萬偉帆，李 斐，紅 梅，常 菲，高海燕

（內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)草原與資源環(huán)境學(xué)院/內(nèi)蒙古自治區(qū)土壤質(zhì)量與養(yǎng)分資源重點實驗室，呼和浩特 010011）

我國是世界上氮肥施用量最多的國家[1]，氮肥利用率低于世界平均水平。研究表明，施入農(nóng)田的尿素有20%～25%以氨揮發(fā)的形式進(jìn)入大氣與酸性物質(zhì)結(jié)合引起酸雨等環(huán)境問題[2–3]。還有7%以氧化亞氮的形式排放到大氣中[4]，氧化亞氮 (N2O) 氣體雖以痕量存在，但其對溫室效應(yīng)的貢獻(xiàn)卻達(dá)到5%，具有較強的增溫潛勢，其潛在增溫效應(yīng)約為CO2的190～270倍[5]。所以氮肥的大量損失會帶來經(jīng)濟、生態(tài)、社會的負(fù)面效應(yīng)。

近些年，針對氮肥氣態(tài)損失這一現(xiàn)象，諸多學(xué)者對農(nóng)田氧化亞氮排放和氨揮發(fā)展開研究。關(guān)于水稻田的研究發(fā)現(xiàn)，以氧化亞氮形式的氮肥氣態(tài)損失率約占0.05%，而以氨揮發(fā)形式的氮肥氣態(tài)損失率可達(dá)11.5%～38.7%[6–9]。旱地氧化亞氮排放的氣態(tài)損失率約為0.09%～0.7%，以氨揮發(fā)形式的氣態(tài)損失達(dá)1.0%～9.6%[10–13]。而影響農(nóng)田氨揮發(fā)和氧化亞氮排放的主要因素是氮肥施用量。其次，土壤因素、氣候因素和農(nóng)業(yè)措施與氮肥氣態(tài)損失也有直接關(guān)系[14–15]。董玉紅等[16]對小麥玉米輪作體系研究發(fā)現(xiàn)氧化亞氮損失率對施肥次數(shù)的響應(yīng)較為顯著，有研究進(jìn)一步表明，與低效灌溉方式相比，多次施肥的滴灌模式已經(jīng)成為提高氮肥利用率和作物產(chǎn)量的有效技術(shù)[17–18]。另外添加抑制劑等也可降低氮肥的氣體損失，張文學(xué)等[19]發(fā)現(xiàn)，農(nóng)田施用尿素并輔以脲酶抑制劑和硝化抑制劑可以減少氮素?fù)p失。所以合理的施肥方式和優(yōu)化管理是提高氮肥利用率、減少氮肥氣態(tài)損失的重要措施[20]。

目前，國內(nèi)關(guān)于農(nóng)田氨揮發(fā)和氧化亞氮排放的研究多集中于南方水稻田和北方玉米、小麥。馬鈴薯作為世界第四大糧食作物，受到經(jīng)濟利益的驅(qū)使，在內(nèi)蒙古陰山北麓馬鈴薯田的種植面積逐漸擴大，農(nóng)民施用氮肥也普遍存在過量的問題。關(guān)于滴灌條件下的馬鈴薯田氨揮發(fā)和氧化亞氮排放的研究鮮見報道。內(nèi)蒙古陰山北麓地處我國北方農(nóng)牧交錯區(qū)，隨著灌溉技術(shù)的提高原來傳統(tǒng)的雨養(yǎng)農(nóng)業(yè)逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)榈喂嗟裙?jié)水灌溉農(nóng)業(yè)，并在中西部地區(qū)被廣泛推廣。因此本研究通過設(shè)置不同氮肥用量及優(yōu)化施氮量再添加脲酶抑制劑，研究滴灌施肥的馬鈴薯田氨揮發(fā)和氧化亞氮排放特征，為合理施氮及評價氮肥對環(huán)境影響提供理論依據(jù)，為更大區(qū)域內(nèi)的農(nóng)田高產(chǎn)與減少環(huán)境污染提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于內(nèi)蒙古自治區(qū)武川縣的兩個村莊進(jìn)行，地理位置為 40°47’N，110°31’E，屬陰山北麓，氣候特征為中溫帶大陸性季風(fēng)氣候。年平均氣溫3.0℃，無霜期124 d左右，月平均氣溫 ≥ 0℃的年積溫為2578.5℃。歷年平均降水為354.1 mm左右。試驗地土壤基本性質(zhì)見表1。

