不同生態(tài)類(lèi)型區(qū)對(duì)人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入的影響——以北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶為例

劉 歡,雷秋良*,杜新忠,安妙穎,劉曉彤,邱衛(wèi)文,武淑霞,劉宏斌

不同生態(tài)類(lèi)型區(qū)對(duì)人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入的影響——以北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶為例

劉 歡1,雷秋良1*,杜新忠1,安妙穎1,劉曉彤2,邱衛(wèi)文3,武淑霞1,劉宏斌1

(1.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所,農(nóng)業(yè)農(nóng)村面源污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100081；2.寧夏農(nóng)林科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所,寧夏 銀川 750002；3.新西蘭皇家植物與食品研究院,新西蘭 基督城 7608)

為探究中國(guó)北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶在不同生態(tài)類(lèi)型區(qū)人類(lèi)活動(dòng)對(duì)凈氮輸入的影響,基于人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入模型(NANI),以北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶7省、23地級(jí)市的統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)及相關(guān)參數(shù),分析1985～2020年NANI的時(shí)空分布特征及影響因素.結(jié)果表明:1985～2020年研究區(qū)NANI呈先上升后下降趨勢(shì),河北省貢獻(xiàn)最高.黃土丘陵溝壑水土流失區(qū)與北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶NANI年際變化一致、京津冀水源涵養(yǎng)區(qū)和長(zhǎng)城沿線沙化退化區(qū)NANI年際變化值呈上升趨勢(shì).空間分布呈由西北向東南逐漸降低的趨勢(shì).從輸入組分來(lái)看,研究區(qū)最大貢獻(xiàn)源為氮肥施用(30.34%～56.29%),其次是大氣氮沉降(31.20%～47.23%),黃土丘陵溝壑水土流失區(qū)主要輸入組分為氮肥施用和食品/飼料氮輸入(累計(jì)76.46%～85.14%).對(duì)北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶NANI影響最大的兩個(gè)因素為人口密度和畜禽量.因此,中國(guó)北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶的農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整需結(jié)合分區(qū)進(jìn)行管控,調(diào)整氮肥使用策略和畜禽養(yǎng)殖模式,促進(jìn)區(qū)域農(nóng)牧業(yè)與生態(tài)環(huán)境之間的深度融合.

中國(guó)北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶；凈人為氮輸入；人類(lèi)活動(dòng)；氮素

作為人類(lèi)活動(dòng)的衍生物,水污染仍是當(dāng)今社會(huì)關(guān)注的熱點(diǎn)問(wèn)題.以人類(lèi)為中心的高強(qiáng)度農(nóng)業(yè)活動(dòng)顯著影響著氮素循環(huán),導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化等一系列水生生態(tài)問(wèn)題頻發(fā)[1-2].在農(nóng)業(yè)集約化程度高的地區(qū),化肥施用、畜禽養(yǎng)殖、作物種植等均可能導(dǎo)致區(qū)域養(yǎng)分輸入過(guò)量[3].北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶作為我國(guó)北方傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)區(qū)向畜牧區(qū)轉(zhuǎn)變的過(guò)渡區(qū),同時(shí)也是受人類(lèi)活動(dòng)影響強(qiáng)烈的生態(tài)環(huán)境問(wèn)題突出區(qū)域[4-8],在《農(nóng)業(yè)部關(guān)于北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整的指導(dǎo)意見(jiàn)》[9]中指出,該區(qū)農(nóng)資環(huán)境壓力越來(lái)越大,是當(dāng)前推進(jìn)農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整的重點(diǎn)難點(diǎn)區(qū)域.因此,核算北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶人類(lèi)活動(dòng)導(dǎo)致的氮素輸入變化可為促進(jìn)農(nóng)牧業(yè)發(fā)展與生態(tài)環(huán)境深度融合提供理論依據(jù).

為了評(píng)估河流總氮通量與人為來(lái)源氮輸入總和之間的關(guān)系,1996年HOWARTH等[10]提出了人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入(NANI)的概念,證實(shí)了兩者之間的正相關(guān)關(guān)系,并且表明,人類(lèi)活動(dòng)產(chǎn)生的氮約25%會(huì)進(jìn)入到受納水體.NANI模型主要由人類(lèi)活動(dòng)產(chǎn)生的4個(gè)不同氮輸入類(lèi)型組成,由于模型輸入?yún)?shù)方便獲取、運(yùn)算過(guò)程清晰、結(jié)果具有代表性等特點(diǎn),被普遍應(yīng)用于氮素估算.自人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入概念[10-15]提出以來(lái),NANI及改良模型在歐洲、美國(guó)和亞洲的多個(gè)重要流域得到廣泛應(yīng)用,并為當(dāng)?shù)厝祟?lèi)活動(dòng)與區(qū)域氮循環(huán)之間的相互影響關(guān)系提供新思路[16].近年來(lái),我國(guó)學(xué)者對(duì)淮河流域、千島湖流域、洱海流域、香溪湖流域等[17-21]區(qū)域進(jìn)行了相關(guān)研究,證實(shí)NANI模型適用于對(duì)數(shù)據(jù)要求不高、缺乏實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)的中國(guó)地區(qū),在時(shí)空尺度上解釋凈氮輸入的差異,并得出普適性結(jié)論:肥料施用和耕地面積是NANI的主要影響因子.

