馬蘭，李曉波，馬舒坦

（1.山東省蠶業(yè)研究所，山東 煙臺 264002；2.安徽師范大學生態(tài)與環(huán)境學院，安徽 蕪湖 241002；3.中國科學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，南京 210008；4.仲愷農(nóng)業(yè)工程學院資源與環(huán)境學院，廣東省普通高校農(nóng)業(yè)產(chǎn)地污染綜合防治工程技術(shù)研究中心，廣州 510225；5.中國科學院華南植物園，廣州 510650）

20 世紀末以來，由于溫室氣體導致的全球變暖問題引起了科學家的廣泛關(guān)注。氧化亞氮（N2O）是一種重要的溫室氣體，不僅導致全球變暖，而且破壞平流層中的臭氧層[1?2]。在百年尺度內(nèi)，N2O 的相對增溫潛勢是CO2的310 倍，大氣中的N2O 濃度已由工業(yè)革命前的0.27μg·L?1增加到了0.32μg·L?1[3]。農(nóng)業(yè)土壤N2O 排放量約占全球人為活動排放總量的60%[4]。因此，減少農(nóng)業(yè)源N2O排放是一項刻不容緩的任務。

目前，大量研究報道硝化抑制劑的施用可以有效減少N2O 排放。AKIYAMA 等[5]通過薈萃分析表明硝化抑制劑施用可顯著減少N2O 排放達38%。雙氰胺（DCD）是最常用的一種硝化抑制劑，具有揮發(fā)性小、可降解、無毒性殘留等優(yōu)點。前期針對潮土的研究發(fā)現(xiàn)，DCD 通過抑制氮肥施用后的大量累積來減少N2O 的排放[6]。硝化作用和反硝化作用是土壤N2O 的主要產(chǎn)生過程[7]。不僅是硝化和反硝化過程的中間產(chǎn)物[8]，同時也是化學反硝化、硝化細菌反硝化和異養(yǎng)反硝化的底物[9]。在華北平原典型玉米?小麥輪作的潮土中，氮肥施用后N2O 主要通過硝化作用產(chǎn)生[10]。前期通過高壓滅菌試驗證明了化學反硝化對潮土中N2O 排放的貢獻僅為1.1%[6]。HUANG 等[11]的研究發(fā)現(xiàn)氨氧化過程是石灰性潮土中N2O 產(chǎn)生的引擎。硝化過程產(chǎn)生N2O 包括的氨氧化和硝化細菌反硝化兩個途徑，均由氨氧化細菌完成[9]。前人的研究結(jié)果表明，硝化抑制劑減少N2O 排放的主要機制是其抑制了亞硝化單胞菌屬的活性，同時延遲轉(zhuǎn)化，從而減少了硝化反硝化的底物[12?13]。DCD 在抑制氨氧化細菌活性的同時，是否會間接影響相關(guān)的生物轉(zhuǎn)化過程，從而影響N2O的排放還未可知。

為此，本文選取典型旱地潮土作為研究對象，采用室內(nèi)好氧培養(yǎng)方法，分別以氯化銨（NH4Cl）和亞硝酸鈉（NaNO2）作為的氮源，研究DCD 對轉(zhuǎn)化過程中N2O 排放和無機氮含量的影響；同時設(shè)置不同添加量，模擬累積對土壤CO2和N2O 排放的影響，深化對DCD 減少農(nóng)田土壤N2O排放機理的認識，以期為硝化抑制劑的推廣應用提供重要的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤采自河南省封丘縣中國科學院封丘農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗站（35°00′N，114°24′E）的旱地土壤，土壤類型為黃河沖積物發(fā)育而成的砂質(zhì)潮土，采樣深度為0～20 cm。土樣采集后于室溫下風干，壓碎過2 mm篩，剔除微小根系，于室溫下保存。土壤的基本理化性質(zhì)見表1。

