李 越，李根東，陳志君，張雪晨，黃冠華※

·農(nóng)業(yè)水土工程·

基于氮收支平衡的河套灌區(qū)春小麥農(nóng)田灌溉和施氮策略

李 越1,2，李根東3，陳志君1,4，張雪晨1,2，黃冠華1,2※

（1. 中國農(nóng)業(yè)大學，中國-以色列國際農(nóng)業(yè)研究培訓中心，北京 100083；2. 中國農(nóng)業(yè)大學，中國農(nóng)業(yè)水問題研究中心，北京 100083；3.內(nèi)蒙古河套灌區(qū)水利發(fā)展中心，巴彥淖爾 015000；4. 沈陽農(nóng)業(yè)大學水利學院，沈陽 110866）

針對中國黃河中上游河套灌區(qū)不合理灌溉和施肥造成的土壤氮素流失嚴重及氮收支不平衡等問題，該研究于2019－2021年開展田間試驗，探討不同灌溉和施肥策略對土壤氮損失、作物氮吸收及氮收支的影響。試驗設置了3個灌溉水平（高水I1：450 mm，中水I2：315 mm，低水I3：180 mm）和2個施氮水平（高氮N1：340 kg/hm2，低氮N3：170 kg/hm2），此外，2020和2021年在中等灌溉水平I2下補充了中等施氮水平（250 kg/hm2，N2），對不同處理的土壤氮損失、作物氮吸收及氮收支等指標進行了對比分析。結(jié)果表明，肥料氮是農(nóng)田氮輸入的主要來源，其次是灌溉水、大氣沉降和非豆科作物固定。作物吸氮占土壤氮輸出的比例最大，其次是NO3--N淋失、NH3揮發(fā)和N2O排放。對于氮輸入而言，其值隨著灌水量和施氮量的減少而降低。對于土壤氮輸出而言，減少灌水量和施氮量可顯著降低土壤總氮損失量，但過低的灌水量和施氮量將導致小麥吸氮量的降低。傳統(tǒng)的N1施氮處理可導致土壤氮素盈余，而施氮量降低50%的N3處理則導致土壤氮素大量虧缺。對照處理（I1N1）的土壤氮損失量最高，該處理氮損失占土壤氮輸出的比例高達25%～35%，其中NO3--N淋失和NH3揮發(fā)占總氮損失的95%以上。與對照處理相比，I2N2處理可減少21%～29%的氮損失，且作物吸氮幾乎未受到影響。同時，該處理土壤氮素處于輕度虧缺狀態(tài)，其虧缺量為28～50 kg/hm2，占總施氮量的11%～20%。若在收獲后將4～8 t/hm2的小麥秸稈還田，則可保持麥田土壤的氮收支平衡。因此，通過改善灌溉和施肥策略并配合適當?shù)慕斩掃€田可以有效緩解河套灌區(qū)春小麥農(nóng)田的氮損失且實現(xiàn)土壤氮平衡，該研究可為干旱半干旱地區(qū)春小麥農(nóng)田可持續(xù)生產(chǎn)和氮污染物減排提供科學依據(jù)。

氮；地下水；溫室氣體；水肥管理；排放；污染物；環(huán)境

0 引 言

全球范圍內(nèi)，灌溉和施肥已經(jīng)成為干旱半干旱地區(qū)糧食生產(chǎn)的重要農(nóng)田管理措施。在過去的幾十年里，大量的灌溉水和氮肥被用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)，盡管在很大程度上提高了作物產(chǎn)量，但也產(chǎn)生了大量的氮污染物，如NH3、N2O和NO3--N等[1-2]。這些氮污染物的排放帶來了溫室效應、臭氧層破壞、地下水硝酸鹽污染等一系列不利的環(huán)境和氣候問題[3]。然而，如果氮肥供應量過低則不能滿足作物對氮素的需求，從而導致土壤氮虧缺和土壤肥力下降，最終導致農(nóng)田系統(tǒng)功能退化[4]。因此，平衡農(nóng)田系統(tǒng)中土壤氮收支對于降低環(huán)境污染風險、維持作物產(chǎn)量和土壤肥力至關重要。

灌溉可以增加農(nóng)田系統(tǒng)的氮輸入，但它對不同氮輸出途徑的影響不同[4]。許多研究發(fā)現(xiàn)，過度灌溉會導致較高的NO3--N淋失，而減少灌水量是降低土壤NO3--N淋失的有效途徑[5]。與土壤NO3--N淋失相反，由于NH3分子的親水性，其揮發(fā)量通常隨著灌水量的減少而增加。例如，李銀坤等[6]研究表明，減少灌水量加劇了農(nóng)田土壤NH3揮發(fā)。此外，灌溉對N2O排放和作物氮吸收的影響在不同條件下有所不同[7]。雷宏軍等[8]研究發(fā)現(xiàn)，在中國北方干旱半干旱地區(qū)，土壤N2O排放隨著灌水量的增加而增加。但Lam等[7]研究發(fā)現(xiàn)，在半干旱地區(qū)，補充灌溉反而顯著降低了土壤N2O排放。對于作物氮吸收而言，Djaman等[9]研究發(fā)現(xiàn)，在0～180 mm的灌水量范圍內(nèi)，作物吸氮量隨著灌水量的增加而增加。但楊曉亞等[10]的研究表明，作物吸氮量在灌溉120和180 mm之間無顯著差異?？梢钥闯?，灌溉對農(nóng)田土壤氮輸出的綜合影響尚不完全清楚。

