應用15N自然豐度值揭示不同氮源對設施土壤氨揮發的貢獻

關鍵詞： 氨揮發； 15N 自然豐度； 激發效應； 設施番茄； 分餾效應

作物生產過程中，土壤氨（NH3） 揮發約占農業氮（N） 源的43.3%[ 1 ]，過量施用氮肥會加劇土壤NH3 揮發，在設施蔬菜生產中尤為嚴重[2?3]。設施蔬菜生產中的NH3 揮發損失約占蔬菜生產總氮損失的30%[4?6]，設施內大量積聚的NH3 在開棚通風時進入大氣，經過干濕沉降等途徑重新進入土壤及水體，造成大氣污染、土壤酸化和水體富營養化等生態環境問題[7]，明確設施菜田氮肥施用模式對NH3 揮發的影響規律和機制，對提高氮肥利用率和農業面源污染防控具有重要意義。

以往菜田土壤NH3 揮發研究主要關注氮肥施用量、肥料類型或施肥方式對NH3 減排量的影響[8?10]，土壤中不同來源氮對NH3 揮發的貢獻研究相對較少。羅健航等[11]利用露天白菜地進行了雞糞和化肥配施處理下NH3 揮發研究，發現肥料氮對NH3 揮發的貢獻高達92.8%；張薇等[12]發現，常規施肥條件下肥料的平均NH3 揮發系數為9.2%。施肥對土壤氮的激發效應受到土壤條件和肥料類型等顯著影響。以往研究在利用差值法計算肥料源NH3 揮發貢獻時，往往會忽略土壤激發效應的影響[13?14]，即使考慮了激發效應，土壤自身氮與肥料氮的相對貢獻也很難準確量化[15]。近年來，15N 同位素技術成為了追蹤氮素去向的熱點方法。朱菜紅等[16]運用15N 示蹤技術發現，在盆栽水稻試驗中，施入有機肥顯著提高了土壤微生物對化肥15N 的利用效率。15N 同位素技術能夠更準確追蹤氮素的來源和去向，但在設施蔬菜生產中，特別是NH3 揮發溯源協同研究方面，目前國內學者還很少涉及。

1 5N 自然豐度法與標記技術原理類似，但其成本相對較低且操作更加簡便，其原理是不同含氮化合物都具有自身特征的1 5N 同位素組成（即δ1 5N值），如化肥δ15N 值為?3‰～+3‰，有機肥δ15N 值為+4.9‰～+20.9‰[17?18]。土壤?植物系統揮發的NH3 來源于土壤氮和肥料氮，NH3 揮發的15N 同位素混合模型依據NH3 的δ15N 值（δ15N-NH3 值） 來估算肥料和土壤氮對NH3 排放的貢獻比例[19?21]。

為了探明設施蔬菜生產中肥料和土壤NH3 產生和揮發特點，本研究設置了盆栽番茄種植試驗，監測NH3 揮發過程，明確不同氮肥條件下NH3 揮發速率及累積量差異。結合15N 自然豐度法，識別和量化有機肥氮、尿素氮及土壤氮對NH3 揮發的貢獻，以揭示設施菜地土壤和肥料對NH3 揮發的影響，為蔬菜生產合理施肥和降低氮素損失提供技術支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗概況及設計

試驗于北京農田土壤污染防控與修復重點實驗室的溫室內進行。番茄盆栽所用土壤取自北京市密云縣匯源生態農業有限責任公司的蔬菜種植基地內未施肥、未種植作物的地塊，土壤類型為棕壤土，土壤全氮0.47 g/kg，有效磷2.46 mg/kg，速效鉀30.8 mg/kg，有機質10.7 g/kg，碳氮比為13.2，pH 為7.8，δ15N 值為3.08‰。

試驗用盆直徑和高均為30 cm，每盆下面均放置一個托盤。每盆裝入10 kg 原土后，灌水，并置于溫室（溫度25℃±3℃，濕度95%） 中自然下沉后疏松表層，隨后進行番茄定植。所用番茄品種為泰科粉冠（農新泰科農業技術有限公司），該品種番茄單果重300 g 左右，中早熟，生長勢和抗病性均較強。試驗僅在番茄幼苗移栽時，施加一次肥料作為基肥。番茄生長過程中，所有處理的澆水時間保持一致，移栽后立即澆灌3 L 去離子水，后期按照維持土壤含水量60％標準進行澆灌。

