淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中地下水體氮源追溯*

廖 曼, 馬 騰, 鄭倩琳, 劉妍君, 羅 飛

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淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中地下水體氮源追溯*

廖 曼1,2, 馬 騰1**, 鄭倩琳1, 劉妍君1, 羅 飛2

(1. 中國地質(zhì)大學(武漢)環(huán)境學院 武漢 430074; 2. 深圳市環(huán)境科學研究院 深圳 518114)

淮河流域地下水體中的氮污染問題一直以來備受關注。為了從源頭追溯氮污染物的來源, 本文通過清單法收集淮河流域2002—2017年期間35個地級市的農(nóng)業(yè)統(tǒng)計資料, 首先構建基于化肥施用氮、人畜糞便返田氮、生物固氮、大氣沉降氮、種子帶入氮、秸稈帶入氮為輸入項和作物收獲氮、反硝化脫氮、氨揮發(fā)脫氮為輸出項的氮平衡模型, 估算進入淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)的氮盈余量和強度; 然后利用氮盈余量與淋濾系數(shù)構建氮淋濾模型定量估算氮淋濾到地下水體中的量。研究發(fā)現(xiàn): 2002—2017年間淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中氮年均輸入量為1 005.01萬t?a-1, 化肥施用氮是最大的氮輸入源, 占總輸入量的52.76%; 淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中氮年均輸出量為706.43萬t?a-1, 作物收獲氮在氮輸出中所占的比例最大, 達87.29%。隨著時間的增加, 氮盈余量和強度逐步降低。本次從地級市角度計算的氮源強度和其時間變化規(guī)律與以往從流域角度計算的氮源強度和其時間變化規(guī)律相差不大, 保證了結(jié)果的準確性。從地區(qū)上分析, 河南省各地級市的氮源強度最高, 山東省和安徽省各地級市的最低。2002—2017年間, 淮河流域農(nóng)業(yè)區(qū)氮盈余量淋濾進入地下水中的氮污染物總量為26.22萬~41.71萬t?a-1, 淋濾進入到地下水體中的氮污染物平均量為31.41萬t?a-1, 其中2006年最高。較大的氮淋濾值對水體環(huán)境造成了較大的污染負荷。采用SPSS 21.0中用統(tǒng)計量和皮爾森相關系數(shù)()對地下水中的實際氮污染物濃度與估算值間的氮污染物量進行相關性檢驗, 最終通過顯著性檢驗且相關系數(shù)達到0.517, 證實了本次模型選擇的準確性。本文研究表示, 2002—2017年淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中地下水體中氮的來源主要為化肥輸入, 最主要的輸出途徑為作物收獲, 污染最嚴重年份為2006年, 為解決農(nóng)業(yè)面源污染問題提供了重要的前期資料, 對地下水中氮污染的防控具有重要的現(xiàn)實意義。

地下水; 氮輸入; 氮輸出; 氮平衡模型; 氮淋濾模型

在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中, 氮是加強農(nóng)作物生長和提高農(nóng)作物產(chǎn)量必不可少的營養(yǎng)成分。然而, 過量的氮素會導致水體缺氧、富營養(yǎng)化, 進而造成嚴重的水體污染問題[1-2]。目前, 全球約有110個國家和地區(qū)遭受過地下水氮污染[3]。淮河流域的地下水氮污染問題尤其嚴重[4-5], 流域內(nèi)地下水位高于地表水位, 地下水向地表水排氮已成為地表水污染的主要方式[6]。因此為了緩解淮河流域內(nèi)水體的氮污染問題, 追蹤地下水體中的氮污染物的來源顯得尤為重要。

