全 文 ：中国生态农业学报 2010年 9月 第 18卷 第 5期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Sept. 2010, 18(5): 934−938


* 国家自然科学基金项目(40871131)和现代农业产业技术体系北京市创新团队基金资助
** 通讯作者: 曹坳程(1963~), 男, 博士, 研究员, 主要研究方向为土壤消毒使用技术与外来入侵植物的防控。E-mail: caoac@vip.sina.com
颜冬冬(1986~), 男, 硕士研究生, 主要从事土壤消毒技术方面的研究。E-mail: yandd@yahoo.cn
收稿日期: 2009-11-25 接受日期: 2010-03-17
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2010.00934
4种熏蒸剂对土壤氮素转化的影响*
颜冬冬 1,2 王秋霞 1,2 郭美霞 1,2 郭章碧 1,2,3 曹坳程 1,2**
(1. 中国农业科学院植物保护研究所 北京 100193; 2. 农业部农药化学与应用重点开放实验室 北京 100193;
3. 湖南农业大学生物安全科技学院 长沙 410128)
摘 要 采用室内恒温通气培养法, 以北京大棚蔬菜地土壤为对象, 研究熏蒸剂氯化苦(Pic)、碘甲烷(MeI)、
1,3-二氯丙烯(1,3-D)和二甲基二硫(DMDS)对土壤氮素矿化和硝化的影响。结果表明, 4种熏蒸剂处理后短期内
均能显著增加土壤中氮累积矿化量, 在处理后第 0 d, 1,3-D、MeI、DMDS、Pic 处理的氮累积矿化量分别为
320.62 mg·kg−1、317.25 mg·kg−1、287.87 mg·kg−1、278.73 mg·kg−1, 较对照(189.89 mg·kg−1)分别增加 68.85%、
67.07%、51.60%、46.78%。4种熏蒸剂处理后土壤硝化作用过程受到显著抑制, 在药剂熏蒸处理第 0 d, 各熏
蒸处理土壤中铵态氮含量均高于对照组, 其中 MeI 处理组铵态氮含量最高, 为 194.97 mg·kg−1, 对照组铵态
氮含量最低, 为 28.82 mg·kg−1。Pic、1,3-D、DMDS、MeI处理后第 0 d硝化抑制率分别为 40.8%、20.8%、
26.9%、24.1%。Pic、1,3-D、MeI对硝化作用的抑制至少维持两周, DMDS的抑制作用至少维持 1周。在后期
培养过程中, 各处理矿化作用和硝化作用都逐渐恢复至对照水平。
关键词 熏蒸剂 氯化苦 碘甲烷 1,3-二氯丙烯 二甲基二硫 氮素转化 硝化作用 矿化作用
中图分类号: S154.3 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2010)05-0934-05
Effects of four fumigants on soil nitrogen transformation
YAN Dong-Dong1,2, WANG Qiu-Xia1,2, GUO Mei-Xia1,2, GUO Zhang-Bi1,2,3, CAO Ao-Cheng1,2
(1. Institute of Plant Protection, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100193, China; 2. Key Laboratory of Pesticide
Chemistry and Application Technology, Ministry of Agriculture, Beijing 100193, China; 3. College of Bio-safety Science and
Technology, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China)
Abstract With laboratory incubation method at constant temperature under aerated conditions, the effects of 4 fumigants [Chloro-
picrin (Pic), methyl iodide (MeI), 1,3-dichloropropene (1,3-D) and methyl disulfide (DMDS) on soil N mineralization and nitrifica-
tion under vegetable greenhouse conditions in Beijing area were studied. The results reveal that mineral N concentration increases
significantly in a short-term period after fumigant treatment. Cumulative N mineralization under 1,3-D, MeI, DMDS and Pic treat-
ments are 320.62 mg·kg−1, 317.25 mg·kg−1, 287.87 mg·kg−1 and 278.73 mg·kg−1 respectively. This represents corresponding
increases of 68.85%, 67.07%, 51.60% and 46.78% compared with untreated soils (189.89 mg·kg−1). Fumigation strongly inhibits
nitrification. Compared with the control, ammonium nitrogen content increases after fumigation. MeI treatment has the highest am-
monium nitrogen (194.97 mg·kg−1) and control treatment has the lowest (28.82 mg·kg−1). Nitrification inhibition rates by Pic,
1,3-D, DMDS, MeI treatments are 40.8%, 20.8%, 26.9% and 24.1% respectively. Nitrification is inhibited for at least 2 weeks after
treatment with Pic, 1,3-D and MeI, and at least for 1 week after treatment with DMDS. Nitrification and mineralization gradually
recover under long-term incubation.
Key words Fumigant, Chloropicrin, Methyl iodide, 1,3-Dichloropropene, Methyl disulfide, Nitrogen transformation, Nitrification,
Mineralization
(Received Nov. 25, 2009; accepted March 17, 2010)
土壤氮是植物生长和发育所需的大量营养元素
之一, 也是植物从土壤中吸收量最大的矿质元素。
土壤氮库中的氮主要以有机氮的形式存在, 无机氮
仅占土壤总氮的 1％, 而植物所吸收的氮几乎都是
第 5期 颜冬冬等: 4种熏蒸剂对土壤氮素转化的影响 935


