不同施氮水平對(duì)農(nóng)田黑土凈氮轉(zhuǎn)化速率和溫室氣體排放的影響

郎 漫，袁曉航，李 平

（1南京信息工程大學(xué)江蘇省農(nóng)業(yè)氣象重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210044；2南京信息工程大學(xué)應(yīng)用氣象學(xué)院，南京 210044；3南京信息工程大學(xué)長(zhǎng)望學(xué)院，南京 210044）

0 引言

氮是陸地生態(tài)系統(tǒng)中限制植物生長(zhǎng)的重要養(yǎng)分元素之一，對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力和生態(tài)環(huán)境過(guò)程具有重要影響[1]。土壤中的氮主要以有機(jī)氮形態(tài)存在，占土壤全氮含量的85%～90%。有機(jī)氮不能被植物直接吸收利用，必須經(jīng)微生物作用轉(zhuǎn)化為無(wú)機(jī)氮才能被植物吸收。研究指出，即使在大量施用氮肥的情況下，作物吸收的氮素仍然有50%以上來(lái)自土壤有機(jī)氮礦化產(chǎn)生的無(wú)機(jī)氮[2]。有機(jī)氮礦化作用的速率和強(qiáng)度決定了土壤中可利用氮素有效性的大小，是表征土壤基礎(chǔ)供氮能力和供氮水平的重要指標(biāo)，對(duì)于外源氮肥的吸收利用具有重要影響[3]。好氣條件下，土壤銨態(tài)氮經(jīng)硝化作用轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，當(dāng)土壤含水量較高時(shí)，硝態(tài)氮可能發(fā)生反硝化作用轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮或經(jīng)淋溶損失。因此，土壤氮轉(zhuǎn)化速率大小對(duì)氮肥利用率和生態(tài)環(huán)境具有重要影響。

土壤有機(jī)氮礦化過(guò)程和硝化過(guò)程受眾多因素影響，施用外源氮肥是其中一個(gè)重要影響因素。銨態(tài)氮肥的施用直接改變了土壤有機(jī)氮礦化作用產(chǎn)物和硝化作用底物的數(shù)量，進(jìn)而對(duì)氮礦化和硝化過(guò)程產(chǎn)生重要影響。一般情況下，施用外源氮肥可以提高土壤脲酶和蛋白酶活性，促進(jìn)礦化作用形成銨態(tài)氮，從而增加凈氮礦化量[4-5]。王曉維等[6]研究報(bào)道，在0～120 mg N/kg施氮范圍內(nèi)，紅壤凈氮礦化量隨施氮量的增加而增加。田冬等[7]研究表明，添加250 mg N/kg的外源氮顯著提高了紫色耕作土壤凈氮礦化量和凈氮礦化速率。然而，羅親普等[8]研究報(bào)道，低施用量[＜10 g N/(m2·a)]條件下外源氮不影響草地土壤有機(jī)氮礦化，但施用高量外源氮[10、25 g N/(m2·a)]則顯著提高了土壤無(wú)機(jī)氮含量。有研究指出，在0～80 mg N/kg施氮范圍內(nèi)，施氮抑制了農(nóng)田土壤有機(jī)氮的礦化，使得凈氮礦化速率為負(fù)值[9-10]。施用氮肥通常能增加土壤氨氧化古菌(AOA)和氨氧化細(xì)菌(AOB)的豐度和活性[11-12]，使得凈硝化速率隨著施氮量的增加而顯著增加，但是氮肥用量過(guò)多反而會(huì)抑制硝化作用的進(jìn)行。王曉維等[6]研究發(fā)現(xiàn)，施用60 mg N/kg的氮肥顯著增加了紅壤凈硝化速率，而當(dāng)?shù)视昧吭黾又?20 mg N/kg時(shí)，土壤凈硝化速率反而有所降低。佟得利和徐仁扣[13]的研究也表明，在0～150 mg N/kg施氮范圍內(nèi)，施氮量越大，土壤凈硝化速率越高；但當(dāng)施氮量進(jìn)一步增加到200、300 mg N/kg時(shí)，土壤凈硝化速率反而下降到與50 mg N/kg時(shí)相當(dāng)。這可能是因?yàn)楦呤┑繒?huì)導(dǎo)致土壤微生物性狀和生化功能減退，微生物活性下降，進(jìn)而抑制硝化作用的進(jìn)行[14]。由此可見(jiàn)，土壤中有機(jī)氮礦化作用和硝化作用對(duì)氮肥施用的響應(yīng)可能因土壤類(lèi)型和施氮水平而異，具體機(jī)制還需進(jìn)行深入研究。

