不同尺度氮素流動特征及環境效應研究進展

廖成松韓陽陽翁杰

(1.錫林郭勒職業學院，內蒙古 錫林浩特 026000；2.錫林郭勒盟農畜產品檢驗檢測中心，內蒙古 錫林浩特 026000)

氮(N)是生命元素，是蛋白質和許多其他重要化合物的組成部分，是一切生命形式所必需的要素。N素流動是生物地球化學循環過程中的重要組成部分之一，其中活性氮(Nr)流向農牧業生產系統將有力促進其生產，有助于維護國家糧食安全。然而，Nr的過度排放也是許多環境問題產生的根源，包括水生和陸地生物多樣性的喪失，溫室氣體的形成，空氣污染，地下水和海洋生態系統中硝酸鹽水平的增加等[1]。由此可見，N的地球邊界顯然已經被跨越，因此減少環境中Nr的排放量必然成為制定環境政策的一個關鍵指標。近年來，眾多學者從國家、區域(流域)、省(直轄市)、市(縣)級及牧場等尺度對N素流動與平衡，及其對環境的影響做了大量的研究，獲得較多成果。本文梳理和總結了不同尺度下上述研究成果，以期為后續相關研究和環境政策措施的制定提供借鑒與參考。

1 國家尺度氮素流動特征及環境效應

我國用占全球8%的耕地面積養活了20%的世界人口，其中N肥起了關鍵性作用，同時也讓我國成為世界上N肥消費量和Nr制造量最大的國家[2]，而農牧業生產系統是N肥的主要消費領域，也是環境中N素主要來源之一。研究表明，2010年我國農業生態系統N投入總量約為5Tg[2]，1982—2002年我國排入水環境中的N增加了18.4倍，而N素循環利用率僅為13.0%[3]，環境中N負荷在持續增加。國外情形也類似，孟加拉國農作物生產系統N肥投入量為1190Gg·a-1，作物和畜牧業生產系統向環境排放的Nr總量為518Gg·a-1，其中主要來源于作物系統的N肥(317Gg·a-1)，占比超過60%。與1961年相比，2018年向環境排放的Nr增長了約16倍[4]。2010—2016年埃及糧食生產系統的N投入從20世紀60—70年代的136kg·hm-2·a-1上升到307kg·hm-2·a-1，上漲了近2.3倍，然而作物N吸收僅從101kg·hm-2·a-1上漲到136kg·hm-2·a-1，上漲比例約35%，氮素利用率(NUE)從71%下降到44%，更多的N通過糧食生產系統排放入環境中[5]。1961—2010年，匈牙利糧食生產鏈總N投入主要來源也是N肥，占比高達83%，N輸出主要以農業系統的氨排放和反硝化為主。1961—1974年作物生產系統NUE極速下降，1980年后逐步回升，而動物生產系統NUE從1961年的11%上升到2010年的20%，食物生產氮成本仍然較高，數值介于3～10kg·kg-1[6]。巴黎從18—19世紀的Nr庫變成了現在的Nr源，其中Nr前3大來源分別是化石燃料的燃燒、固廢焚化和污水處理，城市污水向河流的排放仍然是水體系統N素污染的主要來源[7]。由此可見，各國農牧業生產系統存在N素投入量過高，對化肥N的依賴程度大，NUE較低，環境N負荷持續增加等共同特點，如何持續降低對化肥N的依賴，增加N的循環利用率將是未來各國關注的重點。

2 區域(流域)尺度氮素流動特征及環境效應

區域(流域)具有各自典型特點，也是近年來研究的N素流動和環境效應的重點領域。從流域尺度的研究結果來看，農牧業生產系統的N素流動共同點：農牧業生產系統總N投入持續增加，主要來源是N肥，如長江流域農業生態系統[8]、京津冀地區[9]，其中1949—2012年巢湖水域食物生產消費系統總N投入增長6倍，N肥投入年均增長8.6%[10]；隨著N投入的持續增加導致環境N負荷不斷加重，研究表明，長江流域向環境中排放的Nr量從1980年的4.41Tg上漲到1990年的7.61Tg再到2000年的14.3Tg[8]，小興安嶺典型區域農田生產系統與畜禽養殖系統損失的N素進入水體和大氣的比例分別為56.5%和43.5%[11]，1949—2012年巢湖水域總N的7%流失到水體表面，1998—2003年N流失峰值高達9.5Gg·a-1，是20世紀80年代的2倍[10]，2011年長江中下游城市群社會經濟系統的N素輸入總量為993.56×104t，N素輸出總量為732.84×104t，向周圍環境排放的N總量高達760.99×104t[12]；Nr排放量與農牧業生產水平呈負相關關系，農村和城市區域人均值相差較大，2017年北京人均Nr排放量、單位土地利用面積Nr排放量分別為2.3kg·cap-1和3089kg·km-2，處于京津冀地區最低水平(13.6kg·cap-1，6392kg·km-2)[9]，長江流域農村地區，返還農田系統和排入水體的Nr的人均值分別為4.17kg和1.38kg，而在城市分別是1.00kg和5.62kg[8]；農業生產系統NUE高于畜牧生產系統，小興安嶺典型區域農田生產系統NUE平均為64%，畜禽養殖系統僅為19%[11]，俄羅斯列寧格勒地區，區域尺度NUE為34%，N盈余高達103kg·hm-2[13]。

