全 文 ：南方稻田活性氮损失途径及其影响因素∗
王桂良１，２　 崔振岭１∗∗　 陈新平１　 张福锁１　 张家宏２　 王守红２
（ １中国农业大学资源环境与粮食安全中心， 北京 １００１９３； ２江苏里下河地区农业科学研究所， 江苏扬州 ２２５００７）
摘　 要　 基于文献数据，研究了南方不同稻区水稻生长期氧化亚氮排放（Ｎ２Ｏ 排放）、硝态氮
或铵态氮淋洗（Ｎ淋洗）、硝态氮或铵态氮径流（Ｎ 径流）、氨挥发（ＮＨ３挥发）的差异及其影响
因素．结果表明： Ｎ２Ｏ 排放、Ｎ 淋洗和 Ｎ 径流主要发生在长江流域单季稻区，损失量分别
为 １．８９、６．４和 １０．４ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，损失率分别为 ０．８％、３．８％和 ５．３％，较高施氮量和稻田土
壤干湿交替可能是主要原因；ＮＨ３挥发主要发生在华南晚稻，损失量和损失率分别为 ５４．９
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２和 ３５．２％，晚稻生长期较高的温度可能是 ＮＨ３挥发较大的主要原因．田间优化管理
措施减少某一途径氮损失的同时可能会增加另一种途径氮素损失，实际生产中应综合考虑田
间管理措施对各种活性氮损失的影响，活性氮损失量随着水稻产量水平的提高而增加，主要
是因为施氮量也在逐渐增加．随着氮肥偏生产力的增加，Ｎ２Ｏ排放、Ｎ淋洗和 Ｎ径流损失率逐渐
下降，因此，努力减小单位产量的氮损失，是协同提高作物产量和氮肥利用效率的重要途径．
关键词　 区域； 稻田； 活性氮损失； 施氮量； 田间管理措施； 产量； 偏生产力
文章编号　 １００１－９３３２（２０１５）０８－２３３７－０９　 中图分类号　 Ｓ１９　 文献标识码　 Ａ
Ｒｅａｃｔｉｖｅ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｌｏｓｓ ｐａｔｈｗａｙｓ ａｎｄ ｔｈｅｉｒ ｅｆｆｅｃｔｉｖｅ ｆａｃｔｏｒｓ ｉｎ ｐａｄｄｙ ｆｉｅｌｄ ｉｎ ｓｏｕｔｈｅｒｎ Ｃｈｉｎａ．
ＷＡＮＧ Ｇｕｉ⁃ｌｉａｎｇ１，２， ＣＵＩ Ｚｈｅｎ⁃ｌｉｎｇ１， ＣＨＥＮ Ｘｉｎ⁃ｐｉｎｇ１， ＺＨＡＮＧ Ｆｕ⁃ｓｕｏ１， ＺＨＡＮＧ Ｊｉａ⁃ｈｏｎｇ２，
ＷＡＮＧ Ｓｈｏｕ⁃ｈｏｎｇ２ （ １Ｃｅｎｔｅｒ ｆｏｒ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ， Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ａｎｄ Ｆｏｏｄ Ｓｅｃｕｒｉｔｙ， Ｃｈｉｎａ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｕｎｉ⁃
ｖｅｒｓｉｔｙ， Ｂｅｉｊｉｎｇ １００１９３， Ｃｈｉｎａ； ２Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ｏｆ Ｌｉｘｉａｈｅ Ｄｉｓｔｒｉｃｔ， Ｙａｎｇｚｈｏｕ
２２５００７， Ｊｉａｎｇｓｕ， Ｃｈｉｎａ） ． ⁃Ｃｈｉｎ． Ｊ． Ａｐｐｌ． Ｅｃｏｌ．， ２０１５， ２６（８）： ２３３７－２３４５．
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ｂａｓｅｄ ｏｎ ｔｈｅ ｌｉｔｅｒａｔｕｒｅ ｄａｔａ， ｔｈｅ Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ， Ｎ ｌｅａｃｈｉｎｇ， Ｎ ｒｕｎｏｆｆ ａｎｄ ＮＨ３ ｖｏｌａｔｉｌｉ⁃
ｚａｔｉｏｎ ｗｅｒｅ ｃｏｍｐａｒｅｄ ｆｒｏｍ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｒｉｃｅ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｒｅｇｉｏｎｓ ａｎｄ ｔｈｅｉｒ ｅｆｆｅｃｔｉｖｅ ｆａｃｔｏｒｓ ｗｅｒｅ ｅｖａｌｕａ⁃
ｔｅｄ． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ Ｎ２ Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ， Ｎ ｌｅａｃｈｉｎｇ ａｎｄ Ｎ ｒｕｎｏｆｆ ｉｎ ｓｉｎｇｌｅ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｙａｎｇｔｚｅ
Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ ｗｅｒｅ ｈｉｇｈｅｒ ｔｈａｎ ｉｎ ｏｔｈｅｒ ｒｉｃｅ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｒｅｇｉｏｎｓ， ｗｉｔｈ Ｎ ｌｏｓｓ ｏｆ １．８９， ６．４ ａｎｄ １０．４
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２， ａｎｄ Ｎ ｌｏｓｓ ｒａｔｅ ｏｆ ０．８％， ３．８％ ａｎｄ ５．３％， ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ． Ｔｈｅ ｈｉｇｈ Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ， Ｎ
ｌｅａｃｈｉｎｇ ａｎｄ Ｎ ｒｕｎｏｆｆ ｉｎ ｔｈｅｓｅ ｒｅｇｉｏｎｓ ｍｉｇｈｔ ｂｅ ａｔｔｒｉｂｕｔｅｄ ｔｏ ｈｉｇｈ⁃ｒａｔｅ Ｎ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ ｄｒｙ⁃ｗｅｔ ａｌ⁃
ｔｅｒｎａｔｉｏｎ． Ｔｈｅ ＮＨ３ ｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ｗａｓ ｔｈｅ ｈｉｇｈｅｓｔ ｉｎ ｌａｔｅ ｒｉｃｅ ｉｎ ｓｏｕｔｈｅｒｎ Ｃｈｉｎａ， ｗｉｔｈ Ｎ ｌｏｓｓ ｏｆ ５４．９
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２ ａｎｄ Ｎ ｌｏｓｓ ｒａｔｅ ｏｆ ３５．２％ ｄｕｅ ｔｏ ｈｉｇｈｅｒ ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ ａｔ ｌａｔｅ ｒｉｃｅ ｇｒｏｗｉｎｇ ｓｔａｇｅ． Ｉｎ ｔｈｅ
ｆｉｅｌｄ， ｔｈｅ ｐｒａｃｔｉｃｅ ｏｆｔｅｎ ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ｏｎｅ ｒｅａｃｔｉｖｅ Ｎ ｌｏｓｓ ｂｕｔ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ａｎｏｔｈｅｒ ｏｎｅ， ｉｎｄｉｃａｔｉｎｇ ｔｈａｔ ｉｎ⁃
ｔｅｒｇａｔｅｄ ｐｒａｃｔｉｃａｌ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ ｉｓ ｎｅｃｅｓｓａｒｙ ｔｏ ｒｅｄｕｃｅ ｒｅａｃｔｉｖｅ Ｎ ｌｏｓｓ． Ｒｅａｃｔｉｖｅ Ｎ ｌｏｓｓ ｏｆｔｅｎ ｉｎｃｒｅａｓｅ
ｗｉｔｈ ｉｎｃｒｅａｓｉｎｇ ｇｒｉａｎ ｙｉｅｌｄ， ｗｈｉｃｈ ｉｓ ａｓｓｏｃｉｅｄ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｈｉｇｈ⁃ｒａｔｅ Ｎ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ． Ｔｈｅ Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ，
Ｎ ｌｅａｃｈｉｎｇ ａｎｄ Ｎ ｒｕｎｏｆｆ ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ｗｉｔｈ ｉｎｃｒｅａｓｉｎｇ ｔｈｅ ｐａｒｔｉａｌ ｆａｃｔｏｒ ｐｒｏｄｕｃｔｉｖｉｔｙ ｏｆ ａｐｐｌｉｅｄ Ｎ
（ＰＦＰ）． Ｔｈｅｒｅｆｏｒｅ， ｒｅｄｕｃｉｎｇ Ｎ ｌｏｓｓｅｓ ｐｅｒ ｕｎｉｔ ｏｆ ｙｉｅｌｄ ｉｓ ｎｅｃｅｓｓａｒｙ ｆｏｒ ｉｎｔｅｇｒａｔｉｎｇ ｈｉｇｈｅｒ ｙｉｅｌｄ ｗｉｔｈ
