Агрохимия, 2021, № 11, стр. 3-15

ВВЕДЕНИЕ

Соотношение продуктов денитрификации может варьировать в зависимости от концентрации нитрата в почве, наличия легко минерализуемых органических соединений углерода и влажности почвы. Например, в работе [1], в условиях инкубационных экспериментов с почвами, взятыми с полей, имевшими длительную и разную “удобрительную” историю (применение одних минеральных удобрений или постоянное внесение навоза), показали, что отношение N₂O : (N₂O + N₂) в варианте с постоянным внесением навоза было меньше, чем в варианте с минеральными удобрениями. При этом авторы выявили, что концентрация нитратов в почве также влияла на отношение N₂O : (N₂O + N₂). Снижение концентрации N-NO₃ <20 мг/кг сухой почвы вызывало уменьшение эмиссии N₂O вплоть до 0. При концентрации NO$_{3}^{ - }$ ≤2 mM в почве в варианте с постоянным внесением навоза наблюдали более низкое отношение N₂O : (N₂O + N₂) по сравнению с внесением только минерального N-удобрения. При концентрации нитратов в почве ≥10 mM отношение N₂O : (N₂O + N₂) было значительно больше и не зависело от вида предшествующей удобренности. Сделано заключение, что в почвах с предшествующим удобрением минеральным азотом последующее внесение органических материалов с высоким содержанием лабильного углерода является триггером усиления денитрификации и эмиссии N₂O. В почвах с низким содержанием нитратов такое внесение органики может существенно понизить отношение N₂O : (N₂O + N₂) и соответственно снизить эмиссию N₂O.

По данным ФАО, потребление азотных удобрений достигло в 2017 г. 109.2 млн т [2]. Увеличивается и поступление в почвы биологического азота (в основном симбиотически связанного). По данным ФАО, в почвы сельскохозяйственных угодий Мира поступает ≈44 млн т биологического азота ежегодно [3].

Самые высокие дозы азотных удобрений на единицу площади посевов в настоящее время применяют в азиатских странах, среди которых лидирует Китай. В Европе по данному показателю первенство удерживают страны Западной Европы. Из постсоветских республик наибольшие количества азота на 1 га посевов применяют в Белоруссии, наименьшие – в Российской Федерации [4].

Растущее население Земли требует все большего количества продовольствия. Ежегодный прирост населения за 2010–2017 гг. составил 591 млн человек. По оценкам ООН, в конце первой половины текущего столетия население в Мире увеличится на 1/3, достигнув 9.7 млрд, а к 2100 г. составит 11.2 млрд человек [5]. Это означает, что при почти не увеличивающейся общей площади пахотных угодий удельная площадь пашни на 1-го человека в Мире сократится (табл. 1). Несмотря на ограниченность земельных ресурсов, мировое земледелие должно ежегодно наращивать производство продуктов питания для удовлетворения потребностей в продовольствии растущего населения Земного шара. Это означает, что и применение промышленных удобрений, а азотных в особенности, будет только наращиваться. Это в свою очередь приведет к усилению эмиссии закиси азота в атмосферу. Если принять нормы применения азотных удобрений (N, кг/га посевной площади или кг/человека) на среднемировом уровне 2017 г., то к середине текущего века применение азотных удобрений на посевах сельскохозяйственных культур в Мире должно увеличиться более чем на 1/3. Поэтому эмиссия N₂O в атмосферу из сельскохозяйственных почв также усилится.

Биогеохимический дисбаланс азота в биосфере только нарастает, поскольку высокопродуктивное товарное сельскохозяйственное производство представляет собой в значительной степени разомкнутую биогеохимическую систему. На входе в нее стоят искусственные азотные удобрения, биологическая азотфиксация и атмосферные выпадения промышленных выбросов окислов азота и аммиака, на выходе – товарная сельскохозяйственная продукция, перемещающаяся с полей на урбанизированные территории, с которых отчужденные урожаями из почв большие объемы биофильных элементов уже никогда не возвращаются обратно в почвы, а уносятся, в конечном счете, в океан, а в случае азота (преимущественно N₂) – и в атмосферу. Сопоставляя концентрацию N₂O в атмосфере с количеством применяемых азотных удобрений, можно прогнозировать, насколько может вырасти концентрация закиси азота в атмосфере к середине текущего столетия. По оценкам ФАО [2], мировая эмиссия N₂O из почв от применения азотных удобрений увеличилась с 1682 тыс. т в 2000 г. до 2272 тыс. т в 2017 г., т.е. на 35% за 17 лет. Применение азотных удобрений за тот же период выросло на 26%. Разумеется, рост эмиссии N₂O в атмосферу происходит и за счет других источников (минерализации почвенного органического вещества, сжигания биомассы, промышленных выбросов и других факторов).

