我國農(nóng)田氮肥施用現(xiàn)狀、 問題及趨勢

巨曉棠， 谷保靜

(1 中國農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院， 北京 100193； 2 浙江大學政策仿真實驗室， 浙江杭州 310058)

在排除了其他影響產(chǎn)量的主要限制因素后(如土壤障礙因子、 水分、 磷鉀等)，氮素在作物產(chǎn)量和品質(zhì)形成中起著關(guān)鍵作用。合理施用氮肥是當今世界作物生產(chǎn)中獲得較高目標產(chǎn)量的關(guān)鍵措施。不合理施用氮肥會導致兩種結(jié)果： 一是氮肥投入量低于經(jīng)濟最佳施氮量或最高產(chǎn)量施氮量，導致產(chǎn)量較低，沒有發(fā)揮品種、 灌溉等其他農(nóng)藝措施的增產(chǎn)效果；二是氮肥投入量超過了經(jīng)濟最佳施氮量或最高產(chǎn)量施氮量，導致產(chǎn)量不再增加或有所下降(倒伏或病蟲害增加)，但氮肥在土壤中殘留量或損失到環(huán)境(指大氣和水體)中的量會顯著增加[1]，污染環(huán)境。

對某個地區(qū)的某種作物(區(qū)域尺度)或具體農(nóng)戶田塊(田塊尺度)來說，合理施用氮肥主要應包括施肥量、 施肥時期、 施肥方法和肥料品種，也應包括與有機肥和秸稈還田措施的配合，還應包括與灌溉、 耕作、 品種等其他農(nóng)藝措施的配合。合理施肥措施主要受區(qū)域內(nèi)土壤狀況、 氣候條件、 作物特征(包括不同作物和同一作物不同品種)和其他生產(chǎn)條件(如灌溉等)的影響。根據(jù)區(qū)域內(nèi)施肥田塊變異程度或者說相似程度，合理施肥措施可以在同一地區(qū)同一作物上大約一致(或者說一個很窄的范圍)，如區(qū)域平均適宜施氮量的概念和做法[2]?；蛘吒鶕?jù)田塊之間和田塊內(nèi)的土壤變異，確定微域尺度上氮肥用量，如北美的精準施肥或變量施肥概念和措施。這些看似簡單的道理，或者說在理論、 科研層次上已基本解決的問題，在我國生產(chǎn)實踐中卻成為一個持久的、 重大的和難以解決的實際問題，并且直接影響到我國農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)和環(huán)境保護等重大問題。

對于什么是合理施氮？如何合理施氮？在農(nóng)戶、 推廣部門、 甚至科技工作者層面都有不同認識，導致在生產(chǎn)實踐中盲目施氮現(xiàn)象相當普遍。目前生產(chǎn)上的具體問題是如何確定某一地區(qū)、 某種作物獲得較高目標產(chǎn)量和品質(zhì)指標的合理施氮量，如何在生產(chǎn)實踐中實現(xiàn)合理施氮方法和施氮時期。

我們認為，現(xiàn)階段我國盲目施肥或不合理施肥當然存在一些技術(shù)方面的問題，但更重要的是一個廣泛的社會經(jīng)濟問題，其中涉及到土地經(jīng)營規(guī)模、 肥料和農(nóng)產(chǎn)品價格及補貼體系、 勞動力市場和價格、 農(nóng)業(yè)推廣服務體系、 農(nóng)戶傳統(tǒng)施肥理念等問題[1,3]。如果不澄清這些問題，將會對我國未來農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)和環(huán)境保護帶來影響。本文就我國氮肥施用現(xiàn)狀、 存在問題和原因及未來發(fā)展趨勢提出了以下看法。

1 何謂合理施用氮肥

合理施用氮肥主要包括四個方面，即施肥量、 施肥時期、 施肥方法和肥料品種(國際上稱為“4R”技術(shù)，即right amount, right time, right place, right type)。這四個方面不是孤立的，而是相互聯(lián)系和影響的。如施肥量首先決定于目標產(chǎn)量，但又決定于施肥方法、 時期和肥料品種。如果后三者不合理，導致施肥過程和施肥后大量氮素損失，氮素沒有充分被作物吸收利用，為了獲得較高目標產(chǎn)量，農(nóng)戶就要加大施氮量，以保證作物吸收足夠氮素。如果后三者都趨于合理，那么施入的氮肥能夠被作物充分吸收利用，就不需要增加額外氮肥去“滿足損失”。

1.1 確定合理施氮量

確定合理施氮量是施肥的關(guān)鍵。我們認為，合理施氮量始終決定于目標產(chǎn)量和目標籽粒蛋白質(zhì)含量。在我國主要取決于目標產(chǎn)量，在西方國家小麥生產(chǎn)中，還要求一定的籽粒蛋白質(zhì)含量，主要是出于烘烤面包需要，這時施氮量要稍高，應該在經(jīng)濟最佳施氮量之上，但一般不會超過最高產(chǎn)量施氮量[4]。目標產(chǎn)量不是憑空想象的，取決于某一時期某一地區(qū)的生產(chǎn)條件，主要包括土壤條件、氣候條件，農(nóng)藝管理措施如品種、 灌溉、 耕作等。在某個地區(qū)某種作物上，可以根據(jù)過去三年平均產(chǎn)量或當?shù)啬軌颢@得的比較高的產(chǎn)量來確定。當然，如果要追求進一步把產(chǎn)量提高到更高臺階，那就需要改進生產(chǎn)條件和栽培管理措施，相應的施氮量也應該根據(jù)新設(shè)定的目標產(chǎn)量確定。西方發(fā)達國家一般把目標產(chǎn)量定義到經(jīng)濟最佳施氮量能夠達到的水平上，從經(jīng)濟學角度，這時肥料的投入產(chǎn)出比最高，獲得的經(jīng)濟效益也最大[5]。我國因?qū)r(nóng)產(chǎn)品需求量大，一般將目標產(chǎn)量定義到最高產(chǎn)量施氮量能達到的水平上，最高產(chǎn)量施氮量比經(jīng)濟最佳施氮量要高，引起的氮肥損失會稍大，但環(huán)境代價還不是太大。如果超過了最高產(chǎn)量施氮量，不但對增產(chǎn)沒有好處，氮肥損失卻會顯著增加[5]。

