白洋淀流域核心区农牧系统未利用氮量及空间分布

赵海璇，张亦涛，李文超，马文奇，翟丽梅，居学海，陈涵婷，康锐，孙志梅，习斌，刘宏斌

白洋淀流域核心区农牧系统未利用氮量及空间分布

赵海璇1，张亦涛2，李文超1，马文奇1，翟丽梅3，居学海4，陈涵婷1，康锐1，孙志梅1，习斌4，刘宏斌3

1河北农业大学资源与环境科学学院/华北作物改良与调控国家重点实验室/河北省农田生态环境重点实验室，河北保定 071000；
2中国科学院地理科学与资源研究所，北京 100101；
3中国农业科学院农业资源与农业区划研究所/农业农村部面源污染控制重点实验室，北京 100081；
4农业农村部农业生态与资源保护总站，北京 100125

【】农牧系统过量投入产生的未利用氮素是地表水体中污染负荷的重要来源之一，量化农业未利用氮素的空间分异特征，为氮素的分区管理，实现流域农业源氮素有效管理提供基础。【】以白洋淀流域核心区保定市范围内的农牧系统为研究对象，根据氮素输入、输出量，分析2016年保定市各县（区）种植业、畜牧业以及农牧系统的未利用氮素空间分布情况。种植业的未利用氮量为各输入项（化肥、有机肥、大气干湿沉降、灌溉水、种子、非共生固氮和秸秆还田）与输出项（作物籽粒和秸秆）的差值；
畜牧业未利用氮量为养殖粪污产生量与施用量的差值；
农牧系统未利用氮量为种植业与畜牧业未利用氮量之和。【】（1）保定市各县（区）种植业氮未利用强度在90.27—581.73 kg·hm-2之间，其中定兴县氮未利用强度最小，满城区的氮未利用强度最大；
种植业中蔬菜生产是未利用氮贡献最多的产业，占种植业未利用氮量的31.3%，其次是果树（29.0%）、小麦（27.8%）和玉米（11.9%）；
化肥是种植业未利用氮的主要输入源（占61.8%），其次是有机肥（16.8%）、秸秆还田（8.9%）、大气沉降（5.2%）、灌溉（3.4%）、非共生固氮（3.0%）和种子（0.9%）。（2）各县（区）畜牧业未利用氮水平在0.06万—2.48万t之间，其中徐水区的未利用氮量最大，莲池区的最小。畜牧业中肉牛是未利用氮贡献最多的养殖种类，占未利用氮量的71.0%。（3）农牧系统未利用氮水平在0.43万—4.97万t之间，其中，徐水区的未利用氮量最高。农牧系统中，种植业是未利用氮的主要贡献产业，占农牧系统未利用氮的55.8%。【】白洋淀流域核心区保定市各县（区）未利用氮量空间分异显著，其中，徐水区的未利用氮量最高，是竞秀区未利用氮量的10.4倍；
对农牧系统未利用氮量贡献最大的是种植业，其中，蔬菜生产是贡献最多的产业。

白洋淀流域；
未利用氮量；
种植业；
畜牧业；
县域

【研究意义】氮是农业生产中至关重要的养分，但过量投入产生的未利用氮素通过径流[1-2]、土壤侵蚀等途径进入地表水体，成为环境中主要的污染物之一。第二次全国污染源普查公告显示，农业源排放的总氮为141.49万t，占全部排放量的46.5%，仍然是氮污染负荷的主要来源之一。由于农业面源污染的广域性特点，全域开展农业面源污染防控难度较大，识别关键源区，开展针对性防控是当前农业面源污染治理的重要手段之一。因此，量化农业源未利用氮素空间分异特征，划分空间管理分区，对实现流域农业源氮素污染有效管理具有重要意义。【前人研究进展】已有研究对不同空间尺度上农业未利用氮素的空间特征及影响因素进行了较好的分析。在全国尺度上，刘晓永等[3]与马进川等[4]研究了中国农田养分平衡的时空分布特征和变化规律，结果表明，与1980s相比，2010s全国农田养分盈余量大幅增长，东北地区增幅最大，其次是华北、西北、长江中下游地区，东南和西南地区增幅最小。区域尺度上，楚天舒等[5]通过研究2000－2018年间黑龙江垦区农田土壤的养分平衡发现，土壤氮、钾养分处于平衡的状态，磷处于盈余状态。杨军香等[6]通过养分平衡原理，研究了不同种植模式下的土地适宜载畜量，结果表明蔬菜种植模式土地载畜量更高。华玲玲等[7]通过研究三峡库区古夫河小流域氮磷排放特征发现，硝态氮输出浓度与降雨量之间存在明显的线性相关关系。针对白洋淀流域的研究，YANG等[8]通过对白洋淀流域的养分流失进行模拟发现，加强农业养分流失管理能有效地改善水质。李悦昭等[9]估算了白洋淀流域的氮负荷发现，种植和畜禽养殖是氮污染的主要来源之一。汪敬忠等[10]分析了白洋淀沉积物中营养元素的空间变化特征。然而，当前有关农业污染在流域尺度上空间分布特征的研究较少。【本研究切入点】2017年国家设立雄安新区以来，白洋淀生态环境治理受到高度重视，但从现有研究来看，当前的重心主要以工业、污水处理厂等点源污染治理为主，对农业污染的治理还不够深入，尤其在空间分区控制方面有所不足。【拟解决的关键问题】以县（区）为基本空间单元，量化各空间单元农牧系统的未利用氮素，解析氮素来源，探究未利用氮素分布的主要影响因素，为农业污染的分区管控提供科学依据。

