中国生态农业学报(中英文)  2021, Vol. 29 Issue (1): 217-229  DOI: 10.13930/j.cnki.cjea.200792
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引用本文 

金欣鹏, 柏兆海, 马林. 基于养分损失脆弱区的氮磷淋溶分区消减策略[J]. 中国生态农业学报(中英文), 2021, 29(1): 217-229. DOI: 10.13930/j.cnki.cjea.200792
JIN X P, BAI Z H, MA L. Regional nitrogen and phosphorus leaching mitigation strategies based on nutrient losses vulnerable zones in China[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2021, 29(1): 217-229. DOI: 10.13930/j.cnki.cjea.200792

基金项目

国家重点研发计划项目(2016YFD0800106)和国家自然基金项目(31972517)资助

通信作者

马林, 研究方向为农业生态学。E-mail:malin1979@sjziam.ac.cn

作者简介

金欣鹏, 研究方向为农业生态学。E-mail:jinxinpeng19@mails.ucas.ac.cn

文章历史

收稿日期:2020-10-01
接受日期:2020-11-05
基于养分损失脆弱区的氮磷淋溶分区消减策略*
金欣鹏1,2, 柏兆海1, 马林1,2     
1. 中国科学院遗传与发育生物学研究所农业资源研究中心/河北省土壤生态学重点实验室/中国科学院农业水资源重点实验室 石家庄 050022;
2. 中国科学院大学 北京 100049
摘要:农业面源污染研究多聚焦于田块尺度,缺少对区域尺度氮磷损失风险和消减途径的探索。因此,本研究提出在区域尺度依据养分损失风险制定管理策略,以期在现有技术条件下充分发挥减排措施潜力、全面提升面源污染区域阻控效力。本文利用水质监测数据、文献数据、地理要素空间数据和基于NUFER(NUtrient flows in Food chains,Environment and Resources use)模型模拟的养分损失结果,划定了我国养分损失脆弱区;在此基础上,按照我国农业生态区划和养分损失脆弱区级别确定了各区养分管控程度,并结合各区自然和社会经济条件选取可行、高效的养分管理技术,形成了我国氮磷淋溶区域消减策略和技术列单;最后通过模型再次评估了分区氮磷消减策略的效果。结果表明:养分损失脆弱区和潜在脆弱区覆盖了全国耕地面积的52%,广泛分布于主要农产品产区,呈现显著的空间聚集特征;分区养分管理可以消减51%的潜在脆弱区面积,消减潜力较大的区域集中在东北、长江中下游和西南地区;氮淋溶强度超过22.6 kg·hm-2的区域覆盖耕地面积3.1×107 hm2,通过实施基于养分损失脆弱区的分区氮磷消减措施,氮淋溶超标区内耕地面积减少至1.9×107 hm2,消减比例约为40%。上述养分损失脆弱性区划和区域氮磷消减草案可为农业绿色发展和面源污染控制提供科学依据。
关键词氮磷淋溶    农业面源污染    养分损失脆弱区    农业生态区    区域消减策略    
Regional nitrogen and phosphorus leaching mitigation strategies based on nutrient losses vulnerable zones in China*
JIN Xinpeng1,2, BAI Zhaohai1, MA Lin1,2     
1. Center for Agricultural Resources Research, Institute of Genetics and Developmental Biology, Chinese Academy of Sciences/Hebei Key Laboratory of Soil Ecology/Key Laboratory of Agricultural Water Resources, Chinese Academy of Sciences, Shijiazhuang 050022, China;
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
Abstract: Agricultural non-point source pollution control research has primarily focused on field-level technology development rather than regional mitigation options, reducing their large-scale effectiveness. This study proposed the mitigation strategies based on nutrient-loss risk at the regional level to achieve full potential of mitigation technologies. Nutrient-loss vulnerable zones (NLVZ) in China were designed from water quality monitoring and nutrient flow data and natural condition spatial characteristics. Based on the NLVZ, hierarchical management according to regional vulnerabilities were adopted, zone-specific mitigation methods based on natural and socio-economic conditions were selected, and regional mitigation strategies and nitrogen (N) and phosphorus (P) leaching technique lists were developed. Furthermore, using the NUtrient flows in Food chains, Environment and Resources model (NUFER), the effects of regional mitigation strategies were evaluated. The results indicated that NLVZ and potential NLVZ covered 52% of Chinese croplands and were widely distributed in major agricultural production areas. Regional mitigation strategies reduced potential NLVZ by 51%, particularly in the Northeast and Southwest China and the middle and lower reaches of the Yangtze River. Regional mitigation strategies reduced leaching by approximately 40% in cultivated areas with high N leaching (>22.6 kg(N)·hm-2), from 3.1×107 kg(N)·hm-2 to 1.9×107 kg(N)·hm-2. Designing regional mitigation strategies based on NLVZ reduced nonpoint source pollution, promoting ecological agricultural development in China.
Keywords: Nitrogen and phosphorus leaching    Agricultural non-point source pollution    Nutrient losses vulnerable zone    Agro-ecological zone    Regional mitigation strategies    

农业面源污染是造成我国地下水硝酸盐污染、地表水富营养化等生态环境问题的重要原因[1-3]。饮用高浓度硝酸盐的地下水, 还会产生健康风险[4]。过去30年间, 不同学者对华北平原[5-6]、东北平原[7-8]、成都平原[9]、滇池流域[10]和长三角[11-12]等地区地下水硝酸盐超标状况进行了研究, 发现至少20%的监测点硝酸盐浓度超过WHO饮用水标准[50 mg(NO3-)·L-1], 而在华北和长三角地区这一比例更高。

