海河盆地农业生态系统氮收支变化及其对环境的潜在风险外文翻译资料

 2022-12-21 04:12

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海河盆地农业生态系统氮收支变化及其对环境的潜在风险

摘要:氮平衡可以作为氮流失对环境的危险指标从农地。研究农业氮素的时空变化本文以我国海河盆地为例,对海河盆地的应用及其对环境的潜在威胁进行了分析。剩余强度,使用效率。化肥氮投入比上年增长51.7%。1990年至2000年,2000年至2010年增长37.2%,同时作物产量增加。同时,从1990年到2000年,氮的剩余强度增加了53.5%。2000年至2010年,这一比例为16.5%,造成环境风险持续增加。氮的使用效率从1990年的0.46降至2000年的0.42,2010年保持在0.42。此级别表示多于农业生态系统损失了一半的氮投入。我们的结果表明,尽管化肥成分和种类的改善部分抵消了氮素使用的减少效率、环境风险在过去20年中仍在逐步增加,同时作物产量的增加和氮的施用。通过更有效的管理来平衡环境风险,减少氮的剩余强度,在不牺牲作物的情况下提高氮的使用效率。

关键词:氮收支,氮过剩强度,氮利用效率,环境风险,农业生态系统,海河流域

氮(N)在作物生产中起着重要的作用。世界肥料N的总消费量从1990年的76.8TG(1 TG=1012 g)增加到2010年的104.3 TG,其中包括中国、印度和美国。 泰德州占据前三名(Heffer,2013年)。1990年,中国化肥消费量为19.2吨,占世界总量的四分之一,2010年为32.6吨,约占世界化肥消费量的三分之一(郭等人,2012年)。对农业生态系统的氮投入有助于提高世界作物生产力,并能促进经济发展(Vitousek等人,2009年),但过剩的氮也导致了大量的环境问题。从陆地和水生系统的富营养化到全球酸化(Nicolas和Galoay,2008年;Ping等人,2014年)。

农业用地的氮平衡定义为n个输入的总数量之差,包括无机肥料、畜禽粪便、生物固氮、大气沉降和产量,包括收获的粮食、饲料作物和牧草的吸收(OECD, 2008)。这种平衡是农业N管理。氮平衡分析是有用的,不仅用于预测生态系统中的氮积累,而且提高氮素利用效率,降低氮流失的环境风险。它在过渡时期被广泛采用。促进更可持续的农业实践(Ouml;born等人,2003年;OENEMA等人,2003年))

为了理解氮的使用效率并评估肥料N应用的环境风险,在许多国家估计了N个预算(Breeen等,2002;Liu等,2008;AtsushiE 在不同的尺度上,包括按国家、流域、区域和全世界分列(Sun等人,2008年;Junko,2012年)。这些估计有有助于农业氮素管理,在保持高产的同时尽量减少环境退化(刘和陈,2007年)。许多案例研究都聚焦于特定的生态系统,例如作为温室、小农场和不同类型的蔬菜田。然而,空间随着时间的推移,N余额和N预算变化之间的差异很少在区域范围内,特别是在中国(Liu等人,2008年)

海河盆地是我国重要的粮食生产基地之一。由于农业的发展和氮肥的过度使用,水资源短缺和水污染变得十分严重。 海河盆地是中国污染最严重的地区之一。对海河盆地地下水硝态氮浓度的调查表明,海河盆地600多个地下水样品中,约有45%的NO3-N/L含量超过11.3mgNO3-N/L(50 mgNO3-N/L),世界卫生组织和欧洲对饮用水中硝酸盐的限制。硝态氮浓度最高达113 mg/L。

通过对该地区氮平衡的研究,确定了海河盆地氮平衡、氮利用效率和氮过剩强度的特征及其变化趋势。我们还审查了目前作物氮素管理做法的潜在环境风险及其变化趋势。我们通过计算农业氮投入、产出剩余强度来探讨这些问题。并利用县级农业统计数据库进行效率分析,数据库中的数据每10年收集一次,我们使用了1990年、2000年和2010年的数据。

1 材料和方法

1.1 研究区域

海河盆地位于中国北部(112-120°E,35-43°N),包括北京、天津、河北省的绝大部分地区、山西省东部地区和西北地区。 这里是河南和山东的一部分,也是内蒙古自治区和辽宁省的一小部分。海河盆地共有312个县,总面积3.18times;105km2(图1)。2010年,海河流域总人口1.40times;108,耕地面积1.29times;107ha。主要的气候是亚洲季风气候,海河流域年降水量539 mm,年平均气温1.5°C~14.0°C。