无机形态, 所以, 土壤氮库中的有机氮必须不断地
通过微生物的矿化作用转化为植物可吸收的有效态
氮[1]。土壤熏蒸消毒是用于控制保护地土传病虫害
最有效的方法, 熏蒸在极大程度上杀死病原微生物
的同时也会对土壤中的非目标微生物的组成及活性
产生影响[2−6]。微生物是土壤氮素循环转化的主体,
熏蒸处理显著影响土壤微生物数量、群落结构及活
性, 对土壤氮素循环也必然产生巨大影响。熏蒸显
著影响土壤氮的矿化[7], 抑制氨的氧化[7−9], 改变土
壤中硫、磷的矿化[10]。此外熏蒸还会影响土壤中多种
酶的活性, 如土壤酸性磷酸酶与芳基硫酸盐酶[11]、脲
酶[12]、酰胺酶类[13]。
已有研究表明, 用 Cyanamid DD 95(1.3-二氯丙
烯+1,3 二氯丙烷)熏蒸土壤后, 短期内氮矿化速率明
显升高, 而随着微生物群落的恢复, 长期氮矿化速
率并没有显著差异[7]。氯化苦、甲基溴熏蒸消毒后
都会提高氮的矿化速率[8,14]。但碘甲烷、二甲基二硫
两种熏蒸剂对土壤氮素转化影响的研究目前尚少见
报道。本试验研究了氯化苦 (Pic)、1,3-二氯丙烯
(1,3-D)、碘甲烷(MeI)和二甲基二硫(DMDS)[15−16] 4
种熏蒸剂对土壤氮转化的影响 , 为调整施肥种类 ,
提高土壤氮利用率提供依据。
1 材料与方法
1.1 供试材料
供试土壤为北京东北旺黄瓜番茄轮作 3 年以上
的保护地土壤。土壤化学性质为: pH 7.68, 有机质
25.13 g·kg−1, 铵态氮 23.20 mg·kg−1, 硝态氮 149.65
mg·kg−1, 速效钾 129.43 mg·kg−1, 速效磷 214.73
mg·kg−1, 阳离子交换量 195.44 mmol·kg−1。土壤
采回后, 剔除杂物及残留根系, 过 2 mm 筛后加入
2%葡萄糖预培养 2周, 恢复土壤的生物学活性。
供试熏蒸剂为 99.5%氯化苦(Pic), 大连染料化
工有限公司生产; 93.6%1,3-二氯丙烯(1,3-D), 山东
鲁达化工厂生产; 98%碘甲烷(MeI), 天津市光复精
细化工研究所生产; 二甲基二硫(DMDS), 上海元吉
化工有限公司生产。
1.2 试验方法
称取 600 g土壤放入 2.5 L干燥器中, 各处理中
均按 0.25 g(N)·kg−1(土)加入(NH4)2SO4。按照药剂
与土壤质量比分别加入 24.50 mg·kg−1 1,3-D、33.12
