王書偉, 林靜慧, 吳正貴, 陳 吉, 潘云俊, 盛雪雯

(1.土壤與農業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點實驗室/江蘇常熟農田生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學觀測研究站/中國科學院南京土壤研究所南京 210008; 2.蘇州市農業(yè)技術推廣中心 蘇州 215006; 3.蘇州市耕地質量保護站 蘇州 215011;4.常熟市耕地質量保護站 常熟 215500)

農業(yè)是NH3排放的主要來源(通過禽畜糞便和氮肥施用), 占總排放量的80%～90%[1], 其中因農業(yè)生產中使用化學氮肥產生的NH3排放量最大, 占農業(yè)源NH3排放總量的29.4%～47.4%[2]。在中國, 稻田占總耕地面積的33%, 為65%以上的中國人提供糧食[3],氨揮發(fā)是稻田氮肥損失的主要途徑之一, 可占施氮量的10%～60%[4]。太湖地區(qū)是我國主要的稻米生產區(qū)域之一, 在水稻(Oryza sativa)生長季氮肥投入量高達300 kg(N)·hm?2, 大量氮肥的投入及不合理的農業(yè)生產措施, 致使該地區(qū)氮肥利用率小于30%[5-7], 有約23.4%肥料氮通過NH3揮發(fā)損失掉, 與反硝化共同成為該地區(qū)主要的氮素損失途徑[5,8]。大量的NH3揮發(fā)通過干濕沉降回到陸地生態(tài)系統(tǒng)后可導致土壤酸化和地表水體富營養(yǎng)化等負面效應[9], 近些年研究認為NH3也是重要的大氣污染源, 對PM2.5顆粒物形成起到重要的作用[10-12]。因此, 迫切需要采取措施,減少稻田NH3揮發(fā)。目前, 減少肥料用量、肥料深施、深水灌溉、施用緩釋肥和脲酶抑制劑等為常用的稻田NH3減排措施[13-19]。根據已有的在太湖地區(qū)減少氮肥用量對NH3排放量影響研究, 減少氮肥10%或更高的施肥量, NH3排放量下降20%以上[8,15];與傳統(tǒng)的肥料表施相比, 基肥深施被認為是一種更有效的提高肥料利用率和減少NH3揮發(fā)的措施, 已有研究報道基肥深施可降低15%～93%的NH3揮發(fā)量[13,15,18], 主要通過降低稻田田面水NH4+-N含量和pH來實現NH3減排[5,20-21]; 用緩釋肥代替尿素和施用脲酶抑制劑也是稻田NH3減排的常用措施, 主要是通過減緩或抑制尿素水解過程來實現降低NH3排放[16-17]。當前已有的對稻田NH3減排措施的研究只局限于單一因子減排措施的應用研究, 缺乏對整個水稻季不同施肥期NH3綜合減排措施的減排效果研究, 尤其是稻田肥料深施對NH3減排研究還處于小區(qū)或盆栽試驗階段, 是用人工來實現肥料的深施, 不僅費時費力且成本高昂, 不適合大田實際應用推廣。本文針對當前稻田基肥深施、追肥期用緩釋肥替代尿素或配施脲酶抑制劑等NH3減排措施, 借助機插秧-側根深施一體化農機, 通過對整個水稻生長季不同施肥期采用不同的NH3減排組合措施進行研究,探索出適合稻田推廣的NH3減排技術模式。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗于2020年在中國科學院常熟農業(yè)生態(tài)實驗站高橋農場開展。試驗地位于江蘇省蘇州常熟辛莊鎮(zhèn)(31°32′N, 120°37′E), 此區(qū)域屬于太湖河網平原區(qū)典型稻田耕作區(qū), 主要實行冬小麥(Triticum aestivum)-水稻輪作方式。屬于北亞熱帶季風氣候區(qū), 2020年6?10月水稻生長期間降雨總量為406.2 mm, 平均氣溫為24.87 ℃ (圖1a), 水稻生長期間土壤體積含水量和溫度如圖1b所示。土壤為普通潛育水耕人為土(烏柵土), 0～20 cm土壤有機質含量 30.2 g?kg?1,全氮1.57 g?kg?1, C/N為11.25, pH 6.01, 土壤粒徑百分含量為: 黏粒33.8%、粉粒39.7%、砂粒26.5%。

