冬小麦是我国重要的粮食作物之一，其产量与国民经济发展和人民生活质量具有密切的关系，保持单位面积小麦产量对确保国家粮食安全至关重要^[1-2]。据报道，冬季的空气污染比其他季节的空气污染更为严重^[3]。冬小麦生产是 NH₃ 和 NO 排放的主要来源之一^[4-5]。因此，减少冬小麦生产中的气态氮排放（NH₃ 和 NO_x）已被认为是缓解空气污染和确保环境完整性的最紧迫和最具挑战性的研究问题之一^[6-7]。

作为一种大气化学活性气体，NO 是 NO_x 的主要组成成分，对全球变暖产生间接影响，是一种典型的污染性气体，并对环境造成严重的损害^[8-9]。全球农田 NO 年排放量（以氮计）约为1.4～5.5 Tg^[10]，我国农田 NO 排放量约占全球农田排放量的 41%^[11]。从土壤中排放的 NO 不仅因其与大气中的 O₃ 快速反应而成为 NO_x 的重要贡献者，而且通过影响 O₃ 的产生和破坏而成为大气化学变化的重要贡献者^[12]。与氮氧化物的排放相比，N₂O 是一种重要的温室气体之一，加剧了全球气候变暖，对全球气候变化产生重大影响。N₂O 排放的主要来源是农田生态系统，农业 N₂O 排放量占全球人为活动产生的 78%^[13]。而 NH₃ 排放与 PM_2.5 水平的时空变化有更强的关联。二级铵盐的总质量占据了 PM_2.5 的 25%～60%^[3，6]。中国当前因 PM_2.5 引起的健康损害造成的经济损失总额约占全国 GDP 的 1%^[14]。世界上污染最严重的城市有 70% 位于中国^[15]。NH₃ 挥发是农田氮素损失的主要途径之一，对生态环境中的氮循环至关重要^[16]。NH₃ 挥发不仅降低了氮肥利用效率，而且还会造成大气干湿沉降、雾霾以及温室效应等生态环境问题^[17-18]。全球年均 NH₃ 挥发总量约为 54 Tg^[19]，我国 2020 年农田年均 NH₃ 挥发已经达到 8.8 Tg，并预测到 2030 年会增长 13.6%^[20]。

传统的氮肥表施造成大量的氮从地表土壤中流失，导致氮肥利用效率低^[21-22]。与传统的表施相比，适宜的穴施不仅可以通过减少氮损失来提高氮利用效率，还可以通过增强根系酶代谢活性来提高氮利用效率和粮食产量^[23]。目前，针对麦田化肥减量增效技术的研究主要集中在秸秆还田、合理密植、适期播种、优化肥料运筹、有机无机肥配施和施用新型肥料等方面^[24-29]。然而，采用深施措施以减少氮污染，提高麦季氮肥利用效率方面的研究报道较少。为了进一步提高麦田化肥的利用效率并减少对环境的负面影响，本研究假设尿素穴施可以实现在不牺牲小麦产量的情况下，减少 NH₃ 和 NO 排放的有效方法，因为土壤颗粒会吸附大量的 NH₄⁺，穴施肥点附近高浓度的土壤 NH₄⁺-N 会抑制硝化过程，而且氮肥的肥效将延长。长江三角洲是中国最大的城市群之一，由于人口密集、工农业发展迅速、城市急剧扩张和人类活动频繁，PM_2.5 污染问题比较严重^[30]。在该地区，特别是在冬季，减少与 PM_2.5 有关的农业气态氮排放是一个优先推进的事项。水稻-冬小麦轮作是该地区的主要种植模式之一。因此，本研究在该地区的集约化冬小麦田进行了田间试验，旨在（a）监测一次性尿素穴施对 NH₃ 和 NO 排放的影响；（b）阐明一次性尿素穴施模式下 NH₄⁺ 和 NO₃ ⁻ 的季节性动态；（c）评估一次性尿素穴施的小麦产量、氮吸收量和净经济效益。

1 材料与方法

1.1 试验地点

田间试验在中国科学院常熟国家农业生态系统观测研究站（31°15′15″N，120°57′43″E）进行。该站位于长江三角洲的中部。主要的种植模式是水稻-冬小麦轮作。土壤归类为潜育型水稻土（乌栅土）。表土（0～20 cm）的理化性质：pH 值为 7.36，有机质含量 35 g·kg^-1，总氮含量 2.09 g·kg^-1，砂粒含量 13.3%，粉粒含量 54.8%，粘粒含量 31.9%。

