“稻轉(zhuǎn)旱”對(duì)低山丘陵區(qū)氮素流失通量的影響
——以三峽庫區(qū)渠溪小流域?yàn)槔?/h1>
2022-03-15 05:19冉嬌嬌陳成龍呂明權(quán)
水土保持研究 2022年2期
冉嬌嬌, 黃 平, 陳成龍, 慈 恩, 呂明權(quán)
(1.重慶交通大學(xué), 重慶 400074; 2.中國(guó)科學(xué)院 重慶綠色智能技術(shù)研究院, 重慶 400714;3.長(zhǎng)江師范學(xué)院, 重慶 408100; 4.西南大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院, 重慶 400715)
以氮、磷為主的養(yǎng)分污染導(dǎo)致人類活動(dòng)密集區(qū)的淡水環(huán)境普遍惡化。隨著點(diǎn)源污染逐漸得到控制，面源污染排放所占比重日益增加，其中氮元素的排放尤為突出[1]。氮素最大的排放源來自農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)，其氮排放量占總排放量近70%[2]，其中以種植業(yè)產(chǎn)生的氮排放占比最大。隨著近年來社會(huì)經(jīng)濟(jì)要素的變化，種植結(jié)構(gòu)發(fā)生了巨大的變化，農(nóng)地利用類型也隨之改變[3]。探討農(nóng)地利用類型改變?cè)斐傻亓魇У挠绊憣?duì)科學(xué)制定區(qū)域農(nóng)業(yè)面源污染防控措施具有重要意義。
三峽庫區(qū)是三峽水庫水質(zhì)保護(hù)的第一道屏障，庫區(qū)面源污染排放負(fù)荷直接影響著三峽水庫的水質(zhì)安全。近年來，隨著農(nóng)村經(jīng)濟(jì)社會(huì)結(jié)構(gòu)的變化，農(nóng)村勞動(dòng)力減少，庫區(qū)呈現(xiàn)水稻轉(zhuǎn)向旱地作物種植(“稻轉(zhuǎn)旱”)的趨勢(shì)，在2000—2010年期間，三峽庫區(qū)土地利用變化的主要特征是水田逐漸減少而旱地大幅增加[4]。據(jù)《重慶統(tǒng)計(jì)年鑒》顯示，2010—2018年期間水稻田面積呈繼續(xù)減少趨勢(shì)，而相應(yīng)的旱地呈增加趨勢(shì)。這種變化趨勢(shì)對(duì)于農(nóng)業(yè)面源污染排放負(fù)荷的影響還不得而知，其對(duì)水質(zhì)的影響一直沒有引起足夠重視。
近年來，土地利用方式變化對(duì)面源負(fù)荷的影響逐漸被關(guān)注，已取得較多的研究結(jié)果。耿潤(rùn)哲等[5]基于SWAT模型對(duì)密云水庫流域面源負(fù)荷空間分布進(jìn)行評(píng)價(jià)，結(jié)果顯示流域面源污染負(fù)荷與土地利用格局存在密切聯(lián)系。耕地和建設(shè)用地面積往往與流域污染負(fù)荷呈正相關(guān)[6]，而林地有助于流域營(yíng)養(yǎng)物的控制[7]，城鎮(zhèn)化的快速推進(jìn)使流域面源污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)急速擴(kuò)張[8]，而退耕還林則能夠有效控制土壤養(yǎng)分流失[9]。劉瑞民等[10]利用輸出系數(shù)模型計(jì)算了長(zhǎng)江上游土地利用/覆蓋變化對(duì)非點(diǎn)源污染影響；孫麗娜等[11]將SWAT模型和CLUE-S模型結(jié)合，模擬了東遼流域未來20 a土地利用變化的不同情景以及不同情境下的面源污染負(fù)荷。然而，這些研究多關(guān)注整體耕地變化，對(duì)于耕地內(nèi)部種植類型轉(zhuǎn)變對(duì)面源污染負(fù)荷影響研究較少。
本文選擇渠溪小流域?yàn)閷?duì)象，該流域位于三峽庫區(qū)中部，是庫區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)的集中區(qū)，緊鄰三峽水庫，是庫區(qū)典型農(nóng)業(yè)小流域。選擇2001—2019年研究時(shí)段，該時(shí)段處于農(nóng)村勞動(dòng)力快速轉(zhuǎn)移和經(jīng)濟(jì)社會(huì)結(jié)構(gòu)劇烈變化時(shí)期，也是“稻轉(zhuǎn)旱”變化的主要時(shí)期。本研究利用歷史高清遙感影像和無人機(jī)航拍影像，探究該流域土地利用方式的變化特征，在流域氮素排放負(fù)荷實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)的基礎(chǔ)上建立面源污染輸出模型估算該流域2001年和2019年流域氮素輸出負(fù)荷，揭示“稻轉(zhuǎn)旱”對(duì)氮素輸出的影響，以期為三峽庫區(qū)農(nóng)業(yè)土地利用結(jié)構(gòu)調(diào)整及面源污染控制提供科學(xué)參考。
1 研究區(qū)域及數(shù)據(jù)來源
1.1 研究區(qū)概況
渠溪小流域位于重慶市涪陵區(qū)珍溪鎮(zhèn)，地處三峽庫區(qū)腹部地帶，居長(zhǎng)江北岸，位于東經(jīng)107°30′10″—107°30′55″，北緯29°53′54″—29°54′32″。該區(qū)域?yàn)殚L(zhǎng)江一級(jí)支流，具有典型的三峽庫區(qū)地貌特征，以低山、丘陵為主，海拔在186～317 m，分布最廣的土壤類型為紫色土。該流域?qū)儆趤啛釒駶?rùn)季風(fēng)氣候，四季降雨分配不均，主要集中在4—10月，多年平均降雨量1 101.0 mm。流域總面積約87.99 hm2，被自然地形分割成A，B兩個(gè)樹狀結(jié)構(gòu)的子流域。流域內(nèi)土地利用以農(nóng)業(yè)耕地為主，包括旱地、水田、林地和池塘，土地墾殖率高，主要農(nóng)作物為水稻、玉米以及榨菜。同一農(nóng)作物施肥量基本相同，春季旱地種植玉米，水田種植水稻。玉米純氮施用量約為250 kg/hm2(玉米復(fù)合肥，N∶P2O5∶K2O=11∶9∶5)，水稻施肥量為120 kg/hm2(水稻復(fù)合肥，N∶P2O5∶K2O=13∶6∶6)。秋季旱地和水田輪種榨菜，總氮施肥量約為400 kg/hm2(榨菜復(fù)合肥，N∶P2O5∶K2O=12∶6∶7)。玉米施肥采用埋施的方式，水稻和榨菜施肥均采用撒施的方式。流域分布有自然村落，2015年調(diào)查顯示共有人口44戶，常駐人口106人。
