农田土壤N2O排放的主要影响因素

谢 勇，荣湘民，何 欣，石敦杰

（湖南农业大学资源环境学院，湖南 长沙 410128）

农田土壤N2O排放的主要影响因素

谢 勇，荣湘民，何 欣，石敦杰

（湖南农业大学资源环境学院，湖南 长沙 410128）

农田土壤是温室气体N2O产生和排放的主要源头之一，研究农田土壤N2O排放的主要影响因素，对于减少N2O产生和排放具有重要意义。根据文献研究对农田土壤N2O的排放机理和影响因素进行了综述，重点从土壤理化性状和耕作管理两大方面阐述了其对农田土壤N2O排放的影响。结果表明，在农业生产过程中减少农田N2O排放需要根据不同的土壤理化性状进行相应合理的耕作管理，尤其是在水分和施肥环节的调控上影响较为突出。同时，就目前有争议的问题指出了其可能原因。

农田土壤；N2O排放；影响因素；综述

氧化亚氮（N2O）是除二氧化碳和甲烷以外的第三大温室气体，具有很大的增温潜能，1 kg N2O的增温效应相当于296～310 kg CO2，对温室效应的贡献率约为5%[1-2]。在整个地球生物圈N2O贡献总量中，土壤向大气排放的N2O占比高达90%[3]，其中80%～90%的N2O排放来自于农田土壤[4]，显然农田土壤是全球重要的N2O排放源[5]。导致农田土壤N2O形成和排放的根本原因是土壤微生物利用土壤氮或肥料氮进行硝化与反硝化作用。因此，影响硝化反硝化作用的主要因素，也成为影响农田土壤N2O排放的主导因子。影响农田土壤N2O排放的因素众多，如土壤本身的理化特性（土壤物理化学性质和微生物结构）、管理因素（农业措施、作物类型）和环境因子（降水、温度、光照）等；其影响程度也存在差异。研究农田土壤N2O排放的主要影响因素，以便正确估计和评价农业源对大气N2O的贡献，这对促进温室气体减排具有重要的指导意义。

1 农田土壤N2O产生机理

1.1 农田土壤氮素的硝化作用

1.2 农田土壤氮素的反硝化作用

反硝化作用实质上是硝化作用的逆过程，是指在厌氧条件下，由土壤微生物将硝酸盐、亚硝酸盐或硝态氮还原为气态氮的过程，其中产生氮气（N2）和氧化氮（NO，N2O）（如图1所示）。现已公认，N2O是反硝化过程中的一种中间产物，随条件的变化，中间产物可以积累在土壤中，也可以从土壤中逸散。研究表明，土壤水分和pH值对土壤反硝化作用的影响较为显著，它们决定了N2O与N2的比例[6]。

2 土壤理化特性对农田土壤N2O排放的影响

图1 硝化作用与反硝化作用过程

2.1 土壤通气状况

土壤水分含量和土壤氧气扩散难易及耗氧程度决定着土壤通气状况；同时，土壤通气状况又影响着土壤硝化和反硝化作用的发生以及N2O在土壤中的扩散速率。Anderson等[7]的土壤灌氧试验结果表明，土壤灌氧180 h之内，灌氧量越高，土壤N2O排放量越高；超过320 h后，N2O排放量继续增加，此时O2含量逐渐降低，土壤微生物以反硝化作用为主。衣纯真等[8-9]的研究表明，等温等湿条件下，土壤通气状况显著地影响农田土壤的硝化作用与反硝化作用；嫌气条件下以反硝化作用为主，好气条件下硝化作用增强，而大量的N2O排放主要出现在有利于反硝化作用的高含水量土壤中。土壤反硝化速率与O2含量成反比，在土温较高时更为明显。反硝化产物的组成和数量也受O2有效性的影响。随土壤环境条件的变化，土壤反硝化产物中N2O/N2比例会发生较大变化，N2O或N2在一定条件下可成为反硝化的唯一产物。

2.2 土壤质地

土壤质地对土壤通气状况有直接影响，进而也影响土壤的硝化与反硝化作用。砂质土壤的通气性较好，气体扩散快，其产生的N2O容易向大气中排放。Mosier等[10]发现，氮肥施用后对农田土壤N2O排放的影响与土壤质地有关，砂性土壤施氮后N2O排放通量增加不明显，而粘质土壤施氮后N2O排放通量显著增加。

