抑制劑對淹水土壤反硝化和氨揮發(fā)的影響

阿力木·阿布來提,佘冬立*,張文娟,夏永秋

抑制劑對淹水土壤反硝化和氨揮發(fā)的影響

阿力木·阿布來提1,佘冬立1*,張文娟1,夏永秋2

(1.河海大學(xué)農(nóng)業(yè)工程學(xué)院,江蘇 南京 210098；2.中國科學(xué)院南京土壤研究所土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點實驗室,江蘇 南京 210008)

通過室內(nèi)培養(yǎng)試驗,設(shè)置3個硝化抑制劑雙氰胺(DCD)(氮肥用量的2.5%(DCD1)、5.0%(DCD2)、7.5%(DCD3)),3個脲酶抑制劑氫醌(HQ)(氮肥用量的0.1%(HQ1)、0.3%(HQ2)、0.5%(HQ3))和3個硝化抑制劑DCD+脲酶抑制劑HQ聯(lián)合施用(氮肥用量的2.5%+0.1%(HH1)、5.0%+0.3%(HH2)、7.5%+0.5%(HH3))試驗處理,探討抑制劑聯(lián)合施用對淹水土壤反硝化和氨揮發(fā)過程及其環(huán)境因子的影響,并借助通徑分析探討環(huán)境因子對反硝化和氨揮發(fā)過程的影響程度,探求抑制劑、氮素轉(zhuǎn)化過程及其環(huán)境因子之間定量影響關(guān)系.結(jié)果表明,單獨施用硝化抑制劑DCD能顯著減少反硝化速率,但是增加氨揮發(fā)損失.單獨施用脲酶抑制劑HQ能不同程度減少氨揮發(fā)損失,但對反硝化作用效果不穩(wěn)定.而聯(lián)合施用DCD和HQ,尤其是HH2(5.0%的DCD+0.3%的HQ)聯(lián)合施用可有效地同時抑制反硝化和氨揮發(fā)損失,相比CK,其反硝化和氨揮發(fā)速率分別減少31.3%和12.5%.通徑分析發(fā)現(xiàn),硝化抑制劑DCD和脲酶抑制HQ主要影響土體NO- 3-N和NH+ 4-N濃度、上覆水體NH+ 4-N和DON濃度,從而影響反硝化和氨揮發(fā)速率.

雙氰胺；氫醌；反硝化；氨揮發(fā)；環(huán)境因子；通徑分析

反硝化和氨揮發(fā)是稻田氮素氣態(tài)損失的兩大主要途徑[1],不僅對資源造成浪費,同時影響環(huán)境[2-3].確定影響反硝化和氨揮發(fā)控制因子對理解氮素循環(huán)過程及減少氮素?fù)p失具有重要意義[4-8].硝化抑制劑可減緩NH+ 4-N氧化成NO- 2-N,進而控制NO- 3-N形成[9-10],抑制反硝化過程.脲酶抑制劑延緩氮肥水解,從而降低土壤溶液中NH+ 4-N和NH3濃度,達到抑制氨揮發(fā)效果[11].研究表明,硝化抑制劑抑制硝化過程的同時,有增加NH3揮發(fā)的潛在趨勢,而添加脲酶抑制劑明顯減少氮肥以NH3氣態(tài)氮損失,但同時卻使反硝化增加[11].也有研究認(rèn)為,脲酶抑制劑減緩氮肥水解,使氮素更多以尿素形態(tài)保留,氮素反硝化損失降低,同時添加硝化抑制劑和脲酶抑制劑將對反硝化和氨揮發(fā)過程起到聯(lián)合抑制作用[12-13].

