土壤与环境
SOIL AND ENVIRONMENTAL SCIENCES
1999年 第8卷 第3期 Vol.8 No.3 1999



施用石灰对酸性土壤中氧化亚氮形成的影响
封克　汤炎　钱晓晴　王小治　张素玲
　　摘要：对酸性红壤施用石灰和N2O生成之间的关系进行了探讨。结果表明，在好气条件下，石
灰的施用与NH4+氧化过程中N2O的产生量之间的关系不明显。但随着石灰施用量的增加，厌气条件
下NO3-还原过程中N2O的积累量明显增加了，这与施用石灰后土壤pH升高而提高了硝酸还原酶活性
有关。试验还表明，尽管在厌气条件下土壤pH较高有利于NO3-还原成NO2-，但当缺乏有效碳源时，
NO2-向N2O的进一步还原受到限制，易发生NO2-的积累。
　　关键词：氧化亚氮；红壤；石灰施用量
　　中图分类号：X13；S153 文献标识码：A
Effect of Liming on N2O Formation in Acid Soils
FENG Ke，TANG Yan，QIAN Xiao-qing，WANG Xiao-zhi，ZHANG Su-ling
（Agricultural College, Yangzhou University, Yangzhou 225009, China）
Abstract: This paper deals with the relationship between N2O formation and liming in acid soil. The results 
showed that there was significant accumulation of N2O as the amount of liming increased in anaerobic NO3- 
reduction progress, which was due to the nitrate reductase activity (NRA) affected by the increased soil pH. 
Whereas there was no obvious relation of the amount of N2O produced with that of liming in the NH4+ oxidation 
progress. The results also showed that NO2- could accumulated easily because of lacking of available carbon 
source for the reduction of NO2- to N2O in the anaerobic and high pH conditions.
Key words: nitrous oxide; red soil; liming
　　人们已知，氧化亚氮（N2O）不仅是导致温室效应的主要气体之一，它还可以破坏臭氧层，对
人类生存环境造成威胁。已有的研究表明，人类的农业活动是产生N2O的主要来源[1]，而且大部分
的N2O是在土壤中产生和散发出来的[2]。
　　我国南方地区存在大面积的矿质酸性土壤，具有较低的pH和较少的有机质。施用石灰提高土
壤pH后对土壤中N2O的形成是否有所影响以及影响程度有多大还很少有人加以研究。国外曾有人对
此作过报导，但有关结果却相互矛盾。其原因主要是：（1）采用不同土壤研究pH与N2O生成与散发
的关系，忽略了土壤之间其它方面的差异；（2）在用同种土壤进行不同pH试验时，常用NaOH这种
强碱来调节pH，短时间内可能对土壤中微生物活性影响过大；（3）多将土壤与水搅拌成悬浊液，
不利于生成的N2O的散发，因为N2O本身也是一种易溶于水的气体。此外，所用土壤多为酸性森林土
壤，这种土壤常含有较丰富的有机质[3]。由于土壤中有效碳源对N2O生成影响极大，故所得结果对
我国南方酸性矿质土壤也许并不适用。
　　本研究重点观察在不增加土壤有机碳源的情况下，施用石灰改变土壤pH后对氮肥（包括NH4
+－N和NO3-－N）在好气和厌气条件下产生N2O的情况。
1　方法与材料
　　所用土壤来自江西省鹰潭中科院红壤试验站，土质属壤粘土。为避免过多易矿化有机质的影
响，只采下部15～30cm土层的土壤。部分土壤性质列于表1。实验设置4种不同石灰用量处理，即
按每公斤土分别施用0、1.5、3.0、5.0g Ca（OH）2。Ca（OH）2在磨成细末后与所试土壤充分拌
匀，在饱和持水量条件下，置于30℃恒温箱中培养，其间间隙搅动并测定pH值。7d后，pH已基本
达到平衡，不再波动；10d后，将土风干。这样得到4种具有不同石灰用量处理的红壤，其pH分别
为4.4、5.2、6.7和8.1。以下将它们用Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ符号加以区分。
表1　供试土壤基本性状
pH(KCl浸提)有机质全氮NH4+－NNO3-－N速效P速效K
(g/kg)(mg/kg)
4.43.80.4916.93.81.65.8

