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Ammonia volatilization in gleyed paddy field soils of Taihu Lake region

太湖地区乌栅土稻田氨挥发损失的研究



全 文 :    倡 中国科学院野外台站资金项目与中国科学院知识创新工程项目(KSCX2唱YW唱N唱038)资助
    倡倡 通讯作者
收稿日期 :2006唱10唱27   改回日期 :2006唱12唱10
太湖地区乌栅土稻田氨挥发损失的研究 倡
张  静1 ,2  王德建1 倡倡
(1 .中国科学院南京土壤研究所常熟农业生态国家实验站   南京   210008 ; 2 .中国科学院研究生院   北京   100049)
摘   要   采用连续气流密闭室法 ,探讨了苏南太湖地区乌栅土稻田 3个不同施肥时期施用尿素后的 NH3 挥发损失规律 、
有机肥对 NH3 挥发的影响及稻田 NH3 挥发量与田面水中 NH +4 唱N浓度的相关性 。 结果表明 ,不同施肥处理 2005 年和
2006年稻季 NH3 挥发量分别为 8畅2 ~ 28畅7kg/ hm2 和 21畅8 ~ 62畅1kg/ hm2 ,各占尿素施用量的 3畅7 % ~ 8畅8 % 和
10畅0 % ~ 18畅9 % 。 NH3 挥发率以分蘖肥最高 ,穗肥最低 ,且挥发过程主要发生在施肥后的 3d 内 。 秸秆有激发尿素快
速分解作用 ,但对 NH3 挥发总量影响不大 。 猪粪的促进生长作用较缓慢 ,但增加了 NH3 挥发量 。稻田 NH3 挥发量与
田面水中 NH +4 唱N浓度呈线性正相关 ,且达到极显著水平 。
关键词   NH3 挥发   乌栅土稻田   N 肥用量   秸秆和猪粪   NH +4 唱N
Ammonia volatilization in gleyed paddy field soils of Taihu Lake region .ZHANG Jing1 ,2 ,WANG De唱Jian1 (1 .Changshu
National Agroecosystem Experiment S tation ,Institute of Soil Science , Chinese Academ y of Sciences , Nanjing 210008 ,
China ; 2 .Graduate University of Chinese Academy of Sciences ,Beijing 100049 , China) ,CJEA ,2007 ,15(6) :84 ~ 87
Abstract   An experiment was conducted under differen t amounts of fertilizer唱N , st raw and pig manure to study ammonia
volatilization in gleyed paddy soils using continuous airflow method .Ammonia volatilization in 2005 and 2006 are 8 .2 ~
28 .7kg/hm2 and 21 .8 ~ 62 .1kg/hm2 respectively , with NH3 loss to applied fer tilizer唱N of 3 .7 % ~ 8 .8 % and 10 .0 % ~
18 .9 % , respectively . The highest ammonia volatilization loss occurs at top唱dressing at tillering stage ,while the lowest loss
is at top唱dressing at panicle stage .Ammonia volatilization mainly happens within three days after fertilization . Straw ac唱
celerates shor t term urea hydrox ylation ,but does not significan tly increase ammonia volatilization .Pig manure slowly pro唱
motes ammonia volatilization ,but increases ammonia volatilization .A strong correlation exists betw een ammonia volatiliza唱
tion and NH +4 唱N concent ration in surface water .
