农田土壤N2O排放过程及硝态氮淋失简述

陆彬，张晓平，梁爱珍，贾淑霞，陈学文，陈升龙，刘四义

(1.中国科学院东北地理与农业生态研究所，吉林长春130102;2.中国科学院大学，北京100049)

农田土壤N2O排放过程及硝态氮淋失简述

陆彬1，2，张晓平1，梁爱珍1，贾淑霞1，陈学文1，陈升龙1，2，刘四义1，2

(1.中国科学院东北地理与农业生态研究所，吉林长春130102;2.中国科学院大学，北京100049)

氮素在生态环境中具有双重功能，一方面氮是植物生长所必须的营养元素，在农业生产中，当氮素不能满足作物生长时，需要施用化肥尤其是氮肥;另一方面过多施用的化肥氮素和废弃物中的氮素会污染环境，铵态氮素会被氧化为硝态氮素，硝态氮素会形成N2O，造成严重的环境问题。文章介绍了影响N2O的排放机理及影响土壤硝态氮淋失的主要因素，并对N2O排放及硝态氮淋失研究中需要加强的几个方面进行了展望。图1，参88。

硝态氮淋失;硝化作用;反硝化作用;N2O排放

氮素是农作物生长所必须的营养元素，而作物产量和品质的高低主要取决于实际的氮素输入量。化学肥料尤其是氮肥的施用，对促进现代农业生产的发展起着不可替代的作用，大量研究表明，施用氮肥不论是发达国家还是发展中国家，都成为了最快最有效的增产粮食措施［1］。过量的氮肥施用不但不会提高作物的产量，反而会降低其利用率。研究表明，约有52%的活性氮流入生态系统，造成严重的环境问题［2］。我国是世界上单位化肥投入与粮食产出比最低的国家之一，小麦和玉米等主要粮食作物的氮肥利用率仅为26%～28%(发达国家为45%)［3］。农田氮肥的低效利用，是造成农业面源污染水系富营养化、土壤酸化与重金属污染最重要的因素，威胁着生态安全并阻碍可持续发展。

1 N2O排放过程研究

土壤N2O主要来源于氮的生物转化和非生物转化过程［6-7］。如:有机氮转化成的矿化过程，转化成的硝化过程，以及还原形成N2O的反硝化过程。农田土壤中，微生物的硝化和反硝化过程是产生N2O的主要途径，约占到了全球排氮量的70%左右［8］。由于在高水分条件下土壤中氧气不足，因此人们普遍认为土壤在高水分条件下反硝化细菌的反硝化过程是产生N2O的主要途径，但通过控制土壤中氧气浓度和使用同位素标记法，对不同氧气条件下土壤N2O和NO产生途径进行研究发现:在低氧条件下，土壤N2O和NO产生的主要途径为氨氧化过程，而非反硝化细菌的反硝化过程［4］，见图1。这一研究结论与以往人们对土壤N2O和NO产生来源结论不同。

图1 土壤中N2O和NO产生的主要途径［4］Fig.1The main pathways of nitrous oxide(N2O)and nitric oxide(NO)production in soil

1.1 氨氧化过程

氨氧化过程包括硝化细菌的硝化过程、反硝化过程和硝化过程协同反硝化过程。硝化作用分为自养硝化作用和异养硝化作用;还原态的氮，如氨和部分有机氮在有氧条件下，通过硝化作用被氧化成亚硝酸盐。自养型和异养型的氨氧化酶均可以在各种细菌和古细菌中找到［9］。自养氨和亚硝酸盐的氧化酶要进行两步氧化:即氨气到亚硝酸盐再到硝酸盐的过程，即自养硝化作用［10］。异养硝化作用将有机氮化合物分解成氨，再进一步氧化成亚硝酸盐和硝酸盐，它是耕地生态系统土壤中的主要作用类型［11］。有研究表明，减少施氮量的同时采用缓释肥料或硝化抑制剂能有效减少N2O的排放量［12］，添加硝化抑制剂可以减少55%的N2O排放［13］，这都说明硝化作用对N2O排放量有很大影响。

硝化细菌生成N2O有两个途径:第一个途径是羟胺化学分解形成N2O［14］，第二个途径是羟胺氧化形成的亚硝酸盐，在低碳半厌氧的条件下被硝化细菌利用直接生产NO再生成N2O的过程［15］，羟胺化学分解产生的N2O是该过程产生N2O的主要途径［10］。硝化细菌的反硝化作用大大增加了土壤中总N2O的排放量［16］，尤其是当土壤水分和氧气限制反硝化作用时［15，17］更为显著。自养型和异养型硝化细菌均可以通过硝化-反硝化作用产生N2O［15］。

