室內培養條件下兩種氨揮發監測方法的比較

謝 威，王盈盈，孫 婷，王慎強，趙 旭

（1.中國科學院大學，北京100049；2.中國科學院南京土壤研究所，南京210008；3.南京信息工程大學，南京210044；4.南京市江寧區農業農村局，南京211100）

氨揮發作為農業氮素損失的重要途經之一，占氮肥施用量的17.6%[1]，這不僅帶來了巨大的經濟損失，也導致了嚴重的環境問題。有研究表明，歐盟每年因氨揮發損失造成的經濟損失在150 億至1050 億歐元之間[2]。同時，揮發到大氣中的氨氣可與大氣中的酸性物質反應形成氣溶膠，影響大氣能見度[3]，其生成物也會因干濕沉降重新進入農田、湖泊等生態系統，引起土壤酸化、生物多樣性下降、水體富營養化等一系列嚴重的環境問題[3-5]。氨揮發的大量排放還會對人體健康造成負面影響，危害人體的心血管健康、呼吸道健康等[6-9]。因此減少農業生產過程中的氨揮發損失一直是農田生態系統氮循環的一項重要課題。

田間試驗中常用的氨揮發監測方法包括：海綿吸收法、密閉室間歇抽氣法、微氣象學法等[10-13]；室內實驗中常用的方法包括：硼酸吸收-標準酸滴定法、連續密閉室通氣法、海綿吸收法等。田間實驗中，海綿吸收法雖能長時間的捕獲氨氣，從而對土壤氨揮發進行長時間監測，但該方法易受空氣中水分影響，且吸收裝置內的水、氣、熱條件與裝置外有所差異，因此難以保證其對氨揮發監測的準確性；密閉室間歇抽氣法則可以保證氨揮發通量監測結果的準確性，但其監測裝置復雜，且需要動力，難以保證抽氣裝置的長時間工作，無法滿足方便快捷且長時間監測氨揮發通量的要求；微氣象學法可以在不干擾田間自然環境條件下進行土壤-作物體系氨揮發的監測，且測得的結果能較為準確地反映田間氨揮發的實際情況，但該方法要求試驗場面積較大，不適合多處理比較研究，且所需的設備較多，工作量大，故被廣泛采用的難度較大[14]。室內實驗中，氨揮發監測方法的基本原理都是利用酸性溶液或浸有酸性溶液的裝置吸收培養裝置中的氨氣，然后再通過滴定、比色等方法進行進一步分析，但現有的方法都存在實驗操作技術繁瑣、耗時、工作量大等問題[15]。隨著近年來新型氮肥的不斷發展和廣泛應用，尤其是緩∕控釋尿素等新型氮肥可以通過延緩氮素向土壤的釋放，有效降低土壤銨濃度來控制氨揮發損失，但這通常也會延長氨揮發排放時間周期，增加了氨揮發監測的難度和不確定性[16-18]。因此，需要探索一套能長時間準確監測且方便快捷的氨揮發監測體系以適應氨揮發研究的需求。

近年來，通過氣體檢測管對特定氣體進行檢測的方法正廣泛應用于工業、消防、防災、環保和許多其他領域中[19-21]。這種方法可以對特定的一種或幾種氣體（如氨氣、CO、苯、硫酸等）直接進行測定，由于檢測管上印有刻度，用戶可以更加直觀、輕松地讀取和分析結果。

氨氣檢測管作為氣體檢測管方法中的一種，其原理是使少量氣體通過管內填充的可與氨氣發生反應并顯示典型顏色變化的特殊固體載體材料后，根據檢測管中變色部分所標示的刻度線，以及在使用過程中的吸氣量，即可得出空氣中氨氣的濃度（工作原理如圖1a 所示）。如今，氨氣檢測管應用于工業、養殖等行業時，其監測結果都與經典方法所測真實值有良好的一致性，表現出良好的監測效果[20-21]，而在應用于田間氨揮發監測時，由于田間條件復雜，因此需結合相應的氣象數據對監測結果進行校正[22-25]，但相比傳統的氨揮發監測方法，采用氨氣監測管對土壤氨揮發進行原位監測依然是一種可以實現長時間監測且簡單快捷的方法。目前，氨氣檢測管已有應用于田間氨揮發監測的報道，但卻罕有應用于室內培養條件下土壤氨揮發監測的報道。為此，本文研究氨氣檢測管在室內培養條件下對氨揮發的監測效果以及不同環境因素下的校正方法，對建立操作簡單快捷、檢測精度高、監測時間長的氨揮發監測體系具有重要意義。

