田间的氮素损失是造成我国农田生态系统中非点源污染的一条重要途径, 同时也是导致我国氮肥利用率较低的最直接原因^[1]。而氨挥发是田间土壤氮素气态损失的主要途径之一, 我国农田中的氨挥发损失率高达21%^[2-3]。氨挥发不仅降低了作物对氮肥的吸收利用率, 同时对环境也产生了不利影响。滞留在大气中的氨转化为温室气体后不仅危害大气环境, 还会引发土壤酸化及水体的富营养化, 由此带来的生态环境问题严重影响到农业的可持续发展^[4]。

减少氨挥发损失已成为保证农田生产和生态环境可持续发展的关键性问题。国内外对这一热点问题高度重视, 并通过大量试验研究发现, 田间土壤氨挥发过程会受到土壤水分^[5]、土壤温度^[6]、土壤pH值^[7]等土壤因素以及灌溉管理^[8]、氮肥用量^[9-10]、氮肥种类^[11-13]等农业措施的影响。雷杨莉等^[14]对夏玉米土壤氨挥发研究发现, 交替灌溉条件下的氨挥发量为12.28~33.01 kg·hm^-2, 显著低于常规灌溉处理54.49 kg·hm^-2的氨挥发量; 彭世彰等^[15]对稻田氨挥发的研究表明, 在控制灌溉的条件下, 稻季氨挥发损失总量为125.27 kg·hm^-2, 占当季施肥量的31.06%;王东等^[16]研究表明增加氮肥施用量会导致土壤氨挥发速率显著升高。氨挥发损失量一般与施氮量呈线性正相关^[17]。

总体来讲, 已有的研究主要集中于灌溉管理或氮肥管理等单因子对氨挥发的影响, 涉及不同水氮运筹模式对田间土壤氨挥发影响的研究较为少见, 故有待进一步探究。连续两年在河套灌区进行了春玉米田间试验, 研究土壤氨挥发对不同水氮运筹模式的响应, 为减少氮肥的气态损失、提高氮肥利用率、制定合理的水氮运筹方案、保护农业生态环境提供理论依据和实践方案。

试验于2014、2015年连续两年在内蒙古自治区磴口县坝楞村试验田进行。该地位于内蒙古河套灌区上游, 属于温带大陆性季风气候, 海拔1 048.7 m, 年均气温7.6℃, 年均降雨量142.6 mm, 年均日照时数3 206.5 h, 无霜期136~144 d, 土壤质地为粉砂壤土, 土壤pH 8.2。试验区耕层初始土壤性质详见表 1, 试验区最高气温及最低气温变化见图 1。

图 1 试验区2014、2015年最高气温及最低气温变化 Figure 1 The change of maximum temperature and minimum temperature in 2014 and 2015 in experimental plots

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表 1 试验区初始土壤性质 Table 1 Initial soil properties of experimental plots

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供试材料为春玉米西蒙168。2014、2015年播种日期分别为4月17日和4月29日, 收获日期为9月16日和9月18日。当地传统施氮量为320 kg·hm^-2, 实际灌水定额为975 m³·hm^-2, 以此作为最高施氮量和最高灌水定额依次设置各个施氮灌水处理。试验采用裂区设计, 主区为灌溉量, 设置3个灌水水平, 副区为施氮量, 设置5个施氮量水平, 试验共15个处理, 3次重复 (表 2)。灌溉时用潜水泵从渠道内抽水进行定量灌溉, 灌水量由水表控制。基肥和追肥通过点播器施入土壤, 施肥深度约5 cm, 各小区间设有1 m宽的隔离带。选用尿素作为氮肥, 按1:1比例分别于玉米播种期和拔节期灌水前1 d施入, 磷肥 (过磷酸钙)、钾肥 (硫酸钾) 作为底肥一次性足量施入。

表 2 试验处理设计 Table 2 The design of experimental treatments

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田间土壤氨挥发的采集测定采用通气法^[18]。通气法装置由高10 cm、内径15 cm的聚氯乙烯硬质塑料管制成, 并将两块被均匀浸润过15 mL磷酸甘油溶液 (50 mL磷酸+40 mL丙三醇, 定容至1000 mL) 的海绵放置于管中, 海绵直径16 cm、厚2 cm。上层海绵与管顶部平齐, 下层海绵距管底5 cm, 将硬质塑料管插入土壤1 cm深处。为防止降雨对测定装置的影响, 在各塑料管顶部20 cm处支撑起1个遮雨顶盖。

