納米碳溶膠配施尿素對(duì)土壤N2O排放的影響

紀(jì)程，孫玉香，孟圓，徐聰，汪吉東，3*，張永春，3

（1.江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，南京 210014；2.江蘇大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院，江蘇 鎮(zhèn)江 212013；3.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)，南京 210095）

氧化亞氮（N2O）是大氣中重要的溫室氣體之一，大氣中N2O 濃度的空前升高是全球氣候變化的重要驅(qū)動(dòng)因素[1]。當(dāng)前大氣中N2O 體積分?jǐn)?shù)已達(dá)到3.32×10-7，與1750 年工業(yè)革命前相比，增長(zhǎng)率達(dá)23%[2]。農(nóng)業(yè)、工業(yè)、生物質(zhì)燃燒以及活性氮淋溶和大氣沉降的間接排放是N2O 的主要人為排放源[3]。其中，農(nóng)業(yè)土壤N2O 排放占重要地位，氮肥的廣泛使用推動(dòng)了土壤N2O 排放量的增長(zhǎng)。據(jù)估算，農(nóng)業(yè)源排放的N2O 可占全球人為排放的60%~70%[4]。

國(guó)內(nèi)外科研工作者一直致力于探索如何通過農(nóng)田氮管理實(shí)現(xiàn)土壤N2O 減排。一方面通過優(yōu)化氮肥管理實(shí)現(xiàn)N2O減排[5-6]，另一方面通過提高氮肥利用率減少氣態(tài)氮（N2O和NO等）損失[7-8]。近年來納米碳材料在改良土壤、提高肥料利用率以及節(jié)肥增產(chǎn)上表現(xiàn)出較好效果[9-11]。納米材料配施氮肥可以發(fā)揮其表面效應(yīng)和小尺寸效應(yīng)，既能夠增強(qiáng)肥料的吸附性能，減少肥料的流失，又可以改善土壤理化性質(zhì)，尤其是在堿性土壤pH和養(yǎng)分的改良方面[12-13]。學(xué)者們也逐漸關(guān)注到納米碳材料對(duì)土壤N2O排放的影響。研究發(fā)現(xiàn)，納米碳可以通過吸附土壤中的銨態(tài)氮而降低N2O排放[14]。然而，也有研究表明添加納米碳能夠提高土壤N2O排放，可能的原因是納米碳促進(jìn)了土壤微生物活性[15]。這些有關(guān)納米碳材料對(duì)N2O排放影響相互矛盾的結(jié)果可能與納米碳和土壤之間復(fù)雜的相互作用有關(guān)。

土壤硝化和反硝化作用是產(chǎn)生N2O 的關(guān)鍵過程，施加納米碳材料既可以影響土壤硝化過程，也可以影響反硝化過程。我們推測(cè)施加納米碳材料條件下土壤N2O 的排放取決于其對(duì)硝化和反硝化過程的凈效應(yīng)。因此，檢測(cè)納米碳材料作用下土壤硝化和反硝化潛勢(shì)的變化有助于揭示納米碳材料對(duì)N2O 排放的影響。本文選用納米碳溶膠為供試材料，研究其對(duì)兩種處理土壤N2O 排放的影響，以期為納米碳溶膠的推廣應(yīng)用以及減少農(nóng)業(yè)源N2O排放提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

納米碳溶膠采用通電電解雙石墨電極板制成，由沈陽美華農(nóng)業(yè)有限公司提供，納米碳粒子粒徑為10~100 nm。供試土壤采集于江蘇省濱海界牌鎮(zhèn)的小麥-玉米輪作種植區(qū)（33°43'N，119°37'E），該地區(qū)處于暖溫帶和亞熱帶季風(fēng)氣候的過渡地帶，年平均氣溫和降水量分別為14.1 ℃和942.6 mm，土壤類型為黃河沖積物發(fā)育而來的潮土。秸稈還田是改善該地區(qū)農(nóng)田土壤質(zhì)量的重要措施之一，且已在該種植區(qū)大面積推廣。目前已實(shí)行麥玉雙季秸稈還田2 a，獲取上一季作物的全量秸稈后，將秸稈機(jī)械粉碎至5~10 cm，再用旋耕機(jī)旋入土壤耕層（0~20 cm）。每年小麥秸稈的還田量約為5 000 kg?hm?2，玉米秸稈的還田量約為6 000 kg?hm?2。同時(shí)設(shè)置秸稈離田處理，該田塊收獲的秸稈不還田。本試驗(yàn)土壤樣品采集于秸稈還田和秸稈離田田塊。根據(jù)S 點(diǎn)法布點(diǎn)，每個(gè)田塊采集5 份耕層土壤（0~20 cm），土樣混勻后帶回實(shí)驗(yàn)室，自然風(fēng)干后過2 mm 篩，去除可見的根和有機(jī)殘留物。取部分風(fēng)干土樣測(cè)定土壤基本理化性質(zhì)，其余風(fēng)干土樣用于開展培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)。初始土壤性質(zhì)及納米碳溶膠的性質(zhì)詳見表1。