本文在室內靜態密閉培養條件下，采用硼酸吸收-標準酸滴定法與氨氣檢測管對土壤培養實驗過程中的土壤氨揮發動態過程進行監測。比較兩種方法監測的結果，探討氨氣檢測管在室內培養條件下監測土壤氨揮發的可行性。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤采自江蘇常熟農田生態系統國家野外科學觀測研究站宜興農業環境研究基地（31°16′ N，119°54′ E）稻田0～20 cm耕層土壤。新鮮土樣采回實驗室后剔除石塊、動植物殘體等雜物，風干研磨并過1 mm 篩備用。土壤類型為潛育性水稻土，黏粒、粉粒和砂粒分別占13.23%、81.25%、5.51%，土壤pH 為4.71，全氮含量為1.27 g·kg-1，有機碳含量為12.72 g·kg-1。

1.2 試驗設計

1.2.1 試驗裝置的回收率及檢測限

圖1 室內培養實驗氨揮發檢測裝置工作原理示意圖Figure 1 Schematic diagram of the working principle of ammonia volatilization detection devices in laboratory incubation

試驗共設10 個濃度的含N 溶液，分別為0.1、0.2、0.5、1、2、4、8、12、16、20 mg N·L-1，使用“硼酸吸收-標準酸滴定法”和“氨氣檢測管法”測定實驗過程中的氨氣濃度，共20 個處理，每個處理3 次重復。將100 mL對應濃度的NH4HCO3溶液加入500 mL 廣口玻璃瓶中，用NaOH 溶液調節pH 至12 左右。用橡膠塞密閉瓶口后置于25 ℃恒溫培養箱培養24 h 后（此時，溶液中銨態氮被視為完全變為氣態氮揮發至實驗裝置的空氣中，裝置中的理論氨氣濃度分別為0.024、0.049、0.12、0.24、0.49、0.97、1.94、2.91、3.89、4.86 mg·L-1），測定廣口玻璃瓶中的氨氣濃度，計算不同氨揮發檢測方法在測定氨氣濃度時的回收率和變異系數。

1.2.2 培養過程中氨揮發損失速率及累積損失量

實驗采用靜態密閉室法進行室內培養，以施入風干土中的N 量作為變量，設3 個施N 量，分別是0（CK）、200 mg N·kg-1（N200）和400 mg N·kg-1（N400），使用兩種氨揮發監測方法，即“硼酸吸收-標準酸滴定法”和“氨氣檢測管法”對培養過程中的氨揮發進行監測，共6 個處理，每個處理3 次重復。稱取100.00 g過1 mm 篩的風干土于500 mL 廣口玻璃瓶中，輕輕搖晃使風干土均勻鋪平在廣口玻璃瓶底部，加入對應濃度的尿素溶液，調節土壤含水量至土壤最大持水量的60%，用帶氣孔的橡膠塞密閉瓶口，置于25 ℃恒溫培養箱中進行好氣培養（圖2）。培養開始后分別在第0、1、2、3、4、6、8、10、12、14 d時，使用1 L·min-1抽氣速率的真空泵通過氣孔連續抽氣1 min，將裝置內空氣抽空，再通過氣孔連通裝置外的空氣，持續2 min，使空氣自然進入裝置內，連續3 次，完成實驗裝置內和裝置外的氣體交換，使整個培養過程保持好氣培養，同時把培養過程中的土壤揮發出的氨氣置換出去。換氣后密閉24 h，分別使用“硼酸吸收-標準酸滴定法”和“氨氣檢測管法”測定培養裝置中的氨氣濃度，并據此計算檢測當日的氨揮發速率及氨揮發累計損失量。

圖2 培養實驗裝置圖Figure 2 Experimental device

使用“硼酸吸收-標準酸滴定法”進行氨揮發監測的處理：培養開始前均在培養裝置底部放入裝有硼酸吸收液的小塑料杯，用于累積吸收培養過程中從土壤揮發出的氨氣。在檢測當日，使用標準酸（0.005 mol·L-11∕2H2SO4）對變色后的硼酸吸收液進行滴定，其結果即為培養開始后到檢測結束時培養裝置內空氣中的氨氣濃度（硼酸吸收液不變色則氨氣濃度為0），并據此計算當日的氨揮發速率及氨揮發累計損失量。

