利用膜進樣質譜法測定不同氮肥用量下反硝化氮素損失①

王書偉，顏曉元，單 軍，夏永秋，湯 權，林靜慧

?

利用膜進樣質譜法測定不同氮肥用量下反硝化氮素損失①

王書偉1, 2, 3，顏曉元1, 3*，單 軍1, 3，夏永秋1, 3，湯 權1, 2, 3，林靜慧1, 3

(1土壤與農業可持續發展國家重點實驗室(中國科學院南京土壤研究所)，南京210008；2 中國科學院大學，北京100049；3 中國科學院常熟農業生態實驗站，江蘇常熟 215555)

利用膜進樣質譜儀(MIMS)測定了太湖流域典型稻田不同氮肥施用梯度下，土壤反硝化氮素損失量，同時也對氨揮發通量進行了觀測。根據兩年的田間試驗結果得到：在常規施氮處理(N300)下，每年平均有54.8 kg/hm2N通過反硝化損失，有約54.0 kg/hm2N通過氨揮發損失，分別占肥料施用量的18.3% 和18.0%，兩者損失量相當。通過反硝化和氨揮發損失的氮素量隨著氮肥用量增加而增加，田面水的NH4+-NNO– 3-N、DOC和pH濃度影響稻田土壤反硝化速率。在保產增效施氮處理(N270)下，氮肥施用量比常規減少10%，水稻產量增加了5.5%，而通過反硝化和氨揮發損失的氮素量分別下降了1.1% 和3.1%，氮肥利用率提高了約5.5%。在增施氮肥處理(N375)下，因作物產量增加使得氮肥利用率比N300增加，但通過氨揮發和反硝化的氮素損失量也最大。因此，通過綜合集約優化田間管理措施，降低氮肥用量，可實現增產增效的目的。

反硝化；膜進樣質譜儀；N2/Ar技術；氨揮發；氮肥利用率

水稻是人類重要的糧食作物，全球大約50% 的人口以稻米為主食，在亞洲，大約95%的人口以稻米為主食[1]。中國是世界上最主要的稻米生產國，水稻種植面積約3 000萬hm2[2]。為了維持糧食產量或實現產量增加，大量氮肥被施用，據統計，目前中國氮肥用量約占全球氮肥用量的30%[3]。氮肥的大量施用造成水體富營養化、土壤酸化、溫室氣體排放等一系列環境問題[4]，也導致中國水稻田氮肥利用率比較低下，介于30% ~ 40%[5]。在水稻生長期間，氮肥主要通過氨揮發、硝化和反硝化等途徑損失[6]。反硝化過程能夠把稻田土壤-田面水系統中的NO– 3還原以N2形態返回到大氣中，是稻田淹水條件下重要的氮素損失過程[7]。由于大氣環境中高N2背景值和反硝化過程高時空變異性，使得反硝化定量研究變得十分困難[8]。當前對稻田原位狀態下反硝化過程研究報道也很少。目前已建立的測定反硝化的方法包括乙炔抑制法、N2通量法、質量平衡法、化學計量法和同位素法等，但這些方法大多存在人為擾動大、操作繁瑣、誤差大等不足，無法精確測定淹水環境反硝化速率[8]。乙炔抑制法操作簡單、成本較低，但是乙炔對硝化-反硝化耦合作用的抑制以及由于乙炔擴散不均勻對N2O 還原為N2抑制不完全等因素均會低估反硝化強度[9-10]。15N同位素示蹤法被廣泛用于直接測定反硝化速率，然而過量外源15NO– 3的添加會增加土壤中有效態氮的含量，因而可能高估土壤中反硝化速率，尤其是對氮含量較低的土壤[8]。近幾年，膜進樣質譜儀(MIMS)結合N2/Ar技術被廣泛用于直接測定土壤反硝化速率[11]。利用MIMS可以直接測定水體的N2/Ar比值，測定精度<0.03%，每個樣品測定時間<2 min，相比于其他方法具有明顯的優越性。該方法被認為是目前最具潛力的反硝化測定方法[12]。

中國作為發展最快的發展中國家，面臨著既要保持糧食產量增加，同時又要降低農業生產對生態環境壓力的問題。因此，如何進一步提高水稻產量的同時提高水稻氮肥利用率，降低對生態環境的壓力是當前農業生產過程中面臨和必須要解決的問題。當前一系列農業生產措施，諸如采用高產品種、優化氮肥施用量及施用時期、硝化抑制劑及緩控釋肥等，被用于增加水稻產量，提高氮肥利用率同時減輕對生態環境的壓力[3,13-16]。通過綜合集約優化氮肥施用量、施用時期、田間水分管理及水稻秧苗移栽密度來實現水稻生產過程中高產高效。在太湖地區開展的相關研究結果表明，優化田間管理措施可提高20% 左右水稻產量、50% 左右氮肥利用率[17]。在研究基于綜合集約優化的稻田田間管理措施，采用稻田土壤原位培養，利用MIMS結合 N2/Ar技術來定量研究不同氮肥施用梯度下反硝化過程，同時對稻田氨揮發氮素損失進行了觀測，以期為水稻高產和氮肥高效利用提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗地基本概況

