華北露地茄田氮肥減施綜合方案的增效減排成效分析*

鄭益旻，郭李萍，楊榮全，曹 飛，牛曉光，刁田田，云安萍，謝立勇

華北露地茄田氮肥減施綜合方案的增效減排成效分析*

鄭益旻1,2，郭李萍2，楊榮全2，曹 飛2，牛曉光2，刁田田2，云安萍2，謝立勇1**

（1．沈陽農業大學農學院，沈陽 110161；2．中國農業科學院農業環境與可持續發展研究所/農業農村部農業環境重點實驗室，北京 100081）

2018年6?11月在華北露地茄田設置不施肥處理（CK）、常規施氮處理（N1）、減氮20%處理（N2）、減氮50%處理（N3）、減氮20%并施用抑制劑包膜尿素處理（N2I）及減氮20%并增施生物炭（N2B）6個處理。測定并分析不同氮肥減施綜合方案對作物氮肥利用率、土壤氨揮發及N2O排放的影響。結果表明：（1）與常規施氮處理（N1）相比，減氮20%（N2）對茄子產量無顯著影響，減氮50%處理（N3）茄子顯著減產。施用抑制劑包膜尿素（N2I）或添加生物炭（N2B）可提高作物氮肥利用率。（2）土壤氨揮發、N2O排放與施肥關系密切，各施肥處理的氨揮發、N2O排放量均高于不施肥處理（CK），兩種氣體的排放系數分別為9.6%～14.8% （氨）和0.9%～1.1%（ N2O），排放通量峰值均出現于施肥之后。（3）與常規施氮（N1）相比，N2、N3、N2I和N2B的土壤氨揮發累積量分別降低20.3%、48.6%、41.7%和30.7%。在不影響產量的前提下，減氮20%并施用抑制劑包膜尿素處理（N2I）減排效果最好。（4）與常規施氮（N1）相比，N2、N3、N2I和N2B的N2O累積排放量分別降低21.5%、41.7%、44.2%和31.6%。N2I處理的累積排放量遠低于常規施氮（N1）處理，與減氮50%處理（N3）的N2O累積水平相當。綜上，減氮20%并施用抑制劑包膜尿素處理對蔬菜產量無顯著影響，氮肥利用率有一定程度提高，且對環境風險小，主要體現為氨揮發和N2O減排效果顯著，成本適中，是華北地區露地茄田增效減排的優選推薦方案。

菜田；氮肥利用率；氨揮發；N2O排放；硝化抑制劑；脲酶抑制劑；生物炭

施肥是現代農業生產獲得優質高產的重要保障。但片面追求高產，缺乏科學指導，過量施用氮肥已成為普遍現象。蔬菜作物的氮肥投入量遠高于糧食作物。Huang等[1]對京津冀魯10個區市縣的肥料施用情況展開調查，結果表明，設施蔬菜和露地蔬菜的總施氮量分別為糧食作物的5.2倍和2.5倍。不合理的氮素施用在造成資源浪費的同時，未經作物及時吸收的氮素會向大氣排放氨、N2O等氣體，對氣候、大氣與水環境造成嚴重影響[2?5]。

研究指出[6]，氮肥農學利用率、偏生產力和表觀利用率都隨施氮量的增加而下降。適當減施氮肥不僅可以提高作物氮肥利用率，還會顯著降低氨、N2O的排放量與排放速率[7?8]。但不可否認，過量減氮勢必引起減產，造成經濟損失。姜慧敏等[9]對番茄的研究表明，在菜農常規施氮量基礎上減氮30%～50%，可達到保產增效的目的。此外，一些土壤改良劑及肥料增效劑如生物炭、抑制劑包膜尿素等逐漸進入人們視野，為農業生產經營者接受。相關研究表明[10?11]，生物炭、抑制劑包膜尿素可提高作物氮肥利用率，抑制氨揮發與N2O排放，但不同類別生物炭、抑制劑包膜尿素在不同區域、不同性質的土地上，表現出的增效減排結果存在顯著差異[12?13]。

在京津冀一體化及城市化發展的大趨勢下，區域蔬菜種植面積逐年增加。針對日益凸顯的高投入、低效率、高污染等問題，相關研究者提出了諸多解決方案，減施氮肥、增施生物炭和施用抑制劑包膜尿素作為幾類代表性方案已受到廣泛認同。而在露地菜田背景下，將幾種代表性方案綜合運用的研究卻鮮有報道。本試驗擬探究不同氮肥減施綜合方案對華北地區露地茄田茄子產量、作物氮肥利用率、土壤氨揮發及N2O排放數據的影響，明確氨、N2O在不同方案背景下的排放動態、積累量變化規律，以期為該地區蔬菜生產尋求最優管理方案，為合理施肥提供科學依據，促進蔬菜產業綠色、可持續發展。

1 材料與方法

1.1 試驗點概況

試驗點位于河北省保定市清苑縣東林水村（115.45°E，38.71°N），屬典型溫帶大陸性季風氣候，年均溫12℃，最熱月（7月）平均氣溫為27℃，年均降水量450～550mm，其中7?8月降水量約占全年60%。試驗區土壤為潮褐土，2018年茄子移栽前土壤0?20cm基本理化性狀為，pH8.5，有機質24.4g·kg?1，全氮1.5g·kg?1，堿解氮87.4mg·kg?1，速效磷67.0mg·kg?1，速效鉀421.3mg·kg?1。茄子生育期逐日氣溫和降水量見圖1。

1.2 試驗設計及田間管理

試驗共設6個處理，每處理3個重復，隨機排列區組，每個小區長3.8m，寬2.6m，小區面積28.8m2。每個小區為3壟2溝，壟寬60cm，每壟種植2行茄苗；壟溝寬度90cm，用于追肥和灌溉。處理設計思路為不同的施氮水平（0、常規施氮水平、常規施氮水平下減氮20%和50%），以及減氮20%基礎上配合雙抑制劑（硝化抑制劑和脲酶抑制劑）和減氮20%水平上配合生物炭施用。