1.2 田间小区布置

在田间设置了 3 个处理：CT（尿素表施，N 210 kg·hm^-2）、PP（ 一次性尿素穴施，N 210 kg·hm^-2）和 CK（对照，不施氮肥）（表1）。表施处理，尿素分 3 次表施，施肥比例为 40%、20% 和 40%。穴施处理，尿素一次性穴施在土下 10 cm，行列间距均为 20 cm。P₂O₅ 肥料（63 kg·hm^-2）和 K₂O 肥料（84 kg·hm^-2）作为基肥一次性施用。每个处理 4 个重复，小区面积为 6 m×7 m。根据天气情况，小麦种子在 11 月初播入表层土壤（3～5cm 土壤深度）。本研究中使用的小麦品种为杨麦 16 （Triticum aestivum L.，cv. Yangmai16），为当地广泛栽培品种。试验在 2014—2016 年的小麦季开展，根据降水情况补充灌水，NH₃ 挥发、NO 和 N₂O 排放在 2014—2015 年麦季进行采集。

1.3 测定项目与方法

NH₃ 挥发采用密闭室间歇通气法测定^[30]，由密闭室、真空泵、NH₃ 吸收液组成。在每个小区安装了一个圆柱形的密闭室（高 15 cm，直径 20 cm）。密闭室内的换气频率为 15～20 次·min^-1。通过抽气减压的方式使密闭室中的气相 NH₃ 通过盛有 60 mL 稀硫酸吸收液（0.05 mol·L^-1）的洗气瓶被捕获。每天收集两次气体，分别在上午（8：00— 10：00）和下午（15：00—17：00）。麦季累积的 NH₃ 总量为 NH₃ 挥发日通量之和。

氮氧化物通量使用静态封闭室方法进行监测^[31-32]。试验开始前，将采样底座（高 35 cm，直径 40 cm）打入土下 20 cm 深。每次采样时，将圆柱形密闭室（高 70 cm，直径 40 cm）安放在底座上，并用胶带将密闭室与底座的接口处进行密封。对于穴施处理，每个底座里施 4 穴尿素。在 8：00—10：00 或 16：00—18：00 之间收集气体样品，在密封 30 min 后用真空泵将密闭室的气体抽入特氟隆袋（1 L）。施肥后的 1～2 周，每隔 2 d 采集 1 次气样，随后每周采集 1 次。氮氧化物浓度由化学发光 NO-NO₂-NO_x 分析仪（TH2000，武汉宇虹环保产业发展有限公司，中国）测量。

收获期，每个小区收割 4 m² 的小麦植株并称重，收获的样品在 80℃下烘干至恒重，用凯氏定氮法分析籽粒和秸秆的氮浓度。

净经济效益（NEB）和氮肥表观回收率（RE_N） 的计算方法如下：

$\begin{array}{c}NEB=P_{\text{yield}}-C_{\text{input}}\\ R{E}_{\mathrm{N}}=\frac{N_{\text{yield}}\text{施氮}-N_{\text{yield}}\text{不施氮}}{N_{\text{input}}}\end{array}$

式中，P_yield 是谷物产量值（2 元·kg^-1 麦粒）；C_input是氮、磷、钾肥料及其施用的成本（4 元·kg^-1 尿素 N；3 元·kg^-1 P₂O₅；4 元·kg^-1 K₂O； 每次表施 400 元·hm^-2；每次穴施 700 元·hm^-2）。N_yield 施氮为施氮处理的水稻吸氮量，N_yield 不施氮为不施氮处理水稻吸氮量；N_input 为施氮量。

对于尿素穴施处理，在施肥后的第 10、31、 62、93 和 126 d 采集穴施地块的土壤样品，分析土壤 NH₄⁺ 和 NO₃ ⁻ 的扩散动态。土样采集方法为：用直径 3 cm 的土钻，以肥点为中心，在肥点的 4 个方向（上、下、左、右）依次采集 3 段土壤样品，每段土样长度为 3 cm。鲜土的 NH₄⁺ 和 NO₃ ⁻ 立即用 1 mol·L^-1 氯化钾提取，然后用紫外分光光度计测定。

