氮素形態(tài)和光照強(qiáng)度對(duì)水稻表土及根際 N2O 排放的影響

徐勝光，高召華，林　麗，陳澤斌，陳武榮，李　冰，余　磊

（1 昆明學(xué)院 云南省都市特色農(nóng)業(yè)工程技術(shù)研究中心，云南昆明 650214；2 云南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，云南昆明 650201；3 中國(guó)科學(xué)院昆明動(dòng)物研究所，云南昆明 650223）

氮素形態(tài)和光照強(qiáng)度對(duì)水稻表土及根際 N2O 排放的影響

徐勝光1，高召華2，林麗1，陳澤斌1，陳武榮1，李冰3，余磊1*

（1 昆明學(xué)院 云南省都市特色農(nóng)業(yè)工程技術(shù)研究中心，云南昆明 650214；2 云南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，云南昆明 650201；3 中國(guó)科學(xué)院昆明動(dòng)物研究所，云南昆明 650223）

【目的】稻田生態(tài)系統(tǒng)是 N2O 的重要排放源，本研究旨在探討氮素形態(tài)和光照對(duì)水稻根際、葉際 N2O 排放作用及其機(jī)制?！痉椒ā吭囼?yàn)采用水培方法，在小型光控培養(yǎng)箱內(nèi)進(jìn)行，供試作物為水稻。將水稻地上部和地下部嚴(yán)格分隔在試驗(yàn)裝置內(nèi)室和外室，用氣相色譜法測(cè)定水稻根、葉界面排放的 N2O 量。首先進(jìn)行了弱光（8:00～18:00， 4000 Lux；18:00～22:00， 0 Lux）和供氮量一致條件下（N 90 mg/L），NO3--N、NH4NO3和 NH4+-N 3種氮素形態(tài)對(duì)水稻根、葉界面 N2O 排放的影響的試驗(yàn)。在此基礎(chǔ)上，進(jìn)行了不同光照條件下 ［弱光（8:00～18:00， 4000 Lux； 18:00～22:00， 0 Lux）、強(qiáng)光（8:00～18:00， 8000 Lux； 18:00～22:00， 0 Lux）和自然光］不同氮素形態(tài)對(duì)水稻根、葉界面 N2O 排放的影響的試驗(yàn)。【結(jié)果】 1）相同供氮水平、弱光條件下，NO3--N、NH4NO3、NH4+-N 處理的水稻分蘗期葉際及根際 N2O 排放速率分別為 6.37、5.03、0.46 μg/（pot·h）和 16.30、15.71、1.31 μg/（pot·h），開(kāi)花結(jié)實(shí)期及成熟衰老期亦獲得相似的結(jié)果。NO3--N、NH4NO3處理水稻根際、葉際N2O 排放量顯著高于 NH4+-N（P＜0.05）。 2）弱光照條件下，NO3--N、NH4NO3和 NH4+-N 處理的水稻開(kāi)花結(jié)實(shí)期葉際 N2O 平均排放速率分別為 10.47、3.70、0.26 μg/（pot·h），強(qiáng)光照條件下分別為 20.83、10.82、2.08 μg/（pot·h），兩種光照條件下 3 種氮源處理之間 N2O 平均排放速率差異顯著，自然光照條件下 NO3--N 與 NH4NO3處理間水稻葉際 N2O 排放差異不顯著。 3）在弱光條件下，NO3--N、NH4NO3和 NH4+-N 處理的水稻根際 N2O 排放速率分別為 27.76、5.19、0.30 μg/（pot·h），強(qiáng)光條件下分別為 32.83、16.41、1.27 μg/（pot·h），自然光條件下分別為 16.49、20.21、1.74 μg/（pot·h）。NH4NO3處理水稻根際 N2O 排放隨光照增強(qiáng)而增加，自然光條件下 NO3--N與 NH4NO3處理間水稻根際 N2O 排放差異不顯著，但弱光條件下差異顯著； 4）葉際 N2O 排放速率（Y）與根際N2O 排放速率（X）間呈極顯著正相關(guān)，Y=1.963+0.444X（R2=0.661， P＜0.01）。【結(jié)論】不論光照條件強(qiáng)弱，供應(yīng) NO3--N 均顯著提高水稻根、葉界面的 N2O-N 排放，NH4NO3次之。光照越強(qiáng)，排放就越明顯。葉際 N2O 排放可以反映出根際的排放，因此，水稻施肥應(yīng)盡量選用銨態(tài)氮肥，避免使用硝態(tài)氮以及含有硝態(tài)氮的肥料。