1.2 試驗設計

為探討太湖平原典型稻田基肥期尿素深施、追肥期緩釋肥替代尿素和配施脲酶抑制劑對NH3減排效果, 本研究共設7個處理: 1)空白處理, 不施氮肥(CK); 2)當地常規(guī)氮肥表施處理, 施氮量(以純氮計,下同)300 kg?hm?2(SN300); 3)減氮10%, 氮肥表施, 施氮量為270 kg?hm?2(SN270); 4)減氮10%+基肥氮深施+追肥表施尿素(DN270); 5)減氮10%+基肥氮深施+追肥表施尿素+脲酶抑制劑(DN270+UI); 6)減氮10%+基肥氮深施+追肥表施緩釋肥(DN270+SR);7)減氮10%+基肥氮深施+追肥表施緩釋肥+脲酶抑制劑(DN270+SR+UI)。除CK處理不施氮肥外, 其他處理按基肥∶分蘗肥∶穗肥=6∶2∶2進行施肥, 在水稻插秧前磷肥和鉀肥作為基肥一次性施入所有處理, 施肥量分別為30 kg(P2O5)?hm?2和60 kg(K2O)?hm?2,基肥施用日期為2020年6月18日, 分蘗肥施用日期為2020年7月9日, 穗肥施用日期為2020年8月13日。脲酶抑制劑為n-丁基硫代磷酰三胺(NBPT),其中含氮量為25.1%, 按照與尿素質量比=1∶100均勻混合, 重新造粒制成含有NBPT脲酶抑制劑的尿素顆粒, 新尿素顆粒含氮量為46.6%, 緩釋尿素用8層硫包衣包裹尿素制成, 含氮量保持46.6%不變。基肥表施和追肥表施采用人工撒施完成, 基肥深施采用機插秧-側根施肥一體機完成, 深施深度為5 cm,水稻各物候期氮肥類型和施肥量如表1所示。

各試驗小區(qū)處理隨機自由排列, 每個處理小區(qū)為標準化農田設計, 面積為1000 m2, 各處理小區(qū)之間有常年耕作筑成的田埂, 寬度為50 cm, 高度為40 cm,能很好地起到分隔各處理小區(qū)的效果, 防止水肥串灌。把每個處理小區(qū)均分為3等份, 作為氨揮發(fā)監(jiān)測的3個重復。機插秧株行距為20 cm×15 cm。在水稻生長季, 田面水分管理采用淹水-烤田-淹水-濕潤模式, 即從每年的6月15日開始泡田灌水, 保持田面水在3～5 cm 至7月24日開始烤田, 每年的7月25日至8月4日為烤田期, 田面水自然落干, 8月5日重新灌水, 保持田面水3～5 cm至9月20日, 此后一直保持間歇灌溉, 保持田面濕潤, 在收獲前兩個星期停止灌溉。

1.3 NH3揮發(fā)通量測定

NH3揮發(fā)量測定采用密閉室抽氣法[22-23], 主要由真空泵、有機玻璃罩(內直徑20 cm, 高15 cm)、管路和多孔洗瓶共同組成了氨揮發(fā)測量系統(tǒng)。當氨揮發(fā)測定時, 有機玻璃罩插入田面水下8～10 cm深, 罩子頂部開有兩個孔, 其中一個是直徑為25 mm進氣孔, 與2.5 m高的進氣管相連, 以減少田面交換空氣對稻田 NH3揮發(fā)測定的影響; 另一個為采氣孔, 與裝有 60 mL、0.03 mol?L?1稀硫酸的多孔洗瓶相連接, 吸收瓶再與真空泵管道相連, 調節(jié)真空泵抽氣量, 使密閉室的換氣頻率控制在每分鐘15～20次。每次施肥后, 氨揮發(fā)被連續(xù)監(jiān)測4～5 d, 直至施氮處理與對照的氨揮發(fā)通量無差異時停止, 每天分別于上午7:00?9:00和下午15:00?17:00 進行4 h的連續(xù)抽氣測定,其測定的氨揮發(fā)通量代表采樣日期全天的氨揮發(fā)速率, 其計算公式如下:

