農(nóng)田氧化亞氮減排的關(guān)鍵是合理施氮

李 玥，巨曉棠

（中國農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院，北京100193）

氧化亞氮（N2O）是單分子增溫潛勢較二氧化碳（CO2）高265倍（100年時間尺度）的強效溫室氣體，其在大氣中壽命可達120 a 之久，是平流層臭氧的最主要破壞者[1-2]。19世紀以來，N2O排放量逐漸增加。工業(yè)革命前，N2O 排放量約為10～12 Tg N·a-1；最新評估結(jié)果表明，1998—2016 年期間，全球N2O 平均排放量約為17.0（16.6～17.4）Tg N·a-1[3]。N2O 減排是全球控制和緩解溫室效應(yīng)的重要組成部分。N2O 排放源可劃分為自然排放源和人為排放源，自然排放源所產(chǎn)生的N2O 排放量約為11.0（10.2～12.2）Tg N·a-1，其中6.6（3.3～9.9）Tg N·a-1來自陸地，3.8（1.8～5.8）Tg N·a-1來自海洋，0.6（0.3～1.2）Tg N·a-1來自大氣。由于這部分排放量可以被等量的“匯”所平衡，自然排放對大氣中N2O 濃度升高的貢獻可忽略不計[2]。人為排放源被認為是導致大氣N2O 濃度升高的主要原因。目前，人為排放量總量約為6.2（5.3～8.4）Tg N·a-1[2]，其中農(nóng)業(yè)源N2O 排放為4.1（1.7～4.8）Tg N·a-1[4]，是最大的人為排放源；其他人為排放源還包括：工業(yè)和化石能源燃燒0.9（0.7～1.6）Tg N·a-1，生物質(zhì)燃燒（包括焚燒森林和農(nóng)作物秸稈）0.7（0.5～1.7）Tg N·a-1，廢水處理0.2（0.02～0.73）Tg N·a-1，水產(chǎn)養(yǎng)殖0.05（0.02～0.24）Tg N·a-1，氮沉降至海洋中增加的N2O 排放0.2（0.08～0.34）Tg N·a-1，以及其他來源0.05 Tg N·a-1[2]。N2O 人為源排放已導致其在大氣中濃度較工業(yè)化前水平增加了20%，控制農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中的N2O 排放是減少人為源排放的最重要方面。

1 土壤是N2O的主要排放源

全球N2O 排放有66%來源于陸地[3]，土壤是N2O的主要排放源。Tian等[5]對工業(yè)革命至今的全球土壤N2O 排放量的評估結(jié)果表明，工業(yè)革命前全球土壤N2O 排放量為6.3±1.1 Tg N·a-1，其中來源于自然土壤的N2O 排放量為6.0±1.1 Tg N·a-1，來源于農(nóng)田土壤的N2O 排放量僅為0.3±0.1 Tg N·a-1，占全球土壤N2O 排放總量的5%。近10 年來，全球土壤N2O 排放量增加至10.0±2.0 Tg N·a-1，其中來源于自然土壤的N2O 排放量為6.7±1.4 Tg N·a-1，相比工業(yè)革命前僅有0.7±0.5 Tg N·a-1的小幅度增加，而來源于農(nóng)田土壤的N2O排放量則高達3.3±1.1 Tg N·a-1[5]，占全球土壤N2O 排放總量的33%（圖1）。

圖1 1861—2016全球尺度來自農(nóng)田和其他生態(tài)系統(tǒng)的N2O排放[5]Figure 1 Global N2O emissions from cropland and other ecosystems during 1861—2016[5]