1.2 試驗設(shè)計

試驗分兩年進(jìn)行，第一年于2015年5月17日在武川縣周邊斗梁山村采用機械化統(tǒng)一播種，9月26日人工測產(chǎn)后收獲；2016年5月12日在武川縣周邊西土城村機械化統(tǒng)一播種，9月5日人工測產(chǎn)后收獲。試驗處理均采用高壟種植，壟高30 cm，兩壟中心距離為90 cm，每壟種植一行，每個處理6壟，株距為18 cm，各處理隨機排列，均采用不覆膜滴灌種植，每個小區(qū)的面積為72 m2，4次重復(fù)，種植密度為55500株/hm2。滴灌帶規(guī)格為：滴管帶內(nèi)徑16 mm，滴頭間距300 mm，滴頭流量1.75 L/h (各處理滴灌量一致)。2015年設(shè)置4個不同氮肥用量分別為：不施氮 (CK)；優(yōu)化施氮模式，施N 180 kg/hm2(Opt)；優(yōu)化施氮減半模式，施N 90 kg/hm2(OptR)；農(nóng)民傳統(tǒng)施肥量，施N 270 kg/hm2(Con)。2016年試驗處理根據(jù)2015年的施氮量進(jìn)行調(diào)整，設(shè)置4個處理：不施氮 (CK)；優(yōu)化施氮添加脲酶抑制劑模式，施N 162.6 kg/hm2(OptI)；優(yōu)化施氮模式，施N 162.6 kg/hm2(Opt)；農(nóng)民傳統(tǒng)施肥量，施N 320 kg/hm2(Con)。含脲酶抑制劑氮肥為0.05%力謀士增效尿素(46%)，由巴斯夫 (中國) 有限公司提供，有效成分為NBPT和NPPT，與普通尿素施用方法與用量一致。具體施肥時間及用量見表2。

1.3 氣體的采集與測定

1.3.1 氨氣樣品的采集 采用通氣法對氨氣進(jìn)行采集[21]。在各試驗處理的4個重復(fù)內(nèi)均隨機放置一個一端封閉 (遮雨作用)，另一端開口的聚氯乙烯硬質(zhì)塑料管 (內(nèi)徑15 cm、高10 cm) 4個，在每個管中部放置厚度為2 cm、直徑為16 cm并均勻蘸取磷酸甘油溶液 (50 mL磷酸 + 40 mL丙三醇，定容至1000 mL)的海綿一塊，吸收通過土壤揮發(fā)出的氨氣。采樣于每日8:00進(jìn)行。裝置的擺放位置隨機選取，采樣時，將裝置中部的海綿取出，立即裝入已編號的密封袋中，同時換上另一塊剛浸過磷酸甘油的海綿。將裝置變動擺放位置并重新放好，開始下一次田間吸收。取下的海綿帶回實驗室后，分別裝入500 mL的塑料瓶中，加濃度為2.0 mol/L的KCl溶液300 mL，使海綿完全浸入，振蕩1 h后，用FIAstax5000流動分析儀測定浸提液中銨態(tài)氮濃度。整個作物生育期內(nèi)每次追肥后，每2 d采樣一次，再根據(jù)測到的揮發(fā)氨數(shù)量多少，每3 d左右采樣1次，直至各處理氨揮發(fā)速率降低，到下一次施肥前為止 (其中2015年因為強降雨導(dǎo)致第5次施肥后氨的數(shù)據(jù)缺失)。

表 1 供試土壤的基本性質(zhì)Table 1 Basic properties of the tested field

表 2 2015年和2016年高壟滴灌馬鈴薯氮肥追施量 (kg/hm2) 和日期 (m-d)Table 2 Amount and date of nitrogen topdressing in potato in 2015 and 2016

