大氣CO2濃度和氣溫升高下硝化抑制劑后效對大豆土壤無機氮和N2O排放的影響

李 超，郝興宇，李 萍，宗毓錚，張東升，史鑫蕊

（山西農業大學農學院，太谷 030801）

大豆是我國重要的糧油兼用作物，具有豐富的營養價值和廣泛的用途。充足的氮素供應是保障大豆生產的關鍵因素之一。尿素作為主要的氮肥類型，在農業生產中占有很大的比重，但我國尿素氮的利用效率較低，僅為30%～40%。過量的尿素施用使土壤中的氮素殘留量增加，增加了氮素向地下水淋失的風險，氨揮發、N2O等氣體損失的增加也對大氣環境造成了一定的危害［1］。

通過添加硝化抑制劑來調控土壤中的氮轉化過程，是提高尿素氮的使用效率并減少環境污染的有效途徑之一［2-3］。章淑艷等［4］的研究指出，氮肥基施配合硝化抑制劑可有效增加小豆的產量，并提高氮肥的利用效率。土壤銨態氮和硝態氮是作物吸收的主要氮素形態。在硝化抑制劑的作用下，土壤中的氮轉化過程，特別是硝化作用發生變化，進而對土壤銨態氮和硝態氮的含量產生影響［2，5］。N2O是土壤硝化和反硝化過程的中間產物，其排放強度與土壤無機氮含量以及硝化反硝化酶活性密切相關。大量研究結果表明，添加硝化抑制劑可提高水稻等作物的產量和氮素利用效率，增加土壤中的硝態氮含量，降低銨態氮含量，N2O排放量也顯著降低，但是不同的環境條件、硝化抑制劑類型等會使硝化抑制劑的作用效果產生一定的差異［6-7］。近年來，已有大量的學者對采用硝化抑制劑下不同作物生長及土壤氮轉化過程進行了研究，但是大多數都僅關注了硝化抑制劑在當季作物生長過程中的影響，關于硝化抑制劑后效對下茬作物土壤氮轉化影響的研究還相對較少。

氣候條件是影響土壤-作物系統氮循環過程的主要因素。隨著全球氣候變暖的加劇，其已對全球范圍內的農業生產產生了深刻的影響。國內外已有大量研究報道了關于大氣CO2濃度或氣溫升高對氮循環的影響。研究指出，大氣CO2濃度升高和適當的增溫可以提高土壤酶活性，加速氮轉化，增強土壤氮礦化、硝化和反硝化作用，從而使農田N2O的排放量增加［8］。在氣候變化的背景下，如何在保證產量的同時提高氮利用效率，并降低溫室氣體的排放，是當前亟待解決的問題。在氣溫和大氣CO2濃度升高的條件下，添加硝化抑制劑能否減輕N2O的排放尚不明確。對于小麥-大豆輪作模式，前茬小麥添加硝化抑制劑對于下茬大豆土壤中的N2O排放、無機氮含量和相關酶活性的影響有待深入研究。

本研究于山西省晉中市太谷區山西農業大學試驗基地控制氣室內進行，研究不同的環境條件（大氣溫度和CO2濃度）下，小麥季添加硝化抑制劑對大豆生長季土壤的硝態氮和銨態氮的含量、土壤硝化-反硝化相關酶活性以及N2O排放量的影響，探討氣候變化背景下添加硝化抑制劑的作用效果。該研究可為未來氣候變化背景下大豆生產中溫室氣體減排及硝化抑制劑的合理利用提供數據支持。

1 材料與方法

1.1 試驗地點和供試材料

試驗地點位于山西省晉中市太谷區（37.42°N，112.58°E）山西農業大學試驗基地控制氣室內。該地區屬溫帶大陸性氣候，海拔767～900 m，年平均氣溫7～9℃，平均日照時數2 500～2 600 h。年平均積溫在3 250～3 500℃之間，無霜期130～160 d，年平均地溫13℃，年降水量450～500 mm。試驗所用土壤類型為黏壤土，土壤有機質、全氮、速效氮、速效磷、速效鉀含量分別為24.50 g/kg、1.40 g/kg、45.28 mg/kg、25.65 mg/kg、280.50 mg/kg，土壤pH值為8.2。供試大豆［Glycinemax(L.) Merr.］品種為中黃35，由中國農科院作物科學研究所培育。

