不同氮钾水平及氮形态差异对土壤氨挥发和氧化亚氮排放的影响

夏淑洁，刘 闯，袁晓良，李俊雅，李林洋，张润琴，李志国*

（1.西藏大学理学院，拉萨 850000；2.中国科学院武汉植物园水生植物与流域生态重点实验室，武汉 430074；3.中国科学院大学，北京 100049）

氮肥对世界粮食增产起到了重要作用，但同时也带来了许多环境问题，例如，大气污染、臭氧层空洞、气候变暖、土壤酸化以及水体富营养化等，进而威胁人类健康以及生态系统的服务功能。我国是世界上氮肥消费量最多的国家[1]，但氮肥利用率非常低，仅为30%～40%[2]。据统计，全球每年通过农田和草地释放的N2O 和NH3分别达到 3.5 Tg 和11.0 Tg，占当年施氮量的0.8%和14%[3-5]。农田氮素的气态损失及其环境效应成为我国乃至全球农业可持续发展的严重威胁。

近些年，诸多学者针对氮肥的气态损失这一现象展开研究，试图通过农田管理和肥料的优化措施来降低其排放量[6-13]。钾是矿质养分的主要元素，也是植物营养三要素之一。土壤增施钾素会加快植物体内氮化合物向蛋白质合成场所运输以及蛋白质合成，提高氮肥利用率，对作物产量和品质的提高以及土壤氮的损失均具有积极的调控作用[14-15]。然而，关于钾素对土壤氮循环过程、活性氮及温室气体排放和生态环境影响方面的研究相对较少[16]。一些研究表明，增施钾肥可以提高土壤的释放，从而增大NH3的挥发[17]，但也有相反报道，在整个生长季节，钾肥因促进植物对土壤矿质氮的有效利用而降低NH3的年排放量[18-21]。钾肥对N2O 排放影响的报道结果也不一致，增大[22]、降低[23]或对N2O 排放没有明显影响[24]均有报道。目前尚不能明确钾素在农业生态系统对氮气态损失的作用及调节功能的强度和数量，尤其在我国土壤有效钾含量更为缺乏的南方地区[25]。

棉花是我国主要经济作物，而钾肥是影响棉花经济产量和品质的主要营养元素[26]。因此，选择以盆栽棉花土壤为研究对象，采用通气法和密闭式静态箱法，研究不同氮钾用量下NH3挥发和土壤N2O 排放情况，为确定氮钾肥合理用量、提高氮肥利用率、减少氮肥的气态损失和大气环境保护提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 供试土壤与作物

供试土壤为2018 年4 月采自武汉市黄陂区的灰潮土。其基本理化性状为pH 7.44，有机质7.95 g·kg-1，碱解氮 23.28 mg·kg-1，有效磷 18.57 mg·kg-1，速效钾64.23 mg·kg-1。参试作物品种：棉花——鄂杂棉10 号。

1.2 试验设计

试验设置 3 个因子：2 个氮水平，50、100 mg·kg-1；2 种氮素形态，和；2 个钾水平，35、80 mg·kg-1。试验共计9个处理（表1）。

取0～20 cm 耕层土壤，阴凉通风处自然风干，过10目标准孔筛后装盆，每盆装入供试风干土壤10 kg，种植棉花1 株，每个处理9 株。氮肥采用基肥（5 月17日）∶第一次追肥（6 月30 日）∶第二次追肥（7 月27 日）=5∶3∶2。磷肥和钾肥基施。硝态氮肥为硝酸钙（15%），铵态氮肥为氯化铵（26%），磷肥为磷酸二氢钠（59%），钾肥为硫酸钾（50%）。棉花于4 月20 日播种，9月10日收获。

1.3 样品的采集及测定

试验布置前采集试验地0～20 cm 土壤样品，土壤样品风干后采用常规方法进行分析测定土壤基本理化性质。

表1 试验处理及施肥量Table 1 Test treatment and fertilization amount

土壤NH3挥发测定采用“通气法”（图1）[27]，用聚氯乙烯硬质塑料管制成内径12.5 cm、高10 cm 的PVC管。分别将两块厚度均为2 cm、直径为12.5 cm 的海绵均匀浸以15 mL 的磷酸甘油溶液（50 mL 磷酸+40 mL 丙三醇，定容至 1000 mL）后，置于PVC 管中，下层的海绵距管底5 cm，上层的海绵与管顶部相平。

图1 测定土壤NH3挥发的通气法装置Figure 1 Aeration method device for measuring ammonia volatilization in soil