試驗于2015—2016年連續兩年在中國科學院常熟農業生態實驗站開展，此實驗站位于長三角江蘇常熟市辛莊鎮(31°32′93″N, 120°41′88″E)，屬于北亞熱帶季風氣候，主要輪作制度為冬小麥和水稻，2015—2016年平均氣溫和降雨量分別為17.04 ℃和1 344.8 mm，其中水稻生長季期間的日平均溫度和降雨量見圖1，表層土壤(0 ~ 10 cm)日平均土壤體積含水量和溫度見圖2；土壤類型為典型水稻土(系統分類名為：普通簡育水耕人為土)，母質為湖積物，0 ~ 20 cm耕作層土壤有機碳含量為26.6 g/kg，全氮含量為2.83 g/kg，C:N為9.4，pH為6.99，NO– 3-N含量為4.48 mg/kg，NH4+-N含量為0.62 mg/kg，土壤粒徑百分含量為：黏粒31.9%、粉粒54.8%、砂粒13.3%。

圖1 2015—2016年水稻生長期平均氣溫和降雨量

圖2 2015—2016年水稻生長季土壤表層(0 ~ 10 cm)體積含水量及平均土壤溫度

1.2 試驗設計

試驗共設計4個處理：①不施氮肥處理(對照，N0)，僅在移栽前作為基肥施磷肥(過磷酸鈣，含P2O513.5%)90 kg/hm2和鉀肥(氯化鉀，含K2O 60%)120 kg/hm2，栽插株行距為20 cm × 20 cm；②當地常規施氮處理(N300)：總施氮量為300 kg/hm2(純氮，下同)，按基肥﹕分蘗肥﹕穗肥=6﹕2﹕2，種植密度為25穴/m2；③保產增效施氮處理(N270)：比當地常規施氮量減少10%，總施氮量為270 kg/hm2，按基肥﹕分蘗肥﹕拔節肥﹕穗肥=5﹕1﹕2﹕2，種植密度為33穴/m2；④再高產處理(N375)：較當地常規施氮量增加25%，總施氮量為375 kg/hm2，按基肥﹕分蘗肥﹕拔節肥﹕穗肥=5﹕1﹕2﹕2，種植密度為25穴/m2。

各處理具體施肥時期和施肥量列于表 1。各處理隨機自由排列，重復4 次，每個處理小區面積42 m2，小區之間筑30 cm 寬田埂并用PVC 板插入田埂土壤下30 cm，以防肥水串灌。在水稻生長季，田面水分管理采用淹水-烤田-淹水-濕潤模式，即從每年的6月15日開始灌水，保持田面水在3 ~ 5 cm 至7月24日開始烤田，每年的7月25日至8月4日為烤田期，田面水自然落干，8月5日重新灌水，保持田面水3 ~ 5 cm 至9月20日，此后一直保持間歇灌溉，保持田面濕潤，在收獲前兩個星期停止灌溉。

表1 肥料施用量

1.3 樣品采集和處理

每次施肥后，進行采樣，采樣頻率為每隔一天采樣一次，共采樣5 次，非施肥期每周采樣一次或者更長。用PVC 采樣器(內直徑7 cm，高25 cm)采集0 ~ 10 cm 表層原狀土柱，柱底用橡膠塞密封，同時采集5 L 田面水。為了盡可能維持田間原始的試驗環境，樣品采集完馬上帶回實驗室用作培養。培養前把每個PVC 采樣器用對應處理的田面水填充滿，然后用氣密性橡膠塞密封(保證沒有頂空氣體)，馬上放入培養裝置中培養取樣，裝置中水溫溫度統一控制在20 ℃，培養裝置具體設計可以參照文獻[18]。開始取樣前要連接好進水管和出水管，進水管連接的對應田面水補給瓶要放置于可以在重力作用下流出的較高位置，其可以補充培養柱中上覆水由于取樣損失的水量，然后打開培養裝置的可調速電機旋轉下部鏈接的磁棒，使沉積物培養柱頂部的磁轉子以14 r/min轉動，其可以混勻培養過程中產生的溶解性氣體。取樣時，需將出水管插至細長的螺口取樣瓶(7 ml，Labco Limited，UK)底部，打開進水管的止水夾讓水樣在重力作用下緩慢注入直至溢出，同時將出水管緩慢抽出，立即擰緊蓋子密封，避免空氣污染水樣，這即為0 h 樣品，之后分別在 2、4、6、8 h 取樣，每次樣品均取4 個重復。取樣瓶注滿水樣后立即用移液槍加入20 μl 飽和HgCl2以終止微生物反應，然后馬上密封。取好的樣品放入5 ℃冰箱保存待測。