ｍｉｎｉｍｕｍ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ： ｒｅｇｉｏｎ； ｐａｄｄｙ ｆｉｅｌｄ； ｒｅａｃｔｉｖｅ Ｎ ｌｏｓｓ； Ｎ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｒａｔｅ； ｆｉｅｌｄ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ ｍｅａｓｕｒｅ；
ｙｉｅｌｄ； ｐａｒｔｉａｌ ｆａｃｔｏｒ ｐｒｏｄｕｃｔｉｖｉｔｙ．
∗公益性行业农业科技专项（２０１３０３１０３）和测土配方施肥技术示范
推广项目（２０１３ｋｊ⁃１１）资助．
∗∗通讯作者． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｃｕｉｚｌ＠ ｃａｕ．ｅｄｕ．ｃｎ
２０１４⁃０８⁃２２收稿，２０１５⁃０５⁃２９接受．
　 　 水稻是我国 ３ 大主要粮食作物之一，６０％以上
的人口以稻米为主食［１－２］ ．然而，在水稻生产过程中，
活性氮［３－５］的损失问题日益严重，从而导致一系列
的环境问题，例如：氧化亚氮排放导致的温室气体排
放增加［６］，硝态氮或铵态氮淋洗和径流导致的地下
水污染和水体富营养化［７］，氨挥发导致的土壤酸
化［８］等问题．因此，充分了解稻田活性氮损失及其影
应 用 生 态 学 报　 ２０１５年 ８月　 第 ２６卷　 第 ８期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　
Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ， Ａｕｇ． ２０１５， ２６（８）： ２３３７－２３４５
响因素对我国稻田生产的可持续发展具有重要
意义．
稻田活性氮损失是氮素损失的一部分，主要包
括氧化亚氮（Ｎ２Ｏ）排放、硝态氮或铵态氮淋洗和径
流、氨（ＮＨ３）挥发等．关于这方面的内容国内外学
者已有很多研究［９－１４］ ．在江苏昆山农业试验站的
研究结果表明，长江流域单季稻中，当施氮量为
２７５ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２时，稻田 Ｎ２ Ｏ 排放损失约为 ２． ０７
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２ ［９］ ．在湖南长沙土壤肥料研究所进行的
试验表明，施氮 ３００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２时，Ｎ淋洗量为 ６􀆰 ８３
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，占施氮量的 ２． ３％［１０］ ．朱小红等［１１］
在安徽居巢区的研究表明，常规和优化施肥处理
下稻季累积 ＮＨ３挥发损失量分别为 １５． ２ 和 １３􀆰 ８
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２ ．这些研究结果对了解当地稻田活性氮
损失具有重要的参考价值．然而，我国幅员辽阔，各
地种植制度、生产水平和管理措施均存在很大差异，
从而导致活性氮损失在农户地块间存在巨大变
异［１５］ ．因此，从区域尺度上对不同区域稻田活性氮
损失进行全面系统地分析与评价，对充分认识中国
稻田活性氮损失整体状况、宏观指导合理施肥及改
善管理措施都具有一定的参考价值和指导意义．
长期以来，多种优化施肥和管理措施在改善土
壤环境、提高作物产量方面得到广泛研究与应
用［１６－１７］，近年来，这些优化措施对活性氮损失的影
响也得到越来越多的关注．例如：Ｐｅｎｇ 等［１８］研究表
明，与田间持续淹水的稻田相比，中期烤田措施可减
少 ４０％的 Ｎ 淋洗损失．而 Ｃｕｉ 等［１６］认为，中期烤田
措施的 Ｎ２Ｏ排放量是田间持续淹水条件下的 １６倍．
可见，同一种措施对不同活性氮损失的影响差异较
大．因此，同时比较分析这些优化措施对各种途径活
性氮损失的影响，可以为进一步优化施肥技术和管
理施肥提供参考．
本文通过收集文献数据，以中国稻田水稻生长
期活性氮损失为研究对象，综合分析比较了不同区
域稻田 Ｎ２Ｏ排放、Ｎ淋洗和径流、ＮＨ３挥发损失的差
异，以及施氮量、施肥方式和各种管理措施、不同产
量和氮效率水平对以上 ３ 种活性氮损失的影响，旨
在全面了解各途径活性氮损失主要发生区域，各区
域主要损失途径，探讨区域尺度上减少稻田活性氮
损失的主要施肥技术和田间管理措施．
１　 研究地区与研究方法
１􀆰 １　 数据来源
本文采用 Ｍｅｔａ⁃ａｎａｌｙｓｉｓ 方法，通过对中国期刊
网、维普科技期刊网和 ＳｃｉｅｎｃｅＤｉｒｅｃｔ、ＳｐｒｉｎｇｅｒＬｉｎｋ 等
中英文数据库的检索，收集已发表的有关中国水稻
生长期活性氮损失（Ｎ２ Ｏ 排放、Ｎ 淋洗、Ｎ 径流和
ＮＨ３挥发）方面的文献．为了最大程度保证数据的代
表性，本文对所有文献数据进行了筛选，选择标准如
下：１）文献中报道的活性氮损失数据必须由田间试
验实测获得，并且能够代表水稻整个生长期情况．２）
测定方法的选择：选择静态箱式法获得的 Ｎ２Ｏ 排放
试验数据；Ｎ淋洗量采用氮素或水分质量平衡法获
得，根据水稻根系分布规律，以土层 １００ ｃｍ 左右作
为根系养分吸收临界深度．因此，本文收集了以 ９０ ～
１２０ ｃｍ土层为界的 Ｎ 淋洗数据；ＮＨ３挥发测定方法
主要分为箱式法和微气象法，目前国内前者应用较
多，因此，本文仅选择箱式法测定的 ＮＨ３挥发数据．
符合以上筛选标准的文献共 １７０ 篇，其中有关 Ｎ２Ｏ
排放、Ｎ淋洗、Ｎ 径流和 ＮＨ３挥发的文献数分别为
６１、３４、３２ 和 ４３ 篇；共涉及 ３０８ 个点年试验，其中，
有关 Ｎ２Ｏ排放、Ｎ淋洗、Ｎ径流和 ＮＨ３挥发的点年试
验分别为 １１９、５１、４８ 和 ９０ 个；共 ８３６ 个样本量，其
中有关 Ｎ２Ｏ排放、Ｎ淋洗、Ｎ径流和 ＮＨ３挥发的样本
量分别为 ３０３、１３８、１５１和 ２４４个．
１􀆰 ２　 数据分析与处理
为了解区域间水稻活性氮损失的差异，根据中
国水稻生长气候特征和轮作制度［１９－２０］，参考前人的
研究［２１］，以省（市、自治区）为单元，分为 ３ 个区域：
北方水稻区、长江流域单季稻区和华南双季稻区．由
于缺乏北方水稻活性氮损失的相关数据，本文仅比
较了长江流域单季稻（四川、重庆、江苏、上海、湖
北、安徽）、华南早稻与晚稻（浙江、湖南、江西、广
西、福建）．
通过每个试验样本量权重法计算不同区域或全
国平均活性氮损失量和损失率（施氮条件下活性氮
损失量除以施氮量），以长江流域单季稻 Ｎ２Ｏ 排放
损失量为例，计算公式如下：
ＬＮ２Ｏ ＝ ∑（Ｎ２Ｏｉ × Ｗｉ） ／∑Ｗｉ （１）
式中： ＬＮ２Ｏ为长江流域单季稻 Ｎ２ Ｏ 平均损失量
（ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２）；Ｎ２Ｏｉ和 Ｗｉ为长江流域单季稻第 ｉ 个
试验中 Ｎ２Ｏ平均损失量（ｋｇ Ｎ·ｈｍ
－２）和样本量．
评价施氮量、施肥方式和田间管理措施对各途
径活性氮损失的影响时，为了尽量减少各试验间不
同环境条件对活性氮损失影响的差异，以活性氮损
失比的自然对数作为效应值指标（ ｌｎＲ），再通过每
个试验样本量权重法计算平均活性氮损失比，用于
８３３２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
评价不同施氮水平相对于不施氮、优化田间管理措
施相对于传统管理措施对活性氮损失的影响．当损
失比＞１时，表明活性氮损失相对增加；当损失比＜１
时，表明活性氮损失相对降低．公式（２～４）以施氮量
＜１００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２时（Ｎ＜１００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２），施氮对
Ｎ２Ｏ排放损失的影响为例：
ｌｎＲＮ ｉ ＝ ｌｎ（Ｎ２ＯＮ ｉ ／ Ｎ２Ｏ０ ｉ） （２）
Ｍ ＝ ｅｘｐ（∑（ｌｎＲＮｉ × ＷＮ ｉ） ／∑ＷＮ ｉ） （３）
ＷＮ ｉ ＝ｎ×ｒ （４）
式中： ｌｎＲＮ ｉ为第 ｉ 个试验中 Ｎ ＜ １００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ
－２
时的平均效应值；Ｎ２ＯＮｉ和 Ｎ２ Ｏ０ ｉ分别为第 ｉ 个试
验中施氮量为 Ｎ 和不施氮时的 Ｎ２ Ｏ 排放损失量
（ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２）；Ｍ为所有试验中 Ｎ＜１００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２