如何確定田塊尺度的合理施氮量？傳統(tǒng)方法是利用田間肥料試驗或土壤與植株測試，這兩類方法在實際應用中都有較大缺陷。前者以田間試驗及生物統(tǒng)計理論為基礎(chǔ)，基于“投入-產(chǎn)出”關(guān)系，視土壤為“黑箱”，推薦量來源于前些年的試驗結(jié)果，且不可能每塊地上去做田間試驗，沒有解決“空間變異”問題。后者以土壤和植株測試為基礎(chǔ)，其一是很難找到可靠的土壤有效氮測試指標，如在水田還沒有找到滿意的指標；盡管旱地根層貯存硝態(tài)氮可以反映土壤的供氮能力，但也存在諸多局限性，如硝態(tài)氮易移動、 空間和時間變異大，從采樣到分析結(jié)果可引起N 30 kg/hm2以上的誤差，該誤差足以掩蓋田塊之間施氮量的差異；其二是將測試值轉(zhuǎn)換為推薦量需要大量參數(shù)，有時計算的結(jié)果不如有經(jīng)驗的人“拍腦袋”。兩類方法的共同局限性還在于，需要花費大量資金和時間進行田間試驗和土壤與植物樣品測試。由于我國田塊小、數(shù)量大，測試工作量大；復種指數(shù)高、 茬口緊，測試工作難以做到不誤農(nóng)時；測試設(shè)備不足，技術(shù)人員少；因此，即使土壤供氮能力的測試指標得以解決，也不能廣泛采用測試路線[2]。

在以上分析中，沒有考慮經(jīng)過一季作物種植后，土壤氮素的變化情況。我們認為，在長期耕作田塊，應該維持土壤氮素基本平衡。如果施氮不足導致土壤氮肥力下降，則后季需要補充土壤消耗氮素，而且很難實現(xiàn)持續(xù)穩(wěn)定和較高的目標產(chǎn)量。如果施氮過量，則會導致土壤氮素累積和隨后大量損失。因此，在長期耕作田塊，合理施氮量應該是獲得目標產(chǎn)量的同時，維持土壤氮素平衡。根據(jù)我們對肥料氮、 土壤氮、 作物吸氮三者關(guān)系的大量研究結(jié)果，在秸稈還田條件下，禾谷類作物的合理施氮量大致相當于作物地上部的氮素攜出量?？梢愿鶕?jù)這個規(guī)律和以往本地區(qū)試驗參數(shù)，很方便確定出獲得一定目標產(chǎn)量時的合理施氮量[7-8]。該方法花費最少、 簡便易行，值得大面積推廣。

1.2 施肥方法和時期

根據(jù)我們?nèi)鍪┓柿系慕?jīng)驗，人工表面撒施肥料不僅會造成嚴重的氨揮發(fā)損失，而且在施氮量上難以控制，經(jīng)常撒多，況且也很難撒勻。這是我國目前肥料施用過量、 損失嚴重的直接原因。如本文所考慮的幾個關(guān)鍵施氮量點N 150、 225、 250和300 kg/hm2，相當于在整個一季作物的數(shù)次施肥中，每畝地施用一袋50公斤尿素的44%、 65%、 72% 和87%。如果人工撒施尿素，很容易在一畝地上一次就將半袋尿素撒完，不知不覺就過量了。所以要控制施氮量，減少氮肥損失，機械化均勻施肥是必由之路。機械化施肥既可以做到氮肥深施，也可以很好的控制施用量。在目前土地分散經(jīng)營的情況下，應該推廣小型簡單的機械實施氮肥深施。

1.3 氮肥施用的主要問題

由于我國科學普及水平較低，這一看似簡單的問題，在生產(chǎn)實踐中變得極其復雜。手工撒施氮肥或撒施后灌水仍是我國小農(nóng)戶土地分散經(jīng)營的主要施肥方式，“一炮轟”施肥也相當普遍[3]，導致大量的氮素損失。這些看似施肥技術(shù)方面的問題，實際背后隱藏著復雜的社會經(jīng)濟問題，如單個農(nóng)戶土地分散經(jīng)營、 土地規(guī)模小，農(nóng)戶不計較肥料投入成本和糧食收入；農(nóng)業(yè)生產(chǎn)比較經(jīng)濟效益低，農(nóng)業(yè)收入在家庭收入中不如外出務工高；省時省工，不愿意投入勞力；缺乏適當?shù)氖┓蕶C械，擔心追肥成本高等[1,3]。未來土地規(guī)?；?jīng)營有望解決上述主要問題。當今西方發(fā)達國家在每個田塊上未必都實現(xiàn)了合理施氮，但對氮肥用量控制是嚴格的，主要出于對環(huán)境問題的考慮。由于施肥方法和施肥時期的合理性，如大面積機械化施肥或精準變量施肥，使施肥過程和施肥后的氮素損失降到很低，環(huán)境污染控制到最低限度，這得益于有關(guān)施肥技術(shù)在生產(chǎn)實踐中的普及應用。

