2024, Vol. 45
2. 重庆市农业技术推广总站, 重庆 401120;
3. 西南大学资源环境学院, 重庆 400715
, ZHAO Jing-kun2 , LI Hong-mei2 , WANG Yan1 , CAO Zhong-hua1 , ZHANG Wu-shuai2 , WANG Xiao-zhong2 , GUO Chao-yi2 , SHI Xiao-jun3 , CHEN Xin-ping3
2. Chongqing Agro-Tech Extension Station, Chongqing 401120, China;
3. College of Resources and Environment, Southwest University, Chongqing 400715, China
化肥对保障农产品安全供应起着至关重要的作用.我国自实施化肥减量增效行动以来, 化肥用量不断下降, 但过量施肥问题仍然存在[1, 2], 过量施用导致的面源污染、温室气体排放和水体富营养化等环境问题依旧突出[3, 4].不同作物化肥投入和养分盈余存在较大差异, 导致种植业结构成为影响区域化肥用量与减量潜力的关键因素.有研究表明我国蔬菜单位面积化肥平均总用量（1 092 kg·hm-2, N+P2O5+K2O）是全国农作物平均用量的3.3倍[3], 山东地区大棚蔬菜和果树, 单位面积氮盈余（以N计, 下同）可以达到3 327.2 kg·hm-2和746.4 kg·hm-2, 为传统小麦-玉米轮作体系的9.5倍和2.1倍[5]. 20世纪80年代之前, 三大粮食作物（水稻、玉米和小麦）化肥用量占种植业化肥总用量的87.9%, 而后随着传统粮食作物播种面积减少, 蔬菜和果树的面积增加, 其二者和玉米贡献了种植业化肥总用量增长的90.6%[6].不同区域种植结构的演变不同, 1991 ~ 2020年全球谷物、蔬菜和果树种植面积分别增加4.51%、100.4%和44.6%[7], 而同期我国3类作物种植面积分别增加-68.0%、228.2%和137.8%[8].由于不同作物化肥投入和养分需求不同, 导致其减肥潜力也各不相同, 我国小麦、玉米和水稻的减氮潜力分别为17%、20%和21%[9].而黄绍文等[3]调查发现, 我国设施蔬菜和露地蔬菜养分投入分别是各自推荐量的1.6 ~ 5.4倍和1.5 ~ 5.9倍, 其二者的化肥减施潜力分别在34.8% ~ 67.1%和41.9% ~ 76.8%之间.近年来, 我国果树种植发展迅猛, 果农为追求高产而投入过量化肥的现象屡见不鲜, 我国果树化肥用量是世界平均水平的2倍, 是欧美国家的4倍, 苹果园氮肥利用率仅为国外先进国家的1/10 ~ 1/4[10], 雷靖等[11]调研结果表明我国柑橘氮、磷和钾肥过量施用面积占比分别为57.3%、76.6%和69.1%, 减施潜力分别为28.3%、48.2%和29.0%.
施肥定额是一种控制区域化肥投入、维持土壤肥力并保障农产品稳定供给的有效措施, 在国外取得了较好的效果[12, 13], 如欧盟《硝酸盐法令》和《农业环境条例》等法律法规明确规定了种植业的养分投入上限, 实施后其氮肥和磷肥用量方面分别比1980年初期减少30%和50%, 地表水体富营养化得到明显改善[13].我国多地也开展了相关研究和政策制定[14~16], 刘晓霞等[17]的研究表明采用浙江省水稻定额制施肥的处理能在保障水稻产量不降低的情况下, 实现氮肥用量较农民习惯施肥处理减少5.1% ~ 17.9%.现有研究多关注种植业结构演变前后化肥施用强度的时空变化[18], 并未明确不同作物类型资源投入和环境代价, 而对减肥潜力的评估多局限于具体化肥减量技术和理论推荐施肥对单个作物系统化肥投入或环境代价的影响[11, 19], 普遍存在高估的问题, 鲜见采用区域化肥定额评估不同作物减肥潜力及环境效益, 对政策制定的指导意义有限.为此本文依据相关官方农业统计数据库、重庆市测土配方施肥数据库、大样本农户调研以及公开发表文献数据, 定量化揭示重庆种植业结构变化对化肥投入和环境代价的影响, 进而参比前期基于不同作物的产量潜力、需肥规律及区域生态环境条件和土壤肥力状况制定的重庆主要农作物化肥定额标准, 差值法评价了重庆农业化肥的减施潜力及其环境效益, 旨在为区域制定农业科学合理减肥和发展绿色低碳农业提供理论基础和政策依据.
1 材料与方法 1.1 区域概况重庆位于东经105°17′ ~ 110°11′, 北纬28°10′ ~ 32°13′, 幅员面积8.24万km2, 地处四川盆地东部, 属中亚热带湿润季风气候, 年均气温16 ~ 18℃, 年均降水1 000 ~ 1 350 mm, 年日照时数为1 000 ~ 1 400 h, 日照百分率仅为25% ~ 35%, 为全国年日照最少的地区之一.该地区以丘陵山地为主, 超过80%的耕地坡度 > 6°, 丘陵山地农业和小农经济特色明显.重庆作为长江经济带上游的中心区域, 在长江经济带上游丘陵山地农业生产和发展中具有较强的代表性.
1.2 数据来源（1）官方农业相关统计数据库 包括国家统计局官网[8]、《中国农村统计年鉴》（1998 ~ 2020年）[20]和《全国农产品成本收益资料汇编》（2005 ~ 2019年）[21], 从中获取耕地面积、各农作物播种面积和各农资材料投入信息（氮肥、磷肥、钾肥、农药、燃油、电力、农膜、人工）等.
（2）主要作物化肥施用定额标准 由本研究小组与重庆市农业技术推广总站、西南大学和重庆市农业科学院共同组成研究团队制定主要作物化肥施用定额标准（表 1）.制定该定额标准的数据源囊括了重庆市测土配方数据库、耕地质量定点监测数据库、公开发表文献数据及本课题组调研的土壤数据24.2万个, 田间试验1 450个, 农户调查3.1万户, 植物样本数据1.45万个, 涵盖了水稻、玉米、油菜、柑橘和蔬菜（大白菜、辣椒、榨菜和莴苣）5种（类）主要粮经作物.定额标准制定过程本文不做重点阐述.
