朱文博 ，劉鳴達(dá) ，肖 珣 ，何 娜 ，楊 丹 ，謝桂先

（1.沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué) 土地與環(huán)境學(xué)院，沈陽 110161；2.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境學(xué)院，長沙410128）

氮是水稻生長必需的養(yǎng)分，施用氮肥在水稻增產(chǎn)中具有重要的作用。我國單季稻氮肥施用量平均為180kgN·hm-2，部分地區(qū)如湖南稻區(qū)單位面積施氮量已達(dá)到375kgN·hm-2，遠(yuǎn)高于國際安全施肥標(biāo)準(zhǔn)225kgN·hm-2，氮肥投入量雖高，但其利用率平均僅為30%～35%[1-3]?？梢婐B(yǎng)分供應(yīng)與作物需求之間嚴(yán)重失衡，氮等營養(yǎng)元素往往超出農(nóng)田環(huán)境負(fù)荷，將造成負(fù)面環(huán)境影響。韓曉增等[4]通過2年微區(qū)試驗(yàn)得出稻田氨揮發(fā)損失量占施氮量的8.8%～17.2%，其他氮損失占比為31.2%；潘圣剛等[5]利用15N示蹤技術(shù)研究指出氨揮發(fā)及淋溶等方式損失的肥料氮為48.5%～62.2%。過多的氮素通過地表徑流、氨揮發(fā)、氮氧化物排放和土壤淋溶等方式損失，不僅降低了氮肥利用率，而且也威脅了生態(tài)安全。

我國有機(jī)肥料實(shí)物量約57億t，包括禽畜糞便、秸稈、綠肥等農(nóng)業(yè)廢棄物，其折合氮量約3000萬t，有機(jī)肥資源量大，養(yǎng)分含量全面，尤其是含有大量作物所需的微量元素[6]，但農(nóng)村普遍存在農(nóng)業(yè)廢棄物棄置、焚燒、隨意堆放所導(dǎo)致的環(huán)境問題，如何實(shí)現(xiàn)農(nóng)業(yè)廢棄物資源化利用，解決其潛在的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，成為當(dāng)前的研究熱點(diǎn)。XIA等[7]通過meta分析總結(jié)發(fā)現(xiàn)禽畜糞便當(dāng)量替代部分化肥作物產(chǎn)量可提高4.4%，而氨揮發(fā)、淋溶和徑流氮素?fù)p失則分別降低26.8%、28.9%和26.2%。目前，在農(nóng)業(yè)范疇內(nèi)，有機(jī)肥還田替代部分化肥是實(shí)現(xiàn)減施增效、降低環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的重要舉措。研究表明[8]，有機(jī)肥替代比例為20%時(shí)化肥效益最佳，若替代比例過高水稻會(huì)因養(yǎng)分不足而減產(chǎn)。另一方面，我國不同地區(qū)的土壤、氣候和種植制度區(qū)域性特征明顯，而且有機(jī)肥種類、來源和特性有很大差異，有機(jī)肥中氮在環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化表現(xiàn)各異[9]，因此，優(yōu)選適宜當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)生產(chǎn)的最佳施肥類型，明確施用有機(jī)肥后稻田氮素的歸趨十分必要。

為此，本研究采取田間動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)與室內(nèi)化驗(yàn)分析相結(jié)合的方式，結(jié)合稻田氮素平衡研究不同有機(jī)肥配施化肥對(duì)稻田生態(tài)系統(tǒng)氮去向的影響，以期為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)清潔化、農(nóng)業(yè)廢棄物資源化和實(shí)現(xiàn)雙減目標(biāo)提供參考。

