曾子鑫，吳曉君，李京晨，王曙光，郭佩佩，張 麗

（海南大學(xué) 熱帶作物學(xué)院，海口， 570228）

氧化亞氮（N2O）是主要的溫室氣體之一，會破壞臭氧層。RAVISHANGDARA A R等的研究結(jié)果[1]表明，N2O是破壞臭氧層的最重要因子，并且被認(rèn)為是21世紀(jì)最大的影響因子。在100年尺度下氧化亞氮（N2O）的全球變暖潛勢比CO2的全球變暖潛勢高298倍；N2O被認(rèn)為是一種關(guān)鍵的溫室氣體[2]。研究結(jié)果表明，每年有1.3×107t氮以N2O的形式釋放到大氣當(dāng)中，其中直接從農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中釋放的N2O大約占了50%[3]。中國蔬菜生產(chǎn)中施用了大量的氮肥（388～3 656 kg·hm?2）[4]，約占世界蔬菜總產(chǎn)量的51%。我國蔬菜種植產(chǎn)業(yè)迅速發(fā)展，種植面積由1980年的316萬hm2（占農(nóng)作物總播種面積的2.2%）發(fā)展到2019年的2 086萬hm2（占農(nóng)作物總播種面積的12.5%）[5]。我國2019年的農(nóng)田氮肥總用量（不包含復(fù)合肥）已達(dá)1930萬 t[4]，而菜地的氮肥施用量和復(fù)種指數(shù)遠(yuǎn)高于一般農(nóng)田。通常，一季蔬菜的氮肥施用量高達(dá)300～700 kg·hm?2[6]，遠(yuǎn)超過常規(guī)施肥量，造成氮肥利用率嚴(yán)重下降，引起N2O排放增加，甚至減產(chǎn)、土壤酸化等一系列負(fù)面影響[7?9]。氮肥合理優(yōu)化施用，是實(shí)現(xiàn)集約化蔬菜生產(chǎn)可持續(xù)發(fā)展的重要措施。不同形態(tài)氮肥對N2O排放的影響不同，研究所得結(jié)果也并不完全一致。TIERLING等[10]研究結(jié)果表明，在沙壤土中施用銨態(tài)氮肥的N2O排放量顯著高于施用硝態(tài)氮肥；PENG Q等[11]在半干旱溫帶草原上的研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)，施用銨態(tài)氮肥產(chǎn)生的N2O高于硝態(tài)氮肥；還有研究結(jié)果表明，與硝態(tài)氮肥相比，銨態(tài)氮肥減少雷竹土中的N2O排放[12]。在菜地土壤中，施銨態(tài)氮的N2O排放通量與總量略低于施硝態(tài)氮處理的[13]。近年來，利用硝化抑制劑調(diào)控氮素循環(huán)的研究有很多。雙氰胺（DCD）由于效果好、成本低、對環(huán)境的危害小等優(yōu)點(diǎn)在農(nóng)業(yè)中被 廣泛應(yīng)用，是目前研究施用最廣泛的硝化抑制劑。它通過抑制硝化過程中的氨氧化微生物或者相關(guān)酶的活性，來有效延緩銨態(tài)氮（NH4+-N）轉(zhuǎn)換成硝態(tài)氮（NO3?-N）的氧化過程，保持土壤長時(shí)間NH4+-N的高含量，有效緩解NO3?-N累積，進(jìn)而減少土壤中N2O的排放。有研究表明，硝化抑制劑可顯著降低菜田N2O氣體排放[14]。前人研究[10?13]表明，在相同的施氮量下，硝態(tài)氮與銨態(tài)氮對土壤N2O排放量的研究結(jié)果存在分歧。在我國熱帶地區(qū)的菜地中，運(yùn)用硝化抑制劑減少氮源氣體排放，特別是不同形態(tài)氮肥對N2O排放影響的報(bào)道較少，因此，為了減少N2O排放對不同氮肥添加的反應(yīng)的不確定性，有必要繼續(xù)在不同的生態(tài)系統(tǒng)中進(jìn)行實(shí)地試驗(yàn)，研究NH4+、NO3?的施用菜地后的N2O排放特征，更好地了解氮肥在特定條件下對N2O排放的影響。這將有助于制定適當(dāng)?shù)膽?yīng)對措施，以減少熱帶菜地系統(tǒng)中的N2O排放。本試驗(yàn)以熱帶地區(qū)種植辣椒為研究對象，整個(gè)生育期監(jiān)測施用不同形態(tài)氮以及施用硝化抑制劑DCD對菜地N2O排放和辣椒產(chǎn)量的影響，以期為我國集約化菜地高產(chǎn)減排提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)點(diǎn)概況本試驗(yàn)于2019年11月至2020年3月在海南省昌江黎族自治縣軍營新村試驗(yàn)基地（19°40′N，108°96′E）進(jìn)行。該基地屬典型的熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，日照充足，土壤類型為粘土。試驗(yàn)地表層土壤（0 ～ 20 cm）基礎(chǔ)理化性質(zhì)如下：硝態(tài)氮1.16 g·kg?1，銨態(tài)氮5.36 g·kg?1，全氮1.08 g·kg?1，全磷0.33 g·kg?1，有機(jī)碳6.07 g·kg?1，pH 6.8（水土比為5∶1）。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)試驗(yàn)共設(shè) 4個(gè)處理，每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)，隨機(jī)排列，分別是 NH4（銨態(tài)氮肥）、NO3（硝態(tài)氮肥）、NH4+D（銨態(tài)氮肥+雙氰胺）、NO3+D（硝態(tài)氮肥+雙氰胺）。每個(gè)小區(qū)有3壟，面積：4.5 m×10 m，每個(gè)處理設(shè)置3次重復(fù)。各施N處理施N量一致，總施N量為300 kg·hm?2，同時(shí)各處理施入等量的磷肥（過磷酸鈣，含P2O516%）和鉀肥（氯化鉀，含K2O 60%），氮肥30%作為基肥，追肥兩次40%、30%，磷鉀肥作基肥一次施入。供試植物為辣椒，品種為大家族新優(yōu)，育苗30 d后移栽至大田。田間管理（包括蔬菜品種、施肥量及施用方法、耕作、灌溉、除蟲和雜草控制）與當(dāng)?shù)剞r(nóng)民管理方式保持一致。供試氮肥分別為硫酸銨（N含量21%）、硝酸銨鈣（N含量14.4%）；雙氰胺（DCD）為分析純化學(xué)試劑（麥克林試劑有限公司）。

