邢肖毅，盛 榮，徐慧芳,2，張文釗，侯海軍，魏文學(xué)*

不同母質(zhì)發(fā)育旱地土壤反硝化功能差異及其關(guān)鍵影響因素①

邢肖毅1.2，盛 榮1，徐慧芳1,2，張文釗1，侯海軍1，魏文學(xué)1*

(1 中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所桃源農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗(yàn)站，亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，長沙 410125；2 中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)

農(nóng)田土壤反硝化作用強(qiáng)度具有較高的空間異質(zhì)性，不同類型土壤反硝化作用活性的影響機(jī)制可能存在差異。本研究通過大規(guī)模樣帶調(diào)查，系統(tǒng)采集了3種不同母質(zhì)發(fā)育的旱地農(nóng)田土壤，對比分析了土壤反硝化能力的差異及其與土壤環(huán)境因子的關(guān)系。結(jié)果發(fā)現(xiàn)：土壤反硝化勢在3個(gè)類型土壤間有顯著差異，其中河流沖積物發(fā)育的潮土(AS)反硝化勢(以單位時(shí)間單位質(zhì)量土壤的N2O釋放量表示)顯著高于其他兩個(gè)類型土壤22.22 ~ 579.09 μg/(kg·h)，平均高達(dá)213.34 μg/(kg·h)，黑土(BS)的反硝化勢平均為136.38 μg/(kg·h)，略高于第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤(QRCS)(96.17 μg/(kg·h))，但兩者無顯著差異。相關(guān)性分析表明，土壤pH與反硝化勢極顯著正相關(guān)，說明在本研究所測定的土壤性質(zhì)中，pH可能是影響不同類型土壤反硝化勢差異的關(guān)鍵因素，另外，有機(jī)質(zhì)含量對3個(gè)類型土壤反硝化勢也有一定影響。同一母質(zhì)發(fā)育的土壤，反硝化能力在不同采樣地點(diǎn)也存在差異，而且調(diào)控不同類型土壤內(nèi)部反硝化勢的關(guān)鍵土壤環(huán)境因素不盡相同，其中對第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤、潮土和黑土影響最為顯著的因素分別為土壤有機(jī)質(zhì)、pH和黏粒含量。

旱地農(nóng)田土壤；反硝化勢；第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育紅壤；潮土；黑土

氮素是作物生長發(fā)育所需的重要營養(yǎng)元素，合理施用氮肥是作物高產(chǎn)的關(guān)鍵措施。然而，我國農(nóng)田氮肥利用率較低，施入農(nóng)田的氮肥約有40% ~ 50% 通過各種途徑流失[1]。反硝化作用是氮肥流失的重要途徑，不同土壤環(huán)境中可導(dǎo)致0 ~ 25% 的氮肥損失[2]，同時(shí)反硝化作用還是農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)N2O釋放的主要要途徑[3]。旱作農(nóng)田作為主要的耕地類型，氮肥施用量的劇增使其成為了農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)N2O的主要貢獻(xiàn)者[4]，其反硝化作用規(guī)律亟待研究。

目前國內(nèi)外學(xué)者已經(jīng)對旱地農(nóng)田土壤反硝化作用開展了很多研究，涉及不同土壤類型、不同作物類型、不同農(nóng)業(yè)管理措施等[5-11]。旱地農(nóng)田土壤反硝化作用活性受多種因素的影響，例如土壤pH、質(zhì)地、硝態(tài)氮含量、碳有效性、水分狀況等[8, 12-13]，并且，這些因素對反硝化作用的影響方式和程度會因土壤類型的不同而表現(xiàn)出不同的規(guī)律。Lan 等[14]在湖北的研究發(fā)現(xiàn)pH是影響土壤反硝化作用的最重要因素，而Xu和Cai[10]卻發(fā)現(xiàn)pH并不是影響我國亞熱帶區(qū)紅壤反硝化能力的關(guān)鍵因素。丁洪等[15]在我國華北平原的研究則表明土壤反硝化作用與土壤質(zhì)地有關(guān)?？梢姴煌愋屯寥婪聪趸饔玫膹?qiáng)度可能有其特別的影響機(jī)制。目前對于土壤反硝化作用的研究主要開展于較小的空間尺度內(nèi)，研究方法存在差異，研究結(jié)果缺乏可比性，對于揭示不同類型土壤反硝化作用特征尚顯不足。不同類型土壤的對比分析對闡明反硝化作用變異以及反硝化與環(huán)境因素的關(guān)系具有重要意義。

