小流域不同土地利用類型氮素平衡特征

王煥曉,王曉燕,2①,杜 伊,李雨芯

(1.首都師范大學資源環境與旅游學院,北京 100048;2.首都師范大學首都圈水環境研究中心,北京 100048)

隨著社會經濟的發展,受過量施肥、集約化畜禽養殖和大量化石燃料燃燒等人類活動的影響,全球活性氮排放大幅增加[1]。當高負荷氮輸入超過脆弱陸地生態系統的氮吸收和儲存容量時,超出的氮主要通過地下水、河流和大氣沉降等途徑轉移到水體中,給水生生態系統帶來巨大的環境壓力,嚴重破壞了自然界中氮循環平衡,從而導致水體富營養化等生態環境問題。因此,有關氮平衡破壞帶來的環境問題已經引起國內外學者的廣泛關注。

利用養分平衡法量化和評估氮收支是了解流域尺度上氮素循環的主要途徑,也為土地養分管理和流域水環境保護提供重要依據。針對不同尺度研究區域的氮平衡及環境問題,國內外學者已開展了廣泛研究,包括全球尺度、區域尺度、流域尺度、地區尺度和農田尺度[2-5]。

雖然國內外對于區域氮素平衡已有了深入研究,但由于受地理位置、生態環境和社會經濟發展等因素的制約,因估算方法中所用參數不同而導致不同區域尺度下氮平衡計算結果存在一定偏差。目前,我國關于區域氮素平衡的研究工作多集中于農田生態系統和水生生態系統[6-7],研究內容包括氮素收支的過程、機制與環境效應,并取得了顯著進展。閆瑞等[8]通過建立養分收支模型對黃土高原農田氮素平衡開展研究,認為化肥氮輸入是氮素的主要來源,作物收獲是氮素輸出的主要方式,且流域氮素輸入的1/3沒有得到充分利用,滯留在流域內。杜偉等[3]對長三角稻區氮平衡的研究,也得出基本相似的結論。如果以土地利用類型為統計單元對小尺度流域氮素收支進行估算,那么可以對流域氮素的輸入、輸出過程進行更為細致的探討,這對于指導流域土地利用規劃、養分管理和非點源污染的科學防控具有切實可行的重要意義。基于此,筆者以密云水庫上游蛇魚川小流域5種土地利用類型為研究對象,利用養分收支模型,定量分析氮素在不同土地利用類型中的收支變化及盈余,針對流域養分優化管理提出建議。

1 研究區概況

蛇魚川小流域毗鄰北京市密云水庫,地理位置為北緯40°35′～40°39′,東經116°47′～116°57′,流域面積為26.40 km2;屬于白河水系,蛇魚川河直接注入密云水庫,小流域跨密云水庫一級和二級水源保護區;隸屬于密云區石城鎮,轄2個行政村、13個自然村。地勢西北高，東南低,海拔為135～980 m,相對高差為845 m,大部分為山區,山地面積占總面積的2/3以上;氣候類型為暖溫帶大陸性半濕潤半干旱季風氣候,四季分明,冬季寒冷干燥,夏季濕熱多雨;流域多年平均降水量為625 mm,75%集中在6—9月;該流域土壤以褐土為主,質地松散,保水性差,容易發生土壤侵蝕;蛇魚川小流域土地利用以生態林地(21.28 km2)為主,占流域總面積的80%,經濟林(3.38 km2)以板栗和核桃為主,占總面積的12%。耕地(0.48 km2)主要農作物為玉米,其面積約占總面積的2%。流域居民區面積為0.15 km2,人口共計1 070人,其中,勞動力人口為897人;畜禽養殖為規模化養殖(0.04 km2),其面積占流域總面積的0.15%。

2 數據來源與分析方法

2.1 基礎數據

以蛇魚川小流域5種土地利用類型為研究單元,2011年12月對研究區每個自然村的社會經濟狀況進行隨機抽樣調查。每村抽樣農戶數約占農戶總數的10%。收集的資料包括:(1)家庭基本情況(人口數量等);(2)每戶化肥和有機肥施用量(包括化肥施用類型,施肥時間、頻率);(3)農作物種植面積、種類及產量;(4)畜禽種類及出售和自己消費的數量,飼料消耗量(該區畜禽養殖均選用成品飼料);(5)畜禽糞便處理情況(有機肥、直排)。各村實際人口數量來自于石城鎮統計年鑒;生活垃圾產生量則依據筆者所在課題組對該流域的相關研究結果獲取;最后,對調研結果進行統一匯總及分析。根據調查戶數和小流域實際總戶數比例折算小流域總值。

