简介

在农业中，充足的氮供应可以保证大量参与作物生理代谢活动的非蛋白化合物的合成，从而反映作物的产量和品质1．一般情况下，土壤顶部15 cm内的总氮质量占土壤重量的0.1% ~ 0.6%，在2000 ~ 12000 kg-N ha之间−1，取决于土壤系统的类型2．尽管氮肥对作物生长很重要，但在农田中施用氮肥不当或过量会对环境造成不利影响。众所周知，化肥的施用是主要的人为氮气体排放源，如氨(NH)3.)、一氧化氮(NO)和一氧化二氮(N2O).研究表明，农业施肥活动和畜牧业生产是NH的最大来源3.(占全球人为排放的80-90%3.)，是对流层NO的主要贡献者(占对流层NO的10%)4，5)，也是氮的最大人为来源2O(占60% - 70%5)．这些含氮气体是导致区域和/或全球尺度大气条件变化的关键组成部分，例如由NH形成的区域雾霾3.和NO，全球变暖的N2O。

NH3.是一种普遍存在的大气污染物，具有各种各样的不利影响。它可以中和大量的酸性物质，如SOx也没有x，形成含氨气溶胶。这些气溶胶构成了细颗粒物(PM2.5)，引致空气质素下降，并对人体健康造成不良影响。根据Lelieveld等人的估计。6为NH的贡献3.全球农业活动对PM的排放2.5相关的过早死亡率约为20%。2014年，全球NH3.使用合成氮肥和粪肥产生的排放量分别为每年12.3和3.8 Tg-N7．此外,NH3.最终通过湿或干沉积回到土壤和地表水8，从而导致自然生态系统酸化、富营养化和生物多样性丧失。同样，NO在大气化学中发挥着重要作用，因为它可以催化大气中对流层臭氧和其他光化学氧化剂(如硝酸)的产生。估计全球土壤NO排放量为21 Tg-N /年，误差为±4-10 Tg-N /年9．土壤中NO的排放量一般较低;然而，在被转化为惰性氮之前，大量的N2在野外条件下可以形成O2．

N2O是一种长期存在的温室气体(GHG)，其全球变暖潜能值约为CO的265-298倍210．它还会导致平流层臭氧层的消耗。全局N2大气中的O含量从1750年的270 ppbv增加到2019年的332 ppbv11．天然土壤是最重要的天然氮素之一2O源(2007-2016年期间，每年4.9-6.5 Tg-N12)，其次是海洋源排放(2007-2016年为每年2.5-4.3 Tg-N)12)．就人为来源而言，农业部门占全球人为氮的最大份额2O排放。在农业方面，N2O来源包括农田施肥、粪便管理、水产养殖和农业残渣燃烧产生的直接土壤排放13．2007-2016年，平均N2农田和牧场施肥、粪肥管理和水产养殖产生的O排放估计在每年2.5至5.8 Tg-N之间12．值得注意的是，NH3.排放和随后的沉积也可能是农业氮的间接来源2O2．氮的其他非农业来源2O排放包括人类、生物质燃烧和车辆14．

为解决农田活性氮排放问题，目前普遍采用排放强度和排放因子两种方法来评价氮肥的活性氮排放。为了建立排放清单，本研究通过减去背景排放计算活性氮气体的排放强度(Eb， kg-N哈−1)从总排放量(Et， kg-N哈−1)，即每公顷施肥农田的产量，详见式(1)．根据政府间气候变化专门委员会(IPCC)提出的定义15，施氮诱导的相关排放因子以排放强度占施氮量的百分比表示(Nt， kg-N哈−1)，由式(2)．在IPCC指南中，报告了全球和区域范围内不同肥料活性氮排放因子的默认值15．在国家或城市尺度上，已经进行了广泛的研究以确定或细化排放因子，本文倾向于从自下而上的层面收集最新的清单。

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（2）

许多国家和实体最近都承诺了通往低排放计划的途径。在这一国际运动下，农业部门因施肥而产生的活性氮气体排放应得到极大的减轻。作物产量和氮气体排放之间的权衡是实施绿色农业实践的一个重要目标，这些实践旨在降低环境成本，同时保持(或增加)相关的作物产量。据我们所知，很少有人试图审查不同的农业做法对所有氮气体排放(包括NH)的影响3.,没有x和N2O)来自农田。本文首先综述了国内外在这方面的研究进展，并讨论了氮肥的关键组成部分，包括氮肥利用效率和取样技术。在此基础上，评价了作物类型对NH的影响3.,没有x，和N2所选研究的O排放。活性氮排放清查数据见补充表1从已审阅的论文中汇编现场实验的背景资料。我们还试图从农田氮循环的角度来解决活性氮气体之间的权衡问题。最后，从减少农田氮气体排放到实现低排放农业，提出了重点研究方向。这一综述将为通过更环保的方法减少含氮气体排放的原则和实践提供深刻的见解。

减少氮气体排放的事实和国际动态

在全球范围内，一些国际公约、政府政策和法规已承诺解决减少农业氮气体排放的问题。在本节中，我们概述了几个具有代表性的国家的事实和动向，在这些国家中，农业在其经济结构中占据了相当大的比例(或化肥消费量在世界上相对较高)，如表所示1)．

表1代表性地区或国家农业活性氮减排情况及动态。
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欧盟

在欧洲，农业活动受到欧盟共同农业政策(CAP)的指导。除了CAP，由于国家排放上限指令(NEC, 2016/2284/EC)等相关政策和法规的强烈激励，欧洲在过去20年里在减少人为空气污染物方面取得了显著进展。例如，欧盟委员会制定了NH3.欧洲国家的上限。2016年，国家减排承诺指令(2016/2284/EU)进一步确立了NH的减排承诺3.,没有x，和PM2.5在2020年及以后，基于CLRTAP。在这个框架下，每个欧盟国家都需要提出一个国家良好农业实践咨询准则，以控制农业排放16．

对NH3.，据估计，92%的NH3.2017年的排放来自农业部门17．特别是大约20%的NH3.欧盟的碳排放是由于使用矿物肥料造成的18．因此，在该指令中，提出了几种减少NH的潜在解决方案3.建议矿物肥料排放。其中之一是用硝酸铵基肥料取代尿素基肥料。与使用尿素基肥料的参考方法相比，批准使用尿素基肥料应减少至少30%的排放1．此外，几项研究表明，农业排放对PM有重大贡献2.5形成于欧洲。例如，据估计，在德国，2010年约45%的过早死亡是由PM造成的2.5形成源于农业NH3.排放6．

欧盟的农业部门也产生大量的NOx和N2O排放。没有x，农业排放约为600 kt NOx，占总NO的8%x欧盟排放17．N2O, 2019年农业排放总量估计为627 kt N2O(即，187 Mt CO2-eq)，占农业温室气体排放总量的43.6%19．2020年，《欧洲绿色协议通讯》启动了加强2030年气候目标的战略和目标计划20.，并修订了土地利用、土地利用变化和林业部门的监管框架(EU, 2018/841)。21．这包括了氮的显著去除2到2030年，从土地、森林和生物质的管理中产生的O，并将有助于实现欧盟在1990年基础上减排40%的目标。

美国和加拿大

农业部门是NH的主要来源3.北美的排放量22，23．2018年，近60%的NH3.美国的温室气体排放主要来自农业牲畜，第二大和第三大类别分别是化肥施用(21%)，以及农业火灾和规定燃烧(5%)22．Goebes等人。24分析县级月度数据，报告全国总NH3.根据排放因素的不同，美国化肥施用造成的温室气体排放量估计在59万至76.1万吨之间。Ma等人的另一项研究。7估计NH3.美国使用合成氮肥排放为1.05 Tg-N/年。在美国，NH的贡献3.从农业到颗粒物的排放2.5相关的过早死亡率估计为~29%6．在美国，新罕布什尔州3.仍受《清洁空气法》和国家环境空气质量标准的监管。尽管如此，美国环保局还是推荐了一些减少氮流失的方法，比如采用营养管理技术、使用保护性排水措施、确保全年土地覆盖和实施保护性耕作。

