氮氧化物(NO_x)是气态污染物, 可直接或间接危害人体健康和生态环境^[1]. NO_x光化学活性强, 是近地层臭氧浓度增加的前体物之一; NO_x最终形成硝酸, 是大气颗粒物、酸雨和氮沉降的主要成分. NO_x主要来自于化石燃料和生物质燃烧; 但在远离工业和交通源的农村地区, 农田成为主要排放源^{[2, 3]}.农田排放的NO_x以一氧化氮(NO)为主, 全球农田NO年排放量(以氮计)约为1.4~5.5 Tg^{[2, 3]}.农田NO减排对改善农村人居环境具有重要意义.

农田排放的NO主要由土壤微生物硝化和反硝化过程产生, 化学反硝化过程仅在酸性条件下(pH < 5)贡献较大^[1].当土壤透气性较差时, NO易通过反硝化过程被还原为氧化亚氮(N₂O).因此, NO排放量取决于土壤剖面中该气体产生和消耗的相对速率.通常情况下, 施用氮肥可触发NO脉冲式排放, 总排放量与施氮量呈线性或指数增长关系^[4~6].排放系数(即由施肥引起的排放量与施氮量的百分比)是衡量NO排放的重要参数.全球农田排放系数平均值约为0.5%^[3], 而实验点尺度的观测结果在0~28%之间^{[3, 7]}.排放系数极大的异质性主要是由于NO排放受到气候条件(如温度和降水)、土壤性质(如有机碳含量和pH)和其它农田管理措施(如氮肥类型和作物种类)的共同影响^{[1, 3, 7]}.已有统计结果显示我国水稻田排放系数平均值(0.04%)远低于旱作农田(0.67%), 主要是由于水稻田土壤长期处于淹水状态, 不利于NO产生和释放^[8].但是, 旱作农田排放量和排放系数的异质性及影响因素仍不明确.

我国旱作农田主要包括玉米-冬小麦、水稻-冬小麦旱地阶段、蔬菜、果园和茶园等.玉麦轮作分布于华北和华东地区, 已有部分观测结果显示该体系NO排放量和排放系数较低^[9~11].稻麦轮作分布于长江中下游地区, 尽管水稻生长期NO排放量低, 但在旱地阶段仍有较高排放量^[12~14].蔬菜和果树种类多, 在全国各地均有种植, 其共同特点是施氮量高, 具有NO高排放风险^[15~17].茶园主要分布于华东、华南和西南地区的酸性土壤上, 其NO排放机制与其它作物体系相比有较大差异^[18~20].目前, 对NO排放的研究以实验点尺度的原位观测为主, 研究较多的减排措施有减量施氮^{[4, 10, 11]}、有机肥替代化肥^[21~23]、配施新型增效氮肥^[24~26]和施用生物质炭^[18~20]等.已有研究基于整合(Meta)分析综合考察N₂O和NO共同排放^{[7, 27]}, 尚缺乏对NO排放和减排的系统分析.本研究通过收集文献数据, 定量分析我国旱作体系中NO排放量和排放系数的异质性及主要影响因素; 定量评价田间管理措施对NO排放量和排放系数的影响, 以期为NO减排提供基础数据支持.

选取“氮氧化物”、“一氧化氮”、“nitrogen oxides”、“nitric oxide”和“NO”等为关键词, 在中国知网和Web of Science数据库检索农田NO排放相关文献, 筛选标准为：①必须为原位观测实验, 排除土壤培养、盆栽实验和模型模拟结果; ②实验地点和起止时间明确, 时间跨度至少为1个完整生长季; ③实验处理需包含3个及以上空间重复; ④施氮量和氮肥类型明确, 排除豆类作物.最终收集到相关参考文献共计49篇(发表于2006~2021年).作物体系包括玉麦轮作、稻麦轮作旱地阶段、蔬菜、茶园和果园等.玉麦轮作、茶园和果园为NO年排放量, 而稻麦轮作旱地阶段和蔬菜为季节排放量, 各作物体系基本信息分别列于表 1~5.文献提取信息包括实验地点、起止时间、土壤性质(有机碳含量和pH)、施肥(传统氮肥类型和施氮量)、其它管理措施(新型增效氮肥和生物质炭)、NO排放量和排放系数等.传统氮肥指化肥和有机肥, 化肥包括尿素、复合肥、二铵[(NH₄)₂HPO₃]、氯铵(NH₄Cl)、碳铵(NH₄HCO₃)和硝酸钙[Ca(NO₃)₂]等, 有机肥包括动物粪肥、饼肥(油料残渣)和商业有机肥等.新型增效氮肥包括脲酶抑制剂、硝化抑制剂和控释肥等.