氮素形態(tài)；水稻；葉際；根際；N2O 排放

土壤釋放的 N2O 約占生物圈排放 N2O 總量的53%［1］，基于全球 1008 個(gè) N2O 排放數(shù)據(jù)分析，農(nóng)田土壤每年釋放 N2O-N 為 3.3×106t［2］。濕地生態(tài)系統(tǒng)是N2O 排放的重要來(lái)源，稻田作為重要的人工濕地生態(tài)系統(tǒng)，其 N2O 排放引起廣泛關(guān)注［3-7］。據(jù)估算，2008年中國(guó)稻田水稻（Oryza sativa L.）生長(zhǎng)季 N2O 排放均值為 22.48×103t［3］，氮素形態(tài)及其轉(zhuǎn)化對(duì)稻田N2O 排放有明顯影響。稻田施硫銨比施尿素排放出更多的 N2O［6］，但兩者都低于硝酸鉀處理；追施氮肥后稻田水面的 NH4+-N 通過(guò)硝化作用轉(zhuǎn)化為 NO3--N，滲入土壤底層厭氧環(huán)境的 NO3--N 以反硝化作用產(chǎn)生N2O［5］，故淹水種稻下有大量 N2O 生成和排放［7］。此外，水稻地上部確有 N2O 排放損失［8-11］，利用15N 標(biāo)記試驗(yàn)，約 50% 的15N 標(biāo)記氮化物（N2+N2O）從水稻葉面排放損失，且這一過(guò)程明顯受氮素形態(tài)和光照的調(diào)節(jié)［11］。Chen 等［12］表明15NO3-標(biāo)記氮肥的水稻植物體氮損失形態(tài)主要是 N2O；而水稻葉際 N2O 排放是基于光氮反應(yīng)的不平衡，弱光條件下水稻地上部有更大量的 N2O 排放損失［13］。關(guān)于水稻地上部N2O 來(lái)源，有研究指出水稻植物體通過(guò)通道效應(yīng)機(jī)制，將稻田土壤 N2O 輸送至地上部釋放［8-10］。

從前人研究的成果看，氮源作為稻田 N2O 排放的主控因子受到廣泛關(guān)注，光照調(diào)節(jié)氮代謝作用及其與水稻植物體 N2O 排放的關(guān)系亦引起強(qiáng)烈關(guān)注［12-14］，但光照對(duì)水稻根際界面 N2O 排放的作用機(jī)制還罕見(jiàn)報(bào)道。實(shí)際上，作物根系競(jìng)爭(zhēng)性吸收有效氮可減少N2O 的生成［15］，這一過(guò)程顯然與光、氮耦合的氮代謝密切相關(guān)；另一方面，作物根系分泌物為根際微生物提供碳源和能源，并進(jìn)一步消耗介質(zhì)中的 O2［16］，有利于生物反硝化而促進(jìn)根際 N2O 生成，這亦與植物光合碳氮代謝產(chǎn)物向根部轉(zhuǎn)運(yùn)和分泌密切相關(guān)。顯然，植物根、葉界面 N2O 排放與光照、氮源均密切相關(guān)。存在的主要問(wèn)題，一是根土界面上 NH4+-N與 NO3--N 相互轉(zhuǎn)化且難以控制，故氮素形態(tài)對(duì) N2O排放的作用很難清楚界定，研究結(jié)果也多有差異；二是水稻根、葉界面 N2O 排放難以嚴(yán)格區(qū)分和精確估算，氮素形態(tài)對(duì)水稻根、葉界面 N2O 排放的作用及其內(nèi)在關(guān)系尚不明確；三是不同光照條件下氮素形態(tài)對(duì)水稻根、葉界面 N2O 排放作用及其機(jī)制尚不十分清楚。

自然條件下光照有巨大的時(shí)空異質(zhì)性［17］，并受海拔、緯度、季節(jié)、地形地貌、氣候、天氣等多方面因素的影響，進(jìn)而影響到植物生理生態(tài)特性及產(chǎn)量品質(zhì)［17-19］。解析不同光照下氮素形態(tài)與水稻根、葉界面 N2O 排放的關(guān)系，可為依據(jù)光照的時(shí)空差異合理供肥、抑制 N2O 排放提供依據(jù)。在光照因海拔而不同的立體氣候區(qū)，研究光、氮協(xié)同調(diào)控水稻根、葉界面 N2O 排放作用及其機(jī)制有更為重要的潛在應(yīng)用價(jià)值和實(shí)際意義。因此，本研究在水培控氮、同步測(cè)定條件下，探討了氮素形態(tài)和光照對(duì)水稻根、葉界面 N2O 排放的影響，旨在為 N2O 減排的光氮協(xié)同調(diào)控技術(shù)原理提供依據(jù)。

1　材料與方法

1.1試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)裝置為自制（圖1），分外室和內(nèi)室兩部分，內(nèi)室套裝在外室之中，均用有機(jī)玻璃制作。外室長(zhǎng)、寬、高分別為 30 cm×30 cm×100 cm，主要由底座和罩兩部分組成。罩頂面裝有 2 只小型電扇來(lái)混勻空氣。內(nèi)室直徑 25 cm、高 50 cm，下底面保留內(nèi)徑 10 cm 圓孔可通入內(nèi)室。內(nèi)室頂蓋可拆裝，頂蓋安裝 1 只微型電扇用來(lái)混勻空氣。內(nèi)、外室均安裝輸氣管和抽氣管，將之連接氣泵可實(shí)施輸氣和抽氣試驗(yàn)。

圖1　N2O 排放試驗(yàn)裝置Fig.1　Apparatus monitoring N2O emission

1.2試驗(yàn)方法

1.2.1室內(nèi)弱光條件下不同氮素形態(tài)處理的水稻葉際及根際 N2O 排放試驗(yàn)供試水稻品種為培雜泰豐，由華南農(nóng)業(yè)大學(xué)提供。水稻用土培法育苗，水培法培養(yǎng)，試驗(yàn)用桶、培養(yǎng)液配方均同筆者前期工作方法［13-14］?？紤]到弱光對(duì)植物體 N2O 排放的重要性，2013年試驗(yàn)在弱光條件下實(shí)施。在裝置外室的外壁臨時(shí)安裝白光光管條件下，試驗(yàn)通過(guò)開(kāi)閉不同光管數(shù)量的方法控光，用 GLZ-C 型光量子計(jì)錄儀測(cè)定離外室罩內(nèi)壁 5 cm 處的光強(qiáng)，外界光用黑布套法遮擋。在 8 : 00～18 : 00，光強(qiáng)設(shè)為 4000 Lux，18:00～8:00 為暗處理時(shí)段（0 Lux）。試驗(yàn)用 Ca（NO3）2·4H2O、NH4NO3和（NH4）2SO4（分析純）控制氮濃度（N 90 mg/L），并用稀酸、堿調(diào)節(jié)培養(yǎng)液 pH 值為 5.5。試驗(yàn)設(shè) NO3--N、NH4NO3和 NH4+-N 三種不同氮素形態(tài)處理，重復(fù)3次，同時(shí)做空白試驗(yàn)。

