ACTA Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis - - Contents -

留在河床或底流带, 或者被水利设施阻隔, 或者因沿岸水资源取用­而不能到达河口。因此, 模型根据经验公式计算­进入受纳水体的营养盐­通过河流输送进入河口­的比例, 计算方法可参考 Dumont 等[8]和Seitzinge­r 等[19–20]的研究。

Global NEWS模型的时间尺­度和空间尺度与输入参­数的尺度保持一致, 其最小空间模拟网格大­小为 2890 km2 (1˚×1˚), 运行环境称为 GNE。模型用于模拟流域营养­盐输出过程, 具有对营养盐种类和迁­移转化考虑较为全面的­优势。国外学者已将该模型应­用于全球 6000 多个大型流域[11,16,20–21], 也有将模型应用于单个­流域的研究案例[22]。然而, 在国内少见其应用案例。本研究引进该模型, 首次利用空间精度更高­的输入数据, 将该模型应用于北江及­其子流域等中小型流域, 以丰富我国流域营养盐­污染模拟的方法体系, 并扩展模型的应用范围。以下将其简称为 NEWS 模型。

1.3 模型参数及数据来源1.3.1 主要参数及数据来源

模型输入参数大致分为 3 个大类, 每一类包含一系列相关­参数: 1) 空间数据, 包括流域的基本地形参­数、土地利用和人口分布等­数据; 2) 水文及气象数据, 包括降水、流量和水利设施建设等­数据; 3) 污染源和汇的数据。表 1 列出模型的主要参数类­型及数据来源。本研究旨在量化 2000, 2005 和2010 年北江流域营养盐输出­量。

1.3.2 空间数据的处理

本研究所用的地形数据­是日本经济产业省和美­国航空航天署合作使用 ASTER 数据生成的数字高

程模型(DEM)数据, 经 ARCGIS 软件处理生成河网水系­及子流域(图略)。其中, 武江和浈江位于上游段, 南水、滃江和连江位于中游段, 滨江、潖江和绥江位于下游段。通过将子流域生成图与­土地利用图或人口分布­图进行空间叠加运算, 可获得各子流域内的主­要土地利用类型以及人­口分布数据。

1.3.3 污染源输入数据的计算

NEWS 模型所需的污染源参数­是各类污染源在单位流­域面积内的污染物产生­量。污染源分点源和非点源。NEWS 模型假设在有污水处理­系统覆盖的地区, 污水经处理后以点源形­式排放。在计算生活污水点源时, 污染物的产生量根据人­口和生活污水污染物产­生系数计算, 其中, 居民生活污水氮产生系­数取 4.23 kg/(人·a), 磷产生系数取 0.95 kg/(人·a)[26]。进入水体的生活污水污­染物根据污水处理系统­覆盖人口比例以及污染­物去除率计算。处理后污水的氮去除率(35%)和磷去除率(48%)根据流域内主要城市已­建设污水处理厂及其处­理工艺[27], 以及

[12–13]主要处理工艺的氮、磷去除率 进行估计得到。在计算集约化养殖污水­源时, 首先要用排泄系数法计­算畜禽氮磷排泄量。经计算, 2010 年北江流域的畜禽氮排­泄量为 7.17 万 t/a, 磷排泄量为 2.04万 t/a。然后, 根据区域内主要清粪工­艺假定畜禽排泄物进入­养殖废水的比例为 30%, 再假定养殖废水经处理­后, 氮、磷去除率分别为 33.9%和 34.4%[28],最终排入水体的含氮污­染物占氮排泄量的 10.17%,含磷污染物占磷排泄量­的 10.32%。其他 70%的排泄物经储存和管理­后, 作为粪肥回田。农业非点源参数需计算­化肥和粪肥输入。根据

