郭柯凡 王豐 婁文月 朱元宏 沙之敏 曹林奎 蔣敏

摘要：為了探討有機(jī)種植對(duì)濱海稻田氨揮發(fā)損失及水稻產(chǎn)量的影響，設(shè)置不施肥對(duì)照（CK）、常規(guī)種植（CT）、有機(jī)種植（CO）3個(gè)處理，采用密閉室間歇抽氣法，開展有機(jī)種植方式下濱海稻田氨揮發(fā)特征的研究。結(jié)果表明，有機(jī)種植的濱海稻田氨揮發(fā)總量為34.72kg/hm2，較常規(guī)種植顯著降低55.94%（P<0.05）。田面水NH+4-N濃度與稻田氨揮發(fā)通量呈極顯著正相關(guān)（P<0.01），有機(jī)種植可有效降低田面水NH+4-N濃度，從而直接減少了氨揮發(fā)的產(chǎn)生。有機(jī)種植的水稻產(chǎn)量下降4.33%，但與常規(guī)種植相比，未達(dá)顯著水平。因此，有機(jī)種植在保持水稻基本穩(wěn)產(chǎn)的情況下，有效降低了濱海稻田由于氨揮發(fā)造成的氮素?fù)p失。

關(guān)鍵詞：水稻；濱海鹽土；有機(jī)種植；氨揮發(fā)；產(chǎn)量

中圖分類號(hào)：S181；S511.06文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1002-1302（2023）10-0243-07

濱海鹽堿土是我國(guó)鹽堿土的一個(gè)重要組成部分，主要分布在沿海地區(qū)，面積約為130萬(wàn)hm2［1］，并隨著河流入?？诘脑鲩L(zhǎng)而不斷增加［2］。濱海鹽堿土作為我國(guó)重要的后備土地資源，用于種植水稻不但能有效緩解糧食壓力，還能通過(guò)淋溶與水稻自身生物作用而降低土壤的鹽堿程度［3-4］。而土壤鹽堿含量高及土壤有機(jī)質(zhì)、肥力低，不但會(huì)降低水稻產(chǎn)量［5］，還會(huì)極大促進(jìn)氨揮發(fā)的產(chǎn)生。

氨（NH3）作為大氣中的主要堿性氣體，與空氣中的SO2、NOx等反應(yīng)形成的次級(jí)產(chǎn)物，占PM2.5總量的25%～60%［6-7］，嚴(yán)重影響空氣質(zhì)量；還能通過(guò)干濕沉降引起水體富營(yíng)養(yǎng)化、土壤酸化等環(huán)境問(wèn)題［8-9］。有研究表明，中國(guó)氨揮發(fā)量達(dá)14Tg/年［10］。農(nóng)業(yè)源氨排放占總排放量的80%～90%［11-12］，其中29.41%～47.40%是由化肥不合理施用導(dǎo)致的［13］。氨揮發(fā)在水稻種植期間也大量發(fā)生，施入稻田的氮肥有13.2%～47.0%是通過(guò)氨揮發(fā)途徑損失的［14］。有機(jī)肥替代化肥，不但減少了化肥用量，還能有效降低稻田氨揮發(fā)的產(chǎn)生［15］。李喜喜等研究表明，使用豬糞或菜籽餅替代30%～50%的化肥可降低10%～18%的氨揮發(fā)量［16］。有機(jī)種植模式使氨揮發(fā)下降幅度更大。單施菜籽餅時(shí)，氨揮發(fā)下降40%［17］；單施糞肥時(shí)，氨揮發(fā)可減少至0.7％～1.0％，基本不產(chǎn)生氨揮發(fā)［18］。但糞肥或菜籽餅存在養(yǎng)分含量不足、存儲(chǔ)運(yùn)輸困難等負(fù)面效應(yīng)［19］，難以大規(guī)模使用。有機(jī)肥養(yǎng)分較高，兼顧生態(tài)與高效，是菜籽餅肥與糞肥的良好替代之一。

本研究分析糞肥配施商品有機(jī)肥的有機(jī)種植模式對(duì)稻田氨揮發(fā)及水稻產(chǎn)量的影響，旨在為促進(jìn)水稻綠色生產(chǎn)提供科學(xué)依據(jù)和理論基礎(chǔ)。

