常 菲，紅 梅，2*，武 巖，李艷勤，趙巴音那木拉，2，德海山，2

（1．內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010011；

2．內(nèi)蒙古自治區(qū)土壤質(zhì)量與養(yǎng)分資源重點實驗室，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010011）

氮素?fù)p失是我國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)面源污染的主要途徑之一［1］。研究表明，施入土壤中的氮素52%以各種形式損失，其中氨揮發(fā)損失占總損失量的21%［2］。氨揮發(fā)導(dǎo)致農(nóng)田肥料利用率下降，農(nóng)作物產(chǎn)量降低，同時影響大氣中PM2.5的酸度，造成環(huán)境污染［3］，而采用合理的施肥措施是減少農(nóng)田氨揮發(fā)的主要方法［4］。生物炭、秸稈是較為普遍的改土材料。生物炭具有較大的比表面積和陽離子交換量，對銨離子的吸附作用強烈，且通過提高土壤陽離子代換能力增強對銨離子的固持作用，也會提高土壤的硝化速率［5］，從而降低氨揮發(fā)損失。秸稈還田對氨揮發(fā)的影響是通過有機質(zhì)分解產(chǎn)生有機酸使土壤pH值下降從而抑制土壤氨揮發(fā)［6］，也有學(xué)者認(rèn)為秸稈還田后有機質(zhì)增加了銨離子的有效性，促進氨揮發(fā)速率［7］。

河套灌區(qū)是國家和內(nèi)蒙古自治區(qū)的重要商品糧油基地，年均降水量200 mm，是典型的無灌溉即無農(nóng)業(yè)地區(qū)［8］，且隨長時間的黃河水漫灌，次生鹽漬化程度逐年加重。近年來膜下滴灌技術(shù)在干旱半干旱地區(qū)得到廣泛應(yīng)用，其既具備滴灌的防止深層滲漏、節(jié)水、節(jié)肥等特點，還具備地膜的增溫、保墑作用［9］。龔雪文等［10］研究表明河套灌區(qū)農(nóng)田膜下滴灌有利于作物根區(qū)形成良好的水熱環(huán)境。侯慧芝等［11］研究表明，膜下滴灌可以將玉米生育期提前，提高光合產(chǎn)物積累，促進作物對深層水分的利用，從而提高作物產(chǎn)量。河套灌區(qū)關(guān)于黃河水漫灌下氨揮發(fā)的研究較多，而將漫灌與膜下滴灌對比，在不同改良措施下進行氨揮發(fā)的研究甚少，因此本研究將不同灌溉方式與生物炭、秸稈還田相結(jié)合，探討河套灌區(qū)鹽堿地土壤氨揮發(fā)具體情況及產(chǎn)量效益，以期為河套灌區(qū)提高氮肥利用率、增強綜合環(huán)境效應(yīng)的施肥措施提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗在內(nèi)蒙古杭錦后旗三道橋地區(qū)的康爾淶有限公司進行，該地區(qū)位于內(nèi)蒙古自治區(qū)巴彥淖爾市西部，地理位置在E106°34′～107°24′、N40°26′～41°13′之間，地處河套平原。屬中溫帶大陸性氣候，風(fēng)多雨少，蒸發(fā)強烈，年日照時數(shù)平均4 449.6 h，年均氣溫 8.7℃，年均無霜期 126 d，年均降水量135.9 mm，年均蒸發(fā)量1 984.3 mm。試驗區(qū)土 壤以硫酸鹽型中度鹽化土為主，其基礎(chǔ)性狀見表1。

表1 試驗地土壤基礎(chǔ)性狀

1.2 試驗設(shè)計

試驗采用裂區(qū)設(shè)計，主處理為灌溉方式，設(shè)膜下滴灌、黃河水漫灌2種；次處理為不同改良措施，在農(nóng)民常規(guī)施肥的基礎(chǔ)上設(shè)空白（CK）、秸稈還田（SR）、生物炭（C）3種。試驗共6個處理，3次重復(fù)，小區(qū)面積21 m×7 m。SR處理：還田量為20.63 t/hm2，以玉米秸稈為原料，粉碎至1～3 cm于2017年4月初施于土壤表層，后用旋耕機將其與耕層土壤充分混勻。C處理：生物炭為玉米秸稈經(jīng)400℃炭化溫度在缺氧條件下燒制8 h而成，施用量為22.5 t/hm2，隨基肥施于土壤表層，后用旋耕機將其與耕層土壤充分混勻。