1 材料與方法

1.1 材料

小區(qū)試驗(yàn)于2018年在湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)瀏陽試驗(yàn)基地（28°19′N，113°49′E）進(jìn)行，土壤為河流沖積物發(fā)育的潮泥土，其 0～20cm 耕層土壤基本理化性質(zhì)為：pH 值 5.61，有機(jī)質(zhì) 16.62g·kg-1，全氮 1.21g·kg-1，全磷 0.54g·kg-1，全鉀 11.51g·kg-1， 堿 解 氮 48.93mg·kg-1， 有 效 磷21.25mg·kg-1，速效鉀 155.68mg·kg-1。

供試水稻（Oryzas ativa L.）品種為中早39。供試肥料鮮豬糞、沼渣沼液在就近收集；綠肥為冬季播種的紫云英（Astragalus sinicus L.）就地翻壓；豬糞堆肥為強(qiáng)湘牌精制有機(jī)堆肥；化肥為尿素（N≥46.4%）、過磷酸鈣（P2O5≥12.0%）和氯化鉀（K2O≥60.0%），供試有機(jī)肥料養(yǎng)分含量如表1。

表1 供試有機(jī)肥料養(yǎng)分含量Table 1 Nutrient contents of the organic fertilizer

1.2 方法

試驗(yàn)共設(shè)置6個(gè)處理，分別為不施氮肥（NF）、單施化肥（CF）以及豬糞（PM）、沼渣沼液（BF）、豬糞堆肥(PC)和紫云英綠肥（GM）代替20%總氮4個(gè)配施有機(jī)肥處理。 其中 CF 處理 N、P2O5、K2O 用量分別為 120，72，90kg·hm-2；各配施有機(jī)肥處理化肥施氮量為 96kgN·hm-2，有機(jī)肥施氮量為24kgN·hm-2，磷、鉀肥不足部分以過磷酸鈣和氯化鉀補(bǔ)齊。有機(jī)肥及化學(xué)磷肥作基肥全部施入；氮、鉀肥以60%作基肥、40%作分蘗肥分別施入。3次重復(fù)，隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，小區(qū)面積為20m2。2018年4月25日插秧施肥，種植密度為23cm×24cm，每穴2～3株秧苗，5月7日追肥，7月9日收獲。

1.2.1 土壤基本理化性質(zhì)的測(cè)定 土壤基本理化性質(zhì)的測(cè)定參照鮑士旦[10]的方法。

1.2.2 揮發(fā)態(tài)氮的測(cè)定 采用通氣法，在施肥后的第1，2，3，5，7天采樣，之后每7d為1個(gè)采樣周期，把同樣規(guī)格的兩塊海綿浸入20mL磷酸甘油后，分別放置在高20cm、直徑15cm的PVC管中。上層海綿視其干濕情況不定時(shí)更換，次日取出下層海綿，浸泡在300mL 1mol·L-1KCl溶液中，浸提30min，浸提液中的銨態(tài)氮采用連續(xù)流動(dòng)分析儀（Smart 200）測(cè)定[11]。

1.2.3 徑流水中氮的測(cè)定與計(jì)算 小區(qū)一側(cè)設(shè)有徑流池，當(dāng)降雨使田面水達(dá)到一定高度后，則產(chǎn)生地表徑流進(jìn)入徑流池中。已知徑流池面積為200cm×50cm，用鋼尺測(cè)得其水深，計(jì)算其徑流量；水樣總氮（TN）、可溶性總氮（DTN）（經(jīng)0.45μm濾膜過濾）采用堿性過硫酸鉀-紫外分光光度法測(cè)定，可溶性無機(jī)氮（DMN）采用連續(xù)流動(dòng)分析儀（Smart 200）測(cè)定，顆粒態(tài)氮（PN=TN-DTN）由計(jì)算得出[12-13]。

1.2.4 氧化亞氮的測(cè)定 采用靜態(tài)箱-氣相色譜法測(cè)定氧化亞氮。采樣箱（55cm×55cm×100cm）外覆隔熱板，配套底座設(shè)置于田中，采樣時(shí)底座凹槽內(nèi)用水密封。采樣周期為施肥后的第1，2，3，5，7天上午，之后7d為1個(gè)周期，在安放好采樣箱后的第0，10，20，30min收集氣體于密封鋁箔采樣袋中保存待測(cè)。N2O濃度采用氣相色譜（Clarus 580，ECD檢測(cè)器）測(cè)定。氣體的排放通量及累積排放通量的計(jì)算公式參照蔡祖聰[14]的方法。

