长江中下游城市群农业面源污染氮排放评价及调控

赖　敏，王伟力，郭灵辉

(1.清华大学环境学院，北京　100084； 2.国家海洋局第三海洋研究所，福建厦门　361005；3.河南理工大学测绘与国土信息工程学院，焦作　454000)



·技术方法·

长江中下游城市群农业面源污染氮排放评价及调控

赖敏1※，王伟力2，郭灵辉3

(1.清华大学环境学院，北京100084； 2.国家海洋局第三海洋研究所，福建厦门361005；3.河南理工大学测绘与国土信息工程学院，焦作454000)

基于清单分析法和排污系数法，对长江中下游城市群农业面源污染氮排放现状进行了评价，并运用灵敏度分析和情景分析方法，模拟和比较了不同调控方案对区域未来氮排放变化的影响。研究结果表明， 2011年长江中下游城市群4种污染源向水环境排放的氮总量共计128.27万t，其中，农业种植和畜禽养殖的排放比例分别为58.92%和33.53%，是该区农业面源污染的主要氮污染源。如果不加大对面源污染的治理力度， 2011～2020年和2020～2030年长江中下游城市群农业面源污染氮排放量将分别增加16.29%和18.78%； 如果采取相关减排措施， 2020年和2030年4个城市群的农业面源污染氮排放量将分别比2011年削减15%和25%，并有利于实现区域农村经济增长与环境健康发展的双重目标。建议今后全区农业面源污染氮排放调控的重点在于逐步削减肥料投入、合理优化用肥结构、控制畜禽养殖规模扩张以及促进专业化养殖畜禽废物循环利用等，主要控制地区包括武汉城市圈内的潜江市、孝感市、黄冈市和鄂州市，长株潭城市群内的长沙市和湘潭市，鄱阳湖生态经济区内的南昌市和鹰潭市，以及皖江城市带内的六安市和合肥市。

农业面源污染氮排放调控长江中下游城市群

0　引言

随着点源污染得到逐步治理，农业面源污染已成为水环境污染特别是水体富营养化的主要来源[1]。在美国，农业生产已成为河流污染的第一污染源，农业面源污染占污染负荷量的2/3； 在荷兰，来自农业面源的总氮、总磷排放量分别为水环境污染物总量的60%和40%； 在我国，根据《第一次全国污染源普查公报》， 2010年农业污染源的总氮、总磷排放量在全国氮、磷排放总量的所占比例高达57.2%和67.27%[2]。农业面源污染作为区域水环境恶化的主导因素之一，正严重威胁城乡居民的饮水安全与社会经济的可持续发展，目前已受到社会各界的高度关注[3]。

与点源污染相比，农业面源污染具有随机性、广泛性、滞后性、模糊性、潜伏性等特点[4-5]，其形成机理更加复杂，因而给环境污染负荷跟踪监测、污染物控制及治理工作增加了很大难度[6]。近几十年来，国内外纷纷展开了对农业面源污染产生来源、现状特征、变化趋势以及环境影响等方面的探讨，研究既涵盖了国家[7-8]、区域[9]等中大尺度范围，也涉及了小流域[10-11]、特定集水区[12]等小尺度地区。由于不同空间尺度下的土地利用状况、农业生产方式、人口变动特征以及生产生活习惯等存在较大差异，而针对区域层面的研究仍待进一步完善[13]，因此，该研究以长江中下游城市群为例，采用清单分析法和排污系数法，对区域农业面源污染氮排放现状进行综合分析和评价，并通过灵敏度分析和情景分析方法，模拟和比较不同调控措施及组合对区域未来氮排放变化的影响。作为我国第三级阶梯地势的核心区域，长江中下游城市群在保护全国生态安全格局和重点流域环境安全中占据至关重要的地位； 作为全国中部崛起战略的主要实施区，该区亦是未来主要的人口集聚中心和经济增长极。随着城镇化、工业化的快速推进和农业生产活动的进一步发展，这里很可能成为未来社会经济发展与资源环境约束矛盾激化的典型区域，该研究以长江中下游城市群为研究区域，探究农业面源污染氮排放调控的对策和建议，能为科学制定区域氮负荷减排与综合控制对策提供理论支撑和技术参考，同时为当地可持续发展问题提供预警性研究。

1　研究区概况

图1　研究区的地理位置

长江中下游城市群地处我国中部，位于110°24′～119°38′E和26°02′～33°13′N之间，行政区域涉及湖北、湖南、江西、安徽4省的25个地级市和3个省直辖区域，涵盖武汉城市圈、长株潭城市群、鄱阳湖生态经济区和皖江城市带4个城市群，土地总面积26.34万km2(图1)。该区处于亚热带季风气候区，地形以冲积平原为主，具有较为优越的农业气候条件， 2011年粮食产量为5 055.13万t，占全国粮食总产量的8.85%，粮食单产是全国平均水平的2倍。全区河汊纵横、湖泊密布，不仅拥有鄱阳湖、洞庭湖两个全国面积最大的淡水通江湖泊，而且湖泊数量达1万多个，是我国淡水湖泊分布最稠密的地区。

