土壤氨挥发

缓释尿素与普通尿素配施对氨挥发和土壤氮素动态变化过程的影响徐久凯;李絮花;李伟;彭强;王洪飞【摘要】Soil simulation experiment by static absorption and soil-culture methods was conducted to study the nitrogen release and ammonia volatilization decrease from different amounts of slow release coated urea combined with conventional urea. The results showed that the mixing treatments i. e. SRU25, SRU45, SRU65, SRU100 with 25%, 45%, 65%, 100% of slow release nitro-gen ratio respectively, reduced the amount of ammonia volatilization by 19. 88%, 25. 94%, 42. 84%, 46. 13% respectively com-pared with treatment of urea used only (SRU0). In the prophase of cultivation, the content of total nitrogen, available nitrogen and ammonium nitrogen for SRU0 was higher than slow release urea treatments. With the prolongation of culture time, total nitrogen, a-vailable nitrogen and ammonium nitrogen of SRU0 reduced more sharply than slow released urea treatments, and these three nitrogen parameters were higher under slow release urea treatments. Nitrate nitrogen gradually increased with time. 45% slow release urea+55%conventional urea (SRU45) was the best treatment, which not only supplied a prescribed amount of necessary nutrients, but also decreased the ammonia volatilization, and saved the economic costs.%通过室内模拟试验,采用“静态吸收法”和“土壤培养法”,研究了缓释尿素与普通尿素混施条件下,氨挥发和土壤中氮素的动态变化特征。

氨挥发与土壤水分散失关系的研究
高鹏程;张一平
【期刊名称】《西北农林科技大学学报（自然科学版）》
【年(卷),期】2001(029)006
【摘要】在封闭条件下,利用干燥剂不断吸收土壤水分,研究氨挥发与土壤水分散失的关系.结果表明,在有干燥剂时,氨累积挥发量(Y)与时间(t)关系符合Elovich动力学方程,与土壤水分散失呈显著正相关.对不同含水量进行比较,散失1 g水分所引发的平均氨挥发量在土壤水分含量为80 g/kg时最高(0.060 6 mg/g),水分散失引发氨挥发的极值时间出现在试验第5天.
【总页数】5页(P22-26)
【作者】高鹏程;张一平
【作者单位】西北农林科技大学资源环境学院,;西北农林科技大学资源环境学院,【正文语种】中文
【中图分类】S143.1;S152.7+3
【相关文献】
1.沙土区地埋滴灌与漫灌土壤水分散失对比试验研究 [J], 王滨;张发旺;程彦培;陈立;郝颜真;么红超
2.气相色谱法对蒙成药嘎咕拉—4汤中挥发油散失的动力学研究 [J], 黄晓华;前德门;王青虎
3.不同土壤水分条件下华北冬小麦基施不同氮肥的氨挥发研究 [J], 张承先;武雪萍;吴会军;蔡典雄
4.表施氮肥后土壤水分与氨挥发的关系 [J], Al－Ka.,T;同延安
5.石灰性土壤铵态氮的挥发损失——Ⅱ.铵态氮肥中氨的挥发与施肥方法的关系 [J], 李生秀;马社教
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土壤氨化作用范文土壤氨化作用是指土壤中一氧化氮被还原成氨的过程，这是氮循环中的一个重要环节。