氮平衡模型是通過清單法統(tǒng)計氮輸入量與輸出量, 相減計算氮盈余量的平衡產(chǎn)污模型。氮盈余量大小不僅可以預測農(nóng)業(yè)區(qū)水體中氮的累積量, 而且對提高氮的使用有效性和減少環(huán)境損失風險具有重要的意義[7], 在農(nóng)業(yè)的可持續(xù)管理中被廣泛引用[7-12]。例如, Zheng等[7]通過研究中國海河流域1990—2010年氮盈余量的變化, 發(fā)現(xiàn)20年來氮盈余量持續(xù)增加。Zhang等[12]計算2003—2010年淮河流域的凈氮輸入強度達到(27 200±1 100) kg?km?2; 趙中華等[9]研究發(fā)現(xiàn)桃江流域所在的5個縣中, 信豐縣氮盈余量占流域比例最大, 并且有增加趨勢。盡管國內(nèi)外對氮平衡模型的研究比較成熟, 然而對氮盈余量的歸趨研究較為薄弱, 并未分析氮盈余量如何影響生態(tài)環(huán)境。地下水淋濾作用是導致地下水氮濃度升高的最主要原因[13], 目前建立流域內(nèi)的淋濾模型集中在數(shù)值模型上[14-17], 而數(shù)值模型中淋濾系數(shù)的確定最為關鍵。Welch等[16]曾在密西西比的子流域中通過水位波動法、Cl-示蹤法和大氣年齡法估算農(nóng)業(yè)區(qū)域大約有15%的氮淋濾到地下水體中。Liao等[14]認為場地條件不同, 淋濾到地下水中的量也不同, 淋濾因子大概在5%~50%之間[18-20]。陳犖[21]認為進入淮河流域地下水氮素淋濾系數(shù)在5%~15%之間。本次研究中淋濾系數(shù)的確定正是基于陳犖的研究, 同時也考慮了場地的降雨數(shù)據(jù)和土壤特征建立了氮淋濾模型。

淮河流域是我國七大流域之一, 人口密度居七大流域之首, 作為我國重要農(nóng)業(yè)種植區(qū), 地下水中的氮污染問題尤其突出, 淮河流域的非點源污染問題一直是學者研究的熱點內(nèi)容之一[22-24]。目前, 關于淮河流域氮污染問題的研究集中在局部研究[25]、凈氮輸入[26]、空間分布研究[23]等, 并沒有系統(tǒng)完整地對整個流域的地表產(chǎn)污如何影響生態(tài)環(huán)境進行系統(tǒng)研究。因此, 本文擬通過建立氮平衡模型和淋濾模型, 估算流域尺度下氮素淋濾到地下水體中的量, 并利用SPSS 21.0檢驗氮素淋濾到地下水體中的估算值與實際硝酸鹽濃度間的相關性來評估模型的準確性, 從時空角度分析淮河流域地下水體中氮素濃度偏高的原因。本研究建立的氮平衡模型和淋濾模型可為定量解決淮河流域內(nèi)農(nóng)業(yè)面源污染提供了方法和依據(jù), 對地下水污染控制具有重要的現(xiàn)實意義。

1 研究區(qū)概況

淮河流域地處我國中東部的“腹心”地帶(111°55′~121°25′E, 30°55′~36°36′N), 是連接南北、溝通東西各省的紐帶, 也是我國重要的農(nóng)業(yè)種植區(qū)?；春恿饔蚩偯娣e約為27萬km2, 流域西起桐柏、伏牛山, 東臨黃海, 南以大別山、江淮丘陵、通揚運河及如泰運河南堤與長江分界, 北以黃河南堤和泰山為界與黃河流域毗鄰, 淮河流域包括江蘇、山東、河南、安徽、湖北5個省, 40多個地(市), 240多個縣(市、區(qū))。為了便于研究, 本次研究涉及河南、安徽、山東、江蘇四省的35個地級市, 對淮河流域邊緣部分縣市進行了取舍(將總面積不足該縣面積一半的縣區(qū)去掉)。

淮河流域面積的1/3為山區(qū)和丘陵區(qū), 主要分布在西部、東北部和西南部, 中部地區(qū)主要為平原。該流域地處我國南北氣候過渡帶, 淮河以北屬暖溫帶區(qū), 淮河以南屬北亞熱帶區(qū), 年平均氣溫為13.2~15.7 ℃, 多年平均降水量為875 mm[27]。主要土地利用類型為耕地、居民地和林地等, 其中耕地所占面積最大, 淮河流域的土地利用如圖1所示。

