蔣光福，張　穩(wěn)，李　昕，孫文娟

（1.中國科學(xué)院植物研究所植被與環(huán)境變化國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100093；2.中國科學(xué)院大氣物理研究所大氣邊界層物理和大氣化學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100029；3.中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049）

1980— 2010年中國和印度農(nóng)田化肥氮源氧化亞氮排放的比較

蔣光福1，3，張穩(wěn)2，李昕1，3，孫文娟1*

（1.中國科學(xué)院植物研究所植被與環(huán)境變化國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100093；2.中國科學(xué)院大氣物理研究所大氣邊界層物理和大氣化學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100029；3.中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049）

采用排放因子方法估算了1980—2010年中國和印度小麥、玉米和水稻農(nóng)田化肥氮源N2O直接排放量，并進(jìn)一步分析了兩國農(nóng)田N2O排放的時(shí)間變化和空間差異。結(jié)果表明：中國1980—2010年小麥、玉米、水稻田的單位面積N2O直接排放量平均值分別為1.75、1.60、0.42 kg N2O-N·hm-2·a-1，分別為印度的1.3、2.4、2.0倍。中國小麥、玉米農(nóng)田單位面積N2O排放量較高的地區(qū)主要集中在東南和南部，西部和北部排放較低，而印度小麥、玉米農(nóng)田單位面積排放量高的區(qū)域則集中在東部及西南沿海。三十年間，中印兩國三種作物N2O直接排放量平均值分別為98.6、47.8 Gg N2O-N。中國小麥和玉米田N2O排放量占三種作物排放總量的近90%，而印度農(nóng)田N2O排放則主要來自小麥田，約占70%。兩國三種作物N2O直接排放量隨時(shí)間呈顯著增加趨勢(shì)，增加速率均表現(xiàn)為小麥田＞玉米田＞水稻田。中國三種作物N2O排放總量的年均增加速率為3.7%，低于印度的10.4%。雖然中國三種作物單位面積N2O直接排放量和排放總量高于印度，但排放強(qiáng)度（單位產(chǎn)量的N2O-N排放量）及其增加速率均低于印度。

N2O排放；小麥；玉米；水稻；中國；印度

蔣光福，張穩(wěn)，李昕，等.1980—2010年中國和印度農(nóng)田化肥氮源氧化亞氮排放的比較［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2016，35（9）：1807-1815.

JIANG Guang-fu，ZHANG Wen，LI Xin，et al.Comparison of synthetic fertilizer N-induced direct nitrous oxide emissions from croplands between China and India during 1980—2010［J］.Journal of Agro-Environment Science，2016，35（9）：1807-1815.

N2O是大氣中僅次于CO2和CH4的第三種長壽命溫室氣體，其百年尺度的增溫效應(yīng)是CO2的265倍［1］。IPCC第五次評(píng)估報(bào)告指出，2006年全球農(nóng)業(yè)活動(dòng)產(chǎn)生的N2O排放量（以N2O-N計(jì)，下同）為4.1 Tg（1 Tg= 1012g），占人為源總排放的59%［2］。農(nóng)田N2O排放按來源劃分包括農(nóng)田土壤背景排放、有機(jī)糞肥排放和化肥氮源排放等，其中化肥氮源N2O排放是農(nóng)田N2O排放的主要組成部分，且以旱作農(nóng)田排放為主［3-5］。

中國和印度毗鄰，且均為農(nóng)業(yè)大國，為提高糧食產(chǎn)量，兩國的化肥氮用量都不斷增加，尤其是20世紀(jì)80年代以來，中印農(nóng)業(yè)化肥氮投入迅速增長。世界化肥協(xié)會(huì)（IFA）統(tǒng)計(jì)資料顯示［6］：1980年中國農(nóng)業(yè)化肥氮投入占世界總化肥氮投入的19.5%，至2010年上升為31.2%，從20世紀(jì)80年代以來一直是世界化肥氮用量第一大國。1980年印度農(nóng)業(yè)化肥氮投入占世界總化肥氮投入的5.8%，2010年增長至15.9%，成為世界第二大化肥氮消耗國。中印兩國的農(nóng)作物中，小麥、玉米、水稻三種主糧作物化肥氮投入占比高，2010年兩國的上述三種作物化肥氮投入分別占國家農(nóng)業(yè)總氮投入的44.6%和59.1%［7］；同時(shí)，兩國的三種作物產(chǎn)量也均顯著增加，且中國的增加量遠(yuǎn)高于印度［8］。研究中印兩國20世紀(jì)80年代以來三種主糧作物農(nóng)田化肥氮源N2O排放，特別是單位糧食產(chǎn)量的N2O排放，不僅有助于理解兩國農(nóng)田N2O的排放趨勢(shì)及兩國間種植不同作物農(nóng)田的N2O排放差異，對(duì)深入探尋適宜于兩國的農(nóng)田N2O減排措施也具有重要意義。

張強(qiáng)等［5］通過本地參數(shù)修正IPCC 2006排放因子方法估算中國農(nóng)田土壤的N2O直接排放量，結(jié)果顯示：1980—2007年，中國農(nóng)田N2O排放年均增長7.6%；至2007年排放量達(dá)到288 Gg N2O-N，化肥氮投入對(duì)農(nóng)田N2O直接排放的貢獻(xiàn)為77.6%。Zou等［4］用降水修正的IPCC2006排放因子方法估算的20世紀(jì)80年代中國農(nóng)田化肥氮源N2O排放量為116 Gg N2O-N·a-1（1 Gg=109g），而20世紀(jì)90年代則上升到211 Gg N2O-N·a-1，年均增長9.14 Gg N2O-N·a-1。Zhou等［9］結(jié)合高分辨率數(shù)據(jù)源估算中國2008年農(nóng)田化肥氮N2O排放量為308 Gg N2O-N·a-1。Garg等［10］研究指出，印度1985年到2005年N2O總排放量從144 Gg N2O-N增加到267 Gg N2O-N，其中化肥氮源排放占的比例由40%增加到49%。Bhatia等［11］指出印度N2O排放總量從1980年的50 Gg N2O-N，增長到2007年的138 Gg N2O-N。

