黃俊翔，劉春巖，姚志生，鄭循華,3，倪長健

（1.成都信息工程大學(xué)大氣科學(xué)學(xué)院，成都610225；2.中國科學(xué)院大氣物理研究所大氣邊界層物理和大氣化學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京100029；3.中國科學(xué)院大學(xué)地球與行星科學(xué)學(xué)院，北京100049）

植被覆蓋度大于5%、灌木覆蓋度小于40%，地被植物以草本或半灌木為主的土地稱為草地，包括人工和天然草地[1]。我國人工草地面積僅為2.09×105km2[2]；天然草地則廣泛分布于東北的西部、內(nèi)蒙古、西北山地和青藏高原，依據(jù)氣候帶、植被型組和優(yōu)勢種，可劃分為9 類，即溫性草原類、高寒草原類、溫性荒漠類、高寒荒漠類、暖性灌草叢類、熱性灌草叢類、低地草甸類、山地草甸類和高寒草甸類，及175 個(gè)草地型[1]，天然草地具有畜牧生產(chǎn)、水源涵養(yǎng)、多樣性保護(hù)、侵蝕控制、養(yǎng)分貯存等多種生產(chǎn)和生態(tài)功能，并通過陸地-大氣界面氣體交換過程對(duì)氣候變化產(chǎn)生各種正負(fù)反饋效應(yīng)。

我國天然草地特別是草地土壤是陸地重要碳庫[（25.4±1.5）×1015g C][3]，土地利用和管理方式改變（草地開墾、放牧強(qiáng)度和方式變化、“退牧還草”工程等）及氣候變化（增溫、降水變異和氮沉降增加）等因素疊加，使得草地表現(xiàn)為碳中性或弱碳匯[3-4]。草原類和荒漠類草地（天然草地中的面積占比過半）集中分布在年降水量小于500 mm的干旱、半干旱和半濕潤區(qū)，該氣候條件有利于大氣甲烷（CH4）向土壤的傳輸和土壤好氧環(huán)境形成，因此，我國天然草地總體表現(xiàn)為大氣CH4吸收匯[（465～488）×109g CH4-C·a-1][5-6]，約占全球草地CH4吸收量的近1/5[7]。相對(duì)于碳循環(huán)的氣候效應(yīng)，草地氮循環(huán)和氧化亞氮（N2O）排放的氣候效應(yīng)研究具有較大的不確定性，基于面積外推方法（即交換通量乘以草地面積）估算的我國天然草地N2O 排放量變幅很大[（40～210）×109g N2O-N·a-1][8-9]；基于過程模型評(píng)估的排放量變幅收窄，DNDC[10]、DLEM[5]和DyN-LPJ 模型[11]估算的我國天然草地N2O 排放量分別為77×109、100×109、90×109g N2O-N·a-1，約占全國自然土壤排放總量[（335～460）×109g N2O-N·a-1[11]]的17%～30%，然而，3 個(gè)模型研究所采用的草地面積差異巨大（分別為3.37×106、1.73×106～1.74×106、3.70×106km2），導(dǎo)致3 個(gè)研究估算的天然草地N2O 平均排放通量變動(dòng)范圍達(dá)到2 倍以上（分別為0.23±0.04、0.58±0.06、0.24±0.23 kg N2O-N·hm-2·a-1）[5,10-11]，當(dāng)前亟待對(duì)天然草地面積、N2O 排放水平和排放總量進(jìn)行準(zhǔn)確定量。

除草地面積及其動(dòng)態(tài)變化外，還有諸多因素影響草地N2O 排放的準(zhǔn)確定量。首先，草地排放通量測量使用了差異化的觀測方法（如：不同的氣相色譜載氣設(shè)置方法）和方案（如：不同的觀測周期和頻率）[12]，這會(huì)對(duì)草地排放水平和周年累積排放量的估算造成多大影響尚不清楚。其次，天然草地在冬春轉(zhuǎn)換凍融期可能發(fā)生脈沖式排放并主導(dǎo)全年排放水平，這種脈沖排放的觸發(fā)機(jī)制和主導(dǎo)微生物過程尚待明確，凍融過程是否廣泛促進(jìn)草地N2O 排放尚存在爭議[13-14]。再次，放牧過程對(duì)草地區(qū)域N2O 排放的影響是多方面的，以往都側(cè)重于對(duì)單個(gè)排放源（如草地、糞尿斑塊和家畜圈舍）的研究[15-16]，缺乏對(duì)整個(gè)放牧系統(tǒng)排放總量的評(píng)估。最后，未來氣候變化和人類活動(dòng)將如何協(xié)同影響草地氮素循環(huán)和N2O 排放過程尚未明確。本文就以上幾個(gè)方面對(duì)草地N2O 排放研究的潛在影響進(jìn)行了初步分析。