1.3.2 氧化亞氮的采集方法 氣體樣品采用靜態(tài)暗箱法進(jìn)行采集[22]。采樣設(shè)備由箱體和底座兩部分組成。箱體使用不銹鋼板焊接制成，尺寸為長50 cm、寬50 cm、高70 cm，在一側(cè)距底部約25 cm處接取氣三通閥，其旁設(shè)有溫度探測口，箱內(nèi)頂部安裝小型風(fēng)扇用以混合箱內(nèi)氣體。采樣在上午8:00—11:30進(jìn)行，采樣時將底座上的水槽注水，密封箱體后，將采樣箱扣在底座上。于密封后0、10、20、30 min用100 mL針筒抽取氣體，置于塑封氣袋內(nèi)，帶回實驗室用Picarro GO2308分析儀進(jìn)行測定。整個作物生育期內(nèi)每次追肥后，每隔1 d采集1次氣體，連續(xù)采集3次。

1.3.3 土壤溫度與土壤濕度的測定方法 采集氣體樣品的同時用便攜式金屬探針溫度計測定10 cm處土壤溫度，并用烘干法測定旱地0—10 cm土壤含水率。1.3.4 氣體通量的計算

1.3.4.1 氨氣揮發(fā)量 氨氣揮發(fā)速率的計算公式如下：

式中：F (NH3) 為氨揮發(fā)速率 [mg/(m2·d)]；A 為海綿有效面積 (m2)；t為采樣時間 (d)；C為浸提液的銨態(tài)氮濃度 (mg/L)；V為浸潤液體積 (L)。

氨揮發(fā)的累積量是生育期內(nèi)每天揮發(fā)量的累加值；氨揮發(fā)氣態(tài)損失量是由施氮處理與不施氮處理的差值，用差減法進(jìn)行估算。

1.3.4.2 氧化亞氮排放通量 氧化亞氮排放通量的計算公式如下：

式中：F為氧化亞氮排放通量 [mg/(m2·h)]；ρ為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下氧化亞氮的密度；V為采樣箱內(nèi)有效體積(m3)；A為采樣箱所覆蓋的土壤表面積 (m2)；dC/dt為單位時間內(nèi)采樣箱氧化亞氮隨時間的濃度變化率[nL/(L·h)]；T為采樣過程中靜態(tài)箱內(nèi)的平均溫度 (℃)。

氧化亞氮的累積排放量是生育期內(nèi)每天排放量(每小時排放量 × 24) 的累加值，氣態(tài)損失量是由施氮處理與不施氮處理的差值用差減法進(jìn)行估算。

1.4 數(shù)據(jù)處理

使用Microsoft Excel 2007軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計、制圖；采用SPSS 19進(jìn)行單因素分析，其顯著水平為P ＜ 0.05。表中數(shù)據(jù)為處理平均值 ± 標(biāo)準(zhǔn)差。

2 結(jié)果與分析

2.1 氨揮發(fā)速率

圖 1 馬鈴薯田氨揮發(fā)速率Fig. 1 Ammonia volatilization rates during potato growing season

如圖1所示，試驗期間各處理氨揮發(fā)速率總體變化趨勢基本一致，每次施肥后，氨揮發(fā)速率均有所升高，且均在施肥后1～5 天出現(xiàn)峰值，隨后逐漸降低并趨于平緩。CK處理的氨揮發(fā)速率在整個馬鈴薯生育期較低，排放峰值不明顯，且顯著低于其他施肥處理，說明施肥量的增加會促進(jìn)氨揮發(fā)速率。Con處理的氨揮發(fā)速率最高，兩年試驗均是在第3次追肥后達(dá)到最大峰值，分別是13.2 mg/(m2·d) 和5.3 mg/(m2·d)。方差分析表明，Con處理的排放量顯著高于其他處理，說明當(dāng)?shù)适┤脒^量時，氨揮發(fā)速率顯著增大。Opt、OptI處理間無顯著差異，說明施入脲酶抑制劑沒有達(dá)到減緩氨揮發(fā)速率的效果。

