湯英 董金龍 王嬡華 李汛 段增強

摘要：通過連續(xù)2年的田間試驗，比較一次性施用草酰胺與分次施用的尿素對稻谷產(chǎn)量、氮肥利用率以及稻田氨揮發(fā)和滲漏的影響。結(jié)果表明，（1）一次性施用草酰胺的籽粒產(chǎn)量較分次施用尿素有一定的增幅，但未達顯著水平;（2）一次性施用草酰胺可顯著提高水稻籽粒的氮素吸收量，2013年顯著提高氮肥利用率;（3）2013年草酰胺、尿素處理的氨揮發(fā)損失量占施氮總量的比例分別為26.4%、42.8%，而2014年則為5%、11%;（4）2013、2014年水稻試驗中，一次性施用的草酰胺與分次施用的尿素相比，分別減少了11.6%、34.2%的總氮滲漏損失。綜上所述，一次性施用的草酰胺可以在保證產(chǎn)量水平的條件下，減少稻田氨揮發(fā)和滲漏損失，改善水稻植株氮素營養(yǎng)狀況并提高氮肥利用率。

關(guān)鍵詞：草酰胺;緩釋氮肥;氨揮發(fā);氮素滲漏;水稻

中圖分類號： S511.06? 文獻標(biāo)志碼： A? 文章編號：1002-1302（2019）05-0050-06

收稿日期：2018-04-06

基金項目：國家重點研發(fā)計劃（編號：2017YFD0800103、2017YFD0800104）;中國科學(xué)院STS項目（編號：KFJ-SW-STS-142）;江蘇省科技支撐計劃（編號：BE2012407）。

作者簡介：湯 英（1987—），女，四川成都人，博士，主要從事植物營養(yǎng)與新型肥料等方面的研究。E-mail：ytang@issas.ac.cn。

通信作者：段增強，碩士，研究員，主要從事植物營養(yǎng)、土壤與可持續(xù)農(nóng)業(yè)、設(shè)施農(nóng)業(yè)等方面的研究。E-mail：zqduan@issas.ac.cn。

氮肥的使用提高了作物產(chǎn)量，從而才能滿足日益增長的人口對糧食的需求[1]。水稻是我國最主要的糧食作物之一，近幾十年來，為了獲得持續(xù)穩(wěn)定的高產(chǎn)量，在水稻種植過程中化學(xué)氮肥的過量使用問題一直很嚴(yán)重[2]，在廣泛種植水稻的華東地區(qū)尤為嚴(yán)峻[3]。過量的化學(xué)氮肥投入和不當(dāng)?shù)氖┓史绞讲粌H會降低水稻的氮肥利用效率，而且會增加氮素通過稻田滲漏、徑流流失和氨揮發(fā)、氧化亞氮等排放損失的風(fēng)險，引起一系列環(huán)境問題[4-7]。已有研究表明，農(nóng)業(yè)污染是地表水體中氮素的主要來源[8-10]。在長江下游地區(qū)的常規(guī)氮肥運籌中，速效氮肥（以尿素為主）一般分多次施用，其中1/2以上的氮肥用作基肥于水稻播種或移植時施用，剩下的氮肥用作追肥于水稻生長期間分次施用。雖然分次施用可以減少氮肥損失，提高氮肥利用率，但當(dāng)前由于我國農(nóng)村青壯勞力大量進入城市工作，導(dǎo)致農(nóng)業(yè)從業(yè)人口短缺，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的勞動力成本大大提高。因此，研究施用成本低、氮肥利用率高、環(huán)境友好的肥料新品種或稻田氮素管理措施十分迫切。

新型肥料特別是緩/控釋氮肥通過控制或減緩氮素釋放速率，使肥料氮素釋放與作物的需氮規(guī)律在時間上盡可能一致，從而減少氮素?fù)p失、提高作物氮素利用效率、降低環(huán)境污染風(fēng)險[11-12]。緩/控釋氮肥由于具有較長的肥效期，一般作為基肥一次性施用即可滿足作物全生育期對氮素營養(yǎng)的需求，不僅減少了施肥的勞動力投入，而且節(jié)省了施肥時間和成本，逐漸成為研究熱點[13-15]。但目前應(yīng)用較多的包膜類緩/控釋氮肥不僅價格較高，而且存在包膜材料二次污染的風(fēng)險，阻礙了其在水稻生產(chǎn)中的大規(guī)模應(yīng)用，而草酰胺可以很好地解決這些問題。草酰胺是一種含氮31.8%，微溶于水，且物理、化學(xué)穩(wěn)定性較高的物質(zhì)，其自身具有良好的氮素緩釋能力[16-18]。草酰胺的氮素養(yǎng)分釋放主要依賴于土壤微生物的作用，同時受土壤性質(zhì)和外界環(huán)境條件影響，因此，草酰胺施入土壤后與土壤環(huán)境的接觸面積也將影響其養(yǎng)分釋放。然而，在過去的幾十年里由于草酰胺生產(chǎn)成本較高，關(guān)于將草酰胺用作緩釋肥料的研究較少，且已有研究主要集中在肥效方面，而關(guān)于草酰胺施用后對環(huán)境的影響研究極少[19-22]。目前，通過改進合成方法以及新型催化劑的使用大大降低了草酰胺的生產(chǎn)成本，這使得在水稻生產(chǎn)中廣泛使用草酰胺成為可能[23]。

