河北平原城市近郊農田大氣氮沉降特征

尹興，張麗娟，劉學軍，許穩，倪玉雪，劉新宇

（1河北農業大學資源與環境科學學院/河北省農田生態環境重點實驗室/河北農業大學邸洪杰土壤與環境實驗室，河北保定 071000；2中國農業大學資源與環境學院/教育部植物-土壤相互作用重點實驗室，北京 100193；3中國科學院生態環境研究中心城市與區域生態國家重點實驗室，北京 100085；4邢臺縣農業局，河北邢臺 054001）

河北平原城市近郊農田大氣氮沉降特征

尹興1，張麗娟1，劉學軍2，許穩3，倪玉雪4，劉新宇1

（1河北農業大學資源與環境科學學院/河北省農田生態環境重點實驗室/河北農業大學邸洪杰土壤與環境實驗室，河北保定 071000；2中國農業大學資源與環境學院/教育部植物-土壤相互作用重點實驗室，北京 100193；3中國科學院生態環境研究中心城市與區域生態國家重點實驗室，北京 100085；4邢臺縣農業局，河北邢臺 054001）

【目的】隨著人類活動引起大氣活性氮排放的增加，大氣氮沉降亦迅速增加，進而影響各區域生態系統。明確河北平原城市近郊農田大氣氮沉降的動態變化，可以為農田氮素資源綜合管理提供科學依據，也為中國氮素沉降網絡提供關鍵基礎數據。【方法】在河北省保定市河北農業大學實驗教學基地進行了為期6年（2006—2011年）的濕/混合沉降監測試驗以及1年（2011年）的干沉降監測試驗。濕/混合沉降通過雨量器自動采集降水；干沉降中氣態NH3、HNO3和顆粒態銨離子和硝酸根（pNH4+和pNO3-）樣品通過主動采樣DELTA（DEnuder for Long-Term Atmospheric Sampling）系統采集，氣態NO2樣品通過被動擴散管采集。【結果】河北保定地區多雨季節為6—9月，占全年（2006-2011年）降雨量的88.6%、81.5%、89.3%、88.9%、74.5%和83.1%；大氣氮濕/混合沉降濃度冬、春季較高，夏季最低，冬春兩季NH4+-N、NO3--N、TIN和TDN濃度分別占全年的74.5%、72.6%、74.1%和71.3%；氮濕/混合沉降量亦存在明顯的季節性變化，夏季最大，冬季最小；各形態氮濕/混合沉降濃度高低表現為：TDN＞TIN＞NH4+-N＞NO3--N，且與降雨量呈極顯著負相關；監測區6年間平均濕/混合沉降總量為32.8 kg N·hm-2，其中2008年大氣氮濕/混合沉降量最大，達40.4 kg N·hm-2，2010年大氣氮濕/混合沉降量最小，為28.9 kg N·hm-2；大氣氮濕/混合沉降中TIN占TDN沉降量75%以上，其中NH4+-N是TIN的主要組成部分，占其總量的56.6%—69.7%，平均為64.4%；各形態氮（NH4+-N、NO3--N、TIN和TDN）濕/混合沉降量與月降雨量、月降雨頻次呈極顯著正相關；大氣氮干沉降中各無機氮（NH3、NO2、HNO3、pNH4+、pNO3-）濃度有明顯的季節性變化特征，且各形態氮的月沉降量變化趨勢與氮濃度一致；總體來看，氣態氮NH3、HNO3、NO2及顆粒態氮pNH4+、pNO3-的年沉降量分別達到10.1、7.60、4.39、6.47及3.81 kg N·hm-2。【結論】監測區大氣氮沉降量受周邊地區工業與當地農田施氮量共同影響，且由干濕沉降共同決定。該地區大氣氮沉降量較高，2006—2011年大氣濕/混合沉降總量在28.9 kg N·hm-2（2010年）—40.4 kg N·hm-2（2008年）之間，平均為32.8 kg N·hm-2；干沉降無機氮總量（2011年）為32.3 kg N·hm-2；干濕沉降無機氮總量（2011年）為58.6 kg N·hm-2。

河北保定；干濕沉降；氮循環；農田生態系統

0 引言

【研究意義】氮肥的生產、化石燃料的燃燒在促進農業、工業和運輸業發展的同時，也增加了活性氮向大氣的排放[1-3]。自工業革命以來，環境中人為產生的活性氮在過去的150年里增加了10倍多，且由于全球食品和能源的需求，活性氮的排放還將持續增加，預計到2050年可達267 Tg N·a-1[4-6]。這些密集的人類活動在排放大量活性氮的同時，也增加了陸地和海洋生態系統中大氣氮沉降[7-8]，導致一系列負面影響，如森林和草地物種多樣性降低，土壤酸化和水體富營養化等[9-13]。大氣氮沉降已成為各國科學家和公眾廣泛關注的議題[14-15]。【前人研究進展】由于社會經濟的快速發展，中國已成為全球氮沉降的熱點地區之一。有研究表明，中國合成氮肥的消費從1980年的 12.1 Tg增加到2010年的30 Tg[16]，相當于 32.5億t標準煤，比30年前增加了 5倍多[17]，由此產生的活性氮中60%—80%的氮素又會以NHx和NOy的形式重新沉降到陸地和海洋生態系統[18-19]。XU等[20]對43個監測點的研究表明，中國干沉降和濕/混合沉降量平均為20.6 kg N·hm-2·a-1和19.3 kg N·hm-2·a-1，高于美國和歐洲等地區。河北平原是中國集約化農業生產地區，農村和城郊的氮肥施用量通常在500 kg N·hm-2·a-1以上，氮肥消耗量占全國總消耗量的35%，使得該地區成為中國大氣活性氮排放最大的地區[17,21-22]。SHEN等[23]研究表明，農業活動導致NH3的排放加強，華北平原農田生態系統NH3排放量為43.5 kg N·hm-2·a-1，大量NH3排放勢必會增加該區域的氮素沉降；XU等[20]同樣研究得出，華北農村農田生態系統中大氣的NH3、NO2和HNO3的濃度分別為16.9、25.5和7.60μg·m-3，高于中國其他地區。【本研究切入點】河北平原是中國北方重要的糧棉產區和工業基地，也是中國氮素高污染地區。雖然該地區氮沉降研究有一些報道，但監測時間較短，部分試驗點僅監測了一年的數據，缺乏長期尤其是5年以上的觀測結果。【擬解決的關鍵問題】本研究選擇保定市河北農業大學實驗教學基地為長期觀測地點，對河北平原大氣氮素沉降的形態、數量、年際分布規律進行了定量研究，為明確河北平原大氣氮沉降的變化特征以及農田氮素資源綜合管理提供科學依據，同時也為中國主要農田生態系統大氣氮素沉降監測網絡提供關鍵基礎數據。

