新安江流域人类活动净氮输入的时空变化及其对生态补偿的响应

王雨蓉,曾庆敏,陈利根,龙开胜①

(1.上海市农业科学院农业科技信息研究所,上海 2014032;2.南京农业大学公共管理学院,江苏 南京 210095)

富营养化是一种由营养过剩引起的水污染,氮(N)是富营养化的主要污染元素[1]。水体中的氮浓度增加和人类活动密切相关[2-3],比如农业生产活动中的肥料施用、种植固氮的农作物、消费和养殖高蛋白畜牧产品等。HOWARTH等[4]首次提出了人类活动净氮输入(net anthropogenic nitrogen input, NANI)的概念,并利用相对原始的地区数据作为对照组,估算出许多温带地区的流域氮输入在工业化之后增加了2～20倍,所以采用NANI指标表征人类活动导致的氮输入量和来源,有助于流域可持续管理和改善水质环境[5-6]。

自NANI提出以来,该方法已被用于估算全球[7-8]、美国[6]、欧洲[9]、印度[10]和日本[11]等区域的流域氮输入。中国关于NANI的研究始于2011年韩玉国等[12]对北京地区人类活动氮输入的计算,之后应用于中国大陆[2,13]、淮河流域[14]、滇池流域[15]、太湖流域[3]等区域。已有研究表明氮过量输入会给水生生态系统带来巨大的环境压力,已成为我国流域环境可持续的重要制约因素[16]。为解决该问题,生态补偿作为可以协调流域经济发展与生态环境保护关系的有效手段在中国各省份开展了有益的尝试[17]。安徽省黄山市新安江流域是我国第1个跨区域流域生态补偿试点,从2012年开始实施以解决下游千岛湖的富营养化问题[18]。新安江流域生态补偿通过一系列的项目改变流域地区人类活动行为,从而达到控制氮污染的目的。基于此,笔者以2008—2017年新安江流域为研究范围,从县级尺度对NANI进行估算,检验流域生态补偿实施是否影响新安江氮输入,便于更精细和准确地识别氮源输入的重点区域,达到改善流域生态环境的目的,为完善我国流域生态补偿评估提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究方法

NANI是一种简单的准物料平衡方法,包括4个组成部分:氮肥施用(fertilizer N application)、大气氮沉降(atmospheric N deposition)、作物氮固定(agricultural N fixation)和食品/饲料净输入量(net N food and feed imports)。其中,食品/饲料净输入量包括人类和动物取自食物的氮消费量减去动物产品和作物产品的含氮量。这4个组成代表进入流域的外来氮源,动物粪肥施用于农作物等氮的流转形式未纳入其中,因为这是流域内部氮的循环和重新分配过程。整个流域的氮循环与NANI的关系如图1所示。

流域中包括人类、动物和作物3类主体,氮在三者间通过养殖、食用、种植等生产和生活方式流动。具体来说,在一个流域中,一方面氮会通过动物和作物变成动物产品和农产品而输出到其他地区;另一方面,人类通过投入化肥种植作物和粮食、投入饲料喂养牲畜、燃烧化石或其他燃料等向流域中输入氮,这些行为都会产生活性氮,并通过大气沉降作用重新回到流域。输入到流域生态系统中的氮一部分通过河流输出流域而威胁下游环境,另一部分储存在土壤或地下水中,会再次释放重新进入水体,继续危害流域生态环境[19]。因此,动物氮产品和作物氮产品是流域中主要的氮输出项,大气氮沉降、作物固氮、氮肥施用、人类氮消费和动物氮消费是氮输入来源。由此得到NANI(INAN)的计算公式为

INAN=Nfert+Nfix+Ndepo+Nffi=Nfert+Nfix+

Ndepo+Nhc+Nlc-Nhp-Nlp。

(1)

