全 文 ：１９９０—２０１０年淮河流域人类活动净氮输入∗
张汪寿１，２　 苏静君１　 杜新忠１，２　 李叙勇１∗∗
（ １中国科学院生态环境研究中心 ／城市与区域生态国家重点实验室， 北京 １０００８５； ２中国科学院大学， 北京 １０００４９）
摘　 要　 １９９０—２０１０年，淮河流域粮食产量由 ６４１４×１０４ ｔ增长到 １０１２１×１０４ ｔ（增幅为 ５８％），
城市化率由 １３％增长到 ３５％（涨幅为 ２２％），流域社会经济发生了显著变化．从流域整体定量
评估人类活动所带来的生态环境影响将为区域生态环境管理提供科学依据．本文估算淮河流
域 １９９０—２０１０年人类活动净氮输入（ＮＡＮＩ）的空间分布及变化趋势．结果表明： 研究期间，淮
河流域氮输入量呈现出增加趋势；１９９０—２００１年流域内氮输入量快速增加，２００１ 年后氮输入
增加趋势减缓．１９９０ 年氮输入量为 １７２３２ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１，２００３ 年氮输入量最高，为 ２８７７１
ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１，２０１０年回落为 ２６４１５ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１ ．从氮输入的组成上来看，化肥和大气
氮沉降仍然是最主要的输入来源，其次为食品 ／饲料和生物固氮的输入．化肥和大气沉降输入
占总氮输入的比例持续增加，由 １９９０ 年的 ６４％和 １６％分别增长至 ２０１０ 年的 ７７％和 １９％．单
纯以增施化肥来实现粮食增产、化石燃料大量燃烧来推动经济发展的观念，应切实转变到改
善农业耕种技术、实现新能源的发展轨道上来，进而推动社会经济的可持续发展．
关键词　 人类活动净氮输入（ＮＡＮＩ）； 淮河流域； 氮污染； 氮收支平衡
文章编号　 １００１－９３３２（２０１５）０６－１８３１－０９　 中图分类号　 Ｐ９５　 文献标识码　 Ａ
Ｎｅｔ ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔ ｔｏ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ， Ｃｈｉｎａ ｄｕｒｉｎｇ １９９０－２０１０． ＺＨＡＮＧ
Ｗａｎｇ⁃ｓｈｏｕ１，２， ＳＵ Ｊｉｎｇ⁃ｊｕｎ１， ＤＵ Ｘｉｎ⁃ｚｈｏｎｇ１，２， ＬＩ Ｘｕ⁃ｙｏｎｇ１ （ １Ｓｔａｔｅ Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｕｒｂａｎ ａｎｄ
Ｒｅｇｉｏｎａｌ Ｅｃｏｌｏｇｙ， Ｒｅｓｅａｒｃｈ Ｃｅｎｔｅｒ ｆｏｒ Ｅｃｏ⁃Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，
Ｂｅｉｊｉｎｇ １０００８５， Ｃｈｉｎａ； ２Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｂｅｉｊｉｎｇ １０００４９， Ｃｈｉｎａ）
． ⁃Ｃｈｉｎ． Ｊ． Ａｐｐｌ． Ｅｃｏｌ．， ２０１５， ２６（６）： １８３１－１８３９．
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ｓｏｃｉａｌ ｅｃｏｎｏｍｙ ｉｎ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ ｈａｄ ｕｎｄｅｒｇｏｎｅ ｅｎｏｒｍｏｕｓ ｃｈａｎｇｅｓ ｄｕｒｉｎｇ １９９０－
２０１０． Ｔｈｅ ｇｒａｉｎ ｙｉｅｌｄ ｈａｄ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｂｙ ５８％， ｆｒｏｍ ６４．１４ ｍｉｌｌｉｏｎ ｔｏｎｓ ｔｏ １０１．２１ ｍｉｌｌｉｏｎ ｔｏｎｓ， ａｎｄ
ｔｈｅ ｕｒｂａｎｉｚａｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｈａｄ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｂｙ ２２％， ｆｒｏｍ １３％ ｔｏ ３５％． Ａｓｓｅｓｓｉｎｇ ｔｈｅ ｎｅｇａｔｉｖｅ ｉｍｐａｃｔｓ ｏｆ
ｔｈｅｓｅ ｈｉｇｈ ｉｎｔｅｎｓｉｖｅ ｈｕｍａｎ ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ ｃａｕｓｅｄ ｂｙ ｒａｐｉｄ ｓｏｃｉａｌ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｎ ｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ
ｗｏｕｌｄ ｓｅｒｖｅ ａｓ ａ ｓｃｉｅｎｔｉｆｉｃ ｂａｓｉｓ ｆｏｒ ｑｕａｎｔｉｔａｔｉｖｅ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ ｏｆ ｒｅｇｉｏｎａｌ ｅｃｏｌｏｇｙ． Ｔｈｉｓ ｐａｐｅｒ ｅｓｔｉ⁃
ｍａｔｅｄ ｔｈｅ ｓｐａｔｉａｌ ａｎｄ ｔｅｍｐｏｒａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｎｅｔ ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔ （ＮＡＮＩ） ｉｎ Ｈｕａｉｈｅ
Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ ｄｕｒｉｎｇ １９９０－２０１０． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅｒｅ ｗａｓ ａｎ ｉｎｃｒｅａｓｉｎｇ ｔｒｅｎｄ ｉｎ ＮＡＮＩ ｉｎ
ｔｈｅ ｐｅｒｉｏｄ ｏｆ １９９０－２００１， ａｎｄ ａｆｔｅｒ ｔｈａｔ ｔｈｉｓ ｔｒｅｎｄ ｗａｓ ｓｌｏｗｅｒ． Ｔｈｅ ＮＡＮＩ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｆｒｏｍ ａｐｐｒｏｘｉ⁃