N2O是一種重要的溫室氣體，其在大氣中滯留時(shí)間長(zhǎng)，輻射潛力大，大氣中的N2O能破壞平流層中的臭氧，增加地球的紫外線輻射強(qiáng)度，百年尺度上N2O的增溫效應(yīng)是CO2的310倍[15]。土壤通過(guò)硝化過(guò)程和反硝化過(guò)程排放N2O[16]，據(jù)估計(jì)，農(nóng)田土壤排放的N2O占大氣中N2O總量的80%～90%[17]。研究表明，土壤排放的N2O主要來(lái)自反硝化過(guò)程[16]。然而中國(guó)旱作農(nóng)田土壤資源豐富，銨態(tài)氮肥施用基數(shù)大，硝化過(guò)程對(duì)N2O排放的貢獻(xiàn)也不容忽視[18-19]。研究表明，氮肥施用量對(duì)旱作農(nóng)田土壤N2O排放的影響與土壤類(lèi)型和施氮水平有關(guān)，兩者間可能呈線性[20]、米氏[21]或指數(shù)函數(shù)關(guān)系[22]。此外，氮肥施用會(huì)影響土壤微生物活性，進(jìn)而影響微生物控制的CO2排放過(guò)程[23]。因此，有必要針對(duì)土壤溫室氣體排放對(duì)不同施氮水平的響應(yīng)開(kāi)展深入研究。

目前，有關(guān)氮肥施用水平對(duì)土壤有機(jī)氮礦化和硝化過(guò)程的影響研究主要針對(duì)熱帶、亞熱帶森林土壤[24-25]和溫帶草原、農(nóng)田土壤[6,8,22]開(kāi)展，對(duì)于寒溫帶農(nóng)田土壤氮轉(zhuǎn)化過(guò)程對(duì)氮肥施用水平的響應(yīng)研究鮮有報(bào)道。因此，本研究以寒溫帶農(nóng)田土壤為對(duì)象，采用室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)研究不同施氮水平下土壤凈氮礦化速率、凈硝化速率、溫室氣體排放的動(dòng)態(tài)變化，以期深入理解東北黑土區(qū)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的氮素轉(zhuǎn)化規(guī)律，為黑土區(qū)旱地農(nóng)田土壤的合理施肥及可持續(xù)發(fā)展提供科學(xué)指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 土樣采集

供試農(nóng)田土壤采自黑龍江省哈爾濱市阿城區(qū)。采樣區(qū)農(nóng)田主要種植玉米，年均施氮量120 kg N/hm2。于玉米收獲后多點(diǎn)采集表層土壤(0～20 cm)，一部分新鮮土壤混勻過(guò)2 mm篩后用于室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，另將一部分土樣風(fēng)干后用于土壤理化性質(zhì)的測(cè)定，具體為：土壤pH 5.98，田間持水量(WHC)為61.9%，有機(jī)碳和全氮含量分別為21.5、1.95 g/kg，C/N比為11.02，水溶性有機(jī)碳和水溶性有機(jī)氮含量分別為265、23.4 mg N/kg，銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量分別為4.23、16.8 mg N/kg，砂粒、粉粒、粘粒含量分別為16.8%、65.3%、17.9%。