2.2 氧化亞氮排放通量

圖2顯示，各處理總體變化趨勢相似，每次施肥后，氧化亞氮排放通量均有所升高，在2～3 d達(dá)到峰值，隨后逐漸降低并趨于平緩，CK處理的氧化亞氮在整個馬鈴薯生育期排放較低，排放峰值不明顯，并顯著低于其他處理，相對于不施肥處理，氮肥的施入會顯著增加氧化亞氮的排放量。Con處理的氧化亞氮排放量最高，兩年試驗分別在第4次和第5次追肥后達(dá)到最大峰值，分別是0.3 mg/(m2·h)和0.2 mg/(m2·h)，Opt處理的氧化亞氮排放量在第4次和第5次追肥后達(dá)到最大峰值，均為0.11 mg/(m2·h)，其中2016年第5次追肥后 (8月15日)，各處理的排放量受第2 天的降雨影響均急劇增多。氮肥用量增加在一定程度上會促進(jìn)氧化亞氮的排放。兩年試驗的Con處理的排放量分別顯著高于其它處理，說明當(dāng)?shù)适┤脒^量時，氧化亞氮的排放量顯著增多。Opt、OptI處理間無顯著差異，說明施入脲酶抑制劑不能降低氧化亞氮排放量。

圖 2 馬鈴薯田氧化亞氮排放通量Fig. 2 N2O emission rates during potato growing season

2.3 氧化亞氮排放累積量和氨揮發(fā)累積量

2.3.1 氨揮發(fā)累積量 表3表明，馬鈴薯田氨揮發(fā)累積量隨著氮肥用量的增加而增多。生育期內(nèi)氨揮發(fā)凈損失量為N 0.19～2.09 kg/hm2，占施氮量的0.21%～0.66%。在農(nóng)民傳統(tǒng)施肥 (Con) 下，兩年的氨揮發(fā)累積量分別為N 3.61、3.96 kg/hm2，損失率最高。優(yōu)化施氮量的Opt處理兩年的氨揮發(fā)量為N 3.11、2.72 kg/hm2。方差分析表明，2015年CK、OptR、Opt、Con處理間無顯著差異。施入90、180、270 kg/hm2氮肥會增加氨揮發(fā)累積量，但未達(dá)顯著水平。2016年的Con處理與其他處理間均有顯著差異，當(dāng)施氮量達(dá)到320 kg/hm2時，氨揮發(fā)累積量會顯著高于其他處理。添加脲酶抑制劑的OptI處理相較未添加脲酶抑制劑的Opt處理氨揮發(fā)量降低了11.8%，但方差分析表明未達(dá)到顯著水平。

2.3.2 氧化亞氮累積排放量 表4表明，氧化亞氮累積排放量隨著氮肥用量的增加而增大。氧化亞氮凈損失量為N 0.26～1.32 kg/hm2，占施氮量的0.17%～0.48%。Con處理兩年的氧化亞氮累積排放量分別為N 1.96、1.18 kg/hm2，顯著高于其它處理的氧化亞氮累積量，損失率達(dá)到最高，說明當(dāng)施入的氮肥過量時，氧化亞氮累積排放量顯著增多。優(yōu)化施氮量的Opt處理兩年的氧化亞氮累積排放量為N 0.95、0.69 kg/hm2。添加脲酶抑制劑的OptI處理相較未添加脲酶抑制的Opt處理氧化亞氮累積排放量降低了11.7%，但未達(dá)到顯著水平。

2.4 土壤濕度及土壤溫度對氨揮發(fā)和氧化亞氮排放的影響

從表5可知，土壤溫度和土壤濕度與氮肥氣態(tài)損失有顯著關(guān)系。氨揮發(fā)速率與土壤濕度呈負(fù)相關(guān)，水分的增多會抑制氨揮發(fā)速率，但影響不顯著。氨揮發(fā)速率與土壤溫度呈正相關(guān)，且達(dá)到顯著水平，說明隨著土壤溫度的升高會顯著增加氨揮發(fā)速率；氧化亞氮的排放與土壤濕度呈顯著正相關(guān)，隨著土壤中水分增加，氧化亞氮的排放量會顯著增加。氧化亞氮的排放與土壤溫度無顯著相關(guān)性，溫度并不是影響本試驗氧化亞氮排放的主要因素。