綜上所述，我國作物生產(chǎn)中氮肥施用的主要問題是損失嚴重，這既是經(jīng)濟損失，又是環(huán)境污染。降低氮肥施用過程和施用后的氮素損失，成為田塊、 區(qū)域和國家尺度控制氮肥用量、 提高氮肥有效率和降低環(huán)境污染的關(guān)鍵[8,13]。

2 我國氮肥施用現(xiàn)狀及趨勢

我國自上世紀八十年代以來，氮肥總使用量上升很快。要判斷氮肥施用量是否合理，我們認為，需要從三個尺度上進行分析，即農(nóng)戶田塊、 區(qū)域和國家尺度。

2.1 農(nóng)戶田塊尺度

在田塊尺度，可以應用田塊實際作物產(chǎn)量、 田間試驗合理施氮量，農(nóng)戶實際施氮量判斷農(nóng)戶的施氮屬于什么水平，分析農(nóng)戶施氮是否過量及原因。過去三十多年間，我國做了大量田間肥料試驗和農(nóng)戶施肥量調(diào)查，為這種判斷提供了豐富資料。

不同于下發(fā)問卷調(diào)查或訪問農(nóng)戶的形式，我們于2005年在山東惠民采用定點農(nóng)戶跟蹤記錄方式，對農(nóng)戶實際施肥情況進行了跟蹤研究[14]。跟蹤記錄的47塊冬小麥-夏玉米輪作田塊，56塊日光溫室蔬菜田塊，34塊蘋果園的化肥氮施用量分別為N 553、 1358和661 kg/(hm2·a)；有機肥氮施用量分別為N 50、 1881、 181 kg/(hm2·a)，兩者之和分別為N 603、 3239和842 kg/(hm2·a)，農(nóng)戶實際施氮量遠遠超過了每種作物的推薦施氮量[11]，導致大量氮素盈余和地下水硝酸鹽污染[14]。這種跟蹤記錄，雖費時多、 花費大，但準確度高，可以獲得農(nóng)戶田塊可靠的實際施氮量，但跟蹤記錄的農(nóng)戶數(shù)量很有限。

2.2 區(qū)域尺度

以上是采取自下而上農(nóng)戶調(diào)查方法，根據(jù)調(diào)查田塊數(shù)，每個田塊施氮量，從文獻資料上獲得依據(jù)田間試驗確定的推薦施氮量范圍，進行對比分析，求出低于、 合理或高于推薦施氮量范圍的樣本數(shù)占總調(diào)查樣本數(shù)的比率，以評價農(nóng)戶施氮量處于什么水平。但這種抽樣調(diào)查方法很難判斷區(qū)域尺度的施氮狀況。

英國倫敦帝國大學的David Norse教授曾經(jīng)問過筆者一個問題，即“中國過量施氮的面積有多少？”，引起了筆者長時間思考。對于這個區(qū)域尺度的問題，我們認為應該采用從上到下的方法，目前只能依據(jù)國家統(tǒng)計資料、 國際糧農(nóng)組織(FAO)和國際肥料工業(yè)協(xié)會(IFA)的數(shù)據(jù)庫。我們定義的過量施氮面積是指“over-fertilized area”，該播種面積的實際平均施氮量超過了平均推薦施氮量，其計算公式如下：

其中，As是一個地區(qū)的總播種面積；As,i是第i種農(nóng)作物的播種面積；Ni是第i種農(nóng)作物的推薦施氮量范圍；Nt是一個地區(qū)的總施氮量?；谶@一判斷，可以用省級或縣級統(tǒng)計資料，計算出某一地區(qū)單位播種面積的平均施氮量(Nt/As)。由于在省或縣級尺度上有多種作物，每個作物都有平均推薦施氮量范圍(Ni)，可以根據(jù)主要作物的平均推薦施氮量和相應播種面積的權(quán)重，進行加權(quán)平均，計算出該區(qū)域所有作物的平均推薦施氮量。如果該播種面積的實際平均施氮量小于、 等于或大于平均推薦施氮量，則認為是不足、 合理、 過量氮肥施用面積。

圖1 我國2010年單位農(nóng)田面積(a)和單位播種面積(b)的氮肥施用量空間分布(數(shù)據(jù)來源： 國家統(tǒng)計局[16])Fig.1 The spatial distribution of N fertilizer rate per agricultural area (a) and per sowing area (b) in China in 2010 (Data source： National Bureau of Statistics of China[16])

由于我國各地復種指數(shù)不同，單位農(nóng)田面積和單位播種面積的施氮量差異很大。我們認為，前者是每年施氮量，或者稱為施氮強度，可以反映向某個地區(qū)投入肥料氮的強度，如果投入氮強度過高，就會使下季作物利用上季殘留肥料氮的機會減小，導致氮素嚴重損失，引起區(qū)域內(nèi)大氣和水環(huán)境的氮濃度增高，作為區(qū)域內(nèi)環(huán)境污染風險評價指標；后者反映每季作物的施氮量，可以作為區(qū)域內(nèi)是否合理施氮的評判指標。

