曹文超，宋 賀，王婭靜，覃 偉，郭景恒，陳 清，王敬國*

（1 中國農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，北京 100193；2 中國熱帶農(nóng)業(yè)科學(xué)院環(huán)境與植物保護(hù)研究所，海南海口 571101；3 安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院，安徽合肥 230036；4 河北農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，河北保定 071001）

一氧化二氮 (N2O，俗稱氧化亞氮) 作為重要的溫室氣體之一，其全球增溫潛勢為CO2的190～270倍，且濃度以每年0.25%的速率持續(xù)增加，加劇了全球氣候變暖[1]。同時(shí)，N2O也是破壞臭氧層的主要因子[2]。因而，N2O的排放在全球氣候和生態(tài)環(huán)境變化的研究中受到廣泛關(guān)注。

農(nóng)業(yè)活動是N2O最大的人為排放源，其中農(nóng)田土壤對N2O排放貢獻(xiàn)最大[3-5]。農(nóng)田土壤每年N2O排放約占全球人為活動N2O排放總量 (6.7 × 106t) 的42%[6]。以我國農(nóng)田土壤為例，2014年N2O排放量約為1.21 Tg，占全球N2O排放量的31%[7]。一般認(rèn)為農(nóng)田土壤N2O產(chǎn)生的主要途徑為硝化和反硝化作用過程[8]，同時(shí)，環(huán)境因子 (土壤pH、溫度等) 和管理措施 (施肥、灌水等) 主要通過影響這兩個(gè)過程進(jìn)而影響N2O排放。然而，綜合土壤N2O排放的其他過程并結(jié)合相關(guān)環(huán)境因子的分析仍缺乏系統(tǒng)性研究。因此，探究農(nóng)田土壤各調(diào)控機(jī)制和環(huán)境因子對N2O排放的影響，有利于理解農(nóng)田土壤氮素轉(zhuǎn)化過程與N2O排放之間的關(guān)系，從而為進(jìn)一步提出合理的N2O減排措施提供理論依據(jù)。

1 農(nóng)田土壤產(chǎn)生N2O的過程

農(nóng)田土壤產(chǎn)生N2O的生物學(xué)過程包括硝化作用、反硝化作用、硝化細(xì)菌的反硝化作用、硝酸異化還原成銨以及真菌反硝化作用等。通常認(rèn)為反硝化和硝化作用是產(chǎn)生N2O的主導(dǎo)途徑。近年來在土壤低氧環(huán)境條件下硝化細(xì)菌的反硝化作用對N2O排放的貢獻(xiàn)受到重視。此外，硝化-反硝化耦合作用和真菌反硝化作用對N2O排放也有貢獻(xiàn)。而且，化學(xué)反硝化、亞硝基化反應(yīng) (nitrosation) 等非生物學(xué)過程也是土壤N2O的產(chǎn)生途徑 (圖1)。因此，全面了解與N2O排放有關(guān)的土壤過程，有助于實(shí)現(xiàn)農(nóng)田土壤N2O減排。

1.1 硝化作用

硝化作用 (nitrification) 通常有兩個(gè)過程：氨氧化過程和亞硝酸氧化過程 (圖1A)。氨氧化過程是自養(yǎng)的氨氧化細(xì)菌 (ammonia-oxidizing bacteria，AOB) 或氨氧化古菌 (ammonia-oxidizing archaea，AOA) 在氨單加氧酶 (AMO) 催化下將NH3催化氧化為羥胺(NH2OH)，并進(jìn)一步在羥胺氧化還原酶 (HAO) 催化下產(chǎn)生NO2-，該過程是硝化作用發(fā)生的限速步驟[9]。亞硝酸氧化是指NO2-在亞硝酸氧化菌 (nitrite oxidation bacteria，NOB) 作用下氧化為NO3-的過程。最近研究發(fā)現(xiàn)了完全氨氧化菌 (如Nitrospira) 的存在，這類細(xì)菌能夠?qū)@態(tài)氮直接氧化為硝態(tài)氮，稱為完全硝化過程 (complete ammonia oxidizers，comammox)[10-11]，這一發(fā)現(xiàn)顛覆了硝化過程必須經(jīng)過兩步反應(yīng)過程的經(jīng)典認(rèn)知。除自養(yǎng)硝化作用外，異養(yǎng)硝化作用是指異養(yǎng)微生物將有機(jī)態(tài)氮氧化為亞硝態(tài)氮或硝態(tài)氮的過程，其中參與該活動的微生物有細(xì)菌、真菌等[12-13]。

N2O不是硝化過程的中間產(chǎn)物，其產(chǎn)生與中間產(chǎn)物NH2OH和NO2-緊密相關(guān)。硝化作用對N2O排放的直接貢獻(xiàn)較低，大多低于NH4+-N氧化總量的1%[14]。純培養(yǎng)發(fā)現(xiàn)，不同亞硝化螺菌氨氧化過程產(chǎn)生的N2O與其累積的NO2-比例為 0.07%～0.1%[15]。M?rkved等通過泥漿培養(yǎng)試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，土壤硝化作用產(chǎn)生的N2O與硝化終產(chǎn)物NO3-的比值也僅為0.02%～0.09%[16]。硝化過程對土壤N2O排放的貢獻(xiàn)，或許主要體現(xiàn)在其為包括經(jīng)典生物反硝化過程、硝化細(xì)菌的反硝化過程，甚至非生物的N2O產(chǎn)生過程等提供NO3-和NO2-等底物上，其中氨氧化過程產(chǎn)生的終產(chǎn)物NO2-尤為重要。

圖1 N2O排放的主要生物學(xué)和非生物學(xué)過程Fig. 1 Biotic and abiotic processes of nitrous oxide (N2O) emission from soils[注（Note）：AMO—氨單加氧酶Ammonia monooxygenase；HAO—羥胺氧化還原酶Hydroxylamine oxidoreductase；NXR—亞硝酸氧化還原酶Nitrite oxidoreductase；Nar/Nap—硝酸異化還原酶Membrane-bound nitrate reductase/periplasmic nitrate reductase；Nrf—亞硝酸還原酶Cytochrome c nitrite reductase；NirK—含銅的亞硝酸異化還原酶Copper-containing nitrite reductase；NirS—含有細(xì)胞色素cd1的亞硝酸異化還原酶Cytochrome cd1 nitrite reductase；Nor—NO還原酶Nitric oxide reductase；Nos—N2O還原酶Nitrous oxide reductase；? 該過程 (一步硝化反應(yīng)) 由Nitrospira細(xì)菌作用? This process (one-step nitrification) attributed only to the Nitrospira bacteria[10-11]；A、B、C、D、E分別代表硝化、反硝化、硝化細(xì)菌反硝化、硝酸異化還原成銨及非生物學(xué)過程 A，B，C，D，E represent nitrification，denitrification，nitrifier deitrification，dissimilatory nitrate reduction to ammonium and abiotic processes，respectively.]