式(1)中,Nfert为氮肥施用量，kg·km-2·a-1;Nfix为作物固氮量，kg·km-2·a-1;Ndepo为大气氮沉降量，kg·km-2·a-1;Nffi为食品/饲料氮净输入量，kg·km-2·a-1;Nhc和Nlc分别为人类和动物氮消费量,kg·a-1;Nhp和Nlp分别为动物产品中供人类食用的含氮量和作物产品的含氮量,kg·a-1。

1.2 研究区域

新安江发源于黄山市休宁县,是安徽省内第3大水系,也是浙江省最大的入境河流。新安江流域总面积为11 452.5 km2,干流总长为359 km,详细范围见表1。新安江流域多年平均天然径流量(地表水资源量)为126.7亿m3,其中年均入千岛湖水量115.2亿m3,是下游地区重要的战略水源地和生态安全屏障[18]。

表1 新安江流域(黄山市境内)范围Table 1 The Xin′an River Basin in the territory of Huangshan City

歙县个别乡镇的行政区划有变动,以新安江生态补偿实施第1年(2012年)的行政区划为准。

20世纪初新安江水质不断下降。2001—2007年街口江段水质是较差的Ⅳ类水,2008年变成更差的Ⅴ类水,以总氮这项关键污染指标来看,个别月份甚至是最差的劣Ⅴ类水。2006—2010年千岛湖总氮指标为Ⅲ～Ⅳ类,浓度变化范围为0.82～1.01 mg·L-1,全湖综合营养状态指数范围为29～34,总体为中营养状态[18]。新安江水质恶化对下游千岛湖水质的影响十分明显。为遏制新安江水环境不断恶化,皖浙两省政府于2012年正式实施了新安江流域水环境补偿试点,两轮试点期分别为2012—2014年和2015—2017年。流域上下游省份以协议方式明确各自职责和义务,促进流域水环境不断好转。

1.3 数据来源

该研究估算了黄山市7个区县2008—2017年期间的NANI,涵盖了两轮新安江生态补偿试点期。所需数据均来自2009—2018年安徽省统计年鉴、黄山市统计年鉴和相关期刊文献,个别年份缺失的数据采用线性插值法补全。

(1)氮肥施用量。NANI计算中仅考虑化肥的氮输入,因为有机肥主要来源于区域内部,没有新的氮源输入。我国农业生产上含氮化学肥料主要包括两大类:氮肥和复合肥。氮肥中的含氮量直接采用年鉴中统计的氮肥折纯施用量计算。复合肥中的含氮量采用年鉴的复合肥施用量和复合肥的含氮系数进行换算,参照针对安徽省农用地的研究,该地区复合肥含氮量w约为18.5%[20]。

(2)作物固氮量。农作物可通过生物固氮作用将空气中的氮固定在植物体内,固氮作物的大面积种植使作物固氮成为重要输入氮源。黄山市种植的主要固氮作物有大豆、花生和稻谷,这3种作物的固氮速率分别为9 600、8 000和3 000 kg·km-2·a-1[21],再结合有关作物的种植面积计算作物固氮量。

(3)大气氮沉降量。大气氮沉降是指大气中的氮以氨氮(NHx)和氮氧化物(NOy)的形式降落的过程,以降尘方式降落被称为大气氮干沉降,以降水方式降落被称为大气氮湿沉降。由于化学氮肥的施用、燃料的施用和畜禽养殖规模扩大导致活性氮产量显著增加[22],使得中国成为继北美、欧洲之后的全球三大氮沉降集中区之一[23]。NANI核算模型中仅考虑NOy形态的氮干湿沉降量,因为NHx主要来自化肥、有机肥等肥料的挥发,不是新的氮源,而且它们在大气中存留的时间较短,一般会重新沉降到原区域[1]。估算区域大气氮沉降量需要大量的监测站点数据,而数据较难获取,因此NANI核算模型中大气氮沉降量大多使用前人研究结果进行估计[2,15,24]。该研究选择HAN等[2]估算的2009年安徽省大气氮沉降数据(2 739 kg·km-2·a-1)为参考,再结合XU等[25]估算的长江流域2011—2015年大气氮沉降平均增长率(36 kg·km-2·a-1),对新安江流域2008—2017年大气氮沉降量进行估算。