硝化抑制劑和脲酶抑制劑種類繁多,雙氰胺(dicyandiamide,DCD)是近年來研究較多的硝化抑制劑,相比其他硝化抑制劑,其化學(xué)和物理性質(zhì)穩(wěn)定,能溶于水、不易揮發(fā)、降解完全,具有良好的硝化抑制作用,大田推廣具有現(xiàn)實意義[9];氫醌(hydroquinone, HQ),溶于水,又稱對苯二酚,被認(rèn)為是經(jīng)濟有效的脲酶抑制劑.目前較多研究主要探討單一施用硝化抑制劑或者脲酶抑制劑對氮素循環(huán)過程的影響[14-16],但聯(lián)合施用硝化抑制劑和脲酶抑制劑對淹水土壤氮素反硝化與氨揮發(fā)過程影響的研究不多.本文通過淹水條件下室內(nèi)培養(yǎng)試驗,選取不同濃度硝化抑制劑雙氰胺和脲酶抑制劑氫醌進行聯(lián)合施用處理,研究抑制劑對反硝化和氨揮發(fā)過程以及環(huán)境因子的影響,并借助通徑分析探討環(huán)境因子對反硝化和氨揮發(fā)速率的影響程度,明確抑制劑、氮素轉(zhuǎn)化過程及環(huán)境因子之間定量影響關(guān)系,從而為進一步認(rèn)識抑制劑的作用和施用方法、為降低氮素轉(zhuǎn)化過程中反硝化和氨揮發(fā)損失,提高氮肥利用效率,減少環(huán)境氮污染提供參考.

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)基本情況

試驗研究區(qū)(試驗用土采集地)位于河海大學(xué)節(jié)水園(31°86'N,118°60'E),試驗區(qū)海拔144m,屬于亞熱帶濕潤氣候,年均降雨量為1021mm,年均蒸發(fā)量為900mm,年均氣溫為15℃,年均日照時數(shù)為2212h.土壤采集地為1a前種植水稻的試驗地區(qū),土壤類型為黃棕壤,土壤容重為1.20~1.35g/cm3,pH值為6.6.土壤顆粒組成為:砂粒(0.02~2mm)、粉粒(0.002~ 0.02mm)、黏粒(0~0.002mm)的體積分?jǐn)?shù)分別為31.5%、39.6%、28.9%.土壤全氮含量(質(zhì)量分?jǐn)?shù))為0.057%,全碳含量(質(zhì)量分?jǐn)?shù))為0.489%.

1.2 淹水土壤培養(yǎng)試驗設(shè)計

室內(nèi)培養(yǎng)試驗從2015年3月14日~2015年5月13日,培養(yǎng)試驗具體處理方案詳見表1.將過2mm篩的8kg供試土樣裝填入長34cm、寬27cm、高13cm的培養(yǎng)盆中,試驗期間培養(yǎng)盆無損、盆底無滲漏.施肥總量為每千克干土施肥量折合純氮0.15g、P2O50.10g、K2O0.10g.本培養(yǎng)試驗所使用的氮肥用尿素(CO(NH2)2,含N46%),磷肥用KH2PO4(折合含P2O552.2%,含折合K2O 34.6%),以P2O5為標(biāo)準(zhǔn)計算所使用的磷肥KH2PO4,用KCl(折合含K2O 63.1%)來彌補不夠用的K,以上肥料均為分析純試劑.

各處理設(shè)6盆重復(fù),隨機排列放置在陽光充足的溫室中,室溫25℃.培養(yǎng)過程中,添加去離子水保持淺水層5cm左右,培養(yǎng)60d,使水土環(huán)境趨于穩(wěn)定.2015年5月14日采用特定無擾動沉積物PVC(內(nèi)徑8cm,外徑9cm,高27cm)采樣器采集各處理培養(yǎng)水土樣(采樣1次),采用膜進樣質(zhì)譜儀(MIMS,Bay Instruments,Easton,MD,USA)測定反硝化速率[17-20],采用通氣法測定氨揮發(fā)速率[21];同時測定上覆水體pH值(1)、水體硝酸鹽氮(NO- 3-N)濃度(2)、水體銨態(tài)氮(NH+ 4-N)濃度(3)、土體硝酸鹽氮(NO- 3-N)濃度(4)、土體銨態(tài)氮(NH+ 4-N)濃度(5)、水體溶解有機碳(DOC)濃度(6)、水體溶解有機氮(DON)濃度(7)、土體溶解有機氮(DON)濃度(8)以及溶解氧(DO) (9).

