近日，中国科学院南京地理与湖泊研究所刘磊研究员等与南京大学刘永学教授团队，围绕农业氮污染与湖泊水质退化之间的关系，构建了农业管理情景与湖泊氮收支模型相耦合的定量分析框架，系统评估了优化农业氮管理对我国典型浅水湖泊氮浓度变化、恢复时间和治理效益的影响。

    研究表明，增效肥料、有机物料还田、施肥量优化和缓冲带建设等农业管理措施能够显著降低农田氮径流与淋溶损失。在最优管理情景下，流域向水体输送的氮可平均削减约47%，氮素利用效率可由33%提升至50%，多数受污染浅水湖泊具有通过持续管理实现水质改善的潜力。该文章为“亚热带农业高质量发展”专辑稿件。

    湖泊是流域水循环和物质输移过程中的重要节点，其水质直接关系到区域水资源安全、生态系统健康和社会经济可持续发展。氮是驱动湖泊富营养化的关键营养元素之一。在农业集约化地区，化学氮肥过量施用、畜禽养殖废弃物管理不当以及农田管理措施不合理，会使大量活性氮经地表径流、土壤淋溶和地下水迁移进入湖泊，导致水体氮浓度升高、藻类异常增殖和生态功能退化。如何在保障粮食生产的同时减少农业氮污染，是实现清洁水目标和农业绿色转型过程中亟待解决的科学问题。

    以往研究已证明，优化施肥和养分管理能够减少农田氮损失。然而，农田氮损失降低并不意味着湖泊水质会立即改善。氮素在土壤、地下水和湖泊沉积物中具有明显的遗留效应，历史累积氮可能在多年甚至数十年内持续释放；同时，不同湖泊在面积、水深、水温、叶绿素a浓度和氮去除能力等方面差异显著，使农业管理措施对湖泊水质的影响具有复杂的空间差异和时间滞后。因此，定量回答“农业氮管理能使湖泊氮浓度降低多少”、“湖泊需要多久才能达标”、“相关措施是否具有经济合理性”等问题，具有重要科学和实践意义。

    针对上述问题，研究团队整合湖泊水化学观测数据、湖泊形态数据、流域人为净氮输入数据、大气氮沉降数据以及农业管理措施田间试验结果，建立了浅水湖泊氮收支模型。该模型综合考虑流域氮输入、湖泊氮去除、下游输出和湖泊氮储量变化，并进一步模拟不同农业管理实施周期下湖泊氮浓度的动态响应。研究所关注的浅水湖泊并非采用固定水深阈值划分，而是基于湖泊表面积估算热分层深度，并逐湖判断其是否属于易混合的浅水系统。

    研究发现，我国典型浅水湖泊氮去除能力具有显著空间异质性。约52.8%的湖泊依靠自身净化能力即可达到氮浓度≤1 mg N L⁻¹的水质目标，而长江中下游、淮河流域等集约化农业区的部分湖泊则表现出较高氮浓度和较强治理需求。在高氮输入区域，湖泊氮去除速率并未随氮负荷同步升高，说明高氮负荷条件下湖泊自净过程可能出现生物饱和效应。这类湖泊既承受较高外源氮输入，又受到自身去除能力限制，是未来流域氮污染治理的重点对象。

    基于田间观测和荟萃分析结果，研究进一步评估了不同农业管理措施的减氮潜力。结果显示，增效肥料、有机物料还田、“4R”养分管理、缓冲带建设、灌溉优化和耕作方式调整等措施均可不同程度降低氮径流和淋溶损失。其中，综合实施最优农业管理措施可使进入水体的氮输入降低约47%，并显著提高氮素利用效率。这表明，农业氮管理不仅是削减面源污染的重要途径，也有助于提升农业生产系统的资源利用效率。

    湖泊水质恢复并非一蹴而就。情景模拟显示，在5–10年的短期情景下，即便快速实施优化措施，仍有较多湖泊难以在短时间内达到水质目标；当管理周期延长至20-40年时，达标湖泊比例明显提高，湖泊氮浓度下降趋势更加显著。与“无行动基线”相比，立即实施农业管理措施可明显缩短湖泊恢复时间。在管理情景下，约71%的湖泊可在百年内实现达标，平均达标时间约为16年；而在无行动情景下，更多湖泊难以在百年内恢复。

    研究还量化了农业氮管理的经济合理性。结果表明，我国典型湖泊（选定的17个高氮污染湖泊）氮污染治理的总效益约为306.97±96.76亿美元，实施成本约为18.64±1.18亿美元，净收益约为288.33±96.76亿美元。高效益区域主要集中在集约化农业活动密集、人口密度较高且湖泊生态服务价值较大的地区。该结果说明，在持续推进点源污染管控和流域综合治理的基础上，农业氮管理可作为具有较高成本效益的面源污染削减措施，为湖泊水质改善和生态系统服务保护提供重要支撑。

    本研究从流域–湖泊耦合视角出发，定量揭示了农业管理措施、入湖氮负荷削减和湖泊水质恢复之间的关系，为我国浅水湖泊富营养化治理提供了新的分析框架。研究指出，湖泊氮污染治理应避免“一刀切”，而应根据流域氮输入强度、湖泊自净能力、遗留氮压力和治理效益进行差异化设计。未来，随着高分辨率水文、农业管理和湖泊水质观测数据不断积累，该框架有望扩展至更多湖泊类型和更大空间尺度，为流域面源污染治理、湖泊生态修复和可持续发展目标实现提供科学支撑。

图1. 湖泊氮收支与去除效率的空间分布。(a) 流域人为净氮输入量; (b) 湖泊年氮去除速率; (c) 湖泊水体氮浓度空间分布; (d) 湖泊氮去除比率, 即年氮去除量占氮负荷的比例; (e) 湖泊位置分布

图2. 管理措施对氮淋溶与径流的影响效应。(a) 中国及周边地区的田间试验站点分布，按管理措施类型分类标注；(b) 管理措施对氮径流损失和氮淋溶损失的影响效应。点和误差线分别表示平均效应量和95%置信区间；措施按四类分组：外源添加、“4R”养分管理、作物优化和田间管理

图3. 不同时间尺度下达到湖泊水质目标所需的人为净氮输入削减量。(a) 5~90年内达到湖泊氮浓度≤1 mg N L⁻¹所需削减强度(kg N km⁻² a⁻¹)的空间分布. 深蓝色表示无需削减(具备自净能力), 深红色表示无法达标; (b) 不同恢复期达标所需NANI削减量的概率密度分布, 竖线表示中位数; (c) 不同恢复期达标所需NANI削减量; (d) 无法在目标年限内达到水质目标的区域湖泊数量

    中国科学院南京地理与湖泊研究所和南京大学联合培养博士研究生刘璞为本文第一作者。研究团队长期围绕农业氮循环、湖泊水质响应、流域面源污染治理和生态系统服务评估等方向开展研究。

    文章信息：

    刘璞, 刘永学, 朱青, 等. (2026). 农业管理优化对中国浅水湖泊氮浓度变化的定量方法研究. 科学通报,  71: 1–15, doi: 10.1360/CSB-2026-0096.

    Liu P., Liu Y., Zhu Q., et al. (2026). Quantifying the effects of agricultural management optimization on shallow lake nitrogen concentrations in China (in Chinese). Chinese Science Bulletin, 71: 1–15, doi: 10.1360/CSB-2026-0096.