式中:F為NH3排放通量, kg(N)?hm?2?d?1;C為吸收液中NH4+-N濃度, mg?L?1;V為稀硫酸吸收液體積, L; 6為換算為一天的NH3排放量; 10?6為mg轉換為kg;r為收集氨揮發(fā)的有機玻璃罩的半徑, m; 10?4為m2轉換為hm2。

1.4 NH3揮發(fā)累積排放量計算

NH3揮發(fā)(以N計, 下同)累積排放量計算公式如下:

式中:E為NH3揮發(fā)累積排放量, kg?hm?2;Fi為第i天采樣日NH3揮發(fā)排放通量, kg?hm?2?d?1;i表示第i次采樣;ti+1?ti表示兩次采樣測定的時間間隔, d。

1.5 氮素利用率(NUE)、氨排放系數和單位水稻產量氨排放強度計算

在水稻收獲期, 采集2.5 m×2.0 m樣方內的水稻樣品用于測定籽粒產量(Y, t?hm–2), 每個處理采集3個樣方, 籽粒產量為3個樣方的均值。籽粒氮吸收量(U, kg?hm–2)計算公式如下:

式中:GN為水稻籽粒全氮含量(g?kg–1), 籽粒經烘干粉碎后, 用C/N元素分析儀(Vario Max CN, Elementar, Hanau, Germany)測定其全氮含量。

氮素利用率(nitrogen use efficiency, NUE, %)和氮素農學利用率(nitrogen agronomic use efficiency,NAUE, kg?kg–1)計算公式如下:

式中:UN為施氮處理下的籽粒N吸收量(kg?hm–2),U0為空白處理下籽粒N素吸收量,YN和Y0分別為施氮處理和空白處理下水稻籽粒產量(kg·hm–2), FN為N肥施用量(kg?hm–2)。

氨排放系數(EFNH3)計算公式:

式中:ENH3-fertilizer為施氮處理下NH3累積排放量(kg?hm?2),ENH3-control為空白處理下NH3累積排放量(kg?hm?2),FN為施氮處理下N肥施用量(kg?hm–2)。

單位水稻產量NH3排放強度[ENH3,yield-scale, yieldscale NH3emission, kg?t–1(grain)]計算公式如下:

式中:ENH3為NH3揮發(fā)累積排放量(kg?hm?2),Y代表每個處理下水稻籽粒產量(t·hm–2)。

1.6 其他環(huán)境因子測定

每天平均氣溫和降雨量來自常熟站自動氣象站(Vaisala, Finland), 土壤表層(0～10 cm)含水量及表層田面水溫來自常熟站土壤水分實時觀測系統(tǒng)(Stevens Water Monitoring System, Campbell Scientific Inc.,USA)。田面水帶回實驗室過濾(0.45 μm), 用全自動化學分析儀分析(Smartchem140, AMS, Italy) NO3?-N和NH4+-N含量, 用TOC儀(Analytik Jena AG, Germany)分析水溶性有機碳(DOC)含量; 稀硫酸吸收液的NH4+-N濃度用全自動化學分析儀分析(Smartchem140, AMS, Italy)測定; 土壤pH(土∶水=1∶2.5)和田面水pH用便攜式pH計測定; 土壤有機碳和全氮含量用C/N元素分析儀測定(Vario Max CN, Elementar, Hanau, Germany); 土壤粒徑分析用激光粒度儀測定(LS13320, Beckman Coulter, Brea, CA, USA)。

1.7 統(tǒng)計分析

采用單因素方差分析結合最小顯著差法(LSD)對不同處理下氨揮發(fā)通量及累積排放量、水稻收獲期土壤性質、氨排放系數、氮肥利用率和單位水稻產量氨排放強度進行差異顯著性分析。采用皮爾森相關分析方法(Pearson’s correlation analysis)分析氨揮發(fā)通量與田面水NO3?-N、 NH4+-N和DOC含量及pH的相關性, 所有顯著性檢驗在P<0.05水平。

2 結果與分析

2.1 不同處理收獲期土壤性質、作物產量和氮肥利用率

表2為水稻收獲后表層(0～20 cm)土壤理化性質。與常規(guī)尿素表施處理(SN300)相比, 減氮10%(SN270)、基肥深施(DN270)、追肥期配施脲酶抑制劑(DN270+UI)、追肥期施用緩釋肥(DN270+SR)及脲酶抑制劑和緩釋肥組合措施(DN270+SR+UI)處理對收獲期土壤pH、SOC、TN、C/N、NH4+-N和DOC含量影響不顯著; 與SN300處理相比, DN270+SR和DN270+SR+UI處理在追肥施用緩釋肥和脲酶抑制劑可顯著降低收獲期土壤NO3?-N含量(P<0.05)。