因此，本研究首先通過室內(nèi)土壤培養(yǎng)試驗遴選出緩釋效果好、肥效期能夠滿足水稻生長需求的適宜粒徑草酰胺顆粒肥，而后在大田栽培的水稻上通過2年的田間試驗，比較研究一次性施用的草酰胺顆粒肥與傳統(tǒng)分次施用的尿素對水稻產(chǎn)量、氮肥利用率以及氮肥的氨揮發(fā)和滲漏損失的影響，以期為草酰胺在實際生產(chǎn)中的推廣應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)域概況

試驗區(qū)域位于長江下游的江蘇省丹陽市（31°59′37.8″N，119°30′14.1″E），區(qū)域種植結(jié)構(gòu)長期以稻—麥輪作為主，選擇集中連片的稻—麥輪作種植區(qū)并于稻季進行試驗布置。試驗區(qū)域耕層（0～20 cm）土壤為水稻土，pH值（液土質(zhì)量比為 2.5 ∶ 1.0）為6.62，有機質(zhì)含量為22.79 g/kg，土壤全氮含量為1.41 g/kg，堿解氮含量為118.91 mg/kg，速效磷含量為 7.97 mg/kg，速效鉀含量為83.23 mg/kg。

試驗區(qū)域水稻的常規(guī)栽培和田間管理措施為：（1）稻季氮肥施用量為220～260 kg/hm2，其中50%的氮肥作為基肥施用，30%在分蘗期作追肥施用，20%在抽穗期作追肥施用。（2）由于施用方便、成本低，常規(guī)施肥方式主要以撒施、表施為主。（3）水稻生長期間，除分蘗期烤田及成熟前1周不灌水外，其他時間保持稻田處于淹水狀態(tài)，淹水深度為 5 cm 左右。（4）磷肥（過磷酸鈣）和鉀肥（氯化鉀）作為基肥一次性施用，平均施用量為70 kg/hm2（P2O5）和40 kg/hm2（K2O）。

試驗期間當(dāng)?shù)厝站鶜鉁嘏c降水?dāng)?shù)據(jù)來源于江蘇省丹陽市氣象局，由圖1可知，降水事件發(fā)生時，日平均氣溫明顯下降。試驗區(qū)域日均氣溫在2013年稻季變化幅度為24.9～34.8 ℃，2014年為21.3～32.0 ℃，平均日均氣溫為31.0 ℃（2013年）和26.3 ℃（2014年）（圖1-a、圖1-c）。2013年稻季日均氣溫≥30 ℃的天數(shù)比2014年多32 d。2013年6月30日至8月30日的總降水量為229.9 mm，2014年6月18日至8月19日總降水量為443.1 mm;在2013、2014年試驗期間，分別發(fā)生了14、30次降水過程（圖1-b、圖1-d），2014年試驗期間的降水量和降水頻率均高于2013年。

1.2 試驗設(shè)計

采用室內(nèi)土壤培養(yǎng)方式研究不同粒徑草酰胺養(yǎng)分釋放特性，試驗共設(shè)4個處理，為滿足破壞性采樣需要，每個處理重復(fù)30次。試驗選擇3種粒徑草酰胺，分別為粉末狀草酰胺（OAp），粒徑<0.25 mm（T1）;小粒徑草酰胺（OAs），2.00 mm<粒徑<2.38 mm（T2）;大粒徑草酰胺（OAb），3.36 mm<粒徑<4.00 mm（T3）。按500 mg N/kg土的比例分別稱取尿素（UR，T4）以及不同粒徑草酰胺加入100 g土壤（潮土）中，于塑料杯內(nèi)充分混合均勻，調(diào)節(jié)并維持土壤水分含量為田間持水量的75%，密封后放置于22 ℃恒溫培養(yǎng)室中培養(yǎng)。