由圖1可以看出，我國單位農(nóng)田面積施氮量高于N 350 kg/hm2的地區(qū)主要分布在中東部和東南部地區(qū)，包括北京、 河南、 江蘇、 湖北、 福建、 廣東等地。這些地區(qū)單位農(nóng)田面積肥料氮投入強度大，環(huán)境污染嚴重。我國單位播種面積大于N 250 kg/hm2的地區(qū)也主要分布在上述地區(qū)，而大于N 225 kg/hm2的地區(qū)更加廣泛的分布于中東部和東南部的絕大部分地區(qū)。

2.3 國家尺度氮肥施用現(xiàn)狀及預測

我國需要多少氮肥，既能保證農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)需求，又不引起環(huán)境污染，一直是大家關(guān)心的重要問題。要判斷全國氮肥使用量處于什么水平，需要用合理方法。理論上講，國家氮肥需求量，應該等于各個田塊合理施氮量之和，但這是很難估算出來的。我們在這里提出一種估算國家尺度氮肥需求量的方法，即根據(jù)某種作物的播種面積和這種作物的推薦施氮量范圍，獲得該種作物的需氮量，將全國不同作物需氮量相加，即可大致估算出全國的合理需氮量范圍，稱之為氮肥需求量估算法。

根據(jù)我們的研究，田塊尺度上作物合理施氮量基本上相當于作物地上部(籽粒和秸稈)氮素攜出量[7-8]。如果能夠求出全國尺度上所有作物的地上部氮素攜出量，則可粗略的認為是全國的合理需氮總量。實際上，西方發(fā)達國家田塊尺度上氮肥施用量相當于籽粒移走的氮量，因為秸稈一般能夠全部還田，人畜禽糞尿也能大部分回到農(nóng)田補充部分土壤氮素消耗，國家尺度上總的氮肥需求量大致相當于全國籽粒攜出總氮量。由于我國氮肥損失較為嚴重，損失的氮素大致相當于秸稈還田的氮量，加之我國人畜禽糞尿的循環(huán)利用率較低，為了彌補這部分損失，我們推算的田塊尺度氮肥施用量相當于作物地上部分氮素攜出量(籽粒和秸稈)。國家尺度的氮肥需求量相當于全國作物地上部氮素攜出總量，以此作為我國氮肥需求量的最低下限。

圖2 19802010年我國農(nóng)田實際氮肥使用量、 合理氮肥使用量的范圍及作物攜出氮量(數(shù)據(jù)來源： 國家統(tǒng)計局2013[16])Fig.2 The actual N fertilizer consumption, range of rational N fertilizer demand and total aboveground N uptake by crops in agricultural area in China from 1980 to 2010(Data source, National Bureau of Statistics of China[16])

圖3 20112050年我國糧食需求量、 氮肥需求量及作物攜出氮量預測 Fig.3 The prediction of grain demand, N fertilizer demand and total aboveground N uptake by crops in agricultural area in China from 2011 to 2050

根據(jù)作物合理推薦施氮量估算我國農(nóng)田對氮肥需求量范圍具有重要意義。政府主管部門可以依此來安排氮肥生產(chǎn)，避免過量生產(chǎn)氮肥，因為生產(chǎn)氮肥需要消耗大量的化石能，化肥企業(yè)產(chǎn)能過剩必然影響到全國能源消費結(jié)構(gòu)，生產(chǎn)過程也會造成一定程度的環(huán)境污染和溫室氣體排放[3]。

根據(jù)本文提出的氮肥需求量估算方法，可以估算出各省和全國的合理氮肥使用量范圍，對省和全國尺度氮肥總使用量進行宏觀調(diào)節(jié)和控制，可以在保證農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)的條件下，避免盲目使用氮肥而引起的環(huán)境污染問題。遺憾的是，我國仍然缺乏在省級和全國尺度上控制氮肥總使用量的相關(guān)政策。

2.4 與美國和西歐施氮狀況的比較

表1 20062010年中國、 美國及西歐氮肥施用與糧食生產(chǎn)對比(數(shù)據(jù)來源： FAO[26])

從這3個國家或地區(qū)與全球的氮肥使用與糧食產(chǎn)出歷史變化來看(圖4)，美國和西歐的氮肥總使用量在八十年代達到最高后，基本平穩(wěn)或者有下降的趨勢，而中國的氮肥使用量自八十年代以來一直在快速上升，直接拉動了全球氮肥的增長。從單位播種面積施氮量來看，西歐自八十年代以來顯著下降，美國基本平穩(wěn)或略有增加，而中國迅速增加，2005年以后已經(jīng)超過了西歐。從糧食總產(chǎn)量看，西歐基本不變，美國有所增長，中國播種面積大，糧食總產(chǎn)也遠遠高于美國和西歐，與全球糧食增長同步。從糧食單產(chǎn)來看，西歐最高，中國和美國在持續(xù)上升，但1995年以后，美國持續(xù)上升，中國增長緩慢，特別是2005年以后，在復種指數(shù)約1.4的條件下，單位農(nóng)田面積的糧食產(chǎn)量低于美國，而且差距有拉大的趨勢。以上情況都說明，我國氮肥投入的效率在持續(xù)下降。

圖4 19612010年全球、 中國、 美國和西歐氮肥使用及糧食產(chǎn)量(數(shù)據(jù)來源： FAO [26]) Fig.4 N fertilizer rate and grain yield in the world, China, US and Western European from 1961 to 2010( Data source： FAO[26])