养分管理是提高养分资源利用效率、减少氮磷环境盈余和损失的重要途径[13-14]。欧美发达国家以养分管理为核心, 不断制定和完善相关政策法规和技术措施, 有效缓解了农业面源污染。在清洁水法案指导下, 美国将最佳养分管理技术(BMPs)作为核心策略, 以流域水质监测、评价和管理为手段, 通过工程、耕种和管理措施的结合, 主要从源头减量和过程阻控方面实现了农业面源污染的有效治理[15]。硝酸盐指令则在很大程度上改变了欧盟各成员国养分管理方式, 成为落实水框架指令和控制农业面源污染的重要政策法规。该指令以水质监测为基础, 根据地表水和地下水养分浓度和富营养化程度识别并划分硝酸盐脆弱区, 进而按划分结果分区制定和实施适宜的养分管理策略, 同时欧盟委员会每5年对成员国落实硝酸盐指令的效果进行监测和评估。该类基于硝酸盐脆弱区的养分管理策略有效地缓解了成员国硝酸盐污染状况[16]

近年来, 我国养分管理和面源污染研究工作取得了较大进展, 但多数研究仍集中于农田和养殖场尺度[17-18], 缺少养分损失脆弱区划定的科学方法, 更缺乏基于不同养分损失脆弱区的管理策略和技术途径[19]。因此, 本文利用水质监测数据、文献资料和NUFER (NUtrient flows in Food chains, Environment and Resources use)模型, 综合考虑人体健康饮水需求和各地自然条件(河网、土壤质地、地形等), 划分了我国养分损失脆弱区; 在此基础上, 为不同养分损失脆弱区选取适宜的技术组合, 制定区域氮磷消减草案, 并通过情景分析量化了其在不同养分损失脆弱区的消减效果, 以期充分发挥各项减排技术潜力, 提升氮磷消减综合效益, 为农业面源污染阻控、农业绿色发展提供科学支撑。

1 材料与方法 1.1 数据来源

通过收集公开发表的文献和环境监测资料[5-7, 20-27], 获取了1253条地下水硝酸盐浓度数据, 作为划分养分损失脆弱区的基础。利用NUFER模型[28-29]对潜在养分损失脆弱区进行识别, 其中模型运行所需变量数据(主要包括分县化肥用量、作物播种面积和产量、畜禽数量、人口数量及食物消费量等)来源于统计年鉴[30], 养分含量、养分去向参数分别来源于文献资料和调查数据[31], 空间数据来源于中国科学院资源环境科学数据中心(RESDC)的土地利用/覆被数据[32-33]和中国综合农业区划[34]等。

1.2 研究方法 1.2.1 养分损失脆弱区的划定草案

按地下水硝酸盐污染风险高低, 本文将全国范围内的耕地划分为养分损失脆弱区、潜在养分损失脆弱区和非养分损失脆弱区。根据区划原则, 养分损失脆弱区的划分草案如下(图 1):

图 1 养分损失脆弱区划定原则与流程 Fig. 1 Principle and process of nutrient losses vulnerable zones (NLVZ) design in China NUFER:养分流动模型。NUFER: NUtrient flows in Food chains, Environment and Resources use.

1) 养分损失脆弱性划分原则:根据欧盟国家硝酸盐脆弱区划分规则、WHO饮用水标准和我国地下水环境标准, 将11.5 mg·L-1的水体硝态氮浓度定为养分损失脆弱区划定的阈值, 实地监测数据大于该阈值的区域划分为养分损失脆弱区。潜在养分损失脆弱区基于养分流动模型结果确定, 将地下水硝态氮浓度阈值(11.5 mg·L-1)转化为单位耕地面积农田氮素径流和淋溶损失的数量, 参考De Vries等[35]的计算公式, 潜在脆弱区划分的阈值定为径流氮= 28.3 kg·hm-2或淋溶氮=22.6 kg·hm-2, 大于上述阈值的区域划分为养分损失潜在脆弱区。其余水体硝酸盐及氮磷负载较低的农田被划定为非脆弱区。

2) 养分损失脆弱区划定:脆弱区包括地下水硝酸盐浓度超标区域及水网临近区域。将地下水硝酸盐浓度点位数据进行空间插值, 识别出浓度大于11.5 mg·L-1的区域并将其纳入硝酸盐脆弱区。另一方面, 以3 km为缓冲距离对线状水网进行缓冲, 得到水网临近区域范围。最后, 合并上述两类区域并与耕地栅格叠加, 即得到养分损失脆弱区。

3) 潜在养分损失脆弱区划定:利用NUFER模型计算各县氮素径流和淋溶损失强度, 并分别与28.3 kg·hm-2和22.6 kg·hm-2的阈值进行对比, 只要其中1个指标超过阈值, 即被提取出来与耕地栅格叠加, 划分为潜在养分损失脆弱区。需要注意的是NUFER县域模型运行前需要利用坡度、降水和土壤类型等空间分布数据, 对农田氮磷径流、淋溶和侵蚀损失参数进行计算, 具体计算方法见Lu等[36]

4) 非养分损失脆弱区划定:该类区域水体硝酸盐及氮磷浓度较低, 暂且不会造成污染风险。本文将其定量为单位农用地面积氮素径流与淋溶损失强度均未超过各自阈值(分别为28.3 kg·hm-2和22.6 kg·hm-2)的区域。使用栅格计算器和重分类工具将硝酸盐脆弱区和潜在脆弱区从耕地栅格中去除, 剩下的耕地即为非养分损失脆弱区。

