全 文 ：硝化抑制剂 DCD、DMPP对褐土氮总矿化速率和
硝化速率的影响*
章摇 燕1,2 摇 徐摇 慧1,2**摇 夏宗伟1,2 摇 郭彦玲1,2
(1中国科学院沈阳应用生态研究所中国科学院陆地生态过程重点实验室,沈阳 110016; 2中国科学院研究生院,北京 100049)
摘摇 要摇 采用15N库稀释鄄原位培养法研究了硝化抑制剂 DCD、DMPP 对华北盐碱性褐土氮总
矿化速率和硝化速率的影响.试验在山西省运城市种植玉米的盐碱性土壤上进行,设单施尿
素、尿素+DCD、尿素+DMPP 3 个处理.结果表明:施肥后 2 周,DCD、DMPP 分别使氮总矿化速
率和氮总硝化速率减少了 25. 5% 、7. 3%和 60. 3% 、59. 1% ,DCD对氮总矿化速率的影响显著
高于 DMPP,两者对氮总硝化速率的影响无显著差异;而在施肥后 7 周,不同硝化抑制剂对氮
总硝化速率的影响存在差异.施肥后 2 周,3 个处理的土壤氮总矿化速率和硝化速率分别是施
肥前的 7. 2 ~ 10. 0 倍和 5. 5 ~ 21. 5 倍;NH4 +和 NO3 -消耗速率分别是施肥前的 9. 1 ~ 12. 2 倍和
5. 1 ~ 8. 4 倍,这是由氮肥对土壤的激发效应所致.硝化抑制剂使氮肥更多地以 NH4 +形式保持
在土壤中,减少了 NO3 -的积累.土壤氮总矿化速率和总硝化速率受硝化抑制剂的抑制是 N2O
减排的主要原因.
关键词摇 褐土摇 硝化抑制剂摇 15N库稀释技术摇 原位培养摇 氮总矿化速率摇 氮总硝化速率
*国家科技支撑计划项目(2008BAD95B01)和中国科学院知识创新工程重要方向项目资助.
**通讯作者. E鄄mail: xuhui@ iae. ac. cn
2011鄄04鄄05 收稿,2011鄄10鄄26 接受.
文章编号摇 1001-9332(2012)01-0166-07摇 中图分类号摇 Q938. 1+3摇 文献标识码摇 A
Effects of nitrification inhibitors DCD and DMPP on cinnamon soil爷s gross nitrogen mineral鄄
ization and nitrification rates. ZHANG Yan1,2, XU Hui1,2, XIA Zong鄄wei1,2, GUO Yan鄄ling1,2
( 1Key Laboratory of Terrestrial Ecological Processes, Institute of Applied Ecology, Chinese Academy
of Sciences, Shenyang 110016, China; 2Graduate University of Chinese Academy of Sciences, Beijing
100049, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,23(1): 166-172.
Abstract: By using 15N pool dilution technique in combining with in situ soil cultivation, this paper
studied the effects of nitrification inhibitors dicyandiamide (DCD) and 3,4鄄dimethylpyrazole phos鄄
phate (DMPP) on the gross nitrogen (N) mineralization and nitrification rates in a saline鄄alkali
cinnamon soil in North China. The experiment was carried out in a maize鄄wheat rotation field in
Yuncheng City of Shanxi Province, and three treatments were installed, i. e. , urea, urea + DCD,
and urea + DMPP. In the first two weeks after fertilization, DCD and DMPP made the gross N min鄄
eralization rate and gross N nitrification rate decreased by 25. 5% and 7. 3% , and by 60. 3% and
59. 1% , respectively, with a significant difference in the gross N mineralization rate but less differ鄄
ence in the gross N nitrification rate between the effects of DCD and DMPP. However, significant
difference was observed in the gross N nitrification rate between the effects of DCD and DMPP after
seven weeks of fertilization. The gross N mineralization and nitrification rates and the NH4 + and NO3 -
consumption rates after two weeks of fertilization were 7. 2-10. 0, 5. 5-21. 5, 9. 1-12. 2, and 5. 1-
8郾 4 times of those before fertilization, respectively, possibly due to the stimulating effect of N fertili鄄
zation. DCD and DMPP made the fertilizer urea N more maintained in NH4 +鄄N form and less accumu鄄
lated in NO3 -鄄N form in soil. The decreases of the gross N mineralization and nitrifications rate in the
test soil due to the effects of the inhibitors would benefit the reduction of N2O emission from the soil.
Key words: cinnamon soil; nitrification inhibitor; 15N pool dilution technique; in situ culture;
gross N mineralization rate; gross N nitrification rate.
