2017, Vol. 23 
doi: 
2. 中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所, 北京 100081
2. Institute of Environment and Sustainable Development in Agriculture, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China
自 18 世纪以来，大气中 N2O 的混合浓度与空气浓度之比增加 20% 左右，且仍以每年约 0.25% 的速度增加[1]。截止 2013 年，大气中的 N2O 增到 324 μg/kg[2]，其产生的温室效应对全球环境造成潜在危害。农田土壤排放了全球 80% 的 N2O[3]。化学肥料的施用明显增加了土壤 N2O 的排放[4]。华北平原小麦和玉米高产区氮肥平均用量高达 500～600 kg/hm2[5]，研究表明，小麦、玉米施氮量分别在 240、190～200 kg/hm2时可以获得较为理想的经济产量[6–7]，目前冬小麦/夏玉米生产中的氮肥实际用量远超过作物氮素需求。如何减少农田土壤 N2O 排放成为研究热点。
施用硝化抑制剂显著降低硝化和反硝化过程中氮氧化物的排放以及硝酸盐的淋溶损失[8]。研究较多的硝化抑制剂包括 3,4-二甲基吡唑磷酸盐 (DMPP)、双氰胺 (DCD) 等，施用 DMPP 和 DCD 能显著抑制土壤中铵态氮向硝态氮的氧化[9]，抑制土壤氮总硝化速率[10]。在国外特别是美国农业生产中得到广泛施用的 2-氯-6-三氯甲基吡啶也是一种硝化抑制剂，对土壤硝化过程具有较强的抑制作用，其施用可显著提高 NH4+/NO3–比例，减少氮肥淋溶损失和气态损失[11]。许超等[12]研究表明，氯甲基吡啶对菜地土壤中氨氮具有较好的固持作用，能抑制氮素的硝化作用，减少 NO3–-N 和 NO2–-N 的积累。笔者进行的田间试验证明了等氮量吡啶喷涂尿素可增加小麦/玉米产量，此试验进一步研究确定合理吡啶喷涂尿素用量，以实现作物增产增收，提高氮肥利用，又减少土壤 N2O 排放和氮素表观损失。
1 材料与方法 1.1 供试材料试验地位于河北省保定市五尧乡河北农业大学科技园区，属温带湿润季风气候。年均气温 12℃，无霜期 210 d，平均降雨量 550 mm。土壤为潮土，pH 值 8.5、碱解氮 70.34 mg/kg、有效磷 14.95 mg/kg、速效钾 101.09 mg/kg、有机质 13.8 g/kg。供试夏玉米为郑单 958，冬小麦为石新 828。供试肥料中的氮、磷、钾肥为尿素、过磷酸钙和氯化钾。按照 1.1‰ 的比例 (即 1 kg 尿素表面喷涂 1.1 g 2-氯-6-三氯甲基吡啶) 将吡啶喷涂在尿素表面制成吡啶喷涂尿素。
1.2 试验设计本试验采用田间小区试验，从 2014 年 6 月的夏玉米季开始，10 月夏玉米收获后在相应各小区继续安排冬小麦试验，小麦于 2015 年 6 月 11 日收获。夏玉米在施用 P2O590 kg/hm2和 K2O 150 kg/hm2的基础上，设施吡啶喷涂尿素 0、180、270 和 360 kg/hm2；冬小麦在施用 P2O5120 kg/hm2和 K2O 150 kg/hm2的基础上，设施吡啶喷涂尿素 0、150、225 和 300 kg/hm2，分别以 N0、N1、N2、N3表示。每个氮水平重复 3 次，随机区组排列，小区面积 36 m2。
夏玉米和冬小麦季的全部磷、钾肥和 40% 吡啶喷涂尿素均作基肥施入，其余肥料分别在玉米拔节期和小麦返青期随灌水施入。每个小区安装收集气体静态箱装置。除施肥外的其余田间管理措施同当地农民习惯。夏玉米播种量 37.5 kg/hm2；冬小麦播种量 187.5 kg/hm2，采用 15 cm 等行距种植方式。
1.3 测定项目及方法 1.3.1 N2O 气样采集、测定及计算从播种到收获，采用密闭式静态箱法收集土壤排放气体[13]。每次取气间隔 7 d，施肥后连续采气 15 d，下雨后连续采气 3～5 d。每天采样时间段在上午 9∶00～10∶00，各小区共采集 3 次，每次取样 30 mL，采样间隔 10 min，同时由置于箱体内的温度探头测定箱内温度，采用 TK3-BASIC 土壤水分测定仪测定 0—10 cm 土壤温度，干湿球温度表放在距地面 1.5 m 处测定气温。气体样品中的 N2O 采用 Agilent7890A 型气相色谱仪分析测定。
N2O 排放通量：
F = ρ × V/A × Δc/Δt × 273/(273 + θ) × 60
式中，F 为 N2O 排放通量 [μg/(m2·h)]；ρ 为箱体内气体密度 (g/cm3)；V 为静态箱体积 (cm3)；A 为静态箱底面积 (cm2)；Δc/Δt 为单位时间静态箱内 N2O 浓度变化率 [× 10–9V/(V·min)]；θ 为测定时箱体内的平均温度。
