华北露地茄田氮肥减施综合方案的增效减排成效分析*

郑益旻，郭李萍，杨荣全，曹 飞，牛晓光，刁田田，云安萍，谢立勇

华北露地茄田氮肥减施综合方案的增效减排成效分析*

郑益旻1,2，郭李萍2，杨荣全2，曹 飞2，牛晓光2，刁田田2，云安萍2，谢立勇1**

（1．沈阳农业大学农学院，沈阳 110161；2．中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所/农业农村部农业环境重点实验室，北京 100081）

2018年6−11月在华北露地茄田设置不施肥处理（CK）、常规施氮处理（N1）、减氮20%处理（N2）、减氮50%处理（N3）、减氮20%并施用抑制剂包膜尿素处理（N2I）及减氮20%并增施生物炭（N2B）6个处理。测定并分析不同氮肥减施综合方案对作物氮肥利用率、土壤氨挥发及N2O排放的影响。结果表明：（1）与常规施氮处理（N1）相比，减氮20%（N2）对茄子产量无显著影响，减氮50%处理（N3）茄子显著减产。施用抑制剂包膜尿素（N2I）或添加生物炭（N2B）可提高作物氮肥利用率。（2）土壤氨挥发、N2O排放与施肥关系密切，各施肥处理的氨挥发、N2O排放量均高于不施肥处理（CK），两种气体的排放系数分别为9.6%～14.8% （氨）和0.9%～1.1%（ N2O），排放通量峰值均出现于施肥之后。（3）与常规施氮（N1）相比，N2、N3、N2I和N2B的土壤氨挥发累积量分别降低20.3%、48.6%、41.7%和30.7%。在不影响产量的前提下，减氮20%并施用抑制剂包膜尿素处理（N2I）减排效果最好。（4）与常规施氮（N1）相比，N2、N3、N2I和N2B的N2O累积排放量分别降低21.5%、41.7%、44.2%和31.6%。N2I处理的累积排放量远低于常规施氮（N1）处理，与减氮50%处理（N3）的N2O累积水平相当。综上，减氮20%并施用抑制剂包膜尿素处理对蔬菜产量无显著影响，氮肥利用率有一定程度提高，且对环境风险小，主要体现为氨挥发和N2O减排效果显著，成本适中，是华北地区露地茄田增效减排的优选推荐方案。

菜田；氮肥利用率；氨挥发；N2O排放；硝化抑制剂；脲酶抑制剂；生物炭

施肥是现代农业生产获得优质高产的重要保障。但片面追求高产，缺乏科学指导，过量施用氮肥已成为普遍现象。蔬菜作物的氮肥投入量远高于粮食作物。Huang等[1]对京津冀鲁10个区市县的肥料施用情况展开调查，结果表明，设施蔬菜和露地蔬菜的总施氮量分别为粮食作物的5.2倍和2.5倍。不合理的氮素施用在造成资源浪费的同时，未经作物及时吸收的氮素会向大气排放氨、N2O等气体，对气候、大气与水环境造成严重影响[2−5]。

研究指出[6]，氮肥农学利用率、偏生产力和表观利用率都随施氮量的增加而下降。适当减施氮肥不仅可以提高作物氮肥利用率，还会显著降低氨、N2O的排放量与排放速率[7−8]。但不可否认，过量减氮势必引起减产，造成经济损失。姜慧敏等[9]对番茄的研究表明，在菜农常规施氮量基础上减氮30%～50%，可达到保产增效的目的。此外，一些土壤改良剂及肥料增效剂如生物炭、抑制剂包膜尿素等逐渐进入人们视野，为农业生产经营者接受。相关研究表明[10−11]，生物炭、抑制剂包膜尿素可提高作物氮肥利用率，抑制氨挥发与N2O排放，但不同类别生物炭、抑制剂包膜尿素在不同区域、不同性质的土地上，表现出的增效减排结果存在显著差异[12−13]。

