陸彬，張曉平，梁愛(ài)珍，賈淑霞，陳學(xué)文，陳升龍，劉四義

(1.中國(guó)科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，吉林長(zhǎng)春130102;2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京100049)

農(nóng)田土壤N2O排放過(guò)程及硝態(tài)氮淋失簡(jiǎn)述

陸彬1，2，張曉平1，梁愛(ài)珍1，賈淑霞1，陳學(xué)文1，陳升龍1，2，劉四義1，2

(1.中國(guó)科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，吉林長(zhǎng)春130102;2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京100049)

氮素在生態(tài)環(huán)境中具有雙重功能，一方面氮是植物生長(zhǎng)所必須的營(yíng)養(yǎng)元素，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，當(dāng)?shù)夭荒軡M足作物生長(zhǎng)時(shí)，需要施用化肥尤其是氮肥;另一方面過(guò)多施用的化肥氮素和廢棄物中的氮素會(huì)污染環(huán)境，銨態(tài)氮素會(huì)被氧化為硝態(tài)氮素，硝態(tài)氮素會(huì)形成N2O，造成嚴(yán)重的環(huán)境問(wèn)題。文章介紹了影響N2O的排放機(jī)理及影響土壤硝態(tài)氮淋失的主要因素，并對(duì)N2O排放及硝態(tài)氮淋失研究中需要加強(qiáng)的幾個(gè)方面進(jìn)行了展望。圖1，參88。

硝態(tài)氮淋失;硝化作用;反硝化作用;N2O排放

氮素是農(nóng)作物生長(zhǎng)所必須的營(yíng)養(yǎng)元素，而作物產(chǎn)量和品質(zhì)的高低主要取決于實(shí)際的氮素輸入量。化學(xué)肥料尤其是氮肥的施用，對(duì)促進(jìn)現(xiàn)代農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的發(fā)展起著不可替代的作用，大量研究表明，施用氮肥不論是發(fā)達(dá)國(guó)家還是發(fā)展中國(guó)家，都成為了最快最有效的增產(chǎn)糧食措施［1］。過(guò)量的氮肥施用不但不會(huì)提高作物的產(chǎn)量，反而會(huì)降低其利用率。研究表明，約有52%的活性氮流入生態(tài)系統(tǒng)，造成嚴(yán)重的環(huán)境問(wèn)題［2］。我國(guó)是世界上單位化肥投入與糧食產(chǎn)出比最低的國(guó)家之一，小麥和玉米等主要糧食作物的氮肥利用率僅為26%～28%(發(fā)達(dá)國(guó)家為45%)［3］。農(nóng)田氮肥的低效利用，是造成農(nóng)業(yè)面源污染水系富營(yíng)養(yǎng)化、土壤酸化與重金屬污染最重要的因素，威脅著生態(tài)安全并阻礙可持續(xù)發(fā)展。

1 N2O排放過(guò)程研究

土壤N2O主要來(lái)源于氮的生物轉(zhuǎn)化和非生物轉(zhuǎn)化過(guò)程［6-7］。如:有機(jī)氮轉(zhuǎn)化成的礦化過(guò)程，轉(zhuǎn)化成的硝化過(guò)程，以及還原形成N2O的反硝化過(guò)程。農(nóng)田土壤中，微生物的硝化和反硝化過(guò)程是產(chǎn)生N2O的主要途徑，約占到了全球排氮量的70%左右［8］。由于在高水分條件下土壤中氧氣不足，因此人們普遍認(rèn)為土壤在高水分條件下反硝化細(xì)菌的反硝化過(guò)程是產(chǎn)生N2O的主要途徑，但通過(guò)控制土壤中氧氣濃度和使用同位素標(biāo)記法，對(duì)不同氧氣條件下土壤N2O和NO產(chǎn)生途徑進(jìn)行研究發(fā)現(xiàn):在低氧條件下，土壤N2O和NO產(chǎn)生的主要途徑為氨氧化過(guò)程，而非反硝化細(xì)菌的反硝化過(guò)程［4］，見(jiàn)圖1。這一研究結(jié)論與以往人們對(duì)土壤N2O和NO產(chǎn)生來(lái)源結(jié)論不同。

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

1.1 氨氧化過(guò)程

氨氧化過(guò)程包括硝化細(xì)菌的硝化過(guò)程、反硝化過(guò)程和硝化過(guò)程協(xié)同反硝化過(guò)程。硝化作用分為自養(yǎng)硝化作用和異養(yǎng)硝化作用;還原態(tài)的氮，如氨和部分有機(jī)氮在有氧條件下，通過(guò)硝化作用被氧化成亞硝酸鹽。自養(yǎng)型和異養(yǎng)型的氨氧化酶均可以在各種細(xì)菌和古細(xì)菌中找到［9］。自養(yǎng)氨和亞硝酸鹽的氧化酶要進(jìn)行兩步氧化:即氨氣到亞硝酸鹽再到硝酸鹽的過(guò)程，即自養(yǎng)硝化作用［10］。異養(yǎng)硝化作用將有機(jī)氮化合物分解成氨，再進(jìn)一步氧化成亞硝酸鹽和硝酸鹽，它是耕地生態(tài)系統(tǒng)土壤中的主要作用類型［11］。有研究表明，減少施氮量的同時(shí)采用緩釋肥料或硝化抑制劑能有效減少N2O的排放量［12］，添加硝化抑制劑可以減少55%的N2O排放［13］，這都說(shuō)明硝化作用對(duì)N2O排放量有很大影響。

