的输入是提高作物 产量的主要方式， 导致化肥用量远超于全国水平， 从 而导致大量的氮素盈余在流域内， 并通过非点源形式 64 环境工程 Environmental Engineering 进入水体的比例最大占到氮盈余量的 43. 87。 3坡耕地的氮肥利用率最低， 沟坝地最高， 这与 各个地类地形特点有密切关系。坡耕地是典型的投 入多产出少。沟坝地的地面平整度较好， 肥料投入 多， 种植密度大， 作物产量高。坡耕地当前因氮过量 引发的环境问题和潜在风险要比其他耕地利用方式 大的多。 4建议 1控制流域内氮素的输入， 减少化肥的输入量， 并增施有机肥， 减少氮素的损失。化肥是氮输入主要 来源， 它是氮盈余管理的主要切入点。 2增加秸秆覆盖、 秸秆还田的比例， 秸秆覆盖使 得坡面中径流减速， 增加了径流与土壤的作用强度， 使得径流中溶解的铵态氮含量增大， 但由于径流量减 小， 使得氮素的流失减小， 对预防非点源氮污染的形 成都具有现实生态意义。 3调整流域内土地利用方式， 对于流失率最严 重的坡耕地来说， 可以实行坡改梯方案。小于 5的 坡耕地可以不进行坡改梯， 大于 15的坡耕地应及早 实施坡改梯或退耕还林。 参考文献 ［1］Diederik T，Van der M，Auke B，et al．Agricultural nutrient losses to surface water in the Netherlandsimpact，strategies，and perspectives［J］． J Environ Qual， 1998， 27 4- 11. ［2］Lepisto A，Kenttamies K，Ｒekolainen S．Modeling combined effects of forestry， agriculture and deposition on nitrogen export in a northern river basin in Finland［J］ ． AMBIO， 2001， 30 6 338- 348. ［3］翟丽华， 刘鸿亮， 席北斗， 等． 沟渠系统氮、 磷输出特征研究 ［ J］． 环境科学研究， 2008， 21 2 35- 39. ［4］OECD． OECD National Soil Surface Nutrient Balances1985 to 1996 Explanatory Notes［Ｒ］． ParisOECD Secretary， 1997 16. ［5］封志明， 方玉东． 甘肃省县域农田氮素投入产出平衡研究［J］ ． 干旱地区农业研究， 2006， 24 2 152- 158. ［6］方玉东， 封志明， 胡业翠． 基于 GIS 技术的中国农田氮素养分收 支平衡研究［ J］ ． 农业工程学报， 2007， 23 7 35- 42. ［7］朱兆良， 文启孝． 中国土壤氮素［M］ ． 南京 江苏科学技术出版 社， 1992. ［8］杜伟， 遆超普． 长三角地区典型稻作农业小流域氮素平衡及其 污染潜势［ J］． 生态与农村环境学报， 2010， 26 1 9- 14. ［9］魏样， 同延安． 陕北典型农区大气干湿氮沉降季节变化［J］． 应 用生态学报， 2010， 21 1 255- 259. ［ 10］陈佐忠， 金士珍． 谷子不同品种干物质、 氮及灰分元素存留量的 比较研究［J］ ． 作物学报， 1982， 82 2 103- 112. ［ 11］赵政文， 马继凤． 南方春大豆不同生育期干物质积累与氮磷钾 含量的变化［ J］ ． 大豆科学， 1994， 13 1 53- 60. ［ 12］卢建武． 马铃薯新大坪的干物质和养分积累与分配规律研究 ［D］ ． 兰州 甘肃农业大学， 2012. ［ 13］武淑霞． 我国农村畜禽养殖业氮磷排放变化特征及其对农业面 源污染的影响［D］． 北京 中国农业科学院， 2005. ［ 14］田光明， 蔡祖聪， 曹金留， 等． 镇江丘陵区稻田化肥氮的氨挥发 及其影响因素［J］． 土壤学报， 2001， 38 3 324- 332. ［ 15］Lin D X，Fan X H，Hu F，et al． Ammonia volatilization and nitrogen utilization efficiency in response to urea application in rice fields of the Taihu Lake Ｒegion， China［J］ ． Pedosphere， 2007， 17 5 639- 645. ［ 16］赵荣芳， 陈新平． 华北地区冬小麦 － 夏玉米轮作体系的氮素循 环与平衡［J］ ． 土壤学报， 2009， 46 4 684- 697. ［ 17］田光明， 蔡祖聪， 曹金留， 等． 镇江丘陵区稻田化肥氮的氨挥发 及其影响因素［J］． 土壤学报， 2001， 38 3 324- 332. ［ 18］Stevens Ｒ J， Laughlin Ｒ J， Kilpatrick D J． Soil properties related to the dynamics of ammonia volatilization from urea applied to the surface of acidic soils［ J］ ． Fertilizer Ｒesearch， 1989， 20 1 1- 9. ［ 19］张玉树， 丁洪， 陈胜金． 农业生态系统中氮素反硝化作用与 N2O 排放研究进展［J］． 中国农学通报， 2010， 26 6 253- 259. ［ 20］马广文， 香宝， 银山， 等． 长江流域农业区非点源氮的平衡变化 及其区域性差异［ J］ ． 环境科学研究， 2009， 22 2 132- 137. ［ 21］陈敏鹏， 陈吉宁． 中国区域土壤表观氮磷平衡清单及政策建议 ［J］． 环境科学， 2007， 28 6 1305- 1310. ［ 22］Michel Meybeck，Chapman D V． Global Freshwater QualityA First Assessment Global Environment Monitoring System ［M］． CambridgeBlackwell Pub， 1990. ［ 23］Xing G X，Zhu Z L． Ｒegional nitrogen budgets for China and its major watersheds［J］． Biogeochemistry， 2002， 57 405- 427. ［ 24］朱兆良． 土壤中氮素的转化和移动的研究近况［J］ ． 土壤学进 展， 1979 2 1- 16. ［ 25］朱兆良． 中国土壤氮素研究［ J］． 土壤学报， 2008 5 778- 783. ［ 26］朱兆良． 我国土壤氮素研究中的某些进展［C］∥中国土壤学 会第十次全国会员代表大会暨第五届海峡两岸土壤肥料学术 交流研讨会， 沈阳， 2004. ［ 27］Alm A L． Non- point sources of water pollution［J］ ． Environmental Science and Technology， 1990， 24 7 967- 979. 第一作者 闫瑞 1988 － ， 女， 在读硕士， 研究方向为土地信息技术。 yrwyyx126． com 通讯作者 郭青霞 1969 － ， 教授， 硕士生导师， 主要从事土地利用与 规划研究。gqx696163． com 74 水污染防治 Water Pollution Control