聯(lián)合國政府間氣候變化專門委員會（IPCC）將農(nóng)田土壤N2O 排放劃分為直接排放和間接排放[6]，其中直接排放主要是由施用化學氮肥和有機肥、作物殘體還田、土壤礦化和有機土耕種引起的；間接排放則是由大氣中的氮（包括氮肥和動物廢棄物中的氮揮發(fā)到大氣中）沉降到農(nóng)田，以及氮的淋溶滲漏或徑流損失引起的排放[6]。此外，還單獨劃分了秸稈焚燒和動物糞便的N2O 排放。工業(yè)革命前至近10 年（2007—2016），農(nóng)田土壤N2O 排放增量為3.5±0.9 Tg N·a-1，占全球土壤N2O 排放增量的96%[5]。施用化學氮肥和有機肥產(chǎn)生的N2O 排放分別為2.0±0.8 Tg N·a-1和0.6±0.4 Tg N·a-1，農(nóng)田施肥引發(fā)的N2O 排放占土壤總N2O排放增量的70%[5]，是全球土壤N2O 排放量增加的主要人為因素[7-9]（圖2）。因此，合理施氮是減少人為因素導致N2O排放的關(guān)鍵。

2 農(nóng)田土壤N2O的主要產(chǎn)生過程及影響因素

農(nóng)田土壤N2O 產(chǎn)生的途徑復(fù)雜且多樣，可劃分為生物過程和非生物過程。其中，生物學過程主要包括：自養(yǎng)硝化作用和反硝化作用、硝化細菌的反硝化作用、耦合硝化-反硝化作用、硝酸鹽的異化還原作用（DNRA）、異養(yǎng)硝化作用等[10]；非生物學過程主要包括：羥胺的化學分解和化學反硝化、亞硝酸鹽的化學反硝化、在光照、水分和反應(yīng)面存在的硝酸銨的非生物分解等[10]。盡管在一些特定的環(huán)境條件下非生物過程對N2O 產(chǎn)生的貢獻較大[11]，但生物學過程是N2O產(chǎn)生和排放的主要過程。在大多數(shù)條件下，這些過程會同時發(fā)生，其主導過程取決于當時的土壤pH、水熱條件、氧氣狀況、碳氮基質(zhì)等因素及其組合[10，12-14]。

圖2 1860s—2010s自然和人為因素對全球土壤N2O排放的貢獻[5]Figure 2 Contributions of natural and anthropogenic factors to global soil N2O emissions from the 1860s to the 2010s [5]

土壤N2O 的排放是N2O 在土壤中產(chǎn)生、轉(zhuǎn)化和經(jīng)過土層向大氣擴散的連續(xù)過程，任何影響這些過程的因素都將影響土壤N2O 的排放速率和排放量。這些因素可大致分為3 類，即氣候、土壤和農(nóng)田管理。氣候因素包括溫度和降雨，會驅(qū)動土壤溫度和土壤濕度的變化[15-17]。土壤因素包括pH 值、質(zhì)地、土壤氧氣濃度以及土壤微生物可利用的C 和N 的含量等[10，18-19]。農(nóng)田管理因素包括種植作物、施肥、灌溉、秸稈管理、耕作等[17，20]。此外，一些特殊的土壤環(huán)境變化也對土壤N2O的產(chǎn)生和排放有重要影響，如土壤的凍-融交替過程[21]和干-濕交替過程[22]。氣候、土壤性質(zhì)和農(nóng)田管理措施的時空變異是導致農(nóng)田土壤N2O產(chǎn)生和通量變化的主要原因[23]。因此，要獲得準確的農(nóng)田N2O 排放量，需要進行高頻率多年多點的田間原位觀測。

全球48%人口依賴于氮肥施用增加的糧食[24-25]，氮肥對我國糧食增產(chǎn)的貢獻約為45%，但不合理施用又帶來了諸如水體富營養(yǎng)化、大氣污染、溫室氣體排放等嚴重的環(huán)境問題。我國每年氮肥用量約3000 萬t，約占全球30%，由此引發(fā)的N2O 排放占全球N2O 排放總額的27%[26]。我國人均耕地少、復(fù)種指數(shù)高，東部經(jīng)濟發(fā)達地區(qū)化學氮肥的年施用量達500 kg N·hm-2以上的高投入水平[25]。增施氮肥對我國糧食增產(chǎn)起到了十分重要的作用，但隨著氮肥用量快速增加，氮肥增產(chǎn)效果趨于降低，環(huán)境污染趨于加重。當前農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，氮肥不合理施用引發(fā)的氮素損失增加是一個普遍問題[27-29]，我國農(nóng)田土壤產(chǎn)生的N2O 排放中，有77%來自于化學氮肥[30]，這也是我國農(nóng)田土壤N2O 總排放量高的主要原因，傳統(tǒng)的小農(nóng)戶分散經(jīng)營方式更加重了氮肥過量施用的問題[27]。因此，將農(nóng)田氮肥施用量控制在合理水平，在保障產(chǎn)量和農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)的前提下，能夠?qū)崿F(xiàn)N2O 減排，同時降低其他氮素損失（如氨揮發(fā)和硝態(tài)氮淋洗）[31]。