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表 1 重庆主要作物的化肥减量潜力分析（2019年）1） Table 1 Potential analysis of chemical fertilizer reduction for main cropping systems in Chongqing (2019) |
1.3 研究方法 1.3.1 减肥潜力分析
由于重庆不同种植条件下作物产量水平存在差异, 本次减肥潜力评估参比中等生产力水平分级下的化肥定额标准进行核算, 以短期内（“十四五”规划期间）农业耕地面积及各作物播种面积不变为前提, 计算化肥正常消费习惯及主要作物定额标准不同覆盖率情景下的节肥潜力.其中, 依据实际并运用最优的二次线性模型（即以绝对系数R2值最大计）来拟合习惯性耕作情境下化肥消费趋势（business as usual, BAU）.本研究设置了3个定额标准覆盖率情景, 分别为定额标准实现60%（S1）, 实现80%（S2）和实现100%（S3）, 依据作物播种面积及其单位面积的节肥量加权计算各情景下的总减肥潜力.
1.3.2 减肥环境效益评价环境效益评价采用生命周期评价方法[22], 定量化农业生产系统的活性氮排放和温室气体排放, 以评价定额标准实现情景下农业化肥减量的环境效益.本研究的系统边界为作物生产的全过程（从播种到收获）, 包括农资阶段和农作阶段.农资阶段（MS）关注化肥、农药和农膜等农资材料生产和运输过程产生的污染物排放, 农作阶段（FS）主要关注化肥和农药等施用过程、农事操作过程油耗及人工耗能产生的污染物排放.选取单位面积（每hm2）为系统评价单元.
其中活性氮排放参考文献[23]的研究方法, 排放计算如式（1）和式（2）：
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(1) |
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(2) |
式中, NrMsloss为农资阶段肥料、农药、柴油、电力等农资材料生产和运输过程产生的活性氮排放及损失量（表 2）；m（= 1, 2, 3, …）为各投入项总数, 包括肥料、农药和农膜等；EFi为投入项i在生产和运输过程中活性氮排放或损失的相关排放因子（表 3）；Ratei为作物生产中投入项i的施用量.N2O emissiondirect、N leaching和NH3 volatilization分别为农作阶段由作物施肥直接产生的N2O累积排放量、N淋溶损失和NH3挥发损失量.
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表 2 重庆主要作物生产系统农作阶段投入清单 Table 2 Inventory results to the farmer practices in the main cropping systems in Chongqing |
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表 3 农业生产中各投入项农资生产运输阶段的活性氮、温室气体和水体富营养化排放因子 Table 3 Reactive N emission, greenhouse gas (GHG) and eutrophication emission factors for the stage of production and transportation of various agricultural materials in production agriculture |
针对各作物系统生育期气候、土壤以及管理的差异, 本研究采用作物特异性算法模型计算作物农作阶段由氮肥施用直接产生的活性氮田间排放.具体作物系统的计算如式（3）~（23）：
水稻生产系统[24]：
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(3) |
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玉米生产系统[24]：
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(6) |
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(7) |
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油菜生产系统（本小组总结）：
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(9) |
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柑橘生产系统（本小组总结）：
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(12) |
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(13) |
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(14) |
蔬菜生产系统[22]：
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(15) |
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(16) |
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(17) |
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(18) |
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(19) |
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(20) |
温室气体排放参考文献[23]的研究方法, 种植业生产全生命周期温室气体排放的计算公式如下：
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(21) |
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(22) |
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(23) |
式中, GHGAMS为农资阶段肥料、农药和农膜等农资材料生产和运输过程产生的温室气体排放及损失量；i为各投入项类别, 包括肥料、农药和农膜等；PECi为投入项i在生产和运输过程中的温室气体排放系数（表 3）；Ratei为作物生产中投入项i的施用量.N2O emissiontotal为农作阶段由氮肥施用造成的N2O排放总量, 分为直接排放与间接排放途径；1%和2.5%分别为与NH3挥发和NO3淋洗相关的N2O间接排放系数[22].44/28为N2O-N转化为N2O的分子量比值.CH4 emissiono为农作阶段产生的CH4排放, 考虑到本研究的环境效益评价仅建立于化肥减量背景, 故在此只计算了水稻生产系统的CH4排放, 取值为156.2 kg·hm-2 × Areap[28], Areap 为2019年重庆水稻播种面积.265和28分别为N2O和CH4的100 a全球增温潜势[24].
富营养化（eutrophication potential, EP）以PO4为参照物计算[29], 种植业生产全生命周期富营养化排放采用如下公式计算：
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(24) |
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(25) |
式中, EPtotal为富营养化潜值（以PO4-eq计）, 单位为kg, NH3 volatilization和NO3 leaching转换为PO4的当量系数分别为0.33和0.42[30, 31], 17/14为NH3-N对NH3的换算系数, Ptotal为总的施磷量, 95/31为Ptotal换算成PO4的系数.PO4-MS为化肥（氮磷钾肥）生产和运输阶段PO4的排放量, 其中i为投入品类别, Pi为i的生产和运输阶段排放PO4的系数, 详见表 3, Ratei为i的用量.3.16%为磷素淋洗量和径流量占投入量的比例[32, 33].
2 结果与分析 2.1 重庆农业统计数据分析 2.1.1 重庆种植业结构变化重庆主要农作物播种面积变化如图 1所示.自1997 ~ 2018年, 重庆粮油作物播种面积降幅较大, 其中：水稻、玉米、小麦和薯类分别下降18.4%、13.8%、95.5%和17.1%, 尽管豆类作物和油菜分别增长了18.8%和64.4%, 但粮油作物总播种面积仍下降21.3%.另一方面, 经济作物种植面积快速增长, 果树和蔬菜分别增长310%和183%, 两者总面积由3.36 × 105 hm2增加至1.05 × 106 hm2, 占总播种面积比例由9.41%增至29.3%.
