全 文 ：中国生态农业学报 2014年 2月 第 22卷 第 2期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Feb. 2014, 22(2): 225−233


* “十二五”国家科技支撑计划项目(2012BAD14B03-5)、福建省科技计划项目(2011R1019-5, 2011R1018-2)和福建省发改委项目[闽发改区
域(2012)341号]资助
** 通讯作者: 黄毅斌, 主要研究方向为生态农业。E-mail: ecohyb@163.com
李艳春, 主要研究方向为生态农业。E-mail: lyc7758@163.com
收稿日期: 2013-04-22 接受日期: 2013-11-20
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2014.30392
福建省农业生态系统氧化亚氮排放量估算及特征分析*
李艳春1 王义祥1 王成己1 郑百龙2 黄毅斌1**
(1. 福建省农业科学院农业生态研究所 福建省山地草业工程技术研究中心 福州 350013;
2. 福建省农业科学院农业经济与科技信息研究所 福州 350013)
摘 要 N2O 是重要的温室气体, 了解福建省农业生态系统 N2O 排放情况及其年代变化规律, 对于寻找减排
的技术路线与对策, 进而实现全国的控制目标有重要意义。本研究基于福建省农业活动水平数据, 采用区域氮
素循环模型 IAP-N方法, 估算 1991—2010年福建省农业生态系统氧化亚氮(N2O)的排放量(以纯氮量计)并分析
其排放特征。结果表明: (1)1991— 2010年福建省农业生态系统 N2O排放总量(包括农田直接、间接排放, 田间
秸秆燃烧排放, 粪便管理系统排放)呈先增加后降低趋势, 从 1991年的 23 675.3 t·a–1增加到 2006年的 32 610.4
t·a–1, 之后降低至 30 810.7 t·a–1(2010年)。1991—1995年、1996—2000年、2001—2005年、2006—2010年农
业生态系统年平均 N2O排放量分别为 26 170.7 t·a–1、29 870.0 t·a–1、32 085.8 t·a–1、31 287.6 t·a–1。各类型排放
量大小依次为 : 农田直接 (66.2%)>粪便管理系统 (20.7%)>农田间接 (12.9%)>田间秸秆燃烧 (0.2%)。
(2)1991—2010年, 农田N2O直接排放量呈先增加后降低趋势, 从1991年的15 108 t·a–1增加到2006年的21 547 t·a–1,
之后下降到 2010年的 20 594 t·a–1。4个时期年平均N2O直接排放量分别为 17 073.0 t·a–1、19 976.8 t·a–1、21 183.4 t·a–1、
20 778.6 t·a–1。农田旱作(包括蔬菜地、非蔬菜旱地、水旱轮作的旱季)N2O 排放占农田 N2O 直接排放量的
83.0%~90.7%, 是农田直接排放的关键源。(3)1991—2010年间, 福建省粪便管理系统 N2O排放量保持在 5 213.2~
6 988.0 t·a–1, 变化较稳定。粪便管理系统 N2O 排放的关键源为猪 , 占粪便管理系统 N2O 排放量的
57.4%~67.9%。(4)2010 年, 农业生态系统 N2O 排放高值区主要分布在漳州市、南平市、泉州市和宁德市, 其
N2O排放量均在 4 000 t·a–1以上, 占全省总排放量的 61.7%, 应优先考虑削减这些地区的 N2O排放。研究结果
为决策者合理利用肥料, 制定福建省农业生态系统温室气体减排措施提供科学依据。
关键词 N2O排放 IAP-N模型 氮循环 农业生态系统 福建省
中图分类号: S181 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2014)02-0225-09
Analysis of N2O emissions from the agro-ecosystem in Fujian Province
LI Yanchun1, WANG Yixiang1, WANG Chengji1, ZHENG Bailong2, HUANG Yibin1
(1. Agricultural Ecology Institute, Fujian Academy of Agricultural Sciences; Fujian Engineering and Technology Research Center
for Hilly Prataculture, Fuzhou 350013, China; 2. Institute of Agricultural Economics and Information, Fujian Academy of
Agricultural Sciences, Fuzhou 350013, China)
Abstract Nitrogen dioxide (N2O) is a major greenhouse gas. Investigating N2O emissions from agro-ecosystems of Fujian Province
is critical for developing efficient mitigation strategies. Based on agricultural data in Fujian Province, a regional nitrogen cycle model,
IAP-N, was adopted to estimate N2O emissions (in nitrogen gauge) from agro-ecosystems in Fujian Province for the period
1991−2010. The results showed that N2O emissions from agro-ecosystems (including direct and indirect farmland emissions,
emissions from field-straw burning and animal manure) initially increased from 23 675.3 t·a–1 in 1991 to 32 610.4 t·a–1 in 2006 and
then decreased to 30 810.7 t·a–1 in 2010. Average annual N2O emissions were 26 170.7 t·a–1, 29 870.0 t·a–1, 32 085.8 t·a–1 and
31 287.6 t·a–1 during 1991–1995, 1996–2000, 2001–2005, 2006–2010, respectively. The order of N2O emissions from different
sources was direct farmland (66.2%) > animal manure (20.7%) > indirect farmland (12.9%) > filed-straw burning (0.2%). Direct N2O
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emissions from farmland increased from 15 108 t·a–1 in 1991 to 21 547 t·a–1 in 2006 and then decreased to 20 594 t·a–1 in 2010.