雖然對(duì)于中印兩國農(nóng)田N2O排放前人已有不少的研究，但采用統(tǒng)一的方法和相同的空間分辨率，針對(duì)不同作物農(nóng)田及單位糧食產(chǎn)量的N2O排放，開展中印兩國間的對(duì)比研究還不多見。本文試圖通過對(duì)1980—2010年中印小麥、玉米和水稻種植的農(nóng)田化肥氮源N2O排放進(jìn)行估算，探討兩國三種作物農(nóng)田N2O排放的差異及其變化。

1　材料與方法

1.1模型選擇

利用排放因子估算N2O排放是IPCC推薦的最直接和廣為應(yīng)用的方法［1］。該方法基于氮肥用量與N2O排放量之間的極顯著相關(guān)關(guān)系，根據(jù)本地化或經(jīng)修正的N投入N2O排放系數(shù)來估算N2O的排放量。但這種基于常系數(shù)的估算方法未考慮除N投入之外的其他環(huán)境因素對(duì)土壤氮過程及N2O排放的影響。雖然大尺度樣本空間內(nèi)農(nóng)田N2O排放受降水及溫度的制約，但經(jīng)溫度修正的排放因子在降低N2O估算不確定性方面效果有限，而經(jīng)降水修正的排放因子則可顯著提高N2O估算的準(zhǔn)確性［12-13］。鑒于此，本研究采用Lu等［14］降水修正IPCC2006排放因子方法估算旱作作物小麥和玉米農(nóng)田化肥氮源N2O直接排放（方程1），而水稻田N2O直接排放則采用IPCC2006［15］的缺省排放因子方法（方程2）：

式中：P為年降水量，m；F為化肥N投入量，kg N·a-1；Q表示以N計(jì)的N2O排放量，kg N2O-N·a-1。

1.2數(shù)據(jù)來源與空間化處理

1.2.1化肥氮投入量及其空間化

為客觀比較中印兩國農(nóng)田N2O排放，方程（1）和（2）的輸入數(shù)據(jù)需來自相同的數(shù)據(jù)源和空間分辨率。1980—2010年中印農(nóng)作物種植的歷年化肥氮施用量和分作物的播種面積數(shù)據(jù)（表1）分別來源于IFA和聯(lián)合國糧食及農(nóng)業(yè)組織（FAO）。由于根據(jù)IFA［6］和FAO［8］數(shù)據(jù)僅能得到個(gè)別年份（中國：1997、2010年；印度：2003、2004、2010年）分作物的氮肥施用量，為獲得1980—2010年逐年小麥、玉米和水稻單位面積施氮量，本研究根據(jù)兩國上述年份的各作物施氮量和對(duì)應(yīng)年份的該作物播種面積，計(jì)算小麥、玉米和水稻單位面積施氮量與全部農(nóng)作物單位面積施氮量國家平均值的比，將該比值通過時(shí)間段內(nèi)插和外推以計(jì)算其他年份各作物的施氮量。詳細(xì)計(jì)算過程如圖1所示。

以中國的小麥為例，已知1980—2010年中國全部農(nóng)作物逐年施氮量和播種面積，及1997單位面積施氮量N1997，w和2010年的施氮量M2010，w及播種面積A2010，w，按以下步驟計(jì)算獲得1980—2010年小麥逐年施氮量：首先用2010年小麥?zhǔn)┑砍孕←湶シN面積A2010，w，得到小麥單位面積施氮量N2010，w。同樣方法計(jì)算出1997和2010年中國全部農(nóng)作物平均單位面積施氮量國家平均值N1997和N2010。計(jì)算1997年和2010年小麥與全部作物平均單位面積施氮量國家平均值的比值K1997，w和K2010，w（Kw=Nw/Nt）。假定該比值在1997年和2010年間為線性分布，內(nèi)插計(jì)算1997—2010年逐年Kw值，并按比例外推1980—1996年，從而獲得1980—2010年逐年Kw值。將每年的Kw乘以對(duì)應(yīng)年份的作物平均單位面積施氮量國家平均值Nt，得出當(dāng)年小麥單位面積施氮量Nt，w，再乘以當(dāng)年小麥播種面積At，w，最終獲得1980—2010年小麥逐年化肥氮總施用量Mt，w。

經(jīng)圖1分別計(jì)算出中國和印度小麥、玉米、水稻和其他作物施氮量與IFA統(tǒng)計(jì)的當(dāng)年施氮量數(shù)據(jù)對(duì)比，作為對(duì)圖1計(jì)算結(jié)果的一致性約束。作物空間分布柵格數(shù)據(jù)來源于Leff等［16］的研究結(jié)果（表1），并依據(jù)FAO提供的逐年作物面積重新核校后，獲得1980—2010年小麥、玉米、水稻的播種面積空間數(shù)據(jù)。與圖1估算的作物單位面積施氮量相乘，得到柵格化的作物總施氮量（分辨率為0.5°×0.5°），以用于公式（1）的N2O排放計(jì)算。