时 Ｎ２Ｏ 的排放损失比；ＷＮ ｉ为第 ｉ 个试验效应值权
重．ｎ和 ｒ分别表示第 ｉ个试验中 Ｎ＜１００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２
的处理数和重复数．
有机肥和新型肥料措施以施尿素处理为对照，
新型肥料包括包膜肥、缓 ／控释肥、添加脲酶 ／硝化抑
制剂氮肥；深施措施以撒施处理为对照；免耕措施以
翻耕处理为对照；中期烤田措施以田间持续淹水处
理为对照．由于缺乏施肥技术与管理措施对 Ｎ 径流
影响的数据以及深施对 Ｎ２Ｏ 排放和 Ｎ 淋洗的相关
数据，所以在不同施肥和田间管理措施对活性氮影
响部分没有涉及这些内容．
探讨水稻产量和氮效率对 Ｎ２Ｏ 排放和 ＮＨ３挥
发的影响时，参考前人有关大样本数据分析的方
法［２２－２３］，根据水稻产量的大小顺序把数据平均分为
相对高产水平（高产）、相对中产水平（中产）和相对
低产水平（低产）３ 个等级；根据氮效率的大小顺序
把数据 ３等分为相对高效水平（高效）、相对中效水
平（中效）和相对低效水平（低效）．由于数据量较
少，探讨水稻产量和氮效率对 Ｎ 淋洗的影响时，根
据水稻产量的大小顺序把数据 ２等分为相对高产水
平（高产）和相对低产水平（低产）；根据氮效率的大
小顺序把数据 ２ 等分为相对高效水平（高效）和相
对低效水平（低效）．本文氮效率指标采用氮肥偏生
产力（ｐａｒｔｉａｌ ｆａｃｔｏｒ ｐｒｏｄｕｃｔｉｖｉｔｙ， ＰＦＰ），表示每单位
氮素生产的水稻产量．各组数据之间的大小关系，通
过 ＳＰＳＳ １８．０软件进行单因素方差分析，利用最小
显著差数法（ＬＳＤ法）进行多重比较（Ｐ＜０．０５）．所有
数据计算和图形制作分别通过 Ｅｘｃｅｌ １０􀆰 ０ 和 Ｓｉｇｍａ⁃
Ｐｌｏｔ １０．０软件完成．
２　 结果与分析
２􀆰 １　 不同区域稻田水稻生长期活性氮损失
不同区域间各途径活性氮损失量和损失率存在
显著性差异（表 １）． Ｎ２ Ｏ 排放以长江流域单季稻
最多，为 １．８９ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，华南早稻最少，为 ０􀆰 ３７
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，损失率以长江流域单季稻最大，华
南早稻最小，分别为 ０． ８４％和 ０． ２８％． Ｎ 淋洗损失
量和损失率都以长江流域单季稻最大，分别为 ６􀆰 ４
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２和 ３． ８％，华南晚稻最小，分别为 ２􀆰 ３
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２和 １􀆰 ５％．与 Ｎ 淋洗相同，长江流域单季
稻 Ｎ径流损失量和损失率最大，华南晚稻最小．华南
晚稻 ＮＨ３挥发最大，为 ５４．９ ｋｇ Ｎ·ｈｍ
－２，比长江流
域单季稻高 ６３％，同样华南晚稻 ＮＨ３挥发损失率最
高，是长江流域单季稻损失率的 ２．３倍．
在以上 ４种途径活性氮损失中，ＮＨ３挥发损失
量和损失率最大，总体平均为 ３５．２ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２和
１７．２％，其次为 Ｎ径流和 Ｎ淋洗损失途径，Ｎ２Ｏ排放
最小，为 １．３６ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，损失率最小，为 ０􀆰 ６６％．活
性氮损失总量平均为 ５２ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，损失率平均为
２６％，华南晚稻损失量最大，为 ６０ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，损失
率为 ３９％，长江流域单季稻损失量和损失率最小，
分别为 ５２ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２和 ２５％．
２􀆰 ２　 施氮水平对活性氮损失的影响
按照＜１００、１００ ～ ２００、２００ ～ ３００ 和＞３００ ｋｇ Ｎ·
ｈｍ－２施氮水平，把各途径损失数据分成四组．每组
Ｎ２Ｏ排放数据对应的平均施氮水平分别为 ８３、１５２、
２５７和 ４１６ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２；每组 Ｎ淋洗数据对应的平均
施氮水平分别为 ９８、１５２、２２４和 ３１９ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２；每组
Ｎ径流数据对应的平均施氮水平分别为 ８４、１５９、２４６
和 ３２８ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２；每组 ＮＨ３ 挥发数据对应的平均施
氮水平分别为 ８８、１６４、２５９和 ３５３ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２ ．
随着施氮水平的增加，各途径活性氮损失
与不施氮处理 活 性 氮 损 失 的 比 值 明 显 增 加
（图 １）．对于 Ｎ２Ｏ排放， ＜ １００、 １００ ～ ２００、 ２００ ～ ３００
和＞３００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２施氮水平下 Ｎ２ Ｏ 排放损失比
分别为 ２􀆰 ０、２􀆰 ４、 ３􀆰 ２ 和 ３． ４． Ｎ 淋洗损失比从
＜１００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２施氮水平的 １． １，增加到 ＞ ３００
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２施氮水平的 ２．０．Ｎ 径流损失比在＜１００、
１００～２００和 ２００～３００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２施氮水平上变化较
慢，平均为 １．９，当施氮量＞３００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，Ｎ径流损
失比剧烈增加至 ４．４，是之前的 ２．３ 倍．ＮＨ３挥发损失
比平均为 ２９，＜１００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２施氮水平时损失比为
８，＞３００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２施氮水平时损失比高达 ４６．
９３３２８期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 王桂良等： 南方稻田活性氮损失途径及其影响因素　 　 　 　 　 　
表 １　 南方稻田 Ｎ２Ｏ排放、Ｎ淋洗和径流、ＮＨ３挥发损失和损失率
Ｔａｂｌｅ １　 Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ， Ｎ ｌｅａｃｈｉｎｇ， Ｎ ｒｕｎｏｆｆ ａｎｄ ＮＨ３ ｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ｉｎ ｐａｄｄｙ ｆｉｅｌｄ ｉｎ ｓｏｕｔｈｅｒｎ Ｃｈｉｎａ
项目
Ｉｔｅｍ
区域　 　 　
Ｒｅｇｉｏｎ　 　 　
ｎ 施氮量
Ｎ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｒａｔｅ
（ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２）
损失量
Ｎ ｌｏｓｓ
（ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２）
损失率
Ｎ ｌｏｓｓ ｒａｔｅ
（％）
Ｎ２Ｏ排放
Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ
长江流域单季稻
Ｓｉｎｇｌｅ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｙａｎｇｔｚｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ
１８９ ２３７ａ １．８９±１．５８ａ ０．８４±０．６９ａ
华南早稻
