陳若谷，胡正華，曾 科，姚元林*，尹 斌*，莊錦貴

稻田養(yǎng)萍模式下不同施氮量對(duì)稻田氨揮發(fā)及紅萍生物固氮作用的影響①

陳若谷1，胡正華1，曾 科2，姚元林1*，尹 斌2*，莊錦貴3

(1 南京信息工程大學(xué)應(yīng)用氣象學(xué)院江蘇省農(nóng)業(yè)氣象重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210044；2 土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所)，南京 210008；3 江蘇豐收大地種業(yè)發(fā)展有限公司，江蘇鹽城 224199)

紅萍對(duì)水體銨態(tài)氮濃度較為敏感，稻田放養(yǎng)紅萍模式下，紅萍的生物固氮作用及其抑制氨揮發(fā)的作用對(duì)不同施氮量的響應(yīng)未知。紅萍為水生蕨藻共生體，具有很強(qiáng)的生物固氮能力。紅萍可作為優(yōu)質(zhì)綠肥放養(yǎng)于稻田，以替代部分化學(xué)氮肥，起到節(jié)能減排的效應(yīng)。為明確稻田養(yǎng)萍模式下不同施氮量對(duì)紅萍生物固氮作用和田間氨揮發(fā)的影響，采用盆栽試驗(yàn)設(shè)置了0、75、150、225、300 kg/hm2共5個(gè)施氮(以純N量計(jì))水平，監(jiān)測(cè)了稻田放養(yǎng)紅萍和水稻單種各處理的氨揮發(fā)量、生物固氮速率和水稻產(chǎn)量。結(jié)果表明：①同一施氮水平下，稻田放養(yǎng)紅萍可顯著降低氨揮發(fā)日通量峰值及氨揮發(fā)總量。在施氮量為225 kg/hm2時(shí)，稻田放養(yǎng)紅萍對(duì)氨揮發(fā)總量的抑制作用最大，與水稻單種相比，抑制幅度可達(dá)83.2%。②紅萍的生物固氮速率及固氮總量與施氮量呈線性負(fù)相關(guān)關(guān)系，隨施氮量的增加，固氮速率和固氮量逐漸降低，施氮量300 kg/hm2并放養(yǎng)紅萍處理得到的固氮速率及總量同不施氮肥不養(yǎng)萍處理之間無(wú)顯著差異。③與不養(yǎng)萍處理相比，放養(yǎng)紅萍組各處理的水稻產(chǎn)量都明顯增加，其中施氮量為225 kg/hm2時(shí)水稻增產(chǎn)幅度最大，增幅達(dá)21.2%。綜上，在施氮條件下，稻田養(yǎng)萍可顯著抑制稻田氨揮發(fā)并提高水稻產(chǎn)量，隨著施氮量的增加，紅萍作為生物綠肥的固氮作用受抑制程度加重。在不犧牲水稻產(chǎn)量的前提下，稻田養(yǎng)萍可替代約75 kg/hm2的化學(xué)氮肥，且能抑制83.2%的稻田氨揮發(fā)。

稻田養(yǎng)萍；生物固氮作用；氨揮發(fā)

氨揮發(fā)是地表氮素?fù)p失的一種重要方式[1]。全球年均氨揮發(fā)總量約54 Tg，而農(nóng)田是氨揮發(fā)的最大排放源，其中化學(xué)氮肥所造成的年均氨揮發(fā)總量達(dá)11.3 Tg[2]，而中國(guó)農(nóng)田由化學(xué)氮肥使用引起的氨排放總量約為3.21 Tg，其中，糧食作物占比為66%[3]。我國(guó)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)大多使用化學(xué)肥料，氮肥使用多以尿素為主，稻田氨揮發(fā)可達(dá)施氮量的10% ～ 38%[4]，不僅造成了嚴(yán)重的氮資源浪費(fèi)，也導(dǎo)致了極大的生態(tài)環(huán)境污染?；实倪^(guò)量及不均衡使用，不僅造成我國(guó)部分地區(qū)農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量下降，而且對(duì)空氣、水、土壤和生物多樣性造成威脅，并產(chǎn)生溫室氣體排放，給環(huán)境帶來(lái)大量的負(fù)面效應(yīng)[5]。從生態(tài)環(huán)保的角度出發(fā)，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過(guò)程中，尋找既能環(huán)境友好又能保證作物產(chǎn)量的農(nóng)學(xué)措施，是當(dāng)今農(nóng)業(yè)亟需解決的問(wèn)題。

影響稻田氨揮發(fā)的因素很多，包括田面水NH4+-N濃度、田間水分條件及氣候條件、采用的施肥技術(shù)及耕作方式等[6]。其中，影響稻田氨排放最主要的因素為田面水NH4+-N濃度，稻田氨揮發(fā)的變化趨勢(shì)與田面水NH4+-N濃度的變化趨勢(shì)保持一致[7]。田面水pH是影響稻田氨排放的另一大重要因素，在一定范圍內(nèi)，田面水pH升高可促進(jìn)氨揮發(fā)。稻田氨揮發(fā)量過(guò)高、氮肥利用率低下主要是由于過(guò)量施肥和不合理使用化肥等所導(dǎo)致[8]。不同品種氮肥、土壤性質(zhì)、施肥方法、施肥時(shí)期、排水?dāng)R田方式和硝化抑制劑施用等都會(huì)對(duì)氮肥的去向產(chǎn)生影響[9]。不少研究表明，改進(jìn)施氮技術(shù)這一手段可以提高稻田的氮肥利用率，增加水稻產(chǎn)量，同時(shí)達(dá)到減少由稻田氨揮發(fā)而造成的氮損失[10]。以氮肥深施和塑料包膜為代表的新型施肥技術(shù)和各種化學(xué)抑制劑的應(yīng)用均能明顯減少農(nóng)田的氨揮發(fā)與氮損失[11]。綠肥及其生物固氮作用可以代替一部分化學(xué)氮肥，從而降低稻田氮素?fù)p失，同時(shí)提高水稻氮肥利用率，且綠肥具有可再生、低成本、低氮損失率等諸多優(yōu)點(diǎn)[12]。