氮肥是農(nóng)田土壤氮輸入的主要途徑，同時也與土壤各項氮輸出密切相關。在合理的范圍內(nèi)增加施氮量可以通過提高土壤速效氮含量進而促進作物對氮素的吸收[11]。例如，Shi等[12]研究發(fā)現(xiàn)，在小麥農(nóng)田系統(tǒng)中，將施氮量從0增加至300 kg/hm2可以顯著提高作物的氮素吸收量。然而，過度的氮輸入對于作物吸氮量增加效果不顯著，反而會導致大量氮素在土壤中殘留，這增加了土壤氮損失的風險[13]。Zhang等[4]的研究發(fā)現(xiàn)，在小麥農(nóng)田系統(tǒng)中，與施氮420 kg/hm2相比，施氮600 kg/hm2使土壤氣態(tài)氮損失（NH3和N2O）顯著增加了約43%。Liu等[13]的研究發(fā)現(xiàn)，在小麥-玉米種植系統(tǒng)中，土壤NO3--N淋失量與氮肥投入量呈正相關關系，將施氮量從240 kg/hm2增加到360 kg/hm2使作物生育期內(nèi)的NO3--N淋失量提高了約42%。

氣候干旱的河套灌區(qū)是中國重要的優(yōu)質(zhì)春小麥生產(chǎn)基地之一，在保障中國糧食安全方面發(fā)揮著重要作用。在該地區(qū)，農(nóng)民通常進行過度灌溉和施肥來保證小麥高產(chǎn)。相關研究表明，春小麥生育期內(nèi)的灌水量可達300 mm，部分地區(qū)甚至超過了450 mm，并且施氮量高達350 kg/hm2[14]。過度的氮肥投入無疑會導致土壤氮素大量盈余，顯著提高了NH3揮發(fā)、N2O排放和NO3--N淋失的風險。在大量灌溉水的驅(qū)動下，超過18%的肥料氮以NH3揮發(fā)和N2O排放的方式進入大氣[15]，約30%的肥料氮以NO3--N的形式被淋洗進入地下水[16]。如此長期大量的氮污染物排放嚴重威脅到中國黃河中上游地區(qū)的地下水和大氣環(huán)境。因此，在保持作物氮素吸收和土壤肥力的前提下，改善該地區(qū)傳統(tǒng)的灌溉和施肥策略，降低農(nóng)田系統(tǒng)的氮損失勢在必行。然而，關于中國黃河中上游河套灌區(qū)不同灌溉和施肥條件下農(nóng)田氮損失及土壤氮收支的研究仍較為罕見。因此，為解決農(nóng)田土壤氮流失造成的一系列環(huán)境和土壤問題，本研究探討灌溉施肥對農(nóng)田土壤氮收支的影響，在此基礎上考慮土壤氮損失減排、作物氮吸收和土壤肥力保持，提出適宜該地區(qū)春小麥可持續(xù)生產(chǎn)的灌溉和施肥策略，以期為試驗區(qū)春小麥農(nóng)田可持續(xù)生產(chǎn)和氮污染物減排提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本研究于2019—2021年在內(nèi)蒙古自治區(qū)巴彥淖爾市中國農(nóng)業(yè)大學河套實驗站（41°09′N；107°39′E）開展，實驗站具體位置見圖1。該地區(qū)平均海拔1 031 m，屬半干旱溫帶大陸性氣候，日照充足，晝夜溫差大，多年平均氣溫6.8 ℃。降水量少，蒸發(fā)量大，地下水埋深淺。多年平均降水量僅160～240 mm，蒸發(fā)量可達2 200～2 400 mm，作物生長季節(jié)內(nèi)的地下水埋深一般在1.2～2.7 m之間變化[17]。2019—2021年春小麥生育期內(nèi)逐日降水量和平均氣溫見圖2。試驗地0～70 cm土壤為粉質(zhì)壤土，70～100 cm為壤土。0～100 cm土壤平均有機質(zhì)含量為14.33 g/kg，平均容重為1.44 g/cm3，詳細的土壤理化性質(zhì)見表1。

注：I1，高水450 mm；I2，中水315 mm；I3，低水180 mm。N1，高氮340 kg·hm-2；N2，中氮250 kg·hm-2；N3，低氮170 kg·hm-2。下同。

圖2 2019—2021年春小麥生育期內(nèi)逐日降水量和平均空氣溫度

表1 試驗田土壤的主要物理和化學性狀指標

1.2 試驗設計

田間試驗的春小麥種植品種為永良4號，2019和2020年在3月15日播種，7月20日收獲，由于耕作原因，2021年在4月6日播種，7月20日收獲。種植行距15 cm，每穴間隔5 cm，種植密度6.03×106株/hm2。在該地區(qū)，春小麥生育期內(nèi)灌水量最高可達450 mm，施氮量可達340 kg/hm2[5,14]。因此，本研究以當?shù)毓喔群褪┑繛閷φ?，參考前人推薦的灌水和施氮量[5,16]，設置了不同的節(jié)水和減氮處理。具體如下：試驗設置3個灌溉水平（高水I1：450 mm，中水I2：315 mm和低水I3：180 mm）和2個施氮水平（高氮N1：340 kg/hm2和低氮N3：170 kg/hm2）。共6種灌溉施肥組合：I1N1，I2N1，I3N1，I1N3，I2N3和I3N3。此外，2020和2021年在中等灌溉水平I2下還考慮了中等施氮水平N2：250 kg/hm2。每個處理3個重復，2019年共18個小區(qū)，2020和2021年共21個小區(qū)，每個小區(qū)面積175 m2，長×寬為25 m×7 m。試驗田四周預留寬10 m的保護行以避免當?shù)剞r(nóng)民灌溉和施肥的影響。此外，每個小區(qū)四周設置田埂高×寬為0.4 m× 0.6 m，以盡量減少相鄰小區(qū)的水平干擾。在所有處理中，I1N1處理為對照，與當?shù)剞r(nóng)民傳統(tǒng)的灌溉和施肥措施一致。

