王俊，黃潔鈺，李方圓，王曉燕，2*

（1.首都師范大學資源環(huán)境與旅游學院，北京 100048；2.首都師范大學首都圈水環(huán)境研究中心，北京 100048）

氮素是地球生態(tài)系統(tǒng)中重要的營養(yǎng)元素之一，已有研究表明，流域氮輸入量增加通常會導致受納水體（河流、湖庫或近海水域等）氮通量增高[1-2]。由人類活動引起的河流氮通量持續(xù)增加已成為河流生態(tài)功能退化以及下游水體富營養(yǎng)化的主要原因之一[3]，例如農業(yè)活動增加導致的施肥量增加[4-5]，或城鎮(zhèn)污水集中排放和工業(yè)排放導致的河流氮輸入量增加[6]。長江、黃河和珠江等地的研究表明，在流域氮素污染中人類氮輸入量已經超過了自然氮固定量[7]。為了有效指導流域管理并控制氮污染，量化人類活動氮輸入量，明確河流氮通量與人類活動氮輸入響應關系至關重要。

1996 年Howarth 等[8]首次提出了凈人類活動氮輸入（Net anthropogenic nitrogen inputs，NANI）模型，該模型主要基于經濟社會統(tǒng)計數據，采用物料平衡的方法核算區(qū)域的人為氮輸入量，模型包括食品/飼料氮、氮肥施用量、大氣沉降和作物固氮4 部分。在此基礎上，韓玉國等[9]進一步考慮了作物種子氮的輸入。我國學者先后在長江流域[10]、洱海流域[11]、千島湖流域[12]等地區(qū)進行了人類活動氮輸入的相關研究，探討了人類活動氮輸入量的時空分布特征。Howarth 等[8]證實NANI 與河流氮輸出通量具有顯著正相關關系，隨后很多學者將NANI 模型應用于美國東北部、密西根湖、波羅的海等區(qū)域[13-14]，研究證實了河流氮通量與NANI 之間存在線性關系，部分河流氮輸出與人類活動氮輸入之間可表達為線性或指數形式[15-16]。在我國，Chen 等[17]、陳巖等[18]、Zhang 等[19]先后在椒江、海河、淮河等流域構建區(qū)域氮負荷與河流氮輸出的響應關系，證實NANI 模型是研究區(qū)域人為氮輸入與環(huán)境響應的重要工具。此外，研究表明NANI 與河流氮輸出之間的關系主要受水文氣候條件（如溫度、降雨量等）和土地管理活動影響[12]。通常降水量或河流流量較大的年份通過河流輸出的NANI 比例高于干旱年份[20]。同時，研究表明流域氮輸入與河流氮輸出之間存在著顯著的時間滯后性，且滯后時間可以長達幾個月到幾十年[21]，即人類活動輸入到環(huán)境中的氮素有相當大一部分會滯留于土壤環(huán)境中，滯留的氮素再次釋放重新進入水體，對河流氮通量作出貢獻，對受納水體形成潛在危害[22-23]。因此，僅考慮氮素的輸入或輸出尚不足以解決與氮素相關的環(huán)境問題，了解流域氮滯留與河流氮通量之間的響應關系是制定流域污染控制措施的重要基礎。

潮河流域作為北京市重要的城市地表飲用水源地——密云水庫的上游，其水質直接影響首都水環(huán)境安全。研究表明，該流域內非點源污染逐漸成為水體環(huán)境惡化的主要原因，其中氮是最主要的污染物之一，且其污染負荷的產生受人為活動的影響較大[24]。目前關于密云水庫的相關研究多集中在庫區(qū)和入庫口，而對其上游流域人類各項活動導致的氮輸入量尚不明確，由人類活動導致的氮素輸入與河流氮通量的關系也缺乏詳細研究。因此，本研究以潮河流域鄉(xiāng)鎮(zhèn)級社會經濟統(tǒng)計數據為數據源，量化潮河流域人為點源與非點源氮輸入量，從點源和非點源的角度建立NANI 與河流氮通量之間的響應關系，評估人類活動對河流氮通量的貢獻率，分析該流域水文氣候條件、土地利用類型等對氮輸出及滯留的影響，為密云水庫的水環(huán)境保護提供決策參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