1 材料與方法

1.1 監測區概況

監測點位于河北省保定市河北農業大學實驗教學基地（38°8′N，115°4′E），地處河北平原中心區域，距保定市中心西南方向8 km。該區域屬于暖溫帶半干旱季風氣候，年平均氣溫12.3℃，年無霜期約210 d，年均降雨量500 mm左右。監測點周邊是農田和村莊，且距監測點0.5 km處有一條主干道。采樣點處平坦開闊，地面有植被覆蓋，周圍無障礙物且不會妨礙樣品采集。

1.2 沉降樣品的收集與分析

1.2.1 濕/混合沉降 試驗自2005年12月在監測點安裝雨量器，2006年1月至2011年12月采用人工采集法連續收集降雨。雨量器由一個直徑20 cm的圓筒、漏斗及儲水瓶組成。每次降雨（或雪）發生，雨量器自動收集雨水（或雪）。降水后，使用雨量器自帶的量筒測量降雨量，收集的雨水充分混勻后取部分雨樣冷凍儲藏。將每次收集的降水樣品用0.45 μm微孔濾膜過濾后分成兩等分，一份利用連續流動分析儀（Seal AA3）測定樣品NH4+-N（銨態氮）和NO3--N（硝態氮）濃度；另一份利用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定TDN（總氮）。所有樣品均在收集后3—6個月內分析測定完畢。NH4+-N和NO3--N濃度相加得到TIN（總無機氮）濃度，無機氮濕/混合沉降量根據每次降雨中氮濃度與降雨量乘積而累加得出。

1.2.2 干沉降 2011年1月至2011年12月在監測點進行連續的大氣活性氮采集，每次采樣的周期為1個月。氣態NH3、HNO3和顆粒態銨離子和硝酸根（pNH4+和pNO3-）樣品采集采用英國生態水文中心開發的主動采樣DELTA（DEnuder for Long-Term Atmospheric Sampling）系統，采樣高度為2 m。該系統主要由三部分組成：一根帶有擴散管和顆粒物收集裝置的環狀采樣鏈，一個小流量（0.3—0.4 L·min-1）微型泵和一個高精度的干式氣體流量計。每次采樣時周圍空氣通過微型泵抽入與其相連的環形采樣鏈，氣態活性氮被擴散管收集，顆粒態活性氮被末端的采樣膜采集。采樣鏈中吸附HNO3的擴散管添加吸附劑為1% KOH+1%甘油甲醇溶液；吸附NH3的擴散管添加吸附劑為5%檸檬酸甲醇溶液；收集顆粒態硝的濾膜添加的吸附劑為1%KOH+1%甘油甲醇溶液；收集顆粒態銨的吸附劑為13%的檸檬酸甲醇溶液。氣體流量計自動記錄每次采樣前后的氣體體積。氣態NO2樣品的采集使用英國Gradko公司生產的被動擴散管，采樣高度與DELTA系統相同。該采樣器由三部分組成：一個丙烯酸管，兩個聚乙烯帽（灰色和白色，分別位于擴散管兩端），兩層不銹鋼網。采樣時取下白色聚乙烯帽，NO2吸附在灰色聚乙烯帽的兩個不銹鋼網片上，吸附劑為30 μL 20%的三乙醇胺溶液。采樣后，DELTA采樣鏈中的收集氨氣的擴散管及顆粒態銨的濾膜分別用6 mL和10 mL的高純水浸提，收集硝酸的擴散管和顆粒態硝的濾膜分別用6 mL和10 mL 0.05%的雙氧水浸提。浸提液中銨態氮和硝態氮濃度使用連續流動分析器（AA3, Bran+Luebbe GmbH，Norderstedt，Germany）測定。Gradko被動擴散管中的不銹鋼網片用4.2 mL磺胺、磷酸、NEDA的混合溶液浸提，在542 nm波長下比色測定其中的NO2-濃度。

大氣氮素的沉降通量用公式表示為：F=CZ×Vd。式中，Cz為一定高度大氣某一種活性氮氣體的濃度，Vd為該種污染物的沉降速率（Deposition velocity）。2011年1—12月的大氣活性氮的月均Vd采用大氣化學輸送模型Geos-Chem進行模擬。Geos-Chem模型是一個5維（3-空間（space），時間（time），示蹤劑（trace））的模型，其利用美國國家航空航天局全球同化辦公室的戈達德地球觀測系統的同化作用氣象觀測資料來模擬不同的化學物質在三維空間隨時間的變化過程。模型中大氣活性氮沉降速率的模型依照大葉阻力公式Vd=(Ra+Rb+Rc)-1[24]，式中，Ra代表空氣動力學阻力，Rb代表片流層阻力，Rc表示表面阻力。其中，Ra和Rb主要是由風速、表面粗糙度、高度、大氣穩定度及氣體自身特性決定，兩種參數不確定性相對較小。表面阻力Rc受到氣體的溶解性、活潑性和下墊面特性等影響，模擬難度較大。本研究所用Vd值基于上述原理用模型計算得到每種活性氮形態的月均Vd值[20]。