表2 不同施肥處理下水稻收獲期表層土壤(0～20 cm)理化性質Table 2 Physical and chemical properties of the topsoil (0?20 cm) under different fertilization treatments at rice harvest in 2020

由表3可知, 不同處理水稻產量變化范圍為8.1～10.7 t?hm?2, 除不施氮肥CK處理外, 常規(guī)氮肥表施SN300處理與各氨減排處理措施間水稻產量沒有顯著性差異(P>0.05); 作物籽粒吸氮量變化范圍在63.5～131.0 kg?hm?2, 氮農學利用率變化范圍為7.08～9.62 kg?kg?1, 籽粒氮吸收利用率變化范圍為11.0%～25.0%。與SN300處理相比, 各處理氮農學利用率沒有顯著性差異(P>0.05); 減氮10%基肥表施(SN270)處理和減氮10%基肥深施(DN270)處理的作物籽粒吸氮量、籽粒氮素農學利用率和氮吸收利用率差異不顯著(P>0.05)。在追肥期施用脲酶抑制劑(DN270+UI)、用緩釋肥替代尿素(DN270+SR)或緩釋肥和脲酶抑制劑組合施用(DN270+SR+UI) 3個處理下的作物籽粒吸氮量和籽粒氮吸收利用率顯著高于SN300處理(P<0.05), 氮素利用率提高72.1%、128.2%和84.8%, 其中以DN270+SR處理下的氮素利用率最大。

表3 不同施肥處理下水稻產量、氮肥利用率和NH3揮發(fā)通量Table 3 Grain yields, nitrogen use efficiency and NH3 volatilization fluxes of rice under different fertilization treatments

2.2 不同處理不同水稻生長季NH3揮發(fā)通量

圖2是水稻生長季不同處理措施下氨揮發(fā)排放通量動態(tài)變化。在不施氮肥CK處理下, 氨揮發(fā)排放通量維持在0.014～0.228 kg?hm?2?d?1, 平均排放通量為0.066 kg?hm?2?d?1(表3)。氨揮發(fā)通量受氮肥施用影響明顯, 每次氮肥施用后第1～3天氨揮發(fā)會出現一個排放峰, 隨后排放通量迅速下降, 一般在施肥6 d后不同處理的氨揮發(fā)排放通量接近背景值(圖2)。施氮處理下氨揮發(fā)排放通量變化范圍在0.014～4.636 kg?hm?2?d?1, 以常規(guī)氮肥表施(SN300)處理下氨排放通量最大, 為0.780 kg?hm?2?d?1, 顯著 高于 其他 處理(P<0.05, 表3), 采用減少氮肥用量、基肥深施, 追肥期用緩釋肥替代尿素、配施脲酶抑制劑等氨減排措施都可降低氨揮發(fā)排放通量(表3)。如表3所示, 隨著采取氨減排措施的增加, 氨排放通量呈下降趨勢,與SN300處理相比, 只采取減氮10%的氨減排措施(SN270處理)可降低20.6%的氨排放量, 基肥采用深施氨減排措施(DN270處理)可降低38.5%氨排放通量, 在追肥期配施脲酶抑制劑(DN270+UI處理)可降低40.1%氨排放通量, 采用緩釋肥替代尿素(DN270+SR處理)可降低44.3%氨排放通量, 采用緩釋肥替代尿素加配施脲酶抑制劑(DN270+SR+UI處理)可降低50.9%氨排放通量, 以DN270+SR+UI處理的氨減排措施下減排效果最好, 氨排放通量顯著小于SN270、DN270和DN270+UI 3個處理(P<0.05, 表3)。

圖2 不同施肥處理下水稻生長季氨揮發(fā)通量Fig.2 Dynamics of NH3 volatilization fluxes during the rice growing seasons of 2020 under different fertilization treatments