1.2 數(shù)據(jù)來源
本研究使用的數(shù)據(jù)集主要包括渠溪小流域2001年和2019年的遙感影像，社會(huì)經(jīng)濟(jì)調(diào)查數(shù)據(jù)及渠溪小流域兩個(gè)集水子流域出口的徑流量與水體總氮濃度數(shù)據(jù)。2001年的遙感影像從Google earth中下載，其分辨率為2 m，2019年7月的遙感影像通過無人機(jī)航拍獲取，分辨率為0.3 m。利用ArcGIS軟件采用目視解譯的方法對(duì)研究區(qū)進(jìn)行土地利用分類，分為旱地、水田、林地、池塘和其他用地5種用地類型，獲得研究區(qū)2001年和2019年的土地利用圖和土地利用數(shù)據(jù)。流域的氮素流失量由分別在渠溪小流域A和B子流域出口監(jiān)測(cè)的徑流量和水體總氮濃度數(shù)據(jù)計(jì)算而得，基于已有監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，獲得了2012年、2013年、2015年A和B子流域的氮素流失量。社會(huì)經(jīng)濟(jì)調(diào)查數(shù)據(jù)包括各土地利用的施肥量、人口和禽畜養(yǎng)殖等，來源于該流域其他的相關(guān)研究[12]。
2 研究方法
2.1 輸出系數(shù)模型
本文采用經(jīng)典的Johnes輸出系數(shù)模型[13]模擬研究區(qū)的面源污染物氮素負(fù)荷。計(jì)算方法如下：
式中:L為營(yíng)養(yǎng)物的總流失量(kg/a);Ei為第i類營(yíng)養(yǎng)源的輸出系數(shù)[kg/(hm2·a)或kg/(kg·a)];Ai為第i類土地利用類型的面積(hm2)或人口數(shù)量(人)或第i類牲畜的數(shù)量(個(gè));Ii為第i種營(yíng)養(yǎng)物的輸入量(kg/a);P為降雨輸入的營(yíng)養(yǎng)物數(shù)量(kg/a)。
P=d×a×λ
式中:d為研究區(qū)域單位面積氮沉降率[kg/(hm2·a)];a為研究區(qū)域的總面積(hm2);λ為徑流系數(shù)。
2.2 輸出系數(shù)模型參數(shù)的確定
常用的面源污染估算模型有輸出系數(shù)模型、SWAT模型和AGNPS模型等。輸出系數(shù)模型是主要考慮土地利用類型來定量核算面源污染的方法，具有參數(shù)少、操作簡(jiǎn)單的優(yōu)點(diǎn)，且具有一定的精度。而SWAT模型和AGNPS模型等雖對(duì)面源有較好的模擬效果，但存在參數(shù)較多，很多參數(shù)不易獲取的問題[14]。由于對(duì)研究區(qū)的水文水質(zhì)監(jiān)測(cè)資料有限，輸出系數(shù)模型更適用于本研究。本文根據(jù)陳成龍[12]對(duì)該流域研究中施肥的總氮收入與徑流總氮輸出的比值確定了玉米旱地、榨菜旱地和水田的輸出系數(shù)，其他用地類型的輸出系數(shù)參考三峽庫區(qū)類似研究文獻(xiàn)[15-16]的數(shù)值，以期提高模型模擬效果。最終確定的不同土地利用類型的輸出系數(shù)數(shù)值見表1。
禽畜養(yǎng)殖和農(nóng)村生活部分的面源污染的輸出系數(shù)參考楊彥蘭等[16]的研究，采用國(guó)家環(huán)保局推薦的禽畜排泄系數(shù)的10%和人口輸出系數(shù)。人口的面源污染輸出主要為農(nóng)村生活污水及廢棄物，其輸出系數(shù)為每人1.58 kg/a，禽畜養(yǎng)殖的輸出系數(shù)見表2。
降雨氮負(fù)荷計(jì)算中的單位面積氮沉降率參照侯思宇等[17]的研究，取值24.48 kg/(hm2·a)。徑流系數(shù)根據(jù)研究區(qū)2012年降雨量與徑流量數(shù)據(jù)計(jì)算得到，為0.18。
表1 修訂后不同土地利用類型的總氮輸出系數(shù)
表2 禽畜養(yǎng)殖業(yè)總氮輸出系數(shù) kg/a
2.3 輸出系數(shù)模型的檢驗(yàn)
利用2010年、2013年和2015年的土地利用數(shù)據(jù)及流域出口氮負(fù)荷數(shù)據(jù)對(duì)模型模擬結(jié)果進(jìn)行驗(yàn)證?？紤]到地形、水渠自凈能力等影響因素，模型模擬結(jié)果與實(shí)際監(jiān)測(cè)結(jié)果有一定誤差(表3)。誤差計(jì)算結(jié)果顯示小流域整體氮素流失負(fù)荷的模型估算結(jié)果與實(shí)際觀測(cè)結(jié)果誤差均小于20%，這表明利用實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)修正參數(shù)的輸出系數(shù)模型應(yīng)用于該流域有著較好的模擬效果[18]。
表3 流域氮負(fù)荷模型估算值與實(shí)測(cè)值誤差
3 結(jié)果與分析
3.1 土地利用變化特征