1.3 田間管理

試驗于2017年6～10月進行，供試品種為葵花902，6月3日人工播種，播種前均地表覆膜。各處理于播種期施基肥：300 kg/hm2磷酸二銨，75 kg/hm2硫酸鉀；6月底追施300 kg/hm2尿素；8月5日 追 施75 kg/hm2尿 素；8月24日 追 施45 kg/hm2尿素和30 kg/hm2鉀肥。滴灌肥料溶解后隨水滴入土壤，漫灌用追肥機將肥料埋于距地表10 cm深，距葵花苗15 cm遠處。試驗田滴灌的灌溉量為2 300 m3/hm2，分10次灌，除追肥外以地表張力計讀數(shù)≤-20 kPa為指示值進行井水灌溉。漫灌的灌溉量為每次750～900 m3/hm2，分別于3次追肥后進行灌水，3 次漫灌，灌溉量為 2 250 ～ 2 700 m3/hm2?？?0月1日收獲、測產(chǎn)，其它管理同大田。田間作物及滴灌帶布局圖如下。

圖1 田間作物及滴灌帶布局圖

1.4 樣品采集與測定方法

氨揮發(fā)量測定：本試驗運用通氣法來監(jiān)測氨揮發(fā)量，此方法操作簡便，測定結(jié)果可靠，回收率高達99.5%［12］。裝置由聚氯乙烯硬質(zhì)塑料管制成，內(nèi)徑 15 cm，高 10 cm。將兩塊厚度均為 2 cm、直徑為16 cm的海綿均勻浸以15 mL的磷酸甘油溶液（50 mL 磷酸 +40 mL 丙三醇，定容至 1 000 mL）后，置于硬質(zhì)塑料管中，下層的海綿距管底5 cm，上層的海綿與管頂部相平。土壤氨揮發(fā)的監(jiān)測于施肥后的當(dāng)天開始，在各小區(qū)膜內(nèi)隨機放置3個通氣法捕獲裝置，次日8：00時取樣。每次施肥灌水后第1周，1～2 d取樣1次；第2～3周，視檢測到的氨揮發(fā)量多少進行取樣，如揮發(fā)量較多，每1～5 d取樣1次，如揮發(fā)量較少，取樣時間可延長到10 d左右。將通氣法裝置中下層的海綿取回實驗室后裝入 500 mL 的塑料瓶中，加 300 mL的 2 mol/L 的KCl溶液，使海綿完全浸于其中，振蕩1 h后，取浸提液，用連續(xù)流動分析儀（AA3）測定NH3-N濃度。

式中，M為通氣法單個裝置平均每次測的氨量（NH3-N，mg）；A為捕獲裝置的橫截面積（m2）；D為每次連續(xù)測定的時間（d）。

氨揮發(fā)導(dǎo)致的氮肥損失率=氨揮發(fā)損失總N量/施氮量×100%

土壤pH值、鹽分的測定：土壤樣品采樣周期與氨揮發(fā)監(jiān)測周期相同，在每個氨揮發(fā)監(jiān)測點附近膜內(nèi)隨機選擇3個樣點采樣，帶回實驗室用酸度計法（實驗室pH計：STARTER 2100）測定土壤pH值，采用5∶1水土比浸提后電導(dǎo)儀（實驗室電導(dǎo)率儀：STARTER 3100C）測定土壤電導(dǎo)率。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

各項試驗數(shù)據(jù)輸入Excel 2013進行基本的平均數(shù)及標(biāo)準(zhǔn)偏差計算并作圖，利用SAS 9.2進行顯著性差異分析、相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對土壤氨揮發(fā)速率的影響