1.2.2降水?dāng)?shù)據(jù)

通過GIS技術(shù)對(duì)1980—2009年全球降水逐月柵格數(shù)據(jù)（表1）進(jìn)行提取和計(jì)算，得出1980—2010年年均降水空間數(shù)據(jù)，將2010年降水?dāng)?shù)據(jù)采用2009年的替代。降水?dāng)?shù)據(jù)空間分辨率與氮投入空間數(shù)據(jù)一致，為0.5°×0.5°。

1.3不確定性分析

圖1　計(jì)算小麥、玉米、水稻單位面積施N量流程圖（其他：除小麥、玉米、水稻外的其他農(nóng)作物）Figure 1 A flow chart for calculating fertilizer N application per unit area in wheat，maize and rice fields

表1　數(shù)據(jù)說明及來源Table 1 Description of data sources

本研究中采用降水修正排放因子方法［14］估算小麥、玉米旱作農(nóng)田化肥氮源N2O排放，用IPCC2006［15］缺省排放因子估算水稻農(nóng)田化肥氮源N2O排放。排放量估算的不確定性來源主要包括方程（1）和方程（2）系數(shù)偏差以及圖1中不同作物化肥氮施用量估計(jì)偏差。年降水量數(shù)據(jù)相對(duì)于估算方程系數(shù)以及施氮量來說，因偏差較小而未包含在不確定性計(jì)算之內(nèi)。除此之外，若不考慮總施氮量和播種面積統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)誤差的情況下，不同作物施氮量估計(jì)偏差主要來源于Kt，w、Kt，m、Kt，r、Kt，c值的偏差（圖1）。利用現(xiàn)有數(shù)據(jù)（表1）推算的Kt，w、Kt，m、Kt，r、Kt，c值具有一定程度的年際波動(dòng)（中國 1997年的 Kt，w、Kt，m、Kt，r、Kt，c值分別為0.99、0.93、1.03、1.01，而2010年則分別為0.99、0.82、0.89、1.11；印度2003年的Kt，w、Kt，m、Kt，r、Kt，c值分別為1.67、0.70、1.37、0.73，而2004年其值分別為1.60、0.67、1.32、0.76，至 2010年則分別為 1.72、1.21、1.43、0.67）。為量化其不確定性，本研究利用不同年份（中國：1997、2010年；印度：2003、2004、2010年）的Kt，w、Kt，m、Kt，r、Kt，c值，在不考慮其時(shí)間變化的前提下，分別計(jì)算中、印兩國小麥、玉米和水稻種植的N2O排放量，計(jì)算兩個(gè)年份的差值。在此基礎(chǔ)上，合并方程系數(shù)偏差和Kt，w、Kt，m、Kt，r、Kt，c值偏差的不確定性。根據(jù)IPCC （2006）［15］不確定性量化指南，采用以下兩個(gè)公式合并不確定性：

式中：Utotal為合并后的不確定性（相對(duì)于基線情景）。式（3）中的xi和Ui分別表示小麥、玉米和水稻的基線情景排放量及其相對(duì)不確定性；式（4）中的U1和U2分別表示方程（1）的系數(shù)和施氮量的相對(duì)不確定性。

圖2　中印三種作物農(nóng)田單位面積化肥氮源N2O排放量Figure 2 Direct N2O emission fluxes from croplands in China and India

2　結(jié)果

2.1中印三種作物農(nóng)田單位面積化肥氮源N2O直接排放量

1980—2010年中國三種作物農(nóng)田單位面積化肥氮源N2O直接排放量（單位播種面積的N2O排放量）均高于印度。中國小麥、玉米、水稻田三十年來單位面積N2O排放量平均值分別為1.75、1.60、0.42 kgN2O-N· hm-2，分別為印度的1.3、2.4、2.0倍。從作物來看，中國的小麥田單位面積N2O排放量與玉米田相近，而印度小麥田單位面積N2O排放量則高出玉米田近一倍。中國和印度的小麥、玉米農(nóng)田單位面積N2O排放量均遠(yuǎn)高于水稻田。

1980—2010年中印三種作物農(nóng)田單位面積N2O排放量均呈現(xiàn)顯著的增加趨勢(shì)（P＜0.001）。中國的小麥、玉米、水稻田單位面積N2O排放量從1980年的1.10、1.00、0.27 kg N2O-N·hm-2增加到 2010年的2.30、1.82、0.52 kg N2O-N·hm-2。印度則相應(yīng)的從1980年的0.64、0.26、0.08 kg N2O-N·hm-2，增加到2010年的1.79、1.43、0.36 kg N2O-N·hm-2。雖然中國三種作物農(nóng)田單位面積N2O排放量均高于印度，但對(duì)每個(gè)作物而言，中印兩國間的年增加速率接近，中國和印度小麥田線性方程的斜率分別為0.047、0.042（圖2a），玉米田分別為 0.035、0.032（圖2b），水稻田則分別為0.009、0.008（圖2c）。中印兩國農(nóng)田單位面積N2O排放量年增長速率均表現(xiàn)為：小麥田＞玉米田＞水稻田。