Ｅａｒｌｙ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｓｏｕｔｈ Ｃｈｉｎａ
５４ １２２ｂｃ ０．３７±０．４６ｃ ０．２８±０．２３ｃ
华南晚稻
Ｌａｔｅ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｓｏｕｔｈ Ｃｈｉｎａ
６０ １３２ｂ ０．５６±０．６７ｂ ０．４３±０．４８ｂ
合计 Ｔｏｔａｌ ３０３ １９６ １．３６ ０．６６
Ｎ 淋洗
Ｎ ｌｅａｃｈｉｎｇ
长江流域单季稻
Ｓｉｎｇｌｅ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｙａｎｇｔｚｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ
９８ ２０３ａ ６．４±４．６ａ ３．８±４．１ａ
华南早稻
Ｅａｒｌｙ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｓｏｕｔｈ Ｃｈｉｎａ
２６ １６２ｂｃ ３．２±３．７ａ ２．１±２．５ｂ
华南晚稻
Ｌａｔｅ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｓｏｕｔｈ Ｃｈｉｎａ
１４ １７３ｂ ２．３±３．３ｃ １．５±２．２ｃ
合计 Ｔｏｔａｌ １３８ １９２ ５．４ ３．３
Ｎ 径流
Ｎ ｒｕｎｏｆｆ
长江流域单季稻
Ｓｉｎｇｌｅ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｙａｎｇｔｚｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ
１３７ ２２７ａ １０．４±１１．６ａ ５．３±５．９ａ
华南早稻
Ｅａｒｌｙ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｓｏｕｔｈ Ｃｈｉｎａ
７ １３４ｂｃ ６．５±１．７ｂ ５．０±１．１ａ
华南晚稻
Ｌａｔｅ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｓｏｕｔｈ Ｃｈｉｎａ
７ １４５ｂ ２．４±３．３ｃ １．７±２．２ｂ
合计 Ｔｏｔａｌ １５１ ２１９ ９．９ ５．１
ＮＨ３挥发
ＮＨ３ ｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ
长江流域单季稻
Ｓｉｎｇｌｅ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｙａｎｇｔｚｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ
２０４ ２１９ａ ３３．７±２７．８ｂ １５．１±１０．３ｃ
华南早稻
Ｅａｒｌｙ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｓｏｕｔｈ Ｃｈｉｎａ
２４ １３２ｂｃ ３４．４±３８．１ｂ ２２．７±１５．２ｂ
华南晚稻
Ｌａｔｅ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｓｏｕｔｈ Ｃｈｉｎａ
１６ １４７ｂ ５４．９±３６．５ａ ３５．２±１２．２ａ
合计 Ｔｏｔａｌ ２４４ ２０６ ３５．２ １７．２
同列不同字母表示处理间差异显著（Ｐ＜０．０５）Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｌｅｔｔｅｒｓ ｉｎ ｔｈｅ ｓａｍｅ ｃｏｌｕｍｎ ｍｅａｎｔ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔ ｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅ ａｍｏｎｇ ｔｒｅａｔｍｅｎｔｓ ａｔ ０．０５ ｌｅｖｅｌ． 下同 Ｔｈｅ
ｓａｍｅ ｂｅｌｏｗ．
图 １　 不同施氮水平下 Ｎ２Ｏ排放、Ｎ淋洗、Ｎ径流和 ＮＨ３挥发的损失比
Ｆｉｇ．１　 Ｒｅａｃｔｉｖｅ Ｎ ｌｏｓｓ ｒａｔｅｓ ｏｆ Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ， Ｎ ｌｅａｃｈｉｎｇ， Ｎ ｒｕｎｏｆｆ ａｎｄ ＮＨ３ ｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ Ｎ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｒａｔｅｓ．
Ａ： Ｎ２Ｏ排放 Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ； Ｂ： Ｎ淋洗 Ｎ ｌｅａｃｈｉｎｇ； Ｃ： Ｎ径流 Ｎ ｒｕｎｏｆｆ； Ｄ： ＮＨ３挥发 ＮＨ３ ｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ． 图中圆点代表平均值，直线代表 ５％和
９５％置信区间，括号中的数字代表样本量，虚线代表对照处理定义为 １ Ｄｏｔ ｉｎ ｔｈｅ ｆｉｇｕｒｅ ｒｅｐｒｅｓｅｎｔｅｄ ｔｈｅ ａｖｅｒａｇｅ ｖａｌｕｅｓ， ｌｉｎｅｓ ｒｅｐｒｅｓｅｎｔｅｄ ５％ ａｎｄ
９５％ ｃｏｎｆｉｄｅｎｃｅ ｉｎｔｅｒｖａｌ， ｔｈｅ ｎｕｍｂｅｒｓ ｉｎ ｐａｒｅｎｔｈｅｓｅｓ ｒｅｐｒｅｓｅｎｔｅｄ ｓａｍｐｌｅ ｓｉｚｅ ａｎｄ ｄａｓｈｅｄ ｌｉｎｅｓ ｒｅｐｒｅｓｅｎｔｅｄ ｃｏｎｔｒｏｌ ｗｈｉｃｈ ｗａｓ ｄｅｆｉｎｅｄ ａｓ １． 下同 Ｔｈｅ ｓａｍｅ
ｂｅｌｏｗ．
　 　 ４ 种途径活性氮损失比中，以 ＮＨ３挥发损失比
最高，平均为 ２９（８～４６），Ｎ２Ｏ排放和 Ｎ径流损失比
其次，平均为 ２．８（２．０～３．４）和 ２．５（１．５～４．４），Ｎ淋洗
损失比最低，平均为 １．６（１．１～２．０）．
２􀆰 ３　 施肥和田间管理措施对活性氮损失的影响
施肥和田间管理措施对不同途径活性氮的损失
影响不同（图 ２）．秸秆还田相对于秸秆不还田措施
的 Ｎ２Ｏ排放损失比＜１，为 ０．８４，而 Ｎ 淋洗和 ＮＨ３挥
发损失比都＞１，分别为 １．１３ 和 １．２７．施用有机肥时
不同途径活性氮损失比都＞１，以 Ｎ２Ｏ排放损失比最
大，为 １．２９．新型肥料相对于施用尿素的各途径活性
氮损失比都＜１，以ＮＨ３挥发损失比最小，为０．５１．相
０４３２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
图 ２　 不同施肥和田间管理措施的 Ｎ２Ｏ排放、Ｎ淋洗和 ＮＨ３挥发损失比
Ｆｉｇ．２　 Ｒｅａｃｔｉｖｅ Ｎ ｌｏｓｓ ｒａｔｅｓ ｏｆ Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ， Ｎ ｌｅａｃｈｉｎｇ ａｎｄ ＮＨ３ ｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｆｅｒｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ａｎｄ ｆｉｅｌｄ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ
ｍｅｔｈｏｄｓ．
Ⅰ： 秸秆还田 Ｓｔｒａｗ ｒｅｔｕｒｎｉｎｇ ｔｏ ｆｉｅｌｄ； Ⅱ：有机肥 Ｏｒｇａｎｉｃ ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ； Ⅲ：新型肥料 Ｎｅｗ ｔｙｐｅ ｏｆ ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ； Ⅳ：深耕 Ｄｅｅｐ ｔｉｌｌａｇｅ； Ⅴ： 免耕 Ｎｏ ｔｉｌｌａｇｅ；
Ⅵ： 中期烤田 Ｍｅｄｉｕｍ ｒｏａｓｔ ｆｉｅｌｄ．
对于翻耕措施，免耕措施下 Ｎ２Ｏ排放和 Ｎ淋洗损失
比约为 １，而 ＮＨ３挥发损失比较大，为 １．４３．中期烤田
措施下 Ｎ２Ｏ排放损失比为 １５􀆰 ４，而 Ｎ淋洗和 ＮＨ３挥
发损失比都＜１，分别为 ０􀆰 ８６和 ０．８５．
２􀆰 ４　 产量和 ＰＦＰ 与活性氮损失的关系
根据水稻产量的大小顺序把各途径损失数据平
均分为相对低产水平（低产）、相对中产水平（中产）
和相对高产水平（高产）３ 个等级，或者相对低产水
平（低产）和相对高产水平（高产）２ 个等级．Ｎ２Ｏ 排
放对应的低产、中产和高产平均产量分别为 ４．４、７．５
和 １０．４ Ｍｇ·ｈｍ－２；Ｎ淋洗对应的低产和高产平均产