Average annual direct N2O emissions from farmland were 17 073.0 t·a–1, 19 976.8 t·a–1, 21 183.4 t·a–1 and 20 778.6 t·a–1, respectively.
Upland crops such as vegetables, non-vegetables upland and paddy-upland rotation systems were the primary sources, accounting for
83.0%−90.7% of direct N2O emissions from farmlands. N2O emission from animal manure was 5 213.2−6 988.0 t·a–1 in 1991−2010,
with no obvious changes. Pigs were the primary source of animal manure, accounting for 57.4%−67.9% of N2O emissions from
animal manure. In 2010, N2O emissions from the agro-ecosystems mainly concentrated in Zhangzhou, Nanping, Quanzhou and
Ningde Districts, with over 4 000 t·a–1 N2O emissions. These districts led N2O emission rates in the study area, accounting for 61.7%
of provincial emission. The results laid the scientific basis for policy decisions on fertilizer efficiency and N2O emission mitigation in
the agro-ecosystems in Fujian Province.
Keywords N2O emission; IAP-N model; Nitrogen cycle; Agro-ecosystem; Fujian Province
(Received Apr. 22, 2013; accepted Nov. 20, 2013)
大气中温室气体浓度增加引起的气候变暖, 已
对全球自然生态系统和人类生存环境造成严重影
响。大气中的氧化亚氮(N2O)通过吸收来自地表的热
辐射、减少向外层空间辐射而产生温室效应。据报
道 , N2O对大气的增温效应是CO2的280~310倍 , 是
继CO2、CH4之后的第三大温室气体[1]。大气中N2O
浓度已经从工业革命前的 270 nmol·mol–1上升至
2005年的319 nmol·mol–1, 并且仍然以每年0.26%的
速率稳定增长[2]。农业生态系统N2O排放是全球温室
气体排放中不容忽视的一部分。政府间气候变化专
门委员会(IPCC)第4次评估报告指出, 全球农业排放
的N2O占人为排放N2O总量的60%, 在不实施额外农
业政策的情况下, 预计到2030年全球农业生态系统
N2O排放将比2005年增加35%~60%[3]。据国家温室气
体清单估算, 1994年农业活动N2O排放占中国N2O排
放总量的92.4%。农田N2O排放是中国农业N2O的主
要排放源, 其中, 农田直接排放和间接排放分别占
60.3%和9.5%, 放牧排放、非放牧粪便管理系统、田
间秸秆直接焚烧和粪便燃烧分别约占14.0%、5.6%、
0.5%和0.1%[4]。
目前 , 估算区域尺度农田N2O排放的方法中应
用最为广泛的是IPCC方法, 该方法是基于氮素输入
量和排放系数的方法[5−7]。因该方法没有考虑氮素循
环过程中的影响因素, 估算结果存在很大的不确定
性[8]。在遵循IPCC基本方法的基础上, Zheng等[9−11]
发展的区域氮素循环模型IAP-N, 是依据中国的气
候特点和农作制度建立的一套农田三级分类系统 ,
可以对区域农田长时间序列氮素循环状态进行评估,
并被我国政府在首次向联合国提交的农田N2O排放
清单编制中所采用。IAP-N模型方法充分考虑氮素在
农业生态系统及其各个环节的循环 , 计算结果较
IPCC方法更为科学, 一些学者已将该模型应用于估
算省级尺度农业生态系统N2O的排放[12−13]。此外, 为
模拟农业生态系统有机碳氮循环的复杂过程, 一些
过程模型如DNDC[14]、CASA[15]、CENTURY[16]和
EXPERT-N[15]被发展并应用于区域农田N2O排放的
估算。过程模型虽然考虑了土壤、气象、植被、管
理措施等影响农田N2O排放的各种因子, 但此类模
型需要输入极复杂的参数, 在区域上的普适性较差,
尚需进一步的验证和本地化参数修正[17], 因此过程
模型的应用受到极大限制。
我国政府高度重视气候变化问题, 积极实施应
