北京市農用地N2O排放估算
——基于區域氮循環IAP-N模型

毛國華， 馬文林， 康靜文

(1.太原理工大學環境科學與工程學院，山西太原 030024； 2.北京建筑大學北京應對氣候變化研究和人才培養基地，北京 100044)

氧化亞氮(N2O)是繼二氧化碳(CO2)和甲烷(CH4)之后的一種重要溫室氣體，它可以吸收來自地球表面的熱輻射，與其他溫室氣體共同造成溫室效應等一系列全球氣候變化問題。大氣中的N2O濃度從工業革命前的約275 ppbv(1 ppbv表示體積為總體積的10億分之一)增加到了317 ppbv[1]，其中90%的N2O產生于農業活動[2]。農業N2O的排放主要產生于氮肥的使用、牲畜糞便和作物的秸稈及根茬，探究農業生產過程的N2O排放機制及影響因素，減少農業生產過程中不必要的氮投入，從而減少N2O排放是現代低碳農業生產亟待解決的問題。

國內外學者對農業N2O排放量的估算進行了許多探索，其中應用比較廣泛的是利用政府間氣候變化專門委員會(IPCC)編寫的國家溫室氣體清單指南中的排放因子法[3]研究全國、省(市)級等大范圍的總排放量，有少量研究采用模型法[4-10]。王少彬等采用排放因子法對我國N2O排放源進行了分析和計算，結果發現，1990年我國耕地肥料釋放量為2.32×104t，肥料淋溶排放量為2.50×104t[11]。王智平采用排放因子法對我國農田N2O排放總量進行估算，并建議利用分區及模型等方法估算我國N2O排放量，以提高N2O排放量估算的準確性[12]。李虎等通過采用生物地球化學(DeNitrification-DeComposition，簡稱DNDC)模型對黃淮海區河北省范圍內的農田CO2及N2O排放量進行模型估算得出，2003年冬小麥—夏玉米輪作地的CO2和N2O排放量占全省的40%左右[13]。韓云芳等利用區域氮循環(improving anthropogenic practices of managing reactive nitrogen，簡稱IAP-N)模型估算安徽省2011年農用地的N2O排放量，并對省內各個市N2O的排放情況進行分析比較，為N2O排放清單計算起示范作用[14]。謝軍飛等通過利用DNDC模型對北京市大豆農田的N2O排放進行模擬分析得出，在其他條件不變的情況下，大豆田N2O的排放對土壤初始有機碳含量變化及降雨中氮素含量變化較敏感[15]。張強等利用修正的溫室氣體清單法對我國不同省份農田N2O單位面積排放量進行估算，指出北京是單位面積N2O直接排放量最高的地區，為 4.73 kg/hm2[16]。目前未查閱到系統報道北京市各類農用地N2O排放的相關文獻，因此可以看出，研究北京市各類農用地的N2O排放及影響因素是十分必要的。

本研究基于北京市農業統計數據，利用IAP-N模型和我國發改委應對氣候變化司編著的《2005中國溫室氣體清單研究》(以下簡稱清單研究)[17]，對北京市2003—2014年農用地N2O的排放量進行模擬核算，利用SPSS軟件分析探究影響農用地N2O排放的主要因素，以期為減少北京市農用地N2O排放量提供數據和理論支撐，為低碳農業發展提供有效指導。

1　研究方法與數據來源

1.1　研究方法

本研究采用IAP-N模型評估北京市農用地2003—2014年的N2O排放情況。IAP-N模型包含4個部分，即土壤環境、植物生長、硝化/反硝化、其他氮轉化過程[18]。IAP-N模型在遵循IPCC基本方法的基礎上，將農用地分為果園茶園、蔬菜地、四季非蔬菜旱作地、水旱輪作旱作地、水稻田等5類，分別計算各類農用地的化肥氮投入量、糞肥氮量、秸稈及根茬氮量，從而求出各類農用地的氮直接排放量、氮沉降間接排放量、淋溶徑流間接排放量等，該模型很好地模擬了農業生態系統中各個環節的氮循環，能夠定量計算出各類農用地的N2O排放量，是具有我國自主知識產權的氮循環模型[14]。

該模型在計算大氣氮沉降間接排放量時，將各類農用地由于氮/氨揮發導致的大氣氮沉降間接排放量部分計入農用地外，由于造成大氣氮沉降間接排放量的氮/氨仍來自于各類農用地，因此本研究將這部分算作各類農用地自身氮沉降間接排放。不同農用地N2O排放量的計算公式為

PF=∑EFi,k×Ai,k×44/28。

(1)