硝化細(xì)菌生成N2O有兩個(gè)途徑:第一個(gè)途徑是羥胺化學(xué)分解形成N2O［14］，第二個(gè)途徑是羥胺氧化形成的亞硝酸鹽，在低碳半?yún)捬醯臈l件下被硝化細(xì)菌利用直接生產(chǎn)NO再生成N2O的過(guò)程［15］，羥胺化學(xué)分解產(chǎn)生的N2O是該過(guò)程產(chǎn)生N2O的主要途徑［10］。硝化細(xì)菌的反硝化作用大大增加了土壤中總N2O的排放量［16］，尤其是當(dāng)土壤水分和氧氣限制反硝化作用時(shí)［15，17］更為顯著。自養(yǎng)型和異養(yǎng)型硝化細(xì)菌均可以通過(guò)硝化-反硝化作用產(chǎn)生N2O［15］。

1.2 反硝化過(guò)程

1.2.1 化學(xué)反硝化作用。化學(xué)反硝化作用主要是指將無(wú)機(jī)或有機(jī)氮還原為亞硝酸鹽，從而形成N2O的過(guò)程［18］。這一作用多發(fā)于亞硝酸鹽累積高且pH＜5的土壤中［19］，如極酸性的森林土壤中［20］，在有光且相對(duì)潮濕的土壤表面，硝酸銨的分解過(guò)程［21］中也有發(fā)生。

1.2.2 反硝化細(xì)菌的反硝化作用。與硝化細(xì)菌相似，反硝化細(xì)菌的反硝化作用也可以產(chǎn)生N2O。反硝化作用廣泛存在于細(xì)菌、真菌(包括外生菌根)［18］和其他真核生物［22］中，反硝化細(xì)菌用硝酸鹽或亞硝酸鹽及氣態(tài)的氮氧化物(N2O)代替氧分子，作為反硝化作用的電子受體，同時(shí)也作為磷酸化作用的電子傳遞［23］。反硝化作用是產(chǎn)生N2O的主要途徑，由于某些微生物種群中缺少N2O還原酶的基因，因此N2O有可能是中間產(chǎn)物，也可能是最終產(chǎn)物。此外，反硝化作用主要是靠N2O還原酶的催化作用催化成N2，當(dāng)N2O的消耗量大于N2O的產(chǎn)生量時(shí)，反硝化作用變成N2O的消耗過(guò)程。與反硝化細(xì)菌相反，反硝化真菌的最終產(chǎn)物可能主要是N2O，因?yàn)檎婢摰溤贜2O形成后斷裂［24］。反硝化作用是厭氧過(guò)程，其中N2O還原酶可能對(duì)氧氣最敏感。然而，在之前的厭氧條件下加入氧氣，除了N2O還原酶，其它反硝化酶可能都會(huì)保持活躍狀態(tài)。此外，純培養(yǎng)試驗(yàn)揭示了好氧反硝化作用生成了NO和N2O［23］，而田間原位試驗(yàn)的N2O凈消耗量可以由好氧反硝化中N2O的還原過(guò)程來(lái)解釋［25］。

1.3 共生反硝化及異化還原過(guò)程

政策七：6月24日，中共中央、國(guó)務(wù)院發(fā)布《關(guān)于全面加強(qiáng)生態(tài)環(huán)境保護(hù)堅(jiān)決打好污染防治攻堅(jiān)戰(zhàn)的意見(jiàn)》。《意見(jiàn)》提出，要堅(jiān)決打贏藍(lán)天保衛(wèi)戰(zhàn)、著力打好碧水保衛(wèi)戰(zhàn)、扎實(shí)推進(jìn)凈土保衛(wèi)戰(zhàn)。

與傳統(tǒng)反硝化硝酸鹽和產(chǎn)出的N2O比例(2∶1)不同，共生反硝化作用過(guò)程中的硝酸鹽與N2O的比例卻僅為1∶1［25］。N2O也可以通過(guò)微生物亞硝化作用的中間氮化物的反硝化作用產(chǎn)生，其中一個(gè)氮原子來(lái)自于反硝化作用，另一個(gè)氮原子來(lái)源于氨、羥胺或有機(jī)氮化合物等共生基質(zhì)。由于這個(gè)過(guò)程起源于反硝化作用，由相似的或同一種群的微生物活動(dòng)產(chǎn)生［24］，因此被稱為共生反硝化作用。

異化還原作用是硝酸鹽異化還原為亞稍酸鹽和氨的過(guò)程，是生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部一個(gè)微生物的固化和再礦化途徑，導(dǎo)致氮的滯留和營(yíng)養(yǎng)保留［26］。異化還原作用是一個(gè)嚴(yán)格的厭氧過(guò)程，由兼性和專性厭氧微生物主導(dǎo)［27］，該過(guò)程中亞硝酸鹽還原形成N2O則是一個(gè)生物學(xué)過(guò)程。

2 土壤硝態(tài)氮淋失研究

硝態(tài)氮處于氮素流動(dòng)、損失和被利用的中心環(huán)節(jié)，大量研究表明，土壤硝態(tài)氮淋失是氮素?fù)p失的重要途徑之一［28］，土壤硝態(tài)氮淋失量的多少主要受土壤剖面中可溶性氮數(shù)量及其分布的影響［29-30］。而土體中硝態(tài)氮的累積受多種因素影響［31-32］。一般來(lái)講，在旱作農(nóng)作體系中將100 cm定義為淋洗界面，界面以上的硝態(tài)氮有繼續(xù)被作物根系利用的可能，界面以下的被淋洗［33］。近年來(lái)國(guó)內(nèi)外學(xué)者對(duì)于農(nóng)田土壤硝態(tài)氮淋失過(guò)程及其影響因素進(jìn)行了大量研究，土壤中累積的硝態(tài)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］，還可以通過(guò)淋溶、徑流及反硝化等途徑損失［38-39］。硝酸鹽的淋洗不是連續(xù)性的，淋洗量受氮肥管理措施［40-41］、秸稈還田［42］、降雨量或灌溉量［43-44］、作物輪作種植體系［45-47］及土壤類型等因素影響［48］。