進入農牧業生產的N除了生產農畜產品之外，一部分以糞便形式返還農田系統，一部分進入環境當中，成為環境N負荷增加的主要原因[11]。隨著工業化的快速發展和城鎮化進程的加速，城市環境N負荷勢必會越來越嚴峻，究其根源包括農田N肥施用過度，畜禽養殖與農業種植脫節，廢物處理率低，工業行業高耗能高污染以及機動車大量排放等[12]。從農牧業生產系統的角度來看，畜禽養殖數量、農作物種植結構是影響區域N素流動通量的重要因素[11]，而食物消費和廢棄物處理的作用也日益凸顯，其Nr排放占總Nr增幅的22%[9]，河西走廊綠洲灌區典型“農田-食用菌”生產系統實踐結果表明，農田作物秸稈通過食用菌體系還田使氮素利用率提高了10%左右，從而減少化肥氮輸入量，有助于實現氮素養分平衡[14]。

3 省(直轄市)尺度氮素流動特征及環境效應

相對于區域尺度而言，省(直轄市)尺度研究N素流動獲取相關數據較為便利，研究成果轉化成為N素調控地方政策的可能性也更大。因此，近年來從省(直轄市)尺度研究氮素流動特征及環境效應的報道屢見不鮮。研究表明，從20世紀80、90年代至今，農牧系統N素輸入總量大幅度增加，其中，河北省1980—2015年農田生產體系年均增加1.9倍，畜牧體系2005年N素輸入量達到最大值，是1980年的7.7倍[15]；1996—2015年重慶市農牧系統氮素輸入總量增長19.2%[16]；海南省1987—2016年農牧生產體系氮素總輸入量由134.15Gg增長到406.39Gg[17]。農牧系統總N素投入主要來源是化學N肥和外源飼料[15，16，18，19]，其中，河北省化肥N素投入量約占總N素投入量的55.7%[15]，重慶市占比為57%[16]；主要輸出為向環境排放，重慶市向環境輸出N占總輸出量的61.7%[16]，河北省農田系統N素損失35年間(1980—2015年)增長1.9倍[15]。另外，作物生產系統NUE普遍降低，如河北省NUE從1980年47.2%降低到2015年的41.4%[15]；農牧結合則有助于提高整個系統的NUE，其中，江蘇省農牧系統NUE由1998年的21.39%增至2018年的35.00%[18]，海南農牧結合生產體系NUE從1987年的12.84%增加到2016年的21.63%[17]，這主要是由于江蘇和海南農牧體系發展較快，農牧結合較為緊密，資源利用相對高效，環境排放逐漸減少。由于N輸入總量不斷提高，農牧產品輸出N占比卻不高，研究表明，河北省農牧產品累計總輸出氮(2537.4×104t)占總累計輸入氮量的28.1%[15]，海南N素總輸出量由1987年的84.75Gg增長到2016年的307.77Gg，增長了3.63倍[17]，從而造成了N素利用呈現出“高投入-低效率-高環境風險”的現象。此外，各省內部市、縣之間農牧生產系統N素輸入輸出表現出極大的不平衡性，這主要與區域社會經濟發展狀況相協同[17，19]。

