關(guān)鍵詞： 糞肥； 綠肥； 氣態(tài)活性氮； 氮素利用率； 稻田

水稻作為我國主要的糧食作物，2022 年種植面積為29450 千 hm2，占全國糧食作物種植面積的24.89%，產(chǎn)量2.08 億t[1]。洱海流域是云南省一個重要的農(nóng)業(yè)區(qū)域，水稻是當?shù)氐闹饕Z食作物之一。施肥是作物增產(chǎn)的關(guān)鍵途徑[2]，洱海為有效保護和恢復(fù)生態(tài)環(huán)境、優(yōu)化生態(tài)結(jié)構(gòu)，自2018 年開始禁止銷售使用含氮磷化肥，深入推廣有機肥替代化肥的綠色種植模式[3?4]。有機肥全量替代化肥對水稻氮素利用的影響取決于有機肥養(yǎng)分含量及其釋放速度。有機肥中的養(yǎng)分釋放速度較慢，需要經(jīng)過微生物分解才能被水稻根系吸收利用[5]?；手械酿B(yǎng)分可以被水稻根系迅速吸收，但容易被沖刷到水體中，導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化。

土壤中大量未被植物吸收利用的氮素，以硝酸鹽淋失，以NH3 揮發(fā)、N2O 等氮氧化物氣態(tài)損失[6?7]等途徑損失掉，其中，氣態(tài)活性氮損失（NH3 揮發(fā)、N2O 排放） 是氮素損失的重要組成部分。影響NH3 揮發(fā)速率的因素主要為NH3 和NH4+-N 含量的動態(tài)變化、田間管理措施、氣候條件等[8]。化肥施入土壤后成為稻田NH3 揮發(fā)的重要人為排放源，化肥的種類和施用方式都對稻田NH3 揮發(fā)有不同程度的影響[8?9]，尿素表層撒施會導(dǎo)致更高的NH3 揮發(fā)量。表層撒施尿素被土壤脲酶水解，使田面水pH 上升，促進NH4+轉(zhuǎn)化為NH3，從而增加稻田NH3 揮發(fā)[10?11]。氮肥施用時期對NH3 揮發(fā)也有影響，有研究發(fā)現(xiàn)分蘗期施肥NH3 揮發(fā)損失量最高，基肥次之，穗肥最低，這可能與不同時期氮肥用量及水稻生長對N 素的需求不同有關(guān)[12]。環(huán)境溫度的升高增加土壤微生物和脲酶的活性，加速尿素的水解，從而促進稻田NH3 揮發(fā)[13]。降雨可能會降低田面水NH4+-N 濃度，致使部分NH4+-N 通過淋溶和徑流途徑損失，進而減少稻田NH3 揮發(fā)[14]。有機肥種類、施肥量、施用方式都會影響稻田NH3 揮發(fā)[15?16]。研究表明有機肥施用減少稻田NH3 揮發(fā)，有機肥中的氮素通常以有機形式存在，需要經(jīng)過微生物分解才能轉(zhuǎn)化為NH3，這個轉(zhuǎn)化過程相對較慢，因此有機肥施用后氮素的釋放速度較慢，能減少氨揮發(fā) [17]。另外，有機肥施用可以調(diào)節(jié)土壤的酸堿度，使土壤保持在適宜的酸堿性范圍內(nèi)，有利于氮素的轉(zhuǎn)化和固持，減少氨揮發(fā)的風險[18]。農(nóng)業(yè)源N2O 排放量占全球人為N2O 排放量的52%[19]。稻田N2O 主要來源于土壤微生物硝化和反硝化作用，部分來源于硝酸鹽異化還原成銨作用（DNRA）[20?21]。化學氮肥施用后能被土壤脲酶迅速水解為無機氮，為農(nóng)田系統(tǒng)硝化和反硝化作用提供反應(yīng)底物，刺激農(nóng)田N2O 產(chǎn)生與排放[ 2 2 ? 2 3 ]，并且N2O 排放量與氮肥施用量成正比[24?25]。有研究表明有機肥的施用通過影響土壤反硝化菌群落結(jié)構(gòu)來影響土壤N2O 的排放[26?27]。目前關(guān)于有機肥施用對稻田N2O 排放的影響結(jié)論有所差異，有研究認為有機肥施用改善了土壤結(jié)構(gòu)，增強了土壤對氮素的吸附固持作用致使硝化反硝化作用底物缺乏，進而抑制稻田N2O 的排放[28?29]；有機肥腐解礦化過程耗氧，促進厭氧環(huán)境的形成，削弱硝化作用最終減少N2O 排放[30?31]。但也有研究認為有機肥的施用會增加土壤微生物活性刺激N2O 的排放[32]。有機肥種類、施肥方式和氣候環(huán)境與試驗條件不同對N2O 排放的影響也會有所差異。綜上所述，有機肥對稻田NH3 揮發(fā)和N2O 排放的影響還需要進一步探究。

因此在洱海流域從施用有機肥的環(huán)境效應(yīng)角度，以水稻為研究對象，探討有機肥全量替代化肥可行性顯得尤為重要。目前洱海流域有機肥替代化肥的環(huán)境效應(yīng)研究主要集中在水質(zhì)檢測和土壤重金屬等方面，有關(guān)不同有機肥等氮全量替代對稻田氣態(tài)活性氮排放的影響研究較少。因此，本研究在大理市古生村開展水稻田間試驗，選取綠肥（光葉紫花苕）、牛糞、豬糞和雞糞為肥料等氮全量替代化肥。通過探究不同種類有機肥全量替代化肥下稻田主要氣態(tài)活性氮排放，水稻氮素利用率，分析不同種類有機肥全量替代化肥下稻田主要氣態(tài)活性氮排放的關(guān)鍵影響因子，為糞肥和綠肥合理利用提供數(shù)據(jù)參考，助力農(nóng)業(yè)綠色發(fā)展。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

