第１２卷第３期 ２ ０ ０ ４年７月 中国生态农业学报 Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏ－Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ Ｖｏ１．１２ Ｎｏ．３ Ｊｕｌｙ， ２００４ 农田土壤Ｎ２Ｏ生成与排放影响因素及Ｎ２Ｏ总量估算的研究 张玉铭 胡春胜陈德立 （澳大利亚墨尔本大学土地与食品资源研究所董文旭 石家庄０５００２１） （中国科学院石家庄农业现代化研究所张佳宝 维多利亚３０５２）（中国科学院南京土壤研究所南京２１０００８） 摘 要 综述了国内外农田土壤Ｎ ０生成与排放及其影响因素、Ｎ Ｏ排放测定技术及总量估算等方面的研究进 展，指出硝化与反硝化过程均可产生Ｎ ０，而影响硝化、反硝化过程的土壤水分含量、温度、ｐＨ、有机碳含量和土壤 质地等是影响农田土壤Ｎ：０生成与排放的重要因素。根据我国各地农田土壤Ｎ ０排放通量测定结果及相应模型 分析，初步估算全国农田土壤 ０年排放总量为Ｎ ３９８Ｇｇ，约占全球农田土壤排放总量的１０％，其中旱田Ｎ２Ｏ年 排放总量为Ｎ ３１０Ｇｇ，水田为Ｎ ８８Ｇｇ。 关键词Ｎ，０排放硝化作用 反硝化作用 Ｔｌｌｅ ｉｎｆｌｕｅｎｃｉｎｇ ｆａｃｔｏｒｓ ｏｆ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ａｎｄ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ｏｆ Ｎ２ ０ ｆｒｏｍ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｓｏｉｌ ａｎｄ ｅｓｔｉｍａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｏｔａｌ Ｎ２ Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ・ ＺＨＡＮＧ Ｙｕ—Ｍｉｎｇ，ＨＵ Ｃｈｕｎ—Ｓｈｅｎｇ，ＥＩＤＮＧ ｗｅｎ—Ｘｕ（Ｓｈｉｊｉａｚｈｕａｎｇ Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｍｏｄｅｒｎｉｚａｔｉｏｎ，Ｃｈｉｎｅｓｅ ＡｃａｄｅｍｙｏｆＳｃｉｅｎｃｅｓ，Ｓｈｉｊｉａｚｈｕａｎｇ０５００２１），ＣＨＥＮＤｅ－Ｌｉ（ＩｓｔｎｉｔｕｔｅｏｆＬａｎｄ ａｎｄＦｏｏｄＲｅｓｏｕｒｃｓ，ｔｈｅＭｅｌｅｂｏｕｒｎｅＵｎｉｖｅｒ— ｓｉｔｙ，Ｐａｒｋｖｉｌｌｅ ３０５２），ＺＨＡＮＧ Ｊｉａ—Ｂａｏ（Ｉｓｔｎｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｓｏｉｌ ｃｉＳｅｎｃｅ，Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｓ，Ｎａｅｎｊｉｎｇ ２１０００８）， ２００４，１２（３）：１１９～１２３ Ａｂｓｔｒａｃｔ Ｔｈｅ ａｄｖａｎｃｅｄ ｒｅｓｅａｒｃｈ ａｃｈｉｅｖｅｍｅｎｔｓ ｉｎ ｔｈｅ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ｏｆ Ｎ２ Ｏ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ａｎｄ ｅｍｉｓｓｉｏｎ，ｔｈｅｉｒ ｉｎｆｌｕｅｎｃｉｎｇ ｆａｃｔｏｒｓ ｎｄ ｍｅａｓｕａｒｅｍｅｎｔ ｍｅｔｈｏｄｓ ｎｄ ｅａｓｔｉｍａｔｉｏｎ ｆｏｒ ｔｏｔａｌ Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｉｏｎ ａｒｅ ｓｔｕｄｉｅｄ ｉｎ ｔｈｉｓ ｐａｐｅｒ．Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗ ｔｈａｔ Ｎ２Ｏ ｃａｎ ， ｂｅ ｐｒｏｄｕｃｅｄ ｂｙ ｎｉｔｒｉｆｉａｔｉｃｏｎ ａｎｄ ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ．Ｔｈｅ ｓＯ｜ｌ ｍｏｉｓｔｒｅ，ｓｏｉｕｌ ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ，ｐＨ，ｓｏｉｌ ｏｒｇａｎｉｃ ｃａｒｂｏｎ ｃｏｎｔｅｎｔ ａｎｄ ｏｉｓｌ ｔｅｘｔｕｒｅ ａｒｅ ｔｈｅ ｍａｉｎ ｆａｃｔｏｒｓ ｔａｔｈ ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ Ｎ２Ｏ ｐｒｄｕｃｔｏｉｏｎ ｎｄ ｅｍｉａｓｉｏｎ．Ａｃｃｏｒｄｉｎｇ ｔｏ ｔｈｅ ｍｅａｓｕｒｅｄ Ｎ２０ ｆｌｕｘｅｓ ｎｄ ａｓｏｍｅ ｒｅｌａｔｅｄ ｍｏｄｅｌｓ，ｔｈｅ ｔｏｔｌａ Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ｆｒｏｍ ｃｒｏｐｌｎｄ ａｉｎ Ｃｈｉｎａ ｉｓ Ｎ ３９８Ｇｇ／０，ａｃｃｏｕｎｔｉｇ ｎｆｏｒ １０％ｏｆ ｔｈｅ ｔｏｔｌａ ｅｍｌｓ— ｓｉｏｎ ｆｏｒｍ ａｇｒｉｃｕｌｔｒａｕｌ ｏｉｓｌ ｉｎ ｔｈｅ ｗｏｒｌｄ．Ａｎｄ Ｎ２Ｏ ｍｉｅｓｓｉｏｎｓ ｒａｅ Ｎ ３１０Ｇｇ／ｏ ｎｄ ａ８８Ｇｇ／ａ ｆｒｏｍ ｕｐｌｎｄ ａｎｄ ａａｄｄｙ ｐｆｉｅｌｄｓ，ｒｅ— ｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ． Ｋｅｙ ｗｏｌｄｓ Ｎ２０ ｍｉｅｓｉｏｎ，Ｎｉｔｉｒｉｆａｔｃｉｏｎ，Ｄｅｎｉｔｒｉｆｉａｔｃｉｏｎ １农田土壤Ｎ２ｏ的形成过程 农田土壤是全球重要的Ｎ ｏ排放源。土壤向大气排放的Ｎ ｏ占生物圈释放到大气中Ｎ ｏ总量的 ９０％＿５］其中每年因施用化学Ｎ肥约产生１５０万ｔ Ｎ Ｏ－Ｎ，占人类活动向大气输入Ｎ Ｏ－Ｎ量的４４％和每年 ，向大气输入Ｎ Ｏ－Ｎ总量的１３％。２Ｏ世纪８Ｏ年代前反硝化作用被认为是Ｎ ｏ形成的主要机制，而Ｂｒｅｍｎｅｒ Ｊ．Ｍ．等 研究表明，硝化过程同样可产生大量Ｎ ｏ，这两个过程在形成Ｎ ｏ方面的相对重要性取决于环境 条件。 反硝化过程。反硝化作用是在反硝化细菌或化学还原剂的作用下，由ＮＯｒ还原成ＮＯ、Ｎ Ｏ和Ｎ 的生 物过程或化学过程的吸能反应，其反应式为ＮＯ３一ＮＯ —Ｎｏ＋Ｎ ｏ＋Ｎ 。农田土壤主要通过生物过程产 生Ｎ，ｏ，通常被认为是细菌起主要作用，但在厌氧条件下真菌也可产生Ｎ ｏ。厌氧条件下一些自养微生物 可利用ＮＯ；氧化无机化合物如ＦｅＳ等以获取能量，而许多异养微生物在低氧时将Ｎ（）２一作为原初电子受体 从分解有机质的过程中获取能量。一般认为从ＮＯｒ还原为Ｎ 需分４步进行，每步均有相应的酶参与作用。 ＊中国与澳大利亚合作项目（ＡＣＩＡＲ ＬＷＲ１／９６／１６４）、围家重点基础研究（９７３）发展规划项目（Ｇ１９９９０１１８０３）和中国科学院知识创新工程方 向性项目（ＫＺＣＸ２—４１３—５）共同资助 收稿日期：２００３一Ｏ１—２６改回日期：２ｏｏ３—０２—２８ １２０ 中国生态农业学报 第１２卷 反硝化过程产生ＮＯ、Ｎ Ｏ和Ｎ 的相对量依赖于土壤湿度、通气状况、ｐＨ值、有机质含量和硝酸盐浓度等。 