ЭМИССИОННЫЙ ФАКТОР N₂O (ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$)

В глобальном масштабе за счет антропогенной деятельности примерно от 50 до 60% эмиссии закиси азота в атмосферу приходится на сельскохозяйственное производство, в котором главной составляющей является прямая эмиссия N₂O из почв за счет внесения минеральных и органических удобрений.

Органические и минеральные азотосодержащие соединения в почвах в разной степени подвергаются минерализации и дальнейшей нитрификации и денитрификации. Шпеер и др. [6], используя метку ¹³N при изучении превращений NH$_{4}^{ + }$ и NO$_{3}^{ - }$ в почве, сделали вывод о том, что денитрификация и нитрификация могут проходить одновременно с продукцией N₂O и N₂, и что продукция N₂O из NO$_{3}^{ - }$ превосходит таковую из NH$_{4}^{ + }$ даже в аэробных условиях и в условиях пониженной влажности.

При оценке эмиссии N₂O из почвы важную роль отводят эмиссионному фактору (ЭФ$_{{{{N}_{2}}O}}$), величина которого меняется в довольно широком интервале в зависимости от почвенно-климатических условий, содержания в почвах органических и минеральных форм азота, органического углерода, внесения в почву разных форм и доз азотных и органических удобрений, растительных остатков и азотосодержащих отходов [1, 8–32]. В приведенных ниже работах можно увидеть, как величины ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ соотносятся с эмиссией N₂O из различных источников органических и минеральных соединений азота.

В обзоре Чарлес и др. [17] показано, что при обобщении 846 наблюдений кумулятивной эмиссии N₂O в опытах с внесением в почву органических и минеральных удобрений была получена средняя величина ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ = 0.8%, которая меньше стандартной величины, предложенной Межправительственной группой экспертов по изменению климата (IPCC или МГЭИК) – 1%, применяемой в расчетах глобальных величин радиационного эффекта парниковых газов. Авторы [17] провели мета-анализ эмиссионных факторов N₂O на основе базы данных, содержащих 422 измерения эмиссии N₂O в 38 исследованиях, проведенных в 12-ти странах. Из европейских стран было использовано 201 наблюдение, из Северной Америки – 137, из азиатских стран – 55, из Южной Америки – 24 и из Австралии – 5. Большинство данных (393) были получены в регионах с умеренным климатом, в том числе 198 в условиях прохладного умеренного климата. Данные были сгруппированы по видам внесенных в почвы органических материалов и комбинаций этих материалов с минеральными азотными удобрениями. Анализ и обработка данных были выполнены с помощью REML-модели.

ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ рассчитывали согласно следующему уравнению:

где (N₂O-N_уд – N₂O-N₀) – разность между кумулятивной эмиссией N₂O из удобренных и контрольных (без удобрений) вариантов, N_уд – количество внесенного в почву N-удобрения.

Полученные величины ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ были сгруппированы, по так называемым “фертиклассам” (FertiClasses), разделенным на 3 группы: с высоким, средним и низким риском эмиссии N₂O. В группу с высоким риском эмиссии N₂O вошли такие приемы применения удобрений: навозная жижа в комбинации с минеральными азотными удобрениями (N_мин), сточные воды, жидкий навоз, сухой навоз плюс N_мин, отходы производства биогаза. Средневзвешенный ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ этой группы оценили как 1.2%, с интервалом от 0.78 до 2.44%. В группу со средним риском были включены приемы внесения в почву сухого навоза, компоста и поуборочных остатков совместно с минеральными удобрениями. Средневзвешенная величина ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ для этой группы вариантов была равна 0.75% с интервалом от 0.23 до 0.97%. В группу пониженного риска входило внесение в почву бумажной пульпы совместно с растительными остатками, компоста, поуборочных остатков, жидкого навоза совместно с поуборочными остатками. Средний ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ этой группы был равен 0.23 с интервалом 0.07–0.28%. Авторы отмечали, что ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ довольно тесно связан с такими факторами как отношение С : N в органических материалах, используемых на удобрение, физические и химические свойства почв (текстура, водопроницаемость, содержание органических азота и углерода) и климатические факторы (метеоосадки).

Величина эмиссии N₂O негативно коррелирует с величиной C : N, будучи наиболее низкой при C : N ≥ 30 и наиболее высокой при C : N = 11 (типичное отношение в пахотных почвах). В комбинации с засухой и низкой величиной рН эмиссия N₂O значительно ингибируется при C : N ≤ 20 [26].