本試驗始于2021 年6 月，試驗地位于云南省大理市云南順豐洱海環(huán)?？萍脊煞萦邢薰竟派迳鷳B(tài)種植示范基地（25°48′N，100°08′E）。該地區(qū)屬低緯高原中亞熱帶西南季風氣候，海拔1964 m，年平均降水量1065.7 mm，多年平均氣溫15℃。該區(qū)以夏水稻?冬油菜水旱輪作為主。土壤基本化學性質(zhì)如下：全氮3.84 g/kg、全磷1.47 g/kg、全鉀4.82 g/kg、有機質(zhì)18.02 g/kg、有效磷42.89 mg/kg、速效鉀86.02 mg/kg、pH 7.5、NO3?-N 5.47 mg/kg、NH4+-N13.15 mg/kg。

2021 年試驗期間，日均溫范圍為14.24℃～24.21℃，平均氣溫為20.43℃，總降雨量為635.20 mm；2022 年試驗期間，日均溫范圍為12.06℃～24.32℃，平均氣溫為19.92℃，總降雨量為277.60 mm。

1.2 試驗設(shè)計

田間試驗采用單因素完全隨機區(qū)組設(shè)計，等氮全量替代，N 養(yǎng)分投入量為180 kg/hm2。共設(shè)置6 個處理：CK，不施肥，只種植作物，田間管理措施相同；GM，綠肥全量替代化肥處理；CD，牛糞全量替代化肥處理；PM，豬糞全量替代化肥處理；CM，雞糞全量替代化肥處理；CF，單施化肥，N、P2O5、K2O 施用量分別為180、72、90 kg/hm2 （農(nóng)業(yè)部推薦）。每個處理設(shè)3 次重復(fù)，共18 個小區(qū)，每個小區(qū)29.1 m2 （3 m×9.7 m）。

水稻于2021 年6 月5 日移栽，10 月23 日收割；2022 年5 月31 日移栽，10 月15 日收割。耕田后施有機肥（土壤耕層翻勻），淹水3 天后移栽。其中綠肥經(jīng)曬干后粉碎再施用，化肥在移栽當天表層撒施。CF 處理所用化肥為尿素（46% N）、過磷酸鈣（16% P2O5）、氯化鉀（40% K2O），磷肥和鉀肥作基肥在移栽前一次性撒施。2021 年氮肥按基肥∶分蘗肥∶孕穗肥∶粒肥3∶4∶1.5∶1.5 比例表層撒施，分蘗肥、孕穗肥和粒肥分別施于6 月13 日、7 月10 日和8 月10 日。根據(jù)植株生長需肥特性2022年氮肥運籌調(diào)整為基肥25%、分蘗肥45%、粒肥30%，分蘗肥和粒肥分別施于6 月10 日和8 月18日。試驗所用牛糞、雞糞和豬糞由農(nóng)業(yè)農(nóng)村部大理綜合實驗站提供，均在移栽前一次性施用。綠肥為光葉紫花苕（Vicia villosa Roth var.），由云南省農(nóng)業(yè)科學院提供，有機肥養(yǎng)分含量如表1 所示。

選用當?shù)胤N植品種云粳37 為供試材料。采用生長期為50～55 天的秧苗，均由順豐公司種植基地提供。根據(jù)當?shù)厝斯ひ圃粤晳T，2021 年種植密度為34 萬穴/hm2，每穴3 株，行株距24.8 cm×11.8 cm。后期發(fā)現(xiàn)種植密度過高，通風不足，易誘發(fā)稻瘟病影響水稻品質(zhì)和產(chǎn)量。故2022 年將種植密度調(diào)整為27 萬穴/hm2，每穴3 株，行株距30 cm×12.5 cm。移栽后田間保持淹水狀態(tài)，直至收獲前自然落干，方便收割不再灌水。

1.3 樣品采集及指標測定

1.3.1 植株樣品采集及測產(chǎn) 布置試驗田時，田間放置了長廊和采樣設(shè)備，可能會對植株生長造成影響。故在水稻成熟后，每個小區(qū)選取遠離采樣設(shè)備且有代表性的3 個1 m2 樣方來實收測產(chǎn)（以穗粒含水13.5% 來計算產(chǎn)量）。且每個小區(qū)隨機選取5 穴水稻（未在測產(chǎn)區(qū)中采集） 地上部樣品，分為秸稈和籽粒兩部分，于105℃ 殺青30 min，65℃ 恒溫烘干，研磨粉碎后，經(jīng)濃H2SO4?H2O2 消煮，采用半微量凱氏定氮法測定全氮含量。

1.3.2 稻田NH3 揮發(fā) 采用田間原位密閉室間歇抽氣?酸堿滴定法測定稻田NH3 揮發(fā)。通過抽氣泵抽氣并用裝有60 mL 2% 硼酸的吸收瓶吸收NH3，通過調(diào)節(jié)閥保持交換室內(nèi)空氣交換頻率為15～20 次/min（過快或過慢會導(dǎo)致氣體吸收不完全）。水稻移栽和每次追肥后開始監(jiān)測，連續(xù)采集7 天，之后根據(jù)NH3揮發(fā)排放通量間隔2～3 天采樣，直至氨揮發(fā)量與對照無明顯差異為止。實際采樣頻率會根據(jù)田間情況做出調(diào)整。采樣時間為每天上午9：00—11：00，抽氣結(jié)束后將吸收液帶回實驗室，用稀硫酸測定吸收液中NH4+-N 濃度，計算NH3 揮發(fā)通量。

