2024年4月10日发(作者：拓跋元化)
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 ａ
ｓｏｍｅ 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
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2024年4月10日发(作者：拓跋元化)
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 ａ
ｓｏｍｅ 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
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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，
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