В работах китайских исследователей [19, 34] подробно рассмотрена связь между содержанием органического углерода в почвах и эмиссией N₂O при внесении органических и минеральных азотных удобрений. Например, в работе [34] в 25-летнем полевом эксперименте было показано, что средний ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ во всех удобрительных вариантах составлял 0.48 и 0.63% для сезонов выращивания кукурузы (лето) и озимой пшеницы (октябрь–май) соответственно. При обработке данных за все годы и во всех вариантах оказалось, что между эмиссией N₂O и накоплением органического углерода в почве существовала высокая корреляция (r² = 0.9, n = 28, p ≤ 0.001) для кукурузы и (r² = 0.77, n = 11, p ≤ 0.001) для озимой пшеницы. Более высокая продукция N₂O при повышении содержания легкоусвояемого органического углерода в почве объясняется общим повышением микробной активности и, вследствие этого, увеличением использования кислорода из почвенного воздуха, что приводило к установлению анаэробиозиса и более благоприятным условиям для денитрификации. В другой работе китайских авторов [19] показано, что 18-летнее применение компоста не только увеличило содержание органического углерода в почве на 152%, но и усилило эмиссию N₂O на 106%. Принимая во внимание, что потенциал глобального потепления (ПГП) закиси азота в 298 раз больше СО₂, то оказывается, что эффект от секвестирования углерода с целью снижения ПГП почти полностью нивелируется дополнительными выбросами из почвы N₂O. В работе Сенбайрама и др. [1] также высказана мысль, что обогащение почвы легкодоступным органическим углеродом усиливает микробное дыхание и, как следствие, происходит усиление денитрификации и эмиссии N₂O. Таким образом, обогащение почвы органическим углеродом не всегда благоприятствует целям сокращения выбросов парниковых газов в земледелии.

В обзоре Лесчен и др. [23] величины ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ сгруппированы в зависимости от вида землепользования, свойств почв и применения органических и минеральных азотных удобрений. Авторы отмечали, что в минеральных почвах содержание органического азота – достаточно постоянная величина в течение ряда лет, и чистая минерализация оценивается величиной, близкой к нулю. Отмечено также, что на пастбищах в целом ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ гораздо больше, чем на пахотных почвах. В целом при одном и том же количестве внесенных аммонийных и нитратных удобрений ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ на пашне был соответственно в 0.5 и 0.8 раза меньше, чем на пастбищах.

На эмиссию N₂O из почвы оказывает влияние рН среды. Автотрофная нитрификация весьма чувствительна к величине рН почвенной среды. Показано [21], что при рН < 4.0–4.5 в естественных почвах автотрофная нитрификация практически отсутствует. Поэтому при незначительной продукции нитратов в почве, что происходит в результате низкой активности нитрификации, денитрификация также характеризуется низкой активностью.

Почвенные влажность и температура могут объяснить 74 и 86% вариаций эмиссии N₂O соответственно [26]. Повышение почвенной температуры ведет к увеличению почвенного дыхания, как позитивный ответ усиления микробного метаболизма. Эмиссия N₂O усиливается вслед за повышением почвенного дыхания, и это ведет к снижению содержания кислорода в почвенном воздухе. Но позитивный отклик на температуру может быть сглажен за счет водного стресса, поскольку вода – один из важных факторов, определяющих активность микроорганизмов. Эмиссия N₂O из почвы возрастает вплоть до 37°С, затем интенсивность продукции N₂O снижается. Величины Q₁₀ для N₂O варьируют в пределах 1.7–9.3. Температура является важным фактором на границе замерзания–оттаивания почвы и может быть ответственной за 50% от годовой эмиссии N₂O [26].

Физические свойства почв также влияют на величину ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$. В целом при прочих равных условиях эмиссия N₂O возрастает с утяжелением гранулометрического состава почв. В качестве примера приведем данные по эмиссии N₂O в полевом опыте с применением азотных удобрений в посевах многолетних трав в Шотландии [18]. Почва – тяжелый плохо дренированный суглинок, с содержанием органического углерода 5%. Различные формы азотных удобрений (сульфат аммония, мочевину, аммиачную селитру, кальциевую селитру и жидкий навоз) вносили в 3 приема в течение вегетации и в общей дозе N360. Опыт проводили в течение 2-х лет. Эмиссию N₂O из почвы измеряли еженедельно. В среднем за 2 года потери азота к общей дозе внесенного азота в виде N₂O соответствовали 0.3–0.8%. Эмиссия N-N₂O на делянках без внесения удобрений (контроль) в среднем составляла всего лишь 0.15 кг/га/год. Если отнести эту величину к минерализованному органическому веществу с С : N = = 12 и средней величиной гетеротрофного дыхания ≈3000 кг С/га, тогда количество минерализованного азота почвы (горизонт 0–20 см) составило бы 250 кг N/га и ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ мог составить всего лишь 0.06%.