在京津冀一体化及城市化发展的大趋势下，区域蔬菜种植面积逐年增加。针对日益凸显的高投入、低效率、高污染等问题，相关研究者提出了诸多解决方案，减施氮肥、增施生物炭和施用抑制剂包膜尿素作为几类代表性方案已受到广泛认同。而在露地菜田背景下，将几种代表性方案综合运用的研究却鲜有报道。本试验拟探究不同氮肥减施综合方案对华北地区露地茄田茄子产量、作物氮肥利用率、土壤氨挥发及N2O排放数据的影响，明确氨、N2O在不同方案背景下的排放动态、积累量变化规律，以期为该地区蔬菜生产寻求最优管理方案，为合理施肥提供科学依据，促进蔬菜产业绿色、可持续发展。

1 材料与方法

1.1 试验点概况

试验点位于河北省保定市清苑县东林水村（115.45°E，38.71°N），属典型温带大陆性季风气候，年均温12℃，最热月（7月）平均气温为27℃，年均降水量450～550mm，其中7−8月降水量约占全年60%。试验区土壤为潮褐土，2018年茄子移栽前土壤0−20cm基本理化性状为，pH8.5，有机质24.4g·kg−1，全氮1.5g·kg−1，碱解氮87.4mg·kg−1，速效磷67.0mg·kg−1，速效钾421.3mg·kg−1。茄子生育期逐日气温和降水量见图1。

1.2 试验设计及田间管理

试验共设6个处理，每处理3个重复，随机排列区组，每个小区长3.8m，宽2.6m，小区面积28.8m2。每个小区为3垄2沟，垄宽60cm，每垄种植2行茄苗；垄沟宽度90cm，用于追肥和灌溉。处理设计思路为不同的施氮水平（0、常规施氮水平、常规施氮水平下减氮20%和50%），以及减氮20%基础上配合双抑制剂（硝化抑制剂和脲酶抑制剂）和减氮20%水平上配合生物炭施用。

图1 2018年茄子生育期气温和降水量变化过程

（1）CK：不施氮肥。其它管理方式同常规处理。

（2）N1：常规施氮。氮磷钾三种元素的施用量分别为550、200、300kg·hm−2（以N、P2O5、K2O计）。

（3）N2：减氮20%。在常规施氮量基础上降低20%N，磷钾元素施入量不变，即氮磷钾三元素的施用量分别为440、200、300kg·hm−2。

（4）N3：减氮50%。在常规施氮量基础上降低50%，磷钾元素施入量不变，即氮磷钾三元素的施用量分别为275、200、300kg·hm−2。

（5）N2I：减氮20%并结合抑制剂包膜尿素。肥料施用量及施用模式与N2处理相同，在追肥期使用抑制剂包膜尿素代替普通尿素，包膜主要成分为脲酶抑制剂NBPT及硝化抑制剂DMPP，包膜尿素由国内某公司制造。

（6）N2B：减氮20%并增施生物炭。将28t·hm−2花生壳生物炭与基肥一并施入，肥料种类、施用量及施用模式与N2处理相同。

各处理氮肥分基肥与追肥分别施入，基肥施肥方式为垄上开沟撒施后覆土；追肥方式为垄沟中撒施，同时结合灌溉进行。基肥为腐熟的商品有机肥，氮磷钾含量分别为1.3%、1.36%、1.36%。基肥中的氮元素施入量占当季作物总施入量的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分别追施。磷肥以基肥形式一次性施入。钾肥分基肥、追肥（8月5日）两次施入，基肥期施钾量占总量的2/3，追肥期钾施入量为总量的1/3。

供试作物为黑星圆茄，每垄种植2行茄子，株距45cm，行距90cm，种植密度为27083株·hm−2。茄子于2018年6月29日移栽（4片真叶），之后经历3次追肥灌溉（8月5日、9月7日、10月9日），及4次单独灌溉（7月27日、8月28日、9月19日、10月23日），11月4日拉秧。