如圖1所示，潮河流域位于北京東北部（115°25′～117°33′E，40°19′～41°31′N），流域面積4 888 km2，占密云水庫上游集水面積的40%，山地面積約占潮河流域總面積的80%。該地氣候類型屬于中溫帶向暖溫帶及半干旱向半濕潤過渡的大陸性季風氣候，多年平均氣溫為8.3 ℃，多年平均降水量為511 mm。研究區(qū)包括豐寧縣、灤平縣和密云區(qū)共25 個鄉(xiāng)鎮(zhèn)，各鄉(xiāng)鎮(zhèn)面積范圍在52.91～406.74 km2，共有人口約40.5萬，其中農業(yè)人口約占總人口的77%，城鎮(zhèn)人口約占23%（2014 年）。該流域產業(yè)結構以農業(yè)、畜牧業(yè)為主，施肥類型主要為二胺作為底肥，追肥是尿素。近年來，以國家免費發(fā)放的復合肥為主要肥料，主要種植類型從以玉米和小麥等糧食為主改為了以果樹和板栗為主[24]。由于近年來對水源保護的重視和對管理手段的加強，密云水庫上游流域范圍內的工業(yè)污染源基本清除[25]，因此本研究不考慮工業(yè)生產系統(tǒng)中氮的輸入。

圖1 研究區(qū)位置圖Figure 1 Location of study area

1.2 數據來源

本研究選用1995—2014年間潮河流域25個鄉(xiāng)鎮(zhèn)的社會經濟情況統(tǒng)計數據（人口數量、區(qū)域面積等）、生態(tài)環(huán)境數據（水質數據、土地利用類型）、氣象水文數據（流量、降雨量）、農業(yè)經濟類數據（農作物播種面積和產量、畜禽養(yǎng)殖數量和產品產量、氮肥施用量等）作為研究指標。數據來源于下會水文站、國家氣象科學數據中心（http：//data.cma.cn/）、各區(qū)縣統(tǒng)計年鑒、豐寧縣和灤平縣統(tǒng)計局、灤平縣農牧局、六道溝和六里橋村委、中科院資源環(huán)境科學數據中心（https：//www.resdc.cn/），污水處理廠實際處理的污水量來自《全國城市污水處理設施清單》，城市生活產生廢水量來源于北京市和河北省統(tǒng)計年鑒。

1.3 NANI計算方法及不確定性分析

NANI 模型假設流域處于一個黑箱，內部僅3 個主體（人類、農作物及畜禽）涉及流域氮素的遷移轉化過程[8]。NANI 主要的構成部分包括大氣中的硝態(tài)氮沉降（含干濕）、氮肥、食品/飼料凈氮輸入、作物固氮和種子氮輸入5 部分；輸出方式可分為食品飼料輸出、河流輸出和地下水與大氣環(huán)境3部分。

目前我國城市居民生活污水主要通過集中管道經污水處理廠處理后直接排入河流，農村居民氮素大多直接輸入到流域內，最終匯入河流的方式有所不同，而氮通量很大程度上會受氮輸送方式的影響[26]。因此本研究在Howarth 等[8]提出的特定NANI 方法的基礎上，將人類活動氮輸入計算分為非點源輸入（NANIn）和點源輸入（NANIp）。

潮河流域內無大型工業(yè)點源存在，在本研究中假設工業(yè)污染源為0。城市居民居住地污染排放較為集中，有點源污染風險，將城市居民家庭生活氮排放（即經污水處理廠處理后直接排入河流的部分）作為NANIp，將大氣中的硝態(tài)氮沉降（含干濕）、氮肥、農村食品/飼料凈氮輸入、作物固氮和種子氮輸入作為NANIn。

NANI總計算公式為：

1.3.1NANIn計算方法

式中：Nfer為化肥氮輸入量，kg·km-2·a-1；Ndep為大氣氮沉降量，kg·km-2·a-1；Nfix為農業(yè)固氮量，kg·km-2·a-1；Ninp為種子氮輸入量，kg·km-2·a-1；Nim為農村食品飼料氮輸入量，kg·km-2·a-1。

（1）化肥氮輸入量

含氮化學肥料主要由氮肥和復合肥組成，氮肥和復合肥的折純施用量即化肥氮輸入量。計算公式如下：

式中：Nf和Cf分別為氮肥和復合肥料的施用量，kg；Rn為復合肥料中氮素的含量，kg，其中復合肥的含氮量采用韓玉國等[9]在北京地區(qū)的研究結果，約為12.80%。