海河盆地是我国三大粮食生产基地之一,粮食产量占全国粮食总产量的10%以上。此外,海河盆地是特大城市(北京、天津等)的“菜篮子”生产基地。为了生产足够的粮食养活不断增加的人口,以氮肥为主的化学品在海河盆地被广泛使用,以提高农业生产力(Zhang等人,2012年)。它们的使用使海河盆地成为中国污染最严重的地区之一。对华北平原浅层地下水NO3-N浓度的调查表明,约21.5%的平原总表面积NO3-N含量在10 mg/L以上(Li等人, 2001).地下水NO3-N随着施氮量的增加而显著增加(zhao等人,2007年),氮肥的过量使用是影响土壤肥力的主要因素(Chen等,2005)。

2.1 县级数据库

利用ESRI开发的ArcGIS软件建立了县级数据库。首先,我们收集了中国农业科学院1990年、2000年和2010年的县级农业数据。 文化科学,包括肥料类型和数量,作物类型(小麦、玉米、水稻等)产量、耕地面积、稻田面积、旱地面积、灌溉面积、牲畜类型(猪、羊、牛等)和数额等。其次,利用GIS软件生成空间数据。例如,中国气象局在海河盆地104个监测站记录的1990年至2010年平均年降水量数据被用于大气中。 湿沉降计算,用克里格法生成县级数据。最后,在县级计算了N的投入和产出。根据上述数据,在1990年、2000年和2010年,海河盆地共有312个县单位用于汇总各种预算。

3.1 氮平衡计算

年度N余额遵循经济合作与发展组织(2008年)的定义和计算了县级农业生态系统N投入与产出之间的差异。

1.3.1 氮输入计算

量化的氮输入包括化肥、灌溉水、大气中的大量(湿/干)沉积、生物固定提供的N和有机N(人类排泄物、牲畜粪便和作物秸秆作为肥料回收)。这些输入是用等式(1)计算的。

Ninput = Nchemical Nirrigation Natmospheric Nbiofixation Nhuman Nlivestock Nstraw (1)

1.3.1.1化肥(Nchemical)和灌溉(Nirrigation)本研究采用纯氮肥和复混肥中的氮作为化肥。李金(2011)提出,35%用于复合肥的平均含氮量。旱地占我国农业用地的99%。研究领域。根据灌溉面积和灌溉面积N输入,16 kg N/ha/yr(5–28.7 kg N/ha/yr),由LI和Jin(2011),我们计算了灌溉(Nirrigation)每年的氮输入量。

1.3.1.2大气体积(湿/干)沉积(Natmospheric) 每个县大气湿/干沉降年N的输入受三个因素的影响:耕地面积、年降水量、各县市降水的体积氮浓度。从县级统计数据中收集耕地面积.年降水量数据 1990年至2010年,位于海河盆地的104个监测站。然后对年降水量值进行分解,生成一个空间地图。在我们覆盖了县界之后, 利用ArcGIS软件将数据汇总到县级。根据张等提出的华北地区监测结果。(2008),平均体积加权体积N 1990年代降水量为3.9毫克/升(2.1至5.9毫克/升),2000年至2010年为5.4毫克/升(2.2至7.5毫克/升)

1.3.1.3生物固氮( Nbiofixation) 大豆和花生等豆科植物的生长是固氮生物的主要来源(Chen等人,2008年)。生物固定的氮输入考虑了共生固氮作物(花生和大豆),因为其他共生固氮作物的种植面积在海河地区很小,小麦种植园和其他农田地区的非共生固氮作物。如稻田。生物固氮年输入量是四种作物固氮量之和。 或农田,每种作物或田的生物固氮所输入的氮是每种作物播种面积和相关固氮率的产物。本研究中采用的每一种作物的平均固氮率是根据Li和Kim(2011)、赵等人提出的。(2009 A)和Hu等人(2011年)。