如圖2、3所示，不同處理氨揮發(fā)動態(tài)變化趨勢基本一致，每次施肥后均先升高后降低，且隨生育期的推進、施肥量的減少，氨揮發(fā)速率逐漸下降。施基肥后3 d氨揮發(fā)達到峰值，滴灌下峰值的順序為CK［1.63 kg/（hm2·d）］＞SR［0.94 kg/（hm2·d）］＞C［0.70 kg/（hm2·d）］， 漫 灌 下 為 CK［1.45 kg/（hm2·d）］＞SR［1.31 kg/（hm2·d）］＞C［1.12 kg/（hm2·d）］，隨后氨揮發(fā)速率逐漸降低，于6月23日降到最低點。追肥后氨揮發(fā)變化趨勢與基肥變化情況基本一致，升高到最大值后逐漸降低，峰值均出現(xiàn)在施肥灌水后第2～4 d，滴灌處理下追肥期峰值的范圍為 0.21 ～ 1.69 kg/（hm2·d），漫灌下為 0.2 ～ 2.28 kg/（hm2·d），于追肥后 20 d 左右降到最低值。其中，滴灌C處理的峰值分別為0.78、0.68、0.31 kg/（hm2·d），漫灌 C 處理的峰值分別為 1.46、0.54、0.20 kg/（hm2·d），基本均低于其他處理。滴灌、漫灌下各處理3次追肥氨揮發(fā)速率平均大小順序均為CK＞SR＞C，其中滴灌下C處理氨揮發(fā)速率最低，平均為0.31 kg/（hm2·d），分別比CK、SR降低了49.65%、24.01%，漫灌下C處理也最低，平均為0.44 kg/（hm2·d），分別是CK、SR的39.63%、21.57%，表明不同灌溉方式下生物炭、秸稈還田均能顯著降低氨揮發(fā)速率，以生物炭為最優(yōu)。同一種施肥處理下，滴灌下的氨揮發(fā)速率較漫灌明顯降低，表明膜下滴灌技術(shù)可充分減少水分和肥料損失，提高作物的水肥利用效率。

圖2 滴灌方式下葵花生育期氨揮發(fā)通量動態(tài)變化

圖3 漫灌方式下葵花生育期氨揮發(fā)通量動態(tài)變化

2.2 不同處理對土壤氨揮發(fā)累積損失量及損失率的影響

如圖4、5所示，各處理下葵花各時期氨揮發(fā)累積損失量存在顯著差異（P＜0.05）。除第一次追肥后各處理氨揮發(fā)量高于基肥時期外，其余追肥時期氨揮發(fā)量均低于基肥時期，呈逐漸下降趨勢。主要由于第一次追肥時的施氮量顯著高于基肥時期，且隨著葵花生育期的推進，作物進入現(xiàn)蕾期、開花期，是營養(yǎng)生長和生殖生長并進的時期，作物生長旺盛，吸收氮素較高?；试囼炂陂g，滴灌下C處理氨揮發(fā)損失量最低（3.24 kg/hm2），其次為SR處理（4.61 kg/hm2），均顯著低于CK處理（9.06 kg/hm2）（P＜0.05），各處理分別占施氮量的1.31%、1.86%、3.66%，漫灌下累積損失量的順序也為C＜SR＜CK。同一種施肥處理下，漫灌下的氨揮發(fā)損失量均高于膜下滴灌。追肥試驗期間，隨追肥次數(shù)的增加，各處理氨揮發(fā)量逐漸降低，與施肥量減少及作物需求量增加都有一定的關(guān)系，基本順序為C＜SR＜CK。滴灌下氨揮發(fā)損失率在第一次追肥后C處理最低（2.83%），其次為SR（4.22%）、CK（7.19%），C、SR、CK第二、三次追肥平均損失率分別為0.91%、1.04%、1.54%。漫灌下追肥期間各處理氨揮發(fā)損失率大部分比滴灌下高0.13%～1.94%，規(guī)律與滴灌基本一致，由此可見生物炭、秸稈還田均可不同程度地使土壤對NH4+-N固定能力得到一定的加強，從而降低氨揮發(fā)損失率，提高肥料利用率。