從以上分析可以得出一個基本判斷，我國用比較高的氮肥投入，獲得了糧食、 蔬菜、 水果和肉奶蛋的基本自給，但氮肥的損失量很高。如果現(xiàn)在的粗放施肥方式得不到實質(zhì)性改善，那么再增加農(nóng)產(chǎn)品，還需要增加氮肥投入，不僅已經(jīng)污染的環(huán)境得不到恢復，而且還會不斷加重。因此，我們更應該考慮在不大量增加氮肥總使用量的情況下，將氮肥在區(qū)域間進行合理調(diào)配，使田塊尺度的施氮量更趨合理，減少氮素損失，恢復生態(tài)環(huán)境。

3 關(guān)于有機肥和碳投入

按照李書田和金繼運[27]根據(jù)我國2008年畜牧業(yè)和作物生產(chǎn)的估算，有機肥資源量約為49.5×108t，其中人畜禽糞尿40.2×108t，占81.2%；秸稈8.1×108t，占16.4%； 餅肥 26.3×106t，占0.5%；綠肥93.4×106t，占1.9%[28]。有機肥資源每年可提供N 30.5×106t, 比每年氮肥總使用量還高。但是，我國有機肥還田率只有39%，不到資源量的一半。值得注意的是，上述全國糧食、 蔬菜、 水果的總產(chǎn)出中，包括了這部分有機肥提供的氮量。眾所周知，有機肥施用對土壤培肥至關(guān)重要，有機無機配合是獲得持續(xù)高產(chǎn)和穩(wěn)產(chǎn)的重要農(nóng)藝措施。在當今我國以化肥當家的現(xiàn)實狀況下，有些田塊長期得不到有機肥施用，對土壤的碳源補充不足，土壤碳氮比下降，土壤有機碳氮庫變?。煌寥牢锢?、 化學和生物性狀變差，土壤水、 肥、 氣、 熱四大肥力因子失調(diào)；土壤對短期干旱或養(yǎng)分缺乏的緩沖能力變?nèi)?，迫使農(nóng)戶不得不頻繁地大量灌水和多次施肥以維持產(chǎn)量，使水分和養(yǎng)分的利用率降低，農(nóng)田管理成本增大。過去我們只注意了有機肥提供的養(yǎng)分，而對有機肥或秸稈提供的碳源重視不夠，事實上，這些碳源在調(diào)節(jié)土壤肥力因子中起著重要作用。

Drinkwater和Snapp[29]認為，現(xiàn)在養(yǎng)分管理策略只注重向作物提供可溶性的無機養(yǎng)分，而忽略了碳氮磷循環(huán)在時間和空間上的匹配，使農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)處于一個滲漏的無機營養(yǎng)飽和狀態(tài)。改進的管理措施應注重無機庫和有機庫的協(xié)調(diào)，使無機養(yǎng)分能夠較長時間地持留在有機庫中，作物通過微生物或植物介導的過程獲取養(yǎng)分，而不是僅注意可溶性無機養(yǎng)分庫。發(fā)揮生物學過程使碳氮配合，將養(yǎng)分持留在土壤中，將會極大地降低對高無機養(yǎng)分投入的需求?？梢?，培育土壤有機碳氮庫對改善土壤肥力、 增產(chǎn)和降低環(huán)境污染的重要作用。我們的研究[30,31]表明，單純施用無機氮肥，土壤會有一個相對大的無機氮庫，而相對小的有機碳氮庫，減小了土壤的緩沖能力，增加了環(huán)境污染風險(圖5)。有機無機配合，為微生物提供了碳源，既可以維持土壤相對較大的有機碳氮庫，增加土壤的緩沖性能，又可以維持土壤較好的無機氮供應能力，提高土壤保水保肥性能。

圖5 不同碳氮管理旱作農(nóng)田土壤有機-無機氮庫轉(zhuǎn)化概念模型Fig.5 The concept model of soil organic-inorganic nitrogen transformation in different carbon and nitrogen management in upland

當土壤維持一個較大的有機氮庫時，在水熱條件較好的作物快速生長期，土壤有機氮可以通過礦化作用持續(xù)不斷地供應作物對氮素的需求，只需要在關(guān)鍵生育期施用氮肥。這些氮肥除了被作物吸收外，還可轉(zhuǎn)化成微生物氮和土壤有機氮暫時保存，降低了損失風險。當土壤有機氮庫較小時，土壤失去了這種保持和供應養(yǎng)分的緩沖性能，即使多次施肥，也很難保證對作物養(yǎng)分的持續(xù)供應，因為根系接觸的土壤氮比肥料氮的幾率大得多，作物對土壤氮的吸收始終是主要的[8]。如果施入的肥料氮不能及時被土壤有機碳固定，就容易流失。在生產(chǎn)實踐中農(nóng)戶經(jīng)常抱怨“化肥越施地越饞”[32]，就是有機肥和碳投入量不足，土壤有機碳氮庫變小的原因。

我國在有機肥利用方面存在很多問題，大量有機肥資源沒有充分利用，而是變成了環(huán)境污染物的來源。對人畜禽糞尿的堆放和處理不當是我國有機肥管理中的突出問題，有機肥不能耕翻進土壤或施肥時期不當導致氨揮發(fā)、 淋洗損失和N2O排放增加[33]。農(nóng)戶和集約化養(yǎng)殖場對畜禽糞便的不當處理是這些問題的開始，尤其是有大約600百萬噸(鮮重)露天堆積在土地或水道上，成為重要的點源污染，占排放到地表水中的 90% 的COD，38% 的氮和56% 的磷[34]，是湖泊、 河流和入?？谒w富營養(yǎng)化化的主要來源[22]。

