农业碳减排的技术与政策

金书秦 李颖 胡浚哲

[摘要] 农业是重要的碳排放来源，同时也是巨大的碳汇系统，农业减排固碳是实现碳达峰的重要途径。农业碳减排与推进绿色发展具有一致性，一方面，要推广各项农业清洁生产技术，通过减少和合理使用化学投入品，秸秆、粪便等农业废弃物资源化利用，增强土壤碳汇功能等，实现治污减排协同;另一方面，要发挥政策的引导作用，增加农业碳约束指标，将农业纳入碳交易市场，为农业持续减排提供政策和市场激励。

[关键词]  农业减碳   碳达峰   技术   政策

[中图分类号] F323    [文献标识码] A    [文章编号] 1004-6623（2021） 0097-08

[作者简介] 金书秦，农业农村部农村经济研究中心研究员，博士，研究方向：农业资源环境保护政策;李颖，大自然保护协会，博士，研究方向：土壤健康与农业可持续发展;胡浚哲，哥本哈根大学食品与资源经济学系，研究方向：农业经济学。

中国二氧化碳排放力争于2030年前达到峰值，并努力争取在2060年前实现碳中和的目标，不仅体现了中国应对全球气候危机的雄心，也为农业的低碳发展提出了新的要求。农业既是重要的温室气体排放源，又是一个巨大的碳汇系统。据联合国粮食与农业组织（FAO）的统计，农业用地释放出的温室气体超过全球人为温室气体排放总量的30%，相当于每年产生150亿吨的二氧化碳。然而，健康的农业生态系统可以抵消掉80%因农业导致的全球温室气体排放量。因此，实现碳达峰，农业减排固碳既是重要手段，也有巨大潜力。

一、中国农业温室气体排放现状和趋势

从已有数据①可以看出，自1961年有统计以来，中国农业碳排放总体呈上升趋势，1961年农业碳排放总量为2.49亿吨二氧化碳当量（CO2e），到2016年达到8.85亿吨后略有下降，2018年为8.7亿吨。按此趋势来看，中国农业一定程度上已经趋近碳排放达峰，但农业能源消耗持续增长所产生的碳排放仍将带来较大不确定性。

从成分上看，我国农业碳排放以甲烷和氧化亚氮两类非二氧化碳温室气体为主。2018年甲烷、氧化亚氮、二氧化碳比例为3︰4︰3。近年来甲烷占比逐渐减少，而氧化亚氮的比例则平稳上升，二氧化碳占比越来越大。农业排放的“非二氧化碳”占比较高，在全球也是如此。IPCC第四次评估报告显示，全球范围内农业领域温室气体排放中，甲烷占总量的50%，氧化亚氮占60%。从来源看，在1979年能源消耗进入统计之前，种植业和养殖业基本各占“半壁江山”，近年来逐步发展为种植、养殖、能源消耗“三分天下”。细分来看，能源消耗、化肥、动物肠道发酵、水稻种植是四个最主要来源，2018年占据全球农业总排放量的76.9%。

二、农业碳减排的可用技术

从中国农业温室气体的排放来源看，实现农业减排的途径主要有两个：一是投入品减量，特别是化肥的减量增效;二是废弃物资源化利用。此外，通过改善土壤，也可以增强农业的固碳能力。

（一）减少化肥的温室气体排放

农田施肥是N2O主要的排放源，占我国N2O排放总量的74%。同时，肥料是资源依赖型产品，每生产1吨合成氨约需要1000立方米的天然气或1.5吨的原煤。据测算，如果氮肥利用率提升10个百分点，则可以节约2.5亿立方米的天然气或375万吨原煤。因此，提升化肥利用率、减少化肥的施用对于实现农业低碳发展至关重要。

1. 合理选择氮肥种类

不同的理化条件对不同氮肥种类造成温室气体排放的影响不同。在有氧条件下，尿素中的N2O排放量大于其他氮肥，而在较高的水分含量下，N2O的排放量差异较小。添加抑制剂或控制肥料释放对农田施肥的温室气体排放也有所影响。这类新型肥料可以分为物理包膜的缓释肥，以及添加硝化抑制剂和脲酶抑制剂的肥料。抑制剂通过影响特定类型的微生物来影响土壤中氮元素的转化。硝化抑制剂抑制NH4+向N2O以及随后的NO3-转化。脲酶抑制剂则抑制了尿素的酶解作用，可使土壤中的氮元素以NH4+的形式存在更长的时间，有利于作物的吸收，从而实现减排。有研究认为，施加常规氮肥和缓释肥对土壤CH4和N2O的积累排放无显著影响，施加硝化抑制剂和脲酶抑制剂则能够显著降低土壤温室气体排放（姚凡云 等，2019）。