NANI模型雖然在國(guó)內(nèi)外地區(qū)得到廣泛的應(yīng)用,并與其他模型耦合建立流域氮素輸出與凈氮輸入之間的聯(lián)系,但對(duì)于跨省、不同農(nóng)業(yè)生產(chǎn)方式、土地利用類(lèi)型復(fù)雜多樣地區(qū)[7-8]的人為凈氮輸入相關(guān)研究較少.因此,本研究以生態(tài)類(lèi)型復(fù)雜、空間跨度較大的北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶為研究對(duì)象,分別按照農(nóng)牧交錯(cuò)帶整體、不同生態(tài)類(lèi)型區(qū)、省級(jí)、地級(jí)市四個(gè)尺度開(kāi)展NANI核算及評(píng)價(jià),同時(shí)時(shí)間尺度上選取1985～2020,35年數(shù)據(jù)進(jìn)行分析總結(jié),采用更合理的區(qū)域劃分尺度和精度更高的數(shù)據(jù)及參數(shù)進(jìn)行核算,以期為大尺度區(qū)域人類(lèi)凈氮輸入核算及氮源排放識(shí)別提供基礎(chǔ).

本文以北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶包含的7個(gè)省為研究對(duì)象,對(duì)7個(gè)省及北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶涉及的23個(gè)重要地級(jí)市進(jìn)行NANI數(shù)值核算.主要包括3個(gè)方面:①北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶NANI輸入量的時(shí)空變化特征;②不同生態(tài)類(lèi)型區(qū)(即不同分區(qū))間的NANI組分差異;③NANI的影響因素分析.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

中國(guó)北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶位于92°20′～126°04′E, 32°69′～53°20′N(xiāo),地處半濕潤(rùn)向干旱半干旱氣候的過(guò)渡區(qū).總面積約461700km2,屬溫帶大陸性季風(fēng)氣候,多年平均降水量250～500mm,呈東南向西北逐減趨勢(shì)分布;多年平均氣溫1.8～15.2℃,隨地勢(shì)由東南向西北逐漸降低;年均風(fēng)速3～3.8m/s;地貌類(lèi)型差異較大,地形破碎化嚴(yán)重,海拔高度縱跨72～4781m,總體上由東北向西南呈遞減趨勢(shì),空間分布表現(xiàn)為典型的農(nóng)業(yè)和牧業(yè)交錯(cuò)分布的變化特征.

圖1 北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶行政區(qū)劃示意

由于地理位置導(dǎo)致的區(qū)域性問(wèn)題不同,故本研究將北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶劃分為三個(gè)生態(tài)類(lèi)型區(qū):①黃土丘陵溝壑水土流失區(qū):年均降水量約為400～ 600mm,大部分地形為黃土,植被覆蓋程度弱,干旱問(wèn)題頻發(fā),包括5個(gè)地級(jí)市(遼寧朝陽(yáng),山西大同、朔州,內(nèi)蒙古赤峰、烏蘭察布及陜西榆林).②長(zhǎng)城沿線沙化退化區(qū):該地區(qū)降水量自東南向西北逐漸降低,由400～500mm降到200～300mm,主要經(jīng)濟(jì)作物為玉米,播種面積可占農(nóng)作物播種面積的50%以上,包括6個(gè)地級(jí)市(陜西延安、榆林,甘肅慶陽(yáng),寧夏固原,山西忻州).③京津冀水源涵養(yǎng)區(qū):年降水量自東南向西北遞減,由600mm向300mm減弱,是京津冀地區(qū)的主要飲用水源地,包括2個(gè)地級(jí)市(河北張家口、承德).

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源

NANI模型的輸入數(shù)據(jù)包括7個(gè)省、23個(gè)地級(jí)市的人口數(shù)量、畜禽養(yǎng)殖數(shù)量(轉(zhuǎn)化成豬當(dāng)量)、主要農(nóng)作物播種面積及產(chǎn)量、氮肥、復(fù)合肥施用量(折純量)等,這些統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)來(lái)源于1985～2020年各省、地級(jí)市的統(tǒng)計(jì)年鑒及地方政府的統(tǒng)計(jì)局官網(wǎng).大氣氮沉降、NANI輸入?yún)?shù)等來(lái)源于部分公開(kāi)文獻(xiàn)整理和各地的國(guó)民經(jīng)濟(jì)與社會(huì)發(fā)展統(tǒng)計(jì)公報(bào).

1.3 NANI估算方法

NANI模型主要包括4個(gè)部分,本研究核算的是7個(gè)省級(jí)尺度和23個(gè)地級(jí)市尺度的人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量.

NANI =im+fer+cro+dep(1)

式中:im表示的是食品/飼料氮凈輸入量;fer表示的是氮肥施用量(折純量);cro表示的是作物固氮量;dep表示的是大氣氮沉降量,以上各項(xiàng)的計(jì)算單位均以kg/(km2·a)計(jì).

1.3.1 食品/飼料氮凈輸入量 食品/飼料氮凈輸入量在一定程度上反映了區(qū)域食品的進(jìn)出口情況,用區(qū)域人類(lèi)和畜禽總的氮素?cái)z入量減去氮素總生產(chǎn)量的差值來(lái)表示.當(dāng)im為正時(shí),代表對(duì)應(yīng)區(qū)域食品/飼料主要靠進(jìn)口,反之,區(qū)域以出口食品/飼料為主,氮素輸出占主導(dǎo)地位.計(jì)算方法表示為:

im=hc+lc-lp-cp(2)

1)人類(lèi)食品氮消費(fèi)量

式中:hc代表人類(lèi)食品氮消費(fèi)量,數(shù)值上等于年內(nèi)區(qū)域人口數(shù)量與人均蛋白質(zhì)攝入量的乘積.Pop代表人口數(shù)量(人),PROT代表人均的蛋白質(zhì)攝入水平,1代表城鎮(zhèn),2代表農(nóng)村,PORT1每人每天69g,PORT2每人每天64.6g[22],蛋白質(zhì)和氮的轉(zhuǎn)換系數(shù)為6.25[18].