表1 培養(yǎng)試驗處理

注:設(shè)置對照組CK(單施肥料:每千克干土施肥量折合純氮0.15g)、施肥+硝化抑制劑(胺DCD)、施肥+脲酶抑制劑(HQ)、施肥+硝化抑制劑+脲酶抑制劑.硝化抑制劑按氮肥用量的2.5%、5.0%、7.5%質(zhì)量分?jǐn)?shù)(分別用DCD1、DCD2、DCD3表示)3個梯度,脲酶抑制劑按0.1%、0.3%、0.5%質(zhì)量分?jǐn)?shù)(分別用HQ1、HQ2、HQ3表示)3個梯度,而硝化抑制劑+脲酶抑制劑按2.5%+0.1%、5.0%+0.3%、7.5%+0.5%的質(zhì)量分?jǐn)?shù)(分別用HH1、HH2、HH3表示)設(shè)置3個梯度處理.

1.3 反硝化速率的測定

本試驗采用特定無擾動沉積物PVC采樣器采取培養(yǎng)物柱樣(10cm深)以及上覆水(5cm左右),柱底用黑色橡膠塞密封.為盡可能維持培養(yǎng)原始試驗環(huán)境,樣品采集帶回實驗室后,將與上覆水氮素含量一致的KNO3溶液沿玻璃棒緩慢加入直至柱體內(nèi)充滿液體,擰好蓋子,檢查柱體氣密性,垂直放入模擬原位淹水環(huán)境的培養(yǎng)裝置中培養(yǎng)取樣,裝置水溫調(diào)至25℃.培養(yǎng)裝置具體設(shè)計參照文獻[20].培養(yǎng)過程中啟動可調(diào)速電機,帶動下部鏈接的磁棒勻速轉(zhuǎn)動,使沉積物培養(yǎng)柱頂部磁轉(zhuǎn)子以14r/min轉(zhuǎn)動,以便混勻培養(yǎng)過程中產(chǎn)生的可溶性氣體,提高測定精度.維持4~6h的浸沒平衡后采集第1個水樣即為0h樣品,然后分別在2,4,6,8h取樣,每次樣品均取4個重復(fù).采用膜進樣質(zhì)譜儀MIMS(Bay Instruments, Easton, MD, USA)測定水樣中N2、O2、Ar濃度以及N2/Ar、O2/Ar比率,根據(jù)公式計算反硝化速率,具體測定的計算公式參照文獻[20].該方法測定誤差小于0.03%,每個樣品測定時間小于2min,是目前精度最高的反硝化速率測定方法[19-20].

1.4 氨揮發(fā)速率的測定

氨揮發(fā)速率采用通氣法測定,試驗裝置具體設(shè)計參照文獻[21].將有機玻璃管(內(nèi)徑15cm,高20cm)垂直插入土壤4cm左右.將海綿(厚度2cm,直徑16cm)一側(cè)表面均勻浸泡在15mL的磷酸甘油溶液后,浸有溶液的一面放置于距離管頂6cm處,用來吸收淹水土壤揮發(fā)NH3.經(jīng)過24h后,取裝置下層海綿,置入500mL塑料瓶,加300mL 2.0mol/L的KCl溶液使海綿完全浸在其中,放入振蕩器振蕩1h后,采集振蕩器中30mL溶液,利用連續(xù)流動分析儀(Breda,The Netherlands)測定溶液中NH+ 4-N含量.參照文獻[21]公式計算氨揮發(fā)平均速率.

1.5 水土環(huán)境因子測定

采用便攜式多參數(shù)測試儀(Hach Company, Loveland, CO)測定上覆水體pH值,DO.采集培養(yǎng)盆上覆水樣過濾后,利用連續(xù)流動分析儀(Breda, The Netherlands)測定上覆水體NO3--N和NH4+-N含量,利用液態(tài)碳氮元素分析儀(Vario TOC cube, Elementar, Germany)測定DOC,DON含量,采用差減法測定;采集20g培養(yǎng)盆新鮮土樣,利用2mol /L KCL溶液浸提后,采用連續(xù)流動分析儀(Breda, The Netherlands)測定土體NO3--N和NH4+-N含量.