中印小麥和玉米農(nóng)田單位面積N2O排放量均具有明顯的時(shí)間變化和空間特征。中國小麥、玉米農(nóng)田單位面積N2O排放量較高的地區(qū)主要集中在東南和南部，而西部和北部排放較低。1980s初（1980—1984年）到2000s末（2006—2010年）三種作物農(nóng)田單位面積N2O排放量均有明顯增加，特別是小麥和玉米田增加尤為顯著，但其空間分布格局與1980s初相比變化不大（圖3），小麥、玉米農(nóng)田單位面積N2O排放量依然是長江以南的地區(qū)較高。為了體現(xiàn)各?。ò睿┲g的排放差異，本研究采用兩國?。ò睿┘?jí)行政單元矢量數(shù)據(jù)對(duì)計(jì)算結(jié)果進(jìn)行了提取和分析。結(jié)果表明：海南、臺(tái)灣、廣東、福建和江西是中國小麥和玉米單位面積N2O排放量最高的省份，其小麥和玉米田單位面積N2O平均排放量1980s初分別為2.9、2.8 kg N2O-N·hm-2，2000s末增加到6.6、5.6 kg N2O-N hm-2，為全國農(nóng)田單位面積N2O排放量均值的2.7、2.8倍。

圖3　中印1980s初和2000s末三種作物農(nóng)田單位面積化肥氮源N2O排放量空間格局Figure 3 Spatial distribution of direct N2O emission fluxes from croplands in China and India in early 1980s and late 2000s

與中國類似，印度2000s末三種作物農(nóng)田化肥氮源單位面積N2O排放量較1980s初都明顯增加，旱作的小麥和玉米農(nóng)田增加量高，但其的空間格局變化不大，高排放區(qū)域集中在東北部及西南沿海兩個(gè)邦（圖3a、圖3b）。1980s初印度小麥和玉米田單位面積N2O排放量較高的邦為東北部的Mizoram、Meghalaya和Tripura，以及東南部和南部沿海的Goa和Kerala，平均為2.1、0.9 kg N2O-N·hm-2，2000s末增加到6.7、4.1 kg N2O-N·hm-2，為全國農(nóng)田單位面積N2O排放量均值的3.5、3.3倍。

2.2中印三種作物農(nóng)田化肥氮源N2O排放總量及各作物排放貢獻(xiàn)

1980年中國三大作物農(nóng)田總化肥氮投入7.04 TgN，到2010年增加到14.54 TgN，增加了一倍；而印度則相應(yīng)地從1.91 TgN增加到9.78 TgN，增加了5倍多（表2）。三種作物農(nóng)田中，水稻田氮投入占總投入量的比例最高，中國平均為40%，印度為55%。1980—2010年，中國玉米氮肥施用量占三種作物總投入量的比例從23%增加到35%，而印度玉米田氮肥投入比例低，1980年僅為三種作物總投入量的4%，到2010年增加到9%，遠(yuǎn)低于其小麥田和水稻田。

表2　中印三種作物農(nóng)田化肥氮投入及化肥氮源N2O排放量Table 2 Fertilizer nitrogen inputs and direct N2O emissions from three croplands in China and India

三十年間，中印兩國三種作物N2O直接排放量平均值分別為98.6、47.8 Gg N2O-N。1980年中國三種作物農(nóng)田N2O直接排放總量為61.8±10.9 GgN2O-N，其中小麥田占總排放量的52%，玉米和水稻田分別占33%和 15%；2010年排放總量增加到 130.3±19.9 GgN2O-N，年均增加3.7%，小麥和玉米田對(duì)N2O排放總量的貢獻(xiàn)相當(dāng)，分別為43%和45%，水稻田為12%。與1980年相比，2010年小麥和水稻田對(duì)N2O排放總量的貢獻(xiàn)均有所下降，而玉米田則有所增加（表2）。印度1980年三種作物農(nóng)田N2O直接排放總量為 19.0±4.0 GgN2O-N，2010年增加到 78.4±17.5 GgN2O-N，年均增加10.4%，小麥、玉米和水稻田占總排放量的比例分別由1980年的74%、8%和18%變?yōu)?010年的65%、15%和20%。印度小麥田對(duì)N2O排放總量的貢獻(xiàn)有所下降，而玉米和水稻田則均有增加（表2）?？傮w而言，中國小麥和玉米田占N2O排放總量的近90%，而印度農(nóng)田N2O排放總量則絕大部分來自小麥田的貢獻(xiàn)，占約70%。

2.3中印三種作物農(nóng)田化肥氮源N2O排放強(qiáng)度

為明確生產(chǎn)單位產(chǎn)量的作物帶來的化肥氮源N2O排放，本研究定義作物N2O排放強(qiáng)度為農(nóng)田N2O直接排放量與作物產(chǎn)量之比，其中每克N2O排放以265 gCO2當(dāng)量計(jì)［1］。結(jié)果顯示：20世紀(jì)80年代中國小麥和玉米田N2O排放強(qiáng)度高于印度，而自90年代初至2010年，印度小麥和玉米田N2O排放強(qiáng)度則總體高于中國。除1980年外，印度1981—2010年水稻田的N2O排放強(qiáng)度始終高于中國。1980—2010年中國小麥、玉米和水稻田N2O排放強(qiáng)度平均為204.5、146.2、30.1 gCO2e·kg-1，而印度則為222.6、159.0、48.1 gCO2e·kg-1，兩國均表現(xiàn)為小麥＞玉米＞水稻。

1980—2010年中印三種作物農(nóng)田N2O排放強(qiáng)度，除中國小麥田外，其他均呈顯著增加趨勢(shì)（P＜0.001），且印度農(nóng)田的N2O排放強(qiáng)度年增長速率遠(yuǎn)高于中國（圖4）。印度小麥、玉米、水稻田N2O排放強(qiáng)度與年份之間線性方程的斜率，即排放強(qiáng)度年增加速率分別為3.75、3.97、1.15 gCO2e·kg-1·a-1，中國僅為0.72、0.82、0.36 gCO2e·kg-1·a-1?？梢?，1980—2010年印度的作物生產(chǎn)中，小麥和玉米N2O排放強(qiáng)度的年增速約5倍于中國，水稻約3倍于中國。從作物來看，小麥和玉米田N2O排放強(qiáng)度增加速率相當(dāng)，均遠(yuǎn)高于水稻田。