進(jìn)一步對比自養(yǎng)硝化和異養(yǎng)硝化作用對N2O排放的相對貢獻(xiàn)來看，一般認(rèn)為異養(yǎng)硝化作用對N2O的貢獻(xiàn)較少，但在某些土壤環(huán)境條件下不容忽視[17]。如，在酸性森林土壤中異養(yǎng)硝化作用是產(chǎn)生N2O的主要途徑[18-23]，其貢獻(xiàn)主要受土壤pH和C/N影響[20]。此外，目前還暫未有證據(jù)顯示，完全硝化過程 (comammox) 具有產(chǎn)生N2O的能力，但由于其生物化學(xué)過程是經(jīng)典氨氧化細(xì)菌和亞硝酸氧化細(xì)菌相關(guān)過程的結(jié)合，其存在具有產(chǎn)生N2O的可能性[21]。

1.2 反硝化作用

反硝化作用 (denitrification) 通常是指生物反硝化，即反硝化微生物在厭氧條件下將NO3-或NO2-逐漸還原為NO、N2O和N2的過程 (圖1B)[22]。該過程所需的酶包括異化硝酸鹽還原酶 (Nar & Nap)、異化亞硝酸鹽還原酶 (Nir)、一氧化氮還原酶 (Nor) 以及一氧化二氮還原酶 (Nos)，相應(yīng)的編碼基因分別為narG和napA、nirK/S、norB以及nosZ。其中，NO2-還原為NO的過程被認(rèn)為是反硝化作用中最關(guān)鍵的步驟[23]。亞硝酸鹽還原酶 (Nir) 是產(chǎn)生NO的關(guān)鍵酶，包含由nirS基因編碼的細(xì)胞色素還原酶 (cd1-Nir) 和由nirK基因編碼的可溶性含銅酶 (Cu-Nir)[24]。反硝化微生物通常只含有其中的一種，已分離的反硝化細(xì)菌中含nirS的數(shù)量占3/4[25]，而且在許多環(huán)境中以含有nirS基因的反硝化微生物占主導(dǎo)[25]。

通常反硝化作用是土壤產(chǎn)生N2O的主要來源。有研究表明，反硝化作用對N2O排放的貢獻(xiàn)在農(nóng)田、茶園和竹園土壤中分別為54.5%、72.8%和77.1%[20]。完全的反硝化作用終產(chǎn)物為分子態(tài)氮(N2)，然而約有1/3數(shù)量的反硝化細(xì)菌缺少編碼N2O還原酶 (N2OR) 的nosZ基因，導(dǎo)致其終產(chǎn)物為N2O[26]。同時(shí)，低土壤pH或高NO3-含量會抑制N2O還原酶的形成[27]。此外，在土壤碳有效性較低條件下，與其他異化還原酶相比，N2O還原酶競爭電子的能力較弱，因而也會造成N2O排放量增加[28]。

1.3 硝化細(xì)菌反硝化

硝化細(xì)菌的反硝化作用 (nitrifier denitrification，ND) 是氨氧化微生物直接利用其在氨氧化過程產(chǎn)生的亞硝酸鹽 (NO2-) 作為電子受體，進(jìn)行反硝化的過程。通常多發(fā)生在好氧或低氧條件下，進(jìn)行該反應(yīng)的微生物通常為氨氧化細(xì)菌 (AOB)[29]，還未發(fā)現(xiàn)氨氧化古菌 (AOA) 具有這種還原能力[30]。此外，由于AOB缺乏N2OR編碼基因，因而其終產(chǎn)物絕大部分是N2O，而非N2[31]。硝化細(xì)菌反硝化作用對土壤N2O排放可能占有較高比重[32-33]。Zhu等利用雙同位素標(biāo)記法證實(shí)在低氧濃度條件下，施用銨態(tài)氮肥后硝化細(xì)菌反硝化作用是土壤N2O排放的主要來源[34]。Huang等研究發(fā)現(xiàn)，集約化石灰性低碳旱作土壤中硝化細(xì)菌的反硝化作用占N2O排放總量的44%～58%[35]。但也有研究對此持懷疑態(tài)度[36]，主要是由于定量硝化細(xì)菌反硝化的雙同位素方法是基于氨氧化過程產(chǎn)生的NO2-只能被自養(yǎng)AOB還原的假設(shè)。然而，事實(shí)上許多異養(yǎng)反硝化菌也能夠直接異化還原NO2-，從而導(dǎo)致高估了硝化細(xì)菌反硝化作用對N2O排放的貢獻(xiàn)量。

1.4 硝化-反硝化耦合作用

一般認(rèn)為，硝化和反硝化作用分別發(fā)生在有氧和厭氧條件下，即兩個(gè)過程在不同的生態(tài)位中進(jìn)行。硝化-反硝化耦合作用 (nitrification-coupled denitrification，NCD) 的實(shí)質(zhì)是同時(shí)存在于兩個(gè)相鄰微域空間的硝化和反硝化過程的偶聯(lián)；發(fā)生在有氧空間、由硝化過程產(chǎn)生的NO2-或NO3-作為底物直接被存在于厭氧或低氧空間的反硝化微生物所利用[12,37]，從而導(dǎo)致在好氧-厭氧界面上N2O的排放。

硝化-反硝化耦合作用對污水中的氮素去除、沉積物及農(nóng)田土壤的氮素轉(zhuǎn)化發(fā)揮著重要作用[37-38]。有氧條件的反硝化作用和沉積物內(nèi)孔隙水的對流運(yùn)輸可使這兩個(gè)過程在空間和時(shí)間上耦合更加緊密[39]。同時(shí)，研究已經(jīng)證實(shí)，沉積物中添加15NH4+后，由反硝化作用產(chǎn)生的15N-N2幾乎與氨氧化過程和亞硝酸氧化過程同步，即硝化和反硝化過程在發(fā)生時(shí)間上重疊[41]。在某些情況下硝化-反硝化耦合作用能夠去除河口沉積物中10%～80%的人為氮素污染[40]。在土壤好氧微域環(huán)境中，如土壤表面氧化層或根際，硝化產(chǎn)生的NO3-或NO2-進(jìn)入土壤厭氧微域會進(jìn)一步發(fā)生反硝化作用。已有研究表明，在稻田土壤存在硝化-反硝化耦合作用，且硝化-反硝化耦合作用產(chǎn)生的氮損失很可能受硝化速率調(diào)控[41]。同時(shí)Ma等[42]研究發(fā)現(xiàn)，在稻田土壤250%和100%WHC條件下硝化-反硝化耦合作用對N2O排放總量的貢獻(xiàn)比例分別為6.74%和11.5%。