圖4 滴灌下葵花各時期氨揮發(fā)累積損失量及損失率

圖5 漫灌下葵花各時期氨揮發(fā)累積損失量及損失率

就葵花整個生育期氨揮發(fā)總累積量而言，各處理間差異顯著（P＜0.05）。滴灌模式下C處理氨揮發(fā)量最低，為14.76 kg/hm2，較CK低57%，各處理氨揮發(fā)損失量的順序為CK（34.46 kg/hm2）＞SR（20.92 kg/hm2）＞C（14.76 kg/hm2）。C 處理下?lián)p失率僅為5.97%，SR為8.46%、CK為13.94%。漫灌下各處理氨揮發(fā)累積量大小表現(xiàn)出與滴灌相同的變化趨勢，同一施肥處理，漫灌下氨揮發(fā)累積損失量、損失率均高于滴灌下，分別高4.13～6.61 kg/hm2，1.67%～2.68%。故C、SR處理對降低氨揮發(fā)損失均有明顯作用，且以滴灌下C處理為最優(yōu)。2

.3 不同處理下葵花生育期土壤pH值、鹽分狀況

如圖6所示，滴灌下土壤pH值總體均低于漫灌，滴灌范圍在8.18～8.89之間，漫灌下為8.30～9.01。各處理土壤pH值基本表現(xiàn)出在施肥灌水后2～3 d升到最高值后逐漸降低的趨勢，與氨揮發(fā)速率變化基本一致。在整個生育期間，CK處理土壤的pH值均高于其他處理，范圍為8.33～9.01，其次為SR、C處理，分別介于8.26～8.85、8.18～8.75之間。

圖6 不同灌溉方式下葵花生育期土壤pH值動態(tài)變化

對土壤pH值和氨揮發(fā)速率的相關(guān)性分析表明（表2），不同灌溉方式下，各處理土壤pH值與氨揮發(fā)速率均呈正相關(guān)性。其中滴灌下SR處理、漫灌下C處理達到極顯著水平（P＜0.01），滴灌下C處理、漫灌下CK處理達顯著水平（P＜0.05），說明土壤pH直接影響氮肥氨揮發(fā)速率，pH值越大，氨揮發(fā)損失越高。

表2 土壤pH值與氨揮發(fā)速率的相關(guān)性

如圖7，葵花生育期土壤鹽分含量除SR外，C、CK處理滴灌下均低于漫灌。其中滴灌下鹽分范圍為1.45～3.01 mS/cm，大小順序為C＜SR＜CK，C、SR較CK分別降低52%、39%。漫灌下范圍1.71～3.4 mS/cm，順序為 SR＜C＜CK，C、SR 較 CK分別降低42%、49%?？傮w來看，土壤pH值、土壤鹽分基本與氨揮發(fā)表現(xiàn)一致，即pH值、鹽分含量越高，氨揮發(fā)損失越高，而生物炭、秸稈還田在滴灌和漫灌下均不同程度降低了土壤pH值和土壤鹽分含量，從而對氨揮發(fā)產(chǎn)生了明顯的延緩和抑制作用。

圖7 不同處理下葵花生育期土壤平均鹽分

2.4 不同處理對葵花產(chǎn)量的影響

葵花產(chǎn)量如表3所示，同一處理在滴灌下增產(chǎn)率較漫灌有所提高，C處理高12.88%，SR處理高2.02%。不同處理對葵花產(chǎn)量增加效果各異，C處理產(chǎn)量較CK、SR顯著增加（P＜0.05），增產(chǎn)率滴灌下為47.18%，漫灌下為34.3%。SR處理葵花產(chǎn)量也有所增加，但與CK差異不顯著，與秸稈施入時間較短有一定關(guān)系。由此可見，生物炭、秸稈還田可不同程度提高葵花產(chǎn)量，以滴灌下生物炭處理為最優(yōu)。

表3 不同處理下的葵花產(chǎn)量

2.5 灌溉方式和改良措施對氨揮發(fā)和產(chǎn)量的影響

方差分析表明（表4），土壤氨揮發(fā)累積損失量、葵花產(chǎn)量均受灌溉方式影響顯著（P＜0.05），受改良措施影響極顯著（P＜0.01）。灌溉方式與改良措施互作效應(yīng)對葵花產(chǎn)量的影響達到顯著水平，說明產(chǎn)量同時受到灌溉方式和不同改良措施的影響。

