張亦濤，王洪媛，雷秋良，張繼宗，翟麗梅，任天志，劉宏斌

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農(nóng)田合理施氮量的推薦方法

張亦濤1，王洪媛1，雷秋良1，張繼宗1，翟麗梅1，任天志2，劉宏斌1

（1中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所/農(nóng)業(yè)部面源污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100081；2農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所，天津 300191）

為了實(shí)現(xiàn)作物高產(chǎn)的同時(shí)降低氮素環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)，確定農(nóng)田合理施氮量是最有效的方法之一。作者在闡明氮肥合理施用概念及中國(guó)氮肥施用現(xiàn)狀的基礎(chǔ)上，系統(tǒng)分析了國(guó)內(nèi)外氮肥合理施用量的主要推薦方法，包括：基于土壤測(cè)試的推薦方法、基于氮肥施用效應(yīng)函數(shù)的推薦方法、基于氮素輸入輸出平衡的推薦方法以及基于淋溶水硝態(tài)氮超標(biāo)臨界值的推薦方法等4種。前3種方法首先關(guān)注氮素農(nóng)學(xué)效應(yīng)其后評(píng)價(jià)環(huán)境效應(yīng)，以獲得較好的農(nóng)學(xué)效益為出發(fā)點(diǎn)，具有一定的科學(xué)性，在實(shí)踐中也證明了其適用性。第4種方法首先考慮氮素環(huán)境效應(yīng)然后評(píng)價(jià)其對(duì)產(chǎn)量影響，以確保地下水硝態(tài)氮含量不超標(biāo)為直接目標(biāo)，能夠量化氮肥合理施用量的實(shí)際環(huán)境效應(yīng)，但淋溶水硝酸鹽超標(biāo)臨界施氮量的確定由于受多種因素的影響而存在一定的不確定性，其在年際間、區(qū)域間、土壤類(lèi)型間的變異程度均有待進(jìn)一步研究。

合理施氮量；農(nóng)學(xué)效應(yīng)；環(huán)境效應(yīng)；最高產(chǎn)量施氮量；臨界施氮量

自20世紀(jì)20年代初哈伯-博施工藝（Haber- Bosch）發(fā)明以來(lái)，世界人口所需蛋白的近50%依賴(lài)于化學(xué)氮肥[1]。據(jù)估算，2020年世界化學(xué)氮肥用量可能將達(dá)到1.35億噸，到2050年將達(dá)到2.36億噸[2]。隨著農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中氮肥施用逐漸增加，氮肥除被作物吸收外，大量盈余氮素帶來(lái)了一系列嚴(yán)重的環(huán)境問(wèn)題[3]，如地下水硝酸鹽超標(biāo)、地表水富營(yíng)養(yǎng)化、以氧化亞氮或氨揮發(fā)形式進(jìn)入大氣導(dǎo)致的溫室效應(yīng)和大氣質(zhì)量降低，以及這些活性氮素通過(guò)干濕沉降返回陸地，進(jìn)一步導(dǎo)致的生態(tài)系統(tǒng)多樣性下降等[4]。20世紀(jì)80年代前后，歐洲的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中投入各類(lèi)氮素總量一度達(dá)到2億噸（其中化學(xué)氮素近0.3億噸），由此引起的水體硝態(tài)氮超標(biāo)、富營(yíng)養(yǎng)化、溫室氣體排放等威脅到絕大多數(shù)人的飲用水和生存環(huán)境安全[5]。同期，美國(guó)由于農(nóng)業(yè)氮素?fù)p失造成的環(huán)境問(wèn)題亦十分嚴(yán)重，尤其是農(nóng)業(yè)面源污染導(dǎo)致了美國(guó)各類(lèi)水體的惡化[6]。氮肥施用造成的高昂環(huán)境治理成本使得發(fā)達(dá)國(guó)家首先開(kāi)始考慮如何實(shí)現(xiàn)氮肥的合理施用，以便發(fā)揮氮肥的積極作用而減少其負(fù)面影響[7]；并促使了一系列配套環(huán)境保護(hù)政策的出臺(tái)和實(shí)施，包括硝酸鹽法案、水框架法案、地下水法案、環(huán)境空氣質(zhì)量法案等[5]。

目前，中國(guó)是世界第一大氮肥生產(chǎn)國(guó)和使用國(guó)，過(guò)量施氮和不合理施氮問(wèn)題十分嚴(yán)重[8-9]，并導(dǎo)致了一系列環(huán)境問(wèn)題[10-12]。氮肥過(guò)量施用造成中國(guó)富營(yíng)養(yǎng)化水體急劇增多，20世紀(jì)90年代以后富營(yíng)養(yǎng)化水體達(dá)到85%以上；中國(guó)北方農(nóng)區(qū)地下水“三氮”污染突出，集約化農(nóng)田地下水硝酸鹽含量普遍較高[13]，相關(guān)研究表明，若以硝態(tài)氮含量20 mg·L-１（地下III類(lèi)水）為衡量標(biāo)準(zhǔn)，農(nóng)田淺層地下水硝酸鹽超標(biāo)率在33%以上[14-15]；此外，氮肥施用量增加促進(jìn)了氨揮發(fā)和氧化亞氮的排放，農(nóng)業(yè)源氣體排放已經(jīng)成為溫室氣體和大氣污染的重要組成部分[16]。為了減緩農(nóng)業(yè)氮肥施用造成的環(huán)境問(wèn)題，2015年中國(guó)開(kāi)始實(shí)施“到2020 年化肥使用量零增長(zhǎng)行動(dòng)方案”，旨在實(shí)現(xiàn)主要農(nóng)作物化肥使用量的零增長(zhǎng)。然而，隨著人口增長(zhǎng)對(duì)糧食需求的不斷增加，氮肥的使用不可避免的甚至?xí)郲17]，因此，確定兼顧糧食高產(chǎn)和環(huán)境友好的合理農(nóng)田施氮量迫在眉睫。

為了確定合理施氮量，各國(guó)農(nóng)業(yè)科研工作者開(kāi)展了諸多研究，并因地制宜的提出了一系列氮肥用量確定方法，尤其是英國(guó)、美國(guó)等發(fā)達(dá)國(guó)家均定期發(fā)布作物施氮指導(dǎo)手冊(cè)[18-19]，其中詳細(xì)介紹了如何通過(guò)測(cè)定土壤氮素含量，再根據(jù)目標(biāo)產(chǎn)量確定氮肥用量，同時(shí)，氮素平衡點(diǎn)、作物吸氮量、氮素利用率、經(jīng)濟(jì)效益、環(huán)境成本等指標(biāo)也均被用于合理施氮量的確定[20-22]。此外，針對(duì)平原旱地農(nóng)田氮素流失以淋溶為主的特點(diǎn)，為了最大限度的防止氮淋溶引起的地下水硝酸鹽超標(biāo)，不首先考慮產(chǎn)量高低，只要淋失出作物根區(qū)的硝態(tài)氮含量不超過(guò)《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》的規(guī)定，那么地下水硝酸鹽污染的禍?zhǔn)拙筒荒軞w咎于農(nóng)田氮淋溶，因此，以《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》為依據(jù)計(jì)算出硝態(tài)氮含量不超標(biāo)時(shí)的淋失氮量，然后通過(guò)施氮量-硝態(tài)氮淋失量響應(yīng)曲線(xiàn)可以確定硝態(tài)氮超標(biāo)臨界施氮量[23]。本文將詳細(xì)介紹現(xiàn)有的以作物生育期氮素需求、氮素施用效應(yīng)曲線(xiàn)、氮素輸入輸出平衡、硝態(tài)氮淋失量等為指標(biāo)的合理施氮量確定方法，并分析其科學(xué)基礎(chǔ)及適用性，為中國(guó)從環(huán)境角度考量化肥減量決策提供理論依據(jù)。