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 1 月摇 第 23 卷摇 第 1 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Jan. 2012,23(1): 166-172
摇 摇 现代农业的发展越来越依赖于氮肥的使用,但
在我国氮肥的利用率却很低[1] . 由于过量施肥导致
的氨挥发、氮淋溶(NO2 -和 NO3 -)和 N2O 等形式的
氮损失导致了包括水体富营养化和气候变暖等许多
环境问题[2] . 硝化抑制剂(nitrification inhibitor,NI)
是具有抑制土壤中具有硝化作用的微生物活性的一
类物质的总称,作为生态友好型的生化调控剂,硝化
抑制剂对现代农业的贡献及对土壤生态系统的影响
日益受到关注.硝化抑制剂与氮肥混施可有效解决
氮肥利用率低而导致的氮损失问题[3-4] . 硝化抑制
剂主要通过抑制硝化反应的限速步骤(NH4 +氧化成
NO2 -这一步)来达到抑制硝化过程的作用[5-6],从而
减少氮肥淋溶和挥发损失、积累植物可利用的
NH4 +,进而提高氮肥利用率并减轻环境污染. 国内
外研究较广泛的硝化抑制剂有双氰胺(DCD)、3,4鄄
二甲基吡唑磷酸 ( DMPP)、2鄄氯鄄6鄄三氯甲基吡啶
(Nitrapyrin)和乙炔等[7-9] . 其中,DCD 和 DMPP 抑
制硝化作用的第一阶段,即抑制亚硝化细菌的氨单
加氧酶活性. DCD因具有价格便宜、易溶于水、含氮
量高、不易挥发、降解产物无污染等特点而备受人们
的青睐,研究表明,DCD 能够有效减少 NO3 -淋溶和
N2O排放[10] . DMPP具有用量低、持续时间长、生物
毒性低、抑制效果显著等优点,能够减少 NO3 -累积
和淋溶及硝化鄄反硝化引起的氮损失[11-12],且众多
研究均表明,DMPP比 DCD能更有效地减少 N2O释
放[10,13-14],这可能是因为 DMPP 在土壤中的有效性
时间更长[15] .
除肥料氮外,土壤中可利用氮主要来自微生物
对土壤有机氮的矿化和硝化作用[16] .氮素的矿化速
率、硝化速率是土壤供氮能力的重要指标. 研究表
明,硝化抑制剂影响土壤氮循环微生物的活性,改变
土壤氮素周转过程,从而引起土壤氮素矿化和硝化
速率的变化[16-19] .
近 年 来, 国 内 外 均 开 展 了 关 于 DCD、
DMPP[13-15,20]与土壤氮素总矿化、硝化速率[21-22]相
关关系的研究.但是,这些研究很少将硝化抑制剂与
土壤氮素总矿化、硝化作用过程结合起来,也尚未涉
及华北盐碱性褐土这一典型土壤类型. 本实验室前
期的研究表明:DCD 和 DMPP 在不同土壤类型下对
抑制 N2O排放的效果截然相反,DCD对东北沈阳潮
棕壤 N2O 减排效果好,DMPP 对华北运城褐土 N2O
减排效果好.我们推测这可能与两种土壤理化性质
及菌群结构、矿化 /硝化速率差异较大有关.为此,本
文以山西运城玉米鄄小麦轮作农田盐碱性褐土为研
究对象,采用15N 同位素稀释鄄原位培养法测定了土
壤氮总矿化速率和总硝化速率,以期揭示盐碱性褐
土氮素转化过程及对硝化抑制剂的响应,为华北盐
碱性褐土的氮循环研究及合理使用硝化抑制剂提供
科学依据.
1摇 研究地区与研究方法
1郾 1摇 试验地概况
试验地点 位 于 山 西 省 运 城 市 董 村 农 场
(34毅56忆 N, 110毅43忆 E),海拔 349 m,属黄河中游、
汾河下游区域,为暖温带大陆性季风气候,年日照时
数2350 h,年均气温 13 益,无霜期 220 d. 年均降水
量 620 mm,其中 80%集中在夏、秋两季. 土壤类型
为褐土,耕作层(0 ~ 20 cm)土壤理化性质:有机碳
9郾 6 g·kg-1,全氮 1郾 09 g· kg-1, pH 值 8郾 5,容重
1郾 23 g·cm-3,总孔隙度 54% ,质地为粉砂质粘土,
粘粒(<0郾 002 mm)、粉粒(0郾 02 ~ 0郾 002 mm)和砂粒
(2 ~ 0郾 02 mm) 含量分别为 37郾 4% 、 46郾 0% 和
16郾 6% .
1郾 2摇 试验设计
田间试验设 3 个处理,分别为单施尿素、尿素+
DCD(DCD 用量为尿素氮量的 1% )、尿素 +DMPP
(DMPP 用量为尿素氮量的 1% ),文中依次用 N、
DCD和 DMPP 表示.每个处理分别设置 4 个重复小
区,小区面积 5 m伊5 m. 试验田种植方式为冬小麦鄄
夏玉米轮作,小麦收获后秸秆全部还田.小麦季播种
时间 2009 年 10 月 20 日,追肥时间 2010 年 3 月 18
日, 收 获 时 间 2010 年 6 月 14 日, 追 肥 量
120 kg N·hm-2;玉米季播种时间 2010 年 6 月 16
日,追肥时间 2010 年 7 月 13 日,收获时间 2010 年
10 月 15 日,追肥量 252 kg N·hm-2 .本研究的取样
时间分别为 2010 年 6 月 22 日、8 月 1 日和 9 月
10 日.