2 結果

2.1 研究區大氣氮素濕/混合沉降濃度特點

2.1.1 大氣氮濕/混合沉降濃度的時間變異 監測區大氣氮濕/混合沉降濃度的月動態變化如圖1所示（由于試驗原因，2006、2011年TDN數據沒有測定）。可以看出，氮素濕/混合沉降濃度與降雨量之間呈負相關趨勢，隨著降雨增多，TDN、TIN和濃度明顯降低。6年間降雨較少的1—5月TDN、TIN、和濃度較高，其中TIN濃度分別占全年的87.5%、73.3%、60.5%、88.4%、46.3%和50.7%；6月份后降雨增多，特別是進入夏秋季（6—9月），較大的降雨量帶來雨水中TDN、TIN、和濃度的成倍降低，此段時間降雨量在210.3—513.4 mm，達全年降雨量的88.6%、81.5%、89.3%、 88.9%、74.5%和83.1%。

圖1 雨水中各形態氮濃度的月變化Fig. 1 Monthly variation of N concentrations of different N forms in rainfall

大氣氮濕/混合沉降濃度的季節性變化如表1所示，可以看出，春季和冬季的大氣氮濕/混合沉降濃度較高，、TIN和TDN濃度分別占全年的74.5%、72.6%、74.1%和71.3%；夏季和秋季大氣氮濕/混合沉降濃度較低，其中大氣濕/混合沉降濃度最低的夏季，、TIN和TDN濃度僅占全年的12.7%、11.2%、12.0%和14.8；總體來看，大氣氮濕/混合沉降濃度大小順序依次為冬季＞春季＞秋季＞夏季。

2006—2011年監測點的監測結果（表2）表明，6年間大氣氮濕/混合沉降TIN濃度在4.25 mg N·L-1至7.84 mg N·L-1之間，平均5.43 mg N·L-1，TDN濃度（2007—2010年）呈現出持續增加的趨勢，自5.34 mg N·L-1增長到10.24 mg N·L-1；大氣氮濕/混合沉降中TIN濃度很高，占TDN濃度的60.6%—87.7%，平均達75%以上，其中TIN中的、濃度6年間分別在2.81—4.84 mg N·L-1、1.31 mg-3.00 mg N·L-1之間，平均3.48 mg N·L-1和1.95 mg N·L-1，兩種形態氮中濃度占總量的56.7%—69.7%，濃度則占總量的30.3%—43.3%；總體來看，大氣氮濕/混合沉降中的氮素是以TIN為主，而在TIN中為主要組分。

表1 雨水中各形態氮濃度的季變化Table 1 Seasonal variation of N concentrations of different N forms in rainfall

表2 雨水中各形態氮濃度及其比例變化Table 2 Concentrations of different N forms and their ratios in rainfall

2.1.2 大氣氮濕/混合沉降濃度與降雨的相關性分析圖2為大氣氮素濕/混合沉降濃度與降雨量之間的相關性，可以看出，監測年間、、TIN及TDN的濃度隨著降雨量的增加而急劇降低，然后趨于平穩；、TIN及TDN的濃度與降雨量均呈乘冪型負相關，其相關系數分別為r=-0.52**，r=-0.63**，r=-0.61**，r=-0.59**，達到極顯著水平（P＜0.01）。

2.2 研究區大氣氮素濕/混合沉降量特點

2.2.1 大氣氮濕/混合沉降量的時間變異 由圖3可以看出，監測點大氣氮濕/混合沉降量存在明顯的季節性變化，六年中均為夏季最大，冬季最小，總體來看，各形態氮沉降量的季節性規律與降水量呈現明顯的相關性；6年間濕/混合沉降總量（TDN）在28.9—40.4 kg N·hm-2之間，平均32.8 kg N·hm-2；濕/混合沉降中TIN的比例很大，占TDN沉降量75%以上，其中又是TIN的主要組成部分，占其總量的56.6%—69.7%，平均為64.4%。

由于各形態氮沉降量與降水量呈現明顯的相關性，我們將6年間降雨較多的6—9月歸為多雨季，可以看出，監測點6年間平均降雨量為471.7 mm，其中多雨季（6—9月）占全年總降雨量的74.5%—89.3%（表3）；全年大氣濕沉降中、、TIN、及TDN的沉降量平均達15.7，8.68，24.4，32.8 kg N·hm-2；在每年的多雨季期間，各形態氮的沉降量平均占到全年沉降量的73.5%，72.7%，73.2%，76.5%。

2.2.2 大氣氮濕/混合沉降量與降雨的相關性分析將監測年間、、TIN及TDN的月沉降量與月降雨量、頻次進行線性擬和（圖5）、N及TDN的月沉降量與月降雨量、月降雨頻次均呈極顯著正相關，相關系數分別為r=0.82**，r=0.67**；的相關系數分別為r=0.60**，r=0.58**；TIN的相關系數分別為r=0.80**；r=0.69**；TDN的相關系數分別為r=0.81**，r=0.63**。說明、TIN及TDN的月沉降量受降雨量與頻次兩方面的影響，且受降雨量影響更大；的月沉降量受降雨量的影響程度比、 TIN、TDN小一些，而且降雨頻次與降雨量的影響程度相當。