表 1 (Table 1)

表 1 玉米-冬小麦农田基本信息1) Table 1 Data sources of maize-winter wheat cropland 地点 年份 ω(SOC) /g·kg-1 pH 施氮量 /kg·hm-2 氮肥类型 NO排放量 /kg·hm-2 排放系数 /% 新型氮肥 生物质炭 文献 化肥 有机肥 山东 2008~2010 10.3 8.3 0~600 尿素和二铵 粪肥 0.29~3.09 0.1~0.47 有 — [9, 10] 山东 2015~2016 17.3 7.8 0~600 尿素 — 0.49~2.65 0.28~0.35 — — [11] 河北 2013~2015 8.9 8.1 0~425 氯铵和硝酸钙 — 0.01~3.26 0.35~0.74 有 — [24, 28] 河南 2009~2019 6.1 8.3 0~420 尿素和二铵 粪肥 0.1~3.78 0.02~0.77 — 有 [29~31] 山西 2007~2010 11.3 8.7 0~850 尿素和二铵 — 0.25~2.6 0.26~0.6 — — [4, 6, 32] 陕西 2016~2019 15.8 8.1 0~353 尿素 粪肥 0.1~1.53 0.05~0.39 — — [21, 22] 江苏 2017~2019 3.3 8.3 0~600 尿素 — 0.04~0.35 0.03~0.05 有 — [25] 四川 2013~2014 5.1 8.2 0~280 碳铵 粪肥 -0.02~0.57 0.07~0.21 — — [33] 1)“—”表示未设置该处理, 下同

表 1 玉米-冬小麦农田基本信息1) Table 1 Data sources of maize-winter wheat cropland

表 2 (Table 2)

表 2 茶园基本信息 Table 2 Data sources of tea plantation 地点 年份 ω(SOC) /g·kg-1 pH 施氮量 /kg·hm-2 氮肥类型 NO排放量 /kg·hm-2 排放系数 /% 新型氮肥 生物质炭 文献 化肥 有机肥 江苏 2014~2019 21.4 4.5 0~450 复合肥 粪肥 1.44~8.34 0.2~1.14 — 有 [18, 19] 江苏 2014~2016 17.3 4.7 0~300 复合肥 粪肥 1.18~9.81 2.17~2.65 有 [20] 江苏 2015~2016 24.1 4.4 0~150 尿素 粪肥和饼肥 1.42~4.64 0.03~2.15 — 有 [34] 湖北 2012~2014 12.9 5.0 0~450 尿素 饼肥 0.38~19.4 2.0~4.0 — — [35, 36] 湖南 2013~2014 11.1 4.5 450 尿素 饼肥 2.2~5.2 — — — [37]

表 2 茶园基本信息 Table 2 Data sources of tea plantation

表 3 (Table 3)

表 3 果园基本信息 Table 3 Data sources of fruit orchard 地点 年份 ω(SOC) /g·kg-1 pH 施氮量 /kg·hm-2 氮肥类型 NO排放量 /kg·hm-2 排放系数 /% 新型氮肥 生物质炭 文献 化肥 有机肥 江苏 2013~2015 20.3~34.4 4.8 0~1006 尿素和复合肥 粪肥 0.15~2.0 0.02~0.3 — — [5] 江西 2013~2014 9.4 5.0 0~176 尿素和复合肥 — 2.28~3.19 0.52 — — [17] 海南 2009~2010 6.0~8.7 5.1~5.5 0~520 尿素 粪肥 0.01~0.13 0.001~0.02 — — [38]

表 3 果园基本信息 Table 3 Data sources of fruit orchard

表 4 (Table 4)

表 4 水稻-冬小麦农田基本信息 Table 4 Data sources of rice-winter wheat cropland 地点 年份 ω(SOC) /g·kg-1 pH 施氮量 /kg·hm-2 氮肥类型 NO排放量 /kg·hm-2 排放系数 /% 新型氮肥 生物质炭 文献 化肥 有机肥 1996~2008 18.4 8.0 0~225 尿素和复合肥 — 0.11~2.05 0.23~0.83 — — [12~14] 江苏 2011~2012 15.0~21.5 6.6~8.0 0~225 尿素和复合肥 — 0.16~9.5 0.12~3.97 — — [39] 2011~2013 14.9 8.4 0~270 尿素和复合肥 — 0.91~7.98 0.28~2.62 有 — [40, 41] 2011~2014 11.4~20.3 5.6~6.2 0~300 尿素和复合肥 — 0.1~4.16 0.07~0.60 有 有 [42~44]