1.6 分析方法

試驗數(shù)據(jù)經(jīng)Excel整理后,利用Origin9.4作圖,采用SPSS22.0軟件進行統(tǒng)計分析,并借助該統(tǒng)計軟件進行水土環(huán)境因子對反硝化和氨揮發(fā)速率的通徑分析[22-24].

2 結(jié)果與分析

2.1 施用抑制劑對反硝化與氨揮發(fā)過程的影響

淹水土壤氮素反硝化速率隨雙氰胺(DCD)施用量增加而減小,而氨揮發(fā)速率變化呈相反趨勢(圖1),施用DCD處理土壤反硝化速率變化分布區(qū)間顯著低于對照組CK,而氨揮發(fā)速率顯著高于CK (<0.05),表明雙氰胺抑制反硝化過程,但同時也促進氨揮發(fā)進程.

施用脲酶抑制劑氫醌(HQ)可降低土壤反硝化速率(圖1).低濃度HQ1處理下土壤氮素反硝化速率最小,并顯著低于CK (<0.05);但隨氫醌HQ施用量增加,土壤反硝化速率逐漸增大,高濃度HQ3處理下土壤氮素反硝化速率與CK處理間差異縮小至無顯著性水平(>0.05);土壤氮素氨揮發(fā)速率隨HQ施用量增加而下降,低濃度HQ1處理下氨揮發(fā)速率與CK之間差異不顯著(>0.05),隨著施用量的進一步增大,差異逐漸增大,高濃度HQ3處理土壤氨揮發(fā)速率顯著低于CK處理(<0.05).因此,施用低濃度氫醌對淹水土壤反硝化過程抑制效果明顯,但對氨揮發(fā)過程影響不顯著;而高濃度氫醌抑制氨揮發(fā)過程,但其對反硝化過程的作用并不明顯.

如圖1所示,淹水土壤反硝化和氨揮發(fā)速率均隨DCD和HQ的聯(lián)合施用量增加呈現(xiàn)先減小而后增大的趨勢.聯(lián)合施用DCD和HQ各處理中, HH2 (5.0%DCD+0.3%HQ)處理土壤氮素反硝化和氨揮發(fā)速率均最低,相比CK,其反硝化和氨揮發(fā)速率分別減少31.3%和12.5%.

圖1 施用抑制劑對反硝化與氨揮發(fā)速率的影響

2.2 施用抑制劑對水土環(huán)境因子的影響

由表2可知,除pH值和DO外,添加抑制劑對各處理水土環(huán)境因子的影響均達到顯著性水平(<0.05).其中,水體NO- 3-N和土體NO- 3-N濃度均隨DCD施用量增加而顯著減小;HQ對水體NO- 3-N和土體NO- 3-N濃度的影響不顯著,但兩種抑制劑聯(lián)合施用影響均顯著,且相比CK水/土體NO- 3-N濃度均降低.施用DCD處理間水體NH+ 4-N濃度差異顯著,而施用HQ對水體NH+ 4-N濃度和土體NH+ 4-N濃度的作用顯著性水平相反;聯(lián)合施用抑制劑對水/土中NH+ 4-N濃度的影響均達到顯著水平.相比CK,施用抑制劑顯著提高了水體DOC濃度,尤其在HH3處理下達到最高水平.抑制劑對水體DON濃度和土體DON濃度的影響均顯著,相比CK,在施用抑制劑處理下水體DON濃度整體呈上升趨勢,而土體DON濃度有所下降.

表2 施用抑制劑對各處理水土環(huán)境因子的影響(均值±標(biāo)準(zhǔn)差)

注:同一列的不同小寫字母代表差異顯著(<0.05).

2.3 水土環(huán)境因子對反硝化和氨揮發(fā)過程影響的通徑分析

9個指標(biāo)(水土環(huán)境因子)對反硝化和氨揮發(fā)速率的通徑分析分別見圖2和圖3.