1.2 試驗設計

試驗在4個獨立的控制氣室內進行。氣室為鋁合金框架玻璃結構（長×寬×高：8.0 m×3.0 m×3.2 m），采用自然光，玻璃透光率為80%～90%。4個氣室分別為CK（環境CO2濃度+環境溫度）、EC（CO2濃度升高200 μmol/mol+環境溫度）、ET（氣溫升高2℃ +環境CO2濃度）與ECT（CO2濃度升高200 μmol/mol+氣溫升高2℃）。氣室溫度和CO2濃度由自動控制系統控制。

試驗在控制氣室條件下采取盆栽設計，在塑料整理箱（長×寬×高：60 cm×40 cm×30 cm）中進行，取農田耕層土壤過篩混勻，每箱裝土30 kg，深約28 cm。盆栽試驗為小麥-大豆輪作，小麥（TriticumaestivumL.）播種前施底肥（105.32 kg/hm2N、65.49 kg/hm2P和74.00 kg/hm2K），拔節期進行追肥，追肥與底肥的質量比為1∶1。小麥生長季在每個氣室均設置了普通尿素與硝化抑制劑氮肥2個肥料處理，硝化抑制劑氮肥為普通尿素加0.1%吡啶混施。人工收獲小麥后，用秸稈粉粹機將各氣室小麥粉碎，分別均勻地還田到各氣室盆中，大豆生長季不再施肥。2018年6月20日播種大豆，在每個整理箱中縱向開兩排小溝播種大豆種子，出苗后每排留苗10株，10月2日收獲大豆。每個處理設置4個重復，在氣室中完全隨機排列。期間視土壤含水量狀況進行灌水，保證無干旱脅迫。

1.3 測定項目與方法

分別于大豆鼓粒期（2018年8月26日）、成熟期（2018年10月2日）用土鉆從每個盆中隨機取0～10 cm耕層的土壤，每盆3鉆，手動除去肉眼可見的植物殘渣、石塊和其他雜質。將土壤樣品充分混合，研磨過篩風干后保存在室溫下，用于測定各個生育時期的酶活性和礦質氮含量。

土壤銨態氮含量采用氯化鉀（KCl）浸提-靛酚藍比色法測定，土壤硝態氮采用雙波長紫外分光光度計法測定［9］。

土壤硝酸還原酶和土壤亞硝酸還原酶活性采用北京Solarbio公司的活性檢測試劑盒進行測定，土壤氨單加氧酶和氧化亞氮還原酶采用上海撫生實業的酶聯免疫試劑盒進行測定。

1.4 數據分析

使用Sigmaplot 12.5進行圖表繪制，使用SPSS22單因素ANOVA對顯著性進行分析，采用Turkey法對P值進行分析。

2 結果與分析

2.1 大氣CO2濃度和氣溫升高下硝化抑制劑對大豆土壤銨態氮和硝態氮的影響

在大豆鼓粒期施用普通尿素時，EC、ET和ECT處理的土壤硝態氮含量分別比CK增加了30.85%、134.12%和48.28%，而在添加硝化抑制劑的條件下分別增加了28.96%、110.89%和81.92%。成熟期施用普通尿素和添加硝化抑制劑的條件下，EC、ET和ECT的土壤硝態氮含量分別較CK增加了111.39%、194.93%、87.52%和11.95%、43.39%、29.04%。整體上看，ET和ECT處理的硝態氮含量均顯著高于CK，但EC與CK處理差異不顯著。與施用尿素相比，添加硝化抑制劑對鼓粒期和成熟期的土壤的硝態氮含量影響較小，僅鼓粒期ECT處理、成熟期CK和ECT處理的硝態氮含量顯著高于普通尿素（圖1a、1b）。

升溫條件下，土壤銨態氮的含量顯著降低，鼓粒期施用普通尿素和硝化抑制劑分別比CK降低了46.66%和48.61%，成熟期分別降低了6.60%和25.07%。相較成熟期，鼓粒期的銨態氮降低幅度更大。EC和ECT處理的土壤銨態氮含量均有所增加，但與CK處理差異不顯著。與施用普通尿素相比，在不同的環境條件下，添加硝化抑制劑鼓粒期土壤的銨態氮含量均略有增加，僅CK處理差異顯著，其余條件下差異均不顯著。成熟期添加硝化抑制劑對土壤銨態氮含量的影響均不明顯（圖1c、1d）。