对气候变化的战略和行动。省级行政区作为政府发
展规划的具体执行和监督部门, 研究其农业温室气
体排放特征对于寻找农业减排的技术路线与对策 ,
进而实现全国的控制目标有重要意义。福建省地处
中国东南沿海, 山地丘陵面积占总土地面积的80%,
耕地面积较少, 素有“八山一水一分田”之称。近年来,
随着人口增加和经济快速发展, 福建省人均耕地面
积不断减少, 农作物复种指数提高, 化肥使用量不
断增加; 同时畜禽养殖业发展迅速, 畜禽养殖污染
问题突出, 这些都是导致N2O排放量增加的重要因
素。目前, 李长生等[18]采用DNDC模型估算得到福建
省1990年农田N2O直接排放量为11~25 Gg N2O-N。
卢燕宇等 [19]基于GIS技术估算得到1997年福建省农
田化学氮源N2O排放量为9.00 Gg N2O-N。这些研究
仅对农田N2O排放量进行了初步估算, 而对福建省
整个农业生态系统N2O排放量及其排放特征分析的
研究还鲜见报道。本研究基于省级农业活动水平数
据 , 采用IAP-N模型 , 首次估算福建省20 a(1991—
2010年)整个农业生态系统(包括农田直接、间接排放,
田间秸秆燃烧排放, 粪便管理系统)的N2O排放量及
农田排放通量 , 分析其排放特征 , 确定N2O排放的
关键源, 以期为决策者制定福建省农业生态系统温
室气体减排措施提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 研究地区概况
福建省地处中国东南沿海, 介于东经115º50′~
120º43′, 北纬23º32′~28º19′。陆地面积12.14万km2,
第 2期 李艳春等: 福建省农业生态系统氧化亚氮排放量估算及特征分析 227


年平均温度17.0~21.3 , ℃ 由北到南≥10 ℃积温多
达5 000~7 700 , ℃ 年降水量1 100~2 000 mm, 水系
发达, 流域面积大, 水热条件适合农业发展。福建省
主要地类为林地, 占62%以上面积, 耕地比重小, 仅
占总土地面积的10.64%。2005年末, 全省耕地面积
为11 290.2 km2, 人均耕地面积仅有0.032 hm2, 是中
国人均耕地最少的省份之一。由于平原地少, 梯田
坡地多, 加上大部分土壤有机质含量少、肥力低, 使
得农业生产的发展受到一定限制。福建省耕地复种指
数均在230%以上, 在闽东南地区和闽西北一些低海
拔盆地, 普遍推广一年3熟制, 如“油−稻−稻”、“麦−
稻−稻”。在沿海丘陵旱地或蔗区也较普遍实行“薯−
豆−油(麦)”或“蔗−稻冬(种)”两年5熟制。在山区单季
稻区一般实行“豆−稻”或“肥−稻”的一年2熟制等等。
1.2 研究方法
采用区域氮循环模型 IAP-N, 该模型较 IPCC方
法主要有以下 7 点改进[10−11,20]: (1)根据中国农田的
特殊性、相关活动水平和排放因子数据可获得性 ,
提出 3 级农田分类系统: 首先根据生物气候条件相
似性, 将全国农田划分为 6个 1级类型区, 各个区域
根据农作物熟制或种植制度划分 2 级农田类型, 再
进一步根据轮作方式和作物类型划分 3级农田类型;
(2)分类确定非有机土类型农田的排放因子; (3)秸秆
还田氮量包括地上作物秸秆和根茬两部分; (4)增加
考虑淹水稻田自身固氮量; (5)根据当地测定结果给
出分农田类型的氮素淋溶和径流的比率; (6)大气氮
沉降中增加考虑秸秆燃烧和矿物燃料燃烧释放到大
气中的活性氮气体(NOx、NH3)沉降到农田引起的
N2O 排放; (7)增加考虑乡村人口的排泄物施入农田
的量。
农田 N2O直接排放量见式(1):
2 (1) 1
1 1 1
( )
qs r
kji kji
k j i
N O N EF
= = =
= ×∑ ∑ ∑ (1)
式(1)中, N2O(1)为农田 N2O直接排放量, Nkji为每个 3
级类型单元的总氮输入量(包括化肥氮、粪肥氮、还
田秸秆氮、大气氮沉降到农田的氮、田间秸秆烧后
的残灰), 计算公式见表 1; EF1kji为相应 3 级类型单
元的农田 N2O 直接排放因子, i、j、k 分别表示第 i
个 3级类型单元, 第 j个 2级类型单元和第 k个 1级
类型单元, r、q、s 分别表示 3 级、2 级和 1 级类型
单元个数。根据福建省地理、土壤类型、气候特点、
农业生产方式等因素, 确定福建省农田分类系统及
N2O直接排放因子(表 1)。
农田 N2O间接排放量见式(2):
2 (2) 1( )iN O N Lr EF−= ×∑ (2)
表 1 福建省农田分类系统及 N2O直接排放因子[11,20]
Table 1 Classification of croplands and N2O direct emission factor of different cropland types in Fujian Province
N2O直接排放因子
Direct emission factor
[kg(N2O-N)·kg–1(N)]
种植制度(熟制)
Cropping system