2.2 模型的建立

根據氮平衡量的定義和物質守恒原理,系統內氮素輸入與輸出的差值稱為氮平衡量。當氮素輸入小于輸出時,氮平衡量為負值,系統氮素表現為虧損狀態;當氮素輸入大于輸出時,氮平衡量為正值,系統氮素表現為盈余狀態,此時,氮平衡量也稱氮盈余量。

根據蛇魚川小流域2011年實際調查結果和區域統計數據,結合流域土地利用數據,以小流域內5種土地利用類型為研究單元,確定氮素在不同土地利用類型中的輸入與輸出項目。氮輸入包括化肥輸入氮、人畜糞便返田氮、固氮、大氣沉降氮、食品飼料輸入氮、新生幼崽輸入氮,氮輸出包括作物收獲氮、反硝化脫氮、氨揮發脫氮、徑流損失以及淋失損失、畜禽產品輸出氮、生活垃圾輸出氮等。建立的氮素平衡模型見圖1。

圖1 不同土地利用類型氮素平衡模型框架

通過對區域中氮素輸入項與輸出項的核算,利用計算結果判斷其養分盈余或虧損的狀態,以此來評價養分平衡狀況對區域環境的影響。采用式(1)計算不同土地利用類型氮素平衡,采用式(2)～(3)計算不同土地利用類型氮素輸入和輸出。

Mb=Ni-No,

(1)

(2)

(3)

式(1)～(3)中,Mb為某種土地利用類型氮素平衡量,kg;Ni為氮素輸入量,kg;No為氮素輸出量,kg;Ii為第n種氮素來源的輸入量,kg;Oj為第m種氮素輸出源的輸出量,kg;n和m分別為輸入項與輸出項的類別數。

采用Microsoft Excel 2007和Origin 9.0軟件進行數據分析和圖表制作。

2.3 氮素收支計算

在氮素收支計算中,各項輸入、輸出總量來自地方統計資料和流域詳細調查結果。由于參數存在地域性,故參數選擇依據筆者所在課題組在該流域的研究結果以及流域調查結果、地方統計資料,有關該流域公開發表的文獻和手冊以及全國平均水平參數等,詳細說明如下。

2.3.1氮素輸入項

(1)大氣氮沉降,包括干沉降和濕沉降,指大氣中的顆粒態和氣態氮元素通過降水或降塵方式返回到地面的過程[9]。大氣沉降氮輸入量用不同土地利用類型面積乘以氮沉降通量得到,該研究中大氣氮沉降通量采用北京地區的實測結果(28.50 kg·hm-2)[10]。

(2)固氮指固氮微生物將大氣中的分子態氮轉變為氨的過程[11],分為生物固氮和非生物固氮。該研究區主要農作物為玉米,花生、豆類等固氮作物種植較少,因此只考慮生態林和經濟林的生物固氮量。參考韓玉國等[12]對北京地區氮累積研究得到的林地固氮量(1 000 kg·km-2·a-1);而耕地的非生物固氮量則用該土地利用類型面積乘以固氮系數得到,采用的固氮系數為15.00 kg·hm-2[13-14]。

(3)肥料輸入的氮素,包括氮肥、農家肥和復合肥。該研究中化肥施用帶來的氮素輸入用折合成純氮的氮肥施用量來表示,氮肥(折純)施用量數據來自密云區統計年鑒,農家肥施用量則用農家肥返田量乘以含氮系數(表1)得到。

表1 氮素平衡計算涉及的物質氮含量

Table 1 Measured N content used for calculation of N budget

物質種類含氮量/%物質種類含氮量/% 食品農作物和肥料 糧食1.80 玉米1.28 豆類5.30 板栗0.70 薯類0.32 核桃2.00 花生4.40 有機肥1.03 蔬菜0.30 農家肥0.42 鮮果0.09 化肥46.00 豬肉2.50飼料和畜禽排泄物 牛肉2.90 肉雞飼料3.20 羊肉2.90 肉豬飼料2.40 禽肉3.70 雞糞1.03 蛋類2.22 豬糞0.24 奶類0.50