紅萍(Azollaceae，)是天然的優(yōu)質(zhì)綠肥，具有顯著的生物固氮能力，且可以富集土中磷鉀等多種礦物質(zhì)養(yǎng)分。近年來(lái)研究表明，稻田放養(yǎng)紅萍可以抑制雜草生長(zhǎng)，降低水溫，降低田面水pH，具有減少氨揮發(fā)損失、提高氮肥利用率的潛力[13]。與化學(xué)氮肥相比，紅萍作為生物綠肥有以下優(yōu)點(diǎn)：成本低、可再生、無(wú)污染、繁殖快、生長(zhǎng)周期短、生長(zhǎng)期長(zhǎng)、分解快[14]。紅萍的固氮速率為1.0 ～ 3.6 kg/(hm2·d)(以純N量計(jì)，下同)，年固氮量約100 ～ 300 kg/hm2，最高可達(dá) 670 kg/hm2[15]。因此，稻田養(yǎng)萍被認(rèn)為是減少氨揮發(fā)損失和提高氮肥利用率的新途徑。大量實(shí)踐和試驗(yàn)結(jié)果證明，紅萍氮對(duì)水稻是有效的，在稻田放養(yǎng)紅萍有一定程度的增產(chǎn)效果。一季水稻所得紅萍相當(dāng)于 70 ～ 100 kg/hm2[14]。紅萍的肥效優(yōu)于其他生物肥料(如藍(lán)藻生物肥料)，在低施氮量下配施紅萍可增產(chǎn) 10% ～ 30%[16]。稻田養(yǎng)萍可減少化肥氮的投入。

然而，紅萍對(duì)水體中NH4+-N的耐受能力有限[17]，施用氮肥會(huì)抑制紅萍生長(zhǎng)，減少紅萍的生物固氮作用。目前，有關(guān)稻田放養(yǎng)紅萍模式下紅萍的生物固氮作用和稻田氨揮發(fā)對(duì)不同施氮水平響應(yīng)的研究未見(jiàn)報(bào)道。為了明確稻田養(yǎng)萍模式下，不同施氮量對(duì)紅萍生物固氮作用和田間氨揮發(fā)的影響，本研究采用盆栽試驗(yàn)在0、75、150、225、300 kg/hm2的施氮梯度下，監(jiān)測(cè)了稻田放養(yǎng)紅萍和水稻單種各處理的氨揮發(fā)通量和固氮速率，以探索不犧牲水稻產(chǎn)量的前提下，紅萍以最大潛力減少稻田氨揮發(fā)和發(fā)揮生物固氮能力的最佳施氮量，為水稻綠色生產(chǎn)提供更加充足的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)于2015年在中國(guó)科學(xué)院常熟農(nóng)業(yè)生態(tài)實(shí)驗(yàn)站(31°15′15″N，120°57′43″E)開(kāi)展。該站位于太湖地區(qū)，有75% 的農(nóng)田為稻田，海拔1.3 m，屬于亞熱帶濕潤(rùn)氣候，年均氣溫為15.5 ℃，年均降水量為1 038 mm，年均無(wú)霜期224 d。供試土壤為湖積物發(fā)育而成的潛育型水稻土(烏柵土)，表層 0 ～ 20 cm 土壤理化特征：pH(H2O)7.36、有機(jī)質(zhì) 35.0 g/kg、全氮 2.09 g/kg、全磷 0.93 g/kg、CEC 20.2 cmol/kg。供試水稻品種為南粳46，為當(dāng)?shù)赝茝V栽培品種，稻秧秧齡為30 d。

本研究試圖通過(guò)盆栽試驗(yàn)探明稻田養(yǎng)萍模式下，不同施氮量對(duì)紅萍生物固氮作用、稻田氨揮發(fā)以及水稻產(chǎn)量的影響。如表1所示，本試驗(yàn)共設(shè)置10個(gè)處理，分為不加紅萍單施氮肥組(H0)和放養(yǎng)紅萍配施氮肥組(H0+A)，每組各5個(gè)施氮水平，分別為：0、75、150、225、300 kg/hm2。每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。施用的化肥為：氮肥(尿素，含N 460 g/kg)、磷肥(過(guò)磷酸鈣，含P2O5120 g/kg)和鉀肥(氯化鉀，含K2O 600 g/kg)。所有處理的磷肥(90 kg/hm2)和鉀肥(120 kg/hm2)均作為基肥一次性撒施于田面水。尿素分3次均勻撒施于田面水，施肥比例為4∶2∶4，施用時(shí)間為2015年7月16日、7月27日、8月31日。水稻于2015年7月16日移栽，每盆3穴，每穴3株。紅萍的放養(yǎng)量為鮮重3 t/hm2，在施基肥前放置于田面水中(覆蓋度約90%)，紅萍自然生長(zhǎng)數(shù)天后便能均勻覆蓋整個(gè)田面。