采用統(tǒng)一的方法對大尺度樣品進(jìn)行分析，是研究土壤反硝化作用差異的重要手段。本試驗(yàn)系統(tǒng)收集了3種不同母質(zhì)發(fā)育的旱地農(nóng)田土壤樣品，對比分析了土壤反硝化勢和理化性質(zhì)，以期闡明我國不同類型旱地土壤反硝化作用的差異，探明土壤反硝化作用的主要影響因素，對于針對性地制定措施減少農(nóng)業(yè)氮肥通過反硝化作用的損失和保護(hù)環(huán)境提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

從我國5個(gè)省份采集3種不同母質(zhì)發(fā)育的旱地農(nóng)田土壤，分別為第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤(QRCS)、河流沖積物發(fā)育的潮土(AS)，以及東北地區(qū)的黑土(BS)。采樣時(shí)間為2014年7月至8月，農(nóng)作物類型為收獲季節(jié)的玉米。采用多點(diǎn)混合取樣的方法采集0 ~ 15 cm耕作層土壤。樣品采集后，一部分置于4℃冰箱保存，用于分析土壤反硝化勢、pH和速效氮；一部分風(fēng)干，用于有機(jī)質(zhì)、全氮和土壤機(jī)械組成的分析。每個(gè)類型土壤樣品數(shù)量為30個(gè)，采集自兩個(gè)不同區(qū)域，每個(gè)區(qū)域15個(gè)采樣點(diǎn)，共計(jì)90個(gè)樣點(diǎn)。采樣點(diǎn)地理分布及其氣候條件信息如表1所示，隨采樣點(diǎn)從南到北的分布，年均溫度和年均降雨量逐漸降低。

表1 采樣點(diǎn)地理分布及氣候條件情況

1.2 土壤理化性質(zhì)測定

土壤理化性質(zhì)測定采用常規(guī)的分析方法。土壤pH采用水土比1︰1浸提后，用pH計(jì)進(jìn)行測定(FE-20, METTLER TOLEDO, China)；土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法測定；土壤全氮以H2SO4消化后采用流動注射分析儀進(jìn)行測定(FIAstar5000, FOSS, Sweden)；土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮采用1 mol/L KCl溶液按土液比1︰10浸提后，使用AA3分光光度計(jì)測定(FIAstar5000, FOSS, Sweden)。土壤機(jī)械組成采用比重計(jì)法(GB 7845—87)測定，砂粒、粉粒、黏粒的粒徑分別為2 ~ 0.05、0.05 ~ 0.002、＜0.002 mm，對比美國制土壤質(zhì)地分類三角坐標(biāo)圖對土壤質(zhì)地進(jìn)行命名。

1.3 土壤反硝化勢測定

土壤反硝化勢(DEA，以單位時(shí)間單位質(zhì)量土壤的N2O釋放量表示)的測定方法參照Pell等[16]：稱取25 g解凍鮮土于125 ml廣口瓶中，25℃過夜；次日加入25 ml底物(1 mmol/L葡萄糖和1 mmol/L KNO3)，反復(fù)用氮?dú)馓畛?次，橡膠塞密封，將瓶內(nèi)10% 的氣體置換為乙炔，使瓶內(nèi)氣壓保持在一個(gè)大氣壓；將廣口瓶放入搖床培養(yǎng)6 h(225 r/min，25℃)，每小時(shí)收集一次氣體。采氣方法為用5 ml 注射器通過橡膠塞頂部的三通閥采集2 ml瓶內(nèi)氣體，充入12 ml真空氣瓶中，再向氣瓶中注入28 ml高純氮?dú)?。采用氣相色譜法檢測N2O濃度，所用儀器為安捷倫公司生產(chǎn)的GC7890A(Agilent，USA)。土壤反硝化勢的計(jì)算公式如下：

式中：6和1分別表示培養(yǎng)1 h和6 h時(shí)氣體樣品中N2O的濃度(μmol/mol)；表示鮮土質(zhì)量(g)。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

