环境科学  2014, Vol. 35 Issue (1): 66-72   PDF    
引用本文
王金杰, 张克荣, 吴川, 张全发. 汉江上游金水河流域氮湿沉降[J]. 环境科学, 2014, 35(1): 66-72.
WANG Jin-jie, ZHANG Ke-rong, WU Chuan, ZHANG Quan-fa. Wet Deposition of Atmospheric Nitrogen of the Jinshui Watershed in the Upper Hanjiang River[J]. Environmental Science, 2014, 35(1): 66-72.
汉江上游金水河流域氮湿沉降
王金杰1,2, 张克荣1, 吴川1,2, 张全发1    
1. 中国科学院武汉植物园水生植物与流域生态重点实验室, 武汉 430074;
2. 中国科学院大学, 北京 100049
收稿日期: 2013-4-7; 修订日期: 2013-7-5.
基金项目： 国家自然科学基金项目（31130010，31200354）；“十二五”国家科技支撑计划项目（2012BAC06C03）
作者简介：王金杰（1986~），女，硕士研究生，主要研究方向为流域氮循环，E-mail：wangjinjie2012@hotmail.com
通讯联系人,E-mail:qzhang@wbgcas.cn
摘要：汉江上游金水河流域是南水北调工程的重要水源涵养区，但是氮污染已成为该流域水质的主要威胁因素. 该研究对汉江的金水河流域开展了为期1 a（2012-02~2013-02）的氮湿沉降观测，并利用氮输出模型估算了氮湿沉降对河流氮负荷的贡献量. 结果表明雨水中总氮（DTN）的浓度在0.24~2.89 mg·L-1之间，铵态氮（NH4+-N）、硝态氮（NO3-N）及有机氮（DON）分别占42.8%、13.3%和43.9%；雨水氮浓度随降雨量增大而变小，明显受到降雨的稀释作用. 流域内氮湿沉降主要来自人类活动，沉降负荷在4.97~7.00 kg·（hm2·a）-1之间，受降雨量的主要影响，上游地区的氮湿沉降负荷>下游地区>中游地区，春夏两季约占全年氮湿沉降的81%. 流域氮湿沉降对河流氮负荷贡献量约为34000~46000 kg，只占流域氮肥贡献量的5.05%~6.78%，远小于流域内农业活动化肥氮的贡献量，不是河流氮的主要来源.
关键词： 金水河流域     氮湿沉降     氮截留     源头河流     氮负荷    
Wet Deposition of Atmospheric Nitrogen of the Jinshui Watershed in the Upper Hanjiang River
WANG Jin-jie1,2, ZHANG Ke-rong1, WU Chuan1,2, ZHANG Quan-fa1    
1. Key Laboratory of Aquatic Botany and Watershed Ecology, Wuhan Botanical Garden, Chinese Academy of Sciences, Wuhan 430074, China;
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
Abstract: The Jinshui River, a tributary of the Hanjiang River, is an important region of water conservation for the Middle Route of South to North Water Transfer Project. However, water quality has been deteriorated in recent years, in particular nitrogen increasing pollution. In this study, the wet deposition of atmospheric nitrogen in the Jinshui watershed was investigated between Feb. 2012-Feb. 2013, and the corresponding contribution to the river N loading was calculated using N retention model. The results indicated that the volume-weighted concentration of dissolved total nitrogen (DTN) was 0.24-2.89 mg·L-1, consisting of ammonium (NH4+-N)(42.8%), nitrate (NO3-N)(13.3%) and dissolved organic nitrogen (DON)(43.9%), which decreased with rainfall volume as a result of dilution. The wet deposition of atmospheric N was mainly from anthropogenic pollution and the flux was between 4.97-7.00 kg·(hm2·a)-1, dominated by seasonal rainfall, of which about 81% occurred in spring and summer and the flux in a decreasing order of upstream, downstream, and middlestream. The wet deposition contributed approximately 34000-46000 kg N to the river, accounting for only 5.05%-6.78% of the contribution by fertilizers, which was too small to be the main source of the river N loading.
Key words: Jinshui watershed     wet deposition of atmospheric nitrogen     nitrogen retention     head watershed     N loading    

近百年来，世界范围内工农业的迅速发展，使得排放到大气的含氮化合物急剧增加. 从1860~2000年，人类活动产生并排放到大气中的反应性氮由15 Tg ·a-1增加到165 Tg ·a-1，并且其中的70%沉降到达地表[1]. 世界许多地区的氮沉降超过了自然界可以承受的范围，造成氮饱和及水质恶化的危害，影响水生和陆地生态系统的结构和功能[2]. 在国外，氮沉降已经作为重要的氮源纳入到流域氮循环的研究范围之内[3, 4, 5].