1.3 取样及测定方法

土壤氨挥发取样及测定：采用“流动抽气法”，氨挥发捕获装置参照文献[14]，氨挥发收集装置原理如图2所示。箱体为长方体，四周为不透明PVC材料，箱盖为有机玻璃，箱盖与箱体之间用密封螺丝及胶垫密封，箱体采用两个规格，分别为长30 cm、宽15cm、高10cm的垄（沟）上箱，以及长30cm、宽8cm、高10～20cm（底部成梯形）的半垄半沟箱，每个小区安装3个采气箱，分别位于垄中心、沟中心、半垄半沟连续体部位。箱体两侧分别安装有通气管，一侧为进气管（连接2m高处大气）；另一侧为出气管，出气管路通过2级装有稀硫酸的洗气瓶，洗气瓶的另一侧与气泵相连，取样时，将箱体插入土壤内5cm密封，在气泵作用下，通过箱体的气体被洗气瓶中的稀酸吸收。施肥灌溉后24h开始取气测定，于采样日8：00−11：00开启真空泵，气体交换速率为15～20次·min−1。收集到的稀酸吸收液在4h内用靛酚蓝比色法测定其中NH4+含量。施肥后连续取样7d，7d后适时延长取样间隔（2～7d），直至施氮处理与不施氮处理氨挥发通量无差异时停止测定。

图2 氨挥发捕获装置示意图

N2O取样及测定：采用静态箱−气相色谱法，箱体为长75cm、宽20cm、高25cm的PVC无底长方体，箱体顶部装有温度探头及三通阀开关，箱体底座为不锈钢材质，插入土壤中5cm，取气时将箱体扣于不锈钢底座上，而后在底座凹糟中加水密封。取气时间在每日9：00−10：00，扣箱后0、15、30min分别取气，并实时记录箱内温度。同时，用便携式土壤水分速测仪（SU-LE）测定土壤5cm处温度和水分含量（%，v/v）。施肥后连续取样7d，7d后适时延长取样间隔（2～7d），降雨后连续加测3d。气体样品于1周内用气相色谱仪（Agilent7890B）测定N2O浓度。

产量测定：选取小区内具有代表性的四株茄秧，统计整个生育期内单果重、单株果实数，计算单株产量。茄子的单株产量与其种植密度的乘积即为茄子产量。

茄子各部位氮含量的测定：拉秧时，选取小区内长势良好的茄秧，将其茎叶（包括平时所收集的枯叶）分开称量，果实采用盛果期的果实，置于烘箱内105℃杀青30min，80℃下烘至恒重，烘干后用粉碎机粉碎，并用酸消解全氮法测定氮含量。

1.4 指标计算方法

（1）氨挥发通量

式中，FNH3为氨挥发通量（以N含量表示，下同）（g·hm−2·d−1）；i为洗气瓶编号，每小区共6个洗气瓶；c为洗气瓶中的NH4+−N浓度（以N含量表示）（μg·mL−1）；v为洗气瓶中的溶液体积（mL）；t为取样时长（3h）；S为箱体总底面积（0.114m2），24为一天的总时长（24h），0.24为单位换算系数。

（2）N2O排放通量

（3）累积排放量

累积排放量为气体排放通量乘以相邻两次取样的间隔天数，并逐次累加。

式中，A为气体累积排放量（kg·hm−2）；F为气体（氨或N2O）排通量（kg·hm−2·d−1）；D为间隔天数（d）。

（4）排放系数

式中，EF为排放系数（%）；A为某处理中氨或N2O在生育期内的气体累积排放量（kg·hm−2）；A0为不施肥处理（CK）在生育期内的气体累积排放量（kg·hm−2）；N为生育期内的氮素投入量（kg·hm−2）。

（5）地上部吸氮量

式中，U为植物地上部分吸氮量（kg·hm−2）；Uf为单株茄子在生育期内的果实含氮量总和（kg）；Ul为单株茄子叶片含氮量总和（kg）；Us为单株茄子茎枝含氮量总和（kg），PE为茄子的种植密度（27083株·hm−2）。