（2）食品飼料氮輸入量

本研究食品飼料凈氮輸入量指農村地區(qū)人類和畜禽氮消費量和含氮素產品（畜禽、作物）的差值。數值為正表示發(fā)生食品與飼料的凈氮輸入，反之則表示發(fā)生氮輸出。計算公式為：

式中：Nhc為農村人均氮消費量，kg；Nlc為畜禽氮消費量，kg；Nlp為畜禽產品氮含量，kg，為動物飼料氮消費量減去動物排泄氮量，考慮動物產品在運輸與儲存過程中，有因變質等原因不能食用的部分，按10%的量在計算中扣除[9]；Ncp為作物產品氮含量。

我國城鎮(zhèn)居民和農村居民氮消費量存在很大差異，本研究中按城鎮(zhèn)人口和農村人口分別計算人類食物氮消費量。密云區(qū)屬北京市，城鎮(zhèn)氮消費量采用冼超凡等[27]的研究結果，人均氮消費量為17.78 kg·a-1，農村居民人均氮消費量為12.72 kg·a-1；豐寧縣及灤平縣屬河北省承德市，采用魏靜等[28]對中國人均年氮消費量的研究結果，城鎮(zhèn)居民人均氮消費量為4.77 kg·a-1，農村居民人均氮消費量為4.31 kg·a-1。根據不同畜禽種類的飼養(yǎng)周期確定其當年年末的飼養(yǎng)量，超過1 a的取年末存欄量為當年飼養(yǎng)量，不超過1 a的選取年末出欄量。不同畜禽類型單個年均氮消費量及產品含氮量取自參考文獻[9，29]，具體如表1所示。

表1 畜禽氮消費量及畜禽產品含氮量Table 1 N consumption and production of poultry and livestock

本研究選取16 種作物作為該地區(qū)主要農作物產品，其含氮量來源于參考文獻[30]。具體參數如表2所示。

表2 主要作物產品含氮量（g·kg-1）Table 2 N content of major crop products（g·kg-1）

（3）大氣氮沉降量

本研究大氣氮沉降量來自于REAS（Regional emission inventory for Asia domain）[31]。采用模型與監(jiān)測數據結合的方法估算亞洲近幾十年來硝態(tài)氮和氨氮的干濕沉降量，本研究按潮河流域分區(qū)統(tǒng)計得到氮沉降量。

（4）農業(yè)固氮量

根據潮河流域作物及土地利用類型，研究區(qū)內農業(yè)固氮的計算主要考慮大豆固氮量、花生固氮量、旱地固氮量和水田固氮量4 個部分，固氮速率分別為140、100、15 kg·km-2·a-1和30 kg·km-2·a-1[28，30，32]。各部分固氮量為固氮速率與相應的面積之積。

（5）種子氮輸入量

種子氮輸入量由單位農作物耕種面積的種子氮輸入量和該農作物耕種面積相乘獲得。單位耕種面積的各類種子氮輸入量取值參考文獻[16]。具體參數如表3所示。

表3 不同種子單位面積的氮輸入量（g·km-2）Table 3 N input per unit area of different seeds（g·km-2）

1.3.2NANIp計算方法

式中：Pop為城鎮(zhèn)人口數量；PROT為城市人均年氮消費量，kg·a-1；Idis為污水處理廠的平均氮去除率，%；Isew為污水處理廠處理的污水百分比，%。研究表明，中國不同污水處理系統(tǒng)的氮去除率在40%～70%之間，本研究區(qū)常見的處理系統(tǒng)的氮去除率為55%～59%[33]，本研究取平均值采用57%。

式中：Ipra為污水處理廠實際處理的污水量，m3；Wurban為城市生活產生的廢水量，m3。

1.3.3 累積NANI計算方法

累積NANI即人類活動輸入至流域內但未進入河流中而滯留于流域內，隨時間逐漸累積的氮量。公式如下：

式中：NANIi為第i年的人類活動氮輸入量，kg；Fi為第i年由人類活動對河流硝態(tài)氮通量的貢獻量，kg。

1.3.4 不確定性分析

考慮到在NANI計算過程中所取的各類參數值可能存在較大誤差，本研究采用蒙特卡洛模擬進行不確定性分析。假設在進行蒙特卡羅模擬時，用于估計NANI的所有參數都遵循變異系數為30%的正態(tài)分布。共進行10 000 次蒙特卡羅模擬，以獲得各年份NANI的平均值和95%置信區(qū)間[17]。

