氧化亚氮（N₂O）是一种非碳型温室气体，其全球增温潜势是二氧化碳的 298～310 倍^[1]。据统计，每年大气中 80%～90% 的 N₂O 来源于土壤^[2]，其中农田是土壤 N₂O 的重要来源^[3]。氮肥施用是保证粮食安全的重要手段，然而每年因施用化学氮肥产生的 N₂O 占向大气中输入总量的 13%。硝化作用和反硝化作用是土壤 N₂O 产生的主要机制^[4]。在硝化过程中，NH₄ ⁺ 经过土壤微生物的作用被氧化为 NO₃^-，此过程的中间产物 NH₂OH 经过化学反应或者酶促反应氧化产生 N₂O。在反硝化过程中，NO₃^- 在反硝化细菌等的作用下还原为 N₂，其中，高亚硝酸盐含量导致土壤 N₂O 释放增加^[5]。有研究表明，不仅硝化过程是 N₂O 峰值的主要产生途径，且反硝化过程对 N₂O 排放也具有重要的贡献^[6]。

影响氮转化的生化抑制剂主要是通过选择性抑制土壤氮转化微生物的活性，从而对土壤的氮矿化过程、硝化作用和反硝化作用等产生影响^[7]。传统的化学抑制剂如正丁基硫代磷酸三胺（NBPT）和 3，4-二甲基吡唑磷酸盐等，能够减少农田土壤中的氮损失^[7-9]。近年来，有学者研究发现某些来源于生物的生物硝化抑制剂能够对氮转化过程产生影响^[10]。研究表明，某些酚类物质对氮的矿化过程有积极影响，增加土壤铵态氮（NH₄ ⁺-N）的含量，同时抑制硝化作用^[11]。某些植物及其提取物，如洋甘菊、印度楝树、留兰香薄荷等也是生物源抑制剂的重要来源^[12-13]。单一脲酶抑制剂或者硝化抑制剂仅作用于氮转化中的特定环节，而生物抑制剂因其成分的复杂性，对氮素转化过程可能产生不同的影响，这有待于进一步研究。

本研究聚焦于植物源抑制剂环戊酮（CCO）。 CCO 是使用乙醇对洋甘菊的干花头进行超声提取后的主要产物^[14]。已有研究成果表明，这是一种天然的双效抑制剂，兼有抑制脲酶活性和硝化作用两种功能^[15]。采用酶分子对接技术的研究结果显示CCO 的阳离子配位体与阴离子能够同时与脲酶活性位点的氨基酸残基相互作用，抑制脲酶活性^[15]。不同土壤的室内培养试验结果表明，CCO 能够调控土壤的氮素转化过程，减少氨挥发，提高氮肥利用率^[15]。在进一步的田间试验中，将 CCO 与双抑制剂双氰胺（DCD）和 NBPT 混合施用对比研究，结果显示 CCO 对尿素水解和氨氧化的调控效果优于 DCD 和 NBPT 混合施用的处理，有效减少了玉米田中氨气（NH₃）和 N₂O 的释放^[14]。可见，植物源抑制剂具有协同增效、环境友好等特点，对绿色农业发展具有重要意义。但是目前关于植物源抑制剂 CCO 的研究相对较少，其对 N₂O 的减排作用机理及在不同土壤中的施用效果有待进一步研究。

抑制剂通过选择性影响土壤微生物的活性而发挥抑制作用^[16]。在不同土壤中，抑制剂对 N₂O 的减排效果受到有机质含量、水热条件、田间管理措施等因素影响而存在差异^[17-18]，而土壤氮转化微生物的种类、数量和活性也会直接影响氮转化速率，在调控 N₂O 产生中发挥着重要的作用。研究表明，pH 显著影响氨氧化古菌（AOA）、氨氧化细菌 （AOB）amoA 基因的活性^[19]，而中性土壤环境更适合土壤中 nirS 和 nosZ 的转录^[20]。那么，CCO 如何调控这些土壤微生物，而土壤微生物又如何反作用于抑制剂 CCO 的施用效果尚不明晰。