На песчаных почвах [18] ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ в среднем был равен 0.08, 0.51 и 0.26% от дозы N, соответственно для кальций-аммоний-нитратного удобрения, жидкого навоза и комбинации из этих двух компонентов. А на тяжелой суглинистой почве эти величины были соответственно равны 1.18, 1.21 и 1.69%. В итоге авторы предлагают более гибкую систему оценки территориальной суммарной эмиссии парниковых газов, учитывающей региональные особенности землепользования и гранулометрический состав почв. Это позволит с большей объективностью использовать ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ в практических рекомендациях по снижению отрицательных последствий эмиссии парниковых газов.

Приемы обработки почв – один из факторов, влияющих на величину эмиссии закиси азота. Вид обработки может быть отнесен к тем факторам, которые оказывают косвенное воздействие на размеры денитрификации в целом и на эмиссию закиси азота в частности. Например, минимальная обработка почвы (NT) способствует изменению почвенного профиля в результате накопления в верхних горизонтах большего количества растительных остатков и формирования горизонта А0. Это в свою очередь снижает поверхностное испарение и увеличивает запасы влаги в почвенном профиле, а также снижает температуру почвы. Показано, что минимальная обработка почвы вызывает увеличение численности денитрифицирующих микроорганизмов [20]. Комбинация минимальной обработки почвы и применения азотных удобрений приводит к усилению потерь газообразного азота. Например, Пальма и др. [27] обнаружили в 2 раза бóльшие потери азота удобрений за счет денитрификации при минимальной обработке почвы по сравнению с нормальной пахотой за 90-суточный период. При этом была установлена весьма тесная положительная связь между количеством денитрифицирующих микроорганизмов и газообразными потерями азота.

В работе Крауса и др. [22] на глинистой богатой почве (Швейцария) было показано, что при внесении жидкого навоза в условиях травяно-клеверного пара и минимальной обработки почвы эмиссия N₂O была меньше по сравнению с традиционной пахотой, и ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ при пахотной системе составил 0.71%, в условиях минимальной обработки – 0.65%. В случае озимой пшеницы не было различий в эмиссии N₂O как при обычной пахоте, так и при NT.

В приведенном выше обзоре использованы англоязычные источники, география которых включает, прежде всего, западно-европейские, северо-американские и китайские данные. В мета-анализе данных эмиссии не только приведенных авторов, но и в обзорах других исследователей практически отсутствуют ссылки на работы российских исследователей. Причина – очень малое количество подобных работ в России. Исключение составляют работы Агрофизического института (С.-Петербург) [9–12, 15, 30, 35, 36].

ОЦЕНКА ЭМИССИИ ЗАКИСИ АЗОТА ИЗ ПАХОТНЫХ ПОЧВ РОССИИ

В работах сотрудников Агрофизического института РАН (С.-Петербург) [9, 12, 30, 36, 37] приведены результаты исследований влияния минеральных и органических удобрений на эмиссию N₂O из почвы. Наблюдения проведены в многолетнем полевом опыте на легкой супесчаной окультуренной почве с содержанием органического углерода 1.8% и на той же унавоженной почве (внесение навоза 700 т/га в течение 10 лет) с С_орг= 2.3%. Кумулятивные потоки N₂O за вегетационный период (120 сут) из почвы в контроле без удобрений составляли 247.7 ± 56.7 г N-N₂O/га и 519.7 ± 37.2 г N-N₂O/га, а при внесении минерального удобрения в дозе N90 – 299.9 ± 26.6 г и 583.7 ± 71.2 г N-N₂O/га соответственно [10]. Следовательно, эмиссия N-N₂O за счет внесения одного минерального N-удобрения была всего лишь 52.2 г и 64 г N/га (299.0 – 247.7 = 52.2 г N/га и 583.7 – 519.7 = 64 г N/га) соответственно для почвы без внесения навоза и унавоженной. Тогда ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ внесенного N_мин в дозе 90 кг/га будет в пределах 0.058–0.071%, что гораздо меньше стандарта IPCC, равного 1%. Авторы показали, что эмиссия N₂O из агроземов в различных системах земледелия за все время исследований не превышала 5 мг N₂O-N/га/сут, если почва содержала <10 мг N_мин/кг почвы. При внесении зеленых или органических удобрений показатель ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ не превышал 0.62–0.75% [11]. В другой работе [15], проведенной на той же почве, обогащенной 2-мя дозами навоза (160 и 80 т/га) и в контроле (без навоза) проводили опыты с картофелем и капустой при внесении дополнительно 70–120 кг N_мин/га и измеряли кумулятивную эмиссию N₂O за вегетационный период. Авторы установили, что кумулятивный поток N₂O как при внесении дополнительного количества N_мин в дозах 70–110 кг/га, так и без его внесения, был практически во всех вариантах одинаковым (N-N₂O, кг/га): без внесения N_мин – 0.37 ± 0.08, 0.45 ± 0.11, 0.43 ± 0.06, 0.53 ± ± 0.07, 0.34 ± 0.09, 0.37 ± 0.10 и при внесении N_мин в дозах 70–110 кг/га – 0.36 ± 0.05, 0.42 ± 0.08, 0.45 ± 0.07, 0.56 ± 0.08, 0.36 ± 0.11, 0.60 ± 0.12. Приведенные данные свидетельствуют, что различия в эмиссии N₂O не наблюдали между вариантами как с внесением минерального азотного удобрения, так и без него. Объяснение такого явления кроется, по-видимому, в продолжающемся довольно высоком последействии больших доз внесенного навоза, который, возможно, определял и перекрывал в значительной степени эмиссию N₂O из минеральных азотных удобрений. Следует добавить, опыт проводили с пропашными культурами при достаточном увлажнении, что способствовало более высокой минерализации легкоразлагаемых азотсодержащих органических соединений оставшегося в почве навоза.

