亞熱帶丘陵小流域氮平衡及調(diào)控對策

韓增，王美慧，周腳根，王毅，沈健林，李希，李裕元，吳金水

（中國科學院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點實驗室，長沙 410125）

亞熱帶丘陵小流域氮平衡及調(diào)控對策

韓增，王美慧，周腳根*，王毅，沈健林，李希，李裕元*，吳金水

（中國科學院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點實驗室，長沙 410125）

以位于湖南省長沙縣的兩個亞熱帶丘陵小流域（約50 km2）為目標區(qū)域，綜合2012—2014連續(xù)3年的野外定位觀測、入戶調(diào)查及統(tǒng)計數(shù)據(jù)資料，建立氮素收支框架模型，定量分析了農(nóng)區(qū)和森林-農(nóng)區(qū)小流域氮素的輸入、輸出特征及主要影響因素。結果表明：農(nóng)區(qū)小流域氮素的輸入、輸出以及盈余強度平均分別為312.0、165.1、146.9 kg·hm-2·a-1；森林-農(nóng)區(qū)小流域氮素的輸入、輸出以及盈余強度平均分別為160.2、83.3、76.9 kg·hm-2·a-1。兩個小流域具有較為類似的輸入輸出結構：飼料與肥料是亞熱帶小流域N輸入的主要來源，合計占73.4%（農(nóng)區(qū)）和63.9%（森林-農(nóng)區(qū)）；氨揮發(fā)與反硝化等N的氣態(tài)損失是流域N輸出的主要形式，平均占50%以上，而產(chǎn)品輸出僅占N輸出的1/4～1/3。減少化肥投入與適當控制畜禽養(yǎng)殖規(guī)模是控制小流域氮輸入的主要途徑，采取相應的技術措施減少N氣態(tài)損失及增強N的流域內(nèi)循環(huán)是提高小流域N利用效率和防控農(nóng)業(yè)面源污染的主要措施。

亞熱帶；小流域；氮收支；農(nóng)業(yè)面源污染

由于土壤養(yǎng)分流失導致的農(nóng)業(yè)環(huán)境問題日益受到廣泛關注[1-2]。農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中長期大量的氮肥投入，尤其諸多發(fā)展中國家畜禽養(yǎng)殖業(yè)飼料投入和種植業(yè)化肥的過量投入[2]，不僅導致資源利用率顯著降低，而且造成了嚴重的環(huán)境污染問題，主要包括地表水體的富營養(yǎng)化、地下水硝酸鹽污染以及溫室氣體排放量增加等[3-5]。因此，研究不同尺度流域氮（N）的收支平衡及特征，并據(jù)此探尋解決從流域或區(qū)域尺度上控制N投入和輸出，以期解決農(nóng)業(yè)面源污染的問題，已經(jīng)成為該領域研究的熱點[6-7]。

利用物質(zhì)流分析法，量化和評估流域尺度上的N收支是了解N素收支平衡的重要方法，也是進行流域養(yǎng)分管理和水環(huán)境保護的重要依據(jù)。針對不同尺度研究區(qū)域的N平衡及環(huán)境問題，國內(nèi)外學者展開了較廣泛的研究。Choi等[8]對韓國的N收支結構研究表明，化肥占輸入比例最大（65%），并認為人類活動N的輸入是導致韓國黃海富營養(yǎng)化的主要原因。Breemen等[9]采用收支模型法對美國東北部16個流域的N平衡開展了研究，結果表明大氣沉降是美國東北部N投入的主要來源（占31%），糧食和飼料進口次之（占28%）。我國一些學者對中國不同區(qū)域的N收支平衡也做了初步研究和估算[10-11]，均發(fā)現(xiàn)化肥是流域N的主要來源，一般占44%～64%，而作物收獲是氮素輸出的主要方式（49%～70%）。