本研究數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析均采用 SPSS 18. 0 軟件(表1)。不同土壤類型土壤理化性質(zhì)和反硝化勢的差異性分析采用單向方差分析法(One Way ANOVE，LSD檢驗(yàn))；土壤理化性質(zhì)與反硝化勢的相關(guān)分析采用Pearson 相關(guān)分析和偏相關(guān)分析，并對所有土壤樣品和各個(gè)土壤類型分別進(jìn)行分析。圖形制作采用Excel 2007和Origin Pro 8.0軟件。

2 結(jié)果

2.1 不同母質(zhì)發(fā)育旱地農(nóng)田土壤的理化性質(zhì)

不同母質(zhì)發(fā)育旱地農(nóng)田土壤理化性質(zhì)具有顯著差異表2。在土壤質(zhì)地方面，第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤黏粒含量最高，變化范圍在281.52 ~ 487.13 g/kg，其中尤以祁陽紅壤含量更高，平均值達(dá)413.55 g/kg，桃源紅壤平均為322.58 g/kg。潮土和黑土土壤質(zhì)地較為相似，均以粉粒含量最高，二者的粉粒含量分別在276.21 ~ 687.92 g/kg 和550.24 ~ 683.13 g/kg，土壤質(zhì)地多屬于粉(砂)壤土。第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤多屬于強(qiáng)酸性和酸性土壤，pH變化范圍在4.42 ~ 6.40，平均為5.45；潮土為堿性土壤，pH在7.47 ~ 8.87，平均為8.20；而黑土pH跨度較大，變化范圍在4.88 ~ 8.19，其中多數(shù)在5 ~ 7，接近于中性。土壤養(yǎng)分方面，第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤具有最高的全氮含量，變化范圍在0.97 ~ 1.75 g/kg，同時(shí)具有最低的C/N，平均值僅為9.06；潮土養(yǎng)分含量相對于其他土壤略低，有機(jī)質(zhì)、全氮和銨態(tài)氮整體低于其他兩個(gè)土壤類型，其平均含量分別為19.64 g/kg、1.19 g/kg和2.77 mg/kg；黑土養(yǎng)分含量最為豐富，有機(jī)質(zhì)、硝態(tài)氮和銨態(tài)氮的含量均較高，變化范圍分別在18.01 ~ 45.82 g/kg、11.70 ~ 125.75 mg/kg、0.97 ~ 29.67 mg/kg，而C/N也最高，平均為12.91。

表2 土壤理化性質(zhì)

注：表中數(shù)值為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差，=15；同行不同字小寫母表示不同采樣區(qū)土壤理化性質(zhì)差異顯著(<0.05)，下同。

2.2 不同母質(zhì)發(fā)育旱地農(nóng)田土壤的反硝化勢

土壤反硝化勢變異較大(圖1)，整體以潮土最高，變化范圍為22.22 ~ 579.09 μg/(kg·h)，平均為213.34 μg/(kg·h)，其次是黑土，其反硝化勢變化范圍在20.54 ~ 464.09 μg/(kg·h)，平均為136.38 μg/(kg·h)，而紅壤反硝化勢最低，在4.77 ~ 228.00 μg/(kg·h)，平均值僅為96.17 μg/(kg·h)。盡管同一母質(zhì)類型兩個(gè)采樣區(qū)域相隔數(shù)百公里，但其土壤反硝化勢相近，無顯著差異。

2.3 旱地農(nóng)田土壤反硝化勢與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系

為了明確影響不同類型土壤反硝化能力差異的關(guān)鍵影響因素，將所有樣點(diǎn)土壤反硝化勢與土壤性質(zhì)進(jìn)行Pearson相關(guān)分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，土壤反硝化勢與pH及有機(jī)質(zhì)、硝態(tài)氮、砂粒、黏粒含量均顯著相關(guān)，而土壤理化性質(zhì)間也存在顯著的相關(guān)關(guān)系，因此進(jìn)一步對數(shù)據(jù)進(jìn)行偏相關(guān)分析。結(jié)果表明(圖2)，土壤反硝化勢與pH、有機(jī)質(zhì)含量極顯著正相關(guān)(<0.01)。可見，在本試驗(yàn)所測定的土壤性質(zhì)中，土壤pH和有機(jī)質(zhì)可能對土壤反硝化勢在不同土壤間的變異有更重要的影響。

