2018, Vol. 24 
doi: 
我国是世界上氮肥施用量最多的国家[1]，氮肥利用率低于世界平均水平。研究表明，施入农田的尿素有20%～25%以氨挥发的形式进入大气与酸性物质结合引起酸雨等环境问题[2–3]。还有7%以氧化亚氮的形式排放到大气中[4]，氧化亚氮 (N2O) 气体虽以痕量存在，但其对温室效应的贡献却达到5%，具有较强的增温潜势，其潜在增温效应约为CO2的190～270倍[5]。所以氮肥的大量损失会带来经济、生态、社会的负面效应。
近些年，针对氮肥气态损失这一现象，诸多学者对农田氧化亚氮排放和氨挥发展开研究。关于水稻田的研究发现，以氧化亚氮形式的氮肥气态损失率约占0.05%，而以氨挥发形式的氮肥气态损失率可达11.5%～38.7% [6–9]。旱地氧化亚氮排放的气态损失率约为0.09%～0.7%，以氨挥发形式的气态损失达1.0%～9.6%[10–13]。而影响农田氨挥发和氧化亚氮排放的主要因素是氮肥施用量。其次，土壤因素、气候因素和农业措施与氮肥气态损失也有直接关系[14–15]。董玉红等[16]对小麦玉米轮作体系研究发现氧化亚氮损失率对施肥次数的响应较为显著，有研究进一步表明，与低效灌溉方式相比，多次施肥的滴灌模式已经成为提高氮肥利用率和作物产量的有效技术[17–18]。另外添加抑制剂等也可降低氮肥的气体损失，张文学等[19]发现，农田施用尿素并辅以脲酶抑制剂和硝化抑制剂可以减少氮素损失。所以合理的施肥方式和优化管理是提高氮肥利用率、减少氮肥气态损失的重要措施[20]。
目前，国内关于农田氨挥发和氧化亚氮排放的研究多集中于南方水稻田和北方玉米、小麦。马铃薯作为世界第四大粮食作物，受到经济利益的驱使，在内蒙古阴山北麓马铃薯田的种植面积逐渐扩大，农民施用氮肥也普遍存在过量的问题。关于滴灌条件下的马铃薯田氨挥发和氧化亚氮排放的研究鲜见报道。内蒙古阴山北麓地处我国北方农牧交错区，随着灌溉技术的提高原来传统的雨养农业逐渐转变为滴灌等节水灌溉农业，并在中西部地区被广泛推广。因此本研究通过设置不同氮肥用量及优化施氮量再添加脲酶抑制剂，研究滴灌施肥的马铃薯田氨挥发和氧化亚氮排放特征，为合理施氮及评价氮肥对环境影响提供理论依据，为更大区域内的农田高产与减少环境污染提供科学依据。
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区位于内蒙古自治区武川县的两个村庄进行，地理位置为40°47’N，110°31’E，属阴山北麓，气候特征为中温带大陆性季风气候。年平均气温3.0℃，无霜期124 d左右，月平均气温 ≥ 0℃的年积温为2578.5℃。历年平均降水为354.1 mm左右。试验地土壤基本性质见表1。
| 表1 供试土壤的基本性质 Table 1 Basic properties of the tested field |
 |
试验分两年进行，第一年于2015年5月17日在武川县周边斗梁山村采用机械化统一播种，9月26日人工测产后收获；2016年5月12日在武川县周边西土城村机械化统一播种，9月5日人工测产后收获。试验处理均采用高垄种植，垄高30 cm，两垄中心距离为90 cm，每垄种植一行，每个处理6垄，株距为18 cm，各处理随机排列，均采用不覆膜滴灌种植，每个小区的面积为72 m2，4次重复，种植密度为55500株/hm2。滴灌带规格为：滴管带内径16 mm，滴头间距300 mm，滴头流量1.75 L/h (各处理滴灌量一致)。2015年设置4个不同氮肥用量分别为：不施氮 (CK)；优化施氮模式，施N 180 kg/hm2 (Opt)；优化施氮减半模式，施N 90 kg/hm2 (OptR)；农民传统施肥量，施N 270 kg/hm2 (Con)。2016年试验处理根据2015年的施氮量进行调整，设置4个处理：不施氮 (CK)；优化施氮添加脲酶抑制剂模式，施N 162.6 kg/hm2 (OptI)；优化施氮模式，施N 162.6 kg/hm2 (Opt)；农民传统施肥量，施N 320 kg/hm2 (Con)。含脲酶抑制剂氮肥为0.05%力谋士增效尿素 (46%)，由巴斯夫 (中国) 有限公司提供，有效成分为NBPT和NPPT，与普通尿素施用方法与用量一致。具体施肥时间及用量见表2。