水稻植株處理方法：精選均勻一致的試驗(yàn)用苗（鮮質(zhì)量株差控制在 0～2 g），用去離子水洗凈、吹干，放入按試驗(yàn)設(shè)計(jì)更換培養(yǎng)液的聚氯乙烯（Polyvinyl chloride resin， PVC）桶。試驗(yàn)先將水稻植株地上部穿過(guò) 4 cm 泡沫板，經(jīng)由內(nèi)室底面圓口裝入內(nèi)室，后用涂有 N0-704 硅橡膠的棉花堵塞空隙，使大量黏稠狀的硅橡膠充填內(nèi)外室分隔部位的水稻莖、鞘、葉之間的空隙，再向水稻莖基部與泡沫板結(jié)合部位、泡沫板與內(nèi)室圓孔緊貼部位灌注硅橡膠密封。待硅橡膠風(fēng)干、固化后，再裝內(nèi)室頂蓋，用透明膠帶密封。之后，內(nèi)室整套裝置套裝在外室底座，并安裝外室罩，底座和罩的結(jié)合部位用封箱膠布密封。試驗(yàn)用流量計(jì)檢測(cè)氣密性，即控制裝置外室流量恒定條件下（40 L/h），檢測(cè)內(nèi)室是否有空氣流出來(lái)判斷外室空氣是否進(jìn)入內(nèi)室；反之，控制內(nèi)室空氣流量恒定條件下，檢測(cè)外室是否有空氣流出來(lái)判斷內(nèi)室氣體是否進(jìn)入外室。在確認(rèn)內(nèi)、外室不存在氣體交換條件下才實(shí)施試驗(yàn)。操作過(guò)程中，水稻根系用濕潤(rùn)的紗布包裹以防止失水對(duì)植株的影響。這樣，通過(guò)裝置內(nèi)、外室嚴(yán)密的分隔作用，在基本不傷害水稻植株條件下，水稻地上部和地下部被分別嚴(yán)格分隔在試驗(yàn)裝置的內(nèi)室和外室。

氣樣 N2O 檢測(cè)：試驗(yàn)前先用氣泵以 400 L/h 的高流量的環(huán)境空氣快速置換裝置內(nèi)、外室空氣 1.5 h，換氣時(shí)間為上午 8 : 00～9 : 30，下午 12 : 30～14:00，晚上 17:00～18:30。換氣后立即封箱 3 h，封箱時(shí)間為上午9:30～12 : 30，下午14 : 00～17 : 00，晚上，18 : 30～21 : 30。封箱時(shí)立即用注射器采集氣樣（40 mL）測(cè)定內(nèi)、外室初始空氣的 N2O 濃度。封箱 3 h 內(nèi)每隔 1 h 采樣測(cè)定一次，同時(shí)做試驗(yàn)裝置的空白試驗(yàn)。在 22 : 00～8 : 00 時(shí)段保持裝置內(nèi)、外室空氣流通，維持交換狀態(tài)（流量 40 L/h）。水稻植物裝箱后，試驗(yàn)連續(xù)實(shí)施 6 d，N2O 測(cè)定用氣相色譜法［20］，在采樣當(dāng)天用 Agilent Technologies 公司生產(chǎn)的 7890A 氣相色譜儀分析氣樣 N2O 濃度。氣樣采集間隔時(shí)間較長(zhǎng)，單位時(shí)間內(nèi) N2O 排放累積較多，氣樣 N2O 濃度變化較為明顯，有利于控制觀測(cè)誤差。

水稻根、葉界面 N2O 排放的來(lái)源及區(qū)分：農(nóng)田N2O 主要源自生物硝化、反硝化作用［1］，故試驗(yàn)水稻根際 N2O 應(yīng)源于根際以 NH4+-N 為底物的生物硝化作用及以 NO3--N 為底物的生物反硝化作用。對(duì)于水稻葉際 N2O 的排放源，通道效應(yīng)是其重要途徑［8-10］，另水稻亦內(nèi)源形成和排放 N2O［12］。由于試驗(yàn)有效切斷了裝置內(nèi)外室空氣的交換作用，又嚴(yán)格測(cè)試了氣密性，故外室空氣 N2O 濃度明顯提升的凈排放現(xiàn)象，其 N2O 只能認(rèn)為是來(lái)自水稻根際的 N2O 蒸發(fā)聚集在外室空氣的結(jié)果；同理，內(nèi)室空氣 N2O 濃度的明顯增加，其 N2O 只能認(rèn)為是源自水稻地上部排放的N2O 在內(nèi)室空氣中集聚的結(jié)果。由此可嚴(yán)格區(qū)分水稻根、葉界面 N2O 的排放。