Как было показано выше, основным вкладом в эмиссию закиси азота из почв является применение всех видов азотсодержащих минеральных и органических удобрений, а также различных отходов органического происхождения. Весьма интересным является факт, что по усредненным мировым показателям для всех видов удобрений ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ приближается к 1% от количества, внесенного в почву азота. Этот коэффициент принят IPCC за стандарт в 2006 г. и в последнем обновлении методики расчетов эмиссии парниковых газов в 2019 г. подтвержден IPCC на прежнем уровне [38]. В новом стандарте допускается корректировка этого коэффициента в зависимости от климатических условий. Для условий влажного климата умеренного и бореального поясов (коэффициент увлажнения >1) за стандарт принимают ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ = 1.6% от внесенного в почву количества N минеральных удобрений. Для других источников азота принимают ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ = 0.6%. В условиях недостаточного увлажнения (коэффициент увлажнения <1) для всех источников азота принимают ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ = 0.5%. Судя по проанализированному литературному материалу, следует отметить, что для предлагаемой IPCC градации недостаточно оснований.

Кадастровая оценка эмиссий парниковых газов для пахотных угодий в РФ использует постоянно меняющиеся посевные площади сельскохозяйственных культур. За последние 25 лет произошло перераспределение пахотных угодий страны. По определению Люри и сотр. [39–41], для современного земледелия характерно динамическое изменение рядов площадей аграрных угодий в регионах России. Авторами [40] для анализа был выбран параметр “площадь посевов”, т.к. параметры “площадь сельскохозяйственных угодий” и “площадь пашен” являются элементами земельной статистики, инвентаризация которых происходит редко. В то время как данные о посевных площадях – это ежегодные отчеты сельскохозяйственных предприятий, отражающие фактическую ситуацию. Кроме того, следует принимать во внимание гидротермические условия расположения пахотных угодий. Сочетание достаточной теплообеспеченности (сумма температур >10° = >2500°) с удовлетворительным увлажнением (коэффициент увлажнения >0.75) наблюдается только на 1% территории земельных угодий России [42].

Еще один показатель, который должны принимать во внимание – это доля удобряемой площади. Площадь пашни, на которой вносили минеральные азотные удобрения за последние 18 лет, составляла 21 600–47 200 тыс. га [43]. Внесение минеральных азотных удобрений в среднем на 1 га удобряемой пашни за период 2000–2018 гг. находилось на уровне 26.5–32.4 кг N/га [43]. Внесение органических удобрений за этот же период осуществлялось лишь на 3–9% от общей площади посевов и составляло в пересчете на общий азот 35.0–206.0 кг N/га/год. Величина 206 кг N/га относится к 2000 г., значительно выделяется из общего ряда доз органического азота, внесенного в период 2000–2018 гг. и никак не объясняется. При этом, следует отметить, что имелись существенные различия в дозах внесения как минеральных, так и органических удобрений в зависимости от возделываемых культур. Например, сахарную свеклу, овощные и картофель удобряли значительно больше, чем другие культуры [43].