1.4 数据处理

数据作图使用 Origin 9.1，土壤中的 NH₄⁺ 和 NO₃ ⁻ 扩散动态图制作使用 Surfer 8.0，数据的统计分析使用 SPSS 19.0。采用单因素方差分析和 LSD 法多重比较评估各处理间的差异显著性。

2 结果与分析

2.1 NH₃ 挥发和 NO 排放

2014—2015 年麦季期间，穴施处理大幅降低了 NH₃ 挥发日通量（图1）。穴施处理的 NH₃ 挥发日通量与 CK 处理的结果类似，在整个麦季没有出现峰值。相反，表施处理在每次施肥后 3～4 d 达到峰值。

穴施处理明显减少了麦季的 NH₃ 挥发总量，其 NH₃ 排放强度值低于表施处理（P <0.05）（表2）。穴施处理的 NH₃ 排放量只占总施氮量的 0.7%，比表施处理低 80%（P <0.05）。与表施处理相比，穴施处理中的 NH₃ 排放强度显著降低了 80%（P <0.05）。相反，表施处理具有最高的 NH₃ 挥发总量和 NH₃ 排放强度。

注：^§ NH₃ 排放强度为每生产 1 t 小麦所排放的 NH₃-N 总量。同一列中不同的小写字母代表处理间具有显著性差异（P <0.05），下同。

穴施处理明显减少了麦季的 NO 排放日通量 （图2）。穴施处理的 NO 排放日通量在整个麦季保持较低水平，然而，表施处理在每次施肥后立即达到峰值，并持续 7～10 d，然后逐渐下降到较低水平，在基肥期 NO 排放尤为明显。

穴施处理有效地消除了小麦期的累积 NO 排放量，NO 总排放量（N 0.21 kg·hm^-2）仅占总施氮量的 0.1%，比表施处理低 80%（P<0.05）（表3）。穴施处理 NO 排放强度最低（P <0.05），仅为 N 0.05 kg·t^-1，其 NO 排放强度比表施处理低 79%（P <0.05）。相比之下，表施处理处理产生的 NO 总排放量和 NO 排放强度最高（P <0.05）。表施处理在基肥期的累计 NO 排放量占麦季累计 NO 排放量的一半以上。

注：^§ NO 排放强度为每生产 1 t 小麦所排放的 NO-N 总量。

2.2 N₂O 排放

尿素分 3 次表施的表施处理，在基肥期和次年 3 月份返青肥期出现明显的 N₂O 排放峰值。尿素一次性穴施的穴施处理仅在在基肥期出现 1 个 N₂O 排放峰，且该峰值低于表施处理的峰值（图3）。不施肥的 CK 处理的 N₂O排放通量始终维持在低水平。

穴施处理有效消减了小麦期的累积N₂O 排放量，N₂O 总排放量（N 1.32 kg·hm^-2）占总施氮量的 0.6%，比表施处理低 25%（P <0.05） （ 表4）。反之，表施处理产生的 N₂O总排放量和 N₂O 排放强度最高（P <0.05），其排放率达到 0.8%。

2.3 尿素穴施模式下土壤 NH₄⁺ 和 NO₃^- 的扩散动态

穴施处理的 NH₄⁺ 扩散较为缓慢，持续时间近 4 个月，且集中在土下 4～13 cm 处（图4）。在施肥后第 10、31、62、93 和 126 d，肥点周围 0～3 cm 处的 NH₄⁺-N 最大浓度分别达到 1863、1817、 403、270 和 12 mg·kg^-1 干土。对于 0～4 cm 深度的表层土壤，第 10、31、62、93 和 126 d 的最高 NH₄⁺-N 含量分别为 38、24、4、22 和 4 mg·kg^-1 干土。

穴施处理中的 NO₃ ⁻-N 的扩散范围较大 （图4）。NO₃ ⁻-N 浓度从施肥后第 10 d 到第 31 d 逐渐增加，在第 62 d 时保持较高水平，在第 93 d 时达到最大值，然后在第 126 d 时下降。在施肥后第 10、31、62、93 和 126 d，肥点 0～3 cm 处的最高 NO₃ ⁻-N 含量分别为 14、100、84、153 和 18 mg·kg^-1 干土；距肥点 3～6 cm 处的最高 NO₃ ⁻-N 含量分别为 18、100、94、140 和 18 mg·kg^-1 干土；距肥点 6～10 cm 处的最高 NO₃ ⁻-N 含量分别为 15、78、67、97 和 17 mg·kg^-1 干土。