1郾 3摇 研究方法
采用电位法测定土壤 pH 值,称量法测定土壤
含水量,流动注射分析法(流动注射分析仪型号:
AA3,德国)测定土壤 NH4 +、NO3 -浓度,土壤氮总矿
化速率和总硝化速率的测定采用15N 库稀释与原位
培养相结合的方法[23-24] . 分别采用丰度为 99%的
( 15NH4) 2SO4和 K15NO3测定土壤氮总矿化速率和总
硝化速率.用稳定同位素比例质谱仪(美国菲尼根
质谱公司,型号 DELTAplusXP)测定样品15N丰度.
土壤氮素总矿化速率 (m)和 NH4 +消耗速率
(CA)通过(NH4) 2 SO4标记样品的15NH4 +库来计算,
7611 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 章摇 燕等: 硝化抑制剂 DCD、DMPP对褐土氮总矿化速率和硝化速率的影响摇 摇 摇 摇 摇
氮素总硝化速率( n)和 NO3 -消耗速率(CN )通过
K15NO3标记样品的15 NO3 -库来计算,根据 Kirkham
和 Bartholomew[25]的计算公式得出:
m = (N0 - Nt) / t 伊 lg(APE0 / APEt) / lg(N0 / Nt)
CA = m - (Nt - M0) / t
式中:m 为总矿化速率(mg N·kg-1 ·d-1 );CA为
NH4 +消耗速率(mg N·kg-1 ·d-1 ); t 为培养时间
(此处为 1 d);APE0为 0 h NH4 +库中15 N 的丰度
(atom% );APE t为 24 h NH4 +库中15N 的丰度;N0为
0 h总 NH4 +的浓度(mg N·kg-1);Nt为 24 h总 NH4 +
的浓度(mg N·kg-1).计算总硝化速率(n)和 NO3 -
消耗速率(CN)时将式中 NH4 +替换成 NO3 -即可.
1郾 4摇 数据处理
采用 SPSS软件中的 one鄄way ANOVA方法对数
据进行方差分析,显著性水平设定为 琢=0郾 05.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 不同时期 3 种处理土壤 pH值
土壤 pH受 DCD、DMPP、季节更替及其交互作
用的显著影响(图 1). 追肥前(6 月 22 日),各处理
土壤 pH值均高于后续各时期的观测值;追肥后 2
周(8 月 1 日),各处理土壤 pH均显著降低,且 DCD
处理显著低于其他处理;追肥后 7 周(9 月 10 日),
土壤 pH有所回升,且 DCD、DMPP 处理高于单施尿
素处理,但该时期总体 pH仍低于追肥前的水平.
2郾 2摇 不同时期 3 种处理土壤氮总矿化速率和 NH4 +
消耗速率
由表 1 可以看出,各采样时期土壤 NH4 +和
NO3 -浓度均随培养时间的延长而减小,其中施肥后
2 周 (8 月 1 日) NH4 +浓度减幅最大, N、DCD 和
DMPP处理减幅分别为52郾 3% 、38郾 9%和40郾 7% ,
图 1摇 不同取样时期土壤 pH值
Fig. 1摇 Soil pH value at different sampling time (mean依SD).
这可能与施肥后氮肥的激发效应导致微生物活动加
剧和底物利用速度加快有关. 施肥后硝化抑制剂处
理的 NH4 +浓度均高于单施尿素处理,其中施肥后 2
周 DCD和 DMPP处理的 NH4 +浓度分别比单施尿素
处理(N)高 18郾 0%和 42郾 6% ;施肥后 7 周(9 月 10
日),DCD和 DMPP分别比 N处理高 146%和 80% .
抑制剂处理的 NO3 -浓度低于 N 处理,施肥后 DCD
和 DMPP处理分别比 N 处理低 4郾 1%和 14郾 0% . 说
明硝化抑制剂应用于农田后使氮肥以 NH4 +的形式
保持在土壤中,并减少了 NO3 -的形成. NH4 +和 NO3 -
的15N 丰度均随培养时间的延长而减小,说明土壤
中不断有14N向(14+15)NH4 +和(14+15)NO3 -转化,从而使
初始15N库被稀释.
