黄河流域农业农村氮流时空分布特征及演化规律研究

张 弼，庞爱萍，李春晖

1.中共宁夏回族自治区委员会党校（宁夏行政学院），宁夏 银川 750021

2.中共南京市委党校，江苏 南京 210046

3.北京师范大学环境学院，北京 100875

得益于氮肥的发明，人类历史上第一次获得足够的食物来维持不断增长的人口，并满足不断变化的饮食结构.然而，活性氮大量流失到环境中，会引发酸雨、雾霾、富营养化、温室效应和平流层臭氧消耗等一系列生态环境问题.此外，过量氮不仅破坏生态系统的营养平衡，还可能因亲氮和疏氮物种之间的竞争而导致生物多样性丧失[1-2]，进而影响人类和生态系统的健康.考虑到粮食需求、农业实践和能源利用的预期趋势，人为活动导致的氮通量还将会持续增加[3].各国在缓解氮危机上投入了数十亿美元，但由于40 年来农业集约化积累的遗留氮(氮剩余)导致水质改善时间的滞后性，以水质恶化为代表的氮危机形势依然严峻[4].在我国，氮污染是多地产生面源污染的主要原因之一[5-6].

氮流是指氮素在不同系统的转化和移动过程，农业农村系统与自然系统在不同时空尺度上存在频繁的氮交换，直接或间接地影响到氮排放过程，分析以上两个系统内的氮流时空特征及演化规律有助于从源头精准定位氮污染问题.目前国内外已有大量研究评估了不同系统的氮循环过程，并对自然和人为活动等不同氮流路径进行了定量分析[7].Sokka 等尝试将产业经济学中物质流分析的思想[8]引入氮素评估和氮流分析中，有效整合了氮素“生产-消费-排放”的纵向流动过程[9].多数研究在改进现有氮流模型的基础上，尝试从不同角度阐释氮流的现状和历史变化，并评估人类活动造成氮损失量和阈值[10-14].物质流分析方法不仅可以定量反映各类经济活动对氮循环全过程的依赖，还有利于采取更加有针对性的手段对氮素不同使用过程进行有效调控.然而，物质流分析法缺少对污染元素空间分异性的阐释，无法在空间上提供氮减排策略[15-16].3S 技术(遥感、全球定位系统和地理信息系统)的发展推动了不同区域内氮素空间分布格局和演化规律的研究，可以借鉴该技术对农业农村高风险区进行有针对性的管理.

黄河流域是我国重要的经济地带和生态安全屏障[17]，流域污染问题备受关注，农业农村面源污染已经成为黄河流域水质恶化的重要原因[18-19].已有研究基于模型模拟的方法估算特定年份面源污染负荷，并对整个流域的污染风险进行评价[18]，多数研究主要集中在黄河子流域[19]、所流经河段[20]或特定的省份[21].目前，针对黄河流域农业农村污染问题研究缺少系统性和归纳性的研究成果.在黄河流域生态保护和高质量发展大背景下，理清黄河流域氮流时空变化特征及演化规律，可为黄河流域及区域农业农村污染，尤其是面源污染防治提供有效参考.基于此，本研究采用多学科融合的方法，综合空间化技术，将物质流分析方法的“过程”性在“空间”上进行延伸，分析1949-2022 年黄河流域农业农村系统氮流状况，并刻画其时空演变图谱，以期为黄河流域氮素危机的治理提供决策依据.