| 表2 2015年和2016年高垄滴灌马铃薯氮肥追施量 (kg/hm2) 和日期 (m-d) Table 2 Amount and date of nitrogen topdressing in potato in 2015 and 2016 |
 |
采用通气法对氨气进行采集[21]。在各试验处理的4个重复内均随机放置一个一端封闭 (遮雨作用)，另一端开口的聚氯乙烯硬质塑料管 (内径15 cm、高10 cm) 4个，在每个管中部放置厚度为2 cm、直径为16 cm并均匀蘸取磷酸甘油溶液 (50 mL磷酸 + 40 mL丙三醇，定容至1000 mL) 的海绵一块，吸收通过土壤挥发出的氨气。采样于每日8:00进行。装置的摆放位置随机选取，采样时，将装置中部的海绵取出，立即装入已编号的密封袋中，同时换上另一块刚浸过磷酸甘油的海绵。将装置变动摆放位置并重新放好，开始下一次田间吸收。取下的海绵带回实验室后，分别装入500 mL的塑料瓶中，加浓度为2.0 mol/L的KCl溶液300 mL，使海绵完全浸入，振荡1 h后，用FIAstax5000流动分析仪测定浸提液中铵态氮浓度。整个作物生育期内每次追肥后，每2 d采样一次，再根据测到的挥发氨数量多少，每3 d左右采样1次，直至各处理氨挥发速率降低，到下一次施肥前为止 (其中2015年因为强降雨导致第5次施肥后氨的数据缺失)。
1.3.2 氧化亚氮的采集方法气体样品采用静态暗箱法进行采集[22]。采样设备由箱体和底座两部分组成。箱体使用不锈钢板焊接制成，尺寸为长50 cm、宽50 cm、高70 cm，在一侧距底部约25 cm处接取气三通阀，其旁设有温度探测口，箱内顶部安装小型风扇用以混合箱内气体。采样在上午8:00—11:30进行，采样时将底座上的水槽注水，密封箱体后，将采样箱扣在底座上。于密封后0、10、20、30 min用100 mL针筒抽取气体，置于塑封气袋内，带回实验室用Picarro GO2308分析仪进行测定。整个作物生育期内每次追肥后，每隔1 d采集1次气体，连续采集3次。
1.3.3 土壤温度与土壤湿度的测定方法采集气体样品的同时用便携式金属探针温度计测定10 cm处土壤温度，并用烘干法测定旱地0—10 cm土壤含水率。
1.3.4 气体通量的计算 1.3.4.1 氨气挥发量氨气挥发速率的计算公式如下：
F (NH3) = C × V/A × t
式中：F (NH3) 为氨挥发速率 [mg/(m2·d)]；A为海绵有效面积 (m2)；t为采样时间 (d)；C为浸提液的铵态氮浓度 (mg/L)；V为浸润液体积 (L)。
氨挥发的累积量是生育期内每天挥发量的累加值；氨挥发气态损失量是由施氮处理与不施氮处理的差值，用差减法进行估算。
1.3.4.2 氧化亚氮排放通量氧化亚氮排放通量的计算公式如下：
F (N2O) = ρ × V/A × dC/dt × 273/(273 + T)
式中：F为氧化亚氮排放通量 [mg/(m2·h)]；ρ为标准状态下氧化亚氮的密度；V为采样箱内有效体积 (m3)；A为采样箱所覆盖的土壤表面积 (m2)；dC/dt为单位时间内采样箱氧化亚氮随时间的浓度变化率 [nL/(L·h)]；T为采样过程中静态箱内的平均温度 (℃)。
氧化亚氮的累积排放量是生育期内每天排放量 (每小时排放量 × 24) 的累加值，气态损失量是由施氮处理与不施氮处理的差值用差减法进行估算。
1.4 数据处理使用Microsoft Excel 2007软件对数据进行统计、制图；采用SPSS 19进行单因素分析，其显著水平为P < 0.05。表中数据为处理平均值 ± 标准差。
