新型氮肥增效劑N-life Ⅱ對棉田土壤氮素供給及相關酶活性的影響

摘要：【目的】研究不同施氮水平下施用N-life Ⅱ（主要有效成分為氯啶）對棉田土壤養分含量以及土壤氮循環相關酶活性的影響，為N-life Ⅱ在棉花生產中的應用提供依據。【方法】以浙大12號為供試棉花品種，2021―2022年在海南省三亞市開展大田試驗，采用兩因素裂區試驗，主區為N-life Ⅱ施用量：每公頃分別施用22.5 kg和0 kg（對照），副區為純氮用量：每公頃分別施用285.0 kg（常規用量）、256.5 kg（減氮10%）、228.0 kg（減氮20%）和199.5 kg（減氮30%，僅2022年）。分析不同處理下棉花苗期、花鈴期和吐絮期的土壤氮磷鉀含量和土壤脲酶、氨單加氧酶（ammonia monooxygenase， AMO）、羥胺氧化還原酶（hydroxylamine oxidoreductase， HAO）、亞硝酸鹽氧化還原酶（nitrite oxidoreductase， NXR）、硝酸還原酶（nitrate reductase， NR）和亞硝酸還原酶（nitrite reductase， NiR）活性的變化。【結果】同一施氮水平下，與各自的對照處理相比，N-life Ⅱ處理下花鈴期和吐絮期的土壤銨態氮含量增加；苗期和花鈴期的土壤硝態氮含量降低，吐絮期的土壤硝態氮含量升高；苗期、花鈴期和吐絮期，土壤全氮、P2O5和K2O含量均無顯著變化。與所有對照處理的平均值相比，吐絮期N-life Ⅱ處理的土壤平均全氮含量顯著提高6.10%～6.63%，花鈴期和吐絮期的土壤平均P2O5、K2O含量均顯著降低。施用N-life Ⅱ可降低苗期和花鈴期的土壤脲酶、AMO、NR和NiR活性，降低苗期土壤NXR活性，增強吐絮期土壤脲酶活性，在正常施氮水平下增強吐絮期土壤NiR活性，在棉花不同生育時期對土壤HAO活性均無顯著影響。【結論】不同施氮水平下，N-life Ⅱ可通過抑制土壤脲酶、AMO、NXR、NR和NiR的活性，降低苗期和花鈴期的土壤硝態氮含量，并提高花鈴期和吐絮期的土壤銨態氮含量。

關鍵詞：棉花；N-life Ⅱ；硝化抑制劑；土壤養分含量；土壤酶活性

Effects of a new nitrogen fertilizer synergist N-life Ⅱ application on soil nitrogen supply and related enzyme activities in cotton fields

Shi Yiqi1， 2， Zhu Yueyi2， Ma Xinyu1， 2， Zhu Shuijin1， 2*， Zhao Tianlun1， 2*

（1. Hainan Institute， Zhejiang University， Sanya， Hainan 572025， China; 2. College of Agriculture and Biotechnology， Zhejiang University， Hangzhou 310058， China）

Abstract： [Objective] This study aimed to clarify the effect of N-life Ⅱ （the main active ingredient is nitrapyrin） on soil nutrient contents and soil nitrogen （N） cycle-related enzyme activities under different application levels of N， so as to provide a basis for the application of N-life Ⅱ in cotton production. [Methods] Field experiments were carried out at Sanya， Hainan province in 2021 and 2022 with Zheda 12 as the experimental material. The field experiment was designed with two factors split-pot. The main plot was N-life Ⅱ application level： 22.5 kg and 0 kg （control） per hectare， respectively; the secondary plot was pure N application level： 285.0 kg （conventional level）， 256.5 kg （10% N reduction）， 228.0 kg （20% N reduction）， and 199.5 kg （30% N reduction， 2022 only） per hectare， respectively. N， phosphorus and potassium contents as well as urease， ammonia monooxygenase （AMO）， hydroxylamine oxidoreductase （HAO）， nitrite oxidoreductase （NXR）， nitrate reductase （NR）， and nitrite reductase （NiR） activities in soil were analyzed at the seedling stage， flowering and boll setting stage， and boll opening stage of cotton under different treatments. [Results] Compared with the respective control treatments at the same N application level， soil ammoniacal N content increased at the flowering and boll setting stage and boll opening stage under the N-life Ⅱ treatment; soil nitrate N content decreased at the seedling stage and flowering and boll setting stage， and increased at the boll opening stage; and there were no significant differences in the contents of soil total N， P2O5 and K2O at the seedling stage， flowering and boll setting stage， and boll opening stage. Compared with the mean values of all control treatments， the average soil total N content under N-life Ⅱ treatments was significantly increased by 6.10% to 6.63% at the boll opening stage; the average soil P2O5 and K2O contents under N-life Ⅱ treatments were significantly reduced during the flowering and boll setting stage and boll opening stage. Application of N-life Ⅱ reduced the activities of soil urease， AMO， NR， and NiR at the seedling stage and flowering and boll setting stage; reduced soil NXR activity at the seedling stage; enhanced soil urease activity at the boll opening stage; and enhanced soil NiR activity at the boll opening stage under the normal N application level; while had no significant effect on soil HAO activity at different growth stages. [Conclusion] Under different application levels of N， N-life Ⅱ reduced soil nitrate N content at the seedling stage and flowering and boll setting stage， and increased soil ammoniacal N content at the flowering and boll setting stage and boll opening stage by inhibiting the activities of urease， AMO， NXR， NR， and NiR in soil.