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图 1 重庆各作物播种面积的历史变化 Fig. 1 Historical planting area for each cropping system in Chongqing |
重庆水稻、玉米、小麦、油菜、柑橘和蔬菜播种面积占总播种面积的72%, 能够反映重庆市粮油和经济作物化肥用量变化, 2019年以上6种主要作物的施肥强度分别为：342、345、192、256、901和586 kg·hm-2[图 2（a）], 相比于2005年, 重庆主要作物的施肥强度均有增加, 如水稻为47.5%、玉米为21.5%、小麦为27.2%、油菜为98.4%、柑橘为9.48%和蔬菜为28.5%.从占化肥总消耗量的比例来看, 目前重庆蔬菜和柑橘消耗了近55%的化肥量, 而水稻、玉米和薯类则分别消耗了11%、12%和12%[图 2（b）].相比于2005年, 蔬菜和柑橘的化肥消耗量占比分别增加了27%和6%, 水稻、玉米、小麦和薯类等粮食作物的化肥用量占比则分别降低了11%、5%、4%和8%.
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图 2 2005 ~ 2019年重庆主要作物化肥施肥强度和用量占比变化 Fig. 2 Fertilization intensity and consumption proportion of main cropping systems in Chongqing from 2005 to 2019 |
同期重庆总化肥施用量增加了30.8%, 且在2015年达到峰值（9.77 × 105 t）, 此后持续降低, 2019年全市总化肥用量为9.11 × 105 t, 较2015年下降6.76%[图 3（a）].相比于1997年, 单位氮肥和磷肥消费量相对稳定, 变化幅度分别为降低了4.05%及增长了4.79%；相反, 钾肥和复合肥消费量分别增长了135%和315%.从单位耕地面积化肥施用量来看[图 3（b）], 近5年重庆单位面积消费量（以N+P2O5+K2O计, 下同）达403 kg·hm-2, 比西南四省平均用量高62 kg·hm-2（18.1%）, 但比全国及长江流域平均用量分别低38 kg·hm-2（8.71%）和70 kg·hm-2（14.8%）.重庆单位耕地面积的氮肥（202 kg·hm-2）和磷肥（73 kg·hm-2）用量居于较高水平, 其中氮肥消费量分别比全国及西南四省平均值高出18.8%和20.2%, 磷肥也分别高出18.8%和27.9%.重庆钾肥消费水平较低（23.0 kg·hm-2）, 分别比全国、长江流域和西南四省平均用量低51.0%、50.7%和22.5%.
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（a）化肥消费量按折纯法计算数量, 氮肥、磷肥和钾肥分别按含氮、含五氧化二磷和含氧化钾进行折算, 复合肥按其所含主要成分折算, 其值为所含有的3种营养元素折纯量之和；（b）1.全国, 2.长江流域, 指青海、西藏、四川、云南、重庆、湖北、湖南、江西、安徽、江苏和上海这11个省（自治区、直辖市）, 3.西南四省, 指重庆、四川、云南和贵州这4个省市, 4.重庆 图 3 重庆化肥历史消费及单位耕地面积化肥消费水平 Fig. 3 Historical fertilizer rate and fertilizer consumption per planting area of farmland in Chongqing |
基于2019年作物种植数据, 参比中等生产水平下施肥定额标准, 重庆主要作物的化肥减量潜力结果如表 1所示.总体而言, “十四五”期间重庆种植业总减肥量为1.69 × 105 t, 减肥潜力达18.6%.其中, 蔬菜减肥量最大, 为1.18 × 105 t, 其次是柑橘（3.65 × 104 t）, 水稻和玉米减肥量较低, 分别为3.0 × 102 t和1.45 × 104 t.从不同作物减肥量占总减肥量比例来看, 蔬菜、柑橘、水稻和玉米对应的减肥潜力分别为：30.2%、21.1%、0.29%和12.0%.但当前重庆油菜生产系统表现出负减肥潜力（-1.46%）, 需补充4 × 102 t, 主要体现在钾、磷肥不足上.值得注意的是, 当前玉米也呈现钾肥投入不足的问题.
通过对2000 ~ 2019年化肥总消费量的变化进行趋势拟合分析, 结果表明, 2025年重庆化肥消费量预计将降至8.6 × 105 t（图 4）.依据施肥定额标准全面推广实现程度（0 ~ 100%）作情景分析, 全域100%实现定额标准的减肥潜力结果如表 1所示, 实现60% ~ 80%全域推广情景下的节肥总量也将达到1.02 × 105 ~ 1.35 × 105 t, 减肥潜力范围为11.2% ~ 14.9%.
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2025年总化肥理论消费量测算模型中的年份差以2000年为基值（记为0）；BAU（25, 8.63 × 105）表示正常趋势下化肥消费习惯下2025年重庆化肥消费量为8.63 × 105 t, S1、S2和S3分别表示定额标准实现60%、80%和100%情景下2025年化肥消费量；***表示拟合公式达到极显著水平 图 4 重庆“十四五”规划期间（2021 ~ 2025年）总化肥消费量情景分析 Fig. 4 Reduction potentials of total fertilizer consumption scenario analyses in the whole production agriculture during the "14th Five-year Plan" period (2021-2025) in Chongqing |
当前农业水平下, 重庆主要作物全生产过程的活性氮排放强度次序如图 5（a）所示, 大小表现为：柑橘（94.2 kg·hm-2） > 蔬菜（92.1 kg·hm-2） > 玉米（53.9 kg·hm-2） > 薯类（53.0 kg·hm-2） > 水稻（39.9 kg·hm-2） > 油菜（10.3 kg·hm-2）.不考虑作物类型, 农资阶段的Nr损失及农作阶段的N2O排放、N淋洗、NH3挥发排放分别占全过程活性氮损失的2.38% ~ 15.0%、3.06% ~ 13.7%、9.86% ~ 85.2%和10.2% ~ 84.5%.随作物定额标准实现程度的增加, 各作物系统活性氮损失呈不同程度的降低, 油菜、水稻、薯类、玉米、柑橘和蔬菜的降幅分别为：8.85% ~ 14.3%、0.29% ~ 0.49%、25.3% ~ 42.2%、17.0% ~ 27.0%、23.3% ~ 38.9%和12.7% ~ 21.1%.依据各作物播种面积的加权计算[图 5（b）], 目前重庆全域耕地面积上的活性氮排放总量高达1.81 × 105 t, 在作物定额标准实现60% ~ 100%范围内, 活性氮排放可减少2.7 × 104 ~ 4.5 × 104 t, 降幅为14.9% ~ 24.9%.
