环境科学  2014, Vol. Issue (3): 892-900   PDF    
引用本文
万合锋, 赵晨阳, 钟佳, 葛振, 魏源送, 郑嘉熹, 邬玉龙, 韩圣慧, 郑博福, 李洪枚. 施用畜禽粪便堆肥品的蔬菜地CH4、N2O和NH3排放特征[J]. 环境科学, 2014, (3): 892-900.
WAN He-feng, ZHAO Chen-yang, ZHONG Jia, GE Zhen, WEI Yuan-song, ZHENG Jia-xi, WU Yu-long, HAN Sheng-hui, ZHENG Bo-fu, LI Hong-mei. Emission of CH4, N2O and NH3 from Vegetable Field Applied with Animal Manure Composts[J]. Environmental Science, 2014, (3): 892-900.
施用畜禽粪便堆肥品的蔬菜地CH4、N2O和NH3排放特征
万合锋1,2, 赵晨阳1,3, 钟佳1, 葛振1,4, 魏源送1, 郑嘉熹1, 邬玉龙2, 韩圣慧5, 郑博福2, 李洪枚3     
1. 中国科学院生态环境研究中心, 北京 100085;
2. 南昌大学环境与化学工程学院, 南昌 330031;
3. 首都经济贸易大学安全与环境工程学院, 北京 100070;
4. 北京建筑大学环境与能源工程学院, 北京 100044;
5. 中国科学院大气物理研究所, 北京 100029
收稿日期: 2013-7-31; 修订日期: 2013-10-8.
基金项目： 国家自然科学基金项目（41075090，50578156）；公益性行业（农业）科研专项（201303091）
作者简介：万合锋 (1986~),男,硕士研究生,主要研究方向为有机固废资源化处理,E-mail:whefeng@126.com
通讯联系人,E-mail:yswei@rcees.ac.cn;shenghui_han@post.iap.ac.cn
摘要：农田是重要的温室气体排放来源之一，其中蔬菜地的温室气体排放日益受到人们关注. 以北京市郊某温室种植的油麦菜地为研究对象，通过大棚试验，考察和比较了油麦菜地施用不同类型畜禽粪便堆肥产品的CH4、N2O和NH3排放特征及其影响因素. 结果表明，油麦菜地NRM、RM、CF处理的CH4排放系数分别为0.2%、0.027%、0.004%；N2O排放系数分别为0.18%、0.63%、0.74%；NH3排放系数分别为2.00%、3.98%、2.53%. CH4排放通量与土壤温度和地表湿度相关，N2O排放通量与土壤温度、地表温度和湿度相关，CH4、N2O和NH3排放通量均受土壤含水率影响，而温室中的气温不是影响CH4、N2O和NH3排放的主要因素.
关键词： 畜禽粪便堆肥品     油麦菜     温室气体     氨气     排放系数    
Emission of CH4, N2O and NH3 from Vegetable Field Applied with Animal Manure Composts
WAN He-feng1,2, ZHAO Chen-yang1,3, ZHONG Jia1, GE Zhen1,4, WEI Yuan-song1, ZHENG Jia-xi1, WU Yu-long2, HAN Sheng-hui5, ZHENG Bo-fu2, LI Hong-mei3     
1. Research Center for Eco-Environment Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China;
2. College of Environmental and Chemical Engineering, Nanchang University, Nanchang 330031, China;
3. School of Safety and Environmental Engineering, Capital University of Economics and Business, Beijing 100070, China;
4. School of Environment and Energy Engineering, Beijing University of Civil Engineering and Architecture, Beijing 100044, China;
5. Institute of Atmospheric Physics, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100029, China
Abstract: Greenhouse gas (GHG) emission from vegetable land is of great concern recently because agriculture land is one of the major sources contributing to global GHG emission. In this study, an experiment of Lactuca sativa L. land applied with different animal manure composts was carried out in a greenhouse vegetable land located in the surburb of Beijing to monitor the emission of GHG (CH4 and N2O) and ammonia in situ, and to analyze the affecting factors of GHG and ammonia emission. Results showed that the emission factors (EFs) of CH4 from Treatment NRM, RM and CF were 0.2%, 0.027% and 0.004%, respectively,the EFs of N2O from these three treatments were 0.18%, 0.63% and 0.74%, respectively, and the EFs of ammonia were 2.00%, 3.98% and 2.53%, respectively. CH4 emission flux was significantly affected by soil temperature and humidity, while N2O emission flux was related to soil temperature, surface temperature and humidity. The emission fluxes of CH4, N2O and NH3 were significantly affected by soil moisture, but there was little relation between CH4, N2O and NH3 emissions and the ambient temperature in the greenhouse.
Key words: animal manure compost     Lactuca sativa L.     greenhouse gas     ammonia     emission factor    