2.1 施肥對(duì)土壤硝態(tài)氮淋失影響

農(nóng)田土壤硝態(tài)氮淋失是氮素?fù)p失的重要途徑之一，而施氮量的多少、氮肥配施其他肥料以及秸稈還田對(duì)土壤硝態(tài)氮淋失均有重要影響。

2.1.1 。氮素淋洗量與施氮量呈顯著正相關(guān)關(guān)系［51-54］，施氮量超過(guò)400 kg N·hm-2時(shí)，會(huì)加快硝酸鹽的淋洗速度［51］，淋洗量及1.8 m土層收集到的淋洗液中的硝態(tài)氮濃度隨著施氮量的增加而增加［54］。對(duì)潮土土壤的研究得出，當(dāng)施氮量小于225 kg·hm-2時(shí)，0～100 cm土壤中硝酸鹽的累積量增幅不大，但當(dāng)施氮量繼續(xù)增加時(shí)，土壤中硝酸鹽的含量急劇增加;當(dāng)施氮量增加到300 kg·hm-2和375 kg·hm-2時(shí)，在0～100 cm土壤中硝酸鹽的含量分別增加4.2和7.4倍［55］。Quemada［56］的綜合分析也表明，匹配作物生長(zhǎng)所需的氮素管理，可以在不減產(chǎn)的前提下，平均能夠降低40%的淋洗量。高亞軍等人［57］研究表明，春玉米和冬小麥在生育期施氮量大于225 kg·hm-2時(shí)，0～200 cm土層中均有明顯的硝酸鹽累積且施氮量越高累積量越高，土壤中硝酸鹽的淋失量與氮肥施用量緊密相關(guān)。一般情況下，土壤中殘留的硝酸鹽的量隨著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產(chǎn)量的施氮量時(shí)，是不會(huì)導(dǎo)致土壤硝酸鹽的大量累積的，一旦超過(guò)此值，土壤硝態(tài)氮的累積量則急劇增加［29，58］。正常施氮量條件下，旱作系統(tǒng)中如玉米田或小麥田，在施肥當(dāng)季，氮素淋失可能不是氮肥損失的主要途徑。淋失的氮量約相當(dāng)于全年施氮量的2.5%～6.2%，其中硝酸鹽約占70%［59-60］。土壤中殘留的硝態(tài)氮的含量隨著施肥量的增加而增加，但呈非線性關(guān)系，當(dāng)釆用最佳經(jīng)濟(jì)施肥量時(shí)，土壤中殘留的硝態(tài)氮含量與不施肥處理的差異不大［58］，可見(jiàn)施氮量土壤硝態(tài)氮淋失量有很大影響。

2.1.2 。過(guò)量施用有機(jī)肥同樣會(huì)增加土壤硝酸鹽淋失的風(fēng)險(xiǎn)。大量研究表明，有機(jī)肥與無(wú)機(jī)肥合理配施可減少土壤硝酸鹽累積與淋失風(fēng)險(xiǎn)［61-64］。在一定程度上合理配施有機(jī)肥和無(wú)機(jī)肥可以增加作物產(chǎn)量，降低土壤硝酸鹽的累積，但施入的總氮量過(guò)大時(shí)，作物對(duì)氮素的吸收量將不再增加反而會(huì)增加土壤硝態(tài)氮的含量，且土壤中硝態(tài)氮的累積量隨著總施氮量的增加而增加［65］。Sieling和Kage［53］對(duì)氮素淋洗的研究也表明，在不施有機(jī)肥的情況下，施化肥只是略微增加了氮素淋洗，而在秋季加施有機(jī)肥，會(huì)極大的促進(jìn)氮素?fù)p失。Sarrantonio［45］在美國(guó)對(duì)一塊免耕的土壤進(jìn)行的研究表明，野豌豆還田處理的土壤硝態(tài)氮累積量比不還田的處理高100 kg·hm-2，而小麥秸稈還田處理比野豌豆還田處理降低約20%的硝態(tài)氮?dú)埩?。合理配施有機(jī)肥與無(wú)機(jī)肥能夠降低硝態(tài)氮淋失，主要是因?yàn)橛袡C(jī)肥除氮素外，還有磷鉀及微量元素，能夠提高作物產(chǎn)量，增加作物地上部的吸氮量［66］;此外，因長(zhǎng)期施用有機(jī)肥投入了大量的有機(jī)質(zhì)，從而顯著地改良了土壤性質(zhì)，提升了土壤肥力，刺激了根系生長(zhǎng)發(fā)育，增強(qiáng)了作物對(duì)無(wú)機(jī)氮的吸收與利用［67］。

2.1.3 秸稈還田對(duì)硝態(tài)氮淋失的影響。秸稈還田是一種將有機(jī)廢棄物的處理與營(yíng)養(yǎng)元素循環(huán)相結(jié)合的處理方式［68］。秸稈還田能夠有效地提高作物產(chǎn)量，但秸稈中含有大量的氮元素，還田的秸稈將會(huì)刺激氮素淋洗損失并對(duì)地下水和地表水源造成毒害［69］。秸稈還田后有機(jī)態(tài)氮會(huì)分解礦化成為無(wú)機(jī)態(tài)氮，刺激硝態(tài)氮淋失［70］，而另一方面，碳氮比高的秸稈還田后，能加速土壤中無(wú)機(jī)氮向有機(jī)氮的轉(zhuǎn)化，降低硝態(tài)氮被淋洗的風(fēng)險(xiǎn)。