1.3 樣品采集與分析采用靜態(tài)箱-氣相色譜法測定菜地土壤N2O的排放通量。采樣箱（50 cm×50 cm×50 cm）由透明亞克力材料制成，采樣底座由聚氯乙烯材料制成，內(nèi)置小風(fēng)扇用于混勻氣體。在試驗(yàn)開始前，將方形的采樣箱底座安裝在各個(gè)小區(qū)中，采樣時(shí)將采樣箱扣在采樣箱底座上，用水密封。采樣時(shí)間為上午8∶00?10∶00，扣上采樣箱之后，于0、10、20、30 min分別用50 mL針筒收集50 mL氣體樣品，然后將樣品帶回實(shí)驗(yàn)室，用氣相色譜儀（GC-2030）分析N2O濃度。采樣頻率一般為每 7 d 1次，施肥之后每隔1 d 收集1次樣品，持續(xù)7 d。根據(jù)4個(gè)樣品的N2O濃度值和采樣時(shí)間的直線回歸方程的斜率求得N2O的排放通量。氣體排放通量及總量的計(jì)算方法等參照胡玉麟[15]。

辣椒最后一次收獲后，同時(shí)采集耕層土壤（0～20 cm）樣品，儲存于?4 ℃冰箱，用來測定土壤銨態(tài)氮（NH4+-N）、硝態(tài)氮（NO3?-N）含量、微生物量碳氮、有機(jī)碳、全氮、pH。全氮、NH4+-N和NO3?-N含量分別采用全自動(dòng)間斷化學(xué)分析儀測定；微生物量碳氮利用氯仿熏蒸法測定；有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法測定；辣椒收獲之后，直接稱量鮮重，獲得產(chǎn)量。