亞熱帶地區(qū)為我國主要糧食作物稻米的主產(chǎn)區(qū)和生豬輸出區(qū)，長期以來高投入、高產(chǎn)出的生產(chǎn)模式導致該地區(qū)出現(xiàn)嚴重的水環(huán)境污染問題，如太湖、滇池的嚴重富營養(yǎng)化問題[12-13]。丘陵區(qū)作為亞熱帶地區(qū)小流域基本地貌單元，具有相對獨立的集水系統(tǒng)和基本類似的土地利用格局，是實施強化養(yǎng)分管理的最佳區(qū)域，以一定尺度的小流域為單元開展養(yǎng)分平衡研究，對于指導農(nóng)區(qū)養(yǎng)分管理和開展農(nóng)業(yè)面源污染的科學防控具有切實可行的理論意義?；诖耍疚囊院鲜〖t壤丘陵典型小流域為研究對象，通過系統(tǒng)的入戶調(diào)查資料和流域水文水質(zhì)定位觀測數(shù)據(jù)，從小流域尺度定量分析N的輸入輸出途徑及貢獻，判別小流域N的關鍵來源與潛在負荷，以期為亞熱帶丘陵區(qū)農(nóng)業(yè)面源污染的科學防控提供理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于湖南省長沙縣東北部的金井鎮(zhèn)境內(nèi)，地理坐標為112°56′～113°30′E、27°55′～28°40′N，海拔43～460 m，區(qū)內(nèi)地勢北高南低，屬于典型南方紅壤丘陵地貌。年平均氣溫17.2℃，年平均降水量1200～ 1500 mm，降水主要集中在4—10月，無霜期274 d，年日照時數(shù)1663 h，屬于典型亞熱帶濕潤季風氣候。

選擇湘江一級支流撈刀河上游的脫甲河小流域（面積52.12 km2）和澗山小流域（面積50.24 km2）為研究對象，兩小流域具有相似的地形地貌特征，土地利用類型都以稻田和林地為主，但所占比例主次有較大差別（表1）。根據(jù)社會經(jīng)濟調(diào)查，研究區(qū)經(jīng)濟作物主要為水稻，生豬養(yǎng)殖是研究區(qū)的傳統(tǒng)產(chǎn)業(yè)，脫甲小流域為該地區(qū)典型的農(nóng)區(qū)小流域，而澗山小流域則為典型的森林-農(nóng)區(qū)小流域。兩小流域地理位置、土地利用類型分布及水文水質(zhì)監(jiān)測位點詳見圖1。

1.2 數(shù)據(jù)收集與整理

1.2.1 社會經(jīng)濟數(shù)據(jù)收集

在2012—2014年每年的10—11月對研究區(qū)每個自然村的社會經(jīng)濟狀況進行了隨機抽樣調(diào)查。每村抽樣農(nóng)戶數(shù)約占各村農(nóng)戶總數(shù)的10%。調(diào)查內(nèi)容包括：①家庭基本情況（人口數(shù)量、所處村組等）；②農(nóng)作物種類、產(chǎn)量及耕作面積；③每戶化肥投入的品種與數(shù)量；④糧食年產(chǎn)量與去向（自銷和出售比例）、家禽家畜種類和產(chǎn)量及農(nóng)戶出售或自銷的數(shù)量；⑤飼料購買及使用量；⑥糞便處理情況（沼氣、有機肥、直排）。最后統(tǒng)一匯總整理及分析。各村實際人口數(shù)量與林地、農(nóng)田面積等數(shù)據(jù)引用金井鎮(zhèn)人民政府2012—2014年的統(tǒng)計數(shù)據(jù)。根據(jù)調(diào)查戶數(shù)和小流域?qū)嶋H總戶數(shù)的比例折算小流域總值。