表1 試驗(yàn)處理

1.2 測(cè)定項(xiàng)目與方法

1.2.1 NH3揮發(fā)的測(cè)定 NH3揮發(fā)采用由密閉室、真空泵、NH3吸收液組成的密閉室間歇通氣法測(cè)定。密閉室由透明有機(jī)玻璃構(gòu)成，直徑20 cm、高15 cm，底部開(kāi)放。頂部有2個(gè)通氣孔，通氣孔的直徑為25 mm，其中一個(gè)通過(guò)波紋管與采氣桿相連，采氣桿為2.5 m高；另一個(gè)通氣孔與洗氣瓶相連，洗氣瓶中盛有60 mL稀硫酸吸收液(0.05 mol/L)并連接真空泵。密閉室中的氣相NH3通過(guò)抽氣減壓的方式被洗氣瓶捕獲，密閉室內(nèi)每分鐘進(jìn)行15 ～ 20次換氣。采集氨揮發(fā)時(shí)，氨揮發(fā)罩子輕拿輕放，減少對(duì)紅萍的擾動(dòng)。從每次施肥后的第1天開(kāi)始采集，直至NH3揮發(fā)通量與空白處理無(wú)明顯差異結(jié)束。吸收液中的NH4+-N采用靛酚藍(lán)比色法測(cè)定。田面水的采集與氨揮發(fā)檢測(cè)同時(shí)進(jìn)行，采用紫外分光光度法、便攜式pH計(jì)和靛酚藍(lán)比色法分別測(cè)定田面水的NO3?-N、pH和NH4+-N。在當(dāng)日7:00—9:00和15:00—17:00進(jìn)行氣體采集，此時(shí)的NH3揮發(fā)通量被認(rèn)為是每日平均通量，并通過(guò)這一數(shù)據(jù)估算NH3揮發(fā)總量。NH3揮發(fā)通量計(jì)算公式為：

1.2.2 籽粒氮含量的測(cè)定 水稻成熟后，將每盆水稻地上部分成籽粒和秸稈，風(fēng)干和稱重，計(jì)算干物質(zhì)量。并隨機(jī)選取一部分籽粒和秸稈樣品，在80℃的烘箱中烘干24 h，然后用粉碎機(jī)粉碎，過(guò)150 μm篩，用凱氏定氮法測(cè)定氮含量。

1.2.3 紅萍固氮速率的測(cè)定 紅萍的生物固氮速率采用乙炔還原法在田間進(jìn)行原位測(cè)定。紅萍的固氮速率對(duì)溫度敏感，本研究對(duì)紅萍生物固氮速率的測(cè)定依照稻季溫度的變化，分別安排在水稻插秧后的第17天、第55天和第75天進(jìn)行，時(shí)間為上午的8:00—11:00，此時(shí)的固氮速率被認(rèn)為是日平均值[18]。

紅萍的生物固氮速率()和生物固氮量(BNF)的計(jì)算公式如下：

BNF=·(3)

式中：為紅萍的生物固氮速率；為乙烯的濃度(mol/L)；代表培養(yǎng)紅萍的體積；代表培養(yǎng)紅萍的時(shí)間；代表測(cè)樣面積；BNF代表生物固氮量；代表紅萍生長(zhǎng)的天數(shù)，施肥后紅萍的固氮能力會(huì)被抑制10 d。

1.3 數(shù)據(jù)分析與處理

采用Excel 2016進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，Origin 9.4進(jìn)行相關(guān)性分析和作圖，SPSS 2017進(jìn)行方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 NH3揮發(fā)日通量及總量

如圖1所示，在同一施氮水平下，放養(yǎng)紅萍組(H0+A) NH3揮發(fā)日通量峰值明顯低于不加紅萍組(H0)。每次施肥后，H0組各處理的NH3揮發(fā)日通量均隨時(shí)間呈先增后減的變化趨勢(shì)，且峰值出現(xiàn)在施肥后2 ～ 4 d；H0+A組的NH3揮發(fā)峰值較低或沒(méi)有明顯峰值，且各施氮處理迅速下降到與N0處理接近。H0組中，除N75處理外，第一次追肥后NH3揮發(fā)峰值較其他兩次施肥高，N75處理則是在施基肥后NH3揮發(fā)峰值較高。H0+A組3次施肥的NH3揮發(fā)峰值并無(wú)明顯差異，均較低。

在炎熱季節(jié)，奶牛的食欲下降，通過(guò)合理調(diào)整飼料結(jié)構(gòu)，維持營(yíng)養(yǎng)平衡可以補(bǔ)償高溫應(yīng)激引起養(yǎng)分?jǐn)z入量的減少。①提高奶牛日糧的蛋白水平，通常保持在18%～20%。②添加脂肪酸鈣、棉籽等過(guò)瘤胃脂肪，日糧脂肪含量可達(dá)到5%左右。③提高精料比例，控制粗飼料的喂量，但應(yīng)注意日糧精料最大比例不宜超過(guò)60%，以免影響乳脂率及造成代謝性紊亂[3]。