1.2 反硝化过程

1.2.1 化学反硝化作用。化学反硝化作用主要是指将无机或有机氮还原为亚硝酸盐，从而形成N2O的过程［18］。这一作用多发于亚硝酸盐累积高且pH＜5的土壤中［19］，如极酸性的森林土壤中［20］，在有光且相对潮湿的土壤表面，硝酸铵的分解过程［21］中也有发生。

1.2.2 反硝化细菌的反硝化作用。与硝化细菌相似，反硝化细菌的反硝化作用也可以产生N2O。反硝化作用广泛存在于细菌、真菌(包括外生菌根)［18］和其他真核生物［22］中，反硝化细菌用硝酸盐或亚硝酸盐及气态的氮氧化物(N2O)代替氧分子，作为反硝化作用的电子受体，同时也作为磷酸化作用的电子传递［23］。反硝化作用是产生N2O的主要途径，由于某些微生物种群中缺少N2O还原酶的基因，因此N2O有可能是中间产物，也可能是最终产物。此外，反硝化作用主要是靠N2O还原酶的催化作用催化成N2，当N2O的消耗量大于N2O的产生量时，反硝化作用变成N2O的消耗过程。与反硝化细菌相反，反硝化真菌的最终产物可能主要是N2O，因为真菌脱氮链在N2O形成后断裂［24］。反硝化作用是厌氧过程，其中N2O还原酶可能对氧气最敏感。然而，在之前的厌氧条件下加入氧气，除了N2O还原酶，其它反硝化酶可能都会保持活跃状态。此外，纯培养试验揭示了好氧反硝化作用生成了NO和N2O［23］，而田间原位试验的N2O净消耗量可以由好氧反硝化中N2O的还原过程来解释［25］。

1.3 共生反硝化及异化还原过程

政策七：6月24日，中共中央、国务院发布《关于全面加强生态环境保护坚决打好污染防治攻坚战的意见》。《意见》提出，要坚决打赢蓝天保卫战、着力打好碧水保卫战、扎实推进净土保卫战。

与传统反硝化硝酸盐和产出的N2O比例(2∶1)不同，共生反硝化作用过程中的硝酸盐与N2O的比例却仅为1∶1［25］。N2O也可以通过微生物亚硝化作用的中间氮化物的反硝化作用产生，其中一个氮原子来自于反硝化作用，另一个氮原子来源于氨、羟胺或有机氮化合物等共生基质。由于这个过程起源于反硝化作用，由相似的或同一种群的微生物活动产生［24］，因此被称为共生反硝化作用。

异化还原作用是硝酸盐异化还原为亚稍酸盐和氨的过程，是生态系统内部一个微生物的固化和再矿化途径，导致氮的滞留和营养保留［26］。异化还原作用是一个严格的厌氧过程，由兼性和专性厌氧微生物主导［27］，该过程中亚硝酸盐还原形成N2O则是一个生物学过程。

2 土壤硝态氮淋失研究

硝态氮处于氮素流动、损失和被利用的中心环节，大量研究表明，土壤硝态氮淋失是氮素损失的重要途径之一［28］，土壤硝态氮淋失量的多少主要受土壤剖面中可溶性氮数量及其分布的影响［29-30］。而土体中硝态氮的累积受多种因素影响［31-32］。一般来讲，在旱作农作体系中将100 cm定义为淋洗界面，界面以上的硝态氮有继续被作物根系利用的可能，界面以下的被淋洗［33］。近年来国内外学者对于农田土壤硝态氮淋失过程及其影响因素进行了大量研究，土壤中累积的硝态氮一方面被作物吸收利用［34-36］，另一方面被生物或非生物固持［37］，还可以通过淋溶、径流及反硝化等途径损失［38-39］。硝酸盐的淋洗不是连续性的，淋洗量受氮肥管理措施［40-41］、秸秆还田［42］、降雨量或灌溉量［43-44］、作物轮作种植体系［45-47］及土壤类型等因素影响［48］。