1 研究区概况及研究方法

1.1 研究区概况

黄河发源于青海省巴颜喀拉山脉，横跨我国东部、中部和西部3 个区域，流经9 个省区.黄河流域指黄河水系从源头到入海所影响的地理生态区域，在宁夏回族自治区、陕西省、山西省、甘肃省、河南省、青海省、内蒙古自治区、山东省和四川省9 个省区的面积占比分别为99.01%、64.65%、61.86%、36.18%、22.11%、21.27%、13.17%、8.62%和3.55%.黄河流域的地势西高东低，西部河源地区平均海拔在3 000 m 以上，由一系列高山组成；中部地区海拔在1 000~2 000 m 之间，为黄土地貌，水土流失严重；东部主要由黄河冲积平原组成.近些年，黄河流域水环境质量大幅改善，工业污染基本得到有效管控，但是个别支流河段水质差、水环境隐患多等问题依然突出.陶园等[18]根据2017 年我国第二次污染普查数据估算出黄河流域总氮排放量为18.5×104t，其中农业农村源排放9.76×104t，占总排放量的52.7%.单就化肥而言，2012-2021 年黄河流域单位面积平均施肥量为325 kg/hm2，远高于发达国家规定的最大值(225 kg/hm2)，以及我国规定的最大值(250 kg/hm2).农业农村污染已发展成为黄河流域环境污染的重要原因.

1.2 测度方法

研究分为两大部分：一是高风险区识别，基于“3S”技术识别黄河流域农业农村污染高风险区(以氮径流的空间差异来表示)；二是氮流路径分析，采用物质流分析手段测度黄河流域农业农村种植和消费系统的氮素流动，以及系统和环境的氮交换过程.

1.2.1 高风险区识别

氮素随径流迁移出土壤进入地表水的过程形成氮径流损失，一般用氮径流系数来表示面源污染风险的高低.为了获取该系数，该研究以ArcGIS 为平台，采用裁剪、栅格转换、DEM(数字高程)转换等空间分析方式，将原始层的数据转化为分辨率(100 m)相统一的因子层；采用EU-27 方法[16]对因子层的每个单元格进行赋值.例如，土地利用数据中如果栅格k的类型为草地，那么该栅格被赋值为0.25，如果该栅格为其他类型，那么该栅格被赋值为1；通过栅格运算对指标层进行计算，最后得出具有空间信息的氮径流因子.具体的操作过程和参数赋值见图1.值得注意的是，每个像素(100 m)是一个相对独立的单元格，在每个单元格内，只有在土地利用、坡度、土层深度、土壤类型、降雨和蒸发等环境条件合适的情况下，过量氮素才会以氮径流的形式被冲刷到地表水中，形成面源污染；否则氮素会被保留在土壤中，后续被作物吸收，或通过反硝化作用进入大气.

图1 面源污染高风险区识别示意Fig.1 Identification of high risk areas of non-point source pollution

1.2.2 氮流路径分析

该研究采用物质流分析法计算黄河流域农业农村氮循环过程，包括输入流、内部流和输出流.其中，输入流包括大气氮沉降、生物固氮和无机氮肥施用；内部流包括粪便和垃圾还田、秸秆还田，农田氮剩余以及农村氮剩余(农村未处置的粪便和垃圾)；输出流包括作物收获、农田氨挥发、农村氨挥发、农田氮径流、农村氮径流、农田氮淋洗、农村氮淋洗、农田秸秆燃烧、农村污水直排、农田氮存贮和反硝化、农村氮存贮和反硝化等氮流路径.氮流计算类型可以分为独立氮流、依赖性氮流和系统平衡氮流.

a) 独立氮流.通过活动水平和系数相乘得到，包括大气氮沉降〔见式(1)〕、无机氮肥施用〔见式(2)〕、生物固氮〔见式(3)〕、秸秆还田〔见式(4)〕、秸秆燃烧〔见式(5)〕、粪便和垃圾还田〔见式(6)～(8)〕、作物收获〔见式(9)〕和污水直排〔见式(10)〕.

式中：FAD为大气沉降氮量，kg/a；λDry和λWet分别为大气干和湿沉降系数，kg/(hm2·a)；AFarmland为耕地面积，hm2.

式中：FIF为无机氮肥用量，kg/a；PNfertilizer、PCfertilizer分别为氮肥和复合肥用量，kg/a；λCfertilizer为复合肥中的氮含量，%.