全球大气中温室气体CH4和N2 O的浓度值分别从1750年工业化前的约715×10-9、 270×10-9增至2005年的1 774×10-9、 319×10-9，其中农业活动是CH4和N2 O浓度增加的主要原因之一. 据IPCC(2007)统计，农业温室气体排放占全球温室气体排放量的13.5%左右[1]，2005年我国农业活动导致的CH4和N2 O排放分别占全国CH4和N2 O总排放量的56.62%和73.79%[2]. NH3不仅是酸雨的重要影响因素，也是畜禽粪便堆肥及其土地利用过程氮素损失的主要途径之一，进入大气的氨随降水或干湿沉降重新进入农田和自然生态系统，导致土壤和水体中氮素含量升高、 植物种类更替和部分物种灭绝[3, 4]. 我国1993年颁布的《恶臭污染物排放标准》(GB 14554-93)将氨气列入首要恶臭污染物.

随着生活水平的提高，蔬菜在人们饮食结构的比重增加，我国蔬菜地面积占农作物总播种面积的比例由1980年的2.2%增加到2011年的11.8%[5]. 蔬菜地与其它农田生态系统不同，具有受人类活动影响剧烈、 复种指数高、 有机肥用量大、 投入养分高、 移走养分多等特点[6,7,8,9]，因此，蔬菜地施肥量较一般粮田高，施肥量远超出作物平均需氮水平，例如，我国蔬菜生产规模前10位大省的氮肥平均施用量超300 kg ·hm-2，少数地区超过500 kg ·hm-2[10]； 北京市温室蔬菜系统施氮量高达1 000 kg ·(hm2 ·a)-1，山东有些地方高达6 000 kg ·(hm2 ·a)-1，远高于农作物平均施氮水平180 kg ·(hm2 ·a)-1[11]. 因长期的高施肥量，造成蔬菜地土壤总氮量比一般田地高，有研究表明温室蔬菜地0~200 cm土层的总氮含量比一般农田高出36.2%[12]. 蔬菜地残留的氮素和新施加的氮素是NH3和N2 O 排放的主要来源[4, 13, 14]，例如，有研究表明温室蔬菜地的施用氮肥中约占TN的10%以NH3和N2 O的形式排放[15]，甚至高达TN的35.5%以N2 O形式的排放[16].

国内外有关农业活动中CH4和N2 O排放的研究主要集中在农田、 湿地、 草地和森林，尤其是大宗作物(如水稻、 小麦和玉米)[8, 17~20]. 近些年来，有关蔬菜地N2 O排放的研究日益得到人们的重视，但却缺乏蔬菜地中有关N2 O、 CH4和NH3同时排放的研究[6, 18, 21, 22].

畜禽粪便经堆肥处理后作为有机肥施用于农田是一种广为应用的方式. 油麦菜(Lactuca sativa L.)是我国重要的栽培蔬菜之一，生长迅速，生育期短，需肥量较大. 因此，针对当前国内外蔬菜地温室气体(N2 O、 CH4)和氨气排放研究的现状，本研究以油麦菜为对象，通过现场观测，考察不同畜禽粪便堆肥品施用条件下的蔬菜地CH4、 N2 O和NH3排放特征，以期为我国蔬菜地CH4、 N2 O和NH3的排放因子估算及其减排措施制订提供基础数据.

1 材料与方法
1.1 试验设计及田间管理

试验于2011年12月~2012年2月在北京市通州区某一蔬菜大棚中进行(39°71′, 116°65′)，供试蔬菜为油麦菜(Lactuca sativa L.)，生长期55 d，按照传统管理模式(如施肥、 翻耕、 灌溉、 移栽等)管理菜地. 2011年12月上旬育苗，22日施加基肥，24日下午移栽，种植密度36穴 ·m-2，每穴1株，2012-02-17日收割.

试验设置4个处理，分别为不施加有机肥(CK处理)、 “特锦浓”商品肥(CF处理，属有机肥)、 无添加赤泥的猪粪堆肥品(NRM处理)、 添加赤泥的猪粪堆肥品(RM处理)，3种有机肥基本性状如表 1所示[23, 24]. 每个处理随机设置3次重复，分别选取长×宽为1.5 m×2 m的试验地12块，总共用地36 m2，各地块之间采用插入土壤表层下30 cm的PVC板隔开. 为了解试验地土壤性状存在的差异，试验前测定了已划分的各小区土壤背景值(表 2). 各处理施加畜禽粪便堆肥品以基肥的形式一次性加入，施肥严格按照当地的传统模式，施加量(以N计)分别为：CK： 0、 CF: 0.13 kg ·m-2、 NRM: 0.13 kg ·m-2、 RM: 0.065 kg ·m-2，田间管理与当地传统管理保持一致. t检验结果表明，4组处理的土壤背景值各指标均不存在显著性差异.