1.1 研究区概况

白洋淀是华北地区最大的湿地，位于东经115°45′－116°07′，北纬38°44′－38°59′，水域面积366 km2，白洋淀流域面积3.12万km2，包括保定市全部和张家口、石家庄、北京、山西省部分区域。本研究以白洋淀流域核心区保定市为研究区，包括安国市、安新县、博野县、定兴县、定州市、阜平县（无数据）、高碑店市、高阳县、竞秀区、涞水县、涞源县（无数据）、蠡县、莲池区、满城区、清苑区、曲阳县、容城县、顺平县、唐县、望都县、雄县、徐水区、易县、涿州市。研究区内农业发达，主要种植玉米、小麦、果树（苹果、葡萄、梨、桃等）、蔬菜（白菜、萝卜等），主要养殖猪、牛、羊、蛋鸡、肉鸡等。

1.2 未利用氮计算

1.2.1 数据来源 本研究中肥料（有机肥、化肥）施入量、秸秆还田量、经济产量（小麦、玉米）来自实地调研数据，作物种植面积、蔬菜和果树的经济产量、畜禽养殖数量等主要数据来自《2017年保定市农村经济统计年鉴》，畜禽养殖产污系数来自《第一次全国污染源普查畜禽养殖业源产排污系数手册》，非共生固氮[11]、灌溉水携带氮量[11-13]、大气沉降[14]、果实氮含量[11,13,15]、秸秆氮含量[11]、畜禽粪便氮含量[16-17]等数据来自文献。

1.2.2 种植业未利用氮素计算 种植业未利用氮素计算公式见（1），为种植业氮素输入总量和输出总量的差值，其中多余氮素以氨挥发、反硝化、淋洗损失，或者以不同的形态留存在土壤中[18]。

Nspl= Ninput- Noutput（1）

式中，Nspl为种植业未利用氮量（kg），Ninput为种植业氮素输入的总量（kg），Noutput为种植业氮素输出总量（kg）。

（1）氮素输入

种植业氮素输入项包括化肥、有机肥、大气干湿沉降、灌溉水、种子、非共生固氮和秸秆还田。研究区内的玉米、小麦、蔬菜、果树的种植面积占总种植面积的94.9%，故本研究主要考虑以上几种作物作为种植业氮素输入来源。种植业氮素输入计算公式如下：

Ninput= Nfert+Nman+Ndepo+Nirri+Nsed+Nfix+Nstr（2）

式中，Nfert为化肥（kg）、Nman为有机肥（kg）、Ndepo为大气沉降（kg）、Nirri为灌溉水（kg）、Nsed为种子（kg）、Nfix为非共生固氮（kg）、Nstr为秸秆还田（kg），

输入的氮计算公式如下：

Nfert= Nnfer+CONcf×TNcf（3）

Nman= CONman×TNman（4）

Ndepo= Stotal×Udepo（5）

Nirri= Si×TNirr（6）

Nsed= Σ（Si×Ui×DRYi×TNsi） （7）

Nfix= Si×Bi（8）

Nstr= Gi×TNgi（9）

式中，Nnfer为化肥氮折纯后的施用量（kg）；
CONcf为复合肥折纯后的施用量（kg）；
TNcf为复合肥氮的质量分数（%）；
CONman为有机肥施用量（kg）；
TNman为有机肥氮的质量分数（%）；
Stotal为农作物种植总面积（hm2）；
Udepo为单位面积大气氮干湿沉降量（kg·hm-2）；
Si为作物i种植面积（hm2）；
TNirr为有效灌溉面积灌溉水携带氮量（13 kg·hm-2）；
Ui为作物i的播种量（kg·hm-2）；
DRYi为作物i籽粒的干物质比例；
TNsi为作物i籽粒氮的质量分数，小麦、玉米、蔬菜、果树分别为2.25%、1.9%、0.27%、0.23%；
Bi为作物i的非共生固氮量（18.75 kg·hm-2·a-1）；
Gi为作物i单位面积秸秆还田的量（kg）；
TNgi为作物i秸秆中的氮的质量分数，小麦为0.65%，玉米为0.92%。

（2）氮素输出

氮素输出部分，主要包括籽粒（果实）和秸秆，计算公式如下：

Noutput= Nseed+Nstraw（10）

式中，Nseed为籽粒（果实）中的氮量（kg），Nstraw为作物秸秆带走的氮量（kg），计算公式如下：

Nseed= Σ（Si×TUi×DRYi×TNsi） （11）

Nstraw= Si×TUi×Grai×TNgi（12）

式中，TUi为作物i的经济产量（kg）；
Grai为作物i的草谷比[12]，小麦为1.1，玉米为1.2。

1.2.3 畜牧业未利用氮素计算 畜牧业未利用氮素为畜牧业氮输入总量与输出总量的差值，畜牧业粪污产生的氮量是输入部分，有机肥施用量是输出部分，计算公式如下：

Nani= Nint- Nout（13）

式中，Nani为畜牧业未利用氮量（kg）；
Nint为畜牧业氮素输入量（kg）；
Nout为畜牧业氮素输出量（kg）。

（1）氮素输入

畜牧业氮素输入项包括畜禽粪便产生的氮量和尿液产生的氮量。研究区内猪、牛、羊、蛋鸡、肉鸡的养殖数量达到了总养殖数量的98.9%，故选取上述养殖种类作为畜牧业的氮素输入项，畜牧业氮素输入计算公式如下：

Nint= Σ（Ni×DAYfesi×365×TNfesi+Ni×DAYurei×365×TNurei/1000） （14）

式中，Nint为畜牧业氮素输入量（kg）；
Ni为牲畜i的数量；
DAYfesi为牲畜i每天的粪便产生量（kg）；
TNfesi为牲畜i粪便中氮的质量分数，牛、猪、蛋鸡、肉鸡、羊分别为0.38%、0.55%、1.76%、2.38%、1.01%；
DAYurei为牲畜i每天的尿液产生量（L）；
TNurei为牲畜i每升尿液中氮的含量，牛、猪尿液的氮含量分别为5和1.7 g·L-1。