淮河流域的地下水氮污染問題十分嚴峻[4-5], 流域內(nèi)地下水位高于地表水位, 地下水向地表水排氮已成為地表水污染的主要方式[6]。李書田等[28]認為過量化肥是造成地下水氮污染問題的主要原因。2002—2017年, 淮河流域的耕地面積從1 520萬hm2增長到1 864萬hm2, 淮河流域作為重要的農(nóng)業(yè)種植區(qū), 定量評估進入淮河流域地下水中的氮污染物的來源具有重要的現(xiàn)實意義。

圖1 2002—2017年淮河流域耕地面積變化趨勢分布示意圖

2 基礎數(shù)據(jù)來源與研究方法

2.1 基礎數(shù)據(jù)來源

本次研究以淮河流域35個地級市為單位, 收集整理各市農(nóng)業(yè)統(tǒng)計資料, 包括: 化肥施用量、農(nóng)業(yè)人口數(shù)、各類牲畜(豬、牛、羊、家禽等)出欄和存欄數(shù)、主要作物種植面積和產(chǎn)量、水田和旱田面積、降雨量等。根據(jù)IPCC公認的轉(zhuǎn)換系數(shù), 并參考相關文獻[18-33], 獲得的人畜禽排污系數(shù)、大氣沉降系數(shù)、固氮系數(shù)、氨揮發(fā)系數(shù)、反硝化系數(shù)、返田系數(shù)、淋濕系數(shù)等將作為建立氮平衡模型和淋濾模型的基礎參數(shù)。

2.2 氮平衡模型和淋濾模型

根據(jù)聯(lián)合國經(jīng)濟合作與發(fā)展組織(OECD)對氮平衡量的定義和物質(zhì)守恒原理, 氮輸入與氮輸出的差值稱為氮盈余量(氮平衡量), 其平衡如圖2所示。其中氮輸入包括: 化肥施用氮、人畜返田氮、生物固氮、大氣沉降氮、種子帶入氮以及秸稈帶入氮; 氮輸出包括: 作物收獲氮、反硝化脫氮以及氨揮發(fā)脫氮。當盈余氮>0時, 盈余氮的去向主要有3種途徑: 被植物吸收或土壤吸附滯留在土壤中、以徑流形式流入到地表水中和通過淋濾作用形式進入地下水體。當盈余氮=0時, 輸入氮與輸出氮相等, 氮不會進入水體和土壤中; 當盈余氮<0時, 輸入氮小于輸出氮, 會導致土壤肥力程度衰減, 嚴重時導致土壤退化[29]。

圖2 農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)氮平衡示意圖(改自于OECD, 2001[30])

氮平衡模型公式為:

2.3 氮平衡產(chǎn)污定量法

2.3.1 氮輸入量

流域氮污染輸入主要包括以下6個方面: 化肥施用氮、人畜糞便返田氮、生物固氮、大氣沉降氮、種子帶入氮、秸稈帶入氮。

1)化肥施用氮

我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)上含氮化學肥料主要包括兩大類: 氮肥和復合肥。其中氮肥折純量和復合肥施用折純的含氮量共同構成化肥氮的輸入。復合肥中的氮含量采用李書田等[28]和沈志良等[31]的研究結(jié)果, 認為淮河流域所在的江蘇省等復合肥的含氮量約為35%。本研究通過統(tǒng)計年鑒獲取淮河流域35個地級市氮肥和復合肥的折純量作為該區(qū)化肥氮的輸入量。

2)人畜糞便返田氮

人和動物的糞便中含有氮污染物會進入到環(huán)境中, 因此人畜糞便作為一個重要的輸入源, 不可忽略。本次研究除了考慮在農(nóng)村地區(qū)生活的人外, 還考慮農(nóng)業(yè)區(qū)最常見的牲畜豬、牛、羊和家禽糞便中產(chǎn)生的氮源(表1)。

表1 人畜禽氮污染系數(shù)表[23-32]

畜禽存活周期可能不足一年, 存在出欄的可能性, 因此畜禽的總量既要考慮年末的存欄量, 也要考慮其出欄量。本研究通過統(tǒng)計各地級市每年的農(nóng)村畜禽(包括豬、牛、羊和家禽)的存欄量和出欄量, 按照公式(6)計算畜禽的總量[33]。