表 1 各畜禽粪便堆肥品的基本性质 1) Table 1 Properties of different manure compost products

表 2 各试验地土壤的理化特性 1) Table 2 Properties of different experiment soils
1.2 气体采集与分析

温室气体(N2 O、 CH4)采集：采用静态箱法采集气样[25]. 采样箱为组合式不锈钢静态采样箱，由底座和顶箱两部分构成. 底座尺寸(长×宽×高)50 cm×50 cm×20 cm，底座设有水封槽. 在整个试验期，底座固定埋在土壤里，上沿高出土壤表面5 cm，露出水封槽，并保持底座处于水平位置. 顶箱尺寸(长×宽×高)50 cm×50 cm×50 cm(封顶)，内接有数字温度计探头. 箱体外包一层优质泡沫，以防止太阳辐射下采样箱壁温度升高影响观测结果. 箱侧面装有采气三通阀和防止箱内产生负压的导气管. 采样时将顶箱套在底座的水封槽上，里面加水密封，在封箱后的每5 min用60 mL注射器采样一次，共采5次，每次用注射器抽取60 mL气体，在24 h内完成测样. 为了尽量减少人为扰动对土壤理化特性的影响，采样在搭好的木桥上进行. 在气体采样的同时，分别测量土壤表层下5 cm处温度、 地表温度和湿度、 箱内温度和大气温度. 气样采集完毕后，采集适量的土壤样，用5号自封袋密封，带回实验室测量土壤含水率.

NH3采集：采用通气法氨气捕获装置[14, 23]. 试验开始前，分别在两片海绵(厚17 mm)上均匀加入15 mL磷酸甘油(50 mL磷酸加入40 mL丙三醇，定容至1 L)，放入PC管装置内的上下两端，下端吸收气体的海绵距管口4 cm并平行于采样平面放置，上端海绵齐管口即可. 将装置装配好后轻放采样点位上，装置周围密封好. 开始计时，1.5 h左右收取，并记录结束时间. 收取时将装置轻轻揭起，把下端的海绵放入盛有300 mL(1 mol ·L-1)KCl的塑料瓶中，用塑料膜封口，再旋紧瓶盖，避免运输过程中液体外漏. 密封标记后带回实验室测定.

N2 O和CH4样品采用美国安捷伦4890D气相色谱仪同时分析. N2 O浓度采用电子捕获检测器(GC/ECD)联机定量分析检测，检测温度350℃，柱温55℃； CH4浓度采用氢火焰离子化检测器(GC/FID)联机定量检测，检测温度200℃，柱温55℃. 前置柱采用不锈钢填充柱，内径2 mm×长1 m，内填80/100目porapakQ； 分析柱为内径2 mm×长3 m、 80/100目 porapakQ不锈钢填充柱； 载气：Ar-CH4(10%)； 载气流速：30 mL ·min-1； 样品分析用量15 mL，定量阀控制10 mL气样进入检测器分析. 将得到的色谱峰面积数据转换成浓度. 依据浓度值计算气体排放通量，即单位时间单位面积排放的气体质量，计算公式为[26]：

式中，f为气体排放通量，mg ·(m2 ·h)-1； Δm为N2 O气体中的N质量或CH4气体中的C质量，μg ·mg-1； A为静态采样箱截面积，m2； h为静态采样箱有效高度，m； Δc/Δt为单位时间气体样品的浓度变化量，10-6 min-1； M为1 mol N2 O或CH4中对应的N或C元素摩尔质量，g ·mol-1； 273/[273+(T1+T2)/2]为温度校正系数； T1、 T2为取第1个和最后1个样品时静态采样箱内气体温度，℃.

NH3分析：把浸泡在 1 mol ·L-1 KCl溶液的海绵拿出，采用纳氏试剂分光光度法测定浸提液氨氮的含量. NH3挥发量计算公式(2)如下[14]：

式中，f为氨气挥发速率，mg ·(m2 ·h)-1； c为浸提液中氨氮的浓度，mg ·L-1； V为浸提液的体积，mL； A为吸收氨气的海绵的有效面积，m2； t为采样时间，h.

气体排放累积量采用公式(3)和(4)计算[6]：

式中，i为取样次数； Q为各处理区气体排放总量(以N或C质量计)，g或mg； F为气体排放通量，mg ·(m2 ·h)-1； t为相邻两次测定的间隔天数，d.