整个ＮＯｚ－还原过程中，Ｎ Ｏ还原成Ｎ 一方面通过不稳定的氧化亚氮还原酶或更不稳定的氮酶来进行 ， 另一方面在参与还原反应的细菌中，有些仅生成Ｎ２，有些产生Ｎ ｏ和Ｎ２混合物，还有些细菌仅产生 Ｎ ｏ…，因此随反应条件改变，中间产物可能积累并最终逸出土体。ＮＯ、Ｎ Ｏ和Ｎ 排放可能伴随临时性 ＮＯｚ的积累，高含量ＮＯ２一有时出现在高剂量施用ＮＨ３或ＮＨ４＋一Ｎ肥的嫌气土壤中。施用Ｐ肥可增加ＮＯ［ 积累，有利于形成Ｎ 和Ｎ２ｏ。大部分反硝化细菌在一定条件下能把Ｎ：ｏ还原为Ｎ ，但ＮＨ 通过反硝化细 菌抑制Ｎ ｏ的进一步还原 Ｊ。 硝化过程。氨或铵盐通过硝化微生物的作用，被氧化为亚硝酸盐和硝酸盐的过程称为硝化作用。此过 程也可产生Ｎ，ｏ： ＮＨ３÷ＮＨ４ 一ＮＯ２一’ＮＯ３— ０２ 十 ＮＨ ＯＨ—ＮＯＨ 。 ０２ Ｌ Ｎ，０＋Ｎ０ 硝化作用是好气过程，分为化能自养型和异养型。化能自养型硝化作用主要由Ｇ的硝化细菌参与进 行，化能自养型硝化细菌属有６种，是严格的好氧微生物，通过细胞色素电子传递系统获得能量，末端电子受 体为氧。自养微生物对ＮＨ４ 的氧化分２步进行 ｊ，即ＮＩ－ｈ＋一Ｎ０，一氧化过程，由亚硝酸细菌参与，中间过 渡产物为ＮＨ２ＯＨ，此为慢反应过程，决定整个过程的反应速度；ＮＯｚ—ＮＯ３＿氧化过程，由硝化细菌参与，反 应速度快于亚硝化过程。有研究认为Ｎ，ｏ是羟胺氧化成ＮＯｚ—Ｎ过程中因化学反应、酶反应或２方面反应 而生成。有关异养微生物的硝化作用研究较少。异养型硝化作用是异养微生物参与将无机或有机氮氧化或 转化成ＮＯ２一或Ｎ０３一的生物化学过程。据推测它们对无机氮、有机氮的分解可能有２种途径：即无机氮为 ＮＨ４ 一ＮＨ２ｏＨ—ＮｏＨ—Ｎ（）２Ｉ—Ｎｏ ，有机氮为ＲＮＨ２一ＲＮＨｏＨ—ＲＮ０一ＲＮＯ２一Ｎｏ３＿。与自养微生物 相比，异养微生物的硝化作用常被认为微不足道，该过程并不是异养微生物惟一的能量来源，硝化作用有无 并不影响其生存和繁殖。 ２农田土壤Ｎ２ｏ形成与排放的影响因素 ２．１土壤湿度与水分 由于硝化与反硝化过程均可产生Ｎ ｏ，而这两个过程又均受土壤含水量的影响，故当土壤含水量既能 促进硝化又能促进反硝化过程时，Ｎ，ｏ形成与排放量达最高值。试验表明土壤含水量为ｗＦＰＳ（ｗａｔｅｒ－ｆｉｌｌｅｄ ｐｏｒｅ ｓｐａｃｅ）的４５％～７５％时硝化细菌与反硝化细菌均可能成为Ｎ，ｏ的主要制造者；土壤处于饱和含水量以 下时由硝化作用产生的Ｎ ｏ占６１％－９８％，而当水分饱和时反硝化过程是Ｎ ｏ的最基本来源；土壤含水量 为ＷＦＰＳ的５４％时硝化速率与 Ｏ生成速率均最高ｎｊ，硝化速率相当于水分含量为ＷＦＰＳ１８％时的１．７倍 和３６％时的１．５倍，而Ｎ ｏ生成速率分别为７．４倍和１．６倍。土壤干湿交替能激发Ｎ ｏ形成与排放，其原 因主要是干燥时部分微生物死亡增加了土壤中可降解有机碳量，氧的存在又促进了硝化过程；土壤湿润时发 生反硝化作用，Ｎ ｏ产生比还原快，导致Ｎ２ｏ积累并使Ｎ ｏ扩散排放成为可能。一般土壤干湿交替处理引 起的Ｎ ｏ排放量高于土壤持续湿润处理。土壤含水量较低时Ｎ ｏ排放量与ＮＯ３浓度同时随土壤含水量 的增大而增加，表明硝化作用是产生Ｎ ｏ的主要机理；土壤含水量高且仅Ｎ ｏ排放量随土壤含水量增大而 提高时，反硝化作用是Ｎ ｏ产生的主要机理，此时表土硝化作用、底土反硝化作用占主要地位＿９ Ｊ。但当土壤 含水量＞田间持水量时，不仅Ｏ２扩散进入土壤受到限制，且影响了反硝化气体在土壤中的运动、分布和释 放。