中國農業生態系統生物固氮量的時空分布

摘要：生物固氮是生態系統中一個重要的自然過程，研究中國不同區域農業固氮輸入及歷史變化，對于農業系統活性氮源分析和活性氮管理具有重要意義。根據各地區農田、牧草地面積和生物固氮因子，估算了近20年中國農業生態系統中作物培育產生的活性氮量。結果表明，中國農業生物固氮量近20年呈穩定態勢，變化不大。2010年農田固氮植物培育產生的活性氮量為4.81 Tg N/年，其中豆科作物、水稻等為主要活性氮產生源。華北、東北和長江中下游地區農田固氮植物產生的活性氮量達到3.18 Tg N/年，是固氮植物活性氮產生量最大的3個地區，固氮植物活性氮空間分布上北多南少，東部地區大于西部地區。

關鍵詞：中國農業生態系統；固氮因子；活性氮；氮素管理；時空分布

中圖分類號：S19 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2013）18-4333-04

目前全球人為活性氮持續增加[1]，嚴重地擾亂了自然界的氮循環，引發了一系列的環境問題，如溫室效應（N2O）、臭氧層破壞（N2O）、酸雨（NO/NO2），水體富營養化（水溶性氮）、影響食品安全（硝態氮）、危害人體健康（硝態氮）等[2]。如何減少人類活動對氮循環的影響是目前全球討論的熱點，也是亟待解決的問題。從第一屆氮素大會開始，全球對在人與環境耦合生態系統中人為活動引發活性氮增加對環境的影響及切實有效的管理措施的研究一直從未間斷過，第三屆氮素大會更是出于對亞洲和中國氮問題的關注，其于2004年10月在南京舉行，共同發表了《氮素管理南京宣言》。同年，Galloway等[1]估算出全球農作物培育產生的活性氮為31.5 Tg/年，在2050年將增加到50.0 Tg/年，亞洲地區生物固氮量位居世界首位。亞洲正經歷快速的人口和經濟增長。據估計，2015年將有43.75億人口生活在亞洲大陸上[3]。不斷增加的糧食和能源需求是亞洲活性氮增長的主要促進因素，2000年亞洲人為活性氮量為67.7 Tg/年。其中固氮植物培育產生的活性氮量從1961年的11.7 Tg/年增加到14.9 Tg/年，預計在2030年將會增加到16.8 Tg/年[4]。1961-2011年期間中國人口翻了一番（從6.7億到13.4億）[5]。主要是通過引入高產作物（谷物）來維持人口增長的食物需求。1961-2010年期間，谷物（水稻、玉米、小麥）產量從8.80×107 t上升到4.89×108 t[6]。目前，國內針對活性氮的研究較少。鑒于此，以作為人為活性氮源重要途徑之一的固氮植物培育情況為出發點，分析中國農業生態系統中生物固氮量及其時空分布特點，同時結合農業生態系統的特征提出農業生態系統中的活性氮素管理措施。

1 研究區概況及方法

1.1 研究區及數據來源

參照中國大陸糧食產區分區，將其劃分為如下區域：（1）東北地區：包括黑龍江、吉林和遼寧3?。唬?）華北地區：北京、天津、河北、河南、山東、山西6?。ㄊ校?；（3）長江中下游地區：上海、江蘇、浙江、安徽、湖北、湖南、江西7?。ㄊ校?；（4）西北地區：內蒙古、陜西、寧夏、甘肅、青海、新疆6?。▍^）；（5）西南地區：重慶、四川、貴州、云南、西藏5?。ㄊ?、區）；（6）東南地區：福建、廣東、廣西、海南4省（區）。文中數據主要來源于國家統計局、歷年《中國統計年鑒》中正式發布的資料以及FAO（聯合國糧農組織）中的數據。

1.2 區域概況

草地是中國最大的植被覆蓋。2010年中國共擁有草地近3.92×108 hm2，占全國國土面積的41%。其中可利用草地為3.31×108 hm2。世界草地面積為33.56×108 hm2，中國草地面積占世界草地面積的12%。其中用于養殖業草地主要集中于西北和西南地區，6個?。▍^）牧草地面積占到牧草地總面積的93%，分別是內蒙古（25%）、西藏（25%）、甘肅（4%）、青海（15%）、新疆（19%）和四川（5%），國家統計局[7]最新公布數據中，中國牧草地面積為2.62×108 hm2，牧草地面積不斷減少，年均遞減率為8.10%。

中國農作物總播種面積逐漸增長，但其中糧食作物總播種面積不斷下降，1978年中國糧食作物總播種面積1.205 9×108 hm2（不含大豆播種面積），此后中國糧食作物總播種面積不斷下降，尤其在2000年以后下降更為明顯，在2003年更是達到歷史最低（9.941×107 hm2），隨后開始回升，2010年增長到1.098 8×108 hm2，相較于1978年減少了1.061×107 hm2，但產量從3.0×108 t增加到5.5×108 t。