（2）氮素输出

氮素输出部分，主要是种植业有机肥的施用，各作物有机肥施用的计算公式见上文公式（4），畜牧业氮素输出公式如下：

Nout= ΣNmani（15）

式中，Nmani为作物i的有机肥施用量（kg）。

1.2.4 农牧系统未利用氮素计算 农牧系统未利用氮素通过种植业未利用氮素和畜牧业未利用氮素之和

计算，计算公式如下：

Nagr= Nspl+Nani（16）

式中，Nagr为农牧系统未利用氮量（kg）。

1.3 未利用氮水平分级方法

本文利用ArcGIS软件的自然间断点分级法对种植业、畜牧业和农牧系统的未利用氮水平进行分级，该方法类别基于数据中固有的自然分组，将对分类间隔加以识别，可对相似值进行最恰当地分组，并可使各个类之间的差异最大化。要素将被划分为多个类，对于这些类，会在数据值的差异相对较大的位置处设置其边界。对于不均衡分布的数据效果较好。

2.1 种植业未利用氮量及分布

2016年白洋淀流域种植业未利用氮总量为23.99万t，平均氮未利用强度为217.44 kg·hm-2，保定市各县（区）种植业氮未利用强度在90.27—581.73 kg·hm-2之间，其中定兴县氮未利用强度最低，满城区的最高（图1）。种植业中蔬菜生产是未利用氮量贡献最多的产业，占种植业总未利用氮量的31.3%，其次是种植果树、小麦和玉米，分别占种植业总未利用氮量的29.0%、27.8%和11.9%。全区氮素总输入为42.05万t，其中，化肥占氮素总输入的61.8%，其次是有机肥，占总输入的16.8%，其他氮素来源分别是秸秆还田、大气沉降、灌溉、非共生固氮和种子，分别占氮素总输入的8.9%、5.2%、3.4%、3.0%和0.9%。根据各县的氮素未利用强度状况，使用自然间断点分级法，将氮素未利用强度分为5个水平，即极高（≥360.27万t）、高（224.56万—360.26万t）、中（189.95万—224.55万t）、低（143.52万—189.94万t）、极低（≤143.51万t）。其中，满城区种植业氮素未利用强度处于极高水平，占研究区总面积的4.2%；
唐县、顺平县、莲池区和徐水区处于高水平，占研究区总面积的17.5%；
涿州市、易县、高阳县、望都县、定州市和博野县处于中水平，占研究区总面积的33.0%；
涞水县、高碑店市、安新县、清苑区、蠡县、安国市处于低水平，占研究区总面积的29.6%；
定兴县、容城县、雄县、曲阳县和竞秀区处于极低水平，占研究区总面积的15.7%。

图1 种植业氮素未利用强度及各作物的贡献率

从作物类型对种植业未利用氮量的贡献来看（图1），极高水平区各种植类型对种植业未利用氮量的贡献率分别为果树（71.5%）＞小麦（10.8%）＞蔬菜（9.1%）＞玉米（8.6%）；
高水平区各种植类型的贡献率分别为果树（40.3%）＞蔬菜（36.6%）＞小麦（16.5%）＞玉米（6.6%）；
中水平区各种植类型的贡献率分别为蔬菜（55.7%）＞果树（17.0%）＞小麦（15.9%）＞玉米（11.4%）；
低水平区各种植类型的贡献率分别为小麦（44.1%）＞蔬菜（27.8%）＞玉米（14.5%）＞果树（13.6%）；
极低水平区各种植类型的贡献率分别为小麦（48.6%）＞果树（17.6%）＞玉米（17.1%）＞蔬菜（16.7%）。

从各氮素输入项对种植业未利用氮量的贡献来看（图2），极高水平区未利用氮素的贡献分别为化肥（62.8%）＞有机肥（26.3%）＞秸秆还田（3.6%）＞大气沉降（3.2%）＞非共生固氮（1.9%）＞灌溉（1.8%）＞种子（0.4%）；
高水平区各氮素来源的贡献分别为化肥（60.7%）＞有机肥（22.8%）＞秸秆还田（5.8%）＞大气沉降（4.7%）＞灌溉（2.7%）＞非共生固氮（2.7%）＞种子（0.6%）；
中水平区各氮素来源的贡献分别为化肥（59.2%）＞有机肥（19.1%）＞秸秆还田（8.8%）＞大气沉降（5.4%）＞灌溉（3.4%）＞非共生固氮（3.1%）＞种子（1.0%）；
低水平区各氮素来源的贡献分别为化肥（65.2%）＞秸秆还田（11.0%）＞有机肥（10.8%）＞大气沉降（5.3%）＞灌溉（3.7%）＞非共生固氮（3.0%）＞种子（1.0%）；
极低水平区各氮素来源的贡献分别为化肥（62.6%）＞秸秆还田（13.4%）＞有机肥（7.7%）＞大气沉降（6.7%）＞灌溉（4.6%）＞非共生固氮（3.8%）＞种子（1.2%）。

图2 种植业不同未利用氮水平的氮素来源

2.2 畜牧业粪污未利用氮量及其来源

2016年白洋淀流域核心区畜牧业粪污未利用氮总量为19.02万t，保定市各县（区）未利用氮水平在0.01万—2.48万t之间，其中徐水区的未利用氮量最高，莲池区的未利用氮量最低（图3）。全区畜牧业氮素总输入为26.09万t，畜牧业中肉牛是氮素贡献最多的养殖种类，占氮产生量的71.0%，其次是猪、肉鸡、奶牛、蛋鸡、羊，分别占氮产生量的16.6%、5.9%、5.0%、1.4%、0.1%。根据各县（区）的未利用氮量情况，使用自然间断点分级法，将未利用氮情况分为5个水平，即极高（≥1.75万t）、高（1.26万—1.74万t）、中（0.81万—1.25万t）、低（0.24万—0.80万t）、极低（≤0.23万t）。其中易县、徐水区处在极高水平，占研究区总面积的18.8%；
容城县、高碑店市、定兴县处在高水平，占研究区总面积的9.7%；
曲阳县、涞水县、唐县、涿州市处在中等水平，占研究区总面积的28.1%；
竞秀区、安国市、满城区、望都县、雄县、定州市、清苑区处在低水平，占研究区总面积的25.6%；
莲池区、顺平县、蠡县、高阳县、博野县、安新县处在极低水平，占研究区总面积的17.8%。