Пример расчета эмиссии N₂O из пахотных почв РФ при внесении азотных удобрений. В обзорах [17, 19, 23, 26, 32, 44] показаны основные факторы, влияющие на эмиссию N₂O из почв. В число этих факторов входят формы, виды и дозы минеральных и органических удобрений, технологии земледелия, почвенно-климатические условия и др. Среди перечисленных одним из главных факторов, определяющих величину ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$, который необходимо учитывать при составлении региональных кадастров эмиссии парниковых газов, является учет зависимости ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ от количества вносимого в почву азота. В качестве примера может служить работа Щербака и др. [32], четко показавшая эту зависимость. Авторами выполнен мета-анализ данных, полученных на основе полевых исследований, включивших 84 местности, 233 опыто-лет, с не менее чем 3-мя уровнями применения N-удобрений и сделанных более 1000 измерений эмиссии N₂O. В условиях данного исследования усредненный ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ определен в среднем в размере ≈0.9%. Эта величина являлась средней для всех видов удобрений, среди которых при внесении синтетических (минеральных) азотных удобрений ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ равен 1.0%, органических (навоз) – 0.8% [32]. Авторы установили, что для большинства культур ответ эмиссии N₂O на увеличение дозы минерального N-удобрения рос значительно быстрее, чем линейное повышение дозы N. Было также замечено, что прибавка ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ (∆ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$) с дозой N была более выраженной для почв с содержанием С_орг > 1.5% и рН < 7.0, и если удобрения применяли в один прием. Общий тренд экспоненциального увеличения ∆ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ совпадал с применением N-удобрения в количестве, явно превышающем потребность растений в азоте. В интервале доз азота 150–200 кг/га ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ был равен 1% и совпадал со стандартом IPCC. Но если дозы азота возрастали до 300 кг/га, то ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ возрастал на 25% по сравнению со стандартом IPCC. Для культур, не получавших достаточного количества азота, т.е. ≤50 кг N/га ∆ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ снижался на 25%. Это значит, что, если используют стандарт IPCC для вычисления эмиссионного фактора в условиях применения небольших доз (до 100 кг N/га), расчеты эмиссии N₂O будут значительно завышены, а при внесении 200–300 кг N/га – значительно занижены. На основе большого объема систематизированного экспериментального материала авторы работы [32] разработали модель расчета ∆ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ для установления эмиссии N₂O в зависимости от дозы минерального N-удобрения:

где ∆ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ – приращение эмиссии N-N₂O (кг/га), N – доза удобрения (кг/га).

Модель [32], предложенная для расчетов ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$, является более гибкой в смысле учета вносимых доз азота, а отсюда и более объективной, чем стандарт IPCC [38, 45], который построен на “прямолинейном отношении эмиссия N₂O : доза N”. Кроме того, коэффициент IPCC одинаков для всех источников азота, будь то азот самой почвы, азот растительных остатков или различные азотосодержащие удобрения. Объективность модели Щербака и др. [32] подтверждена аналогичными исследованиями [36]. Кроме того, в обзорах [17, 23, 44] стандарт IPCC [37, 39] подвергается критике.

В наших расчетах эмиссии N₂O и ∆ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ на пахотных угодьях РФ были взяты данные Росстата [43] по посевным площадям сельскохозяйственных культур и применению удобрений за последние 25 лет. Земледелие в эти годы характеризовалось остродефицитным балансом азота, т.е. в пересчете на 1 га посевов вынос азота урожаями в течение 25 лет превышал его внесение более чем на 30% (табл. 2) [4]. Это означает, что значительная доля урожая формировалась за счет минерализованного азота почвы. При такой ситуации, очевидно, остаточные количества подвижного азота удобрения в почве и его дальнейшие потери как за счет денитрификации, так и вымывания нитратов, должны быть ничтожно малы.

Если посмотреть дозы азота, которые вносили под посевы сельскохозяйственных культур за рассматриваемый период на пахотных угодьях России (табл. 3), то они находятся на нижнем пределе величины ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$, который отмечен в различных обзорах эмиссии N₂O, включая и стандарты IPCC. При дефицитном балансе азота эмиссионный фактор зависит, прежде всего, от условий увлажнения. В документе IPCC от 2019 г. [38] допускается дифференциация стандартных величин ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ в зависимости от климатических условий: умеренного и бореального поясов (при коэффициенте увлажнения >1) за стандарт принимается ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ = 1.6% от внесенного в почву количества N минеральных удобрений. Для других источников азота (пожнивные остатки, почвенный органический азот) принимается ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ = = 0.6%. В условиях недостаточного увлажнения (коэффициент увлажнения <1) для всех источников азота принимается ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ = 0.5%.

Модель Щербака и др. [32] была построена на данных эмиссии N₂O из почв под посевами суходольных зерновых культур с применением азотных удобрений в интервале доз 0–300 кг N/га. Как видно из табл. 3, дозы N, которые вносили под посевы зерновых РФ изменялись в интервале 10.0–30.0 кг/га. Расчет эмиссии N-N₂O по модели [32] дает результат 0.066–0.212 кг/га. Эмиссионный фактор за счет применения минеральных азотных удобрений под зерновые культуры оказался при этом в среднем за почти 20-летний период в интервале 0.66–0.70 и значительно более низким, чем тот, который использовали для расчетов кадастра парниковых газов по методике МГЭИК [46, 47].

