氧化亚氮（N₂O）被《联合国气候变化框架公约》的《京都议定书》列为仅次于CO₂和CH₄的管制温室气体。由于人类活动对N₂O排放的影响，大气的N₂O浓度已由工业化以前的270nL/L左右增至如今的316nL/L左右，如今还正以每年0.25%的速率直线增长（Abollino, O.,2003）。预计到2050年其浓度将增加到350～400nL/L。氧化亚氮是受人类活动影响的第三大温室气体，它在大气中的寿命较长，可达 120 年，其 GWP 在20年和 100 年时间尺度上分别相当于 CO₂的 289 和 298倍（IPCC, 2007）。氧化亚氮气体的排放除了会引起温室效应，还会造成平流层臭氧层损耗。大气中N₂O浓度增加一倍平流层臭氧将减少10%，而达到地面的紫外线强度会增加20%，导致人类皮肤癌和其他疾病的发病率迅速上升，并带来其他的健康问题。氧化亚氮气体的主要排放源有海洋、热带及温带土壤、森林、草地、地下水、化石燃料燃烧、生物质燃烧以及某些化工生产过程等。据估算，大气中氧化亚氮增加量的70%～90%来自于地表生物质，而人为排放的氧化亚氮的一半是由农田土壤导致的。农田生态系统是大气N₂O的重要源，农田，尤其是旱田是全球重要的N₂O排放源。农田排放的N₂O约占全球每年排放N₂O的24 %，约占人为排放源的45 %。农田土壤中， N₂O主要产生于微生物参与下的硝化和反硝化作用。土壤微生物硝化和反硝化过程受各种物理、化学和生物因素的影响，因而影响硝化和反硝化作用的诸多因素，如土壤水分状况，土壤温度,土壤透气性、 NH₄⁺-N和NO₃^--N含量，土壤有机质，耕作制度，以及作物的种植情况等等也影响土壤N₂O排放(刘丽颖，2013)。硝化和反硝化是土壤中氧化亚氮生产的俩个最主要的微生物过程。由于土壤的不均匀性，硝化作用和反硝化作用可以同时发生，土壤氧化亚氮的排放量取决于硝化作用和反硝化作用的反应速率、N₂O在反应物中的比例及N₂O逸散进入大气前在土壤中的扩散和被还原程度。
1.2 农田土壤N₂O排放的微生物机理
1.2.1 硝化作用
    农业土壤中的N₂O生成主要是在微生物的参与下,通过硝化和反硝化作用来完成的。硝化作用分为自养硝化作用和异养硝化作用，自养硝化作用的微生物是以NH₄⁺氧化所释放的化学能为能源的，自养硝化作用主要分为俩个阶段。第一阶段为亚硝化，即铵根(NH₄⁺)氧化为亚硝酸根(NO₂^-)的阶段。参与这个阶段活动的亚硝酸细菌主要有 5个属:亚硝化毛杆菌属 ；亚硝化囊杆菌属；亚硝化球菌属；亚硝化螺菌属和亚硝化肢杆菌属。其中，尤以亚硝化毛杆菌属的作用居主导地位。第二阶段为硝化，即亚硝酸根(NO₂^-)氧化为硝酸根(NO₃^-)的阶段。参与这个阶段活动的硝酸细菌主要有3个属:硝酸细菌属；硝酸刺菌属和硝酸球菌属。其中以硝酸细菌属为主，常见的有维氏硝酸细菌和活跃硝酸细菌等。Parton等给出硝化作用的过程（图中虚线为可能存在的途径）：
 

 
自养硝化过程为：NH₄⁺ + 3/2 O₂→NO₂^- + 2H⁺ + H₂0 + E(氨氧化细菌)
               NO₂^- + 1/2 O₂→NO₃^- + E(亚硝酸氧化菌)
       异养硝化作用异养硝化作用是在有有机碳存在的通气环境中，将NH₄⁺， NH₃或含氮有机化合物氧化成NO₂^- ， N0₃^-的微生物学过程。有机碳既作为碳源又作为能源。只有当C/N比超过了微生物正常生长所必需的氮量时，异养硝化作用才发生。
       与自养微生物相比，异养微生物的硝化作用常被认为是微不足道的，但在一定条件下(例如低pH)，异养硝化的重要性也会超过自养硝化。有关异养微生物的硝化作用研究较少，一般认为，它们对有机、无机氮的氧化可能经过如下途径：
       无机氮：NH₄⁺→NH₂OH→NOH→NO₂^-→NO₃^-
       有机氮：RNH₂→RNHOH→RNO→RNO₂→NO₃^-
1.2.2 反硝化作用
       反硝化过程指微生物(土壤反硝化微生物只有细菌)在少量氧或微量氧存在的条件下，将N0₃^-还原为气态N₂的过程，相对来说，反硝化作用机理研究得较为清楚。
       反硝化过程为：NO₃^-→NO₂^-→NO→N₂O→N₂