圖2 各指標(biāo)對反硝化速率相關(guān)系數(shù)和通徑系數(shù)

1、2、3、4、5、6、7、8、9、e分別表示1、2、3、4、5、6、7、8、9、剩余環(huán)境因子對反硝化速率的通徑系數(shù);0表示反硝化速率

圖3各指標(biāo)對氨揮發(fā)速率相關(guān)系數(shù)和通徑系數(shù)

1、2、3、4、5、6、7、8、9、e分別表示1、2、3、4、5、6、7、8、9、剩余環(huán)境因子對氨揮發(fā)速率的通徑系數(shù);1表示氨揮發(fā)速率

利用通徑分析的原理[24],計算各指標(biāo)對反硝化和氨揮發(fā)速率的間接通徑系數(shù),并分析9個自變量對回歸方程估測可靠程度2總貢獻,結(jié)果見表3和表4.

表3 各指標(biāo)對反硝化速率的直接作用和間接作用分析

注:p表示通徑系數(shù)(直接作用),下同.

表4 各指標(biāo)對氨揮發(fā)速率的直接作用和間接作用分析

由表3和表4分析得各指標(biāo)(1~9)與反硝化速率(0)及氨揮發(fā)速率(1)間線性回歸方程為:

y0=70.732-3.190x1+0.401x2-5.544x3+1868.839x4-

276.915x5+0.445x6-0.443x7-130.074x8+6.246x9 (1)

y1=0.182-0.006x1+0.003x3-0.152x4-0.114x5+

0.011x8-0.007x9 (2)

回歸方程中,0=5.281,0=0.001<0.01,達到極顯著;1=2.452,1=0.046<0.05,達到顯著水平,說明反硝化/氨揮發(fā)速率與各指標(biāo)間的通徑分析有意義.通過計算剩余因子(回歸方程誤差)對反硝化和氨揮發(fā)速率的通徑系數(shù)分別為0.544,0.689.表明除這9個指標(biāo)外,本次通徑分析中仍有其他對反硝化和氨揮發(fā)速率影響較大的指標(biāo)未被考慮.

由表3可知,對反硝化速率回歸預(yù)測2總貢獻最大的前4個指標(biāo)分別為4、5、3、7.通過9個自變量對反硝化速率的通徑分析發(fā)現(xiàn),4對0的直接作用(通徑系數(shù))為0.857,通徑系數(shù)最大,且4對回歸方程2總貢獻為0.620,對2總貢獻度最大,表明土壤NO3--N濃度對反硝化速率的影響至關(guān)重要;5對反硝化速率的通徑系數(shù)為-0.296,對2總貢獻為-0.117,為各自變量對2總貢獻第2位,表明土壤NH4+-N濃度也是影響反硝化速率的重要指標(biāo);3對2總貢獻為0.113,居各指標(biāo)對2總貢獻第3位,表明水體NH4+-N濃度對反硝化速率也具有一定影響;7對反硝化速率的通徑系數(shù)為-0.263,為各通徑系數(shù)第3位,變量2總貢獻為0.092,居各指標(biāo)對2總貢獻第4位,說明水體DON濃度對反硝化速率同樣具有重要影響.

各自變量對氨揮發(fā)速率的通徑分析可知,7對回歸方程2總貢獻為0.152,在所有變量對2總貢獻中最大,表明水體DON濃度對氨揮發(fā)速率影響最重要;3、5對2總貢獻均為0.140,為所有變量對2總貢獻第2位,說明水體和土壤NH4+-N濃度影響氨揮發(fā)速率較重要的環(huán)境因子;4對1的通徑系數(shù)為-0.158,相對較大,而且其對2總貢獻為0.080,居各變量對2總貢獻的第4位,說明土壤NO3--N濃度對氨揮發(fā)速率具有一定的影響.