2.1 施肥对土壤硝态氮淋失影响

农田土壤硝态氮淋失是氮素损失的重要途径之一，而施氮量的多少、氮肥配施其他肥料以及秸秆还田对土壤硝态氮淋失均有重要影响。

2.1.1 。氮素淋洗量与施氮量呈显著正相关关系［51-54］，施氮量超过400 kg N·hm-2时，会加快硝酸盐的淋洗速度［51］，淋洗量及1.8 m土层收集到的淋洗液中的硝态氮浓度随着施氮量的增加而增加［54］。对潮土土壤的研究得出，当施氮量小于225 kg·hm-2时，0～100 cm土壤中硝酸盐的累积量增幅不大，但当施氮量继续增加时，土壤中硝酸盐的含量急剧增加;当施氮量增加到300 kg·hm-2和375 kg·hm-2时，在0～100 cm土壤中硝酸盐的含量分别增加4.2和7.4倍［55］。Quemada［56］的综合分析也表明，匹配作物生长所需的氮素管理，可以在不减产的前提下，平均能够降低40%的淋洗量。高亚军等人［57］研究表明，春玉米和冬小麦在生育期施氮量大于225 kg·hm-2时，0～200 cm土层中均有明显的硝酸盐累积且施氮量越高累积量越高，土壤中硝酸盐的淋失量与氮肥施用量紧密相关。一般情况下，土壤中残留的硝酸盐的量随着施氮量的增加而增加，但也有研究表明，在氮肥用量低于作物最佳或最高产量的施氮量时，是不会导致土壤硝酸盐的大量累积的，一旦超过此值，土壤硝态氮的累积量则急剧增加［29，58］。正常施氮量条件下，旱作系统中如玉米田或小麦田，在施肥当季，氮素淋失可能不是氮肥损失的主要途径。淋失的氮量约相当于全年施氮量的2.5%～6.2%，其中硝酸盐约占70%［59-60］。土壤中残留的硝态氮的含量随着施肥量的增加而增加，但呈非线性关系，当釆用最佳经济施肥量时，土壤中残留的硝态氮含量与不施肥处理的差异不大［58］，可见施氮量土壤硝态氮淋失量有很大影响。

2.1.2 。过量施用有机肥同样会增加土壤硝酸盐淋失的风险。大量研究表明，有机肥与无机肥合理配施可减少土壤硝酸盐累积与淋失风险［61-64］。在一定程度上合理配施有机肥和无机肥可以增加作物产量，降低土壤硝酸盐的累积，但施入的总氮量过大时，作物对氮素的吸收量将不再增加反而会增加土壤硝态氮的含量，且土壤中硝态氮的累积量随着总施氮量的增加而增加［65］。Sieling和Kage［53］对氮素淋洗的研究也表明，在不施有机肥的情况下，施化肥只是略微增加了氮素淋洗，而在秋季加施有机肥，会极大的促进氮素损失。Sarrantonio［45］在美国对一块免耕的土壤进行的研究表明，野豌豆还田处理的土壤硝态氮累积量比不还田的处理高100 kg·hm-2，而小麦秸秆还田处理比野豌豆还田处理降低约20%的硝态氮残留。合理配施有机肥与无机肥能够降低硝态氮淋失，主要是因为有机肥除氮素外，还有磷钾及微量元素，能够提高作物产量，增加作物地上部的吸氮量［66］;此外，因长期施用有机肥投入了大量的有机质，从而显著地改良了土壤性质，提升了土壤肥力，刺激了根系生长发育，增强了作物对无机氮的吸收与利用［67］。

2.1.3 秸秆还田对硝态氮淋失的影响。秸秆还田是一种将有机废弃物的处理与营养元素循环相结合的处理方式［68］。秸秆还田能够有效地提高作物产量，但秸秆中含有大量的氮元素，还田的秸秆将会刺激氮素淋洗损失并对地下水和地表水源造成毒害［69］。秸秆还田后有机态氮会分解矿化成为无机态氮，刺激硝态氮淋失［70］，而另一方面，碳氮比高的秸秆还田后，能加速土壤中无机氮向有机氮的转化，降低硝态氮被淋洗的风险。