注：DAF，尿素穴施后的天数。尿素穴施于土下 10 cm 处，以肥点为坐标原点。纵坐标以肥点上方为正、肥点下方为负，横坐标以肥点右侧为正、肥点左侧为负。

2.4 产量、净经济效益、秸秆生物量、吸氮量和氮肥回收效率

穴施处理的产量与表施处理的相似（表5），二者差异不显著（P>0.05）。与表施处理相比，穴施处理的净经济效益略高，但二者仅在 2015—2016 年麦季有显著差异（P<0.05）。与表施处理相比，穴施处理的秸秆生物量略低（P>0.05）。而穴施处理的吸氮量和氮肥表观回收率略高于表施处理（P>0.05）。

3 讨论

3.1 尿素穴施消除 NH₃ 挥发

我国 NH₃ 挥发与 PM_2.5 浓度的时空变化之间紧密相关，当前亟须缓解农业 NH₃ 挥发^[6，33]。相关研究表明，尿素侧深施能有效减少旱地的 NH₃ 挥发^[34-35]，但一次性尿素侧深施会降低小麦的产量^[36]。本研究显示，穴施处理不仅能消除麦田 NH₃ 挥发，且不牺牲小麦的产量（表2，表5）。我国麦田的平均 NH₃ 挥发率为 14%，粗略估算显示，尿素穴施可使我国麦田 NH₃ 总挥发量从 0.53 Tg 降低到 0.03 Tg，NH₃ 挥发的环境损失成本可减少 2～1.7 亿美元（按 0.4～3.3 美元·kg^-1 NH₃-N）^[37]。显然，这一估算较为粗略，因此需要进行更多的研究来评估穴施处理在不同气候条件和土壤类型下消除 NH₃ 的效果，以及对产量的影响。

尿素一次性穴施消除 NH₃ 挥发，主要是由于 NH₄⁺ 在肥点附近的扩散范围较小。在麦季，表层土壤中的 NH₄⁺-N 含量保持在低水平（图4）。我国当前生产时间中已推广的深施措施为氮肥侧深施，但施肥深度仅 3～5 cm，不能消除麦田 NH₃ 挥发^[35]。与尿素条状侧深施相比，尿素集中穴施使得 NH₄⁺ 的扩散范围更小，因此削减 NH₃ 挥发的潜力更大。

3.2 尿素穴施消除 NO 排放

本研究表明，在穴施处理中，肥料引起的 NO 排放几乎为零，并且明显低于估计的全球平均值0.7 %^[38]。穴施处理消除的 NO 排放的一个可能的原因是 NO 被大量还原为 N₂O和N₂。本探究中，穴施处理仅在基肥期出现了 N₂O 的排放峰值，若该 N₂O 峰值是由 NO 还原而来，则需慎重考虑 NO 和 N₂O 排放之间的权衡问题。今后需开展相关研究全面评估尿素穴施对的 NO、N₂O和N₂ 排放比例。

土壤中有 3 种产生 NO 的途径，即微生物硝化、反硝化和化学反硝化，其中硝化过程是旱地土壤的主要途径^[12，39]。土壤 NH₄⁺-N 和 NO₃ ⁻-N 浓度是硝化和反硝化微生物的主要底物^[40]。硝化作用的第一步和限速步骤是将 NH₄⁺ 氧化成 NH₂OH，这是由氨氧化细菌（AOB） 和氨氧化古细菌 （AOA）产生的氨单加氧酶催化的。AOB 和 AOA 对 NH₄⁺-N 浓度很敏感，当土壤中 NH₄⁺-N 浓度超过 5.0 mmol·L^-1 时，硝化过程将被大幅抑制^[41]。在本研究中，穴施的尿素在第 10 d 时迅速水解成 NH₄⁺，肥点周围的土壤 NH₄⁺-N 浓度最高达到 1863 mg·kg^-1，土壤 NH₄⁺-N 浓度在第 93 d前都很高 （图4）。因此，附近的高浓度 NH₄⁺-N 会在一定程度上抑制硝化微生物活性；从而大幅降低了 NO 的排放。

土壤 pH 值是影响氮氧化物排放的另一个主要因素^[12]。当土壤 pH 值超过最佳水平时，微生物的活性将被抑制。土壤高浓度 NH₄⁺-N 会产生高 pH 值^[42]。在本研究中，在前 3 个月中，肥点周围的 NH₄⁺-N 浓度始终维持在较高水平，会产生高 pH值，这可能抑制了硝化和反硝化微生物活性。化学反硝化途径产 NO 通常发生在 pH 值为 4～4.5 的酸性土壤中^[12]，而本研究中的土壤 pH 值为中性 （7.36），因此，不利于化学反硝化途径产 NO。