ｍａｔｅｌｙ １７２３２ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１ ｉｎ １９９０ ｔｏ ａ ｐｅａｋ ｏｆ ２８７７１ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１ ｉｎ ２００３， ａｎｄ ｔｈｅｎ
ｄｅｃｌｉｎｅｄ ｔｏ ２６４１５ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１ ｉｎ ２０１０． Ｃｈｅｍｉｃａｌ ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ ａｎｄ ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｗｅｒｅ
ｔｈｅ ｌａｒｇｅｓｔ ｔｗｏ ｓｏｕｒｃｅｓ ｏｆ ＮＡＮＩ， ｆｏｌｌｏｗｅｄ ｂｙ ｆｏｏｄ ＆ ｆｅｅｄ ｉｍｐｏｒｔ ａｎｄ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｎｉｔｒｏｇｅｎ． Ｃｏｎｔｒｉｂｕ⁃
ｔｉｏｎｓ ｆｒｏｍ ｂｏｔｈ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ ａｎｄ ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｈａｄ ｂｅｅｎ ｉｎｃｒｅａｓｉｎｇ ｃｏｎｔｉｎｕｏｕｓｌｙ， ｒｅ⁃
ｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ ｆｒｏｍ ６４％ ａｎｄ １６％ ｉｎ １９９０ ｔｏ ７７％ ａｎｄ １９％． Ｏｕｒ ｆｉｎｄｉｎｇｓ ｉｍｐｌｉｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｓｈｉｆｔ ｆｒｏｍ
ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ⁃ｓｕｐｐｏｒｔｅｄ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ ａｎｄ ｆｏｓｓｉｌ ｆｕｅｌ⁃ｓｕｐｐｏｒｔｅｄ ｉｎｄｕｓｔｒｙ ｔｏ ｓｃｉ⁃ｔｅｃｈ ｌｅａｄ ｅｃｏｎｏｍｉｃ ｄｅｖｅｌｏｐ⁃
ｍｅｎｔ ｉｓ ｕｒｇｅｎｔｌｙ ｎｅｅｄｅｄ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ： ｎｅｔ ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔ （ＮＡＮＩ）； Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ； ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ；
ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｂｕｄｇｅｔ．
∗国家留学基金项目（２０１４０８１１０１３８）、国家自然科学基金项目（４１１７１３９５）、城市与区域生态国家重点实验室自主课题项目（ ＳＫＬＵＲＥ２０１３⁃１⁃
０５）和中国科学院“一三五”项目（ＹＳＷ２０１３Ｂ０２）资助．
∗∗通讯作者． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｘｙｌｉ＠ ｒｃｅｅｓ．ａｃ．ｃｎ
２０１４⁃０７⁃２５收稿，２０１５⁃０２⁃０９接受．
应 用 生 态 学 报　 ２０１５年 ６月　 第 ２６卷　 第 ６期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　
Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ， Ｊｕｎ． ２０１５， ２６（６）： １８３１－１８３９
　 　 氮是地球上生物生长的重要要素之一，人类对
固氮技术的掌握大大增加了粮食产量、提高了营养
标准，并由此改善了生活条件［１］ ．然而，越来越多的
研究表明，人类活动显著改变了生物圈、土壤和大气
圈中氮循环路径，增加了活性氮在地圈的积累．并由
此引发了诸多生态环境问题，如地下水硝酸盐污
染［２］、地表水酸化［３］、生物多样性减少［４］、水体富营
养化［５］等．据报道，随着人口的不断增长，人类活动
开发强度的不断增加，未来地圈的活性氮积累仍将
呈现不断上升的趋势［６］ ．生态系统氮的输入和累积
已成为诸多学者关注的热点问题．
为了评估人类活动对流域氮素的负面效应，
Ｈｏｗａｒｔｈ等［７］率先提出了人类活动净氮输入（ｎｅｔ ａｎ⁃
ｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔ，ＮＡＮＩ）的概念，首次证实
了河流氮通量与人类活动输入量呈正相关，结果表
明，约 １ ／ ４的人类活动产生的氮最终进入水体．该研
究开创了流域尺度养分管理的先河，并为流域氮污
染提供了一个新思路．随后，其在国外被大量地成功
应用，如为美国东北沿海流域［８］、伊利诺伊斯河［９］、
密西根湖流域［１０］、波罗的海流域［１１］、密西西比河流
域［１２］的氮污染防治和治理提供了积极有效的决策
支持．但该方法在我国的应用尚处于起步阶段．韩玉
国［１３－１４］于 ２０１１年在国内首次报道了 ＮＡＮＩ 的计算
方法，并估算了北京城市发展所造成的氮累积量；
Ｈｕａｎｇ等［１５］和 Ｃｈｅｎ 等［１６］研究了浙江省小流域的
ＮＡＮＩ与水体中含氮化合物的关系，并构建了预测
模型；张汪寿等［１７］指出，ＮＡＮＩ 仍然存在诸多缺陷，
在技术方法上仍然存在很大的不确定性，在研究的
问题上仍未完全涵盖我国社会发展过程的突出生态
环境，尤其是中国近年来社会快速发展期内的氮输
入负面生态效应仍需要进一步摸清．
淮河流域是我国七大流域之一，人口密度居七
大流域之首．１９９０年以来，淮河流域社会经济发展迅
速，城市化进程加快，人类活动强度进一步增大，流
域生态系统正面临着日益严峻的环境挑战．因此，本
文选取淮河流域为研究区域，分析了 １９９０—２０１０ 年
人类活动净氮输入及其来源动态，以揭示以淮河流
域为代表的高强度人类活动的负面生态效应．研究
结果可直接用于评估流域生态系统中氮素进入水体