農(nóng)田合理施氮主要包括4 個方面，即正確的施肥量（Right amount）、正確的肥料品種（Right type）、正確的施肥時期（Right time）和正確的施肥方法（Right place），國際上稱為“4R”理念或技術(shù)。這4 個方面不是孤立的，而是相互聯(lián)系的。施肥量首先取決于目標產(chǎn)量，但又決定于肥料品種、施肥時期和方法。其中的任一方面被忽視，都會導致氮素損失使其無法滿足作物需求，這也是導致農(nóng)戶現(xiàn)有施肥技術(shù)不得不加大施氮量的重要原因。如果后三者均合理，則施入農(nóng)田的氮肥可以被作物充分吸收利用，就不需要再有額外的氮肥投入以填補施肥過程和施肥后的氮素損失[32]。通過實施“4R”理念或技術(shù)，可以更高效地利用養(yǎng)分，使收益最大化并降低人為干預(yù)農(nóng)業(yè)養(yǎng)分循環(huán)所帶來的風險[33]，對環(huán)境、經(jīng)濟和社會可持續(xù)發(fā)展做出貢獻[34-35]。合理施氮也包括與其他農(nóng)藝措施的配合，如輪作與耕作、灌溉、有機肥和秸稈還田、磷鉀肥和中微量元素管理等[20，36]，以此來提高作物對氮素的利用效率，減少因氮肥施用引起的N2O排放[37]。

3 施氮量與N2O減排

3.1 施氮量與N2O排放量的關(guān)系

氮素投入是農(nóng)田土壤N2O排放最具決定性的單一預(yù)測因子[38]，確定合理施氮量是同類土壤-氣候-作物與農(nóng)田管理措施下N2O 減排的最直接措施。在估算區(qū)域或國家尺度N2O 排放量時，通過整合復(fù)雜且多變的全球觀測數(shù)據(jù)，利用統(tǒng)計學方法研究了N2O 的季節(jié)或年排放總量與主要影響因子的數(shù)學關(guān)系，IPCC 采用了N2O 排放量與氮素投入量之間的線性經(jīng)驗?zāi)Ｐ停瑢⒑底鬓r(nóng)田土壤的N2O 排放量估算為施用到土壤中的化肥氮、有機肥氮或有機質(zhì)礦化氮的1%（變異范圍在0.3%～3%）[6]，即排放因子（EF）。這種方法忽略了土壤、氣候、作物類型和農(nóng)田管理措施的時空變異性[33]。