1.3.3 稻田N2O 采用田間原位靜態(tài)暗箱采樣—氣相色譜儀測定稻田N2O。為避免采樣來回走動對土壤的踩踏擾動，從田邊開始搭建人工走廊，氣體樣品采集操作在走廊上進行。采樣裝置包括底座（0.5 m×0.5 m×0.1 m）、中段箱（0.5 m×0.5 m×0.55 m）和頂箱（0.5 m×0.5 m×0.5 m） 三部分，由PVC 板制成且頂箱外層刷反光漆，防止箱內(nèi)升溫過快。頂箱內(nèi)部裝有小型風扇，頂部面板預(yù)留小孔，用于安置溫度探頭和連接風扇電源，側(cè)面設(shè)有氣密性氣體取樣口，底座設(shè)有水槽。

水稻移栽后1、2、3、5、7、9、11、13 天采集氣樣，而后每隔7 天左右采一次，追肥后按照相同頻率加測。2022 年水稻季采樣頻率調(diào)整為移栽后1、2、3、5、7、9 天，而后每隔10 天左右采一次。每次采樣時間固定在上午9：00—11：00，測定前將水槽內(nèi)注滿水并將箱體插入水槽中，形成氣密性空間，接通風扇后，采集0、15、30 min 3 個時間點氣樣[ 3 3 ? 3 4 ]，用帶三通閥的50 mL 醫(yī)用注射器每針取28 ml 立即注射到20 ml 真空氣瓶中，排出空氣防止污染。同時記錄采樣時箱內(nèi)溫度及采樣前后5 cm 土層溫度（探針式電子溫度計）。

1.3.4 田面水樣品采集 采集頻率與NH3 揮發(fā)一致。每個小區(qū)用250 mL 水瓶多點采樣混勻，帶回試驗室?20℃ 環(huán)境保存。用pH 計（PHS-3E） 測定水樣pH，用連續(xù)流動分析儀（SEAL AA3） 測定水樣NH4+-N、NO3?-N，用堿性過硫酸鉀消解—紫外分光光度計（UV-5200） 比色法測定水樣全氮（TN）、可溶性有機氮（DON） 含量。

1.4 結(jié)果計算

1.4.1 植株地上部氮素積累量及氮素利用率 1） 地上部氮素積累量（kg/hm2）=（籽粒產(chǎn)量×籽粒含氮量）+（秸稈產(chǎn)量×秸稈含氮量）

2） 氮肥農(nóng)學利用率AEN （kg/kg）=（施氮區(qū)籽粒產(chǎn)量?不施氮區(qū)籽粒產(chǎn)量）/氮肥施用量;

3） 氮肥生理利用率PEN （kg/kg）=（施氮區(qū)籽粒產(chǎn)量?不施氮區(qū)籽粒產(chǎn)量）/（施氮區(qū)地上部氮素積累量?不施氮區(qū)地上部氮素積累量）;

4） 氮肥偏生產(chǎn)力PFPN （kg/kg）= 施氮區(qū)籽粒產(chǎn)量/施氮量；

5） 氮肥回收利用率REN （%）=（施氮區(qū)地上部氮素積累量?不施氮區(qū)地上部氮素積累量）/施氮量×100；

1.4.2 氣體計算公式 1） NH3 揮發(fā)速率計算公式[18]：

式中：F 為NH3 揮發(fā)速率[kg/（hm2?d）]；V 為滴定時標準硫酸用量（mL）；C 為滴定所用硫酸的標定濃度（mol/L）；0.014 為氮原子相對原子質(zhì)量（kg/mol）；12 為24 h 與每天NH3 揮發(fā)收集時間2 h 的比值；104 為面積轉(zhuǎn)換系數(shù)；10?3 為mL 轉(zhuǎn)換為L 的系數(shù)；r 為氣室半徑（m）；

2） NH3 累積揮發(fā)量計算公式：

式中：FC 為當季累積揮發(fā)量 （kg/hm2 ）；F1 和Fn分別為第1 次和最后1 次采樣時的NH3 揮發(fā)速率[kg/（hm2?d）]；Fi 和Fi+1 為第i 次和第i+1 次采樣時的NH3 揮發(fā)速率 [kg/（hm2 ?d）]；n 為當季監(jiān)測次數(shù)；ti+1 和ti 為第i+1 次和第i 次采樣的時間間隔 （d）；

3） NH3 揮發(fā)損失率：

式中：E 為NH3 揮發(fā)損失率；FC 為NH3 累積揮發(fā)量（kg/hm2），N 為每個處理氮素投入量 （kg/hm2）。

4） N2O 排放通量計算公式[35]：

式中：F 為氣體排放通量，即 N2O，以 N2O 計[μg/（m2·h）]；dc/dt 為采樣時間內(nèi)氣體濃度變化的直線斜率；M 為氣體摩爾質(zhì)量 （g/mol）；V0 為標準狀態(tài)下的氣體摩爾體積 （mL/mol）；P 為采樣時靜態(tài)箱內(nèi)氣壓；P0 為標準狀況下大氣壓（1013 hPa）；T 為采樣時靜態(tài)箱內(nèi)氣溫；V 為密閉箱有效體積 （m3）；A 為底座面積 （m2）；

5） N2O 累積排放量計算公式（插值法）：

式中：EC 為N2O 累積排放量（kg/hm2）；n 為監(jiān)測次數(shù)；Fi 和 Fi+1 分別為第i 和第i+1 次采樣時目標氣體的排放通量[μg/（m2·h）]；ti+1?ti 為兩次采樣間隔天數(shù)；10?3 為μg 轉(zhuǎn)換為mg 的系數(shù)；24 為時間轉(zhuǎn)換系數(shù)。

1.5 統(tǒng)計分析

數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2019 和IBM SPSSStatistics 27.0.1 軟件進行處理分析。采用OriginLabOrigin 2018 軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同施肥處理水稻產(chǎn)量、植株氮素積累量和氮素利用率