1.5 真菌反硝化

真菌反硝化作用 (fungal denitrification) 主要是以NO2-作為底物在各種酶參與下還原為N2O的過程[43]，其中某些真菌 (如Fusarium oxysporum) 也能夠?qū)O3-還原為N2O。與細(xì)菌反硝化過程不同，由于真菌在線粒體膜上缺少N2OR，故不能將N2O進(jìn)一步還原為N2[45]。進(jìn)行反硝化作用的細(xì)菌和真菌均能利用NirK編碼的亞硝酸鹽還原酶將NO2-還原為NO[22,44]。與細(xì)菌不同的是，真菌主要是在NO還原酶細(xì)胞色素P450nor的作用下，以煙酰胺腺嘌呤二核苷(NADH，一種輔酶) 作為電子供體將NO還原為N2O[45]，這種NO還原酶在結(jié)構(gòu)和功能上與細(xì)菌NO還原酶有較大差別[46]。

一般認(rèn)為，土壤N2O的產(chǎn)生以細(xì)菌主導(dǎo)的反硝化作用過程為主[47]。近年來，越來越多的證據(jù)顯示，真菌在不同生態(tài)系統(tǒng)中對土壤N2O的排放均有貢獻(xiàn)[48-52]，尤其在酸性土壤條件下更明顯[53-54,61]，如真菌反硝化作用在低pH茶園土壤中對N2O排放的貢獻(xiàn)高達(dá)70%[55]。這主要與真菌群落在低pH條件下占主導(dǎo)，而細(xì)菌對酸性土壤環(huán)境條件較為敏感有關(guān)[56]。相反，真菌反硝化作用在堿性土壤中對N2O的貢獻(xiàn)并不重要[57]。在沙漠和半干旱的草地土壤中真菌也是N2O產(chǎn)生的主要來源[52]，同時(shí)，在極端高溫條件(40℃) 出現(xiàn)時(shí)，酸性土壤施用有機(jī)肥后可能也會增加真菌反硝化作用對N2O排放的貢獻(xiàn)[58]。Wei等發(fā)現(xiàn)農(nóng)田土壤田間表層施用顆粒性有機(jī)肥后N2O排放主要來源于真菌的反硝化作用[52]。

1.6 硝酸異化還原成銨

硝酸異化還原成銨 (dissimilatory nitrate reduction to ammonium，DNRA) 是硝酸異化還原的過程之一。與反硝化作用類似，DNRA過程是以NO3-或NO2-作為電子受體并在厭氧條件下將其還原為NH4+的過程 (圖1D)。土壤pH、碳源含量、底物濃度(NO3-和NO2-)、C/N等是影響DNRA和反硝化作用這兩個(gè)氮異化還原過程競爭的重要環(huán)境因素[59]。一般認(rèn)為，DNRA更易在pH較高的條件下發(fā)生。如Yoon等已證實(shí)在酸性條件下Shewanella loihica PV-4菌株主要產(chǎn)物為N2O，而在堿性土壤中為NH4+[60]。同時(shí)，在NO3-或NO2-底物濃度較高或電子受體充足、碳源含量相對較低的環(huán)境中，由于DNRA過程發(fā)生所需的自由能比反硝化作用過程自由能高，因此該條件下反硝化作用更易發(fā)生[61]。相反，在電子受體 (NO3-/NO2-) 不足而碳源含量充裕時(shí)，DNRA過程則占主導(dǎo)[61]。

通常，DNRA過程在海洋生態(tài)系統(tǒng)的氮素循環(huán)中發(fā)揮重要作用，而陸地生態(tài)系統(tǒng)其多發(fā)生在濕地、草地等自然土壤中[62]，其對N2O排放的貢獻(xiàn)較低，甚至可以忽略。如Kool等通過15N-NH4+和15NNO3-標(biāo)記試驗(yàn)表明，在沙壤土中DNRA過程對N2O的貢獻(xiàn)可以忽略[63]。然而，也有研究發(fā)現(xiàn)具有DNRA功能的細(xì)菌中含有非典型N2OR，可將N2O進(jìn)一步還原，這對N2O消耗具有潛在貢獻(xiàn)[64]。

1.7 非生物學(xué)過程

除生物學(xué)過程外，近年來非生物學(xué)過程對N2O排放的貢獻(xiàn)再次受到關(guān)注[65-68]。非生物學(xué)產(chǎn)生N2O的過程又稱為化學(xué)反硝化作用 (chemodenitrification)[69]，包括NO2-的分解、NO2-和NH2OH與金屬離子等作用發(fā)生的電子轉(zhuǎn)移過程[70]以及光化學(xué)反應(yīng)等[71-72]。非生物學(xué)過程的發(fā)生主要與硝化、反硝化過程釋放的不穩(wěn)定中間產(chǎn)物NH2OH和NO2-有關(guān) (圖 1E)。它們可與金屬離子 (如Fe2+或Mn3+) 或有機(jī)質(zhì)發(fā)生非生物的化學(xué)反應(yīng)產(chǎn)生N2O、NO，甚至N2[70]。其中，NO2-與有機(jī)物質(zhì)的反應(yīng)，被稱為亞硝基化作用 (nitrosation)。一般而言，NH2OH很少在土壤中出現(xiàn)累積，這與NH2OH具有很高的活性且其氧化的發(fā)生與土壤pH、Mn和土壤有機(jī)質(zhì) (SOM) 的含量有關(guān)[73]。如Heil等研究發(fā)現(xiàn)，盡管土壤中Mn的含量較低，但NH2OH會優(yōu)先與Mn3+或Mn4+進(jìn)行化學(xué)反應(yīng)，而非Fe3+，這主要是因?yàn)镕e3+常以不溶性的形態(tài)存在，導(dǎo)致其不易與NH2OH接觸進(jìn)行反應(yīng)[73]。NO2-既可來源于硝化過程也可能來源于反硝化過程。在高土壤pH條件下施用銨態(tài)氮肥后易導(dǎo)致NO2-累積[74]，而 NO2-可與Fe2+發(fā)生反應(yīng)生成NO和N2O。此外，土壤NO2-也可與SOM發(fā)生亞硝基化反應(yīng) (圖1E)，且N2O產(chǎn)生量與SOM含量呈正相關(guān)[75]。

