北京市農(nóng)用地N2O排放估算
——基于區(qū)域氮循環(huán)IAP-N模型

毛國華， 馬文林， 康靜文

(1.太原理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，山西太原 030024； 2.北京建筑大學(xué)北京應(yīng)對氣候變化研究和人才培養(yǎng)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(yīng)等一系列全球氣候變化問題。大氣中的N2O濃度從工業(yè)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(chǎn)生于農(nóng)業(yè)活動[2]。農(nóng)業(yè)N2O的排放主要產(chǎn)生于氮肥的使用、牲畜糞便和作物的秸稈及根茬，探究農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程的N2O排放機制及影響因素，減少農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中不必要的氮投入，從而減少N2O排放是現(xiàn)代低碳農(nóng)業(yè)生產(chǎn)亟待解決的問題。

國內(nèi)外學(xué)者對農(nóng)業(yè)N2O排放量的估算進(jìn)行了許多探索，其中應(yīng)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(jìn)行了分析和計算，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，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(nóng)田N2O排放總量進(jìn)行估算，并建議利用分區(qū)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(zhǔn)確性[12]。李虎等通過采用生物地球化學(xué)(DeNitrification-DeComposition，簡稱DNDC)模型對黃淮海區(qū)河北省范圍內(nèi)的農(nóng)田CO2及N2O排放量進(jìn)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(qū)域氮循環(huán)(improving anthropogenic practices of managing reactive nitrogen，簡稱IAP-N)模型估算安徽省2011年農(nóng)用地的N2O排放量，并對省內(nèi)各個市N2O的排放情況進(jìn)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(nóng)田的N2O排放進(jìn)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(nóng)田N2O單位面積排放量進(jìn)行估算，指出北京是單位面積N2O直接排放量最高的地區(qū)，為 4.73 kg/hm2[16]。目前未查閱到系統(tǒng)報道北京市各類農(nóng)用地N2O排放的相關(guān)文獻(xiàn)，因此可以看出，研究北京市各類農(nóng)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(nóng)業(yè)統(tǒng)計數(shù)據(jù)，利用IAP-N模型和我國發(fā)改委應(yīng)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(nóng)用地N2O的排放量進(jìn)行模擬核算，利用SPSS軟件分析探究影響農(nóng)用地N2O排放的主要因素，以期為減少北京市農(nóng)用地N2O排放量提供數(shù)據(jù)和理論支撐，為低碳農(nóng)業(yè)發(fā)展提供有效指導(dǎo)。

1　研究方法與數(shù)據(jù)來源

1.1　研究方法

本研究采用IAP-N模型評估北京市農(nóng)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(huán)境、植物生長、硝化/反硝化、其他氮轉(zhuǎn)化過程[18]。IAP-N模型在遵循IPCC基本方法的基礎(chǔ)上，將農(nóng)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(nóng)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(nóng)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(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中各個環(huán)節(jié)的氮循環(huán)，能夠定量計算出各類農(nóng)用地的N2O排放量，是具有我國自主知識產(chǎn)權(quán)的氮循環(huán)模型[14]。

該模型在計算大氣氮沉降間接排放量時，將各類農(nóng)用地由于氮/氨揮發(fā)導(dǎo)致的大氣氮沉降間接排放量部分計入農(nóng)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(nóng)用地，因此本研究將這部分算作各類農(nóng)用地自身氮沉降間接排放。不同農(nóng)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(nóng)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(nóng)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(nóng)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(shù)據(jù)來源

采用IAP-N模型計算N2O排放量須要輸入的數(shù)據(jù)及來源：農(nóng)作物播種面積、農(nóng)作物產(chǎn)量、氮肥施用量、牲畜年末總存欄量、鄉(xiāng)村常住人口數(shù)等統(tǒng)計數(shù)據(jù)來源于2003—2014年《北京統(tǒng)計年鑒》[19]、《中國統(tǒng)計年鑒》[20]、《中國農(nóng)村統(tǒng)計年鑒》[21]；農(nóng)作物參數(shù)(表1)和N2O排放因子(表2)等數(shù)據(jù)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(xiāng)村人的年排泄氮量為5.40 kg/人；非奶牛、羊的放牧/放養(yǎng)比例分別為9%、22%；秸稈還田率為68.1%[17]。