（6）氮肥利用率

式中，NRE为氮肥利用率（%）；U为某处理的地上部分吸氮量（kg·hm−2）；U0为不施肥处理（CK）的地上部分吸氮量（kg·hm−2）；N生育期内的氮素投入量（kg·hm−2）。

1.5 数据统计与分析

采用Microsoft Excel 2010软件分析处理数据并作图，用SPSS21.0软件进行方差分析和显著性检验。

2 结果与分析

2.1 氮肥减施综合方案对茄子产量和氮肥利用率的影响

由表1可见，各施肥处理中茄子的单产均高于不施肥处理（CK），减氮20%处理（N2）较常规处理（N1）减产4.7%，二者差异不显著；减氮50%处理（N3）较常规处理（N1）减产25.0%（P＞0.05）。由此可见，适当降低施氮量（减氮20%）不会造成显著减产，氮肥施用不足（减氮50%）则会造成显著减产。减氮20%并施用抑制剂包膜尿素处理（N2I）较N1减产5.0%，作物吸氮量提升4.4%，较N2处理的吸氮量提升5.3%。减氮20%并添加生物炭处理（N2B）较N1减产10.9%，吸氮量提升6.6%，较N2处理的吸氮量提升7.4%。可见，抑制剂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，其产量差异不显著。

表1 各处理茄子产量与氮肥利用率比较

注：同列小写字母表示处理间在0.05水平上的差异显著性。下同。

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

2.2 氮肥减施综合方案对土壤氨挥发的影响

2.2.1 氨挥发通量

由图3可知，各处理土壤氨挥发通量随时间变化的整体趋势一致，施肥是影响其动态变化的主要因素，不施肥处理（CK）的氨挥发通量在茄子生长期内均处于较低水平，通量值为0～506.8g·hm−2·d−1。各施肥处理在基肥期土壤氨挥发通量很少，且各处理间差异不大，通量值为52.7～607.5g·hm−2·d−1，主要是由于基肥为腐熟有机肥且施入方式为覆土施肥，腐熟有机肥中速效氮素含量较低，氨挥发能力较低，且覆土阻碍了氨的挥发过程。与基肥期表现不同，每次追肥后，各处理土壤氨挥发通量数值升高明显，且处理间差异显著。

分析图3a可知，历次追肥期间，各施肥处理氨挥发通量值均显著大于CK处理，其中常规施肥处理（N1）的通量峰值最高，在追肥1～2d后通量峰值分别达到10413.7、8760.2和7769.5g·hm−2·d−1。其次为减氮20%处理（N2），3次追肥期间土壤氨挥发通量峰值分别为N1处理的72.5%、81.3%和70.3%。而减氮50%处理（N3），3次追肥期间土壤氨挥发通量峰值均最小，分别为N1处理的52.3%、55.7%和29.2%。从整个生育期土壤氨挥发通量均值看，CK处理为116.9g·hm−2·d−1，N1为871.9g·hm−2·d−1，N2、N3分别为N1的79.6%、51.1%。可见，减施氮肥可明显降低追肥期间的氨挥发通量峰值及生育期内的氨挥发通量均值。

减氮20%并结合抑制剂包膜尿素处理（N2I）及减氮20%增施生物炭处理（N2B）的氨挥发通量动态如图3b所示。由图可见，其通量的季节动态趋势与减氮处理一致，基肥阶段通量水平较低，追肥期通量较高。其中N2I处理于3次追肥后土壤氨挥发通量峰值分别为5951.8、5322.5和3561.4g·hm−2·d−1，明显低于传统施氮处理（N1），分别为N1处理峰值的57.2%、60.8%、45.8%，为N2处理峰值的78.8%、74.7%、65.2%。N2B处理的峰值分别为6877.3、7034.4和4362.7g·hm−2·d−1，为N1处理峰值的66.0%、80.3%、56.2%，N2处理峰值的91.0%、98.7%、79.9%。从土壤氨挥发平均通量来看，N2I处理在整个茄子生长期的平均土壤氨挥发通量为508.3g·hm−2·d−1，为N1处理的58.3%，N2处理的73.2%，N2B处理的平均氨挥发通量为604.6g·hm−2·d−1，为N1处理的69.3%，N2处理的87.0%。综上所述，施用抑制剂包膜尿素和生物炭均降低土壤氨挥发通量峰值，降低生育期内的氨挥发平均通量，且使用抑制剂包膜尿素的效果略好于施用生物炭。