試驗(yàn)于 2013年6月20日用土培法育苗，7 月10日移栽至 PVC 桶，每桶裝 6.0 L 營(yíng)養(yǎng)液，種 3 株苗，每周更換營(yíng)養(yǎng)液一次。分蘗期、開(kāi)花結(jié)實(shí)期和成熟衰老期 N2O 試驗(yàn)分別于 2013年8月24～29日、9月23～29日和 11月10～16日實(shí)施，此時(shí)水稻生育期分別為 64 d、93 d 和 136 d，鮮質(zhì)量平均分別為140 g、346 g 和 290 g。

1.2.2不同光照條件下不同氮素形態(tài)處理的水稻葉際及根際 N2O 排放試驗(yàn)2014年試驗(yàn)在室內(nèi)弱光（8:00～18:00，4000 Lux； 18:00～22:00，0 Lux）、室內(nèi)強(qiáng)光（8:00～18:00， 8000 Lux； 18:00～22:00，0 Lux）和室外自然光條件下，分別實(shí)施 NO3--N、NH4NO3和NH4+-N 的不同氮形態(tài)試驗(yàn)（N， 90 mg/L）。除自然光外，試驗(yàn)光源仍通過(guò)臨時(shí)安裝白光光管的方法獲得。試驗(yàn)于 2014年5月10日用土培法育苗，6月10日移栽至 PVC 桶，試驗(yàn)時(shí)間為 2014年8月25～30日。此時(shí)水稻生育期為 95 d，平均鮮重 380 g，水稻處于開(kāi)花結(jié)實(shí)階段，試驗(yàn)及觀測(cè)方法同 1.2.1。

1.3水稻葉際及根際 N2O 排放速率的計(jì)算及統(tǒng)計(jì)方法

N2O 排放速率參考文獻(xiàn)采用的方法［20］，按如下計(jì)算公式:

式中，F(xiàn) 為以盆為單位的 N2O 排放速率 ［μg/（pot·h）］；ρ 是標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下 N2O 氣體密度（1.98 kg/m3）；V 為內(nèi)、外室有效體積（m3）；dc/dt 為封箱單位時(shí)間內(nèi)（1 h）采樣箱空氣 N2O 濃度的變化率 ［μL/（m3·h）］；T 為采樣箱氣溫（℃）。

其中，初始封箱 1 h 內(nèi) N2O 濃度變化率的計(jì)算，扣除了試驗(yàn)裝置的空白 N2O 濃度，以扣除空氣本底對(duì)試驗(yàn)的影響。按上式計(jì)算方法，裝置內(nèi)、外室所采氣樣 N2O 濃度數(shù)據(jù)計(jì)算的結(jié)果，分別表示水稻葉際及根際的 N2O 排放速率。負(fù)數(shù)表示吸收，正數(shù)表示排放。處理平均數(shù)和標(biāo)準(zhǔn)誤均是3次重復(fù)統(tǒng)計(jì)的結(jié)果。試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2003 、 SPSS 19.0 進(jìn)行整理和統(tǒng)計(jì)分析。顯著性檢驗(yàn)用 D u n c a n多重比較法。

2　結(jié)果與分析

2.1室內(nèi)弱光條件下不同氮素形態(tài)對(duì)水稻分蘗期葉際及根際 N2O 排放的影響

由表1可見(jiàn)，室內(nèi)弱光條件下（8:00～18:00，4000 Lux）的上午（8:00～12:30）、下午（14:00～17:00）和晚上（18:30～21:00，暗光）不同時(shí)段，不同處理的水稻分蘗期葉際及根際均有 N2O 凈排放效應(yīng)（2013年試驗(yàn)），處理間 N2O 排放有明顯差異。其中，NO3--N 處理的水稻葉際平均 N2O 排放速率為 6.37 μg/（pot·h），上午、下午、晚上平均，占水稻根、葉界面 N2O 總排放的 28.24%；NH4NO3處理的水稻根、葉界面平均 N2O 排放速率分別相當(dāng)于 NH4+-N 處理的 14.16 和12.44 倍（P＜0.05）。比較 NH4NO3與 NH4+-N，NH4+-N 有抑制水稻根、葉界面 N2O 排放的顯著效應(yīng)（P＜0.05），但 NH4NO3與 NO3--N 處理間水稻根、葉界面N2O 排放差異均不顯著（P＞0.05）。顯然，培養(yǎng)液含大量 NO3--N 條件下，水稻根、葉界面才有較大量的N2O 排放損失。這一時(shí)期水稻根、葉界面 N2O 排放均主要源于 NO3--N 而非 NH4+-N。

表1　弱光條件下不同氮素形態(tài)處理的水稻分蘗期葉際及根際 N2O 的排放速率Table 1　N2O emission of rice phyllosphere and rhizosphere in different nitrogen forms at tillering stage under weak light