盆栽試驗共設置4 個處理：對照不施氮肥（CK）、單施有機肥（manure，M）、1/2 化肥N+1/2 有機肥N（1/2 manure and 1/2 urea， MU） 及單施化肥處理（urea，U）。每個處理設4 個重復。試驗所用化肥為尿素（N46.4%），δ15N 值為?3.22‰。試驗所用有機肥為堆制雞糞，有機碳含量為28.5%，全氮、全磷及全鉀含量分別為1.63%、1.30% 和1.68%，碳氮比為17.5，pH為8.5，δ15N 值為14.8‰。試驗用磷肥為過磷酸鈣（P2O5 6.99%），鉀肥為硫酸鉀（K2O 43.3%），磷肥和鉀肥施用量按照有機肥投入磷、鉀量換算，并與尿素作為基肥一同施入。各處理施肥情況見表1。

1.2 NH3 揮發的捕獲與測定

土壤?植物系統揮發的NH3 采用王朝輝等[22]改良的被動采集裝置（圖1） 捕獲，該裝置主體為聚乙烯環形硬質塑料管，內環直徑15 cm，高10 cm。測定過程中，內部嵌有兩塊厚度均為2 cm、直徑為16 cm 的海綿，海綿均勻浸濕15 mL 磷酸甘油溶液（50 mL 磷酸+40 mL 丙三醇定容至1 L），以保障足夠吸收土壤揮發或大氣中NH3，下層海綿置于管中部以吸收土壤揮發NH3，上層海綿與塑料管頂端齊平以吸收空氣NH3，防止外界干擾。

番茄移栽第1 周內，每天早上8：00 更換下層海綿，上層海綿每3 天更換1 次。更換的海綿帶回實驗室后，立即用0.3 L KCl （1 mol/L） 溶液浸提，隨后利用連續流動分析儀（AA3， SEAL Inc.， Germany）測定NH4+ -N 濃度。之后同樣監測第9、11、14、19、26、33 及40 天的NH3 揮發狀況。NH3 揮發全過程的日均揮發速率 [NH3 -N mg/（pot·d）] 以公式（1） 計算獲得。

式中： 為NH3 日均揮發速率，NH3-N mg/（pot·d）；C 為單個裝置每次監測的銨態氮（NH4+ -N） 濃度，mg/L；V 為土壤KCl 浸提液體積，L；A 為捕獲裝置橫截面積/盆栽土壤表面積，pot；D 為每次連續捕獲時間，d。

施肥處理的NH3 揮發系數（EF）=凈NH3 揮發累積量（NH3-N mg/pot）/肥料N 量（mg/pot），其中，凈NH3 揮發累積量=施氮肥處理NH3 揮發量?不施氮處理NH3 揮發量[12]。

1.3 氮同位素分析

采用胡婧等[23]的被動微擴散法，測定揮發NH3的15N 同位素比值。取適量上述捕獲NH3 的KCl 浸提液于密閉錐形瓶中，并向內添加0.5 g 氧化鎂堿性試劑，使浸提液NH4+轉化為NH3。隨后將錐形瓶和浸有硫酸氫鉀溶液（25 μL，2.5 mol/L） 的GF 玻璃纖維濾紙擴散包一同放置在50℃ 恒溫箱內，搖動擴散10天以充分吸收浸提液釋放的NH3。擴散完成后，將濾紙擴散包真空干燥1～2 天，隨后包裹于錫紙杯中，用元素分析儀（Flash EA1112 HT） 聯用同位素比質譜儀（DELTA V Advantage，Thermo ElementalAnalyzer 1112，Inc.， USA） 測定樣品的δ1 5N-NH3值。本研究采用國際δ1 5N-NH4+參考標準USGS-25（?30.4‰），USGS-26 （+53.7‰） 及IAEA-N-1 （+0.4‰）校準測定數據，δ15N 的測定精度為0.15‰。