(4)食品/饲料氮净输入量。人类食品和畜禽饲料的氮消费量减去动物产品中供人类食用的含氮量和作物产品的含氮量,即为食品/饲料氮净输入量。如果食品/饲料氮净输入量计算结果为正,说明该地区生产的食品和饲料供小于求,需要从其他地区引进食品/饲料;反之,结果为负说明该地区生产的食品和饲料不仅可以满足当地居民和动物的需求,还可以输出到其他地区。食品/饲料中的氮通过食物链的跨地区转移成为流域重要的NANI来源。

首先,估算人类氮消费量。人类食物中的含氮物质来源是蛋白质,蛋白质中含氮量w平均为16%[26],通过估算人均蛋白质消费量计算人类氮消费量。研究发现,城镇居民和农村居民蛋白质消费量存在差异,每人每天分别为75.4和63.7 g[27],2016年对黄山地区200户家庭的调研数据表明每人每天平均摄入蛋白质69.9 g[28]。据此估算,黄山地区城镇和农村居民每人每天的蛋白质摄入量为75.4和63.7 g。采用新安江流域内城镇和农村人口数分别乘以城镇和乡村居民的蛋白质摄入量,再乘以16%可得人类氮消费量。

第二,估算动物氮消费量。与人类氮消费量计算思路类似,动物氮消费量通过流域内禽畜养殖数量乘以各自的氮消费量得出。考虑到养殖周期,牛、羊数据选择期末存栏数,猪、家禽选择期末出栏数计算[13]。动物的氮消费量参照HAN等[2]的研究数据。

第三,估算动物产品中供人类食用部分的含氮量。动物产品中供人类食用的部分主要指肉类、牛奶、鸡蛋等禽畜产品。一般估算方法有2种:第1种是由动物氮消费量减去动物排泄等消耗的氮计算,第2种是根据动物产品中的蛋白质含量计算[13]。该研究结合2种方法,对于牛、羊、猪和家禽的动物产品供人类食用的含氮量采取第1种方法测算,动物排泄等消耗的氮采用HAN等[2]的研究数据;黄山地区盛产蜂蜜和水产品,这2种产品采用第2种方式测算,蛋白质含量数据参照文献[29]中的安徽合肥地区数据,再乘以16%换算为含氮量。具体数据见表2。

表2 动物的氮消费量和动物产品含氮量Table 2 Animal N consumption and production

第四,估算作物产品的含氮量。通过作物产量与单位产品含氮量相乘得到作物产品的含氮量。统计年鉴中黄山市主要作物有18种,其蛋白质含量数据来源于文献[29-31],用蛋白质含量乘以16%得到含氮量。具体数据见表3。

表3 不同作物产品含氮量Table 3 N in agricultural crop products g·kg-1

草莓、芝麻、绿茶、薯类数据来自文献[30],薯类含氮量是由甘薯含氮量(2 g·kg-1)和马铃薯含氮量(3.2 g·kg-1)按照黄山地区总产量比例(约15∶1)的权重平均得到;油菜籽数据来自文献[31];其余数据为文献[29]中合肥地区相关作物种类的加权平均值。

2 结果与分析

2.1 NANI及其组成部分的时间变化

2008—2017年,新安江流域(黄山市境内)的NANI计算结果见表4。

从表4可知,这一时期新安江流域内的NANI总体呈下降趋势。从全市范围来看,NANI的数值先升后降,由-4 637.23 kg·km-2·a-1升至-4 118.35 kg·km-2·a-1,再降为-9 576.49 kg·km-2·a-1,大幅下降发生在2012年以后,即流域生态补偿试点实施期。从各个地区来看,下降明显的区域有屯溪区、歙县,它们由净氮输入地区变为净氮输出地区的时间拐点分别是第二轮和第一轮新安江生态补偿试点期。