Keywords： cotton; N-life Ⅱ; nitrification inhibitor; soil nutrient content; soil enzyme activity

肥料是農業生產中重要的生產資料，肥料的用量和施用方式直接影響作物的產量，其中氮肥是限制作物生產的主要因素之一[1]。氮肥為作物產量和品質的提升作出了巨大貢獻。然而，氮肥的不合理施用造成了巨大的經濟損失和環境污染[2-3]。氮肥在棉花生產中的科學施用方法多為基肥與追肥結合。緩控釋肥可全部作為基肥施用，配套采用機械化施肥技術可以節省勞動力成本。然而，緩釋氮肥控釋效果不佳容易造成氮肥揮發、淋溶，降低氮肥的利用效率[4-7]。

2021年全國農用化肥施用量為5 191萬t（折純量），水稻、小麥、玉米三大糧食作物的化肥利用率達到40%以上[8]。我國的肥料利用率與歐美發達國家相比仍存在一定差距[9]。因此，提高氮肥利用效率迫在眉睫。硝化抑制劑2-氯-6-（三氯甲基）吡啶（簡稱氯啶）的應用可以有效抑制土壤中的微生物活性，從而抑制或延緩氮素在土壤中的硝化和反硝化作用，達到減少氮肥淋溶、提高氮素利用效率的目的[10-11]。然而，氯啶易升華，直接使用難度較大。研究發現氮肥與納米碳同時施用可以抑制氮肥的硝化作用，減少土壤中硝態氮的含量[12]。用納米材料包裹制成的緩釋氮肥可以有效延長氮肥的使用期限，有些納米材料甚至可以控制氮肥的釋放時間和釋放速率[13]。浙江大學生物納米工程中心采用納米技術研制出具有抑制氯啶升華、貨架期長和緩釋功能的硝化抑制劑產品N-life[14]，并在此基礎上，研制出具有脲酶和硝化酶類抑制功能的新一代減氮增效產品N-life Ⅱ，N-life Ⅱ具有良好的脲酶抑制效果和緩釋性能。本研究開展了大田試驗，主要探究施用N-life Ⅱ對棉田土壤養分含量及土壤中多種酶活性的影響，為其在生產中的應用提供參考依據。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗于2021年和2022年在海南省三亞市崖州區保港試驗田進行。崖州區位于三亞市西部，屬于熱帶海洋性季風氣候區，年平均氣溫24.5 ℃，年平均地面溫度為28.3 ℃，全年無霜，全年日照時間為2 534 h，年平均降水量為1 347.5 mm。在同一塊試驗田開展2年試驗，供試土壤為砂壤土。2021年9月，耕層0～30 cm土層土壤含硝態氮25.3 mg·kg－1、銨態氮33.4 mg·kg－1、全氮1.8 g·kg－1、有效磷69.8 mg·kg－1、速效鉀134.6 mg·kg－1，pH為6.69。

1.2 試驗材料

供試棉花材料是浙江大學農業與生物技術學院培育的優質抗蟲雜交棉品種浙大12號，由浙江大學海南研究院2020年在海南三亞制種。

供試氮肥增效劑N-life Ⅱ（暫無產品登記證號）是浙江大學生物納米工程中心在N-life[14]基礎上研制的具有脲酶和硝化酶類抑制功能的減氮增效劑，其內核成分為尿素，主要有效成分為氯啶，并具有抑制氯啶升華、貨架期長和緩釋的特點。本研究選用2021年3月生產的產品。

供試肥料包括尿素（含純氮46%）和15-15-15通用型復合肥（純N、P2O5、K2O質量分數均為15%）。

1.3 試驗設計

采用兩因素裂區試驗設計，重復4次。主區為每公頃N-life Ⅱ施用量，分別為22.5 kg（A1）、0 kg（A0）；副區為每公頃的純氮施用量，分別為285.0 kg（B0，當地常規施氮量）、256.5 kg（B1，減氮10%）、228.0 kg（B2，減氮20%），并根據2021年的試驗結果在2022年的試驗中補充減氮30%處理（B3，施用199.5 kg·hm－2純氮），各處理的氮素用量見表1。小區長6" m，6行區，行距為65 cm，株距為30 cm，小區面積為20.5 m2。分別于2021年10月3日和2022 年10月12日播種棉花。每公頃基施復合肥750 kg。采用地膜覆蓋模式，覆膜前，采用溝施方法將N-life Ⅱ和尿素一次性施入棉田，各處理尿素和N-life Ⅱ的具體用量見表1。其他管理措施與當地常規棉田的高產管理措施相同。

1.4 測定項目與方法

1.4.1 土壤樣品采集。2021年和2022年，在棉花的苗期、花鈴期和吐絮期，采用五點法采集各小區1～10 cm土層的土壤，5個樣點混合為1個樣品，每個小區4次重復。