氨化作用是由许多微生物参与的复杂生物化学过程，包括氨氧化细菌、硝化细菌和好氧氨化细菌等。

下面将详细介绍土壤氨化作用的机理、影响因素和应用意义。

首先，土壤氨化作用的机理是通过一系列的生物化学过程实现的。

首先，氨化作用的前驱物是一氧化氮。

一氧化氮进入土壤后，会被氨氧化细菌（AOB）或亚硝化细菌（NOB）利用为生长所需的能量。

氨氧化细菌将一氧化氮氧化为亚硝酸盐，然后亚硝化细菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐。

最后，好氧氨化细菌将硝酸盐还原为氨离子。

其次，土壤氨化作用的速率受到多种因素的影响。

温度是影响氨化作用速率的重要因素，一般来说，土壤温度越高，氨化作用的速率越快。

土壤pH也对氨化作用有重要影响，土壤pH越高，氨化作用的速率越快。

土壤含氧量和湿度也会对氨化作用产生影响，适度的含氧量和湿度有利于氨化作用的进行。

此外，土壤中的有机质含量以及可供氨化作用微生物利用的氮源也会影响氨化作用的速率。

最后，土壤氨化作用在农业生产和环境保护中具有重要的应用意义。

在农业生产中，适度的氨化作用可以增加土壤中的氮素供应，促进作物生长，提高农产品的产量和质量。

同时，氨化作用还可以转化土壤中的一氧化氮，减少氮肥的损失和环境污染。

此外，对氨化作用的研究还可以为农业废弃物的处理和资源化利用提供理论依据。

综上所述，土壤氨化作用是一个复杂的微生物参与的生物化学过程，通过一系列的氧化还原反应将一氧化氮还原为氨。

氨化作用的速率受到温度、pH、含氧量、湿度、有机质含量和氮源等多种因素的影响。

在农业生产和环境保护中，适度的氨化作用对提高农产品产量和质量、减少氮肥损失和环境污染具有重要意义。

因此，进一步研究土壤氨化作用的机理、优化氨化作用的条件以及合理利用氨化作用的产物等是当前和未来的研究方向。

太湖地区冬小麦季土壤氨挥发与一氧化氮排放研究刘丽颖;曹彦圣;田玉华;尹斌;朱兆良【期刊名称】《植物营养与肥料学报》【年(卷),期】2013(19)6【摘要】采用密闭室连续抽气法和静态箱法同步研究了太湖地区冬小麦季田间小区试验中不同施氮处理的氨挥发与一氧化氮（NO）排放的规律。

结果表明，麦季氨挥发主要发生在施肥后710 d，以基肥期挥发量最大，NH3-N为0.499.36kg/hm2，占整个麦季观测期间挥发量的60.4％74.7％；NO的排放则主要发生在施用基肥后的30 d内，量虽小但持续时间较长，排放速率为NO-N 0.0090.304 mg/（m2· h），该时期总损失量为NO-N 0.681.23 kg/hm2，约占整个麦季观测期排放量的93％。

氨挥发和NO排放均随施氮量的增加而增加。

各施氮处理麦季观测期的氨挥发总损失量为NH3-N 7.612.6 kg/hm2，损失率4.62％5.26％；NO排放总量为NO-N 0.731.3 kg/hm2，损失率0.27％0.41％。

研究结果对综合评价太湖地区麦季氮肥的气态损失及其环境效应，指导合理施肥都具有重要意义。

%Field experiments were conducted to evaluate N losses from ammonia volatilization and nitric oxide emission in wheat growing season with different rates of N application in Taihu Lake region .Ammonia volatilization was measured with the continuous airflow enclosure method , while nitric oxide with the static transparent chambers . The results show that the ammonia volatilization in wheat season mainly occurs during the first 7-10 days after each application of fertilizer .Basal fertilization is the main loss stage of ammonia volatilization whose loss varies from N 0.49-9.36 kg/ha which accounts for 60.4%to 74.7%of the wheat observation period .The nitric oxide emission in respond to the urea application mainly takes place during the 30 days after the basal fertilization , the rate of emission is NO-N 0.009-0.304 mg/(m2· h), and the accumulative loss isNO-N 0.68-1.23kg/ha, which accounts for 93%of the total loss during the observation period .The amounts of nitric oxide emission and ammonia volatilization positively correlate with the rate of N application .The accumulative losses from ammonia volatilization during the wheat observation period range from NH 3-N 7.6 kg/ha to 12.6 kg/ha, which accounts for 4.62% to 5.26%of the total amount of N application , whilethe nitric oxide emissions range from NO-N 0.73 kg/ha to 1.3 kg/ha, the loss rates are 0.27% to 0.41%.The results are valuable for evaluating the gaseous loss and environmental effects in wheat season , and have significant meaning for directing rational fertilization .【总页数】8页(P1420-1427)【作者】刘丽颖;曹彦圣;田玉华;尹斌;朱兆良【作者单位】土壤与农业可持续发展国家重点实验室，中国科学院南京土壤研究所，南京210008; 中国科学院大学，北京100049;土壤与农业可持续发展国家重点实验室，中国科学院南京土壤研究所，南京210008; 中国科学院大学，北京100049;土壤与农业可持续发展国家重点实验室，中国科学院南京土壤研究所，南京210008;土壤与农业可持续发展国家重点实验室，中国科学院南京土壤研究所，南京210008;土壤与农业可持续发展国家重点实验室，中国科学院南京土壤研究所，南京210008【正文语种】中文【中图分类】S153.6+1【相关文献】1.耕作方式对太湖地区冬小麦生长季N2O排放的影响 [J], 张岳芳;陈留根;王子臣;朱普平;盛婧;郑建初2.太湖地区铁渗水耕人为土稻季上氮肥的氨挥发 [J], 黄进宝;范晓晖;张绍林3.基于RZWQM模型的华北平原冬小麦-夏玉米土壤硝态氮淋溶和氨挥发评估方法研究 [J], 沈仕洲;张克强;王风;赖睿特;颜青;杨涵博4.太湖地区水稻土长期不同施肥条件下油菜季土壤呼吸CO_2排放 [J], 刘晓雨;潘根兴;李恋卿;张旭辉5.运用Jayaweera-Mikkelsen模型对太湖地区水稻田稻季氨挥发的模拟 [J], 李慧琳;韩勇;蔡祖聪因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