2.3 不同處理不同施肥期氨累積排放量

表4為水稻生長季不同施肥期NH3累積排放量。水稻基肥期, 常規(guī)表施(SN300)處理下NH3累積排放量最大, 達23.82 kg?hm?2, SN270處理下氨排放量為19.88 kg?hm?2, 僅采用減氮10%可降低基肥期16.5%的氨排放量(表4)。采用基肥深施可以顯著降低基肥期NH3累積排放量(P<0.05), 與SN300處理相比, 可降低78.2%～85.2%。水稻分蘗肥期和穗肥期主要采用表施緩釋肥替代尿素, 同時配施脲酶抑制劑來進行控氨, 與SN300處理相比, 在分蘗肥期和穗肥期可分別降低30.4%～46.7%和25.3%～36.9%的氨累積排放量(表4)。從表4結果來看, 與DN270處理相比, DN270+UI處理追肥期配施脲酶抑制劑對尿素氨減排效果不一致, 分蘗肥期有利于氨減排, 穗肥期對氨減排效果不明顯, 在整個水稻季這兩個處理氨累積排放量差異不顯著(P>0.05); 在追肥期只采取緩釋肥替代尿素, 可實現氨排放量進一步降低(表4),與DN270處理相比, DN270+SR處理在分蘗肥期和穗肥期氨減排率分別提高8.1%和2.6%, 整個水稻生長季氨減排率提高5.8%, 其氨減排效果好于DN270+UI處理; 從表4可以得到, 脲酶抑制劑對表施緩釋肥的控氨效果好于常規(guī)尿素, 與DN270+SR處理相比,DN270+SR+UI處理施用脲酶抑制劑后氨減排率在分蘗肥期和穗肥期分別提高10.3%和8.8%, 在整個水稻生長季以DN270+SR+UI處理下NH3減排量最大,與常規(guī)SN300處理相比, 降低了50.9%的NH3累積排放量。

表4 不同施肥處理下水稻不同施肥期NH3累積排放量及減排率Table 4 Cumulative NH3 emissions and reduction rates in different fertilizer application periods of rice under different fertilization treatments

2.4 氨排放系數和單位水稻產量氨排放強度

從圖3A不同處理氨排放系數看, 常規(guī)施肥(SN300)處理下氨揮發(fā)系數為32.2%, 采用減少氮肥用量、基肥深施、追肥期用緩釋肥替代尿素、配施脲酶抑制劑等氨減排措施都可顯著降低氨排放系數(P<0.05), 其中DN270+SR+UI處理氨排放系數最小,與SN300處理相比氨排放系數降低50.6%。圖3B為不同NH3減排處理下的單位糧食產量NH3排放強度, 與SN300處理相比, 各氨減排處理下的單位水稻產量氨排放強度呈顯著下降趨勢(P<0.05); 與DN270處理相比, 追肥期配施脲酶抑制劑或用緩釋肥替代尿素單一調控因子對單位水稻產量氨排放強度影響不顯著, 但用緩釋肥替代尿素同時配施脲酶抑制劑可顯著降低單位水稻產量氨排放強度23.1% (P<0.05)。

圖3 不同施肥處理下水稻NH3排放系數(A)和單位水稻產量NH3排放強度(B)Fig.3 NH3 emission factors (A) and yield-scale NH3 emission intensities (B) of rice under different fertilization treatments

3 討論

3.1 氮肥減施和基肥深施對NH3揮發(fā)的影響

在本研究中, 與常規(guī)氮肥用量(SN300)處理相比, 氮肥用量減少10%, 每個水稻生長季可減少21.63 kg(N)?hm?2氨揮發(fā)氮素損失量, 可實現整個稻季NH3累積排放量降低20.6% (SN270處理, 表4), 與同區(qū)域研究結果一致, 減氮10%可減少氨揮發(fā)排放通量約17.7%～30.0%[8]。通常氮肥用量、田面水pH和NH4+-N濃度是影響稻田NH3揮發(fā)的主要因子[5,8,24-26],減少尿素的施入量, 可降低田面水中尿素水解產物NH4+-N濃度、田面水pH和DOC濃度(圖4), 氨揮發(fā)速率與田面水NH4+-N、DOC濃度和pH呈顯著正相關(P<0.01, 表5), 從而實現氮肥減施降低氨揮發(fā)氮素損失量(表4)。