2)畜禽飼料氮消費(fèi)量

式中:lc代表畜禽飼料氮消費(fèi)量,數(shù)值上等于區(qū)域內(nèi)各種畜禽養(yǎng)殖存欄總數(shù)乘以畜禽所需氮素量的累和.AN代表區(qū)域內(nèi)總的畜禽存欄量;ANI代表畜禽氮素?cái)z入水平kg/(頭×a),代表主要畜禽種類(lèi)數(shù)量,代表畜禽種類(lèi).

3)動(dòng)物產(chǎn)品氮產(chǎn)量

式中:lp代表動(dòng)物產(chǎn)品氮產(chǎn)量,數(shù)值上等于區(qū)域畜禽存欄總數(shù)乘以畜禽的氮素需求量與排泄量差值,再乘以畜禽可食用部分比例的累和.ANO代表不同畜禽種類(lèi)的排泄水平kg/(頭×a);edi代表畜禽可食用部分,本研究選取數(shù)值0.9(表1).

表1 主要畜禽種類(lèi)的氮攝入與排泄水平[23]

4)作物氮生產(chǎn)量

式中:cp代表作物氮生產(chǎn)量,數(shù)值上等于不同作物種類(lèi)產(chǎn)量與含氮量(表2)乘積再乘以0.9的累和.代表作物種類(lèi)總數(shù),代表作物種類(lèi),CP代表作物產(chǎn)量(t),PC表示作物含氮量(%),在作物氮轉(zhuǎn)化過(guò)程中會(huì)有0.1的損失,所以最后再乘以系數(shù)0.9[10].

表2 主要農(nóng)作物種類(lèi)氮含量(%)[23]

注: 注:由于本研究省份跨度比較大,所以油料、瓜果、蔬菜選取多種作物的氮含量平均值輸入到模型中.

1.3.2 氮肥施用量 在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中肥料施用主要分為兩類(lèi):有機(jī)肥和化肥.由于有機(jī)肥在區(qū)域氮循環(huán)中并沒(méi)有新的氮源輸入,故在計(jì)算NANI時(shí)不予考慮.化肥氮計(jì)算使用的是各省、地級(jí)市統(tǒng)計(jì)年鑒中的氮肥、復(fù)合肥的折純施用量,復(fù)合肥在計(jì)算過(guò)程中按氮素含量占比15%計(jì)算.氮肥施用量計(jì)算如下:

fer= NF + CF′N(xiāo) (7)

式中:NF、CF分別代表統(tǒng)計(jì)年鑒中氮肥和復(fù)合肥的折純施用量,N代表復(fù)合肥的氮素含量.

1.3.3 作物固氮量 鑒于農(nóng)牧交錯(cuò)帶地跨多省,所以選取4種主要經(jīng)濟(jì)作物:稻谷、大豆、小麥、玉米作為主要的固氮作物.稻谷年固氮量選取3700kg/ km2,大豆年固氮量選取9600kg/km2,小麥和玉米的年固氮量選取1500kg/km2[24].作物固氮量的計(jì)算方法為:選取的4種經(jīng)濟(jì)作物種植面積分別乘以每種作物固氮量的累和.

1.3.4 大氣氮沉降 大氣氮沉降在區(qū)域氮循環(huán)中包含兩種形式:氮?dú)浠锖偷趸?由于無(wú)論是從在大氣的殘留時(shí)間,還是傳播情況來(lái)看,氮?dú)浠锒紩?huì)在較短時(shí)間內(nèi)完成區(qū)域內(nèi)的循環(huán),故在本研究中NANI計(jì)算過(guò)程中只考慮氮氧化物的氮沉降量.本研究中的氮氧化物沉降量數(shù)據(jù)來(lái)源于文獻(xiàn)[25-29].

1.3.5 豬當(dāng)量的計(jì)算 由于研究區(qū)所處北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶,農(nóng)業(yè)生產(chǎn)方式復(fù)雜,故在分析NANI影響因素時(shí)加入畜禽量的影響,這里將畜禽量轉(zhuǎn)化為豬當(dāng)量進(jìn)行分析,按照農(nóng)業(yè)部制定印發(fā)《畜禽糞污土地承載力測(cè)算技術(shù)指南》[30]中的換算指標(biāo)進(jìn)行核算.

1.3.6 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)分析方法 選用Microsoft Excel 2021和R語(yǔ)言4.1.2對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行制圖與數(shù)據(jù)分析,輸出數(shù)據(jù)可視化及地圖制備選用ArcGIS10.2版本處理.

2 結(jié)果與分析

2.1 NANI時(shí)空分布特征

2.1.1 農(nóng)牧交錯(cuò)帶年際變化 1985～2020年研究區(qū)內(nèi)NANI值總體呈上升降趨勢(shì)(圖2),以2005年為分界點(diǎn),1985年～2005年NANI值呈上升趨勢(shì),其中1985～1995年上升幅度最大,達(dá)到18.95%;峰值出現(xiàn)在2005年為3831.84kg/(km2·a),2005～2020年NANI值逐年緩慢下降,年均下降率為9.01%,35a間整體NANI的平均值為3142.79kg/(km2·a).

長(zhǎng)城沿線沙化退化區(qū)和京津冀水源涵養(yǎng)區(qū)NANI值在35a內(nèi)呈逐年上升趨勢(shì),其中京津冀水源涵養(yǎng)區(qū)上升幅度較大,漲幅在35.37%～45.19%波動(dòng);長(zhǎng)城沿線沙化退化區(qū)呈波動(dòng)式上升,最大值出現(xiàn)在2010年為3193.41kg/(km2·a),年均升高6.06%.黃土丘陵溝壑水土流失區(qū)年際NANI值波動(dòng)范圍較大,但整體呈下降趨勢(shì),1985～2020年NANI值下降1.18%.