3次施肥相比較，施基肥后，各施肥處理NH3揮發(fā)日通量隨時(shí)間發(fā)生波動(dòng)，約經(jīng)過(guò)8 d才恢復(fù)至與空白對(duì)照相當(dāng)；而第一次追肥后，各施肥處理NH3揮發(fā)日通量經(jīng)過(guò)約6 d后恢復(fù)至與空白對(duì)照相當(dāng)；第二次追肥后，各施肥處理NH3揮發(fā)日通量的恢復(fù)經(jīng)過(guò)約4 d，用時(shí)較短。同時(shí)第一次追肥后各施肥處理的NH3揮發(fā)日通量明顯高于施基肥后，施基肥后各處理的NH3揮發(fā)日通量明顯高于第二次追肥后。3次施肥后，H0組的N300處理均達(dá)到最大峰值，其次為H0組的N150與N225處理，3個(gè)處理的最大峰值分別為10.7、7.3、10.9 kg/(hm2·d)，且這3個(gè)處理峰值明顯高于其他處理。NH3揮發(fā)日通量較低的N0、N0+A、N75、N75+A、N150處理在3次施肥過(guò)程中沒(méi)有較大變化，均少于1.0 kg/(hm2·d)。

圖1 不同處理氨揮發(fā)日通量

如表2所示，在施基肥以及第一、二次追肥后，各處理的氨揮發(fā)量均隨施氮量的增加而增加，且在不同施氮量條件下放養(yǎng)紅萍均能有效抑制氨揮發(fā)，氨揮發(fā)降低率均在50% 以上。施基肥后，N75+A、N225+A與N300+A處理顯著降低NH3揮發(fā)量，降低幅度分別為88.7%、82.4% 和76.3%(<0.05)。在H0組中，N75和N0處理NH3揮發(fā)量較小，為1.87 和4.32 kg/hm2，顯著小于N300和N225處理(<0.05)。在H0+A組中，N300+A處理NH3揮發(fā)量最大，達(dá)6.68 kg/hm2，顯著高于其他處理(<0.05)，其次為N225+A處理的4.04 kg/hm2，也顯著高于其他處理(<0.05)。

第一次追肥后，除施氮量75 kg/hm2外，其他施氮量下兩處理組的NH3揮發(fā)量差異顯著(<0.05)。H0組中，N300處理的NH3揮發(fā)量為30.35 kg/hm2，顯著高于其他處理(<0.05)，N75與N0處理的NH3揮發(fā)量顯著低于其他處理(<0.05)。H0+A組中，N300+A處理的氮揮發(fā)量同樣顯著高于其他處理，為4.48 kg/hm2(<0.05)。

第二次追肥后，放養(yǎng)紅萍使N225+A處理氨揮發(fā)降低78.2%(<0.05)。H0+A組中，N300+A處理的氨揮發(fā)量為4.46 kg/hm2，顯著高于其余處理(<0.05)；而N75+A處理與N0+A處理NH3揮發(fā)量較小。

3次施肥后測(cè)得的NH3揮發(fā)總量除不施氮肥處理外，其余施氮量下放養(yǎng)紅萍均能顯著抑制氨揮發(fā)量(<0.05)。并且H0+A組內(nèi)與H0組內(nèi)差異相同，施氮量150、225與300 kg/hm2處理之間差異顯著(<0.05)，施氮量75和0 kg/hm2處理的NH3揮發(fā)量顯著小于施氮量300、225及150 kg/hm2處理(<0.05)。

如圖2所示，H0組的NH3揮發(fā)量與施氮量呈線性正相關(guān)關(guān)系，二者關(guān)系式為=1.6+0.229(2=0.961)。H0+A組氨揮發(fā)量與施氮量的擬合曲線為冪函數(shù)=0.0004161.84(2=0.978)，隨施氮量增加，NH3揮發(fā)總量增大且增幅變大。

表2 各處理的氨揮發(fā)量(kg/hm2)

注：值表示有紅萍與無(wú)紅萍試驗(yàn)組的成對(duì)t檢驗(yàn)，<0.05表示組間差異顯著，ns表示組間無(wú)顯著差異；同列不同小寫(xiě)字母表示同一施肥期各氮肥處理間差異顯著(<0.05)；下同。

圖2 H0組(A)與H0+A組(B)氨揮發(fā)總量與施氮量的擬合曲線

2.2 紅萍的固氮速率及固氮量

如表3所示，水稻插秧后第17天，N0+A處理紅萍的生物固氮速率最高，顯著高于其他處理(<0.05)，N300+A、N225+A處理和N0處理的生物固氮速率相似，顯著低于N0+A處理與N75+A處理(<0.05)。水稻插秧后第55天，N300+A處理紅萍的生物固氮速率顯著低于N0+A和N75+A處理(<0.05)，其他施氮量下紅萍的生物固氮速率無(wú)顯著性差異(>0.05)。水稻插秧后第75天，N0+A處理紅萍的生物固氮速率最高，其次是N75+A處理，兩處理間差異不顯著(>0.05)，但顯著高于其余各處理(<0.05)；N300+A處理的固氮速率最低，顯著低于其余各處理(<0.05)。

全稻季紅萍的生物總固氮量分析結(jié)果與第75天時(shí)的固氮速率相似，N0+A處理與N75+A處理的生物固氮速率較高且差異不顯著(>0.05)，但顯著高于其余各處理(<0.05)，而N300+A處理的固氮速率最低。如圖3所示，總固氮量隨施氮量的增加而減小，二者呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，擬合方程為=85.59–0.228(2=0.967)。