已有研究結果證實, 采用基肥深施的方式可以顯著降低稻田NH3累積排放量, 與常規(guī)肥料表施處理相比, NH3累積排放量可降低15%～45%[13]、30.1%～47.9%[18]和91%～93%[15]。在本研究中, 60%的尿素作為基肥進行深施, 在等氮條件下與基肥表施處理相比, 可降低基肥期73.8%～82.2%的NH3累積排放量。Liu等[13]研究發(fā)現, 基肥深施可以降低基肥期32.4%～96.1%的NH3累積排放量, 其中在基肥深施5 cm處理下, 基肥期NH3累積排放量降低32.4～48.4%。與之相比, 本研究結果高于其結論, 可能由于不同的氣候條件、施肥措施、田面水分管理制度及土壤性質等因素造成[27]。Yao等[15]在同一區(qū)域開展基肥深施研究發(fā)現, 基肥深施可降低91%～93%的NH3累積排放量, 與之相比, 本研究結果略小, 可能因施肥量和施肥深度的差異等因素造成?；噬钍┠茱@著降低稻田NH3揮發(fā)量主要是由于降低了田面水NH4+-N濃度[15,27-29], 基肥深施可使尿素氮與土壤接觸更加充分, 尿素水解產生的NH4+-N可能會更多地被土壤固持, 同時深施也會減緩尿素水解和NH4+-N擴散速度, 降低田面水NH4+-N濃度和pH, 從而降低NH3排放量[13,15]。在本研究中, 田面水NH4+-N濃度動態(tài)變化受氮肥施用影響明顯(圖4), 每次施肥后田面水NH4+-N濃度會出現一個峰值隨后下降, 其動態(tài)變化趨勢與NH3揮發(fā)通量相似, 除CK外, 各處理NH3排放通量都與NH4+-N呈顯著正相關(P<0.05,表5), 與S270處理相比, 基肥深施處理下NH4+-N降低37.4% (圖4)。稻田田面水pH也是影響NH3排放通量重要因子之一, 可影響田面水NH4+-N向NH3轉化及溶解在水里的NH3向大氣擴散的速率[30], 兩者呈顯著正相關(P<0.05, 表5), 在本研究中, 基肥深施可顯著降低基肥期田面水pH (圖4), 與基肥表施SN300和SN270處理相比, 基肥期田面水pH分別降低2.1%和1.1%, 可能由于基肥深施降低了田面水無機氮等營養(yǎng)元素含量, 降低了田面水中藻類的生長和光合作用, 減緩了田面水中溶解的CO2消耗, 從而抑制了田面水pH的升高[29]。本研究也發(fā)現, 田面水DOC含量也顯著影響氨揮發(fā)速率(P<0.01, 表5), 與基肥表施SN300和SN270處理相比, 基肥深施處理下基肥期田面水DOC分別降低53.9%和40.4%, 可能由于DOC含量降低, 減少了氧化過程的電子供體, 抑制了硝化細菌反硝化過程, 進而減緩了無機氮的生產。

圖4 不同施肥處理下水稻生長期間田面水pH和NH4+-N、NO3--N、可溶性有機碳濃度動態(tài)變化Fig.4 Dynamics of pH and concentrations of NH4+-N, NO3?-N, and dissolved organic carbon (DOC) of surfact water of paddy field in different sampling days under different fertilization treatments

表5 不同施肥處理下水稻生長期間NH3排放通量與田面水NO3--N、NH4+-N、pH和可溶性有機碳(DOC)相關性分析Table 5 Correlations between NH3 flux from rice paddy fields and pH and concentraions of NO3?-N, NH4+-N, and dissolved organic carbon (DOC) of surface water in rice growing season under different fertilization treatments