的潜在风险，指导流域氮素管理；还可为社会发展各
个阶段中环境保护政策的制定提供理论依据．
１　 研究地区与研究方法
１􀆰 １　 研究区概况
淮河流域（３０°５５′—３６°３６′ Ｎ，１１１°５５′—１２１°２５′
Ｅ）地处我国东部，介于长江和黄河之间，东西长约
７００ ｋｍ、南北宽约 ４００ ｋｍ，总面积约 ２７×１０４ ｋｍ２ ．由
于淮河流域近现代洪水频发，加上黄河长期夺淮入
海，淮河流域以废黄河为界分成 ２个独立的水系：淮
河水系（１９×１０４ ｋｍ２）和沂沭泗水系（８×１０４ ｋｍ２）．淮
河水系发源于河南省南部桐柏山主峰太白顶，东流
在三江营南流入江，北流入海；沂沭泗水系北起沂蒙
山，东流入海（图 １）．淮河流域范围涵盖河南、安徽、
山东、江苏、湖北 ５ 省 ４０ 个地级市 ２０７ 个县（市、
区）．
淮河是我国南北气候的分界线，淮河以北属暖
温带区，以南属北亚热带区．淮河流域年均气温 １１ ～
１６ ℃，气温变化由北向南、由沿海向内陆递增；年均
降水量约 ９２０ ｍｍ；１９９０—２０１０ 年间，研究区土地利
用变化整体表现为居民地面积比例增加，森林和耕
地面积减少（图 ２）．
图 １　 淮河流域示意图
Ｆｉｇ．１　 Ｓｋｅｔｃｈ ｍａｐ ｏｆ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ．
图 ２　 ２０００—２０１０年淮河流域土地利用类型的变化
Ｆｉｇ．２　 Ｃｈａｎｇｅ ｏｆ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｔｙｐｅｓ ｏｆ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ ｄｕｒｉｎｇ
２０００－２０１０．
２３８１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
表 １　 淮河流域各子流域主要指标统计
Ｔａｂｌｅ １　 Ｇｅｎｅｒａｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ ｓｕｂ⁃ｂａｓｉｎｓ
子流域
Ｓｕｂｂａｓｉｎ
面积
Ａｒｅａ
（ｋｍ２）
人口密度
Ｐｏｐｕｌａｔｉｏｎ ｄｅｎｓｉｔｙ （ｐｅｒｓｏｎ·ｋｍ－２）
１９９０ ２００１ ２０１０
城镇化率
Ｕｒｂａｎｉｚａｔｉｏｎ ｒａｔｅ （％）
１９９０ ２００１ ２０１０
粮食产量
Ｇｒａｉｎ ｙｉｅｌｄ （１０４ ｔ）
１９９０ ２００１ ２０１０
ＨＨＵ ３０２０１ ４０２ ４４８ ４６６ ８．４ １１．９ ２７．８ ５４６．３ ５６６．６ １０９４．３
ＨＨＭ １３０２５９ ５４７ ６２９ ６８３ １１．８ １８．８ ３４．２ ３０２１．０ ３７７２．９ ４７７６．５
ＨＨＬ ３０３１２ ５９１ ６４６ ７０３ １７．２ ３６．３ ５２．４ ８０４．３ ９９８．５ １３５２．２
ＹＳＳ ７８０７４ ５０３ ４９７ ５７２ １１．８ ２１．５ ３２．１ ２０４２．８ ２２０５．３ ２８９８．３
ＨＨＢ ２６８８４６ ５３８ ５９９ ６５２ １３．０ ２１．０ ３４．８ ６４１４．４ ７５４３．３ １０１２１．３
ＨＨＵ： 淮河上游 Ｕｐｐｅｒ ｒｅａｃｈ ｏｆ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ； ＨＨＭ： 淮河中游 Ｍｉｄｄｌｅ ｒｅａｃｈ ｏｆ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ； ＨＨＬ： 淮河下游 Ｌｏｗｅｒ ｒｅａｃｈ ｏｆ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ； ＹＳＳ：
沂沭泗河 Ｙｉｓｈｕｓｉ Ｒｉｖｅｒ； ＨＨＢ： 淮河流域 Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ． 下同 Ｔｈｅ ｓａｍｅ ｂｅｌｏｗ．
　 　 流域可划分为 ４个一级子流域：淮河流域上游、
中游、下游和沂沭泗河流域．其中，王家坝水文站以
上为淮河流域上游，王家坝至洪泽湖区间为淮河流
域中游，洪泽湖下游平原为淮河下游，淮河流域东北
部为沂沭泗河流域（图 １）．从表 １ 可以看出，淮河流
域粮食产量由 １９９０ 年的 ６４１４．４×１０４ ｔ 增长到 ２０１０
年的 １０１２１．３×１０４ ｔ（增幅为 ５８％），城市化率由 １３％
增长到 ３５％（涨幅为 ２２％），人口密度由 ５３８ 人·
ｋｍ－２增长到 ６５２人·ｋｍ－２（增幅为 ２１％），快速社会
经济发展所带来的大量氮输入的问题迫切需要引以
关注．
１􀆰 ２　 ＮＡＮＩ的估算方法
本研究 ＮＡＮＩ估算方法采用 Ｈｏｗａｒｔｈ 等［７］提出
的方法：人类活动净氮输入量由 ４个组分构成：氮肥
的输入、大气氮沉降、食品 ／饲料净进口量和作物固
氮量．这些输入都代表着进入流域的外来源，而污水
排放、动物粪便等不认为是 ＮＡＮＩ 的一部分，主要是
因为这些过程不带入新的氮，而是流域内氮素其他
输入的重新分配和循环的过程［１８－１９］ ．
本文分别估算了淮河流域各区县、各一级子流
域 １９９０—２０１０年人类活动净氮输入量及其输入来
源．ＮＡＮＩ计算所需的数据来源于各地级市、县级市
统计年鉴和农业统计部门．县（市、区）ＮＡＮＩ 的估计
直接采用县市统计数据，各子流域的 ＮＡＮＩ 采用尺
度转换的方法，即包含在各子流域内各县市 ＮＡＮＩ
的面积平均值．
１􀆰 ２􀆰 １氮肥输入量（Ｎｃｈｅｍ） 　 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．氮肥施用
折纯量和复合肥施用折纯的含氮量构成化肥氮的输
入．我国各省市统计局统计了氮肥和复合肥折算为
纯氮量的相关数据．复合肥中的氮含量采用李书田
等［２０］的研究结果，他认为淮河流域所在的江苏等省
复合肥的含氮约为 ３５％．
１􀆰 ２􀆰 ２食品 ／饲料氮净输入量（Ｎｉｍ） 　 人类和动物生
存都需要食品 ／饲料，而食品 ／饲料或者来源于当地
生产，或由其他地区进口．食品 ／饲料的跨区转移成
为一个流域重要的氮素来源［８］ ．食品 ／饲料氮净输入
量指一个流域生产的氮素产品量与人类和动物氮消
费量的差值．当流域生产的食品和动物饲料超过了
