N₂O是主要的温室气体之一，其在大气中存留时间长，可参与光化学反应，并且可以在平流层催化臭氧消耗^[1]。大气N₂O浓度从工业化前270 nL·L^-1，增加到2011年的324 nL·L^-1[2]，每年以0.2%~0.3%的速率增长。浓度虽然仅为CO₂的1/1000，但N₂O单分子辐射增温潜势却是CO₂的296倍。联合国环境规划署于2013年11月21日发布的《削减一氧化二氮排放保护臭氧层和缓解气候变化》报告强调，N₂O温室效应的危害程度排名第三，如不采取任何行动，到2050年其平均浓度将增加83%，届时将成为21世纪破坏性最大的臭氧消耗物质。

农业生产是N₂O排放的主要来源。在自然条件下，土壤和海洋是N₂O的源和汇，大气中90%的N₂O来自于地表生物源，其中约70%来自土壤^[3]。土壤N₂O负排放是指大气中的N₂O通过被动扩散和对流方式进入土体、或通过反硝化作用还原为N₂、或同化成NH3的N₂O消耗过程^[4]。在当前全球变暖的压力下，虽然土壤N₂O负排放的研究开始得到重视，但对其影响因子以及产生机制还没有全面的系统阐述。本文以土壤N₂O的负排放现象及影响因子作为核心，对国内外关于土壤N₂O的吸收和固定、微生物消耗和转化等方面进行论述，将大气-土壤环境系统中N₂O的吸收-排放-转化有机结合，为深化土壤N₂O的消耗途径、作用机制的研究和尝试土壤N₂O负排放实践措施，进而控制和缓解温室效应提供指导。 1 N₂O负排放现象

国内外关于N₂O负排放现象的部分重要报道见表 1。Cohen^[5]较早提出N₂O负排放现象，在1978年观测到北太平洋东部热带地区海水中氧气浓度接近零时反硝化作用占优势，导致水体微生物对N₂O的消耗。Chapuis-Lardy等^[6] 于2007年明确指出当土壤N₂O还原量超过N₂O产生量时就表现出土壤N₂O负排放。随后，土壤N₂O负排放现象和产生条件受到越来越多的关注，Goldberg^[7] 提出在淹水或厌氧的环境条件可以产生土壤N₂O负排放，并且在较为干旱或好氧的条件下也可能发生土壤N₂O负排放^[7]。Wu等^[4]发现当土壤氮素含量较低时反硝化细菌可以利用N₂O代替NO₃^-作为电子受体被还原为N₂。Majeed等^[8]观测到木食性白蚁通过肠道中的反硝化细菌也可以吸收大气中的N₂O。Schlesinger^[9] 监测土壤N₂O平均吸收潜力为4 μg·m^-2·h^-1，并且在含水率较高的泥炭地、湿地等土壤生态系统中N₂O的吸收达到最大。Majumdar等^[10]报道了稻田N₂O的吸收量范围为0.13~1914 μg·m^-2·h^-1[11]。Audet等^[11] 发现在农业流域的沿河湿地N₂O的排放量为-44~122 mg·m^-2·h^-1，出现了湿地对N₂O的吸收。本文对土壤N₂O负排放过程的物理、化学和生物学作用条件和途径进行综合分析。

表 1 国内外N₂O 负排放现象相关报道 Table 1 References for N₂O consumption

表选项

作为一个整体系统，土壤与外界环境间存在物质的交换和能量的流动。土壤气体的扩散能力改变会影响土壤对N₂O的消耗。如在大气压和土壤含水率发生变化的时候导致大气N₂O通过物理扩散作用进入到土壤孔隙，出现土壤N₂O负排放。此外，土壤水或溶液对N₂O具有一定的溶解度，如在25 ℃和101.3 kPa条件下水中溶解度是5.9 mL·L^-1，因此在土壤水或溶液含量变化时可以导致溶解的N₂O含量发生改变。稻田监测结果表明田面水中含有一定浓度的N₂O，并可以应用顶部空间法测定N₂O溶解量^[8]。 2.2 化学途径