通常認(rèn)為非生物學(xué)過程對N2O排放的貢獻(xiàn)較少，如在21%和0%氧濃度下，粘壤土化學(xué)反硝化對N2O的貢獻(xiàn)分別為6.33%和0.08%；同時(shí)，Ma等[42]發(fā)現(xiàn)添加NO2-后，滅菌土壤N2O排放占非滅菌土壤N2O排放比例少于1.1%。也有研究發(fā)現(xiàn)，添加NO2-后非生物因素對總N2O排放量的貢獻(xiàn)較高，達(dá)31%～75%[80]，這可能與土壤pH有關(guān)。

2 主要環(huán)境因子對N2O排放的影響

2.1 氮源

農(nóng)田土壤施入的化肥氮約有70%以上是以銨態(tài)氮或酰胺態(tài)氮肥的形式進(jìn)入土壤[76]。土壤氨氧化過程有中間產(chǎn)物NH2OH和NO2-的產(chǎn)生。這兩種中間產(chǎn)物易于分解，因而在田間條件下的土壤中很難被監(jiān)測到。特別是NH2OH，由于其極具活性，可經(jīng)氧化作用產(chǎn)生NO2

-，發(fā)生化學(xué)作用產(chǎn)生N2O，也可與土壤有機(jī)質(zhì) (SOM) 發(fā)生反應(yīng)。NO2-在土壤中也不穩(wěn)定，同時(shí)由于土壤樣品儲運(yùn)和處理過程較長等原因，也不易觀察到其累積。但在實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)條件下，常常會發(fā)現(xiàn)NO2-的過渡性積累，且與N2O排放呈極顯著正相關(guān)關(guān)系[77-80]，這表明亞硝態(tài)氮作為產(chǎn)生N2O過程底物的重要性。

早期研究表明，施用化學(xué)氮肥能夠增加農(nóng)田土壤N2O的排放[81]。Shcherbak等[82]通過元分析發(fā)現(xiàn)，N2O排放隨施氮量的增加呈指數(shù)而非線性增長。近年來研究發(fā)現(xiàn)，在覆膜水稻[83]和常規(guī)淹水水稻種植體系[84]土壤中，通過尿素氮深施可顯著降低N2O排放。這可能由于深施后的尿素氮在土壤還原環(huán)境條件下多以銨態(tài)氮形式保存，且不易移動，降低了硝化和反硝化反應(yīng)所需底物。對比不同肥料類型來看，通過田間試驗(yàn)大樣本分析和模型顯示，施用尿素產(chǎn)生的N2O排放量較硫酸銨高[85-86]，這在室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)中也得到類似結(jié)論[35]。同時(shí)，施用高效氮肥如包膜氮肥可顯著降低土壤N2O排放[87]。Liu等[88]證實(shí)施用控釋尿素土壤N2O排放系數(shù)顯著低于尿素、硫酸銨和硝酸銨鈣。Xia等[89]通過大樣本分析發(fā)現(xiàn)施用控釋氮肥可整體減少N2O排放達(dá)38.3%。與尿素[90]和硫酸銨[91]處理相比，土壤施用家禽糞肥可明顯增加N2O排放量。大樣本分析顯示，與僅施用化學(xué)氮肥相比，有機(jī)肥增加N2O排放量平均高達(dá)32.7%[92]。有機(jī)肥與化肥混施 (表1) 或有機(jī)肥部分替代化肥[88]能夠緩解土壤N2O排放。

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許多研究顯示，在我國北方石灰性土壤中硝化作用過程是產(chǎn)生N2O的主導(dǎo)途徑[98-101]，并推測這可能與該土壤低的有效性碳含量有關(guān)[101]。然而，在pH較高的情況下，化學(xué)氮肥施入土壤后由硝化作用導(dǎo)致的亞硝態(tài)氮過渡性積累，從而為硝化細(xì)菌的反硝化和反硝化過程進(jìn)行提供底物，或許更為重要。在高銨態(tài)氮投入的中性土壤中，氨氧化細(xì)菌 (AOB)主導(dǎo)控制著硝化作用的活性[102]，而氨氧化古菌(AOA) 通常在低NH3濃度的酸性土壤中發(fā)揮顯著作用[103]，這主要是由于AOA和AOB對底物 (NH3和O2) 的親和性 (Km) 存在較大差異有關(guān)[104]。Hink等利用1-辛炔 (C8H14) 區(qū)分AOA和AOB對N2O產(chǎn)生量的相對貢獻(xiàn)證實(shí)[105]，添加銨態(tài)氮后AOB對土壤N2O總產(chǎn)生量起主導(dǎo)作用 (貢獻(xiàn)比例為81%～86%)，而未添加銨態(tài)氮的土壤中，AOA對N2O的貢獻(xiàn)率為47%～58%，AOB對N2O的貢獻(xiàn)可以忽略。因此，在施入或添加外源銨態(tài)氮造成NH3濃度較高時(shí)，AOB主導(dǎo)了硝化作用的進(jìn)行，而當(dāng)NH3主要來源于土壤的礦化作用時(shí)AOA是硝化作用過程進(jìn)行的主要執(zhí)行者。同時(shí)，長期向土壤中添加不同形態(tài)的氮素也會顯著影響硝化微生物基因豐度。Zhou等[106]在連續(xù)進(jìn)行44年施肥試驗(yàn)的草地土壤中發(fā)現(xiàn)，添加有機(jī)氮顯著增加了AOA的amoA基因拷貝數(shù)，而AOB的amoA基因拷貝數(shù)在添加無機(jī)氮的處理中出現(xiàn)增加，且AOA/AOB比值隨有機(jī)氮添加量的增加而增大。Ai等[107]在農(nóng)田土壤中也發(fā)現(xiàn)，長期施用氮肥(尿素) 能顯著增加土壤硝化潛勢和AOB的種群豐度，而施用有機(jī)肥增加了AOA的種群豐度。這可能與AOA優(yōu)先氧化有機(jī)氮 (來源于有機(jī)肥或土壤有機(jī)質(zhì)) 礦化出來的氨有關(guān)，特別是在氨氧化速率超過礦化速率時(shí)，AOA對氨具有很高的親和性[108]。而對于反硝化作用過程來說，增加土壤中NO3-通常會造成N2O/N2比值升高[109]，這主要是由于NO3-作為末端電子受體 (terminal electron acceptor，TEA) 會被優(yōu)先利用，且高NO3-含量也會抑制N2O還原酶活性[110]。