水稻田間試驗共設(shè)3個處理：（1）不施氮肥對照（CK）;（2）常規(guī)施肥處理（UR），尿素分次施用，用量為225 kg/hm2;（3）草酰胺（2.00 mm<粒徑<2.38 mm）處理（OA），草酰胺一次性施用，用量為225 kg/hm2。每個處理重復(fù)3次，隨機區(qū)組排列，小區(qū)面積為50 m2（12.5 m×4.0 m）。常規(guī)施肥處理（UR）中，尿素總施用量的50%在水稻插秧前1～2 d作基肥施用，30%在分蘗期作追肥施用，20%在抽穗期作追肥施用。草酰胺處理（OA）中的草酰胺在水稻插秧前作基肥一次性全部施用?；势诜柿先鍪┖箅S翻耕整地混入土中，追肥施用方式為地表撒施?；逝c追肥施用時間分別為2013年6月30日、7月9日和8月19日，2014年6月18日、6月29日和8月8日。2013年水稻秧苗于7月1日移栽，2014年水稻秧苗于6月19日移栽。所有處理每年均施用相同量的磷肥（過磷酸鈣）和鉀肥（氯化鉀），它們均作為基肥一次性施入，施肥量分別為40 kg/hm2（K2O）和70 kg/hm2（P2O5）。其他田間管理措施同當(dāng)?shù)亓?xí)慣。

1.3 采樣與分析

1.3.1 氮素釋放特性研究 分別于培養(yǎng)的第3、7、14、21、28、42、56、70、84、105天進行破壞性采樣，每次采樣隨機取3個培養(yǎng)杯，測定土壤中銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量。土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量采用2 mol/L KCl溶液浸提，化學(xué)分析儀檢測。

氮素累積釋放率=[（施肥土壤銨態(tài)氮含量+硝態(tài)氮含量）-（對照不施肥土壤銨態(tài)氮含量+硝態(tài)氮含量）]×100%/肥料中氮素總量。

1.3.2 產(chǎn)量與氮肥利用率 作物收獲時，對每個小區(qū)單獨進行人工收割、脫粒、晾曬和測產(chǎn)。分別在各小區(qū)中部隨機選取一個1 m×1 m樣方，收集樣方內(nèi)全部水稻秸稈和籽粒，并于 70 ℃ 條件下烘干至恒質(zhì)量，分別稱質(zhì)量。水稻植株烘干樣經(jīng)機器研磨過0.5 mm篩，采用H2SO4-H2O2法消煮后用化學(xué)分析儀測定植物樣品內(nèi)氮含量。稻田土壤基本理化性質(zhì)按照鮑士旦的常規(guī)分析方法[24]測定。水稻氮肥利用率計算公式為

氮肥利用率=（施氮處理水稻氮素吸收量-不施氮處理水稻氮素吸收量）/施肥量×100%。

1.3.3 氨揮發(fā)損失 本試驗采用抽氣密閉室法[25-26]測定氨揮發(fā)速率。收集系統(tǒng)由通氣管、氣密室、氨固定裝置和真空泵組成，其原理是利用真空泵將稻田揮發(fā)的氨吸入裝有稀硫酸的裝置內(nèi)固定（圖2）。氣密室為直徑20 cm、高15 cm底部開放的有機玻璃罩，頂部留有直徑為2.5 cm的通氣孔與高為 2 m 的通氣桿連通，密閉室內(nèi)的換氣頻率為15～20次/min。氨固定裝置內(nèi)盛有50 mL 0.01 mol/L稀硫酸，采用靛酚藍比色法測定吸收的銨態(tài)氮濃度。施肥后的第1周每天收集氨揮發(fā)量，第2周為隔1 d收集1次氨揮發(fā)量，之后每2～3天收集1次直至處理間沒有顯著差異，降水量較大時不收集。每天分上、下午2次收集，共收集4 h，分別為09：00—11：00、14：00—16：00，以這4 h的氨揮發(fā)通量均值作為當(dāng)天平均通量，計算全天的氨揮發(fā)總量即氨揮發(fā)速率。水稻氨揮發(fā)損失總量為稻季每天的氨揮發(fā)量之和，以相鄰2次測定的氨揮發(fā)量均值來估算未進行氨揮發(fā)收集的間隔日氨揮發(fā)量。

1.3.4 氮素滲漏損失 試驗開始前，使用直徑為10 cm、長為120 cm的取土器在各小區(qū)中部隨機選點打孔，并埋設(shè)多孔

滲漏水收集管（埋入土平面以下115 cm深度），研究土壤滲漏狀況。滲漏管（中國科學(xué)院南京土壤研究所生產(chǎn)）由聚氯乙烯（PVC）管制成，直徑為10 cm，管下端距底部15～25 cm的管壁上均勻密布直徑為0.5 cm的小孔，小孔被細密的尼龍紗布包裹，1根直徑為0.5 cm的塑料取樣導(dǎo)管由滲漏管上端插入底部（圖3-a）。使用手動真空泵通過塑料取樣導(dǎo)管采集滲漏水，為避免污染，在第1次取樣前先將多孔滲漏管內(nèi)的水抽干并丟棄。在試驗開始后，每7 d左右（因天氣或追肥等原因，部分采樣時間有所推遲或提前）用手動真空泵吸取1次滲漏水，滲漏水樣本吸取后迅速冷藏帶回實驗室，并立即放入-20 ℃冰箱內(nèi)保存。滲漏水樣品中銨態(tài)氮（NH4+-N）、硝態(tài)氮（NO3--N）、總氮（TN）濃度采用連續(xù)流動分析儀（Skalar，荷蘭，分析誤差為±3.9%，最低檢出限為0.2 mg/L）分析測定。

