CO2浓度升高对稻麦轮作农田氨挥发的影响

戴海洋，赵艺蓉，薛淮文，彭 翔，黄家宇，李天玲，胡正华，申卫收*

（1．南京信息工程大学环境科学与工程学院/江苏省大气环境监测与污染控制高技术研究重点实验室/ 江苏省大气环境与装备技术协同创新中心，江苏 南京 210044；2．南京信息工程大学应用气象学院/ 江苏省农业气象重点实验室，江苏 南京 210044）

由于人类活动造成大气二氧化碳（CO2）浓度迅速升高[1-2］，目前全球大气CO2浓度比工业革命前增加了40%，达到了400 mg/L[3］，21世纪末CO2浓度会再升高200 mg/L。IPCC第五次评估报告指出，人为排放到大气中的累积CO2约40%留存在大气中，其余储存在陆地和海洋中，将对未来全球变暖起到决定性作用。氨气（NH3）是大气中唯一的碱性气体，农田NH3挥发不仅会造成土壤氮素损失、降低氮肥利用效率，而且还是大气细颗粒物PM2.5的重要前体物，会加剧灰霾污染[4］。农田化肥施用和畜禽养殖是大气NH3排放的主要来 源[5］，其中农田NH3挥发占总氨排放量的60%以 上[6］，农田化肥施用产生的NH3排放量占人为源NH3排放总量的30%[7］。在农业生产中，稻麦轮作系统是一种典型的水旱轮作种植模式，主要分布在亚洲。在全球CO2浓度升高的背景下，研究稻麦轮作系统的NH3挥发，对于农业生产科学地应对未来气候变化挑战显得尤为重要。

大气CO2浓度升高可能改变陆地土壤-植物体系，进而影响农田生态系统养分循环。当前，CO2浓度升高的研究主要集中于碳、氮养分循环领域，对农田温室气体如甲烷、氧化亚氮排放以及土壤和作物性状、养分积累及转运影响的研究较多，侧重于对未来气候变化环境下温室气体控制，特别是全球粮食产量、品质的关注，但对于该气候背景下农田氨挥发损失的相关研究鲜见报道。以往的研究表明，土壤性质如土壤pH、阳离子交换量、CaCO3含量等因素影响农田NH3挥发。土壤pH是影响NH3挥发的重要因素之一[8-9］。一般认为，pH越高，NH3挥发量越高，这是因为随着pH的升高，液相中NH4+-N所占的比例越大，NH3挥发的潜力也就越大[10-11］。陈震等[12］发现土壤NH3挥发总量随着灌溉溶液pH的增大而增加。Chen等[13］发现将热裂解后形成的生物炭施入土壤可提高土壤pH，进而使氨挥发增加，在较高生物炭施加量时更为显著。CaCO3对于土壤NH3挥发的影响也是通过pH发挥作用，随着NH3挥发的不断进行，H+不断产生，pH不断降低，如果没有CaCO3的缓冲，pH会迅速降低，NH3挥发则随之停止。

农业管理措施中主要是施氮量、肥料类型、耕作方式等影响农田NH3挥发[14］。氮肥施用量是影响NH3挥发的最主要因子[15］，随着施氮量的增加，NH3挥发也随之增大[16-17］。有研究认为免耕会增加NH3的挥发量[18-19］，氮肥深施能够有效 地将NH3挥发底物带入深层土壤从而减少NH3挥发[20］，同时还可以促进土壤胶体对NH4+-N的吸附，提高氮肥利用率，降低NH3挥发损失[21］，也有研究表明NH3挥发不会受到耕作方式的影响[22］。

气象因素如气温和降水也会对农田NH3挥发造成影响。夏季由于气温高农田NH3挥发会远高于其他季节[23］。降水在不同的土壤条件下对农田NH3挥发的影响是不同的。一般对于旱地来说，降水会提高土壤水分，促进肥料迅速水解成NH3，从而促进旱地土壤的NH3挥发。杨洁等[24］发现NH3挥发速率的峰值喷灌方式显著小于沟灌方式。但是与此同时，水分含量过高时也可能会使水稻田面的NH4+-N浓度降低，反而会减少NH3的挥发。