式中：PF表示N2O的年排放量，kg；i表示農用地種類；k表示排放途徑(直接排放、大氣氮沉降間接排放、淋溶徑流間接排放)；EFi,k表示第i種農用地、第k種排放途徑的N2O排放因子，kg/kg，即1 kg氮投入釋放N2O中的氮量；Ai,k表示第i種農用地、第k種排放途徑的年均活動水平，kg；44/28表示N2O與N2的分子量比值。

1.2　數據來源

采用IAP-N模型計算N2O排放量須要輸入的數據及來源：農作物播種面積、農作物產量、氮肥施用量、牲畜年末總存欄量、鄉村常住人口數等統計數據來源于2003—2014年《北京統計年鑒》[19]、《中國統計年鑒》[20]、《中國農村統計年鑒》[21]；農作物參數(表1)和N2O排放因子(表2)等數據來源于清單研究[17]。北京市蔬菜地、果園茶園的氮肥施用量分別為441、583 kg/hm2；非奶牛、奶牛、豬、家禽、羊及大牲畜年排泄氮量分別為38.12、95.92、12.96、0.60、5.70、15.50 kg/頭，鄉村人的年排泄氮量為5.40 kg/人；非奶牛、羊的放牧/放養比例分別為9%、22%；秸稈還田率為68.1%[17]。

表1　主要農作物參數[17]

表2　各類農用地N2O排放因子[17]　kg/kg

2　N2O排放量核算

2.1　核算邊界劃分

根據與農用地N2O排放相關的活動確定核算邊界，主要包括：(1)施入農田的化學氮肥和有機氮肥、作物秸稈還田及根茬殘留氮、動物放牧排泄氮等造成的農田N2O直接排放；(2)施肥農田的氨揮發、氮氧化物排放及農作物秸稈田間焚燒排放的含氮活性物質所致的大氣氮沉降引起的N2O間接排放；(3)施肥農田淋溶/徑流輸入水體的氮導致的N2O間接排放。

北京市水稻種植面積小，2003年水稻田面積為 1 615.33 hm2，占全市當年農田總面積的0.54%。經過多年的種植結構調整，到2014年全市水稻田面積和占比分別減小為182.80 hm2和0.09%。初步估算，2003年水稻田N2O排放量在全市農田N2O總排放量中的占比最高，為 0.19%，2003—2014年水稻田N2O平均排放量的占比為 0.06%。由此表明，水稻田N2O的排放量對北京市農田N2O排放量的變化影響較小，因此只對果園茶園、蔬菜地、四季非蔬菜旱作地和水旱輪作旱作地等4類農用地的N2O排放變化情況進行分析討論。

2.2　直接排放量

由表3可知，2003—2014年果園茶園和蔬菜地的N2O直接排放量整體上均呈下降趨勢，且在2006年之前，下降速率較快，之后趨于平緩。與2003年相比，2014年果園茶園和蔬菜地的N2O直接排放量分別下降206.24 t(34.29%)、323.80 t(50.81%)，其中蔬菜地排放量的下降速度快于果園茶園。蔬菜地2003年的N2O直接排放量最大，為637.28 t，占總排放量的29.53%；2004年果園茶園的排放量達到 559.31 t，超過蔬菜地，成為排放量最高的農用地類型。

四季非蔬菜旱作地的N2O排放量在2006年之前快速增加，2008—2009年增速放緩，2009年排放量達到最高，為423.24 t，較2003年增加254.2 t(150.38%)。2009年后有小幅減少，截至2014年排放量仍比2003年高166.2 t(98.32%)。

水旱輪作旱作地的排放量在研究期內上下波動。2003、2004、2007、2013、2014年為低排放年，其中2014年的N2O直接排放量最低，為224.82 t，與2003年相比，下降62.86 t(21.85%)；2005、2006、2008—2012年為高排放年，其中2005年的排放量最大，為338.13 t，是2014年排放量的1.50倍。

表3　各類農用地的N2O直接排放量

2.3　氮沉降間接排放量

由表4可知，蔬菜地和果園茶園的氮沉降間接排放量整體上在2003—2006年期間下降迅速，2007—2014年下降緩慢，對照表3數據可以看出，其變化趨勢與蔬菜地和果園茶園的N2O直接排放量變化趨勢類似。與2003年相比，2014年蔬菜地、果園茶園的大氣氮沉降間接排放分別下降了 52.77、35.61 t。

四季非蔬菜旱作地的氮沉降間接排放量在2003—2005年增長幅度較大，2005年排放量達到43.49 t，較2003年增加85.22%。2006—2009年排放量增加48.06%。2010年之后排放量基本維持穩定，整體上有小幅上升，在2014年達到峰值，為61.33 t，與2003年相比，氮沉降間接排放量增加161.20%。