对于美国的农业NO源，报道了一些州层面的排放估计研究，而不是国家层面的研究。例如，Almaraz等人。25估计农业NOx研究人员发现，加州大约有0.16亿吨的NOx-N每年从土壤系统排放，其中耕地占总排放量的79%。相关的平均NOx农田土壤排放为19.8±27.3 kg-N / ha /年25．N2O，土壤管理措施(如施肥)是N的最大来源2美国的O排放量占75.4%(约1156 kt-N2O) 2019年26．此外，美国农业部最近的一份报告27农业温室气体的主要来源是氮2来自耕作和放牧土壤的O排放，估计约为2.64亿吨CO2情商。2012年10月，美国环保局发布了《农业空气质量保护措施》，提出了几种减少NO污染的方法x农业排放，如设备改造。这些方法大多与车轮和机械操作的直接排放有关(例如，发动机燃烧)。

在加拿大，新罕布什尔州3.从1990年到2018年，排放量增加了21%，主要原因是氮肥的使用增加了。NH3.加拿大的排放主要来自畜牧业，占2018年排放量的59%，而作物生产占35%。2018年，所有其他来源加起来只占排放量的7%。其他来源包括制造业、焚烧和废物，以及运输和移动设备18．类似地，N2加拿大农业排放的O约占农业温室气体排放的一半。2007-2016年，土壤N2加拿大每年的O排放量约为0.2±0.1 Tg-N28．为了衡量农业部门的绩效，加拿大政府开发了一些农业环境指标，如农业NH3.农业温室气体指标和PM指标。此外，人们还提出了许多减少农业氮素排放的管理措施，例如根据植物的需要调整肥料用量。

中国

近年来，中国高度重视发展清洁空气和绿色农业。2013年，中国实施“大气污染行动计划”，减少NH排放3.也没有x采用多项清洁生产做法，如缓释肥料29．2018年，中国发布《打赢蓝天保卫战三年行动计划》，作为2013年行动计划的第二阶段，进一步改善空气质量30.．其中一个既定目标是减少NOx到2020年，排放量比2015年减少15%。近年来，绿色农业的推广已被广泛强调。1中央文件”和“五年计划”，平衡施肥和控释肥料。中国是世界上最大的化肥消费国。2018年，中国进口了约1060万吨农业和工业肥料产品31．中国也是世界上最大的非公有制国家3.中国的年排放量分别是美国和欧盟的3.0倍和2.7倍。以前的研究表明总nhh3.2005年至2008年，中国的排放量超过了欧盟和美国的总和32．大量的nhh3.大气污染物的排放引起了大气质量的严重退化，如次生颗粒物的形成。例如，Ye等人报道的一项研究。33表明次生铵、硝酸盐和硫酸盐的总质量占总PM的25-60%2.5在中国形成。NH的贡献3.从农业到颗粒物的排放2.5而相关的过早死亡率估计为~29%6．

国内的一些研究已经发展出中国的NH3.排放清单。例如，Zhang等。34估计NH3.农业排放采用自上而下(卫星观测)和自下而上(采用气象调节的特定作物施肥做法)的方法。他们发现，施肥和施用化肥都占了总nhh的80%以上3.排放34．在他们的研究中，年度农业NH3.排放量约为11.7 Tg(使用2008年的数据)，其中化肥施用和畜禽废物分别占总排放量的43.2%和45.4%。而无机肥料是NH的主要来源3.农业土壤的排放，在国家对肥料引起的排放的估计中仍然存在相当大的不确定性35．Xu，等。36基于活动数据和区域排放因子，进行了城市一级的农业肥料使用清查。他们指出总NH3.中国农业肥料的排放量约为8.9-12.3 Tg-NH3.每年，牲畜粪便的散布和合成肥料的使用分别占总排放量的47.5%和41.9%。Wu等人的另一项研究。37利用高分辨率空间数据开发国家和农业区域特定模型。在他们的研究中，每年的NH3.农田排放估计为3.64 ~ 5.64 Tg NH3.- n (p< 0.05;使用一个示例t-test)，其中水稻、玉米和小麦种植分别占44%、20%和16%。尽管有这些研究，总的NH仍然存在很大的不确定性3.由于排放季节变化明显，缺乏详细的活动数据和排放因子38．

对于农业NO排放，Wang等。39结果表明，1999年7月土壤NO排放总量约为657 g- n，其中耕地和草地分别占总NO排放总量的73.7%和22.0%。Lu等人的另一项研究。40年土壤NOx2008-2017年冠层上方排放量为0.77±0.04 Tg-N。作为比较，总人为NOx2010年中国的温室气体排放，包括发电厂、工业、交通和居住过程，估计为27.3 Tg /年(来源于MEIC v1.2)。41．对于农业N2O源，高，等。42估计直N22007年中国水稻土O排放量约为35.7 Gg N2O-N /年，自1980年以来的年增长率为0.4%。2007-2016年，土壤N2中国每年O排放量约为1.4±0.8 Tg-N28．

印度

印度是一个以农业闻名的国家，大约三分之二的人口依靠农业为生43．事实上，到2020年，印度农业部门约占该国国内生产总值的20%44．在绿色革命之后，为了保证人口的粮食充足，矿物肥料的使用大量增加，这是农田活性氮气排放的一个重要原因。例如，NH3.2014年，印度因使用合成氮肥而产生的排放量估计为2.37 Tg-N，位居世界第二7．农业施肥也使印度成为继中国和美国之后的第三大温室气体排放国。根据2010年的统计数据，印度的农田占全球农业温室气体排放的7%。全州范围的N2印度农业用地的O排放量在0.18至9.11公斤公顷之间−1因为氮肥的施用45．根据国际玉米和小麦改良中心(英国)的报告，印度可以将农业温室气体排放减少18%(约9400万吨CO)2-eq /年)通过采取三项措施:有效施肥、免耕和灌溉管理，特别是稻田灌溉管理46．根据《联合国气候变化框架公约》，印度的国家自主贡献计划提出了各种减少氮排放的战略2O来自农业实践47．印度还宣布了一个雄心勃勃的目标，即到2030年将其国内生产总值(gdp)的排放强度在2005年的基础上降低33-35%48．这一目标应通过包括向可持续和适应气候变化的农业系统过渡在内的综合战略来实现。

巴西

巴西是全球最大的化肥消费国之一，2018年消耗了约4.3 Tg-N的无机氮肥49．巴西的氮肥主要用于甘蔗和玉米，其中尿素占总氮肥的50%左右50．在甘蔗产量的情况下，NH的排放因子3.挥发率在1 ~ 25%范围内(相当于80 ~ 100 kg-N ha)−1在温暖潮湿的巴西夏季，受精率)51．巴西也是世界上最大的大豆生产国52；因此，生物固定是巴西氮循环中活性氮的主要来源，豆科作物(如大豆)可以通过生物共生将惰性氮固定为活性氮。我们的文献检索发现最近没有关于no的研究x巴西农业施肥排放的温室气体。N2据估计，农业活动贡献了80%以上的人为氮排放2巴西的碳排放量53．2007-2016年，土壤N2巴西每年的O排放量约为1.2±0.3 Tg-N28．为了减轻环境影响，巴西政府于2010年宣布了“国家农业低碳排放计划”，特别是实施低碳农业实践。

俄罗斯

20世纪90年代初，由于政治经济转型后畜牧业的大幅减少，俄罗斯农业氮排放量显著下降。例如，当时，粪便(有机肥)中的有效氮减少了85%以上，农业NH减少了85%以上3.畜牧业排放减少60%54．尽管氮肥的使用大幅减少，但目前农业用地约80%的氮输入仍来自矿物肥料55．Bartnicki和benedict最近的一项研究56表明农业对国家NH的贡献3.排放量超过90%。与此同时，NOx与运输和燃烧相比，俄罗斯农业排放可以忽略不计(分别占总排放量的50%和45%)。56．对于N2O排放中，农业占了总排放量的很大一部分。农业N21994年至1999年的O排放量介于84至130公吨n之间2O /年57．

施氮原理

氮肥对植物生长发育至关重要，因为它控制着呼吸和光合作用的重要过程。然而，它在土壤中的稀缺性是影响作物产量和质量的共同挑战之一。Begara-Morales58指出了施氮的重要性，因为施氮不仅对氮同化的硝酸盐还原酶活性至关重要，而且可以提高作物对磷的吸收，特别是在缺磷土壤和CO升高的土壤中2浓度。有效利用氮对植物生长和环境可持续性都是必不可少的。在本节中，我们概述了常用氮肥的种类，并阐述了氮素利用效率及其在氮循环中的作用机制。