1.2.2 基于养分损失脆弱区的氮磷淋溶分区消减草案

分区差异化管理是本文确立的养分环境损失消减的原则, 其中分区是考虑农业生态区(图 2)和养分损失脆弱性的综合分区, 按养分损失脆弱性确定消减目标及其管控程度。分区养分消减草案如下:

图 2 基于农业生态区和养分管理脆弱区的氮磷淋溶区域消减草案制定流程 Fig. 2 Drafting process of regional mitigation of nitrogen and phosphorus leaching based on agricultural ecological zoning and nutrient management vulnerable zoning 1:兴安岭林区; 2:松嫩-三江平原农业区; 3:长白山地林农区; 4:辽宁平原丘陵农林区; 5:内蒙古北部牧区; 6:内蒙中南部牧农区; 7:长城沿线农牧区; 8:燕山太行山山麓平原农业区; 9:冀鲁豫低洼平原农业区; 10:黄淮平原农业区; 11:山东丘陵农林区; 12:晋东豫西丘陵山地农林牧区; 13:汾渭谷地农业区; 14:晋陕甘黄土丘陵沟壑牧林农区; 15:陇中青东丘陵农牧区; 16:长江下游平原丘陵农畜水产区; 17:豫皖鄂平原山地农林区; 18:长江中游平原农业水产区; 19:江南丘陵山地农林区; 20:浙闽丘陵山地林农区; 21:南岭丘陵山地林农区; 22:秦岭大巴山林农区; 23:四川盆地农林区; 24:川鄂湘黔边境山地林农牧区; 25:黔桂高原山地林农牧区; 26:川滇高原山地农林牧区; 27:闽南粤中农林水产区; 28:粤西桂南农林区; 29:滇南农林区; 30:琼雷及南海诸岛农林区; 31:台湾农林区; 32:蒙宁甘农牧区; 33:北疆农牧林区; 34:南疆农牧区; 35:藏南农牧区; 36:川藏林农牧区; 37:青甘牧农区; 38:青藏高寒牧区。1: Xing'anling forest area; 2: agricultural area in Songnen and Sanjiang Plain; 3: forestry and agricultural area in Changbaishan Mountain; 4: agricultural area in Liaoning plain-hill region; 5: pastoral area in the north of Inner Mongolia; 6: pastoral and agricultural area in the central and south of Inner Mongolia; 7: agricultural and pastoral area along the Great Wall; 8: agricultural area in the piedmont of Yanshan and Taihangshan Mountains; 9: agricultural area in low-lying plain of Hebei, Shandong and Henan; 10: agricultural area in Huang-Huai Plain; 11: agricultural and forestry area in the hilly regions in Shandong; 12: agricultural, forestry and pastoral areas in the hilly regions of eastern Shanxi and western Henan; 13: agricultural areas in valleys between Fenhe River and Weihe River; 14: pastoral, forestry and agricultural area in hilly-gully regions in Loess Plateau of Shaanxi, Shaanxi and Gansu; 15: agricultural and pastoral area in the central of Gansu and eastern Qinghai; 16: agricultural, livestock breeding and fishery area in the Lower Reach of Yangtze River Plain; 17: agricultural and forestry area in the plain-hilly regions of Henan, Anhui and Hubei; 18: agricultural and fishery area in the plain of Middle Reach of Yangtze River; 19: agricultural and forestry area in the south of Yangze River; 20: agricultural and forestry area in the hilly regions of Zhejiang and Fujian; 21: Nanling hilly agricultural and forestry area; 22: agricultural and forestry area of Qinling and Daba Mountain; 23: agricultural and forestry area of Sichuan basin; 24: agricultural, forestry and pastoral area in the border of Sichuan, Hubei, Hunan and Guizhou; 25: agricultural and pastoral area in plateau-mountain regions of Guizhou and Guangxi; 26: agricultural, forestry and pastoral area in the plateau-mountain region of Sichuan and Yunnan; 27: agricultural, forestry and fishery area from the South of Fujian to the center of Guangdong; 28: agricultural and forestry area from the west of Guangdong to the South of Guangxi; 29: agricultural and forestry area in the south of Yunnan; 30: agricultural area in Leizhou and the islands in South China Sea; 31: agricultural and forestry areas in Taiwan; 32: agricultural and pastoral area in Inner Mongolia, Ningxia and Gansu; 33: agricultural, pastoral and forestry area in the north of Xinjiang; 34: agricultural and pastoral area in the south of Xinjiang; 35: agricultural and pastoral area in the south of Tibet; 36: forestry, agricultural and pastoral area in Sichuan and Tibet; 37: pastoral and agricultural area in Qinghai, Gansu and Ningxia; 38: alpine pastoral area in Qinghai-Tibet Plateau.