量分别为 ７． ５ 和 ９􀆰 ２ Ｍｇ·ｈｍ－２；Ｎ 径流对应的低
产、中产和高产平均产量分别为 ６． ７、７． ８ 和 ９􀆰 ２
Ｍｇ·ｈｍ－２；ＮＨ３挥发对应的低产、中产和高产平均产
量分别为 ５．４、７．３和 ８．９ Ｍｇ·ｈｍ－２ ．根据 ＰＦＰ 的大小
顺序把各途径损失数据平均分为相对低效水平（低
ＰＦＰ）、相对中效水平（中 ＰＦＰ）和相对高效水平（高
ＰＦＰ）３个等级，或者相对低效水平（低 ＰＦＰ）和相对
高效水平（高 ＰＦＰ） ２ 个等级． Ｎ２ Ｏ 排放对应的低
ＰＦＰ、中 ＰＦＰ 和高 ＰＦＰ 平均 ＰＦＰ 分别为 ３０、４８和 ７３
ｋｇ·ｋｇ－１；Ｎ淋洗对应的低 ＰＦＰ、中 ＰＦＰ 和高 ＰＦＰ 平
均 ＰＦＰ 分别为 ３６ 和 ５８ ｋｇ·ｋｇ－１；Ｎ 径流对应的低
ＰＦＰ、中 ＰＦＰ 和高 ＰＦＰ 平均 ＰＦＰ 分别为 ２８、３９和 ５５
ｋｇ·ｋｇ－１；ＮＨ３ 挥发对应的低 ＰＦＰ、中 ＰＦＰ 和高 ＰＦＰ
平均 ＰＦＰ 分别为 ２７、４３和 ５９ ｋｇ·ｋｇ－１ ．
不同产量和 ＰＦＰ 水平下各途径活性氮损失量
有显著差异（图 ３）．Ｎ２Ｏ 排放随着产量水平的增加
而增加，在低产、中产和高产水平下分别为 ０􀆰 ２４、
１􀆰 ４６和 １．４８ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，其施氮量分别为 ９９、１９３
和 ２４３ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２ ．随着 ＰＦＰ 水平的提高，Ｎ２Ｏ排放
损失率出现下降趋势，从低 ＰＦＰ 水平的 ０．６％降低
到高 ＰＦＰ 水平的 ０．３％．说明每单位氮素被作物利用
的越多，Ｎ２Ｏ排放越少．Ｎ淋洗在低产水平和高产水
平下都为 ７．４ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，其施氮量分别为 １８８ 和
１９８ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２ ．在高 ＰＦＰ 水平下，Ｎ 淋洗损失率为
３􀆰 ８％，小于低 ＰＦＰ 水平下的 ４．３％．与 Ｎ２Ｏ排放和 Ｎ
淋洗相似，Ｎ径流损失量随着产量水平的增加而增
加，随着 ＰＦＰ 水平的提高活性氮损失率下降．高产水
平下 ＮＨ３挥发最高，为 ４７ ｋｇ Ｎ·ｈｍ
－２，其施氮量也
最高，为 ２４８ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，随着 ＰＦＰ 水平的提高，
ＮＨ３挥发损失率没有变化，平均为 １９．７％．
３　 讨　 　 论
３􀆰 １　 不同区域水稻生长期活性氮损失
不同区域水稻生长期活性氮损失存在差异，研
究表明，Ｎ２Ｏ排放以长江流域单季稻为主，其损失量
或损失率约是华南早晚稻的 ２ ～ ５ 倍（表 １），这与前
人的研究结果类似［２４－２５］ ．例如，在长江流域江苏句
容单季稻中［２４］，施氮量为 ３００ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２时，Ｎ２Ｏ
排放损失量为 ３．９ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，华南江西双季稻施
氮量为 ２４０ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２时，Ｎ２Ｏ排放损失量仅为 １．５
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２［２５］ ．不同区域稻田 Ｎ２Ｏ 排放损失量存在
较大差异的原因，除了气候和土壤性质等环境因素
外，施氮量和田间管理措施起到关键作用．与华南早
晚稻相比，长江流域单季稻施氮量较高（表 １），较高
的施氮水平会导致较高的 Ｎ２Ｏ 排放（图 １）；另外，
长江流域单季稻主要以水旱轮作为主，中期烤田措
施得到广泛应用，因此，稻田土壤水分发生急剧变
化，从而促进稻田硝化和反硝化细菌的生长，增加
Ｎ２Ｏ排放［２６］ ． Ｎ 淋洗和径流同样受施氮量的影响
（图１） ，长江流域单季稻较高的施氮量是其Ｎ淋洗
１４３２８期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 王桂良等： 南方稻田活性氮损失途径及其影响因素　 　 　 　 　 　
图 ３　 不同产量和氮肥偏生产力水平下各途径活性氮损失
Ｆｉｇ．３　 Ｖａｒｉｏｕｓ ｒｅａｃｔｉｖｅ Ｎ ｌｏｓｓｅｓ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｙｉｅｌｄ ａｎｄ ＰＦＰ ｌｅｖｅｌｓ．
和径流损失较大的原因之一．华南早稻施氮量小于
晚稻，Ｎ淋洗和径流损失却较高，这可能是因为华南
降雨量主要集中在早稻季节而晚稻季降雨量较
小［２７］ ．ＮＨ３挥发受施氮量和温度的影响很大，长江流
域单季稻施氮量最高，而 ＮＨ３挥发相对较低，华南晚
稻施氮量较低，而 ＮＨ３挥发却较高，可见，影响各区
域水稻生长期 ＮＨ３挥发差异的主要因素是温度．
ＮＨ３挥发是 ４ 种活性氮损失中最大的一种，其
损失量和损失率平均为 ３５．２ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２和 １７．２％，
分别为 Ｎ２Ｏ排放、Ｎ淋洗和 Ｎ径流损失的 ２６、７和 ４
倍（表 １），这与在太湖地区单季稻的研究结果相
似［７］ ．可见，努力减少 ＮＨ３挥发损失具有较大的空
间．然而，考虑到 Ｎ２Ｏ 排放对温室气体排放的影响，
Ｎ淋洗和 Ｎ 径流对地下水污染和水体富营养化的
作用，通过优化施肥和田间管理措施降低各种活性
氮损失具有重要的现实意义．另外，反硝化损失也是
稻田氮损失的重要途径，但因为数据来源的限制，本
文未涉及反硝化部分的氮损失．
３􀆰 ２　 施肥和管理措施对活性氮损失的影响
优化施肥和田间管理措施对活性氮损失的影响
已有不少研究，但是大多局限于某一种活性氮损失
的研究［２８－３１］ ．本研究表明，施肥或管理措施对不同
活性氮损失的作用不同 （图 ２）．秸秆还田措施的
Ｎ２Ｏ排放、Ｎ 淋洗和 ＮＨ３挥发损失比分别为 ０􀆰 ８４、
２４３２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
１􀆰 １３和 １．２７，表明与秸秆不还田措施相比，秸秆还
田可使 Ｎ２Ｏ排放降低 １６％，但使 Ｎ淋洗和 ＮＨ３挥发
分别提高 １３％和 ２７％（图 ２）．其原因可能是，秸秆还
田增加了土壤 Ｃ ／ Ｎ，为微生物活动提供了充足的碳
源，使反硝化作用更彻底，以 Ｎ２为最终产物，而降低
了 Ｎ２Ｏ排放［３２］；秸秆还田增加了稻田表水中的脲
酶活性，促进了尿素水解为碳酸氢铵，增加了表层水
中的铵态氮含量，从而促进了 ＮＨ３挥发［３３
－３４］，同时
也可能是 Ｎ淋洗增加的原因之一，但需要进一步的
研究证实．总之，在生产中考虑秸秆还田措施时，应
当加强对 Ｎ淋洗和 ＮＨ３挥发损失的关注．稻田中期
烤田可以分别使 Ｎ 淋洗和 ＮＨ３挥发损失降低 １４％
和 １５％，其损失比分别为 ０．８６和 ０．８５（图 ２Ｂ、Ｃ），但
因为土壤干湿交替激发了硝化反硝化过程［１９，３５］，大
大增加了 Ｎ２Ｏ排放．因此，采用中期烤田措施时努力
降低 Ｎ２Ｏ排放是关键．然而，本研究结果只能起到定
性的指导作用，无法定量化各种优化措施的净活性
氮损失，因此，还有待进一步研究．
定量化管理措施的净活性氮损失必须在同一个
试验中同时测定多种活性氮损失量．Ｆｅｎｇ 等［３６］筛选
大量已发表文献，采用试验中同时测定 ＣＨ４和 Ｎ２Ｏ
排放的文献数据，得出水旱轮作稻田 Ｎ２Ｏ 排放显著
高于早稻，而 ＣＨ４排放小于早稻，最终水旱轮作稻田
净温室气体排放与早稻田无显著差异．但同时报道
优化措施对 Ｎ２Ｏ 排放、Ｎ 淋洗、Ｎ 径流、ＮＨ３挥发影
响的文献比较缺乏．另外，模型方法也被应用于定量
化优化施肥或管理措施的净活性氮损失．目前，很多
研究通过经验模型定量化了不同施氮水平下净活性
氮损失量［３７－３８］，然而，关注优化措施下各种活性氮
损失量的定量化研究较少．
３􀆰 ３　 产量和氮效率与活性氮损失的关系
获得作物高产的同时最大限度地降低活性氮损
失对农业可持续发展具有重要作用．然而本研究表
明，随着产量水平的提高，活性氮损失有上升的趋
势，其原因主要是随着产量水平的提高施氮量也逐
步提高（图 ３）．因此，为了排除施氮量对活性氮损失
的影响，本文分析了单位肥料氮生产的籽粒产量
（氮肥偏生产力，ＰＦＰ）与单位肥料氮对应的活性氮