2. 合理掌握施肥时间

施肥时间影响农田温室气体排放量。种植后期施肥（种植时施加总量的33%，种植6周后施加67%），能在保证粮食产量的同时，降低氮肥使用量：比起传统的施肥方式，可有效减少50%的N2O和NO排放的研究表明，春季施用氮肥比秋季施用氮肥的排放量更低。在作物开始吸收氮的时候施加可溶性氮肥，如尿素，由N2O排放造成损失的可能性会更小。

3. 加强用水管理

优化农业用水能直接或间接影响土壤理化性质，进而影响土壤温室气体排放。滴灌系统可在节水的同时减少N2O排放。相比常规漫灌施肥，滴灌施肥可以显著减少蔬菜种植模式19%的N2O排放量，减少冬小麦—夏玉米轮作种植系统35%的N2O排放量。此外，当两种系统施氮量分别降低50%和30%后，在保证作物产量不变的前提下，其减排贡献可分别扩大到30.2%和45.8%。

4. 减少化肥用量

自2005年起，我国启动“测土配方施肥”项目，“测土配方施肥”项目涵盖土壤养分测定、施肥方案制定和正确施用肥料三大环节。测土配方技术可以有效节约氮肥20～35kgN·hm-2。在滿足当前粮食产量的水平下，在全国范围内采用测土配方施肥的方法，小麦、玉米、水稻三大粮食作物主产区的化肥投入每年可消减814.1万吨，占这些地区三大粮食作物化肥使用总量的27.6%，且每年可以减少碳排放1045.9万吨。

（二）农业废弃物资源化利用

我国是农业废弃物产量最大的国家，且随着现代农业技术的发展，农业废弃物的产量呈现不断增多的趋势。其中，农作物秸秆和禽畜粪便占比最大，这两种废弃物的资源化利用对于农业废弃物管理最为重要。

1. 农作物秸秆资源化利用

我国农作物秸秆每年的产量达8亿吨以上，且呈现逐年上升的趋势。焚烧秸秆是很多农户用来快速处理秸秆“占地”问题的解决方法，但是秸秆焚烧会直接导致空气中总悬浮颗粒数量的增加，并释放CO、CO2、SO2等气体。大量文献表明，秸秆资源化利用能够有效节能减排，但秸秆资源化利用存在秸秆生产分散、季节性强、易腐烂、收集和存储成本大等问题。目前还没有针对将分散的秸秆收集、运输、集中、再加工的过程中产生碳排放的核算研究，但是在计算通过秸秆资源化利用能避免或抵消温室气体排放的贡献时，应当考虑离田利用过程中产生的碳排放。

秸秆资源化利用有五种方式。

一是秸秆饲料化。农作物秸秆粗纤维、矿物质含量高，蛋白、油脂等含量低，反刍动物直接利用率低，如果只饲喂秸秆难以满足反刍动物的营养需求。因此，这类农业废弃物首先需要通过物理、化学或青贮等方法进行加工处理，提高粗蛋白的消化能力和牲畜喂养效果，进而提升牲畜的经济效益。

二是秸秆能源化。秸秆是一种很好的清洁可再生能源，平均含硫量只有0.38%，而煤的平均含硫量约达1%。使用农作物秸秆等农业废弃物作为发电替代物的成本比常规燃煤发电或直燃发电成本大幅减少，还可带来良好的环境效益。秸秆能源化节能率为4.6 x108J t-1，温室气体减排率为319.66 kg C02eq t-1。