灌溉方式為畦灌，每個處理的灌水量用精度為0.001 m3的LXS-25E型旋翼式水表（寧波甬升水表實業(yè)有限公司）控制。2019—2021年均在分蘗期，拔節(jié)期和抽穗期進行3次等量灌溉（2019和2020年灌溉時間依次為5月10日，5月21日和6月18日，2021年灌溉時間依次為5月17日，5月28日和6月25日）。對于I1，I2和I3灌溉處理，每次灌溉的灌水定額分別為150、105和60 mm。為了確保每個小區(qū)的灌溉均勻性，在每季小麥播種前采用激光平地機對試驗田土地進行平整，同時，在灌水過程中，每個小區(qū)縱向均勻布置了3個出水口。每季的基肥隨小麥播種同時施入，各處理基肥為相同用量的磷肥（以P2O5計，95 kg/hm2），鉀肥（以K2O計，95 kg/hm2）和氮肥（以N計，50 kg/hm2）。根據(jù)每個處理設計的總施氮量，施入基肥后剩余氮肥的60%在小麥分蘗期追施，40%在拔節(jié)期追施。在這2個生育期灌溉前將肥料均勻撒施在土壤表面（2019和2020年追肥時間為5月10日和5月21日，2021年追肥時間為5月17日和5月28日）。磷肥、鉀肥和氮肥選用當?shù)爻Ｓ玫牧姿岫@、硫酸鉀和尿素。肥料類型、施肥方式、施肥時間與當?shù)卮盒←溕a(chǎn)一致。具體的灌溉和施肥制度見表2。

表2 春小麥農(nóng)田的灌溉和施肥制度

1.3 樣品采集及確定

土壤氮素淋失的測量方法與Li等[18]相同。在每個小區(qū)中間埋設一個高100 cm，直徑40 cm的圓柱體和40 cm高的錐形容器組成的鋼桶（滲漏桶），與土壤表面相平。100 cm高的圓柱體內(nèi)填入與田間相同容重的土壤，底部的錐形容器清空用于收集滲濾液。每次灌溉和降雨后48 h內(nèi)用真空泵抽取滲濾液，直至完全清空，并據(jù)此測量滲濾液的體積。同時，使用紫外分光光度計（UV-3100，中國）測量滲濾液中硝態(tài)氮的濃度。滲漏桶中收集的土壤溶液僅用于定量描述隨著灌溉和降雨而引起的氮素淋失量，暫未考慮地下水的毛管補償作用。

使用通風法測量每個小區(qū)的土壤NH3揮發(fā)量[19]。將直徑16 cm，高25 cm的PMMA采樣管插入土壤5 cm深，并將兩層浸泡過磷酸甘油的海綿置于通氣管內(nèi)。上層海綿用于消除大氣中NH3的影響，下層海綿用于吸收土壤中揮發(fā)的NH3。在試驗過程中平均每10 d收集和更換一次海綿。灌溉和施肥后，采樣間隔縮短至2 d。采樣后立即將含有NH4+-N樣品的海綿帶到實驗室并浸入500 mL濃度為1.0 mol/L的KCl溶液中。將浸泡的樣品海綿和溶液用體積為1 L聚乙烯瓶密封并在往復式震蕩器上以200 rpm/min的速度振動1 h。使用紫外分光光度計測量每個樣品提取液中的NH4+-N濃度。

使用靜態(tài)箱法收集每個小區(qū)土壤排放的N2O。靜態(tài)箱系統(tǒng)由一個固定在土壤中20 cm深的底座（50 cm× 50 cm×25 cm）和一個可移動的頂箱（50 cm×50 cm× 100 cm）組成。底座為不銹鋼材質(zhì)，頂箱為聚甲基丙烯酸甲酯材質(zhì)。靜態(tài)箱底座和頂箱連接處采用水封的方式保證氣密性。在頂箱上部安裝一個小風扇以混合靜態(tài)箱內(nèi)的氣體。靜態(tài)箱內(nèi)安裝溫度計用于測量內(nèi)部空氣溫度。每次從09:00至10:00，使用50 mL聚丙烯注射器從靜態(tài)箱內(nèi)連續(xù)收集4個氣體樣品，采樣間隔為15 min，并將氣體儲存在氣袋中。使用氣相色譜儀（GC-2014C，日本）在48 h內(nèi)對氣體樣品進行分析。

在小麥收獲后，在0～100 cm土層采集土壤樣品用于測定土壤NO3--N含量。0～20 cm土層的采樣間隔為10 cm，>20～100 cm土層的采樣間隔為20 cm。將采集的土樣在2 mol/L的KCl溶液里浸提，土壤與KCl溶液的比例為1∶5。然后用紫外分光光度計測量浸提液中的NO3--N濃度。詳細的樣品制備和計算過程在Li等[16]的研究中進行了描述。

作物氮素吸收量采用干燒法和元素分析儀測定。收獲時，每個小區(qū)中選取1 m2的小麥植株，并從地表收割以測量地上部分干生物量。采集的植物樣品首先在105 ℃下烘1 h殺青，然后再以75 ℃的溫度將它們烘至恒質(zhì)量。記錄此時的質(zhì)量為地上部分干生物量。然后，選擇10株烘干的植物樣品，用超微粉碎機（XL-30C，中國）粉碎至0.5 mm。稱取50.0 mg粉碎的植物樣品，用錫紙包裹，然后放入元素分析儀（Vario Macro CN，德國）的自動進樣盤中以測量小麥植株中的氮含量。

1.4 數(shù)據(jù)計算及統(tǒng)計分析

本研究中氮收支根據(jù)Howarth等[20]推薦的模型建立。農(nóng)田氮輸入考慮了4種途徑，包括來自肥料的氮素、來自灌溉水的氮素、大氣氮沉降（干+濕）和非豆科作物固定。氮輸出途徑包括作物氮吸收、NH3揮發(fā)、N2O排放和NO3--N淋失。氮輸入和輸出之間的差值為0～100 cm作物主根區(qū)土壤總氮儲量的變化（反映土壤氮素的盈余或虧損）[5]。