圖1 2018年茄子生育期氣溫和降水量變化過程

（1）CK：不施氮肥。其它管理方式同常規處理。

（2）N1：常規施氮。氮磷鉀三種元素的施用量分別為550、200、300kg·hm?2（以N、P2O5、K2O計）。

（3）N2：減氮20%。在常規施氮量基礎上降低20%N，磷鉀元素施入量不變，即氮磷鉀三元素的施用量分別為440、200、300kg·hm?2。

（4）N3：減氮50%。在常規施氮量基礎上降低50%，磷鉀元素施入量不變，即氮磷鉀三元素的施用量分別為275、200、300kg·hm?2。

（5）N2I：減氮20%并結合抑制劑包膜尿素。肥料施用量及施用模式與N2處理相同，在追肥期使用抑制劑包膜尿素代替普通尿素，包膜主要成分為脲酶抑制劑NBPT及硝化抑制劑DMPP，包膜尿素由國內某公司制造。

（6）N2B：減氮20%并增施生物炭。將28t·hm?2花生殼生物炭與基肥一并施入，肥料種類、施用量及施用模式與N2處理相同。

各處理氮肥分基肥與追肥分別施入，基肥施肥方式為壟上開溝撒施后覆土；追肥方式為壟溝中撒施，同時結合灌溉進行。基肥為腐熟的商品有機肥，氮磷鉀含量分別為1.3%、1.36%、1.36%。基肥中的氮元素施入量占當季作物總施入量的35%，剩余65%氮素以尿素形式分3次于初花期（8月5日）和坐果期（9月7日、10月9日）各1/3分別追施。磷肥以基肥形式一次性施入。鉀肥分基肥、追肥（8月5日）兩次施入，基肥期施鉀量占總量的2/3，追肥期鉀施入量為總量的1/3。

供試作物為黑星圓茄，每壟種植2行茄子，株距45cm，行距90cm，種植密度為27083株·hm?2。茄子于2018年6月29日移栽（4片真葉），之后經歷3次追肥灌溉（8月5日、9月7日、10月9日），及4次單獨灌溉（7月27日、8月28日、9月19日、10月23日），11月4日拉秧。

1.3 取樣及測定方法

土壤氨揮發取樣及測定：采用“流動抽氣法”，氨揮發捕獲裝置參照文獻[14]，氨揮發收集裝置原理如圖2所示。箱體為長方體，四周為不透明PVC材料，箱蓋為有機玻璃，箱蓋與箱體之間用密封螺絲及膠墊密封，箱體采用兩個規格，分別為長30 cm、寬15cm、高10cm的壟（溝）上箱，以及長30cm、寬8cm、高10～20cm（底部成梯形）的半壟半溝箱，每個小區安裝3個采氣箱，分別位于壟中心、溝中心、半壟半溝連續體部位。箱體兩側分別安裝有通氣管，一側為進氣管（連接2m高處大氣）；另一側為出氣管，出氣管路通過2級裝有稀硫酸的洗氣瓶，洗氣瓶的另一側與氣泵相連，取樣時，將箱體插入土壤內5cm密封，在氣泵作用下，通過箱體的氣體被洗氣瓶中的稀酸吸收。施肥灌溉后24h開始取氣測定，于采樣日8：00?11：00開啟真空泵，氣體交換速率為15～20次·min?1。收集到的稀酸吸收液在4h內用靛酚藍比色法測定其中NH4+含量。施肥后連續取樣7d，7d后適時延長取樣間隔（2～7d），直至施氮處理與不施氮處理氨揮發通量無差異時停止測定。

圖2 氨揮發捕獲裝置示意圖

N2O取樣及測定：采用靜態箱?氣相色譜法，箱體為長75cm、寬20cm、高25cm的PVC無底長方體，箱體頂部裝有溫度探頭及三通閥開關，箱體底座為不銹鋼材質，插入土壤中5cm，取氣時將箱體扣于不銹鋼底座上，而后在底座凹糟中加水密封。取氣時間在每日9：00?10：00，扣箱后0、15、30min分別取氣，并實時記錄箱內溫度。同時，用便攜式土壤水分速測儀（SU-LE）測定土壤5cm處溫度和水分含量（%，v/v）。施肥后連續取樣7d，7d后適時延長取樣間隔（2～7d），降雨后連續加測3d。氣體樣品于1周內用氣相色譜儀（Agilent7890B）測定N2O濃度。

產量測定：選取小區內具有代表性的四株茄秧，統計整個生育期內單果重、單株果實數，計算單株產量。茄子的單株產量與其種植密度的乘積即為茄子產量。

茄子各部位氮含量的測定：拉秧時，選取小區內長勢良好的茄秧，將其莖葉（包括平時所收集的枯葉）分開稱量，果實采用盛果期的果實，置于烘箱內105℃殺青30min，80℃下烘至恒重，烘干后用粉碎機粉碎，并用酸消解全氮法測定氮含量。

1.4 指標計算方法

（1）氨揮發通量

式中，FNH3為氨揮發通量（以N含量表示，下同）（g·hm?2·d?1）；i為洗氣瓶編號，每小區共6個洗氣瓶；c為洗氣瓶中的NH4+?N濃度（以N含量表示）（μg·mL?1）；v為洗氣瓶中的溶液體積（mL）；t為取樣時長（3h）；S為箱體總底面積（0.114m2），24為一天的總時長（24h），0.24為單位換算系數。