1.2 培養(yǎng)方法

稱(chēng)取相當(dāng)于30 g烘干土重的新鮮土樣于60個(gè)250 mL三角瓶中，將三角瓶平均分為4組，每組15個(gè)。用移液管向其中3組三角瓶中加入2 mL(NH4)2SO4溶液，使添加氮濃度分別達(dá)到40、60、80 mg N/kg(N40、N60、N80)，另外1組加入等量去離子水作為對(duì)照(N0)，每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。用去離子水調(diào)節(jié)土壤水分含量至60%WHC，用扎有小孔的錫箔封口，然后將所有三角瓶置于恒溫培養(yǎng)箱中25℃下黑暗培養(yǎng)7天。培養(yǎng)期間每天去除錫箔通氣30 min，蒸發(fā)損失的水分通過(guò)稱(chēng)重法補(bǔ)足。分別在培養(yǎng)后的0、1、3、5、7天采集培養(yǎng)瓶上部空間氣體，每次采氣前將三角瓶用帶取氣孔的硅膠塞塞緊，用真空泵抽真空后注入空氣，如此反復(fù)3次使得所有培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)初始?xì)怏w濃度與室內(nèi)空氣相同，將三角瓶密閉6 h后抽取20 mL氣體至真空瓶中用于測(cè)定N2O和CO2氣體濃度。取氣完畢后，向三角瓶中加入2 mol/L KCl溶液（液土比為2.5:1），恒溫震蕩1 h后過(guò)濾，濾液用于測(cè)定銨態(tài)氮和硝態(tài)氮濃度。

1.3 分析方法

土壤pH用電位法測(cè)定（水土比為2.5:1）；田間持水量(WHC)用漏斗法測(cè)定[26]；土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮用2 mol/L KCl溶液提取后利用流動(dòng)分析儀測(cè)定；土壤有機(jī)碳和全氮用C/N元素分析儀測(cè)定(NA Series 2,CE Instruments，Italy)；土壤水溶性有機(jī)碳和水溶性有機(jī)氮用水浸提后（液土比為5:1）用有機(jī)碳氮分析儀測(cè)定(Schimadzu Corp，Kyoto，Japan)；土壤砂粒、粉粒和粘粒含量用比重計(jì)法測(cè)定；N2O和CO2氣體濃度用島津氣相色譜儀測(cè)定(Shimadzu GC-14B，Japan)。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

凈氮礦化速率和凈硝化速率計(jì)算方法如式(1)～(2)所示。

式中，m為凈氮礦化速率[mg N/(kg·d)]，n為凈硝化速率[mg N/(kg·d)]，t為培養(yǎng)時(shí)間，NH4+-N和NO3--N單位為mg N/kg。

N2O和CO2氣體濃度計(jì)算方法如式(3)所示。

式中，F(xiàn)為氣體平均排放速率[ng N2O-N/(kg·h)，mg CO2-C/(kg·h)]，ρ為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下N2O和CO2的密度，dc/dt為單位時(shí)間內(nèi)氣體濃度增加量（×10-6/h或×10-9/h），V為培養(yǎng)瓶上部空間有效體積(mL)，T為培養(yǎng)溫度(℃)，W為土壤干重(kg)。

氣體累積排放量采用相鄰2次取樣氣體排放速率平均值與時(shí)間乘積后加權(quán)計(jì)算得出，N2O排放比例(‰)為N2O平均排放速率與凈硝化速率之比。

全文采用Excel軟件作圖，采用SPSS軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。采用單因素和Duncan法進(jìn)行方差分析和多重比較(α=0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤無(wú)機(jī)氮含量