随Ｎ ｏ在土壤中逗留时间的延长，被进一步还原为Ｎ 的可能性将增大。 ２．２土壤温度与ｐｎ值 温度对Ｎ，ｏ形成与排放的影响具有明显的昼夜节律和季节变化，硝化、反硝化作用的最适温度为３０℃ 和２５℃，白天温度高，Ｎ ｏ形成与排放量大；夜晚温度低，Ｎ ｏ形成与排放量则较小。夏季土壤温湿度高，微 生物活性强，Ｎ２ｏ形成与排放量则大，冬季土壤温湿度低，微生物活性低，Ｎ ｏ形成与排放量则较小。土壤 ｐＨ主要通过影响硝化、反硝化细菌的活性进而影响Ｎ ｏ的形成与排放，土壤ｐＨ对硝化、反硝化过程的影响 较复杂。硝化过程中自养硝化细菌在中性和微碱性条件下（ｐＨ值７～８）生长和代谢最旺盛，但大量的各种 第３期 张玉铭等：农田土壤 ０生成与排放影响因素及Ｎ：Ｏ总量估算的研究 异养微生物可在较大ｐＨ范围内活动，这些异养微生物可能成为一些酸性土壤起主要作用的硝化微生物ｎ 。 反硝化细菌进行反硝化反应的最适ｐＨ范围为６～８（也有人认为是７～８）。在纯培养和土壤中反硝化作用 强度与ｐＨ值呈正相关，ｐＨ值下降则反硝化强度减弱，且Ｎ Ｏ／Ｎ 值增加。Ｎ Ｏ／Ｎ 值增大是由于Ｎ Ｏ还原 酶对低ｐＨ值十分敏感，随ｐＨ值降低，Ｎ Ｏ还原酶受到抑制 。 ２．３土壤有机碳 绝大多数反硝化细菌是化能异养型的，需要有机物质作为电子供体和细胞能源。故土壤有机物质的生 物有效性是调控土壤生物反硝化速率和作用强度的重要因子。同时土壤中高含量的易分解有机物质激活了 土壤微生物的呼吸作用，加快土壤氧的消耗，加速了土壤厌氧环境的形成，间接增强了土壤生物反硝化作用。 Ｃ／Ｎ值影响微生物分解有机质，一般土壤微生物适宜有机质Ｃ／Ｎ值为２５～３０：１，若Ｃ／Ｎ值＞２５～３０：１，则有 机质分解慢，微生物活性弱，Ｎ Ｏ排放受到抑制；若Ｃ／Ｎ值＜２５～３０：１，则微生物活性强，促进Ｎ Ｏ形成与 排放。Ｒｅｄｄｙ Ｋ．Ｒ．等ｎ 证实土壤碳矿化率与土壤ＮＯ３－消失量呈显著相关。Ｋｏｓｋｉｎｅｎ Ｗ．Ｃ．等ｎ 发现土壤 有机碳矿化率直接影响土壤生物反硝化作用强度，但反硝化强度与土壤有机碳总量无显著相关，而Ｂｕｒｆｏｒｄ 等发现反硝化速率与全Ｃ呈相关性，与水溶性或可矿化碳量间相关性更佳。因而含Ｎ量相同的有机肥要比 无机肥对反硝化的促进作用更为明显 。 ２．４土壤Ｎ素状况与施肥影响 ＮＯ３作为反硝化细菌进行反硝化作用的底物，直接影响土壤反硝化强度。当土壤ＮＯ３一Ｎ浓度 ＞２５ｍｇ／ｋｇ时，土壤反硝化速率不受ＮＯ３含量影响，即呈零级反应。当土壤ＮＯ３－一Ｎ浓度＜２５ｍｇ／ｋｇ时，土壤 反硝化反应呈１级反应，此时土壤生物反硝化速率完全取决于ＮＯ３在土壤溶液中的扩散速率。还有人认 为，低浓度的ＮＯ３－可刺激Ｎ Ｏ还原酶活性，但大部分情况下它是Ｎ Ｏ还原阻抑剂，阻止或延缓Ｎ Ｏ向Ｎ 转化，其结果随ＮＯ３浓度增加Ｎ Ｏ／Ｎ 值迅速增加。其原因为硝酸还原酶生成较快，而Ｎ Ｏ还原酶生成需 较长时间，这个滞后效应随ＮＯ３浓度增加而增加。农田施用Ｎ肥、进行土地耕作能增加Ｎ，Ｏ形成与排放。 施肥、浇水等农事活动是农田土壤Ｎ Ｏ排放的重要控制因素。不同肥料品种和施肥量引起Ｎ Ｏ形成与排 放量也存在差异，ＮＨ —Ｎ肥、ＮＯ３一Ｎ肥和尿素Ｎ Ｏ排放损失率分别为０．０１％～０．９４％、０．０４％～０．１８％和 ０．１５％～１．９８％。通常情况下Ｎ Ｏ排放量占肥料施用量的０．０１％～２．００％，全球以Ｎ Ｏ排放形式年损失 化肥量为Ｎ２ＯＮ ２０－８０００Ｇｇ。作物生长与发育模式对Ｎ肥以Ｎ２Ｏ排放形式造成的损失具有显著影响＿１ 。 ２．