1.2.5 植株全氮含量的測(cè)定 水稻收獲時(shí)各小區(qū)隨機(jī)采集植株樣本5穴，在105℃下殺青30min，75℃烘干至恒重，樣品粉碎過0.5mm篩，H2SO4-H2O2法消煮，凱氏定氮法分別測(cè)定籽粒與秸稈的全氮含量[10]。

1.2.6 土壤氮?dú)埩舻挠?jì)算 水稻種植前后分別采集0～20cm和20～40cm土壤，測(cè)定其銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量，不同層次土壤容重分別取 1.20g·cm-3和 1.36g·cm-3。

式中：10為單位換算系數(shù)。

1.2.7 稻田生態(tài)系統(tǒng)氮平衡的計(jì)算 氮輸入包括起始無機(jī)氮、肥料氮和土壤礦化氮量，氮輸出包括水稻地上部吸氮量、土壤殘留無機(jī)氮和氮素表觀損失（未考慮滲漏損失）。通常認(rèn)為對(duì)照區(qū)（NF）全生育期水稻地上部吸氮量全部來自土壤，故本試驗(yàn)中根據(jù)NF處理水稻地上部吸氮量與試驗(yàn)前后土壤無機(jī)氮的凈變化量確定土壤礦化氮量，本試驗(yàn)不考慮氮素的激發(fā)效應(yīng)，認(rèn)為施氮區(qū)土壤礦化氮量與對(duì)照區(qū)相同，即：

1.2.8 水稻產(chǎn)量的測(cè)定 水稻收獲后，記錄各小區(qū)水稻稻谷、秸稈鮮重，再根據(jù)各小區(qū)稻谷、秸稈的含水率折算稻谷產(chǎn)量及秸稈產(chǎn)量。

1.3 數(shù)據(jù)分析

運(yùn)用Office 2016和Origin 2016進(jìn)行數(shù)據(jù)處理及制圖。采用SPSS 18.0進(jìn)行單因素方差分析 （one-way ANOVA），同一指標(biāo)多組間差異性比較選用Duncan檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 有機(jī)肥配施化肥對(duì)稻田氨揮發(fā)的影響

由圖1可知，氨揮發(fā)累積排放量為CF＞GM＞PM＞PC＞BF＞NF。各施氮肥處理均顯著提高了氨揮發(fā)累積排放量（p＜0.05）；有機(jī)肥替代20%化肥較單施化肥，氨揮發(fā)累積排放量顯著下降，降幅為18%～21%，但各有機(jī)肥處理間差異不顯著。

2.2 有機(jī)肥配施化肥對(duì)稻田徑流損失的影響

由圖2可知，各處理TN徑流損失量為CF＞PC＞GM＞PM＞BF＞NF，DMN 損失量為 CF＞GM＞PM＞BF＞PC＞NF。CF處理各形態(tài)氮素除PN外損失量均最高，NF處理各形態(tài)氮素?fù)p失量均最低。其中CF處理TN徑流損失量為 28.06kgN·hm-2，PM、BF、PC、GM 處理相比 CF處理分別降低了29.21%、33.23%、1.10%和7.69%。

2.3 有機(jī)肥配施化肥對(duì)稻田N2O排放的影響

圖1 稻田氨揮發(fā)累積排放量Figure 1 Cumulative emission of ammonia volatilization in paddy fields

各處理N2O累積排放量為 GM＞CF＞PC＞BF＞PM＞NF，施氮肥處理N2O累積排放量高于不施氮肥處理，除PM處理與NF處理間差異不顯著外，其余處理均顯著高于NF處理，與CF處理相比，PM、BF、PC處理N2O累積排放量均有所下降（圖3）。