2　研究方法

2.1数据来源

该研究涉及的肥料使用量、畜禽养殖量、农产品产量、人口数量、水产养殖量以及水产养殖面积等基本统计数据由2012年湖北、湖南、江西、安徽4省(市)统计年鉴和农村统计年鉴获得，同时，通过对文献资料进行整理汇总，获得了氮排放量核算所需的相关参数。在畜禽养殖氮排放量核算中，不同养殖方式下牛、猪、羊以及家禽的粪、尿、污水产生系数及含氮系数取自文献[14]，各种废物用于还田、生产沼气、用作饲料以及未被利用的比例主要参照文献[9]取值，未被利用废物的去向及比例、废物氮移除率以及堆放过程中废物的流失率来源于文献[15]。在水产养殖氮排放量核算中，水产品含氮系数来自《中国食物成分表》[16]，生物固氮量参考文献[15、17]，饵料比采用文献[18]的推荐值1.8来计算，氮肥投入比例、鱼种投放比例以及地表径流的氮流失率参照文献[19-20]分别取20%、8.75%和10%，大气沉降系数采用文献[21]提供的参数值。在农村生活氮排放量核算中，农村人粪尿产生系数及含氮系数、生活灰水产生系数及含氮系数取自文献[22-23]，生活污水的处理率和氮移除率来源于文献[15]。在农业种植氮排放量核算中，除引用上述部分参数外，不同种植废物的含氮系数、农作物的谷草比及还田比例分别来源于文献[22]和[24]，人粪尿还田比例来源于魏静研究结果[25]，流失率和淋失率通过文献[26]获得，复合肥的氮、磷(P2O5)、钾(K2O)养分比取0.325： 0.514： 0.161[14]。

2.2氮排放量计算

采用清单分析法和排污系数法，分别对农业种植、畜禽养殖、水产养殖以及农村生活4个不同污染源的氮排放量进行计算。农业种植氮排放来自于地表水流失和地下水淋失两部分，畜禽养殖氮排放包括畜禽废物向水体的直接排放、畜禽废物经过处理后向水体的排放以及畜禽废物堆放过程中的地表水流失3部分，水产养殖氮排放主要由养殖过程中的地表径流流失所导致，农村生活氮排放来自于农村生活污水的直接排放和经过处理后的排放两部分，具体计算方法见表1。

表1　长江中下游城市群农业面源氮排放量计算

项目计算公式农业种植地表水流失氮量=(有机肥还田氮量+氮肥折纯量+复合肥折纯量×复合肥含氮系数)×流失率地下水淋失氮量=(有机肥还田氮量+氮肥折纯量+复合肥折纯量×复合肥含氮系数)×淋失率有机肥还田氮量=畜禽废物还田氮量+种植废物还田氮量+农村人粪尿还田氮量+城镇人粪尿还田氮量畜禽废物还田氮量=畜禽养殖量×废物产生系数×废物含氮系数×畜禽废物还田比例种植废物还田氮量=农产品产量×谷草比×废物含氮系数×种植废物还田比例农村人粪尿还田氮量=农村人口数量×农村人粪尿产生系数×农村人粪尿含氮系数×农村人粪尿还田比例城镇人粪尿还田氮量=城镇人口数量×城镇人粪尿产生系数×城镇人粪尿含氮系数×城镇人粪尿还田比例畜禽养殖直接排放氮量=未利用废物氮量×直排比例经处理后排放氮量=未利用废物氮量×(1-直排比例)×废物处理率×(1-氮移除率)地表径流流失氮量=未利用废物氮量×(1-直排比例)×(1-废物处理率)×流失率未利用废物氮量=畜禽养殖量×废物产生系数×废物含氮系数×(1-还田比例-沼气比例-饲料比例)水产养殖地表径流流失氮量=(水产养殖氮输入量-水产品氮量)×流失率水产养殖氮输入量=生物固氮量+水产品氮量×(饵料比+氮肥投入比例+鱼种投放比例)+养殖面积×大气沉降系数水产品氮量=水产养殖量×水产品含氮系数农村生活直接排放氮量=生活污水氮量×直排比例经处理后排放氮量=生活污水氮量×污水处理率×(1-氮移除率)生活污水氮量=农村人口数量×废物产生系数×人粪尿含氮系数×(1+灰水氮产生系数)

3　调控因子分析

3.1灵敏度分析

运用灵敏度分析方法，定量测度和比较不同因素对氮排放量变化的影响程度，由此识别引起区域农业面源污染氮排放加速或减缓的关键因素。考虑到政策调控的可操作性和技术调控的可实现性，具体分析的规模因子包括氮肥施用强度、粮食播种面积、畜禽养殖量、水产养殖量、城镇人口数量以及农村人口数量，结构因子包括专业化养殖比例、种植废物还田比例、畜禽废物用于沼气比例、畜禽废物用于饲料(销售)比例，畜禽废物还田比例、水产养殖饵料投入比例、水产养殖氮肥投入比例、城镇人粪尿还田比例以及农村人粪尿还田比例，效率因子包括畜禽废物处理率、畜禽废物氮移除率、农村生活污水处理率以及农村生活污水氮移除率。农业面源污染氮排放量对各项因子的灵敏度等于各因子变化对应的氮排放变化量占氮排放总量的比值。