损失量（损失率）间的关系（图 ３）．结果表明，Ｎ２Ｏ排
放、Ｎ淋洗和 Ｎ径流损失率随着 ＰＦＰ 水平的增加而
降低，而 ＮＨ３挥发损失率在不同 ＰＦＰ 水平下变化不
大．这说明投入的氮素被作物利用越多，Ｎ２Ｏ排放、Ｎ
淋洗和 Ｎ径流损失越少，而对 ＮＨ３损失影响很小．在
其他研究［３７］中也表现出类似的结果．施肥后作物吸
收氮素和活性氮损失对土壤中氮素的需求存在竞争
作用，当更多的氮素被作物吸收形成产量时，留在土
壤中被损失的氮素就会减少；而 ＮＨ３挥发主要发生
在施肥后一周内，在表层土壤中进行，生育前期作物
根系弱小，对表层土壤氮素吸收不强烈，随着作物根
系的生长，深层土壤氮素是作物吸收的主要来源，因
此，ＮＨ３挥发与作物吸收对氮素需求的竞争不
大［３７－３９］ ．随着人口增加和生活水平的提高，对粮食
高产的需求越来越大，这必然需要更多的氮素投
入［４０－４１］，因此，努力减小单位产量的氮损失，是协同
提高作物产量和氮肥利用效率的重要途径．
４　 结　 　 论
Ｎ２Ｏ排放、Ｎ淋洗和 Ｎ 径流主要发生在长江流
域单季稻生长期，其损失量分别为 １．８９、６．４ 和 １０．４
ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２，损失率分别为 ０．８％、３．８％和 ５．３％，其
较高的施氮量和稻田土壤干湿交替可能是主要原
因；ＮＨ３挥发主要发生在华南晚稻生长期，损失量和
损失率分别为 ５４．９ ｋｇ Ｎ·ｈｍ－２和 ３５．２％，其生长期
较高的温度和施氮量可能是主要原因．活性氮损失
量和损失率大小顺序均为：ＮＨ３挥发＞Ｎ 径流＞Ｎ 淋
洗＞Ｎ２Ｏ排放．优化施肥和田间管理措施对活性氮损
失的影响不同，在实际生产中应综合考虑其对各种
活性氮损失的影响．活性氮损失量随着产量水平的
提高而增加，主要是因为施氮量也在逐渐增加．随着
氮肥偏生产力的增加，Ｎ２Ｏ 排放、Ｎ 淋洗和 Ｎ 径流
损失率逐渐下降，表明优化施氮量、提高产量和氮肥
利用效率是协调提高作物产量和减少活性氮损失的
有效途径．
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克樱）， ｅｔ ａｌ． Ｍｅｔｈａｎｅ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｕｓ ｏｘｉｄｅ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ｆｒｏｍ
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２０１０， ２７（３）： ４１５－４２１ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１５］　 Ｌｉ Ｓ⁃Ｔ （李书田）， Ｊｉｎ Ｊ⁃Ｙ （金继运）． Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ
ｎｕｔｒｉｅｎｔ ｉｎｐｕｔ ／ ｏｕｔｐｕｔ ａｎｄ ｎｕｔｒｉｅｎｔ ｂａｌａｎｃｅ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ
ｒｅｇｉｏｎｓ ｏｆ Ｃｈｉｎａ． Ｓｃｉｅｎｔｉａ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａ Ｓｉｎｉｃａ （中国农业
科学）， ２０１１， ４４（２０）： ４２０７－４２２９ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１６］　 Ｃｕｉ Ｚ， Ｃｈｅｎ Ｘ， Ｚｈａｎｇ Ｆ． Ｃｕｒｒｅｎｔ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ
ｓｔａｔｕｓ ａｎｄ ｍｅａｓｕｒｅｓ ｔｏ ｉｍｐｒｏｖｅ ｔｈｅ ｉｎｔｅｎｓｉｖｅ ｗｈｅａｔ⁃
ｍａｉｚｅ ｓｙｓｔｅｍ ｉｎ Ｃｈｉｎａ． Ａｍｂｉｏ， ２０１０， ３９： ３７６－３８４
［１７］　 Ｚｈａｎｇ Ｆ⁃Ｓ （张福锁）， Ｗａｎｇ Ｊ⁃Ｑ （王激清）， Ｚｈａｎｇ Ｗ⁃
Ｆ （张卫峰）， ｅｔ ａｌ． Ｎｕｔｒｉｅｎｔ ｕｓｅ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｉｅｓ ｏｆ ｍａｊｏｒ
ｃｅｒｅａｌ ｉｎ Ｃｈｉｎａ ａｎｄ ｍｅａｓｕｒｅｓ ｆｏｒ ｉｍｐｒｏｖｅｍｅｎｔ． Ａｃｔａ
Ｐｅｄｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ （土壤学报）， ２００８， ４５（５）： ９１５－
９２４ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１８］　 Ｐｅｎｇ Ｓ， Ｙａｎｇ Ｓ， Ｘｕ Ｊ， ｅｔ ａｌ． Ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ
ｌｅａｃｈｉｎｇ ｌｏｓｓｅｓ ｆｒｏｍ ｐａｄｄｙ ｆｉｅｌｄｓ ｗｉｔｈ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｗａｔｅｒ ａｎｄ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔｓ． Ｐａｄｄｙ ａｎｄ Ｗａｔｅｒ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，
２０１１， ９： ３３３－３４２
［１９］　 Ｌｉｕ Ｓ， Ｑｉｎ Ｙ， Ｚｏｕ Ｊ， ｅｔ ａｌ． Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｗａｔｅｒ ｒｅｇｉｍｅ ｄｕ⁃
ｒｉｎｇ ｒｉｃｅ⁃ｇｒｏｗｉｎｇ ｓｅａｓｏｎ ｏｎ ａｎｎｕａｌ ｄｉｒｅｃｔ Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ
ｉｎ ａ ｐａｄｄｙ ｒｉｃｅ⁃ｗｉｎｔｅｒ ｗｈｅａｔ ｒｏｔａｔｉｏｎ ｓｙｓｔｅｍ ｉｎ ｓｏｕｔｈｅａｓｔ
Ｃｈｉｎａ． Ｓｃｉｅｎｃｅ ｏｆ ｔｈｅ Ｔｏｔａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， ２０１０， ４０８：
９０６－９１３
［２０］　 Ｈｕ Ｌ⁃Ｙ （胡立勇）， Ｄｉｎｇ Ｙ⁃Ｆ （丁艳锋）． Ｃｒｏｐ Ｃｕｌｔｉｖａ⁃
ｔｉｏｎ． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｈｉｇｈｅｒ Ｅｄｕｃａｔｉｏｎ Ｐｒｅｓｓ， ２００８： ３０ － ７２
（ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２１］　 Ｔａｎｇ Ｙ⁃Ｈ （汤勇华）， Ｈｕａｎｇ Ｙ （黄　 耀）． Ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓ⁃
ｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｔｈｅ ｐｅｒｃｅｎｔａｇｅ ｏｆ ｓｏｉｌ ｆｅｒｔｉｌｉｔｙ
ｃｏｎｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ａｎｄ ｉｔｓ ａｓｓｏｃｉａｔｅｄ ｂａｓｉｃ ｃｒｏｐ ｙｉｅｌｄ ｉｎ ｍａｉｎ⁃
ｌａｎｄ Ｃｈｉｎａ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｇｒｏ⁃Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｓｃｉｅｎｃｅ （农业
环境科学学报）， ２００９， ２８（５）： １０７０－１０７８ （ ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［２２］ 　 Ｚｈａｎｇ Ｙ， Ｚｈａｎｇ Ｃ， Ｙａｎ Ｐ， ｅｔ ａｌ． Ｐｏｔａｓｓｉｕｍ ｒｅｑｕｉｒｅ⁃
ｍｅｎｔ ｉｎ ｒｅｌａｔｉｏｎ ｔｏ ｇｒａｉｎ ｙｉｅｌｄ ａｎｄ ｇｅｎｏｔｙｐｉｃ ｉｍｐｒｏｖｅ⁃
ｍｅｎｔ ｏｆ ｉｒｒｉｇａｔｅｄ ｌｏｗｌａｎｄ ｒｉｃｅ ｉｎ Ｃｈｉｎａ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｐｌａｎｔ
Ｎｕｔｒｉｔｉｏｎ ａｎｄ Ｓｏｉｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ， ２０１３， １７６： ４００－４０６
［２３］　 Ｙｕｅ Ｓ， Ｍｅｎｇ Ｑ， Ｚｈａｏ Ｒ， ｅｔ ａｌ． Ｃｈａｎｇｅ ｉｎ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｒｅ⁃
ｑｕｉｒｅｍｅｎｔ ｗｉｔｈ ｉｎｃｒｅａｓｉｎｇ ｇｒａｉｎ ｙｉｅｌｄ ｆｏｒ ｗｉｎｔｅｒ ｗｈｅａｔ．
Ａｇｒｏｎｏｍｙ Ｊｏｕｒｎａｌ， ２０１２， １０４： １－７
［２４］　 Ｌｉ Ｘ， Ｚｈａｎｇ Ｇ， Ｘｕ Ｈ， ｅｔ ａｌ． Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｔｉｍｉｎｇ ｏｆ ｊｏｉｎｔ
ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｏｆ ｈｙｄｒｏｑｕｉｎｏｎｅ ａｎｄ ｄｉｃｙａｎｄｉａｍｉｄｅ ｏｎ ｎｉ⁃
ｔｒｏｕｓ ｏｘｉｄｅ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ｆｒｏｍ ｉｒｒｉｇａｔｅｄ ｌｏｗｌａｎｄ ｒｉｃｅ ｐａｄｄｙ
ｆｉｅｌｄ． Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ， ２００９， ７５： １４１７－１４２２
［２５］　 Ｌｉｕ Ｘ， Ｑｕ Ｊ， Ｌｉ Ｌ， ｅｔ ａｌ． Ｃａｎ ｂｉｏｃｈａｒ ａｍｅｎｄｍｅｎｔ ｂｅ ａｎ
ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ ｔｏ ｄｅｐｒｅｓｓ Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓ⁃
ｓｉｏｎ ｉｎ ｒｉｃｅ ｐａｄｄｉｅｓ？ Ａ ｃｒｏｓｓ ｓｉｔｅ ｆｉｅｌｄ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ ｆｒｏｍ
Ｓｏｕｔｈ Ｃｈｉｎａ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ， ２０１２， ４２： １６８－
１７３
［２６］　 Ｘｕ Ｈ （徐　 华）， Ｘｉｎｇ Ｇ⁃Ｘ （邢光熹）， Ｃａｉ Ｚ⁃Ｃ （蔡祖
聪）， ｅｔ ａｌ． Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｓｏｉｌ ｗａｔｅｒ ｒｅｇｉｍｅ ａｎｄ ｓｏｉｌ ｔｅｘｔｕｒｅ ｏｎ
Ｎ２ Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ｆｒｏｍ ｒｉｃｅ ｐａｄｄｙ ｆｉｅｌｄ． Ａｃｔａ Ｐｅｄｏｌｏｇｉｃａ
Ｓｉｎｉｃａ （土壤学报）， ２０００， ３７（４）： ４９９－５０５ （ ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［２７］　 Ｌｕ Ｙ⁃Ｈ （鲁艳红）， Ｊｉ Ｘ⁃Ｈ （纪雄辉）， Ｚｈｅｎｇ Ｓ⁃Ｘ （郑
圣先）， ｅｔ ａｌ． Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｃｏｎｔｒｏｌｌｅｄ⁃ｒｅｌｅａｓｅ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｆｅｒｔｉ⁃
ｌｉｚｅｒ ｏｎ ｒｅｄｕｃｉｎｇ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｒｕｎｏｆｆ ｌｏｓｓ ａｎｄ ｉｎｃｒｅａｓｉｎｇ ｎｉ⁃
ｔｒｏｇｅｎ ｒｅｃｏｖｅｒｙ ｅｆｆｉｃｅｉｎｃｙ ｏｆ ｒｉｃｅ ｐｌａｎｔ． Ｐｌａｎｔ Ｎｕｔｒｉｔｉｏｎ
ａｎｄ Ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ Ｓｃｉｅｎｃｅ （植物营养与肥料学报）， ２００８，
１４（３）： ４９０－４９５ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２８］　 Ｌｉｕ Ｙ⁃Ｘ （刘玉学）， Ｗａｎｇ Ｙ⁃Ｆ （王耀锋）， Ｌｙｕ Ｈ⁃Ｈ
（吕豪豪）， ｅｔ ａｌ． Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｂｉｏｃｈａｒ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｏｎ
ｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅ ｇａｓ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ｆｒｏｍ ｐａｄｄｙ ｓｏｉｌ ａｎｄ ｉｔｓ ｐｈｙｓｉｃａｌ
ａｎｄ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ
Ｅｃｏｌｏｇｙ （应用生态学报）， ２０１３， ２４（８）： ２１６６－２１７２
（ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２９］　 Ｌｉｕ Ｐ⁃Ｌ （刘平丽）， Ｚｈａｎｇ Ｘ⁃Ｌ （张啸林）， Ｘｉｏｎｇ Ｚ⁃Ｑ
（熊正琴）， ｅｔ ａｌ． Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｓｏｉｌ ｐｒｏ⁃
ｆｉｌｅ ｎｉｔｒｏｕｓ ｏｘｉｄｅ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｉｎ ｐａｄｄｙ ｆｉｅｌｄｓ ｗｉｔｈ ｄｉｆ⁃
ｆｅｒｅｎｔ ｒｉｃｅ⁃ｕｐｌａｎｄ ｃｒｏｐ ｒｏｔａｔｉｏｎ ｓｙｓｔｅｍｓ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ
ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ （应用生态学报）， ２０１１， ２２（９）：
４４３２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
２３６３－２３６９ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３０］　 Ｓｕ Ｃ⁃Ｇ （苏成国）， Ｙｉｎ Ｂ （尹　 斌）， Ｚｈｕ Ｚ⁃Ｌ （朱兆
良）， ｅｔ ａｌ． Ａｍｍｏｎｉａ ｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ｌｏｓｓ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｆｅｒｔｉ⁃
ｌｉｚｅｒ ｆｒｏｍ ｒｉｃｅ ｆｉｅｌｄ ａｎｄ ｗｅｔ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ ｏｆ ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ ｎｉ⁃
ｔｒｏｇｅｎ ｉｎ ｒｉｃｅ ｇｒｏｗｉｎｇ ｓｅａｓｏｎ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ
Ｅｃｏｌｏｇｙ （应用生态学报）， ２００３， １４ （ １１）： １８８４ －
１８８８ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３１］　 Ｊｉ Ｘ⁃Ｈ （纪雄辉）， Ｚｈｅｎｇ Ｓ⁃Ｘ （郑圣先）， Ｌｕ Ｙ⁃Ｈ （鲁
艳红）， ｅｔ ａｌ． Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｃｏｎｔｒｏｌｌｅｄ ｒｅｌｅａｓｅ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｆｅｒｔｉ⁃
ｌｉｚｅｒ ｏｎ ｓｕｒｆａｃｅ ｗａｔｅｒ Ｎ ｄｙｎａｍｉｃｓ ａｎｄ ｉｔｓ ｒｕｎｏｆｆ ｌｏｓｓ ｉｎ
ｄｏｕｂｌｅ ｃｒｏｐｐｉｎｇ ｐａｄｄｙ ｆｉｅｌｄｓ ｉｎ Ｄｏｎｇｔｉｎｇｈｕ Ｌａｋｅ ａｒｅａ．
Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ （应用生态学报），