1 交換通量度量方法影響

度量陸地-大氣界面氣體交換通量常用方法有密閉箱法、渦動(dòng)相關(guān)法和土壤濃度梯度法，草地N2O排放通量大多低于現(xiàn)有渦動(dòng)相關(guān)技術(shù)通量檢測下限[17]，濃度梯度法所需的土壤氣體傳輸參數(shù)難以原位測量且時(shí)空變異巨大[18]，因此，密閉箱法如靜態(tài)暗箱采樣-氣相色譜分析方法成為我國及全球最普遍使用的草地溫室氣體交換通量度量方法，其原理是采用氣相色譜分析測定靜態(tài)暗箱內(nèi)溫室氣體濃度隨罩箱時(shí)間的變化速率，以此計(jì)算交換通量[19]。在我國開展的靜態(tài)暗箱-氣相色譜法度量草地N2O排放通量的研究中，包括了4 種氣相色譜載氣設(shè)置方法：Ⅰ.氬甲烷作載氣方法；Ⅱ.高純氮?dú)庾鬏d氣方法，不加二氧化碳（CO2）補(bǔ)充氣或堿石棉過濾柱；Ⅲ.高純氮?dú)庾鬏d氣外加CO2補(bǔ)充氣（CO2在高純氮?dú)庵械捏w積百分比約為10%）方法；Ⅳ.高純氮?dú)庾鬏d氣，進(jìn)樣口安裝堿石棉過濾柱（去除氣體樣品中的CO2，避免其干擾電子捕獲檢測器測定N2O）方法（表1）。因氬甲烷價(jià)格昂貴以及在偏遠(yuǎn)地區(qū)不易獲得，第Ⅰ種方法應(yīng)用較少；上世紀(jì)九十年代末至本世紀(jì)初的20 年間，第Ⅱ種方法應(yīng)用普遍；2010 年后，第Ⅲ種方法逐步替代第Ⅱ種方法得到普及應(yīng)用；第Ⅳ種方法截至目前只在一個(gè)研究區(qū)域開展應(yīng)用（表1）。在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)開展的氣相色譜載氣設(shè)置方法影響N2O 排放通量監(jiān)測的評(píng)估表明，相對(duì)于第Ⅰ、Ⅲ和Ⅳ種方法，第Ⅱ種方法因氣相色譜的預(yù)分離柱不能完全分離和排除氣體樣品中的CO2，殘留CO2干擾了電子捕獲檢測器對(duì)N2O 濃度的測量，該方法顯著高估農(nóng)田N2O 排放量，對(duì)于弱排放源生態(tài)系統(tǒng)（＜10 kg N2O-N·hm-2·a-1）不建議使用該分析方法[20]。我國天然草地正屬于這類弱排放源生態(tài)系統(tǒng)（表1），目前尚未開展第Ⅱ種方法獲得N2O 通量數(shù)據(jù)的可靠性評(píng)估，本文從兩個(gè)角度研判該方法可能同樣高估草地排放通量。