表3 紅萍的生物固氮速率與總固氮量

注：D17表示水稻插秧后第17天；D55表示水稻插秧后第55天；D75表示水稻插秧后第75天。

圖3 紅萍總固氮量與施氮量的擬合曲線

2.3 水稻產(chǎn)量

如圖4所示，H0組中水稻產(chǎn)量與施氮量二者擬合曲線為二次函數(shù)=0.000 2692+0.037 1+49.1 (2=0.961)；H0+A組中二者擬合曲線為二次函數(shù)= –0.000 4652+0.296+43.1(2=0.991)。

3 討論

本研究中，同一施氮水平下，添加紅萍顯著降低了NH3揮發(fā)日通量及總量，表明放養(yǎng)紅萍可有效減少稻田 NH3揮發(fā)損失，這與前人的研究結(jié)果一致。Cissé和Vlek[19]報(bào)道，紅萍能夠通過(guò)固定空氣中的氮?dú)獠⑨尫诺酵寥乐信喾释寥?，為水稻生長(zhǎng)提供氮源，而且增加養(yǎng)分的有效性，減少氮肥以NH3的形式釋放到空氣中。Vlek 等[20]研究表明，紅萍與水稻共作可抑制 NH3揮發(fā)，且顯著降低氮損失，其原因在于紅萍吸收了肥料氮的1/4左右，并在稻季后期與其從大氣中固定的氮一起釋放供作物吸收。而且紅萍覆蓋田面水會(huì)形成一層物理隔膜，既可阻止田面水氣相NH3向空氣揮發(fā)[21]，也可阻擋陽(yáng)光照進(jìn)田面水，從而使得藻類(lèi)難以在田面水中生長(zhǎng)，還能阻止田面水溫度的迅速升高，從而有利于減少NH3揮發(fā)損失[22]。

表4 各處理水稻產(chǎn)量

圖4 H0組與H0+A組水稻產(chǎn)量與施氮量的擬合曲線

本研究中，稻田NH3揮發(fā)在施肥后呈現(xiàn)急劇增加到峰值再迅速減小的動(dòng)態(tài)變化規(guī)律，與田玉華等[23]的結(jié)果相同，且這一規(guī)律與田面水NH4+-N 濃度變化趨勢(shì)一致。本試驗(yàn)中，施基肥后添加紅萍組NH3揮發(fā)速率隨時(shí)間出現(xiàn)波動(dòng)，有時(shí)會(huì)出現(xiàn)兩個(gè)小峰值，與唐良梁等[24]的稻田NH3揮發(fā)研究結(jié)果類(lèi)似，不同的是其倆峰值出現(xiàn)在穗肥期，基肥的NH3揮發(fā)先劇烈降低再平穩(wěn)降到痕量。這可能是由于試驗(yàn)設(shè)計(jì)加入紅萍或有機(jī)肥對(duì)稻田NH3揮發(fā)機(jī)制產(chǎn)生的影響不同所導(dǎo)致。但兩個(gè)研究中都發(fā)現(xiàn)稻田基肥期和穗肥期氨揮發(fā)量差異很大，基肥期氨揮發(fā)量要遠(yuǎn)高于穗肥期。唐良梁等[24]認(rèn)為，一方面由于基肥期稻田施入有機(jī)肥其攜帶的氮素較多，因而基肥期施肥量相對(duì)高于穗肥期；另一方面基肥期水稻處于幼苗期，對(duì)氮素需求較少，而且基肥期天氣良好、氣溫偏高，有利于氨揮發(fā)，而穗肥期水稻需氮量高，溫度相對(duì)低于基肥期，且伴有降雨，造成氮素徑流損失，不利于氨揮發(fā)[24]。

本研究中，未放養(yǎng)紅萍組氨揮發(fā)量與施氮量呈線性關(guān)系增長(zhǎng)，而放養(yǎng)紅萍組氨揮發(fā)量與施氮量呈指數(shù)關(guān)系增長(zhǎng)。這可能是由于隨著稻田中施氮量的增加，田面水中NH4+-N濃度提高對(duì)紅萍產(chǎn)生毒害作用，從而對(duì)紅萍抑制氨揮發(fā)的能力造成影響。鄧美華等[25]的研究指出，稻季氨揮發(fā)損失量與氮肥施用量呈指數(shù)增長(zhǎng)關(guān)系；葉世超等[26]也指出，在砂土和黏土兩種土壤類(lèi)型上氨揮發(fā)損失量隨施氮量的增加呈指數(shù)增長(zhǎng)趨勢(shì)；同時(shí)也有報(bào)道指出，早晚稻各生育期及連作周期的氨揮發(fā)量均與施氮量呈顯著線性關(guān)系[27]。Vlek 等[20]開(kāi)展的溫室盆栽試驗(yàn)表明，在施氮量為30和60 kg/hm2時(shí)，紅萍覆蓋整個(gè)田面水可顯著減少 NH3揮發(fā)，紅萍覆蓋使氮損失從45% 和50% 顯著減少到20% 和13%。本研究與Vlek等[20]的結(jié)果有所不同，本研究中的氮肥梯度較大，且最高施氮量達(dá)300 kg/hm2(當(dāng)?shù)爻Ｒ?guī)施氮量)，紅萍的生物固氮作用有限，而高施氮量抑制了紅萍的生長(zhǎng)，使紅萍對(duì)肥料氮的吸收減少，因此施氮量較大時(shí)放養(yǎng)紅萍組的NH3揮發(fā)迅速增加。目前有關(guān)施氮量及放養(yǎng)紅萍對(duì)氨揮發(fā)總量的影響規(guī)律還沒(méi)有統(tǒng)一結(jié)果，這可能與地塊的土壤類(lèi)型、有機(jī)肥施用、天氣狀況、土壤pH、田間管理措施等有關(guān)[24]。