图3 畜牧业未利用氮量及粪污来源

从养殖类型对未利用氮量的贡献来看，极高水平区养殖类型对畜牧业未利用氮量的贡献率分别为肉牛（85.1%）＞奶牛（11.1%）＞肉鸡（1.9%）＞猪（1.7%）＞蛋鸡（0.2%）；
高水平区养殖类型的贡献率分别为肉牛（54.1%）＞猪（32.7%）＞肉鸡（7.3%）＞蛋鸡（3.0%）＞奶牛（2.7%）＞羊（0.2%）；
中水平区养殖类型的贡献率分别为肉牛（86.3%）＞肉鸡（6.7%）＞奶牛（4.3%）＞猪（2.3%）＞蛋鸡（0.4%）；
低水平区养殖类型的贡献率分别为肉牛（68.0%）＞猪（20.6%）＞肉鸡（6.8%）＞奶牛（3.2%）＞蛋鸡（1.3%）＞羊（0.1%）；
极低水平区养殖类型的贡献率分别为肉牛（64.0%）＞猪（20.7%）＞奶牛（7.1%）＞肉鸡（6.5%）＞蛋鸡（1.5%）＞羊（0.2%）。

2.3 农牧系统未利用氮量及其来源

农牧系统未利用氮包括种植业未利用氮和畜牧业粪污未利用氮（图4），研究区未利用氮总量为43.01万t，其中徐水区的未利用氮量最高，竞秀区为最低。未利用氮中种植业贡献率为55.8%，畜牧业贡献率为44.2%。依据自然间断点分级法，将农牧系统未利用氮量分为极高（≥3.21万t）、高（1.80万—3.20万t）、中（1.53万—1.79万t）、低（1.17万—1.52万t）、极低（≤1.16万t）5个水平。其中易县、定州市、徐水区处于极高水平区，占研究区总面积的20.5%；
清苑区、定兴县、涿州市、高碑店市、唐县、满城区处于高水平区，占研究区总面积的22.2%；
容城县处于中水平区，占研究区总面积的1.8%；
望都县、涞水县、曲阳县、顺平县处于低水平区，占研究区总面积的29.1%；
竞秀区、莲池区、高阳县、博野县、安新县、安国市、雄县、蠡县处于极低水平区，占研究区总面积的26.4%。

图4 农牧系统未利用氮量及来源

从农牧系统未利用氮量的来源看，极高水平区种植业对农牧系统未利用氮量的贡献率为54.0%，畜牧业的贡献率为46.0%；
高水平区种植业对农牧系统未利用氮量的贡献率为55.8%，畜牧业的贡献率为44.2%；
中水平区种植业对农牧系统未利用氮量的贡献率为21.2%，畜牧业的贡献率为78.8%；
低水平区种植业对农牧系统未利用氮量的贡献率为55.0%，畜牧业的贡献率为45.0%；
极低水平区种植业对农牧系统未利用氮量的贡献率为67.8%，畜牧业的贡献率仅为32.2%。

3.1 种植业未利用氮

研究发现，种植业未利用氮空间变异较大，保定市各县（区）种植业氮未利用强度在90.27—581.73 kg·hm-2之间，其中定兴县未利用氮强度最低，满城区最高。其中，作物种植格局是种植业未利用氮素空间变异的一个重要因素，蔬菜和果树种植面积是决定区域种植业未利用氮量高低的重要因子。种植业未利用氮高水平区及以上地区，果树对种植业未利用氮量的贡献高达40.3%—71.5%，中等水平区蔬菜的贡献高达55.7%，而在极低和低水平区，小麦对种植业的未利用氮量贡献最高（44.1%—48.6%）。蔬菜生产是种植业未利用氮量贡献最多的作物，单季蔬菜种植产生的未利用氮量高达8.55万t，平均未利用强度为530.73 kg·hm-2，究其原因，多与蔬菜大量施肥有关，单位种植面积施氮量高达690 kg，是章明清等[19]推荐的蔬菜平均最高施氮量的2.7倍。丘雯文等[20]的研究结果表明，1998— 2004年全国蔬菜生产的污染排放量占比由18.9%增加到29.1%，超过谷物，成为新的农业面源污染源，蔬菜作物面源污染排放的增加主要归因于种植面积的扩大。果园是氮未利用强度最高的区域，果园全年未利用氮量为6.80万t，平均氮未利用强度为621.42 kg·hm-2。赵佐平等[18]的研究结果表明，陕西果园总体平均未利用氮量为876.3 kg·hm-2，与本研究结果相比略高，这是因为陕西果园氮肥投入水平总体偏高，且化学氮肥的投入量远高于有机肥。另外，研究中涉及的果树种类不同于本研究，尤其是猕猴桃生产未利用氮量极高，致使未利用氮量高于本研究结果。小麦田的未利用氮量为155.99 kg·hm-2，远远高于串丽敏等[21]的研究结果，一方面是因为其研究年限偏长，氮肥施入量和秸秆还田量偏小；
另一方面其研究涉及到了氮素的挥发、淋溶问题，而本研究在输出路径部分只考虑了秸秆和籽粒。玉米田的氮未利用强度为61.17 kg·hm-2，与孙文彦等[22]的研究结果接近，但对其研究结果有必要针对0—120 kg·hm-2处理进行进一步的研究，来确定最佳有机肥施用量。