（2）N2O排放通量

（3）累積排放量

累積排放量為氣體排放通量乘以相鄰兩次取樣的間隔天數，并逐次累加。

式中，A為氣體累積排放量（kg·hm?2）；F為氣體（氨或N2O）排通量（kg·hm?2·d?1）；D為間隔天數（d）。

（4）排放系數

式中，EF為排放系數（%）；A為某處理中氨或N2O在生育期內的氣體累積排放量（kg·hm?2）；A0為不施肥處理（CK）在生育期內的氣體累積排放量（kg·hm?2）；N為生育期內的氮素投入量（kg·hm?2）。

（5）地上部吸氮量

式中，U為植物地上部分吸氮量（kg·hm?2）；Uf為單株茄子在生育期內的果實含氮量總和（kg）；Ul為單株茄子葉片含氮量總和（kg）；Us為單株茄子莖枝含氮量總和（kg），PE為茄子的種植密度（27083株·hm?2）。

（6）氮肥利用率

式中，NRE為氮肥利用率（%）；U為某處理的地上部分吸氮量（kg·hm?2）；U0為不施肥處理（CK）的地上部分吸氮量（kg·hm?2）；N生育期內的氮素投入量（kg·hm?2）。

1.5 數據統計與分析

采用Microsoft Excel 2010軟件分析處理數據并作圖，用SPSS21.0軟件進行方差分析和顯著性檢驗。

2 結果與分析

2.1 氮肥減施綜合方案對茄子產量和氮肥利用率的影響

由表1可見，各施肥處理中茄子的單產均高于不施肥處理（CK），減氮20%處理（N2）較常規處理（N1）減產4.7%，二者差異不顯著；減氮50%處理（N3）較常規處理（N1）減產25.0%（P＞0.05）。由此可見，適當降低施氮量（減氮20%）不會造成顯著減產，氮肥施用不足（減氮50%）則會造成顯著減產。減氮20%并施用抑制劑包膜尿素處理（N2I）較N1減產5.0%，作物吸氮量提升4.4%，較N2處理的吸氮量提升5.3%。減氮20%并添加生物炭處理（N2B）較N1減產10.9%，吸氮量提升6.6%，較N2處理的吸氮量提升7.4%。可見，抑制劑包膜尿素和添加生物炭可在一定程度上提升作物氮肥利用率，其產量差異不顯著。

表1 各處理茄子產量與氮肥利用率比較

注：同列小寫字母表示處理間在0.05水平上的差異顯著性。下同。

Note：Different letters in a column indicate the significant difference among treatments at 0.05 level．The same as below.

2.2 氮肥減施綜合方案對土壤氨揮發的影響

2.2.1 氨揮發通量

由圖3可知，各處理土壤氨揮發通量隨時間變化的整體趨勢一致，施肥是影響其動態變化的主要因素，不施肥處理（CK）的氨揮發通量在茄子生長期內均處于較低水平，通量值為0～506.8g·hm?2·d?1。各施肥處理在基肥期土壤氨揮發通量很少，且各處理間差異不大，通量值為52.7～607.5g·hm?2·d?1，主要是由于基肥為腐熟有機肥且施入方式為覆土施肥，腐熟有機肥中速效氮素含量較低，氨揮發能力較低，且覆土阻礙了氨的揮發過程。與基肥期表現不同，每次追肥后，各處理土壤氨揮發通量數值升高明顯，且處理間差異顯著。

分析圖3a可知，歷次追肥期間，各施肥處理氨揮發通量值均顯著大于CK處理，其中常規施肥處理（N1）的通量峰值最高，在追肥1～2d后通量峰值分別達到10413.7、8760.2和7769.5g·hm?2·d?1。其次為減氮20%處理（N2），3次追肥期間土壤氨揮發通量峰值分別為N1處理的72.5%、81.3%和70.3%。而減氮50%處理（N3），3次追肥期間土壤氨揮發通量峰值均最小，分別為N1處理的52.3%、55.7%和29.2%。從整個生育期土壤氨揮發通量均值看，CK處理為116.9g·hm?2·d?1，N1為871.9g·hm?2·d?1，N2、N3分別為N1的79.6%、51.1%。可見，減施氮肥可明顯降低追肥期間的氨揮發通量峰值及生育期內的氨揮發通量均值。

減氮20%并結合抑制劑包膜尿素處理（N2I）及減氮20%增施生物炭處理（N2B）的氨揮發通量動態如圖3b所示。由圖可見，其通量的季節動態趨勢與減氮處理一致，基肥階段通量水平較低，追肥期通量較高。其中N2I處理于3次追肥后土壤氨揮發通量峰值分別為5951.8、5322.5和3561.4g·hm?2·d?1，明顯低于傳統施氮處理（N1），分別為N1處理峰值的57.2%、60.8%、45.8%，為N2處理峰值的78.8%、74.7%、65.2%。N2B處理的峰值分別為6877.3、7034.4和4362.7g·hm?2·d?1，為N1處理峰值的66.0%、80.3%、56.2%，N2處理峰值的91.0%、98.7%、79.9%。從土壤氨揮發平均通量來看，N2I處理在整個茄子生長期的平均土壤氨揮發通量為508.3g·hm?2·d?1，為N1處理的58.3%，N2處理的73.2%，N2B處理的平均氨揮發通量為604.6g·hm?2·d?1，為N1處理的69.3%，N2處理的87.0%。綜上所述，施用抑制劑包膜尿素和生物炭均降低土壤氨揮發通量峰值，降低生育期內的氨揮發平均通量，且使用抑制劑包膜尿素的效果略好于施用生物炭。