1材料與方法

1.1試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)于2021年在上海市崇明區(qū)濱海水稻生態(tài)農(nóng)場(chǎng)（121.81°E，31.59°N）展開。該地區(qū)屬于亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，年平均氣溫15.2℃，年平均降水量1056mm，年平均日照時(shí)長(zhǎng)1960.7h，無(wú)霜期約247d（圖1）。試驗(yàn)區(qū)土壤為典型濱海鹽土，保肥能力較差。試驗(yàn)前土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)：全氮、全磷、速效鉀、有機(jī)質(zhì)含量分別為0.91、0.79、0.11、14.21g/kg，pH值8.15。

1.2試驗(yàn)材料

供試水稻品種為中晚熟常規(guī)優(yōu)質(zhì)稻品種南粳46，肥料為復(fù)合肥（含N、P2O5、K2O均為15%）、尿素（含N46%）、干羊糞、商品有機(jī)肥（上海勝維有機(jī)肥有限公司）。有機(jī)肥主要養(yǎng)分含量見表1。

1.3試驗(yàn)設(shè)計(jì)及田間管理

試驗(yàn)設(shè)置3個(gè)處理，分別為空白對(duì)照（CK）、常規(guī)種植（CT）、有機(jī)種植（CO），施肥量均以純氮計(jì)（375kg/hm2），每個(gè)處理重復(fù)3次。各小區(qū)面積60m2（8m×7.5m）。CO處理以干羊糞為基肥，商品有機(jī)肥為追肥，基追比為4∶6，施肥時(shí)間分別為5月28日、6月15日、7月16日、8月7日；CT處理按常規(guī)種植模式，以復(fù)合肥為基肥，尿素為追肥，基追比為3∶7，施肥時(shí)間分別為5月28日、6月15日、7月5日、7月16日、8月7日。具體氮肥施用量見表2。各小區(qū)單獨(dú)設(shè)置進(jìn)水口與排水口，小區(qū)間田埂采用防滲膜包裹隔離，防止串肥。水稻于6月5日移栽，移栽行株距為20cm×12cm，每穴4苗，11月8日收獲水稻。

1.4樣品采集與測(cè)定

1.4.1NH3的采樣與測(cè)定

每次施肥后連續(xù)9d進(jìn)行取樣，此后每隔2周取樣1次。通過(guò)密閉室間歇抽氣法［20］，于每天07：00—09：00、15：00—17：00進(jìn)行收集。采樣裝置主要由抽氣泵、洗氣瓶、密封罩、換氣桿、乳膠管等組成，密閉罩為直徑20cm、高30cm的圓柱形有機(jī)玻璃罩，底部開口，頂部安置2個(gè)氣口：一個(gè)為25mm進(jìn)氣口，與2.5m進(jìn)氣管相連；另一個(gè)為采氣口，與洗氣瓶相連。采樣時(shí)，將密閉罩置于小區(qū)中心，抽氣泵使氣體流經(jīng)洗氣瓶，氨氣被吸收液（100mL0.005mol/LH2SO4）吸收，設(shè)定換氣頻率為15～20次/min。取樣結(jié)束后移開密封罩，避免內(nèi)外環(huán)境影響。取樣完成后，采用靛酚藍(lán)分光光度法測(cè)定氨含量，以4h的平均通量值計(jì)算全天的氨揮發(fā)通量。

1.4.2田面水收集及測(cè)定

水稻田面水采集與氨揮發(fā)采集時(shí)間一致，小區(qū)內(nèi)采用五點(diǎn)取樣法，將各點(diǎn)水樣混合均勻，過(guò)濾后帶回實(shí)驗(yàn)室分析。pH值采用pH計(jì)（雷磁，PHSJ-3F）測(cè)定，NH+4-N濃度采用納氏試劑分光光度法測(cè)定，NO-3-N濃度采用紫外分光光度法測(cè)定。