表1　主要農(nóng)作物參數(shù)[17]

表2　各類農(nóng)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(jù)與農(nóng)用地N2O排放相關(guān)的活動確定核算邊界，主要包括：(1)施入農(nóng)田的化學(xué)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(nóng)田N2O直接排放；(2)施肥農(nóng)田的氨揮發(fā)、氮氧化物排放及農(nóng)作物秸稈田間焚燒排放的含氮活性物質(zhì)所致的大氣氮沉降引起的N2O間接排放；(3)施肥農(nóng)田淋溶/徑流輸入水體的氮導(dǎo)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(dāng)年農(nóng)田總面積的0.54%。經(jīng)過多年的種植結(jié)構(gòu)調(diào)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(nóng)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(nóng)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(nóng)用地的N2O排放變化情況進(jìn)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(dá)到 559.31 t，超過蔬菜地，成為排放量最高的農(nóng)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(dá)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(nèi)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(nóng)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(shù)據(jù)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(dá)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(wěn)定，整體上有小幅上升，在2014年達(dá)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(dá)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(nóng)用地中，果園茶園、蔬菜地的氮沉降間接排放量總體呈現(xiàn)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(nóng)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(jīng)歷較小的上升之后開始緩慢下降，2014年排放量達(dá)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(xiàn)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?？傮w來看，4類農(nóng)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(nóng)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(xiàn)出緩慢波動下降的變化狀態(tài)。

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(xiàn)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(nóng)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(xiàn)出緩慢波動下降的變化狀態(tài)，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(fā)導(dǎo)致的大氣氮沉降是間接排放的主要來源，對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)有較大影響，但淋溶徑流導(dǎo)致的間接排放量仍是不可忽視的一部分。

3　結(jié)果與討論

3.1　各農(nóng)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(nóng)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(nóng)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(dá)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(shù)據(jù)不能表明水稻田的溫室氣體排放通量的大小。在不同農(nóng)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(nóng)田分為水田和旱田，估算出2007年北京市農(nóng)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(chǎn)生區(qū)別的主要原因是張強等在利用IPCC 2006方法進(jìn)行估算時，只將農(nóng)田分為了水田與旱田，而旱田的排放因子遠(yuǎn)高于水田，北京市水田面積又遠(yuǎn)低于旱田，因此不可避免地造成計算結(jié)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(nóng)田N2O排放量與IAP-N模型的計算結(jié)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(jié)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(jié)果接近，說明IAP-N模型能夠很好地模擬我國農(nóng)田N2O排放量。

表6　各農(nóng)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(nóng)用地的面積、各類畜禽的數(shù)量與N2O總排放量的關(guān)系得出，氮肥總投入量、果園茶園面積、蔬菜地面積、奶牛數(shù)量對N2O總排放量有顯著影響，與N2O總排放量的Pearson相關(guān)系數(shù)分別達(dá)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(shù)量與N2O總排放量有較強的相關(guān)性。

4　結(jié)論

從時間角度分析，2003—2014年間，北京市農(nóng)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(xiàn)出緩慢波動下降的變化狀態(tài)，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(nóng)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(xiàn)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(xiàn)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(yīng)優(yōu)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(shù)量與N2O總排放量有顯著的正相關(guān)性，其相關(guān)系數(shù)分別為0.957、0.890、0.847、0.881。

由于數(shù)據(jù)缺乏，應(yīng)用IAP-N模型計算農(nóng)用地氧化亞氮排放量時未在縣域尺度上進(jìn)行，而是在市域尺度上進(jìn)行的，利用市統(tǒng)計數(shù)據(jù)會不可避免地造成一些數(shù)據(jù)未計入在內(nèi)。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(nóng)產(chǎn)品，可能導(dǎo)致部分排放量有所遺漏，這些都是造成排放結(jié)果不確定性的主要因素。

參考文獻(xiàn)：

[1]張旭. 四川省和重慶市農(nóng)田N2O排放量估算[D]. 重慶：西南大學(xué)，2008：1-2.