1 氮肥合理施用概念及中國(guó)施用現(xiàn)狀

1.1 氮肥合理施用的概念

氮肥合理施用的具體內(nèi)容除氮素總量以外，還需要與合理的氮肥類(lèi)型、施用時(shí)期、施用位置等詳細(xì)管理方法的相配套，并共同構(gòu)成現(xiàn)代作物養(yǎng)分管理中常用的“4R”的概念，即正確的肥料品種（right source）、正確的施肥量（right rate）、正確的施用時(shí)間（right time）以及正確的施用位置（right place）[24]。

“4R”養(yǎng)分管理直接涉及到農(nóng)業(yè)生產(chǎn)最終的經(jīng)濟(jì)效益、環(huán)境效益和社會(huì)效益，并關(guān)聯(lián)了所有與農(nóng)田養(yǎng)分管理相關(guān)的科學(xué)原理，農(nóng)田實(shí)踐中，作物生長(zhǎng)是一個(gè)極其復(fù)雜的過(guò)程，與氣象條件、土壤狀況、作物品種、播種灌溉、養(yǎng)分投入等多種因素相關(guān)，任一因素的限制都可能阻礙作物正常生長(zhǎng)，諸多因素中，其他因素較為固定的情況下，養(yǎng)分管理成為較為靈活機(jī)動(dòng)的因子，尤其養(yǎng)分投入量往往最受重視。因此，在以往研究過(guò)程中，大多假設(shè)氮肥類(lèi)型、施用時(shí)期、施用位置是特定的、已優(yōu)化狀態(tài)，而著重突出施氮量的重要性。實(shí)際上，各類(lèi)方法所確定的氮肥合理施用量都有一定的前置條件，而這些前置條件都是根據(jù)已有經(jīng)驗(yàn)設(shè)定的，所以在合理施氮量的實(shí)際應(yīng)用過(guò)程中，詳細(xì)的氮素管理細(xì)則還要根據(jù)目標(biāo)產(chǎn)量、氮肥類(lèi)型、種植結(jié)構(gòu)、土壤肥力、氣象現(xiàn)狀等因素適當(dāng)調(diào)整。可見(jiàn)，“4R”養(yǎng)分管理并不能作為單一措施而獨(dú)立存在，僅靠“4R”養(yǎng)分管理還不能取得最佳經(jīng)濟(jì)、環(huán)境和社會(huì)效益，一套正確的養(yǎng)分管理措施還需要一整套其他的生產(chǎn)和保護(hù)性管理技術(shù)輔助才能取得成功。

總之，在其他因素基本穩(wěn)定的情況下，“4R”養(yǎng)分管理可以成為農(nóng)田管理的核心技術(shù)，氮肥類(lèi)型、施氮量、施氮時(shí)期和施氮位置要統(tǒng)籌兼顧、不可偏廢。需要強(qiáng)調(diào)的是，確定合理施氮量始終是優(yōu)化養(yǎng)分管理的關(guān)鍵和切入點(diǎn)，并且以往所說(shuō)的合理施氮狹義上指的就是施氮總量的合理性，或者說(shuō)合理施氮量已經(jīng)默認(rèn)了氮肥類(lèi)型、施氮時(shí)期和施氮位置的最佳狀態(tài)。

1.2 中國(guó)氮肥施用現(xiàn)狀及存在的問(wèn)題

改革開(kāi)放以來(lái)，隨著中國(guó)化肥工業(yè)和肥料進(jìn)出口貿(mào)易的發(fā)展，氮肥施用為中國(guó)糧食持續(xù)增產(chǎn)做出了重要貢獻(xiàn)。中國(guó)糧食產(chǎn)量由1979年的3.32億噸增加到2015年的6.21億噸，單產(chǎn)也從2 237 kg·hm-2增加到3 735 kg·hm-2。2015年，中國(guó)氮肥用量2 688萬(wàn)噸，單位播種面積氮肥（162 kg·hm-2）施用量均遠(yuǎn)高于世界平均用量（74 kg·hm-2）[25]。當(dāng)前中國(guó)農(nóng)資市場(chǎng)上傳統(tǒng)的氮肥種類(lèi)主要有銨態(tài)氮肥、硝態(tài)氮肥和酰胺態(tài)氮肥三大類(lèi)，銨態(tài)氮肥是含有銨根離子或氨的化合物，硝態(tài)氮肥是含有硝酸根離子的化合物；酰胺態(tài)氮肥主要是尿素，這是固態(tài)氮肥中含氮量最高的優(yōu)質(zhì)肥料，也是肥料市場(chǎng)最主要的氮肥類(lèi)型。除了傳統(tǒng)氮肥，隨著科技進(jìn)步，可以在土壤中緩慢釋放養(yǎng)分的緩效、緩釋或控釋氮肥逐漸應(yīng)用到農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中；此外，為實(shí)現(xiàn)平衡施肥、提高肥料利用率，含氮復(fù)合肥生產(chǎn)量和施用量越來(lái)越多。隨著畜牧養(yǎng)殖業(yè)的發(fā)展和堆肥工藝的進(jìn)步，成品有機(jī)肥也出現(xiàn)在農(nóng)資市場(chǎng)上，雖然其氮素含量不高，但有利于形成腐殖質(zhì)、改良土壤、抑制病蟲(chóng)害、提高作物品質(zhì)。

氮肥過(guò)量或不合理施用導(dǎo)致中國(guó)糧食作物氮肥利用率遠(yuǎn)低于世界平均水平[10]，尤其近30年來(lái)，中國(guó)氮肥的當(dāng)季利用率明顯下降，農(nóng)業(yè)部公布的中國(guó)2015年水稻、玉米、小麥三大糧食作物的當(dāng)季氮肥利用率為33%，進(jìn)入國(guó)際上公認(rèn)的適宜范圍，而低于世界糧食作物平均氮肥利用率水平[5,26-28]。已有研究表明，中國(guó)每季小麥、玉米和水稻的氮肥推薦量范圍大致為150—250 kg·hm-2，蔬菜大致為150—300 kg·hm-2，果園大致為150—250 kg·hm-2，其他作物大致為50—150 kg·hm-2，然而將這些推薦施氮量范圍應(yīng)用到全國(guó)，則過(guò)量施氮、合理施氮和施氮不足面積分別占播種面積的20%、70%、10%[29]。并且，氮肥施用存在較大的區(qū)域差異，東部地區(qū)單位平均施氮量高于中西部地區(qū)，東部沿海農(nóng)戶(hù)的實(shí)際施氮量遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過(guò)了每種作物的推薦施氮量和全國(guó)尺度的平均施氮量[30]，這就導(dǎo)致東部地區(qū)農(nóng)田氮素盈余量較大[31]。