摇 摇 由图 2 可知,施肥前(6 月 22 日),3 个处理氮
素总矿化速率较低,N、DCD 和 DMPP 处理分别为
3郾 17、2郾 80 和 2郾 50 mg N·kg-1·d-1 .这可能是由于
上一个小麦季节硝化抑制剂的部分残留,导致 N 处
理的氮素总矿化速率略高于 DCD和 DMPP处理,而
且由于 DMPP的有效性时间更长,故该时期其抑制
效果显著高于DCD处理 . 施肥后两周(8月1日) ,
表 1摇 添加15N后耕层土壤 NH4 +、NO3 -含量及15N丰度
Table 1摇 Contents and 15N鄄enrichment of NH4 + 鄄 and NO3 - 鄄pool after 15N addition in topsoil (mean依SD)
取样日期
Sampling
date
处理
Treat鄄
ment
NH4 +含量
NH4 + content(mg N·kg-1)
t=0 t=24
NH4 + 15N丰度
atom% 15N of NH4 +
t=0 t=24
NO3 - 15N丰度
atom% 15N of NO3 -
t=0 t=24
NO3 -含量
NO3 - content(mg N·kg-1)
t=0 t=24
06鄄22 N 1郾 34依0郾 04 1郾 13依0郾 01 16郾 78依0郾 29 1郾 28依0郾 07 19郾 69依0郾 35 17郾 73依0郾 16 8郾 34依0郾 18 7郾 13依0郾 23
DCD 1郾 27依0郾 09 0郾 90依0郾 03 17郾 11依0郾 39 1郾 26依0郾 03 20郾 01依0郾 32 18郾 33依0郾 31 7郾 64依0郾 07 7郾 34依0郾 03
DMPP 1郾 01依0郾 02 0郾 84依0郾 01 17郾 67依0郾 21 1郾 18依0郾 01 20郾 35依0郾 46 17郾 23依0郾 15 7郾 94依0郾 06 7郾 50依0郾 04
08鄄01 N 21郾 66依0郾 39 10郾 34依0郾 05 4郾 19依0郾 03 1郾 06依0郾 02 3郾 30依0郾 04 2郾 28依0郾 06 44郾 21依0郾 06 47郾 22依0郾 06
DCD 22郾 42依0郾 36 13郾 69依0郾 02 6郾 19依0郾 03 1郾 55依0郾 01 2郾 94依0郾 06 2郾 50依0郾 03 43郾 50依0郾 29 42郾 35依0郾 34
DMPP 24郾 81依0郾 07 17郾 64依0郾 16 4郾 84依0郾 09 1郾 15依0郾 05 1郾 91依0郾 01 1郾 62依0郾 01 43郾 95依0郾 68 44郾 30依0郾 53
09鄄10 N 0郾 68依0郾 02 0郾 34依0郾 03 3郾 78依0郾 03 0郾 80依0郾 01 8郾 58依0郾 16 8郾 19依0郾 14 21郾 67依0郾 28 18郾 65依0郾 38
DCD 1郾 62依0郾 04 0郾 86依0郾 05 9郾 53依0郾 07 0郾 83依0郾 02 7郾 71依0郾 15 7郾 21依0郾 06 20郾 67依0郾 18 19郾 51依0郾 08
DMPP 1郾 71依0郾 08 0郾 37依0郾 03 11郾 69依0郾 12 0郾 80依0郾 02 10郾 37依0郾 09 9郾 90依0郾 05 15郾 90依0郾 37 14郾 43依0郾 44
861 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
N、DCD和 DMPP 处理氮素总矿化速率均上升到较高
水平,分别达 27郾 03、20郾 16 和 25郾 07 mg N·kg-1·d-1,
分别是施肥前(6 月 22 日)的 8郾 53、7郾 20 和 10郾 04
倍.由于底物的反馈抑制作用(硝化抑制剂有效地
抑制了土壤硝化作用,导致对底物 NH4 +的需求减
少,一定时间内 NH4 +累积,从而反馈抑制矿化过
程),硝化抑制剂显著降低了氮素总矿化速率,DCD、
DMPP 分别使氮总矿化速率减少了 25郾 5% 和
7郾 3% ,且 DMPP 处理显著高于 DCD 处理 (高
24郾 4% ),因此,与 DCD 相比,DMPP 处理能积累更
多的 NH4 +供植物吸收利用 (8 月 DMPP 处理的
NH4 +浓度比 DCD处理高 19郾 8% ).土壤总矿化速率
与可矿化基质的含量有关,施肥后 7 周 (9 月 10
日),由于基质限制,各处理氮总矿化速率均降低到
施肥前水平,但该时期硝化抑制剂处理的总矿化速
率却显著高于 N 处理(与 8 月趋势不同),DCD 和
DMPP处理分别是 N处理的 3郾 03 和 2郾 44 倍.
摇 摇 土壤 NH4 +的消耗指生物与非生物过程对 NH4 +
的固定,包括土壤胶体吸附、植物吸收、微生物同化、
自养硝化细菌硝化作用及氨挥发等过程. NH4 +消耗
速率与氮总矿化速率变化趋势基本一致(图 2). 8
月的 NH4 +消耗速率远大于氮总矿化速率,这可能与
该时期植物对NH4 + 鄄N的大量吸收、土壤微生物活
图 2摇 不同时期土壤氮素总矿化速率和 NH4 +消耗速率
Fig. 2 摇 Soil gross nitrogen mineralization rate and NH4 + con鄄
sumption rate at different sampling time (mean依SD).
不同字母表示处理间差异显著(P<0郾 05) Different letters meant sig鄄
nificant difference among treatments at 0郾 05 level郾 下同 The same below.
动加剧及氨挥发损失量增加有关. 但硝化抑制剂处
理的 NH4 +消耗速率低于单施尿素处理,说明硝化抑
制剂减缓了 NH4 +的消耗过程(包括微生物同化、硝
化作用及氨挥发等),这可能降低氮损失风险.
DMPP处理更高的 NH4 +消耗速率表明其有效性更
强,植物对 NH4 +的吸收加快、土壤微生物对 NH4 +的
固持作用增强,这些过程可能使 NH4 +消耗加速,从
而提高肥效;但同时,由于 DMPP 处理的 pH 值比
DCD处理高(图 1),可能增加氨挥发的氮损失.