使用“氨氣檢測管法”進行氨揮發監測的處理：在檢測當日，直接使用氨氣檢測管[日本光明理化學工業株式會社，型號105SD，檢測范圍0.1 mg·L-1（100 mL，NH3），增加吸氣量時則需根據增加倍數換算得出所測氣體的氨氣濃度]連接培養裝置，通過氣體采樣器（日本光明理化學工業株式會社，型號AP-20）吸入100 mL 培養裝置內的氣體，使其通過檢測管，根據顏色變化（粉紫色變成米黃色）讀取結果，其結果即為上次換氣后至檢測結束時培養裝置內空氣中的氨氣濃度（氨氣檢測管不變色則氨氣濃度為0），并據此計算當日的氨揮發速率及氨揮發累計損失量。同時，對兩種氨揮發檢測方法所得的土壤氨揮發速率和土壤氨揮發累積損失量分別進行線性擬合，對土壤氨揮發累積損失量進行邏輯方程擬合，考察兩種氨揮發監測方法之間的關系[23，26]。

另設置一組實驗，以施入風干土中的N量作為變量，共設3 個施N 處理，分別是CK、N200 和N400，每個處理3 次重復。稱取10.00 g 過1 mm 篩的風干土，置于培養裝置中，輕輕搖晃使風干土均勻鋪平在培養裝置底部，加入對應濃度的尿素溶液，調節土壤含水量至土壤最大持水量的60%。密閉后置于25 ℃恒溫培養箱中好氣培養15 d。分別于培養后第0、1、2、3、4、6、8、10、12、14 d對所有培養裝置進行換氣，并在密閉24 h 后對對應裝置內樣品進行破壞性取樣。將裝置內的土壤用2 mol·L-1KCl 溶液進行浸提（土壤∶KCl溶液=1∶5），振蕩過濾后用流動分析儀測定土壤浸提液中的NH+4-N、NO-3-N和TN含量。

1.2.3 土壤基本理化性質的測定

土壤基本理化性質（土壤粒徑組成、土壤pH、土壤有機碳、土壤全氮等）按照《土壤農業化學分析方法》進行測定[27]。

1.3 數據處理

實驗數據采用Excel 2016、OriginPro 2016 等數據軟件處理。實驗數據計算公式如下：

1.3.1 硼酸吸收-標準酸滴定法氨揮發累計損失量（Fi，mg N·kg-1）=(vi-v0)×c×M ××ks

式中：vi表示培養后第i d標準酸滴定體積，mL；v0表示空白對照標準酸滴定體積，mL；c 表示標準酸濃度，mol·L-1；M 表示N 的摩爾質量，g·mol-1；V 表示培養裝置氣體體積，L；m 表示土壤質量，kg；ks表示面積換算系數，土壤底面積與吸收裝置底面積的比值。

氨揮發速率（FN，mg N·kg-1·d-1）=

式中：Fi表示培養后第i 次采樣時的氨揮發通量，mg N·kg-1；tN表示采樣時培養的時間，d。

1.3.2 氨氣檢測管法

氨揮發速率（FN，mg N·kg-1·d-1）=

式中：C 表示氨氣檢測管測定濃度，mg·L-1；k 表示實驗過程中吸氣量與氨氣檢測管設計吸氣量之間的倍數；t 表示換氣后密閉時間，d；M 表示N 的摩爾質量，g·mol-1；Vm表示氣體摩爾體積，標準狀況下為22.4 L·mol-1；T 表示培養溫度，℃；V 表示培養裝置氣體體積，L；m表示土壤質量，kg。