3)生物固氮

空氣中含有大量氮, 可通過固氮植物和固氮微生物將其固定到土壤中。根據(jù)固氮量的不同, 固氮生物可以分為共生固氮植物[包括大豆()、花生()]、水稻()、土壤微生物(包括旱地非共生固氮、水田非共生固氮)3種類型[34]。各類生物固氮率見表2。共生固氮植物和水稻的生物固氮量采用作物的種植面積與其生物固氮率相乘可得到不同作物的生物固氮量。土壤微生物固氮量采用旱地和水田的農(nóng)用地面積與其固氮率相乘得到。

表2 不同固氮生物的生物固氮率

4)大氣沉降氮

大氣氮沉降量指含氮化合物通過干沉降和濕沉降從大氣中降落到地表的量。隨著經(jīng)濟的發(fā)展, 大氣氮沉降除了自然來源的氮以外, 人類不合理的化肥施用以及牲畜量的增加都會增加大氣中氮的沉降量[37]。每個地區(qū)大氣沉降氮量受3個方面的影響: 耕地面積、年平均降雨量、降雨中氮濃度[7]。大氣沉降存在時空差異性。我國還沒有對大氣沉降的完善監(jiān)測網(wǎng)絡, 所以以往研究都是在查閱其他文獻基礎上或者根據(jù)模型計算得到。本次研究的大氣沉降氮通過查閱文獻獲取(表3)。

表3 淮河流域各年大氣氮沉降量

5)種子帶入氮

種子帶入氮也是農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的一個重要來源, 其計算方式通過籽粒含氮量與單位面積種子投入量及其作物種植面積相乘得到。目前關于種子帶入氮的農(nóng)作物類型包括: 水稻、玉米()、大豆()、油菜()、葵花()、小麥()、高粱()、麻類()、甜菜()等[43]。根據(jù)淮河流域概況介紹, 小麥、水稻、玉米、油菜、花生、大豆是淮河流域主要作物類型, 因此本次種子含氮量和秸稈含氮量主要考慮這5種作物, 各參數(shù)詳見表4。

6)秸稈帶入氮

秸稈作為傳統(tǒng)有機氮不僅能夠改良土壤性質(zhì), 又能給農(nóng)田提供養(yǎng)分, 秸稈還田指將不宜直接作飼料的秸稈直接或堆積腐熟后輸入土壤和經(jīng)過焚燒后返還農(nóng)田。秸稈還田帶入氮通過年產(chǎn)量、草谷比、秸稈氮含量和返田率相乘得到; 秸稈焚燒返田氮量等于作物年產(chǎn)量乘以草谷比、作物的焚燒比例以及秸稈焚燒產(chǎn)生氮的系數(shù)得到。詳見表4。

2.3.2 氮輸出量

淮河流域氮輸出量主要包括: 作物收獲氮、氨揮發(fā)脫氮、反硝化脫氮輸出3個部分。

1)作物收獲氮

作物收獲氮輸出在氮輸出量中占到很大比例[44], 根據(jù)每種作物的產(chǎn)量及單位產(chǎn)量的氮攝取量, 分別計算各作物的氮輸出量, 各種農(nóng)作物的氮攝取量參數(shù)見表5。

表4 作物秸稈與種子帶入土壤的氮參數(shù)表

表中數(shù)據(jù)來源于李書田等[28]、卞建民等[43]和馬廣文等[35]。The data in the table are derived from Li et al.[28], Bian et al.[43]and Ma et al.[35].

表5 農(nóng)作物的氮攝取量

表中數(shù)據(jù)來源于馬廣文等[35]和徐昔保等[45]。The data were derived from Ma et al.[35]and Xu et al.[45].

2)氨揮發(fā)脫氮

根據(jù)相關文獻介紹, 氨揮發(fā)脫氮分為兩部分: 一部分為化肥的揮發(fā), 另一部分為有機肥的揮發(fā)?；实膿]發(fā)系數(shù)在水田和旱田中分別為25%和9%[40], 有機肥的揮發(fā)系數(shù)按照IPCC(1996年)[23]制定的標準為20%?；实膿]發(fā)脫氮量通過統(tǒng)計計算淮河流域35個地級市的水田和旱田的化肥施用量與化肥揮發(fā)系數(shù)相乘得到; 有機肥的揮發(fā)脫氮量通過統(tǒng)計淮河流域35個地級市的有機肥施用量與有機肥的揮發(fā)系數(shù)相乘得到。