2008—2017年黄山市不同类型NANI见表5。由表5可知,作物固氮量略有下降,氮肥施用量下降明显,食品/饲料氮净输入量也显著减少。总体上来看,黄山市由于食物/饲料氮的净输出,导致了人类活动的净氮输出。

表5 不同时期黄山市各类型人类活动净氮输入量(NANI)Table 5 The components of NANI in Huangshan City at different periods kg·km-2·a-1

2.2 氮素通量变化

2008和2017年新安江流域的氮通量变化如图2所示。从全流域来看,氮肥施用是氮的主要输入来源,其占氮输入通量的比例从2008年的44.94%下降为2017年的25.39%。大气沉降氮具有线性增加趋势,从2008年的25.89%增加为40.9%。其原因是该研究参考了安徽省和长江流域的已有研究数据,假设大气沉降氮是按照一定速率逐年增加的,导致该项占比也逐年增加。作物固氮输入量较少且变化不大,保持在2.1%～2.3%区间。动物氮消费输入和人类氮消费输入缓慢上升,分别从2008年的20.65%和6.37%上升至2017年的24.4%和7.18%。作物产品和动物产品是该地区氮的主要输出项,其中作物产品对氮输出的贡献更大,一直保持在88%左右,动物产品对氮输出通量的贡献稳定在11%左右。

将人类、动物和作物3类主体分别作为食物消费系统、畜禽养殖系统和农田生产系统[32],其中,氮输入以氮肥投入为主、氮输出以作物产品为主的农田生态系统对流域氮通量影响最大。

2.3 NANI的空间变化

黄山市7个区县NANI分布表现出区域差异。结合表5和图3可知,NANI的高值区集中在歙县和屯溪区,也就是新安江流域的下游地区。除歙县为693.885 kg·km-2·a-1外,其他6个区县的NANI年平均值均为负,意味着新安江流域(黄山市境内)为净氮输出区域。歙县早期大量施用氮肥,中期开始控制化肥使用,NANI从2008年的12 470.29 kg·km-2·a-1下降为2012年的4 091.14 kg·km-2·a-1,也从人类活动的净氮输入地区转为输出地区。从图3可见,2011年以后新安江流域NANI明显下降,这个时间点也是第一轮新安江生态补偿试点期,之后各区县的NANI值一直稳定在0以下。

考虑到不同区域NANI还会有氮来源结构上的差异,因此根据不同氮输入项的10 a平均值分析黄山市各区县的氮来源。由于作物固氮和大气氮沉降最高只占NANI的6%左右,大豆、花生等固氮作物的种植面积在黄山市并不高,且主要集中在歙县、休宁县和祁门县。因此笔者主要关注各个区县的氮肥施用量和食物/饲料净氮输入量(表6)。

表6 黄山市不同区县主要氮输入项平均值Table 6 Changes in the source of NANI, and average NANI to different research areas kg·km-2·a-1

屯溪区和歙县是氮肥施用量最高的2个区县,其次是徽州区和休宁县。屯溪区和徽州区也是食物/饲料净氮输出最高的区县,因此屯溪区和徽州区可以通过食物大量输出达到降低净氮输入的目的。歙县的食物净氮输出排在第4位,但由于氮肥施用量高,再加上作物固氮和大气氮沉降的氮输入,无法完全依靠食物/饲料净氮输出抵消这3项氮输入,所以歙县是新安江流域唯一NANI为正的地区。

3 讨论

实施生态补偿后,新安江流域的氮素输入得到抑制。下面将从新安江生态补偿的具体实施措施,结合新安江生态建设保护局的调研数据,讨论新安江生态补偿降低NANI的途径(图4)。