首先，現(xiàn)有的草地排放通量周年觀測顯示，第Ⅰ、Ⅲ和Ⅳ種方法獲得的我國天然草地排放量為0.01～0.4 kg N2O-N·hm-2·a-1（均值± 標(biāo)準(zhǔn)偏差：0.2±0.1 kg N·hm-2·a-1，表1），這表明天然草地整體為較弱的N2O排放源。而基于第Ⅱ種方法獲得的周年累積排放量變動(dòng)范圍很大（0.3～2.9 kg N2O-N·hm-2·a-1），已報(bào)道的極高排放量（＞1.0 kg N2O-N·hm-2·a-1）唯一來自于該分析方法，個(gè)別研究報(bào)道的累積排放量甚至超過農(nóng)田背景排放水平（全國平均為1.4 kg N2O-N·hm-2·a-1[21]）。其次，在溫性草原類和高寒草甸類草地，不同研究者應(yīng)用前3 種分析方法在同一樣地開展了N2O排放通量監(jiān)測，如：Du 等[9]和Liu 等[22]分別應(yīng)用第Ⅱ和第Ⅰ種方法，在內(nèi)蒙古錫林郭勒草原生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測研究站的1979 年禁牧羊草草原樣地，開展了5周年（1995、1998以及2001—2003年）和2周年（2005—2006年）N2O 排放通量監(jiān)測，前者報(bào)道的年均排放量為0.7±0.5 kg N2O-N·hm-2·a-1，個(gè)別年份高達(dá)1.6±0.5 kg N2O-N·hm-2·a-1，后者報(bào)道的年排放量僅為0.2～0.3 kg N2O-N hm-2·a-1。再如：Du等[23]和Fu等[12]分別應(yīng)用第Ⅱ和第Ⅲ種方法，在青海海北高寒草地生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測研究站附近具金露梅的矮生嵩草高寒草甸，開展了4 周年（2003—2006 年）和3周年（2012—2015 年）排放通量監(jiān)測，前者在未觀測到土壤凍融對(duì)N2O 排放激發(fā)效應(yīng)的條件下，報(bào)道的年排放量高達(dá)2.2～2.9 kg N2O-N·hm-2·a-1，后者即使觀測到冬春轉(zhuǎn)換期土壤凍融過程對(duì)N2O 排放的激發(fā)效應(yīng)，計(jì)算的年累積排放量也僅為0.2～0.3 kg N2O-N·hm-2·a-1。盡管不同分析方法測量結(jié)果的差異包含年代際變異，但天然草地這類典型“貧氮”自然生態(tài)系統(tǒng)排放量的年際變異通常難以達(dá)到數(shù)量級(jí)水平，此外，北半球不施肥自然草地極罕見第Ⅱ種方法如此高排放通量（＞2 kg N2O-N·hm-2·a-1）的報(bào)道[24]。未來應(yīng)在草地生態(tài)系統(tǒng)開展這四種分析方法的直接對(duì)比觀測研究，進(jìn)一步明確不同分析方法獲取數(shù)據(jù)的可比性及第Ⅱ種方法高估草地排放通量的程度，當(dāng)前草地N2O 排放清單估算應(yīng)慎重使用第Ⅱ種方法獲得的通量數(shù)據(jù)。

表1 中國草地N2O排放通量周年觀測Table 1 Review of year-round N2O flux measurements over grasslands in China

2 土壤凍融激發(fā)效應(yīng)與非生長季高頻觀測的必要性

土壤凍融交替指由于溫度的季節(jié)變化和日變化，表層土壤反復(fù)凍結(jié)與融化的過程，從而影響土壤物理、化學(xué)、水文和生物特性及養(yǎng)分循環(huán)過程，是中高緯和高海拔地區(qū)的典型自然現(xiàn)象，主要發(fā)生在秋冬和冬春轉(zhuǎn)換期。經(jīng)過漫長冬季土壤的長期凍結(jié)，冬春轉(zhuǎn)換期凍融交替對(duì)土壤屬性和養(yǎng)分循環(huán)影響更加明顯，一般以表層（5～10 cm）土壤溫度劃分冬春轉(zhuǎn)換凍融期開始和結(jié)束的時(shí)間，表層土壤日最大溫度大于0 ℃凍融期開始，表層土壤日最小溫度大于0 ℃凍融期結(jié)束[12]。土壤水分冬季凍結(jié)和冬春轉(zhuǎn)換期固液相態(tài)的交替變化，導(dǎo)致部分植物根系和土壤微生物的死亡、土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)和穩(wěn)定性的破壞、土壤生物殘?bào)w的碎化分解，進(jìn)而加速有機(jī)質(zhì)的礦化、增加土壤溶液可溶性養(yǎng)分濃度及元素?fù)p失風(fēng)險(xiǎn)如N2O排放[25]。