化肥是主要的氮素输入源，与佟丙辛等[23]测算的河北省农牧系统化肥氮素投入比例（55.7%）基本一致，大量施肥产生了许多土壤问题、农业生产不可持续问题。保定全市种植业未利用氮量普遍偏高，远远超过了巨晓棠等[24]设定的40 kg·hm-2的指标，种植业未利用氮素状况，已经对环境产生了一定影响，给白洋淀流域带来了污染风险。

3.2 畜牧业未利用氮

华北地区是畜禽粪尿氮养分量最大的区域，具有较严重的污染风险[25]，研究区畜牧业未利用氮量偏高，农用地平均粪便负荷量（粪便产生量与种植面积之比）为40.5 t·hm-2，超过了国家规定的30 t·hm-2的标准[26]，说明畜禽的饲养量已经超过了当地的环境容纳力，应优化畜禽饲养规模，科学确定畜禽数量。潘丹[27]的研究结果表明，规模化养殖与畜禽粪污之间存在明显的倒U型线性关系，与小规模养殖和大规模养殖相比，中等规模养殖产生的畜禽粪污最多且畜禽粪污排放存在众多的影响因素。徐水区与易县和其他县（区）相比，畜禽养殖数量多，畜牧业未利用氮量也多。保定市2016年共产生畜禽粪便4 600万t，尿液2 300万t，畜禽粪便尿液产生了26.91万t的氮量，将畜禽粪便量转化为猪粪当量，为1 735.6万t，与孟靖凯[28]对保定市畜禽粪便产生量的测算相比略高，原因是本文采用的畜禽数量统计方法，为各畜禽种类的出栏量与年末存栏量之和，而孟靖凯在测算时只选用了存栏量，所以其计算的粪污量要少于本研究。

研究区内畜牧业未利用氮量有明显的区域差异性，首先与当地的地理条件有很大的关系。地域宽广、交通便利是畜牧业大力发展的优势条件；
其次与种植业消耗的有机肥量有极大关系，以定州市为例，畜牧业产生了极大的粪污量，但是种植业消耗了相当一部分，因此并未产生过量的未利用氮量。而有些县（区）种养脱钩，产生的畜禽粪污缺少种植业的消耗，产生了污染。HUANG等[29]的研究结果表明，在造成环境富营养化程度方面，玉米青贮饲料自给的奶牛场显著低于饲料全部依靠外源投入的奶牛场。所以，降低白洋淀流域的农牧未利用氮量，不仅要控制畜禽数量，更要发展与之相匹配的种植业规模。

3.3 农牧系统未利用氮

目前我国种植作物和饲养牲畜的农村家庭比例从1986年的71%急剧下降到2017年的12%，仅种植作物家庭从26%增加到57%，只饲养牲畜的家庭仅占5%[30]，这说明农牧业生产已经出现种养脱钩的情况。农牧分离会导致大量的氮素盈余，过量的养分最终会进入环境，产生一系列的环境问题。本研究表明，研究区农牧系统未利用氮量为43.01万t，其中55.8%的未利用氮来自种植业，而种植业中78.6%的氮素来自施肥。粪污还田率仅为26.9%，低于欧盟国家的65%[31]，导致粪污还田率低的原因主要是，种植业大量依靠化肥的投入，有机肥施用率偏低，仅占肥料投入的16.8%。由此可见，要想实现“化肥减施”“有机肥替代化肥”“畜禽养殖废弃物资源化利用”[32]的目标，首先要实现种植业与畜牧业的接续、均衡发展。

白洋淀流域核心区保定市各县（区）农牧业未利用氮量的空间分布差异较大，整体上呈现西北高、东南低的特点。未利用氮量最高的徐水区与最低的莲池区相差4.54万t。种植业是未利用氮素的主要来源，占全部未利用氮量的55.8%。化肥为种植业主要的氮素输入源，占种植业全部输入氮的61.8%，有机肥仅占16.8%。肉牛粪污是畜牧业主要的氮素来源，占畜牧业全部氮素来源的71.0%，粪污还田率过低会导致大量养分流失到环境中，造成环境污染风险。未利用氮量的极高与高水平区，集中在保定市的中部，应加大治理力度，进行针对性管理，推动白洋淀流域农业绿色持续发展。

[1] 王宏, 徐娅玲, 张奇, 林超文, 翟丽梅, 刘海涛, 蒲波. 沱江流域典型农业小流域氮和磷排放特征. 环境科学, 2020, 41(10): 4547-4554. doi:10.13227/j.hjkx.202003213.

WANG H, XU Y L, ZHANG Q, LIN C W, ZHAI L M, LIU H T, PU B. Emission characteristics of nitrogen and phosphorus in a typical agricultural small watershed in Tuojiang River Basin. Environmental Science, 2020, 41(10): 4547-4554. doi:10.13227/j.hjkx.202003213. (in Chinese)

[2] 李文超, 雷秋良, 翟丽梅, 刘宏斌, 胡万里, 刘申, 任天志. 流域氮素主要输出途径及变化特征. 环境科学, 2018, 39(12): 5375-5382. doi:10.13227/j.hjkx.201805008.

LI W C, LEI Q L, ZHAI L M, LIU H B, HU W L, LIU S, REN T Z. Seasonal changes of the pathways of nitrogen export from an agricultural watershed in China. Environmental Science, 2018, 39(12): 5375-5382. doi:10.13227/j.hjkx.201805008. (in Chinese)

[3] 刘晓永. 中国农业生产中的养分平衡与需求研究[D]. 北京: 中国农业科学院, 2018.

LIU X Y. Study on nutrients balance and requirement in agricultural production in China[D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2018. (in Chinese)

[4] 马进川. 我国农田磷素平衡的时空变化与高效利用途径[D]. 北京: 中国农业科学院, 2018.