圖2 降雨量與氮濃度的相關性Fig. 2 Relationship between rainfall and N concentration

圖3 降雨量與各形態氮沉降量的季變化Fig. 3 Seasonal variation of rainfall and N deposition

表3 年降雨量及各形態氮沉降量Table 3 Annual rainfall and various species of N deposition

圖4 降雨量與各形態氮沉降量的年變化Fig. 4 Year variation of rainfall and N deposition

2.3 研究區大氣氮素干沉降特點

監測區2011年干沉降中氣態氮NH3、HNO3和NO2各月濃度的變幅在2.06—14.7、0.22—3.29和5.90—15.8 μg N·m-3之間，年平均濃度分別為9.40、1.80和11.5μg N·m-3（圖6）；NH3在大氣中的濃度春、夏兩季最高，秋季次之，冬季最低，其濃度的峰值分別出現在3月（14.7 μg N·m-3）和6月（13.3 μg N·m-3）；HNO3在大氣中濃度較低，其濃度的峰值出現在夏季的7月（3.29 μg N·m-3）；大氣中NO2的濃度冬季最高，秋季次之，春、夏兩季較低，其濃度的峰值在各季分別出現在2月（15.8 μg N·m-3）、11月（14.7 μg N·m-3）、3月（13.8 μg N·m-3）和6月（11.6 μg N·m-3）。顆粒態氮、各月濃度的變幅在0.85—20.0和1.94—15.3 μg N·m-3之間，年平均濃度分別為9.55和6.80 μg N·m-3（圖6）；顆粒態的濃度在夏季最高，秋季次之，冬季最低且變幅最大（0.85—14.4 μg N·m-3），其濃度的峰值出現在7月（20.0 μg N·m-3）和10月（14.7 μg N·m-3）；顆粒態的濃度冬季最高，秋季次之，春、夏兩季最低，其濃度的峰值出現在冬季的12月（15.3 μg N·m-3）。

圖5 氮的月沉降量與月降雨量、月降雨頻次的關系Fig. 5 Relationship between monthly N deposition and rainfall(rainfall frequency)

圖6 2011年氮濃度和氮沉降的月變化Fig. 6 Monthly variation of N concentration and deposition in 2011

圖7 2011年大氣氮沉降及干沉降比例Fig. 7 Atmospheric nitrogen deposition and percentage of dry deposition in 2011

2.4 研究區大氣氮沉降總量

從圖7可以看出，監測區2011年大氣氮干濕沉降總量為58.6 kg N·hm-2，其中干沉降量占總沉降量的55%（月變化30%—100%），全年有9個月超過月沉降總量的60%；濕沉降量為26.2 kg N·hm-2，占總沉降量的45%。總體來看，全年大氣氮沉降量夏季最高（30.1 kg N·hm-2），冬季最低（4.74 kg N·hm-2），夏季大氣氮沉降量占全年沉降總量的51.5%。可見，監測區大氣氮沉降以干沉降為主，且主要集中在夏季。

3 討論

NH3主要來自土壤、肥料和家畜糞便中銨態氮的揮發，其大氣傳輸距離短；NOx可由雷擊或工業、民用燃料燃燒及汽車尾氣等轉化產生，遷移距離較遠[25-27]。監測區氮沉降以為主，說明該地區氮肥施用量較高；且從年沉降量的變化趨勢（圖4）可以看出，該區施肥量在近幾年得到了一定的控制；隨著汽運業、城市建設的加快，所占的比重將很可能加大[28]。研究區春、冬季氮濃度較高，主要原因為春季是作物追肥高峰，而冬季降水中的氮濃度高是由于含氮氣體長時間在大氣中的積累，降水量較少的結果；夏秋季濃度低主要與較多的降水稀釋作用有關[28]。各形態氮的沉降量以夏季最大、冬季最小，原因主要為夏季氣溫升高加速了氨的揮發，大量、高頻的降雨使得濕沉降比較徹底[17,29]，經過夏季較強的雨水沖刷作用后，空氣中的殘留氮量較低[30]，加之秋、冬季施肥量減少，氮沉降量相應較小。濕沉降中各形態氮濃度均與降雨量呈極顯著負相關，濕沉降量與降雨量和降雨頻次均呈極顯著正相關且受降雨量影響更大。雖然2010年的降雨頻次（41次）高于2008年（29次），但降雨量（282.2 mm）明顯小于2008年（575.1 mm），導致2010年沉降總量（28.9 kg N·hm-2）明顯小于2008年（40.4 kg N·hm-2）。一般來說，降雨頻次越小，氮在空氣中的積聚時間越長，可沉降的氮越多，而較大和較頻繁的降水對空氣中的氮素有一定的稀釋作用[31]。

國內20多年來的研究發現，每年由雨水帶入農田的氮量（濕沉降）一般在15—20 kg N·hm-2[32-33]。研究區大氣濕沉降年TIN沉降量平均達24.7 kg N·hm-2（相當于53.8 kg N·hm-2尿素），TIN沉降量很接近陸地生態系統氮沉降飽和度的臨界點25 kg N·hm-2·a-1[34]。濕沉降輸入的TIN均為有效態氮，很容易為植物所利用，故在施肥時應當考慮由于降雨而帶來的氮素輸入[35]。大氣氮濕沉降量為大量TIN與少量DON沉降量之和，研究區年平均濕沉降總量（TDN）高達32.8 kg N·hm-2；隨著大氣氮沉降量的不斷增加，大氣氮沉降已經成為農田生態系統一項穩定的氮輸入源，起到補給氮供應和補償氮損失的重要作用[36]。

氣態氮NH3、NO2的濃度峰值主要出現在春、夏兩季，原因為農作物生長季的大量氮肥施用、養殖場牲畜糞便的NH3揮發，以及農田土壤硝化-反硝化過程產生的NO2；此外，NO2在冬季也出現了峰值，可能是由于研究區冬季供暖燃煤以及交通尾氣排放的NO2[37]。氣態氮HNO3的濃度峰值主要出現在夏季，原因為HNO3是由二次光化學反應生成的，在溫暖的季節其反應速率較高[38]。顆粒態與顆粒態和有很強的正相關性，夏季的高NH3濃度及冬季的高SO2、NOx濃度均有利于氣態向顆粒態轉換；此外，夏季的高相對濕度及冬季的低溫也會減少顆粒態NH4NO3向氣態NH3、HNO3的轉換[24]。顆粒態氮的濃度峰值出現在冬季的12月，主要原因為供暖燃煤造成大量煙塵廢氣。研究區2011年氮干沉降總量達32.33 kg N·hm-2，高于楊陵（20.6 kg N·hm-2）、洛川（12.7 kg N·hm-2）、江西農田下墊面（31.9 kg N·hm-2）及烏魯木齊市區（28.7 kg N·hm-2）、烏魯木齊城郊（21.6 kg N·hm-2）等地，低于河北平原的東北旺（53.3 kg N·hm-2）和曲周（57.4 kg N·hm-2）等地[37,39-41]。