我們認為，這不是一個簡單的技術(shù)問題，而主要原因還是社會經(jīng)濟問題。例如，在上世紀八十年代化肥沒有普遍大量使用以前，我國農(nóng)戶非常重視農(nóng)家肥的收集和利用。但到了近十幾年，由于化肥很容易購買和相對較低的價格，運輸施用方便；勞動力價格上升使農(nóng)戶認為收集和施用有機肥費時費工不衛(wèi)生等，導致有機肥的回田率下降，占養(yǎng)分的比例下降[35]，直接影響到全國土壤肥力演變和農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)能力與穩(wěn)定性。如果能將有機肥的回田率從現(xiàn)在的大約40%提高到國外的大約80%，還可以向農(nóng)田再增加約N 12×106t 有機氮投入，就可以替代相當?shù)幕实度肓?，而且對提升土壤肥力具有極其重要的作用。

如何培育土壤有機碳氮庫是我國提升土壤肥力的關(guān)鍵問題。對于Kong等[36]提出“高氮才能固碳”的觀點，筆者[30-31]和國外的研究[37]都證實，長期合理氮肥投入加上秸稈還田能夠顯著增加土壤有機碳氮含量，氮肥與有機肥和秸稈配合效果更好，單純大量施用氮肥不僅沒有好處，有時還加速了土壤原有有機碳氮的分解，還會引起嚴重的氮素損失。事實上，對于冬小麥和夏玉米一年兩季作物來說，黃淮海平原年平均施氮量N 430 kg/(hm2·a)[36]基本相當于本文論述的合理施氮量上限，加之該地區(qū)普遍采用的撒施肥料，氮肥的損失在30%以上，實際上發(fā)揮作用的氮肥投入量在本文的合理施氮量范圍，而不是Kong等[36]論述的“投入無機肥越高、 產(chǎn)量越高、 有機質(zhì)就會越高”。另外，文章[36]最后提出的該地區(qū)提高肥料利用率和降低損失的措施，如精準農(nóng)業(yè)、 土壤測試、 微量元素和葉面施肥更不是解決問題的關(guān)鍵。

在上世紀八十年代以前，我國化肥使用量不高，科技工作者提出以“無機促有機“的觀點，即通過增施無機肥，獲得較高的籽粒產(chǎn)量和秸稈產(chǎn)量，秸稈可以作為牲畜飼料生產(chǎn)更多有機肥，再回到農(nóng)田供應作物養(yǎng)分。過去三十年大量的化肥投入，人糞尿、 牲畜糞便和秸稈等有機肥資源迅速增加，但還田率在下降，因有機肥造成的水體和大氣污染在加重，但通過有機肥回到農(nóng)田的總養(yǎng)分量還是增加的。讀者會擔心，在某些過量施氮地區(qū)如果減少了化肥氮的施用，會不會降低有機肥的產(chǎn)出量。我們認為，通過合理施氮減少氮肥施用量，并不會引起作物籽粒和秸稈產(chǎn)量的降低，甚至會增加產(chǎn)量，有機肥的產(chǎn)出量也不會減少。如果能提高有機肥的回田率，通過有機肥供應的作物養(yǎng)分量還會增加。我們的研究還表明，過量施氮會引起作物秸稈碳氮比下降，還田后不利于增加土壤有機質(zhì)，而合理施氮可以提高作物秸稈的碳氮比，回田后有利于土壤有機質(zhì)的累積[31]。

4 值得商榷的幾個問題

4.1 氮肥是否過量

4.2 未來氮肥需求量

圖6 19612010年我國氮肥總使用量與糧食總產(chǎn)的關(guān)系(數(shù)據(jù)來源： FAO [26])Fig.6 The relationship between total N fertilizer consumption and total grain production from 1961 to 2010 in China (Data source： FAO [26])

我國未來需要多少氮肥，首先取決于中國未來需要生產(chǎn)多少糧食、 蔬菜、 水果和肉奶蛋。其次決定于將施氮過程和施氮后的氮素損失程度降低到什么程度，我們需要逐步從粗放的施肥方式中走出來。盡管未來的農(nóng)產(chǎn)品需求會增長，但如果將現(xiàn)在的粗放施氮損失降低30%，中國將來的氮肥需求增長量并不大，這是值得進一步研究的重要問題。

4.3 降低氮污染

蔡祖聰?shù)萚38]進一步提出了“必須加強高投入條件下解決氮污染問題的研究，建立相應的理論體系，政策措施和技術(shù)方法”。根據(jù)本文的分析，如果這種高投入是建立在高損失的條件下，其造成的氮污染是難以解決的。我們知道，氮肥的損失途徑包括氨揮發(fā)、 淋洗和徑流以及反硝化損失，損失的這些活性氮都有強烈的生態(tài)環(huán)境效應，即使反硝化損失以氮氣為主，也會引起很高的經(jīng)濟和能量損失。我們認為，氮污染的控制應該遵循“源頭控制的原則”，“末端治理”會付出更大的環(huán)境和經(jīng)濟代價。問題的焦點還是如何界定這種“高投入”，如果這種高氮投入是在合理施氮量范圍內(nèi)，這種“理論體系和技術(shù)措施”業(yè)已存在，只是在具體生產(chǎn)實踐中落實不到位的問題；如果這種“高投入”是為了維持那種不高的產(chǎn)量，而放任施氮過程和施氮后的大量損失，那么這種“解決氮污染”的方法很難找到，也許根本就不存在。從本文的分析看，未來降低氮污染的關(guān)鍵是通過施肥技術(shù)和政策法規(guī)實質(zhì)性地從源頭降低氮肥大量損失。要進一步提高我國的農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)出量，主要依賴于將氮肥在區(qū)域間的合理調(diào)配。在過量施氮地區(qū)，通過增加氮肥投入不僅不會增產(chǎn)，還會加重污染，進一步增產(chǎn)依賴于對整個作物生產(chǎn)過程優(yōu)化農(nóng)藝措施的落實[39]；在投入不足地區(qū)，依賴于進一步改善生產(chǎn)條件和土壤肥力，發(fā)揮增施氮肥的增產(chǎn)作用。