不同培養(yǎng)時(shí)間土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量的動(dòng)態(tài)變化如圖1所示。各處理土壤銨態(tài)氮含量都隨著培養(yǎng)時(shí)間的推進(jìn)逐漸下降，N0、N40、N60和N80處理土壤銨態(tài)氮含量分別從0天時(shí)的3.28、43.5、62.9、84.7 mg N/kg下降到7天時(shí)的1.23、4.44、11.5、21.9 mg N/kg，各取樣時(shí)間點(diǎn)不同處理土壤銨態(tài)氮含量均表現(xiàn)為N80＞N60＞N40＞N0，不同處理間差異顯著(P＜0.05)（圖1a）。整個(gè)培養(yǎng)期間，不施氮的N0處理土壤硝態(tài)氮含量(13.6～15.8 mg N/kg)沒(méi)有顯著變化，而各施氮處理土壤硝態(tài)氮含量隨培養(yǎng)的進(jìn)行逐漸增加。至培養(yǎng)結(jié)束，N40、N60和N80處理土壤硝態(tài)氮含量分別達(dá)到48.1、60.4、69.4 mg N/kg，各取樣時(shí)間點(diǎn)不同處理土壤硝態(tài)氮含量均表現(xiàn)為N80＞N60＞N40＞N0，不同處理間差異顯著(P＜0.05)（圖1b）。

圖1 不同施氮水平下土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量的動(dòng)態(tài)變化

2.2 凈氮礦化速率和凈硝化速率

施氮水平對(duì)于土壤有機(jī)氮礦化作用和硝化作用的影響十分顯著（圖2）。不施氮的N0處理土壤凈氮礦化速率為0.03 mg N/(kg·d)，土壤氮礦化量稍高于氮固定量，而3個(gè)施氮處理的土壤凈氮礦化速率均為負(fù)值，表現(xiàn)為對(duì)氮的凈固定。N40、N60和N80處理的土壤凈氮礦化速率分別為-0.71、-1.01、-1.27 mg N/(kg·d)，各處理之間差異顯著(P＜0.05)（圖2a）。施氮顯著促進(jìn)了硝化作用的進(jìn)行，不施氮的N0處理土壤凈硝化速率為0.32 mg N/(kg·d)，而N40、N60和N80處理的土壤凈硝化速率分別為4.87、6.35、7.70 mg N/(kg·d)，分別是N0處理的15.2、60.4、69.4倍(P＜0.05)（圖2b）。

圖2 不同施氮水平下土壤凈氮礦化速率和凈硝化速率

2.2 土壤N2O排放

由圖3可見(jiàn)，施氮水平顯著影響土壤N2O排放。N0、N40和N80處理土壤N2O排放速率隨培養(yǎng)的進(jìn)行先增加后降低，N0處理的N2O排放峰值出現(xiàn)在培養(yǎng)后的第5天，N40和N80處理則在培養(yǎng)后的第3天就達(dá)到峰值（圖3a）。與前述3個(gè)處理不同的是，N60處理的N2O排放速率在培養(yǎng)后的第1天就達(dá)到了峰值，隨后緩慢下降至第3天后快速下降。培養(yǎng)期間，N0、N40、N60和N80處理的N2O平均排放速率分別為3.33、7.16、10.9、8.84 μg N2O-N/(kg·d)，各處理不同取樣時(shí)間點(diǎn)N2O排放速率表現(xiàn)為N60＞N80＞N40＞N0。隨著培養(yǎng)的進(jìn)行，各處理N2O累積排放量顯著增加。至培養(yǎng)結(jié)束，N0、N40、N60和N80處理的N2O累積排放量分別為23.3、50.1、76.1、61.9 μg N2O-N/kg（圖3b），各處理間差異顯著(P＜0.05)。

圖3 不同施氮水平下土壤N2O排放速率和累積排放量的動(dòng)態(tài)變化

不施氮的N0處理N2O排放比例為8.11‰，施氮后N2O排放比例顯著降低(P＜0.05)（圖4），N40、N60和N80處理的N2O排放比例分別為1.48‰、1.72‰和1.15‰，3個(gè)施氮水平之間沒(méi)有顯著差異(P＞0.05)。

