全 文 ：第 ３６ 卷第 １２ 期
２０１６年 ６月
生 态 学 报
ＡＣＴＡ ＥＣＯＬＯＧＩＣＡ ＳＩＮＩＣＡ
Ｖｏｌ．３６，Ｎｏ．１２
Ｊｕｎ．，２０１６
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
基金项目：国家自然科学基金项目（３１３７０４６３， ３１０７０３９８）；国家重点基础研究发展规划项目（２０１０ＣＢ８３３５０３）；中国农业科学院科技创新工程
项目
收稿日期：２０１４⁃０９⁃２１； 修订日期：２０１６⁃０１⁃２５
∗通讯作者 Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ａｕｔｈｏｒ．Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｚｙｄ＠ ｃａｆ．ａｃ．ｃｎ
ＤＯＩ： １０．５８４６ ／ ｓｔｘｂ２０１４０９２１１８６８
顾峰雪，黄玫，张远东，闫慧敏， 李洁，郭瑞，钟秀丽．１９６１—２０１０年中国区域氮沉降时空格局模拟研究．生态学报，２０１６，３６（１２）：３５９１⁃３６００．
Ｇｕ Ｆ Ｘ， Ｈｕａｎｇ Ｍ， Ｚｈａｎｇ Ｙ Ｄ， Ｙａｎ Ｈ Ｍ， Ｌｉ Ｊ， Ｇｕｏ Ｒ， Ｚｈｏｎｇ Ｘ Ｌ．Ｍｏｄｅｌｉｎｇ ｔｈｅ ｔｅｍｐｏｒａｌ⁃ｓｐａｔｉａｌ ｐａｔｔｅｒｎｓ ｏｆ ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｉｎ Ｃｈｉｎａ
ｄｕｒｉｎｇ １９６１—２０１０．Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ，２０１６，３６（１２）：３５９１⁃３６００．
１９６１—２０１０年中国区域氮沉降时空格局模拟研究
顾峰雪１，黄 玫２，张远东３，∗，闫慧敏２， 李 洁１，郭 瑞１，钟秀丽１
１ 中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所，农业部旱作节水农业重点实验室，北京 １０００８１
２ 中国科学院地理科学与资源研究所生态系统观测与模拟重点实验室，北京 １００１０１
３ 中国林业科学研究院森林生态环境与保护研究所，国家林业局森林生态环境重点实验室，北京 １０００９１
摘要：由于人类活动的干扰，近年来，通过沉降和施肥形式进入陆地生态系统的氮素持续增加，众多研究表明，中国已经成为继
欧洲和北美之后的第三大氮沉降区。 氮与陆地生态系统生物地球化学循环的一系列过程都相互联系，碳循环及其格局也受到
氮的影响，因此大气氮沉降的变化受到广泛关注，探明区域大气氮沉降的时空格局对评估氮沉降对陆地生态系统碳循环的影响
具有重要意义。 构建了一个基于降水、能源消费和施肥数据的氮沉降时空格局模拟方法，通过与观测数据的比较说明该模拟方
法能够较好地模拟氮沉降的时空变化，在此基础上，利用该方法模拟了 １９６１—２０１０年中国区域氮沉降的时空格局。 结果表明：
（１）１９６１—２０１０年中国区域年平均氮沉降速率为 ０．８１ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，由 ２０世纪 ６０年代的 ０．３１ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１增加到 ２１世纪初的１．７１
ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，年增长率为 ０．０４ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１。 总氮沉降量由 ２０世纪 ６０年代的 ２．８５ ＴｇＮ ／ ａ增加至 １５．６８ ＴｇＮ ／ ａ。 （２）ＮＨｘ ⁃Ｎ的沉降
速率大约是 ＮＯｙ ⁃Ｎ的 ４倍，是主要的氮沉降形式。 １９６１—２０１０年我国湿沉降平均速率为 ０．６３ ｇ Ｎ ｍ
－２ ａ－１，是干沉降速率（０．１７
ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）的 ３．６３倍，是氮素进入陆地生态系统的重要途径。 （３）在空间上，我国的大气氮沉降速率呈现出由东南向西北梯度
递减的格局，华北、华中和东北的农田是氮沉降速率最大的区域，同时也是氮沉降速率增长最快的区域。
关键词：氮沉降；降水；能源消费；施肥；模型模拟
Ｍｏｄｅｌｉｎｇ ｔｈｅ ｔｅｍｐｏｒａｌ⁃ｓｐａｔｉａｌ ｐａｔｔｅｒｎｓ ｏｆ ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｉｎ
Ｃｈｉｎａ ｄｕｒｉｎｇ １９６１—２０１０
ＧＵ Ｆｅｎｇｘｕｅ１， ＨＵＡＮＧ Ｍｅｉ２， ＺＨＡＮＧ Ｙｕａｎｄｏｎｇ３，∗， ＹＡＮ Ｈｕｉｍｉｎ２， ＬＩ Ｊｉｅ１， ＧＵＯ Ｒｕｉ１， ＺＨＯＮＧ Ｘｉｕｌｉ１
１ Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｄｒｙｌａｎｄ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ， Ｍｉｎｉｓｔｒｙ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ， Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ａｎｄ Ｓｕｓｔａｉｎａｂｌｅ Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｉｎ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ， Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ
Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｂｅｉｊｉｎｇ １０００８１， Ｃｈｉｎａ
２ Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ Ｎｅｔｗｏｒｋ Ｏｂｓｅｒｖａｔｉｏｎ ａｎｄ Ｍｏｄｅｌｉｎｇ， Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｇｅｏｇｒａｐｈｉｃ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ ａｎｄ Ｎａｔｕｒａｌ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ Ｒｅｓｅａｒｃｈ， ＣＡＳ， Ｂｅｉｊｉｎｇ
１００１０１， Ｃｈｉｎａ
３ Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｆｏｒｅｓｔ Ｅｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， Ｓｔａｔｅ Ｆｏｒｅｓｔｒｙ Ａｄｍｉｎｉｓｔｒａｔｉｏｎ， Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｆｏｒｅｓｔ Ｅｃｏｌｏｇｙ， Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ａｎｄ Ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ， Ｃｈｉｎｅｓｅ
Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｆｏｒｅｓｔｒｙ， Ｂｅｉｊｉｎｇ １０００９１， Ｃｈｉｎａ
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ ｈａｖｅ ａｌｔｅｒｅｄ ｔｈｅ ｇｌｏｂａｌ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｙｃｌｅ， ｗｈｉｃｈ ｈａｓ ｌｅｄ ｔｏ ｉｎｃｒｅａｓｅｓ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔ ｉｎｔｏ
ｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ ｔｈｒｏｕｇｈ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ． Ｃｈｉｎａ ｈａｓ ｂｅｃｏｍｅ ｔｈｅ ｔｈｉｒｄ ｌａｒｇｅｓｔ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒｅｇｉｏｎ． Ｅｘｃｅｓｓ Ｎ ｉｎｐｕｔ ｃａｎ ｈａｖｅ ｎｅｇａｔｉｖｅ
ｉｍｐａｃｔｓ ｏｎ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｈｅａｌｔｈ ｖｉａ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ｓｕｃｈ ａｓ ｓｏｉｌ ａｃｉｄｉｆｉｃａｔｉｏｎ， ｌｏｓｓｅｓ ｏｆ ｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙ， ａｎｄ ｃｈａｎｇｅｓ ｉｎ ｔｈｅ ｃａｒｂｏｎ ｃｙｃｌｅ．
Ｍｅａｎｗｈｉｌｅ， ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔ ｉｓ ａｎ ｉｍｐｏｒｔａｎｔ ｆａｃｔｏｒ ｌｉｎｋｅｄ ｔｏ ｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌ ｃａｒｂｏｎ ｓｉｎｋｓ． Ｓｐｅｃｉｆｉｃａｌｌｙ， ｓｕｃｈ ｉｎｐｕｔ ｉｓ ｃｏｎｎｅｃｔｅｄ
ｗｉｔｈ ａ ｎｕｍｂｅｒ ｏｆ ｂｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｃａｌ ｃｙｃｌｅｓ ｔｈａｔ ｃａｎ ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ ｔｈｅ ｃａｒｂｏｎ ｃｙｃｌｅ ａｎｄ ｉｔｓ ｓｐａｔｉａｌ ｐａｔｔｅｒｎ． Ｂｅｃａｕｓｅ ｏｆ ｔｈｅｓｅ ｗｉｄｅ⁃
ｒａｎｇｉｎｇ ｅｆｆｅｃｔｓ， ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒａｔｅｓ ｈａｖｅ ａｔｔｒａｃｔｅｄ ｍｕｃｈ ｃｏｎｃｅｒｎ， ａｎｄ ｓｅｖｅｒａｌ ｓｔｕｄｉｅｓ ｈａｖｅ ａｔｔｅｍｐｔｅｄ ｔｏ ｒｅｖｅａｌ
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
ｔｈｅ ｓｐａｔｉａｌ ａｎｄ ｔｅｍｐｏｒａｌ ｐａｔｔｅｒｎｓ ｏｆ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｐｕｒｐｏｓｅ ｏｆ ｅｖａｌｕａｔｉｎｇ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｎ ｔｈｅ ｃａｒｂｏｎ ｃｙｃｌｅ ｏｆ
ｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ． Ｗｅ ｈａｖｅ ｅｓｔａｂｌｉｓｈｅｄ ａ ｎｅｗ ｍａｔｈｅｍａｔｉｃａｌ ｍｏｄｅｌ ｔｈａｔ ｃａｎ ｂｅ ｕｓｅｄ ｔｏ ｅｓｔｉｍａｔｅ ｒｅｇｉｏｎａｌ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ
ｏｖｅｒ ｌｏｎｇ ｔｉｍｅ ｐｅｒｉｏｄｓ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｄａｔａ ｒｅｌａｔｅｄ ｔｏ ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｉｏｎ， ｅｎｅｒｇｙ ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ， ａｎｄ ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ ｕｓｅ． Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｓ ｂｅｔｗｅｅｎ
ｓｉｍｕｌａｔｉｏｎｓ ａｎｄ ｏｂｓｅｒｖａｔｉｏｎｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｍｏｄｅｌ ｃａｎ ｓｉｍｕｌａｔｅ ｔｈｅ ｓｐａｔｉａｌ ａｎｄ ｔｅｍｐｏｒａｌ ｖａｒｉａｔｉｏｎｓ ｏｆ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ
ｒｅａｓｏｎａｂｌｙ ｗｅｌｌ． Ｔｈｅｎ， ｗｅ ｅｓｔｉｍａｔｅｄ ｔｈｅ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｉｎ Ｃｈｉｎａ ｄｕｒｉｎｇ １９６１—２０１０ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｔｈｉｓ ｍｏｄｅｌ． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｗｅｒｅ ａｓ
ｆｏｌｌｏｗｓ． （１） Ｄｕｒｉｎｇ １９６１—２０１０， ｔｈｅ ａｖｅｒａｇｅ ｔｏｔａｌ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｉｎ Ｃｈｉｎａ ｗａｓ ０．８１ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１， ａｎｄ ｔｈｅ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ
ｖａｌｕｅｓ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｆｒｏｍ ０．３１ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１ ｉｎ ｔｈｅ １９６１—１９７０ ｔｏ １．７１ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１ ｉｎ ｔｈｅ ２００１—２０１０； ｔｈｅ ｔｏｔａｌ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ
ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｆｒｏｍ ２．８５ Ｔｇ Ｎ ／ ａ ｔｏ １５．６８ Ｔｇ Ｎ ／ ａ． （２） Ｔｈｅ ＮＨｘ⁃Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｗａｓ ａｂｏｕｔ ４ ｔｉｍｅｓ ｔｈａｔ ｏｆ ＮＯｙ⁃Ｎ， ａｎｄ ＮＨｘ⁃Ｎ
ｗａｓ ｔｈｅ ｍａｉｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｔｙｐｅ． Ｔｈｅ ｗｅｔ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｗａｓ ３．６３ ｔｉｍｅｓ ｔｈａｔ ｏｆ ｔｈｅ ｄｒｙ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｄｕｒｉｎｇ １９６１—２０１０； ｔｈｕｓ，
ｗｅｔ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒｅｐｒｅｓｅｎｔｓ ａ ｍａｉｎ ｐａｔｈｗａｙ ｆｏｒ Ｎ ｉｎｐｕｔ ｉｎｔｏ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ ｉｎ ｔｈｅ ｒｅｇｉｏｎ． （３） Ｉｎ ｔｅｒｍｓ ｏｆ ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ
ｐａｔｔｅｒｎｓ， ｔｈｅ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ｆｒｏｍ ｓｏｕｔｈｅａｓｔｅｒｎ ｔｏ ｎｏｒｔｈｗｅｓｔｅｒｎ Ｃｈｉｎａ． Ｔｈｅ ｎｏｒｔｈ， ｃｅｎｔｒａｌ， ａｎｄ ｃｒｏｐｌａｎｄ ａｒｅａｓ ｏｆ ｔｈｅ
ｎｏｒｔｈｅａｓｔ ｈａｄ ｔｈｅ ｌａｒｇｅｓｔ ｏｖｅｒａｌｌ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒａｔｅｓ ａｎｄ ｔｈｅ ｌａｒｇｅｓｔ ｉｎｃｒｅａｓｅｓ ｉｎ ｔｈｅ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒａｔｅｓ ｏｖｅｒ ｔｉｍｅ．
Ｋｅｙ Ｗｏｒｄｓ： Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ； ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｉｏｎ； ｅｎｅｒｇｙ ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ； ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ ｕｓｅ； ｍｏｄｅｌ ｓｉｍｕｌａｔｉｏｎ
工业革命以来，由于人类活动的干扰导致活性氮产量显著增加，并不断向陆地和水生生态系统沉降，进而
改变生态系统生产力，引起水体酸化、富营养化，生态系统多样性丧失等一系列严重的生态问题，氮沉降的增
加已经引起了科学家和公众的广泛关注［１⁃４］。 全球人为活动导致的活性氮产生量由 １８６０ 年的 １５ＴｇＮ ／ ａ 提高
到 ２０００年的 １６５ＴｇＮ ／ ａ［２］，２００５年这一数值已经持续上升至 １８７ＴｇＮ ／ ａ［５］，２００８年人类活动固定的活性氮达到
１９２ ＴｇＮ ／ ａ［６］。 中国已成为继北美、欧洲之后的全球三大氮沉降集中区之一［７⁃９］，据估计，随着社会经济和工农
业的进一步发展，我国氮沉降量可能还会继续升高。 因此，分析我国氮沉降的时空格局变化，为评估氮沉降对
陆地生态系统碳循环的影响提供重要的基础数据支持。
对于氮沉降及其影响的定位研究开始于 ２０世纪 ８０年代末，目前美国和欧洲对氮沉降的观测已经形成研
究网络［１０］。 中国区域目前对氮沉降的观测还较为零散，而基于站点的已有观测又表明我国的氮沉降速率在
空间上具有很大的异质性［１１⁃１９］。 另外已有一些研究应用不同的方法对我国大气氮沉降的整体状况进行了估
算。 如 Ｌｕ等［４］基于大气化学传输模型与实测数据之间的相关关系，建立了一个实测值与模拟值之间的回归
方程，由此推导出了一套氮沉降时空格局数据，１９９６—２００５年 ＮＯｙ⁃Ｎ沉降速率为 ０．３４ｇ Ｎ ｍ
－２ ａ－１，ＮＨｘ⁃Ｎ沉降
速率为 １．５４ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１。 Ｌｉｕ等２０］的研究表明，２０世纪 ８０年代我国的大气氮沉降量为 １．３２ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，２１ 世
纪初大气氮沉降量为 ２．１１ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１。 Ｊｉａ等［２１］基于 ２８０个观测站点的氮沉降数据，应用 Ｋｒｉｇｉｎｇ插值的方法，
计算得到我国的氮素湿沉降在 ２０世纪 ９０年代和 ２１世纪初分别为 １．１１ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１和 １．３９ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，同时分
析发现大气氮沉降的分布与降水、能源消费和农田施肥具有很好的相关关系。 观测数据的积累为探明中国大
气氮沉降的总体状况提供了数据基础，但是缺乏大范围长期动态连续的资料，并且目前大气氮沉降的观测点
多分布在东部地区，且分布点很不均匀。 Ｌｕ等［４］的方法尽管也描绘了过去中国氮沉降的时空动态，但该方法
无法对未来进行预测。 未来我国需要建立全国性的监测网络，从而对不同区域和不同类型生态系统大气氮沉
降状况进行动态监测［２２］。 在此基础上，模型模拟方法可以提供长期的较大空间范围的氮沉降时空数据，并且
