短期氮添加對山西右玉黃土高原鹽漬化草地氨揮發(fā)的影響

趙曉潔， 張雄偉， 薛江博， 楊凱元， 陳曉鵬， 王?；?， 董寬虎， 趙 祥*

(1. 山西農業(yè)大學草業(yè)學院， 山西 太谷 030801； 2. 山西右玉黃土高原草地生態(tài)系統(tǒng)定位觀測研究站， 山西 右玉 037200)

隨著化學氮肥消耗和化石燃料燃燒的大幅增加，全球許多地區(qū)的活性氮(Nitrogen，N)沉降有所增加[1]，導致全球生態(tài)系統(tǒng)富營養(yǎng)化、酸化和生物多樣性喪失[2]。作為草地生態(tài)系統(tǒng)生產力的重要限制性元素，氮素移入土壤過程受草本植物的阻礙，積存在土壤表層，暴露于濕度波動大、高溫和微生物活動頻繁的微環(huán)境中，有利于氨的揮發(fā)[3]。進入大氣中的氨可隨降水或干沉降重新進入土壤，進而改變了植被群落物種結構組成和演替過程[4-5]。氨揮發(fā)是氮素氣態(tài)損失的重要途徑，使用不同的氮素配比[6]、施肥措施[7]，以及利用硝化/脲酶抑制劑來抑制土壤氨氧化微生物/脲酶的活性[8]來控制土壤氣態(tài)氮素揮發(fā)，都可以有效地提高氮肥利用率、減少氮素損失。在科爾沁沙質草地的研究中發(fā)現(xiàn)氮添加顯著增加了草地氨揮發(fā)[9]；在紫花苜蓿草地的研究中發(fā)現(xiàn)，隨著生育期的推移，氨揮發(fā)損失速率增加[10]；在高寒人工草地的研究發(fā)現(xiàn)，施用不同抑制劑可以有效降低草地氨揮發(fā)[11]；黃土高原草地土壤氨揮發(fā)對氮添加的響應尚無定論。

因此，氨揮發(fā)速率隨著鹽分的升高而加快，到達一定值時，氨揮發(fā)速率不再加快，但氨揮發(fā)時間隨著鹽漬化程度升高繼續(xù)延長[17]。然而，對于鹽漬化草地氨揮發(fā)損失特征及其導致鹽漬化草地氨揮發(fā)損失增加的原因尚不明確。本研究旨在探究不同水平氮添加下鹽漬化草地氨揮發(fā)特征及關鍵影響因素，為鹽漬化草地養(yǎng)分管理策略的制定提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗樣地位于山西右玉黃土高原草地生態(tài)系統(tǒng)定位觀測研究站(112°19′17.6″ E，39°59′17.0″ N)，海拔高度為1 348 m；屬溫帶大陸性季風氣候，年平均氣溫4.7℃，生長季平均氣溫16.7℃，全年月平均最高氣溫22.4℃，月平均最低氣溫—17℃；年降水量為435 mm，無霜期100～120 d。土壤pH值為9.2，屬于中度鹽漬化草地。草地群落優(yōu)勢種有賴草(Leymussecalinus)、羊草(Leymuschinensis)、草地風毛菊(Saussureaamara)等。

1.2 試驗設計

2017年選擇植被分布均勻的草地建立氮添加樣地，面積約為0.4 hm2。試驗采用隨機區(qū)組設計，共設置了8個氮添加水平，分別為0，1，2，4，8，16，24和32 g·m-2·a-1，分別用N0，N1，N2，N4，N8，N16，N24和N32表示，每個處理6個重復，共48個小區(qū)，小區(qū)面積54 m2(6 m×9 m)，相鄰小區(qū)之間留有2 m的隔離帶。2018年7月在每個小區(qū)距離邊緣1 m處安置直徑20 cm的圓形底座，底座嵌入地下為10 cm，外露5 cm用于收集氨氣。