N2O 排放总量采用内插法[14]计算未观测日排放通量，然后将测定值和计算值逐日累加。
N2O-N 排放系数 = (施氮处理 N2O-N 排放总量 – 不施氮处理 N2O-N 排放总量)/施氮量 × 100%
N2O 排放强度 (g/kg) = 土壤 N2O 排放总量/作物产量 × 1000
1.3.2 植物样品测定项目及方法于玉米成熟期，每个小区取代表性植株 2 株，分为茎叶、轴、籽粒。样品分别在 105℃ 杀青 30 min 后，75℃ 烘至恒重。每个小区连续选取代表性的 15 穗进行考种，测定百粒重、穗粒数，其余小区穗部全部收获脱粒后计产，用谷物水分测定仪 (PM-8188) 测定含水量，按面积折为含水量 14% 的籽粒产量。小麦成熟期，每小区收割 2 个 1 米双行，数有效穗数。数其中 50 穗的穗粒数，收割样品全部脱粒，籽粒折为含水量 12.5% 的产量，并称取每区千粒重。取部分植株分为秸秆和籽粒分别烘干称重。小麦和玉米各器官粉碎后，浓 H2SO4-H2O2消煮，凯氏定氮法测定其中的全氮含量[15]。
同时，在小麦和玉米收获期，分别采集 0—20、20—40 cm 的鲜土样，用 1 mol/L KCl 浸提并用连续流动分析仪测定其中的 NO3–-N、NH4+-N 含量，测定各层次土壤容重，计算 0—40 cm 土壤残留氮[16]。
1.4 其他指标计算方法 1.4.1 土壤氮素平衡[17]计算 0—40 cm 土壤氮素平衡时，氮输入主要包括投入氮肥、种植前土壤起始无机氮含量 (包括 NO3–-N 和 NH4+-N，简称 Nmin) 和土壤有机氮矿化；氮输出主要考虑作物吸收带走氮素、土壤残留 Nmin和表观氮损失。
矿化氮 = 对照处理作物吸收氮 + 对照处理土壤残留 Nmin– 土壤起始 Nmin
表观损失氮 (kg/hm2) = 总输入氮 – 作物吸收氮 – 收获时土壤残留 Nmin
1.4.2 经济效益把夏玉米/冬小麦轮作季各处理的作物籽粒获得的总收入减去肥料成本定为净增收。玉米 2.0 yuan/kg、小麦 2.2 yuan/kg、尿素中纯 N 3.9 yuan/kg、吡啶 170 yuan/kg。
净增收 = (施氮区籽粒产量 – 不施氮区籽粒产量) × 籽粒价格 – (尿素氮价格 + 吡啶价格)
1.5 数据处理用 Microsoft Excel 2003 进行数据处理和图表绘制，用 ANOVA 进行统计分析并用 SPSS 17.0 软件进行显著性检验。
2 结果与分析 2.1 不同用量吡啶喷涂尿素对粮田土壤 N2O 排放通量的影响图 1表明，随吡啶喷涂尿素用量增加，玉米季和小麦季土壤 N2O 排放通量均呈增加趋势，各处理的土壤 N2O 平均排放通量是 N0的 2.5～5.3 倍，说明减施氮肥可以降低土壤 N2O 排放通量。玉米季和小麦季不同用量吡啶喷涂尿素的土壤 N2O 排放通量变化趋势基本一致，N0一直低于 50 μg/(m2·h)。基肥和追肥后，玉米季和小麦季各施氮处理均出现明显的 N2O 排放通量峰值。玉米季，播种 4 d (2014 年 6 月 19 日) 内各施氮处理均出现第一个明显的高峰；播种 45 d (2014 年 7 月 29 日) 时追施氮肥，47 d (2014 年 7 月 31 日) 时 N1、N2和 N3处理的排放通量均出现第 2 个高峰，但均低于第 1 个峰值；以后随着土壤氮素被玉米吸收利用，各处理土壤的 N2O 排放通量变化平缓。小麦季，播种 11 d (2014 年 10 月 22 日) 时各施氮处理 N2O 排放通量均出现第一个明显的高峰；各处理的麦田土壤 N2O 排放通量在出苗—返青期基本稳定，拔节前后由于追施氮肥出现第二个小高峰，而后变化平缓。
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| 图1 不同吡啶喷涂尿素用量对粮田土壤 N2O 排放通量的影响 Fig. 1 Effect of different nitrapyrin-N fertilizer application rates on soil N2O emission flux in fields [注（Note）：A—基肥 Basal fertilizer; B—追肥 Topdressing.] |
图 1和图 2表明，轮作系统土壤 N2O 排放通量与土壤温度和湿度密切相关，小麦季、玉米季 N2O 排放高峰出现时，土壤湿度处于低谷，土壤温度也出现峰值。