农田类型
Cropland type
IAP-N模型计算各类氮输入量的公式
Calculation methods for quantifying N input in IAP-N model 均值
Mean
低值
Low
高值
High
蔬菜地
Vegetable fields
( )v vA R×∑ 0.023 1 0.009 9 0.036 2四季旱地(一年 3熟) Year-round upland
(three crops a year) 非蔬菜旱作地
No-vegetable
upland
_[( ) ( 0.3) /( ) ]a d u v re u v r bnf uN N A A A A A A N+ × − − × − + +∑ 0.023 1 0.009 9 0.036 2
旱作 Upland [( ) ( 2 ) /( )]a d r re u v rN N A A A A A+ × − × − +∑ 0.028 0 0.012 5 0.043 4水旱轮作(一年两熟)
Paddy-upland rotation
(two crops a year) 水稻
Rice paddy _
[( ) ( 2 ) /( ) ( 2 ) / ]a d r re u v r bnf r r re rN N A A A A A N A A A+ × − × − + + × − ×∑ 0.009 6 0.004 0 0.015 1
双季水稻旱作(一年 3熟)
Double paddy rice +
upland crop
(three crops a year)
双季稻+旱作
Double-cropping
paddy + upland _
[( ) (3 0.3) /( ) 2 0.3 / ]a d re u v r bnf r re rN N A A A A N A A+ × × × − + + × × ×∑ 0.006 7 0.000 3 0.021 2
双季水稻(一年两熟)
Double paddy rice
(two crops a year)
双季稻+旱休闲
Double-cropping
paddy + fallow
_[( ) (2 0.7) /( ) 2 0.7 / ]a d re u v r bnf r re rN N A A A A N A A+ × × × − + + × × ×∑ 0.006 7 0.000 3 0.021 2
Av: 蔬菜收获面积(hm2); Rv: 单季蔬菜作物氮肥施用量[kg(N)·hm–2], 福建省为 586 kg(N)·hm–2[21]; Na: 输入到非蔬菜地农田的总氮量
[kg(N)·a–1], Na=NFERT+FAM–Av×Rv+FCR, 其中 NFERT为来源于化学氮肥的氮量, FAM为来源于家畜粪肥的氮量, FCR为来源于农作物秸秆和根茬的
氮量 , FAM和 FCR由 IAP-N 模型计算给出; Nd: 输入到农田的大气沉降氮量[kg(N)·a–1], Nbnf_r: 稻田生物固氮量[kg(N)·a–1]), Nbnf_u: 省级旱地
豆科作物生物固氮量[kg(N)·a–1]), 均由 IAP-N 模式计算给出; Ar: 省级总水稻收获面积(hm2); Au: 省级旱地作物总收割面积(hm2); Are: 省级
早稻总收割面积(hm2)。Av: harvest area of upland vegetable (hm2); Rv: applied N fertilizer rate in upland vegetable per season [kg(N)·hm–2], and
it’s 586 kg(N)·hm–2 in Fujian Province[21]; Na: the total N amount input into no-vegetable upland [kg(N)·a–1]), Na = NFERT + FAM − Av × Rv + FCR, where
NFERT, FAM and FCR are the N amounts from the synthetic fertilizer, animal manure and returned crop residues, respectively. FAM and FCR, referring to
IAP-N model; Nd: the amount of atmospheric N deposition [kg(N)·a–1], Nbnf_r: the biological fixed N by rice [kg(N)·a–1], Nbnf_u: the biological fixed N
by leguminous crops [kg(N)·a–1], referring to IAP-N model; Ar: harvest area of rice (hm2); Au: harvest area of upland crops (hm2); Are: harvest area of
early rice (hm2).