來自灌溉水的氮素計算如下：

式中irrigation為灌溉水中的總氮含量，kg/hm2；depth為灌水量，mm；NI為灌溉水中總氮的濃度，mg/L。本研究中，NI參考馮兆忠等[21]推薦的值，約為22 mg/L。

大氣氮沉降包括干沉降和濕沉降。干沉降是從大氣輸送到水面和陸地表面的氣態(tài)氮和固態(tài)顆粒狀氮[22]。濕沉降為降水中的氮[23]。在中國北方地區(qū)，干沉降量每年約為50 kg/hm2[24]，濕沉降范圍為每年19～29 kg/hm2[4]。本研究將年大氣氮沉降值（干+濕）設定為每年75 kg/hm2。根據(jù)小麥生育期持續(xù)時間估算，2019和2020年春小麥生育期內(nèi)大氣氮沉降值約為26 kg/hm2，2021年約為22 kg/hm2。在本研究區(qū)，由于春小麥生育期內(nèi)降水量及降水中氮含量均相對較低，因此忽略了年際間降水變化而造成的濕沉降差異。

對于非豆科作物，非生物固氮的范圍為4.5～20 kg/hm2[25]。根據(jù)Liu等[26]的研究，本研究將非豆科作物氮固定值設為20 kg/hm2。

小麥生育期內(nèi)氮素吸收量計算如下：

式中uptake為小麥吸氮量，kg/hm2；b為收獲時地上部分干生物量，kg/hm2；TNr為元素分析儀測定的植物氮含量。

小麥生育期內(nèi)的累積NH3揮發(fā)量計算如下：

式中NH3為累積NH3揮發(fā)量，kg/hm2；avg為小麥生育期內(nèi)的平均NH3揮發(fā)通量，mg/(m2?h)；R為第次采樣時的NH3揮發(fā)通量，mg/(m2?h)；為2次相鄰采樣的間隔天數(shù)，d；為小麥生育期的總天數(shù)，d；M為第次采集的樣品海綿中NH3-N的含量（mg），等于提取液中NH4+-N的含量；為海綿的橫截面積，m2。

小麥生育期內(nèi)的累積N2O排放量計算如下：

式中N2O為累積N2O排放量，kg/hm2；avg為小麥生育期內(nèi)的平均N2O排放通量，mg/(m2?h)；F為第次采樣時的氣體排放通量，mg/(m2?h)；為小麥生育期的總天數(shù)，d；d為2次相鄰采樣的間隔天數(shù)，d；dc/d為第次采樣時靜態(tài)箱內(nèi)N2O濃度變化速率，10?6/min；為被測氣體的摩爾質(zhì)量，g/mol；Pa為第次采樣周期內(nèi)的平均大氣壓力，Pa；為第次采樣時靜態(tài)箱內(nèi)的平均空氣溫度，K；0為標準條件下氣體的體積，m3；0和0為標準條件下的壓力（Pa）和絕對溫度（K）；為靜態(tài)箱高度，cm。

小麥生育期內(nèi)的NO3--N淋失量計算如下:

式中l(wèi)eaching為生育期內(nèi)累積的NO3--N淋失量，kg/hm2；Cl為每次采樣時浸出0～100 cm土層的滲濾液中NO3--N的濃度，mg/L；V為每次采樣時測量的滲濾液體積，L；1為滲漏桶的橫截面積，m2。

土壤氮素的盈余（或虧損）計算如下：

式中sd為土壤中盈余（或虧缺）的氮素（正值表示氮盈余，負值表示氮虧缺），kg/hm2；input為土壤總氮輸入量，kg/hm2；output為土壤總氮輸出量，kg/hm2。

每項氮收支占總氮收支的比例計算如下：

式中rate為每項氮輸入（或輸出）占總氮輸入（或輸出）的比例，%；N為每項氮輸入（或輸出）的值，kg/hm2；Total是總氮輸出（或輸出）的值，kg/hm2。

本研究使用SPSS 20.0軟件（SPSS Inc., Chicago, USA）對數(shù)據(jù)結(jié)果進行方差分析（Analysis of Variance, ANOVA）。用最小顯著性差異（Least Significant Difference, LSD）檢驗各試驗處理間的差異，顯著性水平0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 農(nóng)田土壤氮輸入

2019－2021年春小麥生育期內(nèi)土壤氮收支見圖3?？梢钥闯?，土壤總氮輸入量在252～485 kg/hm2范圍內(nèi)。肥料氮是小麥農(nóng)田土壤氮輸入的主要來源，其次是來自灌溉水中的氮、大氣氮沉降和非豆科作物固氮（表3）。肥料氮、來自灌溉水中的氮、大氣氮沉降和非豆科作物固氮分別約占總氮輸入的60%～81%、9%～32%、5%～10%和4%～8%。該結(jié)果表明，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中進行施氮時，除了考慮肥料氮外，由于灌溉水而引入的氮素也不容忽視。因此，農(nóng)田系統(tǒng)的總氮輸入量主要受施氮和灌溉的影響，土壤總氮輸入量隨著施氮量和灌水量的減少而顯著降低。與對照處理（I1N1）相比，I2N2和I3N3處理使土壤總氮輸入量分別降低了25%和48%。