５土壤质地 土壤质地影响土壤通透性和含水量，因而影响土壤硝化作用和反硝化作用的相对强弱及Ｎ，Ｏ在土壤中 的扩散速率；土壤质地还影响土壤有机质的分解速率，进而影响产生Ｎ Ｏ微生物的基质供应，为影响土壤 Ｎ Ｏ排放的重要因素之一。粘土可维持较高的ＷＦＰＳ并具有较强的Ｎ Ｏ生成能力，但质地粘重土壤土层 深处产生的Ｎ Ｏ可在上移过程中还原成Ｎ ，尽管大团粒更易嫌气，但ＮＯ３和反硝化过程中异养微生物所 需易降解有机物质更难进入内部，因而小团粒中反硝化速率是大团粒中的２～３倍；质地偏轻土壤气体扩散 较质地粘重土壤快，有利于向大气排放土壤产生的Ｎ，Ｏ；壤土粘粒含量介于粘土和砂土之间，既有较大量的 Ｎ Ｏ产生，又有较通畅的Ｎ Ｏ排放途径，故土壤 Ｏ排放量高于粘土和砂土 Ｊ。 ３农田土壤Ｎ２ｏ排放通量及总量估算 测定农田土壤Ｎ Ｏ排放通量是估算区域农田土壤Ｎ Ｏ排放量的基础，目前田间原位测定土壤Ｎ Ｏ排 放通量的主要方法为箱式静态采气法（包括密闭室法和开放室法）和微气象学法。箱式静态采气法因其器材 简单、操作方便而被广泛应用，所报道的Ｎ Ｏ排放通量测定也多采用该方法。微气象法中已有研究者开始 利用协调二级管激光器及傅立叶远红外光谱仪对Ｎ，Ｏ浓度进行高精度、实时、连续测定。采用何种方法测 定Ｎ Ｏ排放通量主要取决于研究目的和试验条件。农业生产作为一种大规模人类活动，对陆地生态系统的 影响范围和强度都非常大，由此造成的对全球气候变化的影响越来越受到人们关注。由于观测点重复性、研 究方法以及全球生态系统的复杂性和土壤空间变异性等条件限制，目前所得全球Ｎ Ｏ排放量也仅为粗略估 算。我国不同地区旱作农田和水田旱作时Ｎ Ｏ排放通量和因Ｎ Ｏ排放而造成的肥料损失率见表１ Ｊ。我 国幅员辽阔，不同农业气候带间种植制度和土壤类型存在很大差异，导致不同区域、不同作物农田Ｎ２Ｏ排放 中国生态农业学报 第１２卷 差异极大。且同一地区不同作物及不同地区同种作物Ｎ２ｏ排放及由此引起的肥料损失亦不同，这主要由气候 条件、土壤类型、施肥和灌水等不同而引起。旱作作物生长期间Ｎ２０排放通量为Ｎ １３．３～１２３．３ ｒｎ２・ｈ，休闲 期间Ｎ２ｏ排放较少，仅为Ｎ ７．１ ・ｈ。由 ｏ排放而造成的肥料Ｎ损失为０．１９％～０．８５％，平均 ０．５７％ 。１９９０年Ｋｈａｌｉｌ Ｍ．Ａ．Ｋ等 在我国南方水稻田中测定Ｎｚ０排放结果发现，水稻田释放的Ｎ，０ 量很少，且部分吸收Ｎ ｏ，平均排放通量为Ｎ一１．Ｏｔ￣ｇ／ｍ２・ｈ。但最近研究结果表明，水稻生长期间尤其是干 湿交替时Ｎ ｏ排放量极高。我国不同地区水稻生长期间Ｎ ｏ平均排放通量见表２，其范围为Ｎ ０～ １１６．Ｓｔａｇ／ｒｎ２・ｈ，Ｎｚ０排放量占施入肥料量比率平均为０．２４９％ ８］。水稻田释放Ｎ ０较少是因厌氧条件下 Ｎ ｏ最终变成Ｎ 后才排人大气。不同地区或同一地区因施肥等多种因素的不同Ｎ ｏ排放量亦存在极大差 异。较大区域Ｎ ｏ排放总量或采用模型进行估算，或采用Ｎ２ｏ排放通量和Ｎ肥的排放因子乘以耕地面积 而得，后者因未考虑年内Ｎ ｏ排放的季节变化、空间异质性和气候、农业措施对排放的影响，估算结果精度 较低，但有一定参考价值。１９９５年后由农田面积和初步测得的Ｎ ｏ排放通量估算我国水田Ｎ ｏ年排放量 为Ｎ ８８Ｇｇ，占农田总排放量的２２％；旱田Ｎ２０年排放量为Ｎ ３１０Ｇｇ，占农田总排放量的７８％ｌ８］。目前用来 估算农田土壤Ｎ ｏ排放的模型仅有ＤＮＤＣ、ＥｘｐｅｒｔＮ、ＮＡＳＡ－Ａｍｅｓ ＣＡＳＡ ｍｏｄｅｌ和Ｃｅｎｔｕｒｙ—ＮＧＡＳ。其中 ＤＮＤＣ模型是针对农田土壤痕量气体排放估算开发的，包括有关农业措施的输入如播种时间、施肥、灌溉等， 弥补了实验观测排放通量与耕地面积估算方法中的某些不足，提高了估计精度。