1.4 河流硝態(tài)氮通量估算方法

本研究水質數據來自下會水質監(jiān)測站點。監(jiān)測的水文數據是逐日連續(xù)的，水質數據尺度是逐月非連續(xù)的，因此數據尺度不匹配會在估算時造成很大的誤差。本研究為增加河流硝態(tài)氮通量的估算精度，采用美國的一維水質模型LOADEST（http：//water.usgs.gov/software/loudest），并在此基礎上考慮徑流和水質突變的關系，分時段進行估算。該模型輸入連續(xù)的日尺度上的流量數據和逐月采集的硝態(tài)氮數據，可通過優(yōu)選兩者之間的最佳回歸方程，估算出日尺度下河流氮素污染物的負荷量，該模型在河流污染物通量的估算上已經得到了廣泛的應用[34-35]。

研究表明，河流中硝態(tài)氮的來源主要包括當年人類活動輸入氮、多年前滯留于環(huán)境的人類活動輸入氮以及自然背景源氮[3]。當NANIn、NANIp輸入量為0時，理論上表示當年沒有人為氮輸入，即河流中全部硝態(tài)氮來源于自然背景源及滯留氮。經研究，自然背景下的河流氮貢獻量（Fbackground）可采用Meybeck[36]統(tǒng)計的世界河流氮背景濃度值（Cb=0.12 mg·L-1）與河流徑流量的乘積得出：

式中：N為一年中的天數，365 d 或366 d；86.4 為換算系數；Q為當年的河流年流量，m3·s-1；A為流域面積，km2。

NANI貢獻量（FNANI）計算公式：

式中：F為河流硝態(tài)氮通量，kg·km-2·a-1；Fr為滯留氮庫貢獻量。

各來源貢獻率計算公式：

2 結果與分析

2.1 潮河流域NANI組分特征

由于潮河流域氮素輸入為主要污染來源之一，因此有必要研究流域內氮素來源及其分布。研究結果（圖2）顯示，1995—2014年潮河流域NANI總體呈現(xiàn)上升的趨勢，以流域面積為基準，平均輸入量為5 569.27 kg·km-2·a-1，由1995 年的4 751.62 kg·km-2·a-1增長至2014 年的6 131.67 kg·km-2·a-1，增長了0.29 倍，其中76.87%以非點源的形式貢獻，其余23.13%以點源污染形式流入到生態(tài)系統(tǒng)當中。NANIn中貢獻最大的是化肥氮輸入，占比為42.28%，其次是食品飼料氮輸入，占28.99%，大氣氮沉降量占21.96%，種子氮輸入和農業(yè)固氮占比較小，分別為6.15%和0.62%。NANIn和NANIp在第一階段（1995—2005年）的平均增長幅度為12.42%和1.68%，均明顯高于第二階段（2005—2014年）的平均增幅（1.03%和0.16%）。原因可能是在1995—2005年間化肥氮輸入量較大，且城市擴張導致城鎮(zhèn)人口迅速增長，隨后該流域進行了一系列水保措施，人口增長幅度也逐漸減緩。

圖2 潮河流域NANI組分變化圖Figure 2 Variation of NANI components in Chaohe River watershed

通過1995、2005、2014 年潮河流域點源和非點源氮素輸入的地理差異（圖3）可以看出，總體上NANIn輸入量呈現(xiàn)上游至下游方向逐漸升高趨勢。NANIn較大的鄉(xiāng)鎮(zhèn)為虎什哈、高嶺、古北口等，其中最大值出現(xiàn)在1995 年太師屯鎮(zhèn)，平均輸入量為3 133.18 kg·km-2·a-1，最低位于2014 年窟窿山鎮(zhèn)，平均輸入量為259.75 kg·km-2·a-1。NANIp排放量較高的區(qū)域也由上游至下游逐漸增多，豐寧縣和密云區(qū)輸入量較大，平均輸入量由1995 年的73.42 kg·km-2·a-1和32.88 kg·km-2·a-1，增長到2014 年的156.53 kg·km-2·a-1和92.07 kg·km-2·a-1。值得注意的是，大閣鎮(zhèn)及其周邊黑山嘴、南關等鎮(zhèn)NANIn、NANIp值均較高，即這些地區(qū)有兩種模式氮污染的風險，且臨近密云水庫保護區(qū)具有更大的非點源污染風險，需要特別注意。