需要說明的是，上述被動采樣法捕獲NH3 時會產生一定的系統偏差，從而導致同位素分餾效應的產生[24]。即輕質14N 相比重質15N 更快逃逸到大氣中，14N 和15N 同位素在底物（土壤NH4+-N 或尿素氮或有機肥氮） 和產物NH3 間產生豐度動態變化和分布不均勻[25]。利用瑞利方程[26] （圖2） 可以解釋為：在封閉系統的單向反應中，底物的初始δ15N 值為0‰ （虛線d），隨著底物氮素不斷流入產物并最終反應完全，累積產物的δ15N 值也為0‰ （實線c），該過程不存在分餾效應。而實際生態系統中，底物氮素為源源不斷供應的開放體系，反應持續且不完全，產生的分餾效應促使底物1 4N 優先流入產物中，使剩余底物的δ15N 值不斷增大（實線a），瞬時產物δ15N 值亦不斷增大而迫近底物含量值（虛線b）。

借助底物與其瞬時產物N H 3 的δ 1 5N 值差異量來衡量分餾效應的大小，即同位素分餾值Δ （公式2）[25]。

式中：當為負時，說明產物NH3 相對底物貧化15N； 為正，則表示NH3 相對富集15N。

NH3 揮發過程的同位素分餾效應隨NH3 揮發強度而變化，分餾值隨NH3 揮發速率降低而減小[20]。本試驗基于施肥后一周內監測的δ15N-NH3 值，分別在考慮和不考慮分餾效應兩種條件下，應用15N 同位素混合方程來計算肥料和土壤源的揮發NH3 貢獻。國外最近研究也指出[ 2 7 ]，試驗被動采集NH3 測定δ1 5N 值建議增加10‰～15‰來校準分餾效應的影響。本試驗盆栽番茄土壤捕獲的NH3 量較低，選擇增加10‰來進行校準。

1.4 揮發NH3 中土壤和肥料貢獻的定量

利用氮同位素混合方程（公式3） （Felix 等[28]） 計算NH3 揮發過程的土壤源（土壤自身氮揮發NH3） 及肥料源（氮肥引起的揮發NH3） 貢獻：

δ15N-NH3 = fsoil （δ15Nsoil）+（1fsoil） （δ15Nfertilizer） （3）式中：δ15N-NH3 為盆栽番茄土壤NH3 揮發δ15N 值；δ15N soil 為原狀土壤的δ15N 值，為3.08‰；δ15Nfertilizer 為尿素或雞糞肥料的δ15N 值，尿素取?3.22‰，雞糞取14.8‰；fsoil 為土壤源NH3 貢獻，1?fsoil 為對應的肥料源貢獻。

對于MU 處理，NH3 揮發的氮源為土壤、尿素和有機肥。本試驗計算過程中先假定MU 中有機肥（M1） 的貢獻與單獨施用時（即M 處理中有機肥的貢獻） 相同，利用公式（3）[28]計算得到尿素（U1） 及土壤（S1） 的貢獻比，再假定尿素（U2） 的貢獻不變，得到M2 及S2 的貢獻比例，最后取土壤S1 和S2 的貢獻均值，利用公式（3） 計算得出有機肥M1、M2 和尿素U1、U2 的平均NH3 揮發貢獻。

研究還計算了外源施氮導致的土壤氮凈NH3揮發增加量，即肥料氮引起的激發效應A （NH3 -Nmg/pot）：

式中： 為施肥處理中土壤氮的凈NH3 揮發量，NH3 -N mg/pot； 為CK 處理土壤氮的NH3 揮發量，NH3-N mg/pot。

1.5 數據分析

試驗結果以平均值（x） 及標準誤差（sx） 呈現，利用Excel 2022 分類整理數據，IBM SPSS Statistics26.0 單因素方差分析（ANOVA） 檢驗各處理間統計顯著性差異，GraphPad Prism 9 結果繪圖，試驗顯著性分析均在0.05 水平。

2 結果與分析

2.1 NH3 揮發速率及累積量變化規律

盆栽番茄生長過程中，各處理土壤NH3 揮發呈現出相似的變化趨勢，即基肥施用后的3～6 天內急劇上升，達到揮發速率高峰后緩慢下降，在第33 天后趨于穩定。不同處理NH3 揮發速率高峰出現時間為：第3 天（CK）、第4 天（M）、第5 天（U） 和第6天（MU） （圖3a）。前19 天 的NH3 揮發累積量增加較快，U、MU 和M 處理在第19 天分別達到43.3±0.55、41.3±0.92 和18.5±0.85 mg/pot （圖3b）。相同施氮量條件下，M 處理40 天的凈NH3 揮發累積量較MU 和U 處理分別顯著降低60.8% 和63.1% （Plt;0.05），MU 較U 處理的NH3 揮發減排效果不顯著，只有4.62%。相應的，NH3 揮發系數分別為1.37%（U）、1.29% （MU） 及0.51% （M） （圖3c）。