參考文獻:

[1] Ju X T, Xing G X, Chen X Petal. Reducing environmental risk by improving N management in intensive Chinese agricultural systems[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of USA, 2009, 106： 3041-3046.

[2] 朱兆良. 推薦氮肥適宜施用量的方法論謅議[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學報, 2006, 12(1)： 1-4.

Zhu Z L. On the methodology of recommendation for the application rate of chemical fertilizer nitrogen to crops[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2006, 12(1)： 1-4.

[3] Zhang W F, Dou Z X, He Petal. New technologies reduce greenhouse gas emissions from nitrogenous fertilizer in China[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of USA, 2013, 110： 8375-8380.

[4] Johnston A E, Poulton P R. Nitrogen in agriculture： An overview and definitions of nitrogen use efficiency[J]. Proceedings of the International Fertiliser Society, 2009, 651.

[5] Jensen L S, Schjoerring J K, van der Hoek Ketal. Benefits of nitrogen for food, fiber and industrial production[A]. Sutton M A, Howard C M, Erisman J Wetal. The European nitrogen assessment[C]. New York: Cambridge University Press, 2011. 32-61.

[6] 朱兆良, 張福鎖. 主要農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)氮素行為與氮肥高效利用的基礎(chǔ)研究[M]. 北京： 科學出版社, 2010. 1-27.

Zhu Z L, Zhang F S. Basic research on nitrogen behaviors and high nitrogen fertilizer use efficiency in Chinese main intensive agricultural ecosystems[M]. Beijing： Science Press, 2010. 1-27.

[7] Ju X T, Christie P. Calculation of theoretical nitrogen rate for simple nitrogen recommendations in intensive cropping systems： A case study on the North China Plain[J]. Field Crops Research, 2011, 124： 450-458.

[8] 巨曉棠. 氮肥有效率的概念和意義[J]. 土壤學報, 2014, 51(5), doi:10.11766/trxb201405130230.

Ju X T. The concept and mean of nitrogen fertilizer availability ratio[J]. Acta Pedologica Sinica, 2014, 51(5), doi:10.11766/trxb201405130230.

[9] Department for environment food and rural affairs (Defra). Fertilizer manual (RB 209)(8thedition)[M]. Norwich： TSO (The Stationery Office). 2010.

[10] 張福鎖, 陳清, 張曉晟, 等. 中國蔬菜養(yǎng)分管理環(huán)境評價[A]. 朱兆良, Norse D, 孫波, 等.中國農(nóng)業(yè)面源污染控制對策[M]. 北京 ： 中國環(huán)境科學出版社, 2006.135-299.

Zhang F S, Chen Q, Zhang X Setal. Environmental assessment of nutrient management in vegetable production in China[A]. Zhu Z L, Norse D, Sun Betal. Policy for reducing non-point pollution from crop production in China[C]. Beijing： China Environmental Science Press, 2006.

[11] 張福鎖, 陳新平, 陳清, 等. 中國主要作物施肥指南[M]. 北京： 中國農(nóng)業(yè)大學出版社, 2009.

Zhang F S, Chen X P, Chen Qetal. Fertilizer application guideline for main crops of China[M]. Beijing： Chinese Agricultural University Press, 2009.

[12] Zhang F S, Cui Z L, Chen X Petal. Integrated nutrient management for food security and environmental quality in China[J]. Advance in Agronomy, 2012, 116： 1-40.

[13] Zhu Z L, Chen D L. Nitrogen fertilizer use in China-Contributions to food production, impacts on the environment and best management strategies[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2002, 63： 117-127.

[14] Ju X T, Kou C L, Zhang F Setal. Nitrogen balance and groundwater nitrate contamination： comparison among three intensive cropping systems on the North China Plain[J]. Environmental Pollution, 2006, 43： 117-125.

[15] 樊兆博. 滴灌施肥對設(shè)施番茄產(chǎn)量和資源利用效率的影響[D]. 北京： 中國農(nóng)業(yè)大學博士學位論文, 2014.

Fan Z B. Effect of fertigation on tomato yield and resource use efficiencies in greenhouse[D]. Beijing： PhD thesis, China Agricultural University, 2014.

[16] 國家統(tǒng)計局. 國家數(shù)據(jù)[DB/OL]. http： //data.stats.gov.cn/workspace/index?m=hgnd. 2013-00-00.

National Bureau of Statistics of China. National data[DB/OL]. http： //data.stats.gov.cn/workspace/index?m =hgnd. 2013-00-00.

[17] Li Y J, Kahrl F, Pan J, Roland-Holst Detal. Fertilizer use patterns in Yunnan Province, China： Implications for agricultural and environmental policy[J]. Agricultural Systems, 2012, 110： 78-89.

