蓄水坑灌下追肥時期對果園土壤氨揮發(fā)的影響

孫瑞峰，馬娟娟 ，郭向紅，孫西歡,2，程奇云

(1.太原理工大學(xué)水利科學(xué)與工程學(xué)院，太原 030024；2.晉中學(xué)院，山西 晉中 030600)

蘋果產(chǎn)業(yè)是我國農(nóng)村經(jīng)濟的支柱產(chǎn)業(yè)，氮素是果樹生長和發(fā)育的重要營養(yǎng)元素。目前我國已經(jīng)是世界上氮肥消費大國，根據(jù)中國統(tǒng)計年鑒[1]，2017年我國化學(xué)氮肥用量達到2 221.8 萬t。但是我國氮肥利用率約為20%～40%，而發(fā)達國家氮肥利用率平均在50%以上[2]。尿素是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中常見的化學(xué)氮肥，當(dāng)尿素施入土壤后經(jīng)過一系列轉(zhuǎn)化，會發(fā)生氨揮發(fā)損失[3]，當(dāng)施肥方式不合理的時候，表層土壤銨態(tài)氮含量較大，土壤pH明顯升高[4]，均會促進土壤產(chǎn)生氨揮發(fā)，氨揮發(fā)損失可達到40%～50%[5]。楊世紅等[6]研究表明采用節(jié)水灌溉方法能夠降低土壤氨揮發(fā)損失。施肥深度也會影響土壤氨揮發(fā)，氮肥表施，氨揮發(fā)損失率可達到50%[ 7]，而氮肥深施能顯著降低氨揮發(fā)損失[8]。除此之外，追肥時期對土壤氨揮發(fā)也有重要影響。楊曉云通過試驗表明，追肥后氨揮發(fā)速率與氨揮發(fā)累積量要顯著高于基肥[9]。但丁闊等[10]對梨園氨揮發(fā)特征進行研究，發(fā)現(xiàn)追肥期氨揮發(fā)速率和損失累積量小于基肥期。因此，不同追肥時期對土壤氨揮發(fā)的影響有待進一步研究。

蓄水坑灌法是一種適用于山丘區(qū)果園的中深層立體灌溉方法[11]。前人對蓄水坑灌條件下水氮運移進行了相關(guān)研究，得出蓄水坑灌水肥灌施后，水肥通過蓄水坑直接滲入中深層土壤，表層土壤水肥含量較低，能降低土壤氨揮發(fā)損失[12,13]。李京玲等通過室內(nèi)試驗研究發(fā)現(xiàn)，氨揮發(fā)主要集中在蓄水坑壁[14]。李婧羿[15]基于蓄水坑灌法，研究了肥液濃度對氨揮發(fā)的影響，得出肥液濃度越大，土壤氨揮發(fā)速率和氨揮發(fā)累積量越大；劉浩[16]對蓄水坑灌和地面灌溉兩種灌水方式下的土壤氨揮發(fā)進行了研究，得出地面灌溉氨揮發(fā)累積量約為蓄水坑灌的14倍，說明蓄水坑灌法具有較好的保肥效果。丁寧[17]研究表明在果樹生育期內(nèi)分次追施氮肥有利于果樹生長，能夠提高氮肥利用率。因此，結(jié)合果樹需肥規(guī)律以及前人研究，對蓄水坑灌條件下不同追肥時期對果園土壤氨揮發(fā)的影響進行研究，能夠為制定蓄水坑灌條件下科學(xué)合理的果園施肥制度提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

本試驗于2018年4-9月在山西省農(nóng)科院果樹研究所節(jié)水灌溉示范園內(nèi)進行，試驗區(qū)位于東經(jīng)112°32'、北緯37°23'，海拔約800 m，屬典型的暖溫帶季風(fēng)影響下的大陸性半干旱氣候類型。試驗區(qū)多年平均降雨量約為460 mm，多年平均氣溫為9.8 ℃，無霜期為175 d，土壤質(zhì)地以粉砂壤土為主，土壤體積質(zhì)量為1.47 g/cm3，田間持水率為30%(體積含水率)，土壤銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.66 mg/kg，硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)為6.72 mg/kg，灌溉水源為地下水。