中國(guó)人均耕地面積少、土地質(zhì)量不均勻，為保證公平，每家每戶(hù)所擁有的土地可能分散在不同地方，但農(nóng)戶(hù)在實(shí)際種植過(guò)程中通常采取相同或相似的農(nóng)田管理方式，為盡可能的獲得高產(chǎn)，農(nóng)戶(hù)過(guò)于重視氮肥的施用，因此導(dǎo)致田塊尺度的氮肥總量普遍較高。尤其是當(dāng)前中國(guó)城鎮(zhèn)化進(jìn)程加快，農(nóng)業(yè)種植收入占家庭收入的比例相對(duì)較小、農(nóng)資成本在家庭總收入中占比較低，再加上缺乏適當(dāng)?shù)氖┑獧C(jī)械，所以農(nóng)戶(hù)更喜歡省時(shí)省工的“大水大肥”、“一炮轟”等施氮方式[30]。為了提高作物出苗或促進(jìn)作物吸氮，無(wú)論是基肥氮還是追肥氮，農(nóng)戶(hù)大都選擇在降雨前施用，或在施用后灌溉，誠(chéng)然這是一種水肥高效利用的方法，但實(shí)際操作過(guò)程中，水肥配合不恰當(dāng)往往導(dǎo)致了水分利用率和養(yǎng)分利用均較低。氮肥過(guò)量施用且利用率不高的連帶效應(yīng)就是對(duì)環(huán)境的污染風(fēng)險(xiǎn)[32]。朱兆良[33]在總結(jié)國(guó)內(nèi)土壤氮素研究結(jié)果的基礎(chǔ)上，對(duì)中國(guó)農(nóng)田中化肥氮的去向進(jìn)行了初步估計(jì)，認(rèn)為通過(guò)氨揮發(fā)、表觀硝化-反硝化、淋溶、徑流等途徑損失的氮量約52%，雖然其結(jié)論存在很大的不確定性，但總的來(lái)看，在中國(guó)主要糧食產(chǎn)區(qū)，氮肥利用率較低、損失率較高是無(wú)疑的。

1.3 合理施氮量的確定

為了維持作物高產(chǎn)并緩解農(nóng)戶(hù)過(guò)量施氮造成的環(huán)境問(wèn)題，確定合理施氮量是最有效的方法之一。最具代表性的是，歐盟為保障地下水水質(zhì)安全而制定了硝酸鹽法案（Nitrate Directive），其中限定了農(nóng)戶(hù)施氮量上限（有機(jī)肥氮＜170 kg·hm-2），但此類(lèi)法案的制定必須有充足的科學(xué)依據(jù)[34-35]，換言之，必須保證所確定的施氮量至少不能導(dǎo)致地下水污染，而目前中國(guó)缺乏此類(lèi)研究。諸多研究已對(duì)氮肥的合理施用進(jìn)行了探索[22,36-38]，也找到了很多用于指導(dǎo)施氮的指標(biāo)，如產(chǎn)量、經(jīng)濟(jì)效益、作物吸氮量、環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)對(duì)比、氮素平衡點(diǎn)、葉綠素含量等。

實(shí)踐中，最常見(jiàn)的農(nóng)田施氮量確定方法主要有三類(lèi)[39]：通過(guò)作物生育期土壤和作物測(cè)試確定各生育階段施氮量的測(cè)試類(lèi)方法、基于作物收獲后的施氮量-產(chǎn)量（或經(jīng)濟(jì)效益、環(huán)境效益等）效應(yīng)函數(shù)確定合理施氮量的田間試驗(yàn)類(lèi)方法、根據(jù)作物-土壤系統(tǒng)氮素的輸入與輸出平衡關(guān)系計(jì)算的氮肥施用量[20]。這三類(lèi)方法所確定的合理施氮量以保障作物正常生長(zhǎng)、優(yōu)質(zhì)高產(chǎn)、氮素高效利用等農(nóng)學(xué)效應(yīng)為出發(fā)點(diǎn)，例如文獻(xiàn)中最常見(jiàn)的以實(shí)現(xiàn)作物高產(chǎn)為目的所確定的最高產(chǎn)量施氮量（即最高產(chǎn)量施氮量，低于這一施氮量，糧食產(chǎn)量降低），雖然這些方法可對(duì)不同施氮量的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行對(duì)比，但并不能直接用于確定環(huán)境排放或污染的臨界施氮量（高于這一施氮量，恰好產(chǎn)生環(huán)境污染），如施氮量-氨揮發(fā)效應(yīng)曲線(xiàn)呈直線(xiàn)或指數(shù)關(guān)系，雖然眾所周知氨揮發(fā)量越少越好，但卻不能明確導(dǎo)致氨揮發(fā)環(huán)境污染的施氮量突變點(diǎn)。

隨著農(nóng)田氮素?fù)p失帶來(lái)的環(huán)境問(wèn)題及公眾對(duì)環(huán)境的關(guān)注，合理施氮量確定方法也從以往首先考慮農(nóng)學(xué)或經(jīng)濟(jì)效益轉(zhuǎn)向首先考慮環(huán)境效益，也就是第四類(lèi)施氮量確定方法，即根據(jù)環(huán)境效應(yīng)直接確定環(huán)境臨界施氮量。農(nóng)田氮素環(huán)境指標(biāo)包括淋溶氮、徑流氮、氨揮發(fā)、氧化亞氮等，各指標(biāo)之間相互關(guān)聯(lián)、相互影響，實(shí)際監(jiān)測(cè)過(guò)程中難以全面兼顧所有指標(biāo)。因此，若想從氮素環(huán)境效應(yīng)角度直接確定施氮量，需要選擇一個(gè)合理的氮素環(huán)境指標(biāo)作為切入點(diǎn)。

2 國(guó)內(nèi)外常見(jiàn)的氮肥合理施用量推薦方法

2.1 基于土壤測(cè)試的推薦施氮方法

基于土壤-作物測(cè)試的推薦施氮方法是指在作物關(guān)鍵生育期間，通過(guò)測(cè)試土壤或植株氮素含量判斷所施用的氮素是否合理，進(jìn)而調(diào)整施氮策略，是當(dāng)前提高氮肥利用率、減少氮素?fù)p失的最先進(jìn)推薦方法[40]。這類(lèi)方法多從滿(mǎn)足作物全生育期或某一階段養(yǎng)分需求的農(nóng)學(xué)角度指導(dǎo)氮肥實(shí)時(shí)施用，而不局限于每年的施氮量必須相同。此類(lèi)方法可以指導(dǎo)何時(shí)施氮，確定經(jīng)驗(yàn)施氮量，可能間接緩解了環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)，但并未直接考慮氮肥施用的環(huán)境效應(yīng)[37-38]，其代表性方法包括葉綠素測(cè)定儀[41]、土壤-作物系統(tǒng)綜合管理[42]、推薦施肥專(zhuān)家系統(tǒng)[43]等。

農(nóng)業(yè)研究和生產(chǎn)中常用的葉綠素儀是日本生產(chǎn)的手持式土壤、作物分析儀器開(kāi)發(fā)（Soil and Plant Analyzer Development，SPAD），可以非破壞性地、快速地、較精確地測(cè)量葉片葉綠素相對(duì)含量，并以此診斷作物氮素營(yíng)養(yǎng)狀況，在作物關(guān)鍵生育期測(cè)定SPAD值，若表現(xiàn)出缺氮特征則指導(dǎo)后期追施氮肥，這一方法應(yīng)用的關(guān)鍵在于確定不同作物、不同生育期、不同管理模式下的SPAD臨界值[44-45]。

土壤-作物系統(tǒng)綜合管理根據(jù)作物不同生育時(shí)期土壤供氮能力和目標(biāo)產(chǎn)量需氮量確定不同生育階段作物氮素需求[42]，通過(guò)根系氮素實(shí)時(shí)調(diào)控實(shí)現(xiàn)作物氮素分期管理，滿(mǎn)足各生育期養(yǎng)分需求（圖1）。該方法確定的施氮量在年際間、田塊間可能顯著差異，這主要是因?yàn)橥寥赖毓?yīng)能力在年際間和田塊間均存在變異性。

圖1 根層土壤氮素實(shí)時(shí)調(diào)控管理[11]