3種不同類型土壤反硝化勢具有一定差異，而在每個(gè)土壤類型內(nèi)部反硝化勢同樣存在很大的變異，為了闡明土壤類型內(nèi)部反硝化勢變異的影響因素，對不同類型土壤分別進(jìn)行反硝化勢與土壤性質(zhì)的相關(guān)分析，結(jié)果表明不同類型土壤與反硝化勢相關(guān)的土壤性質(zhì)有所不同。據(jù)偏相關(guān)分析(圖3)，與紅壤、潮土和黑土反硝化勢顯著相關(guān)的土壤性質(zhì)分別為有機(jī)質(zhì)含量、黏粒含量和pH。

圖1 土壤反硝化勢

3 討論

亞熱帶第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤、華北平原潮土、東北黑土作為我國主要的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)用土，其土壤反硝化作用為很多研究者所關(guān)注[10,11,15,17-20]。本試驗(yàn)以反硝化勢表征3種不同類型土壤反硝化功能的差異，結(jié)果顯示，土壤反硝化勢變異較大，介于4.77 ~ 579.09 μg/(kg·h)，整體以潮土最高，黑土次之，第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤最低。

土壤反硝化勢在不同土壤間的變化規(guī)律與土壤pH的變化一致，本研究相關(guān)分析表明，pH與3種類型土壤反硝化勢的整體變異極顯著正相關(guān)，可能是影響研究區(qū)土壤反硝化勢的最關(guān)鍵因素。土壤pH和反硝化作用的相關(guān)性已為很多研究所證明[14,21-23]。包括土壤pH在內(nèi)的土壤諸多性質(zhì)，例如有機(jī)質(zhì)含量、NO– 3-N含量、土壤質(zhì)地、碳有效性、水分狀況等都可能導(dǎo)致土壤反硝化速率的瞬間或持久性的變化[10,14,22-25]。而在這些因素中，pH可以直接或間接地影響其他性質(zhì)，被認(rèn)為是土壤的主變量[23,26]，是影響土壤反硝化作用的主要因素[14]。土壤pH與反硝化勢正相關(guān)，一方面是因?yàn)檩^低的pH會限制土壤反硝化微生物的生長，另一方面較低的pH可能導(dǎo)致反硝化微生物可利用的有機(jī)碳和礦質(zhì)氮的有效性下降[27]。本研究土壤pH的變化范圍在4.42 ~ 8.87，其中潮土的平均pH為8.20，黑土為5.82，第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤最低，平均僅為5.45。較低的pH可能在不同程度上限制了黑土和第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育紅壤的反硝化勢。土壤pH除了在大的空間尺度上對反硝化勢具有調(diào)控作用，同時(shí)還影響黑土內(nèi)部反硝化勢的變異。這可能是因?yàn)楸驹囼?yàn)所采集黑土pH具有較大變異性(pH 4.88 ~ 8.19)，因此對其反硝化勢的影響表現(xiàn)得更為重要。Yin等[20]同樣發(fā)現(xiàn)pH對于東北黑土反硝化作用的重要影響。