3.2关键调控因子筛选

采用灵敏度分析方法计算不同因子对农业面源污染氮排放量的影响程度，结果发现(表2)，氮排放量对规模因子和结构因子的灵敏度较高，对效率因子的灵敏度较低； 灵敏度较高的规模因子包括粮食播种面积(0.60)、氮肥施用强度(0.54)和畜禽养殖量(0.32)，灵敏度较高的结构因子包括专业畜禽养殖废物用于沼气比例(-0.90)、专业畜禽养殖废物用于饲料(销售)比例(-0.78)和专业畜禽养殖废物还田比例(-0.57)。因此，在情景模拟过程中，主要选择以上因子作为区域农业面源污染氮排放的关键调控因子。

4　调控情景模拟

4.1调控情景设置

针对2011年现状评价结果，设置3种调控情景，并逐一对各个情景下的未来(2020年和2030年)农业面源污染氮排放情况进行模拟分析(表3)。情景1设定除肥料施用强度保持不变外，不采取其他调控措施，也不提出具体的减排目标； 情景2和情景3从规模控制、结构优化、技术改进等方面设定约束性指标，同时，参照《国家重点水系水污染防治规划(2011～2015)》提出的“2015年重点水系农业源氨氮排放量比2010年削减9.9%”总量控制目标，设定2020年和2030年4个城市群农业面源污染氮排放量分别比2011年削减15%和25%。

表2　区域农业面源污染氮排放量对不同因子的灵敏度响应

社会经济子系统输入项灵敏度社会经济子系统输入项灵敏度农业种植氮肥施用强度0.54畜禽养殖畜禽养殖量0.32粮食播种面积0.6专业化养殖比例0.41种植废物还田比例0.03专业化养殖畜禽废物还田比例-0.57水产养殖水产养殖量0.03散养畜禽废物还田比例-0.09饵料投入比例0.03专业化养殖畜禽废物用于沼气比例-0.9氮肥投入比例0.03散养畜禽废物用于沼气比例-0.33城市生活人粪尿还田比例0.03专业化养殖畜禽废物用于饲料比例-0.78农村生活农村人口数量0.13散养畜禽废物用于饲料比例-0.24人粪尿还田比例-0.07专业化养殖畜禽废物处理率-0.03生活污水处理率-0.03散养畜禽废物处理率-0.03生活污水氮移除率-0.01专业化养殖畜禽废物氮移除率-0.09

表3　长江中下游城市群农业面源污染氮排放调控情景设置

调控因子年份调控取值解释和说明情景1情景2情景3禽养殖规模2020规模扩张规模削减规模不变情景1参考王金霞等[9]的研究成果;情景2选取欧盟限定的载畜量(170kgN/hm2)来控制未来畜禽养殖规模[27];情景3保持与2011年相同的畜禽养殖规模2030规模扩张规模削减规模不变肥料施用强度2020与2011年相同单位面积施氮量≤180kg/hm2有机肥与化肥的施氮比例为1:1单位面积施氮量≤275kg/hm2有机肥与化肥的施氮比例为1:1275kg/hm2的施氮限额为欧盟规定的农田氮素养分投入标准[27],180kg/hm2的施氮限额为张福锁等[28]推荐的区域农田作物氮养分需求量;有机肥与化肥的理想施氮比例根据姜甜甜等[29]和叶青等[30]的研究成果来设定2030与2011年相同单位面积施氮量≤180kg/hm2机肥与化肥的施氮比例为1:1单位面积施氮量≤180kg/hm2有机肥与化肥的施氮比例为1:1

4.2调控因子取值变化

在模拟过程中，首先依据现有的环境管理政策进行规模控制，然后结合灵敏度分析结果，对关键结构因子和效率因子做进一步调整，以达到预期设定的减排目标。由于情景1没有设定减排目标，所以在该情景中不对肥料施用强度以外的因子做任何约束，情景2和情景3的主要调控因子取值变化见表4。

作为国家重要的粮食生产基地，在未来较长一段时间内，长江中下游城市群粮食生产面积在规模上将保持不变，甚至在部分粮食主产区将有所提高。在此，通过参照湖北、湖南和江西颁布的《关于进一步提高粮食生产能力》相关文件，假设3种情景下未来地区耕地面积保持不变， 2011～2030年各地市粮食播种面积的年增长率为9%，从而推算得到2020年和2030年全区粮食播种面积分别为1.117 1万hm2和1.219 6万hm2。