水旱輪作旱作地的氮沉降間接排放量在2003—2014年年間雖存在上下波動，但總體上呈先下降后增加再緩慢下降的趨勢，其中2007年的排放量最低，為25.64 t；2009年達到排放量峰值，為34.28 t；2014年排放量較2003年降低14.28%。

在4類農用地中，果園茶園、蔬菜地的氮沉降間接排放量總體呈現降低趨勢，其中果園茶園的排放量除2003年低于蔬菜地外，其他年份均為最大值，排放量居第2位的是蔬菜地。

表4　各類農用地氮沉降間接排放量

2.4　淋溶間接排放量

從表5可以看出，果園茶園2003—2006年的淋溶徑流間接排放量逐年下降，2006—2007年經歷較小的上升之后開始緩慢下降，2014年排放量達到最低值，為31.62 t，與2003年相比，降低34.29%。蔬菜地2003—2008年的淋溶徑流間接排放量下降迅速，2008年的排放量較2003年減少50.00 t；2009年之后排放量緩慢下降，其中2014年排放量最小，約為2003年排放量的1/2。四季非蔬菜旱作地2003—2004年的淋溶徑流間接排放量約增加1倍，增長率最大；2005年之后呈現波動上升之后下降的趨勢，其中2009年排放量最高，為28.44 t；2014年排放量與2003年相比增加140.65%。水旱輪作旱作地的淋溶徑流間接排放量變化較小，每年排放量均在13 t左右，其中2005年排放量最高，為16.84 t，2014年排放量最低，為11.49 t。總體來看，4類農用地每年的淋溶徑流間接排放量最高的為蔬菜地，其次為果園茶園。

2.5　總排放量

由圖1可以看出，北京市2003—2014年農用地直接排放量及總排放量均呈先下降后增加再緩慢下降的趨勢，大氣氮沉降及淋溶徑流間接排放量則呈現出緩慢波動下降的變化狀態。

通過分析各類型的排放量得出，直接排放量及總排放量整體上均是2003—2007年下降，2007—2009年增加，2009年后又緩慢下降，這主要是因為在總排放量中，直接排放量占的比例較大，每年所占比例均在75%以上，因此所呈現出的變化趨勢較相似。2003年，直接排放量、總排放量最大，分別為 1 698.89、2 158.20 t；2014年，排放量分別減小為1 269.27、1 606.64 t，分別減少25.29%、25.56%。

表5　各類農用地淋溶徑流間接排放量

大氣氮沉降及淋溶徑流間接排放量呈現出緩慢波動下降的變化狀態，與2003年相比，2014年排放量分別下降56.22、65.72 t。其中大氣氮沉降在間接排放量中所占的比例較大，每年的占比均為60%左右，說明由于氮/氨揮發導致的大氣氮沉降是間接排放的主要來源，對農田生態系統有較大影響，但淋溶徑流導致的間接排放量仍是不可忽視的一部分。

3　結果與討論

3.1　各農用地N2O排放量比例

由圖2可以看出，果園茶園和蔬菜地的N2O排放量在總排放量中占比較高，其次為四季非蔬菜旱作地，水旱輪作旱作地所占比例最低。

通過分析各類農用地的排放比例得出，果園茶園和蔬菜地的每年排放量在總排放量中所占比例均為30%左右，是主要的農用地N2O排放源；四季非蔬菜旱作地排放量所占的比例整體呈上升趨勢，到2014年其排放量已占總排放量的27%左右，成為又一主要排放源；水旱輪作旱作地的N2O排放量在總排放量中的占比均在20%以下且變化較小。

3.2　排放通量

排放通量是由排放量與種植面積共同決定的[12]。從表6可以看出，在直接排放通量中，果園茶園的N2O排放通量最高，達6.87 kg/hm2；水旱輪作旱作地次之，為5.98 kg/hm2，與蔬菜地(5.48 kg/hm2)接近；四季非蔬菜旱作地為4.36 kg/hm2；

水稻田的排放通量最小，僅為1.79 kg/hm2，但由于水稻田排放的主要溫室氣體為CH4，因此該數據不能表明水稻田的溫室氣體排放通量的大小。在不同農用地的N2O總排放通量中，果園茶園(8.61 kg/hm2)>蔬菜地(7.42 kg/hm2)>水旱輪作旱作地(6.91 kg/hm2)>四季非蔬菜旱地(5.29 kg/hm2)>水稻田(2.55 kg/hm2)。