目前我国大气氮素湿沉降通量平均值达9.19 kg ·(hm2 ·a)-1[6]，已经成为继欧洲和美国之后的第三大沉降区[7]. 我国虽然是氮排放严重地区，但氮沉降的研究却分布零散，大量的研究也只集中在氮沉降对陆地生态系统(如森林、 草地等)的影响[8, 9, 10, 11, 12]，以流域为单位对氮沉降进行的研究仅见于九龙江等地区[13]，将氮沉降纳入流域非点源污染对河流氮负荷的贡献量进行估计的研究比较少见.

金水河流域是我国南水北调中线工程重要水源地之一，氮污染已经成为该河流水质的重要因素[14]. 金水河又是典型的降水补给型河流，80%的河水来自降水和地下水[15]，所以对该地区的降水湿沉降进行调查研究，并将其作为流域重要的氮源，估算其对河流氮负荷的贡献量，对河流氮源的分析和水质管理意义重大.

1 材料与方法
1.1 研究区概况

金水河发源于陕西秦岭南坡的佛坪国家自然保护区，较大的支流主要有西河、 新店子河、 东河和吕关河(图 1)，流域面积730 km2，人口1.87万(2007)，河道全长87 km，属于汉江的一级河流. 该流域(107°40′~108°10′E, 33°16′~33°45′N)地处秦岭南坡中段地带，年均温13℃，无霜期220 d，海拔416~2 904 m，年降水量950～1 200 mm，雨季主要集中在7~9月，属于北亚热带与暖温带的过渡地带. 流域内森林资源丰富，植被面积占流域面积的96.40%，其中针阔混交林面积占植被面积的47.19，阔叶林面积占20.32%，高山箭竹灌丛面积占19.55%，针叶林面积占0.87%. 流域以黄棕壤和棕壤为主，占流域总土壤面积的91.4%[16].

图 1 金水河水系，流域土地利用及采用点Fig. 1 Sketch of water system, sample sites and land use in the Jinshui watershed

1.2 研究方法
1.2.1 实验设计及采样

根据该流域的地理环境特点均匀设置了5个采样点(图 1)，分别是上游的S1和S2、 中游的S3和下游的S4、 S5[17]. 上游的S1、 S2分别位于自然保护区保护站中宽敞的平地上，人烟稀少，森林覆盖率为流域内最高，海拔都在1 000 m以上; S3、 S4、 S5分别位于当地居民楼房的楼顶，并远离烟囱等人为干扰，S3位于人口稀疏的中游地区，S4、 S5位于流域内人口相对密集的下游地区. 实验中的5个采样点平均分布在流域内，覆盖了流域内不同的地理环境，对整个流域氮湿沉降情况进行了客观估测.

每个采样点利用APS-2A型自动采样器(武汉天虹智能仪表厂)进行湿沉降的采集，该仪器为微电脑自动控制，降雨开始时，采样器自动打开收集装置对降雨进行采集，雨停后就立即封盖，且采样器本身具有的纱网对雨水进行了初步的过滤，有效避免植物残体及鸟类粪便等自然物质的干扰. 降雨产生后，记录降雨的时间，在24 h内收集样品，以保证样品的客观有效性和准确性. 如果1 d内有多场降雨，则合并为一个样品; 若遇到连续降雨天气，则每24 h采集一个样品. 样品收集时，先将样品摇匀后测定雨水体积，然后分取250 mL水样装入聚乙烯样品瓶中，并用0.45 μm的微孔滤膜对其过滤后速送实验室，于-20℃的条件下保存，尽快完成溶解总氮(DTN)、 硝态氮(NO-3N)和铵态氮(NH+4-N)的测量. 且每个样品均重复测量3次，取其平均值.