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| 图2 轮作系统作物生长期间土壤温度和湿度变化 Fig. 2 Soil temperature and moisture changes during the crop growth in the rotation system [注（Note）：ST—土壤温度 Soil temperature; SM—土壤湿度 Soil moisture.] |
表 1表明，随着吡啶喷涂尿素用量增加，玉米和小麦季土壤 N2O 总排放量均增加。与 N0相比，玉米季各施氮肥处理的土壤 N2O 总排放量增加 0.85～2.61 kg/hm2，小麦季提高了 0.49～1.42 kg/hm2。玉米和小麦季 N3处理的土壤 N2O 总排放量均最高，分别为 2.93 和 1.98 kg/hm2，显著高于相应的其他 3 个处理。玉米、小麦及整个轮作系统 N1和 N2处理的土壤 N2O 总排放量分别较 N3减少，玉米季分别减少 1.76 和1.08 kg/hm2，小麦季分别降低 0.93 和 0.43 kg/hm2，轮作系统分别缩减 2.69 和 1.51 kg/hm2。随着施氮量的增加，各处理的 N2O-N 排放系数也增加，与 N1比，N2和 N3处理的 N2O-N 排放系数均增加，玉米田分别提高 0.06 和 0.16 个百分点，小麦田分别增加 0.07 和 0.09 个百分点，轮作系统分别提升 0.06 和 0.13 个百分点，且轮作季 N3处理的 N2O-N 排放系数显著高于 N1处理。
| 表1 轮作系统 N2O 总排放量和 N2O-N 排放系数 Table 1 Total N2O emission and N2O-N emission factor of the rotation system |
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表 2表明，随吡啶喷涂尿素用量的增加，玉米和小麦季的 N2O 排放强度均逐渐增加，且玉米季和轮作季不同处理间的 N2O 排放强度差异显著。与 N0相比，玉米季 N1、N2、N3的 N2O 排放强度分别提高 0.08、0.13、0.23 g/kg；相应处理小麦季的 N2O 排放强度分别提高 0.05、0.08、0.14 g/kg；整个轮作季的 N2O 排放强度分别提高 0.07、0.12、0.20 g/kg，说明过量施氮会导致单位产量 N2O 排放增大。
| 表2 N2O 排放强度 (g/kg) Table 2 N2O emission intensity |
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从表 3可以看出，各施氮肥处理的玉米和小麦的籽粒产量均显著高于不施氮处理。与 N1相比，N2和 N3的玉米季籽粒产量分别增加 13.2%、16.4%，净增收提高 2012.2 和 2229.6 yuan/hm2；小麦季籽粒产量分别提高 18.2%、16.0%，净增收提高 2415.9 和 1793.2 yuan/hm2；整个轮作季的作物籽粒产量分别增加 15.4%、16.2%，净增收分别提高 4428.1 和 4022.8 yuan/hm2。N2和 N3处理间小麦、玉米及整个轮作季的作物籽粒产量均差异不显著。籽粒产量随着氮肥用量的增加而增加，但与 N3相比，N2处理的轮作系统作物产量相当，净增收提高 405.3 yuan/hm2，施氮肥量减少 165 kg/hm2。
| 表3 作物产量及净增收 Table 3 Grain yields and net income |
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表 4表明，氮素输入方式以施氮肥为主，玉米和小麦季各施氮处理占氮素总输入量的 49.3%～69.9%，而播前土壤无机氮含量和氮素矿化量分别占 23.1%～35.6% 和 6.9%～18.5%。从N输出项来看，氮素表观损失占总施氮量的比例，玉米季各处理占 30.2%～31.9%；小麦季占 41.2%～47.9%。作物吸收、土壤残留 N 以及表观损失 N 均随着施氮量的增加而增加，即 N3> N2> N1，说明施氮量越多氮素损失越高，降低氮肥用量可有效减少氮素表观损失。因此应在保证氮素充分供应前提下，合理减少氮肥用量，减少氮素淋洗、氨挥发等损失。整个轮作季各施氮处理氮素表观损失分别为 128.2、193.1、232.5 kg/hm2，随着吡啶喷涂尿素用量的增加氮素表观损失随之增加，与 N3相比，N2的土壤表观损失减少 39.4 kg/hm2。
| 表4 不同用量吡啶喷涂尿素土壤氮素表观损失 Table 4 Soil N apparent loss under different nitrapyrin-N fertilizer application rates |