2 结果与分析 2.1 氨挥发速率如图1所示，试验期间各处理氨挥发速率总体变化趋势基本一致，每次施肥后，氨挥发速率均有所升高，且均在施肥后1～5 天出现峰值，随后逐渐降低并趋于平缓。CK处理的氨挥发速率在整个马铃薯生育期较低，排放峰值不明显，且显著低于其他施肥处理，说明施肥量的增加会促进氨挥发速率。Con处理的氨挥发速率最高，两年试验均是在第3次追肥后达到最大峰值，分别是13.2 mg/(m2·d) 和5.3 mg/(m2·d)。方差分析表明，Con处理的排放量显著高于其他处理，说明当氮肥施入过量时，氨挥发速率显著增大。Opt、OptI处理间无显著差异，说明施入脲酶抑制剂没有达到减缓氨挥发速率的效果。
 |
| 图1 马铃薯田氨挥发速率 Fig. 1 Ammonia volatilization rates during potato growing season [注（Note）：箭头表示追施氮肥的日期The arrow indicates the date of the nitrogen topdressing; CK—不施氮No N fertilizer; Con—2015、2016年分别为施尿素N 270 kg/hm2、320 kg/hm2 Applying urea N 270 kg/hm2 in 2015 and 320 kg/hm2 in 2016; Opt—2015、2016年分别施尿素N 180 kg/hm2、162.6 kg/hm2 Applying urea N 180 kg/hm2 in 2015 and 162.6 kg/hm2 in 2016; OptR—2015年施尿素N 90 kg/hm2 Applying urea N 90 kg/hm2 in 2015; OptI—2016年施含0.05%脲酶抑制剂尿素N 162.6 kg/hm2 Applying urea (N) containing 0.05% urease inhibitor 162.6 kg/hm2 in 2016.] |
图2显示，各处理总体变化趋势相似，每次施肥后，氧化亚氮排放通量均有所升高，在2～3 d达到峰值，随后逐渐降低并趋于平缓，CK处理的氧化亚氮在整个马铃薯生育期排放较低，排放峰值不明显，并显著低于其他处理，相对于不施肥处理，氮肥的施入会显著增加氧化亚氮的排放量。Con处理的氧化亚氮排放量最高，两年试验分别在第4次和第5次追肥后达到最大峰值，分别是0.3 mg/(m2·h) 和0.2 mg/(m2·h)，Opt处理的氧化亚氮排放量在第4次和第5次追肥后达到最大峰值，均为0.11 mg/(m2·h)，其中2016年第5次追肥后 (8月15日)，各处理的排放量受第2 天的降雨影响均急剧增多。氮肥用量增加在一定程度上会促进氧化亚氮的排放。两年试验的Con处理的排放量分别显著高于其它处理，说明当氮肥施入过量时，氧化亚氮的排放量显著增多。Opt、OptI处理间无显著差异，说明施入脲酶抑制剂不能降低氧化亚氮排放量。
 |
| 图2 马铃薯田氧化亚氮排放通量 Fig. 2 N2O emission rates during potato growing season [注（Note）：箭头表示追施氮肥的日期The arrow indicates the date of the nitrogen topdressing; CK—不施氮No N fertilizer; Con—2015、2016年分别为施尿素N 270 kg/hm2、320 kg/hm2 Applying urea N 270 kg/hm2 in 2015 and 320 kg/hm2 in 2016; Opt—2015、2016年分别施尿素N 180 kg/hm2、162.6 kg/hm2 Applying urea N 180 kg/hm2 in 2015 and 162.6 kg/hm2 in 2016; OptR—2015年施尿素N 90 kg/hm2 Applying urea N 90 kg/hm2 in 2015; OptI—2016年施含0.05%脲酶抑制剂尿素N 162.6 kg/hm2 Applying urea(N) containing 0.05% urease inhibitor 162.6 kg/hm2 in 2016.] |