2.2 揮發NH3 的δ15N 值變化特征

NH3 揮發過程中，δ15N-NH3 值呈現短期內快速下降后又急劇上升，然后趨于穩定的特征（圖4a）。施肥處理的δ15N-NH3 值均在施肥后4 天內降至最低，表現為M （0.830‰±0.106‰）gt;MU （?14.7‰±0.606‰）gt;U （?31.4‰±0.115‰）。此外，MU 及U 處理的δ15NNH3 值在施肥后的前19 天內大部分低于0‰，從第19 天開始平緩增加并保持穩定。單施有機肥顯著提高了番茄土壤揮發NH3 的δ15N 值（Plt;0.05，圖4b）。

2.3 不同類型肥料對NH3 揮發的貢獻分析

利用15N 同位素混合方程計算得到NH3 揮發過程中不同來源氮的貢獻（圖5）。不同類型肥料在番茄生產中對NH3 揮發的貢獻比例分別為：M 處理中雞糞貢獻 30.5%，U 處理中尿素貢獻53.1%，MU 處理中雞糞和尿素分別貢獻28.6% 和56.6%。考慮同位素分餾情形時，相較于U 處理，MU 處理的尿素源NH3揮發貢獻比例顯著增加了10.5%，為58.7%；相較于M 處理，雞糞源貢獻顯著降低了9.12%，為29.9%。MU 處理的土壤源NH3 揮發貢獻比例為11.4%，顯著低于U 處理（46.9%） 和M 處理（67.1%） （圖5a）。整個采樣過程中，未施肥CK 處理的NH3 揮發來自土壤本身氮，40 天的NH3 揮發累積量為（5.80±0.012）mg/pot （圖5b）。U 處理外源施氮導致的土壤激發效應為13.5 mg/pot，顯著高于M 處理的4.40 mg/pot。MU 處理導致了負土壤激發效應，為?1.38 mg/pot（圖5b）。

與考慮分餾效應時相比，不考慮分餾效應情形下，各處理不同NH3 揮發源的貢獻規律基本保持不變。不同的是，不考慮分餾效應情形下，有機肥料源貢獻比顯著降低，M 處理中有機肥來源貢獻降低了3 9 . 2 % ， M U 處理中有機肥來源貢獻降低了21.7%；尿素肥料源貢獻比大幅增加，在U 和MU 處理中分別增加了44.8% 和20.4%。相應的，M 處理的土壤激發效應明顯增大，為6.30 mg/pot，U 處理的顯著減小，為3.71 mg/pot，MU 處理的負激發效應也更加強烈（圖5c、d）。

3 討論

3.1 有機肥及尿素對NH3 揮發的影響

本研究對盆栽番茄進行了為期40 天的土壤NH3揮發監測，發現各處理的NH3 揮發進程在第19 天后趨于一致。與以往設施蔬菜土壤NH3 揮發監測時間主要集中在施肥后的14 天內相比[29?31]，本研究的監測時間更長。對比施肥后前19 天和前14 天兩個時間段的土壤NH3 揮發強度，前19 天的NH3 揮發累積量占整個番茄生長期比例最低為88% （M 處理），而前14 天的最高比例也只有77% （U 處理）。因此，僅監測14 天的NH3 揮發會嚴重低估總揮發NH3 累積量，這表明蔬菜地的監測時間應根據植物的生長發育周期適當延長。

相較于U 處理，MU 處理的土壤NH3 揮發減排效果不明顯。一方面，施加的雞糞有機肥改變了原狀土壤氮素的凈礦化?固定平衡，抑制了NH4-N 的轉化消耗，對削弱整體土壤NH3 揮發損失具有一定意義[32?33]。另一方面，雞糞有機肥的氮礦化累積量和礦化速率遠高于牛糞和豬糞等，其短期供肥能力較強[34]，雞糞有機氮產生的NH3 揮發量填補了原狀土壤減少的揮發量，這又間接促進了整體的NH3 揮發進程。