自给量，则多余的食品 ／饲料被出口到其他区域；相
反，当一个流域生产的食品和动物饲料不能满足人
类和动物消费，则会从其他地区进口食品 ／饲料．进
口时食品 ／饲料氮输入量为正，出口时食品 ／饲料输
入量为负［２１］ ．
食品 ／饲料氮净输入量（Ｎｉｍ）的估算方法为：
Ｎｉｍ ＝Ｎｓｅｌｆｏ＋Ｎｓｅｌｆｅ－Ｎｈａｒｖ－Ｎｌｉｖ （１）
式中：Ｎｉｍ为食品 ／饲料氮净输入量；Ｎｓｅｌｆｏ和 Ｎｓｅｌｆｅ分别
为人类和动物氮消费量；Ｎｈａｒｖ为作物产品的氮；Ｎｌｉｖ
为供人类食用的动物产品的氮．
人类食物氮消费量（Ｎｓｅｌｆｏ）和动物食物氮消费
量（Ｎｓｅｌｆｅ）的估算由流域总人口或各动物数目乘以
相应的年均氮消费量得出．本文中动物的氮消费量
来源于 Ｖａｎ Ｈｏｒｎ 等［２２］和韩玉国等［１３］的研究成果．
魏静等［２３］发现，我国城镇居民和农村居民氮消费量
存在很大差异，城镇居民人均年氮消费量为 ４􀆰 ７７
ｋｇ Ｎ·ａ－１，而农村居民为 ４．３１ ｋｇ Ｎ·ａ －１ ．因此，本
研究的人类食物氮消费区分出城镇居民和农村居
民，并分别进行计算．
　 　 动物产品主要指肉类、牛奶、鸡蛋等．动物产品
的含氮量由动物消费的饲料氮减去动物排泄等消耗
的氮计算得出（表 ２）．动物产品在运输或储存过程
中，约有 １０％因为变质等其他原因而不能食用［１３］ ．
这部分在计算中应扣除．
作物产品氮含量（Ｎｈａｒｖ）的估算主要采用转换系
数乘以总产量［２４］ ．本文选择淮河流域绝大多数主要
农作物作为食物氮的主要来源（表 ３）．
１􀆰 ２􀆰 ３大气沉降量（Ｎｄｅｐ） 　 ２０ 世纪中叶以来，随着
矿物燃料燃烧、化学氮肥的生产和使用，以及畜牧业
３３８１６期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 张汪寿等： １９９０—２０１０年淮河流域人类活动净氮输入　 　 　 　 　 　
表 ２　 人和动物的氮消费和消耗［１３， ２２］
Ｔａｂｌｅ ２ 　 Ａｎｉｍａｌ ｏｒ ｈｕｍａｎ Ｎ ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ ａｎｄ ｅｘｃｒｅ⁃
ｔｉｏｎ［１３， ２２］
类型
Ｔｙｐｅ
氮消费量
Ｎ ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ
（ｋｇ Ｎ·ｉｎｄ－１
·ａ－１）
排泄率
Ｅｘｃｒｅｔｅｄ
ｐｅｒｃｅｎｔ
（％）
氮消耗量
Ｎ ｅｘｃｒｅｔｉｏｎ
（ｋｇ Ｎ·ｉｎｄ－１
·ａ－１）
动物产品
含氮量
Ｎ ｃｏｎｔｅｎｔ
ｉｎ ａｎｉｍａｌ
ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ
（ｋｇ Ｎ·ｉｎｄ－１
·ａ－１）
城镇居民
Ｕｒｂａｎ ｒｅｓｉｄｅｎｔｓ
４．７７ １００ ４．７７ ０
农村居民
Ｒｕｒａｌ ｒｅｓｉｄｅｎｔｓ
４．１１ １００ ４．１１ ０
猪
Ｐｉｇｓ
１６．６８ ６９ １１．５１ ５．１７
羊
Ｓｈｅｅｐ
６．８５ ８４ ５．７５ １．１０
马和牛
Ｈｏｒｓｅｓ ＆ ｃａｔｔｌｅ
５４．８２ ８９ ４８．７９ ６．０３
鸡
Ｃｈｉｃｋｅｎｓ
０．５７ ６５ ０．３７ ０．２０
鸭
Ｄｕｃｋ
０．６３ ６５ ０．４１ ０．２２
表 ３　 主要农业作物产品的含氮量［２５］
Ｔａｂｌｅ ３ 　 Ｎ ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｃｒｏｐ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎｓ
（ｇ·ｋｇ－１） ［２５］
作物
Ｃｒｏｐ
含氮量
Ｎ ｃｏｎｔｅｎｔ
作物
Ｃｒｏｐ
含氮量
Ｎ ｃｏｎｔｅｎｔ
玉米 Ｃｏｒｎ １４．０８ 板栗 Ｃｈｅｓｔｎｕｔ ０．６４
小麦 Ｗｈｅａｔ １７．９２ 葡萄 Ｇｒａｐｅ １６．６４
大豆 Ｓｏｙｂｅａｎ ５６．１６ 桃子 Ｐｅａｃｈ １９．３６
水稻 Ｒｉｃｅ １１．８４ 梨 Ｐｅａｒ ３．２０
花生 Ｐｅａｎｕｔ ０．８０ 柿子 Ｐｅｒｓｉｍｍｏｎ ６．７２
马铃薯 Ｐｏｔａｔｏ ０．４８ 蔬菜 Ｖｅｇｅｔａｂｌｅ ２．７２
的迅猛发展，人类活动向大气中排放的活性氮化合
物激增，使得我国的氮沉降问题非常严重［２６］ ．然而，
目前我国还未形成完整的大气氮沉降监测网络［２７］ ．
估算区域大气氮沉降量需要大量监测站点，在某一
个特定研究区，较难获取这些监测数据，因此国外在
大气氮沉降输入量的估算上大多采用模型模拟的结
果［７－８］ ．
本文的大气沉降量采用模型估算的方法．全球
变化的前沿研究中心（ＦＲＣＧＣ） ［２８－２９］采用模型和监
测相结合的方法估算了整个亚洲近几十年来干湿硝
态氮和氨氮的沉降量．目前，可从 ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ． ｊａｍ⁃
ｓｔｅｃ． ｇｏ． ｊｐ ／ ｆｒｓｇｃ ／ ｒｅｓｅａｒｃｈ ／ ｄ４ ／ ｅｍｉｓｓｉｏｎ． ｈｔｍ （ ＲＥＡＳ，
Ｒｅｇｉｏｎａｌ Ｅｍｉｓｓｉｏｎ Ｉｎｖｅｎｔｏｒｙ ｉｎ Ａｓｉａ ） 下 载 得 到
１９８０—２０１０年区域 ＮＨ３和 ＮＯｘ的沉降数据，数据精
度为 ０．５°×０􀆰 ５°，在 ＧＩＳ平台进行数据切割得到各县
市的大气沉降量数据．对下载的数据与相关学者报
道的监测数据对比后发现［２０］ ，数据整体偏差不大，
表 ４　 大豆和花生共生固氮及土壤非共生固氮速率
Ｔａｂｌｅ ４　 Ｓｙｍｂｉｏｔｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｆｉｘａｔｉｏｎ ｏｆ ｓｏｙｂｅａｎ ａｎｄ ｐｅａｎｕｔ
ａｎｄ ｎｏｎ⁃ｓｙｍｂｉｏｔｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｆｉｘａｔｉｏｎ ｏｆ ｓｏｉｌ （ｋｇ·ｈｍ－２·ａ－１）
类型
Ｔｙｐｅ
中国不同地区
的固氮速率［２０］
Ｒａｎｇｅ ｏｆ Ｎ
ｆｉｘａｔｉｏｎ ｒａｔｅ
ｉｎ Ｃｈｉｎａ ［２０］
本文采用的
固氮速率
Ｖａｌｕｅ ｕｓｅｄ ｉｎ
ｔｈｉｓ ｃａｌｃｕｌａｔｉｏｎ
共生固氮作物 大豆 Ｓｏｙｂｅａｎ ５６．９～１８０ １２８．５［３３］
Ｓｙｍｂｉｏｔｉｃ Ｎ
ｆｉｘａｔｉｏｎ ｃｒｏｐ