表1 供試土壤及納米碳溶膠的基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physico-chemical properties of soils used in the study

1.2 培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

稱取80 g 土樣（按干土計(jì)）置于250 mL 培養(yǎng)瓶，用去離子水調(diào)節(jié)土壤水分至50% 最大持水量（WHC），在25 ℃黑暗條件下預(yù)培養(yǎng)一周，以恢復(fù)土壤微生物活性。秸稈離田和秸稈還田土壤均設(shè)置4 個(gè)處理，分別是：①不施尿素和納米碳溶膠的對(duì)照（CK）；②單施納米碳溶膠（C）；③單施尿素（N）；④混施尿素和納米碳溶膠（NC）。每個(gè)處理設(shè)置3次重復(fù)。尿素（以N計(jì)）施用量為每千克土200 mg，納米碳溶膠施用量為2%（干土質(zhì)量）。正式培養(yǎng)時(shí)，用去離子水將土壤水分調(diào)節(jié)至80%WHC，此時(shí)為兼性厭氧環(huán)境，土壤硝化和反硝化反應(yīng)均可發(fā)生，具有最大的N2O 凈排放潛力[16-18]，每隔2 d 通過稱重法用去離子水補(bǔ)充培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)損失的水分。所有培養(yǎng)瓶（4個(gè)處理×2種土壤類型×5 個(gè)時(shí)間點(diǎn)×3 個(gè)重復(fù)=120 個(gè)培養(yǎng)瓶）采用完全隨機(jī)區(qū)組排列，于25 ℃黑暗環(huán)境中培養(yǎng)21 d。此外，在正式培養(yǎng)開始的第1、3、8、15、21 天破壞性采集土壤，用于測(cè)定土壤理化性質(zhì)和硝化、反硝化潛勢(shì)。

1.3 氣體與土壤樣品分析

正式培養(yǎng)前8 d 每天收集和分析氣體一次，之后的第9天到第21天取氣頻率為每隔3 d一次。每次采氣前去掉保鮮膜用吹風(fēng)機(jī)通空氣5 min，之后用橡膠塞密封培養(yǎng)瓶，使用注射器采集瓶?jī)?nèi)氣體作為N2O 的初始濃度。密封培養(yǎng)瓶2 h后再次采集瓶?jī)?nèi)氣體。氣體中的N2O 濃度利用配有電子捕獲檢測(cè)器（ECD）的安捷倫7890A（Agilent 7890A，美國(guó)）氣相色譜儀測(cè)定，載氣為含95%氬氣和5%甲烷的混合氣。N2O 排放通量由密封前后2 h 內(nèi)累積的氣體濃度計(jì)算，具體公式為：

其中：F是指N2O 排放通量，μg·kg-1·h-1；ρ是指在標(biāo)準(zhǔn)溫度和壓力下N2O 的密度，kg·m-3；V是指錐形瓶的容積，m3；W是指培養(yǎng)所用土壤的干質(zhì)量，kg；ΔC/Δt是指在給定時(shí)間（2 h）內(nèi)密封錐形瓶后N2O 濃度的變化，10-9h-1；T是指錐形瓶?jī)?nèi)的溫度，℃。

利用密封2 h 前后的N2O 濃度計(jì)算得到的N2O 排放量代表采樣當(dāng)天的N2O 日平均排放量。根據(jù)每?jī)蓚€(gè)相鄰采樣日的排放通量，按順序累積計(jì)算得到培養(yǎng)期內(nèi)N2O排放總量。