1.2.2 水文水質(zhì)觀測與樣品采集分析

在脫甲河和澗山河匯入金井河的河口處分別設置水文實時監(jiān)測系統(tǒng)和水質(zhì)采樣點（見圖1）。流域出口斷面安裝有水位計（LMZ投入式水位計，無錫惠公儀表經(jīng)營部），每15 min自動記錄一次出口斷面水位高度。流域河道出口斷面徑流量采用流速面積法計算；首先，按照Simpson′s Parabolic Rule方法[15]采用流速儀（LS25-3C2型螺旋杯式流速儀，重慶華正水文儀器有限公司）測定出口斷面特定水位下不同位置點流速；然后，用不同位置點流速乘以其流經(jīng)面積得到該區(qū)域的流量，積分所有流量獲得特定水位下整個出口斷面的流量；最后，計算不同水位下斷面流量，獲得水位-流量關系函數(shù)，對觀測水位進行數(shù)學換算獲得每15 min河流斷面流量，據(jù)此計算流域研究時段內(nèi)的逐日和累積徑流。本文所用數(shù)據(jù)的觀測期為2012年1月至2014年12月。

表1 兩個小流域基本情況Table 1 The basic information of two small watersheds

圖1 研究區(qū)土地利用/覆被圖Figure 1 The land use/cover in the study region

水質(zhì)監(jiān)測每月進行3次，即每月的8、18、28日采集徑流水樣，并及時分析其總氮（TN）的含量，結合流量數(shù)據(jù)計算出研究區(qū)逐月和逐年的氮素輸移通量。根據(jù)水質(zhì)分析方法[16]要求，水樣一般在采樣后24 h之內(nèi)進行室內(nèi)分析，不能及時分析的先將樣品保存在-18℃冰箱內(nèi)，分析時再解凍。水樣TN含量室內(nèi)測定，先將樣品充分混勻后取混合樣（不過濾），每次設置3個平行，采用堿性過硫酸鉀消解-流動注射儀法測定，結果取平均值。大氣氮沉降監(jiān)測點分別設置在流域中有代表性的林地（A）、稻田（B）和茶園（C）三種土地利用方式下。濕沉降采用自動降雨采集器（智能5020，青島嶗山應用技術研究所）收集，頻率為每次降雨后采集樣品（上午8：00采集），記錄降雨量，并測定雨水中銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和可溶性有機氮含量用于計算濕沉降量；干沉降采用DELTA系統(tǒng)和被動采樣器每月測定一次NH3、HNO3、顆粒態(tài)銨態(tài)氮和硝態(tài)氮以及NO2濃度，并引用文獻[17]的干沉降速率計算干沉降量。具體干濕沉降監(jiān)測方法見Shen等[18]的研究。根據(jù)不同土地利用類型大氣干濕沉降量和對應面積估算出研究區(qū)大氣氮沉降通量（表2）。

表2 研究區(qū)大氣氮沉降通量（2012—2014）Table 2 The atmospheric nitrogen deposition flux in the study region（2012—2014）

1.2.3 小流域氮素平衡計算

研究區(qū)N的輸入輸出狀況見圖2。根據(jù)質(zhì)量平衡原理，參考Hatano等[19]和Liang等[20]的方法，對研究區(qū)小流域N平衡進行估算，公式如下：

圖2 亞熱帶小流域N素收支框架圖Figure 2 The framework diagram of nitrogen budget of a small watershed in subtropical area

式中：ΔN為小流域N滯留量，kg·a-1；Ii為N的輸入，i為N輸入的類型，主要包括4類：I1為化肥N；I2為飼料N（研究區(qū)所用飼料主要為豬飼料，參考Han等[21]的研究，湖南地區(qū)飼料消耗為16.68 kg N·頭-1·a-1）；I3為大氣干濕沉降所帶入的N，為實測數(shù)據(jù)（表2）；I4為生物固氮量（參考朱兆良[22]和郗金標等[23]的研究進行計算，其中旱地和林地固定通量為10 kg·hm－2·a－1，水田為45 kg·hm－2·a－1）。式中Oj為N的輸出，j為N輸出的類型，包括5大類：O1為商品糧和畜禽產(chǎn)品輸出流域外的N素部分，kg·a－1，調(diào)查顯示，小流域內(nèi)農(nóng)田以種植水稻為主，旱地多種植玉米，菜地則以蘿卜等蔬菜為主（農(nóng)戶飼養(yǎng)的牛、羊等家畜甚少所以忽略不計，此處的畜禽主要指豬和雞）；O2為小流域地表水N的月輸出量，kg·月－1，計算公式如下：