三是秸秆原料化。现阶段我国农业废弃物的主要利用方向是制备生物质炭。生物质炭是指以生物质或生物有机材料为原料，在低氧或缺氧條件下，经过相对低温热裂解炭化产生的一类高度芳香烃难熔性固态物质，其炭化过程中，能量向热量转化较少，从而避免了大量的碳遗失。生物质炭中有超过60%的碳保留，被认为是一种高度稳定、难降解的碳形式，可减缓碳和氮的释放。生物质炭属于多孔碳材料，较大的表面积使其具有较强的吸附能力以及一定的持水性，可以有效改良土壤的理化性质、提高土壤肥力。大量研究证明，生物质炭的施用可以有效减少NO2的排放。但是，生物质炭处理的土壤对CH4的排放影响的研究结果差异很大。有的研究认为CH4排放减少（Rondon et al.，2005），有的则认为CH4排放增加（Zhang et al.，2010），还有的研究认为施用生物质炭对土壤CH4的排放没有显著影响（Knoblauch et al.，2008）。由此来看，生物质炭对于主要温室气体排放的影响，可能取决于土壤类型、生物质炭的化学性质与输入量等多方面因素。孙建飞 等（2018）对2014年江苏省秸秆资源量及利用潜力的分析认为，如果将未被利用的秸秆进行热裂解炭化，可减少381.16万吨二氧化碳当量的排放，相当于全江苏省温室气体排放量的1.88%。

四是秸秆肥料化。秸秆肥料化利用的节能率为1.15x109J t-1，温室气体减排率为582.64 kg CO2et-1。利用生物质炭与传统化肥复合物制备的生物炭基缓释肥料是兼具惰性和活性的有机质。生物质炭中的固态有机碳骨架能作为载体，促进炭质、矿物质和化肥养分形成团聚体，减缓化肥快速的溶解释放速率，从而有效减少化肥的使用量。相比普通化肥，施用炭基肥能够降低小麦生长季N2O释放量的56.01%～63.53%;降低水稻生长季CH4排放量的25.45%～50.58%。此外，炭基肥被大量研究证明能够有效吸附土壤中的营养元素、改善土壤的微环境、提高根系和土壤的活性、提高作物品质。

五是秸秆基料化。农作物秸秆主要由纤维素、木质素等大分子有机物组成，通过科学搭配可以制成培养食用菌所必需的培养基原料。秸秆基料化利用技术主要分为秸秆栽培草腐菌类技术（鸡腿菇、草菇、双胞蘑菇、大球盖菇等）和秸秆栽培木腐菌类技术（金针菇、香菇、茶树菇、平菇等）。该技术的应用，不仅可以降低食用菌生产的成本、满足消费者的使用需求，还能创造良好的经济效益和社会效益;同时使秸秆得到有效利用，并且保护了环境，建立了良好的生态效益。另外，在培养食用菌的过程中还会产生诸如菌丝体、蘑菇糠等副产品。这些副产品具有较高的饲用价值，将其加工成蛋白饲料实现秸秆的过腹还田，可以形成“农作物秸秆→食用菌→饲料→粪便→还田”的绿色、高效的循环农业模式。

2. 畜禽粪污资源化利用

我国每年畜禽粪便产生量超过10亿吨，而温室气体CH4排放的主要来源之一就是养殖业粪污管理。因此，有效减少粪便CH4排放是实现低碳农业的重要途径。

一是粪便堆肥。堆肥是一种较为传统的畜禽粪便处理方式。现代化堆肥工艺多为好氧堆肥。堆肥过程中多种因素会对堆肥效果产生影响，包括堆肥的物料性质、添加剂性质、含水率、氧气浓度、温度、碳氮比、pH值等。温度和pH值显著影响NH3的排放，堆肥高温期、pH值幅度较大时，NH3排放显著增加。而N2O的排放主要在堆肥的前期和后腐熟期发生，通过添加不同性质的添加剂能有效改善NH3和N2O的排放。有研究证明，添加改性赤泥堆体或改性镁橄榄石堆体能够有效减少堆肥过程中的氮素流失，同时减少温室气体（N2O）的排放。堆肥过程中，氧气含量高，则CO2的排放量大，而CH4需要在厌氧条件下产生。因而，控制适量的氧气含量，不仅能保持氧微生物的活性，也可调节CH4和CO2等温室气体的排放。生物质炭的施用对畜禽粪便堆体的改良作用也很明显。施加生物质炭能够延长堆体高温保持时间、提高保水效果，有效保持氮素、减少N2O、CO2等温室气体的排放。

二是沼气工程。沼气是一种替代传统能源的清洁能源，可以显著减少温室气体的排放。沼气工程的主要产物是沼气、沼渣和沼液，沼气一般含CH4量为55%～70%。沼渣和沼液，即发酵后的残留物，其中所含的寄生虫卵比粪便中减少90%以上，可做高效绿色肥料使用。