近年來越來越多的研究表明，在特定的土壤-氣候條件下，施氮量與N2O 排放量之間存在非線性關(guān)系[39-41]。在一項涵蓋全球78 篇論文、涉及233 個數(shù)據(jù)源、至少包含一個不施氮肥處理和兩個以上不同施氮量處理的多年多點的Meta 分析結(jié)果表明，當施氮量超過作物需求時，N2O 排放量呈指數(shù)增長[42]。美國密歇根州5 個地點不同施氮量（0～225 kg N·hm-2）玉米季N2O 排放量的研究結(jié)果表明，施氮量與N2O 排放量之間總體呈現(xiàn)指數(shù)關(guān)系[43]。在華北平原冬小麥-夏玉米輪作體系中的研究結(jié)果表明，玉米季N2O 排放量和單位產(chǎn)量N2O 排放量均隨施氮量增加呈指數(shù)增長模式，特別是超過優(yōu)化施氮水平之后，N2O 排放量快速增長。小麥季N2O 排放量和單位產(chǎn)量N2O 排放量隨施氮量增加均呈二次增長模式，且極端降雪引起的凍融交替導致N2O 排放強度遠大于沒有凍融交替發(fā)生的年份[20]。通過與經(jīng)驗統(tǒng)計模型對比，發(fā)現(xiàn)IPCC 固定排放因子及全球旱作農(nóng)田指數(shù)排放模型都高估了華北平原N2O排放，即使在高施氮量的情況下（圖3）。基于大量N2O 通量的原位觀測結(jié)果，Ju 等[32]歸納出的華北平原在小麥、玉米和整個輪作的N2O 排放因子分別為0.08%～0.21%、0.44%～0.59%和0.10%～0.59%，玉米季排放量遠高于小麥季[20，44-48]。Wang 等[49]的Meta分析結(jié)果也表明，盡管我國蔬菜作物過量施肥情況較為嚴重，但其N2O 排放因子也僅為0.69%左右，均低于IPCC默認的排放因子（1%）。針對不同施氮量N2O排放的研究結(jié)果表明，優(yōu)化施氮量相對于傳統(tǒng)施氮量，可以在降低37%的氮素投入、42%的N2O排放量、44%的單位產(chǎn)量N2O 排放量的同時，保持目標產(chǎn)量，此時的氮素盈余量僅為18～37 kg N·hm-2·a-1，遠小于傳統(tǒng)施氮量的210～220 kg N·hm-2·a-1[20]。以上研究結(jié)果揭示了利用區(qū)域尺度模型估算不同土壤-氣候條件下N2O 排放及減排潛勢，進而編制更準確的國家排放清單的重要性。

圖3 華北平原與全球尺度施氮量與N2O排放關(guān)系的比較[20]Figure 3 Comparison of N2O responses to N application rates in the North China Plain or the global scale[20]

淹水稻田是我國另一種主要耕作方式，由于土壤水分管理方式的不同，水稻生長季土壤N2O 排放格局和排放量明顯不同于旱地。IPCC[6]提出稻田的N2O默認排放因子為0.3%（變異范圍在0%～0.6%），但其并未區(qū)分不同水分管理方式。Zou 等[50]和鄒建文等[51]將中國稻田劃分為持續(xù)淹水（F）、淹水-烤田-淹水（FD-F）和淹水-烤田-淹水-濕潤灌溉（F-D-F-M）3 種不同的水分管理模式，不同模式下的N2O 排放因子分別為0.02%、0.42%和0.74%。我國不同地區(qū)農(nóng)田氮肥施用、作物類型和土壤氣候條件差異很大，同樣的氮肥施用量所導致的N2O 排放量會有較大的區(qū)域性差異，通過直接測定特定土壤-氣候條件、種植制度和農(nóng)田管理措施下的N2O 排放量，建立同類地區(qū)施氮量與N2O 排放量之間的數(shù)量關(guān)系，對于更準確地評估區(qū)域和國家尺度的N2O 排放量、制定更有針對性的N2O減排措施至關(guān)重要。

3.2 合理施氮量的確定

確定合理施氮量是獲得較高目標產(chǎn)量、維持土壤氮肥力和降低因施氮引起環(huán)境污染的關(guān)鍵[52]，是氮肥發(fā)明和施用以來的世界性難題。其方法可歸納為：（1）基于田間試驗作物產(chǎn)量對施氮量響應(yīng)的肥料效應(yīng)函數(shù)法；（2）基于土壤或植株測試的測試類方法。但是，這兩類方法在實際應(yīng)用中均有較大缺陷[53]。歸其原因，主要是缺乏對肥料氮、土壤氮、作物吸收氮等物理量之間數(shù)量關(guān)系的徹底解析。Ju等[54]基于對土壤-作物體系中氮素的詳細流動通量，提出了理論施氮量（TNR）的概念和方法。在考慮了包括干濕沉降、生物固氮等其他來源氮之后，發(fā)現(xiàn)了“合理施氮量約等于作物地上部吸氮量”的普遍規(guī)律[52]。在引入百千克收獲物需氮量（N100，kg）參數(shù)后，合理施氮量是目標產(chǎn)量（Y）的唯一函數(shù)，即理論施氮量Nfert≈Y/100×N100。其中目標產(chǎn)量和百千克收獲物需氮量的確定取決于同類地區(qū)的生產(chǎn)條件，包括氣候、土壤、作物和農(nóng)田管理措施等。理論施氮量從長期維持高產(chǎn)穩(wěn)產(chǎn)、土壤氮素平衡和低環(huán)境風險考慮，推廣技術(shù)員和農(nóng)戶能夠根據(jù)自己地塊的目標產(chǎn)量用口算確定出施氮量，提供了一種簡便實用的方法[52，54]。