(4)農藥使用與種子氮輸入。該流域屬于水源保護區,限制農藥的使用;板栗林不使用化學農藥,其他農作物使用少量農藥,折純后數值較小,忽略不計;該區耕地面積僅占2%,種子輸入氮量不計入。

(5)食品與飼料氮素輸入。根據《北京市統計年鑒》[15]農村居民食品消費情況與《中國食物成分表》[16],確定研究區域居民食品消費輸入氮量。據調查,研究區域內養殖場全部使用成品飼料。各類食品與飼料含氮量見表1。

(6)新生幼仔輸入氮素量,以畜禽幼仔質量與其含氮量相乘計算得到。幼仔數量來自小流域調查結果,以流域外部輸入為主。

2.3.2氮素輸出項

(1)作物收獲與畜禽出欄輸出氮素。對于農產品收獲氮素輸出,利用各農作物產量乘以相應籽粒含氮量,累加可得到農產品收獲輸出氮量;畜禽產品是主要的氮素輸出項目,其輸出的氮素量以畜禽出欄體質量與含氮量相乘計算得到。農產品含氮量參考《中國食物成分表》[16],畜禽體質量和含氮量參考楊鳳[17]的研究結果。各類農產品與畜禽產品含氮量見表1。

(2)生活垃圾氮素輸出。用流域內人口數量乘以每人每年生活垃圾氮產量得到。生活垃圾主要有廚余垃圾、草木灰、塑料和紙類等,研究區域內生活垃圾實行分類收集,除廚余垃圾運出研究區域進行處理外,其余就地處理。根據鄭玉濤等[18]對密云水庫地區農村居民垃圾和污水的調查結果,普通農戶廚余垃圾量為2.70 kg·人-1·月-1,含氮量為2.39%。

(3)人畜排泄輸出氮素。人畜排泄的糞便除了一部分作為有機肥還田外,其余部分則直接或間接排入水體。據調查,養雞場糞便處理率為70%,養豬場糞便處理量為36×103kg·a-1。該研究中人類氮排泄系數為4.00 kg·人-1·a-1[19]。根據中國環境科學研究院于2006年編寫的《全國飲用水水源地環境保護規劃》技術培訓講義和相關文獻資料匯總,得到該區畜禽排泄污染物輸出系數[20](表1)。

(4)土壤侵蝕損失氮素。土壤侵蝕損失氮素量,以土壤侵蝕系數與生態林、經濟林、耕地面積進行計算。根據吳敬東[21]2008年對蛇魚川小流域土壤侵蝕情況的調查結果,該流域年平均土壤侵蝕模數為58.00 t·km-2,氮素總流失量為17.00 kg·hm-2。

(5)肥料損失氮素。氮素流失受施肥行為影響較大,在經濟林與耕地氮素平衡模型中,淋失、地表徑流、氨揮發和反硝化作用損失的氮素以氮肥輸入量和相應系數進行計算。采用相關研究中的淋失系數2%,徑流損失系數5.00%[11];反硝化系數16.00%[22];有機肥氨揮發系數20.00%[23]。在生態林氮素平衡模型中,氣態氮揮發損失量為1.00 kg·hm-2[24]。

2.3.3不確定性分析

數據來源的不確定性:所用數據來源于統計年鑒和已有研究文獻和實地調研,在數據統計精度上具有不確定性,但是社會經濟統計數據可以用來反映人類活動對氮平衡的影響,在缺乏對陸地生態系統氮循環進行系統監測的情況下,可將其作為評價人類活動影響的一種有效方法。

研究方法的不確定性:模型中用到的一些參數,比如淋失系數、徑流損失系數、反硝化系數、氨揮發系數,以及生態林的氣態氨揮發系數,均直接引用了他人研究成果。由于研究區域和自然環境條件不同,這些參數不可避免地會帶有地區局限性。

3 結果與討論

3.1 各土地利用類型氮素平衡狀況

3.1.1生態林

流域生態林氮素平衡計算結果見表2。生態林受人類活動影響小,氮素輸入強度僅為95.17 kg·hm-2,其中,林地固氮為生態林的主要氮素輸入源,占輸入源的70.05%。輸出強度為18.00 kg·hm-2,土壤侵蝕損失為主要輸出源,占輸出源的94.44%。氮素盈余強度為77.17 kg·hm-2。保存于生態林系統內部的氮素,一部分被植物吸收,增加了木材蓄積量;另一部分進入土壤,增加了土壤養分含量。