3)反硝化脫氮

反硝化脫氮分為兩部分。一部分為有機肥脫氮, 一部分為化肥反硝化作用[46]。在水田和旱地中化肥反硝化脫氮輸出系數(shù)分別是32%和15%, 有機肥反硝化脫氮輸出系數(shù)為13%[47]。化肥的反硝化脫氮量通過統(tǒng)計計算淮河流域35個地級市的水田和旱田的化肥施用量與化肥的反硝化系數(shù)相乘得到。有機肥的反硝化脫氮量通過統(tǒng)計淮河流域35個地級市的有機肥施用量與有機肥的反硝化系數(shù)相乘得到。

2.4 淋濾作用滲入到地下水體定量法

表6 淮河流域不同地下水淋濾系數(shù)所占百分比

3 結(jié)果與分析

根據(jù)淮河流域2002—2017年的35個地級市統(tǒng)計資料, 選取并確定了氮平衡模型計算所需的相關參數(shù), 按照公式(1)~(5), 計算了淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的氮收支平衡和淋濾到地下水中的氮量, 結(jié)果見表7。

表7 2002—2017年淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)氮收支平衡

3.1 氮素的輸入變化

通過表7和圖3發(fā)現(xiàn), 淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中化肥氮輸入所占的比例最大, 是最大的氮輸入源, 年平均輸入量達到537.76萬t?a-1, 占總輸入量的52.76%; 其次是人畜禽輸入氮, 種子帶入氮是最小的氮輸入源, 占總輸入的0.74%。通過圖3發(fā)現(xiàn), 2002—2017年, 淮河流域氮輸入量從2002年的883.16萬t?a-1逐年升高到2017年的1 348.75萬t?a-1; 化肥施用氮、大氣沉降氮、生物固氮逐年增加, 人為氮源的大量輸入, 改變了農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的氮平衡結(jié)構, 構建了新的平衡模式, 干擾了農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中的氮循環(huán)。

圖3 2002—2017年淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)氮輸入量的年際變化

3.2 氮素的輸出變化

通過表7和圖4發(fā)現(xiàn), 作物收獲氮在氮輸出中所占的比例最大, 達到87.29%; 其次是反硝化脫氮; 氨揮發(fā)脫氮在氮輸出中所占的比例最小, 達到10.87%。從年際變化來看, 氮輸出呈逐漸增加的趨勢, 變化范圍在499.62~1 144.83萬t?a-1。

3.3 氮素的平衡變化

將氮輸入和氮輸出數(shù)據(jù)通過公式(1)和公式(2)進行計算, 得到氮盈余量和氮源強度如圖5所示。通過圖5發(fā)現(xiàn), 氮盈余和氮源強度變化范圍為203.92萬~383.54萬t?a-1和10 938~25 231 kg?km-2?a-1。隨著時間的增加, 氮盈余量和強度逐步降低, 降低的主要原因在于收獲的作物量大, 作物的生產(chǎn)效率高。有研究指出, 當農(nóng)田氮源強度>5 000 kg?km-2?a-1時會對環(huán)境構成威脅[47], 無疑本地區(qū)農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的非點源氮污染問題已嚴重威脅到淮河流域的生態(tài)環(huán)境。將該結(jié)果與張汪壽等[26]研究的淮河流域凈氮輸入的強度相比相差不大。

圖4 2002—2017年淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)氮輸出的年際變化

圖5 2002—2017年淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)氮平衡與氮盈余強度的年際變化

氮盈余強度除了表現(xiàn)出時間變化外, 還表現(xiàn)出空間變化規(guī)律。本次研究按照淮河流域4個省份列出了35個地級市的氮盈余強度(圖6)。比較發(fā)現(xiàn), 所處淮河流域的河南省各地級市的氮盈余強度最高, 其中南陽市的氮盈余強度最大; 江蘇各地級的氮盈余強度略低于山東; 山東和安徽的各地級市的氮盈余強度較低, 但各市的氮盈余強度仍遠高于5 000 kg?km-2?a-1; 這說明本地區(qū)的氮盈余對當?shù)氐沫h(huán)境具有重要的影響。從時間效應上看, 山東省、河南省、江蘇省3省份在2002—2010年氮盈余強度較大, 而安徽省表現(xiàn)在2017年時氮盈余強度較大。