3 討論

氮肥添加到土壤后,在脲酶作用下發(fā)生水解,其水解產(chǎn)物一方面增加土壤中NH4+-N含量,另一方面氮素通過硝化及反硝化作用、氨揮發(fā)、NO3-和NO2-的徑流與淋溶等途徑損失,不僅造成肥料利用效率降低,更造成環(huán)境氮污染[9].本文結(jié)果表明(圖1、表2),淹水培養(yǎng)條件水土環(huán)境中NO3--N含量和反硝化速率隨DCD添加量增加而減小,這與Francis等[25]研究報道相似,表明硝化抑制劑DCD抑制硝化過程的同時削弱反硝化進程.同時有研究表明,添加硝化抑制劑促進氨揮發(fā)損失[13,15,26-28],與本研究結(jié)果一致.由于硝化抑制劑DCD抑制硝化過程,使施入氮源更多時間以NH4+-N形式保存, NH4+-N含量不斷升高,促進了氨揮發(fā)[15].

脲酶抑制劑HQ延緩氮肥水解,一定程度上延緩了施肥點氮肥的擴散時間,從而降低土壤及水體中的NH4+-N和NH3濃度,達到減少NH3揮發(fā)的效果,并對硝化、反硝化過程起到抑制作用[11].但同時,添加脲酶抑制劑減少NH3揮發(fā)導(dǎo)致土壤氮素得以保存的情況下,氮素反硝化損失的概率增大[29].本研究中低濃度HQ(HQ1)對淹水土壤反硝化過程抑制效果明顯,對氨揮發(fā)過程無顯著作用;而高濃度HQ(HQ3)顯著抑制氨揮發(fā)過程,但其對反硝化過程影響不明顯.該結(jié)果表明HQ1延緩尿素水解,減少了被氧化的NH4+-N量,從而降低NO3--N累積,抑制反硝化過程的同時,不足以抑制氨揮發(fā)進程[11];但脲酶抑制劑HQ濃度逐漸升高至HQ3,延緩尿素水解,減少土壤溶液中NH3濃度使氨揮發(fā)損失顯著降低,同時脲酶抑制劑增加土壤中生物固持氮量[30],更多氮素以NH+ 4-N形式保存在土壤中[31],硝化細(xì)菌作用加強,水土環(huán)境中NH+ 4-N氧化成NO3--N,反硝化速率呈潛在增大趨勢[32],直到HQ3處理下氮素反硝化速率與CK處理間差異縮小至無顯著水平(>0.05),對反硝化過程失去抑制作用.

本研究中,DCD、HQ聯(lián)合施用減少尿素水解,降低NO3--N含量,抑制硝化及反硝化過程,尤其在HH2(5.0%的雙氰胺+0.3%的氫醌)聯(lián)合施用下淹水土壤反硝化速率最低,這與李香蘭[9]研究報道相似.在淹水條件下,DCD和HQ聯(lián)合處理,延緩了氨揮發(fā)的高峰期,氨揮發(fā)速率在培養(yǎng)前期有所降低[11].另外,聯(lián)合施用DCD和HQ可能使土壤脲酶和微生物(如硝化細(xì)菌)活性同時受到抑制,減少反硝化和氨揮發(fā)過程[33].因此,單獨施用硝化抑制劑DCD或脲酶抑制劑HQ均未能很好地抑制氮素?fù)p失進程,而DCD+HQ聯(lián)合施用處理,尤其是適量HH2(5.0%的DCD+0.3%的HQ)聯(lián)合施用處理延緩尿素水解,更有效減少上覆水體NO3--N累積、抑制氨揮發(fā),從而有效地同時抑制淹水土壤反硝化和NH3揮發(fā)過程,減少氮素?fù)p失和環(huán)境氮污染[34].