1.3.1.4有机氮(Nhuman、Nlivestock和Nstraw) 有机氮输入是人体排泄物、畜禽粪便和农作物秸秆中氮的总和。人粪年施氮量是农村人口数量的乘积,是人类排泄物N向耕地(0.69kg/(头·年)的回归值,,以及一个转换系数0.85,将农村总人口转化为农村成年人口(邢和朱,2002)。每种牲畜(如牛、猪、羊)每年的氮输入量是动物数量的产物,是一种动物年平均氮排泄量的产物(Wang等人,2006年),和牲畜排泄物的回报率(Li和Kim,2011年)。添加牛、猪、羊粪产品,每年从畜禽粪便中获得氮素投入。 每年每种作物(如小麦、玉米、水稻)秸秆的氮素投入都是秸秆中氮含量(%)的产物(Li和Kim,2011),作物秸秆的收益率。 (High等人,2009年),作物秸秆与作物产量的比率(Bi等人,2009年),以及作物产量。作物秸秆每年归还农田的氮量(Nstraw)是产量的总和。

1.3.2 氮输出计算

量化的N输出除了收获生物量(包括谷物和稻草)中的N外,还包括氨挥发、淋溶和反硝化所造成的N损失。这些项是使用等式(2)计算的。

Noutput = Nharvest Nammonia Nleaching Ndenitrification (2)

1.3.2.1收获作物中的氮(Nharvest ) 我们把一种作物的产量乘以作物对单位产量的氮需求量,继Li和Kim(2011)之后,再添加所有作物的产品,以获得收获作物中的总氮(Nharvest )。1.3.2.2氨挥发(Nammonia) N是由于氨(NH3)从化肥和人畜粪便中挥发而流失的。NH3挥发出的总氮是这三种气态氮损失(N氨)的总和。由Hu等人提出。化肥年平均NH3挥发损失率为16%。我们采用了政府间气候变化专门委员会准则中提出的20%的默认值,即t。 人体废物中NH3挥发率。我们采用了政府间气候变化专门委员会指南中提出的20%的默认值,作为人类废物中NH3挥发率。 许多研究表明,在鲜牛或猪粪表面施用后,损失可能高达总氮的30%-40%。根据结果 刘(2005)提出,猪粪、牛粪和羊粪中以NH3形式挥发的氮分别占26.2%、12.3%和16.7%。

1.3.2.3淋溶(Nleaching)和反硝化损失(Ndenitrification) 根据海河盆地的多项研究,我国北方高原的N淋溶量占施氮量的5%(0.5%~12.1%)。根据海河盆地2%的脱氮估算结果,确定了本次估算中的化肥排放因子。

1.4氮素过剩强度与氮素利用效率

将一个县的N平衡值除以耕地面积,得到N盈余强度(NSI)。正NSI代表正N平衡,反之亦然。氮气使用效率(NUE)被定义为通过收获作物生物量(谷物和秸秆)出口的所有N投入的比例。使用此定义,百分比值会在效率更高的系统中更高,因为较高的NUE值表明农业生态系统利用了更大一部分的N,而所有N的投入都是用于农业生态系统。此外,一种高纯度的籼稻 指出由于NH3挥发和反硝化进入大气或渗入地下水而流失的N的比例相对较小。

2 结果

2.1 农业施氮与作物产量

海河流域化肥氮投入从1990年的149 kg/ha增加到2010年的310 kg/ha,增加了108.1%。同时,主要粮食作物(小麦、玉米和水稻)的产量 从1990年的4309公斤/公顷增加到2010年的6826公斤/公顷,增加了45.9%(图2)。1990年至2000年和2000年至2010年,化肥氮投入和主要粮食作物产量增加。1990至2010年间,肥料组成也发生了很大变化(图3)。化肥施氮比例从1990年的64%下降到2010年的45%。在这期间钾磷比例从21%提高到26%,复合肥比例从16%提高到29%。

2.2.农业氮投入、产出和平衡

化肥、大气沉降、生物固着、灌溉、有机肥、作物残渣等全氮投入从1990年的30.50times;108 kg增加到2010年的54.14times;108 kg。 相当于1990年的177.5%。总氮产量,包括收获作物的N和氨挥发、淋溶和反硝化损失的氮,也从1990年的19.13times;108公斤增加到了1990年的水平。 2010年为33.66times;108公斤。

虽然氮投入和氮产量在1990~2010年间逐渐增加,但N收支(投入产出)也从1990年的11.37times;108 kg增加到2010年的20.48times;108 kg,增长了80.1%。相应地,NSI从1990年的88.83

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