       微生物反硝化作用根据反应的能量来源分为异养反硝化和自养反硝化，异养反硝化是微生物在因氧气缺乏影响代谢的情况下利用N0₃^-作为电子受体氧化有机化合物获得能量的过程。自养反硝化则是微生物利用N0₃^-作为电子受体氧化无机化合物，如S₂^-， Fe²⁺的过程。其中异养反硝化是比自养反硝化更重要的产生N₂0的过程。
1.3 农田土壤N₂O排放的影响因素
    影响农田土壤氧化亚氮气体排放的因素有很多，比如土壤含水量、土壤含水量、土壤的质地类型、土壤的利用方式，土壤物理因素的改变，可引起土壤结构的变化，影响N₂O在土壤中的迁移和扩散（季加敏等，2012；秦晓波等，2013；徐侠影，2014）。除了这些物理因素外，土壤的pH值、土壤的施肥状况、土壤有机质含量以及不同耕田管理措施都会对氧化亚氮气体的排放产生影响。
1.3.1 土壤含水量
    土壤含水量是影响氧化亚氮排放的重要因素之一，土壤水是土壤发生硝化与反硝化作用的必要条件，水分状况不仅影响土壤中N₂O的生成量，也极大地影响着土体的通气状况及向外传输。旱地和水田由于作物对水分的需求不同，因而也导致土壤中N₂0排放的差异。国际上对农田土壤中N₂0的研究主要集中于旱地。旱地土壤中含水量的变化主要取决于降雨。土壤含水量变化对N₂0产生和排放影响的研究表明，不同含水量情况下，N₂0排放也不相同。降雨后，随着水不断充满土壤孔隙，加大了厌氧环境并使反硝化作用加强，N₂0也随之大量产生并排出土壤。大雨之后，土壤含水量增加到大田持水量并超过时，N₂0排放却显著下降。说明土壤高含水量不仅为反硝化细菌提供了厌氧环境，而且使已产生的N₂0进一步向外扩散受到了限制，增加了它在土壤中的滞留时间，以至最后被进一步还原，其时在高水分阶段，反硝化速率极高，但最终产物不是N₂0，而是N₂。原位情况下，高土壤含水量结合高的氧消耗可以刺激反硝化作用，增加N₂0的形成。含水量为田间持水量的70%时，即可发生反硝化过程。但反硝化速率却在含水量为80%聚增。而在农田中等含水量情况下，土壤微生物的硝化和反硝化作用产生的N₂0大约各占一半。旱作农田N₂0产生途径主要取决于土壤水分的控制和调节。
    水田在常规的水分管理措施下，N₂0的排放基本上来自硝化和反硝化作用都十分强烈的土壤干湿交替阶段，在淹水期间N₂0排放量极为有限。土壤的干湿交替促进N₂O高排放的另一个重要原因是加快土壤中氮的矿化速率，氮的矿化为N₂0产生提供充足的底物(de Siqueira Pinto et al.，2002；Mulleretal.，2004)。热带地区泥炭地的试验表明，土壤由于降雨由干变湿，激发了有机氮的矿化，产生大量的NH₄⁺，从而导致N₂O高排放（Takakai.，2006）。淹水状态下，N₂0排放很少，水分落干期间N₂0排放量占水稻长年期N₂0排放总量85.7%～98.65 %(徐华，2000)。水分状况动力学是控制N₂O排放的重要因子，结合描述水分状况的参数，可以用来估算N₂O的排放通量。土壤水分含量的多寡经常影响氧化还原电位Eh值。Eh为0mV时，N₂O的排放最高。通常情况下，在水分含量相当于田间持水量97%～100%或84%～86%WFPS(充水孔隙体积)时,土壤具有最大的N₂O排放速率[3]。(Hanssen,1993)研究表明N₂0排放的最大值出现在45%～75% WFPS。
1.3.2 土壤温度
    土壤温度影响微生物的活性，因而影响硝化和反硝速率(Yan et al.，2008；Lesschen et al.,2011)。硝化微生物最适范围为25～35℃，反硝化微生物最适范围为30～67℃(郑循华等，1997)，硝化和反硝化微生物生长活动适宜的温度范围都在25～35℃之上。有研究指出温度较低时，反硝化作用仍可缓慢进行，N₂O产生速率很低。（Summerfiel et al.,1993）发现0℃的雪覆盖土壤中，土壤微生物并没有死亡或失活，仍在进行呼吸作用，释放N₂0气体；当温度大于50℃时,反硝化作用才较明显，在一定的温度范围内，温度与反硝化速率呈正相关。土壤温度不仅影响土壤N₂O产生的微生物活动,还影响气体在土壤中的扩散和传输过程。温度还会影响土壤中N₂O和N₂气体的比例，一般情况下N₂O/N₂比随着温度的升高而变大(Lesschen et al.,2011)。