王效科等＿４ 利用ＤＮＤＣ模 型估算我国农田土壤Ｎ ｏ年排放总量为Ｎ ３１０（１８０￣４４０）Ｇｇ，约占全球农田土壤排放量的１０％。 表１我国不同地区旱作农田和水田旱作期间Ｎ２０排放通量 。 Ｔａｂ．１ Ｎ２ ０ ｅｍｉｓｓｉｏｎｓ ｆｒｏｍ ｕｐｌａｎｄｓ ａｎｄ ｆｒｏｍ ｐａｄｄｙ ｆｉｅｌｄ ｄｕｒｉｎｇ ｕｐｌａｎｄ ｃｒｏｐ ｓｅａｓ０ｎ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｒｅｇｉｏｎｓ ｏｆ Ｃｈｉｎａ 地区 Ｒｅ函Ｂ 作物 Ｃｌ。ｐｓ 施Ｎ量／ｋｇ・ｈｍ一 Ｙ２ｏ排放通 ａｐｌ￣ｃａｔｉｏｎＮ Ａｍｏ￣ｌｔ ｏｆ Ｙ２ｏ—Ｎ占 地区 Ｒｅｇｉｏｎｓ 作物 Ｃｍｐｓ 施Ｎ量／ｋｇ・ｈｍ一 Ｙ２ｏ排放通 Ｙ２ｏ—Ｎ占 Ａｍ￣ｔｄ 量／Ｎ旭・ｍ－２ ｏｈ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎＮ Ａｍｏ￣ｌｔｏｆ Ａｍｏ￣ｔｏｆ 量／Ｎ旭・ｍ－２ ｏｈ一。 施肥量／％ Ｒａｔｅｏｆ Ｎ２Ｏ－Ｎｔｏ ０ｅｍｉｓｓｉｏｎ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ａｒｎｏｌｍｔ 施肥量／％ Ｒａｔｅｏｆ Ｎ２Ｏ－ＮｔＯ Ｎ２０ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ａｒｎｏｌｍｔ 辽宁沈阳 辽宁沈阳 大 玉 豆 米 ３５０ ３５０ ４５．８ １２３．３ 一 一 江苏句容 江苏苏州 小 小 麦 麦 ２００ ｌ８Ｏ １３．３ ５８ ４ ０．１９ Ｏ．８３ 河北石家庄 河北石家庄 河南封丘 河南封丘 玉米一小麦 玉米一小麦 小 棉 ３００ ３００ ｌ８３ ２７９ ２２．０ ２８．９ ４１．３ ６４．９ Ｏ．５４ ０．７０ 一 一 江苏苏州 江西鹰潭 江西鹰潭 平 均小 油 麦 菜 ｌ８Ｏ ３００ ３００ ６６．０ １１２．７ ７ １ ４９．９ Ｏ．８５ 一 一 ０ ５７ 麦 花 冬季休闲 江苏句容 小 麦 ３００ １４．９ ０ ３２ 表２我国不同地区水田水稻生长期间Ｎ２０排放通量 Ｔａｂ．２ Ｎ２ ０ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ｆｒｏｍ ｐａｄｄｙ ｆｉｅｌｄｓ ｉｎ ｖａｒｉｏｕｓ ｒｅｇｉｏｎｓ ｏｆ Ｃｈｉｎａ ｉｎ ｒｉｃｅ ｇｒｏｗｉｎｇ Ｓｅ２ｔｓｏｎ 地区 Ｒｅｉｎｓ 肥料种类 施Ｎ量／ｋｇ・ｈｍ一 Ｋｉｎｄ ０ｆ ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎＮ ０排放通 Ａｍｏ￣ｌｔｏｆ ０￣ｔｉｓｓｉｏｎ ｏＮ占 施肥量／％ 地区 Ｒｅｇｉｏｎｓ 肥料种类 施Ｎ量／ｋｇ・ｈｍ一 Ｙ２ｏ排放通 Ｋｉｎｄｏｆ ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ Ｙ２ｏ－Ｎ占 施肥量／％． Ａｍｏ￣ｌｔｏｆ 量／ＮｔＪｇ・ｍ一 ・ｈ一 Ａｍｏ￣ｔｏｆ 量／Ｎ旭・ｍ一 ・ｈ一。 ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎＮ Ａｍｏ￣ｌｔｏｆ ０ｅｍｉｓｓｉｏｎ Ｒａｔｅｏｆ ０，Ｎ ｔｏ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ａｒｎｏｌｍｔ Ｒａｔｅｏｆ Ｎ２Ｏ－Ｎｔｏ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ａｒｎｏｌｍｔ 辽宁沈阳 尿 素 ３５０ ４０９ １００ ３００ １００ ３００ ２１０ ０ １１０．