鉴于此，本研究选取成土条件和理化性质差异显著的两种土壤（红壤和漠灌土）作为研究对象，利用室内培养试验，通过定期测定土壤中无机氮含量、微生物功能基因活性与 N₂O 气体排放速率等指标，研究在不同土壤条件下，新型植物源抑制剂 CCO 对 N₂O 减排的影响，同时探究其微生物的作用机理。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

本研究所选取的两种供试土壤为红壤和漠灌土，分别采自江西省宜春市宜春学院农学院基地实验站（27.80°N，114.57°E）和甘肃省武威市甘肃农业科学院武威生态实验站（38.08°N，102.59° E）。采集 0～20 cm 表层土壤，剔除植物残体以及其他杂质，风干后过 2 mm 筛备用。两种土壤的理化性质如表1 所示。其中，pH 采用实验室多参数测定仪（奥豪斯仪器，江苏）测定；全氮、全碳含量采用元素分析仪（FlashSMART，德国）测定；有机碳采用重铬酸钾-浓硫酸外加热法测定； NH₄ ⁺-N 和硝态氮（NO₃^--N）采用全自动流动注射分析仪（吉天仪器，北京）测定。

1.2 试验设计

本试验设置 3 个处理：①空白对照（CK）； ②尿素处理（U，单施尿素）；③ CCO 处理（U+CCO，尿素与 CCO 配合施用）。其中尿素用量为 N 167 mg·kg^-1（模拟田间施氮量 N 200 kg·hm^-2）；CCO 的用量为尿素 N 含量的 1%。

本试验采用室内培养法，将风干土加蒸馏水调节水分含量至 40% 土壤孔隙水含量（WFPS），预培养两周以恢复土壤的微生物活性。以改装瓶盖后的丝口瓶作为本次培养试验的培养瓶，瓶盖两处打孔后加装由软管连接的泄压阀，瓶盖内侧配有橡胶垫圈以确保盖盖后的密封性；称取相当于干土重量 200 g 的预培养土于培养瓶中，将配好的尿素水溶液和 CCO 丙酮溶液均匀的加入培养瓶中，添加蒸馏水调节土壤湿度至 60% WFPS；各处理设置完毕后将培养瓶放入恒温培养箱中，25℃条件下恒温培养；不进行取样时使用铝箔纸封口，并在铝箔纸扎洞保持通气状态。

本培养试验共设置 6 个重复，分为两组：（1）3 个重复用于测定 N₂O 气体的排放速率；（2）另外 3 个重复用于土壤采样，测定相关土壤指标与微生物功能基因丰度。

1.3 采样分析方法

1.3.1 土壤 N₂O 排放

用于采集 N₂O 气体的组别（1），在培养的第 1、3、5、8、12、18、30、50、80 d 进行气体采集。在采集气体样品之前，先用空气泵置换瓶内空气，然后盖上装有泄压阀的瓶盖，使用接有三通阀的注射器抽取气体 35 mL 用于 N₂O 浓度的测定；之后分别在 25℃条件下培养 0、12、24 h 后抽取 35 mL 气体测定 N₂O 浓度，计算土壤 N₂O 的通量。

N₂O 排放通量（$f_{{\mathrm{N}}_2\mathrm{O}}$）（μg·kg^-1·h^-1）的计算公式：

$f_{{\mathrm{N}}_2\mathrm{O}}=\frac{dc}{dt}\cdot \frac{\rho \cdot v}{m}$

式中：$\frac{dc}{dt}$为采样过程中瓶内 N₂O 气体的浓度变化率；ρ 为标准状态下 N₂O 的密度（mg·L^-1）；v 为培养瓶中土壤上部空气的体积（L）；m 为培养用土的干土质量（kg）。

N₂O 累计排放量的计算公式：

$C_{t_2}=C_{t_1}+\left(t_2-t_1\right)\cdot \frac{f_{t_1}+f_{t_2}}{2}$

式中：C_t 表示从培养开始到第 t d的N₂O 累积排放量 （mg·kg^-1）；f_t 为第 t d的N₂O 排放通量（mg·kg^-1· d^-1）；t₁ 与 t₂ 分别表示 2 个相邻采样时间。