氮肥的种类

氮肥的来源包括化学肥料(如尿素、尿素硝酸铵溶液和硝酸铵)和有机肥料(如动物粪便、堆肥和消化物)。化学氮肥，尤其是尿素和硝酸铵，是由nhh合成的3.来自Haber - Bosch过程。这是由联合国粮食及农业组织估计的59全球合成氮肥供应量预计将超过163 Tg的NH3.到2022年，每年减少n个。尿素(CO (NH)2）2)约占氮肥总用量的50%，其次是N- p - k化合物(N)，约占14%。如表所示2，尿素是一种含氮量丰富的有机酰胺(高达46%)。尿素施入土壤后，水解生成铵(NH)4+）;因此，尿素被归入矿物肥料的范畴。尿素硝酸铵(UAN)是一种由73-78%尿素和93-97%硝酸铵溶液制成的液体肥料，可广泛用于土壤1．

表2肥料种类及其基本性质。
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施肥的种类、剂量、时机和方法与土壤的长期肥力和健康状况密切相关。几项研究报告了长期使用化肥和/或过度施肥对土壤的负面影响。例如，Guimarães等。60观察到施用化学氮肥多年来土壤pH值下降，与施用技术无关。此外，施用尿素和/或动物尿液后，土壤pH值会暂时升高。这是由于尿素水解，形成碳酸铵((NH4）2有限公司3.)解离生成铵、NH3.、有限公司2，和氢氧根离子，如式(3.)：

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（3）

由上式可知，尿素的施用会导致NH的产生3.土壤排放。事实上，不同类型的肥料及其相应的施用技术对nhh的风险程度不同3.挥发。这也高度依赖于土壤的性质和条件。例如，研究发现NH3.尿素和UAN的排放量分别约为硝酸铵的7倍和4倍1．类似的，Cameron等人。2据报道，NH3.尿素、碳酸氢铵和氢氧化铵肥料的挥发损失高于硫酸铵和磷酸二铵肥料。

养分利用效率

农场N指标用于比较不同耕作系统之间的农场绩效。NH引起的肥料氮素损失3.或其他含氮气体(如NO和N2O)排放可显著降低氮肥效率。一般情况下，氮素利用效率(NUE)和氮素剩余是评价施肥环境性能最常用的指标，可通过等式确定。（4)及(5),分别。

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（5）

在哪里N吸收而且N拿来为地上作物吸收氮的量(kg-N ha)−1)和施氮量(kg-N ha−1),分别。N输入(公斤n公顷−1)为施肥、大气沉降、灌溉水等氮素输入N输出(公斤n公顷−1)为植物吸收、大气排放、地表径流和入渗等氮素损失。NUE和N盈余应从质量平衡的角度与作物分析(如作物中硝酸盐含量)进行交叉参考。几种技术，如手持传感器61衰减全反射-傅里叶变换红外光谱62已为此目的部署。

补充表2介绍了文献报道的不同作物的产量、氮素吸收、氮素剩余和氮素利用效率特征。结果表明，土壤-植物系统中尿素的氮素利用率仅略高于施氮量的50%。单用尿素水稻氮素利用率为195±28 kg-N ha−1介于14.7%至38.8%之间，平均值为27.8%±3.4% (n= 8,p< 0.05;使用一个示例t以及)。对于蔬菜，根据作物类型和种类的不同，NUE在5.0%至67.3%之间有很大的范围。Quemada等人。63对农场层面的数据进行四分位数回归分析(n= 1240)，并发现一半可耕地的NUE值在45%到75%之间。对于氮过剩，中位数约为68 kg-N ha−1．在作物生产力方面，四分之三的耕地氮素产量超过75 kg-N ha−1．他们还发现，耕地的氮剩余量通常低于牲畜农场，因此显示出更高的NUE中位数63．在不同的土地利用类型中，草地氮素损失高于耕地64．

多项研究证明，降低施肥强度可以在保持作物产量的同时减少氮肥排放。例如，Yao等人。65表明，在不影响作物产量的前提下，减少化肥的投入可以提高作物的氮素利用效率，减少氮素过剩和氮气排放。事实上，提高作物的氮素利用效率是减少作物生长过程中氮素排放并获得高产的必要条件。已经开发了一些绿色农业措施来提高氮肥利用率和作物产量，如深度施肥66控释肥料67生物碳基肥料68、改性粘土复合材料69．一般认为，深施化肥对提高氮肥利用率至关重要。例如，Zhao等。66结果表明，深施氮肥可直接通过降低NH来减少氮素损失(20.9 ~ 24.8%)3.挥发和反硝化损失，并间接通过影响周围生物膜的发育。植物周围生物膜的发育虽然增加了硝化-反硝化损失，但可以减少NH3.使氮素总损失量增加3.1 ~ 7.1%66．此外，Li，等。70表明，对于机械化直播农场，一次性深埋可以有效提高粮食产量和氮素利用效率，从而降低温室气体排放。

在高级或有机肥料方面，Lyu, et al。67施用控释肥可提高氮肥利用率30.7 ~ 44.0%。类似地，Puga等人。68结果表明，与常规氮肥相比，施氮量为80 kg-N ha−1)侧施生物炭基氮肥可使氮素利用率提高12%，玉米产量提高21%。类似的，Mariano等人。71说明使用沼液(或液体沼液)可以替代尿素，同时保持相近甚至更高的作物产量。此外，在保持作物产量的同时，配施天然腐殖质有助于提高作物的氮素利用效率。例如，Leite等人。72提出了在叶片上与腐殖酸或腐殖酸混合施用尿素，与单独施用尿素相比，可以提高甘蔗的氮肥利用率。这种做法可以诱导光合作用的变化，固有的水利用效率，以及碳和氮代谢。类似地，Shen等人。69研制了一种腐殖酸改性膨润土层间复合材料，提高了氮肥利用率。他们发现，与未改性的膨润土相比，改性膨润土能有效减少NH引起的氮损失3.挥发(10.9%)和N2来自土壤的O排放量(52.7%);同时，NH的浸出损失4+-N和NO3.−土壤中-N含量较低。这种做法也成功地提高了小麦的产量和氮素吸收。

机理和氮循环

施氮在土壤系统氮循环中起着至关重要的作用，如图所示。1．除了施肥，还有大气沉降8以及通过豆科作物将惰性氮生物固定为活性氮73(特别是根瘤菌或豆类相关细菌)是土壤中有效氮的其他主要来源。在土壤系统中，矿质氮主要通过几种途径流失，包括(i) NH3.排放，(ii)地表径流(例如，在排水中去除)或地下流(例如，流入地下水)的浸出，(iii)反硝化成气态形式，如N2N2O和NOx，以及(iv)转化为亚氮酸(HONO)。NH3.农业排放包括两个主要来源:(i)作物叶片排放和(ii)挥发引起的土壤排放(见式(6))。通常,NH3.沉积在离排放源更近的地方，因此可能导致附近生态系统的富营养化和酸化。NH3.也很容易与酸性云滴(如硝酸盐(NO3.−)和硫酸盐(SO42−)形成次生无机气溶胶，如硝酸铵(NH4没有3.)和亚硫酸铵(NH4HSO汽车贸易公司4和[NH4］2所以4)．气溶胶(如含NH)4+颗粒)在干沉积或湿沉积之前可以移动很长一段距离。

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(6）
图1:土壤系统中施氮的机理及相关的氮循环。
图1

VLT挥发，DNRA异化硝酸盐还原成氨，MNL矿化，AS同化，IM固定，NF硝化，AD大气沉积。

全尺寸图像

土壤释放的氮氧化物主要归因于土壤微生物过程，如硝化(将铵转化为硝酸盐)和反硝化(将硝酸盐转化为氮)。自养硝化包括两个步骤，即(i) NH3.氧化，硝化过程中的限速步骤，以及(ii) nhh2OH氧化成亚硝酸盐和/或硝酸盐。NH3.氧化需要NH的转化3.在北半球2好氧氨氧化细菌(AOB)和氨氧化古菌(AOA)对OH的作用。注意到AOB在NH中占主导地位3.在中性/碱性或富氮环境中氧化，因为它们对NH有很高的亲和力3.74．相反，AOA在酸性或限氮条件下发挥重要作用。施肥充分，在N2O排放，Fu，等。75aob驱动的硝化作用应该是土壤氮的主要途径2水稻田酸性和碱性土壤中O的释放。N2除氨氮施肥的酸性土壤外，aob驱动的土壤O产量均高于aoa驱动的土壤。Chen等人。76开发了一个基于水氮管理模型的排放模块，他们发现反硝化应该是主要途径，贡献了超过76%的总氮2来自土壤的O排放。另一方面，硝化作用和亚硝酸盐化学分解分别约占土壤NO排放总量的52%和48%。

