作为一种重要的大气化学活性气体，一氧化氮（NO）的产生和排放显著影响区域乃至全球的大气环境质量和地球生态环境^[1]。例如，在对流层中，NO与挥发性烷烃反应产生臭氧（O₃）而影响全球温室效应；或进一步转化为亚硝酸和硝酸，从而通过干湿沉降导致生态系统的酸化和富营养化。因此，人为活动引起的NO排放一直受到广泛关注，并已经成为学术界的研究热点^[1]。土壤是大气NO的重要排放源之一，而农业土壤则是最重要的土壤NO排放源。据估计，农业土壤NO排放量约为3.7×10⁶ t NO-N·a^-1，占全球人为排放源的10%^[2]。值得说明的是，由于田间观测研究数量有限以及研究地点的全球分布不均匀性（如大部分研究集中于温带地区，而对热带和亚热带地区的研究较少），导致上述农业NO排放量的估算存在很大的不确定性^[3]。因此，对于各种类型农田（如粮食作物、经济作物）NO排放量的准确估算以及寻求减缓农田NO排放的有效措施在全球气候环境变化研究中具有十分重要的地位。

茶树是我国重要的经济作物之一。据统计，2013年我国茶园种植面积258万hm²，产量189万t，种植面积和产量均居世界首位^[4]。氮素是茶树生长最重要的营养元素之一，也是调控茶叶品质及产量的重要栽培措施之一^{[5, 6]}，因而茶农常常在茶园里施用大量的氮肥。据报道，我国茶园氮肥的平均施入量达到553 kg N·hm^{-2 [7]}。氮肥的大量施用严重改变了氮素循环转换速率，加大了氮循环的量，也使土壤依靠微生物本身从大气中固定游离氮或转变土壤中其他不能直接被茶树利用的营养成分的能力大幅度降低，不仅造成氮肥利用率明显降低，而且导致严重的环境污染。目前茶园氮肥利用率在30%左右，而施氮量高时仅为10%，未被茶树利用的氮素大部分以NO₃^-淋溶或通过硝化和反硝化作用以N₂O、NO等形式流失^[8]。Akiyama等^[9] 通过元分析的初步研究表明，茶园施入化肥氮转化成N₂O的直接排放系数约为2.82%，远高出施肥稻田和其他旱作农田0.31%和0.62%。可以预见，茶园生态系统可能是重要的含氮气体（如N₂O、NO）排放源。然而迄今为止，国内外有关陆地生态系统N₂O和NO排放的研究主要集中于林地、草地和大宗粮食作物的农田生态系统^{[3, 10]}，对茶园生态系统这方面的研究才刚刚起步，且仅限于对N₂O排放的少量报道^{[8, 11]}，有关茶园这一独特酸性土壤环境条件下NO的排放及其影响因子却未有报道。随着社会经济的发展和生活水平的提高，人们对有机无公害食品的需求日益增加，从而促使只施用有机肥的茶园面积也在不断扩大，施肥类型的改变可能会对土壤排放的N₂O和NO产生影响。Yao等^[12]研究表明，与纯施氮肥处理相比，水稻季的秸秆还田加尿素处理显著降低了后续小麦季的N₂O排放，但对NO的排放却无明显影响。Fu等^[8]在湖南长沙茶园的研究结果显示，常规施尿素处理和水稻秸秆覆盖加尿素处理的N₂O直接排放系数分别为2.24%和1.91%，表明茶园铺秸秆覆盖具有降低N₂O排放的趋势。因此，对不同施肥处理（如尿素和有机肥）条件下的茶园进行全面研究是非常必要的，以期准确评价茶园生态系统NO的排放特征及其影响因素。

本文对不同施肥处理茶园的NO排放进行了为期一年的田间原位连续观测，旨在通过了解亚热带典型茶园的NO排放特征，揭示其排放规律及影响因素，为我国准确编制农田NO排放清单提供直接测定的关键参数，并为制定减少茶园氮素损失和大气污染的有效对策提供科学依据。 1 材料和方法 1.1 试验地概况与处理

本实验在湖北省房县农业局的茶叶种植基地（32.70°N，110.43°E）实施。该地处在山地丘陵区，属北亚热带季风气候，年平均气温10~15 ℃之间，年无霜期平均223 d，年日照时数1700~2000 h之间。年平均降水量914 mm，年降雨日100~140 d，主要发生在茶树生长季节的3月到9月期间。所选供试茶园地势平坦，海拔高度444 m。供试茶树于2009年10月种植，双条行栽种，种植密度约为6万株·hm^-2。试验地土壤为黄棕壤，表层（0~20 cm）土壤质地为壤土（国际制），粘粒（<0.002 mm）、粉粒（0.002~0.02 mm）、砂粒（0.02~2 mm）含量分别为6.5%、39.3%、54.2%，全氮含量为1.50 g·kg^-1，有机碳13.62 g·kg^-1，pH值5.0，容重1.25 g·cm^-3。