1) 基于我国农业生态区的养分损失脆弱区划分:将《中国农业区划》所确定的9个一级区和38个二级区矢量化, 反映各农业生态区的自然、社会和经济条件的差异(图 2)。养分损失脆弱区划反映养分管理现状和环境损失风险。将上述两者进行叠加, 即得到我国各农业生态区的养分管理脆弱性区划图。

2) 基于养分损失脆弱区的氮磷淋溶分区消减策略:根据各农业生态区和亚区的养分损失脆弱性, 确定养分管控的严格程度和区域消减策略(表 1)。脆弱区氮磷淋溶消减策略立足于整个食物系统, 通过系统内养分循环措施, 减少食物系统的养分投入和环境排放, 由于这些区域已出现水体污染问题, 配套最严格的养分环境排放阻控技术和管理措施。潜在脆弱区养分消减策略则聚焦于农牧生产系统, 主要关注化肥和畜禽粪尿有机肥的科学施用, 结合水肥一体化和畜禽粪尿全链条养分损失阻控。非养分脆弱区则主要关注作物生产系统水肥优化管理。

表 1 基于养分损失脆弱区的氮磷淋溶消减策略 Table 1 Regional mitigation strategies of nitrogen and phosphorus leaching based on nutrient losses vulnerable zone

3) 基于养分损失脆弱区的氮磷淋溶区域消减技术列单:根据不同区域的消减策略, 收集与养分管理、面源污染减排技术相关文献并提取减排参数, 从而制定氮磷养分淋溶消减技术列单(表 2)。在作物生产系统中, 从科学施肥、养分管理和水肥优化等角度, 收集氮磷淋溶消减技术措施; 在畜禽生产系统, 考虑畜禽粪尿的“饲喂—圈舍—储藏—处理—施用”全链条管理, 筛选减排技术措施; 在家庭消费系统则主要围绕优化居民膳食结构、减少食物浪费和加强人粪尿循环利用3个方面筛选技术措施; 同时还针对各个系统间的养分循环, 筛选技术列单。技术的选取不仅要考虑各农业生态区和亚区的自然条件和种植结构, 更要充分考虑养分损失的脆弱性。

表 2 养分管理和环境减排技术列单[37-38] Table 2 Techniques list of nutrient management and environmental emission mitigation[37-38]

4) 基于养分损失脆弱区的氮磷淋溶区域消减效果评价:根据我国农业生态区和养分损失脆弱区, 制定氮磷淋溶区域消减策略, 选取消减技术, 并通过文献收集相应减排参数, 形成消减草案。通过更新模型排放参数、养分流向参数将分区氮磷消减策略体现在养分流动模型(NUFER)上, 最后重新运行模型对消减效果进行评估。考虑到养分管理和各种养分形态环境损失的系统性和关联性, 不应局限于农田氮磷淋溶损失, 还应该统筹考虑食物系统氮磷的淋溶、径流和氨挥发等环境损失, 综合评价消减效果。

2 结果与分析 2.1 我国不同农业生态区的养分损失脆弱性区划

养分损失脆弱区和潜在脆弱区覆盖了我国52%的耕地, 脆弱区广泛分布于我国农业主产区, 包括松嫩-三江平原、黄淮海平原、包头以东的长城沿线农牧区、汾渭平原、长江中下游平原和四川盆地等地区(图 3)。脆弱区农田养分损失与农业生产密切相关, 化肥过量投入是主要原因。潜在脆弱区也同样分布在黄淮海区、长江中下游区和华南区, 且位于脆弱区周边, 表明农田养分损失具有空间聚集性。华南区与黄淮海、长江中下游区相比, 养分损失脆弱区较少而潜在脆弱区较多, 这是由于华南区水体质量监测数据和报道较少, 被划入脆弱区的区域偏少, 而实际上该区域化肥投入水平高, 消纳养分的耕地少, 单位耕地面积氮素径流量及淋溶量较高。

图 3 我国不同农业生态分区养分损失脆弱区区划图(图中标号代表的农业生态区注释同图 2) Fig. 3 Distribution of nutrient losses vulnerable zones in different agricultural ecological zones (AEZ) of China (explanations of the numbers in the figure are shown in the figure 2)
2.2 基于养分损失脆弱区的区域养分减排效果

氮素是影响农牧业生产的重要因素, 也是造成农业面源污染最重要的污染因子之一。因此, 本文以氮素为例介绍主要研究结果。

2.2.1 氮肥用量减施效果

2012年, 全国化肥氮施用量为3.06×107 t, 其中黄淮海区、长江中下游区、东北区和西南区施氮量合计占全国化肥氮施用量比例超3/4。高强度施氮现象也集中于上述区域, 尤其以黄淮海平原、松嫩-三江平原区最高, 高施氮县域占区内总县域的比例约80%(图 4a)。通过基于养分损失脆弱区的区域养分管理措施, 化肥氮施用总量可以减少到1.58×107 t, 减少比例达48%(图 4a_IM)。

图 4 现状及按养分损失脆弱区级别消减氮素后的氮肥施用量和主要氮素损失量 Fig. 4 Nitrogen fertilizer and main nitrogen losses in 2012 and in the optimized situation where regional mitigation strategies are applied based on nutrient losses vulnerable zones (NLVZs) hierarchy 图中a, b, c, d分别代表化肥氮、淋溶氮、径流氮和氨挥发氮, 字母后不带或带IM分别代表现状和基于养分损失脆弱区消减后的状况, 数字代表农业生态亚区编号, 其注释同图 2。因数据不全未计算台湾区域。a, b, c, and d stand for fertilizer N, leaching N, runoff N, NH3-N; without or with "IM" means in current situation (2012) or in the situation where regional mitigation strategies are applied based on NLVZs hierarchy. The numbers refer to different agro-ecological zones whose exact names are shown in figure 2. Duo to data shortage, Taiwan was not calculated.