3.2 緩釋肥和脲酶抑制劑對NH3揮發(fā)的影響

緩釋肥和脲酶抑制劑都是通過減緩尿素水解進而實現控氨[14]。本研究中水稻追肥期單獨采用脲酶抑制劑或緩釋肥替代尿素或脲酶抑制劑和緩釋肥組合措施, 與常規(guī)追肥期氮施用處理相比, 都能實現很好的控氨效果, 氨排放量在分蘗肥期分別降低30.4%、36.4%和46.7%, 在穗肥期分別降低25.3%、28.1%和36.9% (表4), 本研究進一步證實在水稻追肥期用緩釋肥替代尿素的控氨效果好于配施脲酶抑制劑控氨效果[31-32]。追肥期用緩釋肥代替尿素和配施脲酶抑制劑的組合措施對稻季氨減排效果最好, 與追肥期采用單一的控氨措施相比, 分蘗肥期和穗肥期氨減排率分別降低10.3%～16.3%和8.8%～11.6%, 與已有研究結果一致[14,33]。緩釋肥可使肥料緩慢釋放, 延長對作物生長的肥料供給, 配施脲酶抑制劑可減緩緩釋肥釋放的尿素水解過程, 通過降低稻田田面水NH4+-N濃度和pH來實現控氨[14,17], 與單一追肥期氨減排措施相比, 組合措施可實現兩種單一氨減排措施減排效應的累加, 因而可以實現氨減排率的提高(表4), 與已有研究一致, 主要原因是降低了田面水NH4+-N濃度和pH (圖4)。

3.3 稻田氨減排模式

降低稻田氨排放量, 不僅有利于提高氮肥利用率、作物產量和減少稻田面源污染進而控制水體富營養(yǎng)化[34-35], 同時可以降低因氨排放加劇的大氣霧霾PM2.5對人體產生的危害[36]。目前常用稻田氨減排措施有施用緩釋肥、深施和脲酶抑制劑等[16,18,37]。本研究是基于大田原位試驗, 以整個水稻生長季為研究周期, 對比各處理氨減排效果, 得到了具有可示范推廣的大田氨減排模式。本研究表明, 以D270+SR+UI處理下單位水稻產量排放NH3最低, 即比常規(guī)氮肥用量減少10%、基肥深施、追肥采用緩釋肥替代尿素和配施脲酶抑制劑, 不僅可以獲得水稻微增產(表3), 還可以實現降低50.9%的氨排放量, 如僅考慮氨減排量, 此模式是一種最優(yōu)的模式, 但同時在追肥期用緩釋肥替代尿素和配施脲酶抑制劑, 會額外增加農業(yè)生產資料成本支出。在本研究中, 氨減排模式的重點是基肥深施, 其不僅可以顯著降低基肥期NH3排放量, 還能減少分蘗肥期和穗肥期的NH3排放量, 與氮肥減施配合使用, 整個水稻生長季可降低38.5%的NH3排放量(表4), 且不會增加追肥期肥料成本。因此, 綜合考慮成本因素和減排效果,采用基肥深施是南方稻田氨減排的首選模式。以往研究中, 水稻基肥深施只適用于盆栽或小塊田間試驗中, 采用人工進行不同深度肥料的深施, 費時費力不具有實際推廣價值[13,15,18]。本研究中水稻基肥深施采用機插秧-側根深施施肥一體化機(洋馬,YR60DZF), 實現了水稻插秧和側根肥料深施機械化進行, 解決了肥料深施帶來的費時費力的實際問題,適合在農業(yè)集約化程度高的太湖地區(qū)進行推廣。已有研究結果證實隨著施肥深度的增加, 氨減排效果越明顯[38], 綜合考慮氨減排和水稻產量, 在南方稻田中, 基肥深施10 cm可以得到最佳效果[13,15,18], 由于機插秧-側根施肥一體化機要兼顧插秧與施肥, 本研究中深施深度僅為5 cm, 因此需要進一步研發(fā)可調節(jié)深施深度的施肥機具。

4 結論

綜合考慮氨減排效果和成本因素, 在南方典型稻田中采用基肥期尿素深施是一種可推廣的氨減排模式, 可以降低基肥期78.2%～85.2%的NH3排放量,與氮肥減施配合使用, 整個水稻生長季可降低38.5%的NH3排放量, 主要通過降低田面水NH4+-N濃度、pH和DOC濃度等環(huán)境因子來實現NH3排放量的降低。與深施配套的機插秧-側根深施一體化機具已經開始推廣, 解決了肥料深施帶來的費時費力和成本高昂的實際問題。稻田追肥期采用緩釋肥替代尿素和配施脲酶抑制劑可降低36.9%～46.7%的NH3排放量, 整個水稻生長季可降低50.9%的NH3排放量。未來, 隨著緩釋肥和常規(guī)尿素價差的縮小, 在追肥期用緩釋肥替代尿素、配施脲酶抑制劑可成為稻田追肥期實現進一步氨減排的模式。