利用紫外分光光度計(jì)（HITACHI，UV-2900，Tokyo，日本）測(cè)定土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量，分別利用雙波長(zhǎng)紫外分光光度法和靛酚藍(lán)法。采用復(fù)合玻璃電極儀（PHS-3C mv/pH detector，Shang-hai，中國(guó)）測(cè)定土壤pH 值，測(cè)定時(shí)的土水比為1∶5。土壤可溶解性有機(jī)碳（DOC）含量由TOC 分析儀（TOC Vcph，Shimadzu，Kyoto，日本）測(cè)定。土壤硝化潛勢(shì)利用氯酸鹽抑制法測(cè)定[19]，具體步驟：稱取5 g 鮮土于100 mL 培養(yǎng)瓶，向瓶中加入含20 mL 1 mmol·L-1硫酸銨[（NH4）2SO4]的磷酸鹽緩沖液（NaCl 8.0 g·L-1，KCl 0.2 g·L-1、Na2HPO40.2 g·L-1、NaH2PO40.2 g·L-1，pH 7.4），并加入5 mL 10 mmol·L-1氯酸鉀（KClO3）溶液抑制亞硝酸鹽的氧化；將培養(yǎng)瓶放入恒溫（25 ℃）振蕩培養(yǎng)箱中遮光培養(yǎng)24 h，然后加入5 mL 2 mol·L-1氯化鉀（KCl）溶液浸提亞硝態(tài)氮（NO-2-N）；NO-2-N 含量用紫外分光光度計(jì)在540 nm 波長(zhǎng)下測(cè)定，顯色劑為N-（1-萘基）-乙二胺；硝化潛勢(shì)根據(jù)單位時(shí)間內(nèi)單位土壤樣品增加的NO-2-N 含量計(jì)算。土壤反硝化潛勢(shì)利用乙炔抑制方法測(cè)定[20]，具體步驟：稱取5 g 鮮土于250 mL 培養(yǎng)瓶，向瓶中加入25 mL 溶液[1 mmol·L-1葡萄糖和1 mmol·L-1硝酸鉀（KNO3）]，斡旋混勻，蓋上橡膠塞，用真空泵抽真空后充入高純氮?dú)?，反?fù)抽洗3 次，再用乙炔將瓶?jī)?nèi)10%的氮?dú)庵脫Q，并使瓶?jī)?nèi)外氣壓一致；將培養(yǎng)瓶放入恒溫（25 ℃）培養(yǎng)箱中培養(yǎng)3 h，3 h 后用注射器采集瓶?jī)?nèi)氣體；利用氣相色譜儀分析氣體樣品中N2O 濃度，土壤反硝化潛勢(shì)根據(jù)單位時(shí)間內(nèi)N2O 的產(chǎn)生量計(jì)算。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

所有數(shù)據(jù)基于烘干土質(zhì)量計(jì)算。利用配對(duì)分析T檢驗(yàn)分析兩種土壤各處理間理化性質(zhì)、硝化和反硝化潛勢(shì)的顯著性差異。利用雙因素方差分析檢驗(yàn)納米碳溶膠與尿素施用對(duì)兩種處理土壤N2O 排放量的影響（LSD 檢驗(yàn)，P<0.05）。本研究中所有數(shù)據(jù)結(jié)果以平均值加減標(biāo)準(zhǔn)誤差（Mean±SE）表示，n=3。所有數(shù)據(jù)處理與分析使用SPSS 20.0軟件進(jìn)行。

2 結(jié)果與分析

2.1 尿素與納米碳溶膠作用下的土壤理化性質(zhì)

秸稈還田顯著改變了土壤理化性質(zhì)，主要表現(xiàn)為秸稈還田顯著提高了土壤電導(dǎo)率、有機(jī)質(zhì)和堿解氮含量，同時(shí)顯著降低了土壤pH（P<0.05）。

施加尿素短期內(nèi)顯著增加了土壤NH+4-N 含量，秸稈離田和秸稈還田土壤的NH+4-N 含量均在培養(yǎng)的第3 天最高，之后持續(xù)下降，到第14 天左右下降到較低水平（圖1a和圖1c）。施加尿素后土壤的NO-3-N 含量在整個(gè)培養(yǎng)期內(nèi)呈上升趨勢(shì)（圖1b和圖1d）。配對(duì)T檢驗(yàn)結(jié)果表明（表2），施加納米碳溶膠顯著增加了施氮條件下秸稈離田土壤的NH+4-N 含量，而顯著降低了秸稈還田土壤的NH+4-N 含量。同時(shí)，施加納米碳溶膠顯著降低了施氮條件下秸稈離田土壤的含量，顯著提高了秸稈還田土壤的含量（P<0.05）。如圖2a 和圖2c 所示，培養(yǎng)期內(nèi)土壤pH 呈現(xiàn)下降趨勢(shì)。施加尿素處理的土壤pH 在培養(yǎng)初期增加。同時(shí)，施加納米碳溶膠顯著降低了秸稈還田土壤的pH（P<0.05，表2）。如圖2b和圖2d所示，施加尿素顯著增加了兩種土壤的DOC 含量，施加納米碳溶膠顯著增加了秸稈還田土壤第3天的DOC含量，但對(duì)第21天的DOC含量無顯著影響。