4 市(縣)級尺度氮素流動特征及環境效應

從市(縣)級尺度的研究結果來看，N氮素流動及環境效應具有以下特征。N投入總量持續增加，N肥占總N投入量的比例仍然較高。研究表明，福建省平和縣農牧系統的N輸入總量從1985年的11Gg上升到2015年的53Gg，上升了4.8倍，德化縣2002—2016年農田生產系統中化肥N平均投入量占總N輸入量的45.56%～72.26%[20]；山西不同區縣農田化學N肥投入水平在6.7～253kg·hm-2，約占總N投入的40%～75%[21]。農牧系統NUE逐步上升。數據顯示，南京市農田系統和畜禽養殖系統氮素綜合利用率由1995年的18.71%增加至2012年的24.34%[22]；2018年沈陽市種植子系統、動物養殖子系統和農村人居子系統的NUE分別為36.1%、59.7%和70.1%，分別比1998年增長了15.9%、9.1%和0.7%[23]。環境N負荷雖有所降低，但總量依然很高。南京市食物鏈引起氮素的環境負荷由1995年的100.49Gg·a-1下降到2012年的69.90Gg·a-1[22]；1995—2015年廈門市水環境總氮負荷介于8800～11100t，主要排放源為農作物生產系統、污水處理系統及大氣氮沉降，年均貢獻率達69.0%[24]；山西不同區縣單位面積農田動物主產品N素攜出量在1.51～27.50kg·hm-2，整體氮素利用率較低，環境氮負荷較高[21]。不同區縣之間差異較大，作物系統和畜牧系統發展不平衡。山西不同區縣農田化學氮肥投入水平相差高達38倍[21]，福建平和縣作物生產系統NUE從24%下降至10%，畜牧生產系統從13%上升到16%[13]。氮肥投入水平的差異與施用習慣和農業種植結構關系密切，而作物系統和畜牧系統發展NUE的區別與畜牧業養殖規模和農牧結合程度密不可分。

5 其他尺度氮素流動特征及環境效應

對北京郊區集約化“農田-畜牧”生產系統的研究表明，集約化種豬場、生態養殖園和單一種植區農牧生產系統NUE分別為18.8%、20.6%和17.3%，均處于較低水平[25]。而1980—2013年北京市郊區“土壤-飼料-奶?！鄙a系統NUE從1980年的11.3%增加到2013年的15.8%，氮總損失從1516t增加到16973t，均在不斷增加[26]。2013年“土壤-飼料-動物”農牧生產體系NUE為29.0%，其中，作物生產體系NUE為33.0%(1980年39.5%)，動物生產體系為20.6%(1980年17.8%)，耕地面積氮素總損失為436.5kg·hm-2，較1980年(77.5kg·hm-2)增長了4.6倍，可見，隨著城市化的發展和農牧系統的規?；絹碓蕉嗟耐鈦眇B分在都市農牧系統中集中，從而帶來了更大比例的環境損失輸出[27]。

2000—2012年，常熟市辛莊鎮農田生產子系統的單位面積N素流動通量呈下降趨勢，而畜禽養殖子系統的單位面積N素流動通量則在42.5～50.9kg·hm-2范圍內持續波動。NUE與N素循環利用率均較低，N素環境損失率較高，系統損失的N素中有54.5%進入周圍水體[28]，造成水體N負荷加重。2014年石家莊市欒城區耕地N投入量為763kg·hm-2，單位面積N盈余量為132kg·hm-2，1985—2014年農牧系統NUE從41%下降至36%，呈現高投入、高產出、低NUE、畜牧業占主導地位、農牧分離的高環境風險等特點[29]。華北平原種養一體規模化農場研究表明，化肥和有機肥輸入N量占N輸入總量的88.3%，作物種植系統NUE為41.5%，施N量過多是造成種植系統NUE低和N素盈余量高的主要原因。養殖系統中外購飼料提供N量占飼料總輸入N量的83.2%，NUE為19.7%，農場水平N總利用率為40.7%[30]。法國基于農場尺度的研究結果表明，將畜禽糞便處理成為有機肥加入氮循環過程，氮素利用整體效率將提高45%～50%[31]。

6 展望

我國農業N素流動具有高投入、高產出、高盈余和對化肥高度依賴的特點，且各子系統內部不平衡，如以農田為主的農業生產系統、以草地為主的畜牧生產系統、以規?；B殖場為主的畜禽養殖系統等[32]。根據已有研究成果，N素流動相關研究未來方向可以重點集中于以下幾方面：N素沉降、反硝化過程和N素其他自然轉化過程中的流動；人類活動對N素循環的影響，城市N代謝、N平衡，以及與工農業生產過程相互作用關系和人工高度密集城市內N循環特征；跨區域稍大尺度且具有明顯特征的N素流動研究，尤其是重點區域，如“一帶一路”沿線國家、環渤海區域、大灣區區域、北方農牧交錯帶區域等。