1.4.3水稻產(chǎn)量測(cè)定

在水稻收獲期，采集1.0m×1.0m樣方內(nèi)的水稻樣品用于測(cè)定籽粒產(chǎn)量（Y，t/hm2）。

1.5計(jì)算公式及數(shù)據(jù)分析

氨揮發(fā)通量計(jì)算公式為：

F=c×v×10-3×10-6×6π×r2×10-4。

式中：F為氨揮發(fā)日通量，kg/（hm2·d）；C為吸收液NH+4-N濃度，mg/L；V為稀硫酸吸收液體積，mL；10-3為體積轉(zhuǎn)換系數(shù)；10-6為質(zhì)量轉(zhuǎn)換系數(shù)；6為時(shí)間轉(zhuǎn)換系數(shù)；r為密閉室半徑，m；10-4為面積轉(zhuǎn)換系數(shù)。

氨揮發(fā)損失率=（施氮處理氨揮發(fā)總量-空白處理氨揮發(fā)總量）/施氮量×100%；

氮肥農(nóng)學(xué)利用率=（施氮處理水稻產(chǎn)量-空白處理水稻產(chǎn)量）/施氮量×100%；

單位產(chǎn)量下的氨揮發(fā)累積排放量=籽粒產(chǎn)量/氨揮發(fā)累積量。

運(yùn)用Origin2018進(jìn)行數(shù)據(jù)處理及制圖。采用SPSS25進(jìn)行單因素方差分析。

2結(jié)果與分析

2.1有機(jī)種植對(duì)稻田氨揮發(fā)特征的影響

2.1.1有機(jī)種植對(duì)稻田氨揮發(fā)通量的影響

不同處理下，濱海稻田氨揮發(fā)的季節(jié)性變化如圖2所示。氮肥施用使氨揮發(fā)通量明顯上升。除基肥期外，CT、CO處理施氮后，NH3揮發(fā)日通量在1～3d內(nèi)達(dá)到峰值后，在施肥6～9d內(nèi)降低至與CK處理相似水平。CT處理的NH3揮發(fā)日通量最高峰值發(fā)生在第2次追肥期，為6.83kg/（hm2·d），CO處理的NH3揮發(fā)日通量最高峰值發(fā)生在第4次追肥期，為3.83kg/（hm2·d）。CO處理在基肥期的氨揮發(fā)日通量無(wú)明顯變化，這可能是由于CO處理以堆肥后的羊糞為基肥，含氮量低，養(yǎng)分釋放緩慢［20］，并且羊糞中含有的有機(jī)質(zhì)對(duì)NH+4-N有吸附作用［21］，減少了NH3的揮發(fā)。除穗肥期外，CT處理施肥后氨揮發(fā)日通量高于CO、CK處理；在穗肥期CO處理的氨揮發(fā)日通量高于CT處理。這可能與施氮量相關(guān)，穗肥期CO處理的施氮量為98.70kg/hm2，CT處理為23.30kg/hm2，CO處理的較大施氮量使氨揮發(fā)日通量高于CT處理。

2.1.2有機(jī)種植不同時(shí)期氨揮發(fā)累積量與氮損失率

由表3可知，不同處理下濱海稻田氨揮發(fā)累積排放總量為12.97～78.80kg/hm2，呈CT>CO>CK的趨勢(shì)，處理間差異顯著（P<0.05）。與CT處理相比，CO處理的氨揮發(fā)累積排放量顯著降低了55.94%。在基肥和1、2、3次追肥期，CT處理的氨揮發(fā)累積量均顯著高于其他處理，分別為16.93、17.35、22.98、16.12kg/hm2，CO處理的氨揮發(fā)累積量?jī)H在第1次追肥期顯著高于CK處理，為5.03kg/hm2；在第4次追肥期，CO處理的NH3積累排放量最高，為11.39kg/hm2，CT與CO處理間差異顯著（P<0.05）。CT處理的氨揮發(fā)主要發(fā)生在前4次施肥期，氨揮發(fā)量占總量的93.12%，而CO處理的氨揮發(fā)主要發(fā)生在第3、4次追肥期，氨揮發(fā)量占總量的66.91%。

由表4可知，CT處理氮損失率顯著高于CO處理。CT處理的氮損失率為13.84%～26.98%，第1、2次追肥期氮損失率較高，分別為26.98%、22.51%；CO處理的氮損失率為1.01%～10.00%，追肥期氮損失率明顯高于基肥期。