圖3 2018年茄子生育期土壤氨揮發通量動態

2.2.2 氨揮發累積量

由表2可知，各處理土壤氨揮發累積量在12.6～94.2kg·hm?2，且基肥期各處理的氨揮發累積量占比較低，為6%～8%。土壤氨揮發累積量占比較高的階段為9月中旬（第二次追肥期），而并非通量峰值最高的第一次追肥期，第二次追肥期的氨揮發累積量占生育期總揮發量的34%～36%，第一次追肥期的積累量占比為29%～34%。這是由于第一次追肥的8月降雨頻繁，降雨使土壤水分含量較高，土壤通透性和氣體擴散變差，在一定程度上抑制了氨揮發過程。

表2數據顯示，整個生育期內N1處理的土壤氨揮發累積量最大；N2處理累積總量較N1處理降低20.3%；N3處理較N1降低48.6%，氮肥投入量（x）與氨揮發累積量（y）呈線性關系，線性擬合方程為y = 0.1475x + 10.858（R2 = 0.9949**）。而N2I處理的累積總量較N1處理降低41.7%，較N2降低26.5%；N2B處理累積總量較N1處理降低30.7%，較N2處理降低13.0%。表明減少氮肥投入可以有效降低土壤氨揮發累積量，在減氮基礎上添加抑制劑或生物炭均可進一步降低土壤氨揮發量。

2.3 氮肥減施綜合處理對茄子生育期土壤N2O排放的影響

2.3.1 N2O排放通量

由圖4可知，在施肥、灌溉和降水的影響下，各處理N2O排放通量隨時間的變化規律較一致。主排放峰均在歷次追肥后，在降水和灌溉的影響下，各處理均出現了幾個較低的排放峰。各施肥處理的N2O排放通量均顯著大于CK處理。與土壤氨揮發通量變化規律相近，基肥期各處理土壤N2O排放通量差異不大，為4.3～99.4g·hm?2·d?1，不同處理間N2O排放通量差異主要表現在追肥期。其中N1處理的N2O排放通量峰值在追肥后分別達到602.4、403.9和381.0g·hm?2·d?1，顯著高于其它處理。其次為減氮20%（N2處理），通量峰值分別為N1處理的77.6%、74.5%和68.2%；減氮50%（N3處理）在3次追肥后，通量峰值分別為N1處理的58.5%、50.4%和54.5%。從整個生育期N2O排放通量平均值看，N1處理的N2O排放平均值為83.7g·hm?2·d?1，N2處理為N1處理的78.3%；N3處理的N2O排放平均值為N1處理的58.0%，可見，土壤N2O排放峰值的高低及在整個生育期的平均排放通量與氮肥投入密切相關，降低氮肥投入可顯著降低N2O排放峰值及平均排放通量。

減氮20%并施用抑制劑包膜尿素處理（N2I）及減氮20%增施生物炭處理（N2B）的N2O排放通量動態，如圖4b所示。由圖可見，基肥期間N2I、N2B處理的N2O排放通量較低，與其它減氮處理差異不大，主要排放過程同樣集中于追肥期。3次追肥后，N2I處理的N2O排放峰值分別為333.4、232.3和146.1g·hm?2·d?1，為N1峰值的55.3%、58.7%和38.3%，為N2處理峰值的71.3%、78.7%和56.2%；而N2B處理的峰值分別為329.6、285.2和177.8g·hm?2·d?1，為N1處理峰值的54.7%、70.6%和46.7%及N2處理峰值的70.5%、94.8%和68.4%。從N2O平均排放通量來看，N2I在整個茄子季的N2O平均排放通量為46.7g·hm?2·d?1，分別為N1處理的55.7%，N2處理的71.2%；N2B處理的N2O平均排放通量為57.6g·hm?2·d?1，分別為N1處理的68.8%，N2處理的87.8%。

表2 茄子生育期土壤氨揮發累積量及不同施肥期占比

可見，抑制劑包膜尿素和生物炭均可顯著降低土壤N2O排放峰值與N2O平均排放通量，且抑制劑包膜尿素減排效果好于生物炭。

圖4 茄子生育期土壤氧化亞氮排放通量動態

2.3.2 N2O累積排放量

各處理茄子生育期內N2O累積排放量及不同時期N2O排放量占比見表3。從表可知，基肥期為整個生育期N2O累積排放量最低的時期，與氨揮發的規律不同，各處理在第一次追肥期的排放占比為全生育期最高，占總量的43.5%～50.4%，此階段土壤溫度和水分含量均處于較高水平（圖1），有利于土壤微生物活動及硝化反硝化作用的進行。

分析表3可知，常規施氮處理（N1）的N2O累積排放量最大。N2處理的累積排放量較N1處理降低21.5%。N3處理的N2O累積排放量最低，較N1降低41.7%。綜上數據，本研究得到施氮量（x）與N2O累積排放量（y）兩個不同的擬合方程，其指數關系方程為y1=2.5275e0.0022x（R2=0.9952**），線性關系方程為y2=0.0105x+2.2789（R2= 0.9837*）。N2I處理的N2O累積排放量較N1和N2處理分別降低44.2%和28.9%。N2B處理的N2O累積排放量較N1和N2處理分別降低31.6%和12.6%。綜上，此兩種方案都可顯著降低N2O累積排放量，且在本實驗條件下，N2I處理的減排效果優于N2B。

3 結論與討論

3.1 討論

施肥是現代農業生產穩產增收的重要手段，本試驗數據顯示，氮肥施用量是影響茄子產量的主要因素，各施肥處理的茄子產量均大于不施肥處理（CK），常規施氮處理（N1）的產量最高，但其氮肥利用率較低。與常規施氮處理相比，減氮20%處理（N2）對產量無顯著影響，氮肥利用率較高，而減氮50%（N3）明顯減產。相關文獻表明[15]，過量施用氮肥會阻礙作物根系向下生長，抑制根系吸收養分的能力。所以，為保證作物產量，提高作物的氮肥利用率，氮肥施用量應控制在一個合理的范圍內。諸多研究指出[16?18]，施用抑制劑或生物炭可增加作物吸氮量，提高作物氮肥利用率，就本研究結果而言，減氮20%并施用抑制劑包膜尿素處理（N2I）與減氮20%增施生物炭處理（N2B）的作物氮肥利用率較常規施氮處理（N1）提高7～9個百分點，有一定提升氮肥利用率的作用，但對產量的影響不顯著，說明本試驗條件下的氮素減量還有一定空間。