1.4.2 土壤養分含量測定。土壤樣品均在低溫和避光環境下保存，并迅速測定其養分含量。稱取新鮮土樣10 g溶于100 mL濃度為2 mol·L－1的氯化鉀溶液，采用納氏試劑比色法測定銨態氮含量，采用鉻柱還原的鹽酸萘乙二胺比色法使用全自動流式注射分析儀測定硝態氮含量[15]。銨態氮、硝態氮含量的測定環境均保持恒溫，并嚴格控制壓力、攪拌速度等條件保持pH的穩定。

將10 g新鮮土樣自然風干后過100目篩，測定全氮、有效磷（P2O5）和速效鉀（K2O）含量。其中全氮含量采用凱氏定氮法測定，有效磷和速效鉀含量采用原子吸收法測定[16]。

1.4.3 土壤酶活性測定。在田間取得新鮮土樣置于0 ℃冰盒中保存，所有土樣均在取樣后的3 h內完成前處理，即土壤過100目篩后加入磷酸鹽緩沖液（phosphate buffer saline， PBS）提取土壤上清液待測。采用蘇州格銳思生物科技有限公司的酶聯免疫吸附分析（enzyme-linked immunosorbent assay， ELISA）試劑盒測定土壤脲酶、氨單加氧酶（ammonia monooxygenase， AMO）、羥胺氧化還原酶（hydroxylamine oxidoreductase， HAO）、亞硝酸鹽氧化還原酶（nitrite oxidoreductase， NXR）、硝酸還原酶（nitrate reductase， NR）和亞硝酸還原酶（nitrite reductase， NiR）的活性。按試劑盒說明書制備標準曲線，加樣溫育，加酶溫育，加顯色劑顯色，隨后加入終止液終止，15 min內使用酶標儀在450 nm波長處測定吸光度值，獲得酶活性數據[17-18]。

1.5 數據處理與分析

試驗數據采用Microsoft Excel 2020軟件進行初步處理，采用SPSS 19.0軟件進行方差分析，用最小顯著差數法進行顯著性分析；利用Graphpad Prism 9.5.0軟件作圖。

2 結果與分析

2.1 N-life Ⅱ對土壤養分含量的影響

2.1.1 土壤銨態氮含量。2021年，與各自的對照處理相比，苗期：T0處理的土壤銨態氮含量極顯著增加41.37%，T1、T2處理的土壤銨態氮含量無顯著變化；花鈴期：T0、T2處理的土壤銨態氮含量分別顯著增加20.95%、26.61%，T1處理的土壤銨態氮含量增加12.05%，差異未達到顯著水平；吐絮期：T0、T1和T2處理的土壤銨態氮含量分別增加19.22%、21.86%和8.16%，其中T0、T1處理與對照差異顯著（圖1A）。

2022年，與各自的對照處理相比，苗期：T0、T1、T2和T3處理的土壤銨態氮含量均無顯著變化；花鈴期：T0、T3處理的土壤銨態氮含量分別顯著增加21.33%、26.61%，T1、T2處理的土壤銨態氮含量無顯著變化；吐絮期：T0、T1、T2處理的土壤銨態氮含量分別顯著增加20.31%、22.07%、5.26%，T3處理的土壤銨態氮含量無顯著變化（圖1B）。

整體來看，施用N-life Ⅱ利于提高花鈴期和吐絮期棉田土壤的銨態氮含量。

2.1.2 土壤硝態氮含量。2021年，與各自的對照處理相比，苗期：T0、T1和T2處理的土壤硝態氮含量分別極顯著降低27.03%、29.28%和27.84%；花鈴期：T0、T2處理的土壤硝態氮含量分別極顯著降低35.87%、15.11%，T1處理的土壤硝態氮含量無顯著變化；吐絮期：T0、T1和T2處理的土壤硝態氮含量分別顯著或極顯著增加23.56%、35.12%和35.34%（圖1C）。

2022年，與各自的對照處理相比，苗期：T0、T1、T2和T3處理的土壤硝態氮含量分別極顯著降低28.30%、31.34%、29.70%和33.42%；花鈴期：T0、T1、T2處理的土壤硝態氮含量分別極顯著降低38.83%、30.81%、25.82%，T3處理的土壤硝態氮含量無顯著變化；吐絮期：T0、T1處理的土壤硝態氮含量分別顯著或極顯著增加19.39%、51.13%，T2、T3處理的土壤硝態氮含量增加15.72%、9.16%，但差異不顯著（圖1D）。

可見，施用N-life Ⅱ可降低苗期和花鈴期土壤中的硝態氮含量，提高吐絮期的土壤硝態氮含量。

2.1.3 土壤全氮、P2O5、K2O含量。2021年和2022年的苗期、花鈴期和吐絮期，N-life Ⅱ處理的土壤全氮含量均高于各自的對照處理，但差異均不顯著（表2）。與所有對照處理的平均值（CK）相比，2021年苗期、花鈴期，N-life Ⅱ處理的土壤平均全氮含量（T）無顯著變化，吐絮期土壤平均全氮含量顯著增加6.10%；2022年苗期，N-life Ⅱ處理的土壤平均全氮含量無顯著變化，花鈴期、吐絮期土壤平均全氮含量分別顯著增加5.05%、6.63%（表3）。