張強等利用修正的IPCC 2006方法將北京市農田分為水田和旱田，估算出2007年北京市農田N2O直接排放量約為3.16×103t，直接排放通量為7.43 kg/hm2[16]；而本研究得出，直接排放量為1.54×103t，平均直接排放通量為 4.90 kg/hm2，產生區別的主要原因是張強等在利用IPCC 2006方法進行估算時，只將農田分為了水田與旱田，而旱田的排放因子遠高于水田，北京市水田面積又遠低于旱田，因此不可避免地造成計算結果誤差。倪玉雪同樣利用IPCC 2006方法估算得出，N2O排放通量為9.44 kg/hm2[22]，而本研究為6.16 kg/hm2，說明利用IPCC 2006方法計算得出的農田N2O排放量與IAP-N模型的計算結果相比偏大。

謝軍飛等利用DNDC模型模擬北京市旱地N2O排放得出，作物生長期N2O排放量的模擬值為0.377 mg/(m2·h)，折合年排放通量為8.14 kg/hm2[15]；本研究旱地排放通量為7.06 kg/hm2(將水田去除后的平均排放量即為旱地排放量)，結果相近。田展等基于DNDC模型模擬我國水稻田的N2O排放得出，N2O排放量為2.49 kg/hm2[23]，與本研究結果接近，說明IAP-N模型能夠很好地模擬我國農田N2O排放量。

表6　各農用地N2O年均排放通量　kg/hm2

3.3　排放量影響因子分析

利用SPSS軟件分別分析氮肥總投入量、糞肥總氮量、秸稈及根茬總氮量、各類農用地的面積、各類畜禽的數量與N2O總排放量的關系得出，氮肥總投入量、果園茶園面積、蔬菜地面積、奶牛數量對N2O總排放量有顯著影響，與N2O總排放量的Pearson相關系數分別達0.957、0.890、0.847、0.881，說明氮肥總投入量、果園與茶園面積、蔬菜地面積、奶牛數量與N2O總排放量有較強的相關性。

4　結論

從時間角度分析，2003—2014年間，北京市農用地的N2O直接排放量及總排放量整體上均是2003—2007年減少，2007—2009年增加，2009年后又緩慢下降，2003年直接排放量、總排放量最大，分別為1 698.89、2 158.20 t，到2014年排放量分別減小為1 269.27、1 606.64 t，分別減少25.29%、25.56%。大氣氮沉降及淋溶徑流間接排放量則呈現出緩慢波動下降的變化狀態，與2003年相比，2014年排放量分別下降了56.22、65.72 t。

從排放組成來看，直接排放量最大的農用地為果園茶園，年均直接排放量為478.90 t，其次為蔬菜地、四季非蔬菜旱作地、水旱輪作旱作地，年均排放量分別為416.43、355.98、298.31 t；大氣氮沉降間接排放量最大的是果園茶園，年均排放量為82.69 t，蔬菜地和四季非蔬菜旱作地排放量相近，分別為68.14、52.01 t，水旱輪作旱作地排放量最少，為31.59 t；淋溶徑流年均間接排放量最高的是蔬菜地，為78.93 t，果園茶園次之，為38.31 t，四季非蔬菜旱作地和水旱輪作旱作地年均排放量分別為24.22、14.80 t。

從排放通量角度分析，N2O直接排放通量表現為果園茶園(6.87 kg/hm2)>水旱輪作旱作地(5.98 kg/hm2)>蔬菜地(5.48 kg/hm2)>四季非蔬菜旱作地(4.36 kg/hm2)>水稻田(1.79 kg/hm2)；N2O總排放通量表現為果園茶園(8.61 kg/hm2)>蔬菜地(7.42 kg/hm2)>水旱輪作旱作地(6.91 kg/hm2)>四季非蔬菜旱作地(5.29 kg/hm2)>水稻田(2.55 kg/hm2)，因此應優先考慮減少果園茶園及蔬菜地的單位面積氮投入量。

從對總排放量的影響因素角度來看，氮肥總投入量、果園茶園面積、蔬菜地面積、奶牛數量與N2O總排放量有顯著的正相關性，其相關系數分別為0.957、0.890、0.847、0.881。

由于數據缺乏，應用IAP-N模型計算農用地氧化亞氮排放量時未在縣域尺度上進行，而是在市域尺度上進行的，利用市統計數據會不可避免地造成一些數據未計入在內。另外本研究在核算秸稈及根茬N2O排放量時，未將全部作物列入計算，只計算了一些主要的種植農產品，可能導致部分排放量有所遺漏，這些都是造成排放結果不確定性的主要因素。

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