MA J C. Temporal and spatial variation of phosphorus balance and solutions to improve phosphorus use efficiency in Chinese arable land[D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2018. (in Chinese)

[5] 楚天舒, 王德睿, 韩鲁佳, 杨增玲. 黑龙江垦区农田土壤养分平衡分析与评价. 农业工程学报, 2020, 36(15): 19-27. doi:10.11975/j. issn.1002-6819.2020.15.003.

CHU T S, WANG D R, HAN L J, YANG Z L. Analysis and evaluation of farmland soil nutrient balance in Heilongjiang Land Reclamation Areas, China. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2020, 36(15): 19-27. doi:10.11975/j.issn.1002-6819. 2020.15.003. (in Chinese)

[6] 杨军香, 王合亮, 焦洪超, 林海. 不同种植模式下的土地适宜载畜量. 中国农业科学, 2016, 49(2): 339-347. doi:10.3864/j.issn.0578- 1752.2016.02.014.

YANG J X, WANG H L, JIAO H C, LIN H. Stock capacity in different cropping systems. Scientia Agricultura Sinica, 2016, 49(2): 339-347. doi:10.3864/j.issn.0578-1752.2016.02.014. (in Chinese)

[7] 华玲玲, 李文超, 翟丽梅, 崔超, 刘宏斌, 任天志, 张富林, 雷秋良. 三峡库区古夫河小流域氮磷排放特征. 环境科学, 2017, 38(1): 138-146. doi:10.13227/j.hjkx.201606210.

HUA L L, LI W C, ZHAI L M, CUI C, LIU H B, REN T Z, ZHANG F L, LEI Q L. Characteristics of nitrogen and phosphorus emissions in the Gufu river small watershed of the Three Georges reservoir area. Environmental Science, 2017, 38(1): 138-146. doi:10.13227/j.hjkx. 201606210. (in Chinese)

[8] YANG J, STROKAL M, KROEZE C, WANG M R, WANG J F, WU Y H, BAI Z H, MA L. Nutrient losses to surface waters in Hai He basin: a case study of Guanting reservoir and Baiyangdian Lake. Agricultural Water Management, 2019, 213: 62-75. doi:10.1016/j. agwat.2018.09.022.

[9] 李悦昭, 陈海洋, 孙文超. 白洋淀流域氮、磷、COD负荷估算及来源解析. 中国环境科学, 2021, 41(1): 366-376. doi:10.19674/j.cnki. issn1000-6923.2021.0042.

LI Y Z, CHEN H Y, SUN W C. Load estimation and source apportionment of nitrogen, phosphorus and COD in the basin of Lake Baiyang. China Environmental Science, 2021, 41(1): 366-376. doi:10. 19674/j.cnki.issn1000-6923.2021.0042. (in Chinese)

[10] 汪敬忠, 刘卓, 魏浩, 吴玉会, 占水娥, 朱迟, 张益淼. 白洋淀表层沉积物元素的空间特征、风险评价及来源分析. 环境科学, 2020, 41(1): 224-231. doi:10.13227/j.hjkx.201907005.

WANG J Z, LIU Z, WEI H, WU Y H, ZHAN S E, ZHU C, ZHANG Y M. Spatial characteristics, risk assessment, and source analysis of elements in surface sediments from the Baiyangdian Lake. Environmental Science, 2020, 41(1): 224-231. doi:10.13227/j.hjkx. 201907005. (in Chinese)

[11] MA L, MA W Q, VELTHOF G L, WANG F H, QIN W, ZHANG F S, OENEMA O. Modeling nutrient flows in the food chain of China. Journal of Environmental Quality, 2010, 39(4): 1279-1289. doi:10. 2134/jeq2009.0403.

[12] 付莉, 王贵云, 杜连柱, 杨柳, 张克强, 杜会英. 猪场废水施用对设施白菜地土壤氮盈余的影响. 农业现代化研究, 2021, 42(2): 215-222. doi:10.13872/j.1000-0275.2021.0037.

FU L, WANG G Y, DU L Z, YANG L, ZHANG K Q, DU H Y. Effects of swine wastewater manure application on soil nitrogen surplus characteristics of facility cabbage field. Research of Agricultural Modernization, 2021, 42(2): 215-222. doi:10.13872/j.1000-0275.2021. 0037. (in Chinese)

[13] HE W T, JIANG R, HE P, YANG J Y, ZHOU W, MA J C, LIU Y X. Estimating soil nitrogen balance at regional scale in China"s croplands from 1984 to 2014. Agricultural Systems, 2018, 167: 125-135. doi:10. 1016/j.agsy.2018.09.002.

[14] 尹兴, 张丽娟, 刘学军, 许稳, 倪玉雪, 刘新宇. 河北平原城市近郊农田大气氮沉降特征. 中国农业科学, 2017, 50(4): 698-710. doi:10.3864/j.issn.0578-1752.2017.04.010.

YIN X, ZHANG L J, LIU X J, XU W, NI Y X, LIU X Y. Nitrogen deposition in suburban croplands of Hebei plain. Scientia Agricultura Sinica, 2017, 50(4): 698-710. doi:10.3864/j.issn.0578-1752.2017.04. 010. (in Chinese)

[15] 李莎莎, 王朝辉, 刁超朋, 王森, 刘璐, 黄宁. 旱地高产小麦品种籽粒锌含量差异与氮磷钾吸收利用的关系. 植物营养与肥料学报, 2019, 25(2): 167-175. doi:10.11674/zwyf.18003.

LI S S, WANG Z H, DIAO C P, WANG S, LIU L, HUANG N. Differences in grain zinc concentration and its relationship to NPK uptake and utilization for high-yielding wheat cultivars in dryland. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2019, 25(2): 167-175. doi:10. 11674/zwyf.18003. (in Chinese)

[16] 李丹阳, 亓传仁, 卫亚楠, 李国学. 中国北方地区羊养殖业产污系数测算. 农业工程学报, 2021, 37(6): 220-227. doi:10.11975/j.issn. 1002-6819.2021.06.027.

