不同尺度氮素流动特征及环境效应研究进展

廖成松韩阳阳翁杰

(1.锡林郭勒职业学院，内蒙古 锡林浩特 026000；2.锡林郭勒盟农畜产品检验检测中心，内蒙古 锡林浩特 026000)

氮(N)是生命元素，是蛋白质和许多其他重要化合物的组成部分，是一切生命形式所必需的要素。N素流动是生物地球化学循环过程中的重要组成部分之一，其中活性氮(Nr)流向农牧业生产系统将有力促进其生产，有助于维护国家粮食安全。然而，Nr的过度排放也是许多环境问题产生的根源，包括水生和陆地生物多样性的丧失，温室气体的形成，空气污染，地下水和海洋生态系统中硝酸盐水平的增加等[1]。由此可见，N的地球边界显然已经被跨越，因此减少环境中Nr的排放量必然成为制定环境政策的一个关键指标。近年来，众多学者从国家、区域(流域)、省(直辖市)、市(县)级及牧场等尺度对N素流动与平衡，及其对环境的影响做了大量的研究，获得较多成果。本文梳理和总结了不同尺度下上述研究成果，以期为后续相关研究和环境政策措施的制定提供借鉴与参考。

1 国家尺度氮素流动特征及环境效应

我国用占全球8%的耕地面积养活了20%的世界人口，其中N肥起了关键性作用，同时也让我国成为世界上N肥消费量和Nr制造量最大的国家[2]，而农牧业生产系统是N肥的主要消费领域，也是环境中N素主要来源之一。研究表明，2010年我国农业生态系统N投入总量约为5Tg[2]，1982—2002年我国排入水环境中的N增加了18.4倍，而N素循环利用率仅为13.0%[3]，环境中N负荷在持续增加。国外情形也类似，孟加拉国农作物生产系统N肥投入量为1190Gg·a-1，作物和畜牧业生产系统向环境排放的Nr总量为518Gg·a-1，其中主要来源于作物系统的N肥(317Gg·a-1)，占比超过60%。与1961年相比，2018年向环境排放的Nr增长了约16倍[4]。2010—2016年埃及粮食生产系统的N投入从20世纪60—70年代的136kg·hm-2·a-1上升到307kg·hm-2·a-1，上涨了近2.3倍，然而作物N吸收仅从101kg·hm-2·a-1上涨到136kg·hm-2·a-1，上涨比例约35%，氮素利用率(NUE)从71%下降到44%，更多的N通过粮食生产系统排放入环境中[5]。1961—2010年，匈牙利粮食生产链总N投入主要来源也是N肥，占比高达83%，N输出主要以农业系统的氨排放和反硝化为主。1961—1974年作物生产系统NUE极速下降，1980年后逐步回升，而动物生产系统NUE从1961年的11%上升到2010年的20%，食物生产氮成本仍然较高，数值介于3～10kg·kg-1[6]。巴黎从18—19世纪的Nr库变成了现在的Nr源，其中Nr前3大来源分别是化石燃料的燃烧、固废焚化和污水处理，城市污水向河流的排放仍然是水体系统N素污染的主要来源[7]。由此可见，各国农牧业生产系统存在N素投入量过高，对化肥N的依赖程度大，NUE较低，环境N负荷持续增加等共同特点，如何持续降低对化肥N的依赖，增加N的循环利用率将是未来各国关注的重点。

2 区域(流域)尺度氮素流动特征及环境效应

区域(流域)具有各自典型特点，也是近年来研究的N素流动和环境效应的重点领域。从流域尺度的研究结果来看，农牧业生产系统的N素流动共同点：农牧业生产系统总N投入持续增加，主要来源是N肥，如长江流域农业生态系统[8]、京津冀地区[9]，其中1949—2012年巢湖水域食物生产消费系统总N投入增长6倍，N肥投入年均增长8.6%[10]；随着N投入的持续增加导致环境N负荷不断加重，研究表明，长江流域向环境中排放的Nr量从1980年的4.41Tg上涨到1990年的7.61Tg再到2000年的14.3Tg[8]，小兴安岭典型区域农田生产系统与畜禽养殖系统损失的N素进入水体和大气的比例分别为56.5%和43.5%[11]，1949—2012年巢湖水域总N的7%流失到水体表面，1998—2003年N流失峰值高达9.5Gg·a-1，是20世纪80年代的2倍[10]，2011年长江中下游城市群社会经济系统的N素输入总量为993.56×104t，N素输出总量为732.84×104t，向周围环境排放的N总量高达760.99×104t[12]；Nr排放量与农牧业生产水平呈负相关关系，农村和城市区域人均值相差较大，2017年北京人均Nr排放量、单位土地利用面积Nr排放量分别为2.3kg·cap-1和3089kg·km-2，处于京津冀地区最低水平(13.6kg·cap-1，6392kg·km-2)[9]，长江流域农村地区，返还农田系统和排入水体的Nr的人均值分别为4.17kg和1.38kg，而在城市分别是1.00kg和5.62kg[8]；农业生产系统NUE高于畜牧生产系统，小兴安岭典型区域农田生产系统NUE平均为64%，畜禽养殖系统仅为19%[11]，俄罗斯列宁格勒地区，区域尺度NUE为34%，N盈余高达103kg·hm-2[13]。