１ ６．３ ２３ １ ６．３ ３６ ５ ９１．５ 一 一 ０．０３１ ０ １６０ ０．２８０ ０ ３８０ ０．２２０ 江苏苏州 江苏苏州 江西鹰潭 尿 素 ３１０ ２２０ ２６６ ２６６ １４１ １４１ １００．４ １１６ ５ ８０ ５ １ １ １１．３ ５９．６ ５３．６ ０．１９０ ０．４８０ 一 一 一 一 ０ ２４９ 河南封丘 尿素＋硫酸铵江苏南京 尿 江苏南京 尿 素 素 硫酸铵 尿 素 素 素 素 江西鹰潭“ 尿 广东广州 广东广州 平 均 尿 尿 江苏南京 硫 酸 铵 江苏南京 硫 酸铵 江苏苏州 尿 素 ＊为早稻，＊＊为晚稻。 硝化作用与反硝化作用是农田Ｎ ｏ产生的主要机制，影响硝化与反硝化作用的因素均对Ｎ ｏ生成产 生影响，而这两个过程在形成Ｎ：ｏ方面的相对重要性取决于环境条件，土壤通气状况、水分含量、Ｎ素状况 与Ｎ肥施用、有机质含量与组成、土壤质地与结构、耕作与土地利用、ｐＨ、温度等都是影响Ｎ ｏ生成与排放 第３期 张玉铭等：农田土壤Ｎ２Ｏ生成与排放影响因素及Ｎ Ｏ总量估算的研究 １２３ 的重要因素；根据我国各地农田Ｎ Ｏ排放通量测定结果及相应模型分析，初步估计全国农田Ｎ Ｏ年排放总 量为Ｎ ３１０－－３９８Ｇｇ，约占全球农田土壤排放总量的１０％。 参１封考文献 克，殷士学．影响氧化亚氮形成与排放的土壤因素．土壤学进展，１９９５，２３（６）：３５－－４２ ２曾江海，王智平．农田土壤Ｎ２Ｏ生成与排放研究．土壤通报，１９９５，２６（３）：１３２～１３４ ３徐华，邢光熹，蔡祖聪等．土壤质地对小麦和棉花田Ｎ２Ｏ排放的影响．农业环境保护，２０００，１９（１）：１－－３ ４王效科，李长生．中国农业土壤Ｎ２０排放量估算．环境科学学报，２０００，２０（４）：４８３－－４８８ ５ Ｂｏｕｗｍａｎ Ａ．Ｆ．Ｅｘｃｈａｎｇｅ ｏｆ ｇｒｅｅｎＭｕｓｅ ｇａｓｅｓ ｂｅｔｗｅｅｎ ｔｅｒｒｅｓｔｉｒａｌ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ａｎｄ ｔｈｅ ａｔｍｏｓｐｈｅｒｅ．Ｓｏｉｌ ａｎｄ ｔｈｅ Ｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅ Ｅｆｆｅｃｔ．Ｃｈｉｃｈｅｓ— ｔｅＡ＇：Ｊｏｈｎ Ｗｉｌｅｙ ａｎｄ Ｓｏｎｓ．１９９０．６０～１２７ ６ Ｂｒｅｎｎｅｒ Ｊ．Ｍ．，ｅｔ ａ１．Ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ，Ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ Ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ Ｎ２Ｏ．Ｃｈｉｃｈｅｓｔｅｒ：Ｊｏｈｎ Ｗｉｌｅｙ ｎｄ Ｓａｏｎｓ，１９８１．１５１～１７０ ７ Ｓｔｏｕｔｈａｍｅｒ Ａ．Ｈ．Ｂｉｏｌｏｇｙ ｏｆ Ａｎａｅｒｏｂｉｃ Ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓ．Ｎｅｗ Ｙｏｒｋ：Ｊｏｈｎ Ｗｉｌｅｙ ａｎｄ Ｓｏｎｓ．１９８８．２４５－－３０３ ８ Ｃａｉ Ｇ．Ｘ．Ｎ２０ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ｆｒｏｍ ｃｒｏｐｌｎｄ ｉａｎ Ｃｈｉｎａ．