圖1 CO2濃度和氣溫升高對大豆土壤硝態氮和銨態氮含量的影響Fig.1 Effects of elevated CO2 concentration and increased temperature on soil nitrate and ammonium nitrogen content of soybean

由此可見，整體上氣溫升高使大豆土壤的銨態氮含量降低，硝態氮含量升高，且對鼓粒期的影響更為顯著。大氣CO2濃度增加（EC）或者同時升高氣溫和CO2濃度（ECT）對土壤銨態氮和硝態氮的影響較升溫（ET）小，硝態氮和銨態氮的含量均有所增加，但是差異不顯著。小麥季施用尿素中添加硝化抑制劑整體上使下茬作物大豆土壤中的銨態氮和硝態氮的含量均有所增加，但是增加的效果不明顯。成熟期土壤的硝態氮和銨態氮的含量均低于鼓粒期。

2.2 大氣CO2濃度和氣溫升高下硝化抑制劑對大豆土壤硝化反硝化酶活性的影響

氨單加氧酶是土壤硝化作用的主要限速酶，可以將銨根離子氧化為羥胺，硝化抑制劑也主要在此過程中發生作用。從圖2可以看出，除成熟期ET處理外，添加硝化抑制劑后氨單加氧酶活性均降低。在鼓粒期，與CK相比，EC處理的氨單加氧酶活性變化不明顯，而ET和ECT處理的氨單加氧酶活性顯著降低，施用尿素和硝化抑制劑后氨單加氧酶活性分別降低了20.13%（ET）、22.26%（ET）和20.61%（ECT）、24.73%（ECT）（圖2a）。成熟期的氨單加氧酶活性整體低于鼓粒期，且不同環境條件下添加硝化抑制劑對氨單加氧酶活性影響均不顯著，ET和ECT處理的氨單加氧酶活性顯著高于CK處理，施用尿素和硝化抑制劑后分別增加了43.03%（ET）、34.43%（ET）和22.78%（ECT）、24.37%（ECT）。成熟期EC和CK處理的氨單加氧酶活性差異不顯著（圖2b）。

硝酸還原酶、亞硝酸還原酶和氧化亞氮還原酶均是反硝化過程的關鍵酶，其活性可以反應土壤反硝化能力的強弱。從圖2c和2d來看，與CK相比，鼓粒期ET處理的硝酸還原酶活性顯著提高，EC和ECT處理的硝酸還原酶活性與CK沒有顯著差異。成熟期不同環境條件下的硝酸還原酶活性沒有鼓粒期差異大，CK、EC和ECT處理的硝酸還原酶活性較鼓粒期均有所提高，ET處理變化不明顯。

圖2 CO2濃度和氣溫升高對大豆土壤硝化反硝化酶活性的影響Fig.2 Effects of elevated CO2 concentration and increased temperature on soil nitrifying and denitrifying enzyme of soybean

鼓粒期不同環境條件下，亞硝酸還原酶活性差異不明顯（圖2e）。成熟期施用普通尿素時，EC和ET處理的亞硝酸還原酶活性較CK處理分別顯著降低了26.35%和24.43%，ECT比CK降低了7.11%，但與CK差異不顯著（圖2f）。

鼓粒期未添加硝化抑制劑時，ET處理的氧化亞氮還原酶活性最高，但不同環境條件下的氧化亞氮還原酶活性差異均不顯著；添加硝化抑制劑時，ET處理顯著高于CK和EC處理，ET與ECT處理差異不明顯（圖2g）。成熟期時，各處理氧化亞氮還原酶活性較鼓粒期均顯著提升，ET和ECT條件下，添加硝化抑制劑時氧化亞氮還原酶活性較普通尿素處理顯著降低；ECT處理在未添加硝化抑制劑時的氧化亞氮還原酶活性最高，顯著高于其余處理（圖2h）。

2.3 大氣CO2濃度和氣溫升高下硝化抑制劑對大豆土壤N2O排放的影響

在大豆整個生長季中N2O排放有2個峰值，分別為7月初和9月—10月（圖3）。第一個排放峰值在7月5日左右，主要是ECT和ET 2個處理在施用普通尿素時有明顯的排放峰值，明顯高于其余處理。大部分的N2O排放發生在生育后期（9月4日—10月10日），該時期不同處理的N2O排放量占到整個生育期排放量的34.16%～90.68%，其中ET、ECT處理最高。該階段在ET條件下施用普通尿素和硝化抑制劑時，N2O排放量占到整個生育期排放量的76.47%和90.68%，在ECT條件下的排放量分別占全生育期的59.97%（普通尿素）和75.63%（硝化抑制劑）。CK處理在添加硝化抑制劑時，生育后期的N2O排放量也比較高，占全生育期的68.98%。其余3個處理該階段N2O排放所占比例相對較低，為34.16%～39.65%。