另有研究表明，轻质地土壤的硝化反应较快，而重质地土壤保水性强，长时间下产生的N2O潜能高，向大气中扩散却较慢，土层较深的土壤产生的N2O向土表转移时易被还原成N2，因此更适宜于反硝化作用[11]。相比水田，旱地土壤含水量低，产生的气体容易扩散，故在N2O排放通量上重质地土壤大于轻质地土壤。

2.3 土壤有机质含量

土壤有机质矿化后的产物既为微生物硝化反硝化过程提供反应底物，与此同时，其本身也是微生物活动的能量源泉。土壤有机质大量分解，消耗部分氧气，使土壤产生缺氧区域，进而间接抑制硝化作用[12]，而其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。有机质含量高，利于硝化反硝化反应的进行，促进N2O的排放，因为有机碳为土壤微生物活动提供能源和基质，对土壤微生物群落和活性有重大影响[13-14]。

通常，土壤有机碳对硝化速率的影响不大，而与反硝化速率正相关，因为土壤有机碳是反硝化微生物活动的电子供体和细胞能源，反硝化速率和N2O的排放受其生物有效性的影响，但这种影响不是直接的，是与其他影响因子共同作用后再作用于N2O的排放。

另外，通过添加有机碳（比如施用有机肥）使土壤中易分解有机质增多，促进微生物的呼吸作用，加快氧气的消耗，形成土壤厌氧环境，间接地促进了土壤的反硝化作用和N2O释放。但有研究发现，施用有机肥的处理土壤N2O的排放量高于无机肥处理，也有相反的结论。这可能与有机肥中有机碳的添加量及C/N比有关，因为有机质的分解受有机质C/N比的影响，通常土壤微生物适宜的C/N比是25～30∶1，若大于或小于该范围，有机质分解和微生物活性均会受到影响，进而抑制或促进土壤N2O产生和排放[15]。

2.4 土壤pH值

土壤pH值主要通过调节各氮素转化过程中微生物活动和不同作用阶段的酶活性来影响N2O的形成和排放。众多学者探究表明，土壤pH值为7.0～8.0时，硝化反硝化微生物菌落最活跃，硝化反硝化速率最佳[16]。Duggin等[17]研究表明，pH值在5.6～8.0时，硝化速率随pH值的上升而增大。Daum等[18]发现pH值在3.8～8.0时，反硝化产生的N2O随pH值的下降而增加，因为在pH值为3.8～5.0时，N2O是唯一的或主要的反硝化产物；当pH值升至5.6～6.6时，N2O只在试验初期是反硝化主要产物；当pH值为6.9～8.0时，N2成为反硝化的主要产物。土壤pH值对反硝化作用的影响较复杂，研究者从不同的角度探索得出了不同的研究结果。