我國天然草地大都分布于中高緯度和高海拔地區(qū)，土壤凍融交替現(xiàn)象普遍存在，然而，對(duì)于土壤凍融交替是否會(huì)激發(fā)草地N2O 排放存在不同觀點(diǎn)[13-14]，這主要有兩方面原因：首先，我國北方天然草地冬春轉(zhuǎn)換期土壤凍融交替過程大約持續(xù)近2 個(gè)月的時(shí)間（3月初至4 月底），但凍融期脈沖式N2O 排放僅維持幾天至2 周時(shí)間[12-13,26]。這主要是由于土壤凍融交替能夠影響的土壤碳氮庫的量是有限的，凍融期土壤碳氮轉(zhuǎn)化過程底物主要來自于冬季長期凍結(jié)導(dǎo)致的少量養(yǎng)分釋放，這部分速效養(yǎng)分快速消耗后，N2O 排放峰隨即消失?，F(xiàn)有草地N2O 排放通量周年觀測研究不但稀少，且大部分研究非生長季的觀測頻率極低，如1 次·月-1（表1），如此低的觀測頻率極有可能錯(cuò)過和無法捕捉到短暫的、脈沖式排放峰。其次，凍融期草地土壤養(yǎng)分的釋放、轉(zhuǎn)化和損失過程受土壤凍結(jié)溫度和時(shí)間、積雪厚度、土壤水分條件、土壤和植被類型、草地管理方式等多重因素影響，表觀上脈沖式排放隨機(jī)閃現(xiàn)，但表觀現(xiàn)象背后的實(shí)質(zhì)是缺乏對(duì)脈沖式N2O排放觸發(fā)機(jī)制的深入研究。在羊草溫性草原和具金露梅的矮生嵩草高寒草甸，有些樣地和年份觀測到脈沖排放，有些則沒有，綜合分析管理和環(huán)境信息就會(huì)發(fā)現(xiàn)放牧強(qiáng)度和凍融期前一個(gè)生長季的降水量分別是影響該類型草地N2O 脈沖排放是否發(fā)生的先決條件[12-13]，未來應(yīng)加強(qiáng)凍融期脈沖排放觸發(fā)機(jī)理和主導(dǎo)微生物過程的研究。

異養(yǎng)微生物的反硝化過程通常被認(rèn)為是自然生態(tài)系統(tǒng)凍融期產(chǎn)生N2O 的主導(dǎo)微生物過程[27]，冬春轉(zhuǎn)換期積雪融化疊加土壤凍融交替過程促進(jìn)草地土壤微生物反硝化及其N2O 排放的機(jī)制包括：（1）積雪融化增加土壤水分、降低土壤氣體通透性，形成有利于微生物反硝化的厭氧環(huán)境；（2）土壤溶液中可溶性碳氮養(yǎng)分濃度增加促進(jìn)反硝化異養(yǎng)微生物的活性；（3）N2O 還原過程需要較高的活化能，其還原酶對(duì)低溫的敏感性會(huì)增加凍融期反硝化過程N(yùn)2O 的產(chǎn)物比[22]。然而，在持續(xù)低土壤無機(jī)氮含量的天然草地，凍融期反硝化底物硝酸和亞硝酸鹽的來源尚不清楚，最新的研究表明，土壤微生物反硝化過程雖主導(dǎo)放牧天然草地冬春轉(zhuǎn)換凍融期N2O 產(chǎn)生，但凍融期土壤微生物硝化速率的抬升為反硝化過程提供了關(guān)鍵的無機(jī)氮底物，硝化-反硝化耦合機(jī)制而非單一反硝化過程主導(dǎo)“貧氮”天然草地凍融期N2O脈沖排放[28]。

羅列一下中國草地N2O 排放通量周年觀測研究（表1）就可以看出，凡是觀測到凍融期脈沖排放峰的研究都在冬春轉(zhuǎn)換期進(jìn)行了加密觀測，如至少每周觀測1 次；另外，一旦有脈沖排放峰，非生長季排放就在周年累積排放中占主導(dǎo)（＞50%），即使未觀測到凍融期脈沖排放峰，長達(dá)7 個(gè)月之久的非生長季對(duì)全年累積排放的貢獻(xiàn)范圍也在0～58%，其中多數(shù)的貢獻(xiàn)率高于25%。因此，冬春轉(zhuǎn)換期高頻通量觀測和非生長季連續(xù)觀測對(duì)于脈沖排放觸發(fā)機(jī)理研究以及周年累積排放的準(zhǔn)確定量都是十分重要的。