在养分损失脆弱区, 按食物系统养分平衡计算合理施肥量, 通过促进食物系统有机废弃物循环, 减少外源的氮肥投入, 脆弱区氮肥施用量减少56%。在潜在养分损失脆弱区, 按农牧系统养分平衡确定合理施氮量, 通过有机肥部分替代化肥, 减少潜在脆弱区氮肥施用量59%。氮肥用量减施超过1×104 t县域分布与畜禽养殖大县分布一致, 说明畜禽粪尿有机肥替代是实现农牧系统养分平衡和化肥减施的关键。在非养分损失脆弱区, 按作物系统养分供需平衡确定科学施氮量, 一定程度上优化了施氮格局, 例如:内蒙古-新疆一带合理氮素投入量较现状有所增加, 这是对该区域河套平原和甘新主产区氮素亏缺现象所做的优化。

2.2.2 氮素淋溶损失消减效果

2012年, 氮淋溶强度超过22.6 kg·hm-2的区域覆盖耕地面积3.1×107 hm2, 主要分布在黄淮海区、长江下游平原和闽南-粤中-海南岛一带, 上述3个区域超标比例在50%以上(图 4b)。通过基于养分损失脆弱区的区域养分管理和环境阻控措施, 氮淋溶超标区内耕地面积减少至1.9×107 hm2, 消减比例约为40%(图 4b_IM)。

淋溶超标严重的区域, 如黄淮海及闽南-粤中-海南岛一带, 消减比例分别仅为30%和35%, 低于全国平均水平, 主要由于这些区域实行一年两熟或一年多熟的高强度耕作制度。进一步分析发现, 黄淮海地区作物产出量大, 即使科学施肥、粪尿还田, 输入的养分仍然处于较高水平, 淋溶风险依然存在。闽南-粤中-海南岛一带虽然总体养分输入量不大, 但该区域承载养分的耕地面积较小, 氮素淋溶强度难以下降至低风险水平(图 4b_IM)。

2.2.3 氮素径流损失消减效果

2012年, 氮素径流损失强度大于28.3 kg·hm-2的区域覆盖耕地面积2.5×107 hm2, 主要分布在黄淮平原南部、长江下游平原、华南以及四川盆地(图 4c)。通过基于养分损失脆弱区的养分管理和环境损失阻控措施, 氮径流损失超标区内耕地面积减少至7.0×106 hm2, 减少比例为72%(图 4c_IM)。

分析各区域径流损失消减效果, 发现四川盆地、黄淮平原-长江中下游地区消减效果不显著, 而华南和东北消减效果较好, 径流超标区消减比例高达90%。四川盆地当前养分输入量与作物养分需求相差不大, 因此基于作物养分需求推荐的化肥和有机肥施用量与现状养分输入量也相差不大, 径流氮素损失消减效果有限。长江下游地区水网密布、年均降雨量大, 径流风险高, 加之耕地破碎、面积较小, 径流氮脆弱区消减效果也不明显。华南和东北地区径流氮素显著减少, 主要是由于二者现状施肥量远超作物需求量, 并且都有足够的粪尿有机肥替代化肥, 实施平衡施肥和相关阻控措施后, 可使氮径流损失量明显降低。

2.2.4 氨气排放消减效果

2012年, 我国氨挥发总量为1.4×107 t, 氨挥发强度超过60 kg·hm-2的区域广泛分布于东北区、长江中下游区、四川盆地、黄淮海区和华南区, 包含耕地面积5.1×107 hm2 (图 4d)。实施基于养分损失脆弱区的养分管理和氨减排措施后, 东北区、黄淮海区、黄土高原和西南区氨挥发消减效果较好, 高强度氨挥发区域(60 kg·hm-2)消减比例在80%以上(图 4d_IM)。华南区和甘新区氨挥发减排效果一般, 高强度氨挥发区域消减比例不足30%。主要是因为甘新区大部分属于非脆弱区, 平衡施肥后氮投入量较2012年有所增加, 氨挥发量也会相应增加; 而华南区耕地面积小, 有机肥替代化肥后, 氨挥发仍较高。优化后, 高强度氨挥发区域缩小至江南丘陵山地区、华南、黄淮海区和长江下游平原一带, 且各区域的高氨挥发面积比例减少(图 4d_IM)。

2.2.5 养分损失潜在脆弱区面积变化

通过分区养分管理措施, 各单项环境指标发生了变化, 潜在养分损失脆弱区面积也随之变化。结果显示, 潜在养分损失脆弱区面积减少为2.2×1010 hm2, 减少比例为51%(图 5)。潜在脆弱区减少比例较高的区域为黄土高原、东北、西南和长江中下游区, 但区内平原地带消减比例相对较低。从消减的绝对面积来看, 长江中下游、东北和黄淮海地区位居前三, 占总消减面积约70%(图 5)。

图 5 现状(2012)及按养分损失脆弱区级别消减氮素后(IM)的养分损失潜在脆弱区分布 Fig. 5 Distribution of potential nutrient losses vulnerable zones in 2012 and in the optimized situation (IM) where regional mitigation strategies are applied based on nutrient losses vulnerable zones (NLVZs) hierarchy
3 结论与讨论 3.1 我国一半的耕地处于养分损失脆弱和潜在脆弱区, 需制定和实施分区面源污染阻控策略