大气湿沉降采样时间为2012年3月~2013年2月，共收集到204场湿沉降，利用Excel 2007和SPSS 16.0对数据进行整理和分析.


1.2.2 样品分析方法

样品解冻后，测定硝态氮(NO-3-N)、 铵态氮(NH+4-N)和总氮(DTN). DTN用C/N分析仪(Analytikjena，multi NC 2100)测定，NO-3-N和NH+4-N分别采用酚二磺酸比色法和纳什比色法进行测定. 无机氮(DIN)=NO-3-N+NH+4-N，有机氮(DON)=DTN-DIN[13]. 对S2监测点7月的所有降雨样品的大众离子进行了测定，主要阴离子(Cl-、 SO2-4)采用DX-120型离子色谱仪测定，主要阳离子(K+、 Na+、 Ca2+、 Mg2+、 Al3+)采用ICP-AES型等离子体发射光谱仪进行测定.

1.2.3 氮沉降通量的计算方法

采用式(1)对氮湿沉降通量进行计算[13].


式中，F 代表沉降通量(kg ·hm-2)，P代表逐月降雨量(mm)，c代表氮沉降浓度(mg ·L-1).

1.2.4 流域氮沉降对金水河氮贡献量的估算

流域内的氮沉降通过降落水体的直接方式和土壤流的间接方式输入到流域内的河道中，土壤径流向河道输入氮的过程中，必然会因为土壤和相应覆盖物的截留而减少[3]. 氮沉降的输出由土地利用类型和土壤水文质地共同决定. 根据相应区域的氮沉降负荷、 氮输出率和土地面积，便可计算出氮沉降对流域内河流的氮贡献量[3, 4, 5]. 在计算金水河流域氮沉降对河流的贡献量时，采取美国宾夕法尼亚洲的氮输出系数进行计算(表 1). Sheeder等[5]也利用该系数对切萨皮克湾的氮沉降输出量进行了估算，其结果与前人的研究相近. 具体的计算公式如式(2)：


式中，M代表氮沉降通过土壤截留之后向该区域河道输入的氮量，Fi代表i区域氮沉降通量[kg ·(hm2 ·a)-1]，Si代表i区域土地利用面积(hm2)，Ei代表i区域内相应土壤类型的氮输出率.

表 1 氮沉降在不同土壤类别下的氮输出率 Table 1 Percentage of deposited nitrogen delivered to surface water

表 1中A~D依次代表透水性好到透水性差的4种土壤，其中C代表透水性较差的土壤，主要为黏壤土，D代表透水性很差的土壤，主要为黏土[4]. 根据金水河流域土壤类型的调查，流域内以黄棕壤和棕壤为主，占流域总土壤面积的91.4%，剩下的小部分为黄褐土、 暗棕壤、 白浆化棕壤、 棕壤性土和钙质粗骨土[16]，都是透水性较差的土壤，属于表 1中C~D类的氮输出率. 将所有的土壤类型估测为C类土壤时，则为输出的最少估测值，将所有土壤类型估测为D类土壤时，则为输出的最大值.

2 结果与讨论
2.1 氮湿沉降浓度及其变化特征
2.1.1 氮湿沉降浓度

从2012年2月初到2013年2月底，从上游S1到下游的S5收到共计204场降雨. 由图 2浓度箱式图可以看出，在10%~90%的置信区间内，DTN浓度为0.24~2.89 mg ·L-1、 DON浓度为0~1.36 mg ·L-1、 NH+4-N浓度为0.039~1.19 mg ·L-1、 NO-3-N浓度为0.02~0.51 mg ·L-1，四者的浓度都为偏右的非正态分布. DTN、 DOC、 NH+4-N和NO-3-N的体积加权平均浓度分别为0.781、 0.343、 0.334和0.104 mg ·L-1，按照占总氮浓度的比例，DON(43.9%)＞NH+4-N(42.8%)＞NO-3-N(13.3%)，说明NH+4-N和DON是金水河流域氮湿沉降的主要成分. 将其与其他地方进行比较，金水河流域湿沉降浓度远小于华北平原和华南华中地区[10, 12, 13]，与受工农业影响较小的藏东南地区氮湿沉降浓度相近[18]，在氮沉降成分比例上与九龙江流域上游相似[13]. 研究表明有机氮的贡献主要在10％～50％的范围内[19]，虽然该流域的有机氮沉降比例较高，但仍处于正常水平.