2郾 3摇 不同时期 3 种处理土壤氮总硝化速率和 NO3 -
消耗速率
由图 3 可以看出,施肥前(6 月 22 日),由于受
氮源 不 足 的 限 制, 土 壤 氮 总 硝 化 速 率 较 低
(1 mg N·kg-1·d-1).施肥后(8 月 1 日),适宜的温
度、含水量和 pH(硝化作用最适 pH 8郾 5)等环境因子
及肥料对土壤微生物的激发作用使土壤表现出较高
的氮总硝化速率,N、DCD 和 DMPP 处理的氮总硝化
速率分别为 17郾 33、6郾 89和 7郾 10 mg N·kg-1·d-1,是
施肥前(6月 22日)的 21郾 47、10郾 41、5郾 54 倍.同时可
见,硝化抑制剂显著降低了氮总硝化速率,DCD、
DMPP分别使氮总矿化速率减少了 60郾 3% 、59郾 1% ,
这也是硝化抑制剂减少 N2O 排放的主要原因. 但 8
月 DCD与 DMPP对硝化速率的抑制效果差异不显
著,这与田间 N2 O 排放通量监测结果 ( DCD
处理N2O排放量显著高于DMPP处理)不一致,其
图 3摇 不同时期土壤氮素总硝化速率和 NO3 -消耗速率
Fig. 3摇 Soil gross nitrogen nitrification rate and NO3 - consump鄄
tion rate at different sampling time (mean依SD).
9611 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 章摇 燕等: 硝化抑制剂 DCD、DMPP对褐土氮总矿化速率和硝化速率的影响摇 摇 摇 摇 摇
原因还有待深入探讨. 8 月土壤氮总矿化速率和总
硝化速率表现出一致的变化规律,表明供试土壤硝
化作用的基质主要是 NH4 + 鄄N,即该土壤中参与硝化
作用的菌群主要是自养型细菌(土壤 pH 偏碱性).
施肥后期(9 月 10 日),由于大部分氮源被消耗,微
生物活动减缓,因此,氮总硝化速率降到较低水平;
该时期 DMPP处理的氮总硝化速率低于 DCD处理,
说明施肥后期 DMPP处理的 N2O排放量可能更少.
摇 摇 3 个时期 NO3 -的消耗趋势与总硝化速率的变
化趋势大致相同,但 NO3 -的消耗高于总硝化速率
(图 3). 3 个时期 NH4 +消耗速率显著大于 NO3 -消耗
速率,8 月尤为明显,N、DCD 和 DMPP 处理 NH4 +消
耗速率分别为 NO3 -消耗速率的 2郾 35、3郾 58 和 3郾 69
倍(图 2,图 3),该时期正处于玉米快速生长期,大
部分 NH4 +的消耗都用于植物吸收、土壤固持等过
程,因此进入硝化过程的只是小部分,且硝化抑制剂
作用下 NO3 -消耗显著低于 N 处理(DCD、DMPP 处
理分别比 N 处理低 50郾 5%和 46郾 4% ),这可以降低
土壤氮损失风险,提高氮肥利用率. 9 月,DMPP处理
NO3 -的消耗速率低于 DCD 处理(低 14% ),这可能
是因为 DMPP的有效性时间更长,进而发挥了更好
的 N2O减排效果,与田间 N2O通量观测结果一致.
3摇 讨摇 摇 论
3郾 1摇 土壤氮素转化速率与 N2O 排放对硝化抑制剂
的响应
硝化抑制剂通过抑制亚硝化细菌的活性来减少
NO3 -的积累,使氮肥长时间保持 NH4 +形式供作物
吸收利用,从而实现其经济和环境效应.然而土壤氮
循环平衡是土壤生态系统最理想的状态,由于底物
反馈抑制作用,氮总矿化速率间接受硝化抑制剂的
影响.本研究表明,8 月硝化抑制剂处理下土壤氮总
矿化速率和总硝化速率都显著减小,且氮总硝化速
率的减幅更大(图 2,图 3),这与其他研究结果[26-27]
一致,这也是硝化抑制剂实现 N2O 减排的主要原
因. 许多研究表明,DMPP 比 DCD 更能有效减少
N2O排放[8,10,13-14] .本试验 N2O排放通量田间测定结
果表明,N、DCD和 DMPP 处理 N2O累积排放量分别
为 5郾 77依1郾 74、5郾 47依1郾 69 和 2郾 94依0郾 70 kg N·hm-2
(未发表).本研究 8 月 DCD和 DMPP对氮总硝化速
率的抑制效果差异并不明显,即不同硝化抑制剂处
理下,氮总硝化速率的差异并非 N2O 排放差异的直
接原因. N2O排放差异的原因可能是:1) N2O 的释
放来自硝化和反硝化两个过程(图4,其中虚线部分
图 4摇 硝化鄄反硝化作用过程示意图[28]
Fig. 4摇 Processes of nitrification and denitrification[28] .
为可能途径). DCD、DMPP通过抑制硝化反应的第一
阶段减少硝化过程中 N2O的排放,然而 Li等[19]研究
表明,DMPP还能显著抑制反硝化作用的主要酶硝酸
盐还原酶(NaR)和亚硝酸盐还原酶(NiR),即 DMPP
能直接抑制反硝化过程而减少 N2O释放[12],因此表
现出更好的 N2O减排效果. 2)DCD 在土壤中降解较
快,DMPP 则能在土壤中长时间保持,这也可能是
DMPP对 N2O减排效果更好的原因之一[8] .