有机无机肥配施对宁夏引黄灌区露地菜田土壤氨挥发的影响罗健航;赵营;任发春;陈晓群;刘宏斌;张学军【摘要】为了探讨宁夏引黄灌区露地菜田土壤氨挥发损失特征，于2013年5—9月在该区域露地花椰菜－大白菜轮作体系下，采用田间小区试验，研究了不同有机无机肥配施对土壤氨挥发速率、氨挥发损失通量及其损失率的影响。

结果表明：露地花椰菜和大白菜基肥后，不同有机无机肥配施处理下土壤氨挥发损失高峰通常出现在第1～4天，而追肥后提前到1～2天，在高量施氮处理下，氨挥发延续时间在10天以上；花椰菜季大多数施肥处理的氨挥发损失发生在追肥阶段（占总氨挥发损失通量的50．2％～60．3％，单施有机肥和低氮处理除外），大白菜季各处理的氨挥发损失主要在基肥阶段（占总氨挥发损失通量的57．0％～73．6％）；露地花椰菜基肥和追肥后，不同施肥处理下土壤氨挥发最大速率分别在0．79～4．56、1．00～5．34 kg · hm－2· d－1之间，而露地大白菜季分别为3．49～13．09、1．54～7．03 kg·hm－2·d－1；不同有机无机肥配施下，花椰菜和大白菜全生育期内土壤氨挥发损失通量分别为5．15～35．82、11．11～70．60 kg·hm－2，其随总施氮量的增加而增加；花椰菜和大白菜季不同施肥处理的土壤氨挥发损失率分别为4．02％～4．87％和2．54％～10．55％，其化肥贡献率分别为62．0％～100．0％和85．5％～100．0％，且化肥贡献率随化学氮肥用量的增加而增加。

因此，在同等施用有机肥的情况下，合理降低化肥氮用量是减少该地区露地菜田土壤氨挥发损失的重要措施。

%In order to investigate the emission loss characteristics of soil ammonia volatilization in the Yellow River Irrigation Region of Ningxia ,a field experiment was conducted under the rotation system of open field broccoli and Chi-nese cabbage from May to September ,2013 to have studied the effects of different combinedapplications of organic -in-organic fertilizers on rate of soil ammonia volatilization ,accumulative loss by ammonia volatilization ,and loss ratio of N applied .The results indicated that the peak rates of ammonia volatilization after base fertilization in open field broccoli and Chinese cabbage appeared generally within 1~4 days ,whereas the peak rates anticipated 1-2 days after top dress-ing .Soil ammonia volatilization could sustain more than 10 days with high N application rates .Soil ammonia volatilization happened mostly during top dressing fertilizers treatments in broccoli season (accounted for the total ammonia volatiliza-tion by 50 .2% ~60 .3% ,except for treatments with only manure and low N rate application ) .However ,ammonia pri-marily became lost during base fertilization in Chinese cabbage season (accounted for the total ammonia volatilization by 57 .0% ~73 .6% ) . The maximal rates of ammonia volatilization after base and top dressing fertilizations in open field broccoli ranged from 0 .79~4 .56 and 1 .00~5 .34 kg·hm-2·d-1 ,respectively ,and the corresponding maximal rates in Chinese cabbage ranged from 3 .49~13 .09 and 1 .54~7 .03 kg·hm-2·d-1 ,respectively .In different combined appli-cations of organic-inorganic fertilizer treatments ,accumulative losses by ammonia volatilization during the total growing periods of broccoli and Chinese cabbage ranged from5 .15~35 .82 and 11 .11~70 .60 kg·hm-2 ,respectively ,which were always elevated with the increase of total N application .The loss ratios of N applied in different fertilization treat-ments ranged from 4 .02% ~4 .87% and 2 .54% ~10 .55% in broccoli and Chinese cabbageseasons ,respectively ,and the corresponding contribution ratios of chemical fertilizers were 62 .0% ~100 .0% and 85 .5% ~100 .0% ,respective-ly .The contribution ratios of chemical fertilizers were upraised with the increase of chemical N application .Therefore , with the application of organic manure at the same level ,it is important to decrease chemical N application ,reducing e-mission loss by soil ammonia volatilization in the open vegetables field in this region .【期刊名称】《干旱地区农业研究》【年(卷),期】2015(000)004【总页数】7页(P75-81)【关键词】露地菜田;花椰菜-大白菜轮作;有机无机肥配施;土壤氨挥发;宁夏引黄灌区【作者】罗健航;赵营;任发春;陈晓群;刘宏斌;张学军【作者单位】宁夏农林科学院农业资源与环境研究所，宁夏银川 750002;宁夏农林科学院农业资源与环境研究所，宁夏银川 750002;宁夏永宁县杨和镇农业技术服务中心，宁夏永宁 750199;宁夏农林科学院农业资源与环境研究所，宁夏银川750002;农业部面源污染控制重点实验室，北京 100081;宁夏农林科学院农业资源与环境研究所，宁夏银川 750002【正文语种】中文【中图分类】S143.1;X51氮肥是作物增产的重要保障，相对于谷类作物，蔬菜种植通常需要更高强度的管理和大量水肥投入［1－2］。