mg·kg−1 Pic、22.79 mg·kg−1 MeI和 21.25 mg·kg−1
DMDS, 同时设置 1组未添加熏蒸剂的对照, 每处理
设 3个重复。密封后放置于 25 ℃恒温箱中, 熏蒸 7
d, 于通风橱下敞气 5 min, 使气体散净。敞气后, 将
干燥器阀门打开 , 使空气能够自由进入干燥器内 ,
有氧环境条件下恒温继续培养。从敞气时起定义为
第 0 d, 定期取样测定土壤中铵态氮(NH4+-N)和硝态
氮(NO3−-N)含量。每次取样前采用测重法调节土壤
含水量, 使之恒定。
硝化抑制率(%)=(A−B)×100/A, 式中 A 代表对
照处理土壤中 NO3−-N 含量(mg·kg−1), B 代表加熏
蒸剂处理的土壤中 NO3−-N含量(mg·kg−1)[17]; 土壤
中矿质氮含量 (氮累积矿化量 )定义为 NH4+-N 和
NO3−-N 含量之和; 土壤矿质氮变化量(Δt)为土壤熏
蒸处理与对照矿质氮含量之差 ; 土样浸提液中
NH4+-N 和 NO3−-N 采用 MgO-代氏合金蒸馏法测定;
土壤 pH 用 pH 计测定, 土水比 1︰2.5; 有机质用重
铬酸钾容量法−外加热法测定 ; 土壤速效磷用碳酸
氢钠−钼锑抗比色法测定; 土壤速效钾用醋酸铵−火
焰光度法测定; 阳离子交换量用乙酸钠−火焰光度
法测定。
2 结果与分析
2.1 熏蒸处理对土壤 NH4+-N与 NO3−-N含量的影响
2.1.1 对矿质氮含量的影响
图 1 为不同熏蒸剂处理后土壤中氮累积矿化量
(NH4+-N与 NO3−-N之和)随时间的变化。由图 1可知,
各药剂熏蒸处理组在第 0 d内土壤氮累积矿化量均高于
对照。其中对照组在第 0 d内的氮累积矿化量为 189.89
mg·kg−1, 1,3-D处理组最高, 为 320.62 mg·kg−1。在
第 0~5 周内, 对照组的氮累积矿化量开始增加, 而各
药剂处理组氮累积矿化量变化波动不大。其中 Pic、
1,3-D、MeI 处理组在前 5 周内土壤中氮累积矿化量
均高于对照组。从第 5~17 周, 对照和各处理组土壤
氮累积矿化量维持相同变化趋势。在培养结束后, 对
照、Pic、1,3-D、DMDS、MeI 处理土壤中氮累积矿
化量分别为 357.58 mg·kg−1、375.97 mg·kg−1、371.63
mg·kg−1、353.97 mg·kg−1、358.97 mg·kg−1。