1.3.2 土壤中 NH₄ ⁺-N 与 NO₃^--N 的含量

组（2）用于测定土壤 NH₄ ⁺-N 与 NO₃^--N 的含量，采样时间为培养的第 1、3、8、15、40、80 d； 在采样日，称取 10 g 土样按照固液比 1 ∶ 5，用 2 mol·L^-1 KCl 溶液配制，振荡浸提 1 h，采用流动分析仪测定浸提液中 NH₄ ⁺-N 与 NO₃^--N 的浓度^[21]。

1.3.3 土壤硝化作用潜势

在培养的第 1、3、8、15、40、80 d 采集组 （2）土样测定土壤硝化作用潜势（NP）；土壤 NP 采用土壤培养法测定^[22]。取 3 份土壤，每份 5 g 于塑料瓶中，以硫酸铵为底物，加入氯酸钠抑制亚硝酸盐向硝酸盐的转化，一份土放入-20℃冰箱冷冻，其余两份 25℃、120 r·min^-1 条件下恒温培养 5 h，培养结束后使用分光光度计在 520 nm 波长下比色，测定亚硝酸盐浓度，计算 NP。

1.3.4 功能基因绝对定量

在培养的第 7、25 d 采集土壤，进行功能基因丰度的测定。

土壤 DNA 使用土壤基因组 DNA 提取试剂盒 [天根生化科技（北京）有限公司]进行提取，方法参照本试剂盒说明书。

（1）PCR 扩增对提取成功的 DNA 模板使用特异性引物对土壤中特定 DNA 片段进行扩增，对反硝化过程相关基因 nirS 和 nirK 进行绝对定量。所使用扩增引物见表2。

PCR 反应体系共 50 μL，其中包括：目的基因上、下游引物各 1 μL，DNA 模板1 μL，2×Taq MasterMix（康为世纪，江苏）25 μL，双蒸水 25 μL；使用荧光定量PCR 仪（Applied Biosystems ABI7500）进行 PCR 反应，扩增条件为 94℃ 5 min 预变性后，94℃ 30 s、55℃ 30 s、72℃ 30s 共 30 个循环。最后 1 轮循环完成后再 72℃延伸 10 min。反应完毕后，用 1% 琼脂糖凝胶电泳检查扩增结果，目的片段进行琼脂糖凝胶回收。

（2）TA 克隆用 TA 连接回收的PCR 产物，连接体系共 10 μL，其中包括：回收后的目的片段 4 μL，T 载体 1 μL，2×Solution buffer 5 μL；在22℃条件下连接约 4 h、转化感受态细胞 DH5α（康为世纪，江苏）。

（3）菌落 PCR 鉴定阳性克隆挑取白色菌落，悬于 10 μL 灭菌水中，取 1 μL 作为模板进行群落 PCR，菌落 PCR 体系共 10 μL，包括：目的基因上、下游引物各 0.2 μL，模板 1 μL，2×Taq MasterMix 5 μL，双蒸水 3.6 μL。扩增条件为 94℃ 30 s、55℃ 30 s、72℃ 30 s 共 30 个循环，最后一轮循环完成后再 72℃延伸 10 min。反应完毕后，用 1% 琼脂糖凝胶电泳检查扩增结果。

（4）提取质粒作为绝对定量的标准品，进行 RealTime PCR 样本检测。

1.3.5 统计分析

本研究数据采用 SPSS 16.0 中单因素方差分析的 Duncan 检验进行差异显著性（P<0.05）检验，使用 Origin 2023 作图。

2 结果与分析

2.1 土壤中 NH₄ ⁺-N 与 NO₃^--N 含量的变化

漠灌土中的 NH₄ ⁺-N 与 NO₃^--N 总体含量高于红壤，同时漠灌土中 CCO 对 NH₄ ⁺-N 在土壤中存在时间的延长效果也更加明显。漠灌土与红壤的空白处理与尿素处理中 NH₄ ⁺-N 含量从培养的第 8 d 开始均迅速下降，但漠灌土中 NH₄ ⁺-N 含量的下降速度大于红壤。两类土壤的 CCO 处理均在不同程度上延缓了 NH₄ ⁺-N 向 NO₃^--N 的转化。