表 4 水稻-冬小麦农田基本信息 Table 4 Data sources of rice-winter wheat cropland

表 5 (Table 5)

表 5 蔬菜地基本信息 Table 5 Data sources of vegetable fields 地点 年份 ω(SOC) /g·kg-1 pH 施氮量 /kg·hm-2 氮肥类型 NO排放量 /kg·hm-2 排放系数 /% 新型氮肥 生物质炭 文献 化肥 有机肥 北京 2016 31.9 7.2 0~1200 尿素 粪肥 0.32~0.88 0.03~0.05 — — [15] 北京 2018~2019 17.0 7.2 0~1200 尿素 粪肥 0.09~0.96 0.03~0.09 — — [16] 山东 2010~2011 17.6 7.2 0~1186 尿素 粪肥 0.1~1.44 0.02~0.11 — — [45] 江苏 2003~2008 12.0 6.2 0~425 尿素 粪肥 0.03~19.3 0.05~28.1 — — [14, 46] 2007~2008 20.1 8.0 0~315 复合肥和尿素 — 0.09~1.3 0.16~0.57 — — [47] 2007~2008 15.6 7.9 0~418 复合肥 饼肥 0.06~1.4 0.09~1.14 — — [47] 2018 24.1 6.5 200 尿素 — 0.39 — 有 有 [26] 2015~2016 13.0 5.6 0~180 尿素 粪肥, 商品肥 0.48~1.92 -0.01~1.29 — — [48] 2015~2016 14.3 5.1 0~500 尿素 粪肥 0.08~1.64 0.05~0.46 有 — [23, 49] 2013~2014 15.2 5.5 0~520 复合肥 — 0.21~5.95 0.84~2.63 — 有 [50, 51] 浙江 2006 16.5 6.1 45~270 尿素 粪肥 0.27~30.2 — — — [52, 53] 湖南 2016 5.5 7.3 0~522 复合肥和碳铵 — 0.15~1.14 0.19 — — [54] 四川 2004~2006 17.5 7.4 0~200 复合肥 — 0.02~0.79 0.04~0.39 — — [55] 四川 2006~2008 16.0 8.4 0~150 复合肥 — 0.01~0.41 0.05~0.27 — — [55]

表 5 蔬菜地基本信息 Table 5 Data sources of vegetable fields

若文献同时报道施氮和未施氮处理NO排放量, 则计算排放系数(EF_d)如下：

(1)

式中, E_N和E₀分别为施氮和未施氮处理NO排放量(kg·hm^-2), FN为施氮量(kg·hm^-2).

本研究仅分析传统施氮处理NO排放量和排放系数的异质性.在确定排放量和施氮量的相关关系时纳入未施氮处理; 在Meta分析时纳入配施新型增效氮肥和施用生物质炭处理.

统计分析在R语言(版本号3.6.3, https://www.r-project.org/)中完成.采用单样本Kolmogorov-Smirnov(K-S)检验各作物体系NO排放量或排放系数是否满足正态分布(P>0.05), 数据异质性以变异系数(CV)表示.采用双样本K-S检验各作物体系排放量或排放系数之间是否存在显著性差异(P < 0.05).由于各体系排放量计算时长差异大, 对排放量仅比较玉麦轮作、茶园和果园的年排放量.使用线性或非线性回归模型拟合排放量或排放系数与其它变量(如施氮量、土壤pH和有机碳含量)的相关关系(P < 0.05).

对收集到的数据进行分组, 分别检验不同田间条件下减量施氮、有机肥替代化肥、配施新型增效氮肥和施用生物质炭等管理措施的影响.为提高分析结果的代表性, 每组中至少应包括3篇文献或3个地点的数据.为保证每组有足够且相对均匀的样本量, 分组时：①减氮比例(即相对于该研究最高施氮量的减量比例)设置 < 25%和>25%这2个水平; ②土壤pH设置 <7和>7这2个水平; ③土壤有机碳含量[ω(SOC)]设置 < 15 g·kg^-1和>15 g·kg^-1这2个水平.受文献篇数和样本数的限制, 分组时：①未区分化肥、有机肥或新型增效氮肥的类型; ②未区分蔬菜类型; ③有机肥处理未区分替代化肥的比例; ④生物质炭未区分制备原料、工艺和性质等.