2021年和2022年的苗期、花鈴期和吐絮期，N-life Ⅱ處理的土壤P2O5含量均低于相應的對照處理（2021年苗期T2處理除外），但差異均未達到顯著水平（表2）。與所有對照處理的平均值相比，2021年和2022年的苗期，N-life Ⅱ處理的土壤平均P2O5含量無顯著變化；花鈴期，N-life Ⅱ處理的土壤平均P2O5含量分別顯著降低3.11%和3.13%；吐絮期，N-life Ⅱ處理的土壤平均P2O5含量分別顯著降低4.24%和3.76%（表3）。

2021年和2022年的苗期、花鈴期和吐絮期，N-life Ⅱ處理的土壤K2O含量均低于相應的對照處理（2021年苗期T2處理除外），但差異均不顯著（表2）。與所有對照處理的平均值相比，2021年和2022年的苗期，N-life Ⅱ處理的土壤平均K2O含量無顯著變化；花鈴期，N-life Ⅱ處理的土壤平均K2O含量分別顯著降低3.09%和3.68%；吐絮期，N-life Ⅱ處理的土壤平均K2O含量分別顯著降低6.79%和10.17%（表3）。

上述結果表明，施用N-life Ⅱ可以提高土壤銨態氮含量和全氮含量，降低土壤P2O5和K2O含量。

2.2 N-life Ⅱ對土壤氮循環相關酶活性的影響

2.2.1 脲酶活性。2021年和2022年苗期，T0處理的土壤脲酶活性分別較CK0處理顯著降低17.86%和18.78%；其余施氮水平下，施用N-life Ⅱ對土壤脲酶活性無顯著影響。2021年花鈴期，與各自的對照處理相比，T0、T1和T2處理的土壤脲酶活性分別極顯著降低26.70%、33.65%和31.91%；2022年花鈴期，T0、T1、T2和T3處理的土壤脲酶活性分別極顯著降低26.61%、27.78%、29.07%和29.60%。2021年吐絮期，與其對照相比，T0、T1處理的土壤脲酶活性分別極顯著升高36.37%、39.16%，T2處理的土壤脲酶活性顯著升高24.38%。2022年吐絮期，與其對照相比，T1、T2和T3處理的土壤脲酶活性分別顯著升高21.35%、21.82%和18.55%，T0處理的土壤脲酶活性無顯著變化（圖2A～B）。綜上，施用N-life Ⅱ可抑制苗期和花鈴期的土壤脲酶活性，增強吐絮期的土壤脲酶活性。

2.2.2 AMO活性。與各處理的對照相比，2021年苗期，T0、T1和T2處理的土壤AMO活性分別極顯著下降33.33%、31.61%和41.03%；花鈴期，T0、T1和T2處理的土壤AMO活性分別極顯著降低27.28%、25.79%和25.91%；吐絮期，T0、T1和T2處理的土壤AMO活性均無顯著變化。與各處理的對照相比，2022年苗期，T0、T1、T2和T3處理的土壤AMO活性分別極顯著下降32.04%、31.51%、30.00%和30.28%；花鈴期，T0、T1、T2和T3處理的土壤AMO活性分別極顯著下降26.63%、24.86%、23.98%和24.45%；吐絮期，T0、T1、T2和T3處理的土壤AMO活性均無顯著變化（圖2C～D）。綜上，施用N-life Ⅱ對棉花苗期和花鈴期土壤的AMO活性有顯著抑制效果。

2.2.3 HAO活性。2021年和2022年的苗期、花鈴期和吐絮期，各N-life Ⅱ處理的HAO活性與其對照間均無顯著差異（圖2E～F）。說明本試驗條件下在同一施氮水平下，施用N-life Ⅱ對棉田土壤的HAO活性無顯著影響。

2.2.4 NXR活性。2021年苗期，T0處理的NXR活性較CK0處理顯著降低12.7%，T1處理的NXR活性較CK1處理顯著降低8.5%，CK2和T2處理間無顯著差異；2022年苗期，T0處理的NXR活性較CK0處理顯著降低11.8%，T1處理的NXR活性較CK1處理顯著降低10.9%，CK2與T2、CK3與T3處理間無顯著差異。2年試驗中花鈴期和吐絮期，N-life Ⅱ處理與其對照間的NXR活性均無顯著差異（圖3A～B）。表明施用N-life Ⅱ在正常施氮水平或減氮10%條件下對棉花苗期土壤NXR活性有良好的抑制效果。

2.2.5 NR活性。與各自的對照處理相比，2021年苗期，T0、T1和T2處理的土壤NR活性分別極顯著降低33.7%、31.8%和34.3%；花鈴期T0、T1和T2處理的土壤NR活性分別極顯著降低52.5%、34.5%和36.1%。2022年苗期，T0、T1、T2和T3處理的土壤NR活性分別極顯著降低30.1%、27.9%、28.8%和28.3%；花鈴期T0、T1、T2和T3處理的土壤NR活性分別極顯著降低42.3%、28.9%、31.5%和36.5%。2021年和2022年吐絮期，各N-life Ⅱ處理與其對照間的土壤NR活性無顯著差異（圖3C～D）。綜上表明，施用N-life Ⅱ對棉花苗期和花鈴期土壤NR活性有顯著抑制效果。