田间土壤氨挥发的采集于施入基肥和追肥后的当日, 在各小区的不同位置, 分别放置3个通气法氨捕获装置, 次日早晨8:00取样。取样时, 将通气装置下层海绵取出, 迅速装入有对应编号的自封袋内密封。同时换上另一块刚刚浸过磷酸甘油的海绵。上层海绵根据其干湿状况3~5 d更换1次。把取下的下层海绵剪碎后分别装入500 mL塑料瓶, 加入300 mL 1.0 mol· L^-1的KCl溶液, 使海绵完全浸润于溶液之中, 振荡1 h后, 采用连续流动分析仪 (Aquakem 250) 测定浸取液中的铵态氮含量。施入基肥及追肥后每日取样1次, 直到监测不到氨挥发为止, 基本在10 d左右停止取样。两个取样期内无降雨干扰。

土壤氨挥发速率的计算公式为:

式中:M为通气法单个装置平均每日测得的氨挥发量, mg; A为装置的横截面积, m²; D为连续捕获的时间间隔, d。

氨挥发累积损失量=测定时期内每日氨挥发通量之和

氨挥发损失率 (%)=(施氮处理氨挥发量-不施氮对照处理氨挥发量)/施氮量×100^[18]。

采用Excel 2003软件进行数据统计及图表绘制, 采用SPSS 17.0软件对试验数据进行方差分析及多重比较分析。

因施用基肥后没有灌水, 氨挥发通量不受灌水定额的影响, 只有施氮水平的影响, 并且2014、2015年施用基肥后的氨挥发速率差异不大, 故文中只保留了2014年施入基肥后的数据图。如图 2、图 3所示, 2014、2015年施基肥后, 不同水氮处理的氨挥发速率变化范围分别为0.01~3.87 kg·hm^-2·d^-1和0.01~3.98 kg·hm^-2·d^-1。而在2014、2015年追肥后, 不同水氮处理的氨挥发速率变化范围分别为0.01~6.32 kg·hm^-2·d^-1和0.01~6.45 kg·hm^-2·d^-1。追肥后的田间土壤氨挥发强度明显高于施基肥后的氨挥发强度。2014、2015年追肥后氨挥发速率的最大值比施入基肥后的氨挥发速率最大值分别高出63.31%和62.06%。不同水氮处理在2014、2015年内的氨挥发速率动态变化趋势基本一致, 氨挥发速率峰值一般均出现在施肥后的第2~3 d, 随后便下降并进入低挥发阶段。施入基肥后, 施氮量为N1、N2、N3处理的氨挥发速率均在第2 d出现峰值, 而施氮量为N4处理的氨挥发速率在第3 d出现峰值, 氨挥发速率随施氮量增加而依次递增; 追肥后, 不同水氮处理的氨挥发速率均在追肥后第2 d出现峰值, 其氨挥发速率随着灌水定额及施氮量的增加也依次递增。

图 2 不同水氮运筹模式对施基肥后田间土壤氨挥发速率动态变化的影响 Figure 2 The influence of different water-nitrogen management regimes on dynamic change of ammonia volatilization rate after sowing fertilization in soil

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图 3 不同水氮运筹模式对追肥后田间土壤氨挥发速率动态变化的影响 Figure 3 The influence of different water-nitrogen management regimes on dynamic change of ammonia volatilization rate after dressing fertilization in soil

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对2014、2015年不同水氮运筹模式田间土壤累计氨挥发损失量进行方差分析, 结果见表 3。2014、2015年的施氮量、灌水定额以及施氮量×灌水定额的F统计量均大于其各自的F临界值, 并且P < 0.01, 说明施氮量、灌水定额以及两者的交互作用对氨挥发损失量具有极显著影响。施氮量和灌水定额的F统计量均远大于各自的F临界值, 而两者交互作用的F统计量仅略大于其F临界值, 故施氮量和灌水定额是影响土壤氨挥发损失量的主要因素, 两者的交互作用是影响氨挥发损失量的次要因素。三者对田间土壤氨挥发损失量的影响表现为施氮量 > 灌水定额 > 两者的交互作用。