2.2 碳源

土壤碳源含量主要受耕作、有機(jī)肥投入、根系分泌物和作物殘?jiān)度?(如秸稈) 等因素影響。Badagliacca等[111]研究發(fā)現(xiàn)，免耕措施下N2O排放顯著高于傳統(tǒng)耕作，這可能與免耕增加土壤有效性碳含量有關(guān)[112]。有機(jī)肥的施用顯著增加土壤反硝化潛勢。這主要是因?yàn)樘镩g施用有機(jī)肥或其他有機(jī)物料后顯著增加了土壤異養(yǎng)微生物的呼吸，同時(shí)有機(jī)物料中有效性碳為反硝化微生物提供了電子供體，促進(jìn)了反硝化作用的發(fā)生。在植物根系根區(qū)內(nèi)可通過根際沉積作用向根際土壤分泌一些低分子量碳的化合物，如糖類、有機(jī)酸和氨基酸等[113]。這些低分子量有機(jī)物極易分解，結(jié)合土壤根系的呼吸作用，造成根際土壤N2O產(chǎn)生量高于非根際土壤[114-115]。Giles等[116]對不同低分子量有機(jī)物研究發(fā)現(xiàn)，葡萄糖、谷氨酰胺和檸檬酸均顯著增加N2的釋放，且檸檬酸與葡萄糖和谷氨酰胺相比顯著降低了N2O的排放。

目前，秸稈還田被認(rèn)為是增加土壤肥力、提高土壤健康的農(nóng)田管理措施之一。秸稈施入后主要通過影響土壤碳、氮有效性及土壤通氣性進(jìn)而間接影響N2O排放。Kravchenko等[117]研究發(fā)現(xiàn)，多數(shù)情況下秸稈施入可提高土壤N2O排放，并抵消土壤碳儲存的氣候效益。如在設(shè)施菜田土壤中，田間施用玉米秸稈能夠顯著增加N2O通量排放[118]；在小麥-玉米輪作的糧田種植體系，小麥秸稈施用后可顯著增加玉米季N2O排放量[119]。秸稈還田在不同農(nóng)田土壤土地利用方式下對N2O排放的影響也不一致。Shan等發(fā)現(xiàn)秸稈還田在休耕地、旱地土壤中顯著增加N2O排放，而在稻田中N2O排放顯著降低[120]。與施用有機(jī)肥相比，通過秸稈深施可顯著降低小麥季土壤N2O排放量[121]。Li等[122]通過15N示蹤技術(shù)直接證明了作物秸稈施用后在不同水分條件下反硝化過程是土壤N2O排放的主導(dǎo)途徑。然而，作物秸稈施用后并未發(fā)現(xiàn)土壤的反硝化微生物數(shù)量出現(xiàn)明顯增加。Philippot等[123]研究發(fā)現(xiàn)，短期添加小麥秸稈對土壤反硝化菌基因豐度影響有限。同時(shí)，短期添加小麥、油菜和苜蓿秸稈也沒有改變反硝化菌的數(shù)量，其反硝化作用與反硝化菌群落豐度呈解耦關(guān)系，與呼吸作用顯著相關(guān)[124]。作物秸稈碳氮比是影響氮素釋放的重要因子，可調(diào)控土壤氮素的固定和釋放[125]。一般認(rèn)為，高碳氮比植物殘?bào)w施入土壤后可增加氮素固持進(jìn)而有利于土壤肥力的提高，而低碳氮比植物殘?bào)w會增加N2O的排放[120,126]。Chen等[14]利用大樣本分析發(fā)現(xiàn)，作物秸稈碳氮比 ＜ 45時(shí)對土壤N2O排放有顯著正效應(yīng)，而在碳氮比 ＞ 100時(shí)略有負(fù)效應(yīng)。同時(shí)，作物秸稈對土壤N2O排放的影響與土壤理化性質(zhì)，特別是土壤水分和質(zhì)地緊密相關(guān)。如，在低碳氮比土壤中施入動物有機(jī)肥可導(dǎo)致N2O排放量增加[127]，而在高土壤碳氮比下，氮素氣態(tài)損失主要以N2為主[128]。類似地，增加土壤有效性碳與硝態(tài)氮的比例可促進(jìn)N2O還原為N2[129]。此外，大多數(shù)研究已證實(shí)，土壤施用生物炭能夠顯著減少N2O的排放[130-131]，這主要與生物炭和土壤性質(zhì)以及它們的交互效應(yīng)有關(guān)。生物炭可通過改變土壤物理 (氣體擴(kuò)散、團(tuán)聚體、保水性等)、化學(xué) (pH、Eh、有效性有機(jī)和礦質(zhì)態(tài)氮、溶解性有機(jī)碳等) 以及生物學(xué)性質(zhì)(微生物種群結(jié)構(gòu)、微生物量及活性、與氮循環(huán)相關(guān)酶活性等) 影響N2O的排放[132]。如生物炭通常具有高C/N比，并含有小分子量有機(jī)化合物，其多孔的結(jié)構(gòu)適宜微生物生長并利于土壤氮素的固定，進(jìn)而減少氮素有效性，降低土壤N2O的排放。同時(shí)，具有堿性特性的生物炭可用來改良酸性土壤，提高土壤pH。相關(guān)研究也已證實(shí)，生物炭可增加土壤微生物nosZ基因豐度，進(jìn)而促進(jìn)N2O的還原[133-134]。

2.3 水分含量

土壤水分是環(huán)境驅(qū)動力中最重要的因素之一[8]。水分影響土壤微生物細(xì)胞代謝活性和養(yǎng)分的運(yùn)輸[135]，對硝化和反硝化作用過程具有決定性影響[136]。在土壤水分飽和區(qū)或淹水條件下，高土壤水分含量阻礙氣體擴(kuò)散，使土壤形成嫌氣環(huán)境，增加土壤反硝化潛勢和速率。同時(shí)，在該條件下，硝化作用進(jìn)行得較為緩慢，參與反應(yīng)的硝化微生物在植物根系周圍的氧化區(qū)域具有較高活性[137]。在土壤水分非飽和區(qū)，其易于硝化作用的進(jìn)行，該水分條件下反硝化作用主要發(fā)生在土壤團(tuán)聚體和土壤微域環(huán)境中[138]。以土壤孔隙含水量 (WFPS) 作為判定N2O主要來源的指標(biāo)已有大量研究。一般認(rèn)為，硝化作用在30%～60% WFPS下是產(chǎn)生N2O的主要來源，而在土壤水分含量高于70%時(shí)N2O主要源于反硝化過程[138]。然而，在以硝化過程為主導(dǎo)的土壤環(huán)境中，N2O的排放總量遠(yuǎn)低于以反硝化過程主導(dǎo)的土壤環(huán)境[34]。土壤灌水后N2O含量迅速增加主要是反硝化作用的結(jié)果[139]。農(nóng)田土壤玉米播種灌水后WFPS由20%迅速增加至80%，其產(chǎn)生的N2O劇烈排放可能主要來源于反硝化作用過程[140]。設(shè)施菜田土壤N2O排放主要集中在基施有機(jī)肥并灌水后的1周內(nèi)，N2O排放也主要受反硝化作用影響[119]。此外，施用有機(jī)肥并灌水顯著增加了分子態(tài)氮 (N2) 的損失[141]。