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图 5 各情景条件下作物生产系统的活性氮损失及贡献率 Fig. 5 Reactive N emission and the contribution of different cropping systems |
目前重庆主要作物生产过程的温室气体排放强度次序[图 6（a）]从高到低依次为：柑橘（6 733 kg·hm-2） > 水稻（6 640 kg·hm-2） > 蔬菜（5 322 kg·hm-2） > 玉米（3 461 kg·hm-2） > 薯类（3 123 kg·hm-2） > 油菜（2 328 kg·hm-2）.其中, 水稻的温室气体排放主要由农作阶段CH4排放造成, 贡献率达65.9%, 其次是由农资材料生产与运输阶段的N肥项贡献（21.1%）.其他作物的主要温室气体排放来源为农资材料生产与运输阶段的N肥项和农作阶段的化肥投入, 两者在各作物上的占比分别为：41.3%和42.4%（柑橘）, 44.1%和36.2%（蔬菜）, 54.3%和31.7%（玉米）, 62.2%和25.1%（薯类）, 58.8%和27.6%（油菜）.随着作物定额标准实现程度的增加, 各作物系统温室气体排放强度呈不同程度地降低, 油菜、薯类、玉米、蔬菜、柑橘和水稻的降幅分别为：7.48% ~ 12.3%、21.5% ~ 35.9%、13.6% ~ 22.2%、10.6% ~ 17.7%、19.7% ~ 32.9%和0.10% ~ 0.17%.依据各作物播种面积的加权计算[图 6（b）], 目前重庆全域耕地面积上的总温室气体排放量（以CO2-eq计, 下同）高达1.43 × 107 t, 在作物定额标准实现60% ~ 100%范围内, 总温室气体排放可减少1.4 × 106 ~ 3.1 × 106 t, 降幅为10.1% ~ 16.7%.
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图 6 各情景条件下作物生产系统温室气体排放及贡献率 Fig. 6 Greenhouse (GHG) emission and the contribution of different cropping systems |
重庆主要作物生产过程的水体富营养化潜值[图 7（a）]从高到低依次为：柑橘（99.1 kg·hm-2） > 蔬菜（92.7 kg·hm-2） > 薯类（61.2 kg·hm-2） > 玉米（49.8 kg·hm-2） > 水稻（22.1 kg·hm-2） > 油菜（8.8 kg·hm-2） > 其他（6.5 kg·hm-2）.随着作物定额标准实现程度的增加, 各作物系统水体富营养化潜值呈不同程度的降低, 水稻、油菜、蔬菜、玉米、柑橘和薯类的降幅分别为：0.41% ~ 0.25%、2.71% ~ 4.30%、13.8% ~ 23.0%、17.23% ~ 23.1%、22.8% ~ 37.9%和23.9% ~ 39.8%.依据各作物播种面积的加权计算[图 7（b）], 目前重庆全域耕地面积上的水体富营养化潜值为1.74 × 105 t, 在作物定额标准实现60% ~ 100%范围内, 总富营养化潜值可减少9.62 × 103 ~ 16.0 × 103 t, 降幅为13.8% ~ 23.0%.
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图 7 各情景条件下作物水体富营养化潜值及贡献率 Fig. 7 Eutrophication potential and the contribution of different cropping systems |
我国自2005年以来连续侧重粮食作物实施了测土配方施肥和土壤有机质提升等减肥增效行动[42~44], 推动粮食作物肥料利用率不断提升, 有力地助推了我国在2017年提前实现化肥使用量“零增长”目标[45].目前, 中国玉米和水稻的化肥施用强度与美国接近, 分别是美国的1.04倍和0.97倍[46], 张宗军等[47]的研究表明, 粮食种植面积比例每提高1%, 化肥施用强度降低1.02 kg.重庆直辖以来, 粮油作物（水稻、玉米、小麦、薯类和油菜）总播种面积比例下降21.3%, 水果和蔬菜则分别增长了310%和183%（图 1）.这主要是源于两大因素, 一是果蔬产品相对较高的消费需求及经济效益, 成为驱动种植产业规模不断扩大的内在动力[48]；二是政策性的引导, 如产业扶贫、乡村振兴和特色效益农业等系列政策的外部刺激.而重庆果蔬种植化肥施用强度（586 ~ 901 kg·hm-2）远高于粮油作物（256 ~ 342 kg·hm-2）, 由此导致相比于2005年, 蔬菜和柑橘的化肥消耗量占比分别增加了27%和6%, 消耗了近55%的化肥总量, 对应地, 水稻、玉米等粮食作物的化肥用量占比则降低了4% ~ 10%[图 3（b）], 这也是重庆总化肥施用量增加了30.8%的主要原因.
从周边省区对比来看, 重庆化肥施用强度达403 kg·hm-2, 比西南四省平均值高62 kg·hm-2（18.1%）, 这同样与重庆果蔬种植面积占比（33%）高于四川（22.9%）、云南（27%）以及西南四省平均水平（29%）有关[7].从化肥年际变化来看, 同我国化肥整体变化水平类似, 重庆2015年达到峰值, 此后连续降低.但重庆单位面积的化肥消费量仍比西南四省平均消费量高[图 2（b）], 且作物的施肥强度比2005年高9.48% ~ 98.4%[图 3（a）], 科学引导虽能在区域化肥消费总量上实现宏观调控, 但在不同作物施肥水平管理上的贡献存在差异, 这与陈晓辉[6]研究的结果一致.