土壤挥发NH3的捕获于施肥后的当日开始，在各试验处理的9个重复内均随机放置3个通气法的捕获装置，每日早上8：00 取样。取样时，将通气装置下层的海绵取出，迅速按处理分别装入塑料袋中，密封；同时换上另一块刚浸过磷酸甘油溶液的海绵。上层的海绵视其干湿情况每3～7 d更换1次。整个作物生育期内每次追肥后，每2 d 取样1 次，再视检测到的NH3挥发量进行取样，如挥发量较多，每2～5 d 取样1 次，挥发量较少，取样时间延长到7 d 1 次，直至各处理NH3挥发速率降低，到下一次施肥前为止。

将通气法装置中下层的海绵分别装入500 mL 的塑料瓶中，加 300 mL 1.0 mol·L-1的 KCl 溶液，使海绵完全浸于其中，振荡1 h后，浸取液中的铵态氮用全自动化学分析仪（EASYCHEM PLUS）测定。

式中：M为单个装置平均每次测得的NH3量（-N），mg；A为捕获装置的横截面积，m2；D为每次连续捕获的时间，d。

N2O 排放采用“静态箱法”[28]进行收集。采样设备由箱体和底座两部分组成。静态箱用PVC 管制成，上部箱体高15 cm、直径14 cm，箱体顶部设一气密性气体取样口，底部开口可以罩在底座上；下部底座为四周有水槽的圆柱体，测定前将底座插入土中。测定时，水封槽内注满水，然后将气密室密封罩罩上，形成一个密闭性气体空间。整个作物生育期内每次追肥后，于第 3 d 和第 7 d 各采集 1 次，之后每 10～15 d采集1 次。采样在早上8：00—11：30 进行，于密封后0、10、20、30 min 用 100 mL 针筒抽取气体，置于塑封气袋内，带回实验室用气相色谱仪（安捷伦7890D）进行监测。

N2O交换通量计算公式为：

式中：F为 N2O 排放通量，μg·m-2·h-1；ρ为标准状态下N2O 的密度，μg·cm-3；V为密闭静态箱体积，cm3；A为采样土壤面积，cm2；Δc/Δt为单位时间静态箱内 N2O浓度变化量，10-9V·V-1·min-1；T为测定时箱内的平均温度，℃。

其他相关计算公式：

NH3挥发的累积量是生育期内每日挥发量的累加值；N2O 的累积排放量是生育期内每日排放量（每小时排放量×24）的累加值。

N2O 排放导致的增加量=（N2O-N 排放损失总量-N0K0处理 N2O-N 排放损失总量）/N0K0处理 N2O-N 排放损失总量×100%

NH3挥发导致的增加量=（NH3-N 挥发损失总量-N0K0处理 NH3-N 挥发损失总量）/N0K0处理 NH3-N 挥发损失总量×100%

N2O 排放导致的氮肥损失率=N2O-N 排放损失总量/施氮量×100%

NH3挥发导致的氮肥损失率=NH3-N 挥发损失总量/施氮量×100%

1.4 数据分析

使用Microsoft Excel 2016 软件对数据进行统计、制图。SPSS 11.0进行方差分析和统计分析。

2 结果与分析

2.1 不同氮钾水平及氮形态差异对土壤N2O 排放的影响

图2 和表2 为不同氮钾含量肥料处理的土壤N2O排放通量动态变化和整个生长季节期间的N2O 累积排放量。可以看出，不同肥料处理下，土壤N2O 排放通量均呈先上升后降低趋势，7 月初达到最高值。不同氮、钾水平和氮形态因素均极显著影响土壤N2O 的排放通量和累积排放量（图2，P＜0.01），土壤N2O 的平均排放通量和累积排放量随施氮水平的增加而显著增加，随施钾水平的增加而显著降低，铵态氮肥下的土壤N2O 平均排放通量和累积排放量分别为39.6 μg·m-2·h-1和 0.54 mg·kg-1，极显著高于硝态氮肥的24.5 μg·m-2·h-1和 0.29 mg·kg-1。钾水平与氮水平之间对N2O 排放有显著交互作用，但钾水平与氮形态之间以及氮形态与氮水平之间无显著交互作用。在低氮水平下，钾肥显著降低铵态氮和硝态氮肥施用下土壤N2O 排放量；在高氮水平下，钾肥对铵态氮肥施用下土壤N2O排放量的影响无显著差异。

图2 棉花生育期N2O排放通量动态变化Figure 2 Dynamic changes of N2O emission flux during cotton growth period

2.2 不同氮钾水平及氮形态差异对土壤NH3挥发的影响

如图3 所示，试验期间各处理NH3挥发速率总体变化趋势基本一致，每次施肥后，NH3挥发速率均有所升高，且均在施肥后的次日出现峰值，随后逐渐降低并趋于平缓。3 次施肥比较，第一次施肥后的NH3挥发速率最大，最高峰值可以达到1.5 kg·hm-2·d-1。钾水平和氮形态对土壤NH3挥发具有极显著影响（P＜0.01），随施钾量的增加，NH3挥发速率和累积排放量均极显著增加，铵态氮下土壤NH3挥发速率和累积排放量极显著高于硝态氮。氮水平和钾水平之间无显著交互作用，但是钾与氮形态以及氮水平、钾水平、氮形态三者之间对NH3挥发排放量具有显著（P＜0.05）或极显著影响（P＜0.01）。在硝态氮下，低氮和高钾水平下土壤NH3挥发累积排放量最高，为2.35 mg·kg-1；而在铵态氮下，高钾和高氮水平下的NH3挥发累积排放量最高，为4.18 mg·kg-1。