圖2 1985～2020年北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶NANI年際變化

2.1.2 北方牧交錯(cuò)帶NANI空間變化 1)省級(jí)尺度NANI空間變化

北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶省級(jí)尺度(圖3)的NANI值空間分布呈現(xiàn)較顯著的差異.整體來(lái)看,NANI表現(xiàn)為由東北向西南逐漸降低的趨勢(shì),NANI較高值主要出現(xiàn)在河北、遼寧、陜西這三個(gè)人口數(shù)量大且施肥量高的省份,在核算的35a間,河北省一直是NANI最高的省份.各省份NANI的變化趨勢(shì)與整體NANI的平均值變化趨勢(shì)一致,均為先上升后下降.

2)地級(jí)市尺度NANI空間變化

地級(jí)市尺度與省級(jí)尺度NANI的空間分布略有不同,但分布特征仍呈現(xiàn)顯著差異性.NANI高值集中分布在東北和西南部地區(qū),錦州、阜新兩市的NANI均值超出總體NANI均值的17.19%,整體表現(xiàn)為北高南低、東高西低的分布特征.3個(gè)分區(qū)NANI總量均值排序?yàn)?黃土丘陵溝壑水土流失區(qū)>長(zhǎng)城沿線沙化退化區(qū)>京津冀水源涵養(yǎng)區(qū).

圖4 1985～2020北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶重點(diǎn)地級(jí)市尺度NANI均值空間分布

2.2 NANI各組分輸入量年際變化的分區(qū)比較

為明確不同分區(qū)NANI的主要貢獻(xiàn)源,分區(qū)討論北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶重點(diǎn)區(qū)域NANI各組分的年際輸入量變化情況.整體來(lái)看,1985年～2020年35a間,氮肥施用和食品/飼料凈氮輸入為北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶地區(qū)的主要輸入來(lái)源,在三個(gè)不同分區(qū)中二者累積最高占比均可達(dá)到80%以上,是影響北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶NANI的主導(dǎo)因素.而作物固氮貢獻(xiàn)率在4.80%～ 6.74%波動(dòng),是NANI中占比最小的組分,且年際變化并不明顯.

在長(zhǎng)城沿線沙化退化區(qū)和黃土丘陵溝壑水土流失區(qū)中,氮肥施用占比年際變化趨勢(shì)呈波動(dòng)式上升,NANI總量中占比分別在34.77%～70.41%、18.63%～67.79%波動(dòng),兩者均在2005年貢獻(xiàn)程度最大;而1985～2020年食品/飼料凈氮輸入在NANI中的占比呈波動(dòng)式下降趨勢(shì),35a間分別下降10.14%、26.67%.京津冀水源涵養(yǎng)區(qū)中,氮肥施用、大氣氮沉降、作物固氮量在1985～2020年整體呈下降趨勢(shì),其中氮肥施用量呈先逐年上升,在2015～2020年下降的趨勢(shì),說(shuō)明在該時(shí)間段內(nèi),氮肥施用得到有效控制;食品/飼料凈氮輸入占比整體呈逐年上升趨勢(shì),最大漲幅出現(xiàn)在2015～2020年為71.13%,說(shuō)明在研究期間京津冀水源涵養(yǎng)地區(qū)糧食凈進(jìn)口水平逐年上升.

2.3 參數(shù)不確定性分析

由于北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶所處的地理位置特殊,故加入了畜禽量的影響因素分析.根據(jù)相關(guān)性分析的結(jié)果(圖6)可以看出,NANI與人口密度、耕地面積、畜禽量均表現(xiàn)出顯著的相關(guān)性(<0.001),影響程度為:人口密度>畜禽量>耕地面積.人口密度直接影響NANI結(jié)構(gòu)中的人類(lèi)食品氮消費(fèi)量,2數(shù)值最大(0.3528);畜牧業(yè)作為北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶的主要農(nóng)業(yè)生產(chǎn)方式,畜禽量對(duì)NANI參數(shù)影響較大,并且在一定程度上影響大氣氮沉降的大小,2為0.2728;耕地面積占比側(cè)面反映肥料的使用情況.以上2數(shù)值均表明人類(lèi)活動(dòng)對(duì)區(qū)域氮素循環(huán)的強(qiáng)烈影響,在各因素的綜合影響下,NANI隨人類(lèi)活動(dòng)強(qiáng)度增大而升高.

3 討論

3.1 區(qū)域NANI比較

為明確北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶NANI在全球中的地位,將北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶1985～2020年的NANI均值與國(guó)內(nèi)外部分已有研究的NANI均值進(jìn)行比較(表3).從國(guó)際水平來(lái)看,北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶35a間的均值為3142.79kg/(km2·a),約為全球NANI[1044.33kg/ (km2·a)]水平的3倍、亞洲NANI[2325.17kg/(km2·a)]水平的1.35倍,低于人口較多、經(jīng)濟(jì)發(fā)展程度較高、農(nóng)業(yè)占比較大的印度、美國(guó)、英國(guó)地區(qū).從全國(guó)范圍來(lái)看,北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶35a的NANI均值小于現(xiàn)有研究的NANI均值,僅占到人口密度較大、農(nóng)業(yè)集約化程度較高的河南地區(qū)NANI均值的14.61%.