2.1.1 各處理水稻產(chǎn)量 如表2 所示，兩年兩季的水稻產(chǎn)量表現(xiàn)出相同規(guī)律：雞糞（CM）gt;化肥（CF）gt;豬糞（PM）gt;綠肥（GM）gt;牛糞（CD）gt;不施肥（CK）。CM、GM 和PM 處理水稻產(chǎn)量較CF 處理差異均不顯著（Pgt;0.05），說明了綠肥、豬糞和雞糞全量替代化肥均能保障水稻產(chǎn)量。2021 和2022 年CD 處理較CF處理水稻產(chǎn)量分別顯著降低15%、22% （Plt;0.05）。2021 年GM、CD、PM 和CM 處理水稻千粒重，結(jié)實率、穗長和株高較CF 處理差異不顯著（Pgt;0.05），2022 年P(guān)M 和CM 水稻千粒重、結(jié)實率、穗長和株高較CF 處理差異不顯著（Pgt;0.05）。2022 年GM 處理千粒重較CF 處理顯著降低7.3%，CD 處理株高較CF 處理顯著降低16% （Plt;0.05）。

2.1.2 各處理水稻氮素積累量及氮素利用率 兩年兩季水稻植株地上部氮素總積累量，各有機肥全量替代化肥處理均表現(xiàn)為CMgt;PMgt;GMgt;CD （圖1）。GM、PM、CM 處理較CF 處理差異不顯著（Pgt;0.05），均顯著高于CK 處理（Plt;0.05）。2021 和2022 年CD處理較CF 處理地上部氮素積累量分別顯著降低了20% 和31% （Plt;0.05）。

從不同部位來看，CM 處理籽粒氮素積累量最高，兩年分別為98.34、107.17 kg/hm2，較CF 處理分別提高了2% （2021 年） 和20% （2022 年），CM 處理2022 年籽粒氮素積累量相較2021 年提高了9%，其余處理呈現(xiàn)出降低趨勢。CK 和CF 處理2022 年秸稈氮素積累量較2021 年分別增加了31% 和36%，有機肥全量替代化肥處理2022 年秸稈氮素積累量較2021 年均表現(xiàn)出減少趨勢。除CD 處理外，其余有機肥全量替代化肥處理均提高了籽粒氮素累積量在地上部總氮素積累量的占比。

各施肥處理氮肥回收利用率排序為CMgt;CFgt;PMgt;GMgt;CD （表3），與CF 處理相比，CD 處理氮肥回收利用率顯著降低65% （2021 年） 和66% （2022 年）（Plt;0.05），GM、PM、CM 處理較CF 處理氮肥回收利用率差異均不顯著（Pgt;0.05）。所有有機肥替代化肥處理氮肥農(nóng)學利用率、生理利用率和偏生產(chǎn)力較CF 處理均無顯著差異（Pgt;0.05）。

2.2 不同施肥處理稻田NH3 揮發(fā)特征及影響因素

2.2.1 各處理稻田NH3 揮發(fā)速率 在兩個生長季，稻田NH3 揮發(fā)速率變化規(guī)律大致相同（圖2），主要在施肥后兩周內(nèi)，均呈現(xiàn)先上升后下降的規(guī)律。有機肥全量替代化肥處理均在移栽前一次性施肥，后續(xù)不做追肥，稻田NH3 揮發(fā)均只出現(xiàn)一次高峰，且均在監(jiān)測期一周內(nèi)下降至本底揮發(fā)水平。2021 年各處理NH3 揮發(fā)高峰在施肥后1～3 天，揮發(fā)速率峰值范圍為0.92～7.21 kg/（hm2·d），達到峰值后逐漸降低至本底揮發(fā)水平。CF 處理氮肥按照3∶4∶1.5∶1.5 的比例分次施用，基肥期揮發(fā)速率lt;分蘗肥期揮發(fā)速率，施肥量越大NH3 揮發(fā)速率越大。但孕穗肥期揮發(fā)速率明顯高于粒肥期和前兩次施肥期，這可能是因為追施孕穗肥階段溫度高于前兩次施肥期，促進了NH3 揮發(fā)，追施粒肥后第1 天有降雨，僅在追肥后第2、3 天無雨，第4 天開始有強降雨，抑制了NH3 揮發(fā)。2022 年有機肥全量替代化肥處理NH3 揮發(fā)高峰在移栽后1～2 天，CF 處理揮發(fā)高峰在施肥后2～3 天，各處理揮發(fā)速率峰值范圍為0.07～3.68 kg/（hm2·d）。CF 處理氮肥按照2.5∶4.5∶3.0 的比例分次施用，分蘗肥期NH3 揮發(fā)持續(xù)了近兩周，可能是因為追肥后一周內(nèi)陸續(xù)有降雨，溫度降低導(dǎo)致；追施分蘗肥后NH3 揮發(fā)監(jiān)測期內(nèi)總降雨量為30.0 mm，而追施粒肥后NH3 揮發(fā)監(jiān)測期內(nèi)總降雨量為8.4 mm，粒肥期NH3 揮發(fā)速率明顯高于分蘗肥期，可能是粒肥期降雨量遠小于分蘗肥期所致。2021 年CF 處理NH3 揮發(fā)平均速率為0.987 kg/（hm2·d），GM、CD、PM 和CM處理NH3 揮發(fā)平均速率為0.142～0.344 kg/（hm2·d），比CF 小65.15%～85.61%。2022 年CF 處理NH3 揮發(fā)平均速率為0.907 kg/（hm2·d），GM、CD、PM 和CM處理NH3 揮發(fā)平均速率為0.034～0.077 kg/（hm2·d），比CF 小91.51%～96.25%。因此綜合兩年NH3 揮發(fā)速率來看，與單施化肥相比，有機肥全量替代化肥能降低NH3 揮發(fā)速率。