实验时间为2012年9月至2013年9月一个完整周年，试验地设置3个施肥处理，每个处理4个空间重复，共计12个小区，每个小区面积为8 m×8 m，随机区组排列，小区与小区之间设置有一垄不施肥的茶树作为中间缓冲区，以避免试验小区之间的水肥相互影响。试验之前小区之间土壤肥力基本一致，茶树的田间管理措施也比较一致，均为当地茶农的常规施肥管理方式。3个实验处理分别为：常规施尿素（TUN）、施有机肥（TOM）和不施肥对照（TNN）处理。常规施尿素和施有机肥处理全年总施肥量均为450 kg N·hm^-2，分秋季基肥（2012年10月8日，150 kg N·hm^-2）和春季追肥（2013年2月18日，300 kg N·hm^-2）两次施用，采用开浅沟覆土施法：于种植植株的垄与垄之间裸地中间位置开沟，沟深20 cm、宽10 cm。本实验所采用的有机肥为当地常用饼肥，其N含量和C/N分别为7.1%和6.1。三种处理田间管理方式相同，均按照当地茶农习惯进行。除自然降雨外，当茶园土壤水分不足时，采取喷灌方式及时补水，满足茶树对水分的需要。 1.2 观测方法

采用静态暗箱-化学发光法测定茶园NO的排放通量^[13]。如图 1所示，在每个小区中选择合适位点固定一个面积为70 cm×90 cm的采样箱不锈钢底座，底座内包含种植垄上的四棵茶树以及垄与垄之间的一半裸地面积（对于施肥处理，底座边端放置在垄与垄之间裸地施肥沟的中间位置，即底座两端各占一半的施肥沟面积），底座下部埋入土壤约20 cm，并在整个实验期间位置保持不变。采样时，将长宽高分别为90、70、100 cm的采样箱罩在不锈钢底座上并用水密封，然后立即用真空抽气泵（5~6 L·min^-1，型号N86KNDC，KNF Neuberger GmbH，Freiburg，Germany）采1次样，隔40 min后再采1次样，每次采气量为2.5~3 L。为防止采样时的负压，在箱子顶端安装了聚四氟乙烯材质的气压平衡管（内径6.35 mm，长20 cm），其尾端连接了活性炭过滤装置以防止大气中NO进入采样箱内。样品用专业生产的气袋（大连德霖气体包装有限公司）带回室内，并立即用Model 42i化学发光NO-NO₂-NO_x分析仪（Thermo Environmental Instruments Inc，USA）分析。根据两次测定的NO浓度之差和采样时间间隔确定浓度变化率，进而计算NO排放通量。需要说明的是，由于忽略了NO浓度在采样期间的非线性变化，研究结果会存在一定的不确定性。Mei等^[13] 通过NO采样方法对比研究表明，该浓度直线变化假设的简易方法会使NO排放通量低估约6%。

NO通量观测时间为每天上午8：00—10：00，频率通常为每周2~3次。在气体采样的同时，使用手持式FDR（频域反射仪，南京市RDS科技有限公司）测量0~6 cm土壤体积含水量。土壤5 cm温度用温度传感器（HOBO，Onset公司，美国）以30 min为间隔自动记录。气象数据由设立于试验地旁的小型自动气象站（Weather Hawk-XP系统，美国）获取。另外，以1~2周一次的频率采集表层0~10 cm土样用于土壤无机氮测定。采集的鲜土样用1 mol·L^-1 KCl溶液浸提，并用流动注射分析仪（San ++，Skalar Analytical B.V，荷兰）测定浸提液铵态氮（NH₄⁺）和硝态氮（NO₃^-）浓度。 1.3 统计分析方法

采用Excel 2010进行数据整理与作图，并使用SPSS 16.0软件对观测数据进行方差分析和多元线性逐步回归分析，显著水平为P<0.05。 2 结果与分析 2.1 环境因素