北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶的3個(gè)分區(qū)35a間NANI均值分別為:長(zhǎng)城沿線沙化退化區(qū)2396.29kg/(km2·a)、京津冀水源涵養(yǎng)區(qū)3007.65kg/(km2·a)、黃土丘陵溝壑水土流失區(qū)3732.65kg/(km2·a).黃土丘陵溝壑水土流失區(qū)的NANI均值為整個(gè)北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶NANI均值的1.19倍、為長(zhǎng)城沿線沙化退化區(qū)NANI均值的1.56倍.因此,從整體角度來(lái)看,黃土丘陵溝壑水土流失區(qū)人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入強(qiáng)度較大,對(duì)水環(huán)境產(chǎn)生的壓力及可能發(fā)生水體污染的風(fēng)險(xiǎn)較另兩個(gè)分區(qū)高.1985～2020年研究區(qū)NANI均值呈下降趨勢(shì),但由于京津冀地區(qū)經(jīng)濟(jì)不斷迅猛發(fā)展,尤其是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、綜合化工和現(xiàn)代化進(jìn)程催生出的新興產(chǎn)業(yè)的發(fā)展,使得京津冀水源涵養(yǎng)區(qū)NANI值上升趨勢(shì)明顯, 2015～2020年NANI均值為該區(qū)域1985～2020整體均值的1.56倍,故京津冀水源涵養(yǎng)區(qū)的氮素輸入控制值得引起重視.

表3 全球部分地區(qū)NANI匯總[3,11-13,18,23,31-34]

3.2 NANI主要來(lái)源及貢獻(xiàn)率比較

從研究區(qū)整體來(lái)看,NANI的主要組分來(lái)源與現(xiàn)有的相關(guān)研究結(jié)果略有差異[35-40],氮肥施用和大氣氮沉降為北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶地區(qū)NANI的兩個(gè)主要輸入源,平均分別占北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶1985～2020年NANI總量的45.64%和37.17%.由于受降水因素、氮肥施用強(qiáng)度及現(xiàn)代化進(jìn)程加快導(dǎo)致的能源消耗等綜合因素的影響,導(dǎo)致大氣氮沉降的全國(guó)平均值增加了近25%,且約50%的大氣氮沉降可由氮肥施用量解釋,因此,大氣氮沉降輸入占比逐年上升,大氣氮沉降成為影響NANI次要貢獻(xiàn)因素.

從北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶的3個(gè)分區(qū)來(lái)看,1985～2020年氮肥施用平均分別占到各分區(qū)NANI總量的78.48%、62.59%、39.59%,成為最主要貢獻(xiàn)組分,已有研究同樣表明,化肥施用是NANI的最大氮素輸入源.由于近年來(lái)長(zhǎng)城沿線沙化退化區(qū)和黃土丘陵溝壑水土流失區(qū)產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)的改變,糧食作物種植面積持續(xù)增加,尤其是籽粒玉米種植面積的擴(kuò)大,使得作物產(chǎn)量得到有效提升,致使這兩個(gè)區(qū)域的食品/飼料氮輸入量在1985～2020年間整體呈下降趨勢(shì),但仍為NANI的第二大貢獻(xiàn)源.由于外來(lái)人口可以增加當(dāng)?shù)氐氖称返剌斎肓縖21],所以,對(duì)于流動(dòng)人口大的京津冀水源涵養(yǎng)區(qū),1995～2020年食品氮素輸入量逐年上漲趨勢(shì)明顯,在1995～2005年漲幅達(dá)到95.60%.黃土丘陵溝壑水土流失區(qū)的食品/飼料氮輸入和氮肥施用兩組分占NANI總量比例遠(yuǎn)高于另外兩個(gè)組分,最高可占到整個(gè)研究區(qū)NANI的85.14%. 35a間3個(gè)分區(qū)的作物固氮貢獻(xiàn)率并不高,主要是研究區(qū)種植面積的波動(dòng)幅度并不大,且豆科作物種植面積占比較小.

3.3 不同分區(qū)差異性分析

受不同土地利用及經(jīng)濟(jì)發(fā)展程度等條件的影響,不同區(qū)域的NANI表現(xiàn)出一定的差異性.中國(guó)大陸NANI主要受人口密度和農(nóng)業(yè)發(fā)展程度的雙重影響,NANI高值集中在東部和中部地區(qū);洱海流域NANI中,耕作面積和化肥使用情況是制約NANI的主要因素;在河南地區(qū),人口密度和農(nóng)業(yè)發(fā)達(dá)情況制約著NANI的變化.本研究結(jié)果表明,人口密度較大、畜禽量較高的地區(qū),由于人類(lèi)生產(chǎn)活動(dòng)劇烈導(dǎo)致NANI值越高.由相關(guān)分析結(jié)果可以看出,畜禽量對(duì)NANI的影響程度大于耕地面積的影響程度,故可以通過(guò)控制北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶畜禽養(yǎng)殖手段,調(diào)整畜禽養(yǎng)殖方式來(lái)調(diào)控NANI值,降低北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶地區(qū)的凈氮輸入.

4 結(jié)論

4.1 時(shí)空尺度上看,1985～2020年北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶NANI整體呈上升趨勢(shì),均值為3142.79kg/ (km2·a);空間尺度上呈現(xiàn)出由西北向東南逐漸降低的特點(diǎn),人口及農(nóng)業(yè)集約化程度較高地區(qū)同時(shí)也是NANI的高值區(qū).

4.2 構(gòu)成組分來(lái)看,1985～2020年最大貢獻(xiàn)源為氮肥施用(30.34%～56.29%),其次是大氣氮沉降(31.20%～47.23%);人口密度、耕地面積和畜禽量均與NANI呈顯著正相關(guān)關(guān)系(<0.01),其中人口密度是影響農(nóng)牧交錯(cuò)帶地區(qū)NANI的主要影響因素.

4.3 生態(tài)類(lèi)型差異條件下,京津冀水源涵養(yǎng)區(qū)NANI整體呈漲幅明顯的上升趨勢(shì),2015～2020年增幅最高可達(dá)47.58%,可作為重點(diǎn)防治區(qū)域; 黃土丘陵溝壑水土流失區(qū)NANI雖呈波動(dòng)式下降趨勢(shì),但總量最大仍需引起重視; 長(zhǎng)城沿線沙化退化區(qū)大氣氮沉降占比為NANI中占比最高的組分,需結(jié)合大氣治理進(jìn)行綜合調(diào)控.