在红壤中，空白处理的 NH₄ ⁺-N 在整个培养过程中始终维持在较低水平（图1A），尿素处理中 NH₄ ⁺-N 在培养的 1～3 d 迅速增加，在第 3 d 达到峰值165.45 mg·kg^-1；第 3 d 后土壤中NH₄ ⁺-N 含量迅速下降，在培养结束时（80 d）降至最低水平 20.98 mg·kg^-1；CCO 处理的 NH₄ ⁺-N 同样在培养的第 3 d 达到峰值 170.91 mg·kg^-1，略高于尿素处理；在第 3 d 之后土壤中的 NH₄ ⁺-N 含量逐渐降低，在培养结束时到达最低水平 20.51 mg·kg^-1，几乎与尿素处理持平；在培养后期，CCO 处理土壤中 NH₄ ⁺-N 的含量高于尿素处理与空白处理，NH₄ ⁺-N 在 CCO 处理的土壤中存在的时间更长。红壤空白处理中的 NO₃^--N 在培养的 0～40 d呈现缓慢上升的趋势（图1C），虽然在第 40 d 达到峰值 27.12 mg·kg^-1，但土壤中的 NO₃^--N 仍处于较低的水平； 尿素处理与 CCO 处理土壤中的 NO₃^--N 也在培养的第 40 d 达到峰值，其中尿素处理峰值（100.88 mg·kg^-1）高于 CCO 处理（89.85 mg·kg^-1），CCO 的施用降低了 10.93% 土壤的 NO₃^--N 含量。

在漠灌土中，在培养的第 1 d，尿素处理中的 NH₄ ⁺-N 含量高于 CCO 处理与空白处理（图1B）。第 3 d时尿素处理中的 NH₄ ⁺-N 含量达到峰值 （313.71 mg·kg^-1），之后持续下降，在培养结束时其含量为 33.64 mg·kg^-1；第 8 d 开始直至结束， CCO 处理中的 NH₄ ⁺-N 含量始终高于其他处理。尿素处理与 CCO 处理的 NO₃^--N 均在第 8 d 到达峰值后迅速下降，并且尿素处理（336.18 mg·kg^-1）的峰值显著高于 CCO 处理（296.28 mg·kg^-1）。

2.2 环戊酮对硝化作用潜势的影响

在红壤中，空白处理的 NP 始终维持在较低水平（图2A）；培养第 8 d 尿素处理的 NP 达到峰值 NO₂^--N 18.15 mg·kg^-1·d^-1，CCO 处理相比于尿素处理，NP 降低了 34.35%；培养第 8 d 后尿素处理的 NP 迅速下降，在培养结束时，达到最低值 NO₂^--N 0.25 mg·kg^-1·d^-1；CCO 处理的 NP 在培养的第 15 d 达峰值（NO₂^--N 13.11 mg·kg^-1·d^-1），之后降至 NO₂^--N 0.25 mg·kg^-1·d^-1；CCO 处理的 NP 峰值与尿素处理相比降低了 27.82%，并推迟了峰值出现的时间。

在漠灌土中，培养试验开始直到第 15 d，3 个处理中 NP 始终处于上升状态（图2B），CCO 处理在第 15 d 的 NP 相较于尿素处理降低了 58.60%；随后，随着土壤中 CCO 的降解，在培养第 40 d CCO 处理的 NP 超过尿素处理；在培养第 40 d 之后，土壤中 NH₄ ⁺-N 含量下降，土壤 NP 持续下降；而空白对照中变化趋势与尿素处理基本一致。