[18] 同延安, Ove Emteryd, 張樹蘭,等. 陜西省氮肥過量施用現(xiàn)狀評價[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學, 2004, 37 (8)： 239-244.

Tong Y A, Ove E, Zhang S Letal. Evaluation of over-application of nitrogen fertilizer in China’s Shaanxi Province[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2004, 37 (8)： 239-244.

[19] Goulding K. Nitrate leaching from arable and horticultural land[J]. Soil Use Management, 2000, 16： 145-151.

[20] Cui Z L, Yue S C, Wang G Letal. In-season root-zone N management for mitigating greenhouse gas emission and reactive N losses in intensive wheat production[J]. Environmental Science and Technology, 2013, 47(11)： 6015-6022.

[21] Zhou M H, Butterbach-Bahl K. Assessment of nitrate leaching loss on a yield-scaled basis from maize and wheat cropping systems[J]. Plant and Soil, 2014, 374： 977-991.

[22] 朱兆良, Norse D, 孫波,等. 中國農(nóng)業(yè)面源污染控制對策[M]. 北京 ： 中國環(huán)境科學出版社, 2006. 135-299.

Zhu Z L, Norse D, Sun Betal. In policy for reducing non-point source pollution from crop production in China[M]. Beijing： China Environmental Sciences Press, 2006. 135-299.

[23] Snyder C S, Bruulsema T W, Jensen T Letal. Review of greenhouse gas emissions from crop production systems and fertilizer management effects[J]. Agriculture Ecosystems and Environment,2009,133： 247-266.

[24] Van Groenigen J W, Velthof G L, Oenema Oetal. Towards an agronomic assessment of N2O emissions： a case study for arable crops[J]. European Journal of Soil Science, 2010, 61： 903-913.

Xiang J, Zhong B N. Impact of demographic transition on food demand in China： 2010-2050[J]. China Population Resources and Environment, 2013, 23(6)： 117-121.

[26] FAO. FAOSTAT： FAO Statistical Databases[DB/OL]. Rome, Italy, 2014. http： //faostat3.fao.org/faostat-gateway/go/to/home/E

[27] 李書田, 金繼運. 中國不同區(qū)域農(nóng)田養(yǎng)分輸入、 輸出與平衡[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學, 2011, 44(20)： 4207-4229.

Li S T, Jin J Y. Characteristics of nutrient input/output and nutrient balance in different regions of China[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2011, 44(20)： 4207-4229.

[28] 朱兆良, 金繼運. 保障我國糧食安全的肥料問題[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學報, 2013, 19(2)： 259-273.

Zhu Z L, Jin J Y. Fertilizer use and food security in China[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2013, 19(2)： 259-273.

[29] Drinkwater L E, Snapp S S. Nutrients in agroecosystems： Rethinking the management paradigm[J]. Advance Agronomy, 2007, 92(92)： 163.

[30] Qiu S J, Ju X T, Ingwersen Jetal. Role of carbon substrates added in the transformation of surplus nitrate to organic nitrogen in a calcareous soil[J]. Pedosphere, 2013, 23(2)： 205-213.

[31] 黃濤. 長期碳氮投入對土壤碳氮庫及環(huán)境影響的機制[D]. 北京： 中國農(nóng)業(yè)大學博士論文, 2014.

Huang T. The mechanisms of a long time carbon and nitrogen input on soil carbon and nitrogen pools and environmental impact[D]. Beijing： PhD thesis, China Agricultural University, 2014.

[32] 中央電視臺. 被化肥“喂瘦”的耕地[Z]. 焦點訪談, 2014-05-25.

CCTV. Fertilizer thins the arable land[Z]. Focus interview, 2014-05-25.

[33] Novak S M, Fiorelli J L. Greenhouse gases and ammonia emissions from organic mixed crop-dairy systems： a critical review of mitigation options[J]. Agronomy for Sustainable De-velopment, 2010, 30： 215-236.

[34] 國家環(huán)保部. 中國第一次污染普查[EB/OL]. http： //cpsc.mep.gov.cn/gwgg/201002/W020100225545523639910.pdf. 2010-00-00

MEP. Bulletin on the first national census on pollution sources[EB/OL]. http： //cpsc.mep.gov.cn/gwgg/201002/W020100 225545523639910.pdf. 2010-00-00

[35] Ju X T, Zhang F S, Bao X Metal. Utilization and management of organic wastes from agricultural origin in China： Past, present and perspectives[J]. Science Chinese Series C： Life Science, 2005, 48： 965-979.

[36] Kong X B, Lal R, Li B Getal. Fertilizer intensification and its impacts in China’s HHH Plains[J]. Advance Agronomy, 2014, 125： 135-169.

[37] Brown K H, Bach E A, Drijber R Aetal. A long-term N fertilizer gradient has little effect on soil organic matter in a high-intensity maize production system[J]. Global Change Biology, 2014, 20： 1339-1350.

[38] 蔡祖聰, 顏曉元, 朱兆良. 立足于解決高投入條件下的氮污染問題[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學報, 2014, 20(1)： 1-6.

Cai Z C, Yan X Y, Zhu Z L. A great challenge to solve nitrogen pollution from intensive agriculture[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2014, 20(1)： 1-6.

[39] Chen X P, Cui Z L, Vitousek P Metal. Integrated soil-crop system management for food security[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of USA, 2011, 108： 6399-6404.