1.2 試驗設(shè)計

試驗選用樹勢旺盛、無病蟲害、長勢一致的7年生矮砧密植紅富士蘋果樹，株、行間距為2 m×4 m。每棵樹下設(shè)有4個直徑30 cm、坑深40 cm、距樹干60 cm的蓄水坑，田間布置圖見圖1。試驗以追肥時期為控制因子，共設(shè)4個處理：花后期5月24號追肥(T1)、果實膨大期7月19號追肥(T2)、花后期和果實膨大期平均追施(T3)、對照不追肥處理(T4)。每個處理重復(fù)3次，施氮量為300 kg/hm2，追肥時各處理灌水量均保持一致，其他田間管理措施均相同。試驗設(shè)計見表1。

1.3 田間采樣及測定方法

試驗采用磷酸甘油雙層海綿通氣法收集土壤氨揮發(fā)，收集裝置由直徑16 cm、高10 cm的PVC管和兩片直徑16 cm、厚2 cm的海綿組成，收集裝置見圖2。測點分為不過坑、過坑和坑內(nèi)三個方向，不過坑方向位于兩個蓄水坑中心連線上，測點距樹干45、75、105 cm，記為B45、B75、B105；過坑方向在樹干和蓄水坑中心連線上，測點距樹干45、105 cm，記為G45、G105；測點布置圖見圖1。坑內(nèi)測點垂直于蓄水坑壁，距地表10、30 cm，記為D10、D30。

圖1 蓄水坑及氨揮發(fā)測點布置圖 Fig.1 Layout of water storage pits and ammonia volatilization measuring points

表1 試驗設(shè)計kg/hm2

Tab.1 The experiment design

追肥時期追肥量T1T2T3T4花后期30001500果實膨大期03001500

圖2 氨揮發(fā)收集裝置(單位：cm)Fig.2 Ammonia volatilization collection device

追肥后在測點放上浸潤15 mL磷酸甘油溶液(50 mL磷酸+40 mL丙三醇，去離子水定至1 L)的海綿，次日同一時間進行取樣，取樣時將內(nèi)層海綿取出，放到貼好標(biāo)簽的自封袋里，并換上一片新海綿，外層海綿視干濕情況3～5 d左右更換一次。將海綿帶回室內(nèi)裝入三角瓶中，用1 mol/L的KCI溶液浸提，抽取浸提液用連續(xù)流動分析儀進行測定。氨揮發(fā)取樣時間為追肥后第1，2，3，4，5，6，7，14，30 d。

土壤銨態(tài)氮和pH采用表層0～10 cm的土壤測定，土壤銨態(tài)氮利用連續(xù)流動分析儀測定，土壤pH利用雷磁PHSJ-3F型pH計測定。在B75、D10和D30測點埋設(shè)HZR-8T溫度傳感器采集表層0～10 cm的土壤溫度。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

采用Excel 2016進行數(shù)據(jù)整理和作圖，采用SPSS 23進行差異顯著性分析和相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同追肥期地面氨揮發(fā)速率