中国是全世界最大的N2O排放国, 农业就贡献了64%[49, 50], 而肥料生产运输和施用可占露地蔬菜温室气体排放的86.8% ~ 90.8%[51].目前重庆柑橘（6 733 kg·hm-2）和蔬菜（5 322 kg·hm-2）生产过程的温室气体排放远高于玉米（3 461 kg·hm-2）、薯类（3 123 kg·hm-2）和油菜（2 328 kg·hm-2）等粮油作物.张芬等[52]和Yu等[53]的研究也表明蔬菜和果树生产系统中活性氮损失, 温室气体排放等环境代价显著高于小麦、玉米等粮食作物, 而化肥用量, 尤其是氮肥用量过高是导致其环境代价较高的主要原因.
3.2 重庆化肥减量及环境效益食物系统贡献了全球三分之一的人为温室气体排放[54], 而种植业, 尤其是蔬菜果树等经济作物种植化肥过量施用和滥用、养分利用效率低、高环境负荷（氮磷流失和温室气体排放）等问题是当下农业及环境科学家与管理系统关注的焦点[1, 3, 6].有研究表明, 蔬菜和柑橘种植化肥投入最高, 具有较大的化肥减量和温室气体减排潜力, 但是若盲目减少投入往往会导致农作物减产和土壤地力下降, 无法保障农产品安全供应[23].化肥定额是通过设置化肥用量上限和下限以控制过量施肥和肥料用量不足的不利影响.进而达到保障农产品稳产、土壤肥力培育和环境安全的目的.依据化肥投入定额标准科学减少过量养分投入是农业减排的重要方法, 在国外取得了很好的效果[12, 13]；我国自浙江省临安区发布首个化肥定额标准以来[15], 江苏省[13]和广东省[15]等发达省份也先后制定了各自的化肥定额标准.本研究基于重庆农业化肥投入定额标准和施肥现状计算分析, 结果表明重庆农业生产系统仍有18.6%（1.69 × 106 t）的减肥潜力, 且主要集中于蔬菜（30.2%）、柑橘（21.1%）和玉米种植系统（12.0%）（表 1）.通过60% ~ 100%定额标准实现程度分析, 重庆总温室气体排放可降至1.12 × 107 ~ 1.29 × 107 t, 降幅10.1% ~ 16.7%.但现实是, 与粮油作物相比, 蔬菜由于根系浅薄和生长周期短, 要求更高更密集的水、肥投入[48]；同时丘陵山地农业作为重庆农业生态系统的典型特征之一, 绝大多数果树和部分玉米系统种植于土层浅薄、多砾石和有机质含量低的粗质坡耕地土壤上, 土壤的持水肥能力弱[55], 加之农户受多施肥即多产出传统施肥意识影响, 都决定了重庆农业化肥定额标准的全域覆盖、减肥潜力的完全实现是一个漫长和经验累积过程, 需要多举措落实化肥减量和污染物减排.旱作系统的氮淋洗、水田的氨挥发主导了种植业生产的活性氮损失[图 5（a）], 应因地制宜地推动缓控释肥及脲酶抑制剂新型肥料[46, 47]、有机肥部分替代化肥[56]和生草覆盖[12]等化肥减量增效技术落地.实践证明, 单一的水肥管理措施对环境代价的减排能力有限, 且有可能造成产量显著下降[22].基于作物产量生理学和土壤养分实施调控的土壤-作物系统综合管理方法（integrated soil-crop system management approach, ISSM）和知识与农产品一体化策略（the integrated knowledge and products strategy, IKPS）[23, 48], 通常可以在提高作物生产力同时, 兼顾调控施肥策略、最小化肥料施用量及培肥土壤, 从而实现增产和降低环境代价的双赢局面.其次, 从温室气体排放角度分析, 调整能源结构及改善肥料生产工艺是降低农资阶段肥料生产及运输[尤其氮肥, 图 6（a）]消耗带来温室气体高排放的必要措施.Zhang等[35]指出改进氮肥生产工艺能显著降低20% ~ 63%与氮肥相关的温室气体排放.此外, 扩大经营同样可以有效降低化肥用量, Wu等[57]的调研也发现户均耕地面积每增加1%, 单位面积化肥用量下降0.3%.
3.3 不确定分析本研究对重庆主要作物生产中的化肥消费减量潜力及其环境效应（如生产全过程的活性氮损失和温室气体排放）进行了初步分析, 但分析过程中仍存在以下不确定性.第一, 本研究的基础数据来源于多个国家和地方统计数据库, 而不同数据库间的面板数据会存在一定的差别, 在交错应用以上数据进行计算及分析时有可能会影响到最后结果的准确度.第二, 不确定性还来源于各作物化肥定额标准的取值.本研究直接以各作物中等生产水平下的化肥定额标准为依据开展了计算及分析, 虽然团队前期调研累积数据已明确重庆各主要作物的全域平均生产水平居于中等, 但局限于部分基础数据的可获得性, 本研究未过多考虑作物生产力的区域性差异及品种差异.第三, 不确定性还来源于环境效应评价模型中排放参数的选取.基于参数本地化的原则, 本研究选用了依据大量大田生产研究数据库建立的不同作物氮素损失模型进行了计算, 并依据作物生产系统的温室气体构成差异, 但由于目前相关研究较少, 无法将所有参数在市域或西南区域尺度逐一细分；而区域环境（如气候条件和土壤）和农田管理措施存在差异, 故采用单一参数会给研究带来一定的不确定性.然而, 尽管存在上述相关的不确定性, 本研究成果仍可为掌握重庆主要农作物生产状况、量化化肥减量潜力及其农业生态环境效益、推进农业绿色可持续发展提供理论依据和决策支撑.