可以对未来不同发展情境下的氮沉降状况进行预测。 基于此，本研究构建了一个具有较高分辨率，能够模拟
长时间尺度上并且实现预测的氮沉降计算方法，利用该方法基于我国的能源消费数据，施肥数据，降水数据生
成一套中国地区 １９６１—２０１０年中国大气氮沉降空间网格数据，应用文献中收集的站点大气氮沉降数据进行
验证，并分析我国近 ５０年氮沉降的空间分布及其变化趋势。
１ 研究方法
１．１ 氮沉降模拟方法
大气氮沉降是指大气中的氮元素主要以 ＮＨｘ 和 ＮＯｙ 的形式，降落到陆地和水体的过程。 根据氮元素降
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落方式的不同可以分为大气湿沉降和大气干沉降。 大气湿沉降主要是通过降雨和其他隐性降水输入的 ＮＨ＋４
和 ＮＯ－ ３，以及少量的可溶性有机氮。 Ｌｉｎ等［２３］建立了一个与降水简单的线性关系来计算湿沉降，参数根据植
被类型进行划分。 大气干沉降是指通过降尘和湍流方式输入的活性氮和含氮的气溶胶 ／颗粒物，包括 ＮＯ２、
ＮＨ３和 ＨＮＯ３，颗粒状 ＮＨ
＋
４ 和 ＮＯ
－ ３，以及一些有机化合物（例如 ＰＡＮ、有机酸、含氮气溶胶和简单氨基酸）。 在
Ｌｉｎ等［２３］的方法中，由于缺乏资料，干沉降全球用一个统一的值来计算［２３］。 尽管该方法简单，参数易于获取，
但是无法模拟由于人类活动造成的近 ５０年氮沉降的快速增加，同时也无法模拟干沉降的空间变异。 无机氮
沉降主要包含 ＮＨｘ 和 ＮＯｙ 两类，还原性氮化物 ＮＨｘ 主要来源于农田施肥和集约畜牧业，而氧化型氮化物 ＮＯｙ
主要来源于工业和化石燃料的燃烧［９，２４］。 Ｊｉａ等［２１］的研究也发现氮沉降与氮肥施用、能源消费和降水具有很
好的相关关系，三者的共同作用可以解释我国氮素湿沉降空间变异的 ７９％。 因此本研究在 Ｌｉｎ 等［２３］方法的
基础上，构建了一个基于施肥、能源消费和降水量的大气氮沉降计算方法，本方法中总氮沉降（Ｎｄｅｐｏ）是 ＮＨｘ⁃Ｎ
（Ａｍｍｄｅｐｏ）和 ＮＯｙ⁃Ｎ（Ｎｉｔｄｅｐｏ）之和，而后两者分别又是湿沉降和干沉降之和。
Ｎｄｅｐｏ ＝Ａｍｍｄｅｐｏ＋Ｎｉｔｄｅｐｏ （１）
Ａｍｍｄｅｐｏ ＝ＰＲＥ×Ｐ １×ｆｅｒｔ＋Ｐ ２×ｆｅｒｔ （２）
Ｎｉｔｄｅｐｏ ＝ＰＲＥ×Ｐ ３×ｅｎｅｒ＋Ｐ ４×ｅｎｅｒ （３）
式中，Ｎｄｅｐｏ为大气氮沉降速率（ｇ Ｎ ｍ
－２ ａ－１），Ａｍｍｄｅｐｏ（ｇ Ｎ ｍ
－２ ａ－１）为以 ＮＨｘ 形式沉降的氮，Ｎｉｔｄｅｐｏ（ｇ Ｎ ｍ
－２ ａ－１）
为以 ＮＯｙ 形式沉降的氮，ＰＲＥ为降水量（ｍｍ），ｆｅｒｔ为施氮量（ｇ Ｎ ｍ
－２ ａ－１），ｅｎｅｒ 为能源消费量（ｇ 标准煤 ｍ－２
ａ－１），Ｐ１、Ｐ２、Ｐ３和 Ｐ４为参数。 通过文献收集了中国区域内 ２８个站点不同年份观测的氮沉降数据，利用这些观
测数据，对 Ｐ１－Ｐ４参数进行了拟合。 该方法不仅具有较好地理论基础，输入数据和参数易于获取，同时可以根
据能源利用效率和氮肥利用率的变化来调整参数，从而实现对未来情景的预测。
１．２ 数据来源
本研究中计算氮沉降的主要输入数据包括降水数据、施肥数据和能源消费数据。 降水数据来自于国家气
象信息中心，包括 １９６１—２０１０年全国 ７５６个气象台站的每旬降水量。 使用 ＡＮＵＳＰＬＩＮ４．１ 插值软件的样条函
数插值法［２５］对气象数据进行内插到 ０．１°×０．１°的空间网格上，得到全国 １９６１—２０１０年的 ０．１°气象栅格数据。
施肥数据来源于中国和各省的统计年鉴（ＮＢＳ， ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｓｔａｔｓ．ｇｏｖ．ｃｎ ／ ），包括 １９７８—２００８ 年全国和各
省的施肥量、施氮量，以及全国 ２０００多个县 １９９２、１９９５、１９９９ 年的施肥数据，根据模型输入数据的要求，对施
肥数据做以下处理：（１）按照不同时期各县所在省施肥总量的比例以及所在省 １９７８—２００８ 年的变化趋势，计
算得到全国各县级单元施氮总量 １９７８—２００８年的变化趋势。 （２）基于 １９７８—２００８年各县级单元施氮总量的
线性变化趋势，计算得到各县级单元 １９６１—１９７７年和 ２００９、２０１０年的施氮总量数据。 （３）将县级单元施氮数
据属性表与中国县市界先挂接，形成属性空间化。 （４）利用通过行政区划求取的 ２０００ 年各县市面积的和，然
后基于县市名称与各县市耕地面积挂接，实现耕地面积总量的空间化。 （５）最后利用施肥量 ／各省市县耕地
面积和的栅格数据，实现施肥量单元栅格化（ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）。
能源消费数据来源于中国统计局 （ＮＢＳ， ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｓｔａｔｓ．ｇｏｖ．ｃｎ ／ ），查找自 １９７８—２００８ 年全国和各省的
能源总量（万吨标准煤 ／ ａ），全国和各省 １９６１—１９７７年以及 ２００９、２０１０年的能源消费数据根据 １９７８—２００８ 年
的线性变换趋势计算得到。 根据省界图，统计各省的面积，将各省的能源消费总量平均到单位面积上，在
ＡｒｃＧＩＳ中提取模型输入所需的 ０．１°格点的能源消费量（ｇ标准煤 ｍ－２ ａ－１）。
２ 模型验证
为了验证模型对区域氮沉降的模拟能力，本研究系统收集了已有文献［１３，２１，２６⁃３７］发表的氮沉降数据（包括
总氮沉降和湿沉降），对模拟氮沉降进行了验证，观测平均值为 ２．２８ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，对应时间对应站点的模拟平
均值为 ２．６１ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，平均相对误差为 １４％。 模拟值和实测值具有显著相关性（Ｒ２ ＝ ０．８５， Ｐ＜ ０．００１） （图
１），由此可以看出该模型方法可以很好地模拟我国氮沉降的时空变化。 未来随着氮沉降观测站点的增加和
３９５３ １２期 顾峰雪 等：１９６１—２０１０年中国区域氮沉降时空格局模拟研究
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
图 １ 模拟的氮沉降速率与观测值的比较
Ｆｉｇ． １ Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎ ｏｆ ｍｏｄｅｌｅｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｗｉｔｈ
ｏｂｓｅｒｖｅｄ ｖａｌｕｅｓ
数据的积累，可以利用更多的数据对模型的模拟加以校
准和验证。
另外将模拟的中国区域大气氮沉降的平均状况和
增长速率与其他基于观测和模型方法的研究结果进行