注：不同小寫字母表示在0.05的水平上差異顯著。下同。

表3 2019—2021年春小麥生育期內(nèi)各項氮輸入占總氮輸入的比例

2.2 農(nóng)田土壤氮輸出

2019－2021年不同處理土壤氮輸出量見圖3。2019－2021年小麥生育期內(nèi)土壤總氮輸出量分別在338～431、335～457和300～436 kg/hm2范圍內(nèi)。灌溉和施肥均對總氮輸出量有較明顯的影響。減少灌水量和施氮量均可以顯著降低農(nóng)田土壤的總氮輸出量。與對照處理相比，I2N2和I3N3處理使總氮輸出量分別降低了9%～11%和20%～23%。在各項氮輸入途徑中，小麥氮素吸收量高達177～315 kg/hm2。與I1和I2灌溉處理相比，I3灌溉處理使小麥氮吸收量分別降低了10%～17%和5%～14%（圖4），但其值在I1和I2灌溉處理間沒有顯著差異。此外，小麥吸氮量隨著施氮量的減少呈降低趨勢，但其值在N1和N2施氮處理間也沒有顯著差異。與N3施氮處理相比，N1和N2施氮處理使小麥吸氮量提高了約23%。

對于土壤氮損失而言，隨著灌水量的減少土壤NO3--N淋失量和N2O排放量顯著降低（圖4）。與I1灌溉處理相比，I2和I3灌溉處理使NO3--N淋失量分別降低了6%～15%和8%～24%，同時使N2O排放量分別降低了17%～27%和31%～42%。與N2O排放和NO3--N淋失相反，土壤NH3揮發(fā)量隨灌水量減少呈增加趨勢（圖4d～4f）。但總體而言，土壤總氮損失量隨著灌水量減少呈降低趨勢。與I1灌溉處理相比，I2和I3灌溉處理使土壤總氮損失分別降低了3%～11%和4%～17%。此外，減少施氮量可以同時降低土壤NO3--N淋失、NH3揮發(fā)和N2O排放。因此，土壤總氮損失量隨著施氮量的減少顯著降低。與N1施氮處理相比，N2和N3施氮處理使土壤NO3--N淋失、NH3揮發(fā)和N2O排放和總氮損失分別降低了4%～22%和11%～26%、20%～21%和18%～31%、11%～16%和24%～27%、13%～21%和7%～27%?？紤]灌溉和施氮對土壤氮損失的綜合影響，與對照處理相比，I2N2和I3N3處理可使總氮損失分別降低21%～29%和16%～34%。上述這些結(jié)果表明，將灌水量從450 mm減少至315 mm同時將施氮量從340 kg/hm2減少至250 kg/hm2，小麥吸氮幾乎不受影響，但顯著降低了土壤總氮損失和總氮輸出量。

小麥氮吸收占土壤氮輸出的比例最大，其次是NO3--N淋失、NH3揮發(fā)和N2O排放（表4）。在2019－2021年小麥氮吸收、NO3--N淋失、NH3揮發(fā)和N2O排放分別占總氮輸出的59%～78%、18%～34%、3%～7%和0.5%～0.9%。盡管小麥吸氮量占總氮輸出的比例在不同灌溉處理間的變化規(guī)律不明顯，但整體上看來，其值仍然隨灌水量的減少呈降低趨勢。土壤氮損失占總氮輸出的22%～41%，其中NO3--N淋失和NH3揮發(fā)貢獻了土壤氮損失的95%以上。盡管氮損失占土壤總氮輸出的比例在不同灌溉和施肥處理間的變化無明顯規(guī)律，但與其他處理相比，I2N2處理的氮損失在土壤總氮輸出中所占比例處在較低水平。

圖4 2019—2021年小麥生育期內(nèi)的氮吸收和土壤氮損失

表4 2019—2021年春小麥生育期各項氮輸出占總氮輸出的比例

2.3 土壤剖面NO3--N含量

2019－2021年春小麥收獲后0～100 cm根區(qū)土壤NO3--N含量及剖面分布見圖5?？梢钥闯觯斋@后的各層土壤NO3--N含量均在0～35 mg/kg范圍內(nèi)變化。灌溉和施肥對收獲后土壤NO3--N含量及剖面分布有明顯的影響。春小麥收獲后，I1灌溉處理的土壤NO3--N均集中在80～100 cm土層，而I2和I3灌溉處理的土壤NO3--N主要集中在20～60 cm土層。并且，I1灌溉處理0～60 cm土壤的NO3--N含量明顯低于I2和I3灌溉處理。這一結(jié)果表明，過高的灌水量會加速土壤NO3--N的垂向遷移，進而降低作物主要根系區(qū)的土壤NO3--N含量。而增加施氮量則顯著提高了0～100 cm土壤的NO3--N含量。例如，在2020和2021年同等灌溉條件下（I2），N1和N2施氮處理0～100 cm土壤的平均NO3--N含量分別比N3施氮處理提高了39%～45%和18%～43%。相反，該結(jié)果也表明減少施氮量則會顯著降低土壤NO3--N含量?？紤]灌溉和施肥對收獲后土壤NO3--N的綜合影響，I2N1，I3N1和I2N2處理的土壤NO3--N含量處理較高水平，而對照處理的土壤NO3--N含量僅與I2N2處理相當，且明顯低于I3N3處理。這些結(jié)果表明，較高的灌水量和較低的施氮量均不利于土壤速效氮累積和土壤肥力保持，適當?shù)慕档凸嗨亢驮黾邮┑渴谴盒←溵r(nóng)田節(jié)水和土壤肥力保持的有效途徑。