圖3為地面不過坑和過坑方向上不同測點的土壤氨揮發(fā)速率隨時間變化曲線。由圖可知，追肥處理(T1、T2、T3)土壤氨揮發(fā)速率大于對照不追肥處理(T4)，整體上追肥處理氨揮發(fā)速率先升高后降低，追肥后14 d氨揮發(fā)速率降至較低水平，追肥后30 d氨揮發(fā)速率降至本底值；對照處理氨揮發(fā)速率小且波動頻繁。花后期追肥后第2 d果園出現(xiàn)降溫現(xiàn)象，各測點氨揮發(fā)速率降低，第3 d溫度升高，尿素水解速度變快，土壤銨態(tài)氮濃度和土壤pH升高，T1和T3處理氨揮發(fā)速率達到峰值，T1處理各測點氨揮發(fā)速率峰值為35.86～48.03 mg/(m2·d)，T3處理各測點氨揮發(fā)速率峰值為27.05～40.23 mg/(m2·d)。果實膨大期T2和T3處理氨揮發(fā)速率在追肥后第2 d達到峰值，T2處理各測點氨揮發(fā)速率峰值為43.84～55.38 mg/(m2·d)，T3處理各測點氨揮發(fā)速率峰值為28.95～40.21 mg/(m2·d)，追肥后第3 d果園出現(xiàn)降雨現(xiàn)象，使得表層土壤銨態(tài)氮濃度和pH變小，氨揮發(fā)速率降至較低水平，追肥后第6 d由于溫度升高，氨揮發(fā)速率出現(xiàn)小幅上升。由此可以發(fā)現(xiàn)果實膨大期氨揮發(fā)速率大于花后期，且峰值出現(xiàn)時間比花后期早，其原因為果實膨大期土壤溫度比花后期大，尿素水解速度快，銨態(tài)氮累積速度快，而銨態(tài)氮是土壤氨揮發(fā)的底物，所以果實膨大期氨揮發(fā)速率峰值大且出現(xiàn)時間早；同時尿素水解會使得土壤pH升高，促進銨態(tài)氮向氨態(tài)氮轉(zhuǎn)化，增加土壤溶液中的氨態(tài)氮比例，從而使土壤氨揮發(fā)速率升高。表2對追肥處理地面土壤氨揮發(fā)速率與土壤理化性質(zhì)進行相關(guān)性分析，由表2可知，土壤氨揮發(fā)速率與土壤銨態(tài)氮濃度極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與土壤pH顯著正相關(guān)(P<0.05)。花后期氨揮發(fā)速率與土壤溫度負(fù)相關(guān)且不顯著，這是因為從追肥后第4 d開始土壤溫度持續(xù)升高，加快了土壤硝化作用，土壤銨態(tài)氮濃度降低，氨揮發(fā)速率隨之減小，氨揮發(fā)速率與土壤溫度表現(xiàn)為負(fù)相關(guān)；果實膨大期氨揮發(fā)速率與土壤溫度顯著正相關(guān)，這是因為果實膨大期土壤溫度比花后期高，當(dāng)溫度升高時會增加土壤中氨態(tài)氮比例，加快土壤水分蒸發(fā)，從而增加氨揮發(fā)速率。因此土壤銨態(tài)氮濃度和pH是影響地面測點土壤氨揮發(fā)速率的重要因素，土壤溫度通過尿素水解、微生物活動以及水分蒸發(fā)速率等方面來影響土壤氨揮發(fā)。

圖3 地面土壤氨揮發(fā)速率Fig.3 Ammonia volatilization rate of surface soil

表2 地面土壤氨揮發(fā)速率與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性

Tab.2 Correlation between ammonia volatilization rateof surface soil and soil physical and chemical properties

T1T2T3-1T3-2銨態(tài)氮濃度0.856??0.942??0.826??0.837??土壤pH0.611?0.455?0.615?0.496?土壤溫度-0.3660.775?-0.2490.792?