圖2 大尺度區(qū)域土壤反硝化勢與理化性質(zhì)的關(guān)系

圖3 不同類型土壤反硝化勢與理化性質(zhì)的關(guān)系

除pH外，土壤有機(jī)質(zhì)含量與反硝化勢也呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)關(guān)系，是影響3種不同類型土壤反硝化勢差異的另一個(gè)重要因素。很多研究發(fā)現(xiàn)有機(jī)質(zhì)對土壤反硝化有促進(jìn)作用[10,28-29]。黑土反硝化勢在3種類型土壤中居中，一方面是因?yàn)楹谕恋膒H居中，另一方面也可能是因?yàn)檩^高的有機(jī)質(zhì)含量。有機(jī)質(zhì)是影響土壤反硝化勢空間變異的重要因素之一[30-31]。反硝化作用需要消耗電子，并且是異養(yǎng)過程[32-33]。有機(jī)質(zhì)不僅可以提供電子，還可以作為反硝化微生物生長和活動的有機(jī)底物，并且有機(jī)物質(zhì)的分解需要消耗氧氣，促進(jìn)土壤厭氧環(huán)境的形成，有利于反硝化作用的發(fā)生[33]。有機(jī)質(zhì)含量除了影響3種不同類型土壤反硝化勢的差異，還對第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育紅壤內(nèi)部反硝化勢的變化有重要影響。Xu和Cai[10]在亞熱帶地區(qū)開展的試驗(yàn)表明，有機(jī)碳和氮的有效性對反硝化作用的影響至關(guān)重要。本試驗(yàn)中第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤相較于其他兩個(gè)類型土壤，黏粒含量較高，而黏粒會通過配位體交換、氫鍵及疏水鍵等作用吸附有機(jī)碳，形成惰性礦物結(jié)合態(tài)有機(jī)碳[34-35]。由此可推測，本試驗(yàn)中雖然紅壤有機(jī)質(zhì)含量與其他類型土壤相比居中等水平，但是有機(jī)質(zhì)的活性可能較低，因此成為限制土壤反硝化勢的又一因素。本研究發(fā)現(xiàn)第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育紅壤反硝化勢較低，平均值僅為96.17 μg/(kg·h)。其他研究也發(fā)現(xiàn)，我國亞熱帶紅壤反硝化作用強(qiáng)度普遍較低，反硝化作用并不是該區(qū)氮損失的主要途徑[10,27]。

土壤pH和有機(jī)質(zhì)分別影響了黑土和第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育紅壤內(nèi)部反硝化勢的變異，而對于潮土反硝化勢的變化，黏粒含量可能更為重要。相關(guān)分析表明，黏粒含量與潮土反硝化勢正相關(guān)。丁洪等[15]在我國華北平原的研究也發(fā)現(xiàn)，pH、有機(jī)質(zhì)等因素不再成為限制土壤反硝化作用的主要因素，而質(zhì)地黏重的土壤反硝化活性強(qiáng)。土壤組分在很大程度上決定了土壤的滲透系數(shù)、持水能力、孔隙度和氣體含量[34]。黏粒的存在有利于土壤保有更多的毛細(xì)管孔隙，利于水分的留存，而不利于水分的排出，使土壤內(nèi)部形成局部厭氧條件[36]，有利于反硝化作用的發(fā)揮。本研究中，潮土黏粒含量最低，質(zhì)地較輕，從土壤質(zhì)地而言不利于反硝化作用的進(jìn)行，因此成為了限制潮土反硝化作用的重要因素。

4 結(jié)論

我國旱作農(nóng)田土壤反硝化勢變異較大，3種不同類型的土壤表現(xiàn)為華北平原潮土反硝化勢最高，其次是東北地區(qū)的黑土，而第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤最低。在本試驗(yàn)所測定土壤性質(zhì)中，土壤pH和有機(jī)質(zhì)可能是導(dǎo)致不同類型土壤反硝化勢空間差異的主要因素。不同類型土壤內(nèi)部反硝化勢也存在較大的變異，且對于不同類型土壤，影響其變化的因素不同。對第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的紅壤、潮土和黑土，最為重要的影響因素分別為有機(jī)質(zhì)含量、黏粒含量和pH。因此，為減少氮肥損失以及N2O溫室氣體排放，應(yīng)考慮不同土壤特征，因土制宜地采取相應(yīng)措施。

[1] 巨曉棠. 氮肥有效率的概念及意義——兼論對傳統(tǒng)氮肥利用率的理解誤區(qū)[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2014, 51(5): 921–933

[2] Philippot L, Hallin S, Schloter M. Ecology of denitrifying prokaryotes in agricultural soil[J]. Advances in Agronomy, 2007(96): 249–305

[3] Conrad R. Soil microorganisms as controllers of atmospheric trace gases (H2, CO, CH4, OCS, N2O, and NO)[J]. Microbiological Reviews, 1996, 60(4): 609–640

[4] Gao B, Ju X T, Zhang Q, et al. New estimates of direct N2O emissions from Chinese croplands from 1980 to 2007 using localized emission factors[J]. Biogeosciences, 2011, 8(10): 3011–3024

[5] 周漢昌, 張文釗, 劉毅, 等. 土壤團(tuán)聚體N2O釋放與反硝化微生物豐度和組成的關(guān)系[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2015, 52(5):1144–1152