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施肥、灌溉、耕作、土壤理化特性以及气候的季节性变化等直接影响土壤的硝化、反硝化过程[19]。施氮显著增加 N2O 的排放量[18]，本试验中随喷涂吡啶尿素用量的增加土壤 N2O 排放量不断增加，且以 N3处理最高。玉米–小麦轮作系统土壤 N2O 排放通量具有明显的季节性变化 (图 1)。小麦和玉米植株分别在冬前苗期和三叶期生长较慢、吸收氮素较少；而后生长迅速，对氮素需求增大；另外，播种时伴随的施肥与灌溉后土壤有较多的化学沉积物和较高的含水量，导致 N2O 排放高峰立即出现[20]。N2O 排放通量变化与土壤温度关系密切，且受土壤湿度控制[21]。本文 N2O 排放通量与土壤温度和湿度显著相关，玉米季、小麦季 N2O 排放高峰出现时，土壤湿度处于低谷，而温度与 N2O 排放高峰趋势一致 (图 1、图 2)。
目前，国际上推荐的农田 N2O 排放系数缺省值是 1%～1.25%，中国旱地农田 N2O 排放系数为 0.22%～1.53%[22]。前期试验表明，玉米–小麦轮作系统中添加吡啶较同等施氮量的尿素处理 N2O 排放通量降低 71.4 μg/(m2·h)。本试验的玉米–小麦轮作系统中的 N2O 排放系数为 0.26%～0.39%，在我国旱田排放系数范围内，但低于国际农田研究结果，这与氯甲基吡啶通过抑制氨氧化细菌的活性抑制 NH4+向 NO3–的转化过程有关[23]，也可能与农田 N2O 排放存在很大的区域差异性有关[24]。
施用吡啶喷涂尿素显著增加作物产量，玉米、小麦、轮作系统分别增产 27.9%～48.9%、28.3%～51.7%、28.1%～48.9%，说明施肥可以提供和补充作物生长所必需的养分，且均衡施肥可提高系统生产力。N2处理的玉米、小麦、整个轮作系统分别较 N0增产 44.9%、51.7%、47.80%，显示氯甲基吡啶减少氮肥损失[12]，提高作物的氮素吸收量。结合 N2O 排放量和产量，N2O 排放强度可作为衡量收获粮食与环境损害的标准，N0没有施用氮肥，可视为纯收获而无环境影响，以此为标准，N3在生产粮食的同时对环境造成影响较大；而 N2相对于 N0，虽然对环境造成了不良影响，但获得了与 N3相当的作物产量，整个轮作季，N2O 排放量减少 1.51 kg/hm2，土壤氮素表观损失减少 39.4 kg/hm2，施氮肥量减少 165 kg/hm2，净增收提高 405.3 yuan/hm2。
4 结论吡啶喷涂尿素较对照处理显著增加了作物产量，玉米、小麦、轮作系统分别增产 27.9%～48.9%、28.3%～51.7%、28.1%～48.9%，且随吡啶喷涂尿素用量的增加土壤 N2O 的排放量不断增加。
整个轮作季，与玉米和小麦施用吡啶喷涂尿素 660 kg/hm2相比，施用 495 kg/hm2的作物产量相当，N2O 排放量减少 1.51 kg/hm2，土壤氮素表观损失减少 39.4 kg/hm2，施氮肥量减少 165 kg/hm2，净增收提高 405.3 yuan/hm2。考虑土壤减排 N2O 效果、土壤氮素表观损失、作物产量和经济效益，夏玉米、冬小麦吡啶喷涂尿素用量分别为 270、225 kg/hm2的效果较好，既能获得作物稳产高产，减少氮肥用量，又能减少氮素向环境中的损失，同时使农民获得更高的经济效益。
| [1] | Wuebbles D J. Nitrous oxide:No laughing matter[J]. Science, 2009, 326(5949): 56–57. DOI:10.1126/science.1179571 |
| [2] | IPCC. Climate change. Working Group I Contribution to the IPCC Fifth Assessment Report:The physical science basis[R]. 2013, 383-388. |
| [3] | Robertson G P, Paul E A, Harwood R R. Greenhouse gases in intensive agriculture:contribution of individual gases to the radiative forcing of the atmosphere[J]. Science, 2000, 289(5486): 1922–1925. DOI:10.1126/science.289.5486.1922 |
| [4] | 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: 247–266. |