2.5 土壤含水量

土壤水分含量是影响土壤N2O产生和排放最主要的因素之一，因为土壤水分含量直接影响土壤微生物的活性和土壤通气性，进而影响土壤硝化作用与反硝化作用的进行以及N2O在土壤中的传输和向大气的扩散。在一定范围内，含水量提高可增加矿化速率和养分有效性，微生物的活性增强，耗氧量加大，易形成厌氧区域，从而抑制土壤硝化作用，促进土壤反硝化作用[19]。当土壤水分含量达到土壤硝化和反硝化作用“双赢”的条件时，N2O的生成和排放达到峰值。郑循华等[20]研究表明，当土壤湿度达田间持水量的90%～100%或者土壤充水孔隙度（waterf lled pore space，WFPS）达77%～86%时，N2O排放最多。Granli和Bockman[21]的研究表明，耕作土壤中WFPS为30%～70%时以硝化作用为主，而当WFPS为70%～90%时以反硝化作用为主。封克等[22]研究表明，当WFPS为45%～75%时，N2O的产生是硝化和反硝化共同作用的结果。一般农田土壤含水量在田间持水量以下时，N2O的产生和排放随土壤湿度的增加而增加[23]，此时硝化作用是N2O的最基本来源。当土壤含水量在田间持水量的基础上增加时，O2扩散受阻，硝化作用受限制，反硝化作用开始加强；但土壤含水量增加过高，反硝化产物将会以N2为主，N2O在土壤中的扩散也受到严重阻碍，从而减少N2O的排放。因此，在高水分含量情况下，N2O的产生和排放与土壤水分含量呈负相关[24]。农田土壤尤其是水田土壤的干湿交替过程就是典型的水分含量高低变化剧烈的过程，能够极大地促进N2O在土体中产生和传输逸出。于亚军等[25]对稻田N2O的排放观测结果表明，稻田排灌交替期N2O的平均排放速率[163.4 g/(m2·h)]与排放总量（1.412 kg/hm2）明显高于持续淹水期[51.9 g/(m2·h)、0.572 kg/hm2]和排水晒田期[53.9g/(m2·h)、0.316 kg/hm2]。梁东丽等[26]的研究也表明，同一土壤在同等WFPS含量条件下，土壤由湿变干过程以及土壤由干变湿过程中产生的N2O通量存在显著差异，前者大于后者，其原因存在争议，有待进一步探究。

土壤水分含量除了通过影响N2O排放的硝化反硝化过程以外，还可以通过其他方式影响N2O的排放。降雨和灌溉可以驱出N2O高浓度区域的空气，导致N2O的峰值排放。水分本身可以传输N2O，在25℃下N2O在水中的溶解度为0.7 g/L，溶解的N2O可随径流水、渗漏水或灌溉水进入水体，或在土壤干燥时再排放到大气中[24]。因此，水稻田的水层深度也是影响N2O排放的因素。Jacinthe等[27]的研究表明，10 cm水层土壤的N2O排放量显著高于50 cm水层的N2O排放量。

2.6 土壤温度

反硝化微生物活动的适宜范围是5～75℃，其中最适范围是30～67℃。温度降低并不会明显减弱反硝化反应的速率，即使在0～5℃的低温条件下仍能发生反硝化作用，说明低温对反硝化作用的影响不大，这可能是微生物种群差异的结果。温度升高，反硝化速率增大，N2排放增加，N2O/N2比值下降，N2O排放被抑制。温度高于50℃时，化学反硝化可能成为主要作用[28]。

综上所述，温度变化对硝化和反硝化微生物的活性都会有所影响，但整体来看反硝化作用对温度的敏感度更高[29]。

谢军飞等[30]认为N2O排放通量在10～30℃范围内随土层温度的升高有一定程度的增加，但不具有明显的线性关系。郑循华等[28]发现适宜的土壤水分条件下，N2O排放通量与温度的关系可以用指数函数F=Aeat来描述（式中，F为N2O日平均排放通量，t为5 cm土层日平均温度，A、a为常数）。 王立刚等[31]研究表明，N2O排放表现出多峰的日变化特征，具有一定的随机性。N2O排放的最大值在一天中出现在温度较高的15:00左右，而最小值出现在夜晚温度较低时段。这种随机性可能源于其他重要影响因子的作用，比如说水分或者氮素养分的影响大于温度时，温度的作用就不明显[32]。孙向阳等[33]发现，土壤N2O排放的季节性较明显，表现为夏季最高，春秋季次之，冬季最低甚至出现负值。王立刚等[31]在棉花地、休闲地和冬小麦-夏玉米地土壤N2O排放的研究中也得到了同样的结论。

另外，从N2O生成后在土壤中的分子运动来看，温度对气体的扩散运动影响极大，温度越高气体扩散越快，N2O从土壤中溢出的量也越大。研究发现，10～30℃范围内，随着温度的升高，N2O释放的快速期、减速期和稳定期的启动时间明显提前[30]。