3 評(píng)估放牧系統(tǒng)排放的重要性

對(duì)于不施肥的天然草地，生物固氮和大氣沉降是主要的外源氮素輸入途徑，放牧家畜采食、刈割、風(fēng)蝕、徑流損失和氣態(tài)氮排放是主要的氮素?fù)p失途徑，放牧天然草地特別是中重度放牧草地氮素?fù)p失遠(yuǎn)大于外源氮輸入，成為氮素負(fù)盈余和“貧氮”生態(tài)系統(tǒng)（以持續(xù)低土壤無機(jī)氮含量為特征）[29]。放牧和刈割對(duì)植物氮素的移除、持續(xù)低土壤無機(jī)氮含量、植物與微生物養(yǎng)分競爭、干旱半干旱氣候和漫長非生長季持續(xù)低溫等因素都會(huì)限制微生物氮素轉(zhuǎn)化及N2O 產(chǎn)生，多數(shù)野外原位觀測（高純氮?dú)庾鬏d氣，不加CO2補(bǔ)充氣或堿石棉過濾柱的分析方法Ⅱ結(jié)果除外，天然草地年累積排放0.01～0.43 kg N2O-N·hm-2·a-1，平均0.20±0.09 kg N2O-N·hm-2·a-1，表1）和過程模型評(píng)估（DNDC和DyN-LPJ 模型：0.23 ± 0.04 kg N2O-N·hm-2·a-1和0.24 ± 0.23 kg N2O-N·hm-2·a-1[10-11]）均表明我國天然草地為弱N2O 排放源。然而，放牧家畜攝食的植物氮素，少部分被家畜吸收，其余大部分以排泄物形式遺留在草地和圈舍，草地糞尿斑塊和家畜圈舍貯存豐富的易分解營養(yǎng)物質(zhì)又會(huì)促進(jìn)草地和草地區(qū)域N2O 的排放[15-16,30-31]。

采用靜態(tài)箱法度量放牧草地N2O 排放應(yīng)增加空間重復(fù)數(shù)量，確保能夠反映放牧家畜糞尿斑塊造成的排放通量空間異質(zhì)性。此外，當(dāng)評(píng)估草地N2O 排放及放牧影響時(shí)，應(yīng)考慮放牧系統(tǒng)特點(diǎn)，綜合研究整個(gè)放牧系統(tǒng)和草地區(qū)域的排放量。以具金露梅的矮生嵩草高寒草甸放牧系統(tǒng)為例[30]，為維持高的放牧強(qiáng)度，牧戶要種植燕麥草為家畜提供冬季飼草，化肥施用使種植飼草農(nóng)田成為N2O 排放熱點(diǎn)，其排放通量通常為草地排放通量的2～6 倍。家畜圈舍積累大量糞尿排泄物，充足底物和厭氧環(huán)境使圈舍成為極強(qiáng)的排放點(diǎn)源，其排放通量較草地高兩個(gè)數(shù)量級(jí)。圈舍積累的家畜糞便風(fēng)干后，成為牧民做飯和取暖的燃料，糞便燃燒過程又會(huì)產(chǎn)生N2O。調(diào)查數(shù)據(jù)顯示，具金露梅的矮生嵩草高寒草甸典型區(qū)域的平均放牧強(qiáng)度為4 sheep unit·hm-2·a-1，該區(qū)域內(nèi)種植飼草的農(nóng)田面積相當(dāng)于草地面積的17%，家畜圈舍面積占草地面積的0.07%，以單位草地面積折算的高寒草甸、飼草農(nóng)田、家畜圈舍和糞便燃燒排放通量分別為0.27 ± 0.06、0.17 ± 0.04、0.05 ± 0.01、0.004 ± 0.001 kg N2O-N·hm-2·a-1，4 種排放源累加的排放量為0.50 ± 0.07 kg N2O-N·hm-2·a-1，接近高寒草甸這一單一排放源強(qiáng)度的2 倍。以羊草溫性草原為例[31]，在較低的放牧強(qiáng)度水平下（1 sheep unit·hm-2·a-1），放牧羊草溫性草原生長季N2O 的排放量僅為0.03 ± 0.01 kg N2O-N·hm-2，若考慮其他放牧相關(guān)排放源如家畜圈舍和糞堆的排放，整個(gè)草地區(qū)域的排放量達(dá)到0.06 ± 0.02 kg N2ON·hm-2，亦為單一溫性草原排放源強(qiáng)度的2 倍，并且隨著放牧強(qiáng)度的增加整個(gè)草地區(qū)域放牧相關(guān)排放源強(qiáng)度大幅增加。因此，僅考慮放牧對(duì)草地單一排放源影響顯然具有局限性，會(huì)明顯低估整個(gè)放牧系統(tǒng)和草地區(qū)域N2O排放。