[1] Howarth R, Chan F, Conley D J, et al. Coupled biogeochemical cycles: eutrophication and hypoxia in temperate estuaries and coastal marine ecosystems [J]. Frontiers in Ecology & the Environment, 2011,9(1): 18-26.

[2] Howarth R W. Coastal nitrogen pollution: A review of sources and trends globally and regionally [J]. Harmful Algae., 2009,8(1):14-20.

[3] 高 偉,郭懷成,后希康.中國(guó)大陸市域人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量(NANI)評(píng)估[J]. 北京大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2014,50(5):951-959. Gao W, Guo H C, Hou X K. Evaluating city-scale net anthropogenic nitrogen input (NANI) in Mainland China [J]. Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis, 2014,50(5):951-959.

[4] 李文龍,石育中,魯大銘,等.北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶干旱脆弱性時(shí)空格局演變[J]. 自然資源學(xué)報(bào), 2018,33(9):1599-1612. Li W L, Shi Y Z, LU D M, et al. Evolution of spatial and temporal patterns of drought vulnerability in the Northern Agro-Pastoral Transitional Zone [J]. Journal of Natural Resources, 2018,33(9):1599- 1612.

[5] 張建寧,陳瓔亭,王 勇,等.北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶耕地利用變化對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值影響——以寧夏回族自治區(qū)吳忠市為例[J]. 水土保持研究, 2021,28(6):283-291. Zhang J N, Chen Y T, Wang Y, et al. Impact of cultivated land use change on ecosystem service value in the Northern Agro-Pastoral Transitional Zone [J]. Research of Soil and Water Conservation, 2021,28(6):283-291.

[6] 張燕江,王俊鵬,王 瑜,等.農(nóng)牧交錯(cuò)帶典型區(qū)土壤氮磷空間分布特征及其影響因素[J]. 環(huán)境科學(xué), 2021,42(6):3010-3017. Zhang Y J, Wang J P, Wang Y, et al. Spatial patterns of nitrogen and phosphorus in soil and their influencing factors in a typical agro- pastoral ecotone [J]. China Environmental Science, 2021,42(6):3010- 3017.

[7] 陶澤涪,王世清,孫丕苓,等.中國(guó)北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶耕地時(shí)空分異及驅(qū)動(dòng)因素[J]. 干旱區(qū)地理, 2022,45(1):153-163. Tao Z P, Wang S Q, Sun P L, et al.Spatio-temporal differentiation and driving factors of cropland in the agro-pastoral transitional zone [J]. Arid Land Geography, 2022,45(1):153-163.

[8] 李旭亮,楊禮簫,田 偉,等.中國(guó)北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶土地利用/覆蓋變化研究綜述[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2018,29(10):3487-3495. Li X L, Wang S Q, Sun P L, et al. Land use and land cover change in agro-pastoral ecotone in Northern China: A review [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2018,29(10):3487-3495.

[9] 農(nóng)業(yè)部發(fā)布《關(guān)于北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整的指導(dǎo)意見(jiàn)》[J]. 北方牧業(yè), 2016,(23):18. Ministry of Agriculture issues guidance on agricultural structural adjustment in the Northern Agricultural and Animal Husbandry Crossborder Zone [J]. Northern Pastoralism, 2016,(23):18.

[10] Howarth R W, Billen G, Swaney D, et al. Regional nitrogen budgets and riverine N & P fluxes for the drainages to the North Atlantic Ocean: Natural and human influences [J]. Biogeochemistry, 1996, 35(1):75-139.

[11] Elizabeth W B I, Goodale C L, Jaworski N A, et al. Anthropogenic nitrogen sources and relationships to riverine nitrogen export in the northeastern USA [J]. Biogeochemistry, 2002,57(1):137-169.

[12] Sylvia C. Schaefer,James T. Hollibaugh,Merryl Alber. Watershed nitrogen input and riverine export on the west coast of the US [J]. Biogeochemistry, 2009,93(3):219-233..

[13] Hong B, Swaney D P, Mccrackin M, et al. Advances in NANI and NAPI accounting for the Baltic drainage basin: Spatial and temporal trends and relationships to watershed TN and TP fluxes [J]. Biogeochemistry, 2017,133(3):245-261.

[14] Swaney D P, Hong B, Selvam A P, et al. Net anthropogenic nitrogen inputs and nitrogen fluxes from Indian watersheds: An initial assessment [J]. Journal of Marine Systems, 2015,141:45-58.

[15] Rock L, Mayer B. Nitrogen budget for the Oldman River Basin, southern Alberta, Canada [J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2006,75(1-3):147-162.

[16] 王 迪,劉梅冰.河流氮輸出對(duì)人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入的響應(yīng)[J]. 亞熱帶資源與環(huán)境學(xué)報(bào), 2019,14(1):47-53. Wang D, Liu M B. Response of riverine nitrogen export to net anthropogenic nitrogen inputs [J]. Journal of Subtropical Resources and Environment, 2019,14(1):47-53.

[17] 繆今典,張曉明,魏天興,等.千島湖流域杭州段人類(lèi)活動(dòng)凈氮、凈磷輸入時(shí)空分布[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2021,41(6):2831-2842. Miao J D, Zhang X M, Wei T X, et al. Temporal and spatial distribution characteristics of net nitrogen and phosphorus input from human activity: A case study of Hangzhou section of Qiandao Lake Basin.. China Environmental Science, 2021,41(6):2831-2842.