3　討論

3.1農(nóng)田N2O排放及排放系數(shù)

對(duì)旱作農(nóng)田N2O排放的估計(jì)受氮肥投入量和年降水量的共同影響。本研究結(jié)果顯示，中國N2O排放較高的地區(qū)主要集中在東南和南部，而西部和北部排放較低。Zheng等［18］通過調(diào)研和分析我國12個(gè)點(diǎn)54組農(nóng)田N2O直接排放因子的實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)得出，東南和華南的農(nóng)田N2O排放因子較高，而東北和西北則較低，我們得到的結(jié)果也與之相吻合（圖3）。雖如此，本研究由于缺乏作物單位面積施氮量的空間分布數(shù)據(jù)，在全國范圍內(nèi)僅采用平均值代替，無疑對(duì)施氮量高的地區(qū)低估了其N2O排放，而對(duì)于施氮量低的地區(qū)，其N2O排放可能被高估。

圖4　中印三種作物化肥氮源N2O排放強(qiáng)度Figure 4 Direct N2O emissions per unit yield in croplands of China and India

農(nóng)田N2O是農(nóng)田土壤中一系列與微生物活動(dòng)密切相關(guān)的硝化與反硝化過程的產(chǎn)物，其產(chǎn)生過程非常復(fù)雜。除降水外，其他氣候（如溫度）、土壤和田里管理方式均會(huì)對(duì)N2O排放產(chǎn)生影響［13，19］。田間試驗(yàn)獲得的農(nóng)田土壤N2O排放系數(shù)具有極高的時(shí)間和空間變異性，變化范圍可達(dá)0.1%～8.0%［18］，如：四川農(nóng)田小麥生長季N2O排放系數(shù)為1.29%，玉米季排放系數(shù)為0.92%［20］，而陜西農(nóng)田小麥生長季N2O排放系數(shù)僅為0.09%［21］，江蘇小麥生長季N2O排放系數(shù)為0.11%～0.66%，且隨著施氮量的不同有所變化［22］。Zhou等［23］綜合考慮氣候、土壤和農(nóng)田管理的影響，基于分段統(tǒng)計(jì)模型計(jì)算的2008年我國旱作谷物農(nóng)田化肥N源N2O排放系數(shù)為0.84%（0.66%～1.02%）。本研究得到的（表2）中國小麥N2O排放系數(shù)均值為1.28%（1.11%～1.44%），玉米N2O排放系數(shù)為1.29%（1.17%～1.49%），略高于Zhou等［23］的結(jié)果。Linquist等［24］通過分析全球62個(gè)點(diǎn)328組觀測(cè)數(shù)據(jù)指出，小麥和玉米的N2O直接排放系數(shù)分別為1.21%和1.06%。本研究中國的小麥玉米N2O排放系數(shù)與全球平均值較為接近。

在對(duì)印度農(nóng)田N2O排放的估算中，Garg等［10］引用了Mitra等［25］給出的平均N2O排放系數(shù)，作為農(nóng)作物（包括水稻、小麥、玉米等）化肥氮施用的N2O直接排放因子。本研究中印度水稻、玉米和小麥種植的化肥氮源N2O排放系數(shù)平均為0.8%～1.0%，較Mitra等［25］給出的0.65%偏高。此外，田間試驗(yàn)獲得印度水稻-小麥作物生長季N2O排放系數(shù)為0.38%［26］，小麥生長季N2O排放系數(shù)為0.20%～0.56%［27］。Jain等［28］對(duì)印度西北部農(nóng)田的研究顯示，小麥的N2O直接排放系數(shù)為0.53%，玉米為0.43%。本研究估算的小麥和玉米N2O排放系數(shù)分別為1.57%（1.28%～2.17%）和1.67% （1.44%～2.15%），均高于上述結(jié)果。其原因可能在于印度主要農(nóng)區(qū)的自然降水偏高，而Lu等［14］統(tǒng)計(jì)模型基于全球田間試驗(yàn)觀測(cè)的數(shù)據(jù)建立，建模的年降水量在370～1220 mm之間。對(duì)于降水超過1220 mm的區(qū)域，模型可能高估了其N2O排放。

稻田因?yàn)檠退木壒?，其土壤更具還原性，抑制了銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)換的生物化學(xué)過程，同時(shí)也使更多的氮還原成N2，從而減少了N2O的排放，表現(xiàn)為水稻生長期N2O排放系數(shù)比旱作的小麥、玉米等低。但是，水旱輪作情形下，間歇的淹水和落干反而更有利于N2O的排放［26，29］。由于缺乏復(fù)種指數(shù)的空間對(duì)應(yīng)數(shù)據(jù)，本研究對(duì)于旱作小麥和玉米農(nóng)田及雙季稻田土壤N2O排放的估算，未細(xì)分其不同輪作情形下的排放系數(shù)差異，可能會(huì)對(duì)估算結(jié)果造成一定程度的偏差。此外，印度旱作稻田面積約占水稻總種植面積的12%［30］，目前對(duì)印度旱作稻田N2O排放的研究還不多見，零星的研究結(jié)果顯示印度雨養(yǎng)條件下稻田的N2O排放比淹水稻田略低［31］。這可能跟印度旱作稻田施肥量普遍偏低，同時(shí)又缺乏降水［32］有關(guān)。因本文無法獲取旱作稻田的空間分布，故沒有將旱作稻田的N2O排放單獨(dú)計(jì)算，而這可能使得對(duì)印度稻田N2O排放的估計(jì)偏高。