由于温室气体排放具有明显的昼夜变化规律，时间变异性很大，因此采样时间的选择十分重要. 目前一般选择 08: 00~12: 00作为当日采样时间，并假定此测定值能代表当日交换通量[27]. 本研究的采样时间选择在上午09:00~11: 00. 每块试验地设置一个气体采样点，共计12个采样点. 静态采样箱置于每块试验地的中间位置，以除去边缘效应区域. 采样时人站在预先搭好的桥上采样，最大程度减少人为活动的干扰. 气体采样频率：前11 d每天采样，随后分别在第14、 17、 20、 23、 26、 47、 49、 54、 57和58 d采样(第26~47 d为春节假期)，每次气体采样同时监测环境空气温度.

1.3 土壤样品的采集和分析

土壤样品的采集：每次气体样品采集同时监测土壤表面温、 湿度、 地表 5 cm土壤温度以及土壤含水率. 土壤样品分别在试验开始前、 试验添加有机肥后和油麦菜收获时取样3次，在气体采样结束后按照五点“X”法进行土壤取样[28, 29]. 土壤样品主要监测指标和方法如下：含水率、 有机质、 TN、 TC、 TP. 称取5.000 0 g左右鲜样105℃烘24 h，测其含水率，在600℃下灼烧6 h，测其有机质. 取部分土壤样品在通风橱中风干后，研磨过100目筛，用元素分析仪(型号Varion EL Ⅲ，德国Elementar公司)测定TN、 TC； TP采用HClO4-H2SO4 红外消煮-分光光度法测定.

蔬菜样品在移栽和收获期采样，主要检测样品生物量和株高.

1.4 数据处理

数据处理采用 Excel 2010和Origin 8.1，统计分析应用 SPSS for Windows，Version 16. 0 (Chicago, I L,USA).

2 结果与讨论
2.1 CH4的排放通量和累积量变化

如图 1所示，CK处理的CH4排放通量在油麦菜生长期的第3、 9和17 d出现峰值，分别为1.25、 2.08和2.28 mg ·(m2 ·h)-1，且CH4排放主要集中在油麦菜生长的初期； RM和CF处理的CH4排放峰值出现在油麦菜生长的中期； NRM处理的CH4排放集中在油麦菜生长的中后期(第26~54 d)，峰值[2.58 mg ·(m2 ·h)-1]出现在第47 d，虽较其它处理滞后， 但高于其它处理. 4组处理的CH4平均排放通量和变化范围分别如下：CK 0.881，-0.011~2.280 mg ·(m2 ·h)-1； CF 0.035，-0.042~0.151 mg ·(m2 ·h)-1； NRM 0.339，-0.234~2.580 mg ·(m2 ·h)-1； RM 0.254，-0.051~0.803 mg ·(m2 ·h)-1. RM和CF试验地的CH4累积排放量明显低于CK处理， 4个处理以CH4形式的平均累积C排放量(Cumulative C)次序为NRM(3 525.47 mg)>CK(2 677.08 mg)>RM(985.71 mg)>CF(163.48 mg). Conrad等[30]的研究表明，氮肥施加导致土壤中各形态氮富足，充足的铵在适宜的氧环境下有利甲烷氧化菌对CH4的氧化作用，这解释了不施加氮肥的CK处理反而CH4排放量较高的原因； 另外，在油麦菜移栽前后(NRM除外)明显观测到CH4排放的巨大差异，这可能是土壤中丰富的氮素在蔬菜种植、 翻耕和浇水等人为扰动下，影响了CH4氧化过程[20]，也可能是油麦菜根际硝化对CH4的抑制，这说明菜地是CH4的微弱汇[30].

图 1 油麦菜生长期各处理的温室气体(CH4和N2 O)排放通量和累积排放量 Fig. 1 Fluxes and accumulative emissions of CH4 and N2 O during the growth of Lactuca sativa L.

t检验结果表明， CK与CF(P=0)、 CK与RM(P=0)、 CK与NRM(P=0.02)、 CF与RM(P=0.004)之间的CH4排放通量均具有极显著差异，但CF与NRM(P=0.075)、 RM与NRM(P=0.311)之间的CH4排放通量无显著差异.

2.2 N2 O的排放通量和累积量变化

如图 1所示，4个处理的N2 O排放具有相似的变化规律，主要集中在前20 d，并且油麦菜移栽(第4 d)时N2 O排放增高，这说明蔬菜移栽可同时影响CH4和N2 O的排放. 整个试验期CF、 RM和NRM处理的N2 O排放通量总体呈下降趋势，但CK处理后期的N2 O排放量仍较高.