1.3 固氮因子

固氮因子即固氮植物每年單位面積固氮量[kg/（hm2·年）]。豆科作物是主要的固氮植物，考古學家發現6 500年前就有豆科作物種植[8]，至少3 100年前在中國就有大豆種植[9]。這些作物能通過固氮生物將大氣中的N2轉化為植物可利用的氮。早在 7 000年前亞洲開始了水稻種植[10]，水稻屬于萍藻固氮體系，固氮能力僅次于豆科作物。不同的作物固氮量不同。生物固氮測定方法是生物固氮量研究的主要途徑。生物固氮測定方法主要有15N自然豐度法[11，12]、乙炔還原法（ARA）、15N同位素稀釋法（ID）、非同位素法、AN法、全氮差值法和酰脲估測法[13]等。目前應用廣泛的是全氮差值法、氮同位素法，其中全氮差值法所得結果用單位面積固氮量表示，氮同位素法所得結果用固氮百分比表示[14]。

根據Smil[15]的研究結果，不同作物固氮因子不同，其中豆科作物為30～300 kg/（hm2·年），水稻為20～50 kg/（hm2·年），甘蔗為20～30 kg/（hm2·年），其他（樹、小麥、玉米等）為5～20 kg/（hm2·年）。Galloway等[1]基于Smil的研究估算出1995年全球農田固氮植物種植產生的活性氮量（C-BNF）為31.5 Tg/年（其中包含了牧草地面積）；預計在2050年將達到50.0 Tg/年。繼續沿用Smil[15]的作物單位面積固氮量，并與李書田等[16]、Herridge 等[14]固氮因子計算的固氮量進行對比（表1），表1結果表明，根據李書田等[16]和Herridge等[14]計算出的中國農業生態系統中作物固氮量結果均在Smil[15]計算出的固氮量結果范圍內，表明Smil[15]的研究具有一定的可靠性。本研究采用Smil確定的固氮因子、固氮量取均值得到不同作物固氮量，計算得出中國生物固氮產生的活性氮量為8.08 Tg/年，其中主要農田作物（豆科作物、水稻、甘蔗、其他）活性氮產生量為4.81 Tg/年，是主要的活性氮產生源。

2 結果與分析

2.1 農田固氮植物活性氮產生量時間分布

由圖1可見，1991年中國農田固氮植物活性氮產生量為3.97 Tg/年，以后持續增長，在2001年達到5.02 Tg/年，此后有所下降，至2010年為4.81 Tg/年。農田固氮植物活性氮產生量在1991-2010年間波動較小，自2001年后維持在（4.80±0.13） Tg/年。主要是由于種植結構穩定，種植面積變化不大。

2.2 農田固氮植物活性氮產生量空間分布

東北、華北和長江中下游地區是中國糧食的主產區，其種植面積占全國種植面積的比重為65%，其活性氮產量占中國農業活性氮總產量的63.95%。其中長江中下游地區固氮植物產生的活性氮量與其他區域相比為最多，達到總產量的26.77%。東北地區則以黑龍江為最多。華北地區的河南、長江中下游地區的安徽、西北地區的內蒙古、西南地區的四川和東南地區的廣西分別為各區域之首。由表2可見，2010年糧食主產區活性氮產生量分別為：東北地區1.06 Tg/年，華北地區1.01 Tg/年，長江中下游地區1.11 Tg/年。西北、西南和東南地區則分別為0.53、0.66和0.43 Tg/年。2004-2010年期間，華北地區活性氮產生量呈明顯的遞減趨勢，主要是由于河北地區活性氮產生量的減少。2010年相較于2004年農田固氮植物產生的活性氮量各區域變化情況分別為：東北、西北和西南地區分別增加了2.34×10-2、2.71×10-2、0.96×10-2 Tg，華北、長江中下游和東南地區分別減少了7.28×10-2、3.29×10-2、4.27×10-2 Tg。在中國大陸地區，固氮植物產生的活性氮量主要呈現北部地區多于南部地區，東部地區多于西部地區。將各省（市、區）單位耕地活性氮產生量分為極低（≤5.00×10-2 Tg/年）、低[（5.01×10-2～10.00×10-2 ）Tg/年]、中[10.01×10-2～20.00×10-2）Tg/年]、高[（20.01×10-2～30.00×10-2 ）Tg/年]和極高（>30.00×10-2 Tg/年）地區，可見固氮植物活性氮產生量極低地區有青海、天津、北京、上海、海南、寧夏和西藏，其中北京地區在不斷減少；極高地區有黑龍江、河南、安徽3省。