表4　区域农业面源污染氮排放调控因子取值变化

城市群调控因子取值变化(情景2)取值变化(情景3)2011～2020年2021～2030年2011～2020年2021～2030年武汉城市圈农业种植氮肥施用强度-59%2%-36%-34%畜禽养殖量(猪当量)-31%6%00专业畜禽养殖废物还田比例-12%2%-5%-25%专业畜禽养殖废物用于沼气比例001%19%专业畜禽养殖废物用于饲料比例0003%长株潭城市群农业种植氮肥施用强度-49%4%-21%-33%畜禽养殖量(猪当量)-54%7%00专业畜禽养殖废物还田比例-14%3%-33%-21%专业畜禽养殖废物用于沼气比例0016%3%专业畜禽养殖废物用于饲料比例0029%7%鄱阳湖生态经济区农业种植氮肥施用强度-13%2%0-12%畜禽养殖量(猪当量)-4%7%00专业畜禽养殖废物还田比例-7%2%0-3%专业畜禽养殖废物用于沼气比例18%2%16%3%专业畜禽养殖废物用于饲料比例09%1%8%皖江城市带农业种植氮肥施用强度-55%2%-50%-8%畜禽养殖量(猪当量)6%8%00专业畜禽养殖废物还田比例-10%2%00专业畜禽养殖废物用于沼气比例4%12%03%专业畜禽养殖废物用于饲料比例0000

图2　2011年各城市群污染氮排放情况

5　结果与分析

5.1农业面源污染氮排放现状分析

5.1.1农业面源污染氮排放量

2011年长江中下游城市群4种污染源向水环境排放的氮总量共计128.27万t。其中，农业种植的排放比例最大，占58.92%；畜禽养殖次之，占33.53%；相比之下，水产养殖和农村生活的排放比例分别仅占3.61%和3.95%，因此，农业种植和畜禽养殖是全区农业面源污染的主要氮污染源。从城市群角度来看(图2)， 2011年武汉城市圈、长株潭城市群、鄱阳湖生态经济区和皖江城市带的污染氮排放量分别为51.01万t、27.99万t、14.24万t和35.03万t，占全区农业面源污染氮排放总量的39.77%、21.82%、11.10%和27.31%，其中，武汉城市圈和皖江城市带内农业种植的排放比例是畜禽养殖的2倍以上，长株潭城市群和鄱阳湖生态经济区内农业种植的排放比例与畜禽养殖较为接近。通过比较各个城市群之间不同污染源的氮排放情况发现，武汉城市圈4种污染源的氮排放量均高于其他3个城市群，尤其是农业种植和水产养殖的氮排放量分别达到全区2种污染源各自氮排放总量的41.80%和52.53%； 在畜禽养殖排放中，长株潭城市群的贡献比例(27.14%)超过了皖江城市带(22.79%)，而鄱阳湖生态经济区的贡献比例最小，为14.52%； 在农村生活排放中， 4个城市群的贡献排序依次为武汉城市圈(33.65%)>皖江城市带(32.21%)>鄱阳湖生态经济区(18.39%)>长株潭城市群(15.75%)。从区域角度来看，排放量较大的地区主要包括北部的黄冈市、孝感市、六安市和西部的荆州市、长沙市、岳阳市，以上6个城市的农业面源污染氮排放量合计59.29万t，占整个长江中下游城市群的46.22%。

5.1.2农业面源污染氮排放强度

图3　2011年氮排放强度空间分布

2011年长江中下游城市群4种污染源的总氮排放强度为48.83 kg/hm2，农业种植、畜禽养殖、水产养殖和农村生活的氮排放强度分别为28.77 kg/hm2、16.37 kg/hm2、1.76 kg/hm2和1.93 kg/hm2。从城市群角度来看，武汉城市圈的氮排放强度最高(70.70 kg/hm2)，长株潭城市群次之(65.64 kg/hm2)，相比之下，鄱阳湖生态经济区的氮排放强度最低(24.62 kg/hm2)，仅为全区平均水平的一半。在农业种植排放中，武汉城市圈的氮排放强度达到43.78 kg/hm2，远高于其他3个城市群，鄱阳湖生态经济区的氮排放强度最低(11.24 kg/hm2)，仅为武汉城市圈排放水平的1/4； 在畜禽养殖排放中，长株潭城市群与武汉城市圈的氮排放强度分别为27.38 kg/hm2和21.19 kg/hm2，约为其他2个城市群氮排放强度的2倍； 在水产养殖排放中，武汉城市圈的氮排放强度(3.37 kg/hm2)将近为全区水平的2倍，其他3个城市群的氮排放强度则远低于全区平均水平； 在农村生活排放中， 4个城市群的氮排放强度排序依次为武汉城市圈(2.36 kg/hm2)>长株潭城市群(1.87 kg/hm2)>皖江城市带(1.81 kg/hm2)>鄱阳湖生态经济区(1.61 kg/hm2)。从空间角度来看(图3)，农业面源污染氮排放强度在不同地区之间存在较大差异，排放强度最高的地区(鄂州市)为208.71 kg/hm2，排放强度最低的地区(上饶市)为14.78 kg/hm2，两者相差13倍； 就各个污染源而言，不同地区的氮排放强度同样差异明显，其中，农业种植氮排放强度最高的鄂州市(153.72 kg/hm2)高出排放强度最低的上饶市(4.88 kg/hm2)31倍，畜禽养殖氮排放强度最高的湘潭市(43.24 kg/hm2)高出排放强度最低的池州市(4.57 kg/hm2)9倍。