表4 灌溉方式、改良措施及其交互作用下氨揮發(fā)損失量和產(chǎn)量的方差分析（F值）

3 討論與結(jié)論

3.1 不同灌溉方式對氨揮發(fā)損失及產(chǎn)量的影響

氨揮發(fā)量的高低受氮肥施用方式、灌溉方式及土壤pH值等多種因素影響［13］。馬騰飛［14］認(rèn)為滴灌下氨揮發(fā)損失比漫灌高，可能是由于滴灌后分布在土壤表層的肥料較漫灌多，因而氨揮發(fā)增加。本研究結(jié)果表明，在同一種改良措施下，膜下滴灌氨揮發(fā)速率、損失總量均低于黃河水漫灌，與馬騰飛［14］研究結(jié)果相反。土壤pH值是影響氮肥氨揮發(fā)的重要因素［15］，本研究中同一改良措施pH值漫灌下均高于滴灌，可能是滴灌降低了漫灌溉造成的土壤密實，使土壤保持相對疏松，提高了土壤微生物和根系活力［16-17］，產(chǎn)生CO2較漫灌多，CO2溶于水產(chǎn)生H+從而降低了土壤pH值［18］。而在土壤的反應(yīng)中，土壤pH值（H+濃度）直接影響反應(yīng)的平衡，pH值降低可以抑制NH4+向NH3的轉(zhuǎn)化，減少氨揮發(fā)損失［19］，故而滴灌下氨揮發(fā)低于漫灌。本試驗中各處理土壤pH值基本表現(xiàn)出在施肥灌水后2～3 d升到最高值后逐漸降低的趨勢，與氨揮發(fā)速率變化基本一致。這是由于尿素水解成銨態(tài)氮導(dǎo)致土壤pH值升高，當(dāng)銨態(tài)氮濃度積累至一定水平后產(chǎn)生氨揮發(fā)，土壤pH值開始下降；另一方面，尿素水解后隨之進行的硝化作用也是一個酸化過程。

土壤鹽分也是影響氨揮發(fā)的原因之一，本研究中漫灌下土壤鹽分基本高于滴灌，漫灌每次的灌水量大，造成地下水埋深較淺，蒸發(fā)強烈，土壤返鹽程度較滴灌高，鹽分在根區(qū)大量積累，硝化作用受到強烈抑制，導(dǎo)致表層土壤銨態(tài)氮累積，從而使氨揮發(fā)較滴灌有所增加，與徐萬里等［20］的室內(nèi)模擬試驗結(jié)果一致。而滴灌方式下滴頭處水分不斷地下滴下滲，使該處土壤經(jīng)常保持在較高的濕潤度下，滴水一段時間后滴頭下的土壤水分接近飽和狀態(tài)，然后逐漸擴散形成一個半圓錐形的浸潤體，土壤中的鹽分亦隨水移動而被淋洗到浸潤體外緣，起到“驅(qū)鹽”的作用，從而使主要根系層的土壤形成了一個低鹽區(qū)［21］。所以膜下滴灌土壤鹽分含量低于黃河水漫灌。劉春卿等［22］研究也認(rèn)為滴灌下供水強度較低，土壤孔隙水流速度慢，較漫灌而言，土壤有更平均的鹽分濃度，從而減少了鹽分脅迫的機會；同時，由于滴灌技術(shù)每次灌溉后土壤含水量適中，對地下水的補給減少，易于將作物生育期內(nèi)的地下水位限制在較低的水平上，從根本上抑制了灌區(qū)內(nèi)土壤水鹽的向上擴散與積累，降低了氨揮發(fā)損失。

本研究中膜下滴灌的葵花產(chǎn)量較漫灌顯著增加，主要由于膜下滴灌分次施氮的方式，使作物對氮的需求在時間和空間上與土壤供氮達到一致水平，顯著地降低了氮肥的轉(zhuǎn)化時間和損失的強度，從而提高了肥料利用率。且滴灌由于水分緩慢均勻的浸入土壤中，不受重力影響，對土壤表層破壞較漫灌小，更加有利于作物生長，為葵花產(chǎn)量的增加奠定了基礎(chǔ)。