圖3 潮河流域NANI空間分布情況Figure 3 NANI spatial distribution in Chaohe River watershed

2.2 河流硝態(tài)氮通量與NANI經驗模型

2.2.1 河流硝態(tài)氮通量與NANI的響應關系

本文通過分時段LOADEST模型對河流硝態(tài)氮通量進行估算，將其估算值與實測值進行線性擬合，結果顯示，1994—2010 年的R2為0.87，2011—2014 年的R2為0.93，表明擬合結果較好。以LOADEST 模型估算得到的日尺度硝態(tài)氮負荷為基礎，計算得到各年硝態(tài)氮負荷總量，結果如圖4 所示，1995—2014 年間潮河流域平均硝態(tài)氮通量為115.94 kg·km-2·a-1，在1999年前呈現(xiàn)拋物線趨勢，1998 年通量達到最大，為344.33 kg·km-2·a-1，1998年后河流硝態(tài)氮通量顯著減小，但總體上呈現(xiàn)出上升的趨勢，但增幅較小，為19.49%。這可能是受到水文因素影響，1999年前潮河流域河流流量維持在較高水平，多年間平均流量為9.47 m3·s-1，1998 年最大，達到14.23 m3·s-1，1999 年后河流流量顯著下降，1999—2014 年平均流量為2.95 m3·s-1。

圖4 NANI與河流硝態(tài)氮輸出響應方程與LOADEST模擬結果對比Figure 4 The NANI and river nitrate nitrogen output response equations compared with LOADEST simulation results

如圖5 所示，本研究河流硝態(tài)氮通量與當年的集水區(qū)NANIn、NANIp、化肥氮輸入量、種子氮輸入量之間均存在顯著的正相關性，與NANIn最符合指數形式，與NANIp最符合二次多項式形式。河流硝態(tài)氮通量與河流流量呈線性正相關，且相關性系數較大（R2=0.95，P＜0.01），這可能是因為本研究中LOADEST 模型估算河流硝態(tài)氮通量時以河流流量為主要參數。在NANIn中，大氣氮沉降量、食品飼料氮輸入量、農業(yè)固氮量雖然對河流硝態(tài)氮通量有一定貢獻，但無顯著相關性?；实斎肱c河流硝態(tài)氮通量相關性最顯著（R2=0.44，P＜0.01），可能是因為該流域是一個典型的農業(yè)耕作區(qū)，耕地面積約占流域總面積的17.67%，耕地單位面積施肥量為5.69～10.41 t·km-2·a-1。因此合理控制化肥施用量可以有效減少河流硝態(tài)氮通量。

圖5 河流硝態(tài)氮通量與NANI及各組分相關性Figure 5 Correlation between nitrate flux with NANI and its components in rivers

基于此，試構建潮河流域硝態(tài)氮輸出通量的多元回歸模型。經計算，以河流流量作為參數構建方程，LOADEST 模型模擬的硝態(tài)氮通量與河流流量存在共線性關系（VIF=20.228），遂以年均降雨量表征河流流量與NANIn、NANIp共同構建的回歸方程。多元回歸模型形式如下：

式中：F為某年的河流硝態(tài)氮通量，kg·km-2·a-1；P為年平均降雨量，mm·a-1。

如圖4 所示，用已構建的回歸模型對河流硝態(tài)氮通量進行模擬，將模擬值與LOADEST 模型的計算值進行比較。兩者之間的R2可達0.73（n=20），建立的硝態(tài)氮通量與NANI 之間的響應關系方程效果良好，因此可以通過NANI較好地預測河流硝態(tài)氮通量。