Key words   Ammonia volatilization , Gleyed paddy soil ,Applied fer tilizer唱N rate , St raw and pig manure , NH +4 唱N
(Received Oct .27 ,2006 ;revised Dec .10 ,2006)
水稻作为太湖地区主要粮食作物 ,其 N 肥利用率仅为 30 % ~ 35 % [1] ,损失高达 50 % 以上 ,其中 NH3 挥发
损失量占施肥量的 10 % ~ 60 % [2 ,10] ,是该区稻田生态系统 N 肥损失的主要途径之一 。目前 ,国内外已有许多关
于稻田 NH3 挥发的报道 ,但多集中在无机氮肥如尿素的研究 ,以太湖地区典型水稻土 ——— 乌栅土为研究对象
的很少 ,考虑有机肥秸秆和猪粪对其影响的就更不多见 。 但在苏南太湖地区 ,秸秆还田和施用畜禽粪便现象十
分普遍 ,且鲜猪粪自身也存在一定数量的 NH3 挥发损失 ,可见有机无机肥混施下稻田 NH3 挥发损失不容忽视 。
本研究应用密闭室法 ,对乌栅土稻田 NH3 挥发损失规律进行探讨 ,明确稻田 NH3 挥发数量及过程 ,分析有机肥
对 NH3 挥发的影响 ,以期为当地合理施肥 ,提高 N 肥利用率 ,减少环境污染提供理论依据 。
1   试验材料与方法
研究分别于 2005年和 2006年的 6 ~ 10 月在中国科学院常熟农业生态实验站进行 。 站区位于苏南太湖地
区 ,属亚热带湿润气候区 ,多阵雨 ,6 ~ 10 月份的降雨量约为 520mm ,日照强烈 ,且白天最高气温 38 ℃ 左右 ,平均
气温 35 ℃左右 ,晚间平均气温 25 ℃ 左右 。 供试土壤为当地有代表性的普通潜育水耕人为土(乌栅土) ,其 0 ~
15cm 土壤 pH(H2 O)7畅36 ,有机质 35g/kg ,全 N 2畅09g/kg ,全 P 0畅93g/kg ,速效磷 5畅0mg/kg ,速效钾 121畅3mg/kg 。
应用密闭室法测定 NH3 挥发量[3 ,4] ,田间采气装置的密闭室用透明有机玻璃制成 ,底部开放 ,放入水田中 ,
第 15卷第 6 期 中 国 生 态 农 业 学 报 Vol .15   No .6
2 0 0 7年 1 1月 Chinese Journal of Eco唱Agriculture Nov .,  2007
成为一密闭气室 。顶部开有两个孔 ,其中一个是直径为 25mm通气孔 ,与 2畅5m高通气管相连 ,以减少空气交换
对 NH3 挥发的影响和避免田面自身 NH3 挥发的影响 ;另一个为采气孔 ,与盛有硼酸的吸收瓶相连 ,吸收瓶再与
真空泵相连 ,真空泵以 15 ~ 20次/min的换气频率抽气 。 分别于每天清晨 6 :00 ~ 8 :00 和下午 14 :00 ~ 16 :00 进
行 2 次 2h的抽气测定 。 得出每天最低和最高挥发量 ,平均后乘以 12 ,估算出每天的 NH3 挥发量 。
试验共设 5 个处理 ,3 次重复 ,小区面积为 0畅5m2 ,施肥量见表 1 。 稻季 N 肥(尿素)按基肥∶分蘖肥∶穗
肥 = 4∶2∶4 的比例施入 ;P 肥(过磷酸钙)以基肥一次性施入 ;K 肥则基肥和穗肥各占一半施入 ;猪粪和秸秆
均作基肥一次性施入 ,其中猪粪是鲜样 ,含水量60 % 左右 ,全N含量26畅8 g/kg ;秸秆为风干样 ,全N含量
8畅72g/kg 。 2005 年基肥 、分蘖肥和穗肥分别于 6 月
26 日 、7 月 2 日和 8 月 11 日施用 ,2006 年则分别于 6
月 20 日 、6 月 27 日和 8 月 7 日施用 。 每次施肥均在
傍晚 ,均匀撒施 。 灌水为试验田旁的河水 。
2   结果与分析
2畅1   稻田 NH3 挥发特性
2畅1畅1   2005 年稻季 NH3 挥发
表 1   试验小区的施肥量
T ab .1   Fer tilizer rates of experiment kg/hm2
处理
T reat ment
N P2 O5 K 2O 有机肥
M anure/stra w
CK(对照) 0 0 0 0
F1(低肥) 180 30 120 0
F2(高肥) 270 60 120 0
F1 + M(低肥 + 猪粪 ) 180 40 120 15000
F2 + S(高肥 + 秸秆 ) 270 60 120 4500
图 1   2005 年稻季 NH3 挥发量的变化
Fig .1   The changes of ammonia volatilization after
fer tilization during rice growth period in 2005