表1 供試土壤基本理化性狀Table 1 Basic properties of the soils used in the experiment

1.2 試驗設(shè)計

稱取相當于20 g 烘干土的風干土于250 mL 三角瓶中，加入蒸餾水調(diào)節(jié)土壤水分含量至最大持水量（WHC）的40%，蓋上封口膜，于30 ℃恒溫培養(yǎng)箱中預培養(yǎng)一周，以激活土壤微生物。預培養(yǎng)后，不同形態(tài)氮肥和DCD 均以溶液的形式加入到土壤中，加入量為2 mL，其中含氮量均為100 mg·kg?1（以干土計），DCD的用量為施氮量的4%。同時加入蒸餾水調(diào)節(jié)水分含量至65%WHC，蓋上封口膜，扎3 個小孔保證通氣，繼續(xù)于30 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)30 d，每隔2～3 d稱質(zhì)量補充一次水分。

氣體樣品于培養(yǎng)后的2 h 和1、2、3、5、7、10、15、22、30 d采集。每次采集氣樣前先去掉三角瓶的封口膜，蓋緊硅橡膠塞，于固定裝置上抽真空1 min后充入室內(nèi)空氣1 min，反復3 次，每次2 min，使N2O 和CO2濃度與大氣濃度平衡，并采集培養(yǎng)瓶上部空氣氣體樣本，作為初始氣體濃度，記錄采樣時間。將培養(yǎng)樣品置于30 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)4 h 后用連有三通閥的10 mL 一次性螺口式注射器采集第二針氣體，并再次記錄采樣時間。每次抽取氣樣前用注射器反復抽提瓶內(nèi)氣體3次以混勻氣體。

土壤樣品于培養(yǎng)后的2 h 和1、2、3、5、7、30 d 采集，破壞性取樣，隨機從各處理中取出3 個培養(yǎng)瓶（作為3 次重復），按水土比5∶1 加入2 mol·L?1KCl 溶液（已將加水量考慮在內(nèi)），并于25 ℃、250 r·min?1恒溫振蕩1 h，定量濾紙過濾，收集濾液于塑料瓶中，以備測定含量。

1.3 分析測定方法

土壤pH 值（水土比2.5∶1）采用pH 計（Sartorius，PB?10）測定。土壤全氮、全碳含量采用元素分析儀（Vario MAX）測定。土壤質(zhì)地采用激光粒度儀（Beck?man Coulter）測定。土壤浸提液中的和含量采用全自動間斷化學分析儀（Smart?chem 200S/N1104238，WESTCO，F(xiàn)rance）測定。氣體樣品中N2O 和CO2濃度用帶電子捕獲（ECD）和氫火焰離子化（FID）檢測器的氣相色譜（安捷倫7890A）測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

N2O 和CO2排放通量根據(jù)密閉4 h 前后三角瓶內(nèi)N2O和CO2濃度差值計算。計算公式為：

式中：F為N2O?N 或CO2的排放速率，μg·kg?1·h?1或mg·kg?1·h?1；dc/dt為單位時間內(nèi)培養(yǎng)瓶內(nèi)N2O?N 或CO2濃度增加量，μg·L?1·h?1或mg·L?1·h?1；Vm為氣體的摩爾體積，22.4 L·mol?1；M為N2O 中N 或CO2的摩爾質(zhì)量，28 g·mol?1或44 g·mol?1；V為培養(yǎng)瓶中氣體的有效空間體積，L；T為培養(yǎng)時的溫度，℃；m為培養(yǎng)瓶中烘干土質(zhì)量，kg。

培養(yǎng)期間N2O 和CO2累積排放量為前后2次采樣測定的排放通量平均值與時間間隔乘積的累加，計算公式為：

式中：S為N2O?N 或CO2累積排放量，μg·kg?1或mg·kg?1；F為N2O?N 或CO2的排放速率，μg·kg?1·h?1或mg·kg?1·h?1；t為培養(yǎng)后的天數(shù)，d；i為采樣次數(shù)。