注：①*表示P<0.05；**表示P<0.01；②T3-1為花后追肥期， T3-2為果實膨大追肥期， T4同理，下同。

2.2 不同追肥期蓄水坑壁氨揮發(fā)速率

圖4是蓄水坑壁不同測點土壤氨揮發(fā)速率隨時間變化曲線。由圖4可知，追肥處理(T1、T2、T3)坑壁測點土壤氨揮發(fā)速率先升高后降低，肥后30 d在降至本底值附近；T4處理坑壁測點的氨揮發(fā)速率低且波動范圍小。花后期追肥后第2 d T1和T3處理D10測點氨揮發(fā)速率出現(xiàn)下降，但D30測點氨揮發(fā)速率沒有下降，因為D10測點距地表較近，溫度降低使得尿素水解速度和氨態(tài)氮的擴散速率降低，而D30測點距地表較遠，土壤溫度變化幅度小且水肥在D30測點處積累較多，氨揮發(fā)速率持續(xù)升高。花后期T1處理D10和D30測點氨揮發(fā)速率均在追肥后第4 d達到峰值，分別為241.02、286.08mg/(m2·d)；T3處理D10測點氨揮發(fā)速率在追肥后第4 d達到峰值，為52.93 mg/(m2·d)，D30測點氨揮發(fā)速率在追肥后第3 d達到峰值，為121.53 mg/(m2·d)。果實膨大期追肥后氨揮發(fā)速率迅速升高，T2和T3處理氨揮發(fā)速率均在追肥后第2 d達到峰值，T2處理D10和D30測點氨揮發(fā)速率分別為286.02、359.95 mg/(m2·d)；T3處理D10和D30測點氨揮發(fā)速率分別為81.11、126.70 mg/(m2·d)。果實膨大期追肥后第3 d氨揮發(fā)速率明顯降低，是因為果園出現(xiàn)降雨現(xiàn)象，雨水通過蓄水坑入滲，降低了坑壁土壤的銨態(tài)氮濃度。對比兩次追肥期坑壁測點氨揮發(fā)速率可以發(fā)現(xiàn)，果實膨大期坑壁測點氨揮發(fā)速率比花后期大且峰值出現(xiàn)時間比花后期早，因為果實膨大期平均土壤溫度比花后期高5 ℃，尿素水解速度快，土壤銨態(tài)氮濃度和土壤pH大，促進土壤產(chǎn)生氨揮發(fā)。在水肥再分布過程中，越靠近蓄水坑底，銨態(tài)氮累積量和土壤pH越大，有利于土壤產(chǎn)生氨揮發(fā)，因此，D30測點氨揮發(fā)速率大于D10測點。表3對追肥處理坑壁土壤氨揮發(fā)速率與土壤理化性質(zhì)進行相關(guān)性分析，由表可知，土壤氨揮發(fā)速率與土壤銨態(tài)氮濃度顯著(P<0.05)或極顯著(P<0.01)正相關(guān)，與土壤pH顯著正相關(guān)(P<0.05)，花后期土壤氨揮發(fā)速率與土壤溫度相關(guān)性較低，而果實膨大期兩者顯著正相關(guān)。因此，土壤銨態(tài)氮濃度和土壤pH是影響坑壁土壤氨揮發(fā)速率的重要因素，土壤溫度通過硝化作用等微生物活動和水肥擴散速率來影響土壤氨揮發(fā)速率。

圖4 蓄水坑壁土壤氨揮發(fā)速率Fig.4 Ammonia volatilization rate of the soil in water storage pit wall

表3 坑壁土壤氨揮發(fā)速率與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性

Tab.3 Correlation between ammonia volatilization rateof pit wall soil and soil physical and chemical properties

T1T2T3-1T3-2銨態(tài)氮濃度0.861?0.957??0.910?0.724?土壤pH0.828?0.712?0.831?0.694?土壤溫度-0.1810.774?-0.1900.809?