２００７， １８（７）： １４３２－１４４０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３２］　 Ｄｏｎｇ Ｈ⁃Ｂ （董海波）， Ｚｈｅｎｇ Ｘ⁃Ｈ （郑循华）， Ｈｕａｎｇ Ｙ
（黄 　 耀）， ｅｔ ａｌ． Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｅｌｅｖａｔｅｄ ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ ＣＯ２
ｏｎ Ｎ２ Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ｆｒｏｍ ｒｉｃｅ⁃ｗｈｅａｔ ｒｏｔａｔｉｏｎ ｆｉｅｌｄｓ ｗｉｔｈ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｗｈｅａｔ ｓｔｒａｗ ｉｎｃｏｒｐｏｒａｔｉｏｎ ｒａｔｅｓ． Ｃｌｉｍａｔｉｃ ａｎｄ
Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｒｅｓｅａｒｃｈ （气候与环境研究）， ２００９， １４
（１）： １－８ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３３］　 Ｘｕ Ｒ⁃Ｌ （许仁良）． Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ Ｓｔｒａｗ Ａｐｐｌｙｉｎｇ ｏｎ Ｒｉｃｅ
Ｙｉｅｌｄ， Ｑｕａｌｉｔｙ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ． ＰｈＤ Ｔｈｅｓｉｓ． Ｙａｎｇ⁃
ｚｈｏｕ： Ｙａｎｇｚｈｏｕ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， ２０１０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３４］　 Ｚｈａｎｇ Ｊ （张 　 静）， Ｗａｎｇ Ｄ⁃Ｊ （王德建）． Ａｍｍｏｎｉａ
ｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ｉｎ ｇｌｅｙｅｄ ｐａｄｄｙ ｆｉｅｌｄ ｓｏｉｌｓ ｏｆ Ｔａｉｈｕ Ｌａｋｅ
ｒｅｇｉｏｎ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏ⁃Ａｇｒｉｃｕｌｔｒｕｅ （中国生态农
业学报）， ２００７， １５（６）： ８４－８７ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３５］　 Ｙｕａｎ Ｗ⁃Ｌ （袁伟玲）， Ｃａｏ Ｃ⁃Ｇ （曹凑贵）， Ｃｈｅｎｇ Ｊ⁃Ｐ
（程建平）， ｅｔ ａｌ． ＣＨ４ ａｎｄ Ｎ２ Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎｓ ａｎｄ ｔｈｅｉｒ
ＧＷＰｓ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｉｎ ｉｎｔｅｒｍｉｔｔｅｎｔ ｉｒｒｇｉｇａｔｉｏｎ ｒｉｃｅ ｐａｄｄｙ
ｆｉｅｌｄ． Ｓｃｉｅｎｔｉａ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａ Ｓｉｎｉｃａ （中国农业科学），
２００８， ４１（１２）： ４２９４－４３００ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３６］ 　 Ｆｅｎｇ Ｊ， Ｃｈｅｎ Ｃ， Ｚｈａｎｇ Ｙ， ｅｔ ａｌ． Ｉｍｐａｃｔｓ ｏｆ ｃｒｏｐｐｉｎｇ
ｐｒａｃｔｉｃｅｓ ｏｎ ｙｉｅｌｄ⁃ｓｃａｌｅｄ ｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅ ｇａｓ ｅｍｉｓｓｉｏｎｓ ｆｒｏｍ
ｒｉｃｅ ｆｉｅｌｄｓ ｉｎ Ｃｈｉｎａ： Ａ ｍｅｔａ⁃ａｎａｌｙｓｉｓ． Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ， Ｅｃｏ⁃
ｓｙｓｔｅｍｓ ＆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， ２０１３， １６４： ２２０－２２８
［３７］　 Ｃｕｉ Ｚ， Ｙｕｅ Ｓ， Ｗａｎｇ Ｇ， ｅｔ ａｌ． Ｉｎ⁃ｓｅａｓｏｎ ｒｏｏｔ⁃ｚｏｎｅ Ｎ
ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ ｆｏｒ ｍｉｔｉｇａｔｉｎｇ ｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅ ｇａｓ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ａｎｄ
ｒｅａｃｔｉｖｅ Ｎ ｌｏｓｓｅｓ ｉｎ ｉｎｔｅｎｓｉｖｅ ｗｈｅａｔ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ． Ｅｎｖｉｒｏｎ⁃
ｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ＆ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ２０１３， ４７： ６０１５－６０２２
［３８］　 Ｃｕｉ Ｚ， Ｙｕｅ Ｓ， Ｗａｎｇ Ｇ， ｅｔ ａｌ． Ｃｌｏｓｉｎｇ ｔｈｅ ｙｉｅｌｄ ｇａｐ
ｃｏｕｌｄ ｒｅｄｕｃｅ ｐｒｏｊｅｃｔｅｄ ｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅ ｇａｓ ｅｍｉｓｓｉｏｎｓ： Ａ
ｃａｓｅ ｓｔｕｄｙ ｏｆ ｍａｉｚｅ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｉｎ Ｃｈｉｎａ． Ｇｌｏｂｌｅ Ｃｈａｎｇｅ
Ｂｉｏｌｏｇｙ， ２０１３， １９： ２４６７－２４７７
［３９］　 Ｋｉｍ ＤＧ， Ｈｅｒｎａｎｄｅｚ⁃Ｒａｍｉｒｅｚ Ｇ， Ｇｉｌｔｒａｐ Ｄ． Ｌｉｎｅａｒ ａｎｄ
ｎｏｎｌｉｎｅａｒ ｄｅｐｅｎｄｅｎｃｙ ｏｆ ｄｉｒｅｃｔ ｎｉｔｒｏｕｓ ｏｘｉｄｅ ｅｍｉｓｓｉｏｎｓ
ｏｎ ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎｐｕｔ： Ａ ｍｅｔａ⁃ａｎａｌｙｓｉｓ． Ａｇｒｉｃｕｌ⁃
ｔｕｒｅ， Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ ＆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， ２０１３， １６８： ５３－６５
［４０］　 Ｇｏｄｆｒａｙ ＨＣ， Ｂｅｄｄｉｎｇｔｏｎ ＪＲ， Ｃｒｕｔｅ ＩＲ， ｅｔ ａｌ． Ｆｏｏｄ ｓｅ⁃
ｃｕｒｉｔｙ： Ｔｈｅ ｃｈａｌｌｅｎｇｅ ｏｆ ｆｅｅｄｉｎｇ ９ ｂｉｌｌｉｏｎ ｐｅｏｐｌｅ． Ｓｃｉ⁃
ｅｎｃｅ， ２０１０， ３２７： ８１２－８１８
［４１］　 Ｔｉｌｍａｎ Ｄ， Ｂａｌｚｅｒ Ｃ， Ｈｉｌｌ Ｊ， ｅｔ ａｌ． Ｇｌｏｂａｌ ｆｏｏｄ ｄｅｍａｎｄ
ａｎｄ ｔｈｅ ｓｕｓｔａｉｎａｂｌｅ ｉｎｔｅｎｓｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｏｆ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ． Ｐｒｏ⁃
ｃｅｅｄｉｎｇｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｎａｔｉｏｎａｌ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ ｏｆ ｔｈｅ
Ｕｎｉｔｅｄ Ｓｔａｔｅｓ ｏｆ Ａｍｅｒｉｃａ， ２０１１， １０８： ２０２６０－２０２６４
作者简介　 王桂良，男，１９８３ 年生，博士，助理研究员． 主要
从事生态循环农业模式研究与示范推广、农田养分管理和氮
肥利用率研究． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｗｇｌ０５２０＠ １２６．ｃｏｍ
责任编辑　 张凤丽
５４３２８期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 王桂良等： 南方稻田活性氮损失途径及其影响因素