2.4 土壤氮盈虧

土壤氮盈虧反映了生育期末土壤總氮含量的增加或降低。從圖3中可以看出，土壤氮素的盈余或虧損被施氮量決定。在2019—2021年春小麥生育期內(nèi)，所有高施氮（340 kg/hm2）處理均表現(xiàn)為土壤氮盈余，所有低施氮（170 kg/hm2）處理均表現(xiàn)為氮虧缺（圖3）。在2019、2020和2021年，高施氮處理各灌溉水平下的土壤氮盈余量分別為46～54、16～47和46～80 kg/hm2，而施氮量降低50%的低施氮處理各灌溉水平下的土壤虧缺量分別為53～101、65～91和48～92 kg/hm2。而在2020和2021年灌溉315 mm（I2）條件下，施氮250 kg/hm2（N2）時土壤氮素接近平衡狀態(tài)（僅輕度虧缺28～50 kg/hm2，占總施氮量的11%～20%），并且該處理在幾乎不降低小麥氮吸收的前提下有效減少了土壤氮損失。盡管在該灌溉條件下高施氮量處理（I2N1）的氮盈余量也相對較低，但這種情況由于氮肥用量過高，因此伴隨著大量的氮損失。這些結(jié)果表明，當?shù)貍鹘y(tǒng)的施氮量340 kg/hm2對于作物生產(chǎn)是過度的，并且在過度灌溉的條件下導致了較高的土壤氮損失。過度的減少施氮量則會導致土壤氮虧缺，降低土壤肥力。適當?shù)臏p少灌水量和施氮量可以有效降低農(nóng)田氮損失帶來的環(huán)境污染風險，且不影響作物生產(chǎn)和土壤肥力。

圖5 2019—2021年小麥收獲后0～100 cm土壤剖面NO3--N含量

3 討 論

3.1 灌溉施肥對小麥氮吸收的影響

灌溉可以通過改變根區(qū)土壤水分條件來影響作物根系的活性和生長，從而影響其對土壤養(yǎng)分的吸收[16,27]。本研究發(fā)現(xiàn)，小麥吸氮量隨著灌水量的增加呈增加趨勢，但I1和I2灌溉處理間的小麥吸氮量沒有顯著差異，即過高的灌水量對小麥氮素吸收的改善效果不顯著。造成上述結(jié)果的主要原因有2種解釋，一方面可能是過度灌溉（I1）導致土壤含水量超過了田間持水量，因此，將灌水量從I1減少到I2并沒有明顯降低土壤有效水分含量，對作物根系活性及其氮吸收的影響較小。而較低的灌水量I3顯著了降低土壤有效水分，導致小麥根系遭受一定程度的水分脅迫，從而限制了小麥對氮素的吸收[16]。另一方面，過高的灌水量伴隨著大量的土壤速效氮流失，如NO3--N淋失，N2O排放等，因此不會明顯增加小麥吸氮量[4]。這些結(jié)果與楊曉亞等[10]的研究結(jié)果一致，他們發(fā)現(xiàn)過度灌溉沒有顯著促進作物生長，因此，適當?shù)慕档凸嗨縿t不會影響作物對土壤養(yǎng)分的吸收。

施用尿素氮肥可以通過改善根區(qū)土壤速效氮含量來影響作物生長和氮素吸收[12-13]。在本研究中，與N3施氮處理相比，N2和N1施氮處理顯著增加了小麥吸氮量，但其值在N1和N2施氮處理間的無顯著差異。造成這一結(jié)果的原因可能是增加尿素氮肥的施用量提高了作物主根區(qū)的土壤速效氮（NO3--N和NH4+-N）含量，從而使更多的速效氮被小麥植株吸收[16]。而過量的氮素供應可能使土壤氮素含量超過了植物的最大氮素需求，因此，小麥吸氮量不再隨施氮量的增加而增加[8]。這一結(jié)果許多以前的研究一致[12,18]，他們發(fā)現(xiàn)在合理的范圍內(nèi)增加施氮量有效促進了作物根系氮吸收，但持續(xù)增加施氮量對植物氮吸收無顯著影響。

3.2 灌溉施肥對土壤氮損失的影響

適當減少灌水量是降低土壤氮素損失的有效途徑之一。在本研究中，隨著灌水量的減少，土壤NO3--N淋失量和N2O排放顯著降低。對于NO3--N淋失量的降低，產(chǎn)生這種結(jié)果的原因是較低的灌水量使上層土壤的壓力水頭較低，難以驅(qū)動大量的土壤速效氮淋出0～100 cm根區(qū)土壤[18]。因此，本研究發(fā)現(xiàn)，低灌水量處理的土壤NO3--N遷移深度明顯低于高灌水量處理。對于N2O排放而言，相關研究表明[28]，土壤水分通過調(diào)節(jié)土壤微生物的有效氧進而影響硝化過程和反硝化過程，最終影響N2O排放。土壤N2O排放的最佳充水孔隙空間（Water Filled Pore Space，WFPS）較高，一般在60%～70%之間[28]。減少灌水量會降低土壤含水率，進而可能導致土壤WFPS低于適宜N2O排放的最佳WFPS，從而顯著降低了N2O排放。上述結(jié)果與之前許多研究的結(jié)果一致[4,8]。然而，減少灌水量會增加土壤NH3揮發(fā)，是因為NH3分子具有親水性，較高的灌溉水可以溶解更多的NH3[6]。Xu等[29]的研究也發(fā)現(xiàn)，較低的灌水量會增加土壤NH3揮發(fā)的風險?？傮w而言，將灌水量從I1減少至I2和I3，NO3--N淋失量分別降低了5～17和6～31 kg/hm2，N2O排放量分別降低了0.5～0.9和1～1.6 kg/hm2，而NH3揮發(fā)量僅增加了1.3～3.5和2.9～8.1 kg/hm2。因此，土壤總氮損失隨著灌水量的減少而降低，并且由于灌水量減少而降低的土壤氮損失主要歸因于NO3--N淋失和N2O排放的降低。此外，由于降低灌水量減少了生育期內(nèi)的土壤氮損失，本研究發(fā)現(xiàn)I2和I3灌溉處理收獲后的土壤NO3--N含量高于I1灌溉處理。