2.2有機(jī)種植的水稻田面水NH+4-N濃度、NO-3-N濃度及pH值變化

施肥后各處理的水稻田面水NH+4-N濃度變化趨勢(shì)與氨揮發(fā)日通量變化趨勢(shì)相似（圖3-a），CT處理的田面水NH+4-N濃度在施肥后均有明顯上升，并在1～3d內(nèi)達(dá)到最高峰后迅速下降，在6～9d下降至與CK處理相似的水平，濃度范圍在0.53～124.58mg/L之間；CO處理的田面水NH+4-N濃度除基肥期無(wú)明顯變化外，追肥后變化趨勢(shì)與CT處理類似，濃度范圍在0.87～72.87mg/L之間，與CT處理相比有顯著降低。

施肥后田面水NO-3-N濃度變化幅度較小，且一直處于較低水平，變化范圍在0.05～1.24mg/L之間（圖3-b）。在追肥期，CO處理的田面水NO-3-N濃度變化較為平緩，并顯著低于CT處理（P<0.05），表明商品有機(jī)肥對(duì)可能對(duì)稻田生態(tài)系統(tǒng)的氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程具有一定的影響。

各處理的水稻田面水pH值變化范圍為7.44～8.06，各處理變化趨勢(shì)較為類似，不施肥處理略高于施肥處理（圖3-c）。CT處理田面水pH值變化幅度最大；CO處理的田面水pH值在基肥期以及第1、4次追肥期略高于CT處理，而第2、3次追肥期略低于CT處理，總體而言兩者沒有差別，均值均為7.79。

2.3有機(jī)種植的水稻田面水NH+4-N濃度、NO-3-N濃度、pH值與氨揮發(fā)通量的相關(guān)性分析

將氨揮發(fā)日通量與施肥后田面水NH+4-N濃度、NO-3-N濃度、pH值進(jìn)行Pearson相關(guān)分析后發(fā)現(xiàn)（圖4），CT處理的氨揮發(fā)日通量與田面水NH+4-N濃度呈極顯著正相關(guān)（P<0.01），與田面水NO-3-N濃度呈顯著負(fù)相關(guān)（P<0.05），與田面水pH值呈顯著正相關(guān)（P<0.05）。CO處理的氨揮發(fā)日通量與田面水NH+4-N濃度呈極顯著正相關(guān)（P<0.01），與田面水NO-3-N濃度呈顯著正相關(guān)（P<0.05），與田面水pH值呈顯著負(fù)相關(guān)（P<0.05）?？梢娞锩嫠甆H+4-N濃度是影響稻田氨揮發(fā)的最重要因素，田面水NO-3-N濃度與pH值也會(huì)影響稻田氨揮發(fā)，影響效果與肥料類型有關(guān)。

2.4有機(jī)種植對(duì)水稻產(chǎn)量的影響

CT、CO處理的水稻產(chǎn)量分別為8.07、7.72t/hm2，有機(jī)種植雖使水稻產(chǎn)量降低4.33%，但無(wú)顯著差異（表5）。分別計(jì)算各處理的水稻單位產(chǎn)量的氨揮發(fā)累積排放量，CO處理的平均單位產(chǎn)量氨揮發(fā)累積排放量較CT處理降低53.95%，差異顯著（P<0.05），這與各處理間稻田氨揮發(fā)季累積量的結(jié)果一致。與CT處理相比，CO處理雖然在單位面積有效穗數(shù)、每穗粒數(shù)略有降低，但結(jié)實(shí)率、千粒質(zhì)量略有提高，因此兩者間產(chǎn)量并無(wú)顯著差異。