圖1 秸稈離田和秸稈還田土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量的動(dòng)態(tài)變化Figure 1 Dynamic variations ofandcontents from the straw-removal and straw-return soils

圖2 秸稈離田和秸稈還田土壤pH和可溶性有機(jī)碳含量的動(dòng)態(tài)變化Figure 2 Dynamic variations of pH and DOC contents from the straw-removal and straw-return soils

2.2 尿素與納米碳溶膠作用下的土壤N2O排放

如圖3 所示，尿素施用下秸稈離田與秸稈還田土壤的N2O 排放速率均在第一周內(nèi)迅速升高，直至出現(xiàn)峰值后下降，然后趨于平穩(wěn)。納米碳溶膠和尿素對(duì)土壤N2O 排放具有顯著的交互作用（P<0.05），且對(duì)不同處理土壤的影響結(jié)果不同。與CK 相比，單施納米碳溶膠對(duì)土壤N2O 排放無顯著影響。施氮條件下，添加納米碳溶膠顯著增加了秸稈離田土壤的N2O 排放，而顯著降低了秸稈還田土壤的N2O 排放，減排效率達(dá)63%（P<0.05，圖3d）。

圖3 秸稈離田和秸稈還田土壤N2O排放通量和累積排放量Figure 3 Dynamic variations of N2O fluxes and cumulative N2O emissions from the straw-removal and straw-return soils

2.3 尿素與納米碳溶膠作用下的土壤硝化和反硝化潛勢(shì)

本研究中，納米碳溶膠顯著提高了施氮條件下秸稈離田土壤和秸稈還田土壤的硝化潛勢(shì)（P<0.05，表2），比例提高16%和25%（圖4a）。然而，兩種土壤的反硝化潛勢(shì)對(duì)納米碳溶膠的響應(yīng)不同，施氮條件下添加納米碳溶膠顯著降低了秸稈還田土壤的反硝化潛勢(shì)，但秸稈離田土壤的反硝化潛勢(shì)對(duì)納米碳溶膠無顯著響應(yīng)（圖4b）。

圖4 秸稈離田和秸稈還田土壤的硝化潛勢(shì)和反硝化潛勢(shì)Figure 4 Rates of the potential nitrification and denitrification from the straw-removal and straw-return soils

3 討論

3.1 納米碳溶膠對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

納米碳材料對(duì)土壤養(yǎng)分具有一定的固持或活化作用[21]。本研究中，施用納米碳溶膠能夠顯著增加秸稈離田土壤含量和秸稈還田土壤的含量，顯著降低秸稈離田土壤的和秸稈還田土壤的含量，表明納米碳溶膠可以活化和固持土壤中的無機(jī)氮。納米碳溶膠作為一種高C/N 的碳源，可以同時(shí)對(duì)微生物的同化作用和礦化作用產(chǎn)生刺激，因此，納米碳溶膠引起土壤氮素的變化取決于兩種作用的凈效應(yīng)。研究發(fā)現(xiàn)，施用納米碳溶膠能夠降低堿性土壤的pH[13]，這可能與納米碳的特殊性能——外包膜帶有的負(fù)電荷以及本身的籠形芳香結(jié)構(gòu)有關(guān)[22]。在本研究中，施加納米碳溶膠顯著降低了秸稈還田土壤的pH，但秸稈離田土壤的pH 對(duì)納米碳溶膠無顯著響應(yīng)。培養(yǎng)第3 天時(shí)，在施用尿素基礎(chǔ)上添加納米碳溶膠顯著提高了秸稈離田和秸稈還田土壤的DOC 含量，這與生物質(zhì)炭對(duì)土壤DOC 含量的影響類似。外源碳投入能夠提高土壤微生物活性，導(dǎo)致土壤有機(jī)養(yǎng)分被微生物快速分解[23]。同時(shí)，添加外源碳可能促進(jìn)了土壤中老碳的分解，從而增加了土壤DOC含量。