4组处理N2 O的平均排放通量和变化范围分别是：CK 1.328，0.50~3.507 mg ·(m2 ·h)-1； CF 1.067，0.101~2.746 mg ·(m2 ·h)-1； RM 0.502，0.089~1.626 mg ·(m2 ·h)-1； NRM 0.282，0.043~1.014 mg ·(m2 ·h)-1； 4个处理以N2 O形式平均累积N排放量(Cumulative N)分别为CK(3 881.23 mg)>CF(2 871.13 mg)>RM(1 232.42 mg)>NRM(691.90 mg). 从整个过程看，CK处理排放的N2 O高于其它处理，这与许多研究认为施氮水平与N2 O的排放通量呈正相关结论相反，但是邱炜红[9]采用原状土柱试验研究了蔬菜地与裸地的N2 O排放差异，发现低施氮量(500 kg ·hm-2，以N计)下裸地N2 O排放量是高施氮量(750 kg ·hm-2，以N计)下蔬菜地的2倍多. 本研究CK处理的N2 O累计排放量分别是CF、 RM和NRM处理的1.4、 3.1和5.6倍，这可能是CK的土壤含水率高于其它处理造成了利于N2 O排放的缺氧环境.

t检验结果表明，CK与RM(P=0.001)、 CK与NRM(P=0.000)、 CF与RM(P=0.010)、 CF与NRM(P=0.000)的N2 O排放通量均具有极显著差异； 但CK与CF(P=0.321)、 RM与NRM(P=0.066)的N2 O排放通量无极显著差异.

2.3 NH3的排放通量和累积量变化

如图 2所示， 4组处理的NH3排放峰值都出现在第1 d和第54 d，并且这段时间内均观测到NH3的排放，但54 d后基本观测不到NH3的排放，开始有负排放量出现. 导致这种现象的原因是试验开始时土壤N源充足，含有丰富的铵态和氨态氮[18]，加之开始阶段土壤的高pH值(8.7~9.0)和60%左右的湿度环境为NH3排放提供了较高的潜势[6, 31]，而在试验后期N的消耗和迁移转化已经基本结束，观测不到NH3的排放.

图 2 油麦菜生长期各处理的氨气排放特征 Fig. 2 Fluxes and accumulative of NH3 emission during the growth of Lactuca sativa L.

4组处理的NH3平均排放通量和变化范围分别是：CK 1.88，-0.023~6.175 mg ·(m2 ·h)-1； CF 2.95，0.026~12.556 mg ·(m2 ·h)-1； RM 1.89，-0.003~8.566 mg ·(m2 ·h)-1； NRM 1.88，0.002~8.251 mg ·(m2 ·h)-1； 4组处理的NH3平均累积排放量分别为CF(9.88 g)>CK(7.88 g)>RM(7.80 g)>NRM(7.76 g)，相应的pH值依次为9.0、 9.0、 8.9、 8.7，可见碱性环境有利于铵态氮以NH3形式挥发.

t检验结果表明，CK与CF(P=0.137)、 CK与RM(P=0.968)、 CK与NRM(P=0.985)、 CF与RM(P=0.170)、 CF与NRM(P=0.165)、 RM与NRM(P=0.984)之间的NH3排放通量均无极显著差异.

2.4 CH4、 N2 O和NH3的排放系数

如表 3所示，CH4排放系数从大到小依次为NRM、 RM、 CF； NH3排放系数从大到小依次为RM、 CF、 NRM； 本试验NRM、 RM、 CF处理的N2 O的排放系数分别是0.18%、 0.63%、 0.74%，这些值低于文献[32]指出的全球因施用氮肥引起土壤的N2 O排放系数2.2%~2.7%，当然早期观测与现今的试验和检测条件存在差异，这些结果有待进一步研究. 本试验各处理的N2 O排放系数介于国内研究的0.27%~1.13%之间[33]，而RM和CF处理的N2 O排放系数与南京郊区蔬菜地N2 O平均排放系数0.73%较接近[33, 34].