最近的几项研究77强调了施肥导致的土壤HONO排放。HONO是羟基自由基的前体，在对流层化学、人类健康风险(可能损害呼吸系统)和室内空气质量方面发挥着重要作用。Wu，等。78研究发现，土壤活性氮(包括HONO)排放主要受硝化和反硝化作用驱动，与土壤pH、无机氮含量及微生物机制高度相关。尽管有这些可用的研究，大气中大量未知的HONO来源(特别是在白天)79土壤HONO排放的复杂生物地球化学反应仍不清楚。

氨排放

农业活动被认为是大气NH的主要来源3.在许多县，例如，甚至贡献了高达96%的国家人为NH3.排放16．在本节中，我们总结了NH的调节因素、强度和可用的管理实践3.来自农田的排放。

NH的调节因子3.排放

农业NH3.排放有两个主要来源:(i)作物叶片排放和(ii)土壤挥发排放。对于作物叶片排放，NH3.当作物叶片内部的NH3.浓度相对高于周围大气中的浓度。这通常发生在根系快速吸收氮或衰老诱导叶片氮再动员的时期。Sommer等人。80表明该方法可损失约1-4%的梢氮。还有卡梅隆等人。2发现衰老叶片表现出较大的叶NH潜力3.发射。

NH3.由挥发引起的土壤排放受到农业实践、土壤理化性质和气象条件等因素的影响。一般来说，NH3.氮肥的施用、有机肥的施用、土壤有机质和植物残余物的挥发是造成挥发的主要原因2．Sommer等人。80为NH造成的氮损失比例3.挥发量可超过施氮总量的50%。对于NH3.土壤发射势，表3.介绍了影响施肥效果和氮肥的因素3.从农业管理实践、土壤理化性质和气象条件的角度分析排放强度。

表3耕作制度和管理对NH的影响3.农田挥发损失。
全尺寸表

与农业实践相关的因素包括施用方法、施肥和栽培制度。例如，在地表施用尿素会增加土壤NH3.接下来几天的潜在排放。Huang，等。81表明深施化肥可以提高作物产量，同时减少NH3.排放强度。Klimczyk等人。1还发现，尿素施用后立即用土壤覆盖可以有效减少高达80%的排放。分开施肥(即在一段时间内均匀施用N肥)也会增加作物产量并减少NH3.排放强度81．对于液体肥料，Bai等。82以无水nhh灌溉水为宜3.会导致更高水平的nhh3.排放(例如，0.79±0.09 kg-N ha−1d−1)比尿素(例如- 0.06±0.02 kg-N ha)−1d−1)．门卡罗尼等人。83发现闭槽注入能降低NH3.化学和有机肥料的排放。例如，与地表撒播相比，喷施硝酸铵或有机肥可以降低NH3.玉米的排放量分别减少75%和96%，冬小麦的排放量分别减少87%和98%83．类似的，Mariano等人。71观察到较高的NH3.与尿素和注入消化液相比，直接在土壤表面施用消化液时的排放率。

与土壤理化性质相关的因子包括pH值、总氨态氮、有机质、阳离子交换容量、水分和微生物。土壤pH值、缓冲能力和溶解肥盐是氮肥的主要控制因素3.发射80．天然的高pH值(例如，碱土或钙质土壤)可以产生大量的nhh3.排泄:排泄，尤指尿素或动物尿北半球3.土壤总氨态氮(TAN)浓度也与土壤总氨态氮(TAN)浓度有关。一般情况下，土壤中TAN浓度越高，NH含量越高3.发射。Yang等。84发现NH的动力学3.稻田排放主要受NH的影响4+土壤表层水的浓度。类似地，Shan等人。85表明NH3.挥发率与pH和NH的增加呈极显著正相关4+土壤表层的浓度。事实上，包括肥料类型、土壤硝化-反硝化速率、植物吸收速率和n-固定速率在内的许多因素都会影响土壤中TAN的浓度。例如，NH的应用3.以尿素和动物尿液为基础的肥料显著增加了NH的潜力3.发射2．一些研究表明，替换部分nhh3.施用有机肥可有效地改变土壤条件，从而降低NH3.发射。戴，等。86发现，有机氮肥替代矿物氮肥后，潜在硝化速率显著提高(p< 0.05;使用一个示例t-test)随有机肥替代率的增加而增加。氮的流动性和有效性也会影响硝化和反硝化过程，从而影响微生物的活性。几项研究报告了引入生物肥料87或混合微生物88可以降低NH3.挥发。

腐殖质中的土壤有机质具有稳定土壤结构、降低土壤侵蚀风险的多重功能1．结果表明，有机质含量高的土壤对铵的吸附能力较强，从而减少了NH对氮的损失3.挥发89．同样，较高的阳离子交换容量(CEC)可以通过静电吸引将铵离子滞留在土壤粘土和有机质表面，从而降低土壤中有效铵的浓度。较高的CEC还可以增强土壤的缓冲能力，从而帮助土壤抵御pH的变化。在实际应用中，可以利用土壤基本性质的信息来绘制土壤NH3.无论施肥方式如何，排放势。例如，段和肖90提出了NH的分类3.通过确定pH值和CEC阈值水平的排放电位，如下所示:

  • 极低(pH < 7;CEC≥20 cmol kg−1): NH3.挥发性< 0.10 cmol kg−1．

  • 低(pH < 7;CEC < 20 cmol kg−1): NH3.挥发性范围为0.10-0.20 cmol kg−1．

  • 培养基(7≤pH < 8;CEC > 10 cmol kg−1): NH3.挥发性范围为0.20-1.00 cmol kg−1．

  • 高(7≤pH < 8;CEC < 10 cmol kg−1): NH3.挥发性范围为0.60-1.00 cmol kg−1．

  • 非常高(pH≥8;CEC < 10 cmol kg−1): NH3.挥发量>1.00 cmol kg−1．

一些研究应用这些标准来确定高NH的区域3.排放的潜力。例如，门卡罗尼等人。83nhh分布图3.意大利东北部威尼托地区的排放潜力。应该指出的是，提出的NH的标准3.排放潜力与农业实践和施肥无关。

温度、风速、降水等多种气象因子会与nhh相互作用3.排放的潜力。例如，较高的温度会增加NH的速率3.从土壤转移到大气中;NH3.氮肥排放一般在日最高气温时达到峰值2或者在夏天14．同样，Yang等人。84白天NH的主要影响因素是太阳辐射，尤其是在水稻穗形成阶段3.排放。此外，在以尿素为基础的应用之后，显著强度的灌溉或降雨可以降低NH3.排放。引入的水(降雨或灌溉)可以将尿素水解为铵，并将其输送到表层土壤以下，从而保持nhh3.表面浓度低。

nhh取样3.农田排放

采样技术决定了农田活性氮排放观测的精度和准确性。NH的设计3.取样系统尤其重要，因为氨是高可溶性的，不同的设计会影响排放强度的灵敏度和代表性。事实上，准确测量NH仍然很困难3.农业排放。到目前为止，有一些NH3.已经开发了采样技术，如动态室捕获系统91，92被动采样器93，94，带有吸收剂的静态室95，以及吸收海绵96．数字2显示了几个室的例子，如封闭静态室，半开放室，动态室捕获系统取样和测量NH3.挥发。在使用气泵主动将腔室中的气体引入硼酸溶液的情况下，应注意，空气输入量应指定为近似于腔室的体积。一些设计包括在腔盖顶部的压力表，以确保腔内的压力在整个采样过程中保持正压。否则，土壤空隙和/或孔隙内的气体会流出，干扰实际发射强度的测定。此外，一些研究表明NH被低估了3.被动采样器的浓度，因此其有效采样率应通过理论和实际方法进行校正(例如，传质校正因子)。94．

图2:取样和测量nhh的几个例子3.挥发。
图2

一个闭式静室;b半开的房间;c动态室捕获系统;d动态过流室。

全尺寸图像

一般来说，NH3.取样系统引入并溶解NH3.进入硼酸(H3.薄3.)有足够接触次数的解决方案，如公式所示。（7- - - - - -8)．NH3.在硼酸中捕获，然后用H滴定法测定2所以4使用溴甲酚绿和甲基红的指示剂，如式(9)．这些方法被称为凯氏定氮滴定法，用于定量食物和土壤中的氮含量。因此，凯氏定氮滴定法对NH的敏感性3.应严格评估环境空气中的NH浓度，因为原来的凯氏定氮法用于相对高浓度的NH3.91．