    尿素施入稻田后很快水解形成 NH +4 唱N 并随之发生
NH3 挥发 ,此过程主要发生在施肥后的 3d 内(图 1) ,其中
基肥施用后 3d 内的 NH3 挥发量占基肥挥发总量的
86 % ~ 92 % ,分蘖肥偏低 ,为 68 % ~ 93 % ,穗肥最高 ,超过
95 % 。 从图 1 可以看出 ,不同处理的 NH3 挥发曲线变化趋
势相似 ,但 F2 + S 处理在施用基肥后的第 1d NH3 挥发量
达到了峰值 6畅0kg/hm2·d ,而其余施肥处理的最高值均出
现在基肥后的第 3d ,这是由于通常尿素水解生成 NH3 要
2 ~ 3d时间 ,而在高温下分解的秸秆可激发尿素水解 ,加速
了 NH3 挥发[5] 。 F1 + M 与 F1 处理 NH3 挥发曲线趋势一
致 ,但前者高于后者 ,这是由于猪粪中 N 素易挥发 ,且挥发
过程稳而长[6] 。 有机肥对 NH3 挥发的促进作用在基肥期
最为明显 ,后两次追肥逐渐减弱 ,这主要因为施用初期有机肥 N 素含量相对较高 ,而此时微生物在田间高温
和风的作用下快速增长和繁殖 ,很快将易分解的有机肥分解成 NH +4 唱N ,并以 NH3 的形式向大气中挥发 ,使
土壤 N 素含量降到很低[7] 。 不同施肥处理的 NH3 挥发量范围在 8畅2 ~ 28畅7kg/hm2之间(表 2) ,且随施肥量
增加而增加 ,不同施肥处理 NH3 挥发量的高低依次为 :F2 > F1 > CK 和 F1 + M > F1 ,即鲜猪粪能增加 NH3
挥发 ;而处理 F2 + S 略小于 F2 值 ,表明秸秆对 NH3 挥发影响不大 。
    各施肥处理 NH3 挥发量
占尿素施用量的比例 (挥发
率)在 3畅7 % ~ 8畅8 % 之间(表
2) 。 3 次施肥后各处理 NH3
挥发率以分蘖肥后最高 ,为
4畅4 % ~ 19畅1 % ,穗肥后最低 ,
为 3畅5 % ~ 4畅1 % ,这与朱兆良
的研究结果相符[1] 。 造成这
种差异的原因主要与施肥后
的天气 、作物吸收以及作物的
郁闭度有关 。 基肥施用后天
气闷热 ,少风 ,抽气时的温度
在 28 ℃ 左右 ,且多阵雨 ,不利于 NH3 挥发 ;而分蘖肥和穗肥后气温升高 ,在 35 ℃ 左右 ,日照强烈 ,风速增强 ,
第 6期 张   静等 :太湖地区乌栅土稻田氨挥发损失的研究 85 
有利于 NH3 挥发 。 另外水稻生长后期对 N 素的吸收量增加 ,明显减少了穗肥后 NH3 挥发损失 。
2畅1畅2   2006 年稻季 NH3 挥发
图 2   2006 年稻季 NH3 挥发量的变化
Fig .2   The changes of ammonia volatilization after
fer tilization during rice growth period in 2006
各施肥处理基肥挥发量峰值除 F2 处理出现在施肥后的
第 2d(图 2) ,其余均出现在施肥后的第 1d ,均比 2005 年提前
1 ~ 2d ,且最高挥发量达 18畅1kg/hm2 。 这是由于和上年稻季相
比 ,2006年施用基肥后的高温和强日照 ,更利于尿素水解和
NH3 挥发 。猪粪和秸秆在基肥施用后的激发作用也更明显 ,
F2 + S处理在施肥后第 1d的挥发量是 F2 的 3畅1倍 ,F1 + M 是
F1的 1畅8 倍 ,而上季两者比值分别为 1畅7 和 1畅4 。
2006 年稻季 NH3 挥发量动态变化趋势与 2005 年相似
(图 2) ,随着施肥量的增加而增加 ,大小依次为 F2 > F1 >
CK ,F1 + M > F1 ,F2 + S > F2 。 但各施肥处理 NH3 挥发量明
显高于上季 ,在 21畅8 ~ 62畅1kg/hm2 之间 ,其中基肥和分蘖肥
挥发量分别是上季的1畅7 ~ 3畅3倍和1畅9 ~ 4畅1倍 ,穗肥为
0畅8 ~ 1畅9 倍 。 这可能主要受降雨影
响 ,2006 年基肥后第 3d 才有阵雨 ,而
2005 年在基肥后紧接着有连续 2d 的
阴雨 ,而 NH3 挥发损失主要发生在施
肥后的 3d 内 。 不同施肥处理的总
NH3 挥发率在 10畅0 % ~ 18畅9 % 之间
(表 3) ,以分蘖肥最高 ,为 18畅0 % ~
40畅0 % ,穗肥最低 ,为2畅8 % ~ 7畅8 % 。
2畅1畅3   有机肥对 NH3 挥发的影响
根据 2005 年和 2006 年 F1 + M 和
F1 处理挥发总量的差值 ,得出增施猪
粪所增加的挥发量分别为4畅6kg/hm2
表 3   2006 年稻季 NH3 挥发量