圖2 稻田不同形態(tài)氮素徑流損失量Figure 2 Runoff loss of different forms of nitrogen in paddy fields

圖3 稻田N2O累積排放量Figure 3 Cumulative emission of N2O in paddy fields

2.4 有機(jī)肥配施化肥對(duì)稻田氮素平衡的影響

稻田生態(tài)系統(tǒng)氮素平衡如表2，氮輸入項(xiàng)中施氮量占47%，起始無機(jī)氮及土壤礦化氮量之和占53%。氮輸出項(xiàng)中，水稻吸收氮素占氮素輸入量的47%～57%，各施氮肥處理差異不顯著，其中CF處理水稻吸氮量最低，殘留無機(jī)氮量最高；PC、GM處理殘留無機(jī)氮較低，氮素表觀損失量顯著高于PM、BF處理。

用直接法計(jì)算出NF處理氮素表觀損失量為26.9kgN·hm-2，依次計(jì)算出CF、PM、BF、PC、GM處理肥料氮的損失量分別為 29.5，18.1，18.3，27.8，27.9kgN·hm-2，其損失率分別為 24.7%、15.1%、15.3%、23.2%和 23.3%。 各處理氨揮發(fā)損失量占施氮量的4%～6%，各有機(jī)肥處理間差異不顯著；各處理徑流損失量占施氮量的16%～23%，其中PM、BF處理較CF處理分別降低33%、29%；各處理N2O累積排放量占施氮量的16%～20%，PM處理最低為 19.8kgN·hm-2。

表2 稻田生態(tài)系統(tǒng)氮素平衡Table 2 Nitrogen balance of paddy ecosystem

2.5 有機(jī)肥配施化肥對(duì)水稻產(chǎn)量和PFPN的影響

由圖4可知，各施氮肥處理產(chǎn)量無顯著差異，均顯著高于NF處理。氮肥偏生產(chǎn)力（PFPN）為PM＞GM＞BF＞CF＞PC，PM、GM 和BF處理氮肥偏生產(chǎn)力相對(duì)于CF處理提高了8%、5%和1%，但效果不顯著。

圖4 不同施肥處理的水稻產(chǎn)量和氮肥偏生產(chǎn)力Figure 4 Rice yield and PFPN of different fertilizer treatments

3 討論與結(jié)論

氨揮發(fā)是稻田氮素的主要損失途徑之一，影響氨揮發(fā)排放的因素主要有肥料類型、溫度、田面水及土壤pH等[16-17]。黃進(jìn)寶等[18]研究表明在太湖流域稻田氨揮發(fā)損失占比3.7%～11.7%，田光明等[16]通過連續(xù)3年的定位試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)鎮(zhèn)江地區(qū)水稻土氨揮發(fā)量占施入氮量的0.63%～8.00%，本研究指出氨揮發(fā)量占施肥量的4%～

6%，與上述研究基本一致。尿素溶于水后快速釋放出大量的NH4+-N，而配合有機(jī)肥施入后，一方面尿素氮釋放數(shù)量相對(duì)減少，有效降低了田面水中的NH4+-N濃度；另外，有機(jī)肥分解后能產(chǎn)生有機(jī)酸，降低了土壤pH，同時(shí)促進(jìn)土壤對(duì)NH4+的吸附[19-20]；鮮豬糞和沼液沼渣含水率較高，加快糞肥下滲到土壤深層，從而減少了田面水中NH4+-N含量。

