2023, Vol. 55
2. 中国科学院大学, 北京 100049;
3. 江苏常熟农田生态系统国家野外科学观测研究站(中国科学院南京土壤研究所), 南京 210008
太湖地区是我国水稻主产区之一，同时也是氮肥施用量较高的区域，高投入、高污染、低利用是该地区水稻生产中存在的问题。施用氮肥是水稻产量和品质的保证，氮肥的过量投入和不合理的施用方式会导致大量的氮素损失且氮肥利用率较低。反硝化损失和NH3挥发是稻田主要的氮素损失途径，硝化和反硝化过程的中间产物N2O对全球气候变暖和臭氧层破坏都有重大影响[1]，NH3挥发会带来雾霾污染、土壤酸化、水体富营养化和生物多样性降低等问题[2]。在水稻生产中兼顾农学和环境效益，稳产增产的前提下提高氮肥利用率减少氮素环境损失的氮肥管理措施值得进行探讨。
氮肥高效利用是解决粮食安全、环境和气候变化问题的重要途径之一。优化氮肥类型、施用方式和有机肥替代等是实现氮肥高效利用的有效途径[3]，其中高效氮肥的应用可以协调作物氮素需求和土壤氮素供应的关系，进而影响作物对氮素的吸收和氮素的损失[4]。硝化抑制剂是能抑制氨氧化微生物活性，延缓NH4+氧化为NO2–进一步硝化为NO3–的有机或无机化合物[1]，作为氮肥增效剂广泛应用于农业生产中。从来源上硝化抑制剂可分为化学合成硝化抑制剂(SNIs)和生物硝化抑制剂(BNIs)。目前农业上广泛应用的SNIs主要有双氰胺(DCD)、2-氯-6-三氯甲基吡啶(CP)和3, 4-二甲基吡唑磷酸盐(DMPP)这3种[5]。大量田间试验结果显示SNIs有增产增效，减少N2O排放和NO3–淋溶损失的作用[6-7]。BNIs指植物根系产生和分泌的能抑制土壤硝化作用的物质[7-8]，目前高粱(Sorghum bicolor)、臂形草(Brachiaria humidicola)、印度苦楝树(Azadiracta indica)、水稻(Oryza sativa)以及卡贾兰树(Pongamia glabra)等植物被发现能释放抑制硝化作用的物质[5, 8-9]。轮作或间作高BNIs活性的植物有温室气体减排、提高作物产量和氮肥利用率的潜力[10-12]。BNIs相比SNIs具有对农作物无毒害、易分解和易从自然界获取等优点[9]。对羟基苯丙酸甲酯(MHPP)是从高粱根系分泌物中直接提取出来的新型生物硝化抑制剂[13]，作为氮肥增效剂其田间使用效果还未得到充分研究[5]。硝化抑制剂的应用能减少N2O排放，但同时也有增加NH3挥发的风险，而挥发到大气中的NH3沉降造成的间接N2O排放会减弱硝化抑制剂的减排作用[14-15]，需要综合考虑其应用效果。因此，本研究在太湖地区开展水稻田间小区试验，研究化学合成硝化抑制剂CP和DMPP以及生物硝化抑制MHPP添加到尿素中，对水稻季N2O排放、NH3挥发和水稻产量的影响，评估这3种硝化抑制剂增产增效减排的效果，为基于BNIs的新型增效氮肥的推广应用提供依据。
1 材料与方法 1.1 试验地点田间试验于2018年水稻季在江苏常熟农田生态系统国家野外科学观测研究站(31º32′93″N，120º41′88″E)进行。试验区位于太湖地区，属湿润的亚热带季风气候区。供试土壤类型为湖积物发育的潜育型水稻土(乌栅土)，表层土壤基本理化性质：pH(H2O)7.36，阳离子交换量(CEC)20.2 cmol/kg，有机质42.42 g/kg，全氮2.59 g/kg，全磷0.93 g/kg，全钾17.11 g/kg。
1.2 试验材料供试水稻品种为常优6号，由常熟市农科院提供。供试氮肥为尿素(含N 46%)，磷肥为过磷酸钙(含P2O5 12%)，钾肥为氯化钾(含K2O 60%)。供试硝化抑制剂分别为2-氯-6-三氯甲基吡啶(2-chloro-6- (trichloromethyl) pyridine，CP)、3, 4-二甲基吡唑磷酸盐(3, 4-dimethylpyrazole phosphate，DMPP)和对羟基苯丙酸甲酯(methyl 3-(4-hydroxyphenyl) propionate，MHPP)。CP由浙江奥复托化工有限公司生产，DMPP和MHPP均由上海浩鸿生物医药科技有限公司生产。