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不同作物的排放强度

补充表3.编译NH3.文献中不同作物的排放强度和排放因子。通过收集的文献，NH3.所有施肥处理的排放强度均在0.5至172 kg-N ha之间−1，根据作物种类、品种和肥料的不同，对应的排放因子为0.3-34.0%。平均NH3.发射系数为12.5±1.5% (n= 29;p< 0.05;使用一个示例t以及)。NH的现有数据3.文献报道的发射因子差异较大。例如，Ma等人。7报告了全球平均NH3.排放系数分别为12.6%和14.1% (n= 324)为合成肥料和粪肥。Mikkelsen的另一个评价89表明全州平均NH3.各种氮肥的排放因子均为2.4%。

对于稻田水稻，平均NH3.施氮量为243±20 kg-N ha时的排放强度−1为32.0±4.5 kg-N ha−1（n= 9,p< 0.05;使用一个示例t-test)，无论哪种肥料。这个发射强度对应于一个NH3.发射系数14.4±3.0%。水稻的NH一般增加较多3.与其他作物相比，添加无机氮(增加基础氮、土壤有机碳和全氮的比例)对排放强度和排放因子的响应81．Huang，等。81发现化肥诱导的NH3.稻田的排放强度和排放因子显著高于旱地作物。一些研究表明，用有机肥取代部分尿素可以减少NH3.稻田的排放物。例如，Li等。97采用沼液与水热炭化水相的混合物代替尿素。在他们的研究中，他们发现NH3.水稻植物土壤挥发可降低65.5%。

对于蔬菜和水果，平均NH3.施氮量为237±28 kg-N ha时的排放强度−1是36.0±7.8 kg-N ha−1（n= 29,p< 0.05;使用一个示例t-test)，对应的发射因子为12.3±1.6%。研究还发现，在所有水果和蔬菜中，香蕉的NH含量最高3.排放强度在100至172 kg-N公顷之间−1这可能是由于其施氮量高，约500 kg-N ha−1．白菜和水果(如菠萝和桃子)也被发现含有相对较高的NH3.排放。同样，施用缓释肥也能有效降低NH3.排放;例如，NH3.施肥量为436.4 kg-N ha时，桃的温室气体排放量显著降低−1可以从77.2 kg-N ha显著降低到36.9 kg-N ha−1将尿素基复合肥料改为控释袋肥95．

研究了不同类型肥料对NH的影响3.挥发性，本研究收集的信息(补充表3.)进一步分为三组:(i)尿素，(ii)有机肥，(iii)尿素与脲酶抑制剂或缓释肥料。如补充图所示。1，结果表明NH3.尿素组排放因子为13.7±2.2% (n= 15,p< 0.05;使用一个示例t-test)，有机肥和尿素加硝化抑制剂或缓释肥的影响因子相似(约为12.5%)。

减少氨排放的实用方法

NH水平3.农田排放高度依赖于施肥措施、土壤性质(土壤-水化学)和气象条件。从化学的角度来看，已经开发了几种实用的方法来减少nhh3.来自农田的排放物，例如

  • 应用改进的施肥技术:地下施肥、深注(如无水nhh)3.)，起雨前施尿素，施尿素后灌水2．

  • 使用缓释肥料(或控释肥料)98或涂有脲酶抑制剂的氮肥2．

  • 引入生物肥料(如枯草芽孢杆菌87)、改性复合材料在土壤系统中的应用69，或混合微生物88．

施肥方式和时机对氮肥有影响3.挥发性显著，尤以尿素为主。已经推荐了几种改进的施肥方法来减少NH3.排放，如在下雨前地下施用(包括深注液肥)或在下雨后立即引入灌溉水。除了改进施肥技术外，另一种可靠的方法是使用缓释肥料(或控释肥料)和脲酶/硝化抑制剂。这可以显著降低NH的强度3.排放81．

缓释肥料采用有机高分子材料(如热塑性塑料和树脂)或酸化矿物(如硫)作为尿素颗粒的包衣或包封。涂层可以作为一个物理屏障，从而逐渐释放营养物质。Shan等。85采用不同类型缓释肥料进行了3年白菜栽培大田试验。在他们的研究中，与传统尿素肥料相比，NH3.硫包膜尿素、生物碳动力尿素和混配控释肥料的挥发率分别显著降低了60.7 ~ 68.8%、71.9 ~ 79.0%和77.7 ~ 83.1%。

在不通过机械、降雨或灌溉掺入尿素的情况下，氮肥大量流失3.挥发通过脲酶对尿素的酶解发生。这可以通过用稳定剂包覆尿素有效地减少，包括(i)脲酶抑制剂，如N-(正丁基)硫代磷三酰胺(NBPT)99和磷酸二酯(PPDA)One hundred.；硝化抑制剂，如双氰胺(DCD)713,4-二甲基吡唑磷酸盐(DMPP)101，和硝化吡啶102．例如，Yang等。99使用NBPT作为脲酶抑制剂，发现NH3.稻田挥发量降低了61.1 ~ 63.6%。尿素酶抑制剂可以通过抑制尿素酶的活性而有效地降低尿素水解速率。在Silva等人进行的元分析中。103,在北半球3.在热带和温带土壤中，排放约占表面施用尿素氮的30%，nbpt处理的尿素排放可进一步降低至14.8%。此外，利用生物肥料替代常规氮肥以减少氮肥已引起广泛关注3.来自农田的排放。例如，Sun等人。87应用枯草芽孢杆菌他们发现生物肥料可以有效地减少NH3.挥发量比常规施肥降低71%。

氮氧化物排放

土壤氮氧化物是由微生物通过硝化和反硝化反应产生的，主要是由于施氮造成的。在本节中，我们总结了氮氧化物的排放强度和影响因素，包括一氧化氮(NO)和一氧化二氮(N2O)，并举例说明有效的NO和N管理方法2来自农田的O排放。

氮氧化物排放的调节因素

土壤微生物的硝化和反硝化过程取决于各种因素，如农业管理措施(如肥料类型和用量)、土壤理化性质(如肥料类型和用量)和气象条件(如温度和湿度)。在耕作方式方面，土壤NO和N2O排放量一般随施氮量的增加而增加。事实上，其机制及其相互关系相当复杂;Yao等人。65观察到这些痕量排放可能对氮肥施用量表现出非线性阈值响应。类似地，You等人。104进行了全球尺度的meta分析，探讨了施氮对氮素功能基因和氮肥诱导氮素的影响2农田中的O排放。他们发现，编码硝化酶(AOA和AOB)和氮转化的功能基因2O到N2(例如,号Z)是N的主要作用机制2O排放104．粮农组织105地下施氮或注氮均可提高氮素含量2与施用合成肥料和粪肥相比，O排放(但NO形成更低)。

对于土壤性质，多项研究表明，土壤无机氮、氧和水的含量应该是驱动NO和N的主导因素2O排放101，106．土壤中速效有机碳和无机氮的浓度也与反硝化速率呈正相关。例如，卡梅隆等人。2将有机碳引入土壤系统，发现微生物的生长(特别是土壤反硝化菌)和呼吸作用分别受到了刺激和增强。Maaz等人。107还建议N2在一定氮肥施用量下，土壤有机碳(%)每增加1个单位，O的排放量将增加5%左右。对于含水量，当土壤含水量低于田容量时，N2O主要通过硝化作用产生。而当土壤含水量高于田容量时，土壤氮含量降低2O主要通过反硝化产生。对于NO的产量，它将超过N2特别是当土壤含水量低于田间能力时。对于土壤pH, pH < 5.0的酸性土壤反硝化速率较中性土壤慢，氮含量较高2O发射强度。

对于气象条件，一些研究表明N2O、NO与土壤温度显著相关108．例如，Pang等人。109多元线性回归分析结果表明，土壤温度是控制NO排放的最显著因素，其次是施肥强度和土壤重量含水量。

农田氮氧化物排放采样

没有x和N2来自农田的O排放可以通过图中所示的室收集。2，大多采用密封静室法110．特别是N2O取样应参考美国农业部建议的基于室内的痕量气体通量测量方案111，和/或在R包中实现的新过程112．气体样品通常用塑料注射器收集，或在分析前储存在气体采样袋中。NO的浓度x和N2O是通过气相色谱仪进行分析的，通常配有电子捕获检测器。