3.2 土壤?植物系統揮發NH3 的δ15N 值特征及溯源影響

基于土壤?植物系統各氮素轉化形態δ15N 值的差異，15N 自然豐度法已被國內外學者廣泛應用于追蹤農業氮素去向。該方法可用于量化作物氮素的利用效率及NH3 和N2O 的氮素損失，指示各無機氮周轉的源與匯以及反硝化速率等[35?37]。本研究應用15N 同位素溯源追蹤了肥料及土壤源的NH3 揮發貢獻。試驗觀察到，施肥后，NH3 揮發速率增加，但δ1 5NNH3值呈降低趨勢（圖6），這與Gu 等[ 2 1 ]和李淼等[ 3 8 ]的δ1 5N-NH3 值溯源研究結果類似。說明強烈NH3 揮發作用加劇了氮同位素分餾，進一步驅動了輕質14NH3 擴散進入到大氣中。

δ15N-NH3 值的差異和變化直接影響著NH3 揮發的溯源結果。考慮分餾效應的結果表明，M 處理顯著降低了土壤NH3 揮發累積量，這主要歸因于其降低了施加化肥的高NH3 揮發貢獻。MU 處理中，有機肥加入雖增加了化肥源NH3 揮發（10.5%），但土壤氮源NH3 揮發的減少量遠高于化肥氮源的增加量，使得MU 處理的總體NH3 揮發低于U 處理。這表明有機肥半量替代化肥施肥方式很有可能通過降低土壤激發效應來實現設施番茄土壤NH3 減排。然而，本研究中MU 處理NH3 減排效果并不顯著，主要是由于MU 處理中有機肥源NH3 排放量遠高于M 處理中的有機肥。試驗U 處理NH3 揮發的肥料貢獻為53.1%，略高于土壤源，這與Ti 等[ 2 0 ]和Gu 等[ 2 1 ]利用同位素混合模型測算的結果相近。

在未考慮分餾效應情形下，本研究計算結果表明，雞糞半量替代化肥顯著降低了化肥和土壤氮源的NH3 揮發貢獻，這與Dai 等[37]在玉米地施加有機肥顯著降低化肥17.9% 的15NH3 揮發損失結果類似。需要注意的是，分餾效應考慮與否影響的是肥料源和土壤源的δ15N-NH3 值大小，兩種條件下源貢獻比例的差異僅是由計算過程導致。白瀟等[39]用同位素源解析模型研究大氣揮發NH3 來源時也發現類似的結果，當引入分餾效應將農田揮發δ15N-NH3 值由?26‰調整為?34.8‰時，農田揮發源的貢獻比例也顯著變化，增加了42%。

本研究旨在探索應用15N 自然豐度法追溯設施番茄生產的土壤和肥料氮源NH3 揮發影響機制。不考慮分餾效應條件下的計算結果，似乎更符合有機肥氮投入可穩定土壤中化肥氮的機理。因此，未來的試驗應進一步分析 15N 同位素的分餾效應和優化δ15N值測定技術，以提高該方法的準確性。

3.3 研究不確定性

土壤NH3 揮發過程同位素分餾效應較為復雜，涉及土壤有機氮礦化為NH4+、NH4+ （aq）-NH3 （aq）-NH3（g） 同位素交換、硝化?反硝化等化學過程以及試驗采樣等物理因素[35，40]。本研究只考慮了采集過程中NH3 擴散的分餾效應，研究存在一定誤差。揮發NH3 的15N 自然豐度較低，較小的系統誤差就可能引起測定結果的較大偏離，15N 自然豐度法的相對誤差大于標記15N 方法[41]，試驗中δ15N-NH3 值測定的前處理轉化也會影響結果的準確性[42]。此外，室內盆栽試驗中，諸如通風、溫度和灌溉等設施種植影響因素的模擬存在一定偏差，這也可能會間接影響土壤NH3揮發的監測結果。

4 結論

盆栽番茄土壤較劇烈的NH3 揮發進程可持續19天，在基肥施用后一周內達到排放高峰。15N 同位素自然豐度法明確了番茄生產中不同來源氮對NH3 揮發和減排的影響。單施有機肥源的NH3 揮發貢獻較低。有機肥半量替代化肥，一定程度抑制了化肥和土壤來源的NH3 揮發，但有機肥自身NH3 揮發被增強，造成總體NH3 減排效果較差。NH3 揮發過程中，引入同位素分餾效應與否會導致不同源的貢獻比例產生差異。不考慮同位素分餾，更符合有機肥對于化肥源NH3 揮發的抑制作用。