我国农田氨挥发研究进展与减排对策刘伯顺;黄立华;黄金鑫;黄广志;蒋小曈【期刊名称】《中国生态农业学报(中英文)》【年(卷),期】2022(30)6【摘要】氨挥发是我国农田氮肥损失的主要途径,不仅降低了氮肥利用效率,还会造成雾霾、大气干湿沉降和温室效应等生态环境问题。

本文简要分析了近10年(2011—2020年)我国农田氨挥发研究现状,总体上呈迅速发展态势且国际化趋势显著,但研究的影响力有待提升;由于我国幅员辽阔,农田氨挥发呈现较大的时空变异特点,与作物种类、施肥、气候、土壤以及作物生长期等密切相关,氨挥发的调控必须因地制宜对氮肥进行科学管理;农田氨挥发测定方法历经200多年的发展,由最初的间接估算逐渐发展为化学测量和光谱分析,测量的精确性和范围都得到了大幅提升。

本文也概括总结了我国在农田氨挥发减排上的主要措施以及存在的问题,提出未来应加强农田氨挥发的微生物学机理和时空变异性研究,做好测定方法的对比研究及空天地一体化技术的应用,加强耕作机械化与智能化,逐步完善减排评价体系等减排对策。

旨在为我国未来氨挥发研究和制定合理的减排政策提供参考。

【总页数】14页(P875-888)【作者】刘伯顺;黄立华;黄金鑫;黄广志;蒋小曈【作者单位】中国科学院东北地理与农业生态研究所;中国科学院大学;吉林大安农田生态系统国家野外科学观测研究站【正文语种】中文【中图分类】S158.3【相关文献】1.农牧系统氨挥发减排技术研究进展2.稻田氨挥发影响因素及其减排措施研究进展3.稻田氨挥发损失及减排技术研究进展4.有机替代下华北平原旱地农田氨挥发的年际减排特征5.有机替代下华北平原旱地农田氨挥发的年际减排特征因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