5.2不同情景下农业面源污染氮排放变化

由表5可以看出， 3种情景下的区域农业面源污染氮排放变化差异明显。

表5　不同情景下的长江中下游城市群农业面源污染氮排放量

万t

在情景1中，全区氮排放总量处于持续快速上升状态， 2011～2020年和2020～2030年氮排放总量分别增加20.89万t和28.02万t，氮排放强度分别增加7.95 kg/hm2和10.67 kg/hm2。农业种植依然是未来最大的污染源， 2020年和2030年农业种植氮排放量分别为80.71万t和86.42万t，占全区氮排放总量的54.11%和48.78%。畜禽养殖是未来最大的污染增长源， 2011～2020年和2020～2030年畜禽养殖氮排放量分别增加16.69万t和22.92万t，占两个时期全区氮排放增量的79.89%和81.80%。从城市群角度来看，武汉城市圈与皖江城市带的氮排放量增长速度相近，长株潭城市群与鄱阳湖生态经济区的氮排放量增长速度相近， 2011～2020年和2020～2030年前两者的氮排放量增长速度分别为14.68%、14.62%和17.23%、17.06%，比后两者低约5个百分点，但与2011年对照相比，两个时期的城市群氮排放贡献排序没有发生变化。从空间角度来看(图4)， 2011～2030年氮排放强度高的地区氮排放强度增幅较大，而氮排放强度低的地区氮排放强度增幅相对较小，全区农业面源污染氮排放的空间差异一直不断扩大，方差分析结果显示，氮排放强度的方差值由2011年的39.08上升到2030年的50.23。

图4　2020年和2030年农业面源污染氮排放强度(情景1)

在情景2中，全区氮排放总量表现为先急剧下降、后趋于稳定的状态， 2011～2020年氮排放总量和氮排放强度分别减少41.23万t和15.70 kg/hm2， 2020～2030年氮排放总量和氮排放强度分别增加0.83万t和0.32 kg/hm2。通过污染源分析发现，全区氮排放量变化主要取决于农业种植施肥强度的改变，由于严格控制施肥数量，农业种植氮污染在短期内得到迅速遏制， 2011～2020年农业种植氮排放量减少40.11万t，减幅达31.27%； 2020～2030年期间，受粮食播种面积变化影响，农业种植氮排放量略有增加，但增幅较小(15.83%)。在畜禽养殖排放中，尽管通过削减养殖规模能有效减少畜禽废物的产生，降低畜禽养殖氮污染，但N170 kg/hm2的载畜量控制标准远高于农业种植对有机粪肥氮养分投入的最高限额，从调控因子的取值变化可以看出，情景2中畜禽废物循环利用效率有所降低，反而引起氮排放量增加，由此，双重因素的综合作用导致全区畜禽养殖氮排放量的变化并不大， 2011～2020年和2020～2030年畜禽养殖氮排放量分别仅减少0.19万t和4.16万t，减幅分别为0.43%和9.71%。从城市群角度来看，武汉城市圈和长株潭城市群的氮排放量呈先减少、后增加的趋势，鄱阳湖生态经济区和皖江城市带的氮排放量则不断递减， 2011～2030年4个城市群氮排放减少贡献排序依次为武汉城市圈(41.83%)>长株潭城市群(26.93%)>皖江城市带(22.20%)>鄱阳湖生态经济区(22.20%)。从空间角度来看(图5)， 2011～2030年氮排放强度高的地区氮排放强度减幅较大，而氮排放强度低的地区氮排放强度减幅较小，全区农业面源污染氮排放空间差异明显变小，方差分析结果显示， 2020年和2030年氮排放强度的方差值分别为9.42和12.72。

在情景3中，全区氮排放总量呈现平稳下降的趋势， 2011～2020年和2020～2030年氮排放总量分别减少22.91万t和9.71万t，氮排放强度分别减少8.72 kg/hm2和3.70 kg/hm2。在农业种植排放中，全区农业种植氮排放水平变化较为平缓， 2011～2020年和2020～2030年农业种植氮排放量分别减少24.63万t和12.34万t，减幅分别为32.59%和24.22%。在畜禽养殖排放中，尽管有机粪肥氮养分投入限制对畜禽废物还田造成了一定影响，但情景3通过控制养殖规模和提高废物综合利用水平，使得全区畜禽养殖氮排放量基本保持稳定， 2011～2020年和2020～2030年畜禽养殖氮排放量增幅分别仅为6.17%和7.11%。从城市群角度来看，两个时期内， 4个城市群的氮排放量均处于不断递减状态， 2030年4个城市群氮排放量贡献排序依次为武汉城市圈(39.73%)>皖江城市带(27.26%)>长株潭城市群(21.92%)>鄱阳湖生态经济区(11.09%)。从空间角度来看(图6)， 2011～2030年各个地区氮排放强度的变化趋势与情景2较为相似，全区农业面源污染氮排放量的空间分布趋于均匀，方差分析结果显示， 2020年和2030年氮排放强度的方差值分别为18.97和16.39，说明情景3比情景2氮排放量空间分布的均匀程度要低。

图5　2020年和2030年农业面源污染氮排放强度(情景2)

图6　2020年和2030年农业面源污染氮排放强度(情景3)