对于全球气候变化背景下的农田气体排放研究，国际上多采用开放式大气CO2浓度升高（FACE）、OTC（Open-Top Chamber，开顶式气室）等方法。在考虑试验成本因素的情况下，OTC能够最大限度地还原自然环境，较好地模拟在高CO2浓度下农田作物的生长以及温室气体排放，获得的数据更接近于真实情况[25-27］。通常利用OTC模拟研究CO2浓度升高下植物生理和温室气体的排放特征，但对于CO2浓度升高下的NH3挥发特征了解较少。此外，CO2浓度渐升和骤升的生态效应尚不清楚。为了预测到21世纪末CO2浓度升高背景下农田氨挥发特征，采用OTC模拟CO2浓度渐升和骤升对稻麦轮作农田NH3挥发的影响，探明农田NH3挥发对CO2浓度升高的响应规律，这对未来全球气候变化情境下稻麦轮作农田生态系统NH3排放速率和排放总量的预测具有重要意义。

1 材料与方法

1.1 试验地概况

试验地位于江苏省南京市南京信息工程大学农业气象站，属亚热带气候，四季分明，降水量适中。每年的6月末至7月初为梅雨季节。根据当地种植制度栽培小麦和水稻，稻麦轮作、一年两熟。试验田占地约1600 m2，共设置12个气室（开顶箱），以廊桥为中心对称设置3个处理，每个处理4个重复。每个开顶箱间隔约8 m，开顶箱为正八边形棱柱体，高3 m，对边直径3.75 m，底面积10 m2，铝合金框架，周围安装高透光性的普通透明玻璃，顶部开口向内倾斜45°。气室中置有传感器和鼓风机来控制CO2浓度。试验地概况见图1。

图1 试验地概况

1.2 气温和降水量数据

2018～2020年大气温度和降水量数据如图2 所示。

1.3 试验处理

设置为期5年的田间原位试验，试验处理分别为CK（对照组）、T1（CO2渐增组）、T2（CO2骤增组），每组4个重复。作物生长期共施肥3次，每次施肥后均进行NH3和土样采集，并分析样品以得到NH3挥发通量和土壤pH、含水率、NH4+-N等土壤理化性质。CK组为自由空气中CO2浓度，在气室中直接种植作物；T1组为CO2浓度渐增处理，每年在前一年的基础上增长40 mg/L，在第5年增长200 mg/L；T2组为CO2浓度骤增处理，气室中CO2浓度每年都保持在大气CO2基础上增加200 mg/L。具体试验处理见表1。

表1 试验处理设置（mg/L）

本文主要对第3年小麦季、第4年水稻季和小麦季以及第5年水稻季的NH3挥发特性及影响因素进行研究。试验从2018年11月开始，到2020年7月结束，冬小麦的氮肥运筹：基肥为50%、返青肥为35%、拔节孕穗肥为15%。其中，基肥为15∶15∶15复合肥，返青肥和拔节孕穗肥均为尿素（表2）。水稻季氮肥运筹：基肥60%、分蘖肥20%、穗肥20%。基肥为复合肥，追肥均为尿素（表3）。

表2 试验地冬小麦氮肥运筹

表3 试验地水稻田氮肥运筹

1.4 NH3挥发收集装置以及分析方法

NH3收集装置为PVC材料，包含圆柱体气室（高为20 cm，内径为15 cm）；海绵片（2片，直径15 cm，厚2 cm），测定前将磷酸甘油混合液注入海绵片中（下层海绵片用于吸收装置内土壤挥发的NH3，上层海绵片用于隔绝外界NH3影响）；圆柱形支柱（共4根，长15 cm，直径0.5 cm，顶部延伸出5 cm）；遮雨板（30 cm×30 cm）。