Зерновые культуры занимают максимальную посевную площадь страны, составляя за последние 25 лет 54–59% от общей площади посевов всех культур [43], а применение минеральных удобрений происходило лишь на 27–59% площади от общих посевов зерновых [43]. Правда, в последние годы в РФ происходит расширение удобряемых площадей сельскохозяйственных культур, включая и зерновые.

Другими культурами по суммарному размеру посевных площадей с применением удобрений являются картофель, сахарная свекла и овощные культуры. Эти же культуры возделывают при гораздо более высоком, чем зерновые, применении азотных и органических удобрений (табл. 4). Однако доля органических удобрений в составе применяемых удобрений очень неравномерна в зависимости от культуры. Например, под сахарную свеклу вносят <10% азота в виде навоза. Применение органики под эту культуру остается крайне низким и продолжает снижаться по сравнению с началом 2000-х годов. Более высокие дозы органического азота вносят под картофель, составляя в среднем за последние годы ≈30%. Под овощные культуры доля органического азота составляет в среднем по годам ≈22%. В этих условиях определяющим фактором эмиссии закиси азота из почв будут минеральные азотные удобрения, поскольку N_мин сразу после внесения в почву “готов” к использованию нитрифицирующими и денитрифицирующими организмами. Внесенный органический азот должен пройти стадию минерализации, а затем уже подвергнуться нитрификации и денитрификации. В данном случае можем допустить, что величина ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ в почве при таком соотношении внесенного минерального и органического азота будет зависеть в большей степени от суммарного количества внесенного азота. Поэтому мы сочли возможным для расчета ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ с определенной долей условности и для пропашных культур использовать модель Щербака и др. [32].

Как видно, в отличие от зерновых культур, получающих гораздо меньше азота, в случае с пропашными культурами эмиссионный фактор гораздо больше. В табл. 4 сгруппированы данные по величине эмиссионного фактора и общей эмиссии N₂O при возделывании основных пропашных культур. Наиболее высокий ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ показан для картофеля, но и внесение азота под эту культуру больше, чем под другие. В посевах сахарной свеклы и овощных культур ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ довольно близок. В целом ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ гораздо больше зависит от дозы применяемых азотсодержащих удобрений, чем от вида возделываемой культуры.

ОБСУЖДЕНИЕ И ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Аналитический обзор ключевой литературы по глобальной проблеме эмиссии закиси азота показал следующее. Если усиление концентрации углекислого газа и метана связано с развитием энергетики, и выброс этих газов можно контролировать за счет перехода на другие виды энергии (атомную энергию, гидроэнергию, ветровую и др.), а высококонцентрированные промышленные выбросы СО₂ могут утилизироваться химическим путем в устойчивые, малоактивные формы или, в конечном итоге, захораниваться на океанскую глубину, то ограничение выбросов закиси азота – безусловно более сложная задача. Применение ингибиторов нитрификации или уреазной активности – это всего лишь откладывание на сравнительно небольшое время мобилизации оставшегося в почве азота удобрений. Через какое-то время этот азот будет вновь вовлечен в процессы нитрификации и денитрификации – таков общий закон круговорота азота.

Уменьшение эмиссии N₂O путем сдерживания роста применения азотных удобрений скажется на ограничении производства продуктов питания. Сейчас и в обозримом будущем именно сельскохозяйственное производство является и будет являться незаменимым производителем продуктов питания для человека. Ограничение применения азотных удобрений в сельскохозяйственном производстве при одновременном естественном сокращении удобных для возделывания земель будет грозить человечеству нарастанием дефицита продовольствия. Отсюда разумное регулирование применения синтетического и биологического азота является лишь паллиативом, и радикальное решение проблемы пока не просматривается.

Следует внимательнее присмотреться к предлагаемым приемам секвестирования атмосферной углекислоты. С одной стороны, связывание СО₂ в органическое вещество почвы на какой-то срок (десятилетия или даже на столетия) выводит СО₂ из атмосферы, но, с другой, обогащение почвы органическим углеродом активизирует дыхание почвенной биоты и понижает концентрацию кислорода в почвенном воздухе. Снижение кислорода в почве провоцирует усиление процесса денитрификации. Работами китайских исследователей показано [34], что многолетнее применение компоста не только увеличило содержание органического углерода в почве на 152%, но и увеличило эмиссию N₂O на 106%. Принимая во внимание, что ПГП закиси азота в 298 раз больше, чем СО₂, то оказывается, что эффект от секвестирования углерода с целью снижения ПГП почти полностью нивелируется дополнительными выбросами из почвы N₂O. Таким образом, обогащение почвы органическим углеродом не всегда благоприятствует целям сокращения выбросов парниковых газов в земледелии.