氨揮發累積損失量（Fi，mg N·kg-1）=

式中：i表示培養過程中第i次采樣；t表示采樣時培養的時間，d。

1.3.3 回收率

式中：FN表示檢測裝置回收的氨揮發通量，mg N·kg-1；F0表示實驗裝置初始的氨揮發通量，mg N·kg-1。

1.3.4 變異系數

式中：σ表示各處理重復實驗間的標準差；μ表示各處理重復實驗間的平均值。

1.3.5 邏輯方程

兩種氨揮發監測方法所得的土壤氨揮發累積損失量用邏輯方程進行擬合[26]，擬合公式：

式中：Y 表示氨揮發累積量，mg N·kg-1；a 表示最大氨揮發累積量，mg N·kg-1；c表示速率參數；t表示培養時間，d；i表示“S”型曲線圖形參數。

最大氨揮發速率出現的時間tmax（d）（培養實驗開始后的天數）的計算公式：

式中：i表示“S”型曲線圖形參數；c表示速率參數。

2 結果與分析

2.1 兩種氨揮發監測方法的回收率及其變異系數

回收率是反映待測物在對樣品進行分析過程中的損失程度，可以說明樣品分析方法的精確性。從表1 中可以看出，氨氣濃度在高于1.94 mg·L-1時，硼酸吸收-標準酸滴定法和氨氣檢測管法對氨氣的回收率都較高，兩種方法的回收率都在90%以上。而低于1.94 mg·L-1時，兩種方法對氨氣的回收率則均隨氨氣濃度的降低而降低。氨氣濃度在0.24～0.97 mg·L-1之間時，氨氣檢測管法的回收率高于硼酸吸收-標準酸滴定法，當氨濃度低于0.049 mg·L-1時，則兩種方法均檢測不到氨氣濃度。但在實驗過程中，氨氣檢測管法所得結果的變異系數卻相對較高。這表明，氨氣檢測管法的穩定性比硼酸吸收-標準酸滴定法的穩定性低。同時，本文所使用的氨氣檢測管所能檢測的最低氨氣濃度為0.12 mg·L-1，而此時，硼酸吸收液在培養24 h 后沒有出現明顯的顯色反應。說明氨氣檢測管法對氨氣的檢測限比硼酸吸收-標準酸滴定法的低。

2.2 培養過程中氨揮發的動態變化

由圖3 可知，施氮處理的氨揮發峰值均出現在培養后第3 d，硼酸吸收-標準酸滴定法所測U200 和U400 的氨揮發速率峰值分別為1.60 mg N·kg-1·d-1和3.34 mg N·kg-1·d-1，氨氣檢測管法所測氨揮發速率峰值則分別為1.15 mg N·kg-1·d-1和2.58 mg N·kg-1·d-1。對照組中，氨氣檢測管法所測的氨揮發速率同樣在培養后第3 d 達到峰值，為0.29 mg N·kg-1·d-1，而硼酸吸收-標準酸滴定法所測峰值則出現在培養后第4 d，氨揮發速率為0.39 mg N·kg-1·d-1。第4 d 后，各處理的氨揮發速率均明顯下降，并在第7 d后，降低到相對平穩的較低水平。

表1 不同氨氣濃度下硼酸吸收-標準酸滴定法和氨氣檢測管法的回收率比較（%）Table 1 Comparison of recovery rates between boric acid absorption-standard acid titration and ammonia detector-tubes at different ammonia concentrations（%）

圖3 兩種氨揮發檢測方法所測培養過程中氨揮發速率的動態變化Figure 3 Dynamic change of ammonia volatilization rate between the two ammonia volatilization detection methods during the soil aerobic incubation

許多研究結果表明，在沒有限制因素存在的條件下，氨揮發速率隨表層土壤銨態氮含量的增加而增大，兩者間呈顯著正相關。由表2 可知，各處理的土壤銨態氮含量在培養實驗的前3 d 均呈上升趨勢，在第3 d達到峰值后開始下降，并在第7 d后開始緩慢下降，但一直保持在一個較高的濃度水平。培養開始后第1 d，僅氨氣檢測管法在U200 和U400 處理中檢測出氨揮發，而硼酸吸收-標準酸滴定法則分別在第2、第3 d 和第4 d 才在U400 處理、U200 處理和對照組中檢測出氨揮發。由于硼酸吸收-標準酸滴定法所測定的是培養過程中氨揮發的累積排放量，即U400、U200 和對照組在培養過程中第一次檢測出氨揮發時的量，硼酸吸收液分別累積吸收了2、3 d和4 d從土壤中揮發出的氨氣，而氨氣檢測管法所測的則是換氣后密閉24 h 的土壤揮發的氨氣。因此，分別在第3 d 和第4 d通過硼酸吸收-標準酸滴定法所得出的U200和對照組的氨揮發速率較氨氣檢測管法的氨揮發速率高。對于U400處理，由于在氨氣濃度低的時候，硼酸吸收-標準酸滴定法的回收率較低，會低估空氣中的氨氣濃度，故在第2 d 通過硼酸吸收-標準酸滴定法測定的U400處理的氨揮發速率較氨氣檢測管法的氨揮發速率低，而在培養后第3 d，實驗裝置中累積的氨氣濃度較高，此時硼酸吸收-標準酸滴定法的回收率在90%左右，測定過程中的低估現象消失，這可能也是硼酸吸收-標準酸滴定法所測的培養過程中氨揮發速率峰值明顯高于氨氣檢測管法的原因。