2.2室內(nèi)弱光條件下不同氮素形態(tài)對(duì)水稻開(kāi)花結(jié)實(shí)期葉際及根際 N2O 排放的影響

由表2可見(jiàn)，弱光條件下的水稻開(kāi)花結(jié)實(shí)期，NO3--N 處理的水稻葉際及根際 N2O 排放速率平均分別為 10.54、27.76 μg/（pot·h），相當(dāng)于分蘗期 NO3--N施入量的 165.46% 和 98.30%；開(kāi)花結(jié)實(shí)期 NH4NO3處理的水稻根、葉界面 N2O 排放分別相當(dāng)于分蘗期的 75% 和 32.99%，均顯著低于 NO3--N 處理（P＜0.05），這與分蘗期兩處理間差異不顯著的結(jié)果不同（表1，P＞0.05）。在試驗(yàn)可嚴(yán)格區(qū)分水稻根、葉界面N2O 排放的條件下，水稻葉際 N2O 排放只能認(rèn)為是植株地上部排放 N2O 的結(jié)果。通道效應(yīng)是水稻地上部 N2O 排放的重要來(lái)源［9］，水稻開(kāi)花結(jié)實(shí)期生物量較分蘗期成倍增加，通道效應(yīng)排放 N2O 作用應(yīng)相對(duì)較強(qiáng)，這應(yīng)是此期 NO3--N 處理葉際 N2O 排放顯著增加的重要原因之一。外源銨態(tài)氮有抑制微生物活性作用［21］，而 N2O 主要源于 NO3--N，故開(kāi)花結(jié)實(shí)期NH4NO3處理 N2O 排放呈明顯降低的變化，顯然是弱光及培養(yǎng)液 NO3--N 與 NH4+-N 共存條件下，NH4+-N抑制了 NO3--N 為底物的生物反硝化過(guò)程，進(jìn)而有抑制水稻根、葉界面 N2O 排放作用的結(jié)果。

表2　弱光條件下不同氮素形態(tài)處理的水稻開(kāi)花結(jié)實(shí)期葉際及根際 N2O 的排放速率Table 2　N2O emission of rice phyllosphere and rhizosphere as affected by nitrogen forms at flowering and seed setting stage under weak light

2.3室內(nèi)弱光條件下不同氮素形態(tài)對(duì)水稻成熟衰老期葉際及根際 N2O 排放的影響

表3表明，在水稻成熟衰老期弱光條件下，NO3--N 處理的平均葉際及根際 N2O 排放速率分別為7.64、25.40 μg/（pot·h），分別相當(dāng)于開(kāi)花結(jié)實(shí)期 N2O排放的 72.39% 和 91.49%。對(duì)比開(kāi)花結(jié)實(shí)期，成熟衰老期 NO3--N、NH4NO3處理的水稻根、葉界面 N2O排放均呈明顯降低的變化，且 NH4NO3與 NH4+-N 處理間水稻根、葉界面 N2O 排放差異均不顯著。顯然，成熟衰老期水稻光感應(yīng)能力下降，培養(yǎng)液 NO3--N 與 NH4+-N 的共存條件下，NH4+-N 抑制 N2O 排放效應(yīng)相對(duì)更強(qiáng)；光照不足條件下 NO3--N 促進(jìn)水稻根、葉界面 N2O 排放的作用亦明顯減弱。

表3　弱光條件下不同氮素形態(tài)處理的水稻成熟衰老期葉際及根際 N2O 的排放速率Table 3　N2O emission of rice phyllosphere and rhizosphere as affected by different nitrogen forms at mature aging stage under weak light

2.4不同光照條件下不同氮素形態(tài)處理對(duì)水稻開(kāi)花結(jié)實(shí)期葉際 N2O 排放的影響

2014年試驗(yàn)結(jié)果顯示，在室內(nèi)弱光（4000 Lux）、強(qiáng)光（8000 Lux）條件下，NO3--N、NH4NO3和NH4+-N 處理的開(kāi)花結(jié)實(shí)期平均水稻葉際 N2O 排放速率分別為 10.47、3.70、0.26 μg/（pot·h）和 20.83、10.82、2.08 μg/（pot·h）；對(duì)比 NH4NO3，NH4+-N 亦有抑制水稻葉際 N2O 排放的顯著效應(yīng)（P＜0.05），NO3--N 則顯著增強(qiáng)了水稻葉際 N2O 的排放（P＜0.05）。試驗(yàn)結(jié)果與 2013 試驗(yàn)基本一致，進(jìn)一步證實(shí) NO3--N是水稻葉際 N2O-N 的主要排放源。但也應(yīng)指出，氮素形態(tài)對(duì)水稻葉際 N2O 的排放效應(yīng)與光照密切相關(guān)。弱光（4000 Lux）條件下，NH4NO3處理的水稻葉際 N2O 排放相當(dāng)于 NO3--N 處理的 35%，而強(qiáng)光條件下（8000 Lux）下這一比例達(dá)到 51.94%；在自然光條件下 NO3--N 與 NH4NO3處理間葉際 N2O 排放差異不顯著（P＞0.05）。顯然，培養(yǎng)液 NO3--N 與 NH4+-N 的共存及弱光條件下，NH4+-N 抑制葉際 N2O 排放效應(yīng)相對(duì)較強(qiáng)，但強(qiáng)光條件下 NH4+-N 抑制效應(yīng)明顯減弱，自然更強(qiáng)光照條件下 NH4NO3進(jìn)一步增強(qiáng)了水稻葉際 N2O 的排放。

圖2　不同光照下不同氮素形態(tài)處理的水稻開(kāi)花結(jié)實(shí)期葉際 N2O 排放速率Fig.2　N2O emission of rice phyllosphere as affected by nitrogen forms at flowering and seed setting stage under different light illumination