表3 茄子生育期土壤N2O累積排放量及不同施肥期占比

土壤氨揮發受物理過程主導，其受氮肥，尤其是銨態或酰胺態氮肥用量的影響。本實驗中氨揮發系數在9.6%～14.8%，與其它露地菜地結果接近[19]。文獻表明[20]，生物炭可對土壤氨揮發過程進行阻控，生物炭具有較大的比表面積及多種化學吸附點，為吸附NH3、NH4+提供可能。Taghizadeh-Toosi等[21]通過15N標記方法證實了生物炭具有吸附NH3的性能，并進一步證明生物炭吸附的NH3在后期可被植物吸收利用。本研究中，減氮20%并增施生物炭處理（N2B）的氨揮發總量較常規施氮處理（N1）降低30.7%，較減氮20%（N2）處理降低13.0%，達到了一定的減排效果。同時有研究指出，生物炭在不同性質的土壤中所表現的氨揮發抑制能力有較大差別，王江偉[22]對酸性土壤和堿性潮土的研究表明，生物炭使兩種土質的氨揮發分別增加329%與197%；而程效義等[23]在棕壤上得出的實驗結果則與之相反，施用生物炭使氨揮發累積量降低了37%。相對于N2B處理，減氮20%并施用抑制劑包膜尿素處理（N2I）的減排效果較為明顯，N2I處理較N1處理排放積累總量降低41.7%。相關研究表明[24]，由于硝化抑制劑提升了土壤銨態氮的濃度，單獨使用硝化抑制劑并不能減少氨揮發，雙抑制劑的減排效果較好。N2I處理中，脲酶抑制劑NBPT是抑制氨揮發的主要作用物。

與氨揮發系數相比，N2O排放系數僅占總施氮量的0.9%～1.1%，相關文獻中N2O排放系數與此數值接近[25?26]。而對于氮肥施用量與N2O排放量之間的數量關系，有研究者認為N2O排放量與氮肥施用量之間呈線性關系[27]；但Hoben等[28]認為 N2O排放量與氮肥用量之間并非簡單的線性關系，而是指數關系。本實驗中，N2O排放量與氮肥施用量之間更符合指數關系，所呈現的指數關系應從土壤微生物層面進行解釋。閻宏亮等[29]對菜地土壤N2O排放來源的研究表明，N2O的排放為生物過程所主導。因此，N2O指數增量曲線與生物種群“J”型增長曲線較為接近，在一定程度上反映當前實驗環境中相關微生物的生長處于理想狀態，同時生物種群“S”型增長曲線則可以解釋較低施氮量無法影響N2O排放量[30]及N2O排放閾值等問題[31]。這意味著，在本實驗中，減施氮肥雖取得了較好的減排效果，但在較高或較低施氮水平下增減施氮量，可能無法影響N2O排放。本試驗中，N2B處理的N2O排放積累量較N1降低31.6%，較N2降低12.6%，說明生物炭對抑制N2O排放也起到了一定作用。從理化性質上看，生物炭的特性會從土壤通氣性、pH值、硝化及反硝化反應底物濃度等方面對N2O減排產生積極影響。但如同生物炭對氨揮發的阻控效果，諸多研究結果間存在差異<[32?35]。生物炭作為一種生物質土壤改良劑擁有相當可觀的應用前景，但其施用于不同類型土壤時，對農田中氮素氣體排放、作物吸氮量、土壤微生物種群數量與種群結構、土壤氮素積累等方面影響存在諸多不同[36]，應因地制宜選擇生物炭種類，在討論生物炭對農田氣體排放的影響時，要結合實驗地條件、作物種類與作業模式進行具體分析。與施用生物炭相比，脲酶抑制劑、硝化抑制劑多年來廣泛應用于提高作物氮素利用率，減少氮素流失[37?40]，尤其是硝化抑制劑對N2O排放有明顯的抑制作用[41?42]。包膜尿素中使用脲酶抑制劑NBPT可抑制酰胺態氮的水解，同時硝化抑制劑DMPP可通過抑制NH4+向MH2OH（羥胺）的轉化減少N2O排放[43]。本實驗中，N2I處理對N2O的減排效果最為明顯，與傳統施氮處理（CK）相比，N2O排放總量降低了44.2%，其排放量與減氮50%處理（N3）接近，且成本低于生物炭，為減氮綜合管理措施中的最優選項。

3.2 結論

（1）在常規施氮量基礎上減氮20%對茄子產量無顯著影響，在減氮20%基礎上施用抑制劑包膜尿素或增施生物炭可在一定程度上提高作物的氮肥利用率。

（2）氮肥施用量與氨揮發累積量呈線性關系，氨揮發系數在9.6%～14.8%，減施氮肥可直接降低氨揮發量。與傳統施氮相比，減氮20%使氨揮發累積排放量降低20.3%，在減氮20%基礎上施用抑制劑包膜尿素或增施生物炭可使氨揮發累積量分別降低41.7%和30.7%。

（3）氮肥施用量與N2O累積排放量的數量關系更接近指數關系，N2O排放系數為0.9%～1.1%。減氮20%使N2O累積排放量降低21.5%，減氮20%結合抑制劑包膜尿素和減氮20%基礎上增施生物炭，分別使N2O減排44.2%和31.6%。

（4）在不同氮肥綜合管理措施中，減氮20%并施用抑制劑包膜尿素在保證產量的基礎上提高了氮肥利用率，重要的是，造成的環境風險小，其土壤氨揮發和N2O排放量均最低。綜上，合理減氮并結合脲酶抑制劑和硝化抑制劑施用是降低菜地土壤氨揮發和N2O排放并對蔬菜產量無負面影響的最優措施。

[1] Huang S W,Jin J Y.Status of heavy metals in agricultural soils as affected by different patterns of land use[J]. Environmental Monitoring and Assessment,2008,139:317-327.