化肥施用总量和配比可­以计算折纯后氮肥(以 N 计)和磷肥(以 P 计)的施用数量。经计算, 2010 年北江流域折纯氮肥施­用量为 18.86 万 t/a, 磷肥施用量为2.57 万 t/a。与国外研究不同的是, 本研究还充分考虑了农­田中的养分流动, 在计算陆域上的化肥源­负荷时, 扣除因 NH3, N2和 N2O 排放而进入大气的氮素­数量, 排放因子分别取 18.8%, 20%和 1%[29–32]。在计算粪肥源污染时, 还田率和 NH3 排放因子因畜禽种类而­异, 取值范围分别为 20%~70%和 20%~ 30%[33–34], N2O 排放因子取值为 1%[32,35], N2排放因子取值为 3%[36]。除了收集文献资料, 农村实地调查也作为本­研究获得农业生产和管­理信息的途径。调查时间为 2013 年 1—2 月, 调查方式为典型农户访­谈和田间观察, 调查内容为流域内农业­生产要素的投入方式和­农业废弃物的处置方式­等定性信息。此外, 大气氮沉降也视为非点­源。本文主要计算湿沉降。目前已有大量研究估算­了不同地区的大气氮沉­降通量[37–40], 考虑到流域内下垫面特­点和降水特征, 本文取农业地区大气氮­沉降通量为 3.85 g/ (m2·a), 其他地区为 1.5 g/(m2·a)。生物固氮也是陆

[41]域上氮素的来源之一。Cleveland 等 给出不同类型林地和草­地的固氮率(kg/(km2·a)), Peoples 等[42]给出农业用地上不同农­作物的固氮率。模型假设存在一个虚拟­的汇, 以计量被植物体吸收并­随农作物产品而离开陆­地表面的营养盐。不同农作物产品的元素­含量参考 Bouwman 等[15]的研究。

1.4 参数敏感性分析和模型­率定

为了使模型较好地反映­营养盐输出的实际情况, Harrison 等[10]、Mayorga 等[11]和 Strokal 等[21]均利用实测数据在全球­水平上进行过模型参数­率定及模型验证。Nash-sutcliffe 效率系数(E)常用来验证模型的质量: Qot 指时刻 t 的观测值, Q 指观测值的平均值, Qt o m指时刻 t 的模拟值。E 的取值范围为( ,1) , 其值越接近 1, 模型的模拟能力越强。Strokal 等[21]表示 NEWS 模型对各类溶解态营[10]养盐的效率系数约 0.60~0.90。 Harrison 等 和[11] Mayorga 等 均指出 NEWS 模型对 DON 和 DOP输出总量(t/a)的模拟能力较好, E 值分别为 0.71 和 0.90 左右。NEWS 模型对 DIN 和 DIP 输出总量的

[11] [6]模拟能力稍差, E 值在 0.50 左右 。Qu 等 以及

[22] Yan 等 验证了模型对国内部分­河流的模拟效果(包括珠江和长江), 模型对溶解态营养盐的­模拟效果整体较好, 但 DIN输出总量的模拟­值偏高。

在模型调试过程中, 为找出敏感性参数并减­少调试过程的工作量, 本研究采用相对敏感度­方法进行敏感性分析。相对敏感度指模型结果­变化率与参数值变化率­的比值。比值越大, 表示相对敏感度越高。分析结果表明, 影响各形态营养盐输出­总量的敏感性因素主要­是径流深(m/a)和各类污染源输入参数(例如: 单位面积化肥施用的营­养元素数量(kg/(km2·a)), 营养盐⏤污ᰁ※฿ཷ纳Ỉయⓗ输㏦ẚ ౛(Fews, 0~1), 以及最终输送到河口的­营养盐数量与进入受纳­水体的营养盐数量的比­例(Feriv, 0~1)。其中, Feriv 的相对敏感度最高(其值为 1), 表明营养盐输出量对这­一传输系数最为敏感。在模型率定时, 本研究重点调整 Feriv。模型所需其他敏感性参­数(如径流深、单位面积化肥施用的营­养元素数量等)主要通过已有统计数据­并结合文献调查进行计­算和输入。

NEWS 模型根据经验公式计算 Feriv, 计算所用变量包括流域­面积、实际年均径流量、地表水资源消费量以及­流经水库的容积和深度­等。该公式基于全球水平的­统计数据建立。然而, 流域模拟应注意到中国­流域水文特征与国外的­差异[14], 有必要结合国内实测数­据率定这一输移系数。本研究根据广东省环境­信息综合发布平台发布­的北江清远段界牌、浈江长坝、武江坪石、连江西牛和绥江五马岗­等断面的水质数据和水­文年鉴[23–25]中的径流量数据估算各­流域 DIN 实际年输出量。利用 2005 年DIN 实际年输出量率定模型, 利用 2000 和 2010 年的数据验证模型, 结果如图 1 所示。如果不调整Feriv, DIN 的效率系数为–1.20。DIN 的模拟结果显著偏高, 这与 Yan 等[22]的研究结论相似, 在一定程度上说明利用­默认经验公式计算的输­移系数偏高。在允许范围内调小 Feriv, 2005 年率定期 DIN的效率系数可以­达到 0.87, 调整后的 Feriv 对 DIN取值为 0.14~0.25。在 2000 和 2010 年验证期, 虽然 DIN 的模拟值仍然稍高, 但模拟 DIN 的效率系数达到 0.61, 与 Mayorga 等[11]的研究结果相近, 表明模型对 DIN 的模拟效果较好, 具有一定的实用性。不过, 本研究获得的实测数据­点较少, 为提高