228 中国生态农业学报 2014 第 22卷


IAP-N 模型将大气氮沉降引起的 N2O 排放计入
直接排放部分, 因此农田 N2O 间接排放只包括氮素
淋溶和径流引起的排放量。式(2)中N2O(2)为农田N2O
间接排放量, N_Lri为各类农田(包括豆科作物农田、
非豆科作物农田、水稻田、蔬菜地)氮的淋溶和径流
量, EF1为由于氮素淋溶和径流而产生N2O的排放因
子, 采用 IPCC的默认值 0.025[5]。
田间秸秆燃烧 N2O排放量见式(3):
2 (3) 2( )fieldrbN O N EF= ×∑ (3)
式(3)中, N2O(3)为田间秸秆燃烧 N2O 排放量, Nfieldrb
为田间直接焚烧秸秆氮量, 由区域内收割秸秆总氮
量与秸秆田间直接焚烧率计算, 秸秆田间直接焚烧
率取值 0.166[20], EF2为秸秆燃烧的 N2O 排放因子,
取值 0.007[4,11]。
粪便管理系统 N2O排放量见式(4):
2 (4) i iN O AP EF= ×∑ (4)
式(4)中, N2O(4)为畜禽粪便管理系统 N2O排放量, APi
代表第 i种畜禽的饲养数量, EFi为第 i类畜禽粪便管
理 N2O排放因子。畜禽粪便 N2O排放因子来自 2004
年 FAO公布中国N2O排放量除以中国畜禽年平均饲
养量获得, 奶牛、黄牛、生猪、羊、家禽的 N2O 排
放系数[kg(N2O)·头–1·a–1]分别为 1.00、1.39、0.53、
0.33、0.02[22]。
1.3 数据来源
采用的省级农业活动水平数据主要包括氮肥消
费量、农作物产量、家畜饲养量、乡村人口数、农
作物播种面积、早稻面积等, 均来自福建统计年鉴
(1992—2011)。各地级市农业活动水平数据来自福建
农村统计年鉴(2001, 2011)。各种农业参数(包括农作
物的经济系数和根冠比、秸秆的干重比和含氮量)、
秸秆用途等选用文献[4,9−11]中适用于福建省实际情
况的相应参数。农田粪肥氮包括畜禽和乡村人口排泄
物施入到农田的氮量, 奶牛、肉牛、猪、羊、家禽的
年氮排泄量分别为 68.1 kg(N)·头–1、31.2 kg(N)·头–1、
4.6 kg(N)·头–1、8.82 kg(N)·头–1、0.39 kg(N)·头–1[23], 乡
村人口年排泄氮量取值 5.4 kg(N)·人–1[24]。
1.4 数据分析
利用 MATLAB 7.0软件实现模型的算法。
2 结果与分析
本研究估算 1991—2010 年福建省农业生态系统
N2O 排放量, 时间尺度较长。为便于结果分析和比较,
以 5 a为 1个时期, 共分 4个时期, 即 1991—1995年、
1996—2000年、2001—2005年、2005—2010年, 各
时期的数据为 5 a的平均值。
2.1 福建省农田 N2O排放
2.1.1 农田氮输入
耕地面积的年代变化以及各种氮源的输入状况
决定着农田 N2O的直接排放量和间接排放量。农田
氮输入主要包括化肥氮、粪肥氮、还田秸秆氮、大
气氮沉降到农田的氮、田间秸秆烧后的残灰。1991—
1995年、1996—2000年、2001—2005年、2006—2010
年福建省年均耕地面积分别为 1.239×106 hm2、
1.296×106 hm2、1.435×106 hm2、1.352×106 hm2, 呈
先增加后减少的趋势(表 2); 年均总氮输入量分别为
8.74×105 t·a–1、9.79×105 t·a–1、9.57×105 t·a–1、9.06×105 t·a–1,
其中主要输入氮源为化肥氮, 占总氮输入量的 58.1%~
60.5%, 其次为粪肥氮 , 占总氮输入量的 21.8%~
23.7%。不同时期氮肥施用量呈先增加后减少的趋势,
由于化肥氮是最主要的氮源, 因此也决定了总氮输
入量亦呈相同的变化趋势。
2.1.2 农田 N2O直接排放
1991—2010年福建省各种农田类型面积见表 3。
由于福建省果茶园面积逐年增加, 2006—2010 年期
间果茶园面积约占耕地面积的 50%以上, 因此果茶
园的 N2O 排放不容忽视, 本研究将果茶园的氮肥施
用量及其 N2O排放因子视于与非蔬菜旱作地相同。
1991—1995年、1996—2000年, 福建省非蔬菜旱地
N2O 排放的贡献最大, 分别占农田 N2O 直接排放量
的 44.7%、42.7%(图 1)。随着蔬菜种植面积的增加,
表 2 1991—2010年福建省耕地面积及农田氮源数量
Table 2 Arable land area and N inputs in Fujian Province from 1991 to 2010
化肥氮
Synthetic fertilizer N (104 t·a–1) 年代
Years
耕地面积
Arable land area
(104 hm2) 氮肥
N fertilizer
复合肥氮
Compound fertilizer
粪肥氮
N from animal
manure
(104 t·a–1)
秸秆还田氮
N from returned
crop residues
(104 t·a–1)
其他氮输入
Other N inputs
(104 t·a–1)
总氮输入
Total N inputs
(104 t·a–1)
1991—1995 123.9 48.6 2.2 20.6 2.9 13.1 87.4
1996—2000 129.6 55.7 3.6 21.4 3.1 14.2 97.9
2001—2005 143.5 51.7 4.3 22.7 2.8 14.3 95.7
2006—2010 135.2 48.6 4.6 21.4 2.6 13.5 90.6
所有氮输入量都是折纯氮量, 其他氮输入包括大气氮沉降和田间秸秆燃烧后的灰烬氮量; 复合肥含氮量按 150 g·kg–1 计算(福建省调查数
据)。All N inputs are the amounts of pure N; other N inputs include atmospheric N deposition and the residual N of straw burning; the pure N content
of compound fertilizer is 150 g·kg–1 (survey data in Fujian Province).