4 下一步推进化肥减量的对策建议本研究结果表明, 重庆化肥消费量自2015年开始呈缓慢降低趋势, 但重庆经济作物种植面积快速稳定增加, 经济作物的施肥强度居高不下, 化肥减施形式严峻.通过控制单位面积施肥量和种植业结构调整是化肥减量的重要途径.当务之急是选择典型区域开展落实化肥定额标准试点, 结合科学引导减肥增效, 助推长江经济带农业绿色可持续发展.具体对策建议总结如下：①加强科技攻关, 研发轻简化的施肥技术, 减少化肥减量替代技术的劳动力依赖, 提高技术的覆盖度, 配合实现化肥定额标准.②选择基础条件好, 区域农户对减肥技术接受度高的示范区开展定额施肥试点, 发挥规模优势及带动作用.③适时推行化肥实名制购买试点, 规范化肥生产和销售市场, 建立产-销-用全链条登记制度, 落实定额制施用政策.
5 结论大力实施化肥减量增效行动后施肥总量缓慢降低, 但各蔬菜和水果等经济作物的施肥强度居高不下, 重庆蔬菜和柑橘消耗了近55%的化肥量.依当前生产水平, “十四五”规划期间重庆化肥消费总量预计降至8.6 × 105 t；而基于中等生产力下的化肥定额标准实施, 该值有望降至7.42 × 105 t, 较2019年减肥潜力达18.6%.其中, 蔬菜、柑橘和玉米系统的减肥潜力分别为30%、21%和12%, 需要对上述3个作物系统的减肥增效技术落地给予特别关注.随作物定额标准实现程度的增加（60% ~ 100%）, 重庆种植业活性氮损失和温室气体排放减排潜力分别为14.9% ~ 24.9%和10.1% ~ 16.7%.不同作物的环境负荷减排潜力差异大, 蔬菜、柑橘和玉米是今后重庆农业温室气体减排的重点作物类型.为了更好推进定额标准的实现, 重庆仍需在化肥减量增效技术攻关和全域产业链全程解决方案等方面重点突破.
| [1] | Menegat S, Ledo A, Tirado R. Greenhouse gas emissions from global production and use of nitrogen synthetic fertilisers in agriculture[J]. Scientific Reports, 2022, 12(1). DOI:10.1038/s41598-022-18773-w |
| [2] |
俞映倞, 王逸之, 杨梖, 等. 太湖流域肥料施用策略调整对典型作物系统氮磷流失的影响[J]. 环境科学, 2023, 44(7): 3902-3912. Yu Y L, Wang Y Z, Yang B, et al. Effects of fertilizer application strategies adjustment on nitrogen and phosphorus loss from typical crop systems in Taihu lake region[J]. Environmental Science, 2023, 44(7): 3902-3912. |
| [3] |
黄绍文, 唐继伟, 李春花, 等. 我国蔬菜化肥减施潜力与科学施用对策[J]. 植物营养与肥料学报, 2017, 23(6): 1480-1493. Huang S W, Tang J W, Li C H, et al. Reducing potential of chemical fertilizers and scientific fertilization countermeasure in vegetable production in China[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2017, 23(6): 1480-1493. |
| [4] |
刘奇鑫, 王昌全, 李冰, 等. 成都平原氮磷化肥施用强度空间分布及影响因素分析[J]. 环境科学, 2021, 42(7): 3555-3564. Liu Q X, Wang C Q, Li B, et al. Analysis of spatial distribution and influencing factors of nitrogen and phosphorus fertilizer application intensity in Chengdu plain[J]. Environmental Science, 2021, 42(7): 3555-3564. |
| [5] | Ju X T, Kou C L, Zhang F S, et al. Nitrogen balance and groundwater nitrate contamination: comparison among three intensive cropping systems on the North China Plain[J]. Environmental Pollution, 2006, 143(1): 117-125. DOI:10.1016/j.envpol.2005.11.005 |
| [6] |
陈晓辉. 中国种植业结构演变及其资源环境代价研究[D]. 北京: 中国农业大学, 2018. Chen X H. Resource and environmental costs of cropping structure change in China[D]. Beijing: China Agricultural University, 2018. |
| [7] | Food and Agriculture Organization of the United Nations. FAOSTAT[EB/OL]. https://www.fao.org/faostat/en/#data, 2019-05-05. |
| [8] | 国家统计局. 2020中国统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2021. |
| [9] |
武良. 基于总量控制的中国农业氮肥需求及温室气体减排潜力研究[D]. 北京: 中国农业大学, 2014. Wu L. Nitrogen fertilizer demand and greenhouse gas mitigation potential under nitrogen limiting conditions for Chinese agriculture production[D]. Beijing: China Agricultural University, 2014. |
| [10] |
刘凤之, 王海波, 胡成志. 我国主要果树产业现状及"十四五"发展对策[J]. 中国果树, 2021(1): 1-5. Liu F Z, Wang H B, Hu C Z. Current situation of main fruit tree industry in China and it's development countermeasure during the "14th five-year plan" period[J]. China Fruits, 2021(1): 1-5. |
| [11] |
雷靖, 梁珊珊, 谭启玲, 等. 我国柑橘氮磷钾肥用量及减施潜力[J]. 植物营养与肥料学报, 2019, 25(9): 1504-1513. Lei J, Liang S S, Tan Q L, et al. NPK fertilization rates and reducing potential in the main citrus producing regions of China[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2019, 25(9): 1504-1513. |
| [12] |
刘钦普, 孙景荣, 濮励杰. 中国及欧美主要国家化肥施用强度与综合效率比较研究[J]. 农业工程学报, 2020, 36(14): 9-16. Liu Q P, Sun J R, Pu L J. Comparative study on fertilization intensity and integrated efficiency in China and Euro-American major countries[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2020, 36(14): 9-16. DOI:10.11975/j.issn.1002-6819.2020.14.002 |
| [13] |
李芳, 冯淑怡, 曲福田. 发达国家化肥减量政策的适用性分析及启示[J]. 农业资源与环境学报, 2017, 34(1): 15-23. Li F, Feng S Y, Qu F T. Fertilizer reduction policies in developed countries: suitability and implications[J]. Journal of Agricultural Resources and Environment, 2017, 34(1): 15-23. |
| [14] | DB32/T 4230-2022, 重点流域农田化肥用量定额[S]. |
| [15] | DB330185/T 005-2020, 主要作物化肥定额制的限量标准[S]. |
| [16] | 广东省农业农村厅办公室. 《广东省2020年主要农作物科学施肥意见》和《广东省水稻氮肥定额用量(试行)》(粤农农办〔2020〕62号)[EB/OL]. http://dara.gd.gov.cn/tzgg2272/content/post_2979396.html, 2020-10-11. |
| [17] | 刘晓霞, 陈红金, 陆若辉, 等. 构筑四大体系推进化肥定额制基础年建设——记浙江省化肥定额制实施1周年[J]. 中国农技推广, 2021, 37(1): 70-72. |
| [18] |