　　试验在130ml培养瓶中进行，每瓶装风干土20g。在施入氮肥前，土壤先在50％持水量的情况
下培养2d，以促使微生物的正常活动。随后，稍稍风干，按200mg/kg分别加入NH4+－N（硫酸铵）
或NO3-－N（硝酸钾）。施NH4+－N的处理将水分控制在土壤持水量的50％左右，而施NO3-－N的处
理则将水分控制在土壤持水量的120%。为达到一定厌气条件，NO3-－N处理均充以氩气。每种肥料
处理设14个重复。培养过程中共取样7次（分别为培养1、2、4、6、9、11、13d）。
　　测定时，每处理取2个重复，测定完N2O后，土壤用于测定NH4+、NO3-、NO2-等。为保证好气条
件，NH4+－N处理每测定一次后，均将剩余培养瓶内空气予以排除，并重新充入空气。
　　N2O用气相色谱（HP 5890 SeriesⅡ）加以测定。其测定条件为：柱长8m，检测器温度300℃，
柱温60℃，填料Porapak Q（80～100目），柱流量66ml/min，检测器ECD。NH4+－N测定用2mol/L 
KCl提取，NaOH蒸馏法。NO3--N用硫酸亚铁－锌粉还原，NaOH蒸馏法。NO2-－N测定用对氨基苯磺酸
－a－萘胺比色法[4]。
2　结果与讨论
2.1 好气条件下石灰施用与N2O生成的关系
　　表2给出了好气培养前后NH4+和NO3-的变化情况。根据表中数据可以看出，随着石灰施用量的
升高，NH4+－N在培养后降低幅度大。如在处理Ⅰ中，培养后NH4+－N下降了6mg/kg，而在处理Ⅳ中
下降了36mg/kg。培养后NH4+下降多的处理，NO3-增加也多，说明施石灰有助于NH4+的硝化。这个
趋势与Goodroad和Keeney的结果[5]相一致。但在本试验里，好气培养过程中N2O的积累似乎与石灰
施用量之间并无密切的联系（图1）。不同石灰施用量的土壤处理，N2O积累量的差异不明
显。Sahrawat等[6]曾报导，酸性土壤施用石灰将促进N2O的散发，但对施用石灰后土壤pH的改变是
否影响硝化过程中N2O生成并无明确报导。本试验中土层较薄（0.7cm左右），不会对N2O散发过程
造成较大影响。如果各处理间无差异，即可视为石灰施用对好气条件下NH4+氧化过程中N2O生成的
影响不大。
表2　好气培养前后NH4+与NO3-的变化
处理pHN形态N含量/(mg/kg)
培养前培养后
Ⅰ4.4NH4+218212
NO3-3.87.4
Ⅱ5.2NH4+215205
NO3-5.114.4
Ⅲ6.7NH4+215199
NO3-6.218.3
Ⅳ8.1NH4+213177
NO3-7.127.5


图1　施NH4+处理在不同pH条件下好气培养过程中NO2-N积累情况
　　本试验中，施用石灰对NH4+硝化过程中N2O的产生影响不大，似乎可归结于土壤中起作用的微
生物区系变化。人们已知，参与硝化过程中产生N2O的微生物既有自养硝化细菌，也有异养硝化微
生物，而且后者产生的N2O是前者的10倍[7～8]。但异养硝化微生物的活性随pH上升而迅速下降，
在pH 6.6时即可能消失[9]。因而，随石灰施用量的加大，pH提高的结果将可能使参与N2O形成的微
生物以自养硝化细菌为主。由于产生N2O的总量较少，pH改变对N2O生成的影响也就不很明显。
2.2 厌气条件下石灰施用与N2O生成的关系
　　淹水培养试验中，施入了NO3-。在相对厌气条件下，NO3-的还原应是土壤中氮素转化的主要过
程。因此，根据培养前后NO3-－N的减少量，可以估计还原过程发生的程度。表3的数据显示，培养
后有少量NH4+增加（除Ⅱ外）。在高pH情况下，NO3-的减少量是相当明显的。也就是说，淹水条件
下，高pH促进了NO3-的还原。这个情况与众多前人研究的结果相一致[10～12]。
表3　淹水培养前后NH4+与NO3-动态
处理pHN形态N含量/(mg/kg)
　　　培养前培养后
Ⅰ4.4NH4+16.915.2
NO3-202206
Ⅱ5.2NH4+15.320.0
NO3-210212
Ⅲ6.7NH4+14.120.3
NO3-214205
Ⅳ8.1NH4+10.418.4
NO3-216187