| [5] |
陈新平, 张福锁.
小麦-玉米轮作体系养分资源综合管理理论与实践
[M]. 北京: 中国农业大学出版社, 2006: 18-45.
Chen X P, Zhang F S. Nutrition resources management theories and practices of wheat-maize rotation system [M]. Beijing: China Agricultural University Press, 2006: 18-45. |
| [6] |
李瑞奇, 李雁鸣, 和建兴, 等. 施氮量对冬小麦氮素利用和产量的影响[J].
麦类作物学报, 2011, 31(2): 270–275.
Li R Q, Li Y M, He J X, et al. Effects of nitrogen application rate on nitrogen utilization and grain yield of winter wheat[J]. Journal of Triticeae Crops, 2011, 31(2): 270–275. |
| [7] |
高肖贤, 张华芳, 马文奇, 魏静. 不同施氮量对夏玉米产量和氮素利用的影响[J].
玉米科学, 2014, 22(1): 121–126.
Gao X X, Zhang H F, Ma W Q, Wei J. Effects of nitrogen application rates on yield and nitrogen utilization of summer maize[J]. Journal of Maize Sciences, 2014, 22(1): 121–126. |
| [8] |
孙志梅, 武志杰, 陈利军, 马星竹. 硝化抑制剂的施用效果、影响因素及其评价[J].
应用生态学报, 2008, 19(7): 1611–1618.
Sun Z M, Wu Z J, Chen L J, Ma X Z. Application effect, affecting factors, and evaluation of nitrification inhibitor:A review[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2008, 19(7): 1611–1618. |
| [9] |
石美, 梁冬丽, 满楠, 等. 不同浓度DMPP、DCD对石灰性土壤中氮素转化的影响[J].
中国农业科学, 2012, 45(22): 4635–4642.
Shi M, Liang D L, Man N, et al. Effects of different application rates of DMPP and DCD on nitrogen transformation in calcareous soil[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2012, 45(22): 4635–4642. |
| [10] |
章燕, 徐慧, 夏宗伟, 等. 硝化抑制剂DCD、DMPP对褐土氮总矿化速率和硝化速率的影响[J].
应用生态学报, 2012, 23(1): 166–172.
Zhang Y, Xu H, Xia Z W, et al. Effects of nitrification inhibitor DCD and DMPP on soil nitrification rates and total deposit rate[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2012, 23(1): 166–172. |
| [11] | Lopez N I, Austin A T, Sala O E, et al. Controls on nitrification in a water-limited ecosystem:experimental inhibition of ammonia-oxidising bacteria in the Patagonian steppe[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2003, 35(12): 1609–1613. DOI:10.1016/j.soilbio.2003.08.005 |
| [12] |
许超, 邝丽芳, 吴启堂, 吴良欢. 2-氯-6(三氯甲基)吡啶对菜地土壤氮素转化和径流流失及菜心品质的影响[J].
水土保持学报, 2013, 27(6): 26–30.