式中：FBF为生物固氮量，kg/a；λBean、λRice和λDryland分别为豆类、水稻和旱地作物固氮系数，kg/(hm2·a)；ABean、ARice和ADryland分别为豆类、水稻和旱地作物的种植面积，hm2；i为旱地作物的种类.

式中：FRS为秸秆还田氮量，kg/a；λStrawreturning为秸秆还田系数；µStraw为秸秆中的氮含量，kg/kg；θ为谷草比；PGrain为作物籽粒收获量，kg/a；j为作物种类.

式中：FRS为秸秆燃烧氮量，kg/a；λStrawburning为秸秆燃烧系数.

式中：FRE为有机氮肥施用量，kg/a；FEG为粪便和垃圾中含氮量，kg/a；λExcrementreturning为粪便和垃圾的还田系数；λExcrement、λGarbage和λExcrement′分别为居民粪便、居民垃圾和日均畜禽粪便产生量，kg/d；µExcrement、µGarbage和µExcrement′分别为居民粪便、居民垃圾和畜禽粪便中的氮含量，kg/kg； dayBreeding为畜禽饲养周期，d；k为畜禽养殖的种类；PSale和PStock为畜禽出栏和存栏量，头或只.

式中：FCH为作物收获氮量，kg/a；µGrain为籽粒含氮系数，kg/kg.该研究籽粒指作物有效产出部分，包括粮食类、水果和蔬菜.

式中：FRD为农村直接排放污水中的氮量；λSewage为污水产生量，kg/d；µSewage为污水中的氮含量，kg/kg.

式(1)～(10)中参数涉及的活动水平数据，包括耕地面积、农村人口、氮肥和复合肥施用量、作物种植面积、作物收获量、畜禽出栏量和存栏量，均来自1979-2022 年黄河流域9 省区(宁夏回族自治区、陕西省、山西省、甘肃省、河南省、青海省、内蒙古自治区、山东省、四川省)统计年鉴(http://www.stats.gov.cn)，部分统计年鉴和统计指标存在缺失，缺少的数据通过中国经济社会大数据研究平台(https://data.cnki.net/NewHome/index)和数据拟合的方式进行补充.另外，收集到的省域尺度的数据乘以黄河流域在每个省份所占的面积比例，得出黄河流域相关数值.

涉氮参数主要来自公开发表的文献和书籍等，具体为生物固氮系数[22]、日均粪便产生量、粪便含氮量、畜禽饲养周期、粪便还田系数、污水产生量和污水中氮含量[23-24]、复合肥中的氮含量(http://www.redsifang.com/news_show)、大气沉降系数[25-26]、垃圾含氮量和日均垃圾产生量[27]、作物含氮系数[28]、秸秆含氮量[29]、秸秆还田系数、谷草比和秸秆燃烧系数[30].

b) 依赖型氮流.通过独立氮流推导而来，主要包括农田氮径流〔见式(11)~(12)〕、农村氮径流〔见式(13)~(14)〕、农田氮淋洗〔见式(15)〕、农村氮淋洗〔见式(16)〕、农田氨挥发〔见式(17)〕和农村氨挥发〔见式(18)〕.

式 中：FFR为 氮 径 流 量，kg/a；λRunoあ为 氮 径 流 系 数；FFsurplus为农田剩余氮量，kg/a.

式中，FRsurplus为农村未处置的粪便、垃圾和污水的含氮量，kg/a.

式中：FFL为农田氮淋洗量，kg/a；λLeaching为氮淋洗系数.

式中：FRL为农村氮淋洗量，kg/a；λLeaching为氮淋洗系数.

式中：FFA为通过农田氨气挥发的氮量，kg/a；λVolatilization和γVolatilization分别为无机氮肥和有机氮肥的氨挥发系数.

式中：FRA为通过农村氨气挥发的氮量，kg/a；δVolatilization为农村氮剩余的氨挥发系数.