pH值较低的酸性土壤可以通过化学反硝化过程产生N₂O，该过程在有机物（如胺）和金属离子（Fe²⁺和Cu²⁺）的参与下，在NH₄⁺氧化为NO₂^-或NO₂^-自身的氧化过程中，如NH₂OH的分解均会产生氮氧化合物，分解产物通常是NO，也有部分N₂O和N₂^[13]。从热力学的角度来说，Fe²⁺可在酸性条件将NO₂^-还原为N₂和N₂O等^[14]，而Cu²⁺不仅能够加快反应速率，还会影响产物生成量。当Fe²⁺/NO₂^-为8时，Cu²⁺浓度从1 mg·L^-1增加至10 mg·L^-1，N₂O的生成量保持稳定而N₂的产生量增加，说明Cu²⁺能催化N₂O进一步被还原为N₂^[15]。由此推断在此过程中，土壤中原有的N₂O也有可能参与还原反应形成N₂^[16]。 2.3 生物途径及其影响因素

生物学途径是造成土壤N₂O负排放的最主要原因，有别于物理途径对N₂O暂存和溶解，与化学途径相同均是对土壤中的N₂O的消耗，只是生物途径对N₂O的消耗通常比化学途径要强烈。生物途径消耗土壤N₂O有两条途径：一是N₂O通过土壤反硝化过程还原为N₂；二是N₂O通过同化作用还原为NH₄⁺。Yamazaki等^[17]发现Azotobater vinelandiike通过同化作用可以将N₂O还原为NH₄⁺，同位素试验研究证明土壤中存在少量N₂O转化为NH₄⁺的过程^[18]，但目前对第二种途径缺乏研究和试验依据。在反硝化过程中主要存在以下3种途径：

（1）反硝化细菌的厌氧反硝化作用（Denitrification），在厌氧或淹水环境下土壤反硝化细菌将NO₃^-、NO₂^-、NO、N₂O依次还原，在该过程中N₂O可被消耗。

（2）好氧异养硝化细菌的反硝化作用（Aerobic denitrification by heterotrophic nitrifiers），在好氧条件下土壤中某些异养硝化细菌（如Pseudomonas denitrificans）既可以发生硝化作用也可以发生反硝化作用，可将NO₃^-、NO₂^-、NO、N₂O、N₂依次还原，该过程中N₂O被消耗。

（3）硝化细菌反硝化作用（Nitrifier denitrification），将无机NH₄⁺、NH₂OH进行铵氧化作用生成NO₂^-，之后将NO₂^-依次还原为NO、N₂O、N₂，在该过程中N₂O被消耗，这个过程也叫短程反硝化过程，同时由N₂O转化成N₂的过程只能由自养亚硝化单胞菌（Autotrophic nitrifier-Nitrosomonas sp.）完成。

上述3种形式的生物学途径间相互联系又互相影响，共同作用于土壤氮素的转化（图 1）。这3种生物途径均是由不同功能的微生物群落进行的反硝化作用，无论厌氧反硝化、好氧反硝化、以及硝化细菌反硝化过程都产生相关的还原酶系统。例如，厌氧反硝化过程会产生NO₃^-还原酶（Nar）、NO₂^-还原酶（Nir）、NO还原酶（Nor）、N₂O还原酶（Nos），这4种酶在厌氧条件下依次被连续诱导^{[19,20,21,22,23,24]}，将NO₃^-、NO₂^-、NO和N₂O作为呼吸作用末端电子受体还原成NO₂^-、NO、N₂O和N₂^[25]，在该过程中NO₃^-、NO₂^-、NO、N₂O等中间产物都可能产生并被消耗。有些反硝化过程N₂O并没有表现出被消耗可能因为部分反硝化微生物不具备进一步还原N₂O的能力，或者土壤条件抑制了反硝化最后步骤的完成。一般而言，土壤中含有的Nar、Nir和Nor基因比较多，而Nos基因含量较低。表现为多数反硝化微生物能够将氮素还原成N₂O，而仅有少部分微生物能够将N₂O继续还原成N₂。更为复杂的是一些反硝化细菌群落虽已经编码合成Nos基因，但N₂O并没有被还原，而其他群落没有检测到Nos基因却可以消耗N₂O^[25]。