本研究發(fā)現(xiàn)，低氮量處理下放養(yǎng)紅萍能夠提高稻田的生物固氮速率和固氮量，而高氮量處理下則會(huì)抑制紅萍生物固氮作用。這與唐建陽(yáng)等[28]關(guān)于紅萍在稻田氮素平衡中的研究結(jié)果一致，其認(rèn)為施用磷、鉀肥料可促進(jìn)紅萍繁殖和固氮作用，氮肥則有抑制作用。同時(shí)，唐建陽(yáng)等[29]的研究表明，紅萍年生物固氮量為244 kg/hm2，而稻季生物固氮量為90 ～ 100 kg/hm2；Singh等[30]研究認(rèn)為，稻季紅萍的生物固氮量最高可達(dá)100 kg/hm2。這些結(jié)果高于本研究得出的在無(wú)氮肥施用情況下稻季紅萍生物固氮量約80 kg/hm2。這可能是因?yàn)榍岸叩难芯糠謩e位于中國(guó)福建和印度奧里薩邦，當(dāng)?shù)氐炯酒骄鶞囟扰c本研究相比均較高，且不同研究采用的紅萍品種也不同。同時(shí)，Singh等[30]建議，可采用長(zhǎng)方形水稻插秧行間距來(lái)代替?zhèn)鹘y(tǒng)的等間距正方形插秧方法來(lái)提高稻季紅萍固氮量。紅萍的固氮能力與萍種及環(huán)境條件密切相關(guān)，在測(cè)定其季節(jié)固氮量時(shí)，還受試驗(yàn)方法、試驗(yàn)時(shí)期、對(duì)照作物和計(jì)算方法等的影響，所以對(duì)于紅萍固氮量的估值各研究者的試驗(yàn)結(jié)果差異較大[29]。

本研究中，在稻田里放養(yǎng)紅萍對(duì)提高水稻產(chǎn)量具有明顯的作用。在多個(gè)國(guó)家的研究結(jié)果表明，紅萍作為綠肥還田或水稻生長(zhǎng)期間放養(yǎng)紅萍，或與尿素配合使用，均增加水稻稻谷產(chǎn)量[31]。Bharati等[32]研究發(fā)現(xiàn)，在相同氮肥投入條件下，稻田養(yǎng)萍代替一半的氮肥能夠增加水稻產(chǎn)量。本研究中，一半氮肥(150 kg/hm2)時(shí)放養(yǎng)紅萍處理水稻產(chǎn)量并未高于不加紅萍常規(guī)施氮(300 kg/hm2)處理的產(chǎn)量；在減施1/4氮肥時(shí)，放養(yǎng)紅萍處理的水稻產(chǎn)量高于不加紅萍常規(guī)施氮(300 kg/hm2)處理的產(chǎn)量。但本研究中放養(yǎng)紅萍不施氮處理與不加紅萍單施氮肥75 kg/hm2處理之間、放養(yǎng)紅萍施氮肥75 kg/hm2處理與不加紅萍單施氮肥150 kg/hm2處理之間、放養(yǎng)紅萍施氮肥150 kg/hm2處理與不加紅萍單施氮肥225 kg/hm2處理之間、放養(yǎng)紅萍施氮肥225 kg/hm2處理與不加紅萍單施氮肥300 kg/hm2處理之間的產(chǎn)量相似，即紅萍可以代替75 kg/hm2的氮肥，這可能與氣候條件或材料種類(lèi)有關(guān)[32]。Vlek等[20]通過(guò)盆栽試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)，在相同施氮條件下養(yǎng)萍處理的水稻產(chǎn)量顯著高于無(wú)萍處理(<0.05)。本研究中施用氮肥后，稻田養(yǎng)萍增加了試驗(yàn)中水稻產(chǎn)量，但只有施氮量為150 kg/hm2時(shí)兩種種植方式間差異顯著(<0.05)。而稻田養(yǎng)萍增產(chǎn)的原因一般被認(rèn)為是紅萍給水稻生長(zhǎng)提供了氮素養(yǎng)分。也有研究發(fā)現(xiàn)，早稻田養(yǎng)萍處理較不養(yǎng)萍處理增產(chǎn)18%左右，稻田養(yǎng)萍主要增加了水稻中后期的營(yíng)養(yǎng)，促使水稻穗大粒多[33]。

4 結(jié)論

1)同一施氮水平下，放養(yǎng)紅萍組NH3揮發(fā)的日通量峰值及總量明顯低于不養(yǎng)萍組，其中施氮量為225 kg/hm2時(shí)，兩組處理的NH3揮發(fā)量差異最為顯著。但是隨施氮量增加紅萍對(duì)NH3揮發(fā)的生物抑制作用有限且高施氮量會(huì)抑制紅萍的生長(zhǎng)，施氮量較大時(shí)養(yǎng)萍組的NH3揮發(fā)迅速增加。施氮量越高，紅萍對(duì)氨揮發(fā)的抑制效果越小。NH3揮發(fā)速率在施肥后短期內(nèi)會(huì)隨時(shí)間出現(xiàn)波動(dòng)，呈現(xiàn)“單峰”或“雙峰”狀態(tài)，而且“雙峰”多出現(xiàn)在基肥時(shí)期。同時(shí)從水稻生長(zhǎng)時(shí)期看，穗肥期，水稻生長(zhǎng)的需氮量高于基肥期，因此穗肥期的NH3揮發(fā)量低于基肥期，基于這一研究結(jié)果，可以通過(guò)適當(dāng)降低基肥期的施氮量，增加穗肥期的施氮量來(lái)提高氮素利用率，減少稻田NH3揮發(fā)。