图 2 雨水氮浓度的箱式图Fig. 2 Boxplot of N concentration

2.1.2 湿沉降氮浓度的时空变化特征

(1) 湿沉降浓度的时间变化

氮湿沉降各个组分的浓度有极其显著的月际变化(P<0.01)，雨季的氮湿沉降各组分浓度小于其它月份(图 3). 降雨量和氮浓度相关分析的结果都表现为极显著的负相关(P<0.01)，DTN、 DOC、 NH+4-N、 NO-3-N和降雨量之间的Perason相关系数分别为-0.328、 -0.252、 -0.303和-0.205，说明降雨对氮湿沉降浓度有明显的稀释作用.

图 3 氮浓度月份的动态变化Fig. 3 Monthly variation in the concentration of wet N deposition

雨水浓度呈现明显的季节性差异. 按照前人根据温度和降雨量对季节进行的划分，将春(3~5月)、 夏(6~7月)、 秋(8~10月)、 冬(11~12月)进行分组[20]，浓度总体表现为冬季>春季>夏季>秋季(表 2)，方差分析表明雨水氮浓度总体上表现为春冬两季的氮浓度大于秋夏两季. 如表 2所示，季节氮沉降和季节降雨量分布不完全一致，这主要是因为氮浓度受到降雨稀释作用的同时，还受到了氮排放量的影响. 如图 3所示，1月在年度内具有最大的氮湿沉降浓度. 该月份是该流域内年度最冷的月份，生物量及煤炭燃烧量较大，增大了当地的氮排放量，这可能是影响该月氮湿沉降的一个重要原因.

表 2 氮浓度的季节变化 Table 2 Seasonal variation in the N concentration from rainfall

(2) 氮湿沉降浓度的空间变化

在空间尺度上，降雨量在空间上有显著差异(P<0.05)，但因为金水河流域空间尺度太小，氮沉降各组分浓度在空间上只表现出一定的变化趋势，差异并没有达到显著水平(图 4). 由图 4看出，NH+4-N、 NO-3-N与其他氮沉降成分变化趋势不一样，并没表现出降雨的稀释作用. 这主要是因为NH3、 NH+4、 NOx的氮排放量受到人为干扰和自身迁移特性的共同影响. NH3与NH+4等水溶性氮主要在对流层进行扩散，一般在较短时间内随雨水形成氮的湿沉降[21]，而且扩散的距离在100 km以内[22]，50%的NH3会在50 km内重新沉降到地面[23]，所以虽然流域空间尺度有限，下垫面对NH3与NH+4-N也会造成一定的影响. 从上游到下游河口地区，流域的人口分布逐渐增加，人为干扰也随之增大，补充了降雨对其的稀释作用，所以NH+4-N在空间上并没有表现随降雨量增加而降低的趋势. NOx有很长的大气寿命(1~15 d)，能扩散到几百乃至几千公里开外的地方[24]，下垫面对其影响相对NH+4-N较小，所以在下垫面和降雨稀释的双重作用下，NOx在空间上并没有明显的变化趋势.

图 4 雨水氮浓度的空间变化Fig. 4 Spatial variation of the N concentration in rainwater

2.2 氮来源的初步探索

忽略火山及其他自然来源，大气降水中离子组分的主要来源包括海源、 陆源(岩石、 土壤风化)和人为活动[25, 26, 27]. 通常认为海洋是Na+的最重要来源，是海源最佳的参考离子[25, 26, 27]，Ca2+是典型的亲石元素，成分不会轻易改变，可作为陆源的参考离子[25]. 为了进一步了解海源(SSF)、 陆源(CF)、 人为活动(ASF)对雨水离子的相对贡献，以Na+、 Ca2+分别为海源、 陆源的参考，采用以下公式进行计算[25]：


式中，X为雨水中要计算的离子浓度，相应的数值来自表 3. 式中海源X/Na+及陆源X/Ca2+的固定数值来自文献[26, 28].