推薦施肥系統(tǒng)是農(nóng)田測(cè)試結(jié)果與計(jì)算機(jī)信息技術(shù)的結(jié)合，如Nutrient expert推薦施肥專(zhuān)家系統(tǒng)，該系統(tǒng)在農(nóng)戶(hù)回答一些簡(jiǎn)單問(wèn)題后就能給出基于作物栽培管理措施的推薦施肥套餐，農(nóng)戶(hù)所回答的問(wèn)題包括農(nóng)戶(hù)產(chǎn)量、農(nóng)戶(hù)管理措施、土壤肥力指標(biāo)、當(dāng)季或上季作物施肥，所推薦的參數(shù)包括目標(biāo)產(chǎn)量、種植密度、各類(lèi)純養(yǎng)分用量、市場(chǎng)常見(jiàn)化學(xué)用量，同時(shí)可以給出作物生長(zhǎng)期間推薦施肥時(shí)間和次數(shù)[46]，盡管所得結(jié)果客觀上有利于降低氮素施用環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，但該系統(tǒng)推薦施肥的主要依據(jù)還是作物產(chǎn)量反應(yīng)和農(nóng)學(xué)效率。

2.2 基于氮肥施用效應(yīng)函數(shù)的推薦施氮方法

氮肥施用的最主要目的就是為了實(shí)現(xiàn)作物高產(chǎn)，以田間氮肥用量試驗(yàn)為基礎(chǔ)建立施氮量與產(chǎn)量的效應(yīng)方程（一元二次方程或線(xiàn)性加平臺(tái)方程），可以通過(guò)產(chǎn)量拐點(diǎn)確定最高產(chǎn)量施氮量（圖2），類(lèi)似的，通過(guò)施氮量與作物吸氮量、經(jīng)濟(jì)效益等指標(biāo)之間的效應(yīng)方程也可以通過(guò)曲線(xiàn)拐點(diǎn)確定基于不同指標(biāo)的最佳施氮量。此類(lèi)方法并未直接考慮氮肥施用的環(huán)境效應(yīng)，其優(yōu)勢(shì)是可以通過(guò)明顯的拐點(diǎn)或突變點(diǎn)確定合理施氮量[22,36]，但所推薦的施氮量必須以前幾年的試驗(yàn)為基礎(chǔ)，鑒于年際間氣候條件和田間管理等自然因素和人為因素可能存在的差異，其在時(shí)間和空間上的適用性可能會(huì)受到一定限制，然而，該方法仍然是當(dāng)前推薦施氮量的常用方法。

除氮肥施用的農(nóng)學(xué)效應(yīng)和經(jīng)濟(jì)效益以外，氮肥施用與氨揮發(fā)、氧化亞氮排放、氮淋溶、氮徑流等氮素環(huán)境指標(biāo)也可以建立效應(yīng)方程（圖3），但該類(lèi)方程多呈直線(xiàn)或指數(shù)函數(shù)形式[11]，因此，此類(lèi)函數(shù)僅可用于不同施氮量之間的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)對(duì)比，盡管據(jù)此可以確定一個(gè)環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)相對(duì)較低的施氮量[47-48]，但無(wú)法明確環(huán)境污染拐點(diǎn)或突變點(diǎn)（圖3），即無(wú)法明確所推薦的施氮量是否直接導(dǎo)致了環(huán)境污染，換言之，以氮素環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)為基礎(chǔ)難以直接確定推薦施氮量。因此，隨著氮素?fù)p失所造成的環(huán)境惡化及公眾對(duì)環(huán)境的關(guān)注，確定施氮量的方法必須從以往單一考慮產(chǎn)量或經(jīng)濟(jì)效益轉(zhuǎn)向綜合考慮產(chǎn)量和環(huán)境效益，這一理念下，量化氮素環(huán)境效應(yīng)的途徑有間接法和直接法。間接法：將氮素排放的污染物換算為污染治理成本，這就將環(huán)境問(wèn)題轉(zhuǎn)化成了經(jīng)濟(jì)問(wèn)題，從而形成施氮量與經(jīng)濟(jì)效益（扣除環(huán)境治理成本）的效應(yīng)關(guān)系[22,49]，進(jìn)而明確施氮量拐點(diǎn)；直接法：若能在氮肥施用的環(huán)境效應(yīng)曲線(xiàn)上劃出一個(gè)限值（圖3），其對(duì)應(yīng)的施氮量則可認(rèn)為是施氮量突變點(diǎn)。但如何在氮肥環(huán)境效應(yīng)曲線(xiàn)上劃定限值就成為一個(gè)難點(diǎn)。

圖2 氮肥施用與產(chǎn)量、吸氮量或經(jīng)濟(jì)效益之間的效應(yīng)曲線(xiàn)

圖3 氮肥施用的產(chǎn)量效應(yīng)和環(huán)境效應(yīng)雙曲線(xiàn)

2.3 基于氮素輸入輸出平衡的推薦施氮方法

一般情況下，氮肥只有施用于土壤中才能被作物吸收，氮素?fù)p失也主要發(fā)生在土壤與空氣或水體的界面上，因此，將作物-土壤看成一個(gè)穩(wěn)定的綜合生態(tài)系統(tǒng)，當(dāng)系統(tǒng)中氮素的輸入輸出保持平衡時(shí)對(duì)環(huán)境的影響最小。國(guó)內(nèi)外農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中普遍采用氮素平衡管理的概念來(lái)推薦施氮量或評(píng)價(jià)氮肥肥效[20]，實(shí)際上，上述兩類(lèi)方法中也含有氮素平衡施用的理念，如第一類(lèi)方法中的根層土壤氮素實(shí)時(shí)調(diào)控實(shí)現(xiàn)了作物各生育階段的氮素平衡，第二類(lèi)方法中的施氮量-吸氮量效應(yīng)方程體現(xiàn)了作物生長(zhǎng)過(guò)程的氮素表觀平衡。區(qū)別在于，第一類(lèi)以作物生育期間實(shí)時(shí)調(diào)控為基礎(chǔ)，第二類(lèi)以作物生長(zhǎng)吸氮經(jīng)驗(yàn)反饋為基礎(chǔ)。

農(nóng)田作物-土壤生態(tài)系統(tǒng)中，氮素輸入項(xiàng)主要有干濕沉降、灌溉攜帶、種子攜帶、種前土壤殘留、生育期土壤供應(yīng)、共生固氮、化肥、有機(jī)肥、秸稈還田等，其中，多數(shù)地區(qū)農(nóng)田氮素來(lái)源主要為化肥、有機(jī)肥和秸稈，這三種氮素構(gòu)成農(nóng)田外源氮，其他類(lèi)氮素可統(tǒng)歸為農(nóng)田本底氮。氮素輸出項(xiàng)包括作物吸收、氨揮發(fā)、硝化-反硝化、根層淋溶、徑流出田、收獲后土壤殘留。理論上，按照物質(zhì)守恒定律，若要維持土壤氮素平衡，則氮素輸入應(yīng)等于氮素輸出，據(jù)此則可確定化肥氮的投入量。然而，氮平衡計(jì)算過(guò)程中，某些氮指標(biāo)需要在作物生長(zhǎng)過(guò)程中測(cè)定，某些氮指標(biāo)需要利用前些年的監(jiān)測(cè)結(jié)果，并且所涉及到的計(jì)算項(xiàng)目過(guò)多，這就導(dǎo)致其自身誤差和不確定性可能較大。