渠溪小流域土地利用以耕地為主，旱地和水田面積占到了流域總面積的83%(2019年)。2001—2019年土地利用變化主要集中在旱地、水稻田和林地3類用地(表4)。總體耕地面積有一定減少，但種植面積增加，因?yàn)?001年流域內(nèi)只有75%水田在收獲水稻后會(huì)種植榨菜，而2019年水稻收獲后水田和旱地全部種植了榨菜。由表5可知，2001—2019年水田面積大幅度收縮，2019年相對(duì)于2001年減少了近81%，減少的水田中近80%轉(zhuǎn)為旱地，以致旱地面積顯著增加，2019年比2001年增加了47%(按玉米旱地計(jì)算)。受生態(tài)退耕的影響，流域內(nèi)林地面積增加，2019年比2001年擴(kuò)大近2倍，其中大部分由旱地轉(zhuǎn)入，但林地分布依然很少，林地面積只占到了總面積的13%。
表4 2001-2019年渠溪小流域土地利用情況 hm2
對(duì)比小流域內(nèi)兩個(gè)子流域A，B的土地利用變化可以發(fā)現(xiàn)(圖1)，2019年子流域A水田保留面積大于子流域B，在子流域A的水渠周圍分布著較為連續(xù)的水田，且在流域出口有大量分布。而本來水田面積占比較大的子流域B保留的水田數(shù)量很少，只有水渠兩側(cè)分布著小面積的零散水田。兩個(gè)子流域都將海拔較高區(qū)域的耕地進(jìn)行了退耕還林，特別是子流域A的林地?cái)U(kuò)張明顯?？傮w上，渠溪小流域土地利用發(fā)生了較大改變，“退耕還林”政策得到了較好的實(shí)施，耕地面積有一定收縮，且逐漸向旱地種植轉(zhuǎn)變。
表5 2001-2019年渠溪小流域土地利用類型轉(zhuǎn)移矩陣 hm2
圖1 2001年和2019年渠溪小流域土地利用狀況
3.2 流域氮負(fù)荷變化
利用校正的輸出系數(shù)構(gòu)建的模型對(duì)渠溪小流域TN的輸出負(fù)荷量進(jìn)行估算。結(jié)果顯示，2001年和2019年渠溪小流域氮輸出量分別為2 549.94，3 237.53 kg，2019年相對(duì)于2001年氮輸出量增加了26%。其中水稻田改為旱地使氮排放增加了848.92 kg，而退耕還林后(除去林地開墾)減少了254.55 kg的氮排放，最終導(dǎo)致流域內(nèi)氮負(fù)荷增加了687.59 kg，說明“稻轉(zhuǎn)旱”會(huì)使流域面源負(fù)荷大幅增加，而退耕還林的實(shí)施起到了一定的緩解作用。
該地區(qū)2001年不同污染源輸出的氮負(fù)荷量對(duì)流域氮負(fù)荷量及貢獻(xiàn)率(圖2)大小依次遞減為：旱地—榨菜、旱地—玉米、水田、農(nóng)村生活污水及廢棄物、畜禽養(yǎng)殖、居民地、林地。由于2001—2019年期間大部分水田改為旱地耕作，水田產(chǎn)生總氮的貢獻(xiàn)率由原來的9.14%減小到1.40%，而兩類旱地對(duì)總氮排放的貢獻(xiàn)率則由66.30%增加到78.74%。其中玉米旱地的氮負(fù)荷量增幅最大，2019年相對(duì)于2001年氮排放增加了627.97 kg。2019年玉米旱地氮排放量最高，對(duì)總氮排放的貢獻(xiàn)率位于第一，榨菜旱地位于第二，生活污水與畜禽養(yǎng)殖、水田次之，林地最小。
圖2 2001年和2019年渠溪小流域各用地類型氮素排放量與貢獻(xiàn)率
4 討 論
4.1 “稻轉(zhuǎn)旱”趨勢(shì)與驅(qū)動(dòng)因素
本研究利用高清遙感影像分析了三峽庫區(qū)典型小流域的土地利用轉(zhuǎn)移格局，2001—2019年，水稻田減少了80%，其中大部分轉(zhuǎn)化為旱耕地。本研究結(jié)果與鄧華等[19]對(duì)利用CLUE-S模型對(duì)三峽庫區(qū)土地利用變化模擬結(jié)果中“稻轉(zhuǎn)旱”的普遍發(fā)生現(xiàn)象一致。黃瑪蘭等[20]對(duì)中國(guó)不同省份種植結(jié)構(gòu)變化發(fā)現(xiàn)，與1981年相比，2015年水稻種植面積比例增長(zhǎng)區(qū)域主要集中在東北地區(qū)，而南方除湖北、湖南外，其他省份均處于下降趨勢(shì)。在全國(guó)尺度上，據(jù)農(nóng)業(yè)部固定觀察點(diǎn)統(tǒng)計(jì)2003—2012年全國(guó)農(nóng)戶糧食種植結(jié)構(gòu)發(fā)現(xiàn)水稻種植比例由26.9%下降到18.6%，而旱地作物玉米由22.7%上升到30.7%[21]。“稻轉(zhuǎn)旱”這一種植結(jié)構(gòu)的變化與不同種植業(yè)的特點(diǎn)及農(nóng)村經(jīng)濟(jì)社會(huì)要素的變化相關(guān)。水稻相比旱地作物耗工費(fèi)時(shí)、勞動(dòng)投工多，隨著農(nóng)村勞動(dòng)力的轉(zhuǎn)移和留守勞動(dòng)力的老齡化促使“水稻轉(zhuǎn)旱”的發(fā)生[22]。雖然隨著技術(shù)的進(jìn)步，農(nóng)村勞動(dòng)力的轉(zhuǎn)移可通過機(jī)械化替代，但是丘陵地區(qū)和山區(qū)地形因素阻礙了機(jī)械的使用，使水稻種植面積萎縮[20]。在多種因素的共同作用下，水稻田改為旱地已成為普遍趨勢(shì)。
4.2 “稻轉(zhuǎn)旱”后流域負(fù)荷增加的機(jī)制
利用本流域的氮流失觀測(cè)數(shù)據(jù)校正輸出系數(shù)模型，得到了2001年及2019年的氮素排放負(fù)荷，2019年較2001年氮排放增加26%。在土地利用轉(zhuǎn)移矩陣中，最大的兩類轉(zhuǎn)移類型是“稻轉(zhuǎn)旱”和“旱轉(zhuǎn)林”，“旱轉(zhuǎn)林”使面源污染排放減少，而“稻轉(zhuǎn)旱”使排放增加?！暗巨D(zhuǎn)旱”使流域排放負(fù)荷增加主要通過以下機(jī)制實(shí)現(xiàn)。首先，“稻轉(zhuǎn)旱”使化肥輸入量增加。本研究調(diào)查發(fā)現(xiàn)水稻田的化肥用量遠(yuǎn)小于旱地作物的化肥用量，水稻化肥使用120 kg/hm2，旱地化肥使用650 kg/hm2(玉米和榨菜總計(jì))，“稻轉(zhuǎn)旱”使流域總的氮肥施用量增加。其他研究者也發(fā)現(xiàn)了水旱作物的化肥使用量的巨大差異，任世鑫等[23]對(duì)我國(guó)三大糧食作物化肥施用情況的研究發(fā)現(xiàn)我國(guó)玉米和小麥等旱地作物普遍存在施肥過量的問題，而水稻施用過量的范圍較小，且玉米和小麥?zhǔn)┓柿科毡楦哂谒?，因此施肥量的增加是“稻轉(zhuǎn)旱”后氮排放增加的重要原因。