表 3 2014、2015年不同水氮运筹模式下氨挥发损失量方差分析 Table 3 The variance analysis for ammonia volatilization loss with different water-nitrogen management regimes in 2014 and 2015

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由表 4中不同施肥时期氨挥发损失量及损失率数据可知, 同一施氮处理追肥期的氨挥发损失量及损失率均大于该处理基肥期的氨挥发损失量及损失率。基肥期与追肥期的氨挥发损失量均随施氮量的增加而递增, 而氨挥发损失率却随施氮量的增加而递减。追肥期当施氮量一定时, 各处理的氨挥发损失量及损失率均随灌水定额的增加而增加。

表 4 2014、2015年不同水氮运筹模式下施用基肥和追肥后氨挥发损失量及损失率 Table 4 The ammonia volatilization loss and losing rate with different water-nitrogen management regimes after sowing fertilizer and dressing fertilizer in 2014 and 2015

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由表 5可见, 当灌水定额一定时, 不同施氮量处理间的氨挥发损失总量呈现极显著差异。2014、2015年, 当施氮量为N1、N2、N3水平时, 中、低灌水定额处理间的氨挥发损失总量差异不显著, 但与高灌水定额处理的氨挥发损失总量均有显著或极显著差异; 当施氮量为N4水平时, 3种不同灌水定额处理间的氨挥发损失总量均有显著或极显著差异。2014、2015年的氨挥发损失总量表现为:当灌水定额一定时, 氨挥发损失总量随施氮量增加而递增; 当施氮量一定时, 氨挥发损失总量随灌水定额的增加而递增。因施氮量增加而产生氨挥发的增幅明显高于由灌水定额增加而产生的氨挥发增幅。2014、2015年的氨挥发损失率整体表现为:当灌水定额一定时, 氨挥发损失率随施氮量的增加而递减; 当施氮量一定时, 氨挥发损失率随灌水定额的增加而递增。

表 5 2014、2015年不同水氮运筹模式下氨挥发损失量及损失率 Table 5 The ammonia volatilization loss and losing rate with different water-nitrogen management regimes in 2014 and 2015

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从表 6可以看出, 2014、2015年不同水氮运筹模式对春玉米产量及增产率影响各异。当灌水定额一定时, 与不施氮的对照处理相比, 各施氮处理的玉米籽粒产量均有显著增加, 并且籽粒产量随施氮量的增加依次递增。2014、2015年在W1灌水定额下, 各施氮处理玉米籽粒产量增幅分别为16.78%~41.43%和9.75%~35.77%;在W2灌水定额下, 各施氮处理玉米籽粒产量增幅为10.02%~36.28%和10.45%~34.64%;在W3灌水定额下, 各施氮处理玉米籽粒产量增幅为7.02%~27.19%和6.56%~22.34%。2014年, 当施氮量一定时, W2、W3灌水定额处理的籽粒产量均与W1灌水定额处理的籽粒产量有显著性差异, 但W2与W3处理间的籽粒产量差异不显著。2015年, 当施氮量一定时, 不同灌水定额处理间籽粒产量差异均显著。2014、2015年当灌水定额一定时, 各施氮处理的增产率随施氮量的增加而大幅度升高; 而当施氮量一定时, 各施氮处理的增产率随灌水定额的增加小幅度降低。两年内W2N3、W2N4、W3N3、W3N4为高产处理, 它们的籽粒产量均显著高于其他处理, 但它们之间籽粒产量差异不显著。这说明当灌水定额达到750 m³·hm^-2、施氮量达到240 kg·hm^-2后, 继续增加灌水定额及施氮量并未使产量显著增长。

表 6 不同水氮运筹模式对春玉米籽粒产量与增产率的影响 Table 6 The influence of different water-nitrogen management regimes on grain yield of spring maize and rate of grain increase