研究區2011年氮沉降（無機氮）總量為58.6 kg N·hm-2，若考慮有機氮量，大氣全年氮干濕沉降總量實際上可能會比以上結果大很多。此外，研究區干沉降量較大，用混合沉降代替濕沉降會對結果造成一定的高估。LIU等[42]研究表明，濕沉降輸入的氮素比混合沉降低8 kg N·hm-2。本研究總沉降量要遠遠高于雷州半島（42.9 kg N·hm-2）、北京地區（32.5 kg N·hm-2）、山東（23.6 kg N·hm-2）、榆林（22.2 kg N·hm-2）、洛川（17.0 kg N·hm-2）、吉林省羊草草原（14.5 kg N·hm-2）等地區干濕沉降總量[39-45]。其主要因素一方面是該試驗地為農田下墊面，施肥導致氨氣濃度高，氮干沉降也較高；另一方面，保定地區降水豐沛，氮濕沉降也較高。本研究結果體現了該地區農田生態系統和氣象條件的主要特點，由于干沉降只監測一年，未能分析其年際變化，有待多年監測后進一步研究。

NH3通量在覆蓋有植被的土地上具有雙向性，且這個凈通量通常很不確定。為了確定NH3通量的方向，之前的研究通常采用一個所謂的植物NH3補償點的方法來確定NH3通量究竟是排放還是沉降。由于本研究未考慮NH3的雙向交換原理，因此NH3沉降量可能被高估。這是因為施肥的農田或植被具有相對較高的補償點[20,41]。氮肥的大量損失尤其是氨揮發會顯著增加大氣氮素沉降的數量，從而加重農田生態系統的氮素盈余[17]。隨著大氣沉降氮數量的不斷增加，大氣沉降氮作為“環境來源氮”之一，已成為農田自然供氮和水體氮污染的重要來源[46]。研究河北省輸入氮的數量、形態及年際變化規律，評價濕沉降對該地區環境中的氮分布對于氮肥優化管理提高氮素利用效率、減少農田氮素損失與環境壓力，保障農業可持續發展具有重要意義。中國生態系統類型復雜多樣，不同的氮沉降測定方法會因為采樣的空間和時間尺度不同、分析儀器的精度不同等，使獲得的測量結果間差異較大[47]。因此，建議開展大氣氮沉降研究部門制定統一的研究標準，以期為中國氮沉降相關研究提供寶貴、可靠的研究數據。

4 結論

4.1總體來看，河北平原城市近郊農田大氣氮沉降量動態變化受該地區工業與當地農田生態系統施氮量共同影響，且由干濕沉降共同決定。該研究區大氣氮沉降量較高，大氣氮沉降以干沉降為主，且主要集中在夏季；濕/混合沉降以TIN為主，且存在明顯的季節性變化。

4.2研究區氮濕/混合沉降量大小與氮沉降濃度呈相反趨勢，氮沉降濃度冬、春季較高，夏、秋季較低，氮沉降量夏季最大，冬季最小；6年間各形態氮濕/混合沉降量大小與濃度高低一致，為TDN＞TIN＞＞。

4.3各形態氮濕/混合沉降濃度與降雨量呈極顯著負相關；各形態氮月濕/混合沉降量與月降雨量、月降雨頻次呈極顯著正相關。

4.4監測區各干沉降（NH3、NO2、HNO3、、）濃度季節性明顯，干沉降（無機氮）總量達32.3 kg N·hm-2，其中氣態無機氮達22.1 kg N·hm-2，是顆粒態無機氮的2.2倍。

4.5濕/混合沉降（2006—2011年）年平均總量為32.8 kg N·hm-2；干沉降（2011）無機氮總量為32.3 kg N·hm-2；干濕沉降（2011）無機氮總量為58.6 kg N·hm-2。

[1] ERISMAN J W, SUTTON M A, GALLOWAY J, KLIMONT Z, WINIWARTER. How a century of ammonia synthesis changed the world. Nature Geoscience, 2008, 1(10): 636-639.

[2] COMPTON J E, HARRISON J A, DENNIS R L, GREAVER T L, HILL B H, JORDAN S J. Ecosystem services altered by human changes in the nitrogen cycle: A new perspective for US decision making. Ecology Letters, 2011, 14(8): 804-815.

[3] TAINIO M, SOFIEV M, HUJO M, TUOMISTO J T, LOH M, JANTUNEN M J, KARPPINEN A, KANGAS L, KARVOSENOJA N, KUPIAINEN K, PORVARI P, KUKKONEN J. Evaluation of the European population intake fractions for European and Finnish anthropogenic primary fine particulate matter emissions. Atmospheric Environment, 2009, 43(19): 3052-3059.

[4] GALLOWAY J N, TOWNSEND A R, ERISMAN J W, BEKUNDA M,CAI Z C, FRENEY J R, MARTINELLI L A, SEITZINGER S P, SUTTON M A. Transformation of the nitrogen cycle: Recent trends, questions, and potential solutions.Science, 2008, 320(5878): 888-892.

[5] HOLLAND E A, DENTENE F J, BRASWELL B H, SULZMAN J M. Contemporary and pre-industrial global reactive nitrogen budgets.Biogeochemistry, 1999, 46(1): 7-43.

[6] GALLOWAY J N, DENTENER F J, CAPONE D G, BOTER E W, HOWARTH R W, SEITZINGER S P, ASNER G P, CLEVELAND C C, GREEN P A, HOLLAND E A, KARL D M, MICHAELS A F, PORTER J H, TOWNSEND A R, VOOSMARTY C J. Nitrogen cycles: Past, present, and future.Biogeochem Istry, 2004, 70(2): 153-226.

[7] COMELL S E, JICKELLS T D, CAPE J N, ROWLAND A P, DUCE R A. Organic nitrogen deposition on land and coastal environments: A review of methods and data.Atmospheric Environment, 2003, 37(16): 2173-2191.