凈硝化速率（Net nitrification rate）為單位培養(yǎng)天數(shù)內(nèi)的凈硝化量，計算公式為：

式中：Nt為凈硝化速率，mg·kg?1·d?1；[]為土壤中含量，mg·kg?1；t為培養(yǎng)時間，d；t0為培養(yǎng)初始時間，d。

試驗所得的數(shù)據(jù)采用Excel整理計算，數(shù)據(jù)結(jié)果采用SPSS 16.0軟件進行方差分析（One?way ANOVA）及多重比較，采用LSD 法進行差異顯著性檢驗（α=0.05），用Origin 9.0制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 DCD 對?N 和?N 轉(zhuǎn)化過程中N2O 排放和無機氮含量的影響

表2 不同施肥處理土壤的N2O累積排放量（μg·kg?1）Table 2 Cumulative N2O emissions in soil under different fertilization treatments（μg·kg?1）

培養(yǎng)7 d 和30 d 后土壤凈硝化速率如圖2 所示。培養(yǎng)后第7 d，處理中土壤凈硝化速率極顯著低于處理（P＜0.01），而處理中土壤凈硝化速率顯著高于處理（P＜0.05），處理與處理之間差異不顯著。培養(yǎng)30 d 后，DCD 添加對于處理的凈硝化速率影響均不顯著（P＞0.05），但是施用處理中的凈硝化速率顯著低于處理（P＜0.05）。

2.2 不同?N添加量對土壤N2O和CO2排放的影響

不同培養(yǎng)時間CO2排放通量見圖3b，在培養(yǎng)2 h時，添加的處理同不添加處理相比差異不顯著。但培養(yǎng)1 d后，添加的處理CO2排放通量顯著高于不添加處理。培養(yǎng)5 d 后250 mg·kg?1處理的CO2排放通量顯著低于其他處理（P＜0.05），培養(yǎng)第5～10 d，添加處理的CO2排放通量顯著低于不添加處理（P＜0.05）。但在培養(yǎng)結(jié)束時，不同處理間差異不顯著。

從整個培養(yǎng)期間CO2累積排放量來看，施用50、100、150 mg·kg?1處理下CO2累積排放量同不添加處理差異不顯著（表3），但是施用200、250 mg·kg?1處理顯著降低了CO2排放量，較不添加處理分別減少了13.23%和26.41%（表3）。

表3 添加不同量?N處理的土壤CO2和N2O累積排放量Table 3 Cumulative CO2 and N2O emissions in different ?N fertilization treatments

表3 添加不同量?N處理的土壤CO2和N2O累積排放量Table 3 Cumulative CO2 and N2O emissions in different ?N fertilization treatments

2.3 不同?N 添加量對土壤無機氮及全氮含量的影響

3 討論

3.2 DCD對?N產(chǎn)生N2O的影響

NH4Cl 施用于土壤后，隨著硝化作用的不斷進行含量逐漸下降（P＜0.01），而硝化反應過程的中間產(chǎn)物（）在土壤中不斷積累。這可能與高銨、高pH 值條件有利于累積有關(guān)[6]。施用DCD 后，在培養(yǎng)初期，排放通量的峰值顯著低于處理（圖1a），同SHEN 等[17]的研究結(jié)果相一致。在本研究中，培養(yǎng)后第7 d，DCD 僅降低了施用土壤中的凈硝化速率，而對施用土壤沒有影響（圖2），說明DCD 對硝化反應的第一步有抑制作用[18]，從而推遲了的氧化，使得土壤中的氮以形式存在，促進了的累積。雖然高銨有利于的積累，但由于參與硝化反應的底物減少，致使產(chǎn)生的減少。施用于土壤中的銨態(tài)氮肥，除作物吸收和損失以外，最終都應被硝化和反硝化。培養(yǎng)30 d 后，處理中土壤凈硝化速率與處理沒有顯著差異（圖2），說明DCD 施入土壤后會被逐步降解，這與前人的研究結(jié)果一致[19]。在培養(yǎng)后期，不同處理間含量差異不顯著，均達到相對穩(wěn)定的最大值，而且也降到最低，說明土壤中的最終都轉(zhuǎn)化為的產(chǎn)生量在培養(yǎng)后期并沒有顯著增加，原因可能是隨著硝化反應的進行，不斷消耗，高轉(zhuǎn)化的抑制作用逐漸下降甚至消失，生成的很快轉(zhuǎn)化為。

4 結(jié)論