稻田氮素通過水流沖刷作用進(jìn)入地表徑流中，有研究表明徑流損失中水溶性氮約占總氮的78%～87%[21]，邱衛(wèi)國[22]通過室內(nèi)模擬降雨研究發(fā)現(xiàn)水溶性氮以NH4+-N為主，而梁新強(qiáng)等[23]則認(rèn)為徑流氮損失中NO3--N占TN的40%～80%，NH4+-N較少。本試驗(yàn)各處理水溶性氮損失量最高，有機(jī)肥處理徑流水中水溶態(tài)氮損失有所下降，這是因?yàn)橛袡C(jī)肥的施入促進(jìn)了土壤微生物繁殖，有效氮被微生物固持和土壤膠體吸附固定，且有機(jī)肥肥效緩慢，降低了田面水中水溶態(tài)氮的含量。郭智等[24]通過田間試驗(yàn)表明施用豬糞有機(jī)肥在穩(wěn)產(chǎn)高產(chǎn)的條件下還能減少徑流總氮損失，姜利紅等[25]在稻田徑流氮磷流失特征的研究中指出施用有機(jī)肥能降低徑流水中TN含量、NH4+-N含量、NO3--N含量和氮素徑流負(fù)荷。由此可見，徑流損失量與施氮量、降雨量及施肥類型有關(guān)，本試驗(yàn)中不同有機(jī)肥配施化肥能明顯降低稻田不同形態(tài)氮素徑流損失量，這與前人的研究結(jié)果一致[25]。

肥料投入和田間水分狀況是影響N2O排放的主要影響因素，硝化作用和反硝化作用是N2O產(chǎn)生的兩個(gè)同等重要的反應(yīng)過程。N2O的產(chǎn)生過程受限于反應(yīng)底物C、N的供應(yīng)水平[26]，本試驗(yàn)各施肥處理為等N量處理，其產(chǎn)生主要受到外源C的制約。此外，土壤中N2O的產(chǎn)生與田間水分狀況密切相關(guān)，稻田持續(xù)淹水形成了土壤厭氧環(huán)境，且施用有機(jī)肥后，微生物活動(dòng)消耗了氧氣，土壤Eh急劇下降，過度還原的環(huán)境使得反硝化速率加快，N2排放增加，這是本試驗(yàn)中有機(jī)肥處理N2O排放減少的另一原因；而施用化肥后，由于土壤Eh變化情況相反，故N2O排放增加[27-28]。

水稻生長受到養(yǎng)分供應(yīng)狀況的制約，施用化肥能在短期內(nèi)快速補(bǔ)充水稻生長發(fā)育所需的氮素，有機(jī)肥則能在水稻生長后期提供養(yǎng)分。因此，有機(jī)無機(jī)配施是促進(jìn)水稻高產(chǎn)穩(wěn)產(chǎn)的科學(xué)施肥模式。適當(dāng)?shù)奶娲壤梢跃S持作物產(chǎn)量，若有機(jī)肥施用超過一定比例可能會(huì)降低水稻產(chǎn)量，孟琳等[29-30]研究表明，稻田有機(jī)肥最佳替代比例分別在15%～30%、20%～40%，本試驗(yàn)有機(jī)肥替代率為20%，鮮豬糞、沼液沼渣、綠肥處理氮肥偏生產(chǎn)力不下降，與單施化肥處理相比，鮮豬糞配施化肥處理產(chǎn)量最高，沼液沼渣處理和綠肥處理產(chǎn)量次之，這與李先等[31-32]的田間試驗(yàn)結(jié)果比較接近。

減氮條件下，有機(jī)肥配施化肥處理顯著降低了稻田氨揮發(fā)累積排放量，減少了徑流損失氮量，可有效抑制N2O排放。鮮豬糞處理氮素表觀損失和氮盈余均最低，沼液沼渣處理次之。與單施化肥相比，有機(jī)肥配施化肥增加了水稻地上部吸氮量，有利于水稻增產(chǎn)穩(wěn)產(chǎn)。因此，施氮量為120kg·hm-2時(shí)，鮮豬糞和沼液沼渣等有機(jī)肥處理兼顧了經(jīng)濟(jì)效益和環(huán)境效益，是有機(jī)肥替代20%化肥較為科學(xué)的施肥方式。