[8] XING G X, ZHU Z L. The environmental consequences of altered nitrogen cycling resulting from industrial activity, agricultural production and population growth in China.The Scientific World, 2001, 1(S2): 70-80.

[9] STEVENS C J, DISE N B, MOUNTFORD I O, GOWING D J. Impact of nitrogen deposition on the species richness of grasslands.Science, 2004, 303(5665): 1876-1879.

[10] SONG L, BAO X M, LIU X J, ZHANG F S. Impact of nitrogen addition on plant community in a semi-arid temperate steppe in China.Journal of Arid Land, 2012, 4(1): 3-10.

[11] RATTRAY G, SIEVERING H. Dry deposition of ammonia, nitric acid, ammonium, and nitrate to alpine tundra at Niwot Ridge, Colorado.Atmospheric Environment, 2001, 35(6): 1105-1109.

[12] ERISMAN J W, PUL A V, WYERS P. Parametrization of surface resistance for the quantification of atmospheric deposition of acidifying pollutants and ozone.Atmospheric Environment, 1994, 28(16): 2595-2607.

[13] SUTTON M A, HOWARD C M, ERISMAN J W, BILLEN G, BLEEKER A, GREENNFELT P, GRINSVEN H V, GRIZZETTI B.The European Nitrogen Assessment. Cambridge University Press, Cambridge, 2011.

[14] VAN B N. Nitrogen cycle: Natural organic tendency.Nature, 2002, 415(6870): 381-382.

[15] LIU X J, DUAN L, MO J M, DU E Z, SHEN J L, LU X K, ZHANG Y, ZHOU X B, HE C E, ZHANG F S. Nitrogen deposition and its ecological impact in China: An overview.Environmental Pollution, 2011, 159(10): 2251-2264.

[16] LIU X J, ZHANG Y, HAN W X, TANG A H, SHEN J L, CUI Z L, VITOUSEK P, ERISMAN J W, GOULDING K, CHRISTIE P, FANGMEIER A, ZHANG F S. Enhanced nitrogen deposition over China.Nature, 2013, 494(7438): 459-462.

[17] 中華人民共和國國家統計局. 中國統計年鑒. 北京: 中國統計出版社, 2011.

National Bureau of Statistics of the People’s Republic of China. China Statistical Yearbook.Beijing: China Statistics Press, 2011. (in Chinese)

[18] GOULDING K W T, BAILEY N J, BRADBURY N J, HARGREAVES P, HOWE M, MURPHY D V, POULTON P R, WILLISON T W. Nitrogen deposition and its contribution to nitrogen cycling and associated soil processes.New Phytologist, 1998, 139(1): 49-58.

[19] KIM J Y, GHIM Y S, LEE S B, MOON K C, SHIM S G, BAE G N, YOON S C. Atmospheric deposition of nitrogen and sulfur in the Yellow Sea region: Significance of long-range transport in East Asia.Water Air Soil Pollut, 2010, 205(1): 259-272.

[20] XU W, LUO X S, PAN Y P, ZHANG L, TANG A H, SHEN J L, ZHANG Y, LI H K, WU H Q, YANG D W, ZHANG Y Y, XUE J, LI Q W, LI Q Q , TANG 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 J R J L, GOULDING K, SUN Y X, REN J, ZHANG F S, LIU X J. Quantifying atmospheric nitrogen deposition in China through a nationwide monitoring network.Atmospheric Chemistry and Physics, 2015, 15(13): 18365-18405.

[21] GU B J, GE Y, REN Y, XU B, LUO W, JIANG H, GU B, CHANG J. Atmospheric reactive nitrogen in China: Sources, recent trends, and damage costs.Environmental Science & Technology, 2012, 46(17): 9420-9427.

[22] JU X T, XING G X, CHEN X P, ZHANG S L, ZHANG L J, LIU X J, CUI Z L, YIN B, CHRISTIE P, ZHU Z L, ZHANG F S. Reducing environmental 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(9): 3041-3046.

[23] SHEN J L, LIU X J, ZHANG Y, FANGMEIER A, GOULDING K, ZHANG F S. Atmospheric ammonia and particulate ammonium from agricultural sources in the North China Plain.Atmospheric Environment, 2011, 45(28): 5033-5041.

[24] ZHAO Y, ZHANG L, PAN Y, WANG Y, PAULOT F, HENZE D K. Atmospheric nitrogen deposition to the northwestern Pacific: Seasonal variation and source attribution.Atmospheric Chemistry and Physics, 2015, 15(9): 13657-13703.

[25] CORNELL S E, JICKELLS T D, CAPE J N, ROWLAND A P, DUCE R A. Organic nitrogen deposition on land and coastal environments: A review of methods and data.Atmospheric Environment, 2003, 37(16): 2173-2191.

[26] SEINFELD J H, PANDIS S N.Atmospheric Chemistry and Physics. New York: Wiley, 1998, 1326.

[27] ANEJA V P, MURRAY G M, SOUTHERLAND J. Atmospheric nitrogen compounds: Emissions, transport, transformation, deposition and assessment.Environmental Manager, 1998(4):22-25.

[28] 賈鈞彥, 張穎, 蔡曉布, 劉學軍. 藏東南大氣氮濕沉降動態變化—以林芝觀測點為例. 生態學報, 2009, 29(4): 1907-1913.

JIA J Y, ZHANG Y, CAI X B, LIU X J. A dynamic changes of wet deposition of nitrogen in Southeast Tibet: Taking Linzhi experiment station as an example. Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(4): 1907-1913. (in Chinese)

[29] 邵偉, 張穎, 宋玲, 賈鈞彥, 劉學軍, 蔡曉布. 西藏林芝大氣有機氮沉降. 生態學報, 2009, 29(10): 5586-5591.

SHAO W, ZHANG Y, SONG L, JIA J Y, LIU X J, CAI X B. Atmospheric organic nitrogen deposition in Linzhi area, Tibet.Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(10): 5586-5591. (in Chinese)

[30] 姜秀玲, 史錕. 大連地區濕沉降氮量淺析. 城市環境與城市生態, 2007, 20(6): 25-35.