（三）提升土壤固碳能力

据估计，农业近90%的减排份额可以通过土壤固碳来实现。联合国气候变化公约组织（UNFCCC）启动了“千分之四土壤增碳”计划，试图以土壤增碳抵消碳排放。我国是土壤贫碳的国家，1米深土壤碳库仅为900亿吨碳当量，可通过以下途径提升土壤固碳能力。

1. 秸秆还田

秸秆还田是向土壤归还有机碳、发挥土壤碳汇作用的重要途径。大量研究证明，秸秆还田能够使土壤有机碳含量显著上升。秸秆还田主要有两种模式，一种是秸秆覆盖还田，通常与免耕结合作为保护性农业被广泛推广;另一种是秸秆翻耕还田。传统的翻耕制度能够增加土壤孔隙度，提高土壤透气性，同时也会增强土壤中的微生物活动，增大土壤有机物与空气的接触面积，加速土壤有机碳降解过程，从而产生温室气体的排放。免耕可通过稳定土壤团聚体来改善土壤结构，保护土壤有机质免受微生物降解，从而降低土壤有机碳分解速率。经过连年翻耕的土壤有机碳、氮等含量比保持免耕的土壤有显著的降低。

保护性耕作能显著增加表层土壤有机碳含量，实现碳汇功能，改善农田生态环境。基于最小翻耕、作物残留形成土壤覆盖物和轮作的保护性农业在一些国家广泛推广。最小化土壤扰动和作物残留物覆盖还田可以限制土壤水分蒸发、增加作物可利用水分，减少径流流失、降低水蚀和风蚀，有效增加土壤碳含量，能够向碳储量耗尽的土壤中有效输入碳。在秸秆全量还田条件下，翻耕能够有效缓解作物根系与秸秆腐解的“争氮”效应，且翻耕能显著降低全球增温潜能值和单位产量温室气体排放。但值得注意的是，稻草翻埋处理释放的CH4量比稻草覆盖免耕量高出54%。对比秸秆免耕还田，翻耕还田和旋耕还田的CH4排放速率较快，且排放峰值较高、排放时间更靠前，主要集中在早稻生长前期。

2. 輪作

轮作是指将不同类型的作物按一定顺序在一定年限内在同一块农田内循环种植。轮作可以调节进入土壤的作物残茎、根系的种类和数量，有效增加土壤中有机的碳含量。轮作种植玉米和大豆的农田生态系统表现为碳汇效应，每平方米每年可以固碳90g。一项针对华北平原不同轮作模式的长期研究证明，不同轮作模式对土壤碳储量的影响各异：小麦—夏玉米的轮作模式碳汇速率最高，而春玉米连作模式短期内有机碳储量能有所增加，但长期则表现出负增长的趋势。

三、农业碳减排的国际经验

（一）北美洲

2003年6月，美国成立了芝加哥气候交易所（CCX），建立了北美地区第一个自愿减排交易平台。该交易所有400多名会员，交易主体覆盖公司、州市、教育机构和包括全国农民联盟、爱荷华州农业局在内的农民及其组织。减排目标由会员自愿设置，但具有法律约束力。

在实现减排目标过程中，会员可以通过购买固碳指标、参与碳抵偿项目等途径来减少碳排放。芝加哥气候交易所基于市场机制，将温室气体排放权设计为期货进行交易，农民可以通过拍卖自己的固碳指标来取得收益，有效降低了农业二氧化碳排放。芝加哥气候交易所为会员提供了大量低价农业补偿项目，经由第三方审核后方可施行，如美国的垃圾填埋场CH4处理项目和农业沼气收集项目，巴西的造林、再造林与森林保护项目。交易所设置了系统交易平台，负责在注册账户持有人之间执行交易。美国全国农民联合会作为交易主体之一，在联合会内部开展了碳信用计划，允许计划内的各州农民通过免耕、少耕、草场种植等途径固碳减排，并以此获得收入。经气候所批准，农民联合会可以在账户中累计碳信用额度。

在种植业方面，美国政府推动专业化农业生产公司的发展建设，鼓励公司运用专业农业技术，为大型家庭农场提供规模化服务，提高生产效率，减少生产资源浪费，推动农业碳减排。

在畜牧业方面，美国建立以大学等研究机构为依托的农业科技体系。农业部与研究所合作开发基于全生命周期分析的温室气体排放监测系统，对牧场各个生产步骤的温室气体排放量进行计量与评估，并逐一提出针对性修改意见，减少生产过程中碳损失;与奶牛场合作推广农业废弃物资源化利用项目，建设沼气池储存牲畜排泄物及其产生的CH4，并加以处理利用。