通過改進型快速反應(yīng)滲漏計監(jiān)測試驗稻田24 h的滲漏量。改進型快速反應(yīng)滲漏計是Zhao等根據(jù)國際水稻研究所1987年設(shè)計的滲漏計改良而來[27]。由于水稻生長季的土壤大部分時間處于水淹狀態(tài)，水通過土壤向下持續(xù)滲漏的速率近似恒定，因此，滲漏計可通過測量田面水的減少量來確定地表水垂直滲漏速率（圖3-b）。在本試驗中，通過在不同小區(qū)內(nèi)20次的重復(fù)測量得出，稻田的平均滲漏速率為2 mm/d。

累積氮滲漏量（kg/hm2）=滲漏水時間間隔加權(quán)平均氮濃度（mg/L）×總滲漏水量（m3/hm2）×0.001。

其中，滲漏水時間間隔加權(quán)平均氮濃度=[滲漏水氮濃度（mg/L）×采樣間隔天數(shù)（d）]之和/總采樣天數(shù)（d）。

總滲漏水量（mm）=稻田平均滲漏速率（mm/d）×淹水天數(shù)（d）。

1.4 數(shù)據(jù)計算與分析

使用Origin Pro 8.0（OriginLab USA）作圖，數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析使用SPSS（IBM，version 20）軟件。采用單因素方差分析（ANOVA）、最小顯著性差異法（LSD）在0.05水平上比較不同處理的差異顯著性。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同粒徑草酰胺氮素釋放特性

由圖4可知，與尿素相比，草酰胺具有一定緩釋性，但緩釋效果受肥料粒徑大小影響。尿素施入土壤后迅速釋放氮素，培養(yǎng)至第3天時氮素釋放率超過70%，第14天時基本釋放完全，釋放曲線呈倒“L”形。OAp的氮素釋放特征與尿素相似，在培養(yǎng)至第14天時氮素基本釋放完全，在培養(yǎng)的前7天氮素累積釋放率明顯低于UR，與UR相比前期具有一定的緩釋效果，但釋放期沒有延長。OAs與OAb的氮素累積釋放率變化特征與UR和OAp完全不同，隨培養(yǎng)時間的增加，OAs與OAb的氮素累積釋放率緩慢增加，在培養(yǎng)的第21～42天增長速率較快，而后出現(xiàn)波動并于培養(yǎng)70 d后逐漸達到穩(wěn)定，

至培養(yǎng)結(jié)束時的第105天，OAs、OAb的氮素累積釋放率分別為 70.5%、75.4%。在整個培養(yǎng)期，OAs和OAb的氮素累積釋放率均明顯低于UR和OAp，而在整個培養(yǎng)過程中OAs、OAb的氮素累積釋放率基本無明顯差異。

2.2 不同處理對水稻產(chǎn)量和秸稈生物量的影響

由表1可知，在連續(xù)2年的試驗中，施肥處理下水稻的產(chǎn)量均顯著高于CK處理。在2013年試驗中，UR、OA處理下水稻產(chǎn)量分別較CK提高27.7%、32.3%，而在2014年試驗中，水稻產(chǎn)量分別較CK提高57.4%、63.8%。但在2013、2014年兩季水稻中，一次性施用的OA與分次施用的UR相比，水稻產(chǎn)量沒有顯著性差異。與CK相比，施氮不僅可提高水稻產(chǎn)量，同時可顯著提高水稻秸稈的生物量，其中在2013年水稻季內(nèi)OA處理下水稻秸稈生物量顯著高于UR。

2.3 不同處理對氮素吸收與氮肥利用率影響

由表2可知，施用氮肥可以顯著提高籽粒和秸稈的氮素吸收量。水稻籽粒的氮素吸收量以O(shè)A處理最高，顯著高于UR處理，而在秸稈的氮素吸收量中OA處理與UR處理無顯著性差異。地上部總的氮素吸收量以O(shè)A處理最高，其中在2013年顯著高于UR處理。2013年各處理地上部總的氮素吸收量均明顯高于2014年，但氮肥利用率卻表現(xiàn)出相反的趨勢。在連續(xù)2年的試驗中，OA處理下的氮肥利用率均最高，并在2013年顯著高于UR處理，同時2014年OA處理下水稻氮肥利用率明顯高于2013年。