花生 Ｐｅａｎｕｔ ４５～１００ ９５．６［３４］
非共生固氮 水田 Ｐａｄｄｙ ３０～６２ ３０［３５］
Ｎｏｎ⁃ｓｙｍｂｉｏｔｉｃ
Ｎ ｆｉｘａｔｉｏｎ
旱地 Ｕｐｌａｎｄ １５ １５［３３， ３６］
可以满足精度要求．
估算大气沉降量还需扣除化肥、有机肥等挥发
进入大气的部分．因为来自化肥挥发的 ＮＨ３再沉降
不是新的输入来源，而且氨氮等随空气传播的距离
和停留时间都比较短，最多仅能在大气中停留几个
小时到几个星期，且大多在离排放源不远处沉降，迁
移距离很小，在局部地区即可完成循环［３０－３２］ ．因此，
本文认为 ＮＯｘ的沉降为新的输入项．
１􀆰 ２􀆰 ４生物固氮量（Ｎｆｉｘ）　 空气中含有大量的氮，农
作物可通过生物固氮作用将其固定在植物体内．固
氮作物可分为 ２ 大类：共生固氮作物和非共生固氮
作物（表 ４）．本文生物固氮量的估算以不同研究单
元内土地利用类型的面积与其固氮速率相乘得出．
２　 结果与分析
２􀆰 １　 人类活动净氮输入的时空分布
１９９０—２０１０ 年，研究区人类活动净氮输入
（ＮＡＮＩ）整体呈现先上升后稳定的趋势（表 ５）．增长
时间节点出现在 １９９０—２００１ 年， ２００１—２０１０ 年
ＮＡＮＩ变化趋于稳定．其中，１９９０ 年最低，为 １７２３２
ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１， ２００３ 年最高，达到 ２８７７１ ｋｇ Ｎ·
ｋｍ－２·ａ－１，２０１０年又回落为 ２６４１５ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１ ．
表 ５　 １９９０—２０１０年淮河流域各子流域人类活动净氮输入
量
Ｔａｂｌｅ ５　 Ｎｅｔ ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔ ｔｏ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ
Ｂａｓｉｎ ｏｎ ｓｕｂ⁃ｂａｓｉｎ ｓｃａｌｅ ｆｒｏｍ １９９０ ｔｏ ２０１０ （ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·
ａ－１）
子流域
Ｓｕｂｂａｓｉｎ
１９９０ ２００１ ２００３ ２００５ ２００７ ２０１０
ＨＨＵ １３９６５ ２２８２８ ２４０２０ ２３７５０ ２１９５８ ２１６２７
ＨＨＭ １６３１４ ２５１７９ ２８４８７ ２７２１３ ２４５０４ ２５７８８
ＨＨＬ ２０００２ ２５５１４ ２７１８５ ２６１５０ ２６４３２ ２７２６６
ＹＳＳ １８９５０ ２９１９３ ３１６９９ ３１２９９ ２９７４０ ２８９８３
ＨＨＢ １７２３２ ２６１１９ ２８７７１ ２７８９１ ２５９５６ ２６４１５
４３８１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
　 　 ４个子流域 ＮＡＮＩ 的排序为：淮河下游＞沂沭泗
河＞淮河中游＞淮河上游．２００３ 年，淮河发生了新中
国成立以来仅次于 １９５４年的流域性大洪水，受灾面
积达到 ３８５×１０４ ｈｍ２ ［３７］ ．这场洪水对淮河中上游的
农业造成了严重的减产，使得 ２００３年流域食品进口
所带入的氮量非常大．该年淮河流域上游、中游和沂
沭泗河流域的 ＮＡＮＩ 达到极值．淮河下游由于有洪
泽湖等大型湖泊水库的调蓄作用，水灾对下游农业
生产未造成严重影响．
　 　 由图 ３ 可以看出，淮河流域各县 ＮＡＮＩ 整体呈
现出北高南低、平原高于山区的分布格局，各县
ＮＡＮＩ的时间增长点出现在 １９９０—２００１ 年，进入
２００１年后，各县 ＮＡＮＩ 分布差别不大，趋于平稳．人
类活动净氮输入量最高的地区出现在淮河流域内河
南和山东的部分县市，较低的地区位于淮河流域西
南部和东北部．ＮＡＮＩ的空间分布与淮河流域非点源
污染风险分布格局［３８］比较接近，说明氮输入量在一
定程度上可体现氮的非点源污染流失风险．
为了进一步剖析 ＮＡＮＩ 的空间分布特征，本文
分析了各县居民地比例、人为干扰土地利用的面积
比、人口密度以及第一产业比对 ＮＡＮＩ 分布格局的
影响（图 ４）．从中发现，人类活动强度越大（人类活
动干扰的土地利用面积越大、人口密度越大）的区
县，ＮＡＮＩ越大；第一产业在国民生产总值的比重大
于 ２０％时，第一产业为重要产业，其比重越大，ＮＡＮＩ
越趋向于稳定；当区县的第一产业比小于 ２０％时，
ＧＤＰ 构成中主要以第二、第三产业为主，ＮＡＮＩ 趋于
增大，说明产业结构对 ＮＡＮＩ 存在一定影响，合理调
整产业结构可一定程度上减少 ＮＡＮＩ．
２􀆰 ２　 ＮＡＮＩ输入来源及动态
１９９０—２０１０年，化肥输入和大气氮沉降是淮河
流域生态系统中最重要的两个输入来源，共占整个
流域氮输入总量的 ８０％以上，且两者在流域氮输入
的贡献上都表现出比例上升的趋势（图 ５）．由于粮
食产量增加，食品饲料氮输入量不断减小，多数子流
域已由净进口转变为净出口．
图 ３　 １９９０—２０１０年淮河流域县域尺度人类活动净氮输入量的空间分布
Ｆｉｇ．３　 Ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｎｅｔ ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔ ｔｏ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ ｏｎ ｃｏｕｎｔｙ ｓｃａｌｅ ｄｕｒｉｎｇ １９９０－２０１０．
５３８１６期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 张汪寿等： １９９０—２０１０年淮河流域人类活动净氮输入　 　 　 　 　 　
图 ４　 ２０１０年各县的居民地面积比例、耕地＋居民地面积比、人口密度、第一产业比对 ＮＡＮＩ分布的影响
Ｆｉｇ．４　 Ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ ｏｆ ｔｈｅ ｆｒａｃｔｉｏｎ ｏｆ ｒｅｓｉｄｅｎｔｉａｌ ｌａｎｄ， ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ ａｎｄ ｒｅｓｉｄｅｎｔｉａｌ ｌａｎｄ （ｄｉｓｔｕｒｂｅｄ）， ｐｏｐｕｌａｔｉｏｎ ｄｅｎｓｉｔｙ ａｎｄ ｔｈｅ ｒａｔｉｏ ｏｆ