Tab .3   The total amount of ammonia volatilization during
rice growth period in 2006 kg/hm2
处理
T reatment
基肥
Basal dressing
分蘖肥
Top唱dressing
at t illering
穗肥
Top唱dressing
at panicle
总挥发量
T otal NH 3
loss
总挥发率/ %
NH3 loss to
fe rtilizer N
applied
  CK   0畅2( - )   0畅1( - )   0畅1( - )     0畅3     -
F1 12畅0(16畅6) 倡   6畅5(18畅0) 3畅4(4畅7) 21畅8 10畅0
F2 25畅6(23畅7)   19畅3(35畅8) 8畅1(7畅5) 53畅1 16畅2
F1 + M 18畅9(26畅3)   8畅7(24畅2) 2畅1(2畅8) 29畅7 13畅6
F2 + S 32畅0(29畅6)   21畅6(40畅0) 8畅5(7畅8) 62畅1 18畅9
和 7畅9kg/hm2 ,表明鲜猪粪自身 NH3 挥发量不容忽略 ;F1 + M 处理的挥发率 ,当计入猪粪带入的总 N 量
160kg/hm2 左右时 ,2005 年总挥发率由 5畅9 % 降为 3畅1 % ,2006 年由 13畅6 % 降为 7畅2 % ,大约降低 50 % 。 而
秸秆对 NH3 挥发的影响主要表现为前期激发尿素快速水解 ,而对挥发量影响不明显 。
表 4   各处理 NH3 挥发量与田面水
NH+4 唱N 浓度的相关性
Tab .4   The correlation of NH3 loss and
NH +4 唱N concentration of surface water
处理
T rea tment
r(2005) r(2006)
CK - -
F1 0畅905 倡倡 0畅851 倡倡
F2 0畅802 倡倡 0畅786 倡倡
F1 + M 0畅873 倡倡 0畅931 倡倡
F2 + S 0畅959 倡倡 0畅929 倡倡
    倡倡 表示显著性水平 P < 0畅01( n = 10) 。
2畅2   NH3 挥发量与田面水 NH +4 唱N浓度的关系
NH3 挥发量与田面水 NH +4 唱N 浓度呈线性正相关(表 4) ,且达到
极显著水平 。 2005 年和 2006 年的 r 值分别为 0畅802 ~ 0畅959 和
0畅786 ~ 0畅931 。 其中 F2 + S 处理的相关性最好 ,F2 处理的相关性最
差 。 这一结论已被许多研究证实[8 ,11] ,即田面水 NH +4 唱N 浓度是影响
NH3 挥发的重要因素 ,是 NH3 挥发量大小的重要指标 。
3   小结与讨论
本试验表明 ,太湖地区乌栅土稻田 2005 年和 2006 年稻季 NH3
挥发量分别为 8畅2 ~ 28畅7kg/hm2 和21畅8 ~ 62畅1kg/hm2 ,各占尿素施
用量的 3畅7 % ~ 8畅8 % 和 10畅0 % ~ 18畅9 % 。 已有报道的稻田 NH3 挥
发损失率变幅较大 ,为 10 % ~ 60 % [2 ,10] ,宋勇生等在本区用微气象法
测得的水稻各生长时期 NH3 挥发率为18畅6 % ~ 38畅7 % [9] 。 与上述结果相比 ,本研究 2005 年结果偏低 ,主要
由于不同地区土壤和不同年份气象因子的变化较大 ,同时也可能由于试验测定频度较低[8] 。 本研究中 ,稻
田 NH3 挥发率以分蘖肥后最高 ,穗肥后最低 ,且挥发过程主要发生在施肥后的 3d 内 ;稻田 NH3 挥发量与田
面水中 NH +4 唱N 浓度呈极显著线性正相关 。 因此可以根据损失特点进行人为控制 ,以减少挥发 。
试验还分析了有机肥对 NH3 挥发的影响 ,结果表明 ,猪粪促进氨挥发作用较缓慢 ,但明显增加了 NH3
86  中 国 生 态 农 业 学 报 第 15 卷
挥发量 ;而秸秆在施肥后 ,开始有激发尿素快速水解作用 ,基肥后第 1d 出现挥发高峰 ,随后迅速下降 ;但究
竟增加还是减少挥发总量 ,2 年的研究结果并不一致 。 秸秆对 NH3 挥发的影响对正确评价秸秆还田非常
重要 ,因此有待进一步试验验证 。
参   考   文   献
1   朱兆良 ,文启孝 .农业生态系统中化肥氮去向和氮素管理 .中国土壤氮素 .南京 :江苏科学技术出版社 ,1992 .213 ~ 249
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第 6期 张   静等 :太湖地区乌栅土稻田氨挥发损失的研究 87