如图 2所示，整个观测期内年总降水量为783.2 mm，但是降水分布极不均匀，主要集中在春夏季（约81%）。土壤温度与气温有相同变化趋势，呈明显的季节变化动态，表现为雨热同季特征。土温变幅为-0.1~28.3 ℃，年平均值为14.7 ℃。另外，茶园于2012年10月28日、2013年2月23日、2013年3月9日、2013年4月15日四次进行灌溉，灌水量除2013年2月23日为60 mm外其余均为30 mm，年总灌水量为150 mm。

图 2 试验区降水、 气温和土壤 （地下 5 cm） 温度变化 Figure 2 Dynamics of precipitation，air temperature and soil （5 cm）temperature in experimental site

图选项

茶园各处理土壤湿度（用土壤孔隙含水率WFPS表示）具有相同的季节变化动态（图 3），其变化主要受降雨和灌溉的影响，变化范围在20%~80% WFPS之间。在整个观测期内，TUN、TOM和TNN处理的土壤湿度年平均值分别为51%、52%、50% WFPS，处理之间无明显差异。

图 3 各处理表层土壤 （0~6 cm） 湿度 （以孔隙含水率表示，即 WFPS） 动态 Figure 3 Surface soil （0~6 cm）moisture in water-filled pore space （WFPS）under different treatments

图选项

由图 4可以看出，土壤NH₄⁺的变化主要受施肥的影响，在2012年10月上旬和2013年2月中旬施入肥料后土壤NH₄⁺含量明显升高。TNN、TUN和TOM三处理的土壤NH₄⁺年平均含量分别为16.6、69.3、65.0 mg·kg^-1 DS（干土），施肥处理显著高于对照处理，而TUN与TOM差异不显著。在整个观测期内，土壤NO₃^-含量的变化无明显规律，7月以后TOM处理NO₃^-显著高于TUN和TNN，可能是由于夏季高温高湿促进有机肥中氮素的矿化和硝化过程。TNN、TUN和TOM三处理土壤NO₃^-年平均含量分别为11.1、26.4、48.1 mg·kg^-1 DS，不同处理间差异显著。

图 4 各处理表层土壤 （0~10 cm） 硝态氮 （a） 、 铵态氮 （b） 含量 Figure 4 Surface soil nitrate-N/ammonium-N content in 0~10 cm soil under different treatments

图选项

如图 5所示，在整个观测期TNN处理的NO排放均保持在相对较低水平，平均为（70±11.5）μg N·m^-2·h^-1。施肥处理即TUN和TOM处理具有相同的季节变化动态，均表现为“秋冬低、春夏高”的变化趋势。从实验观测开始到2013年2月，NO排放通量明显偏低，即使在10月初施入秋季基肥后，NO仅出现一个微弱的排放峰，该阶段NO排放通量为35.9~457.9 μg N·m^-2·h^-1，平均值为162.6 μg N·m^-2·h^-1。在2013年3月至9月的茶树生长季，NO排放很强，排放峰多出现在施肥、降雨/灌溉之后，这一阶段的NO排放值为-1.4~1 591.5 μg N·m^-2·h^-1，平均为230.9 μg N·m^-2·h^-1。尽管不同施肥类型并未对茶园NO排放季节变化动态产生影响，但是TUN与TOM处理的NO排放强度却明显不同。例如，TUN处理的最高排放通量为1591 μg N·m^-2·h^-1，而TOM处理的最高值为893 μg N·m^-2·h^-1，前者明显大于后者。对施肥处理NO排放通量与环境因素[土壤温度、WFPS、无机氮（NH₄⁺、NO₃^-）含量]的多元线性逐步回归分析表明：从观测开始到2013年2月的秋冬季期间，两施肥处理的NO排放与环境因素间均无明显相关关系；而在2013年3月到9月的茶树生长季，土壤NH₄⁺含量是两处理NO排放的主要控制因素（TUN∶F_NO =65.30+1.61C_NH4⁺，R²=0.37，P<0.05，n=15；TOM∶FNO =42.88+4.04C_NH4⁺，R²=0.79，P<0.01，n=15），能解释37%~79%的NO排放季节变化。

如表 1所示，茶园各处理的 NO年排放总量在2.85~19.42 kg N·hm^-2之间。与TNN处理相比，TUN和TOM处理的NO年排放总量分别是其排放的6.8倍和6.0倍，可见施肥显著增加了茶园NO排放。对于施肥处理而言，TOM处理的NO年排放量比TUN处理显著降低12%。基于施肥与无氮肥对照处理NO排放量的差异，TUN和TOM处理的NO年直接排放系数分别为3.68%和3.15%（表 1）。

表 1 不同处理 NO 年累积排放量及年直接排放系数 Table 1 Annual NO emissions and direct emission factor in different fertilization treatments