NO排放量或排放系数的效应值(lnR)计算如下：

(2)

式中, X_t和X_c分别为处理组和对照组的排放量或排放系数.由于部分排放系数为0或负数(约占样本总数的1%), 无法计算效应值, 在数据分析时予以剔除.仅当各分组效应值满足正态分布(P>0.05)时, 才进行下一步数据分析, 否则该分组予以剔除.

选择处理重复数计算权重(w)：

(3)

式中, n_t和n_c分别为处理组和对照组重复数.重复数越多则权重越大.

在R语言中采用Meta软件包的随机效应模型对效应值进行分析.利用自助抽样法通过999次迭代计算得到效应值95%置信区间.当效应值的95%置信区间与0重叠时, 表明实验组和对照组没有差异; 反之, 则认为处理组对该指标的影响具有统计学意义.

各作物体系传统施氮处理NO排放量均为正值, 除茶园排放量满足正态分布外(P=0.20), 其余均为偏负态分布(P < 0.05, 图 1).玉麦轮作、茶园和果园年排放量分别位于0.71~3.78、1.47~19.4和0.01~3.19 kg·hm^-2之间, 各组数据间有显著性差异(P < 0.05); 三者平均值分别为1.44(n=50, CV=73%)、7.45(n=20, CV=79%)和0.92 kg·hm^-2(n=12, CV=115%).稻麦轮作旱地阶段和蔬菜单季排放量分别位于0.21~9.5 kg·hm^-2和0.09~30.2 kg·hm^-2之间(图 1), 平均值分别为2.13 kg·hm^-2(n=29, CV=118%)和2.09 kg·hm^-2(n=90, CV=192%).在玉麦轮作、稻麦轮作旱地阶段和茶园体系中, 排放量与施氮量呈显著正相关关系(P < 0.01), 而在蔬菜和果园体系中二者无显著相关性(图 2).

图 1

Fig. 1

实心点为中值, 方框为25%~75%百分位数, 误差线为1.5倍四分位间距, n为样本数, 不同字母表示有显著性差异(P < 0.05) 图 1 各作物体系NO排放量的比较 Fig. 1 Comparison of NO emissions among the cropping systems

图 2

Fig. 2

图 2 各作物体系NO排放量与施氮量的关系 Fig. 2 Relationships between NO emissions and nitrogen input rates among the cropping systems

玉麦轮作、茶园、果园、稻麦轮作旱地阶段和蔬菜体系传统施氮处理NO排放系数分别位于0.02%~1.35%、0.03%~3.98%、0.001%~0.52%、0.07%~3.98%和-0.02%~28.1%之间(图 3), 仅茶园数据满足正态分布(P=0.87), 其余均为偏负态分布(P < 0.05); 除玉麦轮作分别与稻麦轮作旱地阶段和蔬菜之间差异不显著外(P>0.05), 在其余各体系间均有显著性差异(P < 0.01).各体系排放系数平均值分别为0.31%(n=48, CV=88%)、1.74%(n=17, CV=75%)、0.13%(n=12, CV=129%)、0.71%(n=29, CV=124%)和0.96%(n=81, CV=363%).

图 3

Fig. 3

实心点为中值, 方框为25%~75%百分位数, 误差线为1.5倍四分位间距, n为样本数, 不同字母表示有显著性差异(P < 0.05) 图 3 各作物体系NO排放系数的比较 Fig. 3 Comparison of NO emission factors among the cropping systems

减量施氮总体上能够显著降低NO排放量约35%(95%置信区间：-49%~-15%), 但仅当减量比例高于25%时NO排放量显著降低(图 4).减量施氮对玉麦轮作和蔬菜NO排放量的影响均不显著, 且在各条件下对排放系数均无显著影响.有机肥替代化肥总体上分别降低NO排放量和排放系数约32%(95%置信区间：-48%~-12%)和48%(95%置信区间：-60%~-32%), 但在ω(SOC)>15 g·kg^-1或pH>7时影响不显著(图 4).配施新型增效氮肥总体上分别降低NO排放量和排放系数约42%(95%置信区间：-57%~-22%)和54%(95%置信区间：-66%~-37%), 而施用生物质炭无显著影响(图 4).