2.2.6 NiR活性。苗期：與其對照處理相比，2021年T2處理的土壤NiR活性顯著降低18.62%，2022年T3處理的土壤NiR活性顯著降低22.57%；花鈴期：所有N-life Ⅱ處理的土壤NiR活性均顯著或極顯著低于其對照，2021年，T0、T1和T2處理的土壤NiR活性分別較對照降低32.16%、21.96%和25.79%，2022年，T0、T1、T2和T3處理的土壤NiR活性分別較對照降低26.78%、21.96%、22.45%和24.67%。2021年和2022年吐絮期，T0處理的土壤NiR活性分別較CK0處理顯著增加12.50%和7.89%，其余N-life Ⅱ處理與對照間均無顯著差異（圖3E～F）。綜上表明，不同施氮水平下，施用N-life Ⅱ對花鈴期的土壤NiR活性有顯著抑制效果。

3 討論

氮素是棉花生長發育不可缺少的營養元素，對棉花產量和纖維品質有重要影響[19]。在農業生產中，硝化抑制劑的應用能夠有效解決氮素流失問題，提高作物對氮肥的吸收利用效率。研究表明，使用硝化抑制劑能顯著提高水稻田的土壤全氮含量[20]。

氮素在土壤中的硝化作用分為2步，第1步是由土壤中的氨氧化細菌將銨態氮氧化為亞硝態氮；第2步是亞硝態氮被亞硝酸氧化細菌氧化為硝態氮[12]。尿素施入土壤后首先發生氨化反應，被脲酶水解為碳酸和銨，銨在硝化微生物的作用下發生硝化反應，首先由AMO在氧氣的作用下將銨氧化為羥胺，之后HAO將羥胺繼續氧化為亞硝酸根，接著在NXR的作用下亞硝酸根被氧化為硝酸根[21-22]。反硝化反應是硝酸根在NR、NiR、NO還原酶和N2O還原酶的作用下形成N2O和N2揮發到空氣中[23-25]。硝化抑制劑的作用機制是抑制銨態氮向硝態氮的轉化，從而減少氮肥淋溶損失[11]。

本研究發現，施用N-life Ⅱ能抑制苗期和花鈴期的土壤脲酶活性，而提高吐絮期的土壤脲酶活性。相比于盆栽試驗中施用N-life會增強棉株生長發育早期土壤中的脲酶活性[13]，N-life Ⅱ中添加的脲酶抑制劑成分能有效抑制棉花吐絮期前的土壤脲酶活性，延緩尿素水解。而棉花生長發育后期土壤中的脲酶活性升高，這可能是由于后期土壤中仍存在較多的尿素，而N-life Ⅱ的抑制能力減弱，導致脲酶活性增強。硝化反應相關酶活性測定結果表明，施用N-life Ⅱ顯著抑制了苗期和花鈴期土壤AMO活性，對吐絮期土壤AMO活性無顯著影響；正常施氮水平和減氮10%條件下，施用N-life Ⅱ顯著抑制苗期土壤NXR活性，而在其他時期對土壤NXR活性沒有顯著影響。在苗期、花鈴期和吐絮期，不同施氮水平下，N-life Ⅱ對土壤HAO活性均無顯著影響。

從N-life Ⅱ對反硝化作用的結果來看，不同施氮水平下，施用N-life Ⅱ顯著抑制苗期、花鈴期的土壤NR活性，顯著抑制花鈴期的土壤NiR活性，這與張茗心[26]的研究結果不一致。這可能是因為本試驗中使用的硝化抑制劑成分為氯啶，并采用納米技術負載使得N-life Ⅱ具有緩釋功能，能更有效地延長N-life Ⅱ中氯啶的抑制作用效果，從而抑制土壤中NR、NiR的活性。這也說明，N-life Ⅱ能通過抑制反硝化作用相關酶的活性，抑制土壤中氮素的反硝化作用，進而減少氮素的流失。

本研究中，在同一施氮水平下，施用N-life Ⅱ可以增加花鈴期和吐絮期的土壤銨態氮含量，這是因為施用N-life Ⅱ降低了土壤硝化反應相關酶的活性，從而延緩了土壤銨態氮轉變成硝態氮的過程，使土壤中銨態氮的含量高于對照處理。施用N-life Ⅱ導致苗期和花鈴期土壤中的硝態氮含量降低，也佐證了施用N-life Ⅱ可延緩土壤銨態氮轉變成硝態氮的過程。而吐絮期N-life Ⅱ處理的土壤硝態氮含量高于對照，這可能是因為施用N-life Ⅱ抑制了苗期和花鈴期的土壤脲酶活性，減緩土壤中尿素的分解，使得吐絮期土壤中仍存在較多尿素，而N-life Ⅱ的抑制效果逐漸減弱，因此土壤硝態氮的含量高于對照處理。本試驗中，不同施氮水平下，施用N-life Ⅱ處理的土壤全氮含量均高于對照處理，這表明施用N-life Ⅱ可以延緩氮素分解，但各處理與對照間的差異均不顯著。這可能是因為脲酶抑制劑和硝化抑制劑的共同施用能更好地調節土壤中氮的轉化，提高土壤供氮能力，促進棉株對氮素的吸收[27]。未來，需進一步探究施用N-life Ⅱ對棉株氮素含量和氮素利用效率的影響。另外，本研究發現，減氮20%搭配施用N-life Ⅱ（T2處理），吐絮期土壤全氮含量高于不減氮的對照處理（CK0），但減氮30%（2022年）處理的吐絮期土壤全氮量略低于CK0處理，這與N-life Ⅱ抑制了苗期和花鈴期土壤中多個硝化與反硝化作用相關酶的活性有關，使得在20%減氮水平下，吐絮期土壤中的全氮含量仍然高于CK0處理。根據土壤全氮含量水平，棉田施用N-life Ⅱ并減施20%純氮仍可保持土壤的氮素供給水平。