2.2.2 各處理稻田NH3 累積揮發(fā)量 CF 處理NH3累積揮發(fā)量最高（圖3），2021 年GM、CD、PM、CM 處理NH3 累積揮發(fā)量較CF 處理分別顯著降低96.04%、95.98%、89.81%、89.95% （Plt;0.05）；2022 年 GM、CD、PM、CM 處理NH3 累積揮發(fā)量較CF 處理分別顯著降低97.80%、98.72%、98.41%、97.19% （Plt;0.05）。有機肥全量替代化肥各處理顯著降低了稻田NH3 累積揮發(fā)量，且有機肥替代化肥各處理間差異不顯著。對比兩季數(shù)據(jù)發(fā)現(xiàn)，2022 年各處理NH3 揮發(fā)累積量較2021 年均呈現(xiàn)降低趨勢，且2022 年除CF 處理外的其他處理NH3 累積揮發(fā)量幾乎趨近于零。CF 處理NH3 揮發(fā)損失率兩年分別為17.67% （2021 年） 和9.11% （2022 年）。2022 年單施化肥處理較2021 年減少了一次追肥，NH3 累積揮發(fā)量和揮發(fā)損失率分別減少48.48%、48.44%，減少施肥次數(shù)能減少稻田NH3 累積揮發(fā)量和揮發(fā)損失率。GM、CD、PM 和CM 處理2021 年 NH3 揮發(fā)損失率分別為0.70%、0.71%、1.80%、1.79%，2022 年NH3 揮發(fā)損失率分別為0.20%、0.11%、0.14%、0.26%。與單施化肥相比，有機肥全量替代化肥各處理降低NH3 揮發(fā)損失率89.81%～96.04% （2021 年）和97.15%～98.79% （2022 年）。

2.2.3 稻田NH3 揮發(fā)速率主控因子 田面水的采集與稻田NH3 揮發(fā)同步，測定pH、NH4+-N、NO3?-N、可溶性有機氮、全氮濃度。如圖4 所示，2021 年田面水各指標波動范圍：pH 6.94～8.43、NH4+-N 濃度0.01～47.83 mg/L、NO3?-N 濃度0.04～2.32 mg/L、可溶性有機氮濃度0.38～37.50 mg/L、全氮濃度1.18～67.62 mg/L；2022 年田面水各指標波動范圍：pH7.19～8.69、NH4+-N 濃度0.08～28.73 mg/L、NO3?-N 濃度0.03～3.58 mg/L、可溶性有機氮濃度0.24～64.74 mg/L、全氮濃度2.09～96.60 mg/L。兩年間稻田田面水各指標動態(tài)變化趨勢大致相同，田面水pH整體呈下降趨勢。有機肥全量替代化肥處理田面水氮素指標變化呈現(xiàn)一致趨勢，施肥后一周內(nèi)濃度達峰，而后下降至相對較低濃度，期間受環(huán)境影響有小幅度波動，但均低于第一次峰值。CF 處理氮素指標濃度均在施肥后3 天內(nèi)達峰值，之后逐漸降低，氮肥水解對田面水氮素濃度有顯著影響。

對NH3 揮發(fā)速率和各環(huán)境因子進行相關(guān)性分析（圖5）。結(jié)果表明，稻田NH3 揮發(fā)速率與稻田田面水pH、NH4+-N、可溶性有機氮、全氮濃度呈極顯著正相關(guān)，同時還與氣溫呈極顯著正相關(guān)（Plt;0.01）；田面水pH 與NH4+-N、可溶性有機氮、全氮濃度和氣溫呈極顯著正相關(guān)（Plt;0.01），與NO3?-N 濃度呈正相關(guān)（Plt;0.05），與降雨呈極顯著負相關(guān)（Plt;0.01）；田面水NH4+-N 與NO3?-N、可溶性有機氮 、全氮濃度和氣溫呈極顯著正相關(guān)（Plt;0.01）；田面水NO3?-N 和可溶性有機氮與全氮濃度和氣溫均呈極顯著正相關(guān)（Plt;0.01）；氣溫與降雨呈極顯著負相關(guān)（Plt;0.01）。結(jié)果表明稻田NH3 揮發(fā)速率受田面水pH、氮素濃度和氣象因素影響。

以田面水pH、NH4+ -N、NO3? -N、可溶性有機氮、全氮濃度和每日平均氣溫及降雨量為自變量，NH3 揮發(fā)速率為因變量進行多元線性逐步回歸分析。結(jié)果表明，田面水NH4+ -N、NO3? -N、全氮濃度和氣溫可以共同解釋稻田NH3 揮發(fā)速率變化的34.4% （n=297）。模型通過F 檢驗（F=38.239，Plt;0.05），說明模型有效。回歸公式為：NH3 揮發(fā)速率=?1.167+0.035×NH4+-N ?0.665×NO3?-N + 0.022×TN +0.069×氣溫 （式中TN 為全氮含量）?？偨Y(jié)分析可知田面水NH4+-N 和全氮濃度及氣溫對NH3 揮發(fā)產(chǎn)生顯著正向影響，田面水NO3?-N 濃度對NH3 揮發(fā)產(chǎn)生顯著負向影響。