3 耕作管理对农田土壤N2O排放的影响

3.1 耕作制度

种植不同的作物对于农田土壤N2O排放的影响也有差异，豆科固氮作物可以直接增加土壤中的氮源，从而促进N2O的产生和排放；水稻等作物内部有气体通道，可以增加N2O从土壤到大气的排放量。作物产生和排放N2O也是一个普遍现象。陈冠雄等[37]研究表明，大豆、春小麦和谷子3种植物均可排放N2O，且排放速率的变化规律也都相似，相应生育期内，种植大豆的土壤N2O排放速率明显比谷子和春小麦高。由此可知，作物覆盖可以增加农田土壤N2O排放，不同作物N2O排放量不同。此外，作物的枯枝残骸、根系分泌物等也均可影响N2O的产生和排放。

轮作方式对农田土壤N2O的产生和排放也有影响。陈书涛等[38]的研究表明，常规耕作制度下，不同轮作方式的农田土壤N2O产生/排放的情况是：玉米-小麦＞大豆-小麦＞水稻-小麦。徐文彬等[39]对我国亚热带旱地玉米-油菜、大豆-冬小麦轮作和休耕地的研究发现，这3种种植制度下N2O排放量存在较大差异。Xing等[40]通过盆栽试验发现，不同轮作方式下，稻田生态系统N2O产生/排放差异明显，表现为：单季水稻-冬季淹水休闲＜双季水稻-冬小麦＜单季水稻-冬小麦。这些差异可能是由于所采用的水分管理、肥料施用、作物类型和农业管理措施等综合因素不同所致。

3.2 水分管理

农田土壤水分的管理可改变土壤的温湿度、土壤通气性、碳氮形态、O2浓度等，从而影响硝化反硝化菌的活性，导致N2O-N的排放表现出差异。研究表明，旱地土壤N2O-N排放系数明显高于水田土壤[41]；水稻生长期不同的水分管理下，N2O排放的差异明显，持续淹水的灌溉模式下N2O-N排放系数仅为0.02%，远小于淹水-烤田-淹水（0.42%）、淹水-烤田-干湿交替（0.73%）两种模式[42]。

通常，旱地土壤N2O排放的变化较小，在灌溉后一周内土壤N2O排放通量才会有明显的增长变化。旱地灌溉前后，土壤经历了由干变湿和由湿变干的水分变化过程，其转变过程中土壤N2O排放动态不同。由干变湿时，土壤N2O排放通量随土壤WFPS的增加而上升，但在土壤由湿变干过程中土壤N2O排放通量是先增后减（WFPS为70%时达到最大）[43]。

目前，对于旱作农田灌溉方式对N2O排放的影响存在争议。有研究者认为，沟灌土壤的N2O排放高于滴灌，因为沟灌使土壤的WFPS增加，促进反硝化作用；也有研究者认为沟灌土壤的N2O排放低于滴灌，因为滴灌是局部湿润，土壤中的水、气热条件相对协调，利于土壤有机氮矿化[44]。

关于不同水分管理方式下水田土壤N2O的变化已有大量研究表明，水田持续淹水时期N2O排放通量一直维持在较低水平；而在晒田及随后的复水期，N2O排放通量出现峰值，且在此期间N2O排放量占水稻生长期N2O排放总量的70%～94%。这说明水田水分管理是决定N2O排放的主要影响因素[41]。

3.3 氮肥施用

氮肥的类型、施用量、施肥方式及施肥时间也可影响农田土壤N2O的排放。侯爱新等[45]的研究表明，与施用普通碳酸氢铵和尿素相比，施用长效碳酸氢铵能使N2O释放高峰明显延迟，且N2O累积排放量显著减少，这可能是由氮素形态转化时间和量上的差异导致的。Hadi等[46]研究发现，与尿素相比，包膜肥料释放的缓慢性，能有效调节土壤有效氮含量，既能满足作物的营养需求，又可降低N2O排放量92%左右。一般情况下，农田土壤N2O产生和排放随施氮量的增加而增加。稻田施肥方式的变更，N2O减排效果较明显。氮肥深施、少量多次施用或分期分批施用均可显著减少N2O的排放。