植物對氮素吸收效率的提高利于增加其對磷鉀肥的吸收，并促進光合作用，從而進一步促進植物對氮素的吸收[28]。本試驗結果表明，N-life Ⅱ的施用在一定程度上降低了土壤中的P2O5和K2O含量（2021年苗期T2處理除外）；花鈴期和吐絮期，N-life Ⅱ處理的土壤平均P2O5和K2O含量均顯著低于對照處理的平均值。李伶俐等[29]研究表明，施用硝化抑制劑或緩控釋肥可以增強植物對磷鉀元素的吸收，相對均衡的土壤氮素供應也有利于改善植株的生長發育狀況，從而促進棉花對磷鉀元素的吸收。因此，當地棉田施用N-life Ⅱ時應考慮適當增施磷鉀肥，以保持土壤營養元素的平衡。

4 結論

N-life Ⅱ通過抑制棉花苗期和花鈴期土壤中脲酶、AMO、NXR、NR和NiR的活性，降低苗期和花鈴期的土壤硝態氮含量，并提高花鈴期、吐絮期土壤的銨態氮含量和苗期、花鈴期、吐絮期的土壤全氮含量，減少土壤氮素的流失，利于保證棉花生長發育中后期的土壤有效氮素供給。然而，土壤中的有效磷、速效鉀含量略有降低。因此，施用N-life Ⅱ雖可適當減少氮肥的用量，但需要適當增施磷鉀肥，以保持土壤氮磷鉀等主要營養元素的平衡。

參考文獻：

[1] Gregory P J， George T S. Feeding nine billion： the challenge to sustainable crop production[J/OL]. Journal of Experimental Botany， 2011， 62（15）： 5233-5239[2024-07-27]. https：//doi.org/10.1093/jxb/err232.

[2] Frink C R， Waggoner P E， Ausubel J H. Nitrogen fertilizer： retrospect and prospect[J/OL]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America， 1999， 96（4）： 1175-1180[2024-07-27]. https：//doi.org/10.1073/pnas.96.4.1175.

[3] Asif I， Dong Q， Madeeha A， et al. Untangling the molecular mechanisms and functions of nitrate to improve nitrogen use efficiency[J/OL]. Journal of the Science of Food and Agriculture， 2020， 100（3）： 904-914[2024-07-27]. https：//doi.org/10.1002/jsfa.10085.

[4] 王洪嬡， 李俊改， 樊秉乾， 等. 中國北方主要農區農田氮磷淋溶特征與時空規律[J/OL]. 中國生態農業學報， 2021， 29（1）： 11-18[2024-07-27]. https：//doi.org/10.13930/j.cnki.cjea.200572.

Wang Hongyuan， Li Jungai， Fan Bingqian， et al. Nitrogen and phosphorus leaching characteristics and temporal and spatial distribution patterns in northern China farmlands[J/OL]. Chinese Journal of Eco-Agriculture， 2021， 29（1）： 11-18[2024-07-27]. https：//doi.org/10.13930/j.cnki.cjea.200572.

[5] 滕艷敏， 韓卉， 郝梓依， 等. 不同蔬菜種植模式對土壤淋溶水總氮、總磷和COD的影響[J/OL]. 中國生態農業學報， 2017， 25（5）： 759-768[2024-07-27]. https：//doi.org/10.13930/j.cnki.cjea.160940.

Teng Yanmin， Han Hui， Hao Ziyi， et al. Effect of vegetable cropping system on total nitrogen， phosphorus and COD in farmland leachate[J/OL]. Chinese Journal of Eco-Agriculture， 2017， 25（5）： 759-768[2024-07-27]. https：//doi.org/10.13930/j.cnki.cjea.160940.

[6] 郭智， 劉紅江， 張岳芳， 等. 不同施肥模式對菜地氮素徑流損失與表觀平衡的影響[J/OL]. 水土保持學報， 2018， 32（4）： 37-42， 50[2024-07-27]. https：//doi.org/10.13870/j.cnki.stbcxb.2018.04.007.

Guo Zhi， Liu Hongjiang， Zhang Yuefang， et al. Effects of different fertilization modes on nitrogen loss by surface runoff and the apparent nitrogen balance in the vegetable fields of Taihu lake region， China[J/OL]. Journal of Soil and Water Conservation， 2018， 32（4）： 37-42， 50[2024-07-27]. https：//doi.org/10.13870/j.cnki.stbcxb.2018.04.007.

[7] Peng S， Buresh R J， Huang J， et al. Improving nitrogen fertilization in rice by site-specific N management： a review[J/OL]. Agronomy for Sustainable Development， 2010， 30： 649-656[2024-07-27]. https：//doi.org/10.3389/fpls.2022.960641.

[8] 中華人民共和國農業農村部. 農業農村部關于印發《到2025年化肥減量化行動方案》和《到2025年化學農藥減量化行動方案》的通知[EB/OL]. （2022-11-18） [2024-07-27]. http：//www.moa.gov.cn/govpublic/ZZYGLS/202212/t20221201_6416398.htm.