3.2 不同改良措施對氨揮發(fā)損失及產(chǎn)量的影響

本研究結(jié)果表明，與農(nóng)民常規(guī)施肥相比，生物炭、秸稈還田處理均顯著降低了土壤氨揮發(fā)速率、氨揮發(fā)累積損失量、土壤pH值及鹽分含量。近年來，把生物炭用作改良劑來提高土壤氮肥利用率的研究日益增多。本研究中，在兩種灌溉方式下，農(nóng)民常規(guī)施肥+生物炭處理均比其他處理的氨揮發(fā)損失量低，其中滴灌下C處理氨揮發(fā)損失量最小，僅為14.75 kg/hm2，氮肥損失率較CK低57%，漫灌下C處理氨揮發(fā)損失量為21.37 kg/hm2，氮肥損失率較CK低44%。這是由于生物炭具有發(fā)達的孔隙結(jié)構(gòu)、較大的比表面積和陽離子交換量，其與植物根系分泌物螯合，表面負(fù)電荷增加，對NH4+吸附作用增強［23］，減少了該條件下 NH4+（代換性）?NH4+（液相）?NH3（液相）?NH3（氣相）的轉(zhuǎn)化過程，不僅降低了pH值，也使土壤氨揮發(fā)顯著減少，提高了肥料利用率。另一方面，生物炭能促進硝化作用使NH4+轉(zhuǎn)化為NO3-，有研究認(rèn)為其原因一是生物炭能夠吸附酚類化合物，降低其對硝化過程的抑制作用；二是生物炭表面吸附的氧化物如CaO、MgO、CrO等對NH4+-N和NH3具有氧化作用；三是生物炭的孔隙結(jié)構(gòu)有利于微生物生長，提高土壤硝化微生物的數(shù)量和活性［24］。本研究中，生物炭處理顯著提高了葵花的產(chǎn)量，可能是因為生物炭的施入可以增加土壤氮素殘留，提高土壤總有機碳含量［25］，改善土壤養(yǎng)分供應(yīng)，提高肥料利用率，從而使作物產(chǎn)量增加，與Li等［26］的研究結(jié)果一致。

本研究表明秸稈還田可抑制土壤氨揮發(fā)，滴灌下SR處理的氨揮發(fā)為20.92 kg/hm2，比CK低39%，漫灌下SR的氨揮發(fā)為25.17 kg/hm2，比CK低34%，與生物炭相比，秸稈還田可能主要是促進硝化作用，降低土壤NH4+-N含量，從而降低了氨揮發(fā)。另外秸稈還田后增加了土壤有機質(zhì)含量，而有機質(zhì)在分解過程中產(chǎn)生大量有機酸，并形成腐殖質(zhì)，使土壤pH值下降、土壤的吸附能力增強，從而具有顯著的抑制氨揮發(fā)作用。同時，秸稈還田可充分供應(yīng)碳源和氮源，促進土壤微生物活動，而微生物在分解秸稈的過程中會轉(zhuǎn)變無機氮成有機氮，這可能是減少揮發(fā)的一個原因［27］。再者秸稈還田能提高田間含水量，降低液相的濃度，從而降低氨分壓和氨揮發(fā)速率［28］。本試驗結(jié)果中秸稈還田處理對土壤氨揮發(fā)的影響與生物炭處理相比略小，且葵花的增產(chǎn)效果不顯著，原因可能是試驗僅研究了單季作物氨揮發(fā)情況，秸稈還田后時間較短，其作用未能短時間顯現(xiàn)，至于其后續(xù)效果如何，還需進一步觀察研究。

方差分析表明，土壤氨揮發(fā)、葵花產(chǎn)量受灌溉方式影響顯著（P＜0.05），受改良措施影響極顯著（P＜0.01），其互作效應(yīng)對產(chǎn)量影響顯著（P＜0.05）。故生物炭和秸稈還田對抑制土壤氨揮發(fā)、提高作物產(chǎn)量有極顯著效果，灌溉方式次之。綜上所述，考慮到短期內(nèi)秸稈還田處理葵花的增產(chǎn)率較低，且生物炭處理對氨揮發(fā)的抑制作用效果更佳，故滴灌下農(nóng)民常規(guī)施肥+生物炭處理是目前較為合理的施肥措施。但本試驗僅進行一年，接下來還需進一步明確土壤和作物對生物炭和秸稈還田的響應(yīng)機制，結(jié)合農(nóng)田實際情況觀察后續(xù)效果，以期篩選出適合河套灌區(qū)的提高氮肥利用率、增強綜合環(huán)境效應(yīng)的施肥措施。