了比较（表 １），结果表明，在 １９８０—２０００ 年间，本研究
模拟的氮沉降均值和增长速率均在已有研究结果的范
围内，但相对于基于观测的估算结果［２０⁃２１］，本研究对总
氮沉降有所低估。
３ 结果与讨论
３．１ １９６１—２０１０年中国区域氮沉降的时间动态
１９６１—２０１０ 年，我国的氮沉降速率呈显著增加的
趋势（图 ２）。 过去 ５０ 年，中国陆地大气氮沉降速率增
加了近 ８ 倍，中国氮沉降速率变化范围在 ０．２９—２．３２ｇ
Ｎ ｍ－２ ａ－１之间，５０ 年平均为 ０．８１ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，年增长率
为 ０．０４ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１。 ＮＨｘ⁃Ｎ变化范围在 ０．２３—１．８４ｇ Ｎ ｍ
－２ ａ－１之间，５０年平均为 ０．６４ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，ＮＨｘ⁃Ｎ的沉
降速率增加了 ０．０３ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１；ＮＯｙ⁃Ｎ 变化范围在 ０．０７—０．４８ｇ Ｎ ｍ
－２ ａ－１，平均沉降速率为 ０．１７ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，
ＮＯｙ⁃Ｎ沉降速率每年增加 ０．００７ｇ Ｎ ｍ
－２ ａ－１（图 ２，表 ３）。 研究时段内 ＮＨｘ⁃Ｎ沉降速率及其增速都远大于 ＮＯｙ⁃
Ｎ沉降，１９６１—２０１０年，ＮＨｘ⁃Ｎ的沉降速率大约是 ＮＯｙ⁃Ｎ 的 ４ 倍，是主要的氮沉降形式（图 ２，表 ３）。 Ｚｈａｎｇ
等［３９］和 Ｈｏｌｌａｎｄ等［４０］的研究结果表明，美国的总氮沉降中 ＮＯｙ⁃Ｎ 所占的比例较大，而西欧则是以 ＮＨｘ⁃Ｎ 为
主。 Ｌｕ等［４１］的研究结果也表明，中国区域氮沉降以 ＮＨｘ⁃Ｎ为主，ＮＨｘ⁃Ｎ的沉降量是 ＮＯｙ⁃Ｎ的近 ５倍，与本研
究结果较为一致。 人为活动引起的氮素排放主要包含 ＮＨｘ 和 ＮＯｙ 两类，氧化型氮化物 ＮＯｙ⁃Ｎ主要来源于工
业和化石燃料的燃烧，还原性氮化物 ＮＨｘ⁃Ｎ主要来源于农田施肥和集约畜牧业［９，２４］，因此在对氮沉降进行控
制管理时，不仅要针对 ＮＯｙ⁃Ｎ排放进行控制，通过合理的管理农业生产，减少 ＮＨｘ⁃Ｎ 排放对控制氮沉降速率
同样具有重要意义。
表 １ 模拟的氮沉降均值与其他研究的比较
Ｔａｂｌｅ １ Ｔｈｅ ａｖｅｒａｇｅ ｖａｌｕｅ ａｎｄ ｉｎｃｒｅａｓｅ ｒａｔｅ ｏｆ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｉｎ Ｃｈｉｎａ ｄｕｒｉｎｇ １９８１—２０１０ ａｎｄ ｃｏｍｐａｒｅｄ ｗｉｔｈ ｏｔｈｅｒ ｒｅｓｅａｒｃｈｅｓ
氮沉降速率 Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒａｔｅ ／ （ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）
１９８１—２０１０ １９９１—２０００ ２００１—２０１０
增长速率 ｉｎｃｒｅａｓｅ ｒａｔｅ ／
（ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）
数据来源
Ｓｏｕｒｃｅ
１．７１（湿沉降） ２．１１（湿沉降） ０．０４１ ［２０］
１．１１（湿沉降） １．３９（湿沉降） ［２１］
１．８８ ０．０１９ ［４，３８］
１．１２ １．０６ １．７１ ０．０５８ 本研究
本研究中将研究时段划分为 ５个年代，以便更好的研究我国大气氮沉降速率的时间变化特征（表 ２）。 从
２０世纪 ６０年代到 ７０年代，我国氮沉降速率的变化不大，到 ８０年代，我国的大气氮沉降速率开始显著增加，是
６０年代的 １．９３倍，２０世纪 ９０年代和 ２１世纪初的大气氮沉降速率急剧增加，分别是 ６０年代的 ３．４３倍和 ５．５０
倍。 Ｓｃｈｕｌｚｅ等［４２］提出了氮饱和临界负荷理论，即在对生态系统结构和功能无明显伤害的情况下，生态系统
所容许的最大氮沉降量，超出临界负荷将对生态系统结构、功能和运行造成危害。 尽管由于环境的差异，生态
系统本身存在变化，不同生态系统的土地利用用途和利用历史不同，使得不同生态系统的氮沉降临界值存在
很大的不确定性，但研究表明，陆地生态系统的氮沉降临界值在 １—２ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１ ［４０， ４３⁃４５］，如果按照这一理论，
我国氮沉降速率在 ２０世纪 ９０年代和 ２１世纪初接近或超过了氮沉降的临界浓度。
４９５３ 生 态 学 报 ３６卷
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图 ２ １９６１—２０１０年中国氮沉降的年际变化
Ｆｉｇ．２ Ａｎｎｕａｌ ａｖｅｒａｇｅ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｉｎ Ｃｈｉｎａ ｄｕｒｉｎｇ
１９６１—２０１０
大气向陆地生态系统输入氮素主要通过湿沉降和
干沉降两种途径。 １９６１—２０１０ 年我国湿沉降平均速率
为 ０．６３ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，是干沉降速率（０．１７ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）的
３．６３ 倍，是氮素进入陆地生态系统的重要途径。 自 ２０
世纪 ８０年代开始，我国的湿沉降速率呈显著增加趋势，
８０年代、９０年代、２１世纪初湿沉降速率分别为 ０．４７ｇ Ｎ
ｍ－２ ａ－１、０．８５ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１、１．３３ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，是 ２０ 世纪 ６０
年代湿沉降速率的 １． ９８ 倍、３． ５６ 倍、５． ５６ 倍（表 ２）。
１９６１—２０１０年，我国的干沉降速率同样显著增加，特别
是从 ９０年代开始，干沉降速率达到 ０．２１ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，是
６０年代氮沉降速率的 ２．９６倍，２１ 世纪初的干沉降速率
为 ０．３８ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，是 ２０世纪 ６０年代的 ５．２９倍。
本研究中我国的大气氮沉降速率由 ２０ 世纪 ６０ 年