图3 棉花生育期NH3挥发速率动态变化Figure 3 Dynamic change of NH3 volatilization rate during cotton growth period

表2 不同氮钾水平及氮形态差异对N2O和NH3累积排放量及其氮肥损失率的影响Table 2 Effects of different nitrogen and potassium levels and nitrogen forms on cumulative N2O and NH3 emissions and nitrogen fertilizer loss rate

2.3 不同氮钾水平及氮形态差异对土壤铵态氮、硝态氮含量和pH的影响

氮、钾水平以及钾水平和氮形态之间的交互作用极显著影响土壤铵态氮含量（图4A），而其他因素及其交互作用的影响均未达到显著性水平。与不施氮肥处理比较，增施氮肥极显著增加土壤铵态氮含量，且其含量随施氮量的增加而增加。土壤铵态氮含量随施钾量的增加而降低。施钾水平对不同氮源下的土壤铵态氮含量影响变化趋势有所不同，低钾水平下，硝态氮源下的土壤铵态氮含量高于铵态氮源下的土壤铵态氮含量，但在高钾水平下，其含量变化趋势正好相反。

氮水平、氮形态、氮水平与钾水平之间、氮形态与钾水平之间以及氮钾水平与氮形态三者之间的交互作用对土壤硝态氮含量的影响表现为显著或极显著差异（图4B）。与不施氮肥处理比较，增施氮肥极显著增加土壤硝态氮含量。铵态氮下的土壤硝态氮含量显著低于硝态氮下的土壤硝态氮含量。钾水平在不同氮水平和不同氮源下对土壤硝态氮含量的影响有所差异，在硝态氮下，低氮下的土壤硝态氮含量随施钾量的增加而降低，而在高氮下，施钾增大了土壤硝态氮含量；在铵态氮下，施钾降低低氮水平下的土壤硝态氮含量，而对高氮水平下的土壤硝态氮影响差异不显著。

如图4C 所示，试验期间各肥料处理下的土壤pH 总体变化幅度较小，处理之间均未达到差异显著水平。

3 讨论

3.1 氮肥对土壤NH3挥发和N2O排放的影响

本研究采用通气法测定棉花生长季NH3损失量为1.40～4.18 mg·kg-1，占氮肥施用量的1.6%～4.0%，N2O 累积排放量为 0.17～0.57 mg·kg-1，占施氮量的0.28%～1.13%。这与前人对于NH3和N2O 氮素损失率的研究结果基本一致。例如，巨晓棠等[29]发现土壤NH3挥发的损失量（以氮计）在12.8～64.5 kg·hm-2之间，占施氮量的3.8%～7.2%。梁国庆等[30]报道水稻季N2O 排放量为 0.89～2.45 kg·hm-2，肥料氮通过 N2O 排放的损失率为0.39%～0.47%。丁洪等[31]研究得出N2O排放损失氮量占施氮量的1.4%～2.0%。相对于N2O来说，NH3是氮肥气态损失的主要途径。

图4 棉花生育期土壤铵态氮、硝态氮含量和土壤pH动态变化Figure 4 Dynamics of the contents of ammonium and nitrate nitrogen，soil pH in soil during cotton growth period

土壤氮含量及氮肥的输入影响N2O 和NH3的生成和排放[9，30，32-33]。化学氮肥施用量的增加是 N2O 和NH3挥发排放量增加的主要因素，施氮大幅增加了N2O 和NH3的排放。本研究再次证实了这一结论。与不施肥土壤比较，氮肥的施入可以增加N2O 排放41%～229%和NH3排放8.7%～191.3%。另外，我们发现，铵态氮肥更易于NH3和N2O 的排放，累积排放量是硝态氮肥的2 倍左右。梁东丽等[34]研究也发现施肥后短期内铵态氮肥排放的N2O 量显著高于硝态氮肥处理，且指出土壤N2O 的排放主要由土壤氮的硝化过程所产生。铵态氮肥对农田土壤氮素的正激活效应以及对土壤氮硝化过程的促进作用可能是导致大量NH3和N2O 产生的主要原因[35-36]。但过高浓度的铵态氮却会抑制硝化作用，致使N2O 的排放速率有所降低，这可能与高浓度NH3产生的毒害作用或促使土壤pH下降影响了氮硝化微生物的活性有关[34]。本研究氮肥用量为100 mg·kg-1，未发现土壤pH 明显下降和NH3过量抑制硝化作用降低N2O 排放量的现象，说明本研究的氮肥用量可能还未达到抑制硝化作用的水平。