（二）欧洲

德国是欧洲发展低碳农业的重要领导者。德国于2000年颁布《可再生能源法》，为发展可再生能源及中长期发展目标提供了法律支持，2009年推出《二氧化碳捕集和封存法案》，于2012年4月正式通过，法案领域覆盖作物种植，支持工业作物开发。

2019年5月，德国农业部可持续发展和气候保护司提出了十项减缓气候变化的措施和相应措施的减排目标，可减少1亿～1.5亿吨二氧化碳排放。具体到畜牧业方面的措施包括：通过分析奶牛对不同环境条件的生理反应来确定最佳动物舒适度，降低温室气体排放和其他有害气体、减少病原体的措施;智能通风系统优化动物舍气候;推广低蛋白日粮，减少动物粪便中的含氮量;增加奶牛产奶周期，降低奶牛甲烷排放;动物粪便舍外储存、液体粪便覆盖、降低液体粪便的固体含量，增加沼液的含氮量;厌氧发酵和酸化粪便减少氨气排放，沼液深施减少氨排放。种植业方面的措施包括：田间条件自动监测系统为施肥、耕作、灌溉等生产系统提供基础数据支撑;农药、化肥的精确施用，减少氮肥施用量，降低残留在土壤中的含氮量;湿地恢复，减少土壤二氧化碳排放;草地保护，停止草地开垦为农田。

（三）亚洲

2013年11月，日本颁布了《农村地区可再生能源法》，在建设低碳社会的同时，大力发展农业可再生能源、推广低碳农业模式。印度、孟加拉国等在水稻主产区针对节能低碳技术开展集成化应用实践，内容主要有：选择低碳排放水稻品种，进行水稻直播和干湿交替灌溉，开展保护性耕作，以此在保证水稻产量的情况下，有效减少稻田CH4排放。印度根据农田类型进行化肥分类施用，提高化肥利用效率，减少温室气体排放。在缅甸，通过鸽豆—作物间作，农民可以燃烧鸽豆秸秆来解决生活燃料短缺问题。

（四）大洋洲

澳大利亞优化耕作和种植模式，开展农田和草地的轮作或间作，以此提高土壤固碳能力，减少温室气体排放，采取的主要措施包括：利用自然生态系统具有更高固碳率的特点，将闲置农地改为自然生态系统;减少化石能源消耗，种植利用生物质作物以减少碳排放;减少氧化亚氮排放，精确定位施肥;通过免耕套种保持草地长时间全面覆盖，增加土壤固碳。

四、农业碳减排的政策建议

绿色发展与碳减排具有高度的协同性，因此在中国经济整体进入低碳化的进程中，农业不能置身事外，要将正在发生的农业绿色转型纳入低碳发展的框架。基于此，本文提出以低碳化带动农业绿色转型的总体路径（图1）：以农业经济的低碳化为抓手，带动农业生产过程的绿色化，并带来农产品的优质化。经济低碳化是目标，产品优质化是结果，二者的实现都要落实到农业生产行为的绿色化上，与近年来推崇的农业绿色发展实践本质上是高度一致的。

一是在“十四五”农业农村发展规划中增加碳约束指标。《“十四五”规划纲要》提出了“单位国内生产总值能源消耗和二氧化碳排放分别降低13.5%、18%”的目标，考虑到农业机械化水平还有待提高，且农业排放以非能源消耗导致的甲烷和氧化亚氮为主，因此建议农业无须过度强调能源消耗目标，但须考虑未来农业现代化中的碳关联指标，相应地，要进一步加强农业农村资源环境相关监测体系和台账建设，摸清家底，使减排固碳工作有据可查。

二是推广农业减排固碳技术。通过推广化肥农药投入品减量化技术、节水节肥节药等清洁生产技术、种养结合生态循环技术，推进农业标准化生产，在减少农业碳排放的同时改善农产品产地生态环境。推广土壤少耕、免耕技术，增加土壤有机碳储量，通过降低农地耕作幅度和强度、减轻土壤物理性扰动等途径增强土壤稳定性，提高土壤结构中稳固的土壤有机质比例。通过植树造林、保护森林资源、加强土地管理等措施促进碳固定。推广农业清洁能源使用，减少化石能源使用量，促进能源消耗向可再生能源转换，开发利用新能源。如发展用于灌溉的太阳能水泵，加强风能、沼气能等农村能源建设，推动农机节能。