其次，除了水稻田氮肥施用更少外，水稻田相比旱地增加了氮素的攔截能力。由于特殊的結(jié)構(gòu)使水稻田具有氮素儲(chǔ)存和攔截能力，水稻和稻田土壤對(duì)氮素有吸收和固定作用，可有效減少農(nóng)田排水中氮磷的流失[24]。張剛等[25]在太湖地區(qū)利用不施肥的水稻田作為緩沖區(qū)，發(fā)現(xiàn)稻季的緩沖帶對(duì)徑流氮素?fù)p失具有明顯的攔截效果。本研究中大部水稻田位于旱耕地下游，在上游沖刷旱地而攜帶大量氮素的徑流將在下游匯入水稻田中得到攔截和儲(chǔ)存，超出稻田儲(chǔ)存量后才會(huì)溢出，其攔截效果更為突出。水稻田改為旱地后，對(duì)徑流的攔截能力下降，導(dǎo)致了流域氮排放增加。
另外，水稻田作為一種人工濕地為氮素轉(zhuǎn)化和去除提供了一個(gè)重要場(chǎng)所。淹水環(huán)境使水稻田土壤處于缺氧和厭氧環(huán)境，有利于硝化菌和反硝化菌的生長(zhǎng)，使稻田微生物的硝化和反硝化作用增強(qiáng)，有助于氮素的去除[26]。Onishi等[27]對(duì)水稻田氮收支進(jìn)行計(jì)算發(fā)現(xiàn)通過反硝化作用能夠去除約氮素總輸入量10%的氮，還有研究表明水稻田中反硝化過程能夠去除進(jìn)水氮量40.9%的氮素[28]。流域大面積的“稻轉(zhuǎn)旱”后，氮素轉(zhuǎn)化場(chǎng)所減少，反硝化去除作用減弱，流域氮負(fù)荷增加。
4.3 稻田分布格局對(duì)子流域A，B氮負(fù)荷的影響
研究區(qū)被天然地形分割為兩個(gè)子流域A，B，子流域A的面積比子流域B高出34%，且子流域A的旱地總種植面積(包括復(fù)種)比子流域B要大，但監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)顯示子流域A的氮負(fù)荷比子流域B少。一方面可能是因?yàn)樽恿饔駻稻田分布集中度高于子流域B，稻田的凈化系統(tǒng)更加完善，對(duì)污染物的消納能力更強(qiáng)；另一方面是因?yàn)樽恿饔駻的稻田集中分布距離流域出口較近的位置，Basnyat等[29]指出作為“匯”的景觀距離上越靠近流域出口，其對(duì)污染物的攔截凈化作用就越顯著，因此子流域A的稻田作為“匯”的功能要強(qiáng)于子流域B?？偟膩碚f，稻田的空間分布格局差異導(dǎo)致了子流域A的氮負(fù)荷低于子流域B，同時(shí)也從側(cè)面反映出水稻田在污染物消納的強(qiáng)大能力，這與陳成龍[12]探究稻田格局對(duì)流域氮磷排放的影響的研究結(jié)果具有一致性。在保護(hù)水稻田的同時(shí)，也應(yīng)注意其在流域出口等關(guān)鍵節(jié)點(diǎn)的布設(shè)，充分發(fā)揮其消納面源污染物的功能，促進(jìn)資源循環(huán)利用。
4.4 不足與展望
本文計(jì)算流域2001年氮輸出負(fù)荷時(shí)，各土地利用的施肥量是以2019年的施肥量為依據(jù)，而根據(jù)相關(guān)研究表明[30]，以前的施肥量遠(yuǎn)小于現(xiàn)在的施肥量，因此2001年的氮輸出實(shí)際通量小于本研究中計(jì)算的值。由于本流域2001年的實(shí)際施肥量很難獲取，另外，本研究重點(diǎn)關(guān)注的是土地利用變化引起的氮素通量變化，因此利用2019年的施肥量不會(huì)影響本研究的結(jié)論。輸出系數(shù)模型基于土地利用類型估算面源污染負(fù)荷，并不能反映景觀分布格局對(duì)污染物遷移轉(zhuǎn)化的影響，因此對(duì)子流域氮負(fù)荷的模擬結(jié)果與實(shí)際監(jiān)測(cè)結(jié)果相反，顯示子流域A的氮負(fù)荷高于子流域B。后續(xù)將通過長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，加入土地利用斑塊離散度因子對(duì)模型進(jìn)行改進(jìn)，更準(zhǔn)確地反映土地利用格局對(duì)氮流失通量的影響。而稻田改為旱地后，水稻土的性質(zhì)將會(huì)如何改變，以及對(duì)種植旱地作物的影響有待后續(xù)研究。
5 結(jié) 論
(1) 2001—2019年研究流域土地利用變化的主要特征是：水稻田向旱地轉(zhuǎn)化，旱地向林地轉(zhuǎn)化，且以“稻轉(zhuǎn)旱”為主，旱地和林地面積顯著增加，水稻田面積顯著減少。
(2) 2001—2019年的“稻轉(zhuǎn)旱”變化使氮素通量增加33.3%，其他土地利用變化如“退耕還林”抵消氮素增加的部分趨勢(shì)，使整個(gè)流域氮輸出負(fù)荷相比2001年增加了26%。
(3) 水稻田作為人工濕地生態(tài)系統(tǒng)對(duì)減少流域氮素流失有著積極作用，有利于面源污染的防控，在農(nóng)村農(nóng)業(yè)種植業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整時(shí)應(yīng)當(dāng)考慮區(qū)域徑流關(guān)鍵節(jié)點(diǎn)的水稻田布設(shè)，充分發(fā)揮稻田系統(tǒng)的面源污染物消納與資源循環(huán)利用功能。