2.3 环戊酮对土壤 N₂O 排放的影响

红壤尿素处理在施用尿素后 N₂O 排放通量迅速增加（图3A），在培养的第 50 d 排放通量达到峰值（0.97 μg·kg^-1·h^-1），之后持续下降；CCO 处理 N₂O 排放通量同样也在第 50 d 达到峰值（0.19 μg· kg^-1·h^-1），较尿素处理降低 80.41%；空白处理 N₂O 排放始终处于较低水平。

在漠灌土中，尿素处理在培养第 30 d 达到峰值（84.02 μg·kg^-1·h^-1）（ 图3B），之后迅速下降，在第 50 d 下降到较低水平，并一直持续到培养结束；CCO 处理在培养的第 50 d 达到峰值（33.09 μg·kg^-1·h^-1），且明显低于尿素处理；在第 50 d 之后 N₂O 排放通量迅速下降，直到培养结束；与尿素处理相比，峰值降低 60.62%，且延后峰值出现的时间。空白处理排放通量始终维持在较低水平。

在两种不同土壤中，CCO 处理均降低了 N₂O 的排放峰值；并且在漠灌土中，CCO 延迟了峰值出现的时间；漠灌土中尿素处理与 CCO 处理的 N₂O排放通量峰值均高于红壤。相比于尿素处理，CCO 施用对 N₂O 的累积排放抑制效果更加明显，分别降低了 74.12%（红壤）（图4A）和 63.19%（漠灌土）（图4 B）；漠灌土的 N₂O 累积排放量远高于红壤。

2.4 环戊酮对土壤 AOA amoA 和 AOB amoA 基因丰度的影响

在培养的第7 d，与空白处理相比，CCO 处理与尿素处理下的红壤和漠灌土中的 AOA amoA 基因拷贝数均有所增加（图4）；在培养的第 25 d，红壤CCO 处理和尿素处理中AOA amoA 基因拷贝数与空白处理相比数量有所降低，而在漠灌土中则呈现相反趋势；与尿素处理相比，红壤中 CCO 处理的 AOA amoA 基因的拷贝数增加，漠灌土 CCO 处理的 AOA amoA 基因的拷贝数先增加后减少。

在红壤中，与空白处理和尿素处理相比，培养第 7 d 时，CCO 处理降低了 AOB amoA 基因的拷贝数（图4），在第 25 d 恢复到与尿素处理相当的水平；在漠灌土中，CCO 处理培养第 7 d 的 AOB amoA 基因拷贝数显著低于空白处理，培养第 25 d 显著低于空白处理与尿素处理（P<0.05）；在培养的第 25 d，与尿素处理相比，CCO 处理的 AOB amoA 降低了 85.81%，但显著高于第 7 d（14.24%）。

注：柱中不同小写字母表示同一土壤、不同施肥处理在 P<0.05 水平显著差异。

2.5 环戊酮对土壤反硝化基因 nirS 和 nirK 的影响

红壤中，与空白对照相比，在培养的第 7 d 尿素处理与CCO 处理的 nirS 基因拷贝数均有所增加（图4），在培养的第 25 d，尿素处理和CCO 处理的 nirS 基因拷贝数有所下降；与尿素处理相比，在培养的第 7 d，施用 CCO 减少了 20.23% nirS 基因拷贝数；漠灌土中，在培养的第 7 d，与空白对照相比，nirS 基因拷贝数有所下降，在培养的第 25 d，3 个处理的 nirS 基因拷贝数无显著差异。nirK 基因总体数量比 nirS 基因高；同时，在培养过程中，红壤 nirK 基因拷贝数远高于漠灌土。在红壤和漠灌土中，CCO 对 nirS 与 nirK 均有不同程度的抑制作用，CCO 对 nirK 基因的抑制作用出现的时间分别为第 7 d（漠灌土）和第 25 d （红壤）。