目前，关于施用有机肥和无机肥对农田N2O产生和排放的影响的研究结论不一致，这可能与各自试验条件不一致有关。有研究表明，在早稻生长季节，有机肥（绿肥）与化肥（尿素）配施，能够显著增加N2O排放量[47]。而Zheng等[48]观测发现，施用有机肥和化肥（碳酸氢铵）的田块中，N2O的排放量比单施化肥的田块减少了30%左右。两个研究的结果全然相反，这可能是有机肥和化肥的种类与施肥比例差异导致的，也可能与土壤类型及其他各种条件变化有关。曾江海等[49]的研究表明，在同等条件下，单施有机肥的土壤N2O排放量占总施氮量的0.70%，单施尿素的土壤N2O排放量占总施氮量的0.54%，显然有机肥更能促进N2O的生成与排放。这是因为有机肥含有较多的微生物群落和有机C、N，大大激发了硝化反硝化菌群活性，加强了土壤硝化反硝化作用。秦晓波等[50]的研究表明，对于早稻而言，只施化肥处理的N2O排放量最大；对于晚稻而言，施用化肥和有机肥处理的N2O排放量最大。出现早晚稻N2O排放迥异的原因可能与有机肥（稻草）的腐熟程度、田间温度和土壤温度差异有关。综上可知，关于有机肥与化肥处理对土壤N2O排放的影响是个相当复杂的过程，其作用机理还比较模糊，有待于进一步研究。

4 结 论

在各种主要影响因子的限制下，农田土壤N2O排放可能受限，也可能被激发。土壤理化性状的差异，在不同程度上会影响土壤硝化和反硝化的过程，且不同因素之间的影响效果是主次协调的。土壤水分含量是决定土壤氮素转化的总体方向，是影响土壤N2O排放的最主要因素之一。当土壤水分含量利于硝化反硝化作用同时进行时，才会促进大量的N2O生成。当水分条件最佳时，影响农田土壤N2O产生和排放的主导因子可能是氮肥的施用或者其他因素，此时水分的作用就不再明显了；或者是在同等水分含量条件下，土壤N2O排放对土壤湿度的响应有可能因为土壤有机碳、pH值、土壤中的氮素和土壤质地等的差异而不同。土壤N2O排放既受土地利用方式或耕作方式的影响，也受不同作物类型的影响，它们的影响机理有待进一步研究。氮肥有机和无机形态的施用量、施用配比模式以及施肥时间对农田土壤N2O产生/排放的研究结论各有不同，需要进一步探究。

[1] 付晓青，李 勇. 土壤氧化亚氮排放时空变异性及其方法研究进展[J]. 生态学杂志，2012，31（3）：724-730.

[2] 张玉铭，胡春胜，张佳宝，等. 农田土壤主要温室气体（CO2、CH4、N2O）的源/汇强度及其温室效应研究进展[J]. 中国生态农业学报，2011，19（4）：966-975.

[3] Bouwman A F. The role of soils and land-use in the greenhouse-effect[J]. Netherlands Journal of Agriculturalence，1989：37（1）：13-19.

[4] Hansen J E，Lacis A A. Sun and dust versus greenhouse gases：An assessment of their relative roles in global climate change[J]. Nature，1990，346（6286）：713-719.

[5] Mellilo J M，Steudler P A，Aber J D，et al. Soil warming and carboncycle feedbacks to the climate system[J]. Science，2002，298（5601）：2173-2176.

[6] 刘 义，陈劲松，刘 庆，等. 土壤硝化和反硝化作用及影响因素研究进展[J]. 四川林业科技，2006，27（2）：36-41.

[7] Anderson L，Parsons R. An open gas-flow system for investigating the response of nitrous oxide f uxes from soil cores to different oxygen concentrations[J]. Springer Netherlands，1996，68：507-511.

[8] 衣纯真，梁洪波，张建华，等. 温度、湿度及通气状况对土壤中N2O释放量影响的研究[J]. 北京农业大学学报，1993，19（3）：85-90.

[9] Rogers J E，Whitman W B. Microbial production and consumption of greenhouse gases: methane，nitrogen oxides，and halomethanes[M]. Washington DC：American Society for Microbiology，1991. 219-235.

[10] Mosier A R， Parton W J，Phongpan S. Long-term large N and immediate small N addition effects on trace gas f uxes in the Colorado shortgrass steppe，Process of the 9th Nitrogen Workshop，Braunschweig，Germany[J]. Biology and Fertility of soils，1999，28（1）：44-50.