表 3 雨中主要离子的浓度/μeq ·L-1 Table 3 Concentration of major ions in rainwater/μeq ·L-1

表 3为S2监测点7月所有降雨样品中主要离子的浓度. 对表 3中的各离子浓度进行相关分析，结果表明NH+4和SO2-4存在极显著的相关关系(P<0.001)，NO-3和Cl显著相关(P<0.05)，相关系数分别为0.952和0.649. 在计算来源问题时，通常假设NH+4并不包括地壳来源[26, 27]. 如表 4所示，NH+4与SO2-4几乎都来自人类活动，两者之间高度相关而与其他离子之间并无相关关系，说明NH+4与SO2-4可能具有相同的人类活动排放源或者两者以(NH+4)2SO4为主要的存在形式. NO-3主要来自人类活动，少部分来自土壤，海源贡献量几乎为零(表 4). 大量的研究表明，工厂化石燃料的燃烧，机动车的尾气是NOx的主要来源[29, 30]. Cl虽然是典型的海洋源离子，但除了样品6、 9、 11之外，其他样品中大部分Cl来自于人类活动，说明水汽在随云团迁移的过程中，Cl存在明显的富集. 人类活动对Cl的贡献有多种来源，主要包括工厂化石燃料的燃烧，机动车的尾气、 化肥等[31]. 这两个阴离子有相似的排放源，经常一起排放到大气中，所以表现出一定的相关性. 但作为典型的海洋源离子，大部分样品中Cl的海洋贡献率仍在10%以上，海洋源对降水中Cl有不可忽视的影响，这可能是NO-3和Cl相关系数并不太高的主要原因. 大气有机氮来源广泛，既存在于受污染大气环境中，也存在于受人类活动干扰比较小的大气环境中，是目前的研究难点[13, 19].

表 4 大气降水中Cl-、 NO-3、 SO2-4不同来源的贡献组成/% Table 4 Contribution of various sources to Cl-, NO-3, SO2-4 in precipitation/%

2.3 氮沉降负荷的时空动态

随降雨量的空间分布，氮沉降有明显的空间变化. 上游地区在流域中具有最大的森林覆盖率，有较大的蒸发散和湿度[32]，同时上游地区较高的海拔优势，能有效截留大气中各形式的水分，从而在流域中具有最大的降雨量. 下游地区靠近金水河汇入汉江的河口地区，此处具有较大的水体和水蒸发面积，这可能是下游地区相对中游地区具有较高降雨量的主要原因. 由氮沉降的计算公式(1)可以看出，降雨量和氮沉降负荷存在正相关关系，所以氮沉降负荷在空间尺度上也表现为上游地区＞下游地区＞中游地区，数值位于4.97~7.00 kg ·(hm2 ·a)-1之间(表 5)，小于中国目前大气氮湿沉降平均通量9.19 kg ·(hm2 ·a)-1[6]. 与九龙江流域和同样位于偏远地区的雷公山、 流沙河及西双版纳热带季雨林相比，金水河流域仍处于相对较低的氮湿沉降水平[8, 10, 13]. 金水河流域地处河流发源地，森林覆盖率在90%以上，人口稀少，除了少量的农业活动之外无工业活动，NOx和NH+4的来源非常有限，所以金水河流域具有较低的氮湿沉降水平.

表 5 氮湿沉降负荷 Table 5 Flux of wet nitrogen deposition

在季节变化上，春夏两季的氮沉降负荷明显高于秋冬两季(表 5)，是氮湿沉降的主要发生季节. 流域内春夏两季的平均降雨量占全年的79.30%，DTN、 DON、 NH+4-N和NO-3-N在流域内的平均沉降负荷分别占全年的81.52%、 87.49%、 74.97%和82.34%，与降雨量所占比例相近. 将5个点的季节氮沉降负荷和季节降雨量进行回归分析(图 5)，除了硝态氮和季节降雨量之间回归关系相对较弱之外，其他组分氮沉降通量和降雨量都存在较好的回归关系，说明降雨量对氮沉降负荷起到了主要的作用. NOx有很长的大气寿命(1~15 d)，能扩散到几百乃至几千公里开外的地方[24]，NOx在大气湿沉降中不稳定，其沉降负荷受到降雨量、 氮排放及迁移特性等因素的共同作用.