摇 摇 施肥后 7 周,硝化抑制剂处理的总矿化速率显
著高于 N处理(与施肥后 2 周趋势不同),其原因可
能是:硝化抑制剂导致施肥前期土壤矿化过程减缓,
使土壤中仍保存相对较多的可矿化有机氮,因此后
期表现出更高的总矿化速率,这也是硝化抑制剂作
为缓释肥料添加剂的机理所在.
3郾 2摇 不同时期和处理的土壤氮素周转
通过计算每公顷耕层土壤(0 ~ 20 cm)在整个玉
米生长周期(表示为 p)的氮周转量可以得出:未施肥
时,氮总矿化速率(779 ~ 989 kg N·hm-2·p-1)高于
氮总硝化速率(206 ~400 kg N·hm-2·p-1),因此,该
时期土壤氮矿化作用产生的 NH4 +主要用于土壤胶
体吸附、植物吸收、微生物同化、氨挥发(较高 pH 伴
随较大的氨挥发量)等过程的消耗. 施肥后(8 月 1
日),氮肥的施入能有效提高土壤中脲酶含量[29],氮
总矿化速率(4713 ~ 8139 kg N·hm-2·p-1)和氮总
硝化速率(2247 ~ 5115 kg N·hm-2·p-1)均达较高
水平,该时期 NH4 +和 NO3 -的消耗都很迅速,因此也
伴随着较高的 N2O排放量;但是硝化抑制剂显著降
低了氮矿化速率、硝化速率及无机氮的消耗,减少了
N2O排放,该结果从氮周转速率的角度解释了硝化
抑制剂对 N2 O 的减排作用. 另外,DCD 处理消耗
NH4 +的速率慢于 DMPP处理,而它们的硝化速率相
似(图 2,图 3),即 DMPP多消耗的那部分 NH4 +并未
参与硝化作用,而是通过其他途径消耗,如植物吸收
或土壤固持作用,说明 DMPP 提高了植物可利用氮
071 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
的同时又减小了氮损失风险,从而实现了经济和环
境的双重效益.从 3 个时期氮周转量的平均值来看,
N、DCD 和 DMPP 处理氮总矿化速率分别为 3143、
2167、2524 kg N·hm-2·p-1;氮总硝化速率分别为
1885、960、979 kg N·hm-2·p-1,即硝化抑制剂显著
降低了氮总矿化速率和总硝化速率.另一方面,运城
农田褐土的 N2O年排放量仅 3 ~ 10 kg N·hm-2,仅
为硝化速率的 0郾 1% ,表明 N2O 排放仅是氮素周转
过程中的微小部分,即若能有效调控硝化过程,则有
希望大幅减少 N2O排放.
3郾 3摇 影响土壤氮素转化速率测定的因素
土壤温度是影响土壤氮矿化、硝化过程的重要
因素,因此田间原位培养法能最大限度减小或避免
实验室条件下温度失真导致的误差,然而过筛处理
(破坏土壤机械结构、影响透气性)、注入15N 同位素
溶液(增加土壤湿度)等操作可能干扰土壤微生物
活动,导致试验误差.本研究测得 0 ~ 20 cm 土层氮
总矿化速率和总硝化速率分别为 0郾 97 ~ 27郾 03 和
0郾 67 ~ 17郾 33 mg N·kg-1·d-1,而其他学者测得的
氮总矿化速率为 0郾 36 ~ 8郾 2 mg N·kg-1·d-1,氮总
硝化速率为 0郾 3 ~ 2郾 8 mg N·kg-1·d-1 [30-31] . 李玉
中等[32]测得的碱性羊草地氮总矿化速率和总硝化
速率分别 为 13郾 48 ~ 36郾 35 和 10郾 62 ~ 46郾 00
mg N·kg-1·d-1 .可见不同土壤质地测定结果存在
差异.
因为15NH4 +和15NO3 -掺入土壤氮库后可作为氮
转化过程的基质促进其进程(称为刺激效应),因
此,应用15N 同位素稀释法测定土壤氮总转化速率
时,可能高估了 NH4 +和 NO3 -的消耗速率. 尽管如
此,该测定结果仍可代表土壤潜在 NH4 +和 NO3 -固
持及硝化作用活性[33],因为测定氮总矿化速率时,
只有其产物 NH4 +库被15N 同位素标记,而非反应底
物库,因此15NH4 +对氮转化的激发效应在计算氮总
矿化速率时可以忽略[34] .另外,注入15N同位素溶液
因存在“零时效应冶会导致测得的氮总矿化速率和
总硝化速率比实际结果偏高,但该技术在比较不同
处理或季节差异下土壤氮转化规律时仍有重要
意义.