式(11)~(18)中参数涉及的氨挥发系数来自文献调研[31-34]，氮径流和氮淋洗系数计算过程中涉及的空间化参数包括土地利用类型、土壤类型、高程以及降雨和蒸发等气象数据，来自在线数据库(http://www.globallandcover.com/GLC30Download/index.aspx、http://westdc.westgis.ac.cn、http://www.jspacesystems 和http://data.cma.gov.cn).

c) 系统平衡氮流.包括隐形氮流和存贮在系统中的氮流，是平衡系统内所有氮流后的综合结果.如存贮在土壤中的氮和通过反硝化作用回到大气中的氮，二者隶属不同途径，但这两部分一直处于动态变化过程，受施入土壤中氮肥的补偿，部分被作物所利用，部分则通过反硝化作用进入大气，现有的手段很难对其精准监测，根据总量平衡的原理，计算这两部分总和.系统平衡氮流包括农田氮存贮和反硝化〔见式(19)〕以及农村氮存贮和反硝化〔见式(20)〕.

式中，FFS+FD为农田氮存贮和反硝化总量，kg/a.

式中，FRS+RD为农村氮存贮和反硝化总量，kg/a.

1.3 不确定性分析

该研究基于物质流分析来计算各氮流路径，不确定性主要与参数的质量和可靠性有关.采用蒙特卡洛模拟方法来定量检验物质流分析中参数的敏感性，并评估参数输入对结果的不确定性和可变性[35-36].通过Crystal Ball 工具从参数输入分布(三角形分布、正态分布和均匀分布)中随机选择值来生成结果范围，进而评估结果的不确定性范围.

2 结果与讨论

2.1 黄河流域氮素流动路径及热点分析

图2 为1962 年、1992 年和2022 年黄河流域农业农村氮流路径，从农田氮输入流(大气氮沉降、生物固氮、无机氮肥、粪便和垃圾还田、秸秆还田)来看，1962 年进入农田的氮量为10.35×108kg，主要来源为粪便还田和生物固氮，分别为7.18×108和2.44×108kg，二者占比达93%；1992 年进入农田的氮量为31.99×108kg，是1962 年的3.1 倍，其中粪便还田氮量和生物固氮量没有发生太大的变化，30 年内二者仅增加了15%，无机氮肥和大气氮沉降的输入量增幅较大，分别为16.24×108和3.65×108kg，二者占比达62%；2022 年进入农田的氮量为48.54×108kg，是1992 年的1.52 倍，无机氮肥施用量和大气氮沉降量持续增加，占农田全部氮素来源总量的66%，生物固氮量和粪便还田氮量未发生太大变化.受秸秆政策的影响，秸秆还田氮量由1992 年的1.03×108kg 增至2022 年的5.39×108kg.

图2 1962 年、1992 年和2022 年黄河流域农业农村氮流路径Fig.2 Agricultural and rural nitrogen flow pathways in the Yellow River Basin in 1962, 1992 and 2022

从农田氮输出流(作物收获、存贮和反硝化、氨挥发、氮淋洗和氮径流)来看，作物的收获氮量逐年增 加，1962 年、1992 年 和2022 年分别为1.81×108、7.68×108和18.42×108kg，相应的氮素利用率(作物收获的氮输出与农田氮输出的比值)分别为17%、24%和38%.存贮和反硝化是黄河流域氮流失的主要部分，1962 年、1992 年和2022 年分别占耕地氮输出流的51%、47%和36%，这部分氮素不断和环境发生频繁的氮交换作用，一部分通过反硝化作用回到大气中，另一部分暂时存贮在土壤中，后续还可能被作物所利用.Xing 等(2002 年)[37]对我国大陆地区氮素投入与支出进行了评估，认为通过氨挥发进入大气的氮量约占氮输出总量的12.7%.该研究中氨挥发约占农田氮输出流的9%~14%，这部分损失不仅降低了氮素利用率，而且还会造成大气氮沉降、雾霾和温室效应等生态环境问题.邱建军等(2008 年)[38]认为从氮素的支出途径来看，通过氮淋洗流失的氮量占总输出的15%，略高于该研究中12.3%的占比.