图 5 氮湿沉降负荷和降雨量的相关关系Fig. 5 Relationship between wet N deposition and rainfall

2.4 流域氮湿沉降对金水河氮贡献量的初步估算

利用2007年的金水河流域不同利用类型的土地面积(图 1)[17]，将灌丛、 高山草甸、 混交林、 针叶林和阔叶林统一定义为林区，则林地、 耕地和水体的面积分别为69 910、 3 004和332 hm2. 流域氮湿沉降平均负荷为5.79 kg ·(hm2 ·a)-1(表 5)，根据式(2)，估算出流域内大气氮沉降对河流氮贡献量约为34 000~46 000 kg. 已有研究表明，流域内具有高强度的化肥施用量，2005年的化肥使用强度为992.04 kg ·hm-2，是世界标准的4.4倍，是全国防止水体污染上线标准的3.5倍，金水河流域平均每年约有677 t的氮肥未被吸收而进入水体[14]. 因此流域氮沉降对金水河氮贡献率很小，只占氮肥贡献量的5.05%~6.78%.

金水河作为源头河流，对下游的河流水质至关重要，在金水河氮含量严重超标的情况下[7]，为了保证金水河达到国家地表水一类水质标准，减少氮肥的使用量并提高氮肥的利用效率，是金水河河流管理的重点之一.

3 结论

(1)金水河氮湿沉降主要来源于人类活动，但作为源头河流的发源地，氮排放量有限，所以金水河流域具有较低的氮沉降浓度和氮沉降负荷.

(2) 降雨量是影响氮沉降负荷的主要因素. 在降雨量的影响下，上游和下游地区氮沉降通量大于中游地区，春夏两季是年度氮湿沉降的主要发生季节.

(3)该流域的氮湿沉降不是金水河氮负荷的重要来源，河流中氮含量可能主要来源于化肥的使用.