3 討論

在馬鈴薯田施入尿素后，氨揮發(fā)速率呈先升高再降低的趨勢，在1～5 d達(dá)到峰值，兩年氨揮發(fā)凈損失率為0.2%～0.7%。氧化亞氮累積排放量為N 0.64～1.96 kg/hm2，占施氮量的0.3%～0.5%。在旱地關(guān)于小麥玉米輪作的研究發(fā)現(xiàn)，氨揮發(fā)累積損失率達(dá)1.3%～4.8%[11,23]。關(guān)于冬小麥的研究中發(fā)現(xiàn)氨揮發(fā)損失率達(dá)1.0%～6.7%[10,15]，氧化亞氮損失率為0.3%～2.0%[13,18]。對比前人研究，陰山北麓馬鈴薯田氧化亞氮排放損失率低的原因可能是因為試驗地土壤偏砂，通氣性好，可將較多的氮肥隨水分滲入較深的土層中，從而降低施肥后土壤表層氧化亞氮的濃度，有利于減少氧化亞氮排放。本試驗兩年氨揮發(fā)和氧化亞氮凈損失率都整體偏低，主要原因可能是本試驗采用了水肥一體化的滴灌模式，且肥料分5次施入馬鈴薯田中，有效提高了氮肥的利用率，減少了氨揮發(fā)[17]；本試驗中Con處理的氨揮發(fā)量和氧化亞氮排放一直較高，主要原因是施氮量較大，追肥后造成氮肥累積，這為尿素水解成銨態(tài)氮的過程和土壤硝化或反硝化微生物提供足夠的氮源[24–25]，一定程度上促進(jìn)氨揮發(fā)和氧化亞氮的排放。2016年Con處理的氨揮發(fā)量顯著高于其他處理的原因是增加了50 kg/hm2氮肥，導(dǎo)致氨揮發(fā)的氮源增多，使氨揮發(fā)累積量顯著增加。國內(nèi)外大量研究表明，氮肥施用顯著增加了土壤氧化亞氮排放[6–13]。這是因為充足的土壤氮素能夠使氧化亞氮排放量和氨揮發(fā)增多。另外，2016年氧化亞氮排放量相對于CK的增加量比2015年多，這可能是因為兩年的土壤基礎(chǔ)有機質(zhì)有差別，2016年的土壤有機質(zhì)偏低，降低了微生物分解有機碳的速率，發(fā)生硝化作用的底物減少，進(jìn)而減弱了氧化亞氮的排放[26]。

表 3 馬鈴薯田氨揮發(fā)累積量Table 3 Cumulative loss of NH3 in potato fields

表 4 馬鈴薯田氧化亞氮排放累積量Table 4 Cumulative amounts of N2O emission in potato fields

表 5 土壤濕度及溫度與氨揮發(fā)和氧化亞氮排放的相關(guān)性Table 5 Relationship between soil moisture and temperature and ammonia volatilization and N2O emission

有研究報道，脲酶抑制劑施用后，可以有效的降低氨揮發(fā)速率、減少累積氨揮發(fā)損失量[27–28]。因此，生產(chǎn)上常用脲酶抑制劑來提高氮素利用率。本研究發(fā)現(xiàn)，不添加抑制劑處理的累積氨揮發(fā)損失量占施氮量的0.52%，添加脲酶抑制劑處理氨揮發(fā)累積損失量占施氮量的0.39%，差異未達(dá)到顯著水平，添加脲酶抑制劑沒有顯示出作用。有許多報道指出，添加脲酶抑制劑、脲酶抑制劑與硝化抑制劑配施會推遲氨揮發(fā)的高峰期[27–29]。本試驗發(fā)現(xiàn)，添加脲酶抑制劑并未影響到氨揮發(fā)速率高峰期出現(xiàn)的時間，所有處理在施入尿素后第4～5 d達(dá)到高峰期，這可能由于脲酶抑制劑本身不具有有效的抑制成分，需要轉(zhuǎn)化為其氧化物NBPTO結(jié)構(gòu)才能具有抑制脲酶的活性[30]，且氧化過程受到較多因素的影響，如土壤質(zhì)地、濕度、溫度、微生物活性和抑制劑濃度等因素[27]。因此，試驗地的環(huán)境條件可能導(dǎo)致脲酶抑制劑效果的差異性。周禮愷等[31]認(rèn)為所有添加抑制劑的處理與單施尿素相比，均顯著減少水稻生長期土壤的氧化亞氮排放量。關(guān)于蕉園土壤的研究發(fā)現(xiàn)[32]，抑制劑的使用可顯著降低氧化亞氮的排放。添加脲酶抑制劑處理的氧化亞氮排放量有所下降，但未達(dá)到顯著水平。因為脲酶抑制劑是通過抑制尿素的水解速度以減少酰胺態(tài)氮，氧化亞氮的排放則主要是反硝化細(xì)菌在缺氧條件下通過還原硝酸鹽而釋放，所以脲酶抑制劑對氧化亞氮的排放沒有起到明顯的作用。因此，在今后的研究中脲酶抑制劑可配合硝化抑制劑共同使用，從而達(dá)到更好的減排效果。