式中：O2為研究區(qū)地表水N素月輸出通量，kg·月－1；n為采樣次數(shù)；K為采樣間隔時間，d；Ci為流域出口第i次觀測的水體TN濃度，mg·L－1；Ri為第i次采樣時研究區(qū)出口的日平均流量，m3·d－1。

O3為由于淋失作用而滲漏到地下（100 cm以下）的氮量，kg·a－1，根據(jù)研究區(qū)實測的淺層地下水N濃度和全年入滲量計算[24]；O4為堆肥氨揮發(fā)和農(nóng)田氨揮發(fā)損失的氮量，kg·a－1，本文采用IPCC推薦的默認值（20%）[25]來計算人畜糞便堆肥的氨揮發(fā)流失氮量，農(nóng)田（主要是稻田）氨揮發(fā)的氮約占化肥用量的11%[22]；O5為因反硝化作用而損失的氮量，kg·a－1，參考朱兆良[22，26]的研究結果，研究區(qū)稻田化肥反硝化率取34%，畜禽糞便有機肥（制沼氣或厭氧發(fā)酵）的反硝化率取13%。

2 結果與分析

2.1 小流域地表水輸出特征及N負荷

對研究區(qū)連續(xù)3年的觀測結果表明，小流域地表徑流N輸出通量具有明顯的季節(jié)變化趨勢，且與徑流量變化趨勢基本一致（圖3）。農(nóng)區(qū)小流域逐月地表徑流N輸出通量變化范圍為0.25～5.14 kg·hm－2·月－1，極值相差20余倍；森林－農(nóng)區(qū)小流域總體較低，變化范圍為0.03～3.97 kg·hm－2·月－1，但是波動較大，極值相差超過百倍。研究區(qū)小流域地表徑流N輸出通量以3—8月較高，峰值出現(xiàn)在每年5月前后，9月至次年2月（秋冬季節(jié)）則相對較低。

對觀測期內(nèi)36次月徑流量和N月輸出通量的統(tǒng)計分析（圖4）表明，農(nóng)區(qū)和森林－農(nóng)區(qū)小流域徑流N輸出通量與徑流流量之間具有顯著的正相關關系（P＜0.01），Person相關系數(shù)分別為0.77和0.90。從年平均地表水N輸出負荷來看，農(nóng)區(qū)小流域顯著高于森林－農(nóng)區(qū)小流域，3年平均分別為16.63、8.44 kg· hm－2·a－1，而且有逐年下降的趨勢（圖5）。

圖3 小流域徑流流量及N輸出通量動態(tài)變化Figure 3 The dynamic changes of runoff and N output flux in small watershed

2.2 小流域氮平衡及收支特征

2個小流域2012—2014年的N收支匯總見表3。從2012年到2014年兩個小流域N輸入強度均呈明顯上升趨勢，N輸入均遠大于N輸出，流域N整體盈余，且農(nóng)區(qū)小流域各項均顯著高于森林－農(nóng)區(qū)小流域，兩個小流域平均盈余強度分別為146.9、76.9 kg· hm－2·a－1。

從小流域N的源匯結構（圖6）來看，兩個流域基本相似，其中飼料和肥料是輸入的主要來源，2012—2014年農(nóng)區(qū)小流域飼料輸入量占總量比例為40.2%，其次是肥料（33.2%）、干濕沉降（20.1%）與生物固氮（6.5%）；森林－農(nóng)區(qū)小流域肥料輸入量占總量的比例為36.2%，其次是飼料（27.7%）、干濕沉降（26.1%）與生物固氮（10.0%）。

圖7為2個小流域各項N輸出占輸出總量的百分比。由圖中可見，反硝化、氨揮發(fā)等氣態(tài)損失是小流域氮輸出的最主要形式，農(nóng)區(qū)小流域N氣態(tài)損失3年平均占總輸出量的50.7%，其次是產(chǎn)品輸出（32.7%）、徑流損失（10.1%）與淋失（6.5%）；森林－農(nóng)區(qū)小流域氣態(tài)損失平均占總輸出量的53.8%，其次是產(chǎn)品輸出（25.7%）、徑流損失（10.1%）與淋失（10.4%）。