1.4 水溶性氮氣測定及反硝化速率計算

樣品中可溶性N2(N2-N, μmol/L)用膜進樣質譜儀測定[11]。測樣之前先配置標準水樣，標準水樣制備的方法是用去離子水配制與待測水樣一致鹽度的溶液約600 ml，裝入1 L 圓底燒瓶后浸沒與培養水溫一致的恒溫水浴中，用浸過去離子水的海綿塞住瓶口以維持100%的濕度，然后調節轉子攪拌標準水樣使其達到完全氣液平衡，一般約需3 h，具體制備方法及裝置見文獻[18]。開始測樣時先連續測試標準水樣約1 h，目測信號穩定后，通過關/開蠕動泵記錄一系列標準水樣數據以評估重復性和漂移程度。若標準樣品的N2∶Ar 3 次測量結果的變異系數<0.03% 即可測定樣品，具體測定過程及注意事項見文獻[18]。

水環境中N2源于生物過程(主要是反硝化)和物理過程(水氣平衡)，而Ar 溶解度主要受溫度、鹽度條件控制(純物理過程)。因此，可通過水樣N2∶Ar 計算其真實N2濃度[11,19]。樣品中水樣可溶性N2濃度(μmol/L)如下：

在密閉體系中，水溶性N2濃度應隨采樣時間呈現增加趨勢，故用0，2，4，6，8 h 采樣點水溶性N2濃度與采樣時間進行線性回歸，當線性回歸的2大約0.9 時，我們認為此次采樣有效，其斜率可用來表示每小時N2濃度變化速率(μmol/(L·h))；結合沉積物柱樣橫截面積(m2)，上覆水體積(L)及氮原子摩爾質量，即可以得到反硝化速率(N, kg/(hm2·d))。

1.5 氨揮發測定

NH3揮發量測定采用密閉室法[21-22]。真空泵、有機玻璃罩(內直徑20 cm，高15 cm)、管子和多孔洗瓶共同組成了氨揮發測量系統。當氨揮發測定時，有機玻璃罩插入田面水下8 ~ 10 cm 深，罩子頂部開有兩個孔，其中一個是直徑為 25 mm 進氣孔，與 2.5 m 高的進氣管相連，以減少田面交換空氣對稻田 NH3揮發測定的影響; 另一個為采氣孔，與盛有60 ml，0.03 mol/L 稀硫酸的多孔洗瓶相連接，吸收瓶再與真空泵管道相連，調節真空泵抽氣量，使密閉室的換氣頻率控制在每分鐘 15 ~ 20 次。每次施肥后，氨揮發被連續監測4 ~ 5 d，直至施氮處理與對照的氨揮發通量無差異時停止，每天分別于上午7:00—9:00 和下午3:00—5:00 進行4 h 的連續抽氣測定，其測定的氨揮發通量代表采樣日期整天的氨揮發速率，其計算方法見文獻[23]。

1.6 其他土壤、田面水等環境因子測定

每天平均氣溫和降雨量來自常熟站自動氣象站(Vaisala, Finland)，土壤表層(0 ~ 10 cm)含水量及表層田面水溫來自常熟站土壤水分實時觀測系統(Stevens water monitoring system, Campbell Scientific Inc., USA)。田面水帶回實驗室過濾(0.45 μm)，用全自動化學分析儀分析(Smartchem140, AMS, Italy) NO– 3-N, NH4+-N，用TOC儀(Analytik Jena AG, Germany) 分析水溶性有機碳(DOC)；土壤pH (土:水，1:2.5) 和田面水pH 用便攜式pH 計測定；土壤有機碳和全氮含量用C/N元素分析儀測定(Vario Max CN, Ele-mentar, Hanau, Germany)；土壤容重用環刀法測定；土壤粒徑分析用激光粒度儀測定(LS13320, Beckman Coulter, Brea, CA, USA)。