[2]曾憲芳，趙世偉，李曉曉，等. 寧夏回族自治區(qū)平羅縣主要農(nóng)作物碳足跡研究[J]. 水土保持通報，2012，32(5)：61-65.

[3]IPCC 2006. 2006 IPCC guidelines for national greenhouse gas inventories[R]. Japan：Institute for Global Environmental Strategies，2006：228-310.

[4]Eichner M J. Nitrous oxide emissions from fertilized soils：summary of available data[J]. Journal of Environmental Quality，1990，19(2)：272-280.

[5]Li C S，Narayanan V，Harriss R C. Model estimates of nitrous oxide emissions from agricultural lands in the United States[J]. Global Biogeochemical Cycles，1996，10(2)：297-306.

[6]Zou J W，Lu Y Y，Huang Y. Estimates of synthetic fertilizer N-induced direct nitrous oxide emission from Chinese croplands during 1980—2000[J]. Environmental Pollution，2010，158(2)：631-635.

[7]康濤，楊海真，郭茹. 崇明縣農(nóng)業(yè)溫室氣體排放核算[J]. 長江流域資源與環(huán)境，2012，21(增刊2)：102-108.

[8]劉月仙，劉娟，吳文良. 北京地區(qū)畜禽溫室氣體排放的時空變化分析[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報，2013，21(7)：891-897.

[9]史磊剛，陳阜，孔凡磊，等. 華北平原冬小麥—夏玉米種植模式碳足跡研究[J]. 中國人口·資源與環(huán)境，2011，21(9)：93-98.

[10]柯琳. 模擬增溫對華北平原長期免耕農(nóng)田土壤N2O排放通量影響研究[D]. 烏魯木齊：新疆師范大學(xué)，2013：6-7.

[11]王少彬，蘇維瀚. 中國地區(qū)氧化亞氮排放量及其變化的估算[J]. 環(huán)境科學(xué)，1993，14(3)：42-46，92.

[12]王智平. 中國農(nóng)田N2O排放量的估算[J]. 農(nóng)村生態(tài)環(huán)境，1997，13(2)：52-56.

[13]李虎，王立剛，邱建軍. 黃淮海平原河北省范圍內(nèi)農(nóng)田土壤二氧化碳和氧化亞氮排放量的估算[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2007，18(9)：1994-2000.

[14]韓云芳，韓圣慧，嚴(yán)平. 基于區(qū)域氮循環(huán)模型IAP-N的安徽省農(nóng)用地N2O排放量估算[J]. 環(huán)境科學(xué)，2015，36(7)：2395-2404.

[15]謝軍飛，李玉娥. DNDC模型對北京旱地農(nóng)田N2O排放的模擬對比分析[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2004，23(4)：691-695.

[16]張強，巨曉棠，張福鎖. 應(yīng)用修正的IPCC2006方法對中國農(nóng)田N2O排放量重新估算[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報，2010，18(1)：7-13.

[17]國家發(fā)展和改革委員會應(yīng)對氣候變化司.2005中國溫室氣體清單研究[M]. 北京：中國環(huán)境出版社，2014：200-263.

[18]Zhang W，Liu C，Zheng X H，et al. Comparison of the DNDC，Landscape DNDC and IAP-N-GAS models for simulating nitrous oxide and nitric oxide emissions from the winter wheat-summer maize rotation system[J]. Agricultural Systems，2015，140：1-10.

[19]國家統(tǒng)計局.北京統(tǒng)計年鑒2004—2015[M]. 北京：中國統(tǒng)計出版社，2004—2015.

[20]國家統(tǒng)計局.中國統(tǒng)計年鑒2004—2015[M]. 北京：中國統(tǒng)計出版社，2004—2015.

[21]國家統(tǒng)計局.中國農(nóng)村統(tǒng)計年鑒2004—2015[M]. 北京：中國統(tǒng)計出版社，2004—2015.

[22]倪玉雪.中國農(nóng)田土壤硝態(tài)氮累積、淋洗與徑流損失及N2O排放[D]. 保定：河北農(nóng)業(yè)大學(xué)，2013：36-37.

[23]田展，牛逸龍，孫來祥，等. 基于DNDC模型模擬氣候變化影響下的中國水稻田溫室氣體排放[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2015，26(3)：793-799.