[6] 鄒國元, 張福鎖, 陳新平, 等. 秸稈還田對旱地土壤反硝化的影響[J]. 中國農(nóng)業(yè)科技導(dǎo)報(bào), 2001, 3(6): 47–50

[7] 陳浩, 李博，熊正琴. 減氮及硝化抑制劑對菜地氧化亞氮排放的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2017, 54(4): 938–946

[8] Lin S, Iqbal J, Hu R, et al. N2O emissions from different land uses in mid-subtropical China[J]. Agriculture Ecosystems & Environment, 2010, 136(1/2): 40–48

[9] Zhang Y, Zhao W, Zhang J, et al. N2O production pathways relate to land use type in acidic soils in subtropical China[J]. Journal of Soils and Sediments, 2017, 17(2): 306–314

[10] Xu Y B, Cai Z C. Denitrification characteristics of subtropical soils in China affected by soil parent material and land use[J]. European Journal of Soil Science, 2007, 58(6): 1293–1303

[11] Cui P, Fan F, Yin C, et al. Urea- and nitrapyrin-affected N2O emission is coupled mainly with ammonia oxidizing bacteria growth in microcosms of three typical Chinese arable soils[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2013, 66: 214–221

[12] Morales S E, Jha N, Saggar S. Biogeography and biophysicochemical traits link N2O emissions, N2O emission potential and microbial communities across New Zealand pasture soils[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2015, 82: 87–98

[13] 范曉暉, 朱兆良. 旱地土壤中的硝化-反硝化作用[J]. 土壤通報(bào), 2002, 33(5): 385–391

[14] Lan Y, Cui B, Han Z, et al. Spatial distribution and environmental determinants of denitrification enzyme activity in reed-dominated raised fields[J]. Chinese Geographical Science, 2015, 25(4): 438–450

[15] 丁洪, 蔡貴信, 王躍思, 等. 華北平原幾種主要類型土壤的硝化及反硝化活性[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2001, 20(6): 390–393

[16] Pell M, Stenberg B, Stenstrom J, et al. Potential denitrification activity assay in soil-With or without chloramphenicol[J]. Soil Biology & Biochemistry, 1996, 28(3): 393–398

[17] 續(xù)勇波, 蔡祖聰. 亞熱帶土壤亞鐵與厭氧反硝化[J]. 土壤, 2015, 47(1): 63–67

[18] Ding W, Cai Y, Cai Z, et al. Nitrous oxide emissions from an intensively cultivated maize-wheat rotation soil in the North China Plain[J]. Science of the Total Environment, 2007, 373(2/3): 501–511

[19] Li P, Lang M. Gross nitrogen transformations and related N2O emissions in uncultivated and cultivated black soil[J]. Biology and Fertility of Soils, 2014, 50(2): 197–206

[20] Yin C, Fan F, Song A, et al. Denitrification potential under different fertilization regimes is closely coupled with changes in the denitrifying community in a black soil[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2015, 99(13): 5719–5729

[21] Wijler J, Delwiche C C. Investigations of the denitrifying process in soil [J]. Plant and Soil,1954, 5(2):155–169

[22] Russenes A L, Korsaeth A, Bakken L R, et al. Spatial variation in soil pH controls off-season N2O emission in an agricultural soil[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2016, 99: 36–46

[23] Simek M, Cooper J E. The influence of soil pH on denitrification: progress towards the understanding of this interaction over the last 50 years[J]. European Journal of Soil Science, 2002, 53(3): 345–354

[24] Simek M, Cooper J E, Picek T, et al. Denitrification in arable soils in relation to their physico-chemical properties and fertilization practice[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2000, 32(1): 101–110

[25] Cao J, Lee J, Six J, et al. Changes in potential denitrification-derived N2O emissions following conversion of grain to greenhouse vegetable cropping systems[J]. European Journal of Soil Biology, 2015, 68: 94–100

[26] 鄧小華, 張瑤, 田峰等. 湘西植煙土壤pH和主要養(yǎng)分特征及其相互關(guān)系[J]. 土壤, 2017, 49(1): 49–56

[27] 續(xù)勇波, Zhi H X, 蔡祖聰. 熱帶亞熱帶土壤氮素反硝化研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2014(9): 1557–1566