ｐｒｉｍａｒｙ ｉｎｄｕｓｔｒｙ ｏｎ ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ＮＡＮＩ （２０１０）．
图 ５　 １９９０—２０１０年淮河流域人类活动净氮输入的来源
Ｆｉｇ．５　 Ｓｏｕｒｃｅｓ ｏｆ ｎｅｔ ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔ ｄｕｒｉｎｇ １９９０－
２０１０．
　 　 从全流域来看，氮肥输入的比重由 １９９０ 年的
６４％上升至 ２０１０ 年的 ７７％，大气沉降也由 １９９０ 年
的 １６％上升至 ２０１０ 年的 １９％，而生物固氮量贡献
比例保持稳定，基本维持在 ８％左右，食品饲料净氮
量的比例减小，整体上已由 ７％的氮输入量转变为
３％的氮输出量．
各子流域 ＮＡＮＩ 的输入来源表现出一定差异．
１９９０—２０１０年，淮河流域上游农业产量大幅度提
高，其食品饲料进口量大幅度削减．２０１０ 年，食品饲
料的输入比例锐减；淮河流域中游为农业主产区，由
于粮食增产的压力，化肥输入的贡献明显增大；淮河
流域下游和沂沭泗河子流域第二和第三产业发达，
城市发展速度较快，大气氮沉降输入的贡献增幅
明显．
３　 讨　 　 论
３􀆰 １　 与其他区域的比较
张汪寿等［１９］汇总了当前 ＮＡＮＩ 的相关研究，得
出主要流域化肥带入的氮占 ７９． ０％，作物固氮占
１７􀆰 ６％，食品 ／饲料净氮量为－１４．５％（食品 ／饲料进口
量－食品饲料出口量），而大气沉降占 １５．７％左右．全
球面积平均的氮输入量［３９］为 １５７０􀆰 ４７ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·
ａ－１，其中，氮肥占 ６７１．１４ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１，氮沉降为
６８７． ９２ ｋｇ Ｎ · ｋｍ－２ · ａ－１，作物固氮为 ２１１􀆰 ４１
ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１ ．国外目前报道的氮输入量最高的
地区为英国的流域，２０ 世纪 ９０ 年代的 ＮＡＮＩ 达到
６３８１ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
１１５９０ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１［４０］；国内最高的城市为上海
市，２００９年达到 ２４８９６ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１［４１］ ．
淮河流域是现有研究报道中 ＮＡＮＩ 最高的地
区，２０１０年人类活动净氮输入量达到全球平均水平
的 １６．８倍，是英国流域的 ２．３倍，是上海市的 １．１倍．
淮河流域大量的氮被源源不断地输入到流域生态系
统，如何在保持当前社会经济的增长速度下最大程
度地削减氮的输入，已成为控制水污染和降低流域
生态风险重要的科学问题．
３􀆰 ２　 对河流的潜在影响
人类活动产生的活性氮输入到地表生态系统
后，氮进入生物圈参与循环．有研究指出［４２］，被输入
的氮约有 ５１％通过反硝化作用重新进入大气；储存
在土壤的部分占 ９％；输入到河流中占 １ ／ ４；剩余的
通过生物量增加、食品跨境转移，或通过木材砍伐等
输出．其中，输入到河流的部分对水体构成直接污
染，如造成水体富营养化和水生态失衡等；而被土壤
储存的部分在降水等驱动下会造成潜在污染，形成
非点源污染风险源．
大量研究表明，人类活动净氮输入量与河流氮
的输出量存在极显著的线性关系，即输入量越大，河
流的氮输出量也越大［１９］ ．但两者的具体响应关系受
自然气候和人类活动的影响［１９］ ．自然气候通过调节
氮的输出方式，使得人类活动氮输入和河流氮输出
的响应关系发生变化，如降雨量和河道径流量较大
时，径流在湿地、湖泊和河道中的停留时间变短，使
得更少的氮通过反硝化作用进入大气，而更多的氮
输出为河流氮．人类活动对河流氮输出的影响主要
体现在两方面：首先，人类活动强度增加会使更多的
氮输入到流域生态系统中，增加了污染河流的风险；
其次，快速城市化、森林砍伐、污水排放等促使陆地
生态系统中的氮更容易进入水生生态系统，对水体
产生更深远的影响．
对于不同的流域，由于其自然气候条件及人类
活动强度相差较大，人类活动净氮输入对河流的负
面生态效应仍不明确［４３］ ．因此未来有必要开展人类
活动净氮输入输出的响应研究，以期为氮污染治理
提供决策支持．
３􀆰 ３　 氮污染管理对策
人类活动净氮输入量与人类活动的关联性非常
大，人口密度大的地区往往氮输入量非常高，人口密
度小的地区氮输入量相对较低（图 ４）．如此大量的
氮输入到流域生态系统中，会产生较大的生态风险．
在降雨量大、坡度大、易侵蚀、易发生洪灾的地区，其
风险会加剧．淮河流域常常发生全流域性洪涝灾害，
大量的营养元素被冲刷进入河道而产生较为严重的
污染．因此，有必要对流域氮的输入量进行削减，尤
其是化肥和化石燃料产生的大气氮沉降的输入．我
国目前在农业生产上普遍通过增施氮肥来实现高
产，使得化肥利用率远低于欧美等发达国家．有研究
指出，如果将当前的氮肥施用量减少 ３０％ ～６０％，不
仅能维持粮食当前产量，而且可大幅度减少人类活
动的氮输入量［４４］ ．此外，我国在工业生产中过度依
赖化石燃料，在多数地区仍然以传统火力发电为主，
使得化石燃料所产生的大气氮沉降普遍高于亚洲周
边国家．今后应积极寻求替代能源或清洁能源，最大
程度地削减氮的输入量．
在氮进入水体的途径上应该注意降雨冲刷以及
人类的调节作用．淮河流域人类活动净氮输入量非
常高．这并不意味其带来的污染风险越大．人类活动
产生的氮进入生态系统后，需要在其他驱动力的作
用下才能进入水体．如化肥的输入需要在降水冲刷
的作用才能大量进入水体产生污染；食品 ／饲料的输
入通过居民排水管道进入河道才会污染水体．因此，
针对高强度的生态系统氮输入，如何切断其顺利进
入水体便是关键．针对以农业生产为主的农业区县，
应该注重水体保持措施的修建，做好防洪、防旱、节
水等工作．此外，还需改进耕种技术、施肥方式，优化