4摇 结摇 摇 论
山西运城盐碱性褐土的氮总矿化速率和氮总硝
化速率均受硝化抑制剂 DCD和 DMPP的显著抑制,
其中, 施肥 2 周后 DCD 对氮总矿化速率的影响显
著高于 DMPP, 而它们对氮总硝化速率的影响则无
显著差异. 但施肥后第 7 周,DMPP 对氮总矿化速
率、总硝化速率及 NO3 -消耗速率的抑制效果比 DCD
明显,这可能是 DMPP对该褐土 N2O 的排放抑制效
果好于 DCD的原因.
参考文献
[1]摇 Zhu Z鄄L (朱兆良), Wen Q鄄X (文启孝). Nitrogen in
Soils of China. Nanjing: Jiangsu Science and Technolo鄄
gy Press, 1992 (in Chinese)
[2]摇 Fortuna A, Harwood RR, Robertson GP, et al. Season鄄
al changes in nitrifiation potential associated with appli鄄
cation of N fertilizer and compost in maize systems of
southwest Michigan. Agriculture, Ecosystems and Envi鄄
ronment, 2003, 97: 285-293
[3]摇 Pasda G, H覿hndel R, Zerulla W. Effect of fertilizers
with the new nitrification inhibitor DMPP (3, 4鄄dimeth鄄
ylpyrazole phosphate) on yield and quality of agricultur鄄
al and horticultural crops. Biology and Fertility of Soils,
2001, 34: 85-97
[4]摇 Zerulla W, Barth T, Dressel J, et al. 3,4鄄Dimethyl
pyrazole phosphate (DMPP): A new nitrification inhibi鄄
tor for agriculture and horticulture. Biology and Fertility
of Soils, 2001, 34: 79-84
[5]摇 Abbasi MK, Adams WA. Estimation of simultaneous ni鄄
trification and denitrification in grassland soil associated
with urea鄄N using N and nitrification inhibitor. Biology
and Fertility of Soils, 2000, 31: 38-44
[6]摇 Cookson WR, Cornforth IS. Dicyandiamide slows nitrifi鄄
cation in dairy cattle urine patches: Effects on soil solu鄄
tion composition, soil pH and pasture yield. Soil Biolo鄄
gy and Biochemistry, 2002, 34: 1461-1465
[7] 摇 Hatch D, Trindade H, Cardenas L, et al. Laboratory
study of the effects of two nitrification inhibitors on
greenhouse gas emissions from slurry鄄treated arable soil:
Impact of diurnal temperature cycle. Biology and Fertili鄄
ty of Soils, 2005, 41: 225-232
[8]摇 Weiske A, Benckiser G, Herbert T, et al. Influence of
the nitrification inhibitor 3,4鄄dimethylpyrazole phosphate
(DMPP) in comparison to dicyandiamide (DCD) on ni鄄
trous oxide emissions, carbon dioxide fluxes and meth鄄
ane oxidation during 3 years of repeated application in
field experiments. Biology and Fertility of Soils, 2001,
34: 109-117
[9]摇 Chen Z鄄H (陈振华), Chen L鄄J (陈利军), Wu Z鄄J
(武志杰). Effects of urease and nitrification inhibitors
on alleviating the oxidation and leaching of soil urea爷 s
hydrolyzed product ammonium. Chinese Journal of Ap鄄
plied Ecology (应用生态学报), 2005, 16(2): 238-
242 (in Chinese)
[10]摇 Di HJ, Cameron KC, Sherlock RR. Comparison of the
effectiveness of a nitrification inhibitor, dicyandiamide,
in reducing nitrous oxide emissions in four different soils
under different climatic and management conditions. Soil
Use and Management, 2007, 23: 1-9
[11]摇 Yu QG, Chen YX, Ye XZ, et al. Evaluation of nitrifi鄄
1711 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 章摇 燕等: 硝化抑制剂 DCD、DMPP对褐土氮总矿化速率和硝化速率的影响摇 摇 摇 摇 摇
cation inhibitor, 3,4鄄dimethyl pyrazole phosphate on ni鄄
trogen leaching in undisturbed soil columns. Chemo鄄
sphere, 2007, 67: 872-878
[12]摇 Zhu JG, Liu G, Han Y, et al. Nitrate distribution and
denitrification in the saturated zone of paddy field under
rice / wheat rotation. Chemosphere, 2003, 50: 725-732
[13]摇 Chen DL, Suter HC, Islam A, et al. Influence of nitrifi鄄
cation inhibitors on nitrification and nitrous oxide (N2O)
emission from a clay loam soil fertilized with urea. Soil
Biology and Biochemistry, 2010, 42: 660-664
[14]摇 Irigoyen I, Muro J, Azpilikueta M, et al. Ammonium
oxidation kinetics in the presence of nitrification inhibi鄄
tors DCD and DMPP at various soil temperatures. Aus鄄
tralian Journal of Soil Research, 2003, 41: 1177-1183
[15]摇 Azam F, Benckiser G, M俟ller C, et al. Release, move鄄
ment and recovery of 3, 4鄄dimethylpyrazole phosphate
(DMPP), ammonium, and nitrate from stabilized nitro鄄
gen fertilizer granules in a silty clay soil under laboratory
conditions. Biology and Fertility of Soils, 2001, 34:
118-125
[16]摇 Donahue RL, Miller RW, Shiclduna JC. Soil: An Intro鄄
duction to Soil and Plant Growth. New Jersey: Prentice
Hall Inc Press, l983
[17]摇 O爷Callaghan M, Gerard EM, Carter PE, et al. Effect of