水分含量影響土壤硝化和反硝化微生物的活性。Uchida等[142]發(fā)現(xiàn)在土壤淹水后的幾小時(shí)內(nèi)(3 h)，反硝化基因 (nirK，nirS，nosZ) 在mRNA水平0—1 cm土層土壤中顯著增加并達(dá)到峰值，也就是說當(dāng)水分含量造成土壤氧氣濃度發(fā)生改變時(shí)，反硝化細(xì)菌會迅速做出反應(yīng)以適應(yīng)新的環(huán)境條件，表明降雨或灌溉后導(dǎo)致N2O排放峰的出現(xiàn)與反硝化過程有關(guān)。與此類似的是，Riya等[143]研究表明，在土壤淹水消失前48 h添加NH4+后，amoA的mRNA拷貝數(shù)在5—10 mm土層土壤中雖有增加，但不顯著，而nirK的mRNA轉(zhuǎn)錄水平在淹水消失6 h后急劇增加。然而，與上述觀點(diǎn)不同的是，Theodorakopoulos等[144]發(fā)現(xiàn)，隨著土壤WFPS上升，并未發(fā)現(xiàn)在0—10 cm土層土壤中反硝化基因轉(zhuǎn)錄數(shù) (mRNA) 增加，而顯著增加了細(xì)菌amoA的轉(zhuǎn)錄數(shù)，且其與N2O排放呈極顯著正相關(guān)，這可能與土壤中低氧氣含量和銨態(tài)氮有效性增加有關(guān)。

2.4 氧氣

土壤氧氣含量是驅(qū)動生物地球化學(xué)循環(huán)的關(guān)鍵因素之一，也是影響硝化作用和反硝化作用對N2O排放相對貢獻(xiàn)的決定因子之一[145]。在自然生態(tài)系統(tǒng)中，空氣對流和氣體擴(kuò)散影響土壤中的氧氣含量；同時(shí)，異養(yǎng)微生物呼吸作用或微生物耗氧分解以及硝化作用的發(fā)生也會減少土壤氧氣濃度[146]。Groffman等[147]認(rèn)為土壤“熱點(diǎn)”(hot spots) 的形成主要是因?yàn)樗趾康奶岣吆陀袡C(jī)肥施用后增加了土壤有效性碳氮的富集，進(jìn)而影響了氧氣濃度在土壤中分布。在氧氣受限而有效性碳充裕的土壤環(huán)境下，其“熱點(diǎn)”區(qū)域N2O的排放以反硝化作用為主導(dǎo)途徑。氧氣濃度在土壤中的非均質(zhì)性分布，也是導(dǎo)致N2O產(chǎn)生或排放出現(xiàn)差異性的重要原因[148]。

氧氣濃度影響硝化、反硝化作用對N2O排放的貢獻(xiàn)。Khakil等研究發(fā)現(xiàn)，在低氧濃度下 (0.35 kPa)反硝化作用是產(chǎn)生N2O排放的主導(dǎo)途徑。隨土壤厭氧環(huán)境的形成，硝化作用對N2O排放的貢獻(xiàn)明顯下降[148]。Zhu等[34]研究發(fā)現(xiàn)，在低氧條件下氨氧化和硝化細(xì)菌的反硝化作用是產(chǎn)生N2O的主要來源。其中，在0.5%和3%(體積比) 氧濃度下，硝化細(xì)菌的反硝化作用對N2O排放的貢獻(xiàn)為34%～66%。這可能主要是由于在低氧條件下，氨氧化細(xì)菌 (AOB) 的群落組成發(fā)生改變，一些AOB物種能夠進(jìn)行反硝化作用，如亞硝化單胞菌和類亞硝化單胞菌在低氧條件下豐富度增加，同時(shí)異養(yǎng)反硝化作用對N2O的貢獻(xiàn)量主要受氧氣和有效性碳含量的影響[149]。需要注意的是，部分硝化微生物在利用亞硝酸鹽而不是氧氣作為電子受體時(shí)，氧氣仍是氨氧化過程反應(yīng)發(fā)生所不可缺少的條件[137]。

2.5 土壤 pH

土壤pH可直接通過影響生物[150]和非生物學(xué)過程調(diào)控N2O的排放。pH也能夠改變土壤底物有效性，如低pH會降低土壤礦質(zhì)氮和有機(jī)碳的可利用性進(jìn)而間接影響N2O排放[151]。大樣本分析證實(shí)，降低土壤pH會增加N2O排放[152]。Sun等[153]發(fā)現(xiàn)，在草原和森林土壤中N2O/N2比值隨土壤pH下降而升高。在我國農(nóng)田土壤中，由于過量施用氮肥，土壤pH明顯下降[154]，或?qū)⒋蠓仍黾覰2O排放。

硝化作用過程對土壤pH的響應(yīng)可能較為敏感，這主要與pH影響NH3有效性 (AMO的底物) 有關(guān)[；pKa= 9.25，25℃][155]。每改變1個(gè)pH單位NH3濃度的變化將近10倍[156]。硝化速率通常隨土壤pH的增加而上升[157-158]，其培養(yǎng)的硝化細(xì)菌最適pH范圍為7.5～8.0[157]。對于氨氧化微生物而言，增加土壤pH可以增加氨氧化古菌 (AOA)amoA基因豐度，而對氨氧化細(xì)菌 (AOB) amoA基因豐度沒有影響，甚至有些減少[159-160]，但也有人認(rèn)為土壤pH增加可以提高AOB的豐度，而對AOA沒有影響[161-162]。大量研究發(fā)現(xiàn)酸性土壤硝化作用的主要貢獻(xiàn)者為AOA[163-165]，這與AOA在酸性條件下對NH3具有較高的親和力有關(guān)[166]。研究表明，pH與硝化細(xì)菌的反硝化過程產(chǎn)生的N2O呈正相關(guān)關(guān)系，而與反硝化作用產(chǎn)生的N2O呈負(fù)相關(guān)[167]。Cheng等[168]研究發(fā)現(xiàn)，好氧條件下，當(dāng)土壤pH約低于4.4時(shí)反硝化作用主導(dǎo)N2O的產(chǎn)生，降低土壤pH能夠顯著增加反硝化作用對N2O的貢獻(xiàn)，這可能與真菌反硝化有關(guān)[169-171]。曹文超等[129]在菜田土壤中研究發(fā)現(xiàn)，增加土壤pH會提高土壤反硝化速率，并促進(jìn)N2O還原為N2，這與Richardson等[81]發(fā)現(xiàn)的結(jié)果相一致，即在堿性環(huán)境下，反硝化主要產(chǎn)物為N2，N2O產(chǎn)生量較少。原因主要是低pH會干擾反硝化過程中N2O還原酶組裝 (nosZ基因的表達(dá))，降低酶的活性[27,172]，導(dǎo)致反硝化作用N2O排放量增加和N2O/(N2O + N2) 比值增大。此外，土壤pH也會顯著影響非生物學(xué)過程對N2O的貢獻(xiàn)[66]。如羥胺 (NH2OH) 在pH低于5.95條件下以較游離NH2OH更穩(wěn)定的質(zhì)子化形態(tài) (NH3OH+) 存在，導(dǎo)致其有效性降低，進(jìn)而減少了N2O排放。