如何判斷農(nóng)田氮素管理是否合理，是改善氮素管理的關(guān)鍵，其中一個重要的方法是發(fā)展氮素管理指標。氮素利用率（NUE）一直被廣泛使用，但該指標并不能反映產(chǎn)量水平和氮素損失量。片面追求較高的氮素利用率不一定能夠?qū)崿F(xiàn)目標產(chǎn)量和低的氮素損失。歐洲一些國家一直強調(diào)NUE 必須和其他指標，如氮素盈余和作物收獲氮等指標結(jié)合，來判斷氮素管理的優(yōu)劣。在作物生產(chǎn)中，氮素盈余指“向作物投入的氮與作物收獲氮的差值”。過高的氮素盈余意味著高氮素損失風險，過低的氮素盈余可能造成土壤氮素消耗從而不利于可持續(xù)作物生產(chǎn)。因此，必須把氮素盈余控制在合理的范圍內(nèi)。基于在我國不同農(nóng)業(yè)生態(tài)區(qū)多年多點的田間試驗，Zhang 等[32]建立了13 種作物體系的氮素盈余指標，同時建立了與NUE 和作物收獲氮之間的關(guān)系。一年一熟作物體系的氮素盈余標準為40～100 kg N·hm-2·a-1（平均為73 kg N·hm-2·a-1），而一年兩熟作物體系的氮素盈余標準為110～190 kg N·hm-2·a-1（平均為160 kg N·hm-2·a-1），約為一年一熟作物體系的兩倍[31]。在嚴格執(zhí)行“4R”理念或技術(shù)，并改進施肥技術(shù)和農(nóng)田管理措施的條件下，氮素沉降和活性氮的損失可以進一步下降，氮素盈余標準也可以進一步降低。基于這些指標，政策制定者、科研人員及農(nóng)戶能夠客觀地評估和提高不同田塊的氮素管理水平，實現(xiàn)目標產(chǎn)量、品質(zhì)和低氮素損失[31-32，55]。

4 肥料品種與N2O減排

根據(jù)目標產(chǎn)量和維持土壤氮素平衡確定了合理施氮量后，選擇適合的氮肥種類也有利于減少農(nóng)田土壤N2O 排放。但確定好合理的施氮量始終是首要問題，只有在確定了合理施氮量的條件下，才可以通過選擇和改進肥料種類實現(xiàn)進一步的減排。目前，我國農(nóng)田常用氮肥主要為尿素、硝態(tài)氮肥和銨態(tài)氮肥，這些氮素形態(tài)被加工成不同的氮肥種類。不同肥料種類的減排效果取決于土壤、氣候、作物和農(nóng)田管理措施，不能一概而論[56]。應(yīng)該研究不同土壤-氣候-作物體系下，包括控釋肥和緩釋肥、各種肥料添加劑及生物炭，也包括有機肥和秸稈的配合施用等在內(nèi)的具體肥料種類的N2O減排效果。