許多研究表明，減少氮肥施用量可以通過降低作物根區(qū)土壤氮素累積量直接減少土壤氮損失[16,18]。本研究發(fā)現(xiàn)，與高施氮處理相比，低施氮處理會顯著降低收獲后土壤NO3--N累積量。此外，將施氮量從N1減少至N2和N3分別使NO3--N淋失量降低了4%～22%和11%～26%。該結(jié)果與Shi等[12]早期研究結(jié)果一致，他們發(fā)現(xiàn)，與高施氮處理相比，低施氮處理顯著降低了土壤速效氮累積量，同時降低了氮素淋失量。Li等[18]的研究也表明，土壤中較低的氮素積累量可以降低NO3--N淋失進入地下水的風險。此外，土壤N2O排放和NH3揮發(fā)均隨施氮量的減少而顯著降低。這一發(fā)現(xiàn)主要是因為減少施氮量直接降低了土壤中硝化過程和反硝化過程發(fā)生的基質(zhì)以及NH3揮發(fā)的底物，即NH4+-N和NO3--N。Zhang等[4]也獲得了類似的結(jié)果，他們的研究表明土壤氣態(tài)氮損失量與施氮量顯著正相關關系。

3.3 灌溉施肥對土壤氮素盈虧的影響

在農(nóng)田系統(tǒng)中，氮輸入和輸出的不平衡可能導致土壤氮素盈余或虧缺[4,12]。較高的土壤氮素盈余會增加氮損失的風險，而嚴重的土壤氮素虧缺則會降低土壤肥力，影響作物生產(chǎn)[13]。在本研究中，N1施氮處理的土壤氮素均處于盈余狀態(tài)，可能是因為340 kg/hm2的施氮量超過了作物對氮素的最大需求，進而導致大量氮素殘留在土壤中。本研究也發(fā)現(xiàn)，小麥的最高氮素吸收量約為315 kg/hm2，遠低于當?shù)貍鹘y(tǒng)的施氮量。此外，N3施氮處理的土壤氮素均處于虧缺狀態(tài)。顯然是因為170 kg/hm2的施氮量不能滿足作物的氮素需求量，并且其生長過程中還不可避免地產(chǎn)生了一定程度的氮損失。與N1施氮處理相比，N3施氮處理減少了50%的施氮量，但總氮輸出量僅降低了5%～20%，這表明土壤中累積的氮素被消耗，即N3施氮處理的氮素供應量不足。這一結(jié)果與Abera等[30]研究一致，他們發(fā)現(xiàn)當肥料氮的施用量減少50%時，總氮損失僅降低了7%～17%。

3.4 土壤氮平衡分析

研究表明，估算土壤氮輸入和輸出之間的平衡是評估農(nóng)田氮肥管理合理性的有效方法[4,20]。但實際上，在較高的灌水量條件下，高施氮量通常伴隨著高氮輸出，如植株氮吸收、NO3--N的淋失和氣態(tài)氮損失，這種情況也可能接近“土壤氮平衡”。顯然，這種伴隨著高氮輸出的氮平衡不利于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的可持續(xù)發(fā)展，因為它導致了較高的土壤氮污染物排放，增加了環(huán)境污染和氣候變暖的風險。例如，在中國西北地區(qū)的春小麥農(nóng)田中，當?shù)剞r(nóng)民的灌溉施肥措施，即I1N1處理的土壤氮盈余量相對較低（圖3），但該措施在所有處理中導致了最高的土壤損失（圖4）。在該處理下，氮損失占總氮輸出的比例高達25%～35%（表4）。實際上，在正常農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中完全達到氮輸入和輸出間的平衡幾乎是不可能的，因此，只能在有效降低土壤氮損失，且不影響作物生長的情況下將土壤氮素的盈余量或虧缺量控制在相對較低的水平。本研究發(fā)現(xiàn)，將灌水量從I1減少至I2并將施氮量從N1減少至N2可以在不影響小麥氮吸收的前提下降低21%～29%的氮損失，并且此時的土壤氮素處于輕度虧缺狀態(tài)，僅虧缺約28～50 kg/hm2，占總施氮量的11%～20%。

從長期角度，收獲后的小麥秸稈可作為一種綠色的氮肥來源用于修復土壤氮虧缺[31]。以往研究表明，秸稈對土壤肥力的影響在長期還田后逐漸體現(xiàn)，但不能直接地增加土壤速效氮含量[32]。Christensen等[33]的研究也表明收獲后的小麥秸稈長期還田可以增加土壤總氮含量。因此，將收獲后的秸稈部分還田可逐漸緩解土壤氮虧缺，但不會像施入尿素一樣迅速增加土壤NH4+-N和NO3--N含量，這在一定程度上避免了氮損失發(fā)生，尤其是NO3--N淋失。因此，在本研究中，為了緩解I2N2處理的土壤氮虧缺，根據(jù)該處理土壤氮虧缺量及小麥秸稈的氮含量進行估算，如果在每季作物收獲后將4～8 t/hm2小麥秸稈還田則保持土壤氮收支平衡。該推薦值與韓新忠等[34]通過田間試驗得出得結(jié)果一致，他們的研究發(fā)現(xiàn)小麥秸稈還田3～7.5 t/hm2對土壤肥力補充的綜合效果最佳?？偠灾?，畦灌315 mm、施氮250 kg/hm2并在收獲后以4～8 t/hm2的小麥秸稈還田的管理模式能夠在維持作物正常生產(chǎn)的前提下有效緩解氮損失帶來的環(huán)境污染風險和土壤氮收支不平衡問題。

4 結(jié) 論

本研究于2019－2021年開展了為期3 a的田間試驗，探討了不同灌溉施肥措施對黃河中上游河套灌區(qū)春小麥農(nóng)田土壤氮損失、作物氮吸收及氮收支的影響，得出了以下結(jié)論：

1）肥料氮、來自灌溉水中的氮、大氣氮沉降和非豆科作物固氮分別占土壤總氮輸入的60%～81%、9%～32%、5%～10%和4%～8%。減少灌水量和施氮量可降低農(nóng)田土壤的總氮輸入量。