1.4 數(shù)據(jù)處理采 用SPSS 20.0（IBM Co.,Armonk, NY, USA）和SigmaPlot 14.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析和圖表制作，數(shù)據(jù)結(jié)果以Mean±SE表示，n=3。采用單因素方差分析對不同處理間N2O累積排放量、辣椒產(chǎn)量和各項(xiàng)土壤理化指標(biāo)進(jìn)行方差分析。采用Pearson’s相關(guān)分析判斷N2O排放與土壤理化指標(biāo)之間的關(guān)系。

2 結(jié)果與分析

2.1 N2O排放通量的動(dòng)態(tài)變化由圖1可知，在整個(gè)辣椒生長季，各處理的N2O排放通量變化趨勢基本一致，所有處理都在追肥后出現(xiàn)N2O排放通量最大峰值,然后快速下降,之后各處理N2O排放通量均保持在較低水平，菜地N2O排放通量變化范圍為1.51～80.53 μg·m?2·h?1，NH4處理土壤N2O 排放通量始終高于NO3處理，NH4處理 N2O排放最大峰值達(dá)80.53 μg·m?2·h?1，NO3處理 N2O最大峰值同比NH4處理降低了21.2%。

圖1 不同處理N2O排放通量變化

在添加DCD后, NH4與 NO3處理于1月22日出現(xiàn) 1個(gè) N2O 排放峰，NH4++D處理排放峰值為 34.06 μg·m?2·h?1，較NH4處理排放峰值降低57.71%，NO3+D較NO3處理降低54.34%；NH4與NO3處理在配施 DCD 的前提下土壤 N2O 排放通量均顯著降低。DCD的添加可有效降低NH4（銨態(tài)氮） 、NO3（硝態(tài)氮） 2種施肥模式下土壤 N2O排放通量。

2.2 配施DCD對N2O累積排放量、辣椒產(chǎn)量的影響由表1可知，與只添加氮肥的處理相比，NH4處理和NO3處理配施DCD均顯著降低了N2O累計(jì)排放量（P<0.05），降幅分別為59 %和49 %，而NH4+D處理和NO3+D處理對N2O累計(jì)排放量的影響差異不顯著。NH4處理和NO3處理施用DCD后則N2O累計(jì)排放量顯著減少2.44、1.46 kg·hm?2（P<0.05）相 當(dāng) 于 減 少 了59.37%、48.99%的土壤N2O排放量。NH4處理和NO3處理 的 辣 椒 產(chǎn) 量 分 別 為18.06、11.41 t·hm?2，較NO3處理差異顯著，提高了58.28%。由圖2可知，施用DCD后，NH4+D處理和NO3+D處理產(chǎn)量差異均不顯著。此外，NH4+D處理的N2O排放量顯著低于NH4處理，NO3+D處理顯著低于NO3處理（P<0.05）。單位產(chǎn)量N2O排放量為0.11~0.23 kg·t?1。與NH4和NO3處理相比，NH4+D和NO3+D處理單位產(chǎn)量N2O排放量均顯著降低（P<0.05）。NH4與NO3處理之間無顯著差異（P<0.05）。

圖2 不同處理的N2O累積排放量

表1 不同處理的N2O排放指標(biāo)

2.3 配施DCD對收獲期土壤理化性質(zhì)的影響從表2可知，在施氮時(shí)添加硝化抑制劑可以提高土壤微生物生物量碳、氮含量。與不添加DCD的處理相比，NH4與NO3處理土壤微生物生物量碳含量分別提高了32.65%、27.98%，土壤微生物生物量氮含量分別提高了18.64%、15.52%；不同形態(tài)氮肥對土壤有機(jī)碳含量有顯著影響，NO3、NO3+D處理的有機(jī)碳含量均顯著高于NH4、NH4+D，增幅為16.39%、9.97%，硝化抑制劑DCD對NH4處理的土壤有機(jī)碳含量有顯著影響，提高9.1%；配施DCD后土壤pH值有升高的趨勢，NH4處理間差異顯著，但NO3處理間的差異不顯著；兩種施肥模式下，添加DCD處理均增加了土壤NH4+-N含量以及全氮含量，NH4處理差異顯著，分別增加34.5%、20.0%。由圖3可知，N2O累積排放量與土壤微生物量碳、氮呈正相關(guān)，且微生物量碳達(dá)到極顯著水平，與土壤pH值和土壤有機(jī)碳呈負(fù)相關(guān)，達(dá)到顯著水平。