聯(lián)合國糧農(nóng)組織和國際肥料工業(yè)協(xié)會發(fā)布的報告[16]，統(tǒng)計了化肥和糞肥施用引起的N2O 排放（圖4）。不同肥料種類的N2O 排放因子范圍為0.1%～2.4%[16]。其中，有機肥和化肥混合施用的排放因子最大，這可能是由于有機肥的投入提供了大量有機碳，加強了土壤微生物的活動，營造土壤厭氧狀態(tài)，增強了反硝化作用[57-58]；與此同時，化肥投入又為微生物提供了大量氮源，進而導致了大量的N2O 排放，但這種情況更容易在歐洲的降雨量較高、土壤經(jīng)常處于濕潤條件下發(fā)生[58-59]，在其他旱作土壤-氣候-作物條件下，值得進一步研究。液氨、磷銨和尿素施用后會引起土壤pH 的改變，pH 的增加促進了硝化作用強度，促進了N2O排放[60]。

圖4 不同類型肥料的N2O排放因子[16]Figure 4 N2O emission factors of different types of fertilizers[16]

同一氮素形態(tài)在不同的土壤-氣候-作物體系的N2O 產(chǎn)生和排放存在較大差異。排水良好的旱作農(nóng)田施用硝態(tài)氮肥排放的N2O 低于施用銨態(tài)氮肥或尿素[61-62]。我國華北平原冬小麥-夏玉米輪作體系中，夏玉米季硝態(tài)氮肥的N2O 排放因子僅有0.006%，遠低于施用尿素的N2O 排放量[63]。溫暖濕潤環(huán)境下，不同形態(tài)的氮肥均具有較高的N2O 排放量；而低溫潮濕環(huán)境下，施用銨態(tài)氮肥相比于施用硝態(tài)氮肥可以降低N2O 排放[64]。稻田不同氮肥N2O 排放表現(xiàn)為液氨＞銨態(tài)氮肥＞硝酸鈣＞硝酸銨＞尿素[65]。不同種類氮肥在土壤中NO-3與NH+4的時空變化，會引起土壤N2O 排放通量的變異。施用哪種肥料有利于N2O 減排，應(yīng)根據(jù)同類區(qū)域土壤-氣候-作物體系和其他農(nóng)田管理措施，結(jié)合產(chǎn)量、農(nóng)產(chǎn)品和其他氮素損失途徑綜合考慮。

有機肥施用和秸稈還田也是農(nóng)田土壤N2O 排放的主要來源[66]，其對N2O 排放的影響結(jié)果并不一致。如上所述，有些研究表明，相比于施用化學氮肥，有機肥和秸稈的施用會增加土壤N2O 排放[48，58，67-69]。我國華北平原的田間試驗結(jié)果表明，有機肥（牛糞）的施用使冬小麥-夏玉米輪作體系的N2O 排放增加了17.2%[37]。不同來源有機肥由于C/N 的差異，導致土壤DOC 和無機氮含量差異而影響N2O 的產(chǎn)生與排放。通常情況下，農(nóng)田土壤N2O 排放量與有機肥的C/N 呈負相關(guān)（圖5），這也很好地解釋了為什么相比其他動物糞便，家禽糞便的施用會誘發(fā)更高的N2O 排放量[68-70]。盡管施用有機肥可能會增加N2O 排放，但在合理施氮條件下利用有機肥替代部分化學氮肥，既可以通過增大土壤有機碳庫，增強土壤的緩沖性能、改善土壤肥力降低氮素損失[36]；又可以通過減少化學氮肥輸入而降低農(nóng)田土壤N2O排放總量[71]。

圖5 有機肥C/N對N2O排放的影響[65]Figure 5 Effect of organic fertilizer C/N ratio on N2O emission[65]