Xu C, Kuang L F, Wu Q T, Wu L H. Effects of nitrification inhibitor nitrapyrin on nitrogen transformation and nitrogen loss and quality of Brassica parachinensis in vegetable soil[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2013, 27(6): 26–30. |
| [13] | Liu Y N, Li Y C, Peng Z P, et al. Effects of different nitrogen fertilizer management practices on wheat yields and N2O emissions from wheat fields in North China[J]. Journal of Integrative Agriculture, 2015, 14(6): 1184–1191. DOI:10.1016/S2095-3119(14)60867-4 |
| [14] |
于亚军, 朱波, 王小国, 等. 成都平原水稻-油菜轮作系统氧化亚氮排放[J].
应用生态学报, 2008, 19(6): 1277–1282.
Yu Y J, Zhu B, Wang X G, et al. N2O emission from rice-rapeseed rotation system in Chengdu Plain of Sichun Basin[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2008, 19(6): 1277–1282. |
| [15] |
鲍士旦.
土壤农化分析
[M]. 北京: 中国农业出版社, 2000: 264-268.
Bao S D. Soil and agricultural chemistry analysis [M]. 2000: 264-268. |
| [16] |
杨宪龙, 路永莉, 同延安, 等. 长期施氮和秸秆还田对小麦-玉米轮作体系土壤氮素平衡的影响[J].
植物营养与肥料学报, 2013, 19(1): 65–73.
Yang X L, Lu Y L, Tong Y A, et al. Effects of long-term N application and straw returning on N budget under wheat-maize rotation system[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2013, 19(1): 65–73. |
| [17] |
侯云鹏, 韩立国, 孔丽丽, 等. 不同施氮水平下水稻的养分吸收、转运及土壤氮素平衡[J].
植物营养与肥料学报, 2015, 21(4): 836–845.
Hou Y P, Han L G, Kong L L, et al. Nutrient absorption, translocation in rice and soil nitrogen equilibrium under different nitrogen application doses[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2015, 21(4): 836–845. |
| [18] |
吴得峰, 姜继韶, 高兵, 等. 添加DCD对雨养区春玉米产量、氧化亚氮排放及硝态氮残留的影响[J].
植物营养与肥料学报, 2016, 22(1): 30–39.
Wu D F, Jiang J S, Gao B, et al. Effects of DCD addition on grain yield, N2O emission and residual nitrate-N of spring maize in rain-fed agriculture[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2016, 22(1): 30–39. |
| [19] |
齐玉春, 董云社. 土壤氧化亚氮产生、排放及其影响因素[J].
地理学报, 1999, 54(6): 534–542.
Qi Y C, Dong Y S. Nitrous oxide emissions from soil and some influence factors[J]. Acta Geographica Sinica, 1999, 54(6): 534–542. |
| [20] |
邓兰生, 张承林. 玉米滴灌栽培条件下尿素与氢醌、双氰胺配施方法及效果[J].
植物营养与肥料学报, 2007, 13(3): 498–503.
Deng L S, Zhang C L. Effects and methods of urea application combined with urease or nitrification inbitors under drip irrigation on maize[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2007, 13(3): 498–503. |
| [21] |
刘敏, 张翀, 高兵, 等. 追氮方式对夏玉米土壤N2O和NH3排放的影响[J].
植物营养与肥料学报, 2016, 22(1): 19–29.
Liu M, Zhang C, Gao B, et al. Impact of fertilization method on summer maize soil nitrous oxide emissions and ammonia volatilization[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2016, 22(1): 19–29. |
| [22] | Zheng X H, Han S H, Huang Y, et al. Re-quantifying the emission factors based on field measurements and estimating the direct N2O emission from Chinese croplands[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2004, 18(6): 1–19. |
| [23] |
武志杰, 史云峰, 陈利军. 硝化抑制剂作用机理研究进展[J].
土壤通报, 2008, 39(4): 962–970.
Wu Z J, Shi Y F, Chen L J. Research progress of mechanisms of nitrification inhibition[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2008, 39(4): 962–970. |
| [24] |
卢燕宇, 黄耀, 郑循华. 农田氧化亚氮排放系数研究[J].
应用生态学报, 2005, 16(7): 1299–1302.
Lu Y Y, Huang Y, Zheng X H. N2O emission factor for agricultural soils[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2005, 16(7): 1299–1302. |