图 1 土壤中氮素转化的过程 Figure 1 Schematic diagram of nitrogen transformation in soil

图选项

众多环境因子均会对N₂O消耗的生物学过程产生影响。与土壤质地、氧气含量、硝氮浓度和pH值相比，微生物群落的种类对土壤N₂O负排放有决定性的作用^{[26,27,28,29]}。首先，不同土壤微生物群落消耗N₂O的能力差异巨大^[29,30]，即便在相同土壤环境下合成酶的活性也不同。例如，土壤不同的氧气含量条件下微生物产生Nar、Nir和Nor基因的能力也不同。某些微生物可产生N₂O还原酶而促进土壤对N₂O的消耗，但沙质土壤中微生物群落则不能合成N₂O还原酶^[25]。Cavigelli^[30] 指出农业用地中微生物群落消耗N₂O的能力大于演替土地^[27]。需氧型反硝化细菌Pseudomonas stutzeri施氏假单胞菌可实现N₂O还原为N₂的反硝化过程，但是不能将N₂O同化为NH₄^+[10,31]。 2.3.2 土壤氧气

氧气含量对土壤N₂O负排放的作用日益引起关注。Punshon等^[32]发现当海水溶解氧小于2.5 μmol·L^-1时就会发生N₂O的消耗^[30]。Cavigelli等^[30] 发现维持土壤N₂O还原酶活性的氧气临界含量为141 nmol·L^-1，氧气体积分数相当于0.3%。Moreley等^[33]通过烧瓶的顶部空间法测得氧气临界含量为2%。Wu等^[4]发现含水量较低的土壤在烧瓶的顶部空间氧气浓度为21%时N₂O仍能还原成N₂。低氧的浓度可促进Nar、Nir、Nor和Nos酶活性提高，相比之下Nos酶的活性高于前3种酶，从而导致N₂O的消耗。但Nos基因的敏感性受反硝化细菌群落影响较大，好氧条件下硝化细菌虽然有可能消耗N₂O，但远少于厌氧条件下N₂O的消耗量^[31,34]。 2.3.3 土壤水分

土壤含水量受降水、灌溉和蒸散发等剧烈影响，进而对土壤微生物活性和酶活性产生影响。当土壤较干旱时，N₂O主要通过硝化反应产生；含水量增加到田间持水量的70%时^[34]，氧气浓度减少反硝化作用发生，土壤中N₂O积累；土壤含水量继续增加并超过饱和含水率时，形成完全厌氧环境，从而使厌氧高敏感的Nos基因所合成的酶活性显著增强并超过其他3种反硝化酶，有利于反硝化作用彻底进行而形成N₂O的消耗。同时，过高的土壤含水量也阻碍N₂O向大气迁移扩散，迫使土壤N₂O持续被还原成N₂^[35]。 2.3.4 土壤含N量

氮素及其形态通过对微生物反硝化酶系统的诱导和土壤微生物群落分布而影响N₂O负排放。与此同时，施入氮素如硝态氮或铵态氮等本身以底物形式参与反硝化或硝化作用。硝态氮作为反硝化底物时会在一定程度上影响土壤N₂O还原成N₂的能力，反硝化细菌易将硝态氮作为电子受体，而当硝态氮含量极低，N₂O才会替代硝氮参与到脱氮过程中^[36]。由此可见土壤中高含量的硝态氮会抑制N₂O还原成N₂，Wu等^[4] 也进一步证实了该结论。Mei等证明当硝态氮作为唯一电子受体时，N₂O的生产和消耗同时进行，但N₂O的产生高于消耗而呈现N₂O净排放；当硝态氮含量较低不能作为反硝化作用电子受体时，N₂O将作为电子受体而出现N₂O的负排放^[24]。 2.3.5 土壤有机碳含量