      （谢军飞，2005）研究结果表明，在10～30℃范围内，随着土壤表层温度的升高，N₂0的排放通量在不同程度上有一定的增加，但不呈明显的线性相关关系。（刘晔等，1997）对北京森林生态系统的研究表明，当温度较低时，在一定的温度段(5～70℃)，N₂0还可能会出现负排放。一些研究表明，当存在其他限制因子时，土壤温度对N₂O排放的影响则不会表现出来。（杜睿等，2013）对内蒙古草原土壤N₂O排放研究表明，N₂O排放通量与土壤温度不存在显著线性关系，说明水分、土壤养分、通气状况、植物生长情况等其他环境因子同时控制着土壤产生N₂O微生物过程，影响N₂O的释放，土壤N₂O的产生和释放是多因子的协同作用的结果。
1.3.3 土壤质地类型
    质地影响土壤的通透性、孔隙度、水分含量、有机质的矿化速率和气体的扩散率，因而影响土壤硝化和反硝化反应的强弱，从而对N₂O产生和排放造成影响。重质地土壤保水能力强，水分含量相对较高，有机质含量相对较高，其N₂O排放量高于轻质地土壤。旱田农田N₂O排放量壤土最高，其次是沙土，粘土最小；水田N₂O排放量沙质土壤排放量最高。
1.3.4 土壤氮素供应
    土壤无机氮（包括按态氮和硝态氮）是硝化-反硝化作用的基质，其中NH₄⁺-N是硝化作用的反应底物，随着反应的进行，又进一步成为反硝化作用的反应底物，NO₃^--N是反硝化作用的反应底物。许多研究表明表层土壤无机氮含量与N₂O排放有一定相关关系(Sanehez Martinetal.,2010)，无机氮含量在10mg.kg^-1以下时，N₂O排放量极低，无机氮含量是N₂O排放的重要限制因子，其对N₂O的产生和释放有重要作用。
    氮肥施用量却是唯一明确透明的容易管理的指标(Millar et al.,2010)，氮肥投入对农田N₂O排放起主导作用(Gao et al.,2011) 。N₂O排放量与施氮量的关系随土壤气候条件而变化，中国的不同土壤气候带决定了种植体系不同，不同轮作体系施氮量与N₂O排放关系不是很清楚(Liu et., 2012)，影响了国家区域排放总量估算。刘春岩等人(Liu et al., 2012)研究指出，西北早地小麦玉米轮作体系，无论玉米季、小麦季还是全年，施氮量在作物季不高于400 kg N ha^-1，全年不高于800 kg N ha^-1,N₂0排放量随施氮量增加直线增长。Hoben等在研究美国玉米N₂0排放与施氮量的关系时，指出随气候带不同二者既有直线关系也有指数关系(Hoben et al., 2011)。有研究(Iurii et al., 2014)将IPCC和Hoben等(2011)的研究比较得到N₂0排放与施氮量呈指数关系，并使这一结果更加精确。有关研究表明，氮肥投入与N₂O排放的关系中存在一个阈值，当氮肥施用量低于这个阈值时，土壤N₂O排放的增长相对缓慢，而当氮肥施用量超过这个阈值时N₂O的排放量将随着氮肥施用量的增加而迅速增加甚至指数增长，且这个阈值可能是作物对氮肥的最大需求量。因此通过确定作物对氮肥的需求量与土壤供氮能力之间的差值来确定氮肥施用量，避免氮肥的过量施用，不仅能够保证作物产量，而且同时能显著降低土壤N₂O的排放(刘敏，2015)。
1.3.5 土壤耕作方法
    耕作方式不仅改变了土壤结构、通透性和土壤湿度，还会对土壤养分的有效性和土壤C/N比含量有影响，从而影响N₂O的排放。对于耕作方式对土壤N₂O的排放的影响，已有大量研究，且研究结果不尽相同。一些研究结果发现免耕和传统耕作方式相比较，能有效减少N₂O的排放，Six等(2004)指出无论在湿润土壤还是干旱土壤，免耕都将减少N₂O的排放量。也有研究指出免耕土壤含有较多的水分和较小的总孔隙度，免耕使土壤中大团聚体有机碳含量偏高，则免耕土壤比常耕土壤能产生和排放更多的N₂O。此外,有研究指出与传统耕作方式相比，免耕措施N₂O排放的影响不是一成不变，而是随着时间推移会发生增加或减少的变化(Lemke and Janzen, 2007)。即在土壤从传统耕作方式改成免耕措施后的几年内，免耕会大量促进土壤N₂O排放。而后的几十年免耕对N₂0的排放的促进作用会逐年下降，直至N₂O的排放重新达到稳定。
       由此可见，耕作措施对N₂O排放的影响，主要是由于耕作措施不同，导致土壤理化性质发生改变，影响了土壤N₂O产生和排放的条件，进而使N₂O产生发生变化。
 
 
参 考 文 献
 
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