2.4 不同處理對稻田氨揮發(fā)影響

由圖5可知，在2013年水稻生長季中，試驗水稻田在不施氮處理下稻田氨揮發(fā)速率較低，主要在1 kg/（hm2·d）以下。施用基肥后，水稻移栽的第2天，UR處理下稻田的氨揮發(fā)速率即達到第1個峰值，為11.2 kg/（hm2·d），而后不斷降低，在水稻移栽后的前6 d，UR處理的稻田氨揮發(fā)速率始終顯著高于OA處理和CK處理。水稻移栽后的第9天UR處理開始施用第1次追肥，隨后UR處理的稻田氨揮發(fā)速率開始升高至第12天達到第2個峰值，為12.8 kg/（hm2·d），而后逐漸降低，至第25天時與CK處理無顯著差異。UR處理的第2次追肥于移栽后的第51天施用，之后UR處理的稻田氨揮發(fā)速率在 2 d 內(nèi)急劇升高并達到第3次峰值，為 5.3 kg/（hm2·d），而后快速降低至較低水平。OA處理下稻田的氨揮發(fā)速率在水稻移栽后的前6 d一直處于較低的水平，均低于 1.2 kg/（hm2·d），移栽后的第8天OA處理下稻田的氨揮發(fā)速率開始快速增加，至第14天時達到最高峰，為 6.6 kg/（hm2·d），并在第15天時超過UR處理，而后緩慢波動降低，持續(xù)至第29天時OA處理的稻田氨揮發(fā)速率仍顯著高于UR處理，而后繼續(xù)降低，至第33天時與CK處理無顯著差異。

由圖6可知，在2014年水稻生長季中，試驗水稻田在不施氮處理下稻田氨揮發(fā)速率一直處于較低的水平，均在 0.5 kg/（hm2·d） 以下。UR處理的稻田氨揮發(fā)速率變化特征與2013年基本相同，在基肥施用后，水稻移栽的第1天，UR處理下稻田的氨揮發(fā)速率即達到第1個峰值，為 3.6 kg/（hm2·d），而后不斷降低，在水稻移栽后的前6天，UR處理的稻田氨揮發(fā)速率始終顯著高于OA處理和CK處理。水稻移栽后的第9天UR處理開始施用第1次追肥，隨后UR處理的稻田氨揮發(fā)速率開始升高至第12天達到第2個峰值，為3.8 kg/（hm2·d），而后逐漸降低，至第29天時與CK處理無顯著差異。UR處理的第2次追肥于移栽后的第51天施用，之后UR處理的稻田氨揮發(fā)速率在2 d內(nèi)急劇增加并達到第3次峰值，為1.6 kg/（hm2·d），而后快速降至較低水平。OA處理下稻田的氨揮發(fā)速率在水稻移栽后的前9天一直處于較低的水平，均低于0.33 kg/（hm2·d），移栽后的第10天OA處理下稻田的氨揮發(fā)速率開始快速增加，至第15天時達到最高峰，為1.9 kg/（hm2·d），而后緩慢降低，持續(xù)至第31天時OA處理的稻田氨揮發(fā)速率顯著高于UR處理，而后與CK處理無顯著性差異。

由表3可知，在水稻生長期間各個處理下稻田的累積氨揮發(fā)量、肥料氮損失量和肥料氮損失率連續(xù)2年均以UR處理最高。在2013、2014年水稻生長季，與UR處理相比，OA處理下累積氨揮發(fā)損失量分別降低34.8%、47.7%。OA處理下的肥料氮損失率分別為26.4%、5.0%，顯著低于UR處理。

2.5 不同處理對稻田氮素滲漏影響

由圖7可知，2013年水稻生長季中，在移栽后的前2周，UR處理稻田滲漏水中的銨態(tài)氮（NH4+-N）、總氮濃度最高，顯著高于OA、CK處理，其次為OA處理。移栽1周后，UR處理滲漏水中銨態(tài)氮、 總氮的濃度呈現(xiàn)出波動但總體呈下降趨勢，至移栽后的第50天（8月19日）， 與CK處理下的滲漏水

無顯著差異。OA處理稻田滲漏水中銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、總氮濃度隨時間的變化趨勢整體呈先增加后降低的趨勢，并于移栽后的第22（7月22日）至29天（7月29日）達到最大值，而后不斷下降，至移栽后的第57天（8月26日），與CK處理下的滲漏水無顯著差異。