2.2.2 河流硝態(tài)氮通量貢獻率

如圖6結果顯示，潮河流域1995—2014年河流中由人類活動輸入氮的平均量為94.42 kg·km-2·a-1，當年NANI 貢獻為85.64%（52.38%～95.73%），滯留氮庫對河流硝態(tài)氮通量的貢獻為11.01%（2.17%～40.86%），平均輸入量為7.67 kg·km-2·a-1，自然背景源氮多年貢獻率較為穩(wěn)定，為3.35%（1.23%～6.75%），平均貢獻率為3.29 kg·km-2·a-1?？傮w上，潮河流域多年間河流硝態(tài)氮輸入主要由人類活動導致，自然背景源對河流硝態(tài)氮通量貢獻量變化較小。在人類活動輸入氮量相對較小的年份（如2002 年為4 904.93 kg·km-2·a-1），人類活動氮輸入在河流硝態(tài)氮通量的占比也相對較?。?2.3%），滯留氮為河流硝態(tài)氮通量的主要輸入來源。

圖6 河流硝態(tài)氮通量來源貢獻率Figure 6 -N flux sources contribution

3 討論

3.1 NANI影響因素

NANI 除了受人類各項活動的影響，也會受到人口密度、降雨量、土地利用類型、經濟水平等的影響。1995—2014 年，潮河流域NANI 總體呈現(xiàn)上升的趨勢，平均輸入量與中國大陸1980—2015 年均值[17]相比較高，但與長江、滇池、淮河等流域[10，19，37]相比較低。流域內南部密云區(qū)NANI 較高，主要是因為化肥氮輸入量及點源氮素輸入量較高，處在該流域的3 個鎮(zhèn)產業(yè)結構主要為農業(yè)耕種，其耕地面積比例較其他兩縣較高，且密云區(qū)隸屬北京市，相較其他兩縣經濟較發(fā)達，城鎮(zhèn)人口密度大于豐寧和灤平，人類氮消費量較大。據統(tǒng)計，2014年，密云區(qū)人均可支配收入為35 499元，是豐寧縣和灤平縣人均可支配收入的1.8倍和1.5倍，且密云區(qū)擁有多處國家級旅游景區(qū)，客流量較高，導致人類消費氮量高于其他鎮(zhèn)。河流下游特別是靠近潮河干流的付家店、巴克什營、古北口等的NANI很高，表明臨近密云水庫保護區(qū)具有更大的非點源污染風險，需要特別注意。

采用相關性分析探討人口密度、降雨量、土地利用類型等各影響因素對研究區(qū)NANI、NANIn、NANIp分布格局的影響，結果如圖7 所示。NANI與總人口密度、土地利用類型顯著相關，與降雨量無顯著相關性，NANIp受土地利用類型及人口密度影響較大，NANIn與各影響因素無顯著相關性。降低人口密度可減少點源污染，同時也可降低由人類活動產生的大氣氮沉降量[38]，從而減少氮素污染。20年間潮河流域城鎮(zhèn)用地面積明顯增加，且城鎮(zhèn)用地與NANI相關性極高，這意味著人類活動對流域的影響越來越大，需要加以集中管控。

圖7 潮河流域土地利用類型、人口密度及降雨量與NANI各組成成分的相關性Table 7 Correlation between land use type，population density and rainfall and components of NANI in Chaohe River basin

3.2 潮河流域氮素輸出及滯留影響因素

潮河流域20 年間平均硝態(tài)氮通量為115.94 kg·km-2·a-1，與長江、黃河、珠江流域河流氮通量（1 106～2 093 kg·km-2·a-1）[39]相比較小。這可能是由于該流域處于水源保護區(qū)，無工業(yè)污染源，且有研究表明，降水量、徑流量、溫度和土地利用類型變化是氮、磷通量變化的主要原因[40]，當降雨和徑流量較大時，徑流在河道中停留時間變短，反硝化作用減弱，河流硝態(tài)氮通量相應變大。受劇烈的人為活動與降雨量偏少的綜合影響，潮河流域的河道生態(tài)用水不足，斷流現(xiàn)象十分普遍，反硝化作用增強使得一部分氮進入大氣，且流域地處我國北部，年均氣溫較低，使得流域硝態(tài)氮通量較小（圖5和圖8）。且該流域土地類型主要為林地和草地，近年來實施退耕還林還草工程成效顯著，林地草地的面積還在不斷增加，草地面積占各土地利用類型的比例由2000 年的28%增長至2010 年的34%，林地面積由50%增至54%，而高覆蓋度草地和林地面積的增加可以有效減少地表徑流，減小水土流失，進而減小流域氮、磷負荷[41]。這也是該流域河流硝態(tài)氮通量較小的原因之一。