由于水产养殖和农村生活的氮排放量贡献较小，且全区氮排放量对相关因子的灵敏度较低，因此，该研究没有针对这两个污染源设置调控指标。在3种情景中，均假定2020年和2030年水产养殖氮排放保持2011年现状水平，农村生活氮排放量在人口规模预测(按历史发展趋势递推)的基础上进行模拟计算，结果显示， 2020年和2030年全区农村人口数量分别为0.42亿人和0.36亿人， 2011～2020年和2020～2030年全区农村生活氮排放量分别减少0.94万t和0.61万t，减幅分别为18.56%和14.89%。

6　结论与讨论

(1)该研究基于清单分析法和排污系数法，对长江中下游城市群农业面源污染氮排放现状进行了评价，并运用灵敏度分析和情景分析方法，模拟和比较了不同调控方案对区域未来氮排放变化的影响。研究结果表明， 2011年长江中下游城市群4种污染源向水环境排放的氮总量共计128.27万t，其中，农业种植和畜禽养殖的排放比例分别为58.92%和33.53%，是该区农业面源污染的主要氮污染源。通过氮排放核算过程分析发现， 2011年农业种植的施氮强度高达328.53 kg/hm2，远远超过当地农作物的氮养分需求量(180 kg/hm2)[17]，肥料使用过度浪费、氮素利用效率低下是造成农业种植大量氮排放的直接根源； 相比之下，畜禽养殖的氮素循环利用率较高(71.50%)，但其因畜禽废物的氮总产生量过大、污染物处理设施匮乏，致使56.70万t废物氮养分未经利用、处理而被随意堆放或直接排放，成为农业面源污染的重要来源。从情景1模拟结果来看，如果不加大对农业面源污染的治理力度， 2011～2030年全区氮排放总量将持续快速上升。尽管肥料氮使用量增幅不大，但农业种植依然是氮污染的最大贡献者， 2020年和2030年农业种植氮排放量分别占全区氮排放总量的54.11%和48.78%。由于养殖规模迅速扩张，当地对畜禽污染物的处理和综合利用能力又根本无法满足现实的排污需求，使得畜禽养殖成为未来最大的氮污染增长源， 2011～2020年和2020～2030年畜禽养殖氮排放量分别增加16.69万t和22.92万t，占两个时期全区氮排放总增量的79.89%和81.80%。综合以上分析，科学控制肥料投入和合理管理畜禽粪污应当作为长江中下游城市群治理农业面源氮素污染的核心调控手段。

(2)根据情景2和情景3模拟结果，如果采取相关减排措施， 2011～2030年全区农业面源氮污染将得到有效遏制。从排放量及空间分布来看， 2020年和2030年情景2下的氮排放总量分别为87.04万t和87.87万t，是同期情景3氮排放水平的0.83倍和0.92倍， 2011～2030年2种情景下的氮排放量空间分布都趋于均匀，但情景2下的氮排放量空间差异相对更小，说明情景2方案的氮减排效果略优于情景3。通过减排措施及其对区域经济发展的影响对比发现，情景2和情景3之间存在较大差异。具体来说， 2011～2020年情景2下的氮肥投入量减幅高达41.55%，比同期情景3氮肥投入减幅高18.44个百分点， 2030年2种情景下的氮肥投入量相同； 2020年和2030年情景2下的畜禽养殖量分别为1.60亿头猪当量和1.72亿头猪当量，比同期情景3畜禽养殖量低24.49%和19.06%； 2020年和2030年情景2下的畜禽废物循环利用率分别为59.73%和63.73%，而同期情景3下的畜禽废物循环利用率64.45%和62.83%。与情景3相比，情景2在短期内迅速降低施肥用量，可能造成较大的粮食减产风险，而强力削减养殖规模则对当地农村经济收入产生显著负面影响，按2011年生猪价格16.88元/kg[31]、出栏活猪平均重量110.35 kg/头[32]来估算， 2020年和2030年情景2下的畜牧业产值分别比2011年减少968.61亿元和745.08亿元，是2011年全区农业总产值的27.36%和21.05%。综合考虑各项调控措施及组合的减排效应，情景3方案更有利于实现区域经济发展与农业面源氮减排的双重目标。