代的 ０．３１ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１增加到 ２１ 世纪初的 １．７１ｇ Ｎ ｍ－２
ａ－１，总氮沉降量由 ２０ 世纪 ６０ 年代的 ２．８５ ＴｇＮ ／ ａ 增加
至 ２１世纪初的 １５．６８ ＴｇＮ ／ ａ。 也有一些研究应用不同的方法对我国大气氮沉降进行了估算。 如 Ｊｉａ 等［２１］基
于 ２８０个观测站点的氮沉降数据，应用 Ｋｒｉｇｉｎｇ插值的方法，计算得到我国的氮素湿沉降在 ２０ 世纪 ９０ 年代和
２１世纪初分别为 １．１１ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１和 １．３９ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，本研究的结果在 ２０世纪 ９０年代（０．８５ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）略低于
这一结果，在 ２１世纪初的湿沉降量（１．３３ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）与之非常接近。 Ｌｉｕ 等［２０］的研究表明，２０ 世纪 ８０ 年代
我国的大气氮沉降量为 １．３２ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，２１ 世纪初大气氮沉降量为 ２．１１ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，略高于本研究中的研究
结果。 这可能是由于 Ｌｉｕ等［２０］是基于监测站点数据的算术平均数求得的全国氮沉降数据，并没有考虑我国
氮沉降的空间格局。 Ｌｕ等［４１］在 ２０１４年的研究结果表明，中国区域氮沉降速率由 ２０世纪 ６０年代的 １．２６ ｇ Ｎ
ｍ－２ ａ－１增加至 ２１世纪初的 ２．０１ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，总氮沉降量在 ２１世纪初为 １８．３３ ＴｇＮ ／ ａ。 由于本研究在 ２０ 世纪
６０年代的估计要比 Ｌｕ等［４１］的估计偏低，因此年增长速率要高于 Ｌｕ等［４１］的结果（０．０１８ ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）。 总之，
由于缺乏氮沉降的长期站点网络观测数据，不同的研究者依据不同的方法估算出来的氮沉降存在一些差异，
我国的氮沉降估算仍然存在很大的不确定性。 Ｚｈａｎｇ 等［３９］基于化学传输模型的模拟结果表明，２００６—２００８
年美国大陆的氮沉降量为 ６．５ ＴｇＮ ／ ａ； Ｈｏｌｌａｎｄ等［４０］基于观测数据和模型模拟的结果表明，美国大陆的氮沉降
量为 ３．７—４．５ ＴｇＮ ／ ａ，而西欧的氮沉降量为 ８．４—１０．８ ＴｇＮ ／ ａ。 尽管不同研究对不同区域的氮沉降量估计存在
一定的差异，但可以看出，中国区域的氮沉降量已经超过美国和欧洲地区，在 Ｄｅｎｔｅｎｅｒ 等［９］基于大气化学传
输模型对全球的模拟结果也表明，中国是氮沉降最严重的区域。
表 ２ １９６１—２０１０年我国氮沉降速率的年代际变化
Ｔａｂｌｅ ２ Ｔｈｅ ｉｎｔｅｒｄｅｃａｄａｌ ｖａｒｉａｔｉｏｎｓ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒａｔｅｉｎ Ｃｈｉｎａ ｄｕｒｉｎｇ １９６１—２０１０
年代
Ｙｅａｒｓ
湿沉降
Ｗｅｔ Ｎｉｔｒｏｇｅｎ
Ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ／
（ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）
干沉降
Ｄｒｙ Ｎｉｔｒｏｇｅｎ
Ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ／
（ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）
ＮＨｘ ⁃Ｎ
Ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ／
（ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）
ＮＯｙ ⁃Ｎ
Ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ／
（ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）
总沉降
Ｔｏｔａｌ Ｎｉｔｒｏｇｅｎ
Ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ／
（ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１）
１９６１—１９７０ ０．２４ ０．０７ ０．２４ ０．０７ ０．３１
１９７１—１９８０ ０．２８ ０．０８ ０．２８ ０．０８ ０．３６
１９８１—１９９０ ０．４７ ０．１３ ０．４８ ０．１２ ０．６０
１９９１—２０００ ０．８５ ０．２１ ０．８７ ０．１９ １．０６
２００１—２０１０ １．３３ ０．３８ １．３４ ０．３７ １．７１
１９６１—２０１０ ０．６３ ０．１７ ０．６４ ０．１７ ０．８１
５９５３ １２期 顾峰雪 等：１９６１—２０１０年中国区域氮沉降时空格局模拟研究
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３．２ １９６１—２０１０年中国区域氮沉降的空间格局
研究时段内，我国不同区域氮沉降水平差异很大（图 ３，图 ４）。 从湿沉降的分布格局来看，华北、华中、西
南和东北一些区域的湿沉降量最高，超过了 ２．０ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，如河南、河北、湖南、湖北、陕西、江苏以及东北三
省的平原区，南方的其他省湿沉降量一般在 １．０—２．０ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，西北地区和内蒙古地区的湿沉降量在 ０—０．５
ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１。 根据 Ｊｉａ等［２１］的研究结果表明，２０世纪 ９０ 年代和 ２１ 世纪初，我国的氮素湿沉降速率呈现出由
南向北，由东向西梯度递减的分布格局，湖南、湖北等省是氮沉降最多的地区，在湿沉降速率方面，２０ 世纪 ９０