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冉嬌嬌, 黃 平, 陳成龍, 慈 恩, 呂明權(quán)
(1.重慶交通大學(xué), 重慶 400074; 2.中國(guó)科學(xué)院 重慶綠色智能技術(shù)研究院, 重慶 400714;3.長(zhǎng)江師范學(xué)院, 重慶 408100; 4.西南大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院, 重慶 400715)
以氮、磷為主的養(yǎng)分污染導(dǎo)致人類活動(dòng)密集區(qū)的淡水環(huán)境普遍惡化。隨著點(diǎn)源污染逐漸得到控制，面源污染排放所占比重日益增加，其中氮元素的排放尤為突出[1]。氮素最大的排放源來自農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)，其氮排放量占總排放量近70%[2]，其中以種植業(yè)產(chǎn)生的氮排放占比最大。隨著近年來社會(huì)經(jīng)濟(jì)要素的變化，種植結(jié)構(gòu)發(fā)生了巨大的變化，農(nóng)地利用類型也隨之改變[3]。探討農(nóng)地利用類型改變?cè)斐傻亓魇У挠绊憣?duì)科學(xué)制定區(qū)域農(nóng)業(yè)面源污染防控措施具有重要意義。
三峽庫區(qū)是三峽水庫水質(zhì)保護(hù)的第一道屏障，庫區(qū)面源污染排放負(fù)荷直接影響著三峽水庫的水質(zhì)安全。近年來，隨著農(nóng)村經(jīng)濟(jì)社會(huì)結(jié)構(gòu)的變化，農(nóng)村勞動(dòng)力減少，庫區(qū)呈現(xiàn)水稻轉(zhuǎn)向旱地作物種植(“稻轉(zhuǎn)旱”)的趨勢(shì)，在2000—2010年期間，三峽庫區(qū)土地利用變化的主要特征是水田逐漸減少而旱地大幅增加[4]。據(jù)《重慶統(tǒng)計(jì)年鑒》顯示，2010—2018年期間水稻田面積呈繼續(xù)減少趨勢(shì)，而相應(yīng)的旱地呈增加趨勢(shì)。這種變化趨勢(shì)對(duì)于農(nóng)業(yè)面源污染排放負(fù)荷的影響還不得而知，其對(duì)水質(zhì)的影響一直沒有引起足夠重視。
近年來，土地利用方式變化對(duì)面源負(fù)荷的影響逐漸被關(guān)注，已取得較多的研究結(jié)果。耿潤(rùn)哲等[5]基于SWAT模型對(duì)密云水庫流域面源負(fù)荷空間分布進(jìn)行評(píng)價(jià)，結(jié)果顯示流域面源污染負(fù)荷與土地利用格局存在密切聯(lián)系。耕地和建設(shè)用地面積往往與流域污染負(fù)荷呈正相關(guān)[6]，而林地有助于流域營(yíng)養(yǎng)物的控制[7]，城鎮(zhèn)化的快速推進(jìn)使流域面源污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)急速擴(kuò)張[8]，而退耕還林則能夠有效控制土壤養(yǎng)分流失[9]。劉瑞民等[10]利用輸出系數(shù)模型計(jì)算了長(zhǎng)江上游土地利用/覆蓋變化對(duì)非點(diǎn)源污染影響；孫麗娜等[11]將SWAT模型和CLUE-S模型結(jié)合，模擬了東遼流域未來20 a土地利用變化的不同情景以及不同情境下的面源污染負(fù)荷。然而，這些研究多關(guān)注整體耕地變化，對(duì)于耕地內(nèi)部種植類型轉(zhuǎn)變對(duì)面源污染負(fù)荷影響研究較少。
本文選擇渠溪小流域?yàn)閷?duì)象，該流域位于三峽庫區(qū)中部，是庫區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)的集中區(qū)，緊鄰三峽水庫，是庫區(qū)典型農(nóng)業(yè)小流域。選擇2001—2019年研究時(shí)段，該時(shí)段處于農(nóng)村勞動(dòng)力快速轉(zhuǎn)移和經(jīng)濟(jì)社會(huì)結(jié)構(gòu)劇烈變化時(shí)期，也是“稻轉(zhuǎn)旱”變化的主要時(shí)期。本研究利用歷史高清遙感影像和無人機(jī)航拍影像，探究該流域土地利用方式的變化特征，在流域氮素排放負(fù)荷實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)的基礎(chǔ)上建立面源污染輸出模型估算該流域2001年和2019年流域氮素輸出負(fù)荷，揭示“稻轉(zhuǎn)旱”對(duì)氮素輸出的影響，以期為三峽庫區(qū)農(nóng)業(yè)土地利用結(jié)構(gòu)調(diào)整及面源污染控制提供科學(xué)參考。
1 研究區(qū)域及數(shù)據(jù)來源
1.1 研究區(qū)概況
渠溪小流域位于重慶市涪陵區(qū)珍溪鎮(zhèn)，地處三峽庫區(qū)腹部地帶，居長(zhǎng)江北岸，位于東經(jīng)107°30′10″—107°30′55″，北緯29°53′54″—29°54′32″。該區(qū)域?yàn)殚L(zhǎng)江一級(jí)支流，具有典型的三峽庫區(qū)地貌特征，以低山、丘陵為主，海拔在186～317 m，分布最廣的土壤類型為紫色土。該流域?qū)儆趤啛釒駶?rùn)季風(fēng)氣候，四季降雨分配不均，主要集中在4—10月，多年平均降雨量1 101.0 mm。流域總面積約87.99 hm2，被自然地形分割成A，B兩個(gè)樹狀結(jié)構(gòu)的子流域。流域內(nèi)土地利用以農(nóng)業(yè)耕地為主，包括旱地、水田、林地和池塘，土地墾殖率高，主要農(nóng)作物為水稻、玉米以及榨菜。同一農(nóng)作物施肥量基本相同，春季旱地種植玉米，水田種植水稻。玉米純氮施用量約為250 kg/hm2(玉米復(fù)合肥，N∶P2O5∶K2O=11∶9∶5)，水稻施肥量為120 kg/hm2(水稻復(fù)合肥，N∶P2O5∶K2O=13∶6∶6)。秋季旱地和水田輪種榨菜，總氮施肥量約為400 kg/hm2(榨菜復(fù)合肥，N∶P2O5∶K2O=12∶6∶7)。玉米施肥采用埋施的方式，水稻和榨菜施肥均采用撒施的方式。流域分布有自然村落，2015年調(diào)查顯示共有人口44戶，常駐人口106人。