表2 生態林氮素平衡計算結果

Table 2 Nitrogen balance of ecological forest

項目強度/(kg·hm-2)占比/% 輸入 大氣沉降28.5029.95 固氮66.6770.05 合計95.17100.00 輸出 土壤侵蝕17.0094.44 氨揮發1.005.56 合計18.00100.00 盈余77.17

3.1.2經濟林

從上述階段劃分可知，中國農村公共服務供給的研究受到國家政策的重要影響，在各個時期國家都有不同的農村發展目標和任務，這也引導著農村公共服務研究的發展方向。

流域經濟林氮素平衡計算結果見表3。經濟林氮素輸入強度為756.13 kg·hm-2,農家肥和固氮是經濟林氮素的主要來源,兩者之和占氮素輸入的92.14%。氮素輸出強度為262.41 kg·hm-2,通過肥料損失的氮素占總輸出量的89.36%,這不僅造成養分的大量流失,也增加了流域生態環境的污染風險。以土壤侵蝕途徑損失的氮素占總輸出量的6.48%,這部分氮素的損失是造成地下水和地表水硝態氮濃度增加的原因之一。農產品氮輸出僅占輸出總量的4.16%。氮素盈余強度為493.72 kg·hm-2。

表3 經濟林和耕地氮素平衡計算結果

Table 3 Nitrogen balance of economic forest and farmland

項目經濟林耕地強度/(kg·hm-2)占比/%強度/(kg·hm-2)占比/% 輸入 農家肥630.0083.3263.0025.77 有機肥30.964.09—— 大氣沉降28.503.7728.5011.66 固氮66.678.8215.006.13 化肥——138.0056.44 合計756.13100.00244.50100.00 輸出 反硝化105.7540.3032.1630.52 氨揮發82.4731.4321.7420.63 徑流損失33.0512.5910.059.54 土壤侵蝕17.006.4817.0016.13 農產品10.924.1620.4019.36 淋失損失13.225.044.023.82 合計262.41100.00105.37100.00 盈余493.72—139.13—

3.1.3耕地

流域耕地氮素平衡計算結果見表3。耕地氮素輸入強度為244.50 kg·hm-2,化肥和農家肥等人為源是耕地氮素輸入的主要來源,占輸入總量的82.21%,打破了原始農田的氮平衡結構。因此,人類活動勢必干擾農田生態系統的氮循環。氮素輸出強度為105.37 kg·hm-2,肥料損失氮素占輸出總量的64.51%,農產品氮素輸出占19.36%,是耕地重要的氮素輸出源之一。盈余強度為139.13 kg·hm-2。盈余氮素常以淋溶、地表徑流和田間灌溉等方式進入水體。當降水和灌溉強度超過耕地土壤水分飽和狀態時,土壤中溶解態和顆粒態氮將隨地表徑流流失,最終進入河流、湖泊等地表水體,并通過植物根系進入地下水。因此,耕地中氮素的徑流流失、淋溶損失,不僅造成氮肥浪費,而且會引起水環境問題。

綜上,經濟林和耕地的主要輸入、輸出源均為肥料施用,且占比較高。筆者利用農作物氮吸收量與該土地利用類型氮素輸入量之比計算不同土地利用類型氮素利用率。由表3可知,經濟林的氮素利用率為1.44%,遠低于耕地的氮素利用率(8.34%),但兩者的氮素利用率總體都較低。這主要是因為蛇魚川流域的產業結構以農業為主,且我國農村長期存在“高施肥高產出”理念,有研究表明,氮肥僅有26%～28%被作物吸收[25],過量施氮在導致資源浪費的同時,也可能帶來土壤板結、土壤氮累積問題,同時也增加了土壤硝態氮的淋溶風險。因此,在流域的農業生產中,合理施用化肥對保護土壤和減少農業投入具有重要作用。