小麥、玉米和水稻作為中國和印度的主糧作物，其種植面積分別占各自農(nóng)作物播種面積的50%和40%（2010年）。與此相應(yīng)，中印兩國這三種作物種植的化肥氮施用量占農(nóng)作物氮肥施用量的45%和60% （2010年）。據(jù)估計(jì)［4-5，14］，中國農(nóng)田化肥氮施用導(dǎo)致的N2O直接排放約為115.7（1980）、198.9（1997）、223.9 （2007）Gg N2O-N·a-1。與本研究的對(duì)應(yīng)年份相比，小麥、玉米和水稻農(nóng)田的N2O排放合計(jì)分別占農(nóng)田化肥N2O總排放的53.4%、48.8%和60.6%。這種年際年的波動(dòng)變化與種植結(jié)構(gòu)和不同作物施肥強(qiáng)度有關(guān)（表2）。在印度，這三種作物化肥氮施用量占其全部農(nóng)作物的比例超過50%，特別是近5年，這一比例更是接近60%，比中國現(xiàn)狀的約45%高出很多。因此，本研究中印度小麥、玉米和水稻的化肥施用N2O直接排放估計(jì)（表2）對(duì)于了解其農(nóng)田施肥的N2O排放具有更直接的參考意義。

3.2N2O排放強(qiáng)度與減排

溫室氣體排放強(qiáng)度是一個(gè)涉及溫室氣體排放和作物產(chǎn)量的量化指標(biāo)。農(nóng)業(yè)耕作中，減少溫室氣體排放的措施通常會(huì)受到保證農(nóng)業(yè)產(chǎn)量的限制。因此，以溫室氣體排放強(qiáng)度為參考，有利于對(duì)比不同措施在兼顧農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和減排之間的綜合效果。本研究顯示，中國三大作物農(nóng)田單位面積化肥氮源N2O排放量增長速率與印度基本一致（圖2），但單位作物產(chǎn)量的N2O排放（排放強(qiáng)度）卻總體低于印度，且30年來排放強(qiáng)度的增加趨勢(shì)也低于印度（圖4）。這意味著對(duì)印度而言，農(nóng)田N2O減排受產(chǎn)量的制約更大；從N2O減排角度考慮，印度宜采取除增施化肥外的其他措施提高糧食產(chǎn)量。

模型模擬的結(jié)果［33］顯示，全球小麥和玉米的N2O排放強(qiáng)度分別為270 gCO2e·kg-1和230 gCO2e·kg-1，比本研究的中印小麥和玉米的排放強(qiáng)度 202～222 gCO2e·kg-1和143～159 gCO2e·kg-1均高。但這并不意味著中印兩國具有更高的氮肥利用效率。Perlman等［33］的模擬結(jié)果包含了N2O的背景排放、化肥和有機(jī)肥等的直接排放。中印兩國化肥的N2O直接排放占農(nóng)田總N2O排放的比例不到50%，其排放強(qiáng)度與Perlman等［33］的模擬結(jié)果對(duì)比顯示，中印兩國在提高氮肥利用率、降低N2O排放方面與全球平均水平之間仍有較大差距。

基于統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)的綜合分析結(jié)果顯示，2010年中印兩國的農(nóng)作物氮肥施用量分別為51、25 Tg N，占全球氮肥施用量的29%和14%，但其氮肥利用率僅為0.25 和0.30，低于全球平均的0.42［34］。將氮肥施用控制在均衡合理水平，同時(shí)通過提高其他農(nóng)作措施的利用效率和水平，例如改善灌溉、有機(jī)無機(jī)肥精準(zhǔn)配施、改進(jìn)作物品種等［35-36］，有望使農(nóng)田氮肥利用率提高至0.60～0.75［34］，從而顯著降低農(nóng)田N2O排放強(qiáng)度。一個(gè)可以參照的實(shí)例是，美國作物的氮肥利用率達(dá)68%，其當(dāng)前玉米N2O排放強(qiáng)度僅為33～109 gCO2e·kg-1［37］。

4　結(jié)論

（1）1980—2010年，中印兩國小麥、玉米和水稻田N2O直接排放量分別為98.6、47.8 Gg N2O-N。2010年中國小麥和玉米田N2O排放量占三種作物排放總量的近90%，印度農(nóng)田N2O排放則主要來自小麥田，占約70%。

（2）中印兩國三種作物農(nóng)田N2O直接排放量和排放強(qiáng)度均隨時(shí)間顯著增加，但印度排放強(qiáng)度的增加速率顯著高于中國。

（3）中國小麥、玉米農(nóng)田單位面積N2O排放量較高的地區(qū)主要集中在長江以南，印度的高排放區(qū)域集中在東部及西南沿海地區(qū)。

［1］IPCC.Climate Change 2014：Synthesis Report：Contribution of working groups I，II and III to the fifth assessment report of the intergovernmental panel on climate change［R］.Geneva，Switzerland，2014.

［2］IPCC.Climate Change 2013：The Physical Science Basis：Working group I contribution to the fifth assessment report of the intergovernmentalpanel on climate change［R］.Cambridge，United Kingdom and New York，USA，2013.