图 1 不同熏蒸剂处理对土壤矿质氮含量的影响
Fig. 1 Dynamics of mineral nitrogen concentration
affected by different fumigants
936 中国生态农业学报 2010 第 18卷


2.1.2 对 NH4+-N 与 NO3−-N 含量的影响
图 2 为不同熏蒸剂处理后土壤中 NH4+-N 和
NO3−-N的变化趋势图。在药剂熏蒸处理第 0 d内, 各
药剂处理后土壤中 NH4+-N含量均高于对照组。其中
MeI 处理组 NH4+-N 含量最高, 为 194.97 mg·kg−1,
对照组 NH4+-N含量为 28.82 mg·kg−1。在第 0~5周
内, 对照组 NH4+-N含量无明显变化, 而各熏蒸处理
组土壤 NH4+-N含量随时间推移逐渐减小, 并在第 5
周与对照达到同等水平。其中 DMDS 处理土
壤 NH4+-N 含量在第 2 周即减少至对照水平。从第
5~17 周, 对照与各处理组 NH4+-N 含量的变化趋势
保持一致。


图 2 不同熏蒸剂处理对土壤 NH4+-N 与 NO3−-N 含量的影响
Fig. 2 Dynamics of NH4+-N and NO3−-N concentrations affected by different fumigants

在药剂熏蒸处理后第 0 d, 对照组中 NO3−-N含
量高于各药剂熏蒸处理组, 其中 Pic 处理组 NO3−-N
含量最低 , 为 95.34 mg·kg−1, 对照组为 161.07
mg·kg−1。在第 0~8 周内, 对照和各处理组土样中
NO3−-N 含量都维持增加的趋势, 其中 Pic、1,3-D、
MeI处理组在前 3周内土壤 NO3−-N含量均低于对照
组。8~17周各处理及对照组NO3−-N含量无明显变化。
2.2 熏蒸处理对土壤氮素转化的影响
2.2.1 对土壤氮素矿化作用的影响
图 3 为各药剂熏蒸处理第 0 d 对土壤中氮累积
矿化量的影响。由图 3可知, 各药剂熏蒸处理后土壤
中氮累积矿化量均显著高于对照组(α=0.05)。1,3-D 处
理后土壤氮累积矿化量最大, 达 320.62 mg·kg−1, 比
对照组的氮累积矿化量(189.89 mg·kg−1)高 68.85%。
MeI、DMDS、Pic 处理氮累积矿化量分别为 317.25
mg·kg−1、287.87 mg·kg−1、278.73 mg·kg−1, 分别
比对照高 67.07%、51.60%、46.78%。其中矿质氮变
化量 1,3-D、MeI 处理与 DMDS、Pic 处理之间差异
显著。药剂熏蒸处理后将土壤中的微生物杀死, 微
生物体内的有机氮会释放到坏境中转化为无机态氮,
短期内能够增加土壤中无机态氮的含量, 这与 Neve
等[7]和 MacNish[18]研究结果一致。
在第 0~6 周内, 各药剂处理组土壤矿质氮变化
量均为正值, 但矿质氮变化量逐渐降低(图 4)。第 6
周, MeI、Pic、1,3-D、DMDS处理土壤矿质氮变化量
分别为 3.95 mg·kg−1、5.83 mg·kg−1、9.75 mg·kg−1、

图 3 不同熏蒸剂处理 0 d 后的土壤氮累积矿化量
Fig. 3 Cumulative nitrogen mineralization in soil affected by
different fumigants
T: 土壤中矿质氮含量 , 定义为 NH4+-N 和 NO3−-N 含量之和;
Δt: 土壤矿质氮变化量, 为土壤熏蒸处理与对照矿质氮含量之差。
T: Soil mineral nitrogen, defined as the sum of NH4+-N and NO3−-N;
Δt: Variable quantity of soil mineral nitrogen, defined as the difference
of soil mineral nitrogen between fumigation treatments and untreated
control. α=0.05.

16.51 mg·kg−1。在第 6~17 周内, 各药剂处理组土
壤矿质氮变化量一直维持在 0 附近变化。表明土壤
经过药剂熏蒸处理后, 在短期内能够增加土壤氮素
的矿化速率, 随着时间的推移, 药剂的作用逐渐减
弱, 土壤中的矿化作用过程逐渐恢复, 从而土壤中
累计矿化量含量在后期也逐渐恢复到对照水平。
2.2.2 对土壤氮素硝化作用的影响
各药剂熏蒸处理对土壤 NH4+-N和 NO3−-N含量
均有一定影响。图 5表明, 培养后第 0 d药剂熏蒸处
第 5期 颜冬冬等: 4种熏蒸剂对土壤氮素转化的影响 937



图 4 不同熏蒸剂处理对土壤矿质氮变化量的影响
Fig. 4 Changes of soil net mineral nitrogen
affected by different fumigants


图 5 不同熏蒸剂处理 0 d 后对土壤 NH4+-N 与
NO3−-N 含量的影响
Fig. 5 Changes of NH4+-N and NO3−-N concentrations in
soil affected by different fumigants
α=0.05.