深刻分析作物-土壤系統(tǒng)氮素平衡所涉及的氮素指標(biāo)及其相互關(guān)系，在中國(guó)目前的施肥技術(shù)條件下，推薦施氮量也可以約等于作物地上部氮素?cái)y出量（中國(guó)專(zhuān)利號(hào)：ZL 201010548476. 0），部分田間試驗(yàn)和同位素示蹤試驗(yàn)也證實(shí)了這一方法的合理性和適用性[20]。這種簡(jiǎn)化的推薦施氮公式為確定施氮量提供了新思路，然而，中國(guó)農(nóng)業(yè)區(qū)域跨度大，氣象條件、土壤供氮能力等均存在差異，因此，如何精確確定某一地塊作物目標(biāo)產(chǎn)量和作物氮素含量從而計(jì)算作物地上部氮素?cái)y出量仍不是單個(gè)農(nóng)戶(hù)能解決的，并且長(zhǎng)期采用該方法對(duì)土壤、作物和環(huán)境的實(shí)際影響也有待試驗(yàn)驗(yàn)證。

2.4 基于淋溶水硝態(tài)氮超標(biāo)臨界值的推薦施氮方法

在中國(guó)關(guān)于環(huán)境問(wèn)題的法律、法規(guī)和標(biāo)準(zhǔn)中，尚無(wú)直接針對(duì)氮肥施用環(huán)境污染的限制性規(guī)定，但也可以從中找到一些與氮素相關(guān)的指標(biāo)，如中國(guó)《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB/T 14848—2017）》將硝態(tài)氮含量作為重要的水質(zhì)分類(lèi)指標(biāo)之一，其中，以人體健康基準(zhǔn)值為依據(jù)（NO3--N濃度≤20 mg·L-1）的III類(lèi)水，是集中式生活飲用水水源及工農(nóng)業(yè)用水的最低標(biāo)準(zhǔn)，這與國(guó)內(nèi)外相關(guān)的地表水和飲用水標(biāo)準(zhǔn)有所不同。中國(guó)《地表水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》、美國(guó)和世界衛(wèi)生組織都將飲用水硝態(tài)氮含量標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定為10 mg·L-1，而歐盟規(guī)定飲用水中的硝態(tài)氮不得超過(guò)11.6 mg·L-1，但考慮地下水與地表水的不同、以及中國(guó)地下水利用現(xiàn)狀，因此，本文選擇20 mg·L-1作為地下水硝態(tài)氮含量是否超標(biāo)的最低標(biāo)準(zhǔn)。當(dāng)然，在農(nóng)田實(shí)踐中，所采用的硝態(tài)氮含量標(biāo)準(zhǔn)可以根據(jù)特定田塊的土地利用方式進(jìn)行調(diào)整。研究表明，農(nóng)田地下水硝態(tài)氮含量超標(biāo)主要是由氮肥過(guò)量施用后的淋失造成的[13,50]，據(jù)此可將農(nóng)田氮肥施用與地下水水質(zhì)關(guān)聯(lián)起來(lái)。若以硝態(tài)氮含量20 mg·L-1作為根區(qū)淋失水的氮含量上限，其與水分淋失通量的乘積可作為農(nóng)田允許最大硝態(tài)氮淋失量，即可在氮素淋失效應(yīng)曲線(xiàn)上找到其對(duì)應(yīng)施氮量作為地下水硝態(tài)氮超標(biāo)臨界施氮量（圖4），進(jìn)而評(píng)價(jià)所確定的臨界施氮量是否存在減產(chǎn)風(fēng)險(xiǎn)。

圖4 基于施氮量-氮素淋失效應(yīng)曲線(xiàn)確定淋溶水硝態(tài)氮超標(biāo)臨界施氮量（其中，農(nóng)田允許最大硝態(tài)氮淋失量=水分淋失通量×硝態(tài)氮含量標(biāo)準(zhǔn)）

為了評(píng)估多年尺度的、不同氣象條件下的氮肥淋失特征和產(chǎn)量效果，在實(shí)地監(jiān)測(cè)的基礎(chǔ)上，氮循環(huán)機(jī)理模型不斷被應(yīng)用于氮肥施用效果評(píng)價(jià)，如SWAT、DSSAT、LEACHM、DNDC等，其中DNDC模型參數(shù)更易獲取、操作方便，適用于分析點(diǎn)位和區(qū)域尺度的農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)碳氮循環(huán)，其農(nóng)田氮素淋失模擬能力較強(qiáng)[51-52]，可模擬、預(yù)測(cè)不同氣象、土壤、作物管理?xiàng)l件下的氮素動(dòng)態(tài)變化（以天為步長(zhǎng)），并且經(jīng)過(guò)驗(yàn)證的模型可通過(guò)情景分析探索兼顧產(chǎn)量效益和環(huán)境效益的優(yōu)化農(nóng)田管理措施[53]。已有研究對(duì)華北平原典型農(nóng)田2007—2012年的大型滲漏池監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)進(jìn)行了初步分析和方法探索[23]，根據(jù)水分淋失通量和地下III類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)計(jì)算了農(nóng)田允許最大硝態(tài)氮淋失量，利用DNDC模型模擬了連續(xù)多年度的硝態(tài)氮淋失通量和作物產(chǎn)量，初步明確農(nóng)田淋溶水硝態(tài)氮超標(biāo)臨界施氮量為240 kg·hm-2，只要施氮量不超過(guò)這一限制，就不會(huì)造成地下水硝態(tài)氮超標(biāo)；同時(shí)，施氮量—產(chǎn)量響應(yīng)曲線(xiàn)顯示，保障最高作物產(chǎn)量的施氮量是180 kg·hm-2，從而構(gòu)成兼顧作物產(chǎn)量和淋溶水水質(zhì)安全的施氮空間（180 kg·hm-2，240 kg·hm-2），因此，現(xiàn)有條件下所確定的農(nóng)田臨界施氮量并不會(huì)導(dǎo)致作物減產(chǎn)（圖5）。然而，該研究并不全面，未闡明農(nóng)田允許最大施氮量等于或低于作物最佳產(chǎn)量施氮量的情況，未區(qū)分不同降雨年型對(duì)農(nóng)田允許最大施氮量的影響，未明確所得結(jié)果在其他區(qū)域的適用性，也未闡明由于區(qū)域土壤、氣候差異對(duì)所得結(jié)果的影響程度，這都需要在以后的研究工作中持續(xù)關(guān)注，也是未來(lái)研究的重點(diǎn)。

圖5 施氮量-產(chǎn)量和施氮量-硝態(tài)氮淋失量效應(yīng)雙曲線(xiàn)（每個(gè)點(diǎn)均為多年連續(xù)結(jié)果的平均值）

理論上，淋溶水硝態(tài)氮超標(biāo)臨界施氮量對(duì)產(chǎn)量的影響可能存在3種形式（圖6）：當(dāng)臨界施氮量等于或高于最高產(chǎn)量施氮量時(shí)，則所確定的臨界施氮量無(wú)產(chǎn)量風(fēng)險(xiǎn)，但當(dāng)臨界施氮量低于最高產(chǎn)量施氮量時(shí)，則所確定的臨界施氮量存在產(chǎn)量風(fēng)險(xiǎn)，必須進(jìn)一步探索相應(yīng)的產(chǎn)量風(fēng)險(xiǎn)解決方案（如降低目標(biāo)產(chǎn)量、調(diào)整土地利用方式等）。然而，此類(lèi)研究思路往往由于農(nóng)田淋溶監(jiān)測(cè)難度、年限和方法的限制，使得水分淋失通量和氮素淋失曲線(xiàn)都難以明確。