2.6 溫度

在全球氣候變暖的大背景下，溫度對N2O排放的影響十分重要。在高緯度地區(qū)，土壤溫度是影響N2O排放的主要因子。如在我國三江平原地區(qū)不同施氮處理?xiàng)l件下土壤溫度可解釋N2O排放16%～33%的變異[173]。溫度可直接和間接影響土壤N2O排放。直接調(diào)控主要表現(xiàn)在對土壤微生物生長和酶活性的影響，如降低土壤溫度能夠抑制土壤生物活性，進(jìn)而減少N2O產(chǎn)生[174]。其間接調(diào)控主要是通過微生物活動改變土壤氧氣和有效性碳的含量[175-176]。此外，氧氣在土壤溶液中的溶解和釋放也受溫度的間接影響[177]。

溫度影響土壤微生物反應(yīng)活性，進(jìn)而影響N2O排放。對于氨氧化微生物而言，與20℃相比，AOB和AOA的生長在30℃和40℃下均受到抑制[59]。Maag和Vinther[174]發(fā)現(xiàn)提高土壤溫度可降低硝化作用對N2O的貢獻(xiàn)，而增加反硝化過程N(yùn)2O的產(chǎn)生量。Davidson等[177]也發(fā)現(xiàn)，隨土壤溫度提高，反硝化作用產(chǎn)生的N2O排放量增加。這可能是因?yàn)樯郎睾笤黾恿宋⑸锏暮粑饔?，造成土壤微域氧氣虧缺，為反硝化微生物活動?chuàng)造了厭氧條件[178]，同時(shí)升溫也增加了土壤反硝化活性[179]。許多研究表明，當(dāng)土壤溫度在10～35℃時(shí)，每升高10℃，土壤反硝化的活性可提高1.5～3.0倍[180-181]。類似地，Saleh-Lakha等利用Pseudomonas mandelii進(jìn)行液體培養(yǎng)發(fā)現(xiàn)，其在10～30℃范圍內(nèi)反硝化作用活性隨溫度的上升而增加[182]。對于施用有機(jī)肥后的堿性土壤而言，提高土壤溫度顯著增加N2O排放，同時(shí)，與僅施用化學(xué)氮肥處理相比，有機(jī)肥施入增加了反硝化作用對N2O總排放量的貢獻(xiàn)。這可能與提高溫度后顯著增加了反硝化nirS基因豐度有關(guān)[183]。然而，在酸性土壤中研究發(fā)現(xiàn)，30℃時(shí)施用有機(jī)肥處理的nirK基因豐度顯著增加，而nirS在該溫度下迅速降低[59]。

2.7 其他因素

土壤N2O排放隨大氣CO2濃度的增加而增加[184-185]。這可能與增加土壤反硝化作用對N2O的貢獻(xiàn)有關(guān)。一方面，大氣CO2濃度升高后減少了植物地上部 (如葉片) 的蒸騰作用，進(jìn)而使土壤含水量增加；另一方面，高CO2濃度促進(jìn)了植物地下部有效性碳的分配，如增加根系分泌物的釋放等。二者均有益于反硝化作用的進(jìn)行[184]。但也有研究認(rèn)為N2O排放增加是由于硝化作用貢獻(xiàn)增加的結(jié)果[186]。此外，CO2濃度提高后，真菌的活動使草地土壤N2O排放潛勢增加了49%，同時(shí)，CO2濃度升高顯著增加真菌基因豐度和真菌與細(xì)菌拷貝數(shù)比例[187]。

土壤結(jié)構(gòu)也是影響N2O排放的重要因素之一，其主要影響土壤通氣性和氣體擴(kuò)散，進(jìn)而影響N2O的產(chǎn)生[188-189]。在農(nóng)田土壤中，機(jī)械化操作導(dǎo)致土壤壓實(shí)可造成土壤N2O排放量增加[190]。土壤動物活動也會影響N2O排放[191]。如大樣本分析表明土壤大型動物蚯蚓活動增加N2O排放量達(dá)42%[192]。Zhu等研究發(fā)現(xiàn)蚯蚓和彈尾蟲二者顯著增加土壤N2O排放量[193]。除蚯蚓外，在許多生態(tài)系統(tǒng)中，螞蟻生活所形成的蟻丘土壤是CO2排放的“熱點(diǎn)”區(qū)域[194-195]。近年已有研究表明，蟻丘土壤N2O產(chǎn)生量顯著高于相鄰自然土壤，這主要是由于螞蟻活動增加了土壤碳氮和粘粒的含量[196]。此外，不同蟻群種類形成的蟻丘土壤對N2O和CO2排放也有差異[177]。

3 農(nóng)田土壤水肥管理對N2O排放的綜合影響

農(nóng)田土壤N2O的產(chǎn)生和消耗本質(zhì)上是土壤碳、氮、氧等因子綜合作用的結(jié)果，而田間水、碳、氮的管理措施是影響這些環(huán)境因子變化的主要因素 (圖2)。綜合田間土壤N2O通量監(jiān)測結(jié)果，N2O峰值排放階段是其排放的關(guān)鍵，該時(shí)期N2O累積排放量約占全年農(nóng)田排放量的50%左右[197-198]。

圖2 農(nóng)田土壤主要調(diào)控因子對N2O排放綜合影響的概念圖Fig. 2 Conceptual diagram of comprehensive influences of main regulatory factors on N2O emissions in soils