表 3 不同处理CH4、 N2 O和NH3的排放总量和排放系数 1) Table 3 Accumulative emission and emission factor of CH4, N2 O and NH3
2.5 环境因素对CH4、 N2 O和 NH3排放量的影响

农业活动(如翻耕、 灌溉和施肥等)、 土壤特性和环境因子(如温度、 湿度和降雨量等)是影响N2 O和CH4排放的主要因素[19, 20, 22, 30, 35, 36]. 不同施肥方式、 施肥量和添加剂(锯末、 过磷酸钙)、 土壤温度、 pH值、 时空差异和灌溉等都会影响氨气的挥发[4, 13, 14]. 本研究对4组处理的CH4、 N2 O和NH3与土壤的表层湿度和温度、 土壤表层下5 cm处温度以及大气温度和土壤含水率进行了Pearson相关性分析(表 4)，结果表明： ①CK处理的土壤含水率对NH3排放显著负相关(P=0.05)，但CF、 RM和NRM处理各环境因素对NH3排放均无显著相关; ②CK处理的CH4排放通量与地表湿度(P=0.038)显著相关，与土温(P=0.030)显著负相关； CF处理各环境因素与CH4排放通量均无显著相关； RM处理的土壤含水率与CH4排放通量(P=0.052)显著相关； NRM处理的土温与CH4排放通量(P=0.016)显著相关; ③CK处理的N2 O排放通量与土壤含水率(P=0.018)显著相关； CF处理的地表湿度(P=0.007)、 地表温度(P=0.027)、 土温(P=0.013)和土壤含水率(P=0.001)与N2 O排放通量均显著相关； NRM处理的N2 O排放通量与地表湿度(P=0.012)、 地表温度(P=0.050)和土温(P=0.017)均显著相关.

表 4 温室气体(CH4、 N2 O)排放、 氨气挥发与环境因素的Pearson相关分析 1) Table 4 Results of Pearson correlation analysis of greenhouse gas emission

比较图 3与图 1可知，第4 d土温、 气温和地表温度较前3 d明显降至波谷，反观土壤湿度则出现第一次峰值，这种变化影响到了CH4和N2 O转折排放，即N2 O排放通量升高而CH4排放通量下降. 整个试验期间土温、 气温和地表温度的升高或下降都引起相应的含水率和湿度下降或上升，这种反复的波动情况，影响了CH4、 N2 O和NH3的不规则波动排放.

图 3 油麦菜生长期各处理的环境因子变化情况 Fig. 3 Changes of environmental factor during the growth of Lactuca sativa L.

环境因子(如土壤温度和含水率)是影响土壤CH4、 N2 O和NH3排放的主要因素[22]. 本研究的统计分析结果表明(表 4)，4个处理的CH4、 N2 O和NH3排放通量大多受土壤含水率影响，且在不同处理下3种气体的排放与1～2个环境因素显著相关，但不同处理下的3种气体排放均与气温无关. 由表 4可知，某些处理中CH4和NH3的排放量与单环境因素均无显著相关，如CF处理的CH4和NH3、 RM处理的N2 O，NRM处理的NH3，这可能是各因素共同决定了气体的排放量，这种推测与许多研究一致，例如，当土壤水分变化较小时，N2 O排放与温度呈正相关，当土壤水分变化大时，N2 O排放不完全随温度的变化而变化； 此外有分析发现N2 O与土壤温度和水分均无相关性，说明N2 O的排放是受二者共同作用的结果，当然不同种类有机肥的施加和土壤含碳氮水平都会影响CH4、 N2 O和NH3的排放[22, 37,38,39]. 上述结果表明，影响蔬菜地CH4、 N2 O和NH3排放的环境因素较为复杂，今后需要深入研究，例如，除了对气体通量与单个环境因素进行一定的相关分析外，还应增加包含多种环境因子的多元回归分析，以便进一步明确影响不同处理、 不同气体通量的主控因子以及不同因子的贡献权重. 同时，今后的研究中应加强对反应底物如铵态氮、 硝态氮、 MBC、 DOC以及一些功能菌群与土壤酶的同期分析，以便为相应的机制分析提供基础数据.

2.6 氮素平衡与生物量

本研究考察了N素以NH3挥发、 N2 O排放和蔬菜吸收利用这3种方式的损失量[图 4(a)]，其中，F-N、 N2 O-N、 NH3-H和V-N分别代表该组试验中，种植结束后土壤中总氮、 植物生长过程中以N2 O和NH3形式挥发的氮元素以及植物累积吸收的氮元素各自所占比例. 结果表明，N素损失比例最大的是以NH3挥发，其中CF、 RM和NRM处理的NH3挥发占N素损失比例分别为2.53%、 3.98%和2.0%，这与碱性土壤环境下导致氨气的排放有关. 不同处理的N素损失途径并不一样，如RM处理和NRM处理的N素另一主要去处是油麦菜吸收，所占比例分别是CF和NRM处理的2.7和2.5倍，而CF处理的N损失主要以N2 O排放为主. 总之，N素以NH3挥发损失的比例大小依次是RM、 CF、 NRM； 油麦菜吸收利用比例大小依次是RM、 NRM、 CF，以N2 O损失比例大小依次是CF、 RM、 NRM. 除本研究中考察的N素以3种形式损失外，有许多研究表明N素主要以反硝化成N2损失和硝酸盐的迁移及淋洗为主，以不同形态残留在土壤的N素占TN的37.5%，且一般分布在土壤的0~100 cm层[6, 12].