[18] 李 影,劉宏斌,雷秋良,等.洱海流域鄉(xiāng)鎮(zhèn)尺度上人類(lèi)活動(dòng)對(duì)凈氮輸入量的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2018,39(9):4189-4198. Li Y, Liu H B, Lei Q L, et al. Impact of human activities on net anthropogenic nitrogen inputs (NANI) at township scale in Erhai Lake basin [J]. Environment Science, 2018,39(9):4189-4198.

[19] 張汪壽,李敘勇,杜新忠,等.流域人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量的估算、不確定性及影響因素[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014,34(24):7454-7464. Zhang W S, Li X Y, Du X Z, et al. Accounting methods, uncertainties and influential factors of net anthropogenic nitrogen input (NANI) [J]. Acta Ecologica Sinica, 2014,34(24):7454-7464.

[20] 張?zhí)禊i,雷秋良,秦麗歡,等.香溪河流域人類(lèi)活動(dòng)凈磷輸入量及其影響因素[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2020,40(11):4957-4964. Zhang T P, Lei Q L, Qin L H, et al. Net phosphorus input from human activities and its influencing factors in Xiangxi River Watershed [J]. China Environmental Science, 2020,40(11):4957-4964.

[21] 李曉虹,劉宏斌,雷秋良,等.人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入時(shí)空變化特征及其影響因素——以香溪河流域?yàn)槔齕J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2019,39(2): 812-817. Li X H, Liu H B, Lei Q L, et al. Spatio-temporal characteristics and influential factors of net anthropogenic nitrogen input: A case study of Xiangxi River Watershed [J]. China Environmental Science, 2019, 39(2):812-817.

[22] 翟鳳英,何宇娜,王志宏,等.中國(guó)城鄉(xiāng)居民膳食營(yíng)養(yǎng)素?cái)z入狀況及變化趨勢(shì)[J]. 營(yíng)養(yǎng)學(xué)報(bào), 2005,27(3):181-184. Zhai F Y, He Y N, Wang Z H, et al. The status and trends of dietarynutrients intake of Chinese population [J]. Acta Nutrimenta Sinica, 2005,27(3):181-184.

[23] 裴 瑋,杜新忠,雷秋良,等.河南省人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量與參數(shù)影響研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2021,41(9):4447-4456. Pei W, Du X Z, Lei Q L, et al. Net anthropogenic nitrogen input from human activities and its impacts from parameters in Henan Province. China Environmental Science, 2021,41(9):4447-4456.

[24] Helen, M, Baulch. Asking the right questions about nutrient control in aquatic ecosystems [J]. Environmental Science & Technology, 2013,47(3).

[25] Sheng, W P, Yu,G R, et al. Monitoring nitrogen deposition in typical forest ecosystems along a large transect in China [J]. Environmental monitoring and assessment, 2013,185(1):833-844.

[26] Zhan X, Yu G, et al. Inorganic nitrogen wet deposition: Evidence from the North-South Transect of Eastern China [J]. Environmental Pollution, 2015,204(204):1-8.

[27] Jia Y L, Yu G R, Gao Y N, et al. Global inorganic nitrogen dry deposition inferred from ground-and space-based measurements [J]. Scientific reports, 2016,6:19810.

[28] Zhu J X, He N P, et al. The composition, spatial patterns, and influencing factors of atmospheric wet nitrogen deposition in Chinese terrestrial ecosystems [J]. Science of The Total Environment, 2015, 511(511):777-785.

[29] Jia YL, Yu G, He NP, et al. Spatial and decadal variations in inorganic nitrogen wet deposition in China induced by human activity [J]. Scientific Reports, 2014,4:3763.

[30] 畜禽糞污土地承載力測(cè)算技術(shù)指南[J]. 農(nóng)技服務(wù), 2018,35(5): 33-36. Technical guidelines for measuring the land carrying capacity of livestock and poultry manure [J]. Agricultural services, 2018,35(5): 33-36.

[31] 馬 華,雷秋良,杜新忠,等.河南省人類(lèi)活動(dòng)凈磷輸入的時(shí)空變化與影響參數(shù)[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2022,42(3):1318-1326. Ma H, Du X Z, Lei Q L, et al. Spatio-temporal variation and the impacts from parameters analysis of net anthropogenic phosphorus inputs in Henan province. China Environmental Science, 2022,42(3): 1318-1326.

[32] Schaefer S C, Alber M. Temporal and spatial trends in nitrogen and phosphorus inputs to the watershed of the Altamaha River, Georgia, USA [J]. Biogeochemistry, 2007,86(3):231-249.

[33] 高 偉,白 輝,嚴(yán)長(zhǎng)安,等.1952～2016年長(zhǎng)江經(jīng)濟(jì)帶天然與人為氮輸入時(shí)空演變趨勢(shì)[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2019,39(9):3134-3143. Gao W, Bai H, Yan C A, et al. Spatiotemporal evolution of natural and anthropogenic nitrogen inputs to Yangtze River Economic Belt from 1952 to 2016 [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019,39(9):3134- 3143.

[34] 徐浩林,楊培嶺,邢偉民,等.湖北省2008～2017年人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入狀況[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2020,40(9):4017-4028. Xu H L, Yang P L, Xing W M, et al. Net anthropogenic nitrogen accumulation in Hubei province from 2008 to 2017 [J]. China Environmental Science, 2020,40(9):4017-4028.

[35] 張柏發(fā),陳丁江.1980～2010年浙江某典型河流硝態(tài)氮通量對(duì)凈人類(lèi)活動(dòng)氮輸入的動(dòng)態(tài)響應(yīng)[J]. 環(huán)境科學(xué), 2014,35(8):2911-2919. Zhang B F, Chen D J. Dynamic response of riverine nitrate flux to net anthropogenic nitrogen inputs in a typical river in Zhejiang Province over the 1980～2010 period [J]. Environment Science, 2014,35(8): 2911-2919.