注：图例中 JX 代表江西红壤，GS 代表甘肃漠灌土；柱上不同小写字母表示同一培养时间、同一土壤中，不同施肥处理在 P<0.05 水平显著差异。

3 讨论

3.1 环戊酮对不同土壤硝化过程的影响

土壤中的 NH₄ ⁺-N 和 NO₃^--N 作为硝化过程中的底物和产物，能够直观反映土壤氮素的转化过程。在培养试验前期土壤中 NH₄ ⁺-N 由于尿素的水解作用迅速上升，此过程持续到培养的第 8 d； NH₄ ⁺-N 作为土壤硝化过程的底物，能够增加硝化菌群活性，硝化作用消耗 NH₄ ⁺-N，所以从第 8 d 开始 NH₄ ⁺-N 呈现下降趋势；土壤中 NO₃^--N 不断积累，为土壤的反硝化过程提供底物；同时，硝化作用消耗大量溶解氧，造成厌氧环境，有利于反硝化过程的进行^[26]；从培养的第 15 d 开始，土壤中的 NO₃^--N 呈下降趋势，此时土壤中的反硝化过程可能加速产生。在两种供试土壤中，施用 CCO 延长了 NH₄ ⁺-N 在土壤中留存的时间，有效地减少 NH₄ ⁺-N 向 NO₃^--N 的转化，延长了植物对氮素利用的时间，增加植物利用氮素的可能性。土壤 NP 是指参与土壤硝化的微生物在理想状态下将 NH₄ ⁺-N 转化为 NO₃^--N 的能力，能够直接反映土壤硝化能力与硝化菌群的大小。本研究发现，CCO 能够有效抑制土壤中的硝化作用，延缓尿素在土壤中的转化过程，减少土壤中的氮素损失；但是在不同土壤中，土壤 NP 变化趋势不同：红壤空白处理的 NP 在整个培养试验中始终处于较低水平，但是在漠灌土中，由于本底氮素水平较高，土壤硝化相关菌群活性高，其变化趋势与同土壤尿素处理几乎一致。 CCO 对不同土壤中硝化作用的抑制效果也不同，其中 CCO 在漠灌土中对硝化作用的抑制效果要好于红壤，这可能与土壤 pH 有关。有研究表明，相比于酸性土壤，抑制剂在弱碱性土壤中能够更好的发挥作用^[27-28]。

3.2 环戊酮对不同土壤 N₂O 排放的影响

N₂O 是硝化作用和反硝化作用的中间产物，施入尿素会提高 NH₄ ⁺-N 与 NO₃^--N 的含量，为硝化过程和反硝化过程提供底物，增加土壤 N₂O 的排放^[29]。土壤 N₂O 排放受到土壤基质、土壤理化性质以及外加氮源的影响^[30]，其中土壤含水量与土壤 pH 被认为是影响 N₂O 产生途径的主要因素。高土壤水分含量导致的厌氧环境更适合反硝化过程的进行，反硝化过程同样是土壤 N₂O 排放的主要来源^[31]。pH 是土壤细菌群落变化的重要驱动因素，土壤 pH 可以作为立地条件的综合性代用指标；在酸性土壤中，施用无机肥会导致土壤进一步酸化，从而对土壤细菌群落造成负面影响^[32]。在本研究中，红壤呈酸性，其施氮后 N₂O 累积排放增加 27.33%，漠灌土增加 16.35%，酸性土壤中 N₂O 排放量变化更显著。本研究发现 CCO 具有 N₂O 减排作用：在红壤和漠灌土中分别能够减少 74.12% 与 63.20% 的 N₂O 排放量，红壤中 CCO 对 N₂O 的减排效果更明显。同时，在此培养试验中，漠灌土的 N₂O 排放总量远远大于红壤，原因之一可能是供试土壤漠灌土本底氮含量高，为硝化与反硝化提供充足底物；同时漠灌土呈弱碱性，相比于呈酸性的红壤更有利于硝化与反硝化作用的进行^[26]；另外，有研究表明，外加氮源为氨氧化细菌提供底物，微生物活性的提高促进了土壤硝化过程，导致外源氮素对土壤本底 N₂O 的排放具有激发效应^[33]，这可能也是漠灌土土壤 N₂O 排放量远高于红壤的原因之一。