4 氣候變化影響

氣候變化和人類活動(dòng)總是協(xié)同影響草地生態(tài)系統(tǒng)氮素循環(huán)，隨著中國居民膳食中動(dòng)物性食物消費(fèi)逐年增加，牛羊畜產(chǎn)品產(chǎn)量需要維持不斷增長的態(tài)勢，可以預(yù)見相當(dāng)長時(shí)間內(nèi)我國天然草地仍將維持較高放牧強(qiáng)度及氮素負(fù)盈余和土壤“貧氮”的特征?！柏毜碧烊徊莸赝寥赖蜔o機(jī)氮底物可利用性限制了N2O 產(chǎn)生能力，分析未來氣候變化對(duì)草地N2O 排放影響應(yīng)首先考慮該氣候因子的變化是否能夠緩解土壤無機(jī)氮底物對(duì)N2O生產(chǎn)的限制性。

目前開展的草地氣候變化情景模擬試驗(yàn)中，主要包括增溫、大氣氮沉降增加和降水量變化3 種氣候要素模擬。我國天然草地主要分布于中高緯度和高海拔地區(qū)，這些區(qū)域的增溫幅度至少是全球平均增幅的2 倍[32-33]，土壤氮循環(huán)包含一系列溫度敏感性過程如分解、礦化、硝化和反硝化等，草地區(qū)域的快速升溫必將影響其土壤氮素轉(zhuǎn)化和N2O 釋放。然而，增溫對(duì)多年凍土和季節(jié)性凍土區(qū)草地土壤氮素轉(zhuǎn)化和N2O 排放的影響可能存在明顯差異，對(duì)于多年凍土區(qū)，溫度快速升高使多年凍土消融和活動(dòng)層融深增加，原本封存在永凍層的有機(jī)氮加速向無機(jī)氮的分解礦化并促進(jìn)N2O 釋放[34-35]。對(duì)于季節(jié)性凍土區(qū)，氣溫升高不會(huì)改變生長季植物與微生物間養(yǎng)分競爭關(guān)系及土壤無機(jī)氮底物限制N2O 產(chǎn)生的基本特征，但是，非生長季溫度增加、季節(jié)性凍土凍結(jié)深度和凍結(jié)時(shí)間明顯減少[36]，可能降低冬季土壤團(tuán)聚體破壞程度和死亡生物殘?bào)w數(shù)量[37]，進(jìn)而降低冬春轉(zhuǎn)換凍融期N2O 脈沖排放的水平和發(fā)生概率。利用開頂箱和紅外加熱技術(shù)，我國已開展了一些增溫對(duì)天然草地N2O 排放影響的評(píng)估[38-39]，但這些研究全部集中于季節(jié)性凍土區(qū)，且觀測周期僅為植物生長季，尚不清楚增溫對(duì)季節(jié)性凍土區(qū)非生長季特別是冬春轉(zhuǎn)換凍融期以及多年凍土區(qū)草地N2O排放的影響。