施肥时期，进而减少农田氮的流失；针对以城市发展
为主的区县，应该大力修建城镇污水处理设施，促进
氮在进入河道前的去除，避免污水直排；还应该大力
修建人工湿地等设施，提升生态系统抗污染冲击的
能力．
４　 结　 　 论
本文估算了 １９９０—２０１０ 年淮河流域人类活动
净氮输入量，分析了氮输入的主要来源及其动态，结
果表明：研究期间，淮河流域氮输入量呈现出先增加
后平缓的趋势，增长点集中在 １９９０—２００１年间，增幅
约 １５０％．进入 ２００１ 年后，人类活动净氮输入量波动
不大．其中，１９９０ 年氮输入量为 １７２３２ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·
ａ－１，２００３ 年最高，达 ２８７７１ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１，２０１０
年回落为 ２６４１５ ｋｇ Ｎ·ｋｍ－２·ａ－１ ．化肥输入、大气氮
沉降、生物固氮、食品 ／饲料净进口输入依次是淮河
流域生态系统中氮输入主要来源，其中，化肥输入和
大气氮沉降输入共占整个流域氮输入总量的 ８０％
以上；１９９０年以来，两者在流域氮输入的贡献上都
表现出比例上升的趋势．农业增产和快速城市化带
７３８１６期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 张汪寿等： １９９０—２０１０年淮河流域人类活动净氮输入　 　 　 　 　 　
来的负面生态效应需要引以关注．２００１年以后，淮河
流域人类活动净氮输入进入了相对平缓期．但其输
入量仍然在目前所有公开报道中达到极高值，是全
球平均水平的 １６．８倍，人类活动造成的净氮输入还
有非常大的削减空间．在未来应该将单纯以增施化
肥来实现粮食增产、化石燃料大量燃烧来推动经济
发展的观念，切实转变到改善农业耕种技术、实现新
能源的发展轨道上来，进而推动社会⁃经济⁃环境的
协调发展．
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ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔｓ， ｈｙｄｒｏｃｌｉｍａｔｅ， ａｎｄ ｌａｎｄ⁃
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ｓｏｉｌ ｒｅｌｅａｓｅ， ａｎｄ ｃｌｉｍａｔｅ ｃｈａｎｇｅ ｏｎ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ａｎｔｈｒｏｐｏ⁃
ｇｅｎｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔｓ ａｎｄ ｒｉｖｅｒｉｎｅ ｅｘｐｏｒｔ ｄｙｎａｍｉｃｓ． Ｅｎｖｉ⁃
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［３４］　 Ｚｈａｎｇ Ｓ⁃Ｓ （张思苏）， Ｗａｎｇ Ｚ⁃Ｘ （王在序）， Ｇａｉ Ｓ⁃Ｒ
（盖树人）， ｅｔ ａｌ． Ｓｔｕｄｉｅｄ ｏｎ ｔｈｅ ａｂｓｏｒｐｔｉｏｎ ｏｆ ｐｅａｎｕｔ ｆｏｒ
Ｎ ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ ａｎｄ ｔｈｅ Ｎ ｓｕｐｐｌｙｉｎｇ ｆｒｏｍ ｓｏｉｌ ａｎｄ ｎｏｄｕｌｅ
ｂａｃｔｅｒｉａ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｌａｉｙａｎｇ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｃｏｌｌｅｇｅ （莱阳
农学院学报）， １９８９， ６（１）： ２１－２７ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３５］　 Ｄｕ Ｗ （杜　 伟）， Ｔｉ Ｃ⁃Ｐ （遆超普）， Ｊｉａｎｇ Ｘ⁃Ｓ （姜小
三）， ｅｔ ａｌ． Ｂａｌａｎｃｅ ａｎｄ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｐｏｔｅｎｔｉａｌ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎ
ａ ｔｙｐｉｃａｌ ｒｉｃｅ ｂａｓｅｄ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｏｆ Ｙａｎｇｔｚｅ
Ｒｉｖｅｒ Ｄｅｌｔａ ｒｅｇｉｏｎ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｒｕｒａｌ Ｅｎｖｉ⁃
ｒｏｎｍｅｎｔ （生态与农村环境学报）， ２０１０， ２６（１）： ９－
１４ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３６］　 Ｂａｏ Ｘ， Ｗａｔａｎａｂｅ Ｍ， Ｗａｎｇ Ｑ， ｅｔ ａｌ． Ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｂｕｄｇｅｔｓ
ｏｆ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｆｉｅｌｄｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｃｈａｎｇｊｉａｎｇ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ ｆｒｏｍ
１９８０ ｔｏ １９９０． Ｓｃｉｅｎｃｅ ｏｆ ｔｈｅ Ｔｏｔａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， ２００６，
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［３７］　 Ｈｙｄｒｏｌｏｇｙ Ｂｕｒｅａｕ ｏｆ Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ （水利部水文
局）， Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ Ｃｏｍｍｉｓｓｉｏｎ （水利部淮河水利委员