注：*表示P<0.05；**表示P<0.01。

2.3 氨揮發(fā)累積量

不同處理追肥后30 d的氨揮發(fā)累積量和氨揮發(fā)損失率見表4。T4處理為不追肥對照處理，地面氨揮發(fā)累積量大于蓄水坑壁氨揮發(fā)累積量，花后期地面氨揮發(fā)累積量和坑壁氨揮發(fā)累積量分別為765.30、344.44 mg，果實膨大期地面氨揮發(fā)累積量和坑壁氨揮發(fā)累積量分別為471.55、280.44 mg。追肥處理水肥灌施后蓄水坑壁土壤水肥含量較大，而地表水肥含量較低，蓄水坑壁氨揮發(fā)累積量大于地面氨揮發(fā)累積量。不同追肥時期氨揮發(fā)累積量不同且差異顯著(P<0.05)。T1處理在花后期追肥，地面氨揮發(fā)累積量為1 251.95 mg，坑壁累積量為3 332.88 mg，花后期土壤平均溫度為20 ℃，脲酶和硝化菌的活性相對較低，尿素水解產(chǎn)生的銨態(tài)氮在土壤中存留時間長，為氨揮發(fā)創(chuàng)造了有利的條件，因此，花后期氨揮發(fā)損失率最大，為1.45%。T2處理在果實膨大期追肥，地面氨揮發(fā)累積量為1 028.59 mg，坑壁累積量為2 178.14 mg，果實膨大期土壤平均溫度為25 ℃，是脲酶和硝化菌活動的適宜溫度，銨態(tài)氮通過硝化作用迅速轉(zhuǎn)化成硝態(tài)氮，使土壤銨態(tài)氮減少，從而降低了氨揮發(fā)損失，T2處理氨揮發(fā)損失率為1.02%，比T1處理小29.66%。T3處理分次追肥，追肥量與T1和T2處理相同，兩次追肥期各施一半，花后期地面氨揮發(fā)累積量為987.61 mg，坑壁累積量為1 204.39 mg，果實膨大期地面氨揮發(fā)累積量為788.12 mg，坑壁累積量為808.82 mg，T3處理降低了單次追肥量，追肥后土壤中銨態(tài)氮濃度較低且土壤pH升高幅度小，從而降低了氨揮發(fā)損失，T3處理氨揮發(fā)損失率最小，為0.80%，比T1處理小44.83%，比T2處理小21.57%。本研究得出，蓄水坑灌條件下果園土壤氨揮發(fā)損失率較低，為0.80%～1.45%，與劉浩[13]研究結(jié)論相似；降低單次追肥量，分次追肥能夠減少蓄水坑灌條件下果園土壤氨揮發(fā)累積量，降低氨揮發(fā)損失率。

表4 氨揮發(fā)累積量及損失率

Tab.4 Ammonia volatilization cumulative amount and loss rate

處理地面累積量/mg蓄水坑壁累積量/mg總累積量/mg損失率/%T11 251.95±13.553 332.88±24.314 584.83±34.64a1.45T21 028.59±19.892 178.14±20.463 206.73±37.76b1.02T3-1987.61±15.711 204.39±15.832 192.00±28.93c0.80T3-2788.12±18.92808.82±17.351 596.94±37.15d-T4-1765.30±12.48344.44±5.521 109.74±16.82e-T4-2471.55±21.37280.44±3.96751.99±23.55f-

注：①損失率=(施肥處理累積量-對照處理累積量)/施氮量；不同字母表示處理間差異顯著(P<0.05)；②T3處理損失率為T3-1和T3-2氨揮發(fā)損失率之和。

3 結(jié) 語

通過田間試驗，對蓄水坑灌條件下不同追肥時期果園土壤的氨揮發(fā)及其與影響因素之間的關(guān)系進行了研究，得出如下結(jié)論。

(1)追肥增加了果園土壤氨揮發(fā)速率，追肥后氨揮發(fā)速率先升高后降低，追肥后30 d降至本底值附近。果實膨大期氨揮發(fā)速率峰值比花后期大且出現(xiàn)時間早，追肥處理蓄水坑壁測點的氨揮發(fā)速率大于地面測點。

(2)氨揮發(fā)速率與表層土壤銨態(tài)氮濃度顯著或極顯著正相關(guān)，與表層土壤pH顯著正相關(guān)，土壤溫度通過控制尿素水解速度、硝化作用等微生物活動和水肥擴散速率來影響土壤氨揮發(fā)，花后期氨揮發(fā)速率與土壤溫度相關(guān)性不顯著，果實膨大期兩者顯著正相關(guān)，追肥后降雨也會對氨揮發(fā)產(chǎn)生一定的影響。

(3)本試驗得出蓄水坑灌條件下果園土壤氨揮發(fā)損失率為0.80%～1.45%，說明蓄水坑灌水肥灌施能夠有效降低氨揮發(fā)損失，具有較好的保肥潛力。不同追肥時期土壤氨揮發(fā)累積量差異顯著，花后期土壤氨揮發(fā)累積量和氨揮發(fā)損失率最大，果實膨大期氨揮發(fā)損失率比花后期小29.66%，兩次追肥期平均追施土壤氨揮發(fā)累積量和氨揮發(fā)損失率最小，比花后期小44.83%，比果實膨大期小21.57%，說明降低單次追肥量，分次追肥能進一步降低氨揮發(fā)損失率。