图3 2018年茄子生育期土壤氨挥发通量动态

2.2.2 氨挥发累积量

由表2可知，各处理土壤氨挥发累积量在12.6～94.2kg·hm−2，且基肥期各处理的氨挥发累积量占比较低，为6%～8%。土壤氨挥发累积量占比较高的阶段为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，第二次追肥期的氨挥发累积量占生育期总挥发量的34%～36%，第一次追肥期的积累量占比为29%～34%。这是由于第一次追肥的8月降雨频繁，降雨使土壤水分含量较高，土壤通透性和气体扩散变差，在一定程度上抑制了氨挥发过程。

表2数据显示，整个生育期内N1处理的土壤氨挥发累积量最大；N2处理累积总量较N1处理降低20.3%；N3处理较N1降低48.6%，氮肥投入量（x）与氨挥发累积量（y）呈线性关系，线性拟合方程为y = 0.1475x + 10.858（R² = 0.9949**）。而N2I处理的累积总量较N1处理降低41.7%，较N2降低26.5%；N2B处理累积总量较N1处理降低30.7%，较N2处理降低13.0%。表明减少氮肥投入可以有效降低土壤氨挥发累积量，在减氮基础上添加抑制剂或生物炭均可进一步降低土壤氨挥发量。

2.3 氮肥减施综合处理对茄子生育期土壤N2O排放的影响

2.3.1 N2O排放通量

由图4可知，在施肥、灌溉和降水的影响下，各处理N2O排放通量随时间的变化规律较一致。主排放峰均在历次追肥后，在降水和灌溉的影响下，各处理均出现了几个较低的排放峰。各施肥处理的N2O排放通量均显著大于CK处理。与土壤氨挥发通量变化规律相近，基肥期各处理土壤N2O排放通量差异不大，为4.3～99.4g·hm−2·d−1，不同处理间N2O排放通量差异主要表现在追肥期。其中N1处理的N2O排放通量峰值在追肥后分别达到602.4、403.9和381.0g·hm−2·d−1，显著高于其它处理。其次为减氮20%（N2处理），通量峰值分别为N1处理的77.6%、74.5%和68.2%；减氮50%（N3处理）在3次追肥后，通量峰值分别为N1处理的58.5%、50.4%和54.5%。从整个生育期N2O排放通量平均值看，N1处理的N2O排放平均值为83.7g·hm−2·d−1，N2处理为N1处理的78.3%；N3处理的N2O排放平均值为N1处理的58.0%，可见，土壤N2O排放峰值的高低及在整个生育期的平均排放通量与氮肥投入密切相关，降低氮肥投入可显著降低N2O排放峰值及平均排放通量。

减氮20%并施用抑制剂包膜尿素处理（N2I）及减氮20%增施生物炭处理（N2B）的N2O排放通量动态，如图4b所示。由图可见，基肥期间N2I、N2B处理的N2O排放通量较低，与其它减氮处理差异不大，主要排放过程同样集中于追肥期。3次追肥后，N2I处理的N2O排放峰值分别为333.4、232.3和146.1g·hm−2·d−1，为N1峰值的55.3%、58.7%和38.3%，为N2处理峰值的71.3%、78.7%和56.2%；而N2B处理的峰值分别为329.6、285.2和177.8g·hm−2·d−1，为N1处理峰值的54.7%、70.6%和46.7%及N2处理峰值的70.5%、94.8%和68.4%。从N2O平均排放通量来看，N2I在整个茄子季的N2O平均排放通量为46.7g·hm−2·d−1，分别为N1处理的55.7%，N2处理的71.2%；N2B处理的N2O平均排放通量为57.6g·hm−2·d−1，分别为N1处理的68.8%，N2处理的87.8%。