表2 不同處理土壤理化性質(zhì)

圖3 N2O排放與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性

3 討 論

菜地作為一種典型的土地利用方式，是重要的N2O排放源之一[16]。菜地 N2O 排放受多種因素的影響，包括肥料類型、養(yǎng)分形態(tài)及土壤性質(zhì)等，這些因素對土壤 N2O 排放的影響不一致[17?18]。在本研究中，氮肥形態(tài)對菜地N2O的排放具有顯著影響，NH4肥料處理的土壤N2O排放量都比NO3肥料處理的土壤高，這與LEBENDER等[19]的研究結(jié)果一致。銨態(tài)氮肥的N2O排放量高于硝態(tài)氮肥，說明硝化作用是本研究影響N2O產(chǎn)生的主要機(jī)制。硝化作用是N2O排放的主要過程，這可能與旱地土壤的低含水量有關(guān)。在土壤充水孔隙度60%以下時(shí)，硝化過程成為N2O的主要來源；當(dāng)含水率達(dá)到70%～80%時(shí)，N2O排放量最大，此時(shí)硝化與反硝化作用均為N2O產(chǎn)生的重要途徑[20]。本試驗(yàn)選用不同形態(tài)氮肥品種的目的在于定性分析2個(gè)過程產(chǎn)生N2O的相對大小，測定結(jié)果表明，與NH4處理相比，NO3處理顯著降低了土壤N2O排放峰與N2O總排放量。這說明產(chǎn)生N2O的主要過程為硝化反應(yīng)。該結(jié)果與姜寧寧等[21]的研究結(jié)果一致?？梢姡谠撛囼?yàn)土壤中施用銨態(tài)氮肥，更容易造成N2O氣體排放，降低肥料利用率，同時(shí)也會對環(huán)境造成污染。

大量研究[22?24]發(fā)現(xiàn)，DCD對旱地N2O有較好的減排效果，DCD對不同類型（包括蔬菜、玉米、草地等）的土壤的N2O的減排效率達(dá)到38%～65%。本研究中添加DCD后，N2O排放量的降幅約為60%，與上述結(jié)果基本一致。DCD處理N2O累積排放量大小依次為：NH4>NO3>NH4+D>NO3+D。與 不 施DCD相 比，NH4+D、NO3+D 處理均出現(xiàn)顯著降低的N2O排放峰，HUANG等[25]研究表明，當(dāng)銨肥配施DCD或3,4-二甲基吡唑磷酸鹽（DMPP）時(shí)，N2O的排放分別顯著減少70%和55%（P<0.05），硝態(tài)氮和兩者的聯(lián)合施用有效地減少了N2O的排放，分別為13%和21%。這與本試驗(yàn)的研究結(jié)果一致。故菜地N2O累積排放總量顯著降低。銨態(tài)氮處理結(jié)果與DCD 處理較單施化學(xué)氮肥處理有效提高了土壤銨態(tài)氮含量，減少銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化。ASING等[26]表明，無論在哪種施肥模式下DCD始終能有效抑制土壤銨態(tài)氮向硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)化過程，進(jìn)而控制土壤硝態(tài)氮水平，同時(shí)減少硝酸鹽的淋失。JU等[27]的研究提出，改變供氮形態(tài)結(jié)合硝化抑制劑作為緩解土壤N2O排放的有效措施，其抑制N2O排放的機(jī)制與本研究基本一致。