兩種監測方法在各處理所測的氨揮發累積量如圖4 所示。兩種方法得到的氨揮發累積動態高度相似。硼酸吸收-標準酸滴定法所測對照組、U200 和U400 的氨揮發累積量分別為0.76、3.29 mg N·kg-1和7.20 mg N·kg-1。培養結束后，兩個施氮處理的氨揮發損失率分別為1.26%和1.61%。氨氣檢測管法所測對照組、U200 和U400 的氨揮發累積量分別為0.76、3.05 mg N·kg-1和7.16 mg N·kg-1，培養結束后，兩個施氮處理的氨揮發損失率分別為1.15%和1.59%。兩種方法所得到的各處理氨揮發累積量和累積氨揮發損失率并沒有顯著差異（P＞0.05）。

2.3 兩種氨揮發監測方法的比較

通過線性回歸擬合的方法對兩種氨揮發監測方法所測結果進行比較，兩者之間的R2越接近1，則線性關系越強，而斜率越接近1，則表示兩種方法所測結果越吻合，且擬合結果的斜率與1 的大小關系，也能預測在不同氨氣濃度下進行檢測時，兩種氨揮發監測方法之間的關系。

硼酸吸收-標準酸滴定法與氨氣檢測管法所監測的氨揮發累積損失量和氨揮發速率結果進行線性回歸擬合的結果顯示（圖5），兩種方法之間的決定系數（R2）分別為0.988 和0.949，回歸系數（斜率）分別為0.995 和1.242。表明這兩種方法之間存在極強的線性關系，且兩種方法在監測培養過程中氨揮發累積損失量時表現出良好的一致性，也即說明在室內培養條件下使用氨氣檢測管法監測土壤氨揮發累積損失量的結果與使用硼酸吸收-標準酸滴定法的結果具有良好的一致性。但檢測氨揮發速率時，在氨揮發速率較高的情況下，檢測管法測定的氨揮發速率會低于硼酸吸收-標準酸滴定法，而氨揮發速率較低時，氨氣檢測管測定的值則會高于硼酸吸收-標準酸滴定法。這可能是由于檢測管法進行氨氣濃度檢測時其檢測限高于硼酸吸收-標準酸滴定法，且氨氣濃度較低時，檢測管法進行氨氣檢測時其回收率高于硼酸吸收-標準酸滴定法所導致。

表2 培養過程中各處理土壤礦質氮、TN動態變化（mg N·kg-1）Table 2 Dynamic changes of NH+4-N，NO-3-N and TN in each treatment during the soil aerobic incubation（mg N·kg-1）

圖4 兩種氨揮發檢測方法所測培養過程中氨揮發累積損失的動態變化Figure 4 Dynamic change of ammonia volatilization cumulative loss between the two ammonia volatilization detection methods during the soil aerobic incubation

圖5 兩種氨揮發監測方法氨揮發結果的線性比較Figure 5 Linear comparison of ammonia volatilization results for two ammonia volatilization monitoring methods during the soil aerobic incubation

同時，通過對兩種氨氣監測方法的氨揮發累計損失量進行邏輯方程擬合也可明確兩種方法監測氨揮發的動力學過程，通過對兩種氨揮發監測方法所擬合得出的漸進氨揮發累積損失量（參數a）、速率常數（參數c）、和“S”型曲線圖形參數（參數i）以及通過速率常數和“S”型曲線圖形參數計算出的最大氨揮發速率出現時間（tmax）的比較可以考察兩種方法的動力學過程，各參數結果越相近，則兩種方法所測氨揮發損失的動力學過程也越相近。硼酸吸收-標準酸滴定法和氨揮發檢測管法的氨揮發累積損失量的邏輯方程擬合結果如表3所示，各處理的tmax都出現在2～4 d，這與培養實驗過程中各處理的氨揮發速率峰值出現時間相吻合。同時，在等氮量的條件下，兩種氨揮發監測方法的參數a與培養實驗的結果比較接近，參數c和參數i 的結果也比較接近。這表明，在等氮量的條件下，兩種方法的氨揮發損失動力學過程具有相似性，即兩種方法在施氮處理中所監測的氨揮發損失動力學過程具有良好的一致性。