JIANG X L, SHI K. An initial study on wet deposition of nitrogen in Dalian.Urban Environment & Urban Ecology, 2007, 20(6): 25-27. (in Chinese)

[31] 孫志高, 劉景雙, 王金達. 三江平原典型濕地系統濕沉降中氮濃度及沉降量初步研究. 農業系統科學與綜合研究, 2007, 23(1): 114-123.

SUN Z G, LIU J S, WANG J D. Study on nitrogen concentration and deposition amount in wet deposition in typical wetland ecosystem of Sanjiang Plain.System Sciences and Comprehensive Studies in Agriculture, 2007, 23(1): 114-123. (in Chinese)

[32] 蘇成國, 尹斌, 朱兆良, 沈其榮. 稻田氮肥的氨揮發損失與稻季大氣氮的濕沉降. 應用生態學報, 2003, 14(11): 1884-1888.

SU C G, YIN B, ZHU Z L, SHEN Q R. Ammonia volatilization loss of nitrogen fertilizer from rice field and wet deposition of atmospheric nitrogen in rice growing season.Chinese Journal of Applied Ecology, 2003, 14 (11): 1884-1888. (in Chinese)

[33] 劉學軍, 張福鎖. 環境養分及其在生態系統養分資源管理中的作用—以大氣氮沉降為例. 干旱區研究, 2009, 26(3): 306-311.

LIU X J, ZHANG F S. Nutrient from environment and its effect in nutrient resources management of ecosystems: A case study on atmospheric nitrogen deposition.Arid Zone Research, 2009, 26(3): 306-311. (in Chinese)

[34] 樊后保, 黃玉梓. 陸地生態系統氮飽和對植物影響的生理生態機制. 植物生理與分子生物學學報, 2006, 32(4): 395-402.

FAN H B, HUANG Y Z. Ecophysiological mechanism underlying the impacts of nitrogen saturation in terrestrial ecosystems on plants.Journal of Plant Physiology and Molecular Biology, 2006, 32(4): 395-402. (in Chinese)

[35] 孫本華, 胡正義, 呂家瓏, 周麗娜, 徐成凱. 江西鷹潭典型丘陵農業區氮濕沉降的動態變化. 西北農林科技大學學報(自然科學版), 2006, 34(10): 118-112.

SUN B H, HU Z Y, Lü J L, ZHOU L N, XU C K. Dynamic changes of wet nitrogen deposition in a typical hilly agricultural area in Yingtan, Jiangxi.Journal of Northwest Sci-Tech University of Agriculture and Forestry (Natural Science Edition),2006, 34(10): 118-112. (in Chinese)

[36] 王小治, 朱建國, 高人, 寶川靖和. 太湖地區氮素濕沉降動態及生態學意義: 以常熟生態站為例. 應用生態學報, 2004, 15(9): 1616-1620.

WANG X Z, ZHU J G, GAO R, BAOCHUAN J H. Dynamics and ecological significance of nitrogen wet-deposition in Taihu Lake region-Taking Changshu Agro-ecological Experiment Station as an example.Chinese Journal of Applied Ecology, 2004, 15(9): 1616-1620. ( in Chinese)

[37] 張偉, 劉學軍, 胡玉昆, 李凱輝, 沈健林, 駱曉聲, 宋韋. 烏魯木齊市區大氣氮素干沉降的輸入性分析. 干旱區研究, 2011, 28(4): 710-716.

ZHANG W, LIU X J, HU Y K, LI K H, SHEN J L, LUO X S, SONG W. Analysis on input of atmospheric nitrogen dry deposition in Urumqi.Arid Zone Research, 2011, 28(4): 710-716. ( in Chinese)

[38] KHODER M I. Atmospheric conversion of sulfur dioxide to particulate sulfate and nitrogen dioxide to particulate nitrate and gaseous nitric acid in an urban area.Chemosphere, 2002, 49(6): 675-684.

[39] 王體健, 劉倩, 趙恒, 周靜, 樊建凌. 江西紅壤地區農田生態系統大氣氮沉降通量的研究. 土壤學報, 2008, 45(2): 280-287.

WANG T J, LIU Q, ZHAO H, ZHOU J, FAN J L. Atmosphericnitrogen deposition in agrecosystem in red soil region of Jiangxi province.Acta Pedological Sinica, 2008, 45(2): 280-287. (in Chinese)

[40] 王志輝, 張穎, 劉學軍, 同延安, 喬麗, 雷小鷹. 黃土區降水降塵輸入農田土壤中的氮素評估. 生態學報, 2008, 28(7): 3295-3301.

WANG Z H, ZHANG Y, LIU X J, TONG Y A, QIAO L, LEI X Y. Dry and wet nitrogen deposition in agricultural soils in the Loess Area.Acta Ecologica Sinica, 2008, 28(7): 3295-3301. ( in Chinese)

[41] SHEN J L, TANG A H, LIU X J, FANGMEIER A, GOULDING K T W, ZHANG F S. High concentrations and dry deposition of reactive nitrogen species at two sites in the North China Plain.Environmental Pollution, 2009, 157(11): 3106-3113.

[42] LIU X, JU X, ZHANG Y, HE C, KOPSCH J, ZHANG F S. Nitrogen deposition in agroecosystems in the Beijing area.Agriculture Ecosystems & Environment, 2006, 113(1/4): 370-377.

[43] 魏樣, 同延安, 段敏, 喬麗, 田紅衛, 雷小鷹, 馬文娟. 陜北典型農區大氣干濕氮沉降季節變化. 應用生態學報, 2010, 21(1): 255-259.

WEI Y, TONG Y A, DUAN M, QIAO L, TIAN H W, LEI X Y, MA W J. Atmospheric dry and wet nitrogen deposition in typical agricultural areas of North Shaanxi.Chinese Journal of Applied Ecology, 2010, 21(1): 255-259. ( in Chinese)

[44] 李玉中, 祝廷成, 姜世成. 羊草草地生態系統干濕沉降氮輸入量的動態變化. 中國草地, 2000, 22(2): 24-27.