模型的可信度, 需要长期连续的水质监­测(包括DIN, DON, DIP 和 DOP)数据和流量数据进行模­型率定和验证。

2 模拟结果与分析2.1 北江流域营养盐输出量

北江流域模拟结果如表 2 所示。2010 年, 溶解性氮(DN)的输出总量为 3.75 万 t/a, 比 2000 年增加了约 9.27%, 其中溶解态无机氮(DIN)占 83.51%,溶解态有机氮(DON)占 16.49%。与 DN 相比, 溶解性磷(DP)的输出总量相对较小。2010 年, DP 的输出总量约 4.63 万 t/a, 比 2000 年增加了近 30.05%,其中溶解态无机磷(DIP)占 86.21%, 溶解态有机磷(DOP)占 13.79%。北江流域 DIN, DIP, DOP 和DON 的输出总量变化均是 2010 年>2005 年>2000年, 有增加趋势。北江流域输出的营养盐­数量的增加会给下游珠­江三角洲河网水系带去­越来越高的营 养盐负荷。北江主要子流域的模拟­结果如图 2 所示。流域内营养盐污染负荷­的空间分布与不同地区­种植业生产规模、生产结构和生产要素投­入有关, 也与不同地区养殖业生­产规模、生产结构和污染物处理­方式有关, 还与流域面积、流域内植被覆盖、降雨量和径流量的空间­分布有关。对比来看, 中游段的连江流域和下­游段的绥江流域的各类­营养盐输出总量均较高, 且呈现 2010 年>2005 年>2000 年的趋势, 流域营养盐污染逐渐加­重。其中, 2010 年绥江 DIN 和DIP 输出总量分别占北江流­域 DIN 和 DIP 输出总量的 27.53%和 29.47%, 连江 DIN 和 DIP 输出总量分别占 29.79%和 26.23%。中游段的南水, 下游段的滨江和潖江流­域的各营养盐输出总量­均较低, 在一定程度上可归因于­其较小的流域面积(例如, 南水流域面积不到连江­流域面积的 1/6)。考虑到不同流域面积的­差异, NEWS 模型将营养盐输出总量­在流域面积上进行平均, 计算营养盐输出通量(kg/ (km2·a)), 以表示单位时间内单位­流域面积平均向河口输­出的营养盐数量。经计算, 北江上游段的武江、浈江和中游段的南水流­域不同形态营养盐输出­通量均较小; 下游的绥江、滨江、潖江以及中游的连江各­类营养盐输出通量均较­高, 且呈现 2010年>2005 年>2000 年的趋势, 表明单位流域面积上平­均污染水平加重。其中, 2010 年潖江流域 DIN, DIP 和 DOP 输出通量均最高, DON 输出通量仅次于绥江。在管理和控制流域营养­盐污染负荷时, 既

要重视营养盐输出总量­高的子流域(如连江、绥江),也应关注营养盐输出总­量不高但输出通量高的­子流域(如滨江)。

2.2 不同污染源的贡献分析

模型模拟了营养盐从各­项污染源经迁移转化最­终达到河口的过程。通过对模型输出结果逆­向推导, 也可以得到营养盐输出­量中来自不同污染源的­比例。分析不同形态营养盐的­来源, 结果如图 3 所示。DIN 的主要贡献源是大气氮­沉降, 其次是生物固氮和化肥­施用, 对 2010 年北江流域营养盐输出­总量的贡献率分别为 33.79%, 28.57%和 27.56%; 粪肥施用、养殖废水和生活污水的­贡献率均不到6%。DIP 的主要贡献源是养殖废­水, 2010 年贡献率达到 42.09%; 其次是化肥施用, 贡献率为 29.74%。除化肥施用、粪肥施用、养殖废水和生活污水外,土壤中常年累积的有机­物会随淋溶以溶解态营­养盐形式进入河流, 成为水体中 DON 和 DOP 的来源之一[10]。这种淋溶作用是 DON 的主要贡献源, 2010年贡献率达到 78.11%; 其次是养殖废水, 其贡献率为 11.73%。DOP 的主要贡献源也是淋溶­作用, 其次是化肥施用, 2010 年贡献率分别为 72.14%和 19.35%。生活污水对 DIP 的贡献率为 10%~20%,对其他营养盐的贡献率­均不到 10%。粪肥施用对各营养盐的­贡献率均很小, 为 0~8%。然而, Yan 等[22]的研究表明, 粪肥施用是长江流域 DIN 输出量的主要贡献源。与本研究不同的是, Yan 等[22]在计算粪肥源营养盐时, 未扣除粪肥因 NH3 挥发、N2O和 N2排放等损失的氮素­数量, 可能会高估通过施用粪­肥而输入到陆域的营养­元素数量。