表2 茄子生育期土壤氨挥发累积量及不同施肥期占比

可见，抑制剂包膜尿素和生物炭均可显著降低土壤N2O排放峰值与N2O平均排放通量，且抑制剂包膜尿素减排效果好于生物炭。

图4 茄子生育期土壤氧化亚氮排放通量动态

2.3.2 N2O累积排放量

各处理茄子生育期内N2O累积排放量及不同时期N2O排放量占比见表3。从表可知，基肥期为整个生育期N2O累积排放量最低的时期，与氨挥发的规律不同，各处理在第一次追肥期的排放占比为全生育期最高，占总量的43.5%～50.4%，此阶段土壤温度和水分含量均处于较高水平（图1），有利于土壤微生物活动及硝化反硝化作用的进行。

分析表3可知，常规施氮处理（N1）的N2O累积排放量最大。N2处理的累积排放量较N1处理降低21.5%。N3处理的N2O累积排放量最低，较N1降低41.7%。综上数据，本研究得到施氮量（x）与N2O累积排放量（y）两个不同的拟合方程，其指数关系方程为y1=2.5275e0.0022x（R2=0.9952**），线性关系方程为y2=0.0105x+2.2789（R2= 0.9837*）。N2I处理的N2O累积排放量较N1和N2处理分别降低44.2%和28.9%。N2B处理的N2O累积排放量较N1和N2处理分别降低31.6%和12.6%。综上，此两种方案都可显著降低N2O累积排放量，且在本实验条件下，N2I处理的减排效果优于N2B。

3 结论与讨论

3.1 讨论

施肥是现代农业生产稳产增收的重要手段，本试验数据显示，氮肥施用量是影响茄子产量的主要因素，各施肥处理的茄子产量均大于不施肥处理（CK），常规施氮处理（N1）的产量最高，但其氮肥利用率较低。与常规施氮处理相比，减氮20%处理（N2）对产量无显著影响，氮肥利用率较高，而减氮50%（N3）明显减产。相关文献表明[15]，过量施用氮肥会阻碍作物根系向下生长，抑制根系吸收养分的能力。所以，为保证作物产量，提高作物的氮肥利用率，氮肥施用量应控制在一个合理的范围内。诸多研究指出[16−18]，施用抑制剂或生物炭可增加作物吸氮量，提高作物氮肥利用率，就本研究结果而言，减氮20%并施用抑制剂包膜尿素处理（N2I）与减氮20%增施生物炭处理（N2B）的作物氮肥利用率较常规施氮处理（N1）提高7～9个百分点，有一定提升氮肥利用率的作用，但对产量的影响不显著，说明本试验条件下的氮素减量还有一定空间。

表3 茄子生育期土壤N2O累积排放量及不同施肥期占比

土壤氨挥发受物理过程主导，其受氮肥，尤其是铵态或酰胺态氮肥用量的影响。本实验中氨挥发系数在9.6%～14.8%，与其它露地菜地结果接近[19]。文献表明[20]，生物炭可对土壤氨挥发过程进行阻控，生物炭具有较大的比表面积及多种化学吸附点，为吸附NH3、NH4+提供可能。Taghizadeh-Toosi等[21]通过15N标记方法证实了生物炭具有吸附NH3的性能，并进一步证明生物炭吸附的NH3在后期可被植物吸收利用。本研究中，减氮20%并增施生物炭处理（N2B）的氨挥发总量较常规施氮处理（N1）降低30.7%，较减氮20%（N2）处理降低13.0%，达到了一定的减排效果。同时有研究指出，生物炭在不同性质的土壤中所表现的氨挥发抑制能力有较大差别，王江伟[22]对酸性土壤和碱性潮土的研究表明，生物炭使两种土质的氨挥发分别增加329%与197%；而程效义等[23]在棕壤上得出的实验结果则与之相反，施用生物炭使氨挥发累积量降低了37%。相对于N2B处理，减氮20%并施用抑制剂包膜尿素处理（N2I）的减排效果较为明显，N2I处理较N1处理排放积累总量降低41.7%。相关研究表明[24]，由于硝化抑制剂提升了土壤铵态氮的浓度，单独使用硝化抑制剂并不能减少氨挥发，双抑制剂的减排效果较好。N2I处理中，脲酶抑制剂NBPT是抑制氨挥发的主要作用物。