2.2 降水和灌溉對(duì)土壤硝態(tài)氮淋失的影響

硝態(tài)氮易溶于水，且不易被土壤固定，易隨土壤水分遷移，因此土壤中硝態(tài)氮的遷移過(guò)程同降雨量及灌溉量密切相關(guān)。較大的降水、過(guò)量或不合時(shí)宜的灌溉是導(dǎo)致土壤硝態(tài)氮淋失的主要原因。呂殿青等人［71］研究了不同灌溉量對(duì)砂質(zhì)土壤中硝態(tài)氮累積的影響，結(jié)果表明，春玉米收獲后，0～80 cm土壤硝態(tài)氮含量隨灌溉量的增加而降低，且與灌溉量呈雙曲線關(guān)系，充分表明了灌水量對(duì)土壤硝態(tài)氮的淋失作用。Quemada［56］的Meta綜合分析也表明，基于同步匹配作物生長(zhǎng)所需水分的優(yōu)化管理，可以在不減產(chǎn)的前提下，平均降低80%的淋洗量。李曉欣等［72］對(duì)作物收獲后的土壤含水量和土壤剖面硝態(tài)氮的累積量分布關(guān)系研究結(jié)果表明，在相同施肥條件下，硝態(tài)氮的累積量隨著灌溉量的增加而下降。在干旱地區(qū)對(duì)不同灌溉量和施氮量雙因素的交互作用研究表明，過(guò)量灌溉和高氮肥處理下，60 cm土層的淋洗量最高，為8.43 kg N·hm-2，而在高氮肥投入下，較低灌溉量60 cm土層的淋洗量?jī)H為6.5 kg N·hm-2。在最低的2個(gè)灌溉量處理下，氮素基本無(wú)淋洗損失［43］。Wang［44］研究了華北平原地區(qū)玉米小麥體系中不同灌溉量(在正常降雨條件下再增加灌溉量0，100 mm，500 mm)下的土壤硝態(tài)氮淋失量，結(jié)果表明，在自然狀態(tài)下氮的淋洗量為195 kg·hm-2±84 kg·hm-2，灌溉量增加到100 mm的情況下，淋洗量為392 kg·hm-2± 136 kg·hm-2，灌溉量為500 mm的情況下，淋洗量為612 kg·hm-2±211 kg·hm-2，已經(jīng)占到了土壤剖面硝酸鹽累積量的62%～69%。降水量的大小、強(qiáng)度和持續(xù)時(shí)間長(zhǎng)短是影響土壤硝態(tài)氮淋失的另一個(gè)重要因素。由于我國(guó)不同地區(qū)不同季節(jié)降雨量差異明顯，因此我國(guó)各地農(nóng)田土壤硝態(tài)氮含量存在著明顯差異。干旱地區(qū)降雨量少，但一旦遇到短時(shí)大量降雨，土壤中硝態(tài)氮會(huì)發(fā)生大量淋失。Fang等人［73］對(duì)冬小麥-夏玉米輪作下降雨量對(duì)土壤硝態(tài)氮淋失的研究發(fā)現(xiàn)，由于夏天降雨量大使得在玉米季中土壤硝態(tài)氮的淋失量顯著高于小麥季。硝態(tài)氮在土壤中的累積量因降雨量的變化而變化，降雨量增加土壤硝態(tài)氮的累積峰深度增加［74］。通常情況下，硝態(tài)氮淋失主要發(fā)生在降雨集中的季節(jié)，硝態(tài)氮淋失量與同期降雨量呈顯著的線性相關(guān)［75-76］。

2.3 土壤特性對(duì)土壤硝態(tài)氮淋失的影響

不同類型土壤的特性不同，對(duì)硝態(tài)氮在土壤中遷移的影響很大。土壤性質(zhì)主要是指土壤質(zhì)地、孔性、結(jié)構(gòu)性及水分狀況等，這些性質(zhì)會(huì)從各個(gè)層面對(duì)硝態(tài)氮淋失產(chǎn)生影響。一般認(rèn)為，土壤質(zhì)地越粗大、孔隙越多，淋溶損失就越大［77］。對(duì)于粉砂質(zhì)的土壤而言，因其反硝化作用較強(qiáng)，所以土壤中硝態(tài)氮的下滲速度很慢，因此一般不易發(fā)生淋失，但如果土壤中有大孔隙則也會(huì)發(fā)生淋失現(xiàn)象［60，78］。孫克剛等［79］對(duì)潮土、褐土及砂姜黑土三種土壤剖面硝態(tài)氮累積研究得出，在相同施肥條件下，砂姜黑土的累積量最多，褐土中的累積量最少。孫志高等［80］對(duì)三江平原典型草甸沼澤土和腐殖質(zhì)沼澤土土壤中硝態(tài)氮的水平移動(dòng)的研究結(jié)果表明，草甸沼澤土比腐殖質(zhì)沼澤土相應(yīng)土層更有利于硝態(tài)氮的水平移動(dòng)，這主要受土層顆粒組成和孔隙度等物理性質(zhì)的影響。土壤水分狀況影響著土壤中微生物活性和通氣性。當(dāng)土壤孔隙含水量處于30%～60%時(shí)，硝化作用最為活躍;當(dāng)土壤孔隙含水量在60%以上時(shí)，土壤反硝化作用增強(qiáng)。王改玲等人［81］的研究結(jié)果表明，當(dāng)水分含量從20%增加到40%時(shí)，土壤中硝態(tài)氮的濃度升高，隨著土壤孔隙含水量的進(jìn)一步升高，土壤硝態(tài)氮濃度和硝化反應(yīng)速率均有所降低。