1.2 數(shù)據(jù)來源
本研究使用的數(shù)據(jù)集主要包括渠溪小流域2001年和2019年的遙感影像，社會(huì)經(jīng)濟(jì)調(diào)查數(shù)據(jù)及渠溪小流域兩個(gè)集水子流域出口的徑流量與水體總氮濃度數(shù)據(jù)。2001年的遙感影像從Google earth中下載，其分辨率為2 m，2019年7月的遙感影像通過無人機(jī)航拍獲取，分辨率為0.3 m。利用ArcGIS軟件采用目視解譯的方法對(duì)研究區(qū)進(jìn)行土地利用分類，分為旱地、水田、林地、池塘和其他用地5種用地類型，獲得研究區(qū)2001年和2019年的土地利用圖和土地利用數(shù)據(jù)。流域的氮素流失量由分別在渠溪小流域A和B子流域出口監(jiān)測(cè)的徑流量和水體總氮濃度數(shù)據(jù)計(jì)算而得，基于已有監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，獲得了2012年、2013年、2015年A和B子流域的氮素流失量。社會(huì)經(jīng)濟(jì)調(diào)查數(shù)據(jù)包括各土地利用的施肥量、人口和禽畜養(yǎng)殖等，來源于該流域其他的相關(guān)研究[12]。
2 研究方法
2.1 輸出系數(shù)模型
本文采用經(jīng)典的Johnes輸出系數(shù)模型[13]模擬研究區(qū)的面源污染物氮素負(fù)荷。計(jì)算方法如下：
式中:L為營(yíng)養(yǎng)物的總流失量(kg/a);Ei為第i類營(yíng)養(yǎng)源的輸出系數(shù)[kg/(hm2·a)或kg/(kg·a)];Ai為第i類土地利用類型的面積(hm2)或人口數(shù)量(人)或第i類牲畜的數(shù)量(個(gè));Ii為第i種營(yíng)養(yǎng)物的輸入量(kg/a);P為降雨輸入的營(yíng)養(yǎng)物數(shù)量(kg/a)。
P=d×a×λ
式中:d為研究區(qū)域單位面積氮沉降率[kg/(hm2·a)];a為研究區(qū)域的總面積(hm2);λ為徑流系數(shù)。
2.2 輸出系數(shù)模型參數(shù)的確定
常用的面源污染估算模型有輸出系數(shù)模型、SWAT模型和AGNPS模型等。輸出系數(shù)模型是主要考慮土地利用類型來定量核算面源污染的方法，具有參數(shù)少、操作簡(jiǎn)單的優(yōu)點(diǎn)，且具有一定的精度。而SWAT模型和AGNPS模型等雖對(duì)面源有較好的模擬效果，但存在參數(shù)較多，很多參數(shù)不易獲取的問題[14]。由于對(duì)研究區(qū)的水文水質(zhì)監(jiān)測(cè)資料有限，輸出系數(shù)模型更適用于本研究。本文根據(jù)陳成龍[12]對(duì)該流域研究中施肥的總氮收入與徑流總氮輸出的比值確定了玉米旱地、榨菜旱地和水田的輸出系數(shù)，其他用地類型的輸出系數(shù)參考三峽庫區(qū)類似研究文獻(xiàn)[15-16]的數(shù)值，以期提高模型模擬效果。最終確定的不同土地利用類型的輸出系數(shù)數(shù)值見表1。
禽畜養(yǎng)殖和農(nóng)村生活部分的面源污染的輸出系數(shù)參考楊彥蘭等[16]的研究，采用國(guó)家環(huán)保局推薦的禽畜排泄系數(shù)的10%和人口輸出系數(shù)。人口的面源污染輸出主要為農(nóng)村生活污水及廢棄物，其輸出系數(shù)為每人1.58 kg/a，禽畜養(yǎng)殖的輸出系數(shù)見表2。
降雨氮負(fù)荷計(jì)算中的單位面積氮沉降率參照侯思宇等[17]的研究，取值24.48 kg/(hm2·a)。徑流系數(shù)根據(jù)研究區(qū)2012年降雨量與徑流量數(shù)據(jù)計(jì)算得到，為0.18。
表1 修訂后不同土地利用類型的總氮輸出系數(shù)
表2 禽畜養(yǎng)殖業(yè)總氮輸出系數(shù) kg/a
2.3 輸出系數(shù)模型的檢驗(yàn)
利用2010年、2013年和2015年的土地利用數(shù)據(jù)及流域出口氮負(fù)荷數(shù)據(jù)對(duì)模型模擬結(jié)果進(jìn)行驗(yàn)證?？紤]到地形、水渠自凈能力等影響因素，模型模擬結(jié)果與實(shí)際監(jiān)測(cè)結(jié)果有一定誤差(表3)。誤差計(jì)算結(jié)果顯示小流域整體氮素流失負(fù)荷的模型估算結(jié)果與實(shí)際觀測(cè)結(jié)果誤差均小于20%，這表明利用實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)修正參數(shù)的輸出系數(shù)模型應(yīng)用于該流域有著較好的模擬效果[18]。
表3 流域氮負(fù)荷模型估算值與實(shí)測(cè)值誤差
3 結(jié)果與分析
3.1 土地利用變化特征