排放清单

在生长期施用氮肥可产生大量NO排放。详见补充表4，各施肥处理的NO排放强度在0.06 ~ 39.8 kg-N ha之间−1在收集的文献中。不同肥料类型的NO平均排放强度为4.04±1.30 kg-N ha−1（n= 37岁p< 0.05;使用一个示例t-test)，对应发射因子为0.32±0.10%。对于水稻，施氮量为203±23 kg-N ha时，平均NO排放强度和因子−1为0.16±0.04 kg-N ha−10.06±0.01% (n= 5,p< 0.05;使用一个示例t以及),分别。不像NH3.与其他蔬菜和水果相比，稻田水稻的NO排放量相对较低。蔬菜和水果的NO平均排放强度为4.64±1.48 kg-N ha−1（n= 32,p< 0.05;使用一个示例t-test)，这取决于作物的种类和种类。这相当于平均NO排放因子为0.40±0.13%，比水稻高6倍。大蒜、卷心菜、萝卜、西红柿和黄瓜等作物在生长过程中会从土壤中释放出大量的NO。

NO排放一般随氮肥施用量的增加而增加。麦克唐纳等人。113速效矿物N的浓度似乎是NO的重要驱动因素x以甘蔗田为例。如前所述，几种土壤性质在土壤NO排放中起着重要作用。Das等。92显示显著正相关(p< 0.01;使用一个示例t-test)，即NO通量在土壤pH值7附近趋于峰值。此外，白天NO通量远高于夜间，说明在土壤和大气温度较高的白天，NO排放应达到最大92．土壤含水量，Lan，等。114结果表明，在持水能力为60%的好氧条件下，通过硝化作用形成的氨氮池是水稻土壤NO的主要来源。然而，另一项研究113土壤水分孔隙空间可能不是NO的关键驱动因素x排放。此外，Geng等。115表明蔬菜系统休耕期是NO排放的重要时期。Zhang等人也报道了类似的结果。108NO通量在下一个种植季节之前的休眠期明显。

对于不同类型肥料对NO排放因子的影响，本研究收集的信息(补充表4)进一步分为四组:(i)尿素，(ii)有机肥，(iii)缓释肥，(iv)复合肥。如补充图所示。2，结果表明，有机肥组NO排放因子为2.39±1.54% (n= 7,p< 0.05;使用一个示例t-test)，复合肥料组次之(2.09±0.38%，n= 6,p< 0.05;使用一个示例t-test)和尿素组(0.50±0.26%，n= 9,p< 0.05;使用一个示例t以及)。缓释肥料组NO排放因子最低，为0.26±0.07% (n= 5,p< 0.05;使用一个示例t以及)。

补充表5编译N2不同作物的O排放强度和排放因子。在收集的文献中，N2O排放强度在0.02 ~ 36.2 kg-N ha之间−1，这取决于作物和肥料的种类。平均N2O排放强度为3.82±0.70 kg-N ha−1（n= 72,p< 0.05;使用一个示例t-test)，对应的排放因子为1.15±0.22%，与肥料种类无关。对于水稻，平均N2O释放强度和因子为1.75±0.56 kg-N ha−10.81±0.22% (n= 11,p< 0.05;使用一个示例t以及),分别。作为温室气体中最重要的一种，联合国政府间气候变化专门委员会(IPCC)为N设定了一个默认值2O排放因子低于1%(即N2O-N排放量与施氮量之比)10．值得注意的是，平均N2水稻O排放因子达到IPCC建议的默认值。同样，类似于NO的排放，N2与其他蔬菜和水果相比，稻田水稻的O排放量相对较低。Maaz等人。107也报道了同样的发现，N2稻田的O排放量比玉米地低70%左右。

对于蔬菜和水果，平均N2O释放强度和因子为4.20±0.82 kg-N ha−1（n= 61,p< 0.05;使用一个示例t-test)和1.21±0.26% (n= 52岁p< 0.05;使用一个示例t以及),分别。Yang等人报道的研究也观察到了类似的结果。116根据一项元分析，平均N2所有研究蔬菜的O排放因子约为1.41% (n= 223;CI: 1.19 ~ 1.64%)，其中茎类蔬菜的排放因子最低(0.71%;置信区间:0.47 - -0.98%)。在他们的研究中，N2不同种类蔬菜的O排放因子存在显著差异，在进行全球或区域估算时应慎重考虑116．详见补充表5， N2在所有蔬菜和水果中，玉米、香蕉和甘蔗的O排放强度相对较高。平均N2玉米、香蕉和甘蔗的O排放强度分别为16.7±7.2 (n= 5)， 5.07±2.21 (n= 5)， 4.81±0.90 (n= 12) kg-N ha−1,分别。对于豆科作物，包括大豆和蚕豆，N2O排放强度在0.19 ~ 10.4 kg-N ha之间−1．

事实上，土壤N2O的排放主要来自于硝化和反硝化的生化反应，主要随施氮强度的增加而增加。Pinheiro等人。117观察到N2施氮后O排放量增加，土壤硝酸盐浓度增加。这表明硝化作用可能是土壤氮的主要途径2O发射。不同类型的肥料对氮含量也有显著影响2O发射。评价不同类型肥料对土壤氮含量的影响2O发射因子，本研究收集的信息(补充表5)进一步分为8组，见补充图。3.．平均N2施用尿素组的O排放因子(1.92 ~ 2.38%)普遍高于其他有机肥(0.38±0.16%)或复合肥(1.55±0.12%)组。还有，平均N2缓释肥组O排放因子较低，为0.31±0.13% (n= 5,p< 0.05;使用一个示例t-test)为0.43±0.10% (n= 6,p< 0.05;使用一个示例t-test)施用缓释肥料。同样，在巴西的一项甘蔗研究中，Degaspari等人。118N报道2尿素和硝酸盐基肥料(CAN)的O排放。他们发现N2未施肥对照、尿素和CAN的O强度分别为11.4、19.9和16.3 mg N2分别为每公斤茎O-N。曾和李119尿素替代处理可降低氮素含量2与纯尿素施肥相比，O排放量降低26-58%，水稻产量提高15-23%。同样，Ikezawa等人。120评价了施肥对氮含量的影响2O的排放深放置，他们发现累积N2尿素和石灰氮的O排放量分别为3.1和1.8 kg-N ha−1,分别。说明氮肥的选择对施氮量有显著影响2O的排放，与土壤或作物类型无关。

在无机肥和有机肥共同施用的情况下，Yang，等。121应用15N标记硫酸铵为无机氮源，并发现(NH4）2所以4导出N2O排放量约占总N排放量的0.01 ~ 1.18%2O通量。张，等。122连续种植10种蔬菜进行3年田间试验，发现施用有机肥可使生态系统呼吸增加13.9%，对氮素无显著影响2O的排放量，与传统的化学施肥相比。有机肥替代无机氮肥提高了蔬菜整体产量和氮素农艺效率;而这对N的比例没有显著影响2O排放116．然而，在文献中仍然发现了不同的观察结果。例如，Maaz等人。107表明，在亚非地区，有机肥与无机肥料联合施用会导致氮素的增加2O排放量降低7.5%。此外，钾肥与氮肥配施3.肥料会增加…的丰度norB型反硝化菌(特别是属链霉菌属而且生丝微菌属)，从而促进亚硝酸盐向N的生化转化2O，导致N显著增加2O排放123．相比之下，他们发现K与NH的联合应用3.基肥可增加氮含量2O排放量降低22.7%;氮肥配施可降低平均氮素含量2O排放量降低28.3%(与不添加钾肥相比)。

减少NO的实用方法x和N2O排放

平衡施肥和提高氮肥利用率一直是减少农田氮氧化物排放的最有效策略。除了上述前端方法外，还可以通过一些后端实践来控制NO的排放，例如(i)调整土壤湿度，(ii)氮肥的施用深度，(iii)使用有机肥，以及(iv)使用控释肥料。由于土壤对NO有潜在的吸附作用，增加施肥深度可以有效降低NO的排放124．对于尿素，深层埋设(例如，对于安地醇，0.12米深125)可有效减少NO排放;而对N的效果相对较差2O排放。对于有机农业系统，许多研究已经证明，有机肥料可以大大减少各种作物的氮氧化物排放，例如管理蔬菜系统115．有机肥可以降低NO排放强度，增加土壤有机碳和pH值可以增强反硝化作用115．Cheng等人。124与常规尿素相比，带状控释尿素可显著降低NO排放78.8 ~ 82.6%。然而，有机种植对N2减排仍然是一个讨论的话题。例如，最近的一项研究126结果表明，施用畜禽粪便能降低氮素(46.5 ~ 59.8%)和氮素(N)2O(比尿素肥减少41.4-49.6%)排放量。Abbasi等人。127还发现在玉米生长季节使用有机肥会产生更少的氮2O排放量，与无机硝酸铵相比;然而，其结果是较高的N2大豆未施肥季节O的排放。