2 結果與分析

2.1 不同施氮水平下土壤性質、水稻產量和氮肥利用率

每季水稻收割后，采集收獲期稻田土壤，分析土壤pH、容重、有機碳、全氮、C/N、NH4+-N 和 NO– 3-N 含量，結果如表2。從表 2 可知，不同氮肥的施入量對各處理土壤pH、容重、有機碳和全氮含量變化沒有顯著性影響(>0.05)。在 N270 和 N375 處理下，能顯著提高土壤 NO– 3-N 含量(2015 年，<0.05)和NH4+-N 含量(2016 年，<0.05)。

表2 收獲期表層土壤(0 ~ 20 cm)理化性質 (n= 4)

注：表中同列數據小寫字母不同表示同一年份不同處理間差異達到<0.05顯著水平。

通過連續兩年的田間試驗得到，N0、N270、N300和N375處理2015年和2016年水稻產量變化范圍分別為7.4 ~ 10.5 t/hm2和7.65 ~ 10.83 t/hm2(表3)。與當地常規施氮及田間栽培管理相比，減施氮肥10%、增加栽培密度到33穴/m2可以有效保持水稻產量并實現增產，2015—2016年稻季，產量分別增加了約6% 和5%。增加氮肥施用量到375 kg/hm2, 可以顯著提高水稻產量(<0.05)，實現再高產的目的，與N300處理相比，2015—2016年稻季，水稻產量分別增加了約13% 和11%。

表3 不同處理間作物產量、作物吸氮量、氮肥利用率、反硝化及氨揮發速率

注：表中同一行數據小寫字母不同表示同一年份處理間差異達到<0.05顯著水平；氮農學利用率(kg/kg)=(施氮區產量-氮空白區產量)/施氮量；氮吸收利用率(%)=(施氮區作物籽粒吸氮量-氮空白區作物籽粒吸氮量)/施氮量。

由表 3 可見，2015—2016 年稻季，4 種處理下，作物吸氮量變化范圍分別為125.8 ~ 258.5 kg/hm2和135.3 ~ 261.9 kg/hm2，氮農學利用率變化范圍分別為7.1 ~ 9.7 kg/kg 和7.0 ~ 9.47 kg/kg，氮吸收利用率變化范圍分別為16.6% ~ 22.1% 和17.0% ~ 22.4%。與N300處理相比，N270 處理下氮素吸收利用率顯著增加了24.9% ~ 31.8%(<0.05)；N375 處理下由于作物生物量的增加，致使顯著地提高了作物吸氮量(<0.05)，而大量氮肥的施用不能有效地提高田間氮肥利用率。

2.2 稻田土壤反硝化速率

圖3為2015—2016年水稻生長季土壤反硝化變化。從圖可知，N0、N270、N300和N375處理土壤反硝化速率變化范圍為0.100 ~ 1.136 kg/(hm2·d)(2015年) 和0.227 ~ 1.908 kg/(hm2·d)(2016年)。N0處理反硝化速率變化波動不大，兩個水稻生長季都維持在0.100 ~ 0.818 kg/(hm2·d)，2015和2016年水稻生長季平均反硝化速率分別為0.164 kg/(hm2·d) 和0.319 kg/(hm2·d) (表3)。N270、N300和N375處理反硝化速率受氮肥施入影響明顯，反硝化速率峰值大都出現在每次施肥后第2天，并且隨后下降，到第10天后排放值接近平衡。2015和2016年水稻生長季，N270、N300和N375 3個處理平均反硝化速率分別為0.269、0.325、0.428 kg/(hm2·d) 和0.422、0.491、0.593 kg/(hm2·d) (表3)。反硝化速率與氮肥施入量呈正比，與N300處理相比，N375處理反硝化速率增加了20.8% ~ 31.7%；N270處理則降低了14.1% ~ 17.2%。

2.3 稻田土壤氨揮發通量

圖4是2015—2016年水稻生長季氨揮發排放通量變化。與反硝化變化速率相似，氨揮發排放通量也受氮肥施用影響明顯，每次氮肥施用后第一天氨揮發會出現一個排放峰，隨后排放通量迅速下降，大約第4天后施肥處理的氨揮發排放通量接近背景值。2015和2016年水稻生長季，N270、N300和N375 3個處理平均氨揮發通量為0.233、0.283、0.336 kg/(hm2·d)和0.364、0.520、0.606 kg/(hm2·d)(圖4)。非氮肥施用處理，氨揮發排放通量一直維持在一個非常小的排放值，變化范圍在0.006 ~ 0.387 kg/(hm2·d)，2015和2016年平均氨揮發通量分別為0.089 kg/(hm2·d) 和0.123 kg/(hm2·d)。氨揮發也與氮肥施用量呈正比，與當地常規施氮量相比，增加氮肥施用量25%，可增加氨揮發排放通量約16.5% ~ 18.7%；相反，降低氮肥施用量10%，可減少氨揮發排放通量約17.7% ~ 30%。