本研究提出了基于我国农业生态区的养分损失脆弱区划定草案。我国养分损失脆弱区和潜在脆弱区覆盖了52%的耕地, 广泛分布于主要农产品产区, 包括松嫩-三江平原、黄淮海平原、包头以东的长城沿线农牧区、汾渭平原、长江中下游平原和四川盆地等区域, 呈显著的空间聚集性。农业面源污染已成为我国水体污染的主要贡献源。张维理等[5]和赵同科等[6]在华北和环渤海地区进行的地下水硝酸盐调查充分揭示了我国北方地区严重的硝酸盐污染现状; 长江中下游地区[11-12, 20]的地下水硝酸盐超标率也较高。因此加强面源污染区域消减策略研究迫在眉睫。本文提出的养分损失脆弱和潜在脆弱区的划分草案为满足上述需求提供了可能。

3.2 基于养分损失脆弱区的分区氮磷消减策略和技术措施可有效阻控农业面源污染

本研究探索了基于养分损失脆弱区的分区氮磷消减策略和技术措施。Lu等[36]从农牧系统养分平衡和农田氮素损失阻控技术出发, 探究了中国硝酸盐脆弱区消减潜力, 在其最优情景下, 潜在硝酸盐脆弱区可消减至基线情景的48%。本研究综合考虑了养分的各种损失途径, 进一步完善了面源污染消减草案, 潜在养分损失脆弱区消减结果与Lu等[36]的结果相近, 可减至基线情景的49%。欧美发达国家针对农业面源问题, 已形成较为完善的治理体系, Velthof等[39]利用情景分析的方法定量了欧盟硝酸盐法令及其管理措施的实施效果, 结果表明, 2008年欧盟27国实行硝酸法令比不实行减少了16%的淋溶和径流氮损失。MITERRA-EUROPE模型评估了欧盟27国的减排技术效果:科学施肥可使硝酸盐淋溶量减少28%, 氨排放减少8.9%[40]。本文提出的基于养分损失脆弱区的分区氮磷淋溶消减草案为我国面源污染政策制定和减排效果评估提供科学依据。

3.3 分区养分管理和面源污染消减政策是促进农业绿色发展的重要途径

分区养分管理和面源污染消减政策应该注重定量评估和阈值管控, 包括摸清现状和分区调控两部分。摸清现状是在考虑各地自然条件和农事活动的基础上, 科学划分养分损失脆弱区。分区调控是基于养分损失脆弱区, 通过确立分区养分消减策略, 因地制宜选取相应的技术组合并评估其消减效果。区域养分损失消减草案的制定有利于形成农业面源污染多维管控机制, 促进农业绿色发展的良性循环。在政策制定层面, 分区养分消减方案可作为环境及农业绿色发展政策的行动指南, 弥补以往政策量化不足和“一刀切”的缺点[41]。但上述实践还需进一步依托于高校和科研机构的科学分析、试验数据以及第三方的监测评估。

本文提出了我国养分损失脆弱区划分草案和面源污染区域消减草案, 但是还有很多的不足, 因此, 我们提出了以下几项未来工作的展望:

1) 完善生态监测网络:主要任务在于构建高精度的农业、生态和环境基础信息监测网和数据库, 既能为现有研究和政策制定提供可靠的数据和验证方法, 也是进一步细化我国养分损失脆弱区划和政策制定的重要基础。

2) 加强成本效益分析:本研究的减排策略和技术草案尚未考虑各项技术的成本和效益, 未来的研究应当通过生态环境监测网络的基础数据制定减排目标, 同时筛选经济效益和环境成本可行的减排技术, 保证区域减排草案的经济可行性。

3) 构建多阈值约束体系:积极划定不同污染物的水、土、大气阈值, 进而制定全面的污染物防控制度, 将污染物浓度控制在影响人体健康和生态系统稳定性的水平以下。同时, 还要防止污染物由于人为治理向更具危害性的形态转化, 以及向其他经济落后、生态脆弱的区域转移。