圖4 徑流N輸出通量與月總徑流量的關系Figure 4 The relationship between runoff N output flux and total monthly runoff

圖5 兩個小流域年徑流深與徑流N年負荷Figure 5 The annual runoff depth and annual nitrogen loadings in runoff in two small watersheds

表3 小流域氮素收支平衡（2012—2014）Table 3 Nitrogen input-output budgets in the small watersheds（2012—2014）

圖6 小流域各項N輸入占總輸入量的百分比Figure 6 The percentage of each constituent of nitrogen input vs.the total in the two small watersheds

圖7 小流域各項N輸出占總輸出量的百分比Figure 7 The percentage of each constituent of nitrogen output vs.the total in the two small watersheds

3 討論

3.1 小流域氮盈余特征及其主要影響因子

由于氣候條件、農(nóng)業(yè)種植制度及耕作方式等的不同，不同國家或區(qū)域之間N盈余強度差異較大[6，27-28]，其中歐美日等發(fā)達國家N盈余強度普遍較低，一般在-7.7～41.0 kg·hm-2·a-1之間。與國外相比，我國的山西、安徽、福建等地的N盈余強度一般為20.8～52.7 kg·hm-2·a-1，本文研究區(qū)（湖南）的結果為76.9～164.9 kg·hm-2·a-1，均明顯高于世界其他國家或地區(qū)（表4）。當N輸入大于N輸出時，流域氮除了隨農(nóng)產(chǎn)品收獲帶走或通過損失途徑直接進入大氣或水環(huán)境外，還會有部分盈余N保存在土壤中，且會通過各種途徑逐漸向環(huán)境釋放。因此，流域內(nèi)N的盈余量越大，其污染風險就越大[29]。有研究表明，氮平衡盈余率（盈余強度/輸入強度）大于20%時，盈余氮可能對環(huán)境造成潛在威脅[30]，本研究中農(nóng)區(qū)小流域氮平衡盈余率為47%，森林-農(nóng)區(qū)氮平衡盈余率為48%，均遠高于這一閾值，可見研究區(qū)小流域氮污染潛勢較高。這也正是造成當?shù)厮w富營養(yǎng)化問題十分突出[14]的內(nèi)在原因。

事實上，流域大小也會影響N的源匯關系。理論上講，流域面積越大，其內(nèi)部循環(huán)項越多，N盈余強度就會越小，通過徑流損失的N就會越少。然而從本研究結果與國內(nèi)外的研究結果比較來看，流域面積與盈余強度、輸出系數(shù)（徑流流失/總氮輸入）的關系并不十分密切（見表4），可見流域N盈余強度會受到氣候水文、土地利用、農(nóng)業(yè)活動以及流域面積大小等諸多因子的綜合影響，各因子的貢獻權重尚需針對具體情境進行深入研究。我國N盈余強度普遍較高的原因，一方面由于人口壓力大、農(nóng)產(chǎn)品需求量高，長期以來實行的是高投入-高產(chǎn)出的生產(chǎn)模式，農(nóng)田化肥施用量較大，加之農(nóng)村地區(qū)普遍采用的是以家庭為單元的土地承包責任制，土地經(jīng)營的集約化水平和肥料利用率普遍較低[31]，從而導致有大量的N滯留于環(huán)境之中。根據(jù)調(diào)查，研究區(qū)耕地施肥量三年平均約為320 kg·hm-2·a-1，遠超過一般稻田土壤150～180 kg·hm-2·a-1的最佳施肥量[32]，也顯著高于全國農(nóng)田施肥量均值228 kg·hm-2·a-1[22]。另一方面，長期以來種植業(yè)與養(yǎng)殖業(yè)的脫節(jié)問題導致大量的畜禽糞便不能作為有機肥施用于農(nóng)田，而是直接向環(huán)境中排放。從流域尺度來看，飼料氮與肥料氮存在雙重投入的問題。湖南省為我國畜禽養(yǎng)殖大省之一，以2013年為例，年出欄生豬4 096.9萬頭，占全國總出欄數(shù)的8.6%，排名第三（前兩名分別為河南和四川），年人均生豬生產(chǎn)0.59頭[33]。畜禽養(yǎng)殖需要大量的飼料等物品輸入，而養(yǎng)殖過程中也會產(chǎn)生大量的畜禽糞便，由于廢棄物處理措施相對滯后，資源化利用率低（當?shù)夭坏?0%），很大部分直排入環(huán)境，給當?shù)丨h(huán)境造成了很大的壓力。