[2] Pinder R W,Adams P J,Pandis S N.Ammonia emission controls as a cost-effective strategy for reducing atmospheric particulate matter in the Eastern United States[J]. Environmental Science&Technology,2007,41(2):380-386.

[3] 鄧明君,羅文兵.中國農業氨排放的時空演變趨勢與減排潛力分析[J].中國生態農業學報,2018,26(9): 1257-1268.

Deng M J,Luo W B.Space-time evolution of China’s agricultural ammonia emission and emission reduction potential[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture,2018,26(9): 1257-1268.(in Chinese)

[4] IPCC.Climate change 2007:synthesis report.Contribution of working groups Ⅰ,Ⅱand Ⅲ to the Fourth assessment report of the intergovernmental panel on climate change[R].Geneva, Switzerland:IPCC.

[5] IPCC.Climate change 2014:synthesis report.Contribution of working groups I,II and III to the fifth assessment report of the intergovernmental panel on climate change[R]. Cambridge:Cambridge University Press,2014.

[6] 劉佳,張杰,徐昌旭,等.氮肥用量對諸葛菜產量及氮素吸收利用的影響[J].中國油料作物學報,2013,35(2):185-189.

Liu J,Zhang J,Xu C X,et al.Effects of N application rate on yield and plant N uptake and utilization of[J].Chinese Journal of Oil Crop Sciences,2013,35(2): 185-189.(in Chinese)

[7] 倪雪,郝慶菊,陳世杰,等.地膜覆蓋和施氮對菜地N2O排放的影響[J].環境科學,2019,40(2):893-903.

Ni X,Hao Q J,Chen S J,et al.Effects of plastic film mulching and nitrogen fertilizer application on N2O emissions from a vegetable field[J].Environmental Science,2019,40(2):893-903. (in Chinese)

[8] Lin D X,Fan X H,Hu F,et al.Ammonia volatilization and nitrogen utilization efficiency in response to urea application in rice fields of the Taihu Lake Region,China[J].Pedosphere, 2007,17(5):639-645.

[9] 姜慧敏,張建峰,楊俊誠,等.不同氮肥用量對設施番茄產量、品質和土壤硝態氮累積的影響[J].農業環境科學學報,2010, 29(12):2338-2345.

Jang H M,Zhang J F,Yang J C,et al.Effects of different treatments of nitrogen fertilizer on yield,quality of tomato and soil NO3--N accumulation in vegetable-greenhouse[J].Journal of Agro-Environment Science, 2010,29(12):2338-2345.(in Chinese)

[10] 陳溫福,張偉明,孟軍.農用生物炭研究進展與前景[J].中國農業科學,2013,46(16):3324-3333.

Chen W F,Zhang W M,Meng J.Advances and prospects in research of biochar utilization in agriculture[J].Scientia Agricultura Sinica,2013,46(16):3324-3333.(in Chinese)

[11] Soares R,Johnny,Cantarella,et al.Ammonia volatilization losses from surface-applied urea with urease and nitrification inhibitors[J].Soil Biology & Biochemistry,2012, 52(8):82-89.

[12] 孫海軍,閔炬,施衛明,等.硝化抑制劑施用對水稻產量與氨揮發的影響[J].土壤,2015,47(6):1027-1033.

Sun H J,Min J,Shi W M,et al.Effects of nitrification inhibitor on rice production and ammonia volatilization in paddy rice field[J].Soils,2015,47(6):1027-1033.(in Chinese)

[13] Lu Y F,Shen,W S,Shi,W M,et al.Effects of the biological nitrification inhibitor 1,9-decanediol on nitrification and ammonia oxidizers in three agricultural soils[J].Soil Biology & Biochemistry,2019,129:48-59.

[14] 鄭蕾,王學東,郭李萍,等.施肥對露地菜地氨揮發和氧化亞氮排放的影響[J].應用生態學報,2018,29(12):4063-4070.

Zheng L,Wang X D,Guo L P,et al.Impact of fertilization on ammonia volatilization and N2O emissions in an open vegetable field[J].Chinese Journal of Applied Ecology,2018, 29(12):4063-4070.

[15] Feleafel M N,Mirdad Z M.Optimizing the nitrogen, phosphorus and potash fertigation rates and frequency for eggplant inaridregions[J].International Journal of Agriculture& Biology,2013,15(4):737-742

[16] 殷建禎,俞巧鋼,符建榮,等.不同作用因子下有機無機配施添加DMPP對氮素轉化的影響[J].土壤學報,2013,50(3): 574-583.

Yin J Z,Yu Q G,Fu J R,et al.Effects of combined application of organic and inorganic fertilizers plus DMPP on nitrogen transformation in soils as affected by different factors[J].Acta Pedologica Sinica,2013,50(3):574-583.(in Chinese)

[17] Vitale L,Ottaiano L,Polimeno F,et al.Effects of 3,4-dimethylphyrazole phosphate-added nitrogen fertilizers on crop growth and N2O emissions in Southern Italy[J].Plant Soil and Environment,2013,59(11):517-523.

[18] Nguyen T T N,Wallace H M,Xu C Y,et al.Short-term effects of organo-mineral biochar and organic fertilisers on nitrogen cycling,plant photosynthesis,and nitrogen use efficiency[J]. Journal of Soil & Sediments,2017,17(12):2763-2774.