第 2期 李艳春等: 福建省农业生态系统氧化亚氮排放量估算及特征分析 229


表 3 1991—2010年福建省各农田类型以及果茶园的面积
Table 3 Areas of different croplands and orchard in Fujian Province from 1991 to 2010 104 hm2
年代 Years 蔬菜地 Vegetable 总水稻 Total paddy 早稻 Early rice 旱地作物 Upland crop 果茶园 Orchard (tea)
1991—1995 33.3 143.2 55.3 139.4 58.2
1996—2000 47.4 135.8 50.4 153.6 69.4
2001—2005 60.5 102.2 31.0 152.0 69.4
2006—2010 64.8 86.8 22.1 136.7 72.2


图 1 1991—2010年福建省农田 N2O直接排放源结构
Fig. 1 N2O direct emission structure from croplands in Fujian
Province from 1991 to 2010
T1: 非蔬菜旱作地; T2: 蔬菜地; T3: 水旱轮作地(旱作); T4:
非水旱轮作稻田(包括双季稻+旱作、双季稻+旱休闲); T5: 水旱
轮作地(水稻)。T1: no-vegetable uplands; T2: vegetable fields; T3:
paddy-upland rotation fields (upland); T4: double-cropping paddy
(double-cropping paddy + upland and double-cropping paddy +
fallow); T5: paddy-upland rotation fields (rice paddy).

2001—2005 年、2006—2010 年, 蔬菜地 N2O 排放
的贡献最大, 占农田 N2O 直接排放量的 38.7%、
42.9%。农田旱作(包括蔬菜地、非蔬菜旱地、水旱
轮作的旱季)N2O 排放占农田 N2O 直接排放量的
83.0%~90.7%, 而稻田(包括水旱轮作水稻季、双季
水稻)N2O 排放对农田直接排放的贡献较小 , 仅占
9.3%~17.0%。
1991—2010年, 农田 N2O直接排放量总体呈上
升趋势, 1991年出现最低值 15 108 t·a–1, 2006年达到
最大值 21 547 t·a–1, 之后下降到 2010 年的 20 594
t·a–1(图 2)。 1991—1995 年、 1996—2000 年、
2001—2005 年、2006—2010 年福建省农田 N2O 年
平均直接排放量分别为 17 073.0 t·a–1、19 976.8 t·a–1、
21 183.4 t·a–1、20 778.6 t·a–1(表 4 )。1996—2000年、
2001—2005年农田N2O年平均直接排放量分别比上
一时期增加 2 903.8、1 206.6 t·a–1, 而 2006—2010年
比上一时期减少 404.8 t·a–1。农田 N2O直接排放量呈现
上述变化规律主要是由于农田氮输入量变化引起的。
1991—1995 年、1996—2000 年、2001—2005 年、
2006—2010年间福建省农田 N2O年平均排放通量分别
为 13.8 kg·hm–2·a–1、15.4 kg·hm–2·a–1、14.8 kg·hm–2·a–1、
15.4 kg·hm–2·a–1, 变化较平稳。
2.1.3 农田 N2O间接排放
由于大气氮沉降引起的 N2O排放量计入直接排
放部分, 因此农田 N2O 间接排放只包括由于农田氮
素淋溶和径流损失而引起的排放。1991—2010 年,
福建省由于淋溶/径流引起的农田 N2O 间接排放量
在 3 044.1~4 128.3 t·a–1之间, 变化较平稳(图 2)。
1991—1995 年、1996—2000 年、2001—2005 年、
2006—2010年, 农田 N2O年平均间接排放量分别为
3 361.3 t·a–1、3 941.5 t·a–1、4 107.3 t·a–1、4 010.0 t·a–1
(表 4)。

图 2 1991—2010年福建省农业生态系统各种源的 N2O排放量及排放总量
Fig. 2 N2O emissions from different sources in agro-ecosystem in Fujian Province from 1991 to 2010
230 中国生态农业学报 2014 第 22卷


表 4 不同时期福建省农业生态系统各种源的 N2O-N年平均排放量
Table 4 Annual averaged N2O emissions from different sources in agro-ecosystem during different stages in Fujian Province t·a–1
农田直接 Direct emission 总排放量 Total emission 年份
Years 均值
Mean
低值
Low
高值
High
农田间接
Indirect
emission
田间秸秆
Straw
burning
粪便管理
Animal
manure
均值
Mean
低值
Low
高值
High
1991—1995 17 073.0 6 530.6 30 108.2 3 361.3 73.1 5 663.4 26 170.7 15 628.3 39 205.9
1996—2000 19 976.8 7 836.9 34 409.6 3 941.5 77.5 5 874.2 29 870.0 17 730.0 44 302.8
2001—2005 21 183.4 8 643.4 35 111.8 4 107.3 64.4 6 730.8 32 085.8 19 545.8 46 014.2
2005—2010 20 778.6 8 606.2 33 914.8 4 010.0 58.1 6 440.9 31 287.6 19 115.3 44 423.8
N2O排放量均以氮计算。The N2O emission amount is in N2O-N gauge.