为了减少N2在减少O排放方面，已经开发和部署了几种实用的方法，例如(i)通过优化灌溉-排水管理保持土壤处于好氧状态，避免动物或交通对土壤的压实2(ii)使用缓释肥料128，脲酶抑制剂129，或硝化抑制剂130(iii)施用(生物)有机肥131和生物炭132在土壤-植物系统中，以及(iv)在作物周期之间的休耕期播种豆科作物133．特别是，许多研究都大力提倡使用抑制剂的绿色实践。Subbarao和Searchinger134提出了通过施用生物硝化抑制剂来维持肥料在土壤系统中的“多铵溶液”状态的概念。生物硝化抑制剂通常在根际地下至少10厘米处起作用;因此，NH3.另一方面，土壤排放不会增加135．王，等。130综述了生物硝化抑制剂对氮2O发射。硝化抑制剂可通过根系转运至土壤活性部位进行硝化作用，增加土壤氮素利用效率和产量，从而减少氮素2O排放。例如，使用脲酶和/或硝化抑制剂可显著降低氮含量2O排放量，例如NBPT和DCD可降低高达65.4%129．Maaz等人。107还报道N2引入硝化抑制剂或与脲酶抑制剂联合使用时，O排放量减少8-100%。Cheng等人。124带状控释尿素可显著降低氮素含量2与常规尿素相比，O排放量降低31.6 ~ 40.5%。

N2耕地的O排放会受到耕作制度的影响;然而，它的效果仍然是一个讨论的话题。四郎13结果表明，少耕配施绿肥可有效降低氮素含量2轮作农田的O排放。Langeroodi等人。136免耕系统的累积氮素含量较低2与常规耕作相比，小麦-大豆轮作，特别是施用化肥时，O排放通量。Fiorini等人也有类似的观察。137发现N2免耕系统的O排放量比常规耕作降低40-55%。然而，Badagliacca等人最近的一项研究。138结果表明，以蚕豆为例，氮含量较高2在免耕系统(0.259 g-N m)中观察到O的排放−2)高于常规耕作(0.171 g-N m−2）13．同样，Gong等人。139观测到的高N2有机大豆免耕系统下的O排放与犁耕系统下的O排放比较。另一方面，与犁耕相比，免耕还会导致更高的年度有机碳封存量，从而完全补偿氮素增加引起的全球变暖潜势2O发射139．

对于生物材料的使用，Wang等。140证明水稻土生物炭改性可通过促进NH降低土壤硝态氮浓度3.氧化和总氮吸收，从而减少土壤氮2O通量。随着生物炭的修订，N2土壤容重降低导致O反硝化降低140．累积N2生物炭添加量为1和3 kg m时，可有效降低O排放52.2%和97.8%−²,分别141．Yi等。142还表明，对于降低N2对于尿素对O排放的影响，生物炭改进剂应优于DCD，特别是在叶菜生长后期。Pokharel和Chang报告的另一项研究102表明生物炭能与硝化抑制剂发生显著的相互作用，从而影响氮2O排放强度，如硝化抑制剂与生物炭共施时的效果降低，主要取决于充满水的孔隙空间。

此外，在土壤中使用作物残余物是农业的普遍做法。这有利于土壤固碳，同时改善土壤理化性质和作物产量143，144．然而，已知作物秸秆是氮的主要来源之一2农业生态系统中的O排放。世界各地农业生产大量作物残余物。在全球范围内，来自谷类作物、粮食作物和豆类的固体残留物估计每年超过96亿公吨145．秋山等。146表明低C/N比的作物秸秆(如蔬菜，小于35)可以增强细菌和真菌的反硝化作用，从而导致高N2O发射。在他们的研究中，大N2作物秸秆在土壤表面放置超过一周后出现O峰，尤其在夏季。事实上，作物秸秆可以通过多种途径加以利用，并转化为生物能源145或生物147．Rothardt等人最近的另一项研究。110提供了类似的发现，用高碳氮比秸秆替代作物秸秆可以减轻氮2O排放量高达45%。然而,拉尔145还提出了一种担忧，即即使从土地上部分清除(30-40%)作物秸秆也可能加剧土壤侵蚀，耗尽土壤有机碳，并加剧土壤温室气体排放。因此，缓解氮素的措施应成为重点研究方向之一2通过不同的收获方式，使用高碳氮比的作物残余物来排放O。

来自农田的含氮气体的权衡

土壤活性氮排放在很大程度上取决于气候和土壤理化性质，以及作物性质和管理差异。几项研究表明，不同国家和地区在活性氮排放方面存在很大差异7，28，107．由于NH的途径和机制3.,没有x，和N2O的排放是不同的，一些研究试图确定这些形成途径之间的权衡，例如，使用硝化抑制剂或其他绿色措施148．理论上，还原了NH3.挥发可导致NO含量增加x/ N2O排放和/或其他下游损失，前提是作物的NUE和微生物对n的吸收保持不变，而不调整n施肥量。然而，从氮循环的角度来确定权衡(或协同作用)的整体评估仍然有限。对于一些可持续管理或绿色做法，活性氮排放可能会得到缓解，而其他生态环境和经济效益，如土壤碳汇、水质恢复、改善公共健康和增加粮食产量，也可以同时实现。然而，由于高度的空间和时间变异性，它们的整体环境效益和经济可行性之间的权衡仍然是科学家和政策制定者讨论的话题149．这突出表明需要在明确的范围内进行全面和系统的评价，以最大限度地提高总体环境效益和维持生态系统服务。此外，全球气候变化将给确定取舍点带来困难;例如，Ma等。7表明气候变化导致的温度升高可以显著刺激肥料诱导的NH3.来自受管理的生态系统的排放。

本文综述了不同作物对氮素(包括nhh)排放强度和因子的影响3.,没有x，和N2O(如图。3.)．不同作物氮素排放量差异显著。NH的平均强度3.,没有x，和N2所有施肥处理的O排放量分别为0.5 - 172,0.06 - 39.8(图中未显示一些异常值)。3.)、0.02 ~ 36.2 kg-N ha−1,分别。NH的相关排放因子3.,没有x，和N2O分别为0.3 ~ 34.0%、0.02 ~ 11.3%和0.02 ~ 10.1%。作为比较，在甘蔗田的情况下，麦克唐纳等。113为N的平均排放速率2O大于NOx和NH3.来自肥沃的土壤。除作物种类外，排放强度和因素的差异在很大程度上依赖于农业管理实践，例如不同地区的施肥类型和方法。这揭示了实施特定地点的可持续管理实践的重要性，以提高作物的氮素利用效率，从而减少氮气排放。实际上，农业经营的实际情况差别很大。

图3:不同作物对氮气排放强度和因子的影响。
图3

一个NH3.不同作物的排放量，具体数据见《补充表》3.；b不同作物的NO排放，具体数据见补充表4；cN2不同作物的O排放量，具体数据见补充表5．所有的误差条确定在0.05置信水平(学生的t以及)。

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协同实现NH的缓解3.,没有x，和N2在这里，我们总结了三种主要的管理做法:(i)合理施用方法的平衡施肥，(ii)肥料改性和抑制剂，以及(ii)更好的农田管理。首先，氮平衡施肥的指导方针应遵循特定地点的方法和适当的肥料管理，尊重4R(正确的来源、正确的时间和正确的施肥率)原则。特定于场地的方法取决于作物和土壤特性，以实现4R原则。可能的对策包括:在土壤表层以下3 ~ 5厘米处深施有机肥、分施化肥和在降雨前施用尿素。同样的结果表明，15 cm深的液体消化液可替代低nhh的合成肥料3.发射150．然而，为农田确定适当的氮肥和灌溉水平是一项复杂的任务。优化施肥和灌溉的第一步是测量土壤系统的初始矿质氮含量和氮收支。农田氮素平衡应<30 kg-N ha−1，这是安全环境的水平63．