通过通气式NH3捕获法采集NH3，靛酚蓝比色法进行测定；土样通过土钻进行采样，通过电位法对pH进行测定，烘干法测定含水率，靛酚蓝比色法测定NH4+-N。

1.5 数据处理

使用Origin 2018绘图，采用SPSS 23.0对结果进行显著性差异检验和多重比较。

2 结果与分析

2.1 小麦季氨挥发

2018年小麦季施用基肥后氨挥发通量为0～0.036 kg/（hm2·d），施用拔节孕穗肥后氨挥发通量为0.01～0.175 kg/（hm2·d）。虽然两次施肥累积氨挥发量相差5倍左右，但累积氨挥发量总体上都很少（图3）。施基肥当天氨挥发通量达到0.015～0.023 kg/（hm2·d），在施肥5和10 d后均有较大挥发通量；在施肥后的一个月内，氨挥发逐渐减少，但在施肥后20到28 d出现氨挥发通量上升的趋势。施拔节孕穗肥当天，氨挥发通量达到最大值，在0.10～0.18 kg/（hm2·d）之间，施肥后的一个月内，氨挥发逐渐达到背景值。

图3 2018年小麦季氨挥发速率变化

2019年小麦季施用基肥后氨挥发通量在0～0.08 kg/（hm2·d）之间（图4）。对照组氨挥发通量第1次峰值在施肥后第5 d出现，其值为0.017 kg/（hm2·d），CO2渐增组和骤增组施肥后氨挥发通量第1次峰值均在施肥2 d后出现，分别为0.016和0.012 kg/（hm2·d）。3组处理均在施肥后20 d出现第2次峰值，且高于第1次峰值，对照组、CO2渐增组和骤增组峰值分别为0.055、0.032、0.055 kg/（hm2·d）。无论CO2浓度渐升或骤升，对试验期间冬小麦农田氨挥发通量均无明显影响。

图4 2019年冬小麦农田基肥氨挥发 速率变化

2018年CO2渐增组小麦季农田累积氨挥发量最高，为2.14 kg/hm2；CO2骤增组的累积氨挥发量 与CO2渐增组相当，为2.11 kg/hm2；对照组的累积氨挥发量略小于CO2渐增组和骤增组，为1.82 kg/hm2（图5）。3组处理累积氨挥发量都很低，并且均无明显差异。2019年对照组基肥氨累积挥发量略高于CO2渐增组和CO2骤增组，但是3组处理相差不大（图6）且累积氨挥发量无明显 差异。

图5 2018年小麦季农田累积氨挥发量

图6 2019年冬小麦农田基肥累积氨挥发量

测定土壤基本理化性质得到冬季小麦农田土壤的NH4+-N。2018年，在施基肥后的一个月内，土壤中NH4+-N含量在2～12 mg/kg范围内，施肥当天土壤中NH4+-N含量最高，施肥后4 d最低，施肥后10 d含量升高，之后下降（图7）。在施拔节孕穗肥后的一个月内，土壤中NH4+-N含量在8～18 mg/kg 范围内，3组处理变化趋势相同，均在2019年3月13日出现高峰（图7中虚线位置），在3月底到4月初的时候出现上升趋势。在2019年，施用基肥后土壤中NH4+-N含量达到峰值，之后慢慢下降。在施肥后一个月内，土壤中NH4+-N含量在1～27 mg/kg之间（图8）。无论CO2浓度渐升或骤升，对试验期间冬小麦农田NH4+-N含量均无显著 影响。

图7 2018年小麦季土壤NH4+-N含量

图8 2019年小麦季农田土壤NH4+-N含量

2018年小麦季施用基肥后氨挥发通量变化趋势与气温变化趋势一致，在施肥后2 d内气温下降，氨挥发通量也随之下降；在氨挥发通量达到峰值和次峰值的两个时间段内，气温也较高。在施肥后的一个月内，氨挥发逐渐减少，但总趋势与气温变化趋势相同。在2018年小麦季基肥施用后降水较少，施肥后21 d仅有15 mm左右的降水量，而在这段时间内，氨挥发也较少。