分析不同源的贡献在时­间上的变化, 结果如图3 所示。2000—2010 年, 化肥施用对北江流域各­营养盐输出量的贡献率­均逐渐增加。为控制其贡献率继续增­加, 在当地应加强化肥施用­的科学管理, 提高化肥利用效率。养殖废水对 DIN, DON 和 DOP的贡献率都是先­增加后减小, 对 DIP的贡献率逐渐减­小。粪肥施用对 DIN, DIP 和 DON的贡献率先增加­后减小, 而对 DOP 的贡献率逐渐增加。畜禽养殖污染受畜禽养­殖数量影响较大, 而畜禽养殖数量随畜禽­产品价格变化产生波动, 且不同畜禽种类的养殖­比例也会影响畜禽排泄­物中的氮、磷含量和比例。由于人口密度逐渐增加, 生活污水对不同营养盐­的贡献率均逐年增加, 但目前所占比例不大。

3 总结

目前, 从流域水平讨论氮、磷等营养元素输送量的­变化并分析其主要影响­因素的研究尚且不多。Global NEWS能够全面考虑­营养盐在陆地系统上的­循环过程及在河道中的­迁移转化过程, 量化不同元素不同形态­营养盐从流域向河口及­近海的输出。本研究首次将该模型应­用于国内中小型流域, 模拟量化了北江流域及­其子流域的营养盐输出­过程。研究结果表明, 2010 年北江流域向下游珠江­三角洲河网输送的 DIN 总量为 3.13 万 t/a, DIP 为 0.40 万 t/a, DON 为 0.62 万 t/a, DOP 为 0.06 万 t/a, 且营养盐输出总量变化­呈现 2010 年>2005 年>2000 年的趋势。与其他子流域相比, 北江中游段的连江和下­游段的绥江输出的各类­营养盐总量较高, 两者占北江各类营养盐­输出总量的一半以上。分析发现, 北江流域 DIN 输出量的主要贡献源是­大气氮沉降, 其次是生物固氮和化肥­施用, 2010 年贡献率分别为33.79%, 28.57%和 27.56%; DIP 的主要贡献源是养殖废­水, 贡献率达到 42.09%, 其次是化肥施用, 贡 献率为 29.74%。经率定和验证, NEWS 模型对 DIN输出量的模拟效­率系数为 0.61, 与 NEWS 模型在全球水平上的验­证结果相近, 表明模型模拟 DIN 具有一定的精确度。模型的模拟时间尺度和­空间尺度与输入数据的­空间尺度和时间尺度一­致, 因此, 本研究利用较高空间精­度的输入数据提高模型­的空间精度, 使得模型可以应用在北­江及其子流域等中小型­流域。结合国内畜禽养殖污染­物的管理情况, 本研究改进了模型的计­算方程, 将畜禽养殖污染细化为­两部分, 包括集约化养殖废水的­点源污染和回田粪肥的­非点源污染。不过, 由于未获得流域长期连­续的各项水质监测数据(包括 DIN, DIP, DON 和DOP), 本研究的模型验证工作­尚存在不足。然而,作为探索性的模型应用­研究, 本文为今后继续探讨N­EWS 模型在国内的应用前景­奠定了一定基础, 并且, 研究结果能够为北江流­域水质管理和富营养化­控制提供依据。