(圖中向下箭頭表示施肥日期，下圖同)

圖4 2015—2016年水稻生長季氨揮發通量

2.4 稻田氮素損失——反硝化和氨揮發

圖5是稻田土壤通過反硝化和氨揮發損失的氮素量。由圖可知，未施用氮肥情況下，2015和2016年水稻生長季，稻田土壤通過氨揮發損失的氮素量分別為11.9 kg/hm2(純氮，下同) 和16.5 kg/hm2，通過反硝化損失的氮素量分別為21.9 kg/hm2和43.1 kg/hm2，可見在沒有化學氮肥人為施用的影響下，稻田土壤氮素的主要損失途徑是反硝化。化學氮肥的施用能明顯地增加稻田土壤氨揮發和反硝化氮素損失(圖5)。2015和2016年水稻生長季，在N300處理下，通過氨揮發損失的氮素量達到37.7 kg/hm2和70.2 kg/hm2，分別占氮肥施用量的12.6% 和23.4%；通過反硝化損失的氮素量為43.2 kg/hm2和66.3 kg/hm2，分別占氮肥施用量的13.3% 和22.1%。可見，在人為化學氮肥施用影響下，可明顯地增加氨揮發氮素損失量。在本次研究中，減少常規氮肥施用量的10%，每年可減少氨揮發氮素損失6.7 ~ 21.0 kg/hm2，減少反硝化氮素損失7.4 ~ 9.3 kg/hm2。相反，增加常規氮肥施用量的25%，每年可增加氨揮發和反硝化氮素損失7.0 ~ 11.7 kg/hm2和11.7 ~ 13.7 kg/hm2。

(圖柱上方數字表示損失量占氮肥施用量的比例(%))

3 討論

3.1 不同氮肥施用梯度對水稻產量和氮肥利用率的影響

本研究中，根據水稻種植栽培實際情況，設置了3種氮肥施用梯度，通過降低氮肥用量，同時通過綜合集成優化田間施肥管理措施來實現保產增效(N270處理)，還設置一個比常規氮肥用量增加25% 的處理(N375)用來對比分析，綜合評估3種施肥梯度下通過氨揮發和反硝化損失的氮素量。根據兩年的實驗結果發現，與常規處理(N300)相比，減少氮肥施用量的10%，水稻產量增加了4.8% ~ 6.3%，實現了保產的目的，同時可顯著提高氮素吸收利用率31.8% ~ 33.1%(表3)，實現增效的目的，這與以前研究結論一致[17,24]。通過栽培技術的集成和優化可以有效地提高作物產量和氮肥利用率[4]，本研究中通過增加N270處理水稻秧苗移栽密度至合理大小[25]，并且根據作物的養分需求在施肥總量不變的情況下增加一次施肥次數[26]，通過這兩種措施實現了在氮肥用量減少的情況下水稻產量和氮肥利用率的提高。增加氮肥用量到375 kg/hm2，并配施有機肥、鋅肥和硅肥，與常規處理相比，能實現產量和氮肥利用率的相對增加(表3)，但大量氮肥施用下，通過氨揮發和反硝化損失的氮素總量也是最大的，每年分別比N300處理排放量增加9.4 kg/hm2和13.7 kg/hm2，大量氮肥的損失不僅造成土壤酸化、水體富營養化等一系列環境問題，并且增加了農業生產成本[27-30]。因此，N270處理下化肥施用量及管理栽培模式是一種環境友好可持續農業生產模式。