与氨挥发系数相比，N2O排放系数仅占总施氮量的0.9%～1.1%，相关文献中N2O排放系数与此数值接近[25−26]。而对于氮肥施用量与N2O排放量之间的数量关系，有研究者认为N2O排放量与氮肥施用量之间呈线性关系[27]；但Hoben等[28]认为 N2O排放量与氮肥用量之间并非简单的线性关系，而是指数关系。本实验中，N2O排放量与氮肥施用量之间更符合指数关系，所呈现的指数关系应从土壤微生物层面进行解释。阎宏亮等[29]对菜地土壤N2O排放来源的研究表明，N2O的排放为生物过程所主导。因此，N2O指数增量曲线与生物种群“J”型增长曲线较为接近，在一定程度上反映当前实验环境中相关微生物的生长处于理想状态，同时生物种群“S”型增长曲线则可以解释较低施氮量无法影响N2O排放量[30]及N2O排放阈值等问题[31]。这意味着，在本实验中，减施氮肥虽取得了较好的减排效果，但在较高或较低施氮水平下增减施氮量，可能无法影响N2O排放。本试验中，N2B处理的N2O排放积累量较N1降低31.6%，较N2降低12.6%，说明生物炭对抑制N2O排放也起到了一定作用。从理化性质上看，生物炭的特性会从土壤通气性、pH值、硝化及反硝化反应底物浓度等方面对N2O减排产生积极影响。但如同生物炭对氨挥发的阻控效果，诸多研究结果间存在差异<[32−35]。生物炭作为一种生物质土壤改良剂拥有相当可观的应用前景，但其施用于不同类型土壤时，对农田中氮素气体排放、作物吸氮量、土壤微生物种群数量与种群结构、土壤氮素积累等方面影响存在诸多不同[36]，应因地制宜选择生物炭种类，在讨论生物炭对农田气体排放的影响时，要结合实验地条件、作物种类与作业模式进行具体分析。与施用生物炭相比，脲酶抑制剂、硝化抑制剂多年来广泛应用于提高作物氮素利用率，减少氮素流失[37−40]，尤其是硝化抑制剂对N2O排放有明显的抑制作用[41−42]。包膜尿素中使用脲酶抑制剂NBPT可抑制酰胺态氮的水解，同时硝化抑制剂DMPP可通过抑制NH4+向MH2OH（羟胺）的转化减少N2O排放[43]。本实验中，N2I处理对N2O的减排效果最为明显，与传统施氮处理（CK）相比，N2O排放总量降低了44.2%，其排放量与减氮50%处理（N3）接近，且成本低于生物炭，为减氮综合管理措施中的最优选项。

3.2 结论

（1）在常规施氮量基础上减氮20%对茄子产量无显著影响，在减氮20%基础上施用抑制剂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）氮肥施用量与氨挥发累积量呈线性关系，氨挥发系数在9.6%～14.8%，减施氮肥可直接降低氨挥发量。与传统施氮相比，减氮20%使氨挥发累积排放量降低20.3%，在减氮20%基础上施用抑制剂包膜尿素或增施生物炭可使氨挥发累积量分别降低41.7%和30.7%。