从居民和养殖区的氮流路径(粪便和垃圾还田、污水直排、氮径流、氮淋洗、氮存贮、反硝化和氨挥发)来看，粪便和垃圾还田是农村氮的主要去向，随着无机氮肥的施用，该比例有所下降，1962 年、1992 年和2022 年分别为99%、72%和71%.未还田的粪便和垃圾中的氮素通过各种路径进入到大气、地表和地下水中.对比农田，农村的流失总量较小，如2022 年农村氮径流为0.06×108kg，占系统氮径流总量的6%.从物质流循环的角度来看，农村的粪便和垃圾等含氮物质不能以有机肥的形式进入农田，为了保障粮食产量，农民会选择追加更多的无机氮肥，造成氮素的流失和浪费.在农业生产中推行化肥减量增效和畜禽粪污资源化利用能够增加有机肥使用量，有效降低过量施肥带来的危害，对推动农作物稳产增收，产业提质增效具有重要意义[39].另外，相对于广阔的农田，农村面积较小，单位面积氮排放量较高，在区域尺度上仍有面源污染风险.

图3 为1949-2022 年黄河流域农业农村氮流热点分布.1978-2022 年无机氮肥施用以及农田氮存贮和反硝化过程均高于5×108kg，是黄河流域农业农村氮流的两个路径，大量的氮素通过存贮和反硝化的形式进入到环境中.2016 年之后随着农业农村环境政策的实施，无机肥的用量不断下降，通过存贮和反硝化流失的氮量也随之降低，但是二者仍是氮素流动最活跃的区域.

图3 1949-2022 年黄河流域农业农村氮流热点分布Fig.3 Distribution of hot spots of agricultural and rural nitrogen flow in the Yellow River Basin from 1949 to 2022

作物收获以及粪便和垃圾还田是另外两个热点路径.新中国成立初期受自然灾害的影响，作物收获氮量波动明显，但总体处于不断上升的趋势，1981 年超过5×108kg，而后不断增加，2022 年增至18.42×108kg.粪便和垃圾还田路径氮量受农民施肥保肥习惯的影响，呈现较为复杂的态势，1949-1977 年逐年增加，由5.34×108kg 增至9.72×108kg.随着无机氮肥的引入，粪便和垃圾还田氮量则呈现断崖式下降，而后在环境政策的影响下升至2005 年的12.14×108kg.2005年之后，随着畜禽养殖模式以及农村人居环境整治等政策的影响，粪便和垃圾还田量又开始减少，2022 年比2005 年降低了28%.

农田中的大气氮沉降、氨挥发和氮淋洗也是黄河流域较为热点的氮流路径，其变化趋势较为稳定，且氮流通量较大.例如，2022 年通过氨挥发和氮淋洗流失的氮量为10.16×108kg，占作物收获量的55%.施肥过程中应采取深施、添加脲酶抑制剂等不同的氨挥发抑制方法减少氮通量.农村氨挥发、氮存贮和反硝化等路径具有氮流通量较小，单位面积氮通量大的特点，可以通过粪便资源化利用、农村厕所改造、农村污水设施建设等措施来进行管理.

2.2 黄河流域氮排放空间差异及高风险区分析

图4 为2022 年黄河流域不同省区农田、农村氮剩余量和氮径流量的分布.其中，陕西省农田氮径流量最大，占黄河流域农田氮径流总量的32%；其次为甘肃省和河南省，分别占径流总量的17%和16%；内蒙古自治区、青海省和四川省的氮径流量较低，三者之和仅占径流总量的5%.由于不同省份的种植结构和施肥模式不同，氮剩余量也有所差异，农田系统氮剩余量较高的省份为宁夏回族自治区、河南省和陕西省，其氮剩余量均在500×106kg 以上.受自然条件的影响，氮剩余量与氮径流量并不存在正比关系，如陕西省的农田氮剩余量是宁夏回族自治区的1.22 倍，但农田氮径流量是宁夏回族自治区的2.43倍.河南省和甘肃省具有相似的氮径流量，但是前者的氮剩余量是后者的1.69 倍.不同省份农村氮径流量差别较大，山西省、陕西省、甘肃省和河南省农村氮径流量较大，占黄河流域农村氮径流总量的76%.黄河流域地域辽阔，不同区域经济和自然条件具有较大的差异，因此应因地制宜地采取农业农村污染治理措施.