2.5不同光照條件下不同氮素形態(tài)處理對(duì)水稻開(kāi)花結(jié)實(shí)期根際 N2O 排放的影響

圖3顯示，在弱、強(qiáng)光及自然光不同條件下，開(kāi)花結(jié)實(shí)期 NO3--N、NH4NO3-N、NH4+-N 處理的水稻根際平均 N2O 排放速率在弱光條件下分別為 27.76、5.19、0.30 μg/（pot·h），強(qiáng)光條件下為 32.83、16.41、1.27 μg/（pot·h），自然光條件下為 16.49、20.21、1.74 μg/（pot·h）。對(duì)比NO3--N，弱光條件下 NH4NO3抑制根際 N2O 排放作用顯著（P＜0.05），但隨著光照增強(qiáng)，NH4NO3處理的水稻根際 N2O 排放效應(yīng)隨之增強(qiáng)，在自然光條件下 NH4NO3與 NO3--N 處理間水稻根際 N2O 排放差異不顯著。綜合水稻根、葉界面的結(jié)果可以看出，培養(yǎng)液 NO3--N 與 NH4+-N 的共存條件下，NH4+-N 確有抑制水稻根際、葉際 N2O 排放的作用，但抑制效應(yīng)隨著日間光照增強(qiáng)而明顯減弱，而 NH4NO3促進(jìn)水稻根際、葉際 N2O 排放效應(yīng)隨之增強(qiáng)。

圖3　不同光照下不同氮素形態(tài)處理的水稻開(kāi)花結(jié)實(shí)期根際 N2O 排放速率Fig.3　N2O emission of rice rhizosphere as affected by nitrogen forms at flowering and seed setting stage under different light illumination

3　討論

3.1水稻葉際 N2O 排放的貢獻(xiàn)及其與氮素形態(tài)和光照的關(guān)系

據(jù)統(tǒng)計(jì)，在全球范圍內(nèi)農(nóng)作物的 N2O 排放量占N2O 排放總量 60%［1］。有些植物其 N2O 釋放量不容忽視，甚至達(dá)到與土壤排放相當(dāng)?shù)乃剑缬衩祝╖ea mays L.）、大豆 ［Glycine max（L.）Merr］植物對(duì)土壤（砂）-植物系統(tǒng)中的 N2O 排放貢獻(xiàn)率達(dá)79.1%～100%［22］，林木排放的 N2O 約為林下土壤排放 N2O 的 86.7%［23］。有研究［9］指出，由土壤生物硝化、反硝化生成并經(jīng)由水稻植株通氣組織排放的N2O 對(duì)稻田 N2O 排放的貢獻(xiàn)率為 75%～86%。但也應(yīng)指出，由于水稻根、葉界面 N2O 排放難以嚴(yán)格區(qū)分和精確估算，又因土壤介質(zhì)的不均勻性且難以控制，定量評(píng)估水稻葉際 N2O 排放、貢獻(xiàn)及其與氮素形態(tài)和光照的關(guān)系仍面臨較多的困難。

試驗(yàn)用新的裝置（圖1），可在基本不傷害水稻植株、非離體試驗(yàn)及嚴(yán)格區(qū)分水稻根、葉界面 N2O 排放條件下研究水稻根、葉界面 N2O 的排放。結(jié)果表明，弱光條件下 NO3--N 處理的分蘗期、開(kāi)花結(jié)實(shí)期和成熟衰老期水稻葉際平均 N2O 排放速率分別為6.37、10.54 和 7.64 μg/（pot·h），分別占 N2O 總排放的28.24%、27.69% 和 23.63%；對(duì)比 NO3--N，不同時(shí)期 NH4NO3、NH4+-N 處理均有程度不同的抑制水稻根、葉界面 N2O 排放效應(yīng)，但未相應(yīng)降低水稻葉際N2O 排放的貢獻(xiàn)率（表1～表3）。在弱、強(qiáng)光不同條件下，NO3--N 處理的水稻開(kāi)花結(jié)實(shí)期葉際平均 N2O排放速率分別為 10.48、20.82 μg/（pot·h），分別占N2O 總排放的 27.38%、38.82%，自然光條件下這一比例達(dá) 39.91%。但對(duì)比 NO3--N，不同光照條件下NH4NO3、NH4+-N 對(duì)水稻根、葉界面 N2O 排放的抑制，亦未相應(yīng)降低葉際 N2O 排放的貢獻(xiàn)率。由此可見(jiàn)，隨著日間光照增強(qiáng)，水稻葉際 N2O 排放速率及貢獻(xiàn)率均有增加，強(qiáng)光、自然光條件下約35%～40% 的 N2O 經(jīng)由水稻葉際排放損失。但不同光照條件下 NH4NO3、NH4+-N 對(duì) N2O 排放的抑制，未有相應(yīng)降低水稻葉際 N2O 排放貢獻(xiàn)率的作用。

3.2氮素形態(tài)和光照對(duì)水稻葉際及根際 N2O 排放的作用機(jī)制

傳統(tǒng)理論認(rèn)為酸性條件下硝化作用受抑，pH 小于 5 則硝化作用不能進(jìn)行［24］。但現(xiàn)有研究指出茶園土壤呈強(qiáng)酸性、pH 值低至 2.9 條件下硝化作用仍可進(jìn)行［25］。試驗(yàn) NH4+-N 處理的水稻根際僅能揮發(fā)極微量的 N2O，顯示 pH 偏酸（5.5）的培養(yǎng)液確有抑制 NH4+硝化反應(yīng)而控制根際 N2O 排放的作用。另外，一般認(rèn)為反硝化作用是一個(gè)嚴(yán)格的厭氧過(guò)程［26］，但Norihisa 等［27］報(bào)道了好氧反硝化細(xì)菌和好氧反硝化酶系的存在。本試驗(yàn)表明與 NH4+-N 不同，NO3--N、NH4NO3處理兼有較大量根際 N2O 的生成和排放，顯示反硝化效應(yīng)仍相當(dāng)強(qiáng)烈。硝化細(xì)菌的反硝化作用要求比硝化作用更低的 O2分壓［28］，但和厭氧反硝化作用相比，其對(duì)厭氧環(huán)境的要求不是很?chē)?yán)格，在土壤較低有機(jī)質(zhì)的環(huán)境下就能發(fā)生［29］。試驗(yàn)水培條件下O2分壓自然相對(duì)較低，根系分泌物及其殘留物的降解可為微生物（尤其是根際微生物）提供碳源和能源，并進(jìn)一步消耗培養(yǎng)液中的 O2，從而有利于反硝化作用發(fā)生及N2O 生成［16］。顯然，這是 NO3--N、NH4NO3處理根際可形成、排放較大量 N2O 的主要原因。從本試驗(yàn)結(jié)果看，水稻根際 N2O 應(yīng)主要源自以NO3--N 為底物的生物反硝化作用。故對(duì)比 NO3--N，NH4NO3、NH4+-N 兼有程度不同的抑制水稻根際 N2O排放效應(yīng)。