圖6 2002—2017年淮河流域各地級市的農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)氮盈余強度變化

3.4 地下水體中的氮污染

根據(jù)以上劃分結(jié)果, 采用公式(5)計算淋濾作用進入到地下水體的量, 結(jié)果如圖7所示。從2002—2017年, 淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)淋濾進入地下水的氮污染物總量為26.22萬~41.71萬t?a-1, 2006年淋濾進入地下水中的氮量最高?；春恿饔蜣r(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)地表產(chǎn)污對該區(qū)水體環(huán)境造成了較大負荷。

4 討論

4.1 與其他方法估算的氮平衡的比較

本次研究統(tǒng)計淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的氮輸入和氮輸出項目, 將氮輸入和氮輸出相減計算得到年氮盈余量, 最終得到2002—2017年淮河流域氮盈余203.92~383.54萬t?a-1, 氮盈余強度為10 938~25 231 kg·km-2·a-1。目前國內(nèi)報道的氮盈余強度最高為上海市[49], 2009年達24 896 kg·km-2·a-1?；春恿饔蜃鳛橹匾霓r(nóng)業(yè)種植地, 某些年份的氮盈余強度完全可能高于上海市。

圖7 2002—2017年淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)淋濾進入地下水中氮污染物年際變化分布圖

本次研究完全基于各地級市的基礎資料統(tǒng)計計算。張汪壽等[26]從子流域的角度分析淮河流域1990—2010年期間氮盈余強度為17 232~28 771 kg×km-2·a-1, 其中2003年氮盈余強度最大, 為28 771 kg×km-2·a-1, 2010年氮盈余強度回落到26 415 kg×km-2·a-1。本研究計算2002—2017年淮河流域氮盈余強度也在回落, 從2002年的25 231 kg×km-2·a-1降到2010年的18 173 kg×km-2·a-1。兩種方式從不同角度分別計算了氮盈余強度, 研究的規(guī)律相同, 結(jié)果相差不大。稍有差異的原因可能在于張汪壽從各地級市收集基礎數(shù)據(jù), 轉(zhuǎn)換到各子流域的過程中會產(chǎn)生一定的誤差。

4.2 淋濾到地下水中的氮源驗證

2002—2017年, 淮河流域農(nóng)業(yè)區(qū)氮盈余量淋濾進入地下水中的氮量為26.22~41.71萬t?a-1。為了進行對比驗證, 本次研究選取制作了2014年淋濾進入地下水體中的氮量的空間分布圖, 基于ArcGIS 10.2技術采用自然斷點法進行分類, 共分為5類, 結(jié)果如圖8所示。

圖8 淮河流域各市2014年淋溶進入地下水體的氮量空間分布

根據(jù)Ren等[50]的介紹, 宿州市、徐州市、周口市是癌癥高發(fā)區(qū)。鄭倩琳等[6]在優(yōu)控區(qū)的識別調(diào)查中曾以三氮的水質(zhì)標準建立淮河流域平原區(qū)淺層地下水氮污染等級分區(qū)圖, 發(fā)現(xiàn)駐馬店、周口市、臨沂市年地下水體的氮污染濃度等級較高。通過圖8發(fā)現(xiàn)南陽市、周口市、菏澤市、滁州市、臨沂市、六安市、信陽市、徐州市淋溶進入地下水體的氮濃度較高, 證明了本次結(jié)果的準確性。氮淋溶到地下水中主要以硝酸鹽(NO3-)的形式存在[51],為了更準確地檢驗結(jié)果的可靠性, 本次研究采用2014年6月在淮河流域所采集的261個地下水中的實際硝酸鹽濃度與本次研究估算2014年淋濾到地下水中的氮量在SPSS 21.0中進行斯皮爾曼相關系數(shù)()檢驗,值和顯著性結(jié)果值是判斷兩類數(shù)據(jù)之間是否具有相關性的重要參數(shù)[52], 最終得到的結(jié)果為=0.517>0.3, 顯著性結(jié)果=0.043<0.5, 表明本次研究計算淋濾到地下水中的氮與實際硝酸鹽氮具有一定的相關性, 證明了本次模型制作的準確性。