首先,大部分流域的氮输入来源为氮肥,氮肥造成的农业面源污染在水域富营养化中的贡献率呈逐年增加趋势[33]。因此,减少氮肥施用是控制流域氮输入的重点途径。新安江生态补偿控制氮肥输入的措施主要包括开展测土配方施肥、农作物秸秆综合利用、冷浸田农艺措施和养分管理等综合治理工作,增加秸秆和畜禽粪便有机肥的利用,可减少化肥施用量,从源头上控制面源污染。补偿试点实施期间,黄山市氮肥施用强度总体呈现下降趋势。2017年氮肥施用强度为16 416 kg·km-2,相比2010年下降31.67%。与此同时,在氮肥施用量总体下降的情况下,2010—2017年黄山市有机肥销售量呈逐年上升趋势，由2010年的800 t上升到2017年的15 000 t,有机肥销售量增长了16.75倍(表7)。可见补偿试点实施期间,新安江流域既用有机肥保证了作物产品的含氮量,也减少了氮肥对流域环境的输入。

表7 2010—2017年黄山市氮肥和有机肥施用情况Table 7 The use of nitrogen fertilizer and organic fertilizer in Huangshan City from 2010 to 2017

其次,针对食物/饲料氮净输入方面,新安江流域(黄山市境内)的做法主要有以下几点:第一,实施了规模化畜禽养殖整治等工作,科学制定畜禽养殖规划,截至2017年底已全面完成禁养区内124家畜禽养殖场的关闭或搬迁,关停数量(猪当量)42 995 头;第二,对河道网箱进行退养,歙县网箱养殖主要在深渡、新溪口、武阳、坑口、小川和街口6个乡镇;徽州区网箱养殖主要集中在丰乐河流域,共涉及养殖户787户2 750余人。目前,新安江干支流累计退养6 379只网箱,面积37.2万m2,其中歙县5 204只、徽州区1 175只;第三,黄山是著名的产茶地,黄山市茶叶产量从2008年的22 836 t增加到2017年的28 464 t,在已有基础上修建“坡改梯”生态茶园,建设有机茶生态茶园基地等,导致全市有机茶、绿色茶、无公害茶园的面积达48 600 hm2。

4 结论、不足与展望

4.1 结论

现阶段我国流域生态补偿对流域的生态影响尚未明朗,NANI可以作为一个合理的评价标准,在流域生态补偿的具体项目、人类活动和对流域的生态改善三者之间建立分析关联,从该角度评估流域生态补偿的实施结果,能够对流域生态补偿的实践产生一定的指导作用,为其他地区的流域生态补偿评估提供借鉴。

第一, 2008—2017年,新安江流域(黄山市境内)的NANI总体上呈下降趋势,由-4 637.23升至-4 118.35 kg·km-2·a-1,再降为-9 576.49 kg·km-2·a-1。

第二,从新安江全流域的氮输入结构来看,氮肥施用是氮的主要输入来源,占氮输入通量的比例从2008年的44.94%下降为2017年的25.39%;作物产品是氮输出项,在研究时期内对氮输出通量的贡献稳定在88%左右。

第三,从黄山市各区县来看,歙县是唯一的净氮输入地区,其余区县均为净氮输出区。下降明显的区域有屯溪区、歙县,下降原因主要是氮肥施用量减少和食物/饲料净氮输出增加。

4.2 不足与展望

该研究旨在说明新安江生态补偿通过农村面源污染治理、改建茶园、整治畜禽养殖、全面网箱退养、秸秆综合利用等一系列项目有效降低了人类活动净氮输入,达到了控制氮污染的目的。但是采用NANI估算流域氮污染存在以下几方面的不足:一是NANI只关注氮肥的输入,没有关注氮肥利用率;二是NANI没有考虑氮在区域内的可循环利用;三是NANI无法反映现实中活性氮清除率相关技术对降低氮污染的作用;四是由于数据有限,大气氮沉降的计算是运用流域外的数据推算,无法反映新安江生态补偿中禁止秸秆燃烧这一措施对大气氮沉降的影响。因此,后续研究应结合其他模型,如SWAT模型、SPARROW模型、氮足迹模型等,收集更完整的水文数据,提高NANI估算的准确性,进一步验证流域生态补偿对流域氮输入的影响,为评估流域生态补偿政策实施效果提供依据。