1.3 试验设计田间试验共设置6个处理，各3次重复，分别为：①CK(不施氮肥)；②N270(施氮量270 kg/hm2)；③N210(施氮量210 kg/hm2)；④N210+CP；⑤N210+ DMPP；⑥N210+MHPP。硝化抑制剂用量为对应施氮量的1%，施用前与尿素混匀。每个小区面积为42 m2(6 m × 7 m)，由覆有塑料薄膜的田埂(高30 cm、宽40 cm)隔开，单排单灌。所有处理的磷肥和钾肥用量分别为P2O5 90 kg/hm2和K2O 120 kg/hm2，作为基肥施用。氮肥分3次施用，基肥∶分蘖肥∶穗肥为4∶3∶3。水稻于2018年7月7日移栽，间距为20 cm × 20 cm，11月5日收获。中期烤田和收获前两周排水，其他时期田面水深度维持在3 ~ 5 cm，其他田间管理措施与当地一致。
1.4 采样测定与数据计算分析水稻生育期内N2O的采集用静态箱法，采集的气体样品用气相色谱仪(安捷伦7890A)分析测定[16]。施肥后稻田NH3挥发的采集用密闭式抽气法，每次施肥后采样持续10 ~ 14 d，每次采样时间为8:00—9:00和16:00—17:00，稀硫酸吸收液中的NH4+ -N浓度用靛酚蓝比色法测定[17]。水稻成熟后避开小区边缘随机选取3处1 m × 1 m的区域将水稻收割，籽粒和秸秆在脱粒后分别计产，另选取部分籽粒和秸秆样品杀青烘干粉碎后过100目筛，用浓硫酸-混合催化剂消煮，凯氏定氮法测定总氮含量。
N2O排放通量计算如下：
| $ {F_{{{\text{N}}_{\text{2}}}{\text{O}}}}{\text{ = }}\rho \times \frac{{dc}}{{dt}} \times \frac{V}{A} \times \frac{{273}}{{273 + T}} $ | (1) |
| $ {E_{{{\text{N}}_{\text{2}}}{\text{O}}}} = \sum\limits_{i = 1}^n {\left( {\frac{{{F_i} + {F_{i = 1}}}}{2}} \right)} \times \left( {{t_{i + 1}} - {t_i}} \right) \times 24 \times {10^{ - 2}} $ | (2) |
式中：
NH3挥发通量计算公式如下：
| $ {F_{{\text{NH3}}}} = \frac{{C \times V \times 24 \times {{10}^{ - 6}}}}{{{\text{π }} \times {r^2} \times t \times {{10}^{ - 4}}}} $ | (3) |
式中：FNH3为NH3挥发通量(N kg/(hm2·d))；C为靛酚蓝比色法测得吸收液中NH4+-N的浓度(N mg/L)；V为稀硫酸吸收液的体积(L)；10–6为mg转换到kg；t为每日NH3挥发采集时间(h)；r为抽气室的半径(m)；10–4为m2转换到hm2；NH3挥发总量为采样期内每日通量的累加值；
N2O和NH3排放系数计算公式如下：
| $ \mathrm{EF}_{\mathrm{N}_2 \mathrm{O} / \mathrm{NH}_3}=\frac{E_{\mathrm{N}}-E_0}{R_{\mathrm{N}}} \times 100 $ | (4) |
式中：EFN2O/NH3为N2O或NH3排放系数(%)；EN为施氮处理N2O或NH3排放总量(N kg/hm2)；E0为不施氮处理N2O或NH3排放总量(N kg/hm2)；RN为氮肥施用量(N kg/hm2)。
单位产量活性气态氮排放强度计算公式如下[18]：
| $ Yield - scaled{\text{ }}E{N_{rg}}{\text{ = }}\frac{{{E_{{{\text{N}}_{\text{2}}}{\text{O + N}}{{\text{H}}_{\text{3}}}}}}}{{Yield}} $ | (5) |
式中：Yield-scaled ENrg为单位产量活性气态氮排放强度(N kg/t)；EN2O+NH3为N2O和NH3排放总量之和(N kg/hm2)；Yield为水稻籽粒产量(t/hm2)。
氮肥表观利用率计算公式如下：