另外，氮肥氣態(tài)損失與土壤溫度和土壤濕度有直接關(guān)系。本試驗的氨揮發(fā)速率與土壤濕度負(fù)相關(guān)，與土壤溫度正相關(guān)，這是因為適宜的水分會增加微生物活性從而促進(jìn)氨的揮發(fā)[33]。水分含量的增多會抑制氨揮發(fā)的速率，這是因為馬鈴薯田采用水肥一體化的滴灌模式施肥，水分與肥料一起遷移至土壤，肥料逐漸從表層向深層滲入，使得表層土中的濃度降低，減少氨揮發(fā)[34]。溫度升高會促進(jìn)氨揮發(fā)，因為隨著溫度升高，土壤深層的NH3隨著土壤水分運動上升到表層，增強了氨揮發(fā)；此外，溫度升高還會增強尿素中脲酶活性，促進(jìn)氨揮發(fā)[35]。有研究發(fā)現(xiàn)，土壤水分不飽和時，大部分氧化亞氮來自硝化作用，而當(dāng)土壤水分達(dá)到飽和時，大部分的氧化亞氮是通過反硝化作用產(chǎn)生的[36]。馬鈴薯農(nóng)田屬于旱地，水分一般不會達(dá)到飽和狀態(tài)，主要是硝化作用產(chǎn)生氧化亞氮，且主要產(chǎn)生于微生物參與下的硝化過程。氮肥的大量施用增加了硝化過程的底物濃度，從而促進(jìn)了氧化亞氮的產(chǎn)生。馬鈴薯田的氧化亞氮的排放與含水率呈正相關(guān)但與溫度呈負(fù)相關(guān)，水分的增加促進(jìn)氧化亞氮的排放，2016年第3次施肥后排放峰的推遲，是因為施肥第4天的降雨，使第5天氧化亞氮排放量明顯增加。有研究顯示，在硝化作用過程中當(dāng)充水孔隙度小于60%時，硝化微生物的活性隨著水分增加而增強，促進(jìn)了氧化亞氮的排放[37]。2015年最后一次追肥后，連續(xù)幾天降雨使土壤水分增加，在施肥后第6 d氧化亞氮排放量增加；這也是2016年第5次追肥的最后1次采集氣體值比較高的原因，最后1次追肥后2 d開始連續(xù)降雨，使硝化微生物活性增強，從而使氧化亞氮的排放量增加。這與王良對夏玉米氧化亞氮排放的研究一致[38]。但溫度與氧化亞氮的排放僅有微弱的相關(guān)性，這可能是當(dāng)土壤中存在其他限制因子時，氧化亞氮產(chǎn)生和排放受溫度的影響很小[39]。因此，對土壤溫度和土壤濕度加以調(diào)控也可減少氮的氣態(tài)損失。

4 結(jié)論

1) 馬鈴薯田的氮肥氣態(tài)損失量隨尿素施用量的增加而增加。與農(nóng)民傳統(tǒng)施肥模式相比，優(yōu)化施氮模式可顯著降低氨揮發(fā)和氧化亞氮排放量，在馬鈴薯田的施肥管理中，推薦優(yōu)化施氮模式。

2) 相比于普通尿素，添加脲酶抑制處理的氨揮發(fā)和氧化亞氮累積量排放量分別降低了11.8%和16.7%，但差異不顯著。

3) 在水肥一體化的滴灌條件下，土壤濕度的增加會現(xiàn)狀促進(jìn)馬鈴薯田的氧化亞氮排放，對氨揮發(fā)無顯著影響；土壤溫度升高則會促進(jìn)氨的揮發(fā)，對氧化亞氮的排放無顯著影響。

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