3.3 环戊酮对不同土壤 AOA amoA、AOB amoA 基因的影响

尿素施入土壤后水解产生 NH₄ ⁺-N，为氨氧化微生物提供原料。而 pH 对土壤中 AOA、AOB 活性具有显著影响^[19]。氨氧化微生物类群因土壤环境不同而存在差异，酸性土壤条件更适合 AOA 的生存^[34]。AOA 是红壤中氨氧化过程的主力军，在培养前期，氮素输入提高了两种供试土壤中 AOA amoA 基因的活性，氨氧化过程加强；在培养的第 25 d，红壤中 AOA amoA 基因拷贝数下降，这可能是由于氨氧化过程消耗 NH₄ ⁺-N，无法为氨氧化过程提供充足的底物；在培养的第 7 d，施用 CCO 对红壤中 AOA amoA 基因活性具有显著抑制作用，而在第 25 d 无显著抑制作用。在漠灌土中，amoA 基因拷贝数只随氮素输入增加，CCO 对其无抑制效果。在红壤中，AOB amoA 基因活性在施用尿素后增加，CCO 处理在培养的第 7 d 表现出对 AOB amoA 抑制作用，随着培养的进行，CCO 在土壤中逐渐被降解，在第 25 d CCO 处理与尿素处理土壤中的 AOB amoA 基因拷贝数几乎持平；在漠灌土中，培养第 25 d 的抑制效果比第 7 d 更加显著。在不同土壤中，CCO 抑制效果持续的时间不同，CCO 发挥作用的微生物类群也不同。本培养试验所用供试土壤中，CCO 在漠灌土中表现对 AOB 的持续抑制作用，而对 AOA 影响却并不明显。

3.4 环戊酮对不同土壤反硝化功能基因 nirS 和nirK 的影响

硝化过程与反硝化过程在不同条件下对 N₂O 排放的贡献不同，有研究表明，反硝化过程是 N₂O 释放的重要来源^[35]。在反硝化过程中，可以通过功能基因探究微生物对抑制剂的响应状况。硝酸盐在硝酸盐还原酶的作用下生成亚硝酸盐，有学者提出，亚硝酸盐与 N₂O 释放具有高度相关性^[36]。亚硝酸盐在 nirK 或者 nirS 编码的亚硝酸盐还原酶的作用下还原为 NO，接着又被逐步还原为 N₂O、氮气（N₂）等，含有 nirK 或者 nirS 的反硝化细菌参与反硝化过程中的限速步骤^[37]。在不同的土壤中，土壤微生物氮转化相关功能基因的转录有不同表现。本研究发现，在红壤中，与尿素处理相比， CCO 对 nirK 与 nirS 的抑制效果体现在前期（第 7 d）；而在漠灌土中，CCO 在培养的第 25 d 体现出对 nirK 与 nirS 明显的抑制效果。这可能是由于红壤中硝化作用的进行快速消耗 NH₄ ⁺-N，NP 在第 8 d 开始陆续下降，生成的 NO₃^--N 为反硝化过程提供原料，CCO 在此时抑制了 nirK 与 nirS，抑制反硝化过程；而漠灌土中硝化作用持续时间更长，CCO 对反硝化基因 nirK 与 nirS 的抑制效果更迟出现。可能是由于 nirK 与 nirS 在不同土壤中的转录情况不同，其活性受到 pH 影响^[38]。本研究发现，nirS 在漠灌土（弱碱性）中的活性大于红壤（酸性），而 nirK 则在红壤中活性更高。

4 结论

植物源抑制剂 CCO 能够有效抑制土壤硝化与反硝化过程，使 NH₄ ⁺-N 在土壤中的留存时间更长，进而减少相应的氮素损失。

CCO 对 N₂O 具有减排作用，其中 CCO 在酸性土壤条件下的减排效果优于碱性土壤。

CCO 对呈碱性的漠灌土中的AOB 具有明显的抑制效果，同时通过抑制反硝化功能基因 nirK 与 nirS 的活性，来减少土壤反硝化过程带来的氮损失。

参考文献