試驗所用氮肥形態(tài)為硝酸銨，含氮量為34.6%，分別于2019年5，6，7，8和9月每月月初將肥料溶于水均勻噴灑施入，每次氮添加量為各處理生長季氮添加總量的1/5。將預先稱好的各處理對應的NH4NO3溶于10 L水中，攪拌待固體全部溶解后，使用肩背充電式噴水器在每個小區(qū)來回反復均勻噴灑直至結束，對照處理噴灑相同量的自來水。

1.3 氨揮發(fā)測定方法及計算公式

草地氨揮發(fā)的測定采用間歇密閉式抽氣法測定氨揮發(fā)量[18]。測定原理是將草地土壤中釋放的氣體用高純N2(99.99%)吹入含硼酸吸收液的集氣瓶中，然后立即將吸收液帶回室內滴定。在2019年生長季每月月初氮添加后的第1 d開始進行測定，收集氨氣的罩子和底座用密封膠密封。抽氣時，待氣體揮發(fā)27 min后用真空泵抽氣3 min，循環(huán)4次。每天上午10∶00—12∶00抽氣2 h，同時數(shù)顯溫度計和便攜式土壤水分速測儀(TDR-300，USA)記錄該時間段的土壤溫度和濕度。抽氣結束后，將氨吸收液立即帶回實驗室，用0.01 mol·L-1的稀鹽酸滴定，并計算氨揮發(fā)通量。在氮添加后第1，2，3，4，5，6，8，10，12，15，18，21 d測定，直到氮添加處理與對照處理的氨揮發(fā)損失量基本相同為止。

草地氨揮發(fā)日間動態(tài)的測定：于植物生長旺季8月14日，上午8點開始測量，每2 h更換吸收液，并滴定，共測定6輪，連續(xù)測定3 d，取平均值作為草地氨揮發(fā)日間測定值。

相關計算公式：

式中:V為土壤氨揮發(fā)速率(mg·m-2·d-1)；m為氮添加處理吸收液中NH3-N的平均含量(mg)；m0為空白吸收液中NH3-N的平均含量(mg)；S為密閉室面積(m2)；6 ×10 為換算系數(shù)。

式中:F為土壤氨揮發(fā)累計損失量(mg·m-2)；Ti即第i次測定氮添加后的第Ti天(d)；Vi為第i次測定時氨揮發(fā)速率(mg·m-2·d-1)[19]。

式中：L為氨揮發(fā)損失率(%)；Fi為氮添加處理氨揮發(fā)量；F0為無氮添加處理氨揮發(fā)量；N為氮添加量。

1.4 土壤pH、土壤無機氮、地上凈初級生產力(Aboveground net primary productivity，ANPP)以及陽離子的測定

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用IBM SPSS Statistics 24進行單因素方差分析(ANOVA)，重復測量方差分析(Repeted-Measures ANOVAs)。對氨揮發(fā)速率與土壤溫度、濕度、銨態(tài)氮含量、硝態(tài)氮含量進行線性和非線性的相關性分析。對氨揮發(fā)氮損失率和ANPP進行擬合，并利用OriginPro 2016作圖并進行相關回歸分析。

2 結果與分析

2.1 氮添加水平下鹽漬化草地氨揮發(fā)的日間變化

氮添加水平越高，氨揮發(fā)量越大；其中氨揮發(fā)量在10∶00—12∶00達到最大值，在8∶00—10∶00達到最小值；在10∶00—12∶00上升，到12∶00—14∶00下降，14∶00—16∶00又上升，之后逐漸下降，整體呈現(xiàn)M型趨勢(圖1)。

圖1 鹽漬化草地氨揮發(fā)量的日間動態(tài)