抑制剂对淹水土壤反硝化和氨挥发的影响阿力木·阿布来提; 佘冬立; 张文娟; 夏永秋【期刊名称】《《中国环境科学》》【年(卷),期】2019(039)012【总页数】9页(P5191-5199)【关键词】双氰胺; 氢醌; 反硝化; 氨挥发; 环境因子; 通径分析【作者】阿力木·阿布来提; 佘冬立; 张文娟; 夏永秋【作者单位】河海大学农业工程学院江苏南京 210098; 中国科学院南京土壤研究所土壤与农业可持续发展国家重点实验室江苏南京 210008【正文语种】中文【中图分类】X144反硝化和氨挥发是稻田氮素气态损失的两大主要途径[1],不仅对资源造成浪费,同时影响环境[2-3].确定影响反硝化和氨挥发控制因子对理解氮素循环过程及减少氮素损失具有重要意义[4-8].硝化抑制剂可减缓NH+ 4-N氧化成NO- 2-N,进而控制NO- 3-N形成[9-10],抑制反硝化过程.脲酶抑制剂延缓氮肥水解,从而降低土壤溶液中NH+ 4-N和NH3浓度,达到抑制氨挥发效果[11].研究表明,硝化抑制剂抑制硝化过程的同时,有增加NH3挥发的潜在趋势,而添加脲酶抑制剂明显减少氮肥以NH3气态氮损失,但同时却使反硝化增加[11].也有研究认为,脲酶抑制剂减缓氮肥水解,使氮素更多以尿素形态保留,氮素反硝化损失降低,同时添加硝化抑制剂和脲酶抑制剂将对反硝化和氨挥发过程起到联合抑制作用[12-13].硝化抑制剂和脲酶抑制剂种类繁多,双氰胺(dicyandiamide,DCD)是近年来研究较多的硝化抑制剂,相比其他硝化抑制剂,其化学和物理性质稳定,能溶于水、不易挥发、降解完全,具有良好的硝化抑制作用,大田推广具有现实意义[9];氢醌(hydroquinone, HQ),溶于水,又称对苯二酚,被认为是经济有效的脲酶抑制剂.目前较多研究主要探讨单一施用硝化抑制剂或者脲酶抑制剂对氮素循环过程的影响[14-16],但联合施用硝化抑制剂和脲酶抑制剂对淹水土壤氮素反硝化与氨挥发过程影响的研究不多.本文通过淹水条件下室内培养试验,选取不同浓度硝化抑制剂双氰胺和脲酶抑制剂氢醌进行联合施用处理,研究抑制剂对反硝化和氨挥发过程以及环境因子的影响,并借助通径分析探讨环境因子对反硝化和氨挥发速率的影响程度,明确抑制剂、氮素转化过程及环境因子之间定量影响关系,从而为进一步认识抑制剂的作用和施用方法、为降低氮素转化过程中反硝化和氨挥发损失,提高氮肥利用效率,减少环境氮污染提供参考.试验研究区(试验用土采集地)位于河海大学节水园(31°86'N,118°60'E),试验区海拔144m,属于亚热带湿润气候,年均降雨量为1021mm,年均蒸发量为900mm,年均气温为15℃,年均日照时数为2212h.土壤采集地为1a前种植水稻的试验地区,土壤类型为黄棕壤,土壤容重为1.20~1.35g/cm3,pH值为6.6.土壤颗粒组成为:砂粒(0.02~2mm)、粉粒(0.002~ 0.02mm)、黏粒(0~0.002mm)的体积分数分别为31.5%、39.6%、28.9%.土壤全氮含量(质量分数)为0.057%,全碳含量(质量分数)为0.489%.室内培养试验从2015年3月14日~2015年5月13日,培养试验具体处理方案详见表1.将过2mm筛的8kg供试土样装填入长34cm、宽27cm、高13cm的培养盆中,试验期间培养盆无损、盆底无渗漏.施肥总量为每千克干土施肥量折合纯氮0.15g、P2O50.10g、K2O0.10g.本培养试验所使用的氮肥用尿素(CO(NH2)2,含N46%),磷肥用KH2PO4(折合含P2O5 52.2%,含折合K2O 34.6%),以P2O5为标准计算所使用的磷肥KH2PO4,用KCl(折合含K2O 63.1%)来弥补不够用的K,以上肥料均为分析纯试剂.各处理设6盆重复,随机排列放置在阳光充足的温室中,室温25℃.培养过程中,添加去离子水保持浅水层5cm左右,培养60d,使水土环境趋于稳定.2015年5月14日采用特定无扰动沉积物PVC(内径8cm,外径9cm,高27cm)采样器采集各处理培养水土样(采样1次),采用膜进样质谱仪(MIMS,Bay Instruments,Easton,MD,USA)测定反硝化速率[17-20],采用通气法测定氨挥发速率[21];同时测定上覆水体pH值(x1)、水体硝酸盐氮(NO- 3-N)浓度(x2)、水体铵态氮(NH+ 4-N)浓度(x3)、土体硝酸盐氮(NO- 3-N)浓度(x4)、土体铵态氮(NH+ 4-N)浓度(x5)、水体溶解有机碳(DOC)浓度(x6)、水体溶解有机氮(DON)浓度(x7)、土体溶解有机氮(DON)浓度(x8)以及溶解氧(DO) (x9).本试验采用特定无扰动沉积物PVC采样器采取培养物柱样(10cm深)以及上覆水(5cm左右),柱底用黑色橡胶塞密封.为尽可能维持培养原始试验环境,样品采集带回实验室后,将与上覆水氮素含量一致的KNO3溶液沿玻璃棒缓慢加入直至柱体内充满液体,拧好盖子,检查柱体气密性,垂直放入模拟原位淹水环境的培养装置中培养取样,装置水温调至25℃.培养装置具体设计参照文献[20].培养过程中启动可调速电机,带动下部链接的磁棒匀速转动,使沉积物培养柱顶部磁转子以14r/min转动,以便混匀培养过程中产生的可溶性气体,提高测定精度.维持4~6h的浸没平衡后采集第1个水样即为0h样品,然后分别在2,4,6,8h取样,每次样品均取4个重复.采用膜进样质谱仪MIMS(Bay Instruments, Easton, MD, USA)测定水样中N2、O2、Ar浓度以及N2/Ar、O2/Ar比率,根据公式计算反硝化速率,具体测定的计算公式参照文献[20].