参考文献
[1]
张维理, 武淑霞, 冀宏杰, 等. 中国农业面源污染形势估计及控制对策Ⅰ. 21世纪初期中国农业面源污染的形势估计[J]. 中国农业科学, 2004, 37(7): 1008-1017.
ZHANG W L, WU S X, JI H J, et al. Estimation of agricultural non-point source pollution in China and the alleviating strategies I. Estimation of agricultural non-point source pollution in China in early 21 century[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2004, 37(7): 1008-1017. DOI:10.3321/j.issn:0578-1752.2004.07.012
[2]
GU B J, GE Y, CHANG S X, et al. Nitrate in groundwater of China:Sources and driving forces[J]. Global Environmental Change, 2013, 23(5): 1112-1121. DOI:10.1016/j.gloenvcha.2013.05.004
[3]
全为民, 严力蛟. 农业面源污染对水体富营养化的影响及其防治措施[J]. 生态学报, 2002, 22(3): 291-299.
QUAN W M, YAN L J. Effects of agricultural non-point source pollution on eutrophication of water body and its control measure[J]. Acta Ecologica Sinica, 2002, 22(3): 291-299. DOI:10.3321/j.issn:1000-0933.2002.03.002
[4]
ZHANG J, MAUZERALL D L, ZHU T, et al. Environmental health in China: Progress towards clean air and safe water[J]. 2010, 375(9720): 1110-1119
[5]
张维理, 田哲旭, 张宁, 等. 我国北方农用氮肥造成地下水硝酸盐污染的调查[J]. 植物营养与肥料学报, 1995, 1(2): 82-89.
ZHANG W L, TIAN Z X, ZHANG N, et al. Investigation of nitrate pollution in ground water due to nitrogen fertilization in agriculture in North China[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Sciences, 1995, 1(2): 82-89.
[6]
赵同科, 张成军, 杜连凤, 等. 环渤海七省(市)地下水硝酸盐含量调查[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26(2): 779-783.
ZHAO T K, ZHANG C J, DU L F, et al. Investigation on nitration in groundwater in seven province (cities) surrounding the Bohai Sea[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(2): 779-783. DOI:10.3321/j.issn:1672-2043.2007.02.072
[7]
李立娜.吉林玉米带典型区域地下水硝态氮污染状况调查分析[D].长春: 吉林农业大学, 2006
LI L N. Typical regions groundwater nitrate-nitrogen pollution condition diagnosis in the corn belt of Jilin Province[D]. Jilin Agricultural University, 2006
[8]
牛世伟, 邹晓锦, 何志刚, 等. 辽宁省典型农区地下水硝态氮含量调查与监测[J]. 江苏农业科学, 2015, 43(10): 452-454.
NIU S W, ZOU X J, HE Z G, et al. Investigation and monitoring on nitrate-nitrogen in typical agricultural areas in Liaoning Province[J]. Jiangsu Agricultural Science, 2015, 43(10): 452-454.
[9]
唐学芳, 吴勇, 韩莉璧, 等. 成都平原典型样区浅层地下水水质调查与污染评价[J]. 水土保持通报, 2019, 39(6): 163-169.
TANG X F, WU Y, HAN L B, et al. Water quality investigation and pollution evaluation of shallow groundwater in typical sample area of Chengdu Plain[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2019, 39(6): 163-169.
[10]
史静, 张乃明, 褚素贞, 等. 滇池流域地下水硝酸盐污染特征及影响因素研究[J]. 农业环境科学学报, 2005, 24(S1): 104-107.
SHI J, ZHANG N M, CHU S Z, et al. Groundwater nitrate pollution and the influencing factors in Dianchi Watershed[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2005, 24(S1): 104-107.
[11]
金赞芳, 王飞儿, 陈英旭, 等. 城市地下水硝酸盐污染及其成因分析[J]. 土壤学报, 2004, 41(2): 252-258.
JIN Z F, WANG F E, CHEN Y X, et al. Nitrate pollution of groundwater in urban area[J]. Acta Pedologica Sinca, 2004, 41(2): 252-258. DOI:10.3321/j.issn:0564-3929.2004.02.014
[12]
邢光熹, 曹亚澄, 施书莲, 等. 太湖地区水体氮的污染源和反硝化[J]. 中国科学:B辑化学, 2001, 31(2): 130-137.
XING G X, CAO Y C., SHI S L, et al. N pollution sources and deitrification in waterbodies in Taihu Lake region[J]. Science in China:Series B, 2001, 31(2): 130-137.
[13]
CHEN X, CUI Z, FAN M, et al. Producing more grain with lower environmental costs[J]. Nature, 2014, 514(7523): 486-489. DOI:10.1038/nature13609
[14]
马文奇, 张福锁, 陈新平. 中国养分资源综合管理研究的意义与重点[J]. 科技导报, 2006, 24(10): 64-67.
MA W Q, ZHANG F S, CHEN X P. Significance and keystone of research of integrated nutrient resource management in China[J]. Science & Technology Review, 2006, 24(10): 64-67.
[15]
ICE G. History of innovative best management practice development and its role in addressing water quality limited waterbodies[J]. Journal of Environmental Engineering, 2004, 130(6): 684-689.
[16]
OENEMA O, BLEEKER A, BRAATHEN N A, et al. Nitrogen in Current European Policies[M]. Cambridge: Cambridge University Press, 2011.
[17]
CHEN X P, CUI Z L, VITOUSEK P M, et al. Integrated soil-crop system management for food security[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2011, 108(16): 6399.
[18]
BAI Z H, MA L, JIN S, et al. Nitrogen, phosphorus, and potassium flows through the manure management chain in China[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(24): 13409-13418.
[19]
BAI Z H, LU J, ZHAO H, et al. Designing vulnerable zones of nitrogen and phosphorus transfers to control water pollution in China[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(16): 8987-8988.
[20]
储茵. 合肥市地下水硝酸盐氮污染程度及其防治对策的研究[J]. 安徽农业大学学报, 2001, 28(1): 98-101.
CHU Y. Studies on nitrate contamination and its prevention countermeasures in groundwater of Hefei[J]. Journal of Anhui Agricultural University, 2001, 28(1): 98-101.
[21]