2.4 不同種植體系對(duì)土壤硝態(tài)氮淋失的影響

種植體系對(duì)土壤硝態(tài)氮淋失也有很大的影響。不同作物對(duì)土壤中硝態(tài)氮的吸收利用能力存在差異。劉曉宏等［82］對(duì)黃土旱區(qū)進(jìn)行的研究發(fā)現(xiàn)，在相同施肥種類和施肥量條件下，連續(xù)種植小麥、玉米及苜蓿，以玉米連作施肥土壤中硝態(tài)氮的累積量最小，而小麥連作施肥土中硝態(tài)氮的累積量最大，深根系作物小麥和豆科作物套種可有效的利用土壤中的氮素，減少土壤中氮素的殘留與淋溶。作物對(duì)土壤氮素的吸收能力主要與其根系分布特點(diǎn)有關(guān)，小麥和玉米的根長(zhǎng)可達(dá)2 m，比淺根作物能更好的吸收氮素。但蔬菜類作物的根深一般分布比較淺，這樣分布在根層以下的硝態(tài)氮就不能被作物所利用［83］。不同根系類型作物輪作，特別是淺根系與深根系作物輪作可改變土壤中硝態(tài)氮的累積和移動(dòng)［84］。此外，不同土地利用方式下土壤中氮素轉(zhuǎn)化方向和程度存在差異。胡玉婷等［85］對(duì)我國(guó)農(nóng)田氮素淋失數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析的結(jié)果表明，水田中總氮的表觀淋失率平均為2.19%，地下總氮的表觀損失率平均值為4.35%。可見(jiàn)，旱作條件下土壤氮素的淋失量高于淹水條件下氮素的淋失量。有報(bào)導(dǎo)表明，水分干濕交替可激活微生物活性繼而增強(qiáng)土壤酶活性從而加快有機(jī)氮向無(wú)機(jī)氮的轉(zhuǎn)化反應(yīng)速率，降低了土壤有機(jī)氮庫(kù)含量［86］。王德建等［87］的研究表明，在麥季氮素的滲漏損失主要以硝態(tài)氮為主，滲漏液總氮量中43%～72%是以硝態(tài)氮的形式存在，硝態(tài)氮的總淋洗量為17.8 kg·hm-2～58.5 kg·hm-2;而在稻季，稻田滲漏水中氨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量均很低。研究發(fā)現(xiàn)，旱季由有機(jī)質(zhì)礦化產(chǎn)生的氨態(tài)氮被氧化為硝態(tài)氮并累積在土壤中，而累積的硝態(tài)氮在土壤淹水時(shí)很可能由于淋洗而損失［88］。

3 研究展望

綜上所述，基于現(xiàn)有的研究成果，今后的研究可以從以下幾方面展開(kāi):

①氮肥在施入土壤后主要有三種去向，作物吸收、土壤殘留和損失(包括淋失和N2O排放)。三者之間處于相互轉(zhuǎn)化的動(dòng)態(tài)過(guò)程中，因此今后的研究重點(diǎn)應(yīng)為科學(xué)施肥，其核心是施用肥料量和作物需求相一致，根據(jù)不同作物，不同土壤情況確定所需保證產(chǎn)量的肥料使用量;其次，由于作物生理特性不同，在不同生長(zhǎng)期所需肥料量也不同，因此我們今后的研究重點(diǎn)應(yīng)放在作物不同生長(zhǎng)期內(nèi)分期施肥，保證作物產(chǎn)量的同時(shí)減少肥料施用量。

②土壤中殘留的氮在農(nóng)民已經(jīng)過(guò)量供氮的實(shí)際施肥量處理和減量施氮處理中的淋洗機(jī)制不一樣。短期的淋洗研究并不能完全反映某一地區(qū)不同氮肥管理措施對(duì)硝態(tài)氮淋洗量的影響，需要進(jìn)行更長(zhǎng)周期的監(jiān)測(cè)。

③與以往研究關(guān)于低氧氣濃度下，反硝化細(xì)菌反硝化過(guò)程產(chǎn)生N2O的主要途徑的結(jié)果不同，有研究發(fā)現(xiàn)氨氧化過(guò)程是產(chǎn)生N2O的主要途徑，這需要我們進(jìn)行更深入的研究。此外不同地區(qū)的N2O排放有些主要來(lái)源于硝化作用，有些則主要來(lái)源于反硝化作用，這可能與不同地區(qū)的土壤類型及土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)差異有關(guān)，進(jìn)而影響土壤微生物活動(dòng)，因此應(yīng)研究不同土壤類型的N2O排放機(jī)理，并對(duì)產(chǎn)生這種差異的原因做深入研究。

④通過(guò)近期的研究總結(jié)，我們可以在長(zhǎng)效肥料對(duì)作物產(chǎn)量及氮素?fù)p失方面的積極作用進(jìn)行研究，從不同緩釋機(jī)制的角度，對(duì)保護(hù)酰胺態(tài)氮不被水解的包膜廢料和硝化抑制劑類肥料的作用進(jìn)行深入探討。

⑤通過(guò)采取保護(hù)性耕作方式，減少對(duì)耕層土壤的擾動(dòng)，減少有機(jī)質(zhì)流失等，建立保肥保水的耕層土壤，從而減少氮素流失及N2O排放，這還需進(jìn)行長(zhǎng)期深入的研究。

［1］Raun W R，Johnson G V.Improving nitrogen use efficiency for cereal pro-duction［J］.Agronomy journal，1999，91(3):357-363.

［2］Zhu Z L.Research on soil nitrogen in China［J］.Acta Pedologica Sinica，2008，45(5):778-783.

［3］Zhang F S，Wang J Q，Zhang W F，et al.Nutrient use efficiencies of major cereal crops in China and measures for improvement［J］.Acta Pedologica Sinica，2008，45(5):915-924.

［4］Dickinson R E，Cicerone R J.Future global warming from atmospheric trace gases［J］.Nature，1986，319(6049):109-115.

［5］Zhu X，Burge M，Doane T A，et al.Ammonia oxidation pathways and nitrifier denitrification are significant sources of N2O and NO under low oxygen availability［J］.PNAS，2013，110(6):6328-6333.

［6］Bouwman A F.Direct emission of nitrous oxide from agricultural soils［J］.Nutrient Cycling in Agroecosystems，1996，46(1):53-70.

［7］Dobbie K E，Smith K A.The effects of temperature，water-filled pore space and land use on N2O emissions from an imperfectly drained gleysol［J］.European Journal of Soil Science，2001，52(4):667-673.