表选项

一个完整周年的田间原位观测表明，茶园NO排放具有明显季节性差异，在9月底至次年3月期间较低，可能与这一时期较低的土壤温度有关（图 2和图 5）。在该阶段，茶园土壤的平均温度＜8 ℃，因而会通过抑制微生物酶的活性而影响NO的产生^{[14, 15]}。与此类似，Tokuda等^[16]通过对日本茶园两年的田间观测发现，在12月至次年3月期间，N₂O排放通量接近或低于检测限，而这主要是由于较低的土壤温度（＜10 ℃）抑制了微生物硝化和反硝化反应的发生。同样也有学者在茶园以外的其他农田观测到了类似的结果^{[17, 18, 19, 20]}。如Yao等^[21]对亚热带蔬菜地的研究表明，由于秋冬季节的低温限制，即使在施肥和灌溉的条件下，土壤N₂O和NO排放仍然较低。

图 5 各处理 NO 季节排放动态 Figure 5 Seasonal dynamics of NO fluxes under different treatments

图选项

2013年3月后随着土壤温度升高到10 ℃以上，茶园NO排放通量增加，分别在4月和7月出现了排放高峰（图 5）。施肥处理（TUN和TOM）在春夏季的NO排放量占全年总排放量的58%~73%之间。与此类似，李明等^[22]对晋南地区典型盐碱地棉田的NO排放研究发现，全年的NO排放有84%发生在春夏季。另据Williams等^[23]、Wang等^[24]报道，美国和中国土壤在春夏季的NO排放量均占全年总排放的84.7%左右，也与本研究结果一致。统计分析表明，茶园NO排放在春夏季的变化动态主要受土壤NH₄⁺含量的影响。众所周知，土壤NO产生和排放主要受土壤温度、土壤水分含量和无机氮含量的影响^[25]。在茶园的春夏季节，土壤温度的变化范围为10~28.3 ℃（平均为20.4 ℃），比较适于土壤微生物的活动^{[26, 27]}。再者，大量的田间和室内实验研究表明，NO排放存在一个最适宜土壤水分含量范围，其值为30%~60% WFPS，该值过高（＞60% WFPS）或过低（<10% WFPS）时，土壤NO排放均明显受到抑制^{[14, 28]}。在本研究中，由于灌溉和降雨作用使茶园土壤水分含量在春夏时期均保持在较高水平（图 3），平均约为50% WFPS，从而使土壤微生物活动在该阶段基本未受到水分胁迫影响。自3月份以来，随着温度的不断升高和雨季的到来，土壤无机氮（主要为NH₄⁺）含量成为茶园NO排放季节变化的主要环境控制因素。但是，对于TUN和TOM处理，土壤NH₄⁺含量也只能解释37%和79%的NO排放季节变化。这表明除了土壤NH₄⁺含量是主要控制因素外，茶园NO排放还受其他环境因素的影响。如在2013年6月20日至26日期间，累计94 mm的降雨使土壤湿度从25%WFPS增加到64%WFPS，这种强烈的干湿作用导致随后出现NO高排放峰（图 5）。以往室内控制实验^{[29, 30]}和野外田间观测实验^{[31, 32, 33]}的研究结果表明，农田或草原土壤干湿交替能明显促进N₂O和NO排放，其原因是干湿作用使土壤有效碳和氮的矿化量增加，同时促进了土壤微生物的活性。 3.2 施肥处理对NO排放的影响

在整个观测期内，茶园不施肥处理NO的年排放量为2.85 kg N·hm^-2（表 1），显著高于附近不施肥稻田的NO年排放量0.24~0.33 kg N·hm^-2[34]。同样，本研究结果也高于其他不施肥农田的NO排放量。如Yao等^[21]报道华东地区不施肥蔬菜地的NO年排放量为0.16~0.80 kg N·hm^-2，Yan等^[35]报道华北平原不施肥玉米-小麦轮作农田的NO年排放量为0.29~0.56 kg N·hm^-2。尽管有关茶园NO的排放还未见报道，但有研究表明茶园不施肥处理的N₂O年排放量为3.66~7.1 kg N·hm^{-2[8, 36]}，与本研究的NO背景排放量相当。造成茶园与其他农田差异的原因可能是农田管理措施、气候环境条件和土壤性质的不同^[10]。如茶园独特的酸性环境条件可能会促进土壤N₂O和NO的排放^{[37, 38]}；较低土壤pH值能促进NO排放，在Ormeci等^[39]报道的农业土壤和Yamulki等^[40]报道的温带草原土壤研究中已经得到了证实。此外，由于在本研究开始前所有小区均为茶农常规施肥管理，往年持续较高的施肥可能会造成肥料残留效应，导致后续不施肥处理的NO排放量较高。