表4 世界各地典型流域或區(qū)域氮素收支狀況比較Table 4 Comparison of the nitrogen balance in watersheds or regions in the world

歐美日等發(fā)達國家對N投入的控制經(jīng)驗，主要體現(xiàn)在以下三個方面：（1）對化肥用量實行嚴格控制，以德國為例，其氮肥用量從20世紀80年代末期開始一直呈下降的趨勢，到1995年平均用量從202 kg· hm-2·a-1減少到149 kg·hm-2·a-1，減少了近30%[34]；（2）提高畜禽養(yǎng)殖業(yè)廢棄物的資源化利用率，以荷蘭為例，他們從養(yǎng)殖結構調(diào)整、總量控制、糞便排放處理等各個環(huán)節(jié)加以嚴格控制，對農(nóng)場產(chǎn)生的畜禽糞便基本上實現(xiàn)自行消化，糞便的利用率接近100%[35]；（3）從法律層面上嚴格控制廢棄物的排放，如歐盟出臺了共同農(nóng)業(yè)政策、水質(zhì)量綜合管理和空氣質(zhì)量管理法等法規(guī)，包括：養(yǎng)分環(huán)境風險分區(qū)管理、農(nóng)場養(yǎng)分管理計劃（荷蘭、德國、比利時等）、農(nóng)田養(yǎng)分限量管理（歐洲各國）等[36]。這些成功經(jīng)驗很值得我們借鑒。

3.2 小流域N輸入輸出特征及國內(nèi)外比較

N的輸入輸出受農(nóng)業(yè)活動、人口密度、土地利用和氣象水文等諸多因素的綜合影響。研究區(qū)人類活動N（飼料和肥料）的輸入非常高，農(nóng)區(qū)小流域化肥與飼料N輸入占總輸入的73.4%，而森林-農(nóng)區(qū)小流域為63.8%，是亞熱帶小流域N輸入的主要來源。陸地氮通量是評價一個區(qū)域N對環(huán)境影響強度的重要指標，是指一個地區(qū)單位時間、單位面積上所接收的化肥氮和人畜排泄物氮的總和[37]。根據(jù)相關研究，歐美發(fā)達國家的陸地氮通量一般較小，如北大西洋沿岸環(huán)北海、歐洲西北海岸、美國東北海岸地區(qū)和加拿大北部河流地區(qū)的陸地氮通量平均分別為15、13、11、8 kg·hm-2·a-1。本文研究結果表明，研究區(qū)小流域陸地氮通量3年平均為115～216 kg·hm-2·a-1，與珠江三角洲的陸地氮通量（121 kg·hm-2·a-1）和長江三角洲地區(qū)的陸地氮通量（224 kg·hm-2·a-1）接近[38]，均遠高于歐美發(fā)達國家。這與我國這些區(qū)域人口稠密、農(nóng)田比例高、人為活動強度大等因素密切相關。此外，干濕沉降也是研究區(qū)N輸入的重要來源，三年的平均通量為41.8～62.5 kg·hm-2·a-1（見表2），平均占總輸入量的1/ 5～1/4。這與研究區(qū)降雨較多有密切關系，通過增加小流域森林面積比例可在一定程度上增強流域環(huán)境的自凈功能[39]。