2)紅萍的生物固氮速率及固氮總量與施氮量呈負(fù)線性相關(guān)，放養(yǎng)紅萍不施氮肥處理下稻田的生物固氮速率較高，固氮量最大，但隨施氮量增加固氮速率和固氮量降低，固氮作用被抑制。施氮量300 kg/hm2時(shí)紅萍的生長(zhǎng)和生物固氮能力會(huì)受到一定程度的抑制，此時(shí)得到的固氮速率及總量與不施氮肥不養(yǎng)萍處理之間無(wú)顯著差異，低量氮肥會(huì)促進(jìn)紅萍的生物固氮作用，高量氮肥會(huì)抑制紅萍的生物固氮作用。

3)未施氮時(shí)放養(yǎng)紅萍會(huì)減少水稻產(chǎn)量；施加氮肥后，與不養(yǎng)萍處理相比，放養(yǎng)紅萍組各處理的水稻產(chǎn)量明顯增加，其中施氮量為225 kg/hm2時(shí)水稻產(chǎn)量增加最多。在本試驗(yàn)條件下，施氮量300 kg/hm2內(nèi)放養(yǎng)紅萍可以代替約1/4(75 kg/hm2)的氮肥。

[1] 宋勇生, 范曉暉. 稻田氨揮發(fā)研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2003, 12(2): 240–244.

[2] Peng X L, Maharjan B, Yu C L, et al. A laboratory evaluation of ammonia volatilization and nitrate leaching following nitrogen fertilizer application on a coarse- textured soil[J]. Agronomy Journal, 2015, 107(3): 871–879.

[3] 謝梓豪, 樊品鎬, 武華, 等. 基于氨揮發(fā)因子方法的中國(guó)農(nóng)田氨排放量估算[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2020, 40(11): 4180–4188.

[4] Behera S N, Sharma M, Aneja V P, et al. Ammonia in the atmosphere: A review on emission sources, atmospheric chemistry and deposition on terrestrial bodies[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2013, 20(11): 8092–8131.

[5] Kang Y N, Liu M X, Song Y, et al. High-resolution ammonia emissions inventories in China from 1980 to 2012[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2016, 16(4): 2043–2058.

[6] 朱堅(jiān), 紀(jì)雄輝, 石麗紅, 等. 稻田氨揮發(fā)及控制技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 湖南農(nóng)業(yè)科學(xué), 2011(23): 73–75, 84.

[7] 陳園, 房效鳳, 沈根祥, 等. 太湖流域典型稻田大氣氨排放特征及其影響因子[J]. 浙江農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2017, 29(1): 119–128.

[8] 李菊梅, 李冬初, 徐明崗, 等. 紅壤雙季稻田不同施肥下的氨揮發(fā)損失及其影響因素[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2008, 17(4): 1610–1613.

[9] 朱兆良. 農(nóng)田中氮肥的損失與對(duì)策[J]. 土壤與環(huán)境, 2000, 9(1): 1–6.

[10] 陳榮業(yè), 朱兆良. 氮肥去向的研究——Ⅰ.稻田土壤中氮肥的去向[J]. 土壤學(xué)報(bào), 1982, 19(2): 122–130.

[11] Lassaletta L, Billen G, Grizzetti B, et al. 50 year trends in nitrogen use efficiency of world cropping systems: The relationship between yield and nitrogen input to cropland[J]. Environmental Research Letters, 2014, 9(10): 105011.

[12] 巨曉棠, 谷保靜, 蔡祖聰. 關(guān)于減少農(nóng)業(yè)氨排放以緩解灰霾危害的建議[J]. 科技導(dǎo)報(bào), 2017, 35(13): 11–12.

[13] 葉國(guó)添, 陸培基, 陳震南. 稻田養(yǎng)萍高產(chǎn)低耗多用的探索[J]. 福建農(nóng)業(yè)科技, 1984(2): 27–29.

[14] Roy D C, Pakhira M, Bera S. A review on biology, cultivation and utilization of[J]. Advances in Life Sciences, 2016, 5(1): 11–15.

[15] Becking J H. Ecology and physiological adaptations ofin thesymbiosis[J]. Ecological Bulletins, 1978(26): 266–281.

[16] Wagner G M.: A review of its biology and utilization[J]. The Botanical Review, 1997, 63(1): 1–26.

[17] Maejima K, Kitoh S, Uheda E, et al. Response of 19strains to a high concentration of ammonium ions[J]. Plant and Soil, 2001, 234(2): 247–252.

[18] Cissé M, Vlek P L G. Influence of urea on biological N2fixation and N transfer fromintercropped with rice[J]. Plant and Soil, 2003, 250(1): 105–112.

[19] Cissé M, Vlek P L G. Conservation of urea-N by immobilization-remobilization in a rice-intercrop[J]. Plant and Soil, 2003, 250(1): 95–104.

[20] Vlek P L G, Diakite M Y, Mueller H. The role ofin curbing ammonia volatilization from flooded rice systems[J]. Fertilizer Research, 1995, 42(1): 165–174.

[21] Kollah B, Patra A K, Mohanty S R. Aquatic: A perspective paradigm for sustainable agriculture, environment and global climate change[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23(5): 4358–4369.