年代南方各省的湿沉降速率一般在 ２—２．５ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，东北地区在 ０．５—１．５ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，华北在 １．０—２．０ｇ Ｎ
ｍ－２ ａ－１，西北在 ０—１．０ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，２１世纪初各省的湿沉降量都有所增加，华北成为氮沉降集中区。 这与本研
究得到的氮素湿沉降在空间格局上具有很好的一致性，本研究中的氮沉降速率略小于 Ｊｉａ 等［２１］的研究结果，
这可能是由于研究时段的差异造成的，本研究中计算的是 １９６１—２０１０ 年我国的湿沉降，在研究时段的前 ２０
年，氮沉降速率普遍偏低。 从氮素的干沉降空间分布格局来看，我国华北、华中、华南和东北三省的干沉降量
一般大于 ０．５ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，广西、云南和四川等省的干沉降量在 ０．２—０．４ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，西北、西藏和内蒙地区的干
沉降在 ０—０．２ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１。
图 ３ 我国大气氮素湿沉降速率和干沉降速率的空间格局
Ｆｉｇ．３ Ｓｐａｔｉａｌ ｐａｔｔｅｒｎ ｏｆ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｄｕｒｉｎｇ １９６１—２０１０ ｗｅｔ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｄｒｙ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ
从我国的总氮沉降分布格局来看，我国的大气氮沉降速率也呈现出由东南向西北梯度递减的格局，华北、
华中和西南地区东北部氮沉降水平最高，一般变化在 １．７７—３．１８ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１左右，华南地区以及西南地区的西
部和南部的氮沉降水平次之，一般变化在 ０．７４—２．２５ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１左右，西北、西藏、内蒙、西藏地区的氮沉降水
平最低，一般在 ０．０２—０．７３ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１。 本研究中的氮素湿沉降、干沉降和总氮沉降空间格局与基于观测和模
型模拟的其他研究结果也都具有很好的一致性［３⁃４， ９， ２１，４４，４６］。 同时，已有的观测也表明，中国区域的氮沉降具
有较大的空间异质性，湿沉降由 ０．４ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１变化到 １０．３ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１ ［４７⁃５３］，华北成为我国氮沉降最为严重的
区域［４９⁃５０］。
氮沉降的空间分布受人类活动的影响，郑祥洲等［５４］的研究表明，氮沉降与人类活动有密切关系，中东部
和沿海等经济较发达地区的沉降量高于内陆地区，内陆地区又高于青藏高原、西南和西北等人类活动较弱的
地区。 Ｊｉａ等［２１］的分析也表明氮沉降与降水、能源消费和施肥具有很好的相关关系，三者能够解释 ７９％的氮
沉降空间变异。 同时氮沉降浓度随着距城市的距离增加而呈现指数下降［２１］。 我国的主要大中城市均分布在
东部地区，东部地区是我国能源消费、化肥用量和土地利用变化最为强烈的区域，因此也成为氮沉降的热点
６９５３ 生 态 学 报 ３６卷
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图 ４ １９６１—２０１０年和不同年代际我国氮沉降速率空间格局
Ｆｉｇ．４ Ｓｐａｔｉａｌ ｐａｔｔｅｒｎ ｏｆ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｄｅｃａｄｅ ｄｕｒｉｎｇ １９６１—２０１０ ａｎｄ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｄａｃａｄｅｓ
区域。
为了比较我国氮沉降速率变化的空间差异，本研究绘制了 １９６１—２０１０ 年间 ５ 个年代大气氮沉降速率的
空间格局（图 ４）。 由图 ４可知，我国的大气氮沉降速率在过去 ５０年发生的变化存在显著的区域差异， １９６１—
２０１０我国西北部地区，包括新疆、西藏、青海、内蒙古等省的大气氮沉降速率变化很小，基本保持在 ０—
７９５３ １２期 顾峰雪 等：１９６１—２０１０年中国区域氮沉降时空格局模拟研究
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０．２５ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１；而在我国东部的各省，大气氮沉降速率均显著增加。 ２０世纪 ６０ 年代这些地区的大气氮沉降
速率一般在 ０．２５—１．０ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，２０ 世纪 ７０ 年代部分地区的大气氮沉降速率开始增加至 １．０—２．０ｇ Ｎ ｍ－２
ａ－１，２０世纪 ８０年代东部各省的大气氮沉降速率普遍增加至 １．０—３．０ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，２０ 世纪 ９０ 年代这些地区的
大气氮沉降速率增长更快，普遍在 １．０—４．０ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，２１ 世纪初东部地区的大气氮沉降量均在 ２．０ｇ Ｎ ｍ－２
ａ－１以上，江苏、山东、河南、安徽、河北、湖北、陕西等省的大部分地区的大气氮沉降速率达到了 ４．５ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１。
如果按照 １—２ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１的氮沉降临界值［４０，４３⁃４５］，２０世纪 ９０年代我国有 ３５％和 ２５％的地区大气氮沉降速率
超过了 １ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１和 ２ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，２１世纪初我国有 ３７％和 ３４％的地区大气氮沉降速率超过了 １ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１