圖4 不同施氮水平下土壤凈硝化量、N2O排放量和N2O排放比例

2.3 土壤CO2排放

無(wú)論施氮與否，各處理土壤CO2排放速率均隨著培養(yǎng)的進(jìn)行逐漸下降，施氮顯著抑制了CO2的排放（圖5a）。整個(gè)培養(yǎng)期間N40、N60和N80處理土壤CO2平均排放速率分別為11.9、11.5、11.5 mgCO2-C/(kg·d)，3個(gè)處理間沒(méi)有顯著差異(P＞0.05)，但均顯著低于N0處理的13.7 mg CO2-C/(kg·d)(P＜0.05)。培養(yǎng)期間，CO2累積排放量隨著培養(yǎng)的推進(jìn)顯著增加（圖5b），培養(yǎng)結(jié)束后N40、N60和N80處理的CO2累積排放量分別為83.2、80.3、80.7 mg CO2-C/kg，顯著低于 N0處理的96.1 mg CO2-C/kg。

圖5 不同施氮水平下土壤CO2排放速率和累積排放量的動(dòng)態(tài)變化

3 結(jié)論

施氮水平對(duì)東北農(nóng)田黑土氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程和溫室氣體排放具有顯著影響。施氮顯著抑制了農(nóng)田土壤的有機(jī)氮礦化作用，土壤凈氮礦化速率為負(fù)值且隨施氮水平的增加而顯著降低。施氮顯著促進(jìn)了農(nóng)田土壤的硝化作用，凈硝化速率隨施氮水平的增加而顯著增加。0～60 mg N/kg范圍內(nèi)土壤N2O排放量隨施氮水平的增加而顯著增加，當(dāng)?shù)视昧窟M(jìn)一步增加到80 mg N/kg時(shí)，N2O排放量有所下降。施氮顯著抑制了土壤CO2的排放，但施氮水平對(duì)CO2排放沒(méi)有顯著影響。本研究采用的是室內(nèi)培養(yǎng)的試驗(yàn)方法，不能完全反映田間實(shí)際情況，后續(xù)還需開(kāi)展原位田間試驗(yàn)加以驗(yàn)證。

4 討論

4.1 凈氮礦化速率

土壤有機(jī)氮的礦化是在微生物作用下將有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為銨態(tài)氮的過(guò)程，因此銨態(tài)氮肥的施用對(duì)有機(jī)氮礦化速率具有重要影響。研究表明，農(nóng)田土壤施用一定量的氮肥能夠促進(jìn)土壤有機(jī)氮礦化，增加土壤凈氮礦化量[9]。但當(dāng)供氮水平過(guò)高時(shí)反而會(huì)抑制有機(jī)氮的礦化，甚至導(dǎo)致凈氮礦化速率為負(fù)值，表現(xiàn)為對(duì)無(wú)機(jī)氮的凈固定，這是因?yàn)樵谕寥纼?nèi)部存在一個(gè)控制有機(jī)氮礦化-固定的機(jī)制[27]。本研究中不施氮條件下土壤凈氮礦化速率為正值，說(shuō)明沒(méi)有外源氮時(shí)土壤有機(jī)氮可以通過(guò)礦化釋放出一部分無(wú)機(jī)氮，具備一定的基礎(chǔ)供氮能力。而施用氮肥后土壤凈氮礦化速率變?yōu)樨?fù)值，且土壤凈氮礦化速率隨施氮水平的增加而顯著降低，說(shuō)明土壤中有機(jī)氮礦化作用不受氮素有效性的限制。李平等[10]也曾報(bào)道，農(nóng)田土壤施用氮肥后導(dǎo)致凈氮礦化速率顯著降低，與本研究結(jié)果一致。一方面，施用外源氮肥影響了土壤中微生物的數(shù)量和活性，抑制了與含氮有機(jī)化合物分解有關(guān)的酶活性[4]。另一方面，化學(xué)氮肥的施用可能導(dǎo)致土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)構(gòu)發(fā)生顯著變化，不利于底物與酶的結(jié)合[28]，進(jìn)而導(dǎo)致胞外酶的代謝效率和分解速率降低[5]，影響有機(jī)氮的礦化過(guò)程。