圖3 不同處理大豆生長季土壤N2O排放通量Fig.3 Soil N2O emission flux during soybean growing season for different treatments

從大豆生長季N2O排放累積量來看（圖4），ET和ECT處理的N2O累積排放量顯著高于CK和EC處理，且都表現為添加硝化抑制劑相較普通尿素時N2O排放量更低。EC條件下，尿素和硝化抑制劑處理的N2O排放量均保持在較低水平。CK處理下，添加硝化抑制劑的N2O排放量明顯高于普通尿素。

圖4 大豆生長季N2O排放總量Fig.4 Total soil N2O emission during soybean growing season for different treatments

3 討論

溫度在土壤-作物系統氮素循環過程中起到關鍵的調控作用。升溫條件下，土壤微生物活性增強，促進了土壤養分的循環與周轉，增強了土壤的硝化作用、反硝化作用及氮礦化作用［10-11］。同時，土壤的酶活性提高，使更多的銨態氮轉化為硝態氮［5］，并促進了土壤N2O的排放［12］。Chen等［13］研究發現，溫度升高增加了0～5 cm土層的硝態氮含量，加快了氮礦化的速率，N2O排放量呈增加趨勢。本研究中，氣溫升高條件下（ET），大豆土壤硝態氮含量均顯著增加，而銨態氮含量降低，N2O排放量顯著增加，這與Chen等［13］的研究結果基本一致。胡正華等［14］研究表明，N2O與土壤溫度之間有著顯著的正相關性。在增溫條件下，大豆生長季的N2O排放通量顯著增加了17.3%，排放總量顯著增加了20.3%。而本研究中，升溫條件下在未添加硝化抑制劑時，N2O排放總量較CK顯著增加了173.6%，顯著高于胡正華等［14］的研究結果。這可能與土壤本身的氮儲量以及試驗環境有關。從酶活性來看，本研究中升溫條件下，僅成熟期的氨單加氧酶和鼓粒期的硝酸還原酶的活性顯著增加，其余硝化反硝化酶活性變化不顯著或有降低的趨勢，這與前人的研究結果不太一致［5］，可能是因為觀測期處于較為炎熱的8到9月，溫度過高反而抑制了酶活性。

大氣CO2濃度升高可以促進植物的光合作用，使根系伸長，從而增強植物對土壤有效氮的吸收［15］，提高土壤微生物的數量和活性，增加土壤有機物的分解和氮礦化的速率［16］。同時，CO2濃度升高還可以提高土壤溫度，通過提高土壤溫度來影響土壤氮礦化速率［17］。張繼舟等［18］開頂氣室（opentop chamber，OTC）的研究結果表明，正常CO2濃度（370 μmol/mol）、中等 CO2濃度（550 μmol/mol）和高CO2濃度（700 μmol/mol）處理下，土壤全氮、硝態氮和銨態氮的含量均出現先升高后降低的現象，說明大氣CO2濃度升高到一定范圍內可以提高土壤的氮素含量，但超過一定的濃度會使得土壤氮素含量有所減少。本研究中，與CK相比，大氣 CO2濃度升高（EC）條件下，土壤硝態氮和銨態氮含量均有所增加，這與張繼舟等［18］正常和中等CO2濃度下的研究結果基本一致。如果繼續升高CO2濃度可能造成土壤無機氮含量的下降，該結果需進一步驗證。從酶活性來看，Baggse等［19］在開放式大氣CO2濃度增加（free-air CO2enrichment，FACE）條件下的研究結果表明，歐洲四大草原的硝化反硝化酶活性的變化較小。Barnard等［20］分析了來自歐洲四個草地生態系統的試驗結果，發現土壤的硝化和反硝化酶對高CO2無明顯響應。本研究發現，四種硝化反硝化酶活性對CO2濃度升高的響應不明顯，這與Baggse等［19］和Barnard等［20］的研究結果一致。大氣CO2濃度升高的條件下，反硝化作用的增強導致了更多N2O的產生與排放。Lam等［21］用FACE系統研究發現，CO2濃度升高下冬小麥田間N2O的排放的增幅達到60%。本研究中EC條件下N2O排放量較CK無顯著變化，這與前人的研究結果不太一致，可能是因為大豆整個生長期沒有施肥，隨著對土壤中氮素吸收量的增加，土壤中無機氮含量逐漸減少，土壤的硝化和反硝化能力降低。