施用拔节孕穗肥后一个月内氨挥发通量相较于基肥施用后变化趋势较为明显，推测其原因可能为两点。首先，2019年3月的气温比2018年的气温高，温度越高，越有利于氨挥发过程的进行；其次，拔节孕穗肥施肥时间为2019年3月5日，在施肥前，3月4日和5日均有降水，水分会加快尿素的水解，使土壤中NH4+-N含量增加，有利于氨挥发。但在2018年11月施基肥时，土壤较干，多为结块状态，氮肥仅附在土壤表面，无法有效水解，因而氨挥发较少。虽然在施基肥时氨挥发通量远小于拔节孕穗肥，但土壤中NH4+-N含量相差不多。考虑到基肥的化肥氮量是拔节孕穗肥的3倍多，但施基肥后土壤中NH4+-N含量甚至低于施基肥后，可能是由于施基肥时土壤含水率较低，肥料无法充分分解，使土壤中NH4+-N含量增加不多，氨挥发也比较少。

OTC中CO2浓度渐增组和骤增组对农田氨挥发均没有显著影响，这可能是因为基肥期作物生长差别较小，作物的氮素吸收利用能力并没有太大差异；追肥期由于较小的施肥量，并没有较大的氨挥发潜势。氨挥发是一种物理化学过程，水分、施肥量和土壤pH可能是其主导的影响因素。因此，在21世纪末，CO2浓度升高的背景下，冬小麦农田氨挥发不会产生较大的变化。

2019年小麦季农田3组处理氨挥发通量第2次峰值均在施肥后20 d出现，可能是由于峰值前有连续降水，土壤含水率升高，促进了氮肥水解使土壤中NH4+-N浓度升高，促进氨挥发。前20 d氨挥发通量较少，可能是因为CO2浓度升高加大了穗部对氮素的需求[28］。

2019年冬小麦氨挥发总量和2018年差别不大，对比2018年冬小麦和2019年冬小麦土壤理化性质可以发现，2018年土壤pH在6.2～7.2的范围内，土壤中NH4+-N含量在3～17 mg/kg的范围内，而2019年土壤pH在5.2～6.0的范围内，土壤中NH4+-N含量在1～27 mg/kg的范围内，分析其原因可能是2019年土壤pH较低，土壤中以NH4+形式存在的氮素比例较高。根据3组处理的氨挥发累积排放量，到21世纪末，CO2浓度升高的背景下，冬小麦农田氨挥发较现在不会产生较大的 变化。

2.2 水稻季氨挥发

2019年夏季水稻田3组处理氨挥发通量趋势几乎相同，施用基肥后氨挥发通量一直呈上升趋势，13 d后才达到峰值，在施用分蘖肥6 d后和施用穗肥4 d后也出现较高挥发量（图9）。施用基肥后氨挥发速率的峰值明显高于两次追肥。施穗肥之后，虽然氨挥发通量不高，但氨挥发速率出现了4次上升趋势。2020年夏季水稻田氨挥发速率3组处理几乎相同，在施用基肥后出现峰值，随后迅速下降，在12 d后也出现较高排放量（图10）。之后虽有波动，但大体都呈现下降的趋势。无论CO2浓度渐升或骤升，对试验期间水稻田氨挥发通量均无明显影响。

图9 2019年夏季水稻农田氨挥发速率变化

图10 2020年夏季水稻农田氨挥发速率变化

2019年夏季水稻农田3组处理氨挥发累积总量贡献最大的均是基肥，这与Dong等[29］、Sun 等[30］和Liu等[31］研究结果相一致，其次是穗肥，最少的是分蘖肥（图11），并且均无明显差异。2020年3组处理水稻季农田氨挥发总量贡献最大的也均是基肥，其次是分蘖肥，最少的是穗肥 （图12）。对照组、CO2渐增组、骤增组氨累积挥发量无明显差异，结果与2019年水稻季完全一样。

图11 2019年夏季水稻农田累积氨挥发量

图12 2020年夏季水稻农田累积氨挥发

测定土壤基本理化性质以得到夏季水稻农田土壤的NH4+-N。2019年，由土壤的NH4+-N曲线可以看出，在施用基肥和分蘖肥当天土壤NH4+-N含量突然升高之后慢慢下降，在施用分蘖肥10 d后含量逐渐升高（图13）。2020年，在施基肥后2 d，3组处理土壤NH4+-N都达到了最大峰值，之后迅速下降，在施用分蘖肥当天以及施用后的第8 d出现峰值，在施用穗肥后也同样出现峰值（图14）。无论CO2浓度渐升或骤升，对试验期间水稻田NH4+-N含量均无显著影响。