进入农牧业生产的N除了生产农畜产品之外，一部分以粪便形式返还农田系统，一部分进入环境当中，成为环境N负荷增加的主要原因[11]。随着工业化的快速发展和城镇化进程的加速，城市环境N负荷势必会越来越严峻，究其根源包括农田N肥施用过度，畜禽养殖与农业种植脱节，废物处理率低，工业行业高耗能高污染以及机动车大量排放等[12]。从农牧业生产系统的角度来看，畜禽养殖数量、农作物种植结构是影响区域N素流动通量的重要因素[11]，而食物消费和废弃物处理的作用也日益凸显，其Nr排放占总Nr增幅的22%[9]，河西走廊绿洲灌区典型“农田-食用菌”生产系统实践结果表明，农田作物秸秆通过食用菌体系还田使氮素利用率提高了10%左右，从而减少化肥氮输入量，有助于实现氮素养分平衡[14]。

3 省(直辖市)尺度氮素流动特征及环境效应

相对于区域尺度而言，省(直辖市)尺度研究N素流动获取相关数据较为便利，研究成果转化成为N素调控地方政策的可能性也更大。因此，近年来从省(直辖市)尺度研究氮素流动特征及环境效应的报道屡见不鲜。研究表明，从20世纪80、90年代至今，农牧系统N素输入总量大幅度增加，其中，河北省1980—2015年农田生产体系年均增加1.9倍，畜牧体系2005年N素输入量达到最大值，是1980年的7.7倍[15]；1996—2015年重庆市农牧系统氮素输入总量增长19.2%[16]；海南省1987—2016年农牧生产体系氮素总输入量由134.15Gg增长到406.39Gg[17]。农牧系统总N素投入主要来源是化学N肥和外源饲料[15，16，18，19]，其中，河北省化肥N素投入量约占总N素投入量的55.7%[15]，重庆市占比为57%[16]；主要输出为向环境排放，重庆市向环境输出N占总输出量的61.7%[16]，河北省农田系统N素损失35年间(1980—2015年)增长1.9倍[15]。另外，作物生产系统NUE普遍降低，如河北省NUE从1980年47.2%降低到2015年的41.4%[15]；农牧结合则有助于提高整个系统的NUE，其中，江苏省农牧系统NUE由1998年的21.39%增至2018年的35.00%[18]，海南农牧结合生产体系NUE从1987年的12.84%增加到2016年的21.63%[17]，这主要是由于江苏和海南农牧体系发展较快，农牧结合较为紧密，资源利用相对高效，环境排放逐渐减少。由于N输入总量不断提高，农牧产品输出N占比却不高，研究表明，河北省农牧产品累计总输出氮(2537.4×104t)占总累计输入氮量的28.1%[15]，海南N素总输出量由1987年的84.75Gg增长到2016年的307.77Gg，增长了3.63倍[17]，从而造成了N素利用呈现出“高投入-低效率-高环境风险”的现象。此外，各省内部市、县之间农牧生产系统N素输入输出表现出极大的不平衡性，这主要与区域社会经济发展状况相协同[17，19]。