氮肥施用时期的选择对N2O 和NH3排放有较大影响。N2O 和NH3排放呈现显著的季节性变化。与前人研究结果一致，N2O 排放速率峰值出现在夏季7月左右，但是NH3季节性变化排放峰值出现在春季肥料基肥阶段，该期NH3累积排放量占到整个生长季节累积排放量的47%～78%。王秀斌等[32]研究发现施氮时期后移可有效降低冬小麦季和夏玉米季NH3挥发损失总量的17.4%和15.9%，但存在的问题可能会加大N2O 的排放。若氮肥集中在基肥期施入，尽管降低了N2O 的排放，但其结果会增大NH3的排放[33]。如何兼顾N2O 和NH3的排放控制以及作物对氮的需求，针对氮肥施用时期的选择需要进一步研究。

3.2 钾肥对土壤NH3挥发和N2O排放的作用

肥料的优化管理影响氮肥NH3挥发的排放。本研究结果表明，钾肥显著增大了土壤NH3挥发速率和排放量。这与徐万里等[17]在新疆灰漠土增施硫酸钾肥对NH3排放的影响结果一致，与不施钾肥处理比较，增施钾肥增加NH3挥发排放量0.03～0.07 kg·hm-2，增大氮肥损失率3%～7%。他们分析认为钾肥增大NH3挥发的主要原因可能是钾离子对土壤的解吸附作用，增大了土壤的有效性从而增大NH3的释放。在本研究中，我们发现随施钾量的增加，土壤含量显著下降，这可能就是由于钾肥解吸附的转变成NH3而挥发到大气中的原因所导致。然而，Gameh等[20]和Rappaport等[21]报道，当氯化钾肥施入土壤会导致pH 下降而降低土壤NH3挥发5%～42%。本研究土壤pH 随钾肥施用量的增加从7.83 降到了7.81，但统计学上未达到显著水平，说明本实验钾肥下pH 的变化不是钾肥施入土壤后NH3挥发上升的主要原因。农田土壤NH3挥发影响因素众多，涉及土壤温度、水分、阳离子交换量以及碳酸钙含量等因素。可见，钾肥对土壤NH3挥发的作用效果及主要驱动因地区不同气候条件或土壤状况而有所差异。

研究表明，通过养分管理还可以显著影响农田土壤N2O 的排放。本研究发现，增施钾肥降低农田土壤N2O 的排放速率，显著减少整个生长季节N2O的累积排放量。我们分析原因可能与钾肥施入后导致硝化作用底物下降有关。刘韵等[23]也报道增施钾肥显著降低了冬小麦-夏玉米轮作土壤的N2O 排放，同时土壤有效氮含量显著降低。王火焰等[16]在硫酸铵在水稻土的转化试验中发现钾肥抑制固定态铵释放的现象。这在一定程度上也说明钾肥可以通过影响土壤固定态的释放途径而抑制土壤硝化作用、降低N2O 的产生。钾肥不仅通过土壤硝化作用影响农田土壤N2O 的产生，而且还会通过反硝化作用过程来影响N2O 的排放。例如，杨劲峰等[22]报道增施钾肥会加剧玉米根系呼吸和促使土壤厌氧环境的形成，可能会间接增强土壤反硝化过程而影响N2O 的排放。Chen 等[37]同样发现钾肥显著提高稻田土壤中富含功能基因nosZ的反硝化微生物丰度，进而促进反硝化作用。因此，我们推断钾肥可能会通过影响作物根际环境氧气浓度、氧化还原电位或通过直接影响土壤中钾素含量来调控土壤反硝化微生物群落组成与丰度，尤其是增大含有功能基因nosZ的反硝化微生物丰度，从而促进N2O 还原为N2的过程，降低土壤N2O的排放。钾肥降低N2O 排放的具体原因还需进一步试验来证明。另外，我们还发现，在低氮水平下，钾肥对铵态氮肥比硝态氮肥更显著降低N2O排放，但在高氮水平下，钾肥对铵态氮肥N2O 排放没有显著影响，但降低了硝态氮肥N2O 的排放量。该结果可能与钾肥在不同氮肥水平下对土壤氮的硝化与反硝化过程的N2O 贡献大小的影响有关，其具体原因需要进一步的研究。

4 结论

化学氮肥施用量的增加是NH3挥发和N2O 排放增加的主要原因，与硝态氮肥相比铵态氮肥更易于NH3和N2O 的排放；增施钾肥显著增大土壤NH3挥发速率和排放量，但降低了土壤N2O 的排放通量，显著减少了整个生长季节N2O的累积排放量。