参考文献
[1] Galloway J N, Dentener F J, Capone D G, et al. Nitrogen cycles: Past, present, and future[J]. Biogeochemistry, 2004, 70 (2): 153-226.
[2] Vitousek P M, Aber J D, Howarth R W, et al. Human alteration of the global nitrogen cycle: sources and consequences[J]. Ecological Applications, 1997, 7 (3): 737-750.
[3] David W, Brad H, Hans P. Importance of atmospherically deposited nitrogen to the annual nitrogen budget of the Neuse River estuary, North Carolina[J]. Environment International, 2003, 29 (2-3): 393-399.
[4] Nizeyimana E, Evans B M, Anderson M C, et al. Quantification of NPS pollution loads within Pennsylvania watersheds. Prepared for the Pennsylvania Department of Environmental Protection, Bureau of Water Quality Protection [R]. Res. Rep. ER9708.Environmental Resources Research Institute, Pennsylvania State University, University Park.
[5] Sheeder S A, Lynch J A, Grimm J. Modeling atmospheric nitrogen deposition and transport in the Chesapeake Bay watershed[J]. Journal of Environmental Quality, 2002, 31 (4): 1194-1206.
[6] LÜ C Q, Tian H Q. Spatial and temporal patterns of nitrogen deposition in China: Synthesis of observational data[J]. Journal of Geophysical Research, 2007, 112 (D22): 1-10.
[7] Twonsend A R, Braswell B H, Holland E A, et al. Spatial and temporal patterns in terrestrial carbon storage due to deposition of fossil fuel nitrogen[J]. Ecological Applications 1996, 6 (3): 804-814.
[8] 沙丽清, 郑征, 冯志立, 等. 西双版纳热带季节雨林生态系统氮的生物地球化学循环研究[J]. 植物生态学报, 2002, 26 (6): 689-694.
[9] 孙志高, 刘景双, 王金达. 三江平原典型湿地系统大气湿沉降中氮素动态及其生态效应[J]. 水科学进展, 2007, 18 (2): 182-192.
[10] Chen X Y, Mulder J. Atmospheric deposition of nitrogen at five subtropical forested sites in South China[J]. Science of the Total Environment, 2007, 378 (3): 317-330.
[11] 宇万太, 马强, 张璐, 等. 下辽河平原降雨中氮素的动态变化[J]. 生态学杂志, 2008, 27 (1): 33-37.
[12] 张颖, 刘学军, 张福锁, 等. 华北平原大气氮素沉降的时空变异[J]. 生态学报, 2006, 26 (6): 1633-1639.
[13] 陈能汪, 洪华生, 张珞平. 九龙江流域大气氮湿沉降研究[J]. 环境科学, 2008, 29 (1): 38-46.
[14] 卜红梅, 王岑, 张全发. 汉江上游金水河流域非点源污染及控制[J]. 水土学报, 2009, 23 (4): 33-43.
[15] 陈义隆, 张俊杰. 汉中地区水利志[M]. 西安: 陕西人民出版社, 1994.
[16] 何文鸣, 宋友贵, 张昌盛, 等. 金水河流域矿物元素生物地球化学交换模式[J]. 生态环境学报, 2011, 20 (2): 217-225.
[17] Zhang K R, Zhang Y L, Tian H, et al. Sustainability of social-ecological systems under conservation projects: Lessons from a biodiversity hotspot in western China[J]. Biological Conservation, 2013, 158: 205-213.
[18] 贾俊彦, 张颖, 蔡晓布, 等. 藏东南大气氮湿沉降动态变化——以林芝观测点为例[J]. 生态学报, 2009, 29 (4): 1907-1913.
[19] 石金辉, 高会旺, 张经. 大气有机氮沉降及其对海洋生态系统的影响[J]. 地球科学进展, 2006, 21 (7): 721-729.
[20] 卜红梅, 党海山, 张全发. 汉江上游金水河流域近50年气候变化特征及其对生态环境的影响[J]. 长江流域资源与环境, 2009, 18 (5): 459-465.
[21] Aneja V P, Roelle P A, Murray G C, et al. Atmospheric nitrogen compounds Ⅱ: emissions, transport, transformation, deposition and assessment[J]. Atmospheric Environment, 2001, 35 (11) 1903-1911.
[22] Asman W A H, Van Jaarsveld H A. A variable-resolution transport model applied for NHx in Europe[J]. Atmospheric Environment, 1992, 26 (3): 445-464.
[23] Ferm M. Atmospheric ammonia and ammonium transport in Europe and critical loads: a review[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 1998, 51 (1): 5-17.
[24] Aneja V P, Murray G C, Southerland J. Atmospheric nitrogen compounds: emissions, transport, transformation, deposition and assessment[J]. Environmental Management, 1998, 48 (4): 22-25.
[25] Cao Y Z, Wang S Y, Zhang G, et al. Chemical characteristics of wet precipitation at an urban site of Guangzhou, South China[J]. Atmospheric Research, 2009, 94 (3): 462-469.
[26] Huang K, Zhuang G S, Xu C, et al. The chemistry of the severe acidic precipitation in Shanghai, China[J]. Atmospheric Research, 2008, 89 (1-2): 149-160.
[27] Wang H, Han G L. Chemical composition of rainwater and anthropogenic influences in Chengdu, Southwest China[J]. Atmospheric Research, 2011, 99 (2): 190-196.
[28] 肖红伟, 肖化云, 王燕丽. 贵阳大气降水化学特征及来源分析[J]. 中国环境科学, 2010, 30 (12): 1590-1596.
[29] Dise N B, Stevens C J. Nitrogen deposition and reduction of terrestrial biodiversity: evidence from temperate grasslands[J]. Science in China, Series C: Life Sciences, 2005, 48 (2): 720-728.
[30] Duce R A, Liss P S, Merrill J T, et al. The atmospheric input of trace species to the world ocean[J]. Global Biogeochemical Cycles, 1991, 5 (3): 193-259.
[31] Xu Z F, Han G L. Chemical and strontium isotope characterization of rainwater in Beijing, China[J]. Atmospheric Environment, 2009, 43 (12): 1954-1961.
[32] 黄建辉, 韩兴国. 森林生态系统的生物地球化学循环: 理论和方法[J]. 植物学通报, 1995, 12 (2): 195-223.