图4 2022 年黄河流域氮排放空间差异Fig.4 Spatial differences of nitrogen emissions in the Yellow River Basin in 2022

由图5 可知：黄河流域有59%的区域不符合氮径流发生的自然条件；19%的区域存在轻微的氮径流，1%~5%的氮剩余将会流失到附近地表水中，分布在黄河流域中部地区；16%的区域存在一定水平的氮径流现象，5.1%~26%的氮剩余会流失到附近地表水中，主要集中在黄河流域中南部地区；约有7%的区域存在严重的氮径流现象，27%~45%的氮剩余会流失到附近的地表水中，主要分布在甘肃省的最南部和东南角部分区域、陕西省的最南部和山东省东部区域.对于氮素径流高风险区，除了减少氮肥的施用、增加粪便还田等，还需要进一步建立缓冲带、人工湿地和休耕等更加针对性的空间管控措施.

图5 2022 年黄河流域氮径流系数的空间差异Fig.5 Spatial difference of nitrogen runoff coefficient in the Yellow River Basin in 2022

2.3 黄河流域氮输入与流失特征分析

从1949-2022 年黄河流域农业农村系统氮素输入路径的占比(见图6)来看，黄河流域的氮素输入模式发生了很大的改变.1978 年前系统内氮素输入的主要路径为粪便还田、生物固氮和大气氮沉降.在新中国成立初期，畜禽养殖在整个农业体系中处于补充地位，人畜粪便完全能够被农田消纳，甚至还会出现粪肥不能满足农业生产需要的情况[40]，相应地，这一时期人畜粪便对环境的影响处于较低水平.1949-1957 年间，粪便还田氮量占全部氮输入总量的72%，其次是生物固氮量，同期平均占比为26%.而后受化石燃料燃烧等因素的影响，氮化物逐渐在大气中积累并向陆地和水域沉降，成为农田氮素的部分来源.1958-1978 年间，粪便还田、生物固氮和大气氮沉降的氮输入路径占比分别为69%、20%和10%.1978 年以来，无机氮肥逐渐成为农田氮素的主要来源.1979年无机氮肥占氮输入总量的32%，而后以每年1.2%的速度增加，到1999 年，该比例提升至54%.2000-2014 年间，无机氮肥的占比稳定在52%~55%之间.从2014 年开始，黄河流域化肥减量行动初见成效，无机氮肥的占比持续降至49%，但是其施用量依然处于高位.1978 年以来，受无机氮肥大量使用、农村环保投入不足以及农村劳动力转移和结构性短缺等影响，堆肥在农村地区日渐稀少，黄河流域粪便还田路径占比由1979 年的40%持续降至18%.

图6 1949-2022 年黄河流域农业农村系统氮输入路径占比Fig.6 The proportion of nitrogen input pathways in agricultural and rural areas of the Yellow River Basin from 1949 to 2022