3討論

本研究中，CO與CT處理相比，稻田氨揮發(fā)累積損失量降低了44.08kg/hm2，降幅達(dá)55.94%。可見，有機(jī)種植能顯著降低濱海稻田氨揮發(fā)，這與已有研究結(jié)果一致。邢月等研究發(fā)現(xiàn)有機(jī)種植使上海稻田氨揮發(fā)降低了28.7kg/hm2［22］。張奇等研究表明，有機(jī)種植使川中紫色土丘陵區(qū)稻田氨揮發(fā)降低了77.52%［23］。吳凡等研究表明，有機(jī)種植使洱海流域稻田氨揮發(fā)降低了71.89%［24］。氨揮發(fā)影響因素眾多，這些因素都是通過(guò)影響田面水NH+4-N濃度來(lái)影響氨揮發(fā)的產(chǎn)生［25-27］。與化肥相比，施用有機(jī)肥后田面水NH+4-N濃度變化幅度較低，減少氨揮發(fā)的產(chǎn)生［21］。首先，與化肥施入后被脲酶迅速水解為NH+4-N不同［28］，有機(jī)肥的礦化較為緩慢［20］，養(yǎng)分釋放較慢，使田面水NH+4-N濃度維持在較低水平；其次，有機(jī)肥能增加土壤有機(jī)質(zhì)含量和陽(yáng)離子交換量（CEC）［28-29］，使土壤對(duì)NH+4-N的固存能力提高［21］。此外，有機(jī)質(zhì)分解過(guò)程產(chǎn)生的有機(jī)酸與腐殖質(zhì)降低了土壤pH值，也間接降低氨揮發(fā)的產(chǎn)生［13］。本研究中，有機(jī)種植CO處理主要降低了施肥后田面水NH+4-N濃度以及pH值，從而降低氨揮發(fā)。有機(jī)肥對(duì)氨揮發(fā)的降低需要等氮替代的前提條件［25］。本試驗(yàn)中，穗肥期CO處理施用有機(jī)肥的含氮量遠(yuǎn)高于CT處理，氨揮發(fā)也高于CT處理。

本研究中，CT處理的稻田氨揮發(fā)主要發(fā)生在基肥以及前3次追肥期，這主要與施氮量以及溫度有關(guān)［30-31］。常規(guī)種植前期施氮量大，溫度高，此時(shí)水稻植株較小，對(duì)氮素的吸收能力較弱［27］，因此氨揮發(fā)量大。有機(jī)種植CO處理的氨揮發(fā)主要發(fā)生在追肥期，產(chǎn)生的氨揮發(fā)量占總量的91.88%。這可能與不同有機(jī)肥的有機(jī)質(zhì)礦化速率存在差異有關(guān)［32］。研究表明，有機(jī)肥中有機(jī)氮礦化為可被作物吸收的無(wú)機(jī)氮的過(guò)程，需要微生物的主導(dǎo)，并與有機(jī)肥的碳、氮含量密切相關(guān)［33］。有機(jī)肥較小的C/N比更易增加土壤微生物活性與加強(qiáng)礦化作用［34］。周博等研究表明，氮含量是影響有機(jī)肥礦化的主要因子，有機(jī)氮的礦化量與全氮含量呈線性關(guān)系［35］。本研究中追肥使用的商品有機(jī)肥全氮含量是羊糞的4.08倍，C/N比較低，有機(jī)氮礦化速率及礦化量增加，因此氨揮發(fā)速率及損失率也隨之增加。

本研究中，CO處理的水稻產(chǎn)量降低4.33%，與大多數(shù)研究結(jié)果一致。邢月等研究表明，全量有機(jī)肥替代化肥的水稻產(chǎn)量降低了5.55%［22］。分析各處理產(chǎn)量構(gòu)成因素后發(fā)現(xiàn)，CO處理的單位面積有效穗數(shù)、每穗粒數(shù)低于CT處理，而千粒質(zhì)量及結(jié)實(shí)率高于CT處理。這可能是由于本研究基肥為羊糞，羊糞釋放養(yǎng)分速率較慢，而分蘗期的商品有機(jī)肥追施量較少，無(wú)法給水稻及時(shí)提供充足的養(yǎng)分，從而導(dǎo)致水稻分蘗及每穗粒數(shù)減少；而在穗肥期追施足量商品有機(jī)肥后，充足且持續(xù)的氮素供應(yīng)提高了結(jié)實(shí)率并增加了千粒質(zhì)量，增加的結(jié)實(shí)率與千粒質(zhì)量無(wú)法完全彌補(bǔ)有效穗及每穗粒數(shù)的減少對(duì)產(chǎn)量造成的影響，所以產(chǎn)量還是略有下降。