　　有人认为，施用石灰后N2O的积累量增加是由于土壤中CaCO3的增加促进了N2O的散发过程
[13]。这在粘重土壤的较厚土层或较大土壤颗粒内部是可能的。但在本试验中，土层很薄，散发不
应成为N2O积累的限制因素。此外，在施用最多量石灰的处理上，N2O的积累并非最多，这也说明
CaCO3有助于N2O散发并非是施用石灰导致N2O积累增加的直接因素。我们认为，施石灰后N2O的积累
量增加，更合理的解释应该是石灰提高了土壤的pH，进而改变了作用微生物的环境条件，最终使
N2O生成量发生了改变。
　　在另一个实验中，我们曾对同样处理的土壤中硝酸还原酶活性进行了测定。表4的结果显示，
随着pH增加，硝酸还原酶活性明显增加，这证实了pH升高有助于硝态氮的还原[12]。但就本试验而
言，N2O积累最高量发生在pH6.7的情况下，而不在pH8.1时（见图2）。对此，存在两种可能性。其
一，在高pH条件下，反硝化程度加强，在NO3-→NO2-→NO→N2O→N2的还原过程中，生成的N2O被进
一步还原成N2，减少了N2O的散发[14]；其二，在高pH条件下易被还原的NO3-以NO2-的形式积累[15
～16]。从本试验看（表5），当pH从6.7增至8.1时，NO2-的积累量急剧上升。NO3-的减少量（表3）
与NO2-的增加量相近。因而，后一种可能性更大。

图2　施NO3-处理在不同pH条件下厌气培养过程中NO2积累情况
表4　石灰对硝酸还原酶活性(NRA)的影响
处理pHNO2-/(mg/kg)
Ⅰ4.42.3×10-2
Ⅱ5.221.4×10-2
Ⅲ6.730.0×10-2
Ⅳ8.138.7×10-2

表5　NO3-处理培养过程中NO2--N含量(mg/kg)净变化
处理培养天数/d
0124691113
Ⅰ00.020.020.030.020.030.040.03
Ⅱ00.200.220.250.220.240.300.28
Ⅲ00.250.280.801.101.161.403.50
Ⅳ00.340.425.0215.222.227.531.5