對(duì)于植物葉際 N2O 排放的來(lái)源，研究指出 NO2-是植物內(nèi)源形成 N2O 前體物［30］，亞硝酸還原酶（nitrite reductase， NiR）異化還原 NO2-內(nèi)源形成和排放N2O，是植物體內(nèi)源形成 N2O 的主要機(jī)制。試驗(yàn)在培養(yǎng)液脫氮（0 mg/L）條件下，仍觀測(cè)到極微量的N2O 凈排放效應(yīng)，且強(qiáng)光、自然光條件下脫氮處理的水稻根、葉界面 N2O 排放仍有所增加（試驗(yàn)結(jié)果未列出），故不能完全排除水稻植物體有內(nèi)源形成和釋放微量 N2O 的作用。但從本試驗(yàn)結(jié)果看，水稻葉際N2O 排放速率（Y）與根際 N2O 排放速率（X）之間有極顯著正相關(guān)及直線回歸關(guān)系（Y=1.963+0.444X，R2=0.661，P＜0.01）。顯然，在 99% 以上的可信度上，根際 N2O 排放決定了葉際 N2O 排放，絕大部分葉際 N2O 排放應(yīng)源于根際 N2O，通道效應(yīng)機(jī)制顯然是葉際 N2O 排放的主要來(lái)源［8-10］。此結(jié)果厘清了水稻根、葉界面 N2O 排放內(nèi)在聯(lián)系，明確了水稻根際N2O 就是葉際 N2O 的最主要來(lái)源。故氮素形態(tài)和光照對(duì)根際 N2O 生成和排放的作用，會(huì)進(jìn)一步影響到水稻葉際 N2O 排放。

在此條件下，光照不足限制了光合碳、氮產(chǎn)物向根部轉(zhuǎn)運(yùn)和分泌［31-32］，根際生物反硝化作用受植物本身影響自然相對(duì)較小，受 NO3--N 底物濃度的影響較大。故室內(nèi)光照不足條件下，NO3--N 比 NH4NO3處理有較高的根、葉界面 N2O 排放速率；此外，NH4NO3和 NH4+-N 處理?xiàng)l件下培養(yǎng)液有相對(duì)較多的NH4+-N，光照不足條件下水稻對(duì) NH4+-N 吸收利用受限，造成根際較高濃度 NH4+-N 的脅迫抑制毒性，有抑制根際生物反硝化而降低水稻根、葉界面 N2O 排放的作用［21］。在中后期水稻植株日益衰老退化、根系活力下降條件下，弱光更加劇了水稻植物光氮反應(yīng)的不平衡。弱光條件下，中后期 NH4NO3處理比NO3--N 顯著降低的水稻根、葉界面 N2O 排放速率，顯然與 NH4+-N 抑制毒性相對(duì)較強(qiáng)有關(guān)。相反，高氮、高光強(qiáng)協(xié)同促進(jìn)水稻光合碳氮代謝的作用，有利于光合碳、氮產(chǎn)物向水稻根部轉(zhuǎn)運(yùn)和分泌［33］，亦有激活根際生物活性［32-33］、增強(qiáng)根際反硝化而促進(jìn)水稻根際、葉際 N2O 排放作用。此時(shí)，植株對(duì) NH4+-N 較多的吸收利用亦可降低其對(duì)根際微生物脅迫抑制毒性，有利于根際 N2O 生成及根、葉界面 N2O 的排放。因此，對(duì)比弱光試驗(yàn)，強(qiáng)光、自然光條件下 NH4NO3處理的水稻根際、葉際 N2O 排放效應(yīng)明顯增強(qiáng)。