图 4

Fig. 4

括号内数字为样本数, 误差线为95%置信区间 图 4 田间管理措施对NO排放量和排放系数的影响 Fig. 4 Effects of field management practices on NO emissions and emission factors

果园NO年排放量和排放系数平均值分别为0.92 kg·hm^-2和0.13%, 均显著低于玉麦轮作及茶园体系平均值(图 1和图 3).但现有果园观测结果非常有限(表 3), 该统计值不能代表全国果园NO排放的平均状态.未来仍需更多果园体系的观测研究.

玉麦轮作年排放量和排放系数平均值分别为1.44 kg·hm^-2和0.31%(图 1和图 3), 其中排放系数较全国旱地农田^[8]和全球农田平均值^[3]偏低38%~54%.这可能与玉米和冬小麦在所考察的作物中氮肥利用率较高有关^{[4, 5]}.茶园年排放量平均值(7.45 kg·hm^-2)较玉麦轮作显著偏高4倍(P < 0.001), 其排放系数平均值(1.74%)较玉麦轮作、全国旱地农田^[8]和全球农田平均值^[3]偏高1.6~4.5倍, 表明茶园是NO强排放源.一方面, 茶园仅采摘新叶, 产量和氮肥利用率低, 且修剪枝叶还田率高, 为NO产生提供了充足的氮底物^{[35, 36]}; 另一方面, 茶园土壤为酸性(pH在4.4~5.0之间, 表 3), 可通过化学反硝化过程释放NO气体^[1].稻麦轮作旱地阶段季节排放量平均值为2.13 kg·hm^-2(图 1), 可粗略估计该值即为稻麦轮作年排放量(假定水稻生长季NO排放量可忽略不计), 较玉麦轮作排放量偏高约50%.尽管稻麦轮作旱地阶段排放系数平均值(0.71%)约为玉麦轮作排放系数(0.31%)的2.3倍, 但二者差异不显著(图 3).玉麦轮作、稻麦轮作旱地阶段和茶园NO排放量与施氮量均呈正相关关系(图 2), 说明施氮量是这3个旱作体系NO排放的主要调控因素; 回归模型的斜率分别为0.27%、0.85%和1.88%(图 2), 与各体系排放系数平均值相差不大.

蔬菜NO季节排放量平均值为2.09 kg·hm^-2(图 1), 蔬菜复种指数高, 每年可种植2~5季, 虽然无法精确估计蔬菜地年排放量, 但大体可认为与茶园相当.蔬菜地排放系数平均值(0.96%)较玉麦轮作偏高2倍(P < 0.001), 较全国旱地农田^[8]和全球农田平均值^[3]偏高43%~92%, 但与茶园相比偏低45%(P < 0.001). Liu等^[7]的Meta分析结果显示蔬菜体系排放系数平均值为1.71%(n=49), 较本研究的结果偏高78%, 这是由于本研究中样本数较多(n=81)造成的差异.由于蔬菜体系排放系数不满足正态分布(图 3), 随着观测结果的增加, 该平均值可能还会发生变化.另外, Liu等^[7]的分析结果显示蔬菜体系排放系数在旱地农田中最高, 因为该研究收集的数据中茶园观测结果少而暂未单列.蔬菜NO排放量与施氮量无显著相关性(图 2), 原因有：①蔬菜类型多, 各类型蔬菜生长和管理方式差异大^{[14, 16, 47]}; ②土壤氮底物残留量高, 由于蔬菜生长周期短, 未能完全吸收本季施氮量^[45~47]; ③蔬菜分布广, 土壤性质差异大(表 5).

我国旱作体系NO排放系数在-0.02%~28.1%之间(表 1~5), 变化范围与全球农田基本一致^{[3, 7]}.本研究排放系数平均值为0.77%, 略高于全国旱地农田^[8]和全球农田平均值^[3].但本研究样本中蔬菜体系所占比例较大(约为45%), 该平均值对我国旱地农田的代表性差.由于各作物体系间排放系数差异大(图 3), 在编制区域或全国农田NO排放清单时, 有必要对各作物体系采用不同的排放系数.本研究分析结果表明排放系数与土壤pH或有机碳含量均无显著相关性(结果未显示), 全面考察排放系数的影响因素还需纳入更多环境因子.