［8］Butterbach-Bahl K，Baggs E M，Dannenmann M，et al.Nitrous oxide emissions from soils:how well do we understand the processes and their controls［J］.Philosophical transactions of the Royal Society of London，2013:368.

［9］Hayatsu M，Tago K，Saito M.Various players in the nitrogen cycle:Diversity and functions of the microorganisms involved in nitrification and denitrification［J］.Soil Science and Plant Nutrition，2008，54(1):33-45.

［10］BrakerG，ConradR.Diversity，structure，andsizeofN2O-producingmicrobialcommunities insoils-whatmatters fortheir functioning?［M］.In:Laskin A I，Sariaslani S，Gadd G M，eds.Advances in Applied Microbiology.Elsevier Science＆Technology，2011，75:33-70.

［11］Cai Y J，Ding W X，Zhang X L，et al.Contribution of heterotrophic nitrification to nitrous oxide production in a long-term N-fertilized Arable Black soil［J］.Communications in Soil Science and Plant Analysis，2010，41(19):2264-2278.

［12］Yang L，Wang L G，Li H，et al.Impacts of fertilization alternatives and crop straw incorporation on N2O emissions from a spring maize field in Northeastern China［J］.Journal of Integrative Agriculture，2014，13(4):881-892.

［13］Hu X K，Su F，Ju X T，et al.Greenhouse gas emissions from a wheatemaize double cropping system with different nitrogen fertilization regimes［J］.Environmental Pollution，2013，176:198-207.

［14］Baggs E M.Soil microbial sources of nitrous oxide:recent advances in knowledge，emerging challenges and future direction［J］.Current O-pinion in Environmental Sustainability，2011，3(5):321-327.

［15］Wrage N，Velthof G L，van Beusichem M L，et al.Role of nitrifier denitrification in the production of nitrous oxide［J］.Soil Biology and Biochemistry，2001，33(12-13):1723-1732.

［16］Ma W K，Schautz A，F(xiàn)ishback L E，et al.Assessing the potential of ammonia oxidizing bacteria to produce nitrous oxide in soils of a high arctic lowland ecosystem on Devon Island，Canada［J］.Soil Biology and Biochemistry，2007，39(8):2001-2013.

［17］Kool D M，Wrage N，Oenema O，et al.Oxygen exchange with water alters the oxygen isotopic signature of nitrate in soil ecosystems［J］.Soil Biology and Biochemistry，2011，43(6):1180-1185.

［18］Prendergast-Miller M T，Baggs E M，Johnson D.Nitrous oxide production by the ectomycorrhizal fungi Paxillus involutus and Tylospora fibrillosa［J］.FEMS Microbiology Letters，2011，316(1):31-35.

［19］van Cleemput O.Subsoils:chemo-and biological denitrification，N2O and N2emissions［J］.Nutrient Cycling in Agroecosystems，1998，52 (2):187-194.

［20］Wrage N，van Groenigen J W V，Oenema O，et al.A novel dual-isotope labeling method for distinguishing between soil sources of N2O［J］.Rapid Communications in Mass Spectrometry，2005，19(22):3298-3306.

［21］Rubasinghege G，Spak S N，Stanier C O，et al.Abiotic mechanism for the formation of atmospheric nitrous oxide from ammonium nitrate［J］.Environmental Science and Technology，2011，45(7):2691-2697.

［22］Baggs E M，Rees R M，Smith K A，et al.Nitrous oxide emission from soils affter in croporationg crop residues［J］.Soil Use and Management，2000，16(2):52-87.

［23］Morley N，Baggs E M.Carbon and oxygen controls on N2O and N2production during nitrate reduction［J］.Soil Biology and Biochemistry，2010，42(10):1864-1871.

［24］Philippot L，Andert J，Jones C M，et al.Importance of denitrifiers lacking the genes encoding the nitrous oxide reductase for N20 emissions from soil［J］.Global Change Biology，2011，17(3):1497-1504.

［25］Goldberg S D，Gebauer G.N2O and NO fluxes between a Norway spruce forest soil and atmosphere as affected by prolonged summer drought［J］.Soil Biology and Biochemistry，2009，41(9):1986-1995.

［26］Silver W L，Herman D J，F(xiàn)irestone M K.Dissimilatory nitrate reduction to ammonium in upland tropical forest soils［J］.Ecology，2001，82 (9):2410-2416.

［27］Rütting T，Boeckx P，Müller C，et al.Assessment of the importance of dissimilatory nitrate reduction to ammonium for the terrestrial nitrogen cycle［J］.Biogeosciences，2011，8:1779-1791.

［28］巨曉棠，張福鎖.中國(guó)北方土壤硝態(tài)氮的累積及其對(duì)環(huán)境的影響［J］.生態(tài)環(huán)境，2003，12(1):24-28.

［29］Andraski T W，Bundy L G，Brye K R..Crop management and corn nitrogen rate effects on nitrate leaching［J］.Journal of Environmental Quality，2000，29(4):1095-1103.

［30］張麗娟，巨曉棠，吉艷芝，等.夏季休閑與種植對(duì)華北潮土剖面殘留硝態(tài)氮分布的影響［J］.植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2010，16 (2):312-320.

［31］田慧，譚周進(jìn)，屠乃美，等.少免耕土壤生態(tài)學(xué)效應(yīng)研究進(jìn)展［J］.耕作與栽培，2006，(5):10-12.

［32］胡立峰，胡春勝，安忠民，等.不同土壤耕作法對(duì)作物產(chǎn)量及土壤硝態(tài)氮淋失的影響［J］.水土保持學(xué)報(bào)，2005，19(6):186-189.

［33］Zhu Z L，Chen D L.Nitrogen fertilizer use in China-Contributions to food production，impacts on the environment and best management strategies［J］.Nutrient Cycling in Agroecosystems，2002，63(2):117-127.