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本研究于2014、2015年连续在轻度含盐土壤地块进行田间试验。基肥于春季玉米播种时施入, 追肥于拔节期灌水前1 d施入, 两次施氮量相同。研究结果表明, 同一处理追肥灌水后的氨挥发速率峰值均大于该处理施入基肥后的氨挥发速率峰值, 并且追肥后各处理的氨挥发速率均在第2 d出现峰值, 随后便迅速进入低挥发阶段。这与周静等^[19]在不同含水量对尿素氨挥发影响的研究结果一致, 氨挥发峰值的出现随土壤含水量的增加而提前。产生这种现象的原因一方面是玉米拔节期追肥后立即灌水, 土壤含水率迅速升高, 试验地耕层平均土壤质量含水率由基肥时期的12.56%增长到19.68%, 追施的氮肥也迅速被水解, 导致耕层土壤内铵态氮含量升高, 为氨挥发提供了充足的物质条件, 使氨挥发速率迅速达到峰值, 而随着时间的延长, 土壤水分被作物吸收或垂向入渗, 导致耕层土壤含水率不断降低, 硝化作用逐渐增强, 大量铵态氮被硝化为硝态氮, 使得氨挥发速率逐渐降低。另一方面, 施入基肥后10 d的平均气温仅为13.71℃, 而追肥期平均气温上升到23.62℃, 气温的升高增强了土壤中脲酶活性, 进一步加快了氮肥水解, 从而提高了土壤中铵态氮浓度, 增大氨分压, 促进氨挥发过程^[15]。由于施入基肥后并未灌水, 且基肥期基温较低, 脲酶活性相对较弱, 氮肥水解速率缓慢, 氨挥发过程的物质条件不足^[20]。故施入基肥后各施氮处理的氨挥发速率整体低于追肥后的氨挥发速率。

施氮量是氨挥发损失量增加的主导因素, 它会显著影响土壤的氨挥发过程, 减少氮肥施用量可显著降低氨挥发损失量^[21]。本试验中, 各施氮处理的氨挥发累计损失量随着施氮量的增加而递增, 损失率则随施氮量增加而递减。这是由于增施氮肥的比例大于这部分氮肥所引起的氨挥发损失量。追肥灌水后, 同一施氮量的中、高灌水定额处理的氨挥发损失量及损失率均高于其低灌水定额处理。这是由于灌水定额的增加促进了氨挥发损失量, 而施氮量不变, 故过量灌水会加剧氨挥发损失。当适量减少灌水定额及施氮量后, 优化的水氮交互作用可显著降低土壤氨挥发损失量, 同时也不会造成减产。这与杨士红等^[22]对不同水氮管理下稻田氨挥发损失特征的研究结果相符, 控制灌溉和实地氮肥管理在节水、节肥、稳产的同时, 显著降低了氨挥发损失。

(1) 2014、2015年同一施氮处理追肥后的氨挥发速率峰值均高于施入基肥后的氨挥发速率峰; 各施氮处理追肥后平均氨挥发损失量高于各施氮处理施入基肥后的平均氨挥发损失量。

(2) 施氮量、灌水定额以及两者的交互作用对田间土壤氨挥发损失总量的影响表现为施氮量 > 灌水定额 > 两者的交互作用; 各施氮处理的氨挥发损失量表现为随施氮量 (灌水定额一定) 和灌水定额 (施氮量一定) 的增加而递增; 而各施氮处理氨挥发损失率随施氮量的增加而递减 (灌水定额一定), 随灌水定额的增加而递增 (施氮量一定)。

(3) 2014、2015年各施氮处理的玉米籽粒产量增产率随施氮量的增加而大幅提升 (灌水定额一定), 随灌水定额的增加而小幅降低 (施氮量一定)。当灌水定额达到750 m³·hm^-2、施氮量达到240 kg·hm^-2时, 继续增加灌水量及施氮量, 增产效果不显著。

(4) 综合各处理氨挥发损失量、损失率、籽粒产量及增产率等指标的表现, 灌水定额为750 m³·hm^-2、施氮量为240 kg·hm^-2的水氮优化处理在降低氨挥发损失量的同时, 还能实现节水、节肥、稳产的目标。故推荐该处理为适用于当地的最优水氮运筹模式。