2.2 福建省秸秆田间燃烧 N2O排放
相对农业生态系统其他 N2O 排放源, 秸秆田间
燃烧产生的 N2O排放量较少。1991—2010年福建省
秸秆田间燃烧 N2O 排放量变化较稳定 , 保持在
55.4~81.0 t·a–1(图 2)。但由于秸秆田间燃烧具有很强
的季节性, 属于高通量排放, 短时间内易造成严重
的环境污染问题。
2.3 福建省粪便管理系统 N2O排放
动物粪便在施入到土壤之前的处理和存放过程
中会排放大量的 N2O。1991—2010 年间, 福建省粪
便管理系统 N2O排放量保持在 5 213.2~6 988.0 t·a–1,
变化较稳定(图 2)。猪粪便 N2O排放量最大, 占粪便
管理系统总排放量的 57.4%~67.9%, 其次为家禽和
非奶牛(肉牛等)(图 3), 因此, 粪便管理系统 N2O 排
放的关键源为猪。

图 3 1991—2010年福建省粪便管理系统 N2O排放特征
Fig. 3 N2O emissions from manure management system in
Fujian Province from 1991 to 2010
2.4 福建省农业生态系统 N2O排放总量
1991—2010年福建省农业生态系统N2O排放总
量(包括农田直接、间接排放 , 田间秸秆燃烧排放 ,
粪便管理系统排放)呈先增加后降低趋势, 从 1991
年的 23 675.3 t·a–1增加到 2006年的 32 610.4 t·a–1, 随
后降低至 2010年的 30 810.7 t·a–1(图 2)。1991—1995
年、1996—2000 年、2001—2005 年、2006—2010
年福建省农业生态系统 N2O 年平均排放总量分别为
26 170.7 t·a–1、29 870.0 t·a–1、32 085.8 t·a–1、31 287.6 t·a–1,
呈先增加后降低趋势(表 4)。1996—2000年、2001—
2005 年 N2O 年排放总量分别比上一时期增加
3 699.3 t·a–1、2 215.8 t·a–1, 2006—2010年比上一时期
减少 798.2 t·a–1。N2O排放总量主要受农田直接排放
量的影响, 因此其变化趋势与农田直接排放的趋势
一致。
对 1991—2010年 20 a的数据取平均值, 分析福
建省农业生态系统年平均 N2O排放量的总体特征。
N2O 年平均排放量大小依次为: 农田直接(66.2%)>
粪便管理系统(20.7%)>农田间接(12.9%)>田间秸秆
燃烧(0.2%)。而农田直接排放中各农田类型 N2O 年
平均排放量大小依次为非蔬菜旱地(40.1%)>蔬菜地
(35.3%)>水旱轮作 (旱季 )(12.1%)>非水旱轮作稻田
(7.8%)>水旱轮作(水稻季)(4.7%)。
2.5 福建省农业生态系统 N2O排放的区域分布
2010年, 农业生态系统 N2O排放高值区主要分
布在漳州市、南平市、泉州市和宁德市, 其排放量
均在 4 000 t·a–1以上, 4个地区的排放量占全省总排
放量的 61.7%(图 4)。与 2000年相比, 2010年各地区
的农业生态系统 N2O 排放量有增加或减少, 但变化
规律不明显。
3 讨论
本研究采用区域氮素循环模型 IAP-N 估算得到
1991—2010年福建省农田N2O-N年平均直接排放量
为 17 073.0~21 183.4 t·a–1。该结果与李长生等[18]采
用 DNDC 模型估算得到的 1990 年福建省农田 N2O
直接排放量为 11~25 Gg N2O-N的研究结果较一致。
此外, 卢燕宇等[19]基于 GIS技术估算得到 1997年福
建省农田化学氮源N2O排放量为 9.00 Gg N2O-N, 较
本研究结果偏低, 其原因可能是卢燕宇等的估算方
法只将农田划分为旱田和水田, 未进一步细分农田
类型, 导致估算结果有较大误差。
农业土壤 N2O 排放受多种因素的影响, 气候条
件、土壤性质、土地利用类型、农业耕作措施以及
水肥管理都会影响到农田 N2O的排放[25]。由于目前
第 2期 李艳春等: 福建省农业生态系统氧化亚氮排放量估算及特征分析 231



图 4 2000年和 2010年福建省农业生态系统 N2O排放的区域分布
Fig. 4 District distribution of N2O emissions in Fujian Province in 2000 and 2010
缺乏福建省农田 N2O 排放观测数据, N2O 排放因子
不清楚, 本研究借鉴了 Zheng等[9–11]的文献, 以及农
田间接排放因子采用 IPCC 的默认值, 这些都是导