和 ２ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１。 Ｚｈａｎｇ等［３９］基于 ＧＥＯＳ－Ｃｈｅｍ全球化学传输模型的研究结果表明，美国本土有超过 ３５％的
地区大气氮沉降速率超过了 １ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１的氮沉降临界值，略小于我国 ２１ 世纪初的范围。 这表明，与美国相
比，我国的氮饱和潜在风险问题更严峻，这将对生态系系统和人类本身带来严重的后果，如土壤酸化、生产力
下降、生物多样性流失、河流和水质污染等问题，会对生态系统物质循环产生严重干扰和破坏［５５⁃５６］。
３．３ 氮沉降估算的不确定性分析
准确估算区域尺度氮沉降的时间动态和空间格局，对于评价氮沉降对陆地生态系统生产力和碳氮循环过
程的影响具有重要意义。 通过本研究的估算结果与文献获得的观测数据及与其他研究的比较可以看出，本研
究的估算结果与 Ｌｕ 等［４］基于观测数据与大气化学模型同化的方法基本一致，但低于基于观测的估算结
果［２０⁃２１］（表 １）。 Ｘｕ等［５７］基于全国 ４３个观测站点 ２０１０—２０１４年的观测结果表明，中国陆地生态系统的总氮
沉降量的变化范围为 ２．９—７５．２ ｋｇ Ｎ ｈｍ－２ ａ－１，平均值为 ３７．８ ｋｇ Ｎ ｈｍ－２ ａ－１。 目前基于观测数据的全国估算
中，西部和青藏高原的观测站点均较少（国家氮沉降监测网络 ４３个监测站点中西北地区和青藏高原一共仅有
７个监测站点），这些地区的氮沉降水平显著低于其他地区［５７］，而其面积则占到中国陆地总面积的近一半，模
型是基于 ０．１°各格点的统计结果，这些低值区对于全国均值的贡献则要显著高于基于观测站点统计的贡献。
因此，目前基于模型的估算结果和基于观测的估算结果相比，是否低估或其低估的水平有待于进一步的评估。
随着国家氮沉降监测网络（Ｎａｔｉｏｎｗｉｄｅ Ｎｉｔｒｏｇｅｎ Ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ Ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ Ｎｅｔｗｏｒｋ，ＮＮＤＭＮ）监测数据的积累，可以
进一步调整模型的参数，并验证模型模拟的准确性，从而获取更为准确的区域氮沉降时空格局估算结果。
４ 结论
本研究构建了一个基于观测和统计资料模拟和预测区域大气氮沉降的模型，该模型参数简单易于获取，
通过与站点实测数据以及与其他研究结果的比较，表明该氮沉降模拟方法可以很好地模拟我国大气氮沉降速
率的时空格局。 模拟结果表明：１９６１—２０１０年，中国大气氮沉降速率呈显著增加的趋势，年增长率为 ０．０４ｇ Ｎ
ｍ－２ ａ－１，年平均氮沉降速率为 ０．８１ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１，ＮＨｘ⁃Ｎ是主要的氮沉降形式。 ２０ 世纪 ９０ 年代和 ２１ 世纪初我
国的大气氮沉降速率平均值超过了 １ｇ Ｎ ｍ－２ ａ－１的大气氮沉降临界值。 在空间上，我国的大气氮沉降速率呈
现出由东南向西北梯度递减的格局，干沉降和湿沉降的空间格局与之基本一致，并且不同年代间的大气氮沉
降速率在空间格局上差异较大。 未来随着监测网络体系的建立，获取更多的观测数据对模型加以验证和校
准，预测未来不同情景下中国区域氮沉降的变化特征，为决策提供科学建议。
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Ｄ Ｍ， Ｍｉｃｈａｅｌｓ Ａ Ｆ， Ｐｏｒｔｅｒ Ｊ Ｈ， Ｔｏｗｎｓｅｎｄ Ａ Ｒ， Ｖöｏｓｍａｒｔｙ Ｃ Ｊ． Ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｙｃｌｅｓ： ｐａｓｔ， ｐｒｅｓｅｎｔ， ａｎｄ ｆｕｔｕｒｅ． Ｂｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ， ２００４， ７０（２）： １５３⁃
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８９５３ 生 态 学 报 ３６卷
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Ｖａｒｉａｔｉｏｎｓ ｉｎ ｔｈｅ ｐｒｅｄｉｃｔｅｄ ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ａｎｄ ｔｈｅｉｒ ｉｍｐａｃｔ ｏｎ ｃａｒｂｏｎ ｕｐｔａｋｅ ｂｙ ｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ． Ｊｏｕｒｎａｌ
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Ｓｐａｔｉａｌ ａｎｄ ｔｅｍｐｏｒａｌ ｖａｒｉａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ａｎｄ ｉｔｓ ｉｍｐａｃｔｓ ｏｎ ｔｈｅ ｃａｒｂｏｎ ｂｕｄｇｅｔ ｏｆ Ｃｈｉｎａ． Ｐｒｏｃｅｄｉａ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， ２０１２， １３：
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Ｌ， Ｌｕ Ｓ Ｈ， Ｌｉａｎｇ Ｔ， Ｔｏｎｇ Ｙ Ａ， Ｌｉｕ Ｐ， Ｚｈａｎｇ Ｑ， Ｘｉｏｎｇ Ｚ Ｑ， Ｓｈｉ Ｘ Ｊ， Ｗｕ Ｌ Ｈ， Ｓｈｉ Ｗ Ｑ， Ｔｉａｎ Ｋ， Ｚｈｏｎｇ Ｘ Ｈ， Ｓｈｉ Ｋ， Ｔａｎｇ Ｑ Ｙ， Ｚｈａｎｇ Ｌ Ｊ，
Ｈｕａｎｇ Ｊ Ｌ， Ｈｅ Ｃ Ｅ， Ｋｕａｎｇ Ｆ Ｈ， Ｚｈｕ Ｂ， Ｌｉｕ Ｈ， Ｊｉｎ ｘ， Ｘｉｎ Ｙ Ｊ， Ｓｈｉ Ｘ Ｋ， Ｄｕ Ｅ Ｚ， Ｄｏｒｅ Ａ Ｊ， Ｔａｎｇ Ｓ， Ｃｏｌｌｅｔｔ Ｊｒ． Ｊ Ｌ， Ｇｏｕｌｄｉｎｇ Ｋ， Ｚｈａｎｇ Ｆ Ｓ，
Ｌｉｕ Ｘ Ｊ． Ｑｕａｎｔｉｆｙｉｎｇ ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｔｈｒｏｕｇｈ ａ ｎａｔｉｏｎｗｉｄｅ ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ ｎｅｔｗｏｒｋ ａｃｒｏｓｓ Ｃｈｉｎａ． Ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ ａｎｄ Ｐｈｙｓｉｃｓ
Ｄｉｓｃｕｓｓｉｏｎ， ２０１５， １５： １８３６５⁃１８４０５．
００６３ 生 态 学 报 ３６卷