2.2 氮添加水平下鹽漬化草地氨揮發(fā)的月變化

氮添加水平和取樣時間對鹽漬化草地生態(tài)系統(tǒng)NH3揮發(fā)速率有顯著影響(表1)。在整個生長季節(jié)，氮添加處理的鹽漬化草地氨揮發(fā)速率季節(jié)動態(tài)變化均呈先上升后下降的趨勢(圖2)。N16，N1和N0處理下的草地氨揮發(fā)速率在7月最高，其他處理的草地氨揮發(fā)速率在8月最高。8月N32處理的草地NH3揮發(fā)速率最高，為17.46 mg·m-2·d-1；最低在5月的對照處理，為7.54 mg·m-2·d-1(圖2a)。

表1 氮水平和月份對鹽漬化草地NH3揮發(fā)速率的方差分析

每月的草地氨揮發(fā)速率隨著氮添加量的增加均呈先上升后下降的趨勢，氮添加后第3 d和4 d草地氨揮發(fā)速率達到峰值(圖2)。5月、6月的氨揮發(fā)速率變化基本一致，呈單峰曲線，7月、8月和9月的氨揮發(fā)速率變化趨勢一致，均出現(xiàn)了二個峰值，但第二個峰值的出現(xiàn)時間不同，7月的第6 d出現(xiàn)第二次峰值，最大達到21.27 mg·m-2·d-1(圖2 d)。不同氮添加水平與草地氨揮發(fā)速率之間存在顯著正相關關系(P<0.05)。

圖2 氮水平對鹽漬化草地氨揮發(fā)速率月動態(tài)的影響

2.3 氮添加水平下鹽漬化草地氨揮發(fā)的凈累積量和損失率

氨揮發(fā)凈累積量隨著氮添加量的增加而增加，在生長季，凈累積量隨氮添加水平的增加而呈現(xiàn)冪函數(shù)上升趨勢(圖3)，變化范圍為267.51～667.67 mg·m-2。隨著時間的推移，各處理間氨揮發(fā)月凈累積量差異顯著(P<0.05)。

圖3 氮水平對鹽漬化草地氨揮發(fā)凈累積量的影響

氨揮發(fā)氮損失率隨著氮添加水平的增加而下降，變化范圍為1.56%～16.32%，隨氮添加水平的增加年損失率而呈現(xiàn)冪函數(shù)下降(圖4)。不同氮添加水平草地氨揮發(fā)損失率最低值均出現(xiàn)在5月，為1.56%；N24處理下?lián)p失率最高在8月，為2.06%，其他處理損失率最高在9月；9月的N1處理氨揮發(fā)損失率最高，為16.32%。

圖4 氮水平對鹽漬化草地氨揮發(fā)氮損失率的影響

2.4 氮添加水平下鹽漬化草地氨揮發(fā)影響因素的分析

氨揮發(fā)速率與土壤溫度、pH值呈顯著正相關關系(P<0.05)；N0到N8處理的氨揮發(fā)速率與相對濕度呈顯著負相關關系(P<0.05)；N16到N32處理的氨揮發(fā)速率與銨態(tài)氮呈顯著正相關關系(P<0.05)；氨揮發(fā)速率與硝態(tài)氮呈顯著負相關關系(P<0.05)。氮添加后草地氨揮發(fā)速率與土壤陽離子之間并無顯著相關性。

圖5 鹽漬化草地氨揮發(fā)速率與土壤理化性質、土壤陽離子的相關性

2.5 鹽漬化草地氨揮發(fā)與生產力的關系

隨著氮添加的增加鹽漬化草地的地上凈初級生產力增加，并逐漸趨于平穩(wěn)，在氮添加水平為16 gN·m-2接近閾值，為444.64 g·m-2；隨著氮添加的增加鹽漬化草地的氨揮發(fā)氮損失率下降，在16 gN·m-2處理時，接近閾值，為2.62%。在16 gN·m-2處理時，鹽漬化草地凈初級生產力達到閾值且氨揮發(fā)損失率較小。