[22] Fosu-Mensah B Y, Vlek P L G, Manske G, et al. The influenec ofon floodwater chemistry, grain yield and nitrogen uptake of rice in dano, southwestern Burkina Faso[J]. Journal of Agricultural Science, 2015, 7(8): v7n8p118.

[23] 田玉華, 曾科, 尹斌. 基于不同監(jiān)測(cè)方法的太湖地區(qū)稻田基蘗肥期氨排放研究[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2019, 56(5): 1180–1189.

[24] 唐良梁, 李艷, 李戀卿, 等. 不同施氮量對(duì)稻田氨揮發(fā)的影響及閾值探究[J]. 土壤通報(bào), 2015, 46(5): 1232–1239.

[25] 鄧美華, 尹斌, 張紹林, 等. 不同施氮量和施氮方式對(duì)稻田氨揮發(fā)損失的影響[J]. 土壤, 2006, 38(3): 263–269.

[26] 葉世超, 林忠成, 戴其根, 等. 施氮量對(duì)稻季氨揮發(fā)特點(diǎn)與氮素利用的影響[J]. 中國(guó)水稻科學(xué), 2011, 25(1): 71–78.

[27] 王淳, 周衛(wèi), 李祖章, 等. 不同施氮量下雙季稻連作體系土壤氨揮發(fā)損失研究[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2012, 18(2): 349–358.

[28] 唐建陽(yáng), 翁伯琦, 何萍, 等. 提高稻田尿素氮利用率若干方法與機(jī)理探討[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 1998, 4(3): 242–248.

[29] 唐建陽(yáng), 翁伯琦, 陳炳煥.15N稀釋法測(cè)定紅萍固氮及其影響因素探討[J]. 福建農(nóng)業(yè)科技, 1989(3): 20–22.

[30] Singh A L, Singh P K. Influence ofmanagement on the growth, yield of rice and soil fertility[J]. Plant and Soil, 1987, 102(1): 49–54.

[31] Sharma A, Sachdeva S. Azolla: Role in Phytoremediation of heavy metals[C]. Conference: Science in MediaAt: YMCA University of Science and Technology, Faridabad, Haryana, India, 2012.

[32] Bharati K, Mohanty S R, Singh D P, et al. Influence of incorporation or dual cropping ofon methane emission from a flooded alluvial soil planted to rice in eastern India[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2000, 79(1): 73–83.

[33] 許和水. 雙季稻區(qū)“稻萍”共生系統(tǒng)固碳減排效應(yīng)研究[D].北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué), 2017.

Influence of Nitrogen Application Rates on Biological Nitrogen Fixation and Ammonia Volatilization Under Rice-azolla Cropping System

CHEN Ruogu1, HU Zhenghua1, ZENG Ke2, YAO Yuanlin1*, YIN Bin2*, ZHUANG Jingui3

(1 Jiangsu Key Laboratory of Agricultural Meteorology, School of Applied Meteorology, Nanjing University of Information Science & Technology, Nanjing 210044, China; 2 State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 3Jiangsu Harvest Land Seed Industry Development Co.,Ltd., Yancheng, Jiangsu 224199, China)

As an aquatic fern-cyanobacteria symbiont, azolla has strong biological nitrogen (N) fixation ability, thus it can be used as high-quality green manure in rice fields to partially replace chemical nitrogen fertilizer in order to save energy and reduce N emissions. However, azolla is sensitive to ammonium concentration in the water, it is still unclear that the response of azolla to different nitrogen application rates under rice-azolla cropping system. A pot experiment was conducted to clarify the effects of different urea-N application rates on ammonia (NH3) volatilization, biological N fixation (BNF) of azolla and rice yield, in which N application rate was setup as 0, 75, 150, 225, 300 kg/hm2. The results show that: 1) Under the same N application level, azolla in rice field can significantly reduce the daily peak flux of NH3volatilization and the total amount of NH3volatilization. At N application rate of 225 kg/hm2, rice-azolla co-culture leads to the greatest inhibition of the seasonal NH3volatilization, with a reduction of 83.2% compared with rice monoculture. 2) BNF rate and the total amount of BNF of azolla are negatively correlated with N application rate. BNF rate and the total amount of BNF of azolla at 300 kg/hm2is similar with that in no-N without azolla. 3) Rice-azolla co-culture improves rice yield compared to rice monoculture, except no-N group, and the maximal improvement is achieved at 225 kg/hm2, with an increase of 21.2% compared with rice monoculture. In conclusion, rice-azolla cropping system can significantly inhibit NH3volatilization in rice fields and increase rice yield under fertilized conditions, BNF of azolla is inhibited with the increase of N application rate. Without sacrificing rice yield, rice-azolla cropping system can replace about 75 kg/hm2of chemical N fertilizer and can inhibit 83.2% of the NH3volatilization.

Rice-azolla cropping system; Biological nitrogen fixation; Ammonia volatilization

S142

A

10.13758/j.cnki.tr.2023.02.003

陳若谷, 胡正華, 曾科, 等. 稻田養(yǎng)萍模式下不同施氮量對(duì)稻田氨揮發(fā)及紅萍生物固氮作用的影響. 土壤, 2023, 55(2): 245–253.

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(42007210)資助。

(002969@nuist.edu.cn；byin@issas.ac.cn)

陳若谷(1997—)，男，江蘇連云港人，碩士研究生，主要從事農(nóng)業(yè)氣象研究。E-mail: 694544246@qq.com