［3］Yan，X Y，Akimoto H，Ohara T.Estimation of nitrous oxide，nitric oxide and ammonia emissions from croplands in East，Southeast and South A－sia［J］.Global Change Biology，2003，9（7）：1080-1096.

［4］ZouJW，LuYY，HuangY.EstimatesofsyntheticfertilizerN-induceddirectnitrousoxideemissionfromChinesecroplandsduring1980—2000［J］. Environmental Pollution，2010，158（2）：631-635.

［5］張強(qiáng)，巨曉棠，張福鎖.應(yīng)用修正的IPCC2006方法對(duì)中國農(nóng)田N2O排放量重新估算［J］.中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2010（1）：7-13.

ZHANGQiang，JUXiao-tang，ZHANGFu-suo.Re-estimationofdirectnitrousoxideemissionfromagriculturalsoilsofChinaviarevisedIPCC2006 guideline method［J］.Chinese Journal of Eco-Agriculture，2010（1）：7-13.

［6］IFA：International Fertilizer Industry Association.Website：http：//ifadata.fertilizer.org/ucSearch.aspx（accessed 2015）.

［7］Heffer P.Assessment of fertilizer use by crop at the global level 2010—2010/11［R］.InternationalFertilizerIndustryAssociation，Paris，www.fertilizer.org/ifa/Home-Page/LIBRARY/Publication-database.html/Assessment-of-Fertilizer-Use-by-Crop-at-the-Global-Level-2006-07-2007-08.html2，2009.

［8］FAO：Food and agriculture organization of the United Nations.Website：http：//www.fao.org/statistics/en/（accessed 2015）.

［9］Zhou F，Shang Z Y，Ciais P，et al.A new high-resolution N2O emission inventory for China in 2008［J］.Environmental Science&Technology，2014，48（15）：8538-8547.

［10］Garg A，Shukla P R，Upadhyay J.N2O emissions of India：An assessment of temporal，regional and sector trends［J］.Climatic Change，2012，110（3/4）：755-782.

［11］Bhatia A，Jain N，Pathak H.Methane and nitrous oxide emissions from Indian rice paddies，agricultural soils and crop residue burning［J］. Greenhouse Gases：Science and Technology，2013，3（3）：196-211.

［12］盧燕宇，黃耀，鄭循華.農(nóng)田氧化亞氮排放系數(shù)的研究［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2005，16（7）：1299-1302.

LU Yan-yu，HUANG Yao，ZHENG Xun-hua.N2O emission factor for agricultural soils［J］.Chinese Journal of Applied Ecology，2005，16（7）：1299-1302.

［13］Chen Z，Ding W，Luo Y，et al.Nitrous oxide emissions from cultivated black soil：A case study in Northeast China and global estimates using empiricalmodel［J］.GlobalBiogeochemicalCycles，2014，27：1311-1326.

［14］Lu Y Y，Huang Y，Zou J W，et al.An inventory of N2O emissions from agriculture in China using precipitation-rectified emission factor and background emission［J］.Chemosphere，2006，65（11）：1915-1924.

［15］Intergovernmental Panel on Climate Change（IPCC）.2006 IPCC guidelines for national greenhouse gas inventories，institute for global environmental strategies［R］.Hayama，Japan.2007.

［16］Leff B，Ramankutty N，F(xiàn)oley J A.Geographic distribution of major crops across the world［J］.Global Biogeochemical Cycles，2004，18，GB1009，doi：10.1029/2003GB002108.

［17］Harris I，Jones P D，Osborn T J，et al.Updated high-resolution grids of monthly climatic observations the CRU TS3.10 Dataset［J］.International Journal of Climatology，2014，34（3）：623-642.

［18］Zheng X H，Han S H，Huang Y，et al.Re-quantifying the emission factors based on field measurements and estimating the direct N2O emission from Chinese croplands［J］.Global Biogeochemical Cycles，2004，GB2018，doi：10.1029/2003GB002167.

［19］Tian H，Chen G，Lu C，et al.Global methane and nitrous oxide emissions from terrestrial ecosystems due to multiple environmental changes［J］. Ecosystem Health and Sustainability，2015，1（1）：1-20.

［20］于亞軍，高美榮，朱波.小麥-玉米輪作田與菜地N2O排放的對(duì)比研究［J］.土壤學(xué)報(bào)，2012，49（1）：96-103.

YU Ya-jun，GAO Mei-rong，ZHU Bo.Comparison study on N2O emissions from filed under wheat-maize rotation system and field under vegetable cultivation［J］.Acta Pedologica Sinica，2012，49（1）：96-103.

［21］胡騰，同延安，高鵬程，等.黃土高原南部旱地冬小麥生長期N2O排放特征與基于優(yōu)化施氮的減排方法研究［J］.中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2014（9）：1038-1046.

HUTeng，TONG Yan-an，GAO Peng-cheng，et al.N2O emission characteristics and mitigation methods in South Loess Plateau under rain-fed winter wheat conditions［J］.Chinese Journal of Eco-Agriculture，2014 （9）：1038-1046.

［22］紀(jì)洋，劉剛，馬靜，等.控釋肥施用對(duì)小麥生長期N2O排放的影響［J］.土壤學(xué)報(bào)，2012，49（3）：526-534.

JI Yang，LIU Gang，MA Jing，et al.Effect of controlled-release fertilizer（CRF）on nitrous oxide emission during the wheat growing period［J］. Acta Pedologica Sinica，2012，49（3）：526-534.

［23］Zhou F，Shang Z，Zeng Z，et al.New model for capturing the variations of fertilizer-induced emission factors of N2O［J］.Global Biogeochemical Cycles，2015，29（6）：885-897.