4結(jié)論

本研究表明，與常規(guī)種植相比，有機(jī)種植使濱海稻田氨揮發(fā)累積量下降55.94%，氨揮發(fā)率下降65.41%。水稻田面水NH+4-N濃度是影響氨揮發(fā)的最主要因素。與常規(guī)種植相比，有機(jī)種植使水稻單位面積有效穗、每穗粒數(shù)略微下降，結(jié)實(shí)率、千粒質(zhì)量略微增加，產(chǎn)量總體減少4.33%。有機(jī)種植是有效減少濱海稻田氨揮發(fā)損失及保證水稻穩(wěn)產(chǎn)的種植模式，但此模式減排穩(wěn)產(chǎn)的持續(xù)性以及對(duì)土壤質(zhì)量的影響還需在未來(lái)的研究中進(jìn)一步探索。

參考文獻(xiàn)：

［1］楊勁松.中國(guó)鹽漬土研究的發(fā)展歷程與展望［J］.土壤學(xué)報(bào)，2008，45（5）：837-845.

［2］丁海榮，洪立洲，楊智青，等.鹽堿地及其生物措施改良研究現(xiàn)狀［J］.現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技，2010（6）：299-300，308.

［3］苑佰飛，馬玉濤，包巖，等.水稻種植對(duì)吉林省西部蘇打鹽堿土改良培肥效果［J］.水土保持學(xué)報(bào)，2019，33（3）：320-326.

［4］傅慶林，朱蕓，郭彬，等.稻麥輪作對(duì)濱海鹽土土壤肥力的影響［J］.浙江農(nóng)業(yè)科學(xué)，2022，63（6）：1135-1138.

［5］嚴(yán)凱，蔣玉蘭，唐紀(jì)元，等.鹽堿地條件下施氮量和栽插密度對(duì)水稻產(chǎn)量和品質(zhì)的影響［J］.中國(guó)土壤與肥料，2018（2）：67-74.

［6］TiCP，XiaLL，ChangSX，etal.Potentialformitigatingglobalagriculturalammoniaemission：ameta-analysis［J］.EnvironmentalPollution，2019，245：141-148.

［7］YaoYL，ZhangM，TianYH，etal.UreadeepplacementforminimizingNH3lossinanintensivericecroppingsystem［J］.FieldCropsResearch，2018，218：254-266.

［8］AbdoAI，ShiDP，LiJ，etal.AmmoniaemissionfromstaplecropsinChinaasresponsetomitigationstrategiesandagronomicconditions：Meta-analyticstudy［J］.JournalofCleanerProduction，2021，279：123835.

［9］SunHF，ZhouS，ZhangJN，etal.Effectsofcontrolled-releasefertilizeronricegrainyield，nitrogenuseefficiency，andgreenhousegasemissionsinapaddyfieldwithstrawincorporation［J］.FieldCropsResearch，2020，253：107814.

［10］HuangX，SongY，LiMM，etal.Ahigh-resolutionammoniaemissioninventoryinChina［J］.GlobalBiogeochemicalCycles，2012，26（1）：GB1030.

［11］TianXF，LiCL，ZhangM，etal.Controlledreleaseureaimprovedcropyieldsandmitigatednitrateleachingundercotton-garlicintercroppingsystemina4-yearfieldtrial［J］.SoilandTillageResearch，2018，175：158-167.

［12］PanBB，LamSK，MosierA，etal.Ammoniavolatilizationfromsyntheticfertilizersanditsmitigationstrategies：aglobalsynthesis［J］.Agriculture，Ecosystems&Environment，2016，232：283-289.

［13］LiuTQ，HuangJF，ChaiKB，etal.EffectsofNfertilizersourcesandtillagepracticesonNH3volatilization，grainyield，andNuseefficiencyofricefieldsincentralChina［J］.FrontiersinPlantScience，2018，9：385.

［14］HeTH，LiuDY，YuanJJ，etal.Atwoyearsstudyonthecombinedeffectsofbiocharandinhibitorsonammoniavolatilizationinanintensivelymanagedricefield［J］.Agriculture，Ecosystems&Environment，2018，264：44-53.

［15］李燕青，溫延臣，林治安，等.不同有機(jī)肥與化肥配施對(duì)作物產(chǎn)量及農(nóng)田氮肥氣態(tài)損失的影響［J］.植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2019，25（11）：1835-1846.

［16］李喜喜，楊娟，王昌全，等.豬糞施用對(duì)成都平原稻季氨揮發(fā)特征的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2015，34（11）：2236-2244.