表3表明，马铃薯田氨挥发累积量随着氮肥用量的增加而增多。生育期内氨挥发净损失量为N 0.19～2.09 kg/hm2，占施氮量的0.21%～0.66%。在农民传统施肥 (Con) 下，两年的氨挥发累积量分别为N 3.61、3.96 kg/hm2，损失率最高。优化施氮量的Opt处理两年的氨挥发量为N 3.11、2.72 kg/hm2。方差分析表明，2015年CK、OptR、Opt、Con处理间无显著差异。施入90、180、270 kg/hm2氮肥会增加氨挥发累积量，但未达显著水平。2016年的Con处理与其他处理间均有显著差异，当施氮量达到320 kg/hm2时，氨挥发累积量会显著高于其他处理。添加脲酶抑制剂的OptI处理相较未添加脲酶抑制剂的Opt处理氨挥发量降低了11.8%，但方差分析表明未达到显著水平。
| 表3 马铃薯田氨挥发累积量 Table 3 Cumulative loss of NH3 in potato fields |
 |
表4表明，氧化亚氮累积排放量随着氮肥用量的增加而增大。氧化亚氮净损失量为N 0.26～1.32 kg/hm2，占施氮量的0.17%～0.48%。Con处理两年的氧化亚氮累积排放量分别为N 1.96、1.18 kg/hm2，显著高于其它处理的氧化亚氮累积量，损失率达到最高，说明当施入的氮肥过量时，氧化亚氮累积排放量显著增多。优化施氮量的Opt处理两年的氧化亚氮累积排放量为N 0.95、0.69 kg/hm2。添加脲酶抑制剂的OptI处理相较未添加脲酶抑制的Opt处理氧化亚氮累积排放量降低了11.7%，但未达到显著水平。
| 表4 马铃薯田氧化亚氮排放累积量 Table 4 Cumulative amounts of N2O emission in potato fields |
 |
从表5可知，土壤温度和土壤湿度与氮肥气态损失有显著关系。氨挥发速率与土壤湿度呈负相关，水分的增多会抑制氨挥发速率，但影响不显著。氨挥发速率与土壤温度呈正相关，且达到显著水平，说明随着土壤温度的升高会显著增加氨挥发速率；氧化亚氮的排放与土壤湿度呈显著正相关，随着土壤中水分增加，氧化亚氮的排放量会显著增加。氧化亚氮的排放与土壤温度无显著相关性，温度并不是影响本试验氧化亚氮排放的主要因素。
| 表5 土壤湿度及温度与氨挥发和氧化亚氮排放的相关性 Table 5 Relationship between soil moisture and temperature and ammonia volatilization and N2O emission |
 |
在马铃薯田施入尿素后，氨挥发速率呈先升高再降低的趋势，在1～5 d达到峰值，两年氨挥发净损失率为0.2%～0.7%。氧化亚氮累积排放量为N 0.64～1.96 kg/hm2，占施氮量的0.3%～0.5%。在旱地关于小麦玉米轮作的研究发现，氨挥发累积损失率达1.3%～4.8%[11, 23]。关于冬小麦的研究中发现氨挥发损失率达1.0%～6.7%[10, 15]，氧化亚氮损失率为0.3%～2.0%[13, 18]。对比前人研究，阴山北麓马铃薯田氧化亚氮排放损失率低的原因可能是因为试验地土壤偏砂，通气性好，可将较多的氮肥随水分渗入较深的土层中，从而降低施肥后土壤表层氧化亚氮的浓度，有利于减少氧化亚氮排放。本试验两年氨挥发和氧化亚氮净损失率都整体偏低，主要原因可能是本试验采用了水肥一体化的滴灌模式，且肥料分5次施入马铃薯田中，有效提高了氮肥的利用率，减少了氨挥发[17]；本试验中Con处理的氨挥发量和氧化亚氮排放一直较高，主要原因是施氮量较大，追肥后造成氮肥累积，这为尿素水解成铵态氮的过程和土壤硝化或反硝化微生物提供足够的氮源[24–25]，一定程度上促进氨挥发和氧化亚氮的排放。2016年Con处理的氨挥发量显著高于其他处理的原因是增加了50 kg/hm2氮肥，导致氨挥发的氮源增多，使氨挥发累积量显著增加。国内外大量研究表明，氮肥施用显著增加了土壤氧化亚氮排放[6–13]。这是因为充足的土壤氮素能够使氧化亚氮排放量和氨挥发增多。另外，2016年氧化亚氮排放量相对于CK的增加量比2015年多，这可能是因为两年的土壤基础有机质有差别，2016年的土壤有机质偏低，降低了微生物分解有机碳的速率，发生硝化作用的底物减少，进而减弱了氧化亚氮的排放[26]。