渠溪小流域土地利用以耕地為主，旱地和水田面積占到了流域總面積的83%(2019年)。2001—2019年土地利用變化主要集中在旱地、水稻田和林地3類用地(表4)。總體耕地面積有一定減少，但種植面積增加，因?yàn)?001年流域內(nèi)只有75%水田在收獲水稻后會(huì)種植榨菜，而2019年水稻收獲后水田和旱地全部種植了榨菜。由表5可知，2001—2019年水田面積大幅度收縮，2019年相對(duì)于2001年減少了近81%，減少的水田中近80%轉(zhuǎn)為旱地，以致旱地面積顯著增加，2019年比2001年增加了47%(按玉米旱地計(jì)算)。受生態(tài)退耕的影響，流域內(nèi)林地面積增加，2019年比2001年擴(kuò)大近2倍，其中大部分由旱地轉(zhuǎn)入，但林地分布依然很少，林地面積只占到了總面積的13%。
表4 2001-2019年渠溪小流域土地利用情況 hm2
對(duì)比小流域內(nèi)兩個(gè)子流域A，B的土地利用變化可以發(fā)現(xiàn)(圖1)，2019年子流域A水田保留面積大于子流域B，在子流域A的水渠周圍分布著較為連續(xù)的水田，且在流域出口有大量分布。而本來水田面積占比較大的子流域B保留的水田數(shù)量很少，只有水渠兩側(cè)分布著小面積的零散水田。兩個(gè)子流域都將海拔較高區(qū)域的耕地進(jìn)行了退耕還林，特別是子流域A的林地?cái)U(kuò)張明顯?？傮w上，渠溪小流域土地利用發(fā)生了較大改變，“退耕還林”政策得到了較好的實(shí)施，耕地面積有一定收縮，且逐漸向旱地種植轉(zhuǎn)變。
表5 2001-2019年渠溪小流域土地利用類型轉(zhuǎn)移矩陣 hm2
圖1 2001年和2019年渠溪小流域土地利用狀況
3.2 流域氮負(fù)荷變化
利用校正的輸出系數(shù)構(gòu)建的模型對(duì)渠溪小流域TN的輸出負(fù)荷量進(jìn)行估算。結(jié)果顯示，2001年和2019年渠溪小流域氮輸出量分別為2 549.94，3 237.53 kg，2019年相對(duì)于2001年氮輸出量增加了26%。其中水稻田改為旱地使氮排放增加了848.92 kg，而退耕還林后(除去林地開墾)減少了254.55 kg的氮排放，最終導(dǎo)致流域內(nèi)氮負(fù)荷增加了687.59 kg，說明“稻轉(zhuǎn)旱”會(huì)使流域面源負(fù)荷大幅增加，而退耕還林的實(shí)施起到了一定的緩解作用。
該地區(qū)2001年不同污染源輸出的氮負(fù)荷量對(duì)流域氮負(fù)荷量及貢獻(xiàn)率(圖2)大小依次遞減為：旱地—榨菜、旱地—玉米、水田、農(nóng)村生活污水及廢棄物、畜禽養(yǎng)殖、居民地、林地。由于2001—2019年期間大部分水田改為旱地耕作，水田產(chǎn)生總氮的貢獻(xiàn)率由原來的9.14%減小到1.40%，而兩類旱地對(duì)總氮排放的貢獻(xiàn)率則由66.30%增加到78.74%。其中玉米旱地的氮負(fù)荷量增幅最大，2019年相對(duì)于2001年氮排放增加了627.97 kg。2019年玉米旱地氮排放量最高，對(duì)總氮排放的貢獻(xiàn)率位于第一，榨菜旱地位于第二，生活污水與畜禽養(yǎng)殖、水田次之，林地最小。
圖2 2001年和2019年渠溪小流域各用地類型氮素排放量與貢獻(xiàn)率
4 討 論
4.1 “稻轉(zhuǎn)旱”趨勢(shì)與驅(qū)動(dòng)因素
本研究利用高清遙感影像分析了三峽庫區(qū)典型小流域的土地利用轉(zhuǎn)移格局，2001—2019年，水稻田減少了80%，其中大部分轉(zhuǎn)化為旱耕地。本研究結(jié)果與鄧華等[19]對(duì)利用CLUE-S模型對(duì)三峽庫區(qū)土地利用變化模擬結(jié)果中“稻轉(zhuǎn)旱”的普遍發(fā)生現(xiàn)象一致。黃瑪蘭等[20]對(duì)中國(guó)不同省份種植結(jié)構(gòu)變化發(fā)現(xiàn)，與1981年相比，2015年水稻種植面積比例增長(zhǎng)區(qū)域主要集中在東北地區(qū)，而南方除湖北、湖南外，其他省份均處于下降趨勢(shì)。在全國(guó)尺度上，據(jù)農(nóng)業(yè)部固定觀察點(diǎn)統(tǒng)計(jì)2003—2012年全國(guó)農(nóng)戶糧食種植結(jié)構(gòu)發(fā)現(xiàn)水稻種植比例由26.9%下降到18.6%，而旱地作物玉米由22.7%上升到30.7%[21]。“稻轉(zhuǎn)旱”這一種植結(jié)構(gòu)的變化與不同種植業(yè)的特點(diǎn)及農(nóng)村經(jīng)濟(jì)社會(huì)要素的變化相關(guān)。水稻相比旱地作物耗工費(fèi)時(shí)、勞動(dòng)投工多，隨著農(nóng)村勞動(dòng)力的轉(zhuǎn)移和留守勞動(dòng)力的老齡化促使“水稻轉(zhuǎn)旱”的發(fā)生[22]。雖然隨著技術(shù)的進(jìn)步，農(nóng)村勞動(dòng)力的轉(zhuǎn)移可通過機(jī)械化替代，但是丘陵地區(qū)和山區(qū)地形因素阻礙了機(jī)械的使用，使水稻種植面積萎縮[20]。在多種因素的共同作用下，水稻田改為旱地已成為普遍趨勢(shì)。
4.2 “稻轉(zhuǎn)旱”后流域負(fù)荷增加的機(jī)制
利用本流域的氮流失觀測(cè)數(shù)據(jù)校正輸出系數(shù)模型，得到了2001年及2019年的氮素排放負(fù)荷，2019年較2001年氮排放增加26%。在土地利用轉(zhuǎn)移矩陣中，最大的兩類轉(zhuǎn)移類型是“稻轉(zhuǎn)旱”和“旱轉(zhuǎn)林”，“旱轉(zhuǎn)林”使面源污染排放減少，而“稻轉(zhuǎn)旱”使排放增加?！暗巨D(zhuǎn)旱”使流域排放負(fù)荷增加主要通過以下機(jī)制實(shí)現(xiàn)。首先，“稻轉(zhuǎn)旱”使化肥輸入量增加。本研究調(diào)查發(fā)現(xiàn)水稻田的化肥用量遠(yuǎn)小于旱地作物的化肥用量，水稻化肥使用120 kg/hm2，旱地化肥使用650 kg/hm2(玉米和榨菜總計(jì))，“稻轉(zhuǎn)旱”使流域總的氮肥施用量增加。其他研究者也發(fā)現(xiàn)了水旱作物的化肥使用量的巨大差異，任世鑫等[23]對(duì)我國(guó)三大糧食作物化肥施用情況的研究發(fā)現(xiàn)我國(guó)玉米和小麥等旱地作物普遍存在施肥過量的問題，而水稻施用過量的范圍較小，且玉米和小麥?zhǔn)┓柿科毡楦哂谒?，因此施肥量的增加是“稻轉(zhuǎn)旱”后氮排放增加的重要原因。