Ｎｕｔｒｉｅｎｔ Ｃｙｃｌｉｎｇ ｉｎ Ａｇｒｏｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ，１９９８，５２：２４９－－２５４ ９ Ｄｒｕｒｙ Ｃ．Ｆ．，ｅｔ ａ１．Ｎｉｔｒｉｃ ｏｘｉｄｅ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｕｓ ｏｘｉｄｅ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｆｒｏｍ ｓｏｉｌ：ｗａｔｅｒ ａｎｄ ｏｘｙｇｅｎ ｅｆｆｅｃｔｓ．Ｓｏｉｌ Ｓｃｉ．Ｓｏｃ．Ａｍ．Ｊ．，１９９２，５６：７６６ １０ Ｋｕｅｎｅｎ Ｊ．Ｇ．Ｔｈｅ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｓｕｌｐｈｕｒ ｃｙｃｌｅｓ．Ｃａｍｂｒｉｇｅ．ｄ＂ＣａｍｂｒｉｄｇｅＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ Ｐｒｅｓｓ．１９８８．１６１～１２８ １１ Ｃｏｌｏｕｍ Ｐ．Ｄｅｎｉｂｔｒｉｆｉａｔｃｉｏｎ ａｎｄ Ｎ２０ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｉｎ ｐａｓｔｕｒｅ ｓｏｉｌ：ｔｈｅ ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｓｕｐｐｌｙ ａｎｄ ｍｏｉｓｔｕｒｅ．Ａｇｒｉｃ．Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ Ｅｎｖｉｒｏｎ．， １９９２．３９：２６７～２７８ １２ Ｒｅｄｄｙ Ｋ．Ｒ．，ＲａｏＰ．Ｓ．Ｃ．，ＪｅｓｓｕｐＲ．Ｅ．Ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｃａｒｂｏｎｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎ ｏｎ ｄｅｎｉｔｒｉｆｉａｔｃｉｏｎ ｋｉｎｔｉｃｓｉｎ ｍｉｎｅｒａｌ ａｎｄｏｒｇａｎｉｃ ｓｏｉｌｓ．Ｓｏｉｌ Ｓｃｉ． Ｓｏｃ．Ａｍ．Ｊ．，１９８２，４６：６２－－６８ １３ Ｋｏｓｋｉｎｅｎ Ｗ．Ｃ．，Ｋｅｅｎｅｙ Ｄ、Ｒ．Ｅｆｆｃｔ ｏｆｅ ｐＨ ｏｎ ｔｈｅ ｒａｔｅ ｏｆ ｇａｓｅｏｕｓ ｐｒｏｄｕｃｔｓ ｏｆ ｄｅｎｉｔｒｉｆｉａｔｉｃｏｎ ｉｎ ａ ｓｉｌｔ ｌｏａｍ ｓｏｉｌ．Ｓｏｉｌ Ｓｃｉ．Ｓｏｃ．Ａｍ．Ｊ．， １９８２，４６：１１６５～１１６７ １４ Ｍｏｓｉｅｒ Ａ．Ｒ．，ｅｌ：ａ１．Ｆｉｅｌｄ ｄｅｎｉｔｉｆｒｉａｔｉｃｏｎ ｅｓｔｉｍａｔｉｏｎ ｂｙ ｎｉｔｒｏｇｅｎ一１５ ａｎｄ ａｃｅｔｙｌｅｎｅ ｉｎｈｉｂｉｔｉｏｎ ｔｅｃｈｎｉｑｕｅｓ．Ｓｏｉｌ Ｓｃｉ．Ｓｏｃ．Ａｍ．Ｊ．，１９８６，５０： ８３１－－８３３ １５ Ｋｈａｌｉｌ Ｍ．Ａ．Ｋ．，ＲａｓＤｌＵＳＳ￣ｑ Ｒ．Ａ．，Ｗａｎｇ Ｍ．Ｘ．，ｅｔａ１．Ｅｍｉ￣ｉｏｎｓｏｆ ｔｒａｃｅ ｇｅｓｅｓ ｆｒｏｍ Ｃｈｉｎｅｓｅ ｉｒｃｅ ｆｉｄｄｓ ａｎｄ ｂｉｏｇａｓ ｇｅｎｅｒａｔｉｏｎ：ＣＨｔ，（３０， ００２，ｃｈｌｏｍｃａｒｂｏｎｓ ａｎｄ ｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，１９９０，２０（１～２）：２０７～２２６