2.3 不同施肥處理稻田N2O 排放特征及影響因素

2.3.1 各處理稻田N2O 排放通量 不同施肥處理稻田N2O 排放通量（圖2） 介于?14.19～256.14 μg/（m2·h）（2021 年）、?12.19～71.44 μg/（m2·h） （2022 年）。2021年移栽后8 天內(nèi)，各處理均出現(xiàn)兩次明顯排放峰。第一次排放峰出現(xiàn)在6 月8 日（施基肥后第3 天），受6 月11 日強降雨降溫影響，排放通量下降。6 月13 日放晴升溫，全量替代處理在6 月13 日出現(xiàn)第二次排放峰。CF 處理在6 月13 日下午追肥，第二天排放達峰后迅速下降，后期追肥后也都出現(xiàn)排放峰。第二、三次追肥量相同，但排放峰值相差較大，這可能與施粒肥后降雨有關(guān)。2022 年水稻移栽后1～3 天內(nèi)，有機肥全量替代化肥處理出現(xiàn)排放峰，整個生育期內(nèi)CF 處理出現(xiàn)3 次排放峰，均在基肥和追肥后5～7 天出現(xiàn)。

2.3.2 各處理稻田N2O 累計排放量 2021 年各處理間N2O 總排放量差異顯著，與CF 相比較，GM、CD、PM、CM 處理N2O 累積排放量分別顯著減少了29.62%、44.78%、55.65% 和45.64% （Plt;0.05，圖3），CD 和CM 處理間差異不顯著（Pgt;0.05），CD、GM 和PM 處理間差異顯著（Plt;0.05）。2022 年GM、C D、P M、CM 處理較C F 處理分別顯著減少了70.57%、87.30%、70.61% 和71.97% 的N2O 累計排放量（Plt;0.05），有機肥全量替代化肥各處理間差異不顯著（Pgt;0.05），且除CD 處理，其余處理較CK 處理均顯著增加了N2O 累計排放量。CF 處理2022 年較2021 年減少了一次追肥，但N2O 累積排放量較2021 年增加了85.16%。綜合兩年試驗結(jié)果來看，與單施化肥相比，有機肥全量替代化肥處理均能顯著減少稻田N2O 的累計排放量，減少幅度為56.21%～72.39%，單施化肥處理減少追肥次數(shù)不能減少N2O的累計排放量。

2.3.3 環(huán)境因子對稻田N2O 排放通量的影響 對稻田N2O 排放通量與降雨、氣溫、0—5 cm 土壤溫度、土壤含水量（SWC） 和土壤無機氮含量之間的相關(guān)性進行分析（圖5B），N2O 排放通量與NO3? -N、SWC 呈極顯著負相關(guān)（Plt;0.05）。NO3?-N 與SWC 呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（Plt;0.01），與降雨呈顯著正相關(guān)關(guān)系（Plt;0.05）。SWC 與氣溫呈極顯著負相關(guān)關(guān)系（Plt;0.01），與降雨呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（Plt;0.01）。

3 討論

3.1 水稻氮素吸收利用率和產(chǎn)量

有機肥輸入的氮素和有機碳可以調(diào)控土壤C/N，影響作物養(yǎng)分轉(zhuǎn)化和吸收，進而影響作物產(chǎn)量[36]。土壤pH 影響著土壤酶活性，Liu 等[36?37]研究表明，長期單施化肥土壤pH 會顯著下降造成土壤酸化，施用有機肥可以緩解土壤酸化，且土壤pH 隨有機肥替代化肥比例提高而提高。有機肥能提高土壤脲酶活性，提高有機氮的有效性進而提高了土壤供氮能力[36]。在水稻生育前期，植株較小，龐大的根系尚未形成，對氮素的需求相對不大[16]。隨著植株的生長發(fā)育對氮素需求逐漸增大，有機肥養(yǎng)分釋放緩慢的特性可能也較為契合水稻生長需肥特性。因此，有機肥能夠提升產(chǎn)量。不同于化肥，有機肥養(yǎng)分釋放是一個緩慢過程，有研究表明，當僅施用有機肥且供試土壤養(yǎng)分含量不足時，有機肥中的養(yǎng)分釋放速率較慢，供應(yīng)不及時不能滿足產(chǎn)量對養(yǎng)分的需求，導(dǎo)致有機肥處理水稻減產(chǎn)[38]。但長期施用有機肥能夠改善土壤理化、生物性質(zhì)，促進根系生長，進而影響作物養(yǎng)分吸收和生物量積累，有機肥處理水稻產(chǎn)量就會升高甚至超過單施化肥處理[39?43]。本研究中，綜合兩年試驗結(jié)果，不同于綠肥、豬糞和雞糞全量替代處理，牛糞全量替代較單施化肥處理顯著降低了植株氮素累積量、水稻產(chǎn)量及氮肥回收利用率，可能是牛糞C/N （26） 較高的原因，過高的C/N 限制了土壤微生物的分解作用，還可能與植株爭奪養(yǎng)分，影響植株對養(yǎng)分的吸收利用進而影響作物生長[11， 15]。也可能因為牛糞中的氮、磷、鉀等養(yǎng)分的比例與水稻的需求不完全匹配，牛糞中鉀含量低，等量氮投入下與化肥處理相比鉀含量減少67.84%，導(dǎo)致養(yǎng)分不平衡，影響作物的生長和產(chǎn)量。除綠肥全量替代化肥處理外，其余處理第二年水稻產(chǎn)量較第一年均略微減產(chǎn)，這可能與第二年種植密度調(diào)整降低有關(guān)。降低了種植密度但是并未大幅度減產(chǎn)，說明合適的種植密度才能為作物提供更好的生長環(huán)境，保障作物產(chǎn)量的前提下減少投入成本。豆科綠肥在翻壓還田后一個月內(nèi)處于快速腐解期，能釋放出多糖、氨基酸、有機酸等大量有機物，為土壤微生物提供大量的碳源和養(yǎng)分，進一步加速綠肥腐解，這個過程會釋放出大量養(yǎng)分[44]。研究表明綠肥翻壓后10～15 天，全氮養(yǎng)分釋放速率達到最高[45]。在本試驗中雖未測定相關(guān)指標，但可以從植株生長情況佐證。在兩季水稻試驗中，綠肥全量替代化肥處理水稻生長均出現(xiàn)貪青晚熟的情況，生育期相較其他施肥處理延遲7～15 天左右，水稻產(chǎn)量相較豬糞和雞糞全量替代化肥處理略低，但較單施化肥差異均不顯著，這可能是因為綠肥前期的快速腐解，及時供應(yīng)了水稻生長養(yǎng)分需求[46]。本研究中，與單施化肥相比，綠肥、豬糞和雞糞全量替代化肥均實現(xiàn)了水稻穩(wěn)產(chǎn)，其原因為有機肥磷鉀含量滿足水稻生長需求，有助于植株的正常生長和發(fā)育。高碳氮比的有機肥料，微生物可能無法獲得足夠的氮源來進行有效分解，從而導(dǎo)致養(yǎng)分的釋放速度減慢[15]。綠肥、豬糞和雞糞與牛糞相比碳氮比較低，氮的釋放速度較快，更適合水稻的需求。