该方法测定误差小于0.03%,每个样品测定时间小于2min,是目前精度最高的反硝化速率测定方法[19-20].氨挥发速率采用通气法测定,试验装置具体设计参照文献[21].将有机玻璃管(内径15cm,高20cm)垂直插入土壤4cm左右.将海绵(厚度2cm,直径16cm)一侧表面均匀浸泡在15mL的磷酸甘油溶液后,浸有溶液的一面放置于距离管顶6cm处,用来吸收淹水土壤挥发NH3.经过24h后,取装置下层海绵,置入500mL塑料瓶,加300mL 2.0mol/L的KCl溶液使海绵完全浸在其中,放入振荡器振荡1h后,采集振荡器中30mL溶液,利用连续流动分析仪(Breda,The Netherlands)测定溶液中NH+ 4-N含量.参照文献[21]公式计算氨挥发平均速率.采用便携式多参数测试仪(Hach Company, Loveland, CO)测定上覆水体pH值,DO.采集培养盆上覆水样过滤后,利用连续流动分析仪(Breda, The Netherlands)测定上覆水体NO3--N和NH4+-N含量,利用液态碳氮元素分析仪(Vario TOC cube, Elementar, Germany)测定DOC,DON含量,采用差减法测定;采集20g培养盆新鲜土样,利用2mol /L KCL溶液浸提后,采用连续流动分析仪(Breda, The Netherlands)测定土体NO3--N和NH4+-N含量.试验数据经Excel整理后,利用Origin9.4作图,采用SPSS22.0软件进行统计分析,并借助该统计软件进行水土环境因子对反硝化和氨挥发速率的通径分析[22-24]. 淹水土壤氮素反硝化速率随双氰胺(DCD)施用量增加而减小,而氨挥发速率变化呈相反趋势(图1),施用DCD处理土壤反硝化速率变化分布区间显著低于对照组CK,而氨挥发速率显著高于CK (P<0.05),表明双氰胺抑制反硝化过程,但同时也促进氨挥发进程.施用脲酶抑制剂氢醌(HQ)可降低土壤反硝化速率(图1).低浓度HQ1处理下土壤氮素反硝化速率最小,并显著低于CK (P<0.05);但随氢醌HQ施用量增加,土壤反硝化速率逐渐增大,高浓度HQ3处理下土壤氮素反硝化速率与CK处理间差异缩小至无显著性水平(P>0.05);土壤氮素氨挥发速率随HQ施用量增加而下降,低浓度HQ1处理下氨挥发速率与CK之间差异不显著(P>0.05),随着施用量的进一步增大,差异逐渐增大,高浓度HQ3处理土壤氨挥发速率显著低于CK处理(P<0.05).因此,施用低浓度氢醌对淹水土壤反硝化过程抑制效果明显,但对氨挥发过程影响不显著;而高浓度氢醌抑制氨挥发过程,但其对反硝化过程的作用并不明显.如图1所示,淹水土壤反硝化和氨挥发速率均随DCD和HQ的联合施用量增加呈现先减小而后增大的趋势.联合施用DCD和HQ各处理中, HH2(5.0%DCD+0.3%HQ)处理土壤氮素反硝化和氨挥发速率均最低,相比CK,其反硝化和氨挥发速率分别减少31.3%和12.5%.由表2可知,除pH值和DO外,添加抑制剂对各处理水土环境因子的影响均达到显著性水平(P<0.05).其中,水体NO- 3-N和土体NO- 3-N浓度均随DCD施用量增加而显著减小;HQ对水体NO- 3-N和土体NO- 3-N浓度的影响不显著,但两种抑制剂联合施用影响均显著,且相比CK水/土体NO- 3-N浓度均降低.施用DCD处理间水体NH+ 4-N浓度差异显著,而施用HQ对水体NH+ 4-N浓度和土体NH+ 4-N浓度的作用显著性水平相反;联合施用抑制剂对水/土中NH+ 4-N浓度的影响均达到显著水平.相比CK,施用抑制剂显著提高了水体DOC浓度,尤其在HH3处理下达到最高水平.抑制剂对水体DON浓度和土体DON浓度的影响均显著,相比CK,在施用抑制剂处理下水体DON浓度整体呈上升趋势,而土体DON浓度有所下降. 9个指标(水土环境因子)对反硝化和氨挥发速率的通径分析分别见图2和图3.利用通径分析的原理[24],计算各指标对反硝化和氨挥发速率的间接通径系数,并分析9个自变量对回归方程估测可靠程度R2总贡献,结果见表3和表4.由表3和表4分析得各指标(x1~x9)与反硝化速率(y0)及氨挥发速率(y1)间线性回归方程为:回归方程中,F0=5.281,P0=0.001<0.01,达到极显著;F1=2.452,P1=0.046<0.05,达到显著水平,说明反硝化/氨挥发速率与各指标间的通径分析有意义.通过计算剩余因子(回归方程误差)对反硝化和氨挥发速率的通径系数分别为0.544,0.689.表明除这9个指标外,本次通径分析中仍有其他对反硝化和氨挥发速率影响较大的指标未被考虑.由表3可知,对反硝化速率回归预测R2总贡献最大的前4个指标分别为x4、x5、x3、x7.通过9个自变量对反硝化速率的通径分析发现,x4对y0的直接作用(通径系数)为0.857,通径系数最大,且x4对回归方程R2总贡献为0.620,对R2总贡献度最大,表明土壤NO3--N浓度对反硝化速率的影响至关重要;x5对反硝化速率的通径系数为-0.296,对R2总贡献为-0.117,为各自变量对R2总贡献第2位,表明土壤NH4+-N浓度也是影响反硝化速率的重要指标;x3对R2总贡献为0.113,居各指标对R2总贡献第3位,表明水体NH4+-N浓度对反硝化速率也具有一定影响;x7对反硝化速率的通径系数为-0.263,为各通径系数第3位,变量R2总贡献为0.092,居各指标对R2总贡献第4位,说明水体DON浓度对反硝化速率同样具有重要影响.