2.2 降水和灌溉对土壤硝态氮淋失的影响

硝态氮易溶于水，且不易被土壤固定，易随土壤水分迁移，因此土壤中硝态氮的迁移过程同降雨量及灌溉量密切相关。较大的降水、过量或不合时宜的灌溉是导致土壤硝态氮淋失的主要原因。吕殿青等人［71］研究了不同灌溉量对砂质土壤中硝态氮累积的影响，结果表明，春玉米收获后，0～80 cm土壤硝态氮含量随灌溉量的增加而降低，且与灌溉量呈双曲线关系，充分表明了灌水量对土壤硝态氮的淋失作用。Quemada［56］的Meta综合分析也表明，基于同步匹配作物生长所需水分的优化管理，可以在不减产的前提下，平均降低80%的淋洗量。李晓欣等［72］对作物收获后的土壤含水量和土壤剖面硝态氮的累积量分布关系研究结果表明，在相同施肥条件下，硝态氮的累积量随着灌溉量的增加而下降。在干旱地区对不同灌溉量和施氮量双因素的交互作用研究表明，过量灌溉和高氮肥处理下，60 cm土层的淋洗量最高，为8.43 kg N·hm-2，而在高氮肥投入下，较低灌溉量60 cm土层的淋洗量仅为6.5 kg N·hm-2。在最低的2个灌溉量处理下，氮素基本无淋洗损失［43］。Wang［44］研究了华北平原地区玉米小麦体系中不同灌溉量(在正常降雨条件下再增加灌溉量0，100 mm，500 mm)下的土壤硝态氮淋失量，结果表明，在自然状态下氮的淋洗量为195 kg·hm-2±84 kg·hm-2，灌溉量增加到100 mm的情况下，淋洗量为392 kg·hm-2± 136 kg·hm-2，灌溉量为500 mm的情况下，淋洗量为612 kg·hm-2±211 kg·hm-2，已经占到了土壤剖面硝酸盐累积量的62%～69%。降水量的大小、强度和持续时间长短是影响土壤硝态氮淋失的另一个重要因素。由于我国不同地区不同季节降雨量差异明显，因此我国各地农田土壤硝态氮含量存在着明显差异。干旱地区降雨量少，但一旦遇到短时大量降雨，土壤中硝态氮会发生大量淋失。Fang等人［73］对冬小麦-夏玉米轮作下降雨量对土壤硝态氮淋失的研究发现，由于夏天降雨量大使得在玉米季中土壤硝态氮的淋失量显著高于小麦季。硝态氮在土壤中的累积量因降雨量的变化而变化，降雨量增加土壤硝态氮的累积峰深度增加［74］。通常情况下，硝态氮淋失主要发生在降雨集中的季节，硝态氮淋失量与同期降雨量呈显著的线性相关［75-76］。

2.3 土壤特性对土壤硝态氮淋失的影响

不同类型土壤的特性不同，对硝态氮在土壤中迁移的影响很大。土壤性质主要是指土壤质地、孔性、结构性及水分状况等，这些性质会从各个层面对硝态氮淋失产生影响。一般认为，土壤质地越粗大、孔隙越多，淋溶损失就越大［77］。对于粉砂质的土壤而言，因其反硝化作用较强，所以土壤中硝态氮的下渗速度很慢，因此一般不易发生淋失，但如果土壤中有大孔隙则也会发生淋失现象［60，78］。孙克刚等［79］对潮土、褐土及砂姜黑土三种土壤剖面硝态氮累积研究得出，在相同施肥条件下，砂姜黑土的累积量最多，褐土中的累积量最少。孙志高等［80］对三江平原典型草甸沼泽土和腐殖质沼泽土土壤中硝态氮的水平移动的研究结果表明，草甸沼泽土比腐殖质沼泽土相应土层更有利于硝态氮的水平移动，这主要受土层颗粒组成和孔隙度等物理性质的影响。土壤水分状况影响着土壤中微生物活性和通气性。当土壤孔隙含水量处于30%～60%时，硝化作用最为活跃;当土壤孔隙含水量在60%以上时，土壤反硝化作用增强。王改玲等人［81］的研究结果表明，当水分含量从20%增加到40%时，土壤中硝态氮的浓度升高，随着土壤孔隙含水量的进一步升高，土壤硝态氮浓度和硝化反应速率均有所降低。

2.4 不同种植体系对土壤硝态氮淋失的影响

种植体系对土壤硝态氮淋失也有很大的影响。不同作物对土壤中硝态氮的吸收利用能力存在差异。刘晓宏等［82］对黄土旱区进行的研究发现，在相同施肥种类和施肥量条件下，连续种植小麦、玉米及苜蓿，以玉米连作施肥土壤中硝态氮的累积量最小，而小麦连作施肥土中硝态氮的累积量最大，深根系作物小麦和豆科作物套种可有效的利用土壤中的氮素，减少土壤中氮素的残留与淋溶。作物对土壤氮素的吸收能力主要与其根系分布特点有关，小麦和玉米的根长可达2 m，比浅根作物能更好的吸收氮素。但蔬菜类作物的根深一般分布比较浅，这样分布在根层以下的硝态氮就不能被作物所利用［83］。不同根系类型作物轮作，特别是浅根系与深根系作物轮作可改变土壤中硝态氮的累积和移动［84］。此外，不同土地利用方式下土壤中氮素转化方向和程度存在差异。胡玉婷等［85］对我国农田氮素淋失数据进行统计分析的结果表明，水田中总氮的表观淋失率平均为2.19%，地下总氮的表观损失率平均值为4.35%。可见，旱作条件下土壤氮素的淋失量高于淹水条件下氮素的淋失量。有报导表明，水分干湿交替可激活微生物活性继而增强土壤酶活性从而加快有机氮向无机氮的转化反应速率，降低了土壤有机氮库含量［86］。王德建等［87］的研究表明，在麦季氮素的渗漏损失主要以硝态氮为主，渗漏液总氮量中43%～72%是以硝态氮的形式存在，硝态氮的总淋洗量为17.8 kg·hm-2～58.5 kg·hm-2;而在稻季，稻田渗漏水中氨态氮和硝态氮含量均很低。研究发现，旱季由有机质矿化产生的氨态氮被氧化为硝态氮并累积在土壤中，而累积的硝态氮在土壤淹水时很可能由于淋洗而损失［88］。