(3)以城市群为单元，对区域农业面源污染氮排放情况进行现状分析，结果表明， 2011年武汉城市圈4种污染源的氮排放量均高于其他3个城市群，其农业种植、畜禽养殖、水产养殖和农村生活的氮排放强度分别是全区4种污染源各自氮排放强度的1.52倍、1.29倍、1.91倍和1.23倍，由此可见，该城市群是整个区域污染治理难度最大的地区； 虽然长株潭城市群的氮排放量不大，仅占全区氮排放总量的21.82%，但其农业种植和畜禽养殖的污染程度却相对较高，氮排放强度分别达34.91 kg/hm2和27.38 kg/hm2，是全区2种污染源各自氮排放强度的1.21倍和1.67倍，因此，该城市群也应作为区域农业面源氮污染控制的关键源区； 相比之下，其他2个城市群的污染状况较为轻微，鄱阳湖生态经济区的氮排放量和排放强度分别为35.03万t和24.62 kg/hm2，均处于全区最低水平，皖江城市带的氮排放量占全区氮排放总量的27.31%，其4种污染源的氮排放强度亦低于全区平均水平。结合前文的讨论，如果以情景3方案作为长江中下游城市群农业面源氮污染的治理策略，那么未来区域减排调控的措施主要包括：一是根据当地作物的生长特性、需肥规律、土壤的供肥性能以及农业生产的区域特征，优化调整肥料的施用数量、用肥比例、施肥时间以及施用方式，提高肥料利用率，避免盲目施肥造成的氮养分流失； 二是在限制畜禽养殖规模扩张的基础上，积极推进畜禽集约化养殖，改善农村能源结构，鼓励沼气等清洁能源的应用，扩大专业化养殖畜禽粪便用于饲料、销售等其他资源化途径，同时提高污染物处理设施比例，加强畜禽废物的综合治理力度。针对各个城市群而言，今后武汉城市圈的调控重点在于削减肥料使用总量，尤其是大幅减少化肥投入，适当增加专业化养殖畜禽粪便、污水用于沼气生产的比例，主要控制地区包括潜江市、孝感市、黄冈市和鄂州市； 长株潭城市群应在减少施肥总量、优化用肥结构的同时，全面提高专业化养殖畜禽废物资源化和综合利用水平，主要控制地区包括长沙市和湘潭市； 鄱阳湖生态经济区的整体污染程度较轻，污染防治宜“以防为主、以治为辅”，主要控制地区包括南昌市和鹰潭市； 皖江城市带应侧重于减少化肥过量使用，主要控制地区包括六安市和合肥市。

[1]Dennis L，Corwin K.Non-point Pollution Modeling Based on GIS.Soil and Water Conservation， 1998， 1： 75～88

[2]肖新成， 何丙辉，倪九派.等.农业面源污染视角下的三峡库区重庆段水资源的安全性评价——基于DPSIR框架的分析.环境科学学报， 2013, 33(8): 2324～2331

[3]曹利江， 汤婷媚，卢瑛莹.农业污染减排途径及对策研究.中国农业资源与区划， 2012, 33(6): 29～31

[4]夏军， 翟晓燕，张永勇.水环境非点源污染模型研究进展.地理科学进展， 2012, 31(7): 941～952

[5]杜江， 罗珺.我国农业面源污染的经济成因透析.中国农业资源与区划， 2013, 34(4): 22～27

[6]Shen Z，Liao Q，Hong Q，et al.An Overview of Research on Agricultural Non-point Source Pollution Modeling in China.Separation and Purification Technology， 2012， 84： 104～111

[7]马国霞， 於方，曹东，等.中国农业面源污染物排放量计算及中长期预测.环境科学学报， 2012, 32(2): 489～497

[8]陈敏鹏， 陈吉宁，赖斯芸.中国农业和农村污染的清单分析与空间特征识别.中国环境科学， 2006, 26(6): 751～755

[9]王金霞， 仇焕广，白军飞，等.中国农村生活污染与农业生产污染：现状与治理对策研究.北京：科学出版社， 2013

[10]Liu M，Huang G H，Liao R F，et al.Fuzzy Two-stage Non-point Source Pollution Management Model for Agricultural Systems：A Case Study for the Lake Tai Basin，China.Agricultural Water Management， 121： 27～41

[11]林雪原， 荆延德.山东省南四湖流域农业面源污染评价及分类控制.生态学杂志， 2014, 33(12): 3278～3285

[12]Panagopoulos Y，Makropoulos C，Mimikou M.Decision Support for Diffuse Pollution Management.Environmental Modeling & Software， 2012， 30： 57～70

[13]Cui S，Shi Y，Groffman P M，et al.Centennial-scale Analysis of the Creation and Fate of Reactive Nitrogen in China(1910～ 2010)Proceedings of the National Academy of Sciences.2013, 110(6): 2052～2057

[14]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.环境科学， 2007, 28(6): 1305～1310

[15]谷保静. 人类-自然耦合系统氮循环研究——中国案例.杭州：浙江大学， 2011

[16]杨月欣. 中国食物成分表2002(第一册).北京：北京大学医学出版社， 2002

[17]Jackson C，Preston N，Thompson P J，et al.Nitrogen Budget and Effluent Nitrogen Components at an Intensive Shrimp Farm.Aquaculture， 2003， 218(1～4)： 397～411

[18]张玉珍， 洪华生，陈能汪，等.水产养殖氮磷污染负荷估算初探.厦门大学学报， 2003, 42(2): 223～227

[19]Crab R，Avnimelech Y，Defoirdt T，et al.Nitrogen Removal Techniques in Aquaculture for a Sustainable Production.Aquaculture， 2007， 270(1～4)： 1～14