3.2 不同氮肥施用梯度對反硝化速率影響

本次研究中，反硝化速率與氨揮發通量隨著氮肥施用量的增加而顯著增加(圖6，<0.01)，這與以前的研究結果一致[31]。氮肥的施入主要通過影響田面水性質(NH4+-N，NO– 3-N，DOC, pH)來影響土壤反硝化。尿素施入稻田后進行迅速水解生產NH4+-N[32]，它是硝化過程和氨揮發的底物。已有研究表明，稻田土壤反硝化速率取決于硝化速率，因為反硝化過程底物NO– 3主要來源于硝化過程的產物，硝化細菌反硝化可能是稻田氮素損失的主要途徑[33-34]。在本研究中，從圖7可知，反硝化速率與田面水NH4+-N濃度呈顯著相關關系(<0.05)，雖然也與田面水NO– 3-N濃度有很好的相關性，但前者更優于后者。高梯度尿素的施入，增加了田面水中尿素水解產物NH4+-N濃度，從而促進了氨揮發排放和反硝化速率[21,35]。從圖3反硝化速率日變化和圖4氨揮發排放通量日變化可知，反硝化和氨揮發呈現“trade-off”關系，施入稻田中的尿素氮首先以氨揮發的形式損失掉，其次再以反硝化形式損失掉，這與田間試驗觀測的結果一致(圖3，圖4)，氨揮發的峰值在尿素氮施入的第一天就出現峰值，而反硝化峰值一般比氨揮發峰值晚一天出現。高梯度氮肥的施入不僅增加了田面水NH4+-N濃度[23]，同時也提高了田面水的pH[31]。高的田面水pH不僅有利于氨揮發[35]，同時也有利于反硝化(圖7)。已有研究表明，田面水的pH可能是水田厭氧條件下反硝化作用增強的主要因素[36]。高濃度氮肥施入增加了田面水pH，刺激了反硝化酶活性，從而增加了反硝化脫氮速率[37]。在本研究中，田面水的DOC含量也顯著影響反硝化速率(圖7，<0.05)，與以前研究結果一致[38]，DOC在氧化過程中可作為反硝化細菌的電子供體，從而有利于反硝化過程[39]。總之，與N0相比，施用氮肥能明顯提高稻田土壤反硝化速率，增加反硝化過程中的氮素損失(表3，圖5)，而隨著氮肥施用梯度的增加，反硝化速率也呈現增加趨勢(圖6)。

圖 6 氮肥施用梯度與反硝化速率及氨揮發關系

圖 7 反硝化速率與田面水相關分析

3.3 不同施肥時期對反硝化速率影響

在本次研究中，施肥的時間點與水稻生長的物候期相一致。從圖3可知，除2015年拔節肥施用外，反硝化速率最高值出現在基肥施用后的移栽期，因為基肥的施用量至少占總施肥量的50%(表1)，大量氮肥施用導致了反硝化速率和氨揮發通量都高于其他水稻生長期，并且在此階段水稻秧苗還處于比較小的生長階段，對氮素吸取能力較弱，因而在一定程度上加劇了氮素損失。與2016年烤田過后拔節肥施用后相比，2015年此時期的平均空氣溫度>30 ℃(圖1)，高的溫度可能促使即使在氮肥用量不高的情況下出現高的反硝化速率(圖3)。水稻分蘗期施肥量最少，占總施氮量的10%，而呈現相對比較高的反硝化速率，這可能是由于基肥施用時間間隔較短，大量氮素還存在土壤中，進而影響此時期土壤反硝化速率。除N300處理外，拔節肥和穗肥施用的氮肥量一致，占總施肥量的20%，而這兩個施肥時期的反硝化和氨揮發呈現兩種不同的結果，拔節期的反硝化大于促花期的，而氨揮發呈現相反現象，促花期的氨揮發大于拔節期的(圖4)，這可能與促花期水稻根系生物量增加，其根系會分泌一種生物硝化抑制劑，抑制硝化過程，減少了反硝化底物NO– 3-N，從而抑制了反硝化速率，增加了田面水NH4+-N濃度，促進了氨揮發排放[40]。

4 結論

1)氨揮發和反硝化是稻田土壤氮素損失的兩個重要過程。由于兩者過程原理不同，氮肥施用后，首先以氨揮發損失，然后再以反硝化損失為主。

2)反硝化和氨揮發速率隨氮肥施用量增加而增加，氮肥通過影響田面水NH4+-N、NO– 3-N、DOC含量和pH來作用于反硝化。

3)在綜合集約優化的田間管理措施下，降低氮肥的施用量不僅能保持產量增加，并且還能降低反硝化和氨揮發氮素損失量，增加稻田氮肥利用率，實現增產增效的目的。

[1] Frolking S, Qiu J, Boles S, et al. Combining remote sensing and ground census data to develop new maps of the distribution of rice agriculture in China[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2002, 16 (4)：1091

[2] Chen G Q, Zhang B. Greenhouse gas emissions in China 2007: Inventory and input–output analysis[J]. Energy Policy, 2010, 38(10): 6180–6193

[3] 彭少兵, 黃見良, 鐘旭華, 等. 提高中國稻田氮肥利用率的研究策略[J]. 中國農業科學, 2002, 35(9): 1095–1103

[4] Chen X, Cui Z, Fan M, et al. Producing more grain with lower environmental costs[J]. Nature, 2014, 514(7523): 486–489

[5] Xia L L, Xia Y Q, Ma S T, et al. Greenhouse gas emissions and reactive nitrogen releases from rice production with simultaneous incorporation of wheat straw and nitrogen fertilizer[J]. Biogeosciences, 2016, 13(15): 4569–4579