3 研究展望

综上所述，基于现有的研究成果，今后的研究可以从以下几方面展开:

①氮肥在施入土壤后主要有三种去向，作物吸收、土壤残留和损失(包括淋失和N2O排放)。三者之间处于相互转化的动态过程中，因此今后的研究重点应为科学施肥，其核心是施用肥料量和作物需求相一致，根据不同作物，不同土壤情况确定所需保证产量的肥料使用量;其次，由于作物生理特性不同，在不同生长期所需肥料量也不同，因此我们今后的研究重点应放在作物不同生长期内分期施肥，保证作物产量的同时减少肥料施用量。

②土壤中残留的氮在农民已经过量供氮的实际施肥量处理和减量施氮处理中的淋洗机制不一样。短期的淋洗研究并不能完全反映某一地区不同氮肥管理措施对硝态氮淋洗量的影响，需要进行更长周期的监测。

③与以往研究关于低氧气浓度下，反硝化细菌反硝化过程产生N2O的主要途径的结果不同，有研究发现氨氧化过程是产生N2O的主要途径，这需要我们进行更深入的研究。此外不同地区的N2O排放有些主要来源于硝化作用，有些则主要来源于反硝化作用，这可能与不同地区的土壤类型及土壤团聚体结构差异有关，进而影响土壤微生物活动，因此应研究不同土壤类型的N2O排放机理，并对产生这种差异的原因做深入研究。

④通过近期的研究总结，我们可以在长效肥料对作物产量及氮素损失方面的积极作用进行研究，从不同缓释机制的角度，对保护酰胺态氮不被水解的包膜废料和硝化抑制剂类肥料的作用进行深入探讨。

⑤通过采取保护性耕作方式，减少对耕层土壤的扰动，减少有机质流失等，建立保肥保水的耕层土壤，从而减少氮素流失及N2O排放，这还需进行长期深入的研究。

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Soil N2O Emission and Nitrate Leaching in Cropland:A Review

LU Bin1，2，ZHANG Xiao-ping1，LIANG Ai-zhen1，JIA Shu-xia1，CHEN Xue-wen1，CHEN Sheng-long1，2，LIU Si-yi1，2
(1.Northeast Institute of Geography and Agroecology，CAS，Changchun 130102，China; 2.University of Chinese Academy of Science，Beijing 100049，China)

Nitrogen(N)has a dual function in the ecological environment.On the one hand，nitrogen is an essential element for plant growth and development in agricultural production，and supplement of nitrogen fertilizer is required when soil N can＇t meet the crop demand.On the other hand，too much application of nitrogen in fertilizer and waste will pollute the environment.Ammonium nitrogen in environment will be oxidized into nitrate nitrogen，which will be N2O formation resource，causing severe environmental problems.This article mainly introduced the influence of N2O emissions from biological processes and biological processes.At the same time，the main factors influencing soil NO-3-N leaching were summarized.Research avenues for some aspects of the N2O emissions and NO-3-N leaching study were also discussed.

leaching;nitrification;denitrification;N2O emission

S154.1

A

10.11689/j.issn.2095-2961.2015.04.005

2095-2961(2015)04-0168-08

2015-04-21;

2015-06-12.

国家自然科学基金项目(41201217，31170483);中国科学院重点部署项目(KZZD-EW-TZ-16-02);中国科学院东北地理与农业生态研究所“优秀青年人才”基金项目(DLSYQ12003).

陆彬(1982-)，男，江苏建湖人，在读博士研究生，研究方向为黑土保护性耕作.

张晓平(1957-)，男，吉林长春人，研究员，主要研究方向为土壤化学与土壤有机碳.