有研究报道，脲酶抑制剂施用后，可以有效的降低氨挥发速率、减少累积氨挥发损失量[27–28]。因此，生产上常用脲酶抑制剂来提高氮素利用率。本研究发现，不添加抑制剂处理的累积氨挥发损失量占施氮量的0.52%，添加脲酶抑制剂处理氨挥发累积损失量占施氮量的0.39%，差异未达到显著水平，添加脲酶抑制剂没有显示出作用。有许多报道指出，添加脲酶抑制剂、脲酶抑制剂与硝化抑制剂配施会推迟氨挥发的高峰期[27–29]。本试验发现，添加脲酶抑制剂并未影响到氨挥发速率高峰期出现的时间，所有处理在施入尿素后第4～5 d达到高峰期，这可能由于脲酶抑制剂本身不具有有效的抑制成分，需要转化为其氧化物NBPTO结构才能具有抑制脲酶的活性[30]，且氧化过程受到较多因素的影响，如土壤质地、湿度、温度、微生物活性和抑制剂浓度等因素[27]。因此，试验地的环境条件可能导致脲酶抑制剂效果的差异性。周礼恺等[31]认为所有添加抑制剂的处理与单施尿素相比，均显著减少水稻生长期土壤的氧化亚氮排放量。关于蕉园土壤的研究发现[32]，抑制剂的使用可显著降低氧化亚氮的排放。添加脲酶抑制剂处理的氧化亚氮排放量有所下降，但未达到显著水平。因为脲酶抑制剂是通过抑制尿素的水解速度以减少酰胺态氮，氧化亚氮的排放则主要是反硝化细菌在缺氧条件下通过还原硝酸盐而释放，所以脲酶抑制剂对氧化亚氮的排放没有起到明显的作用。因此，在今后的研究中脲酶抑制剂可配合硝化抑制剂共同使用，从而达到更好的减排效果。
另外，氮肥气态损失与土壤温度和土壤湿度有直接关系。本试验的氨挥发速率与土壤湿度负相关，与土壤温度正相关，这是因为适宜的水分会增加微生物活性从而促进氨的挥发[33]。水分含量的增多会抑制氨挥发的速率，这是因为马铃薯田采用水肥一体化的滴灌模式施肥，水分与肥料一起迁移至土壤，肥料逐渐从表层向深层渗入，使得表层土中的NH4+浓度降低，减少氨挥发[34]。温度升高会促进氨挥发，因为随着温度升高，土壤深层的NH3随着土壤水分运动上升到表层，增强了氨挥发；此外，温度升高还会增强尿素中脲酶活性，促进氨挥发[35]。有研究发现，土壤水分不饱和时，大部分氧化亚氮来自硝化作用，而当土壤水分达到饱和时，大部分的氧化亚氮是通过反硝化作用产生的[36]。马铃薯农田属于旱地，水分一般不会达到饱和状态，主要是硝化作用产生氧化亚氮，且主要产生于微生物参与下的硝化过程。氮肥的大量施用增加了硝化过程的底物浓度，从而促进了氧化亚氮的产生。马铃薯田的氧化亚氮的排放与含水率呈正相关但与温度呈负相关，水分的增加促进氧化亚氮的排放，2016年第3次施肥后排放峰的推迟，是因为施肥第4天的降雨，使第5天氧化亚氮排放量明显增加。有研究显示，在硝化作用过程中当充水孔隙度小于60%时，硝化微生物的活性随着水分增加而增强，促进了氧化亚氮的排放[37]。2015年最后一次追肥后，连续几天降雨使土壤水分增加，在施肥后第6 d氧化亚氮排放量增加；这也是2016年第5次追肥的最后1次采集气体值比较高的原因，最后1次追肥后2 d开始连续降雨，使硝化微生物活性增强，从而使氧化亚氮的排放量增加。这与王良对夏玉米氧化亚氮排放的研究一致[38]。但温度与氧化亚氮的排放仅有微弱的相关性，这可能是当土壤中存在其他限制因子时，氧化亚氮产生和排放受温度的影响很小[39]。因此，对土壤温度和土壤湿度加以调控也可减少氮的气态损失。
4 结论1) 马铃薯田的氮肥气态损失量随尿素施用量的增加而增加。与农民传统施肥模式相比，优化施氮模式可显著降低氨挥发和氧化亚氮排放量，在马铃薯田的施肥管理中，推荐优化施氮模式。
2) 相比于普通尿素，添加脲酶抑制处理的氨挥发和氧化亚氮累积量排放量分别降低了11.8%和16.7%，但差异不显著。
3) 在水肥一体化的滴灌条件下，土壤湿度的增加会现状促进马铃薯田的氧化亚氮排放，对氨挥发无显著影响；土壤温度升高则会促进氨的挥发，对氧化亚氮的排放无显著影响。
| [1] |
中国农业年鉴编委会, 2004年中国农业年鉴[M]. 北京: 中国农业出版社, 2005.