在本研究中，无论是常规施尿素处理还是施有机肥处理的NO排放量明显高于不施肥对照处理，说明氮肥的施用对促进茶园NO的排放有显著的影响。与本研究中观测到的土壤NH₄⁺含量与NO排放的正相关关系一样，以往在其他类型农田的研究也表明土壤N₂O和NO排放的高低取决于反应底物无机氮含量的供给多少^[19]。本研究还表明，与常规施尿素处理相比，施有机肥处理显著降低了NO年排放量的12%。虽然一些实验室内的研究^[44]和在热带稀树大草原的研究^[45]报道显示，土壤微生物的反硝化作用也是生成NO的重要源，但绝大多数研究表明，土壤NO的产生主要源于微生物的硝化作用过程^{[15, 27, 46]}。本研究中，尿素施入土壤后在脲酶作用下直接水解为铵态氮，而饼肥中的氮主要为有机氮，需经过矿化过程转化为微生物和植物所能吸收利用的无机氮，因而在施肥后TUN处理的土壤NH₄⁺含量通常高于TOM处理（图 4b），这就导致了主要来源于硝化反应的NO在施尿素处理偏多。再者，施有机肥增加了土壤中有机碳的含量，从而刺激土壤中异养微生物的活动，促进土壤呼吸作用而加强土壤中氧气的消耗，这样导致的厌氧环境会更利于微生物的反硝化作用^[47]。同样，Robertson等^[48]认为在一定范围内，土壤中作为微生物反应能量的有机碳浓度越高，好氧反硝化菌的反硝化速率就越快，而一般好氧反硝化过程的产物主要为N₂O而非NO^[49]。因此，施有机肥降低了茶园NO的排放。据Meijide等^[41]报道，与合成氮肥处理相比，有机肥处理可以减少土壤NO的排放，与本研究结果一致。同样，郑循华等^[26]研究表明，有机肥化肥混施比纯化肥处理NO排放总量低23%。然而，Harrison等^[42]研究报道，与合成氮肥处理相比，农家有机肥施用并没有影响农田NO排放。Hou等^[43]和Yao等^[12]对农田含氮气体排放的研究也指出，尽管植物残体还田能显著影响N₂O排放，却对NO的排放影响不明显。对于以上研究结果的差异，目前无法给出具体合理的解释，如前所述，可能是由于气候环境条件、土壤性质以及管理措施的不同引起的^{[3, 10]}。如以往的研究所报道，植被的类型、组成与土壤性质均对土壤中可利用的C、N有较强的影响^[31]，进而影响土壤中NO的产生和排放。

在本研究中，茶园常规施尿素和施有机肥处理的NO年直接排放系数分别3.68%和3.15%（表 1），该值明显高于世界范围内施肥农田的平均直接排放系数0.7%^[10]。据统计，施肥农田中非蔬菜地农田NO的排放系数为0.01%~3.21%，蔬菜地为0.02%~3.60%^[22]。可见，本研究结果处于Mei等^[13]报道的农田NO排放因子范围内，但属于较高值。这表明，亚热带茶园可能是一个潜在的NO重要排放源，在对区域乃至国家含氮气体排放量进行定量时需重视其贡献。 4 结论

基于完整周年的田间原位观测表明，茶园NO排放通量具有明显的季节性差异，表现为“秋冬低、春夏高”的变化趋势。在雨热同季的春夏季节，施肥茶园 NO排放通量主要受土壤铵态氮含量的影响，且与其呈显著正相关关系。对比不施肥处理，无论是常规施肥还是施有机肥处理均显著促进了茶园NO年排放量。茶园常规施肥和施有机肥处理的NO年排放因子分别为3.68%和3.15%，茶园可能是一个不容忽视的农业NO强排放源。与常规施肥相比，施有机肥处理显著降低了茶园NO的年排放量。但由于NO排放具有较大的时空变异性，有机肥处理能否替代茶农的常规施肥措施，需要进行多地点多年的田间原位观测，同时考虑温室气体N₂O排放、生态系统碳平衡量、NH3挥发和氮淋溶损失过程后才能给出准确的生态环境效应评价。

致谢：感谢中国科学院大气物理研究所李萍、冯琪、付永锋、李思琪、潘月鹏和中国科学院烟台海岸带研究所谢宝华对本研究提供的技术支持和帮助。