三是积极发展农业碳市场。作为重要的市场化减排工具，我国碳市场发展基础坚实、潜力巨大。但是，全国统一的碳市场处于建立初期，仍然面临政策框架不完善、金融化程度不足、碳市场作用发挥不充分等问题。要充分利用农业减排成本相对较低的优势，将农业碳减排纳入碳交易市场。初期可在农业绿色发展基础较好、营商环境优良、改革精神足的地方，以县为单位，选择村集体经济组织、专业大户、合作社、农垦、社会化服务组织等规模较大、组织程度较高、市场意识强的主体，率先开展试点。

四是倡导绿色消费观，优化膳食结构。树立低碳消费观念，引导改变膳食结构。一方面，要坚决贯彻《反食品浪费法》，在食品生产、收获、储存、运输、加工和消费等各个环节把好节约和高效利用关，防止跑冒滴漏;另一方面，在尊重消费习惯并符合营养要求的前提下，引导消费结构向低碳转型，如倡导以鸡肉、鸭肉、羊肉适度替代猪肉、牛肉等肉类。

[参考文献]

[1] Beauchamp M T G. Nitrous oxide production from granular nitrogen fertilizers applied to a silt loam soil[J]. Canadian Journal of Soil Science， 2003， 83（5）： 521-532.

[2] Bhatt R， Kukal S S. Direct seeded rice in South Asia[M]//Sustainable agriculture reviews. Springer， Cham， 2015： 217-252.

[3] Bogdanski A. Integrated food–energy systems for climate-smart agriculture[J]. Agriculture & Food Security， 2012， 1（1）： 1-10.

[4] Chen Z D， Dikgwatlhe S B， Xue J F， et al. Tillage impacts on net carbon flux in paddy soil of the Southern China[J]. Journal of Cleaner Production， 2015， 103（sep.15）： 70-76.

[5] Corbeels M， Scopel E， Cardoso A， et al. Soil carbon storage potential of direct seeding mulch-based cropping systems in the Cerrados of Brazil[J]. Global Change Biology， 2006， 12（9）： 1773-1787.

[6] Czeka?a W， Malińska K， Cáceres R. Co-composting of poultry manure mixtures amended with biochar – The effect of biochar on temperature and C-CO2 emission[J]. Bioresource Technology， 2016， 200： 921-927.

[7] Gao， L， Wang， et al. Effects of biochar on nutrients and the microbial community structure of tobacco-planting soils[J]. J Soil Sci Plant Nut， 2017， 17（4）： 884-896.

[8] Harder B. Smoldered-Earth policy： Created by ancient amazonian natives， fertile， dark soils retain abundant carbon[J]. Sci News， 2006， 169（3）： 133.

[9] Hollinger S E， Bernacchi C J， Meyers T P. Carbon budget of mature no-till ecosystem in North Central Region of the United States[J]. Agricultural and Forest Meteorology， 2005， 130（1-2）： 59-69.

[10] Hultgreen G E. Effect of nitrogen fertilizer placement， formulation， timing， and rate on greenhouse gas emissions and agronomic performance[J]. Heart， 2003， 92（12）： 2075-2082.

[11] Kallenbach C M， Rolston D E， Horwath W R. Cover cropping affects soil N2O and CO2 emissions differently depending on type of irrigation[J]. Agriculture Ecosystems & Environment， 2010， 137（3–4）： 251-260.

[12] Knoblauch C， Marifaat A， Haefele S. Biochar in rice-based system： impact on carbon mineralization and trace gas emissions[J].， 2008.

[13] Lehmann J， Jr J P D S， Steiner C， et al. Nutrient availability and leaching in an archaeological Anthrosol and a Ferralsol of the Central Amazon basin： fertilizer， manure and charcoal amendments[J]. Plant & Soil， 2003， 249（2）： 343-357.

[14] Liu C， Lu M， Cui J， et al. Effects of straw carbon input on carbon dynamics in agricultural soils： a meta‐analysis[J]. Global Change Biology， 2014， 20（5）： 1366-1381.

[15] Matson P A， Naylor R， Ortiz-Monasterio I. Integration of environmental， agronomic， and economic aspects of fertilizer management[J]. Science， 1998， 280（5360）： 112-115.