研究區(qū)小流域氮的主要去向為：反硝化、氨揮發(fā)、產(chǎn)品輸出、徑流損失和淋失。這些途徑都涉及N對環(huán)境的影響，反硝化作用形成的NOX及NO2與酸雨和溫室效應緊密相關，而由于化肥和有機肥的揮發(fā)作用逸散到大氣中的NH3則參與了大氣中的化學反應，最后以NOX和NH+4的形式沉降到地面。反硝化和氨揮發(fā)等N的氣態(tài)損失是流域N輸出的最主要形式，平均占總輸出的50%以上，而產(chǎn)品輸出的比例位居第二，僅占總輸出的1/4（森林-農(nóng)區(qū)）～1/3（農(nóng)區(qū)）。但因為土壤性質(zhì)、氣象條件和田間管理的不同，反硝化和氨揮發(fā)有顯著的空間差異性，所以這一結論在一定程度上存在不確定性。根據(jù)研究區(qū)周邊或同一緯度區(qū)域的研究結果[10，22，38，40]，化肥反硝化率一般為33%～41%，氨揮發(fā)率為8%～25%（本文分別采用均值34%和11%），可初步估算出N的氣態(tài)損失對本文結果的不確定性：N氣態(tài)損失比例變化范圍為49%～56%（農(nóng)區(qū)）和52%～60%（森林-農(nóng)區(qū)），可見變幅不大。相應地，小流域N盈余強度的變化分別為125.1～151.0 kg·hm-2·a-1（農(nóng)區(qū)）和64.7～79.2 kg·hm-2·a-1（森林-農(nóng)區(qū)），表明N氣態(tài)損失對小流域N盈余強度影響的不確定性為18%～19%。

本文結果表明，農(nóng)區(qū)小流域N輸出通量要明顯高于森林農(nóng)區(qū)小流域（表3），與國內(nèi)外相關的研究結果[41-42]基本一致，表明人為N輸入是影響小流域N輸出通量的決定性因素。研究區(qū)地表水N輸出通量在春夏秋冬季節(jié)分別占47%、20%、17%、16%（農(nóng)區(qū)）和47%、34%、9%、10%（森林-農(nóng)區(qū)），表明徑流N輸出的季節(jié)性波動較大，以春季（3—5月）最高。這顯然與當?shù)卦撾A段為稻田耕作施肥的主要時期有密切關系，同時該階段也是江南地區(qū)的多雨季節(jié)，容易導致養(yǎng)分的流失。研究區(qū)N負荷的逐年降低一方面與地表水徑流量的逐年減少有關（圖3），另一方面與近年來當?shù)卣菩械男笄菹摒B(yǎng)政策[14]、推廣配方施肥技術以及構建逐步完善的生態(tài)溝渠、濕地等面源污染防控工程等措施有關。

3.3 小流域N平衡調(diào)控途徑分析

由圖2可知，在N輸入項中，干濕沉降、生物固氮等屬于自然氮源，為不可控因子，而對肥料、飼料則是人為活化氮輸入的主要形式，屬于可控因素，因此通過人為調(diào)控化肥、飼料的投入，才是從源頭上控制小流域面源污染產(chǎn)生的關鍵。具體措施主要包括：（1）通過配方施肥、精準施肥以及有機肥替代等措施減少農(nóng)田化肥投入量[43]；（2）適當控制畜禽養(yǎng)殖規(guī)模，從而減少飼料N的投入量[14]；（3）通過對畜禽養(yǎng)殖廢棄物以及秸稈等農(nóng)副產(chǎn)品的肥料化利用，可在不同程度上減少外源N的投入，提高N在流域內(nèi)的循環(huán)利用率和經(jīng)濟效益。

在除產(chǎn)品以外的N輸出項中，反硝化和氨揮發(fā)等氣態(tài)損失是N輸出的最主要形式（>50%，見圖6），因此采用適當?shù)募夹g措施，如使用硝化抑制劑、緩控釋肥等技術降低N的氣態(tài)損失與淋失[44-45]，從而提高肥料N的利用率，可在一定程度上間接減少N的投入量。徑流損失和淋失的量不算很大，但是對水環(huán)境的影響是最直接的，采用生態(tài)溝、生態(tài)渠濕地等技術[46-47]對農(nóng)業(yè)徑流中的N進行生態(tài)攔截和消納，不僅可減少N向下游水體流失，而且通過生態(tài)攔截生物質(zhì)的資源化利用，可以提高N在流域內(nèi)的循環(huán)利用效率[48]。