温度和土壤 NO₃ ⁻-N 浓度是影响硝化反硝化微生物活性的主要因素。在有利的条件下，NO 排放随着土壤 NO₃ ⁻-N 浓度的增加而增加，当土壤 NO₃ ⁻-N 浓度大于 50 mg·kg^-1 干土时，NO 排放不再增加^[43]。尽管第 31～93 d，肥点周围的土壤 NO₃ ⁻-N 浓度维持在较高水平（图3），但在此期间 （冬季），空气温度很低（低于 10℃），从而抑制了分蘖肥期间的反硝化微生物活性。

氮肥的穴施深度和肥点之间的间隔可能对 NH₃、NO 和小麦产量有影响。为了有效减少 NH₃ 挥发，氮肥在砂性壤土中应施得更深^[44-46]。本研究尿素穴施的肥点行列间距为 20 cm×20 cm，而 NH₄⁺ 的水平扩散被限制在距离肥点不超过 8 cm 的范围（图4），不利于肥料扩散范围外部小麦的氮素吸收，因此，使得穴施处理未产生增产效果。穴施可使氮肥维持较长的肥效，在第 93 和第 126 d，土壤 NH₄⁺-N 和 NO₃ ⁻-N 浓度急剧下降（图4），这是由于小麦植株在返青和抽穗期快速生长对 NO₃ ⁻-N 和 NH₄⁺-N 的快速吸收。穴施肥点之间的最佳行列间隔值得进一步研究。

3.3 尿素穴施减少 N₂O 排放

穴施处理仅在 11 月基肥期出现一次 N₂O 排放峰值，且峰值低于表施处理。这是因为尿素穴施土壤后迅速水解，并分解为 NH₄⁺-N 和 NO₃^--N^[47]。施肥向土壤提供了大量氮素，为土壤硝化和反硝化作用提供充足底物，从而利于 N₂O排放^[48-49]。冬季 12 月和 1 月，虽然肥料扩撒的 NH₄⁺-N 和 NO₃^--N 浓度较高，但因为温度很低，抑制了微生物活性，因此，无峰值出现。到 3 月，肥料扩散的 NH₄⁺-N 和 NO₃^--N 浓度较低，且微生物的硝化反硝化很弱，无峰值出现。因此，N₂O 排放总量上穴施处理低于表施处理。

表施处理的 N₂O 日排放通量在整个麦季出现了两次峰值，第 1 个排放峰值出现在基肥表施后，然后逐渐下降到较低水平。冬季 1 月由于温度很低， N₂O 排放通量无明显波动，且没有出现峰值，说明低温抑制 N₂O 的排放。3 月返青期温度逐渐回升，施肥后 N₂O 日排放通量显著升高，出现了第 2 个排放峰，该峰值低于基肥期的峰值，是因为此时小麦吸收肥料的能力更强，所以更多的肥料被小麦吸收，留给微生物的较少，因此，返青肥时期的 N₂O 排放峰值要低于基肥期。

4 结论

本研究的结果进一步证实，在集约化小麦种植系统中，采用尿素穴施的方法可以消除 NH₃、NO 和 N₂O 的排放而不牺牲小麦产量。尿素穴施可以有效消除 NH₃ 挥发，这主要归因于土壤胶体对肥料水解产生的 NH₄⁺ 的吸附作用，使 NH₄⁺-N 难以扩散到表层土壤中，从而消除 NH₃ 的挥发。同时，尿素穴施还能消除 NO 和 N₂O 排放，这主要是由于肥点附近土壤中高浓度的 NH₄⁺-N 和高 pH 值以及冬季低温等因素的共同作用。这些条件使得在尿素穴施附近的土壤中 NO 和 N₂O 的形成受到抑制或转化，从而消除了 NO 和 N₂O 的排放。另外，尿素穴施还能延长尿素的肥效，为进一步提高小麦产量提供了可能。此外，应优化氮肥穴施的行列间距，以及通过分次穴施弥补小麦返青抽穗期对氮素的需求，以确保养分的充分利用和作物的增产，最大限度地发挥其肥料利用率和农田生产效益。

参考文献