[19] 單立楠.不同施肥模式下菜地氨素面源污染特征及生態攔截控制研究[D].杭州:浙江大學,2015.(in Chinese)

Shan L N.Nitrogen non-point source pollution of vegetable field under different fertilizer treatments and its ecological intercept control[D].Hangzhou:Zhejiang University,2015(in Chinese)

[20] Mandal S,Thangarajan R,Bolan N S,et al.Biochar-induced concomitant decrease in ammonia volatilization and increase in nitrogen use efficiency by wheat[J].Chemosphere, 2016,142:120-127.

[21] Taghizadeh-Toosi A,Clough T J,Sherlock R R,et al.A wood based low-temperature biochar captures NH3-N generated from ruminant urine-N,retaining its bioavailability[J].Plant and Soil,2012,353(1-2):73-84.

[22] 王江偉.秸稈黑炭對農田作物生長、土壤性質及氨揮發的影響[D].楊凌:西北農林科技大學,2014.

Wang J W.Effects of successive straw biochar application on crop growth,soil fertilzty and ammonia volatilization in three agricultural soils with varying properties and crop rotations [D].Yangling:Northwest A&F University,2014.(in Chinese)

[23] 程效義,劉曉琳,孟軍,等.生物炭對棕壤NH3揮發、N2O排放及氮肥利用效率的影響[J].農業環境科學學報,2016, 35(4):801-807.

Cheng X Y,Liu X L,Meng J,et al.Effects of biochar on NH3volatilization,N2O emission and nitrogen fertilizer use efficiency in brown soil[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35(4):801-807.(in Chinese)

[24] 張文學,孫剛,何萍,等.尿酶抑制劑與硝化抑制劑對稻田氨揮發的影響[J].植物營養與肥料學報,2013,19(6): 1411-1419.

Zhang W X,Sun G,He P,et al.Effects of urease and nitrification inhibitors on ammonia volatilization from paddy fields[J].Journal of Plant Nutrition and Fertilizer,2013, 19(6):1411-1419.(in Chinese)

[25] Zhang M,Chen Z Z,Li Q L,et al.Quantitative relationship between nitrous oxide emissions and nitrogen application rate for a typical intensive vegetable cropping system in southeastern China[J].Clean:Soil,Air,Water, 2016,44:1725-1732.

[26] Cao B,He F Y,Xu Q M,et al.Denitrification losses and N2O emissions from nitrogen fertilizer applied to a vegetable field[J].Pedosphere,2006,16:390-397.

[27] Gregorich E G,Rochette P,Vanden Bygaart A J,et al.Greenhouse gas contributions of agricultural soils and potential mitigation practices in Eastern Canada[J].Soil and Tillage Research,2005,83(1):53-72.

[28] Hoben J P,Gehl R J,Millar N,et al.Nonlinear nitrous oxide(N2O) response to nitrogen fertilizer in on-farm corn crops of the US Midwest[J].Global Change Biology, 2011,17(2):1140-1152.

[29] 閻宏亮,張璇,謝立勇,等.菜地土壤施用銨態氮肥后N2O排放來源及其動態[J].中國農業氣象,2014,35(2):141-148.

Yan H L,Zhang X,Xie L Y,et al.Study on the pathway and dynamics of N2O emissions from the vegetable soil fertilized with ammonium nitrogen[J].Chinese Journal of Agrometeorology,2014,35(2):141-148.(in Chinese)

[30] Barton L,Kiese R,Gatter D,et al.Nitrous oxide emissions from a cropped soil in a semi-arid climate[J].Global Change Biology,2008,14(1):177-192.

[31] Mc Swiney C P,Robertson G P.Nonlinear response of N2O flux to incremental fertilizer addition in a continuous maize(L.)cropping system[J].Global Change Biology,2005,11(10):1712-1719.

[32] Yanai Y,Toyota K,Okazaki M.Effects of charcoal addition on N2O emissions from soil resulting from rewetting air-dried soil in short-term laboratory experiments[J].Soil Science and Plant Nutrition,2007,53:181-188.

[33] 范靖尉,白晉華,任寰宇,等.減氮和施生物炭對華北夏玉米冬小麥田土壤CO2和N2O排放的影響[J].中國農業氣象, 2016,37(2):121-130.

Fan J W,Bai J H,Ren H Y,et al.Effects of reducing nitrogen and biochar application on CO2and N2O emissions from summer maize-winter wheat field in North China[J].Chinese Journal of Agrometeorology,2016,37(2):121-130.(in Chinese)

[34] 郭艷亮,王丹丹,鄭紀勇,等.生物炭添加對半干旱地區土壤溫室氣體排放的影響[J].環境科學,2015,(9):3393-3400.

Guo Y L,Wang D D,Zheng J Y,et al.Effect of biochar on soil greenhouse gas emissions in semi-arid region[J].Chinese Journal of Environmental Science,2015,(9):3393-3400.(in Chinese)

[35] Lin Y X,Ding W X,Liu D Y,et al.Wheat straw-derived biochar amendment stimulated N2O emissions from rice paddy soils by regulating thegenes of ammonia-oxidizing bacteria[J].Soil Biology& Biochemistry, 2017,113:89-98.

[36] 陳溫福,張偉明,孟軍.生物炭與農業環境研究回顧與展望[J].農業環境科學學報,2014,33(5):821-828.

Chen W F,Zhang W M,Meng J.Biochar and agro-ecological environment:review and prospect[J].Journal of Agro- Environment Science,2014,33(5):821-828.(in Chinese)

[37] 陳利軍,史奕,李榮華,等.脲酶抑制劑和硝化抑制劑的協同作用對尿素氮轉化和N2O排放的影響[J].應用生態學報[J].1995,6(4):368-372.