3.1.4養殖區

流域養殖區氮素平衡計算結果見表4。養殖區氮素輸入強度為10 539.18 kg·hm-2,遠高于其他土地利用類型,最主要的氮素輸入源為飼料,其輸入量占輸入總量的98.85%。養殖區氮素輸出強度為5 744.03 kg·hm-2,輸出強度大,對流域生態環境造成威脅,這與耿潤哲等[26]對密云水庫上游流域非點源污染負荷的研究結果,即畜禽養殖是流域非點源氮素污染的主要來源相一致。禽畜出欄為主要輸出源,其輸出量占57.52%;禽畜排泄物與氣態氮揮發輸出的氮素占養殖區氮素輸出的42.48%,略低于畜禽出欄氮素輸出,在流域氮素管理中與畜禽出欄同樣重要。氮素盈余強度為4 795.15 kg·hm-2。氮素盈余強度大,主要是由于飼料大量輸入,禽畜產生的廢棄物和排泄物處理率較低所致。實地調研發現,該流域養殖區污水處理方式為下滲,污水處理設備少,使用率低,同時對畜禽糞便的處理方式比較粗放。因此,加強該區基礎設施建設,提高養殖戶的環保意識,尤為重要。

表4 養殖區氮素平衡計算結果

Table 4 Nitrogen balance of farm

項目強度/(kg·hm-2)占比/% 輸入 飼料10 418.0098.85 新生幼仔92.680.88 大氣沉降28.500.27 合計10 539.18100.00 輸出 禽畜出欄3 304.2057.52 禽畜排泄1 173.1520.42 氮揮發1 266.6822.06 合計5 744.03100.00 盈余4 795.15

3.1.5居民區

流域居民區氮素平衡計算結果見表5。居民區氮素輸入強度為289.50 kg·hm-2,僅次于經濟林和養殖區,食品消費為主要的氮素輸入來源,占輸入總量的90.16%,與韓玉國等[12]對北京地區氮累積的研究結果一致。由于居民區人口密度相對較大,人類食品氮輸入也就較大。氮素輸出強度為220.98 kg·hm-2,人類排泄為主要輸出項目,占輸出總量的75.61%。盈余強度為68.52 kg·hm-2。

3.2 小流域氮素平衡

3.2.1流域氮素平衡特征

蛇魚川小流域氮素平衡模型結構見圖2,在此基礎上對全流域氮平衡進行估算。研究區氮素收支狀況見表6。

表5 居民區氮素平衡計算結果

Table 5 Nitrogen balance of residential area

項目 強度/(kg·hm-2)占比/% 輸入 食品消費261.0090.16 大氣沉降28.509.84 合計289.50100.00 輸出 人類排泄167.0875.61 生活垃圾53.9024.39 合計220.98100.00 盈余68.52

圖2 流域氮素平衡模型框架

表6 小流域氮素收支平衡計算結果

Table 6 Nitrogen input-output budgets in the small watershedkg·hm-2

土地利用類型輸入強度輸出強度盈余強度 生態林 95.17 18.00 77.17 經濟林756.13262.41493.72 耕地244.50105.37139.13 養殖區10 539.185 761.034 795.15 居民區289.50237.9868.52 流域平均204.0862.59141.49

研究區平均氮素輸入強度為204.08 kg·hm-2,主要的輸入源為農家肥,其輸入量占氮素輸入的41.83%。固氮和大氣氮沉降輸入次之,分別占31.99%和13.97%。韓增等[4]對亞熱帶小流域氮平衡的研究表明飼料和肥料是流域(森林-農區)主要的氮素輸入源,占比高達63.90%,筆者研究結果與之具有較高的一致性。氮素輸出強度為62.59 kg·hm-2,主要輸出源為肥料施用損失(淋失損失、徑流損失、反硝化脫氮、氨揮發損失),占氮素輸出的58.26%,其中,氨揮發與反硝化等氣態氮損失占42.56%。相關研究表明密云區有36.19%的氮輸出是通過氣態氮途徑損失的[27],筆者研究結果與之基本一致。就氨揮發而言,養殖區氨揮發強度最大,相關研究表明,我國畜禽養殖氨排放量占總排放量的54.06%[28],可見,有效控制畜禽養殖氨排放對于削減人為源氨排放起到關鍵作用,進而對改善空氣質量有著重要意義。其次是土壤侵蝕,其氮素輸出占氮素總輸出的28.43%,這種氮素輸出極易對地表水造成污染;流域內土地利用氮素整體呈盈余狀態,流域內平均盈余強度為141.49 kg·hm-2。