其次，除了平衡施肥外，还开发了几种减少肥料氮损失的肥料改性和抑制剂方法，包括肥料涂层、脲酶/硝化抑制剂或添加钙盐。事实上，控制土壤系统中的硝化作用对于提高作物NUE的地位和减少氮气体排放至关重要。多项研究表明，应广泛应用生物硝化抑制剂来减少农田氮气排放。在某些情况下，生物硝化抑制剂可与缓释肥料或尿素抑制剂联合使用，特别是在尿素基肥料的情况下。这一实践确保了开发合适的氮素增效剂，在有效提高氮素利用效率的同时减少环境污染。

第三，农田管理实践可能会引入大量的氮气体排放。例如，利用作物秸秆进入土壤是一种常见的农业做法，以提高土壤有机碳，同时改善土壤物理性质。然而，低碳氮比的作物秸秆也会产生高氮2O排放。因此，优先研究方向应包括(i)开发减轻氮的替代实践2利用低碳/氮作物残馀产生的O排放，以及(ii)在生物炼制工业中利用作物残馀生产生物基化学品。类似地，Yao等人。106报告说，采用综合营养管理的新型节水水稻生产系统是一种绿色农业实践，可最大限度地提高环境效益(如NO和N)2O排放)和产率。换句话说，用水和施肥问题应该同时解决，以实现可持续农业系统的全面解决方案。此外，合理的休耕管理策略，如在休耕期播种大豆，对降低NO含量至关重要x和N2O排放。例如，De Antoni Migliorati等人。133发现大豆休耕与硝化抑制剂(如DMPP)的联合使用是在保持(甚至增加)作物产量的同时协同减少氮损失的最有效做法。

最后，该研究强调需要进一步评估氮损失途径之间的潜在权衡，以及种植系统中的碳氮管理。除活性氮排放外，含碳气体(如CO2和CH4)，在全球气候变暖的情况下，人们非常关注农田11．这种归因于土壤养分循环的所有微量气体排放之间的复杂关系可以通过生物地球化学模拟模型来处理，例如DayCent133．正如我们在“减少NO的实用方法”一节中所讨论的x和N2作物秸秆利用有利于土壤固碳，改善土壤质量，提高作物产量;另一方面，作物秸秆是土壤氮的主要来源2O排放。遗憾的是，我们的文献检索没有发现任何关于解决碳氮关系的可用绿色实践(如绿肥和生物炭的应用)的研究，这应该是未来的优先研究方向之一。

低排放农业的展望与展望

农田管理实践应包括更广泛的视野，如可持续营养管理、与气候行动的联系以及碳氮关系的优化。为解决农田氮素排放问题，我们提出了向低排放农业发展的三个优先方向，包括:(i)通过关闭养分循环来管理氮素排放，(ii)通过更清洁和替代化肥生产来减少前端排放，以及(iii)通过更全面的考虑来解决碳氮关系。

通过关闭养分循环来管理氮气排放

尽管矿物形式的氮(如氨氮)对植物营养有益，但如果使用不当，它可能会导致严重的环境问题，如硝酸盐(NO3.−)浸出和氮气(NH3.，不，n2O和HONO)排放到大气中。换句话说，最佳农田管理实践应从养分循环的角度出发，包括清洁水环境和气候智能型农业(见“机制和氮循环”部分的讨论)。与水保护(例如硝酸盐浸出)和气候政策的联系需要注意，以避免减少氮气排放措施产生负面副作用，从而实现协同增效和利润。多项研究发现，深施和深注肥可有效降低氮肥含量3.农田排放。然而，Mencaroni等人。83还注意到农田中硝酸盐的淋失有一定的增加，主要是在冬小麦的情况下。施用硝酸铵和有机肥分别提高了24%和89%的农田硝态氮淋失量。因此，应该采用一种全面的方法来评估替代农业实践对整个氮循环(甚至营养循环)及其相关的氮损失途径(例如通过硝酸盐淋滤)的影响。

很少有人尝试应用模拟模型来评估氮在排水流动和活性氮气体排放中的损失，例如根区水质模型151．从技术方面来看，农业排水系统回水的回用是最近很有前途的做法之一。Langholtz等人。152表明回水回用可以促进养分循环，降低养分流失到径流(农业主要面源污染)的强度。事实上，与常规灌溉水相比，农业回水通常含有更高水平的盐度，因此需要对作物和土壤的重复利用目标进行仔细管理153．然而，我们的文献检索发现，目前还没有关于回水回用在改善流域水质、减缓气候变化和保护公众健康方面的研究，这应该是未来的重点研究方向之一。

通过清洁和替代肥料生产减少前端排放

对于后端农田排放，我们强调了几种减少氮气体排放的管理方法(见“农田氮气体的权衡”部分的讨论)，例如针对不同作物和土壤类型进行适当的施肥，以及根据吸收需求选择适当的施肥时间。使用硝化抑制剂是降低nhh的另一种可行方法3.和N2O排放。此外，减少合成肥料的使用将有利于空气条件、水质和气候。事实上，关于前端排放，合成肥料的生产需要大量的化石燃料，如天然气，随后在农田中使用合成肥料将导致大量的氮气排放。

从生命周期的角度来看，施肥的前端(间接的，被认为是库存中的第3类)空气污染物排放包括NH的上游耗能生产3.合成和磷钾肥料154．化学氮肥是用NH合成的3.从Haber - Bosch过程(见图。1)．值得注意的是，尽管接近热力学极限，Haber - Bosch工艺是能源密集型的，能耗约为12.1 kWh / kg NH3.- n155，占全球能源消耗的2%左右156．氮肥生产的相关温室气体排放强度估计为~2.89 kg-CO2每公斤NH3.157，相当于全球CO的1.44%2发射156．前端排放(即由于Haber-Bosch工艺)可以通过一些更清洁的做法(如电催化NH)来减少3.合成158，159，光催化合成160，基于生物质的化学循环161以及绿色氢基肥料生产。值得注意的是，这些清洁实践与融入循环生物经济系统概念的新工艺高度相关，应成为近期的重点研究方向之一。

通过更全面的考虑来解决碳氮关系

正如我们在“农田氮气的权衡”一节中提到的，农田中的碳氮关系应协同优化，特别是在面临紧急气候行动的情况下。如果当前的作物生产体系没有转型突破，就很难实现真正的农田零排放。根据作物和土壤特性实施因地制宜的可持续管理措施，可以有效减少甚至防止氮气排放到一定的低水平，从而实现低排放农业。最近，为了实现《巴黎协定》的长期目标，“净零农业”的概念为包括氮在内的温室气体的农业减排设定了更深层次的目标2O和CO2．农田可以提供碳汇、生物质资源和养分循环等多种生态系统服务功能，在实现净零排放目标中发挥着至关重要的作用。几个国家，如英国162都雄心勃勃地宣布了实现农业净零的目标、途径和行动计划。应为以下方面制订长期战略办法:(一)国家土地利用计划和农业部门的作用，(二)结合农场管理方面的变化，以及(三)农业与其他部门的相互作用。

除了这些战略计划外，还应制定和部署负排放实践，以促进净零排放农业的进展。现有的负碳排放技术包括土壤封存163,生物炭143这是一种具有碳捕获和存储功能的生物能源164，以及空气捕捉165．例如，作为排放的CO，生物能源是一种“碳中性”能源2在生物能源的使用过程中，植物(或能源作物)可以通过光合作用捕获能量，形成生物质。形成的生物质可以进一步加工并转化为生物能源，从而实现碳中性。如果释放的CO2在使用生物能源的过程中，通过其他方式捕获和储存CO2代变成负的。另一个重要的例子是土壤碳汇，其中CO2从大气中去除并储存在土壤碳库中。这一过程主要由作物和植物通过光合作用介导，碳以土壤有机碳的形式储存。因此，土壤碳汇可以通过降低大气CO来调节温室效应2富集，从而实现农业净零排放。此外，我们还注意到一些基于光催化剂的先进技术可以去除多种空气污染物和非co2温室气体(如N2O).例如，de_Richter等。166批判性地回顾了大规模大气太阳能光催化过程，并指出了未来重点关注温室气体光催化去除的重要性，如与污水污泥处理或粪肥应用相关的农业温室。

展望未来，农业中的碳氮关系将是未来十年最具挑战性的问题。例如，应调查现有绿色做法(如回水再利用和利用作物残余物、绿肥和生物炭)在同时减少碳和活性氮排放方面的协同效应。协同效应的范围应广泛包括整体生态环境效益，如改善水质、减缓气候变化和保护公众健康。