表3 兩種氨揮發監測方法的邏輯方程擬合動力學參數結果Table 3 Logic equation fitting kinetic parameter results for two ammonia volatilization monitoring methods during the soil aerobic incubation

3 討論

研究結果表明，兩種氨揮發監測方法所得到的土壤氨揮發損失動力學過程和累積氨揮發損失量具有良好的一致性[23-26，28-30]，初步印證了室內靜態培養條件下檢測管法監測土壤氨揮發的可行性。但室內培養法為靜置培養，會導致培養裝置內的氣體交換率較低，致使培養過程中的試驗裝置內氨氣濃度較低，氨氣檢測管法檢測氨氣時的檢測限不僅比硼酸吸收-標準酸滴定法更低，且在氨氣濃度較低時，氨氣檢測管法所測定的氨氣濃度也更接近真實值[31]。因此，應用檢測限更低的氨氣檢測管法對氨揮發損失過程進行監測更具優勢。同時，根據氨氣檢測管的使用方法可推斷，在氨氣檢測管的使用過程中，可通過增加吸氣量提高其檢測精度。故在氨揮發速率過低時，氨氣檢測管法還可以通過前期相關的試驗確定適合具體檢測需求的配套試驗裝置，通過配套的試驗裝置增加吸氣量，或根據檢測需求使用更高精度的氨氣檢測管，從而滿足氨氣濃度較低時的檢測需求。

氨氣檢測管法在應用于室內試驗時，實際是靜態箱法中的一種。李欠欠[32]通過室內靜態密閉培養方法對土壤氨揮發進行研究時，使用擴散型氨氣檢測管[檢測范圍：（1 h）20～1500 mg·L-1；（最長使用范圍）2.5～200 mg·L-1]實現對培養過程中土壤氨揮發的累積排放量的實時監測。但不同于本文中使用的抽氣型氨氣檢測管，擴散型氨氣檢測管是通過土壤揮發出的氨氣擴散至檢測管中才能對氨揮發進行檢測，其裝置內的氣體交換率低，且無法通過增加吸氣量滿足檢測需求，在氨揮發速率較低時的適用性尚需進一步驗證。同時，擴散型氨氣檢測管與硼酸吸收-標準酸滴定法均是通過被動吸收氨氣實現檢測目的，監測過程中會影響試驗裝置內的氣體平衡，可能會促進試驗土壤中新的氨氣揮發過程，造成測定結果中氨揮發速率和氨揮發累積損失量偏高。而本研究所建立的氨氣檢測管法則是在氨揮發過程結束后主動吸收測定試驗裝置內累積的氨氣濃度，監測過程中不存在氨氣的額外損失，避免了試驗土壤中新的氨揮發過程，其測定結果更接近實際結果。

氨氣檢測管法在應用于田間試驗時，由于所需氣體較大，需要配備抽氣速率比較慢的抽氣裝置，氨氣檢測管法則轉變為動態箱法的一種，且由于田間試驗過程中受多種因素影響，特別是溫度、風速等氣象條件的影響，作為動態箱法的氨氣檢測管法過低的氣體交換率，通常會導致低估氨揮發的實際損失量[22]。Pacholski 等[23-24]在河南封丘試驗站進行了與微氣象方法的比較試驗，結果顯示，在使用氨氣檢測管進行原位監測的基礎上，與氣象數據（以風速為主）相結合，通過一系列試驗校正公式可將氨氣檢測管法測量的氨揮發轉換成田間自然條件下的氨揮發，且校正后的氨氣檢測管法的可信性較好。因此，后期開展氨氣檢測管法在田間的應用研究及對新型氮肥的氨揮發排放進行長期監測時，應結合微氣象學法對氨氣檢測管所測的值進行校正，并注意對校正方法可行性的驗證及調整，以及結合實際生產狀況對采樣裝置及氨氣檢測管進行合理的選擇，使其在應用時所測的值更接近田間自然條件下氨揮發的真實值。

4 結論

（1）硼酸吸收-標準酸滴定法和氨氣檢測管法所得到的土壤氨揮發損失動力學過程和氨揮發累積損失量具有良好的一致性。初步驗證了氨氣檢測管法應用于室內靜態培養條件下氨揮發監測是可行的。

（2）在對氨氣濃度進行測定時，應用本文使用的氨氣檢測管法比硼酸吸收-標準酸滴定法具有更高的靈敏度。