3.3水稻根、葉界面 N2O 排放的光-氮協(xié)同調(diào)控原理

從本試驗(yàn)結(jié)果看，水稻葉際 N2O 排放主要受根際 N2O 排放的控制，故控制 N2O 排放的關(guān)鍵在于根際 N2O 的控制。由于作物根系競(jìng)爭(zhēng)性吸收利用氮可減少根際 N2O 生成［15］，而根際碳源、能源及低 O2供應(yīng)條件又有利于反硝化作用發(fā)生以及N2O 產(chǎn)生［16］；Philippot 等［34］發(fā)現(xiàn)，種植玉米的根際土壤硝酸鹽還原酶活性是非根際土壤的 2～3 倍。因此，控制根際N2O 排放是一個(gè)復(fù)雜而困難的問(wèn)題。試驗(yàn)表明，水稻根、葉界面 N2O 排放主要源于 NO3--N，故水稻施肥應(yīng)盡量選用銨態(tài)氮肥，避免使用硝態(tài)氮以及含有硝態(tài)氮的肥料。另外，低氧條件下（30 mg/L，NH4NO3），日間高光強(qiáng)亦能有效控制水稻根、葉界面N2O 排放（試驗(yàn)結(jié)果未列出），這明顯是水稻根系競(jìng)爭(zhēng)性吸收抑制 N2O 排放的結(jié)果。因此，水培尺度上調(diào)整氮素形態(tài)供應(yīng)組成，適度增加銨態(tài)氮比例并同步調(diào)節(jié)氮素供應(yīng)水平，結(jié)合改善光照條件的技術(shù)，能有效控制水稻根、葉界面 N2O 排放。但在根、土界面上 NH4+-N 與 NO3--N 相互轉(zhuǎn)化且難以控制，對(duì)于水稻根際、葉際 N2O 排放的調(diào)控，除控氮施肥配合改善光照條件之外，增加銨態(tài)氮比例還需要配套解決硝化抑制的技術(shù)問(wèn)題，這有待于進(jìn)一步研究。

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N2O emissions from rice phyllosphere and rhizosphere when supplied with different nitrogen forms and light intensities

XU Sheng-guang1，GAO Zhao-hua2，LIN Li1，CHEN Ze-bin1，CHEN Wu-rong1，LI Bing3，YU Lei1*
（1 Yunnan Urban Agricultural Engineering and Technological Research Center， Kunming University，Yunnan， Kunming 650214， China； 2 College of Resources and Environment， Yunnan Agricultural University，Kunming 650201， China； 3 Kunming Institute of Zoology， Chinese Academy of Sciences， Yunnan， Kunming 650223， China）

【Objectives】 Paddy ecosystem is an important source of N2O emission， this paper is aimed to clarify the effects of different nitrogen forms under different light intensities on N2O emission from rice phyllosphere and

nitrogen forms； rice； phyllosphere； rhizosphere； N2O emission

S153.6+.1； X511

A

1008-505X（2016）05-1319-10

2015-09-28接受日期：2016-05-10

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（31160412，41361056）；云南省基礎(chǔ)研究面上項(xiàng)目（2011FZ183）；昆明學(xué)院人才引進(jìn)項(xiàng)目（YJL12012）資助。

徐勝光（1973—），男，云南蘭坪人，博士，研究員，主要從事污染生態(tài)及植物營(yíng)養(yǎng)研究。

Tel：0871-65098564，E-mail：yulei0425@163.com

rhizosphere and the mechanism of these effects.【Methods】Hydroponic methods with rice were adopted in small incubators in which the light was controlled. The incubators were separated into inner and outer chambers，and the above-ground part of rice was completely sealed in the inner chamber and the roots in the outer chamber. The N2O emissions from rice phyllosphere and rhizosphere were measured by gas chromatography method. It was firstly studied about the effects of three N forms（NO3--N， NH4NO3-N， NH4+-N）on N2O emission of rice phyllosphere and rhizosphere under weak light（8:00-18:00， 4000 Lux）and same N applications（90 mg/L）. Then the experiments were conducted to further study the effects of different N forms on N2O emission from rice phyllosphere and rhizosphere under different light intensities（weak light， 8:00-18:00， 4000 Lux；18:00-22:00， 0 Lux； strong light， 8:00-18:00， 8000 Lux， 18:00-22:00， 0 Lux and natural sunlight，respectively）.【Results】 1）Under NO3--N， NH4NO3and NH4+-N with weak light， the mean rates of N2O emission from phyllosphere and rhizosphere were 6.37， 5.03 and 0.46 μg/（pot·h）， respectively， and 16.30， 15.71 and 1.31 μg/（pot·h）， respectively， during rice tillering stage， and similar results were obtained during rice flowering， seeding and mature aging stages under the same conditions. 2）Under weak light， the N2O emissions from rice phyllosphere treated with NO3--N， NH4NO3and NH4+-N were 10.47， 3.70 and 0.26 μg/（pot·h），respectively， and 20.83， 10.82 and 2.08 μg/（pot·h）with strong light， respectively， during flowering and seeding stages. There were significant differences in N2O emissions among the three N forms under these two light intensities， but no significant difference in N2O emissions between NO3--N and NH4NO3under the sunlight. 3）Under NO3--N， NH4NO3and NH4+-N with the weak light during flowering and seeding stages， the N2O emissions of rice rhizosphere were 27.76， 5.19 and 0.30 μg/（pot·h）， respectively. Under the strong light， the N2O emission rates were 20.83， 10.82 and 2.08 μg/（pot·h）， respectively， and 16.49， 20.21 and 1.74 μg/（pot·h）， respectively，under the sunlight. The N2O emission from rhizosphere was high with high light intensity under NH4NO3. No significant difference was observed in the N2O emission between NO3--N and NH4NO3under sunlight， but did under weak light. 4）There was a significantly positive linear regression relationship between N2O emission from rice phyllosphere（Y）and rhizosphere（X）（Y=1.963+0.444X， R2=0.661， P＜0.01）.【Conclusions】The N2O emissions from rice phyllosphere and rhizosphere can be increased significantly by NO3--N， followed by NH4NO3. The N2O emissions is also increased with the increase of light intensity. The N2O emissions of phyllosphere can reflect the N2O emissions of rhizosphere. Therefore， while applying N fertilizers， ammonium fertilizers should be preferentially used and nitrate nitrogen and fertilizers containing nitrate nitrogen should be avoided.