增效肥料（Enhanced-efficiency fertilizer）的施用，在一定條件下對N2O 減排有積極作用，但不同土壤-氣候-作物體系的效果差異較大[72-73]。增效肥料主要包括：脲酶抑制劑（Urease inhibitor，UI）、硝化抑制劑（Nitrification inhibitor，NI）和控釋肥（Controlled-release N fertilizer，CRF）。根據(jù)不同土壤-氣候條件選擇合適的增效肥料種類，可以提高產(chǎn)量和氮素利用率，減少氮素損失，降低N2O 排放。不同增效肥料N2O 減排效果存在較大差異，總體表現(xiàn)為：UI＜CRF＜NI[56，72-73]。Akiyama 等[72]的Meta 分析結(jié)果表明，與施用普通肥料相比，UI 的N2O 減排效果并不顯著，但CRF 和NI 分別可以降低35%和38%的N2O 排放。UI通過抑制尿素水解，減緩其向NH+4的轉(zhuǎn)化，降低NH3揮發(fā)。土壤和環(huán)境條件越易于造成NH3揮發(fā)損失，UI對肥料氮素的保持能力越強[74]。CRF 對稻田N2O 減排效果優(yōu)于旱地土壤，Xia等[75]的研究結(jié)果表明，施用于稻田的CRF 可以減少50.4%的N2O 排放量，而施用于旱地農(nóng)田僅減少25.3%。CRF 需要氮素釋放速率與作物對氮素需求同步[72]，否則也有可能增加N2O 排放[37]。火山灰土上施用CRF 僅能降低3%的N2O 排放量，但其他土壤類型平均可降低24%，并且傳統(tǒng)施肥處理產(chǎn)生的N2O 排放量越大，CRF 的減排效果越好[76-77]。

NI可以通過延緩氨氧化過程[78]來降低硝化速率，協(xié)調(diào)肥料供氮與作物需氮，同時降低反硝化底物，達到降低N2O 排放的目的。常見的NI 有：雙氰胺（DCD）、3，4-二甲基磷酸鹽（DMPP）和四氮本啶（Nitrapyin）等。NI 平均可降低38%的農(nóng)田N2O 排放，但不同土壤-氣候-作物和NI種類的減排效果存在顯著差異[72]。旱作農(nóng)田施用NI 可以降低34%～57.7%的N2O 排放量；而施用于稻田的NI 可降低30%～33%的N2O 排放[56，75]。我國華北平原典型潮土的田間試驗結(jié)果表明，相比單施尿素和硝酸銨，DMPP 分別可以減少77%和68%的N2O 排放[44，79]。農(nóng)業(yè)土壤上施用DCD 的N2O 減排效果雖略低于DMPP，但平均也可以減少30%的N2O 排放量[72]，DCD 對N2O 減排效果受溫度、土壤黏粒含量與土壤有機質(zhì)之間的顯著影響[80]。傳統(tǒng)施肥產(chǎn)生的N2O 排放量越高，NI 的減排效果越好[56]。NI可以同時作為化學氮肥和有機肥的添加劑，且均可以達到一定的N2O 減排效果。值得注意的是，NI會增加NH+4在土壤中存留時間，平均可增加氨揮發(fā)30%左右[75]，特別是在pH 高的堿性土壤上。因此，研究同時降低NH3和N2O 排放的農(nóng)田管理措施顯得更為重要。有些研究試圖將脲酶抑制劑和硝化抑制劑混合施用以發(fā)揮多種損失協(xié)同減排的效果。由于兩者作用的生化反應(yīng)步驟不同，兩種抑制劑在一起施用也有可能發(fā)生化學反應(yīng)而失效，雙抑制劑并沒有發(fā)揮“1+1＞2”的作用[81-84]。因此，混合施用必須根據(jù)土壤-氣候-作物特征和施用條件、肥料品種、有充分的理論依據(jù)和試驗證據(jù)，切忌想當然。

5 施肥時期和方法與N2O減排

在確定了合理施氮量和肥料種類后，施肥時期和方法就成為提高氮素被作物吸收利用、減少農(nóng)田氮素損失和N2O 排放的重要環(huán)節(jié)。合理的施肥時期應(yīng)盡可能保證氮素供應(yīng)與作物的需肥時期同步。確定合理的施肥時間需考慮作物養(yǎng)分吸收、土壤養(yǎng)分供應(yīng)、環(huán)境風險及田間操作的相互影響。關(guān)于氮肥施用時期對N2O 排放影響的專門研究資料較少。我國華北平原冬小麥-夏玉米輪作體系中，每年10月初冬小麥播種和施用基肥的N2O 排放均明顯低于春季追肥，也明顯低于夏玉米季施肥[20，42-43，48，85]。夏玉米季等氮量追肥，多次追肥的N2O 排放量可能高于一次或兩次施肥[45，85]。施肥時期對N2O 排放的影響，受當時土壤的水熱條件、作物生長時期的嚴重影響，應(yīng)結(jié)合其他農(nóng)田措施綜合考慮。