Editorial Board of China Agriculture Year Book. The year book of China agriculture for 2004 [M]. Beijing: Chinese Agricultural Press, 2005. |
| [2] | Rochette P, Angers D A, Chantigny M H, et al. Reducing ammonia volatilization in a no-till soil by incorporating urea and pig slurry in shallow bands[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2008, 84(1): 71–80. |
| [3] | Trenkel M E. Slow- and controlled-release and stabilized fertilizer: an option for enhancing nutrient use efficiency in agriculture [M]. Paris: International Fertilizer Industry Association (IFA), 2010. 56. |
| [4] | Patino Z, Cejanavarro J A, Govaerts B, et al. The effect of different tillage and residue management practices on soil characteristics, inorganic N dynamics and emissions of N2O, CO2 and CH4 in the central highlands of Mexico: a laboratory study [J]. Plant and Soil, 2009, 314: 231–241. DOI:10.1007/s11104-008-9722-1 |
| [5] |
张继亨. 氮肥与温室气体[J].
大氮肥, 2005, 28(6): 365–367.
Zhang J H. Nitrogenous fertilizers and green-house gases[J]. Large Scale Nitrogenous Fertilizer Industry, 2005, 28(6): 365–367. |
| [6] |
俞映倞, 薛利红, 杨林章. 太湖地区稻田不同氮肥管理模式下氨挥发特征研究[J].
农业环境科学学报, 2013, 32(8): 1682–1689.
Yu Y J, Xue L H, Yang L Z. Ammonia volatilization from paddy fields under different nitrogen schemes in Taihu Lake region[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(8): 1682–1689. |
| [7] |
王海云, 邢光熹. 不同施氮水平对稻麦轮作农田氧化亚氮排放的影响[J].
农业环境科学学报, 2009, 28(12): 2631–2636.
Wang H Y, Xing G X. Effect of nitrogen fertilizer rates on nitrous oxide emission from paddy field under rice-wheat rotation[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2009, 28(12): 2631–2636. |
| [8] |
宋勇生, 范晓晖, 林德喜, 等. 太湖地区稻田氨挥发及影响因素的研究[J].
土壤学报, 2004, 41(2): 265–269.
Song Y S, Fan X H, Lin D X, et al. Ammonia volatilities from paddy fields in the Taihu Lake region and its influencing factors[J]. Acta Pedologica Sinica, 2004, 41(2): 265–269. |
| [9] |
李艳, 唐良梁, 陈义, 等. 嘉兴地区稻田氨挥发及其影响因素的研究[J].
中国土壤与肥料, 2015, (5): 7–12, 71.
Li Y, Tang L L ,Chen Y, et al. Ammonia volatilization of rice cropping field and influence factors in Jiaxing region[J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2015, (5): 7–12, 71. |
| [10] |
山楠, 赵同科, 毕晓庆, 等. 不同施氮水平下小麦田氨挥发规律研究[J].
农业环境科学学报, 2014, 33(9): 1858–1865.
Shan N, Zhao T K, Bi X Q, et al. Ammonia volatilization from wheat soil under different nitrogen rates[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2014, 33(9): 1858–1865. |
| [11] |
张翀, 李雪倩, 苏芳, 等. 施氮方式及测定方法对紫色土夏玉米氨挥发的影响[J].
农业环境科学学报, 2016, 35(6): 1194–1201.
Zhang C, Li X Q, Su F, et al. Effects of different fertilization and measurement methods on ammonia volatilization of summer maize in purple soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35(6): 1194–1201. |
| [12] |
杨淑莉, 朱安宁, 张佳宝, 等. 不同施氮量和施氮方式下田间氨挥发损失及其影响因素[J].
干旱区研究, 2010, 27(3): 415–421.