[11] 林 淼，郭李萍，谢立勇. 菜地N2O产生机理及影响因素研究进展[J]. 山东农业大学学报，2013，44（2）：313-316.

[12] 林存刚. 硝化与反硝化作用对N2O排放的贡献[D]. 重庆：西南大学，2006.

[13] Firestone M，Stevenson F J. Biological denitrifiction，Nitrogen in Agriculture Soil[M]. Soil Science Society of America，1982. 289-326.

[14] Igbal M. Potential rates of denitrification in 2 fields’ soils southern England [J]. Agric.Sci.，1992，118：223-227.

[15] 曾江海，王智平. 农田土壤N2O生成与排放研究[J]. 土壤通报，1995，6（3）：132-134.

[16] Dong YS，Schaffe D，Qi YC，et al. Nitrous oxide emission from cultivated soil in north China plain[J]. Tellus，2001，53：1-9.

[17] Duggin J A，Voigt G K，Bormann F H. Autotrophic and heterotrophic nitrif cation in response to clear-cutting northern hardwood forest[J]. Soil Biology ＆ Biochemistry，1991，23（8）：779-787.

[18] Daum N，Schenk M K. Inf uence of nutrient solution pH on N2O and N2emission from a soilless culture system[J]. Plant and soil，1998，203：279-287.

[19] 李香兰，徐 华，蔡祖聪. 水分管理影响稻田氧化亚氮排放研究进展[J]. 土壤，2009，41（1）：1-7.

[20] 郑循华，王明星，王跃思. 稻麦轮作生态系统中土壤湿度对N2O产生与排放研究[J]. 应用生态学报，1996，7（3）：273-279.

[21] Granli T，Beckman O C. Nitrous oxide from agriculture[J]. Norwegian Joumal of Agricultural Sciences，1994，12：117-128.

[22] 封 克，殷士学. 影响氧化亚氮形成与排放的土壤因素[J]. 土壤学进展，1995，23（6）：35-40.

[23] 焦 燕，黄 耀. 影响农田氧化亚氮排放过程的土壤因素[J]. 气候与环境研究，2003，4（8）：457-466.

[24] 蔡祖聪，徐 华，马 静. 稻田生态系统CH4和N2O排放[M]. 合肥：中国科学技术大学出版社，2009.

[25] 于亚军，朱 波，王小国，等. 成都平原水稻-油菜轮作系统氧化亚氮排放[J]. 应用生态学报，2008，19（6）：1277-1282.

[26] 梁东丽，同延安，马林英. 菜地不同施肥量下N2O逸出量的研究[J].西北农林科技大学学报（自然科学版），2002，30（2）：73-77.

[27] Jacinth，Dick W A， Brown，L.C，et al. Bioremediation of nitratecontaminated shallow soils and waters via water management techniques： evolution and release of nitrous oxide[J]. Soil Biol. Biochem.，2000，32（3）：371-382.

[28] 郑循华，王明星，王跃思，等. 温度对农田N2O产生与排放的影响[J].环境科学，1997，18（5）：1-5.

[29] Castaldi S. Responses of nitrous oxide，dinitrogen and carbondioxide production and oxygen consumption to temperature in forest and agricultural light-textured soils determined by model experiment[J]. Biology and Fertility of Soils，2000，32（1）：67-72.

[30] 谢军飞，李玉娥. 土壤温度对北京旱地农田N2O排放的影响[J].中国农业气象，2005，26（1）：7-10.

[31] 王立刚，李 虎，邱建军. 黄淮海平原典型农田土壤N2O的排放特征[J]. 中国农业科学，2008，41（4）：1248-1254.

[32] 徐新超，伏广农，谢小茜，等. 农田氧化亚氮排放的主要影响因素及其作用机制[J]. 广东农业科学，2013，（11）：171-176.

[33] 孙向阳，徐化成. 北京低山区两种人工林土壤中N2O排放通量的研究[J]. 林业科学，200l，37（5）：57-63.

[34] Jaeinthe P A，Dick W A. Soil management and nitrous oxide emissions from cultivated fields in southern Ohio[J]. Soil＆Tillage Research，1997，41：221-235.