其次，除了水稻田氮肥施用更少外，水稻田相比旱地增加了氮素的攔截能力。由于特殊的結(jié)構(gòu)使水稻田具有氮素儲(chǔ)存和攔截能力，水稻和稻田土壤對(duì)氮素有吸收和固定作用，可有效減少農(nóng)田排水中氮磷的流失[24]。張剛等[25]在太湖地區(qū)利用不施肥的水稻田作為緩沖區(qū)，發(fā)現(xiàn)稻季的緩沖帶對(duì)徑流氮素?fù)p失具有明顯的攔截效果。本研究中大部水稻田位于旱耕地下游，在上游沖刷旱地而攜帶大量氮素的徑流將在下游匯入水稻田中得到攔截和儲(chǔ)存，超出稻田儲(chǔ)存量后才會(huì)溢出，其攔截效果更為突出。水稻田改為旱地后，對(duì)徑流的攔截能力下降，導(dǎo)致了流域氮排放增加。
另外，水稻田作為一種人工濕地為氮素轉(zhuǎn)化和去除提供了一個(gè)重要場(chǎng)所。淹水環(huán)境使水稻田土壤處于缺氧和厭氧環(huán)境，有利于硝化菌和反硝化菌的生長(zhǎng)，使稻田微生物的硝化和反硝化作用增強(qiáng)，有助于氮素的去除[26]。Onishi等[27]對(duì)水稻田氮收支進(jìn)行計(jì)算發(fā)現(xiàn)通過反硝化作用能夠去除約氮素總輸入量10%的氮，還有研究表明水稻田中反硝化過程能夠去除進(jìn)水氮量40.9%的氮素[28]。流域大面積的“稻轉(zhuǎn)旱”后，氮素轉(zhuǎn)化場(chǎng)所減少，反硝化去除作用減弱，流域氮負(fù)荷增加。
4.3 稻田分布格局對(duì)子流域A，B氮負(fù)荷的影響
研究區(qū)被天然地形分割為兩個(gè)子流域A，B，子流域A的面積比子流域B高出34%，且子流域A的旱地總種植面積(包括復(fù)種)比子流域B要大，但監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)顯示子流域A的氮負(fù)荷比子流域B少。一方面可能是因?yàn)樽恿饔駻稻田分布集中度高于子流域B，稻田的凈化系統(tǒng)更加完善，對(duì)污染物的消納能力更強(qiáng)；另一方面是因?yàn)樽恿饔駻的稻田集中分布距離流域出口較近的位置，Basnyat等[29]指出作為“匯”的景觀距離上越靠近流域出口，其對(duì)污染物的攔截凈化作用就越顯著，因此子流域A的稻田作為“匯”的功能要強(qiáng)于子流域B?？偟膩碚f，稻田的空間分布格局差異導(dǎo)致了子流域A的氮負(fù)荷低于子流域B，同時(shí)也從側(cè)面反映出水稻田在污染物消納的強(qiáng)大能力，這與陳成龍[12]探究稻田格局對(duì)流域氮磷排放的影響的研究結(jié)果具有一致性。在保護(hù)水稻田的同時(shí)，也應(yīng)注意其在流域出口等關(guān)鍵節(jié)點(diǎn)的布設(shè)，充分發(fā)揮其消納面源污染物的功能，促進(jìn)資源循環(huán)利用。
4.4 不足與展望
本文計(jì)算流域2001年氮輸出負(fù)荷時(shí)，各土地利用的施肥量是以2019年的施肥量為依據(jù)，而根據(jù)相關(guān)研究表明[30]，以前的施肥量遠(yuǎn)小于現(xiàn)在的施肥量，因此2001年的氮輸出實(shí)際通量小于本研究中計(jì)算的值。由于本流域2001年的實(shí)際施肥量很難獲取，另外，本研究重點(diǎn)關(guān)注的是土地利用變化引起的氮素通量變化，因此利用2019年的施肥量不會(huì)影響本研究的結(jié)論。輸出系數(shù)模型基于土地利用類型估算面源污染負(fù)荷，并不能反映景觀分布格局對(duì)污染物遷移轉(zhuǎn)化的影響，因此對(duì)子流域氮負(fù)荷的模擬結(jié)果與實(shí)際監(jiān)測(cè)結(jié)果相反，顯示子流域A的氮負(fù)荷高于子流域B。后續(xù)將通過長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，加入土地利用斑塊離散度因子對(duì)模型進(jìn)行改進(jìn)，更準(zhǔn)確地反映土地利用格局對(duì)氮流失通量的影響。而稻田改為旱地后，水稻土的性質(zhì)將會(huì)如何改變，以及對(duì)種植旱地作物的影響有待后續(xù)研究。
5 結(jié) 論
(1) 2001—2019年研究流域土地利用變化的主要特征是：水稻田向旱地轉(zhuǎn)化，旱地向林地轉(zhuǎn)化，且以“稻轉(zhuǎn)旱”為主，旱地和林地面積顯著增加，水稻田面積顯著減少。
(2) 2001—2019年的“稻轉(zhuǎn)旱”變化使氮素通量增加33.3%，其他土地利用變化如“退耕還林”抵消氮素增加的部分趨勢(shì)，使整個(gè)流域氮輸出負(fù)荷相比2001年增加了26%。
(3) 水稻田作為人工濕地生態(tài)系統(tǒng)對(duì)減少流域氮素流失有著積極作用，有利于面源污染的防控，在農(nóng)村農(nóng)業(yè)種植業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整時(shí)應(yīng)當(dāng)考慮區(qū)域徑流關(guān)鍵節(jié)點(diǎn)的水稻田布設(shè)，充分發(fā)揮稻田系統(tǒng)的面源污染物消納與資源循環(huán)利用功能。
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