[20]舒廷飞， 温琰茂，汤叶涛.养殖水环境中氮的循环与平衡.水产科学， 2002, 21(2): 30～34

[21]刘学军， 张福锁.环境养分及其在生态系统养分资源管理中的作用——以大气氮沉降为例.干旱区研究， 2009, 26(3): 306～311

[22]陈敏鹏. 中国种植-养殖系统的营养物质平衡模拟和政策评估.北京：清华大学， 2007

[23]董欣. 可持续城市污水处理系统规划方法研究及工具开发.北京：清华大学， 2009

[24]高利伟， 马林，张卫峰，等.黄淮海三省两市作物秸秆及其养分资源利用现状分析.中国农学通报， 2009, 25(11): 1000～6850

[25]魏静， 马林，路光，等.城镇化对我国食物消费系统氮素流动及循环利用的影响.生态学报， 2008, 28(3): 1016～1025

[26]彭奎， 欧阳华，朱波，等.典型农林复合系统氮素平衡污染与管理研究.农业环境科学学报， 2004, 23(3): 488～493

[27]Schroder J J，Aarts H F M，Ten Berge H F M，et al.An Evaluation of Whole-farm Nitrogen Balances and Related Indices for Efficient Nitrogen Use.European Journal of Agronomy， 2003， 20(1-2)： 33～44

[28]张福锁， 陈新平，陈清，等.中国主要作物施肥指南.北京：中国农业大学出版社， 2009

[29]姜甜甜， 高如泰，夏训峰.北京市农田生态系统氮素养分平衡与负荷研究——以密云县和房山区为例.农业环境科学学报， 2009, 11(28): 2428～2435

[30]叶青， 刘衍洪.浅析兴国县农田N、P、K养分现状及对策.土壤肥料, 2000，(5)： 31～33

[31]郝妙， 傅新红，陈蓉.灰色系统理论在生猪价格预测中的应用.中国农学通报, 2014，(14)： 310～314

[32]王佩， 吴秀敏.中国大规模生猪养殖成本与主要国际竞争者的比较.中国农学通报, 2014，(3)： 13～18

ASSESSMENT AND CONTROL OF NITROGEN EMISSION FROM AGRICULTURAL NON-POINT SOURCE IN THE URBAN AGGLOMERATION IN THE MIDDLE-LOWER YANGTZE RIVER BELT

Lai Min1※，Wang Weili2，Guo Linghui3

(1.School of Environment，Tsinghua University，Beijing 100084，China;2.Third Institute of Oceanography State Oceanic Administration，Xiamen Fujian 361005，China；3.The Research Centre of land Economy and Regional Sustainable Development of Henan Polytechnic University，Jiaozuo 454000，China)

Nitrogen is an important component of protein and essential element for the growth of aquatic biomass.Excessive nitrogen input to natural water bodies leads to huge ecological pressure and environmental pollutions such as eutrophication. As point source pollution got effective control in the socio-economic system, agricultural non-point source pollution has become the main cause of eutrophication. Quantifying and regulating the agricultural non-point source pollution emissions throughout the entire socio-economic system is crucial to mitigate or avoid producing water pollution. Based on the inventory analysis method and emission coefficient method, this paper calculated the nitrogen emission from the agricultural non-point source for the Urban Agglomeration in the Middle-Lower Yangtze River Belt. The results showed that the total nitrogen emission from the agricultural non-point source in the whole area was 128.27×104t in 2011, of which agricultural emission accounted for 58.92%, and emission from livestock and poultry was 33.53%.The sensitivity analysis method and scenario analysis method were then applied to simulate the emission situation during 2011 to 2020 and 2020 to 2030. Some conclusions were drawn as follows: Under scenario 1, if more stringent pollution control efforts were not implemented, the nitrogen emission from the agricultural non-point source would increase 16.29% during 2011 to 2020, and 18.78% during 2020 to 2030. Under scenario 2 and scenario 3, by contrast, the total nitrogen emission of the four urban agglomerations would be 15% fewer in 2020 than in 2011, and 25% fewer in 2030 than in 2011. The nitrogen emission reduction effect in scenario 2 was better than that in scenario 3; Scenario 3 was considered to be more conducive to couple the relationship between regional economic growth and environmental protection. Finally, some recommendations were put forward to regional emission reduction, including reducing fertilizer input, optimizing fertilizer application structure, limiting the production of livestock and poultry, and promoting comprehensive utilization of livestock waste. The main control areas were Qianjiang City, Xiaogan City, Huanggang City and Ezhou City in Wuhan Metropolitan Area, Changsha City and Xiangtan City in Chang-Zhu-Tan Metropolitan Area, Nanchang City and Yingtan City in Poyang Lake Eco-economic Zone, as well as Luan City and Hefei City in Wanjiang City Belt. Wuhan Metropolitan Area should focus on reducing the total amount of fertilizer input, promoting biogas production of livestock waste. Chang-Zhu-Tan Metropolitan Area should reduce the amount of fertilizer, optimize fertilizer structure, and promote comprehensive utilization of livestock and poultry breeding waste in specialized cultivation. In Poyang Lake Eco-economic Zone, the overall pollution is relatively light, and the pollution prevention and control in this area relies mainly on pollution prevention while carrying on pollution abatement. Wanjiang City Belt should focus on reducing the excessive use of fertilizers.

agricultural non-point source pollution; nitrogen emission; emission control; Urban Agglomeration in the Middle-Lower Yangtze River Belt

10.7621/cjarrp.1005-9121.20160801

2015-06-25

赖敏(1982—)，女，江西赣州人，博士后。研究方向：环境系统分析和环境政策。Email：laim.09b@igsnrr.ac.cn

X52; X592; F323.22

A

1005-9121[2016]08-0001-11