2）小麥氮吸收、NO3--N淋失、NH3揮發(fā)和N2O排放分別占總氮輸出的59%～78%、18%～34%、3%～7%和0.5%～0.9%。減少灌水量和施氮量可顯著降低土壤總氮損失，但過低灌水量和施氮量會導致小麥吸氮量降低。

3）當?shù)貍鹘y(tǒng)的氮肥施用量N1可導致土壤氮素盈余，而施氮量降低50%的N3處理則導致土壤氮素大量虧缺。對照處理（I1N1）的土壤氮素損失量最高。與對照處理相比，I2N2處理可減少21%～29%的氮損失，且作物氮吸收幾乎未受到影響。

4）I2N2處理的土壤氮素僅輕度虧缺28～50 kg/hm2，占總施氮量的11%～20%。根據(jù)該處理的土壤氮虧缺量和小麥秸稈含氮量估算，若在收獲后將4～8 t/hm2的小麥秸稈還田，則可保持小麥農(nóng)田土壤的氮收支平衡。

5）綜合考慮氮污染物減排，作物生產(chǎn)及土壤氮收支平衡在河套灌區(qū)和條件類似地區(qū)的春小麥農(nóng)田中建議采用畦灌315 mm、施氮250 kg/hm2且收獲后4～8 t/hm2小麥秸稈還田的管理模式，該研究可為干旱半干旱地區(qū)春小麥農(nóng)田綠色可持續(xù)發(fā)展提供科學依據(jù)。

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Irrigation and N application strategies for spring wheat fields in the Hetao irrigation district based on N balance

Li Yue1,2, Li Gendong3, Chen Zhijun1,4, Zhang Xuechen1,2, Huang Guanhua1,2※

(1,,100083,;2,,100083,; 3.,015000,; 4.,,110866,)

Inappropriate irrigation and nitrogen (N) application have caused the severe N losses and budget imbalance in the spring wheat field in the Hetao Irrigation District (41°09′N, 107°39′E), Northwest China. This study aims to determine the rational irrigation and N application strategy for the spring wheat in the study area. A series of field experiments were carried out in the 2019-2021 seasons. A systematic investigation was made to clarify the effects of irrigation and N application on the soil N budget, NO3--N leaching, NH3volatilization, N2O emissions, crop N uptake, as well as soil N surplus and deficit. Three irrigation levels (i.e., 450, 315, and 180 mm (I1, I2 and I3)) and two N fertilization levels (i.e., 340 and 170 kg/hm2(N1 and N3)) were considered in the experiments. Furthermore, the control group was added in the medium N application level (i.e., 250 kg/hm2(N2)) under the condition of a medium irrigation level (i.e., 315 mm (I2)) in 2020 and 2021. The results showed that the fertilizer N was accounted for the largest proportion of soil N input, followed by the irrigation water, atmospheric deposition, and non-bio fixation. The wheat N uptake was accounted for the largest proportion of soil N output, followed by NO3--N leaching, NH3volatilization, and N2O emissions. The total N input in the soil showed a decreasing trend with the decrease of irrigation depth and N application. It infers that the reduced irrigation depth and N application significantly decreased the soil total N losses. But there was the lower threshold in the irrigation depth and N application treatment for the less N uptake of wheat. Among them, the control treatment (i.e., I1N1) resulted in the highest total N input, and the highest soil N losses (NO3--N leaching, NH3volatilization, and N2O emissions). Compared with the control treatment, the I2N2 and I3N3 treatments decreased the total N input by 25% and 48%, respectively, and the soil total N losses by 21%-29% and 16%-34%, respectively. The wheat N uptake in the I3N3 treatment was significantly lower than that in the control treatment. But there was no significant diffidence in the wheat N uptake between the I2N2 and control treatments. The N application presented a significant effect on the soil N surplus and deficit. The N1 treatment was resulted in the higher soil N surplus, while the N3 treatment with about 50% decrease of N application rate was resulted in the higher soil N deficit. However, a slight deficit was obtained in the N2 treatment under the I2 irrigation conditions, where the soil N deficit was only 28-50 kg/hm2. This N deficit value was also accounted for 11%-20% of the total N application amount. Once the 4-8 t/hm2per season wheat straw was returned to the field after harvest, the N balance could be maintained in the wheat field. Thus, the soil N losses can be effectively mitigated from the spring wheat farmlands in the Hetao Irrigation District, Northwest China. The soil N balance can also be expected to improve the irrigation and N application management, particularly with the appropriate straw returning.

nitrogen; groundwater; greenhouse gas; water and fertilizer management; emissions; pollutants; environment

10.11975/j.issn.1002-6819.2022.17.007

S274

A

1002-6819(2022)-17-0061-12

李越，李根東，陳志君，等. 基于氮收支平衡的河套灌區(qū)春小麥農(nóng)田灌溉和施氮策略[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2022，38(17)：61-72.doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2022.17.007 http://www.tcsae.org

Li Yue, Li Gendong, Chen Zhijun, et al. Irrigation and N application strategies for spring wheat fields in the Hetao irrigation district based on N balance[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2022, 38(17): 61-72. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2022.17.007 http://www.tcsae.org

2022-05-08

2022-08-10

國家自然科學基金重點國際合作項目（52220105007）；國家自然科學基金黃河水科學研究聯(lián)合基金重點項目（U2243217）；內(nèi)蒙古自治區(qū)科技重大專項（2020，2021）

李越，博士生，研究方向為農(nóng)業(yè)高效用水管理及其生態(tài)環(huán)境效應。Email：yue_li@cau.edu.cn

黃冠華，博士，教授，研究方向農(nóng)業(yè)水文模擬與農(nóng)業(yè)高效用水。Email：ghuang@cau.edu.cn