图7 为1949-2022 年黄河流域农业种植系统的氮输入量、有效氮输出量和氮素向环境的流失量.由图7 可见，系统的氮输入量呈先升后降的趋势，每个阶段特点不同.1949-1977 年和1978-2014 年系统氮输入量的增长率分别为1.7%和4.3%，2015 年比1949 年和1977 年分别增加了3.59 和6.83 倍.2015年后氮素输入量以每年1%的幅度下降，2022 年较2015 年减少了7.2%.有效氮输出量(作物收获)随着氮输入的增加也在不断增加，2015 年后随着氮输入量的不断减少，有效氮输出量(作物收获)不受影响，且能够保持2%的增长水平.巨晓堂等(2014)认为在过量施肥的地区，通过增加氮肥投入不仅不会增产，还会加重污染，进一步增产依赖于生产过程优化农艺措施[41]，黄河流域农业产量的持续增加说明黄河流域的农艺措施和氮素利用都有一定水平的提升.2015年后，氮素流失量(存储)也逐年下降，2022 年比2015 年减少了15.55%，但是每年仍有30.12×108kg氮素流失到大气、水体和土壤中，是当年作物收获氮量的1.64 倍，氮素损失率高达62.05%.系统通过氮径流和氮淋洗向水体流失和通过氨挥发向大气流失具有两个明显的特征：一是二者具有相似的数值，在2005 年前二者的流失量之和是有效氮输出量(作物收获)的2 倍.黄河流域在作物收获量持续增加的情况下，氮素流失量也较为惊人，不仅造成严重的污染，也是构成环境“活性氮”问题的重要过程之一[42]；二是受氮输入量的影响，系统向水体和大气的氮流失过程具备相似的规律，2015 年后随着氮输入量的减少和有效氮输出量的增加，氮流失量减少的幅度较大，如2022 年系统向水体和大气的氮流失量分别比2015 年减少了12%和13%，但是依然处于高位.

图7 1949-2022 年黄河流域农业农村系统的氮输入和流失量Fig.7 Nitrogen input and loss in agricultural and rural systems in the Yellow River Basin from 1949 to 2022

2.4 不确定性分析

通过Crystal Ball 工具中的蒙特卡洛方法来评估该研究中数据的不确定性，所选参数对结果的不确定性能控制在20%以下(见表1).涉氮参数对作物收获的不确定性主要来自水稻、豆类、小麦和玉米的含氮系数；涉氮参数对氮流失的不确定性主要来自水稻含氮系数、大气氮沉降系数、牛粪氮含量和牛粪日均产 生量.

表1 参数对结果的不确定性和变异性Table 1 Uncertainty and variability of parameter to the results

3 结论与建议

a) 新中国成立以来，黄河流域作物收获量不断增加，氮素流失量不断减少，2022 年比2015 年减少了15.55%，但是每年仍有30.12×108kg 氮素流失到大气、水体和土壤中，是当年作物收获氮量的1.64 倍，氮素损失率高达62.05%.在推动无机肥进一步减量的同时，还应积极推动有机肥的施用，切实提升氮素利用率.

b) 1978 年之前，系统内氮素输入的主要路径为粪便还田、生物固氮和大气氮沉降.改革开放之后，无机氮肥用量迅速攀升，1979-1999 年间以每年1.2%的速度增长，此时无机氮肥占农田氮素输入总量的54%，而后该占比稳定在52%~55%之间.从2014 年开始，黄河流域氮素输入量以每年1%的幅度下降，2022 年较2015 年减少了7.2%.有效氮输出量(作物收获)不断增加，2015 年后在氮素输入量不断减少的情况下，依然能够保持年均2%的增幅.黄河流域在提升氮素利用水平上得到了极大的提升，但是还需要对氮输入不同路径的结构占比进行优化，同时有针对性地对氮流失过程进行调控.

c) 农业农村污染来源存在着明显的区域差异，59%的区域不具备径流的条件，面源污染高风险区占黄河流域总面积的7%，在该区域中有27%~45%的氮剩余会直接流失到地表水中.2022 年黄河流域农村平均氮径流量仅占系统氮径流总量的6%，由于我国农村污水处理设施的建设落后于农业氮肥减量措施，预计该比例还会持续上升，由此可能会发生局部的水污染.因此在因地制宜制定农业面源控制和管理战略，持续推进化肥减量、粪便还田和农村污水治理的同时，更需要在高风险区构建生态沟渠、人工湿地、生态滤池等缓冲带来削减氮流失.