LI D Y, QI C R, WEI Y N, LI G X. Measurement of pollution production coefficient of sheep breeding industry in Northern China. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2021, 37(6): 220-227. doi:10.11975/j.issn.1002-6819. 2021.06.027. (in Chinese)

[17] 张辉, 王二云, 张杰. 畜禽常见粪便的营养成分及堆肥技术和影响因素. 畜牧与饲料科学, 2014, 35(3): 70-71. doi:10.16003/j.cnki.issn1672- 5190.2014.03.010.

ZHANG H, WANG E Y, ZHANG J. Nutrients of common manure and composting technology and influencing factors of livestock and poultry. Animal Husbandry and Feed Science, 2014, 35(3): 70-71. doi:10.16003/j.cnki.issn1672-5190.2014.03.010. (in Chinese)

[18] 赵佐平, 闫莎, 刘芬, 王小英, 同延安. 陕西果园主要分布区氮素投入特点及氮负荷风险分析. 生态学报, 2014, 34(19): 5642-5649. doi:10.5846/stxb201301120087.

ZHAO Z P, YAN S, LIU F, WANG X Y, TONG Y N. Analysis of nitrogen inputs and soil nitrogen loading in different kinds of orchards in Shaanxi Province. Chinese Journal of Plant Ecology, 2014, 34(19): 5642-5649. doi:10.5846/stxb201301120087. (in Chinese)

[19] 章明清, 李娟, 章赞德, 姚宝全, 许文江, 沈金泉. 基于农学效应的露地蔬菜氮磷钾推荐施肥量研究. 福建农业学报, 2018, 33(10): 1023-1029. doi:10.19303/j.issn.1008-0384.2018.10.003.

ZHANG M Q, LI J, ZHANG Z D, YAO B Q, XU W J, SHEN J Q. Agronomic effects of recommended NPK fertilization on vegetable farming. Fujian Journal of Agricultural Sciences, 2018, 33(10): 1023-1029. doi:10.19303/j.issn.1008-0384.2018.10.003. (in Chinese)

[20] 丘雯文, 钟涨宝, 李兆亮, 潘雅琴. 中国农业面源污染排放格局的时空特征. 中国农业资源与区划, 2019, 40(1): 26-34. doi:10.7621/ cjarrp.1005-9121.20190104.

QIU W W, ZHONG Z B, LI Z L, PAN Y Q. Spatial-temporal variations of agricultural non-point source pollution in China. Chinese Journal of Agricultural Resources and Regional Planning, 2019, 40(1): 26-34. doi:10.7621/cjarrp.1005-9121.20190104. (in Chinese)

[21] 串丽敏, 何萍, 赵同科, 徐新朋, 周卫, 郑怀国. 中国小麦季氮素养分循环与平衡特征. 应用生态学报, 2015, 26(1): 76-86. doi:10. 13287/j.1001-9332.20141208.003.

CHUAN L M, HE P, ZHAO T K, XU X P, ZHOU W, ZHENG H G. Nitrogen cycling and balance for wheat in China. Chinese Journal of Applied Ecology, 2015, 26(1): 76-86. doi:10.13287/j.1001-9332. 20141208.003. (in Chinese)

[22] 孙文彦, 田昌玉, 尹红娟, 徐久凯, 赵秉强, 唐继伟. 长期施用有机肥小麦玉米轮作土壤系统氮盈余及损失量估算. 中国土壤与肥料. 2022(3): 21-28. doi: 10.11838/sfsc.1673-6257.20680.

SUN W Y, TIAN C Y, YIN H J, XU J K, ZHAO B Q, TANG J W. Long-term effect of organic fertilizer on soil system nitrogen surplus and nitrogen loss in winter wheat summer maize rotation system. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2022(3): 21-28. doi: 10.11838/ sfsc.1673-6257.20680. (in Chinese)

[23] 佟丙辛, 张华芳, 高肖贤, 侯勇, 马文奇. 华北平原典型区域农牧系统氮素流动及其环境效应: 以河北省为例. 中国农业科学, 2018, 51(3): 442-455. doi:10.3864/j.issn.0578-1752.2018.03.005.

TONG B X, ZHANG H F, GAO X X, HOU Y, MA W Q. Nitrogen flow and environmental effects of crop-livestock system in typical area of North China plain—A case study in Hebei Province. Scientia Agricultura Sinica, 2018, 51(3): 442-455. doi:10.3864/j.issn.0578- 1752.2018.03.005. (in Chinese)

[24] 巨晓棠, 谷保静. 氮素管理的指标. 土壤学报, 2017, 54(2): 281-296. doi:10.11766/trxb201609150320.

JU X T, GU B J. Indexes of nitrogen management. Acta Pedologica Sinica, 2017, 54(2): 281-296. doi:10.11766/trxb201609150320. (in Chinese)

[25] 刘晓永, 王秀斌, 李书田. 中国农田畜禽粪尿氮负荷量及其还田潜力. 环境科学, 2018, 39(12): 5723-5739. doi:10.13227/j.hjkx. 201802024.

LIU X Y, WANG X B, LI S T. Livestock and poultry faeces nitrogen loading rate and its potential return to farmland in China. Environmental Science, 2018, 39(12): 5723-5739. doi:10.13227/j.hjkx. 201802024. (in Chinese)

[26] 潘瑜春, 孙超, 刘玉, 唐秀美, 任艳敏. 基于土地消纳粪便能力的畜禽养殖承载力. 农业工程学报, 2015, 31(4): 232-239. doi:10. 3969/j.issn.1002-6819.2015.04.033.

PAN Y C, SUN C, LIU Y, TANG X M, REN Y M. Carrying capacity of livestock and poultry breeding based on feces disposal volume of land. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2015, 31(4): 232-239. doi:10.3969/j.issn.1002-6819.2015.04.033. (in Chinese)

[27] 潘丹. 规模养殖与畜禽污染关系研究: 以生猪养殖为例. 资源科学, 2015, 37(11): 2279-2287.