配施新型增效氮肥能够显著降低NO排放量和排放系数(图 4), 与已有的Meta分析结果一致^[27], 说明该管理方式是NO减排的有效措施.本研究收集到的数据中, 配施新型增效氮肥处理多设置于玉麦轮作农田(图 4), 该管理措施在其它作物系统中的减排作用尚需进一步考察.配施新型增效氮肥主要通过降低土壤氮底物的可利用性减少NO产生^[24~26].而减量施氮是减少氮底物最直接的方法, 本研究结果显示减量施氮可显著降低NO排放量但对排放系数无影响(图 4).当减氮比例由低于25%增加到高于25%时, 排放量和排放系数效应值分别有所降低和增加, 但后者始终与0无显著性差异.分析结果进一步显示排放量和排放系数效应值分别与减氮比例呈弱正相关(P=0.06)和显著负相关(P < 0.01)关系(图 5), 表明减氮比例是减量施氮减排作用的重要影响因子.必须注意的是, 过高的减氮比例可能会造成作物减产, 在今后的研究中尚需进一步确定既能保证作物产量又能减少NO排放及其它氮损失的最优减氮比例.减量施氮对玉麦轮作NO排放量的影响不显著, 可能是由于该体系排放系数小且减氮比例低, 排放量随减量施氮的变化小; 减量施氮对该体系排放系数的影响也不显著, 主要是由于排放量与施氮量呈线性相关(图 2), 即排放系数是常数, 随施氮量无变化或变化很小.减量施氮对蔬菜NO排放量和排放系数的影响不显著, 可能与土壤氮底物残留量高有关^{[14, 45, 50]}.减量施氮在其它作物系统中的减排作用尚需进一步考察.

图 5

Fig. 5

图 5 NO排放量和排放系数效应值与减氮比例的关系 Fig. 5 Relationships of the response ratio of NO emissions and emission factors against the ratio of reducing nitrogen fertilizers

施用有机肥可通过多种途径改变NO产生和消耗^[21~23].本研究结果显示有机肥替代化肥在ω(SOC) < 15 g·kg^-1或pHx 7时可显著降低NO排放量和排放系数(图 4), 主要原因包括：①土壤有机碳含量低, 有机肥提供的有机碳底物促进了反硝化过程和NO消耗^{[35, 36]}; ②有机肥提高了土壤pH, 降低了化学反硝化过程产生的NO气体^[34]; ③有机肥在土壤中引入难分解有机质, 在矿化过程中固定氮底物^[18].相反, 当ω(SOC)>15 g·kg^-1或pH>7时, 施用有机肥对NO排放量和排放系数无显著影响.另外, 陕西省玉麦轮作农田长期定位施肥实验结果显示^{[21, 22]}, 相对于全化肥处理, 长期施用有机肥可显著提高土壤有机质含量, 而有机质含量高的土壤在适宜的环境条件下可提供更丰富的氮底物并促进NO排放.此长期实验结果已纳入本研究(表 1), 可能是导致有机肥替代在ω(SOC)>15 g·kg^-1或pH>7时影响不显著的部分原因.

生物质炭是研究较多的土壤改良剂, 已有大量实验结果表明生物质炭对土壤物理、化学和生物化学过程均有显著影响^[18~20].本研究收集的数据中, 施用生物质炭处理多在pH < 7的田间条件下开展, 主要是由于生物质炭为碱性, 可中和酸性土壤的酸碱度^{[19, 20]}.结果显示施用生物质炭对NO排放量和排放系数的影响不显著(图 4), 可能是生物质炭对NO排放促进和削弱共同作用的最终结果.一方面, 施用生物质炭可提高土壤透气性, 有利于硝化过程和NO排放^[19].另一方面, 施用生物质炭不利于NO产生, 主要原因有：①生物质炭比表面积大, 可吸附土壤氮底物, 降低其可利用性^{[13, 18]}; ②生物质炭可为反硝化过程提供有机碳底物^[20].施用生物质炭在其它田间条件下对NO排放量和排放系数的影响尚需进一步考察.

(1) 我国旱作体系NO排放量和排放系数差异大, 其中茶园是强排放源.在玉麦轮作、稻麦轮作旱地阶段和茶园体系中, 施氮量是NO排放量的主要调控因素, 但在蔬菜和果园体系中二者相关性不显著.

(2) 减量施氮仅在减氮比例高于25%时可显著降低NO排放量, 但对排放系数的影响不显著.有机肥替代化肥在土壤有机碳含量低[ω(SOC) < 15 g·kg^-1]或酸性(pH < 7)条件下及配施新型增效氮肥在玉麦轮作农田中可有效降低NO排放量和排放系数, 而施用生物质炭的减排效果不显著.