確定農(nóng)田淋溶水硝態(tài)氮超標(biāo)臨界施氮量的關(guān)鍵是明確水分淋失通量。滲濾、抽濾等土壤溶液原位采集技術(shù)是農(nóng)田淋失監(jiān)測(cè)常用的方法，滲濾池監(jiān)測(cè)技術(shù)早在19世紀(jì)初就應(yīng)用到了氮素淋失研究中[54]，此后經(jīng)過(guò)上百年的實(shí)踐，目前已經(jīng)形成了土鉆采樣化驗(yàn)、模擬土柱、溶液抽濾、溶液滲濾、離子交換樹(shù)脂等多種氮素遷移淋失的監(jiān)測(cè)方法[55]。眾多方法中，以承接土壤滲濾溶液為主的大型滲漏池，其監(jiān)測(cè)土體之間互不干擾、出水穩(wěn)定、覆蓋面積大，能夠收集監(jiān)測(cè)土體內(nèi)全部滲濾液，且適于長(zhǎng)期定位監(jiān)測(cè)，但安裝技術(shù)要求高、工程量大且費(fèi)用高昂，因而此類(lèi)監(jiān)測(cè)裝置在中國(guó)應(yīng)用較少[55-56]。本質(zhì)上，農(nóng)田淋失是土壤與降水或灌溉水相互作用的過(guò)程，降雨和灌溉是淋失的主要驅(qū)動(dòng)力，氮素是隨水流動(dòng)的溶質(zhì)，然而，并不是每次降雨或灌溉都會(huì)導(dǎo)致農(nóng)田淋失。從單次淋失事件來(lái)看，灌溉或降雨尤其是強(qiáng)降雨條件下[57]，上層土壤水分飽和時(shí)，氮素隨水分向下淋溶，直至淋失出根區(qū)而最終進(jìn)入地下水[58]；而從長(zhǎng)年尺度來(lái)看，少雨季節(jié)或干旱年份，氮素首先在土壤中大量積累，遇降雨季節(jié)或多雨年份時(shí)，土壤累積的氮素才會(huì)隨水大量淋失，因此，即使相同施氮條件下，氮素淋失通量也存在較大的年際差異[23]。由于淋失監(jiān)測(cè)方法和技術(shù)的限制，目前的研究監(jiān)測(cè)年限普遍較短[59-60]，而對(duì)長(zhǎng)時(shí)間尺度的淋失監(jiān)測(cè)相對(duì)較少，這就難以區(qū)分不同降雨年型的水分和氮素淋失通量變化及其年際差異，進(jìn)而也導(dǎo)致從年際尺度上基于地下水質(zhì)保護(hù)確定的臨界施氮量可能并不適用于所用年份。此外，氮素施用時(shí)期和施用方法與氮素淋失發(fā)生風(fēng)險(xiǎn)和作物產(chǎn)量密切相關(guān)，因而所確定的農(nóng)田臨界施氮總量在作物生育期間如何分配也有待深入研究。

圖6 農(nóng)田硝態(tài)氮超標(biāo)臨界施氮量與最高產(chǎn)量施氮量間的可能關(guān)系

Fig. 6 Probable relationships between critical nitrogen and nitrogen rate of highest yield in farmland

3 結(jié)語(yǔ)

中國(guó)人口眾多，而可耕土地面積相對(duì)較少，隨著計(jì)劃生育政策的調(diào)整，糧食壓力必將持續(xù)增加，為了滿(mǎn)足日益增長(zhǎng)的糧食需求，土地不但面臨著長(zhǎng)期復(fù)種不休耕的壓力，大量農(nóng)藥、化肥尤其是氮肥的投入，也將導(dǎo)致土壤質(zhì)量和農(nóng)田環(huán)境質(zhì)量不斷下降。理論上，最佳狀態(tài)是所施用氮素恰好滿(mǎn)足作物生長(zhǎng)需求，但100%的氮素利用率是不可能的，因此，找到資源投入、糧食產(chǎn)出與環(huán)境安全之間的平衡點(diǎn)至關(guān)重要，而確定氮肥合理施用量是其中最有效、最關(guān)鍵的環(huán)節(jié)之一。

現(xiàn)有各類(lèi)推薦施氮方法雖然切入點(diǎn)不同，但無(wú)論是以農(nóng)學(xué)效應(yīng)還是以環(huán)境效應(yīng)為衡量指標(biāo)，都具有充分的理論基礎(chǔ)，相關(guān)文獻(xiàn)報(bào)道也屢見(jiàn)不鮮，尤其是產(chǎn)量、經(jīng)濟(jì)效益、氮素平衡等都是常用的判定指標(biāo)。然而，對(duì)大多數(shù)農(nóng)戶(hù)來(lái)講，產(chǎn)量仍然是確定農(nóng)田施氮量最優(yōu)先的衡量標(biāo)準(zhǔn)，因此，不管何種施氮量推薦方法，無(wú)論首先關(guān)注農(nóng)學(xué)效應(yīng)還是首先考慮環(huán)境效應(yīng)，產(chǎn)量都是一個(gè)必須考量的指標(biāo)。在當(dāng)前環(huán)境問(wèn)題尤其是農(nóng)田面源污染日益凸顯的情況下，為了最大限度的防止由農(nóng)田施氮引起的地下水硝酸鹽污染，利用《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》限制農(nóng)田施氮量，為探索臨界施氮量提供了可能。

確定農(nóng)田合理施氮量是以“施氮總量”為切入點(diǎn)、“4R”優(yōu)化再優(yōu)化的動(dòng)態(tài)過(guò)程，還應(yīng)該注意到，氮肥過(guò)量施用對(duì)氮素氣態(tài)損失的影響也非常大，在當(dāng)前大氣污染以及溫室效應(yīng)愈發(fā)嚴(yán)峻的情況下，為了提高氮肥利用率并盡可能的降低各種形態(tài)的氮素?fù)p失，優(yōu)化或限制農(nóng)田施氮量、實(shí)施國(guó)家及區(qū)域氮素調(diào)控等實(shí)質(zhì)性措施勢(shì)在必行。

[1] ERISMAN J W, SUTTON M A, GALLOWAY J, KLIMONT Z, WINIWARTER W. How a century of ammonia synthesis changed the world., 2008, 1: 636-639.

[2] TILMAN D, FARGIONE J, WOLFF B, D'ANTONIO C, DOBSON A, HOWARTH R, SCHINDLER D, SCHLESINGER W H, SIMBERLOFF D, SWACKHAMER D. Forecasting agriculturally driven global environmental change., 2001, 292: 281-284.

[3] MISHIMA S I, TANIGUCHI S, KOHYAMA K, KOMADA M. Relationship between nitrogen and phosphate surplus from agricultural production and river water quality in two types of production structure., 2007, 53: 318-327.

[4] GALLOWAY J N, ABER J D, ERISMAN J W, SEITZINGER S P, HOWARTH R W, COWLING E B, COSBY B J. The nitrogen cascade., 2003, 53: 341-356.

[5] SUTTON M A, HOWARD C M, ERISMAN J W, BILLEN G, BLEEKER A, GRENNFELT P, VAN GRINSVEN H, GRIZZETTI B.. Cambridge：Cambridge University Press, 2011.

[6] CARPENTER S R, CARACO N F, CORRELL D L, HOWARTH R W, SHARPLEY A N, SMITH V H. Nonpoint pollution of surface waters with phosphorus and nitrogen., 1998, 8: 559-568.

[7] SUTTON M A, OENEMA O, ERISMAN J W, LEIP A, VAN GRINSVEN H, WINIWARTER W. Too much of a good thing., 2011, 472: 159-161.

[8] JU X T, XING G X, CHEN X P, ZHANG S L, ZHANG L J, LIU X J, CUI Z L, YIN B, CHRISTIE P, ZHU Z L, ZHANG F S. Reducing environmental risk by improving N management in intensive Chinese agricultural systems., 2009, 106: 3041-3046.