［34］Bundy L G，Malone E S.Eeffect of residual profile on corn responseto applied nitrogen［J］.Soil Science Society of America Journal，1988，52:1377-1383.

［35］Ferguson R B.Site-specific nitrogen management of irrigated maize:Yield and soil residual nitrate effects［J］.Soil Science Society of America Journal，2002，66(2):544-553.

［36］樊軍，郝明德.旱地農(nóng)田土壤剖面硝態(tài)氮累積的原因初探［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2003，22(3):263-266.

［37］巨曉棠，劉學(xué)軍，張福鎖.不同氮肥施用后土各氮庫(kù)的動(dòng)態(tài)研究［J］.中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2004，12(1):92-94.

［38］Kirchmann H，Johnston A J，Bergstrom L F.Possibilities for reducing nitrate leaching from agricultural land［J］.Ambio A Journal of the Human Environment，2002，31(5):404-408.

［39］Maeda M.，Zhao B，Ozaki Y，et al.Nitrate leaching in an Andisol treated with different types of fertilizers［J］.Environmental Pollution，2003，121(3):477-487.

［40］Dinnes D L，Karlen D L，Dan B J，et al.Nitrogen management strategies to reduce nitrate leaching in tile-drained midwestern soils［J］.Agron J，2002，94:153-171.

［41］Li J T，Zhang B.Paddy soil stability and mechanical properties as affected by long-term application of chemical fertilizer and animal manure in subtropical china［J］.Pedosphere，2007，17(5):568-579.

［42］Phongpan S，Mosier A R.Effect of rice straw management on nitrogen balance and residual effect of urea-N in an annual lowland rice cropping sequence［J］.Biology and Fertility of Soils，2003，37(2):102-107.

［43］Gheysari M，Mirlatifi S M，Homaee M，et al.Nitrate leaching in a silage maize field under different irrigation and nitrogen fertilizer rates［J］.Agricultural Water Management，2009，96(6):946-954.

［44］Wang H Y，Ju X T，Wei Y P，et al.Simulation of bromide and nitrate leaching under heavy rainfall and high-intensity irrigation rates in North China Plain［J］.Agricultural Water Management，2010，97(10):1646-1654.

［45］Sarrantonio M.Soil response to surface-applied residues of varying carbon-nitrogen ratios.Biology and Fertility of Soils，2003，37(3):175-183.

［46］Ju X T，Kou C L，Zhang F S，et al.Nitrogen balance and groundwater nitrate contamination:Comparison among three intensive cropping systems on the North China Plain［J］.Environmental Pollution，2006，143(11):117-125.

［47］Liang X Q，Xu L，Li H，et al.Influence of N fertilization rates，rainfall，and temperature on nitrate leaching from a rainfed winter wheat field in Taihu watershed［J］.Physics and Chemistry of the Earth Parts A/b/c，2011，36(9):395-400.

［48］Zhang F S，F(xiàn)an M S，Chen X P，et al.Integrated soil-crop system management:Reducing environmental risk while increasing crop productivity and improving nutrient use efficiency in China［J］.Journal of Environmental Quality，2011，40(4):1051-1057.

［49］Raun W R，Johnson G V.Soil-plant buffering of ignorganic nitro-gen in continuous winter wheat［J］.Agronomy Journal，1995，87(5): 827-834.

［50］陳新平，張福鎖.養(yǎng)分資源綜合管理理論與實(shí)踐［M］.北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)出版社，2006.

［51］Barraclough D.N-15 isotope dilution techniques to study soil nitrogen transformations and plant uptake［J］.Fertilizer Research，1995，42 (1-3):185-192.

［52］Di H J，Cameron K C.Calculating nitrogen leaching losses and critical nitrogen application rates in dairy pasture systems using a semi-empirical model［J］.New Zealand Journal of Agricultural Research，2000，43(1):139-147.

［53］Sieling K，Kage H.N balance as an indicator of N leaching in an oilseed rape-winter wheat-winter barley rotation［J］.Agriculture Ecosystems and Environment，2006，115(1):261-269.

［54］Li X，Hu C，Delgado J A，et al.Increased nitrogen use efficiencies as a key mitigation alternative to reduce nitrate leaching in north China plain［J］.Agricultural Water Management，2007，89(1-2):137-147.

［55］黃紹敏，寶德俊，皇甫湘榮.施氮對(duì)潮土土壤及地下水硝態(tài)氮含量的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù)，2000，19(4):228-229.

［56］Quemada M，Baranski M，Nobel-de Lange M N J，et al.Meta-analysis of strategies to control nitrate leaching in irrigated agricultural systems and their effects on crop yield［J］.Agriculture，Ecosystems and Environment，2013，174:1-10.

［57］高亞軍，李生秀，李世清，等.施肥與灌水對(duì)硝態(tài)氮在土壤中殘留的影響［J］.水土保持學(xué)報(bào)，2005，19(6):61-64.

［58］樊軍，郝明德，黨廷輝.旱地長(zhǎng)期定位施肥對(duì)土壤剖面硝態(tài)氮分布與累積的影響［J］.土與環(huán)境，2000，9(1):23-26.

［59］沈善敏.中國(guó)土壤肥力［M］.北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社出版，1998.

［60］張慶忠，陳欣，沈善敏.農(nóng)田土壤硝酸鹽積累與淋失研究進(jìn)展［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2002，13(2):233-238.

［61］古巧珍，楊學(xué)云，孫本華，等.旱地(土婁)土長(zhǎng)期定位施肥土壤剖面硝態(tài)氮分布與累積研究［J］.干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)研究，2003，21(4):48-52.

［62］張?jiān)瀑F，劉宏斌，李志宏，等.長(zhǎng)期施肥條件下華北平原農(nóng)田硝態(tài)氮淋失鳳險(xiǎn)的研究［J］.植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2005，11(6): 711-716.

［63］楊治平，周懷平，張強(qiáng)，等.不同施肥措施對(duì)地玉米土壤硝態(tài)氮累積的影響［J］.中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2006，14(1):122-124.