由圖8可知，2014年水稻生長季中，在移栽后的前35天，UR處理稻田滲漏水中的銨態(tài)氮、總氮濃度最高，顯著高于OA、CK處理。從移栽后第15天（7月3日）開始，UR處理滲漏水中銨態(tài)氮、總氮濃度逐漸下降，至移栽后的第51天（8月8日）、第63天（8月20日）滲漏水中的銨態(tài)氮、總氮濃度分別與CK無顯著性差異。OA處理稻田滲漏水中銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、總氮濃度隨時間的變化趨勢與2013年水稻生長季相似，整體呈先增加后降低的趨勢，于第21（7月9日）到28天（7月16日）時達到最大值，而后不斷下降。在移栽后的第35天（7月23日），OA處理滲漏水中的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮濃度與CK無顯著性差異，總氮濃度在移栽后的第63天（8月20日）與CK處理下的滲漏水無顯著差異。

由表4可知，施用氮肥可顯著增加稻田的氮素滲漏損失量。其中，與尿素（UR）相比，施用草酰胺（OA）可顯著減少總氮滲漏損失。在2013年水稻生長季，與UR處理相比，OA處理顯著減少11.6%的總氮滲漏損失。2014年水稻生長季，與UR處理相比，OA處理顯著減少60.3%的NH4+-N滲漏損失和34.2%的總氮滲漏損失。2013、2014年，OA處理氮素滲漏損失率分別為1.30%、1.05%，而UR處理下這一比例為1.82%、2.51%。因此，連續(xù)2年的研究結(jié)果表明，一次性施用OA可明顯減少肥料氮的滲漏損失。

3 討論與結(jié)論

已有研究表明，緩釋氮肥可明顯提高作物吸氮量、產(chǎn)量和氮肥利用率[28-29]。本研究結(jié)果表明，顆粒草酰胺一次性施用處理可顯著提高水稻籽粒的氮素吸收量，說明草酰胺一次性施用可較好滿足作物生育后期生殖生長對氮素的需求。結(jié)合本研究產(chǎn)量及氮肥利用率結(jié)果可以發(fā)現(xiàn)，與分次施用尿素相比，草酰胺一次性施用籽粒產(chǎn)量有一定增幅，但未達顯著水平，而2013年氮肥利用率顯著提高，表明在等氮量投入的條件下，草酰胺一次性施用在水稻生產(chǎn)上具有穩(wěn)產(chǎn)增效的作用。

大量研究表明，氮肥的施用對氨揮發(fā)有顯著影響[30-33]，本研究連續(xù)2年的結(jié)果得出相同的結(jié)論。施氮量相同的草酰胺和尿素處理氨揮發(fā)釋放特征不同，這是由草酰胺和尿素在土壤內(nèi)不同的氮素釋放原理引起的，尿素易溶于水，施入土壤后迅速水解釋放出NH4+，導(dǎo)致短時間內(nèi)土壤溶液中的NH4+濃度快速升高，這是氨揮發(fā)速率快速提高的主要原因，因此在每次施肥后，UR處理均會出現(xiàn)一個氨揮發(fā)峰值。草酰胺難溶于水的物理特性是其與尿素最主要的不同點，顆粒狀草酰胺施入土壤后在土壤溶液和土壤微生物的共同作用下，不斷緩慢水解釋放出NH4+。因此，在本研究中，與尿素相比，施用草酰胺可顯著減少氨揮發(fā)損失。本試驗得出的氨揮發(fā)損失量占施氮總量的比例結(jié)果年際差異較大，2013年草酰胺、尿素處理分別為26.4%、42.8%，而2014年則為5%、11%，這與影響氨揮發(fā)的環(huán)境因素較多有關(guān)[34]，2013年較2014年氣溫高、降水少，由于稻田土壤的氨揮發(fā)速率與氣溫呈正相關(guān)關(guān)系，因此氣溫的升高對稻田土壤的氨揮發(fā)具有促進作用[35-36]。也有研究表明，通過氨揮發(fā)損失的氮量占施氮總量的比例范圍差異較大，可從忽略不計至高達60%[37-38]，約占全部氮肥損失量的10%～80%[39-40]。

本研究中尿素處理下氮素通過滲漏損失的量最高，分別占施氮總量的1.82%（2013年）、2.51%（2014年），低于Peng等在水稻上的試驗結(jié)果（3.06%）[41]，原因主要是施氮量的不同，Peng等的施氮量為403 kg/hm2，遠大于本試驗中的用量，而氮肥用量增加會促進氮素通過滲漏損失[42]。在2013、2014年水稻試驗中，一次性施用草酰胺與分次施用尿素相比，分別減少11.6%、34.2%的總氮滲漏損失。在不施肥條件下從本試驗區(qū)域水稻田中通過滲漏損失的氮以硝態(tài)氮為主，明顯高于銨態(tài)氮，這可能是由于水稻更偏向于吸收利用銨態(tài)氮[43]。