Ministry of Agriculture and Rural Affairs of the People's Republic of China. Notice of the Ministry of Agriculture and Rural Affairs on the issuance of the action plan for the reduction of chemical fertilizers by 2025 and the action plan for the reduction of chemical pesticides by 2025[EB/OL]. （2022-11-

18） [2024-07-27]. http：//www.moa.gov.cn/govpublic/ZZYGLS/202212/t20221201_6416398.htm.

[9] 李華， 李秀英， 王磊， 等. “雙碳”目標下肥料行業發展對策——基于2011－2020年碳減排與存在問題的分析[J/OL]. 中國生態農業學報（中英文）， 2023， 31（2）： 206-213[2024-07-27]. https：//doi.org/10.12357/cjea.20220528.

Li Hua， Li Xiuying， Wang Lei， et al. Development measures of the fertilizer industry under the carbon peaking and carbon neutrality goals： analysis of carbon emission reduction and existing problems from 2011 to 2020[J/OL]. Chinese Journal of Eco-Agriculture， 2023， 31（2）： 206-213[2024-07-27]. https：//doi.org/10.12357/cjea.20220528.

[10] 黃益宗， 馮宗煒， 王效科， 等. 硝化抑制劑在農業上應用的研究進展[J/OL]. 土壤通報， 2002， 33（4）： 310-315[2024-07-27]. https：//doi.org/10.19336/j.cnki.trtb.2002.04.019.

Hung Yizong， Feng Zongwei， Wang Xiaoke， et al. Research progress of nitrification inhibitors applied in agriculture[J/OL]. Chinese Journal of Soil Science， 2002， 33（4）： 310-315[2024-07-27]. https：//doi.org/10.19336/j.cnki.trtb.2002.04.019.

[11] Wang S W， Shan J， Xia Y Q， et al. Different effects of biochar and a nitrification inhibitor application on paddy soil denitrification： a field experiment over two consecutive rice-growing seasons[J/OL]. Science of the Total Environment， 2017， 593/594： 347-356[2024-07-27]. https：//doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.03.159.

[12] 張忠慶， 高強. 硝化抑制劑2-氯-6-三氯甲基吡啶在農業中應用研究進展及其影響因素[J/OL]. 中國土壤與肥料， 2022（4）： 249-258[2024-07-27]. https：//doi.org/10.11838/sfsc.1673-6257.21002.Zhang Zhongqing， Gao Qiang. Effects of nitrification inhibitor nitrapyrin application in agricultural ecosystems and influencing factors： a review[J/OL]. Soil and Fertilizer Sciences in China， 2022（4）： 249-258[2024-07-27]. https：//doi.org/10.11838/sfsc.1673-6257.21002.

[13] 孫燦. 氮來福對棉花生長發育、產量品質及N素利用的影響[D]. 杭州： 浙江大學， 2020.Sun Can. Effects of N-life on cotton growth and development， yield， fiber quality and nitrogen utilization[D]. Hangzhou： Zhejiang University， 2020.

[14] 馬心雨， 祝越熠， 石釔琦， 等. 新型氮肥增效劑N-life對棉花生理特性、氮肥利用率、產量和纖維品質的影響[J/OL]. 棉花學報， 2023， 35（5）： 398-411[2024-07-27]. https：//doi.org/10.11963/cs20230029.Ma Xinyu， Zhu Yueyi， Shi Yiqi， et al. Effects of N-life on the physiological characteristics， nitrogen use efficiency， lint yield， and fiber quality of cotton[J/OL]. Cotton Science， 2023， 35（5）： 398-411[2024-07-27]. https：//doi.org/10.11963/cs20230029.

[15] 涂常青， 溫欣榮， 陳桐濱. 土壤硝態氮兩種測定方法的比較[J/OL]. 安徽農業科學， 2006， 34（9）： 1925， 1928[2024-07-27]. https：//doi.org/10.13989/j.cnki.0517-6611.2006.09.084.Tu Changqing， Wen Xinrong， Chen Tongbing. Study on the determining method of nitric nitrogen in soil[J/OL]. Journal of Anhui Agricultural Sciences， 2006， 34（9）： 1925， 1928[2024-07-27]. https：//doi.org/10.13989/j.cnki.0517-6611.2006.09.084.

[16] 鮑士旦. 土壤農化分析： 第3版[M]. 北京： 中國農業出版社， 2000： 16-106."Bao Shidan. Soil and agricultural chemistry analysis： 3rd edition[M]. Beijing： China Agriculture Press， 2000： 16-106.

[17] Marx M C， Wood M， Jarvis S C. A microplate fluorimetric assay for the study of enzyme diversity in soils[J/OL]. Soil Biology and Biochemistry， 2001（12）： 1633-1640[2024-07-27]. https：//doi.org/10.1016/S0038-0717（01）00079-7.

[18] 張峰峰， 周可， 謝鳳行， 等. Pseudomonas alcaliphila AD-28的脫氮性能及其關鍵酶活性[J/OL]. 微生物學通報， 2019， 46（9）： 2166-2174[2024-07-27]. https：//doi.org/10.13344/j.microbiol.china.180730.

Zhang Fengfeng， Zhou Ke， Xie Fengxing， et al. Nitrogen removal characteristic and key enzymes activity of Pseudomonas alcaliphila AD-28[J/OL]. Microbiology China， 2019， 46（9）： 2166-2174[2024-07-27]. https：//doi.org/10.13344/j.microbiol.china.180730.