[16] Metz B， Davidson O， Bosch P. Climate change 2007： Mitigation of climate change[M]. Cambridge： Cambridge University Press， 2007.

[17] SAMOURA LamineMohamed.耕作方式與秸秆还田对双季稻产量和温室气体排放的影响[D].北京：中国农业科学院，2018.

[18] Qian L， Chen L， Joseph S， et al. Biochar compound fertilizer as an option to reach high productivity but low carbon intensity in rice agriculture of China[J]. Carbon Management， 2014， 5（2）： 145-154.

[19] Ranaivoson L， Naudin K， Ripoche A， et al. Agro-ecological functions of crop residues under conservation agriculture. A review[J]. Agronomy for Sustainable Development， 2017， 37（4）： 26.

[20] Rondon M， Ramirez J A， Lehmann J. Greenhouse gas emissions decrease with charcoal additions to tropical soils[J].， 2005.

[21] Snyder C S， Bruulsema T W， Jensen T L， et al. Review of Greenhouse Gas Emissions from Crop Production Systems and Fertilizer Management Effects[J]. Agriculture Ecosystems & Environment， 2009， 133（3-4）： 247-266.

[22] Troy S M， Lawlor P G， O Flynn C J， et al. Impact of biochar addition to soil on greenhouse gas emissions following pig manure application[J]. Soil Biology & Biochemistry， 2013， 60： 173-181.

[23] Turmel M S， Speratti A， Baudron F， et al. Crop residue management and soil health： A systems analysis[J]. Agricultural Systems， 2015， 134： 6-16.

[24] Weiske A. Selection and specification of technical and management-based greenhouse gas mitigation measures in agricultural production for modelling[J].， 2006.

[25] Xie Z， Zhu J， Liu G， et al. Soil organic carbon stocks in China and changes from 1980s to 2000s[J]. Global Change Biology， 2010， 13（9）： 1989-2007.

[26] 白由路，杨俐苹.我国农业中的测土配方施肥[J].土壤肥料，2006（2）：3-7.

[27] 毕于运，王亚静，高春雨.我国秸秆焚烧的现状危害与禁烧管理对策[J].安徽农业科学，2009，37（27）：13181-13184.

[28] 程琨，潘根兴.“千分之四全球土壤增碳计划”对中国的挑战与应对策略[J].气候变化研究进展，2016，12（5）：457-464.

[29] 代琳.生物质炭制备及对白浆土改良效果和温室气体排放的影响[D].哈尔滨：东北农业大学，2017.

[30] 杜梦菲.畜禽粪便堆肥甲烷生成-氧化特征及其影响因素研究[D].哈尔滨：哈尔滨工业大学，2020.

[31] 段茂盛，王革华.畜禽养殖场沼气工程的温室气体减排效益及利用清洁发展机制（CDM）的影响分析[J].太阳能学报，2003（3）：386-389.

[32] 高超.农业废弃物资源化利用技术的应用进展[J].湖北农机化，2020（13）：32-33.

[33] 胡越.生物质能秸秆发电：可再生能源的开发与利用[J].科技传播，2010（24）：198+196.

[34] 霍书豪，董仁杰，庞昌乐，等.畜牧业粪污减量与资源化利用的实现[J].中国沼气，2014，32（5）：29-32+51.

[35] 姜雨林，陈中督，遆晋松，等. 华北平原不同轮作模式固碳减排模拟研究[J].中国农业大学学报，2018，23（1）：19-26.

[36] 金书秦，林煜，牛坤玉.以低碳带动农业绿色转型：中国农业碳排放特征及其减排路径[J].改革，2021（5）：29-37.

[37] 金书秦，韩冬梅，林煜，等.碳达峰目标下开展农业碳交易的前景分析和政策建议[J].农村金融研究，2021（6）：3-8.

[38] 雷豪杰，李贵春，柯华东，等.滴灌施肥对两种典型作物系统土壤N2O排放的影响及其调控差异[J].中国农业科学，2021，54（4）：768-779.

[39] 李海霞.秸秆基料化栽培食用菌生产技术[J].现代农业科技，2018（23）：111-113.

[40] 李小涵，郝明德，王朝辉，等.农田土壤有机碳的影响因素及其研究[J].干旱地区农业研究，2008（3）：176-181.

[41] 李长生，肖向明，Frolking S，等.中国农田的温室气体排放[J].第四纪研究，2003（5）：493-503.