　　有些报道认为，N2O的散发常与NO2-含量有密切正相关[13, 15, 17]，但他们的实验均是在含有
较高有机质的土壤上进行的，反硝化所需要的能源物质很少受到限制，因而生成的NO2-可进一步向
N2O的方向还原；此外，较高的NO3-也可抑制N2O向N2的还原[18～19]，进而造成更多的N2O散发。但
本试验所用土壤为含有机质较少的矿质酸性土壤，在培养过程中未添加能源物质。在高pH条件
下，还原过程中的第一步进行较为顺利，有较多的NO2-生成，但NO2-的进一步还原却受到了限制。
这一方面是由于在高pH下，NO2-的反应性下降[20]，另一方面则是因为缺乏有效碳源所致。按照
Granli和BФckman的研究[21]，异养反硝化是产生N2O最重要的途径，但异养反硝化需要足够的碳
源物质供应。因此，矿质土壤中缺乏可降解有机物质可能是限制反硝化的最基本原因[22]。这样，
本试验中在高pH条件下，尽管有较多NO2-积累，却并无最大量N2O的积累就不难理解了。
基金项目：联邦德国教育部和江苏省教委自然科学基金项目
作者简介：封克(1955～)，男，博士，教授。
作者单位：扬州大学农学院，扬州 225009
参考文献：
　1　Duxbury J M. The significance of agricultural source of greenhouse gases[J]. Fertilizer Research, 1994, 
38: 151～163
　2　Banin A. Global budget of N2O: The role of soils and their change[J]. Sci Total Environ, 1986, 55: 27～
383 
　3　Burton D L, Beauchamp E G. Denitrification rate relationships with soil parameters in the field[J]. Commun 
Soil Sci Plant Anal, 1985, 16: 539～549
　4　中国科学院南京土壤研究所. 土壤理化分析[M]. 上海: 上海科学技术出版社，1978
　5　Goodroad L L，Keeney D R. Nitrous oxide production in aerobic soils under varying pH, temperature and 
water content[J]. Soil Biol Biochem, 1984, 16: 39～43
　6　Sahrawat K L, Keeney D R, Adams S S. Rate of aerobic nitrogen transformations in six acid climax forest 
soils and the effect of phosphorus and CaCO3[J]. Forest Sci, 1985, 31: 680～684
　7　Anderson I C, Poth M, Homstead J, et al. A comparison of NO and N2O production by the autotrophic 
nitrifier Nitrosomonas europaea and the heterotrophic nitrifier Alcaligenes faecalis[J]. Applied and environmental 
microbiology, 1993, 59(11): 3525～3533
　8　Papen H, Hellman B, Papke H, et al. Emission of N-oxides from acid irrigated and limed soils of a 
coniferous forest in Bavaria[A]. In: Oremland R S, ed. Biogeochmistry of Global Change-Radiatively Active 
Trace Gases[C]. New York: Chapman and Hall, 1993. 245～60
　9　Duggin J A. Autotrophic and heterotrophic nitrification in response to clear-cutting northern hardwood 
forest[J]. Soil Biol Biochem, 1991, 23: 779～787
　10　Bremner J M, Shaw K. Denitrification in soil:Ⅱ. Factors affecting denitrificator[J]. J Agric Sci, 1958, 51: 
40～52
　11　Bryan B A. Physiology and biochemstry of denitrification[A]. In: Delwiche C C, ed. Denitrification, 
Nitrification and Atmospheric N2O[C]. New York: John Wiley & Sons Ltd, 1981. 67～84
　12　Weier K L, Gilliam J W. Effect of acidity on denitrification and nitrous-oxide evolution from Atlantic 
coastal-plain soils[J]. Soil Sci Soc Am J, 1986, 50: 1202～1205
　13　Bandibas J, Vermoesen A, DeGroot C J, et al. The effect of different moisture regimes and soil 
characteristics on nitrous oxide emission and consumption by different soils[J]. Soil Sci, 1994, 158(2): 106～114
　14　Koskinen W C, Keeney D R. Effect of pH on the rate gaseous products of denitrification in a silt loam soil
[J]. Soil Sci Soc Am J, 1982, 46: 1165～1167
　15　Minami K , Fukushi S. Emission of nitrous oxide from a well-aerated andosol treated with nitrite and 
hydroxylamine[J]. Soil Sci Plant Nutr (Tokyo), 1986, 32: 233～237
　16　Ellis S, Howe M T, Goulding K W T, et al. Carbon and nitrogen dynamics in a grassland soil with varying 
pH: Effect of pH on the denitrification potential and dynamics of the reduction enzymes[J]. Soil Biol Biochem, 
1998, 30(3): 359～367
　17　Stevens R J, Laughlin R J, Malone J R. Soil pH affects the process reducing nitrate to nitrous oxide and 
dinitrogen[J]. Soil Biol Biochem, 1998, 30(819): 1119～1126
　18　Terry R E, Tate R L, Duxbury J M. The Effect of flooding on nitrous oxide emissions from an organic soil
[J]. Soil Sci, 1981, 132(3): 228～232
　19　Weier K L, Doran J W, Power J F, et al. Denitrfication and the dinitrogen/nitrous oxide ratio as affected 
by soil water, available carbon, and nitrate[J]. Soil Sci Soc Am J, 1993, 57(1): 66～72
　20　Bremner J M, Blackmer A M, Waring S A. Formation of nitrous oxide and dinitrogen by chemical 
decomposition of hydroxylamine on soils[J]. Soil biol Biochem, 1980, 12: 263～269
　21　Granli T, Bфckman O C. Nitrous oxide from agriculture. Norwegian J Agric Sci, 1994, 12: 57～61
　22　McCarty G W, Bremner J M. Availability of organic carbon for denitrification of nitrate in subsoils[J]. Biol 
Fertil Soils, 1992, 14: 219～222
收稿日期：1999-02-04