5 結(jié)論

本文利用氮平衡法計算得到2002—2017年淮河流域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)氮盈余203.92~383.54萬t?a-1, 氮盈余強度為10 938~25 231 kg·km-2·a-1。氮輸入和輸出均呈逐漸增加的趨勢, 氮盈余量和盈余強度逐年降低。化肥氮是最大的氮輸入源, 年平均輸入量達537.76萬t?a-1; 作物收獲在氮輸出中所占的比例最大, 達87.29%。農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)淋濾進入地下水的氮總量為26.22~41.71萬t?a-1, 2006年淋濾進入地下水的氮最高。

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Tracing groundwater nitrogen source in Huai River Basin agro-ecosystem*

LIAO Man1,2, MA Teng1**, ZHENG Qianlin1, LIU Yanjun1, LUO Fei2

(1. School of Environment Studies, China University of Geoscience, Wuhan 430074, China; 2. Shenzhen Academy of Environmental Sciences, Shenzhen 518114, China)

Nitrogen pollution in groundwater systems in Huai River Basin has drawn a lot of attention. In order to trace the source of nitrogen pollution in groundwater, 2002?2017 agricultural statistics data for 35 cities in the Huai River Basin agro-ecosystem were collected. A nitrogen balance model was set up based on nitrogen input and output in Huai River Basin, and it was used to calculate nitrogen surplus and intensity in the basin. Nitrogen input included input from fertilizers, humans & animal excreta, atmospheric deposition, biological fixation, seed nitrogen and straw nitrogen. Nitrogen output included crop harvest, denitrification and ammonia volatilization output. Also, combined nitrogen surplus and leaching coefficient, the nitrogen leaching model was built to quantitatively estimate the amount of nitrogen leaching into groundwater bodies from agro-ecosystem in Huai River Basin. The results showed that average nitrogen input in Huai River Basin agro-ecosystem was up to 10 050 100 t?a-1for the 2002?2017, fertilizer input was the largest source of this amount nitrogen input and it accounted for 52.76%. Average nitrogen output was up to 7 064 300 t?a-1for the period 2002?2017, crop harvest was the largest amount output of this amount nitrogen and it accounted for 87.29%. Nitrogen surplus and nitrogen source intensity decreased gradually with time for the period from 2002 to 2017. Nitrogen source intensity result was the same with previous studies, which ensured the accuracy of the results. At the regional aspects, the city in Henan Province had the highest nitrogen source intensity, while the cities in Shandong and Anhui Provinces had the lowest nitrogen source intensity. The amount of nitrogen that leached into the groundwater in Huai River Basin agro-ecosystem was 2.622×105-4.171×105t×a-1, with the highest amount in 2006. The average nitrogen amount in groundwater was 3.141×105t×a-1for the period from 2002 to 2017, which caused a large pollution load in the water environment.statistic andvalue tests in SPSS 21.0 gave the relationship between the actual nitrate concentration in groundwater and the estimation nitrogen amount leaching into the groundwater. Finally, the estimated and observed values passed significance test, with a correlation coefficient of 0.517, which confirmed the accuracy of the model. Nitrogen input as chemical fertilizer input and nitrogen output as crop harvest were respectively the main input and output factors in the study area. The most serious pollution was in 2006. The study provided important data needed to solve non-point agricultural pollution with important practical implications for the prevention and control of nitrogen pollution in groundwater.

Groundwater; Nitrogen input; Nitrogen output; Nitrogen balance model; Nitrogen leaching model

, E-mail: mateng@cug.edu.cn

Aug. 12, 2018;

Jan. 5, 2019

X82

A

2096-6237(2019)05-0665-12

10.13930/j.cnki.cjea.180763

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* 國家科技重大專項課題(2012ZX07204-003-04)資助

馬騰, 主要研究方向為地下水污染防治。E-mail: mateng@cug.edu.cn

廖曼, 主要研究方向為土壤和地下水調(diào)查污染方面的研究工作。E-mail: kathrinae@163.com

2018-08-12

2019-01-05

* This study was supported by the National Science and Technology Major Project of China (2012ZX07204-003-04).