［64］趙云英，謝永生，郝明德.施肥對(duì)黃土旱塬區(qū)黑壚土壤土肥力及硝態(tài)氮累積的影響［J］.植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2009，6(15): 1273-1279.

［65］袁新民，同延安，楊學(xué)云，等.有機(jī)肥對(duì)土NO3-—N累積的影響［J］.生態(tài)環(huán)境，2000，9(3):197-200.

［66］Edmeades D C.The long-term effects of manures and fertilisers on soil productivity and quality:A review［J］.Nutrient Cycling in Agroecosystems，2003，66(2):165-180.

［67］N?sholm T，Kielland K，Ganeteg U.Uptake of organic nitrogen by plants［J］.New Phytologist，2009，182:31-48.

［68］Huang Y，Sun W J.Changes in topsoil organic carbon of croplands in mainland China over the last two decades［J］.Chinese Science Bulletin，2006，51(15):1785-1803.

［69］Di H J，Cameron K C.Nitrate leaching in temperate agroecosystems:sources，factors and mitigating strategies［J］.Nutrient Cycling in Agroecosystems，2002，64(3):237-256.

［70］Kumar K，Goh K M.Management practices of antecedent leguminous and non-leguminous crop residues in relation to winter wheat yields，nitrogen uptake，soil nitrogen mineralization and simple nitrogen balance［J］.European Journal of Agronomy，2002，16(4):295-308.

［71］呂殿青，楊進(jìn)榮，馬林英.灌溉對(duì)土壤硝態(tài)氮淋吸效應(yīng)影響的研究［J］.植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，1999，5(4):307.

［72］李嘵欣，胡春勝，陳素英.控制灌水對(duì)華北高產(chǎn)區(qū)土壤硝態(tài)氮累積的影響［J］.河北農(nóng)業(yè)科學(xué)，2005，9(3):6-10.

［73］Fang Q，Yu Q，Wang E，et al.Soil nitrate accumulation，leaching and crop nitrogen use as influenced by fertilization and irrigation in an intensive wheat-maize double cropping system in the North China Plain［J］.Plant and Soil，2006，284(1-2):335-350.

［74］Halvorson A D，Reule C A.Nitrogen fertilizer requirements in annual dryland cropping system［J］.Agronomy Journal，1994，86:315-318.

［75］袁鋒明，陳子明，姚造華，等.北京地區(qū)潮土表層中NO-3—N的轉(zhuǎn)化積累及其淋失損失［J］.土壤學(xué)報(bào)，1995，32(4):388-398.

［76］徐學(xué)前，吳敬民.小麥氮肥的有效利用和對(duì)水體環(huán)境污染的影響［J］.土壤通報(bào)，1999，30(6):268-270.

［77］Wang H X，Liu C M，Zhang L.Water-saving agriculture in China:An overview［J］.Advances in Agronomy，2002，75(2):135-171.

［78］Booltink H W G.Field monitoring of nitrate leaching and water flow in a structured clay soil［J］.Agriculture Ecosystems and Environment，1995，52(94):251-261.

［79］孫克剛，張學(xué)斌，吳政卿，等.長(zhǎng)期施肥對(duì)不同類型土壤中作物產(chǎn)量及土壤剖面硝態(tài)氮累積的影響［J］.華北農(nóng)學(xué)報(bào)，2001，16 (3):105-109.

［80］孫志高，劉景雙，王金達(dá)，等.三江平原典型小葉章濕地土中硝態(tài)氮水平運(yùn)移的模擬研究［J］.生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)，2006，22 (3):51-56，64.

［81］王改玲，陳德立，李勇.土壤溫度、水分和NH+4-N濃度對(duì)土壤硝化反應(yīng)速度及N2O排放的影響［J］.中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2010，18(1):1-6.

［82］劉曉宏，田梅霞，郝明德.黃土旱塬長(zhǎng)期輪作施肥土壤剖面硝態(tài)氮的分布與積累［J］.土壤肥料，2001，1(1):9-12.

［83］Costa J M，Bollero F G A，Coale F J.Early season nitrate accumulation in winter wheat［J］.Journal of Plant Nutrition，2000，23(6):773 -783.

［84］Randall G W，Russelle M P，Nelson W W.Nitrate losses through subsurface tile drainage in conservation reserve program，alfalfa，and row crops systems［J］.Journal of Environmental Quality，1997，26:1240-1247.

［85］胡玉婷，廖千家驊，王書(shū)偉，等.中國(guó)農(nóng)田氮淋失相關(guān)因素分析及總氮淋失量估算［J］.土壤，2011，43(1):19-25.

［86］黃樹(shù)輝，呂軍.烤田對(duì)土壤中氮素和與氮有關(guān)的酶活性影響［J］.水土保持學(xué)報(bào)，2004，18(3):102-105.

［87］王德建，林靜慧，夏立忠.太湖地區(qū)稻麥輪作農(nóng)田氮素淋洗特點(diǎn)［J］.中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2001(1):146-152.

［88］Buresh R J，F(xiàn)lordelis E，Woodhead T，et al.Nitrate accumulation and loss in a mungbean/lowland rice cropping systems［J］.Soil Science Society of America Journal，1989，53(2):477-482.

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.

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41201217，31170483);中國(guó)科學(xué)院重點(diǎn)部署項(xiàng)目(KZZD-EW-TZ-16-02);中國(guó)科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所“優(yōu)秀青年人才”基金項(xiàng)目(DLSYQ12003).

陸彬(1982-)，男，江蘇建湖人，在讀博士研究生，研究方向?yàn)楹谕帘Ｗo(hù)性耕作.

張曉平(1957-)，男，吉林長(zhǎng)春人，研究員，主要研究方向?yàn)橥寥阑瘜W(xué)與土壤有機(jī)碳.