作物氮素吸收利用率取決于土壤和肥料的氮素供應(yīng)，植株氮素積累影響作物產(chǎn)量進而影響氮素吸收利用率[11， 15]。本試驗中各有機肥全量替代化肥處理水稻氮肥農(nóng)學利用率、氮肥生理利用率和氮肥偏生產(chǎn)力較單施化肥處理均無顯著差異，綠肥、豬糞和雞糞全量替代氮肥回收利用率較單施化肥也無明顯差異。已有研究發(fā)現(xiàn)，有機肥部分替代化肥提高了水稻氮素回收利用率，過高的替代比例可能會降低植株吸氮量，進而降低水稻產(chǎn)量[14， 46?48]，但也有研究表明高比例替代對氮素吸收利用率并無明顯影響[49]。這可能與有機肥種類、有機肥施用年限不同有關(guān)。

3.2 稻田NH3 揮發(fā)

本試驗中，稻田NH3 揮發(fā)主要集中在施肥后兩周內(nèi)，與前人[ 5 0 ? 5 2 ]研究結(jié)果一致。單施化肥處理NH3 揮發(fā)速率在施肥后1～4 天達到高峰，每次施肥后都會出現(xiàn)揮發(fā)高峰，并且施肥后NH3 揮發(fā)持續(xù)時間14 天左右，之后降低至本底揮發(fā)水平。不同于單施化肥處理，有機肥全量替代化肥處理生育期內(nèi)僅有一次N H 3 揮發(fā)速率峰，發(fā)生在監(jiān)測期開始的1～3 天內(nèi)，達峰后逐漸降低至本底揮發(fā)水平。稻田淹水時，稻田NH3 揮發(fā)過程主要發(fā)生在地表水與大氣的界面處[53]。通常肥料的種類、田面水pH、NH4+-N 濃度和氣候條件被認為是稻田NH3 揮發(fā)排放的影響因子[7， 54]。本試驗中，有機肥全量替代化肥處理相較單施化肥處理顯著降低了田面水NH4+ -N 濃度。通過多元逐步線性回歸分析可知，田面水NH4+-N、全氮濃度對稻田NH3 揮發(fā)有極顯著正向影響，與前人[55?57]研究一致。尿素施用后，在土壤脲酶的作用下迅速水解轉(zhuǎn)化為NH4+-N，促進NH3 揮發(fā)。之后由于土壤吸附和水稻吸收的原因，NH4+ -N 濃度逐漸降低，NH3 揮發(fā)也隨之減弱。糞肥和綠肥在礦化分解的過程中形成腐殖質(zhì)增加了土壤吸附能力，有機氮礦化分解的NH4+-N 向田面水氣界面的擴散速率被減緩，致使有機替代處理田面水NH4+-N 濃度降低，抑制了NH3 揮發(fā)。有機肥全量替代化肥較單施化肥處理顯著降低了田面水全氮濃度，有效降低氮素流失風險，葉鑫等[55]和李喜喜等[57]發(fā)現(xiàn)相同規(guī)律。本試驗中氣溫對稻田NH3 揮發(fā)也有極顯著正向影響，溫度升高會加快水稻土—水界面中NH3 分子運動，增大NH3 擴散速率進而增加稻田NH3 揮發(fā)[9]。糞肥和綠肥的施入會活化土壤微生物，微生物會在C 源和N 源充足的條件下吸收利用NH4+，最終降低NH3 揮發(fā)累積量[51]。2022 年單施化肥處理較2021 年減少了一次追肥，NH3 累積揮發(fā)量和揮發(fā)損失率分別減少48.48%、48.44%。分析原因可能為減少施肥次數(shù)可以降低尿素的暴露時間，從而降低尿素水解產(chǎn)生的NH4+，減少NH4+向NH3 轉(zhuǎn)化。較長的施肥間隔可以使土壤和植株有更多的時間進行氮素的轉(zhuǎn)化和吸收，從而減少NH3 的損失。也可能與監(jiān)測期間氣溫有關(guān)，2021 年NH3 揮發(fā)監(jiān)測期間平均氣溫為21.53℃，最高氣溫為24.21℃，2022 年NH3 揮發(fā)監(jiān)測期間平均氣溫為20.68℃，最高氣溫為23.1℃。研究表明，單施化肥處理在相同施肥量下減少施肥次數(shù)可以減少稻田NH3 揮發(fā)[58]。根據(jù)水稻需肥特性適當減少氮基肥用量，適當?shù)牡屎笠颇軠p少稻田氨的累積揮發(fā)量[16， 18]。