就輸入強度而言,生態林最低,養殖區最高。相較于其他4種土地利用類型,生態林受人類活動影響小,輸入項僅為大氣氮沉降和生物固氮兩項,且輸入強度低。耕地輸入強度低于經濟林,與種植結構轉變有關。退耕還林政策使得經濟林成為流域重要的經濟來源,相較于耕地來說,經濟林受人類活動影響更大。5種土地利用類型輸出強度與輸入強度由大到小排序一致,養殖區輸出強度最高。分布在河道附近的養殖區,由于集中養殖,畜禽排泄物采用水沖直排方式,管理粗放,加之所受景觀截留作用較小,致使總氮輸出量較大,對密云水庫水體水質威脅較大。對潮河流域的相關研究顯示,由于畜禽養殖區呈規模分布,加之管理粗放,致使總氮輸出量較大,對水庫水體造成威脅[29]。由此看來,人類活動是影響流域氮素平衡的重要因素。

3.2.2流域內土地利用污染潛勢分析

土地利用中引發環境污染的原因有氨揮發、淋失和反硝化以及含氮污染物直接排放到環境中,另外就是氮素盈余。筆者研究中各種土地利用類型氮素均處于盈余狀態,其中,養殖區盈余強度最高,為4 795.15 kg·hm-2,主要的氮素輸入源為飼料氮輸入;經濟林氮素盈余強度次之,為493.72 kg·hm-2。實地調研發現,由于近年來密云區退耕還林政策的實施,種植結構由農田種植向經濟林轉變,從而導致經濟林氮肥施用量增加;該區耕地氮素盈余強度為139.13 kg·hm-2。有研究指出,當農田氮盈余強度大于50 kg·hm-2·a-1時會對環境構成威脅[30],明顯低于筆者研究中耕地氮盈余強度,說明盈余氮已嚴重威脅蛇魚川小流域的生態環境。化肥的施用在增加作物產出的同時,也加劇了流域內氮素流失、固氮量增加和氮素利用率降低等問題。筆者研究中耕地的農產品氮素輸出僅占19.36%(表3),氮素利用率較低,對流域氮污染具有重要影響。

蛇魚川小流域氮素平均盈余強度為141.49 kg·hm-2(表6),筆者研究的氮素盈余強度與韓玉國等[12]對北京地區氮累積的研究結果(116.00 kg·hm-2)基本一致,但明顯高于國內其他研究區氮素盈余強度(山西岔口小流域為27.50 kg·hm-2,湖南東北部為76.90 kg·hm-2)[4,8],說明系統內氮素并沒有得到充分有效的利用,對地區經濟發展來說,造成資源浪費;對于環境而言,如果在陸地生態系統內持續發生氮素盈余,必然會導致流域內氮發生累積并最終達到飽和狀態,從而增加流域內氮素隨地表徑流流失和地下水淋失的風險;同時,由于蛇魚川小流域位于密云水庫上游且距離近,氮素污染物經過截留損失的過程較短,會導致大量陸地來源的污染物直接進入水體,對庫區水質的威脅也就越大。因此,蛇魚川小流域仍存在氮累積量增加的隱患,不容忽視。

4 結論

(1)蛇魚川小流域氮素總輸入強度為204.08 kg·hm-2,輸出強度為62.59 kg·hm-2。就不同土地利用類型而言,氮素的輸入和輸出存在較大差異。養殖區氮素輸入強度最高(10 539.18 kg·hm-2),生態林輸入強度最低(95.17 kg·hm-2),經濟林氮素輸入強度約為耕地的3倍。與氮素輸入類似,養殖區輸出強度最高(5 761.03 kg·hm-2),生態林最低(18.00 kg·hm-2)。

(2)研究區經濟林與耕地的主要氮素輸入源均為肥料輸入,其中,經濟林農家肥氮素輸入達83.32%,耕地則以化肥輸入為主(56.44%),而主要的輸出源也為肥料施用損失(淋失損失、徑流損失、反硝化脫氮、氨揮發);生態林主要輸入源為固氮輸入(生物固氮和非生物固氮)，其占比高達70.05%,輸出源主要為天然輸出;居民區和養殖區主要氮素輸入源分別為食品和飼料輸入,分別以廢棄物排泄和畜禽產品收獲為主要輸出源。

(3)流域內各土地利用類型均呈氮盈余狀態,而不同土地利用類型氮盈余強度差異明顯,其中,養殖區(4 795.15 kg·hm-2)和經濟林(493.72 kg·hm-2)盈余強度較高,耕地次之(139.13 kg·hm-2),生態林(77.17 kg·hm-2)和居民區(68.52 kg·hm-2)較低。