通過向氮肥中添加硝化抑制劑可以有效調控土壤氮素的轉化過程，延緩土壤銨態氮向硝態氮的轉化，從而有效降低土壤中硝態氮的淋溶損失及N2O排放等。傅麗等［22］的研究結果表明，脲酶抑制劑與不同類型的硝化抑制劑組合均能不同程度地減緩尿素水解，增加土壤的有效氮含量。孫志梅等［2］研究表明，施用純氮量1%的硝化抑制劑3，5-二甲基吡唑（3，5-dimethylpyrazole，DMP）可使土壤銨態氮含量提高30%以上，硝態氮含量降低20%左右。本研究中，與單純施用普通尿素相比，在不同環境條件下，小麥季添加硝化抑制劑處理，大豆季土壤中的硝態氮和銨態氮的含量均有所增加。這與孫志梅等［2］的研究結果不一致，主要是因為本研究中大豆生長季并未添加任何氮肥和硝化抑制劑，土壤中的氮素除了根瘤固氮外，主要來自于小麥秸稈還田后的氮素礦化以及上一季的土壤殘留氮。添加硝化抑制劑后，有效抑制了小麥季的氮素淋溶和氣體損失，增加了土壤中的有效氮含量。從土壤酶活性來看，前人研究表明，硝化抑制劑主要通過影響氨單加氧酶的活性來控制銨態氮向硝態氮的轉化［3，23］。本研究中硝化抑制劑處理鼓粒期氨單加氧酶活性較普通尿素均有所降低，但差異不顯著，其余硝化反硝化酶活性也基本對硝化抑制劑的響應不明顯。這主要是因為硝化抑制劑是在小麥季添加的，硝化抑制劑一般在使用后的40～90 d內起作用［24］，因此對后茬作物的影響較小。從N2O排放量來看，當前環境條件下（CK），小麥季添加硝化抑制劑顯著提高了大豆生長季的N2O排放總量，較單施尿素處理提高了108.53%；大氣CO2升高條件下（EC），兩者差異不明顯；升溫（ET）以及同時升高溫度和CO2濃度（ECT）時，硝化抑制劑處理的N2O排放總量較普通尿素分別降低了5.70%和29.08%。這與前人硝化抑制劑抑制N2O排放的研究結果不太一致，可能與硝化抑制劑施用的環境條件有關。硝化抑制劑的作用效果受土壤類型、質地、施肥種類、施肥方式及施氮量、硝化抑制劑施用量、土壤溫度及土壤水分等綜合因素的影響［23］，不同環境條件下硝化抑制劑作用效果有明顯差異，進而對N2O的排放產生影響。

通過不同環境條件及硝化抑制劑處理對大豆土壤無機氮含量、硝化反硝化相關酶活性及N2O排放的影響的分析可得出如下結論：

1）小麥-大豆輪作，小麥季添加硝化抑制劑配合秸稈還田可使大豆季土壤硝態氮和銨態氮均有所增加，但是對大豆季土壤硝化-反硝化酶的活性影響較小。

2）升溫使大豆土壤的硝態氮含量顯著增加，而銨態氮含量顯著降低；大氣CO2濃度增加或者同時升高氣溫和CO2濃度，土壤的硝態氮和銨態氮的含量均有所增加，但與CK差異不顯著。

3）不同環境條件下的土壤硝化-反硝化酶的活性沒有明顯規律。

4）ET和ECT條件下，大豆生長季N2O排放總量均顯著高于CK處理，且添加硝化抑制劑使N2O排放量降低，EC與CK條件下的N2O排放量差異較小，但在CK條件下硝化抑制劑處理的N2O排放量顯著高于普通尿素處理。

本研究僅為一年的試驗結果，氣候變化背景下硝化抑制劑對大豆土壤無機氮含量及N2O排放的影響還有待進一步的試驗驗證。