3.2 納米碳溶膠對(duì)土壤硝化和反硝化潛勢(shì)及N2O 排放的影響

本研究中，在施用尿素基礎(chǔ)上添加納米碳溶膠顯著增加了秸稈離田土壤的N2O 排放量，這可能與納米碳施入對(duì)土壤硝化反應(yīng)的促進(jìn)作用有關(guān)（圖4）。氨氧化過程是土壤硝化反應(yīng)的關(guān)鍵步驟，該過程主要由氨氧化微生物驅(qū)動(dòng)。一般情況下，氨氧化細(xì)菌在堿性土壤的硝化反應(yīng)中占據(jù)主導(dǎo)地位，尤其是本研究的高銨環(huán)境[24]。原因是氨氧化古菌普遍適宜生長(zhǎng)在含量較低且酸性環(huán)境，而氨氧化細(xì)菌更偏向于底物豐富的環(huán)境[25]。本研究中，納米碳溶膠施加后土壤C/N 的升高可能會(huì)增加土壤氨氧化細(xì)菌數(shù)量。研究表明，氨氧化細(xì)菌與土壤C/N 具有顯著正相關(guān)關(guān)系[26]，土壤C/N 可以通過改變氮的相對(duì)可利用性影響氨氧化微生物豐度，從而調(diào)控硝化作用[27]。此外，納米碳溶膠的施入提高了土壤有效碳含量，這可能會(huì)造成異養(yǎng)微生物和自養(yǎng)硝化菌之間對(duì)NH+4的競(jìng)爭(zhēng)[28]，而在氮底物充足的條件下，這種競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系會(huì)促進(jìn)硝化反應(yīng)，導(dǎo)致N2O 排放量升高。然而，也有研究發(fā)現(xiàn)，納米碳材料可能通過吸附無機(jī)氮底物而抑制土壤硝化作用[15]。以上研究結(jié)果表明，納米碳材料對(duì)土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響具有一定的復(fù)雜性，并且表現(xiàn)出土壤特異性。

盡管施用納米碳溶膠顯著提高了秸稈還田土壤的硝化潛勢(shì)，但其顯著降低了施氮條件下該土壤的N2O 排放，表明納米碳溶膠對(duì)土壤硝化反應(yīng)的促進(jìn)作用不是其減排N2O 的原因。我們推測(cè)納米碳溶膠對(duì)秸稈還田土壤反硝化過程的抑制作用是其減少N2O排放的原因之一。相比于秸稈離田土壤，秸稈還田土壤的有機(jī)碳含量較高，土壤中異養(yǎng)微生物活性較高，土壤有效碳含量的提高將促進(jìn)微生物對(duì)無機(jī)氮的同化作用[29-30]。因此，施加納米碳溶膠可能通過激發(fā)秸稈還田土壤異養(yǎng)微生物對(duì)底物無機(jī)氮的同化而降低土壤反硝化速率。此外，納米碳的輸入還可能通過促進(jìn)土壤徹底反硝化過程而降低N2O 排放。研究表明，土壤碳含量能夠改變反硝化過程還原劑和氧化劑的相對(duì)有效性，反之也會(huì)影響反硝化的最終產(chǎn)物，即NO、N2O 和N2[31-32]。外源碳輸入通過刺激微生物代謝，增加對(duì)O2的消耗，進(jìn)而為徹底反硝化創(chuàng)造有利條件[33]。此外，碳底物組分的復(fù)雜性也會(huì)顯著影響土壤反硝化作用及其N2O 產(chǎn)物[34]。本研究中，納米碳溶膠對(duì)兩種處理土壤N2O 排放影響的不一致性可能與土壤本底碳含量有關(guān)。此外，該條件下有機(jī)碳組分與N2O排放的耦聯(lián)效應(yīng)需進(jìn)一步探究。

4 結(jié)論

納米碳溶膠對(duì)土壤N2O 排放的影響與氮肥添加和土壤類型有關(guān)。氮肥施用條件下，施加納米碳溶膠能夠顯著增加秸稈離田土壤的N2O 排放，而顯著降低秸稈還田土壤的N2O 排放。因此，將施加納米碳溶膠作為調(diào)控土壤氮素水平的措施時(shí)，應(yīng)考慮到其增加N2O排放的可能性。