[6] Xing G X, Zhu Z L. An assessment of N loss from agricultural fields to the environment in China[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2000, 57(1): 67–73

[7] Verhoeven J T, Arheimer B, Yin C, et al. Regional and global concerns over wetlands and water quality[J]. Trends in ecology and evolution, 2006, 21(2): 96–103

[8] Groffman P M, Altabet M A, B?hlke J, et al. Methods for measuring denitrification: Diverse approaches to a difficult problem[J]. Ecological Applications, 2006, 16(6): 2091– 2122

[9] Berg P, Klemedtsson L, Rosswall T. Inhibitory effect of low partial pressures of acetylene on nitrification[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1982, 14(3): 301–303

[10] Wrage N, Lauf J, Prado A, et al. Distinguishing sources of N2O in European grasslands by stable isotope analysis[J]. Rapid Communications in Mass Spectrometry, 2004, 18(11): 1201–1207

[11] Yang W H, Silve W L. Application of the N2/Ar technique to measuring soil‐atmosphere N2fluxes[J]. Rapid Communications in Mass Spectrometry, 2012, 26(4): 449–459

[12] 陳能汪, 吳杰忠, 段恒軼, 等. N2: Ar法直接測定水體反硝化產物溶解N2[J]. 環境科學學報, 2010, 30(12): 2479–2483

[13] Zhang W, Dou Z, He P, et al. New technologies reduce greenhouse gas emissions from nitrogenous fertilizer in China[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2013, 110(21): 8375–8380

[14] 劉立軍, 徐偉, 桑大志, 等. 實地氮肥管理提高水稻氮肥利用效率[J]. 作物學報, 2006, 32(7): 987–994

[15] 凌啟鴻, 張洪程, 戴其根, 等. 水稻精確定量施氮研究[J].中國農業科學, 2005, 38(12): 2457–2467

[16] 陳貴, 施衛明, 趙國華, 等. 太湖地區主栽高產水稻品種對土壤和肥料氮的利用特性研究[J]. 土壤, 2016, 48(2): 241–247

[17] Zhang X, Xu X, Liu Y, et al. Global warming potential and greenhouse gas intensity in rice agriculture driven by high yields and nitrogen use efficiency[J]. Biogeosciences, 2016, 13(9): 2701–2714

[18] 李曉波, 夏永秋, 郎漫, 等. N2: Ar法直接測定淹水環境反硝化產物N2的產生速率[J]. 農業環境科學學報, 2013, 32(6): 1284–1288

[19] Kana T M, Darkangelo C, Hunt M D, et al. Membrane inlet mass spectrometer for rapid high–precision determination of N2, O2, and Ar in environmental water samples[J]. Analytical Chemistry, 1994, 66(23): 4166–4170

[20] Weiss R F. The solubility of nitrogen, oxygen and argon in water and seawater[J]. Deep Sea Research and Oceanographic Abstracts, 1970, 17(4): 721–735

[21] Tian G, Gao J, Cai Z, et al. Ammonia volatilization from winter wheat field top–dressed with urea[J]. Pedosphere, 1998, 8(4): 331–336

[22] Zhao M, Tian Y, Ma Y, et al. Mitigating gaseous nitrogen emissions intensity from a Chinese rice cropping system through an improved management practice aimed to close the yield gap[J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2015, 203: 36–45

[23] 趙淼, 田玉華, 張敏, 等. 改善農學管理措施減少太湖稻麥輪作NH3和NO排放[J]. 土壤, 2015, 47(5): 836–841

[24] 薛亞光, 王康君, 顏曉元, 等. 不同栽培模式對雜交粳稻常優3號產量及養分吸收利用效率的影響[J]. 中國農業科學, 2011, 44(23): 4781–4792

[25] 吳春贊, 葉定池, 林華, 等. 不同葉齡移栽對水稻產量及品質的影響[J]. 中國農學通報, 2005, 21(3): 172–173

[26] 劉立軍, 薛亞光, 孫小淋, 等. 水分管理方式對水稻產量和氮肥利用率的影響[J]. 中國水稻科學, 2009, 23(3): 282–288

[27] 宋大平, 陳巍, 高彥征. 淮河流域氮肥農藥施用的合理性及其環境影響[J]. 農業環境科學學報, 2011, 30(6): 1144–1151

[28] 薛利紅, 俞映倞, 楊林章. 太湖流域稻田不同氮肥管理模式下的氮素平衡特征及環境效應評價[J]. 環境科學, 2011, 32(4): 1133–1138

