全 文 ：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 董文旭
(中国科学院石家庄农业现代化研究所 石家庄 050021)
陈德立 张佳 宝
(澳大利亚墨尔本大学土地与食品资源研究所 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
Tle 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(InstituteofLand andFoodResources，theMelbourneUniver—
sity，Parkvile 3052)，ZHANG Jia—Bao(Institute of Soil Science，Chinese Academ y of Sciences，Nanjing 210008)， ，
2004，12(3)：119～123
Abstract The advanced research achievem ents in the processes of N2 O production and emission，their influencing factors
and measurem ent methods and estimation for total N2O emision are studied in this paper．The results show that N2O can
be produced by nitrification and denitrification．The sO|l moisture，soil temperature，pH，soil organic carbon content and
soil texture are the main factors that influence N2O production and emision．According to the measured N20 fluxes and
some related models，the total N2O emission from cropland in China is N 398Gg／0，accounting for 10％of the total emls—
sion from agricultural soil in the world．And N2O emissions are N 310Gg／o and 88Gg／a from upland and paddy fields，re—
spectively．
Key wolds N20 em ision，Nitrification，Denitrification
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-filed
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 作 物 施N量／kg·hm一 Y2o 排 放 通 Y2o—N占 地 区 作 物 施N量／kg·hm一 Y2o 排 放 通 Y2o—N占
Re函B Cl。ps Amo~tof 量／N旭·m-2 oh一。 施肥量／％ Regions Cmps Am~td 量／N旭·m-2 oh 施肥量／％
apl~cationN Amo~lt of Rateof N2O-Nto applicationN Amo~ltof Rateof N2O-NtO
0emission application arnolmt N20 emision application arnolmt
辽宁沈阳 大 豆 350 45．8 一 江苏句容 小 麦 200 13．3 0．19
辽宁沈阳 玉 米 350 123．3 一 江苏苏州 小 麦 l8O 58 4 O．83
河北石家庄 玉米一小麦 300 22．0 O．54 江苏苏州 小 麦 l8O 66．0 O．85
河北石家庄 玉米一小麦 300 28．9 0．70 江西鹰潭 油 菜 300 112．7 一
河南封丘 小 麦 l83 41．3 一 江西鹰潭 冬季休闲 300 7 1 一
河南封丘 棉 花 279 64．9 一 平 均 49．9 0 57
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 肥料种类 施N量／kg·hm一 0 排 放 通 oN占 地 区 肥料种类 施N量／kg·hm一 Y2o 排 放 通 Y2o-N占
Reins Kind 0f Amo~ltof 量／NtJg·m一 ·h一 施肥量／％ Regions Kindof Amo~tof 量／N旭·m一 ·h一。 施肥量／％．
fertilizer applicationN Amo~ltof Rateof 0，N to fertilizer applicationN Amo~ltof Rateof N2O-Nto
0~tision application arnolmt 0emision application arnolmt
辽宁沈阳 尿 素 350 0 一 江苏苏州 尿 素 310 100．4 0．190
河南封丘 尿素+硫酸铵 409 110．1 一 江苏苏州 硫 酸 铵 220 116 5 0．480
江苏南京 尿 素 100 6．3 0．031 江西鹰潭 尿 素 266 80 5 一
江苏南京 尿 素 300 23 1 0 160 江西鹰潭“ 尿 素 266 1 1 一
江苏南京 硫 酸 铵 100 6．3 0．280 广东广州 尿 素 141 11．3 一
江苏南京 硫 酸 铵 300 36 5 0 380 广东广州 尿 素 141 59．6 一
江苏苏州 尿 素 210 91．5 0．220 平 均 53．6 0 249
*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 考 文 献
1 封 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 terrestrial ecosystem and the atmosphere．Soil and the Grenhouse Effect．Chiches—
teA：John Wiley and Sons．1990．60～ 127
6 Brenner J．M．，et a1．Denitrification，Nitrification and Atmospheric N2O．Chichester：John Wiley and Sons，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 cropland in 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 efects．Soil Sci．Soc．Am．J．，1992，56：766
10 Kuenen J．G．The nitrogen and sulphur cycles．Cambridge．"CambridgeUniversity Press．1988．161～128
11 Colboum P．Denitrification 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 efect of carbonmineralization on denitrification kinticsin mineral andorganic soils．Soil Sci．
Soc．Am．J．，1982，46：62-68
13 Koskinen W ．C．，Keeney D、R．Effect of pH on the rate of gaseous products of denitrification in a silt loam soil．Soil Sci．Soc．Am．J．，
1982，46：1165～ 1167
14 Mosier A．R．，el：a1．Field denitrification estimation by nitrogen一15 and acetylene inhibition techniques．So il 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 rice fidds and biogas generation：CHt，(30，
002，chlomcarbons and hydrocarbons．Chemosphere，1990，20(1～2)：207～226