綜上所述，一次性施用的草酰胺可以在保證產(chǎn)量水平的條件下，減少稻田氨揮發(fā)和滲漏損失，改善水稻植株氮素營養(yǎng)狀況并提高氮肥利用率。因此，在水稻生產(chǎn)過程中一次性施用的草酰胺可以等量代替分次施用的尿素，進而實現(xiàn)節(jié)本、穩(wěn)產(chǎn)、增效、減排的目的。

參考文獻：

[1]Vitousek P M，Naylor R，Crews T，et al. Nutrient imbalances in agricultural development[J]. Science，2009，324（5934）：1519-1520.

[2]巨曉棠，谷保靜. 我國農(nóng)田氮肥施用現(xiàn)狀、問題及趨勢[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報，2014（4）：783-795.

[3]Roelcke M，Schleef K H，Richter J. Recent trends and recommendations for nitrogen fertilization in intensive agriculture in eastern China[J]. Pedosphere，2004，14（4）：449-460.

[4]Ju X T，Xing G X，Chen X P，et al. Reducing environmental risk by improving N management in intensive Chinese agricultural systems[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America，2009，106（9）：3041-3046.

[5]Zhu Z L，Chen D L. Nitrogen fertilizer use in China - contributions to food production，impacts on the environment and best management strategies[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems，2002，63（2/3）：117-127.

[6]Peng S B，Buresh R J，Huang J L，et al. Strategies for overcoming low agronomic nitrogen use efficiency in irrigated rice systems in China[J]. Field Crops Research，2006，96（1）：37-47.

[7]Banerjee B，Pathak H，Aggarwal P. Effects of dicyandiamide，farmyard manure and irrigation on crop yields and ammonia volatilization from an alluvial soil under a rice （Oryza sativa L.）-wheat （Triticum aestivum L.） cropping system[J]. Biology and Fertility of Soils，2002，36（3）：207-214.

[8]Zhang X H，Yuan W Y，Zhang G M，et al. Control of nutrients after discharge to lakes through wastewater[J]. Water Science and Technology，2004，50（6）：173-178.

[9]Kronvang B，Graesbll P，Larsen S E，et al. Diffuse nutrient losses in Denmark[J]. Water Science and Technology，1996，33（4/5）：81-88.

[10]Boers P C M. Nutrient emissions from agriculture in the Netherlands，causes and remedies[J]. Water Science and Technology，1996，33（4/5）：183-189.

[11]Yang Y E，Zhang M，Li Y C，et al. Controlled-release urea commingled with rice seeds reduced emission of ammonia and nitrous oxide in rice paddy soil[J]. Journal of Environmental Quality，2013，42（6）：1661-1673.

[12]Golden B R，Slaton N A，Norman R J，et al. Evaluation of polymer-coated urea for direct-seeded，delayed-flood rice production[J]. Soil Science Society of America Journal，2009，73（2）：375-383.

[13]李 武，鄧 飛，胡 慧，等. 緩控釋氮肥對機插雜交秈稻稻米品質(zhì)的影響[J]. 核農(nóng)學(xué)報，2018（4）：779-787.

[14]侯紅乾，黃永蘭，冀建華，等. 緩/控釋肥對雙季稻產(chǎn)量和氮素利用率的影響[J]. 中國水稻科學(xué)，2016，30（4）：389-396.

[15]許仙菊，馬洪波，寧運旺，等. 緩釋氮肥運籌對稻麥輪作周年作物產(chǎn)量和氮肥利用率的影響[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報，2016，22（2）：307-316.

[16]de Ment J D，Hunt C M，Stanford G，et al. Nitrogen fertilizers，hydrolysis，nitrification，and nitrogen availability of oxamide，as influenced by granule size[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry，1961，9（6）：453-456.

[17]Rubio J L，Hauck R D. Uptake and use patterns of nitrogen from urea，oxamide，and isobutylidene diurea by rice plants[J]. Plant and Soil，1986，94（1）：109-123.

[18]李方敏，艾天成，周升波，等. 緩釋氮肥對水稻的增產(chǎn)效果及其氮素利用率[J]. 土壤通報，2004，35（3）：311-315.

[19]卜東升，王立軍，張 濤，等. 緩釋氮肥草酰胺對新疆南疆滴灌棉田養(yǎng)分和產(chǎn)量的影響[J]. 中國棉花，2014，41（12）：17-19.

[20]張潤花，段增強. 緩效氮肥在菇渣復(fù)合基質(zhì)育苗中的肥效[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2012，40（3）：338-340.

[21]張潤花，段增強. 草酰胺對菇渣混合基質(zhì)理化性狀和番茄幼苗生長的影響[J]. 中國農(nóng)學(xué)通報，2011，27（22）：271-275.