[9] LU D J, LU F F, PAN J X, CUI Z L, ZOU C Q, CHEN X P, HE M R, WANG Z L. The effects of cultivar and nitrogen management on wheat yield and nitrogen use efficiency in the North China Plain., 2015, 171: 157-164.

[10] 張福鎖, 王激清, 張衛(wèi)峰, 崔振嶺, 馬文奇, 陳新平, 江榮風(fēng). 中國(guó)主要糧食作物肥料利用率現(xiàn)狀與提高途徑. 土壤學(xué)報(bào), 2008, 45: 915-924.

ZHANG F S, WANG J Q, ZHANG W F, CUI Z L, MA W Q, CHEN X P, JIANG R F. Nutrient use efficiencies of major cereal crops in China and measures for improvement., 2008, 45: 915-924. (in Chinese)

[11] 朱兆良, 張福鎖. 主要農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)氮素行為與氮素高效利用的基礎(chǔ)研究. 北京: 科學(xué)出版社, 2010.

ZHU Z L, ZHANG F S.. Beijing: Science Press, 2010. (in Chinese)

[12] GUO J, LIU X, ZHANG Y, SHEN J, HAN W, ZHANG W, CHRISTIE P, GOULDING K, VITOUSEK P, ZHANG F. Significant acidification in major Chinese croplands., 2010, 327: 1008-1010.

[13] ZHANG W L, TIAN Z X, ZHANG N, LI X Q. Nitrate pollution of groundwater in northern China., 1996, 59: 223-231.

[14] 許晶玉. 山東省種植區(qū)地下水硝態(tài)氮污染空間變異及分布規(guī)律研究[D]. 長(zhǎng)沙: 中南大學(xué), 2011.

XU J Y. Spatial variability and distribution pattern of groundwater nitrate pollution in farming regions of Shandong Province[D]. Changsha: Central South University, 2011. (in Chinese)

[15] 劉宏斌, 李志宏, 張?jiān)瀑F, 張維理, 林葆. 北京平原農(nóng)區(qū)地下水硝態(tài)氮污染狀況及其影響因素研究. 土壤學(xué)報(bào), 2006, 43: 405-413.

LIU H B, LI H Z, ZHANG Y G, ZHANG W L, LIN B. Nitrate contamination of groundwater and its affecting factors in rural areas of Beijing plain., 2006, 43: 405-413. (in Chinese)

[16] LI S X, WANG Z H, HU T T, GAO Y J, STEWART B A. Nitrogen in dryland soils of China and its management., 2009, 101: 123-181.

[17] NOSENGO N. Fertilized to death., 2003, 425: 894-895.

[18] ALISON W. The British survey of fertiliser practice fertiliser use on farm crops for crop year 2015. https://www.gov.uk/government/ statistics/british-survey-of-fertiliser-practice-2015. 2016.

[19] MAGDOFF F, VAN ES H. Building soils for better crops. Sustainable Agriculture Research and Education (SARE). 2010.

[20] 巨曉棠. 理論施氮量的改進(jìn)及驗(yàn)證--兼論確定作物氮肥推薦量的方法. 土壤學(xué)報(bào), 2015, 52: 249-261.

JU X T. Improvement and validation of theoretical N rate (TNR) — Discussing the methods for N fertilizer recommendation., 2015, 52: 249-261. (in Chinese)

[21] 郭天財(cái), 宋曉, 馮偉, 馬冬云, 謝迎新, 王永華. 高產(chǎn)麥田氮素利用、氮平衡及適宜施氮量. 作物學(xué)報(bào), 2008, 34: 886-892.

GUO T C, SONG X, FENG W, MA D Y, XIE Y X, WANG Y H. Utilization and balance of bitrogen and proper application amount of nitrogen fertilizer in winter wheat in high-yielding regions., 2008, 34(5): 886-892. (in Chinese)

[22] XIA Y Q, YAN X Y. Ecologically optimal nitrogen application rates for rice cropping in the Taihu Lake region of China., 2012, 7: 33-44.

[23] ZHANG Y T, WANG H Y, LIU S, LEI Q L, LIU J, HE J Q, ZHAI L M, REN T Z, LIU H B. Identifying critical nitrogen application rate for maize yield and nitrate leaching in a Haplic Luvisol soil using the DNDC model., 2015, 514: 388-398.

[24] ROBERTS T. Right product, right rate, right time and right place the foundation of best management practices for fertilizer., 2007, 29.

[25] LU C, TIAN H. Global nitrogen and phosphorus fertilizer use for agriculture production in the past half century: shifted hot spots and nutrient imbalance., 2017, 9: 181.

[26] LADHA J K, PATHAK H, KRUPNIK T J, SIX J, VAN KESSEL C. Efficiency of fertilizer nitrogen in cereal production: Retrospects and prospects.2005, 87: 85-156.

[27] GOULDING K W T, POULTON P R, WEBSTER C P, HOWE M T. Nitrate leaching from the Broadbalk Wheat Experiment, Rothamsted, UK, as influenced by fertilizer and manure inputs and the weather., 2000, 16: 244-250.

[28] SEBILO M, MAYER B, NICOLARDOT B, PINAY G, MARIOTTI A. Long-term fate of nitrate fertilizer in agricultural soils., 2013, 110: 18185-18189.

[29] 張福鎖, 陳新平, 陳清. 中國(guó)主要作物施肥指南. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)出版社, 2009.

ZHANG F S, CHEN X P, CHEN Q.. Beijing: China Agricultural University Press, 2009. (in Chinese)

[30] 巨曉棠, 谷保靜. 我國(guó)農(nóng)田氮肥施用現(xiàn)狀、問(wèn)題及趨勢(shì). 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2014, 20: 783-795.

JU X T, GU B J. Status-quo, problem and trend of nitrogen fertilization in China., 2014, 20: 783-795. (in Chinese)

[31] JU X T, KOU C L, ZHANG F S, CHRISTIE P. Nitrogen balance and groundwater nitrate contamination: Comparison among three intensive cropping systems on the North China Plain., 2006, 143: 117-125.

[32] LIANG B, ZHAO W, YANG X Y, ZHOU J B. Fate of nitrogen-15 as influenced by soil and nutrient management history in a 19-year wheat-maize experiment., 2013, 144: 126-134.

[33] 朱兆良. 中國(guó)土壤氮素研究. 土壤學(xué)報(bào), 2008, 45: 778-783.

ZHU Z L. Research on soil nitrogen in China., 2008, 45: 778-783. (in Chinese)

[34] NEVENS F, REHEUL D. Agronomical and environmental evaluation of a long-term experiment with cattle slurry and supplemental inorganic N applications in silage maize., 2005, 22: 349-361.

[35] SCHRODER J J, NEETESON J J. Nutrient management regulations in The Netherlands., 2008, 144: 418-425.

[36] CUI Z L, CHEN X P, ZHANG F S. Development of regional nitrogen rate guidelines for intensive cropping systems in China., 2013, 105: 1411-1416.

[37] HOU P, GAO Q, XIE R Z, LI S K, MENG Q F, KIRKBY E A, ROMHELD V, MULLER T, ZHANG F S, CUI Z L, CHEN X P. Grain yields in relation to N requirement: Optimizing nitrogen management for spring maize grown in China., 2012, 129: 1-6.

[38] XU X P, HE P, QIU S J, PAMPOLINO M F, ZHAO S C, JOHNSTON A M, ZHOU W. Estimating a new approach of fertilizer recommendation across smallholder farms in China., 2014, 163: 10-17.

[39] 朱兆良. 推薦氮肥適宜施用量的方法論芻議. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2006, 12: 1-4.