PAN D. The relationship between intensification of livestock production and livestock pollution for pig-breeding. Resources Science, 2015, 37(11): 2279-2287. (in Chinese)

[28] 孟靖凯. 河北不同规模养殖场粪污管理差异及其COD、全氮、全磷排放规律[D]. 保定: 河北农业大学, 2019.

MENG J K. Manure management and the discharges of COD, total nitrogen and total phosphorus of animal operations in different scales in Hebei Province[D]. Baoding: Hebei Agricultural University, 2019. (in Chinese)

[29] HUANG X L, SHI B Y, WANG S, YIN C B, FANG L N. Mitigating environmental impacts of milk production via integrated maize silage planting and dairy cow breeding system: a case study in China. Journal of Cleaner Production, 2021, 309: 127343. doi:10.1016/j. jclepro.2021.127343.

[30] JIN S, ZHANG B, WU B, HAN D, HU Y, REN C, ZHANG C, WEI X, WU Y, MOL A P J, REIS S, GU B, CHEN J. Decoupling livestock and crop production at the household level in China. Nature Sustainability, 2021, 4(1): 48-55. doi:10.1038/s41893-020-00596-0.

[31] OENEMA O, OUDENDAG D, VELTHOF G L. Nutrient losses from manure management in the European Union. Livestock Science, 2007, 112(3): 261-272. doi:10.1016/j.livsci.2007.09.007.

[32] 马林, 柏兆海, 王选, 曹玉博, 马文奇, 张福锁. 中国农牧系统养分管理研究的意义与重点. 中国农业科学, 2018, 51(3): 406-416. doi:10.3864/j.issn.0578-1752.2018.03.002.

MA L, BAI Z H, WANG X, CAO Y B, MA W Q, ZHANG F S. Significance and research priority of nutrient management in soil-crop-animal production system in China. Scientia Agricultura Sinica, 2018, 51(3): 406-416. doi:10.3864/j.issn.0578-1752.2018.03. 002. (in Chinese)

Spatial Characteristic and Its Factors of Nitrogen Surplus of Crop and Livestock Production in the Core Area of the Baiyangdian Basin

ZHAO HaiXuan1, ZHANG YiTao2, LI WenChao1, MA WenQi1, ZHAI LiMei3, JU XueHai4, CHEN HanTing1, KANG Rui1, SUN ZhiMei1, XI Bin4, LIU HongBin3

1College of Resources and Environmental Sciences, Hebei Agricultural University/State Key Laboratory of North China Crop Improvement and Regulation/Hebei Province Key Laboratory for Farmland Eco-Environment, Baoding 071000, Hebei;2Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101;3Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences/Key Laboratory of Nonpoint Pollution Control, Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Beijing 100081;4Rural Energy and Environment Agency, Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Beijing 100125

【】The nitrogen surplus caused by excessive nitrogen input of crop and livestock production is the major source of pollution load in surface waterbody. The spatial differentiation characteristics of agricultural unused nitrogen were quantified in this study, so as to provide a basis for the zoning management of nitrogen and the effective management of agricultural nitrogen source in the river basin. 【】This study was conducted in Baoding, the central area of the Baiyangdian Basin. The nitrogen input and output of the crop and livestock production system were analyzed in all counties of Baoding in 2016. The nitrogen surplus in the crop production system was defined as the differential value between each input item (chemical fertilizer, organic fertilizer, atmospheric dry and wet settlement, irrigation water, seeds, non-symbiotic nitrogen fixation and straw returning to the field) and the output item (crop grain and straw); the nitrogen surplus in livestock production system was defined as the differential value between the amount of manure and the amount of organic fertilizer; and the nitrogen surplus in the agriculture and animal husbandry was defined as the sum of crop production system and livestock production system.【】(1) The level of nitrogen surplus in crop production was ranging from 90.27 to 581.73 kg·hm-2, with the lowest value in Dingxing District and the largest value in Mancheng District. Vegetables contributed to the most nitrogen surplus of crop production (31.3%), following by fruit trees (29.0%), wheat (27.8%), and maize (11.9%). Fertilizer was the primary source of nitrogen surplus (61.8%), following by organic fertilizer (16.8%), straw return to the field (8.9%), atmospheric settlement (5.2%), irrigation (3.4%), non-symbiotic nitrogen fixation (3.0%), and seeds (0.9%). (2) The nitrogen surplus level of livestock production was ranging from 0.06×104t to 2.48×104t with the lowest value in Lianchi District and the highest value in Xushui Distrct. Beef cattle accounted for 71.0% of the total nitrogen surplus of livestock production. (3) The unused nitrogen level in the agricultural and animal husbandry system was between 0.43×104t and 4.97×104t, among which the unused nitrogen amount was the highest in the Xushui area. In farming systems, farming was the main source of nitrogen (55.8% of unused nitrogen).【】The nitrogen unused space varied significantly in Baoding counties, the core area of Baiyangdian Basin, and the highest nitrogen unused in Xushui District was 10.4 times that in Jingxiu District. The largest contribution to the amount of unused nitrogen in the crop and livestock production is the crop production, of which vegetable production is the most important industry.

Baiyangdian Basin; nitrogen surplus; crop production system; livestock production system; county level

2021-11-10；

2022-04-08

河北省教育厅科学技术研究项目（BJ2021026）、河北省引进留学人员资助项目（C20200330）、华北作物改良与调控国家重点实验室自主课题（NCCIR2021ZZ-20）、国家重点研发计划项目（2021YFE0101900）、河北省水环境科学实验室开放课题（HBSHJ202107）

赵海璇，Tel：15028760822；
E-mail：zhaohaixuan1997@163.com。通信作者李文超，Tel：18603329508；
E-mail：dachao279@126.com。通信作者习斌，E-mail：xxiibbiinn@163.com

（责任编辑 李云霞）