图 4 不同处理的氮素损失分布百分比和油麦菜产量 Fig. 4 Nitrogen loss percents and Lactuca sativa L. yields

不同有机肥施用的油麦菜平均产量(以鲜重计，g ·株-1)大小依次为： CF (44.41±11.65)、 RM (42.78±12.57)、 NRM (39.51±10.29)、 CK (38.62±17.38)，见图 4(b). CF、 RM、 NRM增产量(相对CK计)分别是14.9%、 10.8%、 2.3%，说明施加有机肥一定能增加蔬菜产量，同一施N水平下NRM蔬菜产量比商品肥CF处理产量低很多，但是它们对N的吸收利用量相当(CF是0.46%，NRM是0.51%)； 反而N减半的RM处理与CF蔬菜产量最接近，这或许与RM处理[图 4(a)]蔬菜对N的吸收率(1.26%)最高有关. 从温室气体减排及生物产量角度来看施加含有赤泥的有机肥效果比CF处理稍好，但其引起的以NH3挥发损失的N也最多.

3 结论

(1)现场观测结果表明，油麦菜地NRM、 RM、 CF处理的CH4排放系数分别为0.2%、 0.027%、 0.004%； N2 O的排放系数分别是0.18%、 0.63%、 0.74%； NH3的排放系数分别为2.00%、 3.98%、 2.53%.

(2)温室油麦菜种植过程中，土壤温度和地表湿度会显著地影响CH4排放通量变化； 而土壤温度、 地表温度和湿度与N2 O排放通量显著相关. CH4、 N2 O和NH3排放通量均显著受土壤含水率影响，在温室蔬菜种植中气温不是影响CH4、 N2 O和NH3排放的主要因素.