致排放量估算不确定性的主要因素。本研究估算的
福建省农田 N2O 直接排放存在较大的不确定性, 其
不确定性在 1991—1995年、1996—2000年、2001—
2005年、2006—2010年 4个时期分别达–62%~76%、
–61%~72%、–59%~66%、–59%~63%, 产生该不确
定性的主要因素是农田 N2O直接排放因子的不确定
性(–70%±20%~110%±83%)。较大的农田 N2O 直接
排放因子的不确定性是导致农业生态系统 N2O排放
总量不确定性的重要因素, 相比之下, 其他因素的
不确定性显得并不重要。在忽略其他因素导致的不
确定性的前提下, 由农田 N2O 直接排放的不确定性
得到农业生态系统 N2O排放总量的不确定性结果。
4 个时期福建省农业生态系统各种源的 N2O 排放总
量不确定性分别达–40%~50%、–41%~48%、–39%~
43%、–39%~42%。
本研究中福建省农田化肥氮的输入占总氮输入
量的 58.1%~60.5%, 是影响农田 N2O 排放量的主要
氮源。据研究, 如果将中国氮肥利用率提高 30%, 土
壤 N2O 排放将会降低 38.5%[26]。另外, 长效碳酸氢
铵与碳酸氢铵和尿素相比能减少 76%左右的 N2O排
放, 缓释尿素能减少 58%左右的 N2O 排放[27−28]。
Mosier 等[29]的研究表明硝化抑制剂能明显抑制 N2O
的释放量。因此, 采取适时适量施肥、施用缓/控释肥
料、硝化抑制剂等措施可以达到减少农田 N2O排放
的目标, 是福建省农田 N2O减排的重要途径。
2001—2005年、2006—2010年, 福建省蔬菜地
N2O 排放占农田直接排放的 38.7%、42.9%, 对整个
农业生态系统 N2O排放的影响较大。福建省地处亚
热带, 具有优越的地理、气候条件, 蔬菜种植面积呈
逐年增长趋势, 从 1991 年的 2.695×105 hm2增长到
2010年的 6.670×105 hm2。据研究, 蔬菜生育期短、
施肥量大, 人为干扰强烈, 其反硝化损失量大于旱
地生态系统和相同类型的水稻土[30], 土壤种植蔬菜
后大大提高了土壤 N2O 总逸出量。因此, 适当调整
农业种植结构, 减少蔬菜种植, 也是减少福建省农
田 N2O排放的重要途径之一。
4 结论
本研究通过估算 1991—2010年福建省农业生态
系统 N2O排放量, 分析得到各种 N2O排放源的排放
特征, 主要结论如下:
1)1991—2010年福建省农业生态系统 N2O排放
总量呈先增加后降低趋势, 从 1991年的 23 675.3 t·a–1
增加到 2006年的 32 610.4 t·a–1, 之后降低至 2010年
的 30 810.7 t·a–1; 1991—1995 年、1996—2000 年、
2001—2005 年、2006—2010 年 4 个时期的 N2O 年
平均排放总量分别为 26 170.7 t·a–1、29 870.0 t·a–1、
32 085.8 t·a–1、31 287.6 t·a–1。各类型排放量大小依
次为: 农田直接>粪便管理系统>农田间接>田间秸
秆燃烧, 农田直接排放占总排放量的 66.2%。
2)1991—2010 年, 农田 N2O 直接排放量呈先增
加后降低趋势, 从 1991年的 15 108 t·a–1增加到 2006
年的 21 547 t·a–1, 之后下降到 2010年的 20 594 t·a–1;
1991—1995 年、1996—2000 年、2001—2005 年、
2006—2010年 4个时期农田 N2O直接排放量分别
为 17 073.0 t·a–1、19 976.8 t·a–1、21 183.4 t·a–1、20 778.6 t·a–1。
农田旱作(包括蔬菜地、非蔬菜旱地、水旱轮作的旱
季)N2O排放占农田N2O直接排放量的 83.0%~90.7%,
是农田直接排放的关键源。
3)1991—2010 年间, 福建省粪便管理系统 N2O
排放量保持在 5 213.2~6 988.0 t·a–1, 变化较稳定。
232 中国生态农业学报 2014 第 22卷


粪便管理系统 N2O 排放的关键源为猪, 占粪便管理
系统 N2O排放量的 57.4%~67.9%。
4)2010 年, 农业生态系统 N2O 排放高值区主要
分布在漳州市、南平市、泉州市和宁德市, 其排放
量均在 4 000 t·a–1以上, 占全省总排放量的 61.7%,
应优先考虑削减这些地区的 N2O排放。
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