2.3 農業生態系統氮素管理

全球人為活性氮產生量呈現不斷增長趨勢，農業固氮作物種植是活性氮增加的促進因素之一，農業生態系統為不斷增長的全球人口提供基本的糧食需求。中國作為人口最多的國家，2011年人口為13.4億，在2030年人口將會增加到16.0億，每年糧食需求增加到6.4×108 t，糧食單產需要增加到5.6 t/hm2[17]。農業生態系統需要大量氮素輸入來維持其極高的系統生產力以提供足夠的食物[18]。傳統農業中可以依靠生物固氮及綠肥、糞肥投入來維持系統生產力，但是龐大糧食需求使得新型農業依靠氮肥高投入，化學氮肥投入解決了這一問題。氮肥投入是活性氮急劇增加的直接誘因，由于氮肥的大量使用，全球活性氮急劇增加，帶來了不容忽視的影響[1，4]?；瘜W氮肥生產耗能大，成本高，且會造成環境污染；氮肥使用是一次性的，過量使用會降低土壤肥力，造成土壤板結，導致氮肥肥效下降，引發一系列環境問題，在增加農業生產成本的同時還會增加活性氮量。而生物固氮是自然過程，不僅為植物特別是糧食作物提供氮素，還能提高作物產量、降低化肥用量和生產成本、減少水土污染和疾病、防治土地荒漠化、建立生態平衡和促進農業可持續發展，因此，研究生物固氮對農業生態系統具有重要意義。保證糧食產量和提高氮素利用效率以減少其對環境的影響是目前農田氮素管理應當研究的重點。如根據土壤特性施氮[19]以提高氮肥利用率；增加其他氮素投入，如秸稈與氮肥配施[20]及綠肥、糞肥的使用等。

3 小結與討論

1）2010年中國農業生態系統中由生物固氮引發的活性氮產生量為8.08 Tg/年，農田固氮植物種植產生的活性氮量為4.81 Tg/年。近20年變化不大，呈現穩定狀態，不同于全球和亞洲的增長趨勢。主要是由于中國的種植結構穩定，種植面積變化小。

2）農田固氮植物種植產生的活性氮量區域分布上呈現北多南少，東部地區大于西部地區，固氮植物培育產生的活性氮主要集中于華北、東北和長江中下游地區。

3）生物固氮作為農業生態系統氮素自然源，需要進行優化和拓展，在充分利用氮素自然輸入源情況下合理施入外源氮肥，保持其系統高生產力，同時最小化其環境影響，減少其活性氮產生量。

參考文獻：

[1] GALLOWAY J N， DENTENER F J， CAPONE D G，et al. Nitrogen cycles： Past， present and future[J]. Biogeochemistry，2004，70（2）：153-226.

[2] 方 華，莫江明.活性氮增加：一個威脅環境的問題[J].生態環境，2006，15（1）：164-168.

[3] World urbanization prospect[EB/OL]. http：//esa.un.org/unpd/wup/.2011.

[4] ZHENG X H， FU C B， XU X K，et al. The Asian nitrogen cycle case study[J]. Ambio， 2002，31（2）：79-87.

[5] XIONG Z Q， FRENEY J R， MOSIER A R，et al. Impacts of population growth， changing food preferences and agricultureal practices on the nitrogen cycle in East Asia[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems，2008，80（2）：189-198.

[6] FAO. Food and agriculture organization of the united nations[EB/OL]. http：//www.fao.org/，2010.

[7] 中華人民共和國國家統計局.中國統計年鑒2010[M].北京：中國統計出版社，2010.

[8] SMITH B D. The Emergence of Agriculture[M]. New York：Scientific American library，1998.

[9] WANG L Z. Soybeans——The Miracle Bean of China[M]. East Lansing：Michigan State University Press，1987.

[10] WITTER S，YU Y T，SUN H，et al. Feeding a Billion： Frontiers of Chinese Agriculture[M]. East Lansing： Michigan State University Press，1987.

[11] 袁嫚嫚， 劉 勤， 張少磊，等.太湖地區稻田綠肥固氮量及綠肥還田對水稻產量和稻田土壤氮素特征的影響[J].土壤學報，2011，48（4）：797-803.

[12] ANDR？魪 M. Atmosphericnitrogen is a reliable standardfor natural 15N abundance measurements[J]. Nature，1983，303（23）：685-687.

[13] 陳朝勛，席琳喬，姚 拓，等.生物固氮測定方法研究進展[J]. 草原與草坪，2005（2）：24-26.

[14] HERRIDGE D F， PEOPLES M B， BODDEY R M. Global inputs of biological nitrogen fixation in agricultural systems[J]. Plant and Soil，2008，311（1-2）：1-18.

[15] SMIL V. Nitrogen in crop production： An account of global flows[J].Global Biogeochemistry Cycles，1999，13（2）：647-662.

[16] 李書田，金繼運.中國不同區域農田養分輸入、輸出與平衡[J]. 中國農業科學，2011，44（20）：4207-4229.

[17] ZHU Z L， CHEN D L. Nitrogen fertilizer use in China-contribution to food production， impacts on the environment and best managemtnt strategies[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems，2002，63（2-3）：117-127.

[18] SUTTON M A， HOWARD C M， ERISMAN J W， et al. The European Nitrogen Assessment[M]. Cambridge： Cambridge University Press，2011.

[19] 余常兵，李銀水，謝立華，等.湖北省花生平衡施肥技術研究VI.花生氮肥用量[J].湖北農業科學，2012，51（4）：677-678.

[20] 高金虎，孫占祥，馮良山，等. 秸稈與氮肥配施對遼西旱區土壤酶活性與土壤養分的影響[J].生態環境學報，2012，21（4）：677-681.