4 市(县)级尺度氮素流动特征及环境效应

从市(县)级尺度的研究结果来看，N氮素流动及环境效应具有以下特征。N投入总量持续增加，N肥占总N投入量的比例仍然较高。研究表明，福建省平和县农牧系统的N输入总量从1985年的11Gg上升到2015年的53Gg，上升了4.8倍，德化县2002—2016年农田生产系统中化肥N平均投入量占总N输入量的45.56%～72.26%[20]；山西不同区县农田化学N肥投入水平在6.7～253kg·hm-2，约占总N投入的40%～75%[21]。农牧系统NUE逐步上升。数据显示，南京市农田系统和畜禽养殖系统氮素综合利用率由1995年的18.71%增加至2012年的24.34%[22]；2018年沈阳市种植子系统、动物养殖子系统和农村人居子系统的NUE分别为36.1%、59.7%和70.1%，分别比1998年增长了15.9%、9.1%和0.7%[23]。环境N负荷虽有所降低，但总量依然很高。南京市食物链引起氮素的环境负荷由1995年的100.49Gg·a-1下降到2012年的69.90Gg·a-1[22]；1995—2015年厦门市水环境总氮负荷介于8800～11100t，主要排放源为农作物生产系统、污水处理系统及大气氮沉降，年均贡献率达69.0%[24]；山西不同区县单位面积农田动物主产品N素携出量在1.51～27.50kg·hm-2，整体氮素利用率较低，环境氮负荷较高[21]。不同区县之间差异较大，作物系统和畜牧系统发展不平衡。山西不同区县农田化学氮肥投入水平相差高达38倍[21]，福建平和县作物生产系统NUE从24%下降至10%，畜牧生产系统从13%上升到16%[13]。氮肥投入水平的差异与施用习惯和农业种植结构关系密切，而作物系统和畜牧系统发展NUE的区别与畜牧业养殖规模和农牧结合程度密不可分。

5 其他尺度氮素流动特征及环境效应

对北京郊区集约化“农田-畜牧”生产系统的研究表明，集约化种猪场、生态养殖园和单一种植区农牧生产系统NUE分别为18.8%、20.6%和17.3%，均处于较低水平[25]。而1980—2013年北京市郊区“土壤-饲料-奶牛”生产系统NUE从1980年的11.3%增加到2013年的15.8%，氮总损失从1516t增加到16973t，均在不断增加[26]。2013年“土壤-饲料-动物”农牧生产体系NUE为29.0%，其中，作物生产体系NUE为33.0%(1980年39.5%)，动物生产体系为20.6%(1980年17.8%)，耕地面积氮素总损失为436.5kg·hm-2，较1980年(77.5kg·hm-2)增长了4.6倍，可见，随着城市化的发展和农牧系统的规模化，越来越多的外来养分在都市农牧系统中集中，从而带来了更大比例的环境损失输出[27]。

2000—2012年，常熟市辛庄镇农田生产子系统的单位面积N素流动通量呈下降趋势，而畜禽养殖子系统的单位面积N素流动通量则在42.5～50.9kg·hm-2范围内持续波动。NUE与N素循环利用率均较低，N素环境损失率较高，系统损失的N素中有54.5%进入周围水体[28]，造成水体N负荷加重。2014年石家庄市栾城区耕地N投入量为763kg·hm-2，单位面积N盈余量为132kg·hm-2，1985—2014年农牧系统NUE从41%下降至36%，呈现高投入、高产出、低NUE、畜牧业占主导地位、农牧分离的高环境风险等特点[29]。华北平原种养一体规模化农场研究表明，化肥和有机肥输入N量占N输入总量的88.3%，作物种植系统NUE为41.5%，施N量过多是造成种植系统NUE低和N素盈余量高的主要原因。养殖系统中外购饲料提供N量占饲料总输入N量的83.2%，NUE为19.7%，农场水平N总利用率为40.7%[30]。法国基于农场尺度的研究结果表明，将畜禽粪便处理成为有机肥加入氮循环过程，氮素利用整体效率将提高45%～50%[31]。

6 展望

我国农业N素流动具有高投入、高产出、高盈余和对化肥高度依赖的特点，且各子系统内部不平衡，如以农田为主的农业生产系统、以草地为主的畜牧生产系统、以规模化养殖场为主的畜禽养殖系统等[32]。根据已有研究成果，N素流动相关研究未来方向可以重点集中于以下几方面：N素沉降、反硝化过程和N素其他自然转化过程中的流动；人类活动对N素循环的影响，城市N代谢、N平衡，以及与工农业生产过程相互作用关系和人工高度密集城市内N循环特征；跨区域稍大尺度且具有明显特征的N素流动研究，尤其是重点区域，如“一带一路”沿线国家、环渤海区域、大湾区区域、北方农牧交错带区域等。