前人研究[28?29]發(fā)現(xiàn)，施用硝化抑制劑對作物產(chǎn)量影響結(jié)果不同，盡管有研究表明對作物產(chǎn)量有提高，表明這些影響可能取決于硝化抑制劑特性、水肥管理、土壤性質(zhì)等。本研究結(jié)果與郭嬌等[30]的研究結(jié)果一致，添加硝化抑制劑對蔬菜產(chǎn)量沒有明顯影響（表1）。MIN等[31]研究結(jié)果表明，施用硝化抑制劑（CP）在低氮的情況下，對蔬菜產(chǎn)量有顯著影響，在高氮的情況下沒有顯著影響。這是由于在密集型蔬菜種植系統(tǒng)中，土壤中過多的氮素盈余，硝化抑制劑對產(chǎn)量的正效應(yīng)可能會被掩蓋。此外，通過硝化抑制劑減少氣態(tài)氮排放而節(jié)省的氮量遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于施用的氮量，因此很難觀測到產(chǎn)量的提高。

施用硝化抑制劑后，抑制土壤硝化作用，減緩銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化，為微生物提供更多的氮源，提高土壤中微生物含量，提高土壤的pH，為微生物提供更好的生長環(huán)境，處理NH4和NO3添加DCD后，微生物量碳存在顯著差異。劉生輝等[32]研究結(jié)果表明，在施氮時(shí)添加硝化抑制劑可以提高土壤微生物生物量碳含量；與不添加硝化抑制劑（DMPP）處理相比, 培養(yǎng)期內(nèi)處理土壤微生物生物量碳含量分別提高了1.78%～4.35%。本試驗(yàn)結(jié)果與文獻(xiàn)[32]一致。由相關(guān)性分析可知，微生物量碳與N2O累積排放量呈顯著負(fù)相關(guān)，這可能是土壤N2O的產(chǎn)生過程受硝化作用與反硝化作用的影響，其作用過程又受土壤微生物活性的影響，因而導(dǎo)致兩者呈負(fù)相關(guān)。本試驗(yàn)結(jié)果與謝義琴等[33]研究結(jié)果一致。

添加DCD抑制硝化作用，延長NH4+-N在土壤中存留的時(shí)間，進(jìn)而提高土壤中NH4+-N含量，因此NH4+D和NO3+D處理均比單施氮肥處理能促進(jìn)微生物對肥料N的固持, 土壤微生物量氮有增加趨勢，但無顯著性差異。本試驗(yàn)結(jié)果與張學(xué)文[34]的研究結(jié)果相一致。硝化抑制劑DCD的加入可通過抑制NH4+-N向NO3?-N轉(zhuǎn)化，而抑制硝化作用過程中H+的產(chǎn)生，進(jìn)而有效緩解氮肥施用引起的土壤pH值降低。NH4處理添加DCD后，生育期結(jié)束后土壤pH值顯著升高，而硝態(tài)氮處理有升高趨勢，但沒有顯著差異。張昊青等[35]研究結(jié)果表明，在添加DCD的條件下，在整個(gè)培養(yǎng)期間土壤pH一直保持穩(wěn)定且始終高于不加DCD處理。研究發(fā)現(xiàn)在紅壤土培養(yǎng)過程中，添加DCD使土壤pH顯著提高[36]。本研究的相關(guān)性分析可知，土壤pH值與N2O累積排放量呈負(fù)相關(guān)（P<0.05），這與在溫帶草地土壤的研究結(jié)果[37]一致。

4 結(jié) 論

在本研究中，氮肥形態(tài)和硝化抑制劑顯著影響菜地N2O排放。N2O排放發(fā)生在熱帶地區(qū)辣椒地，而且N2O排放的峰值隨處理的不同而有很大差異。本研究中各處理的N2O排放總量在1.52～4.11 kg· hm?2之間。結(jié)果表明，菜地N2O排放是重要的潛在N2O排放源。與相同數(shù)量的氮肥處理相比，NH4+D和NO3+D處理的累積N2O排放量分別顯著減少59.37%和48.99%。這些結(jié)果表明，DCD更能減少N2O的排放，特別是在追肥后能顯著降低N2O的排放。氮肥配施硝化抑制劑，土壤pH值升高，產(chǎn)量無顯著差異。綜上所述，施用銨態(tài)氮肥配施DCD，在保證蔬菜產(chǎn)量的前提下，可顯著降低菜地N2O排放，緩解土壤酸化問題。本研究將為熱帶地區(qū)菜地N2O排放提供理論依據(jù)。