参考文献
[1] IPCC. Contribution of working group Ⅰ to the fourth assessment report of the intergovernmental panel on climate change[M]. New York: Nature Publishing Group, 2007. 987-995.
[2] 国家发展改革委员会. 中华人民共和国气候变化第二次国家信息通报[M]. 北京: 中国计划出版社, 2011.
[3] 李鑫, 巨晓棠, 张丽娟, 等. 不同施肥方式对土壤氨挥发和氧化亚氮排放的影响[J]. 应用生态学报, 2008, 19 (1): 99-104.
[4] 李剑睿, 苏芳, 黄彬香, 等. 鸡粪施入农田土壤的氨挥发研究[J]. 农业环境科学学报, 2009, 28 (9): 1959-1964.
[5] 中华人民共和国农业部. 2011中国农业发展报告[M]. 北京: 中国农业出版社, 2011.
[6] 曹兵, 贺发云, 徐秋明, 等. 南京郊区番茄地中氮肥的效应与去向[J]. 应用生态学报, 2006, 17 (10): 1839-1844.
[7] 曹兵, 贺发云, 徐秋明, 等. 露地种植大白菜的氮肥效应与氮素损失研究[J]. 植物营养与肥料学报, 2007, 13 (6): 1116-1122.
[8] 于亚军, 朱波, 荆光军. 成都平原土壤-蔬菜系统N2O排放特征[J]. 中国环境科学, 2008, 28 (4): 313-318.
[9] 邱炜红. 菜地土壤温室气体氧化亚氮排放及其控制研究[D]. 武汉: 华中农业大学, 2011.11-17.
[10] 陈清, 张福锁. 蔬菜养分资源综合管理理论与实务[M]. 北京: 中国农业大学出版社, 2006. 147-152.
[11] Zhu Z L, Chen D L. Nitrogen fertilizer use in China-contributions to food production, impacts on the environment and best management strategies[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2002, 63 (2-3): 117-127.
[12] 胡晓霞, 丁洪, 张玉树, 等. 不同菜地土壤硝化与反硝化活性[J]. 农业环境科学学报, 2009, 28 (12): 2657-2662.
[13] 马腾飞, 危常州, 王娟, 等. 不同灌溉方式下土壤中氨挥发损失及动态变化[J]. 石河子大学学报(自然科学版), 2010, 28 (3): 294-298.
[14] 王朝辉, 刘学军, 巨晓棠, 等. 田间土壤氨挥发的原位测定——通气法[J]. 植物营养与肥料学报, 2002, 8 (2): 205-209.
[15] Min J, Zhao X, Shi W M, et al. Nitrogen balance and loss in a greenhouse vegetable system in Southeastern China[J]. Pedosphere, 2011, 21 (4): 464-472.
[16] 杨芊葆. 长期不同施肥对中国东北黑土甲烷氧化菌群落特征与功能的影响[D]. 兰州: 甘肃农业大学, 2010. 37-41.
[17] 石生伟, 李玉娥, 万运帆, 等. 不同氮、磷肥用量下双季稻田的CH4和N2O排放[J]. 环境科学, 2011, 32 (7): 1899-1907.
[18] 金雪霞, 范晓晖, 蔡贵信, 等. 菜地土壤N2O排放及其氮素反硝化损失[J]. 农业环境科学学报, 2004, 23 (5): 861-865.
[19] 张军科, 江长胜, 郝庆菊, 等. 耕作方式对紫色水稻土农田生态系统CH4和N2O排放的影响[J]. 环境科学, 2012, 33(6): 1979-1986.
[20] 裴淑玮, 张圆圆, 刘俊锋, 等. 施肥及秸秆还田处理下玉米季温室气体的排放[J]. 环境化学, 2012, 31 (4): 407-414.
[21] 邱炜红, 刘金山, 胡承孝, 等. 不同施氮水平对菜地土壤N2O排放的影响[J]. 农业环境科学学报, 2010, 29 (11): 2238-2243.
[22] 邱炜红, 刘金山, 胡承孝, 等. 菜地系统土壤氧化亚氮排放的日变化[J]. 华中农业大学学报, 2011, 30 (2): 210-213.
[23] 邬玉龙. 猪粪堆肥过程NH3和温室气体(N2O、CH4)排放特征及减排[D]. 南昌: 南昌大学, 2011. 14-16.
[24] 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(N2O)减排研究[J]. 环境科学, 2011, 32 (7): 2047-2055.
[25] 王艳强. 川中丘陵区草地土壤-植物系统CO2、N2O和CH4通量研究[D]. 重庆: 西南农业大学, 2005.21-23.
[26] 母国宏. 不同土地利用状况下土壤N2O排放及其估算[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2008.33-36.
[27] 田慎重, 宁堂原, 迟淑筠, 等. 不同耕作措施的温室气体排放日变化及最佳观测时间[J]. 生态学报, 2012, 32 (3): 879-888.
[28] 蒋小芳. 不同堆肥原料有机无机复混肥对辣椒和油菜生长及土壤供氮特性的影响[D]. 南京: 南京农业大学, 2008.53-56.
[29] 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000. 149-156.
[30] Conrad R, Rothfuss F. Methane oxidation in the soil surface layer of a flooded rice field and the effect of ammonium[J]. Biology and Fertil of Soils, 1991, 12 (1): 28-32.
[31] 徐雨晴, 何吉成, 李凌浩, 等. 内蒙古半干旱草原的氨气挥发研究[J]. 资源与生态学报(英文版), 2010, 1 (1): 68-74.
[32] Van Beek C L, Pleijter M, Kuikman P J. Nitrous oxide emissions from fertilized and unfertilized grasslands on peat soil[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2011, 89 (3): 453-461.
[33] He F, Jiang R, Chen Q, et al. Nitrous oxide emissions from an intensively managed greenhouse vegetable cropping system in Northern China[J]. Environmental Pollution, 2009, 157 (5): 1666-1672.
[34] Xiong Z, Xie Y, Xing G, et al. Measurements of nitrous oxide emissions from vegetable production in China[J]. Atmospheric Environment, 2006, 40 (12): 2225-2234.
[35] 裴淑玮, 张圆圆, 刘俊锋, 等. 华北平原玉米-小麦轮作农田N2O交换通量的研究[J]. 环境科学, 2012, 33 (10): 3641-3646.
[36] 廖千家骅, 颜晓元. 亚洲地区稻田N2O排放影响因子统计模拟分析[J]. 环境科学, 2011, 32 (1): 38-45.
[37] Zhang H H, He P J, Shao L M. Ammonia volatilization, N2O and CO2 emissions from landfill leachate-irrigated soils[J]. Waste Management, 2010, 30 (1): 119-124.
[38] Gregorich E G, Rochette P, VandenBygaart A J, et al. Greenhouse gas contributions of agricultural soils and potential mitigation practices in Eastern Canada[J]. Soil and Tillage Research, 2005, 83 (1): 53-72.
[39] 黄丽华, 沈根祥, 顾海蓉, 等. 肥水管理方式对蔬菜田N2O释放影响的模拟研究[J]. 农业环境科学学报, 2009, 28 (6): 1319-1324.