4.2 凈硝化速率

硝化作用是在硝化微生物的作用下將銨態(tài)氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮的過(guò)程，其過(guò)程速率受底物銨態(tài)氮濃度的影響。本研究結(jié)果顯示，在沒(méi)有外源氮肥的條件下土壤凈硝化速率數(shù)值很低[0.32 mg/(kg·d)]，而施用銨態(tài)氮肥后土壤凈硝化速率隨施氮水平的增加而顯著增加，達(dá)到N0處理的15～23倍，表明土壤中硝化作用的強(qiáng)度受銨態(tài)氮底物濃度的限制。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中氮肥的長(zhǎng)期大量施用刺激了土壤中硝化微生物的活性，導(dǎo)致硝化速率受制于土壤中底物數(shù)量。很多已有的研究也表明，農(nóng)田土壤施用氮肥后顯著促進(jìn)了硝化作用的進(jìn)行，一定用量范圍內(nèi)土壤凈硝化速率與施氮水平顯著正相關(guān)[6,13-14]。研究發(fā)現(xiàn)，土壤硝化細(xì)菌豐度和群落多樣性等微生物學(xué)性質(zhì)的提高可能是施氮促進(jìn)硝化作用的主要原因[12]。呂玉等[11]報(bào)道，農(nóng)田土壤施用不同量氮肥后AOA的數(shù)量是不施氮處理的1.05～1.67倍，AOB的數(shù)量是不施氮處理的1.25～7.62倍，且2種硝化細(xì)菌豐度隨施氮水平的增加顯著增加，進(jìn)而顯著增加了土壤硝化勢(shì)。Enwall等[29]的研究也表明，長(zhǎng)期施用氮肥后農(nóng)田土壤AOB豐度是不施氮處理的20倍，且土壤硝化速率顯著提高。

4.3 N2O排放

土壤中N2O的排放主要來(lái)自硝化和反硝化過(guò)程，好氣條件下硝化是N2O的主要排放途徑，嫌氣條件下反硝化是N2O的主要排放途徑[30]。本研究中土壤含水量控制在60%WHC，培養(yǎng)期間處于好氧條件，N2O排放主要來(lái)自硝化過(guò)程。前人研究報(bào)道，土壤N2O排放量與施氮水平顯著正相關(guān)[12,31]，兩者呈線性[20]或指數(shù)函數(shù)關(guān)系[22]。本研究結(jié)果顯示，在0～60 mg N/kg的施氮范圍內(nèi)土壤N2O排放量隨施氮水平的增加而增加，當(dāng)施氮達(dá)到80 mg N/kg時(shí)，N2O排放量反而降低，山楠等[32]和馬智勇等[33]均有類(lèi)似報(bào)道。這說(shuō)明適量施氮可以通過(guò)促進(jìn)土壤硝化作用而促進(jìn)N2O的排放，但是過(guò)高的氮肥用量反而會(huì)降低N2O排放。本研究中施氮水平為80 mg N/kg時(shí)土壤凈硝化速率相對(duì)60 mg N/kg時(shí)顯著增加，其顯著下降的N2O排放量可能與N2O在土壤中的擴(kuò)散受阻有關(guān)。馬智勇等[34]報(bào)道，高施氮水平易導(dǎo)致土壤表面板結(jié)，抑制土壤中氣體的擴(kuò)散與傳輸，促使N2O在局部厭氧微區(qū)進(jìn)行還原轉(zhuǎn)化為N2，從而降低土壤N2O排放量，但具體機(jī)制還需進(jìn)行深入研究。