（3）氮肥施用量与N2O累积排放量的数量关系更接近指数关系，N2O排放系数为0.9%～1.1%。减氮20%使N2O累积排放量降低21.5%，减氮20%结合抑制剂包膜尿素和减氮20%基础上增施生物炭，分别使N2O减排44.2%和31.6%。

（4）在不同氮肥综合管理措施中，减氮20%并施用抑制剂包膜尿素在保证产量的基础上提高了氮肥利用率，重要的是，造成的环境风险小，其土壤氨挥发和N2O排放量均最低。综上，合理减氮并结合脲酶抑制剂和硝化抑制剂施用是降低菜地土壤氨挥发和N2O排放并对蔬菜产量无负面影响的最优措施。

[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] 邓明君,罗文兵.中国农业氨排放的时空演变趋势与减排潜力分析[J].中国生态农业学报,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] 刘佳,张杰,徐昌旭,等.氮肥用量对诸葛菜产量及氮素吸收利用的影响[J].中国油料作物学报,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,郝庆菊,陈世杰,等.地膜覆盖和施氮对菜地N2O排放的影响[J].环境科学,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,张建峰,杨俊诚,等.不同氮肥用量对设施番茄产量、品质和土壤硝态氮累积的影响[J].农业环境科学学报,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] 陈温福,张伟明,孟军.农用生物炭研究进展与前景[J].中国农业科学,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] 孙海军,闵炬,施卫明,等.硝化抑制剂施用对水稻产量与氨挥发的影响[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] 郑蕾,王学东,郭李萍,等.施肥对露地菜地氨挥发和氧化亚氮排放的影响[J].应用生态学报,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] 殷建祯,俞巧钢,符建荣,等.不同作用因子下有机无机配施添加DMPP对氮素转化的影响[J].土壤学报,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] 单立楠.不同施肥模式下菜地氨素面源污染特征及生态拦截控制研究[D].杭州:浙江大学,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] 王江伟.秸秆黑炭对农田作物生长、土壤性质及氨挥发的影响[D].杨凌:西北农林科技大学,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] 程效义,刘晓琳,孟军,等.生物炭对棕壤NH3挥发、N2O排放及氮肥利用效率的影响[J].农业环境科学学报,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] 张文学,孙刚,何萍,等.尿酶抑制剂与硝化抑制剂对稻田氨挥发的影响[J].植物营养与肥料学报,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] 阎宏亮,张璇,谢立勇,等.菜地土壤施用铵态氮肥后N2O排放来源及其动态[J].中国农业气象,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,白晋华,任寰宇,等.减氮和施生物炭对华北夏玉米冬小麦田土壤CO2和N2O排放的影响[J].中国农业气象, 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] 郭艳亮,王丹丹,郑纪勇,等.生物炭添加对半干旱地区土壤温室气体排放的影响[J].环境科学,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] 陈温福,张伟明,孟军.生物炭与农业环境研究回顾与展望[J].农业环境科学学报,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] 陈利军,史奕,李荣华,等.脲酶抑制剂和硝化抑制剂的协同作用对尿素氮转化和N2O排放的影响[J].应用生态学报[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] 郑福丽,李彬,李晓云,等.脲酶抑制剂的作用机理与效应[J].吉林农业科学,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] 孙志梅,武志杰,陈利军,等.硝化抑制剂的施用效果、影响因素及其评价[J].应用生态学报,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,周伟,等.菜地氮肥用量与N2O排放的关系及硝化抑制剂效果[J].土壤学报,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] 赵迅,郭李萍,谢立勇,等.不同农作措施对棕壤玉米田N2O排放及碳足迹的影响[J].中国农业气象,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

郑益旻,郭李萍,杨荣全,等.华北露地茄田氮肥减施综合方案的增效减排成效分析[J].中国农业气象,2019,40(12):747-757

2019−05−21

。E-mail：xly0910@163.com

国家重点研发计划课题“果园菜地肥料氮去向、损失过程与调控原理”（2017YFD0200106）

郑益旻（1993−），硕士生，主要从事温室气体排放与气候变化研究。E-mail：s_gustav@sina.com