Проблема точной оценки выбросов закиси азота в атмосферу еще далека до своего разрешения. Причина – недостаточное количество экспериментальных исследований in situ, дороговизна аналитического оборудования. Многие регионы Земли практически не охвачены мониторингом эмиссии закиси азота, включая обширные территории России. Наиболее продвинутыми в решении проблемы закиси азота являются европейские и северо-американские страны. Широким охватом идут исследования в Китае.

Сбором информации о парниковых газах и ее обработкой в мировом масштабе занимается МГЭИК, данные которой представляют собой совокупность национальных кадастров инвентаризации парниковых газов, которые выполнены по единой методике.

В соответствие с обязательствами по выполнению Рамочной конвенции ООН об изменении климата, Киотского протокола и Парижского соглашения по климату Российская Федерация регулярно представляет в МГЭИК “Национальные доклады о кадастре антропогенных выбросов и абсорбции парниковых газов” [47]. Руководящие принципы национальных инвентаризаций парниковых газов разработаны МГЭИК по поручению Рамочной конвенции ООН об изменении климата [46]. Однако оценки эмиссий парниковых газов, получаемые МГЭИК и ФАО, в значительной степени генерализованы. Причина – крайняя недостаточность экспериментальных данных в большинстве регионов. Представляемые Россией в МГЭИК национальные кадастры парниковых газов, включая данные эмиссии N₂O, основываются исключительно на данных, полученных расчетным путем с использованием статистической информации и пересчетных коэффициентов эмиссионных факторов, которые рекомендует МГЭИК. Поскольку по территории России имеются весьма ограниченные данные эмиссии N₂O, то МГЭИК предлагает в расчетах использовать по умолчанию коэффициенты, полученные в основном для условий Западно-европейских стран с умеренным климатом.

Сбором данных эмиссии парниковых газов в сельскохозяйственном производстве занимается также ФАО. Но данные ФАО эмиссий газов также являются весьма ориентировочными [2]. Например, согласно этим данным, за 2005–2017 гг. эмиссию N₂O при применении азотных удобрений рассчитывали, исходя из единой величины эмиссионного фактора, равного 1.33% (допускается, что из каждого кг азота, внесенного с минеральными и органическими удобрениями в почву, выделяется в атмосферу 0.0133 кг N-N₂O или 1.33% от количества внесенного азота). Это означает, что для стран, находящихся в весьма контрастных природно-климатических условиях (например, Индия, Китай, Франция, Германия, Финляндия, РФ и другие страны), принимается одинаковое допущение, что трансформация всех видов удобрений совершенно одинакова во всех типах почв. Однако, как показано выше в обзоре, существует большая вариация эмиссии N₂O и величины ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ в зависимости от доз и форм азотных и органических удобрений, почвенно-климатических условий, приемов земледелия, выращиваемых культур и многих других факторов. Экстраполяция данных, полученных в странах Западной Европы, для условий России не всегда приемлема, поскольку почвенно-климатические условия страны весьма разнообразны [1, 2, 9, 10, 13, 15, 19–28, 31, 32, 34, 36, 44, 48–50].

Значительные площади почвенного покрова в северо-, средне- и южно-таежной зонах имеют невысокое плодородие, характеризуются кислой реакцией среды. В целом ≈75% земельных ресурсов страны находится в пределах холодного пояса и малообеспеченных теплом горных областей. В степной и сухостепной зонах с недостаточным увлажнением площади пахотных угодий России составляют ≈15% [42]. Для большинства регионов, в которых ведется сельскохозяйственное производство, продолжительность безморозного периода гораздо короче, и как следствие продуктивность всех микробиологических процессов азотного цикла в почвах в абсолютных величинах меньше, чем в почвах Западной Европы.

С конца 1990-х–начала 2000-х гг. IPCC приняла стандартную величину для ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ = 1%. Эта величина применяется не только для расчетов эмиссии N₂O из почвы при внесении в нее всех видов и доз азотосодержащих удобрений, но и различных растительных остатков, других азотосодержащих материалов, минерализованного азота самой почвы независимо от почвенно-климатических условий и типов земледелия [45]. В пересмотренном варианте 2019 г. [38] руководящих указаний IPCC величина ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ = 1% была подтверждена для дальнейшего использования несмотря на то что эта величина подвергается критики со стороны многих исследователей. Мы уже рассматривали более гибкий подход к рассчету ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ с учетом интервала доз азотных удобрений [32]. Однако в руководствах IPCC в глобальном масштабе принята более высокая величина ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ = 1.25% [46].

Из приведенного обзора работ по эмиссии N₂O можно сделать заключение, что стандартные величины ЭФ$_{{{{{\text{N}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}$ (IPCC, МГЭИК и ФАО), используемые для глобальных расчетов ПГП, заведомо больше по сравнению с фактически получаемыми многочисленными данными в различных регионах мира.