Yang S L, Zhu A N, Zhang J B, et al. Ammonia volatilization loss and its affecting factors under different amounts and ways of N application in field[J]. Arid Zone Research, 2010, 27(3): 415–421. |
| [13] |
谢勇, 荣湘民, 张玉平, 等. 控释氮肥减量施用对春玉米土壤N2O排放和氨挥发的影响
[J].
农业环境科学学报, 2016, 35(3): 596–603.
Xie Y, Rong X M, Zhang Y P, et al. Effects of reduced CRNF applications on N2O emissions and ammonia volatilization in spring maize soil [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35(3): 596–603. |
| [14] |
李俊. 农业土壤排放氧化亚氮的影响因素分析[J].
生态农业研究, 1995, 3(4): 65–68.
Li J. Analysis of influencing factors on N2O emission from agricultural soils [J]. Ecological Agriculture Research, 1995, 3(4): 65–68. |
| [15] | Jiao Y, Huang Y. Influence of soil properties on N2O emissions from farmland [J]. Climate and Environmental Research, 2003, 8(4): 457–466. |
| [16] |
董玉红, 欧阳竹, 李运生, 等. 不同施肥方式对农田土壤CO2和N2O排放的影响
[J].
中国土壤与肥料, 2007, (4): 34–39.
Dong Y H, Ou Y Z, Li Y S, et al. Influence of different fertilization on CO2 and N2O fluxes from agricultural soil [J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2007, (4): 34–39. |
| [17] | Janat M. Efficiency of nitrogen fertilizer for potato under fertigation utilizing a nitrogen tracer technique[J]. Communications in Soil Science & Plant Analysis, 2007, 38(17): 2401–2422. |
| [18] | Michael W W, Hopmans J W, Stockert C M, et al. Effects of drip fertigation frequency and N-source on soil N2O production in almonds [J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2017, 238: 67–77. DOI:10.1016/j.agee.2016.08.001 |
| [19] |
张文学, 孙刚, 何萍, 等. 脲酶抑制剂与硝化抑制剂对稻田氨挥发的影响[J].
植物营养与肥料学报, 2013, 19(6): 1411–1419.
Zhang W X, Sun G, He P, et al. Effects of urease inhibitors and nitrification inhibitors on ammonia volatilization from paddy fields[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2013, 19(6): 1411–1419. |
| [20] |
王玉雯, 郭九信, 孔亚丽, 等. 氮肥优化管理协同实现水稻高产和氮肥高效[J].
植物营养与肥料学报, 2016, 22(5): 1157–1166.
Wang Y W, Guo J X, Kong Y L, et al. Nitrogen optimize management achieves high grain yield and enhances nitrogen use efficiency of rice[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2016, 22(5): 1157–1166. |
| [21] |
廖先苓. 氮肥气态损失的研究方法[J].
土壤学进展, 1983, 11(5): 49–55.
Liao X L. The methods of research of gaseous loss of nitrogen fertilizer[J]. Progress in Soil Science, 1983, 11(5): 49–55. |
| [22] |
姚志生. 太湖地区冬小麦田与蔬菜地的N2O和NO排放[D]. 重庆: 西南农业大学硕士论文, 2005.
Yao Z S. N2O and NO emissions from winter wheat fields and vegetable fields in Taihu Lake region [D]. Chongqing: MS Thesis of Southwest Agriculture University, 2005. |
| [23] |
纪玉刚, 孙静文, 周卫, 等. 东北黑土玉米单作体系氨挥发特征研究[J].
植物营养与肥料学报, 2009, 15(5): 1044–1050.
Ji Y G, Sun W Y, Zhou, et al. In situ study of ammonia volatilization from black soil with maize monoculture system [J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2009, 15(5): 1044–1050. |
| [24] | Xing G X. N2O emission from cropland in China [J]. Nutrient Cycling in Agro-Ecosystems, 1998, 52(2-3): 249–254. |
| [25] | Mosier A, Schimel D, Valentine D, et al. Methane and nitrous oxide fluxes in native, fertilized and cultivated grass lands[J]. Nature, 1991, 350(6316): 330–332. DOI:10.1038/350330a0 |
| [26] |
徐华, 鹤田治雄. 土壤水分状况和质地对稻田N2O排放的影响
[J].
土壤学报, 2000, 37(4): 499–505.