ZHU Z L. On the methodology of recommendation for the application rate of chemical fertilizer nitrogen to crops., 2006, 12: 1-4. (in Chinese)

[40] CHEN X P, CUI Z L, VITOUSEK P M, CASSMAN K G, MATSON P A, BAI J S, MENG Q F, HOU P, YUE S C, ROMHELD V, ZHANG F S. Integrated soil-crop system management for food security., 2011, 108: 6399-6404.

[41] WU J, WANG D, ROSEN C J, BAUER M E. Comparison of petiole nitrate concentrations, SPAD chlorophyll readings, and QuickBird satellite imagery in detecting nitrogen status of potato canopies., 2007, 101: 96-103.

[42] CUI Z L, YUE S C, WANG G L, ZHANG F S, CHEN X P. In-season root-zone N management for mitigating greenhouse gas emission and reactive N losses in intensive wheat production., 2013, 47: 6015-6022.

[43] XU X, HE P, PAMPOLINO M F, LI Y, LIU S, XIE J, HOU Y, ZHOU W. Narrowing yield gaps and increasing nutrient use efficiencies using the Nutrient Expert system for maize in Northeast China., 2016, 194: 75-82.

[44] ESFAHANI M, ABBASI H R A, RABIEI B, KAVOUSI M. Improvement of nitrogen management in rice paddy fields using chlorophyll meter (SPAD)., 2008, 6: 181-188.

[45] SINGH B, SINGH Y, LADHA J K, BRONSON K F, BALASUBRAMANIAN V, SINGH J, KHIND C S. Chlorophyll meter-and leaf color chart-based nitrogen management for rice and wheat in Northwestern India., 2002, 94: 821-829.

[46] 何萍, 金繼運(yùn), F M, PAMPOLINO, M A, JOHNSTON. 基于作物產(chǎn)量反應(yīng)和農(nóng)學(xué)效率的推薦施肥方法. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2012, 18: 499-505.

HE P, JIN J Y, PAMPOLINO F M, JOHNSTON M A. Approach and decision support system based on crop yield response and agronomic efficiency., 2012, 18: 499-505. (in Chinese)

[47] SONG X Z, ZHAO C X, WANG X L, LI J. Study of nitrate leaching and nitrogen fate under intensive vegetable production pattern in northern China., 2009, 332: 385-392.

[48] MIN J, ZHAO X, SHI W M, XING G X, ZHU Z L. Nitrogen balance and loss in a greenhouse vegetable system in Southeastern China., 2011, 21: 464-472.

[49] WANG G L, YE Y L, CHEN X P, CUI Z L. Determining the optimal nitrogen rate for summer maize in China by integrating agronomic, economic, and environmental aspects., 2014, 11: 3031-3041.

[50] LIU M Z, SEYF-LAYE A S M, IBRAHIM T, GBANDI D B, CHEN H H. Tracking sources of groundwater nitrate contamination using nitrogen and oxygen stable isotopes at Beijing area, China., 2014, 72: 707-715.

[51] LI C S, FARAHBAKHSHAZAD N, JAYNES D B, DINNES D L, SALAS W, MCLAUGHLIN D. Modeling nitrate leaching with a biogeochemical model modified based on observations in a row-crop field in Iowa., 2006, 196: 116-130.

[52] LI H, WANG L G, QIU J J, LI C S, GAO M F, GAO C Y. Calibration of DNDC model for nitrate leaching from an intensively cultivated region of Northern China., 2014, 223: 108-118.

[53] DENG J, ZHOU Z X, ZHENG X H, LI C S. Modeling impacts of fertilization alternatives on nitrous oxide and nitric oxide emissions from conventional vegetable fields in southeastern China., 2013, 81: 642-650.

[54] MILLER N. The amounts of nitrogen, as nitrates, and chlorine in the drainage through uncropped and unmanured land., 1902, 18: 89-90.

[55] 劉宏斌, 鄒國(guó)元, 范先鵬, 劉申, 任天志. 農(nóng)田面源污染監(jiān)測(cè)方法與實(shí)踐. 北京: 科學(xué)出版社, 2015.

LIU H B, ZOU G Y, FAN X P, LIU S, REN T Z.. Beijing: Science Press, 2015. (in Chinese)

[56] 張亦濤, 王洪媛, 劉宏斌, 任天志. 基于大型滲漏池監(jiān)測(cè)的褐潮土農(nóng)田水、氮淋失特征. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 2016, 49: 110-119.

ZHANG Y T, WANG H Y, LIU H B, REN T Z. Characteristics of field water and nitrogen leaching in a Haplic Luvisol soil based on large lysimeter., 2016, 49: 110-119. (in Chinese)

[57] Di H J, Cameron K C, Moore S, Smith N P. Nitrate leaching and pasture yields following the application of dairy shed effluent or ammonium fertilizer under spray or flood irrigation: results of a lysimeter study., 1998, 14: 209-214.

[58] ARMOUR J D, NELSON P N, DANIELLS J W, RASIAH V, INMAN-BAMBER N G. Nitrogen leaching from the root zone of sugarcane and bananas in the humid tropics of Australia., 2013, 180: 68-78.

[59] SUN H J, LU H Y, CHU L, SHAO H B, SHI W M. Biochar applied with appropriate rates can reduce N leaching, keep N retention and not increase NH3 volatilization in a coastal saline soil., 2017, 575: 820-825.

[60] ROMERA A J, CICHOTA R, BEUKES P C, GREGORINI P, SNOW V O, VOGELER I. Combining restricted grazing and nitrification inhibitors to reduce nitrogen leaching on New Zealand dairy farms., 2017, 46: 72-79.

（責(zé)任編輯 李云霞）

Recommended Methods for Optimal Nitrogen Application Rate

ZHANG YiTao1, WANG HongYuan1, LEI QiuLiang1, ZHANG JiZong1, ZHAI LiMei1, REN TianZhi2, LIU HongBin1

(1Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences/ Key Laboratory of Nonpoint Source Pollution Control, Ministry of Agriculture, Beijing 100081;2Agro-Environmental Protection Institute, Ministry of Agriculture, Tianjin 300191)

In order to obtain high crop yield and low environmental nitrogen (N) pollution risk simultaneously, identifying the optimal N application rate is one of the most effective methods. Based on the theory of optimal N application and the present situation of N fertilizer application in China, we summarized the recommended methods for optimal N rate used in current research. The existing recommended methods for optimal N rate were soil nutrient regulation during crop growth, N application effect curve, balance of N input and output, and the critical N rate based on standard nitrate-N of leaching water from farmland. The first three methods, which focused on agronomy effect firstly and then assessed its environmental effect, were for the purpose of obtaining better agronomic benefits. All of these three methods were scientific and reasonable, which had proved their application in practice. The forth method focused on environmental effect firstly and then estimates its effect on yield intending to prevent nitrate pollution of groundwater, which could quantify the actual environmental effect of optimal N application rate. However, the critical N application rate of the forth method has some uncertainty because of many influencing factors, and its variation under different years, different regions and different soil types need be further studied.

optimal N application rate; agronomy effect; environmental effect; N rate for the highest yield; critical N rate based on standard nitrate-N

2017-10-11；

2018-01-15

國(guó)家自然科學(xué)基金（31701995, 31572208）、國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目（2016YFD0800101）、國(guó)家留學(xué)基金管理委員會(huì)創(chuàng)新型人才國(guó)際合作培養(yǎng)項(xiàng)目（2015-7169）、牛頓基金（BB/N013484/1）

張亦濤，E-mail：ytzhang1986@163.com。通信作者劉宏斌，E-mail：liuhongbin@caas.cn

10.3864/j.issn.0578-1752.2018.15.009