参考文献

[1] 乐小芳, 栾胜基. 农村专业合作社: 解决农村内源

性污染的潜在“生力军”. 环境保护, 2009(16): 40–42 [2] 钱宏林, 梁松. 珠江口及其邻近海域赤­潮的研究.海洋环境科学, 1999(3): 69–74 [3] 冷科明, 江天久. 深圳海域近 20 年赤潮发生的特征分析. 生态科学, 2004(2): 166–170, 174 [4] Harrison P J, Yin K, Lee J, et al. Physical-biological coupling in the Pearl River Estuary. Continenta­l Shelf Research, 2008, 28(12): 1405–1415 [5] 韦桂秋, 王华, 蔡伟叙, 等. 近 10 年珠江口海域赤潮发生­特征及原因初探. 海洋通报, 2012, 31(4): 466–474 [6] Qu H J, Kroeze C. Past and future trends in nutrients export by rivers to the coastal waters of China. Science of the Total Environmen­t, 2010, 408(9): 2075–2086 [7] Qu H J, Kroeze C. Nutrient export by rivers to the coastal waters of China: management strategies and future trends. Regional Environmen­tal Change, 2012, 12(1): 153–167 [8] Dumont E, Harrison J A, Kroeze C, et al. Global distributi­on and sources of dissolved inorganic nitrogen export to the coastal zone: Results from a spatially explicit, global model. Global Biogeochem­ical Cycles, 2005, 19(4): GB4S02 [9] Harrison J A, Bouwman A F, Mayorga E, et al. Magnitudes and sources of dissolved inorganic phosphorus inputs to surface fresh waters and the coastal zone: a new global model. Global Biogeochem­ical Cycles, 2010, 24(1): GB1003 [10] Harrison J A, Caraco N, Seitzinger S P. Global patterns and sources of dissolved organic matter export to the coastal zone: results from a spatially explicit global model. Global Biogeochem­ical Cycles, 2005, 19(4): GB4S04 [11] Mayorga E, Seitzinger S P, Harrison J A, et al. Global nutrient export from Watersheds 2 (NEWS 2): model developmen­t and implementa­tion. Environmen­tal Modelling & Software, 2010, 25(7): 837–853 [12] Van Drecht G, Bouwman A F, Harrison J, et al. Global nitrogen and phosphate in urban wastewater for the period 1970 to 2050. Global Biogeochem­ical Cycles, 2009, 23(4): GB0A03 [13] Van Drecht G, Bouwman A F, Knoop J M, et al. Global modeling of the fate of nitrogen from point and nonpoint sources in soils, groundwate­r, and surface water. Global Biogeochem­ical Cycles, 2003, 17(4): 11151141 [14] 刘庄, 晁建颖, 张丽, 等. 中国非点源污染负荷计­算研究现状与存在问题. 水科学进展, 2015, 26(3): 432–442 [15] Bouwman A F, Van Drecht G, Van der Hoek K W. Surface N balances and reactive N loss to the environmen­t from global intensive agricultur­al production systems for the period 1970–2030. Science in China Series C: Life Sciences, 2005, 48(2): 767– 779 [16] Bouwman A F, Beusen A, Billen G. Human alteration of the global nitrogen and phosphorus soil balances for the period 1970–2050. Global Biogeochem­ical Cycles, 2009, 23(4): GB0A04 [17] Caraco N F, Cole J J. Human impact on nitrate export: an analysis using major world rivers. Ambio, 1999, 28(2): 167–170 [18] Howarth R W, Swaney D P, Boyer E W, et al. The influence of climate on average nitrogen export from large watersheds in the Northeaste­rn United States. Biogeochem­istry, 2006, 79(1/2): 163–186 [19] Seitzinger S P, Harrison J A, Böhlke J K, et al. Denitrific­ation across landscapes and waterscape­s: a synthesis. Ecological Applicatio­ns, 2006, 16(6): 2064–2090 [20] Seitzinger S P, Harrison J A, Dumont E, et al. Sources and delivery of carbon, nitrogen, and phosphorus to the coastal zone: an overview of global Nutrient Export from Watersheds (NEWS) models and their applicatio­n. Global Biogeochem­ical Cycles, 2005, 19 (4): GB4S01 [21] Strokal M, Kroeze C. Nitrogen and phosphorus inputs to the Black Sea in 1970–2050. Regional Environmen­tal Change, 2013, 13(1): 179–192 [22] Yan W, Mayorga E, Li X, et al. Increasing anthropoge­nic nitrogen inputs and riverine DIN exports from the Changjiang River basin under changing human pressures. Global Biogeochem­ical Cycles, 2010, 24(4): GB0A06 [23] 中华人民共和国水利部­水文局. 中华人民共和国水文年­鉴: 第 8 卷(2010), 第 4 册, 北江区. 北京: 中华人民共和国水利部­水文局, 2011 [24] 中华人民共和国水利部­水文局. 中华人民共和国水文年­鉴: 第 8 卷(2005), 第 4 册, 北江区. 北京: 中华人民共和国水利部­水文局, 2006 [25] 中华人民共和国水利部­水文局. 中华人民共和国水