会）． Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ Ｆｌｏｏｄ Ｓｔｏｒｍ ｉｎ ２００３． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｃｈｉｎａ
Ｗａｔｅｒ Ｐｏｗｅｒ Ｐｒｅｓｓ， ２００６ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３８］　 Ｚｈｏｕ Ｌ （周　 亮）， Ｘｕ Ｊ⁃Ｇ （徐建刚）， Ｓｕｎ Ｄ⁃Ｑ （孙东
琪）， ｅｔ ａｌ． Ｓｐａｔｉａｌ ｈｅｔｅｒｏｇｅｎｅｉｔｙ ａｎｄ ｃｌａｓｓｉｆｉｅｄ ｃｏｎｔｒｏｌ ｏｆ
ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｎｏｎ⁃ｐｏｉｎｔ ｓｏｕｒｃｅ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｉｎ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ
Ｂａｓｉｎ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ （环境科学）， ２０１３， ３４
（２）： ５４７－５５４ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３９］　 Ｇａｌｌｏｗａｙ ＪＮ， Ｄｅｎｔｅｎｅｒ ＦＪ， Ｃａｐｏｎｅ ＤＧ， ｅｔ ａｌ． Ｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｃｙｃｌｅｓ： Ｐａｓｔ， ｐｒｅｓｅｎｔ， ａｎｄ ｆｕｔｕｒｅ． Ｂｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，
２００４， ７０： １５３－２２６
［４０］　 Ｈｏｗａｒｔｈ Ｒ， Ｓｗａｎｅｙ Ｄ， Ｂｉｌｌｅｎ Ｇ， ｅｔ ａｌ． Ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｆｌｕｘｅｓ
ｆｒｏｍ ｔｈｅ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ａｒｅ ｃｏｎｔｒｏｌｌｅｄ ｂｙ ｎｅｔ ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔｓ ａｎｄ ｂｙ ｃｌｉｍａｔｅ． Ｆｒｏｎｔｉｅｒｓ ｉｎ Ｅｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ
ｔｈｅ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， ２０１１， １０： ３７－４３
［４１］　 Ｈａｎ Ｙ， Ｆａｎ Ｙ， Ｙａｎｇ Ｐ， ｅｔ ａｌ． Ｎｅｔ ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ｎｉｔｒｏ⁃
ｇｅｎ ｉｎｐｕｔｓ （ＮＡＮＩ） ｉｎｄｅｘ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｉｎ Ｍａｉｎｌａｎｄ Ｃｈｉ⁃
ｎａ． Ｇｅｏｄｅｒｍａ， ２０１４， ２１３： ８７－９４
［４２］　 Ｖａｎ Ｂｒｅｅｍｅｎ Ｎ， Ｂｏｙｅｒ ＥＷ， Ｇｏｏｄａｌｅ ＣＬ， ｅｔ ａｌ． Ｗｈｅｒｅ
ｄｉｄ ａｌｌ ｔｈｅ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｇｏ？ Ｆａｔｅ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔｓ ｔｏ ｌａｒｇｅ
ｗａｔｅｒｓｈｅｄｓ ｉｎ ｔｈｅ ｎｏｒｔｈｅａｓｔｅｒｎ Ｕ．Ｓ．Ａ． Ｂｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，
２００２， ５７－５８： ２６７－２９３
［４３］　 Ｓｗａｎｅｙ ＤＰ， Ｈｏｎｇ Ｂ， Ｔｉ Ｃ， ｅｔ ａｌ． Ｎｅｔ ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ｎｉ⁃
ｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔｓ ｔｏ ｗａｔｅｒｓｈｅｄｓ ａｎｄ ｒｉｖｅｒｉｎｅ Ｎ ｅｘｐｏｒｔ ｔｏ
ｃｏａｓｔａｌ ｗａｔｅｒｓ： Ａ ｂｒｉｅｆ ｏｖｅｒｖｉｅｗ． Ｃｕｒｒｅｎｔ Ｏｐｉｎｉｏｎ ｉｎ Ｅｎ⁃
ｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｕｓｔａｉｎａｂｉｌｉｔｙ， ２０１２， ４： ２０３－２１１
［４４］ 　 Ｊｕ ＸＴ， Ｘｉｎｇ ＧＸ， Ｃｈｅｎ ＸＰ， ｅｔ ａｌ． Ｒｅｄｕｃｉｎｇ ｅｎｖｉｒｏｎ⁃
ｍｅｎｔａｌ ｒｉｓｋ ｂｙ ｉｍｐｒｏｖｉｎｇ Ｎ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ ｉｎ ｉｎｔｅｎｓｉｖｅ
Ｃｈｉｎｅｓｅ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｓｙｓｔｅｍｓ． Ｐｒｏｃｅｅｄｉｎｇｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｎａｔｉｏｎａｌ
Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｕｎｉｔｅｄ Ｓｔａｔｅｓ ｏｆ Ａｍｅｒｉｃａ，
２００９， １０６： ３０４１－３０４６
作者简介　 张汪寿，男，１９８７ 年生，博士研究生．主要从事地
表水污染的流域生态诊断研究． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｚｈａｎｇｗａｎｇｓｈｏｕ＠
１２６．ｃｏｍ
责任编辑　 杨　 弘
９３８１６期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 张汪寿等： １９９０—２０１０年淮河流域人类活动净氮输入