[28] Attard E, Recous S, Chabbi A, et al. Soil environmental conditions rather than denitrifier abundance and diversity drive potential denitrification after changes in land uses[J]. Global Change Biology, 2011, 17(5): 1975–1989

[29] 范曉暉, 朱兆良. 農(nóng)田土壤剖面反硝化活性及其影響因素的研究[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 1997, 3(2): 97–104

[30] Christensen S, Simkins S, Tiedje J M. Spatial variation in denitrification-dependency of activity centers on the soil environment[J]. Soil Science Society of America Journal, 1990, 54(6): 1608–1613

[31] Fujikawa J I, Hendry M J. Denitrification in clayed till[J]. Journal of Hydrology, 1991, 127(1/2/3/4): 337–348

[32] McLain J E T, Martens D A. N2O production by heterotrophic N transformations in a semiarid soil[J]. Applied Soil Ecology, 2006, 32(2): 253–263

[33] Ahn Y H. Sustainable nitrogen elimination biotechnologies: A review[J]. Process Biochemistry, 2006, 41(8): 1709– 1721

[34] Diekow J, Mielniczuk J, Knicker H, et al. Carbon and nitrogen stocks in physical fractions of a subtropical Acrisol as influenced by long-term no-till cropping systems and N fertilisation[J]. Plant and Soil, 2005, 268(1/2): 319–328

[35] 李忠佩, 劉明, 江春玉. 紅壤典型區(qū)土壤有機(jī)質(zhì)的分解、積累與分布特征研究進(jìn)展[J]. 土壤, 2015, 47(2): 220–228

[36] Bollmann A, Conrad R. Influence of O2availability on NO and N2O release by nitrification and denitrification in soils[J]. Global Change Biology, 1998, 4(4): 387–396

Denitrification Characteristics of Dryland Soils Derived from Different Parent Materials

XING Xiaoyi1,2, SHENG Rong1, XU Huifang1,2, ZHANG Wenzhao1, HOU Haijun1, WEI Wenxue1*

(1 Key Laboratory of Agro-ecological Processes in Subtropical Regions, Taoyuan Station of Agro-Ecology Research, Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Academy of Sciences, Changsha 410125, China;2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)

Denitrification actively takes place in dryland soils due to drastic increase of anthropogenic application of nitrogen fertilizer. Many studies have demonstrated that soil properties strongly influence the heterogeneity of denitrifying capacity in dryland soils, and the relationship between denitrification and soil properties of different soil types differentiate in some degree. However, most studies were restricted to small-scale spatial denitrifying activity and were difficult to uncover the variation of denitrifying capacity of different soils. Soil denitrifying enzyme activities (DEA) and physicochemical properties were studied over 90 sites in dryland soils derived from three different parent materials, including red soil derived from quaternary red clays (QRCS), alluvial soil derived from river deposits (AS), and black soil (BS). The results showed that DEAs were significantly different in the three tested soils. DEA in AS was ranged from N2O 22.22 to 579.09 μg/(kg·h) with an average of N2O 213.34 μg/(kg·h), significantly higher than those of other two soils. The average DEA in BS was N2O 139.68 μg/(kg·h), higher but not significantly than that of QRCS with an average DEA of N2O 98.53 μg/(kg·h). Correlation analysis based on all soil samples showed that DEA significantly positively correlated with pH, indicating that pH might be the key factor of DEA. Furthermore, soil organic matter (SOM) also influenced DEA. Soil DEAs and their influential factors were different in different sampling sites even with the same parent material. SOM, pH or clay content was the dominant factor for DEAs of QRCS, AS and BS, respectively. This study suggests that DEAs are different in different soil types, hence soil type should be considered when adopting measures to decrease nitrogen loss through denitrification.

Dryland soil; Denitrifying enzyme activity; Red soil derived from quaternary red clays; Alluvial soil; Black soil

中國科學(xué)院戰(zhàn)略性先導(dǎo)科技專項(xiàng)(XDB15020200)、國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41330856，41501277，41401295)和項(xiàng)目(2016JJ3133)資助。

wenxuewei@isa.ac.cn)

邢肖毅(1988—)，女，陜西西安人，博士研究生，主要研究方向?yàn)橥寥牢⑸锓肿由鷳B(tài)學(xué)。E-mail: xingxiaoyi101@163.com

X144

A

10.13758/j.cnki.tr.2019.05.015