在我國已開展了大量模擬降水和氮沉降增加對(duì)草地N2O 排放影響研究，研究結(jié)論一致，即水分和氮營養(yǎng)元素增加，會(huì)不同程度促進(jìn)草地排放[40-42]。我國面積半數(shù)以上的天然草地（草原類和荒漠類草地）分布在干旱、半干旱和半濕潤區(qū)，水分是限制草地生產(chǎn)力的關(guān)鍵要素[40]，降水量增加無疑會(huì)促進(jìn)這些區(qū)域草地凈初級(jí)生產(chǎn)力，增加植物殘?bào)w、根系分泌物等有機(jī)質(zhì)供應(yīng)，進(jìn)而促進(jìn)土壤有機(jī)氮向無機(jī)氮的礦化分解，水分和氮沉降增加能夠緩解硝化和反硝化微生物無機(jī)氮底物可利用性限制，進(jìn)而促進(jìn)草地N2O 排放。受季風(fēng)氣候影響，我國草地區(qū)域年降水大部分集中于生長季，生長季豐沛降水有利于增加入冬時(shí)土壤水分條件，入冬時(shí)高土壤水分含量，一方面促進(jìn)土壤團(tuán)聚體破壞，增加死亡生物殘?bào)w數(shù)量，另一方面有利于冬春轉(zhuǎn)換凍融期土壤厭氧環(huán)境形成和反硝化過程N(yùn)2O 生產(chǎn)，因此，前一個(gè)生長季降水量可能是觸發(fā)冬春轉(zhuǎn)換凍融期N2O 脈沖排放的關(guān)鍵[12]，未來應(yīng)加強(qiáng)研究生長季降水和大氣氮沉降增加對(duì)冬春轉(zhuǎn)換凍融期草地N2O 脈沖排放的影響。此外，最近關(guān)于大氣氮沉降趨勢的研究表明，我國大氣濕沉降量從2000 年后出現(xiàn)趨緩和下降態(tài)勢，但干沉降在總沉降中的貢獻(xiàn)逐步增加，占比近一半，干沉降中氧化態(tài)氮的貢獻(xiàn)明顯上升[43]，以往草地氮沉降效應(yīng)研究全部模擬濕沉降過程，未來應(yīng)加強(qiáng)干沉降增加和干沉降組分變化的影響評(píng)估。

5 結(jié)論與展望

靜態(tài)箱-氣相色譜法被廣泛應(yīng)用于我國草地N2O排放通量監(jiān)測，4 種氣相色譜載氣設(shè)置方法中（Ⅰ.氬甲烷作載氣方法；Ⅱ.高純氮?dú)庾鬏d氣方法，不加CO2補(bǔ)充氣或堿石棉過濾柱；Ⅲ. 高純氮?dú)庾鬏d氣外加CO2補(bǔ)充氣方法；Ⅳ.高純氮?dú)庾鬏d氣，進(jìn)樣口安裝堿石棉過濾柱方法），Ⅰ、Ⅲ和Ⅳ3種方法研究結(jié)果表明天然草地為弱排放源（0.01～0.4 kg N2O-N·hm-2·a-1），而第Ⅱ種方法極可能高估草地這類弱排放源生態(tài)系統(tǒng)的排放量，草地N2O 排放清單研究應(yīng)慎重使用第Ⅱ種方法獲得的通量數(shù)據(jù)。

土壤凍融交替是天然草地冬春轉(zhuǎn)換期的典型自然現(xiàn)象，凍融期短暫的脈沖式N2O 排放一旦發(fā)生，就會(huì)主導(dǎo)全年累積排放水平，應(yīng)加強(qiáng)非生長季特別是凍融期的排放通量觀測頻率，避免因低頻觀測無法捕捉到脈沖式排放峰而大幅低估周年累積排放量。

放牧家畜對(duì)植物氮素的遷移轉(zhuǎn)化，導(dǎo)致放牧相關(guān)排放源，如遺留草地的糞尿斑塊、家畜圈舍和飼草農(nóng)田成為排放熱點(diǎn)，應(yīng)綜合評(píng)估放牧系統(tǒng)和草地區(qū)域各種排放源的貢獻(xiàn)。

天然草地氮素負(fù)盈余和土壤“貧氮”的特點(diǎn)，限制草地N2O 生產(chǎn)，同時(shí)決定了氣候變化影響N2O 排放的效力，未來應(yīng)加強(qiáng)評(píng)估增溫和降水變化對(duì)多年凍土區(qū)排放和冬春轉(zhuǎn)換凍融期排放的影響，以及大氣干沉降和干沉降組分變化的影響。