[22]Englestad O P，Hunt C M，Terman G L. Response of corn to nitrogen in oxamide and ammonium nitrate in greenhouse experiments1[J]. Agronomy Journal，1964，56（6）：579-582.

[23]江蘇丹化煤制化學(xué)品工程技術(shù)有限公司.一種草酰胺類緩釋氮肥及其制備方法：CN102304003A[P]. 2011-07-28.

[24]鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 3版. 北京：中國農(nóng)業(yè)出版社，2000：29-108.

[25]Kissel D E，Brewer H L，Arkin G F. Design and test of a field sampler for ammonia volatilization[J]. Soil Science Society of America Journal，1977，41（6）：1133-1138.

[26]周 偉，田玉華，曹彥圣，等. 兩種氨揮發(fā)測定方法的比較研究[J]. 土壤學(xué)報，2011，48（5）：1090-1095.

[27]Zhao X，Zhou Y，Min J，et al. Nitrogen runoff dominates water nitrogen pollution from rice-wheat rotation in the Taihu Lake region of China[J]. Agriculture，Ecosystems & Environment，2012，156：1-11.

[28]李詩豪，劉天奇，馬玉華，等. 耕作方式與氮肥類型對稻田氨揮發(fā)，氮肥利用率和水稻產(chǎn)量的影響[J]. 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報，2018，35（5）：447-454.

[29]Xu M G，Li D C，Li J M，et al. Polyolefin-coated urea decreases ammonia volatilization in a double rice system of southern China[J]. Agronomy Journal，2013，105（1）：277-284.

[30]Pan B B，Lam S K，Mosier A，et al. Ammonia volatilization from synthetic fertilizers and its mitigation strategies：a global synthesis[J]. Agriculture Ecosystems & Environment，2016，232：283-289.

[31]Sun H J，Zhang H L，Min J，et al. Controlled-release fertilizer，floating duckweed，and biochar affect ammonia volatilization and nitrous oxide emission from rice paddy fields irrigated with nitrogen-rich wastewater[J]. Paddy and Water Environment，2016，14（1）：105-111.

[32]Wang H H，Hegazy A M，Jiang X，et al. Suppression of ammonia volatilization from rice-wheat rotation fields amended with controlled-release urea and urea[J]. Agronomy Journal，2016，108（3）：1214-1224.

[33]蔣炳伸，李大紅，李鴻雁. 2006—2014年駐馬店地區(qū)農(nóng)業(yè)源大氣氨排放量變化[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報，2017，33（1）：100-106.

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

[35]武 巖，紅 梅，林立龍，等. 不同施肥措施對河套灌區(qū)鹽化潮土氨揮發(fā)及氧化亞氮排放的影響[J]. 土壤，2017，49（4）：745-752.

[36]曹金留，田光明，任立濤，等. 江蘇南部地區(qū)稻麥兩熟土壤中尿素的氨揮發(fā)損失[J]. 南京農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報，2000，23（4）：51-54.

[37]Schlesinger W H，Hartley A E. A global budget for atmospheric NH3[J]. Biogeochemistry，1992，15（3）：191-211.

[38]楊 震，朱兆良，蔡貴信，等. 表面成膜物質(zhì)抑制水稻田中氮揮發(fā)的研究[J]. 土壤學(xué)報，1995，32（增刊2）：160-165.

[39]De Datta S K，Buresh R J，Obcemea W N，et al. Nitrogen-15 balances and nitrogen fertilizer use efficiency in upland rice[J]. Fertilizer Research，1990，26（1/2/3）：179-187.

[40]Han K，Zhou C J，Wang L Q，et al. Reducing ammonia volatilization from maize fields with separation of nitrogen fertilizer and water in an alternating furrow irrigation system[J]. Journal of Integrative Agriculture，2014，13（5）：1099-1112.

[41]Peng S Z，Yang S H，Xu J Z，et al. Nitrogen and phosphorus leaching losses from paddy fields with different water and nitrogen managements[J]. Paddy and Water Environment，2011，9（3）：333-342.

[42]閆德智，王德建，林靜慧. 太湖地區(qū)氮肥用量對土壤供氮、水稻吸氮和地下水的影響[J]. 土壤學(xué)報，2005，42（3）：440-446.

[43]Ishii S，Ikeda S，Minamisawa K，et al. Nitrogen cycling in rice paddy environments：past achievements and future challenges[J]. Microbes and Environments，2011，26（4）：282-292.樂俊明，陳 鷹，鄧仁菊，等. 利用昆蟲性信息素監(jiān)測貴陽地區(qū)斜紋夜蛾動態(tài)規(guī)律[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2019，47（5）：75-78.