［24］LinquistB，vanGroenigenKJ，Adviento-BorbeMA，etal.An agronomic assessment of greenhouse gas emissions from major cereal crops［J］. Global Change Biology，2012，18：194-209.

［25］Mitra A P，Sharma S K，Bhattacharya S，et al.Climate Change and India：Uncertainty reduction in GHG inventories［M］.Hyderabad：Universities Press（India），2004.

［26］Pathak H，Bhatia A，Prasad S，et al.Emission of nitrous oxide from rice-wheat systems of Indo-Gangetic plains of India［J］.Environmental Monitoring and Assessment，2002，77（2）：163-178.

［27］Majumdar D，Pathak H，Kumar S，et al.Nitrous oxide emission from a sandy loam inceptisol under irrigated wheat in India as influenced by different nitrification inhibitors［J］.Agriculture，Ecosystems&Environment，2002，91（1）：283-293.

［28］Jain N，Arora P，Tomer R，et al.Greenhouse gases emission from soils under major crops in Northwest India［J］.Science of the Total Environment，2016，542：551-561.

［29］Zou J，Huang Y，Qin Y，et al.Changes in fertilizer-induced direct N2O emissions from paddy fields during rice-growing season in China between 1950s and 1990s［J］.Global Change Biology，2009，15（1）：229-242.

［30］Xiao X，Boles S，F(xiàn)rolking S，et al.Mapping paddy rice agriculture in South and Southeast Asia using multi-temporal MODIS images［J］.Remote Sensing of Environment，2006，100：95-113.

［31］Abao Jr E B，Bronson K F，Wassmann R，et al.Simultaneous records of methane and nitrous oxide emissions in rice-based cropping systems under rainfed conditions［J］.Nutrient Cycling in Agroecosystems，2000，58：131-139.

［32］Mandal NP，Sinha P K，Variar M，et al.Implications of genotype×input interactions in breeding superior genotypes for favorable and unfavorable rainfed upland environments［J］.Field Crops Research，2010，118：135-144.

［33］Perlman J，Hijmans R J，Horwath W R.A metamodelling approach to estimate global N2O emissions from agricultural soils［J］.Global Ecology and Biogeography，2014，23（8）：912-924.

［34］Zhang X，Davidson E A，Mauzerall D L，et al.Managing nitrogen for sustainable development［J］.Nature，2015，528（7580）：51-59.

［35］Sun W，Huang Y.Synthetic fertilizer management for China′s cereal crops has reduced N2O emissions since the early 2000s［J］.Environmental Pollution，2012，160：24-27.

［36］Chen X P，Cui Z L，F(xiàn)an M S，et al.Producing more grain with lower environmental costs［J］.Nature，2014，514（7523）：486-489.

［37］Mosier A R，Halvorson A D，Reule C A，et al.Net global warming potential and greenhouse gas intensity in irrigated cropping systems in northeastern Colorado［J］.Journal of Environmental Quality，2006，35（4）：1584-1598.

Comparison of synthetic fertilizer N-induced direct nitrous oxide emissions from croplands between China and India during 1980—2010

JIANG Guang-fu1，3，ZHANG Wen2，LI Xin1，3，SUN Wen-juan1*
（1.State Key Laboratory of Vegetation and Environmental Change，Institute of Botany，Chinese Academy of Sciences，Beijing 100093，China；2.LAPC，Institute of Atmospheric Physics，Chinese Academy of Sciences，Beijing 100029；3.China University of Chinese Academy of Sciences，Beijing 100049，China）

Synthetic fertilizer N-induced direct N2O emissions from wheat，maize，and rice fields in China and India during 1980 to 2010 were estimated using a precipitation-rectified N2O emission factor.A comparison of temporal and spatial variations of the estimated N2O emissions was made between two countries.Results indicated that the direct N2O emission fluxes in China were averaged 1.75 kg N2O-N·hm-2· a-1for wheat，1.60 kg N2O-N·hm-2·a-1for maize，and 0.42 kg N2O-N·hm-2·a-1for rice over the 30-year period，which were respectively 1.3-，2.4-and 2.0-times that in India.The spatial distribution of the N2O emissions from wheat and maize fields was characterized by higher fluxes in southeast and south China than in west and north China.By contrast，the east and southwest India showed higher N2O emission fluxes than other areas.The averages of the direct N2O emissions were 98.6 Gg N2O-N in China and 47.8 Gg N2O-N in India over the 30-year period. Wheat and maize fields contributed approximate 90%to the total emissions from these three crops in China，while wheat field accounted for about 70%of the total emissions in India.Over the period 1980—2000，the direct N2O emissions in both countries increased，with the increasing rate in order of wheat＞maize＞rice.The annual increasing rate was 3.7%for these three crops in China，much lower than that in India（10.4%）.A further investigation indicated that the emission intensity（N2O emission per unit crop yield）and its increase rate in China were lower than those in India，though the direct N2O emissions were higher in China than in India.

N2O emissions；wheat；maize；rice；China；India

X511

A

1672-2043（2016）09-1807-09doi：10.11654/jaes.2016-0155

2016-01-30

中國科學(xué)院戰(zhàn)略性先導(dǎo)科技專項(xiàng)（XDA05020205）；國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41573069，31370492）

蔣光福（1989—），男，碩士研究生，主要從事陸地溫室氣體排放和減排研究。E-mail：jiangguangfu@ibcas.ac.cn

孫文娟E-mail：sunwj@ibcas.ac.cn