[42] 李正东，陶金沙，李恋卿，等.生物质炭复合肥对小麦产量及温室气体排放的影响[J].土壤通报，2015，46（1）：177-183.

[43] 潘根兴，卞荣军，程琨.从废弃物处理到生物质制造业：基于热裂解的生物质科技与工程[J].科技导报，2017，35（23）：82-93.

[44] 冉昊，李敬韩.农业废弃物资源化与农村生物质能源利用的现状与发展[J].节能与环保，2019（6）：75-76.

[45] 宋杰.中国秸秆利用的节能减排仿真：气候变化减缓[D] .大连：大连理工大学，2017.

[46] 孙建飞，郑聚锋，程琨，等.基于可收集的秸秆资源量估算及利用潜力分析[J].植物营养与肥料学报，2018，24（2）：404-413.

[47] 孫秀丽，许信旺，薛芳.增加农田土壤碳汇效应研究进展[J].池州学院学报，2009，23（3）：80-83.

[48] 孙振钧，孙永明.我国农业废弃物资源化与农村生物质能源利用的现状与发展[J].中国农业科技导报，2006（1）：6-13.

[49] 汪开英，黄丹丹，应洪仓.畜牧业温室气体排放与减排技术[J].中国畜牧杂志，2010，46（24）：20-22+26.

[50] 王成己，唐莉娜，胡忠良，等.生物炭和炭基肥在烟草农业的应用及展望[J].核农学报，2021，35（4）：997-1007.

[51] 王宏立，张祖立，白晓虎.秸秆饲料资源开发利用的研究进展[J].沈阳农业大学学报，2003（3）：228-231.

[52] 王青，郑红勇，聂桢祯.低碳农业理论分析与中国低碳农业发展思路[J].西北农林科技大学学报（社会科学版），2012，12（3）：1-7.

[53] 王奕然.秸秆生物质炭对土壤酶活性和农田温室气体排放的影响[D].淮北：淮北师范大学，2020.

[54] 魏春辉，任奕林，刘峰，等.生物炭及生物炭基肥在农业中的应用研究进展[J].河南农业科学，2016，45（3）：14-19.

[55] 伍芬琳，张海林，李琳，等.保护性耕作下双季稻农田甲烷排放特征及温室效应[J].中国农业科学，2008（9）：2703-2709.

[56] 肖小平，伍芬琳，黄风球，等.不同稻草还田方式对稻田温室气体排放影响研究[J].农业现代化研究，2007（5）：629-632.

[57] 谢军飞，李玉娥.不同堆肥处理猪粪温室气体排放与影响因子初步研究[J].农业环境科学学报，2003（1）：56-59.

[58] 徐阳春，沈其荣，冉炜.长期免耕与施用有机肥对土壤微生物生物量碳、氮、磷的影响[J].土壤学报，2002（1）：83-90.

[59] 姚凡云，王立春，多馨曲，等.不同氮肥对东北春玉米农田温室气体周年排放的影响[J].应用生态学报，2019，30（4）：1303-1311.

[60] 张灿强，王莉，华春林，等.中国主要粮食生产的化肥削减潜力及其碳减排效应[J].资源科学，2016，38（4）：790-797.

[61] 张科研.江苏省农作物秸秆综合利用技术评价[D].南京：南京农业大学，2016.

[62] 张培栋，李新荣，杨艳丽，等.中国大中型沼气工程温室气体减排效益分析[J].农业工程学报，2008（9）：239-243.

[63] 张卫红，李玉娥，秦晓波，等.应用生命周期法评价我国测土配方施肥项目减排效果[J].农业环境科学学报，2015，34（7）：1422-1428.

[64] 张文举，王加启，龚月生，等.秸秆饲料资源开发利用的研究进展[J].国外畜牧科技，2001（3）：15-18.

[65] 张哲.不同物料生物质炭-有机肥堆肥对旱地红壤温室气体排放的影响[D].南昌：南昌工程学院，2019.

[66] 赵祥宇.我国秸秆焚烧的现状危害与禁燒管理对策[J].改革与开放，2016（4）：127-128.

[67] 郑嘉熹，魏源送，吴晓凤，等.猪粪堆肥过程保氮固磷及温室气体（NO2）减排研究[J].环境科学，2011，32（7）：2047-2055.

[68] 国家发展和改革委员会.可再生能源中长期发展规划[R].国家发展和改革委员会，2007.