理均显著增加了土壤 NH4+-N 含量 (α=0.05), 而
NO3−-N含量均低于对照组。土壤硝化作用过程是以
土壤中的 NH4+为底物, 将 NH4+在硝化细菌的作用
下氧化成 NO3−。氨的累积则说明土壤中硝化作用过
程受到影响。药剂熏蒸处理后对硝化作用过程的抑
制明显, 影响了 NH4+-N向 NO3−-N的顺利转化。
硝化抑制率能够反映出硝化作用过程受抑制程
度的强弱。图 6为各药剂熏蒸处理后 0~17周内土壤
硝化抑制率的变化情况。在熏蒸处理第 0 d内, Pic、
1,3-D、DMDS、MeI 处理土壤硝化抑制率分别为
40.8%、20.8%、26.9%、24.1%。熏蒸处理后第 1周,
Pic、1,3-D、MeI 处理土壤硝化抑制率分别增加至
58.2%、47.8%、30.9%, 而 DMDS 处理土壤硝化抑
制率则减小至 14.8%。由图 6可以看出, Pic、1,3-D、
MeI 对硝化作用的抑制至少维持两周以上, DMDS
对硝化作用的抑制程度较上述 3 种熏蒸剂略弱, 抑
制作用维持至少 1周以上。从第 4~17周, 各熏蒸剂
对硝化作用的抑制程度逐渐减弱, 硝化作用过程恢
复, NH4+-N和 NO3−-N含量也恢复至对照水平。

图 6 不同熏蒸剂处理对硝化作用的影响
Fig. 6 Changes of nitrification inhibition rate affected
by different fumigants

3 讨论与结论
土壤中氮素转化过程比较复杂, 包含氮的矿化
作用、氨的硝化作用、有效氮的固持作用、硝酸盐
的反硝化作用等, 故 NH4+-N 和 NO3−-N 含量在土壤
中处于一个动态变化的过程。某一时刻土壤中
NH4+-N 和 NO3−-N 含量的绝对值并不能表征一定的
生物学意义, 但从与对照的动态变化比较中可以反
映出各药剂熏蒸处理后土壤中这些功能微生物的变
化规律。本试验表明: 4种熏蒸处理后短期内均能提
高土壤氮的矿化速率 , 增加土壤中氮素累积矿化
量。MacNish[18]、Yamamoto 等[14]和 Neve 等[7]也报
道指出熏蒸后土壤中无机态氮含量在短期内有一定
增加。4种熏蒸剂处理后均表现出显著的 NH4+-N累
积, 已有诸多研究证实氯化苦[19]、甲基溴[19−20]、威
百亩[21−22]、Cyanamid DD 95[6]等熏蒸剂处理能够抑
制硝化作用的进行, 造成 NH4+-N在土壤中的积累。
但不同熏蒸剂处理后对土壤硝化作用的抑制程度以
及硝化细菌种群的恢复情况存在一定差异。本试验
表明 DMDS 处理后 NH4+-N 在第 2 周恢复至对照水
平, Pic、1,3-D 处理在第 4 周恢复至对照水平, 而
MeI 处理则在第 5 周恢复至对照水平。硝化作用过
程第一步是在氨氧化细菌(Ammonia-oxidizing bate-
ria, AOB)的作用下完成氨的氧化, 各药剂对硝化作
用的抑制主要是抑制 AOB 的活性[23]。AOB 产生的
一种胞内酶−氨单加氧酶(Ammonia monooxygenase,
AMO)能够催化氨氧化成羟胺, MeI、Pic、1,3-D、
DMDS 均可以作为 AMO 的底物被催化氧化[23], 这
些熏蒸剂对 AMO 活性抑制效应的强弱主要取决于
他们同 AMO的亲和力。通过熏蒸处理后 NH4+-N和
NO3−-N 含量的变化仅仅只能间接反映出抑制的
强弱程度, 更具体的抑制效应则需要从氨氧化细菌
种群数量、酶活性变化以及化学反应动力学角度来
评价。
938 中国生态农业学报 2010 第 18卷


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