Xu H, He T Z X. Effect of soil water regime and soil texture on N2O emission from rice paddy field [J]. Acta Pedologica Sinica, 2000, 37(4): 499–505. |
| [27] | Freney J R, Keerthisinghe D G, Phongpan S, et al. Effect of urease, nitrification and algal inhibitors on ammonia loss and grain yield of flooded rice in Thailand[J]. Fertilizer Research, 1995, 40(3): 225–233. DOI:10.1007/BF00750469 |
| [28] | Soares J R, Cantarella H, Campos Menegale M L. Ammonia volatilization losses from surface-applied urea with urease and nitrification inhibitors[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2012, 52(8): 82–89. |
| [29] | Byrnes B H, Frenec J R. Recent developments on the use of urease inhibitors in the tropics[J]. Fertilizer Research, 1995, 42(1-3): 251–259. DOI:10.1007/BF00750519 |
| [30] | McCartv G W, Bremner J M, Chai H S L. Effect of N- (n-butyI) thiophosphoric triamide on hydrolysis of urea by plant, microbial and soil urease[J]. Soil Biology & Biochemistry, 1989, 8(2): 515–519. |
| [31] |
周礼恺, 徐星凯, 陈利军, 等. 氢醌和双氰胺对种稻土壤N2O和CH4排放的影响
[J].
应用生态学报, 1999, 10(2): 189–192.
Zhou L K, Xu X K, Chen L J, et al. Effects of hydroquinone and dicyandiamide on N2O and CH4 emissions from rice soils [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 1999, 10(2): 189–192. |
| [32] |
张俊华. 尿素用量及抑制剂施用对植蕉土壤N2O、NO排放和香蕉碳氮分配的影响[D]. 海口: 海南大学硕士学位论文, 2012.
Zhang J H. Effects of urea application and inhibitor application on N2O, NO, and C and N distribution in banana soil [D]. Haikou: MS Thesis of Hainan University, 2012. |
| [33] |
侯会静, 陈慧, 杨士红, 等. 水稻控制灌溉对稻麦轮作农田N2O排放的调控效应
[J].
农业工程学报, 2015, 31(12): 125–131.
Hou H J, Chen H, Yang S H, et al. Effects of controlled irrigation of paddy fields on N2O emissions from rice-winter wheat rotation systems [J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2015, 31(12): 125–131. |
| [34] |
田玉华, 贺发云, 尹斌, 朱兆良. 太湖地区氮磷肥施用对稻田氨挥发的影响[J].
土壤学报, 2007, 44(5): 893–900.
Tian Y H, He F Y, Yin B, Zhu Z L. Ammonia volatilization from paddy fields in the Taihu Lake region as affected by N and P combination in fertilization[J]. Acta Pedologica Sinica, 2007, 44(5): 893–900. DOI:10.11766/trxb200605100518 |
| [35] | Xu J, Heeraman D A, Wang Y. Fertilizer and temperature effects on urea hydrolysis in undisturbed soil[J]. Biology & Fertility of Soils, 1993, 16(1): 63–65. |
| [36] | Mathieu O, Renault C, Leveque J, et al. Quantifying the contribution of nitrification and denitrification to the nitrous oxide flux using 15N tracers [J]. Environmental Pollation, 2006, 144(3): 933–940. DOI:10.1016/j.envpol.2006.02.005 |
| [37] |
封克, 殷士学. 影响氧化亚氮形成与排放的土壤因素[J].
土壤学进展, 1995, 23(6): 35–40.
Feng K, Yin S X. Factors influencing the formation and emissions of nitrous oxide soil[J]. Progress in Soil Science, 1995, 23(6): 35–40. |
| [38] |
王良, 徐旭, 叶桂香, 陈国庆. 夏玉米农田N2O排放影响因素的模拟分析
[J].
植物营养与肥料学报, 2016, 22(2): 346–352.
Wang L, Xu X, Ye G X, Chen G Q. Simulation of the factors influencing N2O emission in summer corn farmland [J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2016, 22(2): 346–352. DOI:10.11674/zwyf.14559 |
| [39] |
徐新超, 伏广农. 农田氧化亚氮排放的主要影响因素及其作用机制[J].
广东农业科学, 2014, 11(6): 171–176.
Xu X C, Fu G N. Main influence factors and mechanisms of N2O emissions in agricultural soils [J]. Guangdong Agricultural Sciences, 2014, 11(6): 171–176. |