[19] 文明， 李明華， 蔣家樂， 等. 氮磷鉀運籌模式對北疆滴灌棉花生長發育和產量的影響[J/OL]. 中國農業科學， 2021， 54（16）： 3473-3487[2024-07-27]. https：//doi.org/10.3864/j.issn.0578-1752.2021.16.010.

Wen Ming， Li Minghua， Jiang Jiale， et al. Effects of nitrogen， phosphorus and potassium on drip-irrigated cotton growth and yield in northern Xinjiang[J/OL]. Scientia Agricultura Sinica， 2021， 54（16）： 3473-3487[2024-07-27]. https：//doi.org/10.3864/j.issn.0578-1752.2021.16.010.

[20] 董玉兵， 董青君， 紀力， 等. 硝化抑制劑對水稻秧苗生長及土壤養分變化的影響[J/OL]. 江蘇農業科學， 2023， 51（4）： 58-64[2024-07-27]. https：//doi.org/10.15889/j.issn.1002-1302.2023.04.009.

Dong Yubing， Dong Qingjun， Ji Li， et al. Effects of nitrification inhibitor on rice seedlings growth and soil nutrient changes[J/OL]. Jiangsu Agricultural Sciences， 2023， 51（4）： 58-64[2024-07-27]. https：//doi.org/10.15889/j.issn.1002-1302.2023.04.009.

[21] Hastings R C， Saunders J R， Hall G H， et al. Application of molecular biological techniques to a seasonal study of ammonia oxidation in a eutrophic freshwater lake[J/OL]. Applied and Environmental Microbiology， 1998， 64（10）： 3674-3682[2024-07-27]. https：//doi.org/10.1128/AEM.64.10.3674-3682.1998.

[22] Mecaig A E， Phillips C J， Stephen J R， et al. Nitrogen cycling and community structure of proteobacterial β-subgroup ammonia-oxidizing bacteria within polluted marine fish farm sediments[J/OL]. Applied and Environmental Microbiology， 1999， 65（1）： 213-220[2024-07-27]. https：//doi.org/10.1128/AEM.65.1.213-220.1999.

[23] Liu S R， Han P， Hink L， et al. Abiotic conversion of extracellular NH2OH contributes to N2O emission during ammonia oxidation[J/OL]. Environmental Science amp; Technology， 2017， 51（2）： 13122-13132[2024-07-27]. https：//doi.org/10.1021/acs.est.7b02360.

[24] Daims H， Nielsen J L， Nielsen P H， et al. In situ characterization of Nitrospira-like nitrite-oxidizing bacteria active in wastewater treatment plants[J/OL]. Applied and Environmental Microbiology， 2001， 67（11）： 5273-5284[2024-07-27]. https：//doi.org/10.1128/AEM.67.11.5273-5284.2001.

[25] Barth G， Otto R， Almeida R F， et al. Conversion of ammonium to nitrate and abundance of ammonium-oxidizing-microorganism in tropical soils with nitrification inhibitor[J/OL]. Scientia Agricola， 2020， 77（4）： e20180370[2024-07-27]. https：//doi.org/10.1590/1678-992x-2018-0370.

[26] 張茗心. 尿素配施硝化抑制劑對草坪生長及土壤硝化作用的影響[D]. 沈陽： 沈陽農業大學， 2020.

Zhang Mingxin. Effects of urea combined with nitrification inhibitor on lawn growth and soil nitrification[D]. Shenyang： Shenyang Agricultural University， 2020.

[27] 辛蘇寧， 王磊， 盧艷麗， 等. 添加脲酶/硝化抑制劑條件下基于15N示蹤的夏玉米當季肥料氮去向研究[J/OL]. 植物營養與肥料學報， 2024， 30（6）： 1092-1102[2024-07-27]. https：//doi.org/10.11674/zwyf.2024048.Xin Suning， Wang Lei， Lu Yanli， et al. Study on the fate of fertilizer nitrogen during summer maize season based on high abundance of 15N under application of urease/nitrification inhibitors[J/OL]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers， 2024， 30（6）： 1092-1102[2024-07-27]. https：//doi.org/10.11674/zwyf.2024048.

[28] Yang H S， Fang C， Li Y F， et al. Temporal complementarity between roots and mycorrhizal fungi drives wheat nitrogen use efficiency[J/OL]. New Phytologist， 2022， 236（3）： 1168-1181[2024-07-27]. https：//doi.org/10.1111/nph.18419.

[29] 李伶俐， 房衛平， 謝德意， 等. 施氮量對雜交棉干物質積累、分配和氮磷鉀吸收、分配與利用的影響[J/OL]. 棉花學報， 2010， 22（4）： 347-353[2024-07-27]. https：//doi.org/10.11963/cs100409.

Li Lingli， Fang Weiping， Xie Deyi， et al. Effects of nitrogen application rate on dry matter accumulation and N， P， K uptake and distribution in different organs and utilization of hybrid cotton under high-yield cultivated condition[J/OL]. Cotton Science， 2010， 22（4）： 347-353[2024-07-27]. https：//doi.org/10.11963/cs100409.

（責任編輯：王小璐 責任校對：王國鑫）