the nitrification inhibitor dicyandiamide (DCD) on mi鄄
crobial communities in a pasture soil amended with
bovine urine. Soil Biology and Biochemistry, 2010, 42:
1425-1436
[18]摇 Carneiro J, Cardenas LM, Hatch DJ, et al. Effect of the
nitrification inhibitor dicyandiamide on microbial com鄄
munities and N2O from an arable soil fertilized with am鄄
monium sulphate. Environmental Chemistry Letters,
2010, 8: 237-246
[19]摇 Li H, Liang XQ, Chen YX, et al. Effect of nitrification
inhibitor DMPP on nitrogen leaching, nitrifying organ鄄
isms, and enzyme activities in a rice鄄oilseed rape crop鄄
ping system. Journal of Environmental Sciences, 2008,
20: 149-155
[20]摇 Jiao X鄄G (焦晓光), Liang W鄄J (梁文举), Chen L鄄J
(陈利军). Effects of urease / nitrification inhibitors on
soil available N and microbial biomass N and on N
uptake of wheat. Chinese Journal of Applied Ecology (应
用生态学报), 2004, 15(10): 1903 -1906 ( in Chi鄄
nese)
[21]摇 Accoe F, Boeckx P, Busschaert J, et al. Gross N trans鄄
formation rates and net N mineralisation rates related to
the C and N contents of soil organic matter fractions in
grassland soils of different age. Soil Biology and Bio鄄
chemistry, 2004, 36: 2075-2087
[22]摇 Verchot LV, Groffman PM, Frank DA, et al. Land鄄
scape versus ungulate control of gross mineralization and
gross nitrification in semi鄄arid grasslands of Yellowstone
National Park. Soil Biology and Biochemistry, 2002,
34: 1691-1699
[23]摇 Luxh覬i J, Nielsen NE, Jensen LS. Influence of 15NH4 +
application on gross N turnover rates in soil short com鄄
munication. Soil Biology and Biochemistry, 2003, 35:
603-606
[24]摇 Di HJ, Cameron KC, McLaren RG. Isotopic dilution
methods to determine the gross transformation rates of ni鄄
trogen, phosphorus, and sulfur in soil: A review of the
theory, methodologies, and limitations. Australian Jour鄄
nal of Soil Research, 2000, 38: 213-230
[25]摇 Kirkham D, Bartholomew WV. Equations for following
nutrient transformation in soil, utilizing tracer data. Soil
Science Society of America Proceedings, 1954, 18: 33-
34
[26]摇 Crawford DM, Chalk PM. Mineralization and immobi鄄
lization of soil and fertilizer nitrogen with nitrification in鄄
hibitors and solvents. Soil Biology and Biochemistry,
1992, 24: 559-568
[27]摇 Chalk PM, Victoria RL, Muraoka T, et al. Effect of a
nitrification inhibitor on immobilization and mineraliza鄄
tion of soil and fertilizer nitrogen. Soil Biology and Bio鄄
chemistry, 1990, 22: 533-538
[28] 摇 Parton WJ, Mosier AR, Ojima DS, et al. Generalized
model for N2 and N2 O production from nitrification.
Global Biogeochemical Cycles, 1996, 10: 401-412
[29]摇 Fan J (樊摇 军), Hao M鄄D (郝明德). Kinetic charac鄄
teristics of urease and alkaline phosphatase in dry land
farming. Agricultural Research in the Arid Areas (干旱
地区农业研究), 2002, 20(1): 35-37 (in Chinese)
[30]摇 Jamieson N, Monaghan R, Barraclough D. Seasonal
trends of gross N mineralisation in a natural calcareous
grassland. Global Change Biology, 1999, 5: 423-431
[31]摇 Corre MD, Schnabel RR, Stout WL. Spatial and sea鄄
sonal variation of gross nitrogen transformations and mi鄄
crobial biomass in a North鄄eastern US grassland. Soil
Biology and Biochemistry, 2002, 34: 445-457
[32]摇 Li Y鄄Z (李玉中), Zhu T鄄C (祝廷成), Redmann RE.
A study on soil nitrogen mineralization, nitrification and
mineral nitrogen consumption rates of soil in Leymus
chinensis grasslands. Scientia Agricultura Sinica (中国
农业科学), 2002, 35(11): 1428-1431 (in Chinese)
[33]摇 Watson CJ, Travers G, Kilpatrick DJ, et al. Overesti鄄
mation of gross N transformation rates in grassland soils
due to non鄄uniform exploitation of applied and native
pools. Soil Biology and Biochemistry, 2000, 32: 2019-
2030
[34]摇 Davidson EA, Hart SC, Shanks CA, et al. Measuring
gross nitrogen mineralisation, immobilization and nitrifi鄄
cation by 15N isotopic pool dilution in intact soil cores.
Journal of Soil Science, 1991, 42: 335-349
作者简介摇 章摇 燕,女,1986 年生,硕士研究生.主要从事环
境微生物学研究. E鄄mail: zhangyan04141233@ 163. com
责任编辑摇 张凤丽
271 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