Chen L J,Shi Y,Li R H,et al.Synergistic effect of urease inhibitor and nitrification inhibitor on urea-N transformation and N2O emission[J].Chinese Journal of Applied Ecology, 1995,6(4):368-372.(in Chinese)

[38] Li Q,Yang A,Wang Z,et al.Effect of a new urease inhibitor on ammonia volatilization and nitrogen utilization in wheat in north and northwest China[J].Field Crops Research, 2015,175:96-105.

[39] 鄭福麗,李彬,李曉云,等.脲酶抑制劑的作用機理與效應[J].吉林農業科學,2006,31:25-28.

Zheng F L,Li B,Li X Y,et al.Mechanism and effect of urease inhibitor[J].Journal of Jilin Agricultural Sciences,2006,31: 25-28.(in Chinese)

[40] 孫志梅,武志杰,陳利軍,等.硝化抑制劑的施用效果、影響因素及其評價[J].應用生態學報,2008,19(7):1611-1618.

Sun Z M,Wu Z J,Chen L J,et al.Application effect,affecting factors,and evaluation of nitrification inhibitor:a review[J]. Chinese Journal of Applied Ecology,2008,19(7): 1611-1618.(in Chinese)

[41] 熊舞,夏永秋,周偉,等.菜地氮肥用量與N2O排放的關系及硝化抑制劑效果[J].土壤學報,2013,50(7):743-750.

Xiong W,Xia Y Q,Zhou W,et al.Relationship between nitrogen application rate and nitrous oxide emission and effect of nitrification inhibitor in vegetable farming system[J].Acta Pedologica Sinica,2013,50(7):743-750.(in Chinese)

[42] 趙迅,郭李萍,謝立勇,等.不同農作措施對棕壤玉米田N2O排放及碳足跡的影響[J].中國農業氣象,2016,37(3): 270-280.

Zhao X,Guo L P,Xie L Y,et al.Impacts of different farming managements on N2O emission and carbon footprint for maize from brown Soil[J].Chinese Journal of Agrometeorology, 2016,37(3):270-280.(in Chinese)

[43] Weiske A,Benckiser G,Ottow J C G.Effect of the new nitrification inhibitor DMPP in comparison to DCD on nitrous oxide(N2O)emissions and methane(CH4)oxidation during 3 years of repeated applications in field experiments [J].Nutrient Cycling in Agroecosystems,2001,60(1-3):57-64.

Analysis on the Effects of Increasing Efficiency and Reducing Emission of Nitrogen Fertilizer in an Eggplant Field on North China Plain

ZHENG Yi-min1,2，GUO Li-ping2，YANG Rong-quan2，CAO Fei2，NIU Xiao-guang2，DIAO Tian-tian2，YUN An-ping2，XIE Li-yong1

(1.College of Agronomy, Shenyang Agricultural University, Shenyang 110161, China；2.Institute of Environment and Sustainable Development in Agriculture, Chinese Academy of Agricultural Sciences/Key Laboratory of Agricultural Environment, Ministry of Agriculture, Beijing 100081）

In order to investigate the effects of different nitrogen fertilization on vegetable yield, nitrogen recovery rate and the ammonia volatilization as well as the N2O emissions during the whole eggplant growth season (between June to November), six treatments were set in a typical open-ground eggplant field on the North plain. Six treatments included no fertilization (CK), conventional nitrogen rate (N1), nitrogen rate reduction by 20%(N2), nitrogen rate reduction by 50% (N3), nitrogen rate reduction by 20% combined with inhibitor coated urea (N2I), and nitrogen rate reduction by 20% with amendment of biochar (N2B). The results showed that, (i) compared with conventional N rate (N1), reduction of N by 20% (N2) did not have significant impact on the eggplant yield; while N rate reduction by 50% (N3) resulted in the obvious decrease of vegetable crop. Application of inhibitor coated urea or biochar can improve the N recovery efficiency to some extent, respectively. (ii) Both ammonia volatilization and N2O emissions were closely related to the fertilization with the emissions higher than no fertilizer treatment significantly. Both the ammonia volatilization and N2O emissions of each fertilization treatment were occurred after fertilization events, with the emission factors of 9.6%?14.8% for ammonia and 0.9%?1.1% for N2O.(iii) Compared with the conventional N rate treatment (N1), the cumulative ammonia volatilization emissions of N2, N3, N2I and N2B decreased by 20.3%, 48.6%, 41.7% and 30.7%, respectively. Under the premise of not affecting the yield, N rate reduction by 20% combined with inhibitors coated urea (N2I) showed the lowest environmental risks for gas emissions. (iv) Compared with conventional N rate treatment (N1), the cumulative N2O emission of N2, N3, N2I and N2B showed decrease by 21.5%, 41.7%, 44.2% and 31.6%, respectively. The cumulative N2O emission of N2I treatment was much lower than with conventional N rate (N1), and it was almost equivalent to that emitted from the treatment which showed N reduction by 50% (N3). Therefore, reducing N application rate by 20% or more and combined with inhibitor coated urea is the appropriate N management practice to ensure the vegetable yield, improve the N efficiency, and reduce ammonia volatilization and N2O emissions in eggplant fields on North Chinese Plain.

Vegetable field；Nitrogen use efficiency；Ammonia volatilization；N2O emission；Nitrification inhibitor；Urease inhibitor；Biochar

10.3969/j.issn.1000-6362.2019.12.002

鄭益旻,郭李萍,楊榮全,等.華北露地茄田氮肥減施綜合方案的增效減排成效分析[J].中國農業氣象,2019,40(12):747-757

2019?05?21

。E-mail：xly0910@163.com

國家重點研發計劃課題“果園菜地肥料氮去向、損失過程與調控原理”（2017YFD0200106）

鄭益旻（1993?），碩士生，主要從事溫室氣體排放與氣候變化研究。E-mail：s_gustav@sina.com