LI Y Z, ZHU T C, JIANG S C. Nitrogen deposition inLeymus chinensisgrassland of Songnen Plain.Grassland of China, 2000, 22(2): 24-27. (in Chinese)

[45] 駱曉聲, 石偉琦, 魯麗, 劉學軍, 莫億偉, 鄧峰. 我國雷州半島典型農田大氣氮沉降. 生態學報, 2014, 34(19): 5541-5548.

LUO X S, SHI W Q, LU L, LIU X J, MO Y W, DENG F. Nitrogen deposition in typical cropland in the Leizhou Peninsula, China.Acta Ecologica Sinica, 2014, 34(19): 5541-5548. ( in Chinese)

[46] 謝迎新, 張淑利, 馮偉, 趙旭, 郭天財. 大氣氮素沉降研究進展.中國生態農業學報, 2010, 18(4): 897-903.

XIE Y X, ZHANG S L, FENG W, ZHAO X, GUO T C. Review of atmospheric nitrogen deposition research.Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2010, 18(4): 897-903. (in Chinese)

[47] 陸海燕, 胡正義, 張瑞杰, 殷小鋒, 逢玉萬, 吳永紅. 滇池北岸典型農區韭菜田大氣氮濕沉降與氮揮發研究. 中國環境科學, 2010, 30(10): 1309-1315.

LU H Y, HU Z Y, ZHANG R J, YIN X F, FENG Y W, WU Y H. Atmospheric nitrogen wet deposition and nitrogen volatilization in Chinese chive planting field of a typical agricultural area at northern bank of Dianchi Lake.China Environmental Science, 2010, 30(10): 1309-1315. (in Chinese)

（責任編輯 楊鑫浩）

Nitrogen Deposition in Suburban Croplands of Hebei Plain

YIN Xing1, ZHANG LiJuan1, LIU XueJun2, XU Wen2, NI YuXue3, LIU XinYu1
(1College of Resources and Environmental Sciences, Hebei Agricultural University/Key Laboratory for Farmland Eco-Environment of Hebei Province/Di Hong-jie Soil and Environmental Laboratory, Hebei Agricultural University, Baoding 071000, Hebei;2College of Agricultural Resources and Environmental Sciences, China Agricultural University/Key Laboratory of Plant-Soil Interactions, Education of Ministry, Beijing 100193;3State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology Research Center for National Status, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085;4Agricultural Bureau of Xingtai County, Xingtai 054001, Hebei)

Baoding, Hebei province; wet and dry deposition; nitrogen cycle; agro-ecosystem

10.3864/j.issn.0578-1752.2017.04.010

2016-07-25；接受日期：2016-10-13

國家自然科學基金（41071151）、國家重大科學研究計劃（2014CB953803）

聯系方式：尹興，E-mail：yinxing_2007@163.com。通信作者張麗娟，E-mail：lj_zh2001@163.com

Abstract：【Objective】As the rapid intensification of human activities induced the increase of active atmospheric nitrogen, the atmospheric nitrogen deposition has increased significantly, and consequently the response of the regional ecosystems has gradually become obvious. The objective of this study is to investigate the dynamics of wet and dry deposition of atmospheric nitrogen in Hebei plain, to provide a scientific basis for the integrated management of farmland nitrogen resources, and also to provide basic data for the nitrogen deposition network in China.【Method】Experiments of N wet deposition (2006-2011) and dry deposition (2011) were carried out in the experimental teaching base of Hebei Agricultural University in Baoding areas. N wet deposition was collected by a standard rain gage. DELTA active sampling systems were used to collect NH3, HNO3, pNH4+and pNO3-. NO2samples were collected using Gradko diffusion tubes at sampling sites.【Result】The period from June to September is the rainy season in Baoding area of Hebei, accounting for 88.6%, 81.5%, 89.3%, 88.9%, 74.5% and 83.1% of the annual rainfall in 2006-2011. Monthly N concentration in precipitation was higher in winter and spring than that in summer and autumn, the proportions of NH4+-N、NO3--N、TIN and TDN in spring and winter were 74.5%, 72.6%, 74.1% and 71.3%, respectively. The amount of N wet deposition also had an obvious seasonal change, with higher in summer and lower in winter. Annual N wet deposition ranked by the sequence of TDN (total dissolved N) ＞ TIN (total inorganic N) ＞ NH4+-N ＞ NO3--N, and had a significant negative correlation with rainfall. The annual N wet deposition during 2006-2011 averaged 32.8 kg N·hm-2, with the maximum value of 40.4 kg N·hm-2in 2008 and the minimum value of 28.9 kg N·hm-2in 2010. The TIN accounted for more than 75% of TDN deposition, NH4+-N is the major component of TIN accounting for 56.6%-69.7% of the total amount, with an average of 64.4%. Monthly N wet deposition was positively correlated with rainfall and rainfall frequency. Atmosphere concentrations of reactive N (e.g. NH3, NO2, HNO3, pNH4+, pNO3-) and their dry deposition also showed large seasonal variations. In general, annual N dry deposition of gases (NH3, NO2and HNO3) and particles (pNH4+and pNO3-) were 10.1, 7.60, 4.39, 6.47 and 3.81 kg N·hm-2, respectively.【Conclusion】The Baoding area deposition contents of nitrogen in atmosphere were affected both by industrial and by agricultural fertilizers, and determined by wet and dry deposition. Atmospheric nitrogen deposition was higher in Baoding area of Hebei, the annual mean N wet deposition was 28.9 kg N·hm-2(2010) to 40.4 kg N·hm-2(2008), and the averaged N wet deposition (2006-2011) was 32.8 kg N·hm-2. The N dry deposition was 32.3 kg N·hm-2in 2011, and annual N wet and dry deposition were up to 58.6 kg N·hm-2in Baoding, Hebei Plain.