图13 2019年水稻农田土壤的NH4+-N含量

图14 2020年水稻农田土壤的NH4+-N

2019年，施用基肥后氨挥发通量一直呈上升趋势，13 d后才达到峰值，分析原因可能由于在施肥后有连续降水，从而降低了田面水NH4+-N的浓度，降低了氨挥发的潜势；施用分蘖肥6 d后氨挥发通量才出现峰值，原因可能是在施用分蘖肥后2 d，降水量较大且气温较低，使氨挥发受阻，在降水结束后几日中，土壤含水率较高，促进了氮肥的水解，土壤pH也升高，使土壤中NH4+-N增多，从而使氨挥发量增加；施穗肥后，虽然氨挥发通量不高，但出现了4次上升趋势，可能是由于这期间有降水，导致氨挥发速率几乎为零，降水之后氨挥发速率均呈现上升趋势。施用基肥和分蘖肥后土壤NH4+-N含量突然升高之后慢慢下降，这是因为肥料进入土壤之后被分解为NH4+-N，使得土壤中NH4+-N含量突然上升。在施用分蘖肥后 2～10 d，土壤中NH4+-N含量呈上升趋势，推测原因可能是因为在这段时间内持续降水，使得土壤中NH4+-N随着雨水的渗透作用被带到了土壤深层，使得氨挥发受到阻力，土壤中NH4+-N增加。

2020年夏季水稻田氨挥发在施用基肥当天出现峰值，但在施用分蘖肥和穗肥后氨挥发速率却很低，可能原因是降水量太大且频繁，最高达到了70 mm，在施肥后，土壤中NH4+-N增加。2019和2020年水稻田结果差异较大，对比氨挥发通量可以发现，2019年氨挥发通量最高的为CO2骤增组，达到1.4 kg/（hm2·d），而2020年氨挥发通量最高的为对照组，为0.5 kg/（hm2·d），约为2019年氨挥发通量的1/3；对比氨累积挥发量也不难发现，2019年氨累积挥发量为26 kg/hm2，而2020年氨累积挥发量仅约为4 kg/hm2，相差近6倍；而土壤中NH4+-N含量差异也很大，2019年土壤中NH4+-N含量最高，约为10 mg/kg，而2020年达到90 mg/kg，分析原因可能是2020年降水量大[32］， 氨挥发受阻，增加了土壤中NH4+-N含量。对比小麦季和水稻季可以发现，在小麦季氨挥发较少，全年主要氨挥发发生在水稻季。尽管如此，2020年水稻季农田氨挥发总量的差异性结果仍与2019年保持一致。可以预期，到21世纪末，在CO2浓度升高的背景下，水稻季氨挥发较现在无明显差异。

3 结论

2年田间试验后，在CO2浓度升高下，小麦田累积氨挥发为7.87 kg/hm2，水稻田累积氨挥发为80.38 kg/hm2，小麦季氨挥发量较少，全年氨挥发量主要由水稻季贡献。小麦季氨挥发持续时间较长，峰值出现与降水情况有关；水稻季氨挥发峰值出现在施肥后1～4 d，随后下降，氨挥发持续时间较短，两周之后降至背景值。本试验发现影响氨挥发的主要因素是气温、降水、土壤中NH4+-N含量，较高的气温会促进氨挥发；对于小麦田来说，降水促进了氨挥发，而对于水稻田来说，在有大量田面水的情况下，降水反而会导致田面水NH4+-N浓度降低，从而减少氨挥发；土壤NH4+-N含量越高，越有利于氨挥发。2018年冬小麦、2019年水稻田、2019年冬小麦和2020年水稻田的累积氨挥发总量各处理之间均无明显差异。由此推论，到21世纪末，无论CO2浓度渐升或骤升至200 mg/L，均对稻麦轮作农田氨挥发无明显影响。