有機肥全量替代化肥處理氨累積揮發(fā)量僅為0.21～3.24 g/hm2，揮發(fā)損失率范圍在0.11%～1.79%，較單施化肥處理顯著減少90% 以上。綠肥、豬糞和雞糞全量替代處理兩年兩季水稻產(chǎn)量均值分別為8944.84、9389.06 和10220.32 kg/hm2，且較單施化肥處理無顯著差異，從減少稻田氨揮發(fā)損失和保障水稻產(chǎn)量的角度看，綠肥、豬糞和雞糞全量替代處理具有較好的生產(chǎn)和氨揮發(fā)減排效益。本試驗中不同有機肥對氨揮發(fā)的影響無顯著差異，因此，有機肥影響氨揮發(fā)的因素還需要進一步深入研究，應(yīng)該結(jié)合有機肥特性、施肥方式和種植作物品種等多方面因素考慮。

3.3 稻田N2O 排放

N2O 是土壤硝化和反硝化作用的中間產(chǎn)物[59]，主要受施肥、土壤環(huán)境和氣象等環(huán)境因子影響。本試驗中，N2O 的第一個排放峰出現(xiàn)在水稻移栽初期，可能與施肥有關(guān)。尿素施用后，在土壤脲酶的作用下迅速水解轉(zhuǎn)化為NH4+-N，為土壤硝化和反硝化作用提供反應(yīng)底物，促進稻田N2O 排放[60]；有機肥全量替代化肥處理中糞肥的施入也為土壤硝化和反硝化反應(yīng)提供了底物，并且移栽初期旱田向水田的轉(zhuǎn)化，土壤水分的增加也促進了硝化反硝化的進行；而綠肥全量替代處理則是因為豆科綠肥在施入土壤后會快速腐解，釋放養(yǎng)分為硝化反硝化作用提供底物[ 6 1 ]，所以在移栽后短期內(nèi)會出現(xiàn)排放峰，與前人[62]研究一致。單施化肥處理在每次追肥后均會出現(xiàn)排放速率增加，這與尿素快速水解轉(zhuǎn)化有直接關(guān)系。土壤含水率和土壤溫度是通過影響土壤硝化反硝化作用來影響N2O 的產(chǎn)生與排放。有研究發(fā)現(xiàn)當土壤含水率在75%～86% 時，土壤N2O 排放主要來源于反硝化作用[63]。本試驗中土壤含水率均值為85.37%（2021 年） 和77.75% （2022 年），本試驗稻田N2O 排放可能主要來源于土壤反硝化作用。一般認為降雨和氣溫直接影響土壤溫度，進而間接影響N2O 排放[64]。

不施肥處理的N2O 排放主要在基肥期和分蘗肥期，隨后均表現(xiàn)為N2O 的負排放。這可能是因為土壤處于持續(xù)淹水厭氧還原狀態(tài)下，土壤以反硝化作用為主[65]，水稻氮素需求量較大，但外源氮不能滿足植株對氮素的需求時，土壤中就沒有多余的氮素為土壤硝化反硝化提供底物，從而產(chǎn)生負排放[66]。與單施化肥處理相比，有機肥全量替代化肥均顯著減少了稻田N2O 的排放，這可能與有機替代處理肥料均一次性施入有關(guān)。有機肥通過調(diào)節(jié)土壤C/N 影響土壤微生物活性，直接或間接影響N2O 排放。有研究發(fā)現(xiàn)，在水稻土壤中，與單施化肥相比，糞肥施用或糞肥化肥配施可分別降低水稻土24% 和7% 的N2O 排放量，糞肥全替代處理可降低N2O 排放[67]。這與本研究結(jié)論一致。有機肥能使投入的氮素緩慢釋放，降低土壤有效氮含量，從而減少N2O 的排放[68]。有機物中的含氮量、C/N 和碳源的有效性是決定土壤對有效氮吸收或釋放的重要因素[69]，有機肥C/N 越大，還田后固持土壤中的有效氮，降低水稻生長過程中的土壤礦質(zhì)氮，從而減少N2O 排放，C/N小，易礦化分解，釋放有效氮[70]。在本研究中2022年單施化肥處理較2021 年減少了一次追肥，雖然降低NH3 累積揮發(fā)量，但N2O 累積排放量增加了85.16%，可能因為當減少施肥次數(shù)時，每次施加的化肥量增加，導(dǎo)致土壤中的氮素濃度較高。這增加了硝化作用的強度，提供了更多的底物，從而增加了氧化亞氮的產(chǎn)生和排放量。

有機肥不合理的過度施用還會造成農(nóng)田氮磷流失，造成水體富營養(yǎng)化[71]。因此，有機肥還田利用帶來的風險也應(yīng)得到足夠的重視，不應(yīng)該盲目施用有機肥，合理平衡利用有機肥還田是未來研究重點。

4 結(jié)論

綠肥、豬糞和雞糞全量替代化肥處理與單施化肥處理相比，水稻產(chǎn)量、地上部氮素累積量、氮肥回收利用率無顯著差異。稻田NH3 揮發(fā)主要集中在施肥后兩周內(nèi)，且NH3 揮發(fā)速率均在施肥后3 天內(nèi)達到高峰。影響稻田NH3 揮發(fā)的主要因素是田面水pH、NH4+-N、NO3?-N 和全氮濃度及氣溫。相較單施化肥處理，有機肥全量替代化肥處理均能顯著降低稻田NH3 揮發(fā)速率，減少稻田NH3 累積揮發(fā)量，有機肥全量替代化肥各處理間無顯著差異。與單施化肥相比，有機肥全量替代化肥顯著減少了稻田N2O的排放，影響稻田N2O 排放的因素是土壤含水率和土壤NO3?-N 濃度。綜合來看，綠肥、豬糞和雞糞全量替代化肥處理均能在保障水稻產(chǎn)量、地上部氮素累積量和氮肥回收利用率的前提下， 減少稻田NH3 揮發(fā)和N2O 排放。有機肥全量替代化肥對于稻田主要氣態(tài)氮有顯著的減排效果。