各自变量对氨挥发速率的通径分析可知,x7对回归方程R2总贡献为0.152,在所有变量对R2总贡献中最大,表明水体DON浓度对氨挥发速率影响最重要;x3、x5对R2总贡献均为0.140,为所有变量对R2总贡献第2位,说明水体和土壤NH4+-N浓度影响氨挥发速率较重要的环境因子;x4对y1的通径系数为-0.158,相对较大,而且其对R2总贡献为0.080,居各变量对R2总贡献的第4位,说明土壤NO3--N浓度对氨挥发速率具有一定的影响.氮肥添加到土壤后,在脲酶作用下发生水解,其水解产物一方面增加土壤中NH4+-N 含量,另一方面氮素通过硝化及反硝化作用、氨挥发、NO3-和NO2-的径流与淋溶等途径损失,不仅造成肥料利用效率降低,更造成环境氮污染[9].本文结果表明(图1、表2),淹水培养条件水土环境中NO3--N含量和反硝化速率随DCD添加量增加而减小,这与Francis等[25]研究报道相似,表明硝化抑制剂DCD抑制硝化过程的同时削弱反硝化进程.同时有研究表明,添加硝化抑制剂促进氨挥发损失[13,15,26-28],与本研究结果一致.由于硝化抑制剂DCD抑制硝化过程,使施入氮源更多时间以NH4+-N形式保存, NH4+-N含量不断升高,促进了氨挥发[15].脲酶抑制剂HQ延缓氮肥水解,一定程度上延缓了施肥点氮肥的扩散时间,从而降低土壤及水体中的NH4+-N和NH3浓度,达到减少NH3挥发的效果,并对硝化、反硝化过程起到抑制作用[11].但同时,添加脲酶抑制剂减少NH3挥发导致土壤氮素得以保存的情况下,氮素反硝化损失的概率增大[29].本研究中低浓度HQ(HQ1)对淹水土壤反硝化过程抑制效果明显,对氨挥发过程无显著作用;而高浓度HQ(HQ3)显著抑制氨挥发过程,但其对反硝化过程影响不明显.该结果表明HQ1延缓尿素水解,减少了被氧化的NH4+-N量,从而降低NO3--N累积,抑制反硝化过程的同时,不足以抑制氨挥发进程[11];但脲酶抑制剂HQ浓度逐渐升高至HQ3,延缓尿素水解,减少土壤溶液中NH3浓度使氨挥发损失显著降低,同时脲酶抑制剂增加土壤中生物固持氮量[30],更多氮素以NH+ 4-N形式保存在土壤中[31],硝化细菌作用加强,水土环境中NH+ 4-N氧化成NO3--N,反硝化速率呈潜在增大趋势[32],直到HQ3处理下氮素反硝化速率与CK处理间差异缩小至无显著水平(P>0.05),对反硝化过程失去抑制作用.本研究中,DCD、HQ联合施用减少尿素水解,降低NO3--N含量,抑制硝化及反硝化过程,尤其在HH2(5.0%的双氰胺+0.3%的氢醌)联合施用下淹水土壤反硝化速率最低,这与李香兰[9]研究报道相似.在淹水条件下,DCD和HQ联合处理,延缓了氨挥发的高峰期,氨挥发速率在培养前期有所降低[11].另外,联合施用DCD和HQ可能使土壤脲酶和微生物(如硝化细菌)活性同时受到抑制,减少反硝化和氨挥发过程[33].因此,单独施用硝化抑制剂DCD或脲酶抑制剂HQ均未能很好地抑制氮素损失进程,而DCD+HQ联合施用处理,尤其是适量HH2(5.0%的DCD+0.3%的HQ)联合施用处理延缓尿素水解,更有效减少上覆水体NO3--N累积、抑制氨挥发,从而有效地同时抑制淹水土壤反硝化和NH3挥发过程,减少氮素损失和环境氮污染[34].本研究结果显示,除pH值和DO外,施用抑制剂对培养试验水土环境因子影响均达到显著性水平.通径分析表明,水体和土体NH4+-N浓度对反硝化速率的通径系数分别为-0.202和-0.296,表明抑制剂主要通过影响水/土体NH4+-N浓度来抑制反硝化过程 [11];水体和土体NH4+-N浓度对氨挥发速率R2总贡献均为0.140,表明抑制剂主要通过提高水/土体NH4+-N浓度从而促进氨挥发过程[15].抑制剂对水体和土体NO3--N浓度均有影响,通径分析表明,水体和土体NO3--N浓度对反硝化速率的通径系数分别为0.143和0.857,说明抑制剂主要是通过影响土体NO3--N浓度来促进反硝化速率.本研究中抑制剂处理间水体和土体DON差异显著,其对反硝化和氨挥发速率的通径系数分别为-0.263,-0.148和0.399, 0.029,表明水/土体DON对反硝化过程具有一定抑制作用,对氨挥发过程却有促进作用,尤其水体DON的促进效果更为明显.因此,从9个环境因素中推断出,硝化抑制剂DCD、脲酶抑制剂HQ主要影响土体NO3--N和NH4+-N浓度、水体NH4+-N和DON等4个环境因子,进而影响淹水土壤反硝化和氨挥发进程.4.1 单独施用硝化抑制剂DCD能显著减少反硝化速率,但是增加氨挥发损失.单独施用脲酶抑制剂HQ能不同程度减少氨挥发损失,但对反硝化作用效果不稳定.而联合施用DCD和HQ,尤其是HH2(5.0%的DCD+0.3%的HQ)联合施用可有效地同时抑制反硝化和氨挥发损失,相比CK,其反硝化和氨挥发速率分别减少31.3%和12.5%.4.2 通径分析表明,硝化抑制剂DCD和脲酶抑制HQ主要影响土体NO3--N和NH4+-N浓度、上覆水体NH4+-N和DON浓度,从而影响反硝化和氨挥发速率.[1] 庄舜尧,尹斌,朱兆良.表面分子膜抑制稻田氨挥发的模型研究[J]. 中国农业科学, 2002,35(12):1506-1509. 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B 2009 优化施氮下冬小麦_夏玉米轮作农田氮素循环与平衡研究_王秀斌：2.3.3 氨气的捕获方法农田土壤氨挥发收集方法：采用密闭室间歇式通气法，其原理是利用真空泵减压抽气使罩子内土壤挥发出的氨（NH3）随气流通过装有2%硼酸的洗气瓶，使其吸收于硼酸溶液中，收集溶液待测（李鑫等，2008；Hargrove et al.，1977）。