［17］李菊梅，李冬初，徐明崗，等.紅壤雙季稻田不同施肥下的氨揮發(fā)損失及其影響因素［J］.生態(tài)環(huán)境，2008，17（4）：1610-1613.

［18］QiXL，NieLX，LiuHY，etal.GrainyieldandapparentNrecoveryefficiencyofdrydirect-seededriceunderdifferentNtreatmentsaimedtoreducesoilammoniavolatilization［J］.FieldCropsResearch，2012，134：138-143.

［19］肖其亮，朱堅(jiān)，彭華，等.稻田氨揮發(fā)損失及減排技術(shù)研究進(jìn)展［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2021，40（1）：16-25.

［20］武星魁，姜振萃，陸志新，等.有機(jī)肥部分替代化肥氮對(duì)葉菜產(chǎn)量和環(huán)境效應(yīng)的影響［J］.中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)（中英文），2020，28（3）：349-356.

［21］張怡彬，李俊改，王震，等.有機(jī)替代下華北平原旱地農(nóng)田氨揮發(fā)的年際減排特征［J］.植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2021，27（1）：1-11.

［22］邢月，沙之敏，卑志鋼，等.不同施肥方式對(duì)稻田氨揮發(fā)特征的影響［J］.江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2019，47（17）：313-318.

［23］張奇，徐婭玲，姚莉，等.有機(jī)無(wú)機(jī)肥配施對(duì)川中紫色土丘陵區(qū)稻田氨揮發(fā)的影響［J］.四川農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2021，39（4）：518-523，548.

［24］吳凡，張克強(qiáng)，謝坤，等.洱海流域典型農(nóng)區(qū)不同施肥處理下稻田氨揮發(fā)變化特征［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2019，38（8）：1735-1742.

［25］楊國(guó)英，郭智，劉紅江，等.稻田氨揮發(fā)影響因素及其減排措施研究進(jìn)展［J］.生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2020，29（9）：1912-1919.

［26］SunLY，WuZ，MaYC，etal.AmmoniavolatilizationandatmosphericNdepositionfollowingstrawandureaapplicationfromarice-wheatrotationinsoutheasternChina［J］.AtmosphericEnvironment，2018，181：97-105.

［27］盧昕宇，陳丹艷，寧運(yùn)旺，等.水肥耦合對(duì)稻田氨揮發(fā)及水稻產(chǎn)量的影響［J］.江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2022，38（5）：1211-1219.

［28］鄧美華，尹斌，張紹林，等.不同施氮量和施氮方式對(duì)稻田氨揮發(fā)損失的影響［J］.土壤，2006，38（3）：263-269.

［29］劉小粉.有機(jī)種植對(duì)土壤養(yǎng)分含量及物理特性的影響［J］.安徽農(nóng)學(xué)通報(bào)，2021，27（12）：87-89.

［30］吳萍萍，劉金劍，楊秀霞，等.不同施肥制度對(duì)紅壤地區(qū)雙季稻田氨揮發(fā)的影響［J］.中國(guó)水稻科學(xué)，2009，23（1）：85-93.

［31］YangWL，QueHL，WangSW，etal.HightemporalresolutionmeasurementsofammoniaemissionsfollowingdifferentnitrogenapplicationratesfromaricefieldintheTaihuLakeRegionofChina［J］.EnvironmentalPollution，2020，257：113489.

［32］沈仕洲，萬(wàn)辰，馬瑛駿，等.水旱輪作條件下畜禽有機(jī)肥氮素礦化特征［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2021，40（11）：2513-2520.

［33］AgeharaS，WarnckeDD.Soilmoistureandtemperatureeffectsonnitrogenreleasefromorganicnitrogensources［J］.SoilScienceSocietyofAmericaJournal，2005，69（6）：1844-1855.

［34］韓曉日，鄭國(guó)砥，劉曉燕，等.有機(jī)肥與化肥配合施用土壤微生物量氮?jiǎng)討B(tài)、來(lái)源和供氮特征［J］.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)，2007，40（4）：765-772.

［35］周博，高佳佳，周建斌.不同種類有機(jī)肥碳、氮礦化特性研究［J］.植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2012，18（2）：366-373.