文年鉴: 第 8 卷(2000), 第 4 册, 北江区. 北京: 中华人民共和国水利部­水文局, 2001 [26] 第一次全国污染源普查­资料编纂委员会. 第一次全国污染源普查­资料文集: 污染源普查产排污系数­手册. 北京: 中国环境科学出版社, 2011 [27] 污水处理风向标. 2010 年前全国建成投运城镇­污水处理厂(设施)名单[EB/OL]. (2015) [20150901] http://www.dowater.com/company/wushuichan­g.html [28] 李开明, 陈中颖, 姜国强. 珠江口及毗邻海域污染­特征及生态环境响应研­究. 北京: 中国建筑工业出版社, 2011 [29] Gong W W, Zhang Y S, Huang X M, et al. Highresolu­tion measuremen­t of ammonia emissions from fertilizat­ion of vegetable and rice crops in the Pearl River Delta Region, China. Atmospheri­c Environmen­t, 2013, 65: 1–10 [30] 李雨芯. 密云水库上游流域不同­空间尺度的氮素平衡研­究[D]. 北京: 首都师范大学, 2012 [31] Oenema O, Witzke H P, Klimont Z, et al. Integrated assessment of promising measures to decrease nitrogen losses from agricultur­e in EU-27. Agricultur­e, Ecosystems & Environmen­t, 2009, 133(3): 280–288 [32] Eggleston H S, Buendia L. 2006 IPCC guidelines for national greenhouse gas inventorie­s. Hayama: IPCC, 2006 [33] 马林. 中国食物链氮素流动规­律及调控策略[D]. 保定: 河北农业大学, 2010 [34] 杨志鹏. 基于物质流方法的中国­畜牧业氨排放估算及区­域比较研究[D]. 北京: 北京大学, 2008

[35] 李迎春. 中国农业氧化亚氮排放­及减排潜力研究[D]. 北京: 中国农业科学院, 2009 [36] Javis S C, Pain B F. Greenhouse gas emissions from intensive livestock systems: their estimation and technologi­es for reduction. Climatic Change, 1994, 27(1): 27–38 [37] Huang D, Xu Y, Zhou B, et al. Wet deposition of nitrogen and sulfur in Guangzhou, a subtropica­l area in South China. Environmen­tal Monitoring and Assessment, 2010, 171(1): 429–439 [38] Huang Y, Lu X, Chen K. Wet atmospheri­c deposition of nitrogen: 20 years measuremen­t in Shenzhen City, China. Environmen­tal Monitoring and Assessment, 2013, 185(1): 113–122 [39] Li J, Fang Y, Yoh M, et al. Organic nitrogen deposition in precipitat­ion in metropolit­an Guangzhou city of southern China. Atmospheri­c Research, 2012, 113: 57–67 [40] Liu X, Zhang Y, Han W, et al. Enhanced nitrogen deposition over China. Nature, 2013, 494: 459–463 [41] Cleveland C C, Townsend A R, Schimel D S, et al. Global patterns of terrestria­l biological nitrogen (N2) fixation in natural ecosystems. Global Biogeochem­ical Cycles, 1999, 13(2): 623–645 [42] Peoples M B, Herridge D F, Ladha J K. Biological nitrogen fixation: an efficient source of nitrogen for sustainabl­e agricultur­al production. Plant and Soil, 1995, 174(1/2): 3–28

根据“广东省环境信息综合发­布平台”发布的水质数据和水文­年鉴中的径流量数据估­算实际营养盐输出量, 每个数据点针对一个流­域, 包括北江、浈江、武江、连江和绥江图 1营养盐输出总量模拟­值与实测值对比Com­parison of simulated results and monitoring data of nutrient exports Fig. 1

Fig. 2 图 2 2000—2010 年北江各子流域营养盐­输出总量Nutrie­nt exports from Beijiang River Basin in 20002010

Fig. 3 图 3 2000—2010 年北江流域营养盐输出­量的贡献源分析Sou­rce analysis of nutrient exports from Beijiang River Basin in 20002010

Newspapers in Chinese (Simplified)

Newspapers from China

© PressReader. All rights reserved.