所用密闭室装置由有机玻璃罩密闭室（高25cm，直径15cm）、2.5m 高的PVC 管、白色乳胶管、250ml 容量洗气瓶和转速为5500rpm 的真空泵组成（图2-1）。

收集氨气时，将罩子扣入土壤表面5 cm 深，随机放置在各小区和微区内。

抽气时，用玻璃转子流量计控制真空泵流量，抽气速率为-8L/s。

每天7: 30-10: 30 和15: 00-18: 00 共收集6h，作为整天氨挥发的平均值，然后换算成每天的氨挥发量。

基于评估生育期间的氨挥发总量，试验期间每隔15d 测定土壤氨挥发速率，施肥后加密测定。

施肥后第2、3、4、5、6、9 和14d 收集氨气，直至各处理间的氨挥发速率无明显差异为止。

李婷玉给：NH3挥发：试验过程中每次施肥后采用DTM（Dräger-Tube Method）法连续测定氨挥发两周（测定时如有氨挥发损失持续时间较长的，需延长测定时间）。

试验期间每天测定次数随着氨挥发损失量的增加，如在施肥后第1、11、12、13和14天，选在每天上午10时测定；在施肥后第2、7、8、9和10天时，选在每天上午10时和下午6时测定；在施肥后第3、4、5和6天时，选在每天上午6时、上午10时和下午6时测定（测定时会因天气不同而有所改变）采用DTM（Dräger-Tube Method)法测定。

测定时将四个罐子轻轻插入土中2cm 左右，测用手泵将含有大量从土壤中挥发出的氨的土壤表层空气经由四个罐子泵出，泵出的氨气经过特氟龙管子进入对氨敏感的氨检测管，氨管上的读数可即时反映出氨浓度高低。