本研究結(jié)果顯示,除pH值和DO外,施用抑制劑對培養(yǎng)試驗水土環(huán)境因子影響均達到顯著性水平.通徑分析表明,水體和土體NH4+-N濃度對反硝化速率的通徑系數(shù)分別為-0.202和-0.296,表明抑制劑主要通過影響水/土體NH4+-N濃度來抑制反硝化過程[11];水體和土體NH4+-N濃度對氨揮發(fā)速率2總貢獻均為0.140,表明抑制劑主要通過提高水/土體NH4+-N濃度從而促進氨揮發(fā)過程[15].抑制劑對水體和土體NO3--N濃度均有影響,通徑分析表明,水體和土體NO3--N濃度對反硝化速率的通徑系數(shù)分別為0.143和0.857,說明抑制劑主要是通過影響土體NO3--N濃度來促進反硝化速率.本研究中抑制劑處理間水體和土體DON差異顯著,其對反硝化和氨揮發(fā)速率的通徑系數(shù)分別為-0.263,-0.148和0.399, 0.029,表明水/土體DON對反硝化過程具有一定抑制作用,對氨揮發(fā)過程卻有促進作用,尤其水體DON的促進效果更為明顯.因此,從9個環(huán)境因素中推斷出,硝化抑制劑DCD、脲酶抑制劑HQ主要影響土體NO3--N和NH4+-N濃度、水體NH4+-N和DON等4個環(huán)境因子,進而影響淹水土壤反硝化和氨揮發(fā)進程.

4 結(jié)論

4.1 單獨施用硝化抑制劑DCD能顯著減少反硝化速率,但是增加氨揮發(fā)損失.單獨施用脲酶抑制劑HQ能不同程度減少氨揮發(fā)損失,但對反硝化作用效果不穩(wěn)定.而聯(lián)合施用DCD和HQ,尤其是HH2(5.0%的DCD+0.3%的HQ)聯(lián)合施用可有效地同時抑制反硝化和氨揮發(fā)損失,相比CK,其反硝化和氨揮發(fā)速率分別減少31.3%和12.5%.

4.2 通徑分析表明,硝化抑制劑DCD和脲酶抑制HQ主要影響土體NO3--N和NH4+-N濃度、上覆水體NH4+-N和DON濃度,從而影響反硝化和氨揮發(fā)速率.

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Effects of inhibitors on denitrification and ammonia volatilization in submerged soils.

A Limu×A Bulaiti1, SHE Dong-li1*, ZHANG Wen-juan1, XIA Yong-qiu2

(1.College of Agricultural Engineering, Hohai University, Nanjing 210098, China；2.State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China)., 2019,39(12)：5191~5199

Three nitrification inhibitors treatments,2.5% (DCD1), 5.0%(DCD2) and 7.5%(DCD3) of nitrogen fertilizer application, and three urease inhibitors treatments, 0.1% (HQ1), 0.3%(HQ2), 0.5%(HQ3) of nitrogen fertilizer application, and three combined nitrification and urease inhibitors treatments, 2.5%+0.1% (HH1), 5.0%+0.3%(HH2), 7.5%+0.5% (HH3), were experimented in this study to investigate the influence of inhibitors on denitrification and ammonia volatilization losses in laboratory experiment. The quantitative influence relationship among inhibitors, nitrogen losses (denitrification and ammonia volatilization) and environmental factors were further explored using path analysis method. The results showed that application of dicyandiamide alone could significantly inhibit denitrification loss, but increase NH3volatilization. Application of hydroquinone alone could effectively inhibit NH3volatilization, but had ineffective effects on denitrification loss. Combined application of dicyandiamide and hydroquinone significantly inhibited both denitrification loss and ammonia volatilization, especially at HH2 (5.0% dicyandiamide +0.3% hydroquinone. Compared to CK, HH2 decreased the denitrification and ammonia volatilization losses by 31.3% and 12.5%, respectively. Path analysis showed that dicyandiamide and hydroquinone mainly decreased the sediment NO- 3-N, sediment NH+ 4-N, overlying water NH+ 4-N and overlying water DON concentration, and thus decreased denitrification and ammonia volatilization rate.

dicyandiamide；hydroquinone；denitrification；ammonia volatilization；environmental factors；path analysis

X144

A

1000-6923(2019)12-5191-09

阿力木·阿布來提(1992-),男,維吾爾族,新疆阿瓦提人,河海大學(xué)碩士研究生,主要研究方向為開展農(nóng)業(yè)水土過程與面源控制研究.發(fā)表論文2篇.

2019-05-10

國家自然科學(xué)基金資助項目(41471238);江蘇省水利科技項目(2018051);江蘇省國土科技項目(2017032)

* 責(zé)任作者, 教授, shedongli@hhu.edu.cn