苏淑仪, 周玉玺, 周霞. 中国蔬菜种植化肥施用强度时空演变及影响因素[J]. 中国农业大学学报, 2022, 27(6): 248-263. Su S Y, Zhou Y X, Zhou X. Spatio-temporal evolution and influencing factors of chemical fertilizer application intensity of vegetable planting in China[J]. Journal of China Agricultural University, 2022, 27(6): 248-263. |
| [19] |
张济世, 刘春增, 郑春风, 等. 紫云英还田与化肥减量配施对稻田土壤细菌群落组成和功能的影响[J]. 环境科学, 2023, 44(5): 2936-2944. Zhang J S, Liu C Z, Zheng C F, et al. Effects of Chinese Milk Vetch returning incorporated with chemical fertilizer reduction on the composition and function of soil bacterial communities in paddy fields[J]. Environmental Science, 2023, 44(5): 2936-2944. |
| [20] |
国家统计局农村社会经济调查司. 2019中国农村统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2019. Rural Socio Economic Survey Department of the National Bureau of Statistics. 2019 China rural statistical yearbook[M]. Beijing: China Statistics Press, 2019. |
| [21] | 国家发展和改革委员会价格司. 全国农产品成本收益资料汇编[M]. 北京: 中国统计出版社, 2015. |
| [22] |
王孝忠. 我国蔬菜生产的环境代价、减排潜力与调控途径——以辣椒为例[D]. 北京: 中国农业大学, 2018. Wang X Z. Environmental impacts, mitigation potentials and management approaches in Chinese vegetable production system—pepper as a case[D]. Beijing: China Agricultural University, 2018. |
| [23] | Wang X Z, Liu B, Wu G, et al. Cutting carbon footprints of vegetable production with integrated soil-crop system management: a case study of greenhouse pepper production[J]. Journal of Cleaner Production, 2020, 254. DOI:10.1016/j.jclepro.2020.120158 |
| [24] | Cui Z L, Zhang H Y, Chen X P, et al. Pursuing sustainable productivity with millions of smallholder farmers[J]. Nature, 2018, 555(7696): 363-366. DOI:10.1038/nature25785 |
| [25] | Huang Y F, Gao B, Huang W, et al. Producing more potatoes with lower inputs and greenhouse gases emissions by regionalized cooperation in China[J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 299. DOI:10.1016/j.jclepro.2021.126883 |
| [26] | Souza E F C, Rosen C J, Venterea R T. Co-application of DMPSA and NBPT with urea mitigates both nitrous oxide emissions and nitrate leaching during irrigated potato production[J]. Environmental Pollution, 2021, 284. DOI:10.1016/j.envpol.2021.117124 |
| [27] |
万伟帆, 李斐, 红梅, 等. 氮肥用量和脲酶抑制剂对滴灌马铃薯田氧化亚氮排放和氨挥发的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2018, 24(3): 693-702. Wan W F, Li F, Hong M, et al. Effects of nitrogen rate and urease inhibitor on N2O emission and NH3 volatilization in drip irrigated potato fields[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2018, 24(3): 693-702. |
| [28] | 国家发展改革委应对气候变化司组织国家发展改革委能源研究所, 清华大学, 中科院大气所, 等. 省级温室气体清单编制指南(试行)[EB/OL]. http://www.cbcsd.org.cn/sjk/nengyuan/standard/home/20140113/download/shengjiwenshiqiti.pdf, 2021-06-03. |
| [29] | Balasuriya B H G, Ghose A, Gheewala S H, et al. Assessment of eutrophication potential from fertiliser application in agricultural systems in Thailand[J]. Science of the Total Environment, 2022, 833. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.154993 |
| [30] | 邓南圣, 王小兵. 生命周期评价[M]. 北京: 化学工业出版社, 2003. |
| [31] | Huijbregts M A J, Thissen U, Guinée J B, et al. Priority assessment of toxic substances in life cycle assessment. Part Ⅰ: calculation of toxicity potentials for 181 substances with the nested multi-media fate, exposure and effects model USES-LCA[J]. Chemosphere, 2000, 41(4): 541-573. DOI:10.1016/S0045-6535(00)00030-8 |
| [32] |
刘建霞. 黄瓜温室土壤氮磷和总有机碳淋溶特征及其调控机制研究[D]. 保定: 河北农业大学, 2014. Liu J X. Study on leaching characteristic of nitrogen, phosphorus and total organic carbon from soil and its regulation mechanism in cucumber greenhouses[D]. Baoding: Hebei Agricultural University, 2014. |
| [33] |
姚春霞. 上海市郊旱作农田化肥施用的环境影响研究[D]. 上海: 华东师范大学, 2005. Yao C X. Environmental effect of fertilizer employing on dry farmland in Shanghai suburbs[D]. Shanghai: East China Normal University, 2005. |
| [34] | 岳善超. 小麦玉米高产体系的氮肥优化管理[D]. 北京: 中国农业大学, 2013. |
| [35] | Zhang W F, Dou Z X, He P, et al. New technologies reduce greenhouse gas emissions from nitrogenous fertilizer in China[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2013, 110(21): 8375-8380. |
| [36] | Cui Z L, Yue S C, Wang G L, et al. In-season root-zone N management for mitigating greenhouse gas emission and reactive N losses in intensive wheat production[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(11): 6015-6022. |
| [37] | Clark S, Khoshnevisan B, Sefeedpar P. Energy efficiency and greenhouse gas emissions during transition to organic and reduced-input practices: student farm case study[J]. Ecological Engineering, 2016, 88: 186-194. DOI:10.1016/j.ecoleng.2015.12.036 |