由于受耕作方式、肥料狀態(tài)和作物生育時期的影響，生產(chǎn)上存在多種施肥方法。不同施肥方法對氨揮發(fā)損失和作物氮素利用的研究較多，但對N2O 減排的研究較少。從減少氨揮發(fā)損失和提高作物氮素利用的角度考慮，氮肥深施是施肥的基本原則。NH3和N2O 都是重要的環(huán)境氣體，深施氮肥能有效減少NH3揮發(fā)損失，但可能增加N2O 排放。Rochette 等[86]的研究結(jié)果表明，當施肥深度大于7.5 cm 時，氨揮發(fā)損失很低可忽略不計；但深施處理的N2O 排放量顯著高于撒施[87]。劉敏等[88]在華北平原的研究結(jié)果表明，尿素深施或條施可以減少69%的NH3揮發(fā)損失，但會使N2O 排放量增加2 倍。施氮量相同的條件下，不同施肥方法N2O 排放量總體表現(xiàn)為：穴施＞條施＞撒施[89]。考慮到NH3沉降帶來的間接N2O 排放，NI 在減少N2O直接排放方面的有益作用可能會被NH3揮發(fā)的增加所削弱，甚至超過[90]。需要研究不同土壤-氣候-作物體系中，施肥時期和施肥方法對作物氮素利用、各種損失途徑的綜合效應(yīng)，找出同時降低氨揮發(fā)、硝酸鹽淋洗和N2O 排放的措施，避免各個損失途徑的“Trade-off”效應(yīng)。

6 結(jié)語

N2O 減排主要是減少人為源的排放，農(nóng)田土壤是減排的主要方面。其中土壤、氣候因素是不可控制的，只能通過農(nóng)田管理措施來調(diào)控N2O 排放速率、季節(jié)排放量、全年總排放量，或者單位農(nóng)產(chǎn)品排放量。農(nóng)田管理措施包括作物、施肥、灌溉、耕作和秸稈管理等多個方面，其中合理施氮是減少N2O 產(chǎn)生和排放的最直接因素。合理施氮既包括“4R”理念或技術(shù)（施氮量、肥料種類、施肥時期和方法），也包括與其他農(nóng)藝措施的配合，如輪作與耕作、灌溉、有機肥和秸稈還田、磷鉀肥和中微量元素管理等。將施氮量控制在合理范圍內(nèi)，既能獲得目標產(chǎn)量和應(yīng)有的農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)，也能將氮素損失（氨揮發(fā)、硝酸鹽淋洗、N2O 排放）降低到環(huán)境可承受的范圍內(nèi)。根據(jù)目標產(chǎn)量和維持土壤氮素平衡確定了合理施氮量后，選擇適合的氮肥種類也有利于減少農(nóng)田土壤N2O 排放，但確定合理施氮量始終是首要問題，只有在合理施氮量的范圍內(nèi)，才可以通過選擇和改進肥料種類實現(xiàn)進一步減排。脲酶抑制劑、硝化抑制劑和控釋肥等增效肥料的研發(fā)和應(yīng)用，也為減少農(nóng)田N2O 排放提供了途徑，但減排效果取決于土壤-氣候-作物和農(nóng)田管理措施。合理施肥時期和方法，可保證施入農(nóng)田的氮素被作物充分吸收利用，提高氮素利用率而降低N2O 排放，但需注意氮素不同損失途徑的“Trade-off”效應(yīng)。對不同土壤-氣候-作物體系和農(nóng)田管理措施情況下，同時實現(xiàn)目標產(chǎn)量、農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)、降低氨揮發(fā)、硝酸鹽淋洗、N2O排放和維持土壤肥力開展長期持續(xù)研究，找出同類地區(qū)的合理種植模式和施肥措施，是實現(xiàn)可持續(xù)集約化作物生產(chǎn)的關(guān)鍵。