研究指出，好氧條件下農(nóng)田土壤硝化過(guò)程排放的N2O比例通常在0.02%～0.2%之間[35-37]，一般都小于0.1%。但也有研究報(bào)道，硝化過(guò)程排放的N2O比例較高，介于0.16%～2.32%之間[30,38-39]，這與本研究結(jié)果一致（圖4）。與不施氮處理相比，施用氮肥后土壤凈硝化量和N2O排放量都顯著增加，但N2O排放比例卻顯著降低，說(shuō)明氮肥施用對(duì)凈硝化量和N2O排放量的促進(jìn)程度并不成比例。此外，3個(gè)施氮水平處理的N2O排放比例沒(méi)有顯著差異，說(shuō)明施氮后N2O排放比例相對(duì)穩(wěn)定，不受氮肥用量影響。由于N2O排放量與凈硝化量之間具有一定的相關(guān)性，因此N2O排放比例是使用計(jì)算機(jī)模型在大尺度范圍內(nèi)估算N2O排放清單的重要參數(shù)，但不同模型中該參數(shù)的設(shè)定值有所不同。目前廣泛使用的CENTURY模型中假定N2O的排放比例為2%[30]，而在Expert-N 模型[40]和 PnET-Ndc模型[41]中，這一比例分別設(shè)定為0.5%和0.06%。不同模型中N2O排放比例設(shè)定值的差異可能與模型適用的區(qū)域、土壤類(lèi)型、植被類(lèi)型、施肥等因素有關(guān)，本研究結(jié)果可為黑土旱地農(nóng)田土壤N2O排放的估測(cè)提供科學(xué)依據(jù)。

4.4 CO2排放

實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)條件下，土壤中CO2的排放主要來(lái)自微生物呼吸，因此CO2排放量的高低可以代表土壤微生物活性的強(qiáng)弱[23]。土壤有機(jī)碳是微生物呼吸的基質(zhì)，尤其是易分解有效碳的含量對(duì)CO2排放具有直接影響[42]。土壤中有機(jī)碳大部分是以腐殖質(zhì)形態(tài)存在，而腐殖質(zhì)通常與礦物質(zhì)膠結(jié)成團(tuán)聚狀態(tài)形成穩(wěn)定的有機(jī)質(zhì)礦物質(zhì)復(fù)合膠體，屬于惰性有機(jī)碳，水溶性易分解有效碳的數(shù)量通常很低。本研究中CO2排放速率隨培養(yǎng)的進(jìn)行不斷下降，說(shuō)明易分解有效碳逐漸被消耗，呼吸強(qiáng)度減弱；3個(gè)施氮處理的CO2排放量顯著低于不施氮處理，說(shuō)明施氮抑制了土壤微生物的活性。有研究指出，大量施用硫酸銨改變了土壤碳氮比，導(dǎo)致局部銨離子濃度過(guò)高，土壤pH下降[7]，從而降低了微生物的整體活性和對(duì)單一碳源底物的利用能力[43]，土壤微生物生物量碳、多樣性和豐富度也顯著降低，微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生顯著變化[14]，進(jìn)而影響微生物呼吸。栗方亮等[14]的研究表明，當(dāng)硫酸銨施用水平大于120 mg N/kg時(shí)就可能造成紅壤微生物性狀和呼吸功能的衰減。本研究中硫酸銨施用水平為40 mg N/kg時(shí)土壤微生物呼吸量就顯著降低，這可能與不同土壤微生物活性對(duì)外源氮肥施用量的反應(yīng)不同有關(guān)。氮肥施用顯著促進(jìn)了土壤硝化作用的進(jìn)行，硝化作用的快速發(fā)生消耗了土壤中的氧氣，導(dǎo)致局部微域孔隙氧氣含量減少[44]，進(jìn)而抑制土壤微生物呼吸。此外，過(guò)量施氮會(huì)改變土壤有機(jī)質(zhì)形態(tài)，不利于微生物分解，利用效率降低也可能是導(dǎo)致土壤CO2排放量降低的原因之一[28]。