在農(nóng)田土壤水肥管理中，有機(jī)肥施入和灌水是造成N2O劇烈排放的主要誘因。以設(shè)施菜田土壤種植體系為例，有機(jī)肥極大地促進(jìn)土壤中異養(yǎng)微生物的呼吸作用，顯著降低土壤孔隙中氧氣濃度；同時(shí)大量灌水降低了土壤相對氣體擴(kuò)散系數(shù) (RD)，造成土壤出現(xiàn)低氧甚至厭氧的土體環(huán)境，尤其在土壤施肥位點(diǎn)、土壤團(tuán)聚體及根際微域等區(qū)域中更易形成，這為反硝化微生物活動提供了厭氧條件。此外，土壤有機(jī)氮或有機(jī)肥礦化形成NH4+后，硝化作用對土壤氧氣的消耗也有貢獻(xiàn) (NH3+ 2O2→NO3-+H2O + H+)。有機(jī)肥施入土壤后為反硝化微生物提供了其所需的有效性碳，保障了反硝化作用過程發(fā)生所需的能源。值得注意的是，與大田土壤相比，設(shè)施菜田土壤硝態(tài)氮含量已不是反硝化過程發(fā)生的限制因子，因此，在其施用有機(jī)肥導(dǎo)致土壤有效性碳含量增加的短期時(shí)間內(nèi)，將極大地促進(jìn)以反硝化作用過程為主導(dǎo)途徑的N2O峰值排放。

在土壤含水量較低 (質(zhì)量含水量25%左右) 條件下，銨態(tài)氮肥施入可增加硝化作用過程N(yùn)2O的排放，但其整體排放系數(shù)較低 (1%左右)，且長期施用銨態(tài)氮肥會造成土壤酸化。土壤pH值的改變又將影響土壤微生物種群結(jié)構(gòu)的變化。以氨氧化微生物細(xì)菌 (AOB) 和古菌 (AOA) 為例，由于它們在不同的土壤環(huán)境條件下占據(jù)不同的生態(tài)位[199-201]，其對土壤pH值的響應(yīng)也不相同。一般認(rèn)為，AOB在中性、堿性和高氮素投入的條件下是驅(qū)動硝化過程進(jìn)行的主體，而AOA在酸性的自然生態(tài)系統(tǒng)中更能發(fā)揮作用[202]。同時(shí)，對于反硝化微生物來說，低pH阻礙N2O還原酶的形成[203]，導(dǎo)致N2O產(chǎn)物比值增加。值得注意的是，非生物學(xué)過程在低pH土壤中對N2O的貢獻(xiàn)不可忽略，特別是在過量施肥導(dǎo)致土壤出現(xiàn)NO2-累積時(shí)，非生物學(xué)過程對N2O排放的貢獻(xiàn)更加明顯。此外，溫度也是影響農(nóng)田土壤N2O排放的重要因子，在全球氣候變暖的大背景下會受到更多關(guān)注。在農(nóng)田土壤水肥管理措施中，硝化抑制劑、緩控釋肥等高效施氮 (見2.1部分) 和間歇灌溉等技術(shù)的應(yīng)用，有利于農(nóng)田土壤N2O的減排。

4 結(jié)論與展望

綜上所述，雖然土壤N2O產(chǎn)生途徑有反硝化、硝化、硝化細(xì)菌的反硝化和硝化-反硝化耦合、真菌反硝化、化學(xué)反硝化，以及硝酸異化還原為銨等，但就一般農(nóng)田土壤而言，生物反硝化過程或許仍然是N2O產(chǎn)生的主要途徑。支持這一觀點(diǎn)的依據(jù)既表現(xiàn)在環(huán)境因子和管理措施對農(nóng)田土壤N2O排放的影響機(jī)理方面，而且也有分子生物學(xué)的證據(jù)。而硝化細(xì)菌的反硝化、硝化-反硝化耦合過程等，實(shí)質(zhì)上也是生物反硝化過程的一部分。硝化過程本身對農(nóng)田土壤N2O排放的直接貢獻(xiàn)較小，在許多情況下可能僅僅是背景排放。然而，由于硝化過程為生物反硝化和化學(xué)反硝化提供了底物，特別是中間產(chǎn)物NO2-的釋放，其對N2O排放具有很大的間接貢獻(xiàn)。此外，真菌反硝化和化學(xué)反硝化在酸性土壤以及DNRA過程在高有機(jī)質(zhì)和厭氧的土壤環(huán)境中，也對土壤N2O排放具有不可忽視的重要作用。合理管理有機(jī)肥和水分，輔之以硝化抑制劑的利用[204-205]，可在很大程度上減少農(nóng)田土壤N2O排放。

目前人們對農(nóng)田土壤N2O的產(chǎn)生和消耗方面的認(rèn)識還面臨諸多挑戰(zhàn)。主要表現(xiàn)在：首先，農(nóng)田土壤N2O排放主要來自于自然降水后，特別是施肥后立即灌水而產(chǎn)生的排放峰。在這一階段的N2O產(chǎn)生和消耗過程進(jìn)行深入研究，對農(nóng)田土壤N2O減排措施的提出具有重要意義。其次，降低土壤反硝化過程N(yùn)2O/N2的產(chǎn)物比，是N2O減排的有效措施之一。為此，需要深入了解環(huán)境因子和調(diào)控措施對反硝化產(chǎn)物比的影響及其機(jī)理，以便為通過降低產(chǎn)物比實(shí)現(xiàn)N2O減排提供依據(jù)。再者，加強(qiáng)對N2O還原過程及其影響因素的了解，也具有重要意義。最后，在尋找與N2O排放有關(guān)的關(guān)鍵微生物方面人們遇到了很大挑戰(zhàn)，這與反硝化微生物功能類群的廣譜性和生理類型的多樣性有密切關(guān)系，相信隨著分子生物學(xué)和基因芯片技術(shù)的發(fā)展，這一問題能夠逐步得到解決。與此同時(shí)，綜合利用新技術(shù)方法，如平面光極技術(shù)[148]、Robot自動培養(yǎng)技術(shù)[206]、氦環(huán)境培養(yǎng)—?dú)怏w同步直接測定技術(shù)[207]、宏基因組測序技術(shù)等進(jìn)一步探究土壤物理、化學(xué)和生物學(xué)因素對氮素轉(zhuǎn)化過程、N2O關(guān)鍵位點(diǎn)排放及關(guān)聯(lián)微生物多樣性的影響，構(gòu)建氮素平衡和相關(guān)N2O排放模型，可進(jìn)一步為N2O排放機(jī)制及相關(guān)影響因素提供理論依據(jù)。此外，通過對反硝化過程中N2O/N2產(chǎn)物比產(chǎn)生規(guī)律及其影響因素的深入了解，將為利用田間N2O監(jiān)測數(shù)據(jù)定量估算氮的反硝化損失提供一種新的途徑。