[29] 劉兆輝, 薄錄吉, 李彥, 等. 氮肥減量施用技術及其對作物產量和生態環境的影響綜述[J]. 中國土壤與肥料, 2016(4): 1–8

[30] 王敬, 程誼, 蔡祖聰, 等. 長期施肥對農田土壤氮素關鍵轉化過程的影響[J]. 土壤學報, 2016, 53(2): 292–304

[31] 田光明, 蔡祖聰, 曹金留, 等. 鎮江丘陵區稻田化肥氮的氨揮發及其影響因素[J]. 土壤學報, 2001, 38(3): 324–332

[32] Stevens R J, Laughlin R J, Kilpatrick D J. Soil properties related to the dynamics of ammonia volatilization from urea applied to the surface of acidic soils[J]. Fertilizer Research, 1989, 20(1): 1–9

[33] Zhou S, Sakiyama Y, Riya S, et al. Assessing nitrification and denitrification in a paddy soil with different water dynamics and applied liquid cattle waste using the15N isotopic technique[J]. Science of the Total Environment, 2012, 430: 93–100

[34] Ishii S, Ikeda S, Minamisawa K, et al. Nitrogen cycling in rice paddy environments: Past achievements and future challenges[J]. Microbes and Environments, 2011, 26(4): 282–292

[35] Whitehead D C, Raistrick N. Effects of some environ-mental factors on ammonia volatilization from simulated livestock urine applied to soil[J]. Biology and Fertility of Soils, 1991, 11(4): 279–284

[36] Peterjohn W T. Denitrification: Enzyme content and activity in desert soils[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1991, 23(9): 845–855

[37] Xu H, Wang X, Li H, et al. Biochar impacts soil microbial community composition and nitrogen cycling in an acidic soil planted with rape[J]. Environmental Science and Technology, 2014, 48(16): 9391–9399

[38] Shan J, Zhao X, Sheng R, et al. Dissimilatory nitrate reduction processes in typical Chinese paddy soils: Rates, relative contributions, and influencing factors[J]. Environmental Science and Technology, 2016, 50(18): 9972–9980

[39] Cayuela M L, Sánchez–Monedero M A, Roig A, et al. Biochar and denitrification in soils: When, how much and why does biochar reduce N2O emissions[J]? Scientific Reports, 2013, 3: 1732

[40] Subbarao G V, Yoshihashi T, Worthington M, et al. Suppression of soil nitrification by plants[J]. Plant Science, 2015, 233: 155–164

Quantitative Determination of N Loss Through Denitrification Under Different N Fertilizer Application Rates by Membrane Inlet Mass Spectrometry (MIMS)

WANG Shuwei1,2,3, YAN Xiaoyuan1,3*, SHAN Jun1,3, XIA Yongqiu1,3, TANG Quan1,2,3, LIN Jinghui1,3

(1 State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 3 Changshu Agro-ecological Experimental Station, Chinese Academy of Sciences, Changshu, Jiangsu 215555, China)

In this study, using membrane inlet mass spectrometry (MIMS), the impacts of different rates of N fertilizer application on denitrification, as well as ammonia (NH3) volatilization, were investigated over two rice-growing seasons in the Taihu Lake region of China. In N300 treatment, N loss through denitrification and NH3volatilization were N 54.8 kg/hm2and 54.0 kg/hm2per year, respectively, and were 18.3% and 18.0% of N fertilizer application, respectively. The amount of N loss through denitrification and NH3volatilization were increased as the N fertilizer application increasing, and were significantly affected by NH4+-N, NO– 3-N, DOC and pH of surface water. In N270 treatment, compared with N300, the rate of N fertilizer application was reduced by 10%, but the rice yield approximately increased by 5.5%, N losses through denitrification and NH3volatilization were decreased by 1.1% and 3.1%, respectively, and agronomic nitrogen efficiency (NUE) was increased by 5.5%. In N375 treatment, compared with N300, NUE was increased due to increased grain yield, but the amount of N losses through NH3volatilization and denitrification was also the largest. Thus, the aim to reduce N fertilizer application and increase rice yield and NUE could be achieved through integrated soil-crop system management (ISSM).

Denitrification; Membrane inlet mass spectrometry (MIMS); N2/Ar technique; NH3volatilization; Agronomic nitrogen efficiency

國家重點基礎研究發展規劃(973)項目(2015CB150403)和國家自然科學基金項目(41425005)資助。

(yanxy@issas.ac.cn)

王書偉(1983—)，男，山東新泰人，博士，主要從事氮素循環轉化過程研究。E-mail：swwang@issas.ac.cn

10.13758/j.cnki.tr.2018.04.003

S158.2

A