| [38] | Pishgar-Komleh S H, Omid M, Heidari M D. On the study of energy use and GHG (greenhouse gas) emissions in greenhouse cucumber production in Yazd province[J]. Energy, 2013, 59: 63-71. DOI:10.1016/j.energy.2013.07.037 |
| [39] | Liang L, Ridoutt B G, Lal R, et al. Nitrogen footprint and nitrogen use efficiency of greenhouse tomato production in North China[J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 208: 285-296. DOI:10.1016/j.jclepro.2018.10.149 |
| [40] | He X Q, Qiao Y H, Liu Y X, et al. Environmental impact assessment of organic and conventional tomato production in urban greenhouses of Beijing city, China[J]. Journal of Cleaner Production, 2016, 134: 251-258. DOI:10.1016/j.jclepro.2015.12.004 |
| [41] | Chen X P, Cui Z L, Fan M S, et al. Producing more grain with lower environmental costs[J]. Nature, 2014, 514(7523): 486-489. DOI:10.1038/nature13609 |
| [42] | Wang J, Zhang L H, He X H, et al. Environmental mitigation potential by improved nutrient managements in pear (Pyrus pyrifolia L.) orchards based on life cycle assessment: a case study in the North China Plain[J]. Journal of Cleaner Production, 2020, 262. DOI:10.1016/j.jclepro.2020.121273 |
| [43] | 中华人民共和国农业部办公厅, 中华人民共和国财政部办公厅. 2005年测土配方施肥试点补贴资金项目实施方案[EB/OL]. http://www.moa.gov.cn/nybgb/2005/djiuq/201806/t20180618_6152510.htm, 2005-09-20. |
| [44] | 农业部办公厅, 财政部办公厅. 2009年土壤有机质提升补贴项目实施指导意见的通知[EB/OL]. http://www.moa.gov.cn/govpublic/CWS/201006/t20100606_1533445.htm, 2009-07-07. |
| [45] | 中华人民共和国农业农村部. 化肥农药使用量零增长行动目标顺利实现我国三大粮食作物化肥农药利用率双双达40%以上[EB/OL]. http://www.moa.gov.cn/xw/zwdt/202101/t20210117_6360031.htm, 2021-06-03. |
| [46] |
刘发波, 马笑, 张芬, 等. 硝化抑制剂对我国蔬菜生产产量、氮肥利用率和氧化亚氮减排效应的影响: Meta分析[J]. 环境科学, 2022, 43(11): 5140-5148. Liu F B, Ma X, Zhang F, et al. Impact of nitrification inhibitors on vegetable production yield, nitrogen fertilizer use efficiency and nitrous oxide emission reduction in China: meta analysis[J]. Environmental Science, 2022, 43(11): 5140-5148. |
| [47] |
张宗军, 石响, 令涛. 中国化肥施用强度空间差异的影响因素及实证检验[J]. 山西农业大学学报(社会科学版), 2022, 21(3): 10-19. Zhang Z J, Shi X, Ling T. Influencing factors and empirical test of spatial variation of fertilizer application intensity in China[J]. Journal of Shanxi Agricultural University (Social Science Edition), 2022, 21(3): 10-19. |
| [48] | Wang X Z, Dou Z X, Shi X J, et al. Innovative management programme reduces environmental impacts in Chinese vegetable production[J]. Nature Food, 2021, 2(1): 47-53. |
| [49] | Shang Z Y, Zhou F, Smith P, et al. Weakened growth of cropland-N2O emissions in China associated with nationwide policy interventions[J]. Global Change Biology, 2019, 25(11): 3706-3719. DOI:10.1111/gcb.14741 |
| [50] | Zhou F, Shang Z Y, Ciais P, et al. A new high-resolution N2O emission inventory for China in 2008[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(15): 8538-8547. |
| [51] | Zhang B G, Li Q, Cao J, et al. Reducing nitrogen leaching in a subtropical vegetable system[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2017, 241: 133-141. |
| [52] |
张芬, 程泰鸿, 陈新平, 等. 我国典型露地蔬菜生产中的温室气体排放[J]. 环境科学, 2020, 41(7): 3410-3417. Zhang F, Cheng T H, Chen X P, et al. Greenhouse gas emissions for typical open-field vegetable production in China[J]. Environmental Science, 2020, 41(7): 3410-3417. |
| [53] | Yu Z, Liu J, Kattel G. Historical nitrogen fertilizer use in China from 1952 to 2018[J]. Earth System Science Data, 2022, 14(11): 5179-5194. DOI:10.5194/essd-14-5179-2022 |
| [54] | Crippa M, Solazzo E, Guizzardi D, et al. Food systems are responsible for a third of global anthropogenic GHG emissions[J]. Nature Food, 2021, 2(3): 198-209. DOI:10.1038/s43016-021-00225-9 |
| [55] |
严坤, 王玉宽, 刘勤, 等. 三峡库区规模化顺坡沟垄果园氮、磷输出过程及流失负荷[J]. 环境科学, 2020, 41(8): 3646-3656. Yan K, Wang Y K, Liu Q, et al. Dynamic process of nitrogen and phosphorus export and loss load in an intensive orchard with ridge and furrow plantation in the Three Gorges Reservoir Area[J]. Environmental Science, 2020, 41(8): 3646-3656. |
| [56] |
林仕芳, 王小利, 段建军, 等. 有机肥替代化肥对旱地黄壤有机碳矿化及活性有机碳的影响[J]. 环境科学, 2022, 43(4): 2219-2225. Lin S F, Wang X L, Duan J J, et al. Effects of organic fertilizer replacing chemical fertilizer on organic carbon mineralization and active organic carbon in dryland yellow soil[J]. Environmental Science, 2022, 43(4): 2219-2225. |
| [57] | Wu Y Y, Xi X C, Tang X, et al. Policy distortions, farm size, and the overuse of agricultural chemicals in China[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2018, 115(27): 7010-7015. |