3 討論

3.1 氮添加水平對鹽漬化草地氨揮發(fā)的影響

鹽漬化草地氨揮發(fā)在日間呈現(xiàn)M型趨勢，可能是因為隨著溫度的升高，氨揮發(fā)量增加，在中午氨揮發(fā)量最高，而12∶00—14∶00點時光照增強，土壤蒸騰作用增加，導致大量水分子蒸發(fā)，土壤OH-濃度降低，其揮發(fā)的NH3減少。在每月月初施入氮肥后的1～4 d內，氨揮發(fā)速率達到峰值，之后逐漸降低，是由于施入土壤的氮肥逐步分解，所以土壤中銨態(tài)氮濃度呈由低到高的變化趨勢，此時氨揮發(fā)速率也隨著銨態(tài)氮濃度的升高而迅速升高。

隨著氮添加的增加，凈氨揮發(fā)量呈冪函數(shù)型增長[20]，但氨揮發(fā)損失率減小[21]。氮添加水平提高了鹽漬化草地的土壤氨揮發(fā)速率，本試驗中氨揮發(fā)損失率的變化范圍為1.56%～16.32%，這與Perin等[22]的研究結果趨勢相同；而蘇成國等[23]認為氮添加量與氨揮發(fā)損失率沒有明顯相關性，氨揮發(fā)損失率并不一定隨氮添加量增高而增加，本研究中N8，N16，N24，N32處理之間的氨揮發(fā)損失率無顯著差異，說明氮添加大于一定量后，氨揮發(fā)的損失率受其他因素影響。

圖6 鹽漬化草地氨揮發(fā)氮損失率與ANPP的變化趨勢

土壤中陽離子會改變土壤溶液中的H+濃度，從而間接影響氮肥氨揮發(fā)，Ca+可防止土壤pH的升高，從而抑制了氨揮發(fā)，K+，Na+等一價陽離子主要是通過代換土壤膠體中的Ca+而對氮肥起增效作用[35]。本研究中，氮添加后草地氨揮發(fā)速率與土壤陽離子之間并無顯著相關性。可能是因為鹽漬化草地pH值過高，使得Ca+離子無法對pH產生抑制作用。

3.2 鹽漬化草地氨揮發(fā)與生產力的權衡

氮添加會增加土壤中的氮素含量、降低植物氮素利用率、增加草地生產力和氮素的損失；而氮添加過量后，生產力不再增加，氮肥利用率將會急劇下降[36-37]。隨著氮添加的增加鹽漬化草地的氨揮發(fā)氮損失率下降，在16 g N·m-2處理時接近閾值2.62%。說明隨氮添加增加植物可利用的氮含量增加，致使草地凈初級生產力達到閾值，隨后未被植物吸收利用的氮素將通過其他途徑損失掉，因此氨揮發(fā)的氮損失率同樣達到閾值，所以，需要權衡草地氨揮發(fā)氮損失率與凈初級生產力的關系。氮肥用量偏高，增產效應不明顯，氮肥損失風險加劇，尤其是氨揮發(fā)損失較大[38]。因此，在16 g N·m-2處理時，鹽漬化草地凈初級生產力達到閾值且氨揮發(fā)損失率較小，有利于鹽漬化草地氮素利用效率的提高、減少環(huán)境污染和氮肥損失。

4 結論

鹽漬化草地氨揮發(fā)速率在日間呈現(xiàn)M型趨勢，月變化均呈現(xiàn)先上升后下降趨勢。隨氮添加水平的增加鹽漬化草地氨揮發(fā)凈累積量呈現(xiàn)冪函數(shù)上升趨勢，氨揮發(fā)氮損失率呈現(xiàn)冪函數(shù)下降趨勢。溫度與pH值的升高對草地氨揮發(fā)速率有促進作用，土壤濕度與硝態(tài)氮含量抑制了草地氨揮發(fā)速率。16 g N·m-2的氮添加水平有利于提高鹽漬化草地氮素利用效率、減少環(huán)境污染和氮肥損失。