[36] 高 偉,高 波,嚴(yán)長(zhǎng)安,等.鄱陽(yáng)湖流域人為氮磷輸入演變及湖泊水環(huán)境響應(yīng)[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016,36(9):3137-3145. Gao W, Gao B, Yan C A, et al. Evolution of anthropogenic nitrogen and phosphorus inputs to Lake Poyang Basin and its' effect on water quality of lake [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016,36(9):3137- 3145.

[37] 陳 巖,高 偉,王 東,等.缺水地區(qū)人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入與河流響應(yīng)特征——以海河流域?yàn)槔齕J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016,36(10):3600- 3606. Chen Y, Gao W, Wang D, et al. Net anthropogenic nitrogen inputs (NANI) and riverine response in water shortage region: A case study of Haihe River watershed [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 36(10):3600-3606.

[38] 蘇泳松,宋 松,陳 葉,等.珠江三角洲人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入時(shí)空特征及其影響因素[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2022,31(8):1599-1609. Su Y S, Song S, Chen Y, et al. Temporal and spatial characteristics of net anthropogenic nitrogen input and its influencing factors in the Pearl River Delta [J]. Ecology And Environmental Sciences, 2022, 31(8):1599-1609.

[39] 王雨蓉,曾慶敏,陳利根,等.新安江流域人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入的時(shí)空變化及其對(duì)生態(tài)補(bǔ)償?shù)捻憫?yīng)[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 2021, 37(4):465-473. Wang Y R, Zhen Q M, Chen L G, et al. Spatio-temporal variation in net anthropogenic nitrogen input to the Xin' an River Basin and its responses to payments for ecosystem services [J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2021,37(4):465-473.

[40] 丁雪坤,王云琦,韓玉國(guó),等.三峽庫(kù)區(qū)人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入量估算及其影響因素[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2020,40(1):206-216. Ding X K, Wang Y Q, Han Y G et al. Estimation of human net nitrogen input and its influencing factors in the Three Gorges Reservoir Area [J]. China Environmental Science, 2020,40(1):206- 216.

Impacts of human activities on net nitrogen input under different ecological type zones—A case study in agricultural-pastoral ecotone of Northern China.

LIU Huan1, LEI Qiu-liang1*, DU Xin-zhong1, AN Miao-ying1, LIU Xiao-tong2, QIU Wei-wen3, WU Shu-xia1, LIU-Hong-bin1

(1.Key Laboratory of Nonpoint Source Pollution Control, Ministry of Agriculture, Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China；2.Institute of Agricultural Resources and Environment, Ningxia Academy of Agriculture and Forestry Sciences, Yinchuan 750002, China；3.The New Zealand Institute for Plant & Food Research Limited, Chrischurch City, 7608, New Zealand)., 2023,43(10)：5368～5376

This study aimed to investigate the impacts of human activities on net Nitrogen (N) input under different ecological type zones of the agricultural-pastoral ecotone in Northern China. Based on Net Anthropogenic Nitrogen Input (NANI) model, statistical data and relevant parameters collected from 7 provinces and 23 prefecture-level cities within the agricultural-pastoral ecotone were analyzed to determine the spatiotemporal distribution characteristics and influencing factors of NANI from 1985 to 2020. The results showed that the trend of NANI in the region initially increased and then declined from 1985 to 2020, and Hebei Province contributed the highest to the NANI value. The NANI trends in the hilly and gully erosion area of Loess Plateau and the northern agricultural-pastoral ecotone inter-annual were similar, while the NANI values in the water source conservation zone of Beijing-Tianjin-Hebei region and the soil desertification and degradation area along the Great Wall appeared to show an upward trend. The overall spatial distribution of NANI values presented a gradually decreasing characteristic from northwest to southeast. In terms of input components, the largest contribution source in the entire study area was N fertilizer use (30.34%～56.29%), followed by atmospheric N deposition (31.20%～47.23%). The key input components in the hilly and gully erosion area of Loess Plateau were N fertilizer application and food/livestock feed N input (accumulating to 76.46%～85.14%). The two factors that had the greatest effect on NANI values in the northern farming-pastoral ecotone were population density and the quantity of livestock and poultry. Therefore, farming systems restructuring in the agricultural-pastoral ecotone of Northern China should integrate with zoning governance strategy, adjusting N fertilizer use schemes, livestock and poultry breeding modes to promote the deep consolidation between regional agriculture and the ecological environment.

agricultural-pastoral ecotone in Northern China；net anthropogenic nitrogen input (NANI)；human activities；nitrogen

X71

A

1000-6923(2023)10-5368-09

2023-03-01

國(guó)家自然科學(xué)基金區(qū)域創(chuàng)新發(fā)展聯(lián)合基金項(xiàng)目(U20A20114);泰山產(chǎn)業(yè)領(lǐng)軍人才工程項(xiàng)目(LJNY202125);鄂爾多斯沿黃灌區(qū)農(nóng)業(yè)污染時(shí)空變異規(guī)律與農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)健康評(píng)價(jià)(JBGS-2021-001)

* 責(zé)任作者, 研究員, leiqiuliang@caas.cn

劉 歡(1998-),女,遼寧遼陽(yáng)人,中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院碩士研究生,主要研究方向?yàn)檗r(nóng)業(yè)面源污染.82101222130@caas.cn.

劉 歡,雷秋良,杜新忠,等.不同生態(tài)類(lèi)型區(qū)對(duì)人類(lèi)活動(dòng)凈氮輸入的影響——以北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶為例 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2023,43(10):5368-5376.

Liu H, Lei Q L, Du X Z, et al. Impacts of human activities on net nitrogen input under different ecological type zones — A case study in agricultural-pastoral ecotone of Northern China [J]. China Environmental Science, 2023,43(10):5368-5376.