北美和歐洲主要流域的河流中平均有20%～25%的NANI 輸出。然而，在不同的集水區(qū)，通過河流輸出的NANI 比例差別很大，從低于10%到50%甚至更多[37]。研究表明潮河流域出口總氮污染負荷主要以硝態(tài)氮為主[42]，多年平均占比為87.02%，即該流域通過河流輸出氮量占NANI 的2.41%，相較其他流域較小（5.2%～10%）[43-44]，這說明有大量氮素滯留在土壤中，或進入地下水或通過反硝化作用進入大氣。由于密云水庫上游地區(qū)采取了較多的水保措施，如退耕還林、荒山造林和坡地治理[45]，使得流域內林地面積逐漸增加，水保措施有效地減少了土壤侵蝕，減少了非點源污染，但同時增加了地表水的入滲過程，增大了氮素滯留量。但本研究結果中滯留氮輸入對河流硝態(tài)氮通量的貢獻率（11.01%）與長江流域（36%）[10]、椒江流域（24%）[46]、福建山美水庫（44%）[47]等流域相比相對較低。研究表明滯留氮量會隨著水文氣象條件的波動而變化，徑流量增大會將上一年積累的污染物沖刷出來[48]。本研究采用相關性分析法探究滯留氮量與河流徑流量的關系，結果表明（圖8）滯留氮量與河流徑流量呈顯著負相關，且滯留氮量的增加與NANI無顯著相關關系，因此，本流域滯留量較大的原因之一可能是潮河流域地處我國北部，屬于半干旱的大陸性季風氣候，多年間河流徑流量相對較小。

圖8 潮河流域平均溫度對硝態(tài)氮通量的影響及NANI、河流流量對滯留氮的影響Figure 8 Effects of average temperature on nitrogen flux and effects of NANI and river flow on retained nitrogen in Chaohe River watershed

將流域內逐年累積NANI 與滯留氮貢獻率進行相關性分析，結果如圖9 所示，自1995 年起隨NANI不斷增大，流域內累積NANI 量也不斷增大，滯留于流域內的氮對河流硝態(tài)氮通量的貢獻率呈遞減趨勢，反之，當年NANI 的貢獻逐漸升高。這表明流域內滯留氮庫在逐漸飽和，其接納氮素的能力變弱，這也意味著越來越多的NANI 將被排入水體，因此需注意加強NANI 與滯留氮的協(xié)同管理，這一結論可以為氮負荷評估和流域污染綜合防治提供參考。

圖9 累積NANI與滯留氮貢獻的關系Figure 9 Relationship between accumulated NANI and retained nitrogen contribution

4 結論

（1）潮河流域1995—2014 年NANI 總體呈現(xiàn)上升趨勢，平均輸入量為5 569.27 kg·km-2·a-1，年均增幅1.62%。點源氮輸入量占比23.13%，非點源輸入占比76.87%?；瘦斎胧浅焙恿饔騈ANIn最主要的輸入來源，占總NANI 的35.92%，食品飼料輸入量次之，占總NANI的21.12%。

（2）人口密度和土地利用類型的變化是潮河流域NANI變化的主要驅動力。巴什克營、高嶺、古北口等鎮(zhèn)位于河流下游段靠近水庫且氮素輸入量高，需特別注意通過控制流域氮素輸入來降低潮河流域氮素輸出的生態(tài)風險。

（3）潮河流域河流硝態(tài)氮通量多年平均值（1995—2014 年）為115.94 kg·km-2·a-1，20 年間增加18.78%。NANI 可以很好地解釋河流硝態(tài)氮通量，基于NANIn、NANIp與河流流量的多元回歸模型R2可達0.73。分析氮源來源，結果發(fā)現(xiàn)點源氮輸入、化肥氮輸入和種子氮輸入直接影響河流硝態(tài)氮通量。受氣候因素、河流徑流量、降雨量及土地利用類型影響，河流硝態(tài)氮通量較其他流域偏小。

（4）潮河流域河流硝態(tài)氮通量中當年NANI、滯留氮庫和自然背景源的貢獻率分別為85.64%、11.01%和3.35%，大量人類活動產生的氮素滯留于流域內，是流域重要的氮匯。滯留氮會對河流硝態(tài)氮通量產生持續(xù)影響，需注意加強NANI 與滯留氮的協(xié)同管理。