4 結論

（1）亞熱帶典型小流域氮素整體上盈余，觀測期（2012—2014年）平均盈余強度分別為146.9 kg·hm-2· a-1（農(nóng)區(qū)）和76.9 kg·hm-2·a-1（森林-農(nóng)區(qū)）。

（2）飼料與肥料是亞熱帶小流域N輸入的主要來源，合計占73.4%（農(nóng)區(qū)）和63.9%（森林-農(nóng)區(qū)）；反硝化和氨揮發(fā)等N的氣態(tài)損失是流域氮輸出的重要形式，平均占比達50%以上，而產(chǎn)品輸出僅占N輸出的1/4～1/3。

（3）適當控制畜禽養(yǎng)殖規(guī)模和減少化肥投入是控制亞熱帶小流域N輸入和防控農(nóng)業(yè)面源污染的主要途徑，而探索流域范圍內(nèi)降低N氣態(tài)損失與提高N素養(yǎng)分利用率的機理與技術途徑，對降低化肥投入與保護水環(huán)境具有重要的理論價值和實際意義。

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N balance analysis and adjusting countermeasures of small watershed in subtropical hilly area

HAN Zeng,WANG Mei-hui,ZHOU Jiao-gen*,WANG Yi,SHEN Jian-lin,LI Xi,LI Yu-yuan*,WU Jin-shui
（Key Laboratory of Subtropical Agro-ecological Processes,Institute of Subtropical Agriculture,Chinese Academy of Sciences,Changsha 410125,China）

Two small watersheds（about 50 km2）were selected as the study region in subtropical hilly area in Changsha County,Hunan Province.By establishing N budget framework model and using data of in situ observation,door to door survey,and governmental statistical yearbooks,the input and output characteristics of nitrogen（N）and the main influencing factors were quantitatively analyzed during the 3-year period from 2012 to 2014.The results showed that N input,output,and surplus intensities in the small watersheds were averagely 312.0,165.1,and 146.9 kg·hm-2·a-1for the agro-watershed（AW）,while 160.2,83.3,and 76.9 kg·hm-2·a-1for the forest-agro-watershed（FAW）,respectively.A similar input and output structure were found in the two small watersheds,the dominant N input were feed and fertilizer,which accounted for 73.4%in AW and for 63.9%in FAW,respectively.The gaseous loss,which included ammonia volatilization and denitrification,was an important pattern of N output,contributed more than 50%.However,the N output of products accounted for just 1/4-1/3 of the total.Therefore,reduction of fertilizer application and moderate livestock and poultry breeding scale are the major approaches of controlling N input in a subtropical watershed.Correspondingly,reducing the gaseous loss of N through technical measures and strengthening the N recycling use in a watershed are the primary measures in increasing N use efficiency and controlling agricultural non-point source pollution.

subtropics;small watershed;nitrogen budget;agricultural non-point source pollution

X511

A

1672-2043（2017）04-0743-10

10.11654/jaes.2016-1346

2016－10－24

韓增（1991—），男，碩士研究生，主要從事流域面源污染研究。E-mail：1099166802@qq.com

*通信作者：李裕元E-mail：liyy@isa.ac.cn；周腳根E-mail：zhoujg@isa.ac.cn

國家科技支撐計劃項目（2014BAD14B02）；水利部公益性行業(yè)科研專項項目（201501055）；湖南省重點研發(fā)計劃項目（2015NK3055）

Project supported：The National Key Technology Research and Development Program of the Ministry of Science and Technology of China（2014BAD14B02）；The Special Scientific Research Fund of Meteorological Public Welfare Profession of China（201501055）；The Key R＆D Program of Hunan Province（2015NK3055）

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