大多数反硝化微生物都属于化能异养型^[33]，以含碳化合物作为电子供体进行氧化反应，并完成自身的生殖代谢。因此，土壤中有机碳含量及其生物有效性是调控土壤微生物活性和强度的重要因子^[37,38]。当土壤氮素含量较低时，秸秆等有机质的添加提高了土壤C/N，微生物在加速繁殖的过程中造成N源的相对匮乏，使得N₂O替代成为微生物同化作用的氮源^[39]，阻止N₂O以异化反硝化产物的形式脱离土体。此外，有机碳可激活土壤微生物的呼吸作用，加快氧的消耗，为N₂O彻底还原为N₂提供良好的低氧微环境^[40,41,42]。 2.3.6 土壤pH值

土壤pH值通过影响反硝化细菌酶的产生及活性进而影响土壤N₂O排放和消耗。在反硝化过程中，土壤pH值在6~8范围变化时Nos基因表达的酶活性不受抑制，此时反硝化作用可以连续进行，主要产物为N₂；当土壤pH<5时，Nos基因表达的酶活性下降^[43]，主要产物为N₂O。土壤pH值为4~5.4时83%的反硝化产物为N₂O，而土壤pH值为6.9时产物主要是N₂^[44]。所以国内外学者普遍认为，pH<5.0的酸性湿地是N₂O的主要排放源之一，而在pH较高时则出现N₂O的吸收现象。马放等^[45]发现一种名为Pseudomonas chloritidismutans的反硝化细菌，pH>7.3的最终产物为N₂，pH<7.3的最终产物为N₂O，即pH较高时Nos酶活性较强，推进N₂O还原到N₂。同时有研究指出，土体pH值的下降是由硝态氮对N₂O还原的抑制作用所导致^[46]。此外，土壤pH值可以影响反硝化细菌基因的表达从而影响N₂O的还原过程，例如，Nos的装配基因操纵子Nos-RZDFYL受pH值的影响强烈^[38]；土壤pH也影响多种微生物的基因表达和生物活性，改变细菌的群落分布和组成，从而影响土壤对N₂O的消耗^[46,47,48]。 3 研究展望

通过分析国内外学者近年来关于土壤对N₂O的吸收和消耗机理的研究报道发现，在一些非酸性湿地，如水淹土壤、沿海水岸、沿河湿地、水稻田地等自然土壤生态系统中常发现N₂O吸收和消耗，这些生态系统一般特征包括：水分含量较高、氧气含量较低、弱碱性、氮含量低等。国内外对N₂O负排放现象及其影响因子（如土壤含水量、温度、pH值等）已有一些报道，其中土壤N₂O负排放机理和排放途径作为重要的基础理论，已越来越受到关注。N₂O负排放主要途径有土壤对N₂O的物理吸附和溶解、化学反硝化和微生物的反硝化作用，通过物理途径进入到土壤的N₂O只是暂时保留在土壤中，并不能真正地转化和消耗，但可以作为N₂O参与后续生物化学反应的基础条件，该途径调控N₂O的吸附效率和溶解度的研究还需要加强。多种化学途径可以导致土壤N₂O还原，但反应过程极其复杂，易受外界因素（如O₂、pH）干扰，当涉及一些催化反应的时候，又需要某种特定的土壤或土壤中添加特定元素的物料才能够进行催化反应，这些机制的研究大多在试验室内进行，而土壤通过纯化学反应消耗N₂O的现象还需要大田实验的验证。

生物途径是导致N₂O消耗的最为重要的方式。虽然对影响生物的环境因子进行了较全面的研究，甚至对反硝化过程中合成的4种酶以及相应的反应机理也进行了深入探讨，提出通过调节微生物酶合成控制土壤N₂O的排放。但迄今为止，多数研究集中在某些特殊的地区和土壤类型上，对生物途径反应过程机理则缺少系统阐述，故在今后的研究中应综合考虑利用烧瓶顶部空间培养法、15N同位素标记法等试验手段，为揭示N₂O负排放机制和提供调控途径提供理论基础和技术支撑。N₂O通过同化作用转化为NH₄⁺或有机氮的途径同样可以使大气中的N₂O浓度降低，针对此方面缺少数据支撑的状况，可以通过根瘤菌或相关可能的N₂O转化菌的培养，补充其转化^[49]的机理和影响因素，并以此作为今后研究的一个重要方向。