刘宏斌, 张云贵, 李志宏, 等. 北京市平原农区深层地下水硝态氮污染状况研究[J]. 土壤学报, 2005(3): 411-418.
LIU H B, ZHANG Y G, LI Z H, et al. Nitrate contamination of deep groundwater in rural plain areas of Beijing[J]. Acta Pedologica Sinca, 2005(3): 411-418.
[22]
刘宏斌, 雷宝坤, 张云贵, 等. 北京市顺义区地下水硝态氮污染的现状与评价[J]. 植物营养与肥料学报, 2001, 7(4): 385-390.
LIU H B, LEI B K, ZHANG Y G, et al. Investigation and evaluation on nitrate pollution in groundwater of Shunyi District[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2001, 7(4): 385-390.
[23]
YANG R, LIU W J. Nitrate contamination of groundwater in an agroecosystem in Zhangye Oasis, Northwest China[J]. Environmental Earth Sciences, 2010, 61(1): 123-129. DOI:10.1007/s12665-009-0327-7
[24]
潘涌璋, 朱峰, 李健忠. 广州市白云区露天蔬菜地土壤及地下水硝酸盐污染调查研究[J]. 安徽农业科学, 2008, 36(12): 5147-5148.
PAN Y Z, ZHU F, LI J Z. Preliminary investigation of the nitrate contamination in soil and groundwater in vegetable area in Baiyun District of Guangzhou City[J]. Journal of Anhui Agricultural Science, 2008, 36(12): 5147-5148.
[25]
王凌, 张国印, 孙世友, 等. 河北省蔬菜高产区化肥施用对地下水硝态氮含量的影响[J]. 河北农业科学, 2008, 12(10): 75-77.
WANG L, ZHANG G Y, SUN S Y, et al. Effect of fertilization on nitrate N contamination of groundwater in high-yield vegetable land of Hebei Province[J]. Journal of Hebei Agricultural Sciences, 2008, 12(10): 75-77.
[26]
郭战玲, 沈阿林, 寇长林, 等. 河南省地下水硝态氮污染调查与监测[J]. 农业环境与发展, 2008, 25(5): 125-128.
GUO Z L, SHEN A L, KOU C L, et al. Investigation and monitoring on nitrate-nitrogen in groundwater in Henan Province[J]. Agro-Environment & Development, 2008, 25(5): 125-128.
[27]
熊江波, 李雁勇, 王翠红, 等. 长沙市城区周边地区地下水硝酸盐态氮含量及污染状况评价[J]. 湖南农业科学, 2010(7): 88-90.
XIONG J B, LI Y Y, WANG C H, et al. The nitrate nitrogen content in groundwater in surrounding area of Changsha City and evaluation of pollution status[J]. Hunan Agricultural Science, 2010(7): 88-90.
[28]
MA L, MA W Q, VELTHOF G L, et al. Modeling nutrient flows in the food chain of China[J]. Journal of Environmental Quality, 2010, 39(4): 1279-1289.
[29]
WANG M R, MA L, STROKAL M, et al. Hotspots for nitrogen and phosphorus losses from food production in China:A county-scale analysis[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(10): 5782-5791.
[30]
国家统计局农村社会经济调查司. 中国县域统计年鉴2013[M]. 北京: 中国统计出版社, 2014.
Department of Rural Social and Economic Investigation of National Bureau of Statistics. China Statistical Yearbook 2013[M]. Beijing: China Statistics Press, 2014.
[31]
国家发展和改革委员会价格司. 全国农产品成本收益资料汇编2013[M]. 北京: 中国统计出版社, 2014.
Department of Price of National Development and Reform Commission. Compilation of National Agricultural Product Cost and Benefit Data 2013[M]. Beijing: China Statistics Press, 2014.
[32]
徐新良, 刘纪远, 张树文, 等. 2010年中国土地利用现状遥感监测数据[DB/OL].北京: 中国科学院资源环境科学数据中心.[2020-09-10].http://www.resdc.cn/data.aspx?DATAID=99
XU X L, LIU J Y, ZHANG S W, et al. China remote sensing dataset of land use monitoring in 2010[DB/OL]. Beijing: Resource and Environment Science and Data Center.[2020-09-10]. http://www.resdc.cn/data.aspx?DATAID=99
[33]
徐新良.基于DEM提取的中国流域、河网数据集[DB/OL].北京: 中国科学院资源环境科学数据中心.[2020-09-10].http://www.resdc.cn/DOI/doi.aspx?DOIid=44
XU X L. China watershed and river network dataset based on DEM[DB/OL]. Beijing: Resource and Environment Science and Data Center.[2020-09-10]. http://www.resdc.cn/DOI/doi.aspx?DOIid=44
[34]
全国农业区划委员会. 中国综合农业区划[M]. 北京: 农业出版社, 1981.
National Committee for Zoning of Agriculture Areas. Integrated Agricultural Zones of China[M]. Beijing: China Agriculture Press, 1981.
[35]
DE VRIES W, KROS J, KROEZE C, et al. Assessing planetary and regional nitrogen boundaries related to food security and adverse environmental impacts[J]. Current Opinion in Environmental Sustainability, 2013, 5(3/4): 392-402.
[36]
LU J, BAI Z H, CHADWICK D, et al. Mitigation options to reduce nitrogen losses to water from crop and livestock production in China[J]. System Dynamics and Sustainability, 2019, 40: 95-107.
[37]
张福锁, 崔振岭, 陈新平, 等. 最佳养分管理技术列单[M]. 北京: 中国农业大学出版社, 2010.
ZHANG F S, CUI Z L, CHEN X P, et al. Best Nutrient Management Technology List[M]. Beijing: China Agricultural University Press, 2010.
[38]
曹玉博, 邢晓旭, 柏兆海, 等. 农牧系统氨挥发减排技术研究进展[J]. 中国农业科学, 2018, 51(3): 566-580.
[39]
VELTHOF G L, LESSCHEN J P, WEBB J, et al. The impact of the nitrates directive on nitrogen emissions from agriculture in the EU-27 during 2000-2008[J]. Science of The Total Environment, 2014, 468/469: 1225-1233.
[40]
CAO Y B, XING X X, BAI Z H, et al. Review on ammonia emission mitigation techniques of crop-livestock production system[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2018, 51(3): 566-580.
[41]
金书秦, 邢晓旭. 农业面源污染的趋势研判、政策评述和对策建议[J]. 中国农业科学, 2018, 51(3): 593-600.
JIN S Q, XING X X. Trend analysis, policy evaluation, and recommendations of agricultural non-point source pollution[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2018, 51(3): 593-600.