[35] 皱建文，黄 耀. 农业管理措施对N2O排放的影响[J]. 农业生态环境，2002，18（1）：46-49.

[36] 李英臣，侯翠翠，李 勇，等. 免耕和秸秆覆盖对农田土壤温室气体排放的影响[J]. 生态环境学报，2014， 23（6）：1076-1083.

[37] 陈冠雄，徐 慧，张 颖，等. 植物—大气N2O的一个潜在排放源[J].第四纪研究，2003，23（5）：504-511.

[38] 陈书涛，黄 耀，郑循华，等. 轮作制度对农田氧化亚氮排放的影响及驱动因子[J]. 中国农业科学，2005，38（10）：2053-2060.

[39] 徐文彬，洪业汤，陈旭辉，等. 贵州省旱田土壤N2O释放及其环境影响因素[J]. 环境科学，2000，21（1）：7-11.

[40] Xing G X. N2O emission from cropland in China[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems，1998，52（2）：249-254.

[41] 李香兰，徐 华，蔡祖聪. 水分管理影响稻田氧化亚氮排放研究进展[J]. 土壤，2009，41（1）：1-7.

[42] Zou J W，Huang Y，Zheng X H，et al. Quantifying direct N2O emissions in paddy f elds during rice growing season in mainland China：Dependence on water regime[J]. Atmospheric Environment，2007，41：8030-8042.

[43] Sanchez M L，Meijide A，Garcia T A，et a1. Combination of drip irrigation and organic fertilizer for mitigating emissions of nitrogen oxides in semiarid climate[J]. Agriculture Ecosystems＆Environment，2010，137：99-107.

[44] 王新科，郑现明，王 俊，等. 旱作农田土壤N2O排放的研究进展[J].地下水，2013，39（5）：210-213.

[45] 侯爱新，陈冠雄. 不同种类氮肥对土壤释放N2O的影响[J]. 应用生态学报，1998，9（2）：176-180.

[46] Hadi A，Jumadi O，Inubushi K，et al. Mitigation options for N2O emission from a corn f eld in Kalimantan[J]. Indonesia Soil Science and Plant Nutrition，2008，54（4）：644-649.

[47] 熊正琴，邢光熹，鹤田治雄，等. 豆科绿肥和化肥氮对双季稻稻田氧化亚氮排放贡献的研究[J]. 土壤学报，2003，40（5）：703-710.

[48] Zheng X H，Wang M X，Wang Y S，et a1. Characters of greenhouse gas（CH4，N2O，NO）emission from croplands of southeast China[J]. World Resource Review，1999，11（2）：229-246.

[49] 曾江海，王智平，张玉铭，等. 小麦-玉米轮作期土壤排放N2O通量及总量估算[J]. 环境科学，1995，16（1）：32-35.

[50] 秦晓波，李玉娥，刘克樱，等. 不同施肥处理对稻田氧化亚氮排放的影响[J]. 中国农业气象，2006，27（4）：273-276.

（责任编辑：成 平）

Review of Main Influence Factors of N2O Emission in Cropland Soil

XIE Yong，RONG Xiang-min，HE Xin，SHI Dun-jie
（College of Resources and Environment, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, PRC）

Cropland soil is one of the major sources of greenhouse gas N2O generation and emission, and it is of important signif cance for reducing the generation and emission of N2O to study on the main inf uence factors of N2O emissions from cropland soil. Based on a large number of literatures, this paper has reviewed the mechanism and the inf uencing factors of the N2O emissions, particularly on soil physicochemical characters and cultivation management; found that reducing agricultural N2O emissions needs the corresponding reasonable tillage management in the process of agricultural production based on different soil physicochemical properties, especially the regulation of the effects of water and fertilizer application; and pointed out that some related controversial problems with probable cause would be solved in research progress.

cropland soil; N2O emission; inf uence factor; review

S154.2

：A

：1006-060X（2015）11-0092-06

DOI:10.16498/j.cnki.hnnykx.2015.11.028

2015-10-08

国家科技支撑计划课题（2014BAC09B01）；湖南省教育厅平台项目（15K056）

谢 勇（1990-），男，湖南攸县人，硕士研究生，主要从事农田氮磷面源污染防控研究。

荣湘民