| $ {\text{ANRE}} = \frac{{{U_{\text{N}}} - {U_0}}}{{{R_{\text{N}}}}} \times 100 $ | (6) |
式中：ANRE为氮肥表观利用率(%)，UN为施氮区植株总吸氮量(N kg/hm2)，U0为不施氮区植株总吸氮量(N kg/hm2)，RN为氮肥施用量(N kg/hm2)。
试验数据采用Excel 2019计算平均值和标准偏差；采用SPSS 19.0进行单因素方差分析，显著性检验水平为P < 0.05；作图采用Origin 2022软件。
2 结果与分析 2.1 不同硝化抑制剂添加下N2O排放通量和总量由图 1可知，各施氮处理N2O排放通量规律相似，排放峰出现在分蘖肥和穗肥施用后以及中期烤田期。在持续淹水的条件下非施肥期N2O排放量极低，烤田后急剧上升，排放峰值出现在中期烤田期间，达到N 221.1 ~ 295.9 μg/(m2·h)。施氮后N2O排放通量增加，且穗肥施用后的排放量更高。水稻生育后期N2O排放通量均维持在较低水平，CK、N270、N210、N210+CP、N210+DMPP和N210+MHPP处理的N2O平均排放通量分别为N 13.4、35.7、33.1、24.1、22.6和23.0 μg/(m2·h)。添加硝化抑制剂处理的排放峰值和平均排放通量均显著低于N270和N210处理(P < 0.05)。
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图 1 水稻生育期内不同施肥处理下N2O排放通量变化 Fig. 1 Dynamics of N2O emission flux under different fertilization treatments in rice growth period |
由图 2可知，施氮处理的N2O排放总量显著高于CK处理(P < 0.05)。施氮处理的N2O排放总量介于N 0.7 ~ 1.1 kg/hm2，排放系数介于0.14% ~ 0.29%。N210处理比N270处理N2O排放总量减少了7.4%，差异不显著。添加硝化抑制剂进一步减少了N2O排放总量，相比N210处理，N210+CP、N210+DMPP和N210+MHPP处理分别减少了27.8%、31.7% 和30.4%。3种硝化抑制剂均显著降低了N2O排放通量，但不同抑制剂间差异不显著。
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(图中小写字母不同表示处理间差异显著(P < 0.05)，下同) 图 2 水稻生育期内不同施肥处理N2O排放总量 Fig. 2 Total N2O emissions under different fertilization treatments in rice growth period |
由图 3可知，不同处理的NH3挥发通量与田面水NH4+-N浓度动态规律一致。施氮处理的NH3挥发主要发生在每次施肥后一周内，排放峰值出现在前3 d；田面水NH4+-N浓度在施氮肥后逐渐下降，至第7天与CK处理无显著差异。CK、N270、N210、N210+CP、N210+DMPP和N210+MHPP处理的平均NH3挥发日通量分别为N 0.2、2.5、1.4、2.2、1.9和1.7 kg/(hm2·d)，田面水NH4+-N平均浓度分别为N 0.3、9.2、6.1、6.5、6.3和6.3 mg/L。N270处理的NH3挥发通量与田面水NH4+-N浓度显著高于其他处理。同等施氮量下，添加硝化抑制剂显著增加了NH3挥发通量和田面水NH4+-N浓度(P < 0.05)
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图 3 不同处理施肥后NH3挥发日通量和田面水NH4+-N浓度变化 Fig. 3 Dynamics of daily NH3 volatilization flux and NH4+-N concentration in floodwater following fertilization under different treatments |
从表 1可知，N270处理NH3挥发总量显著高于其他施氮处理。同等施氮量下，添加硝化抑制剂增加了NH3挥发总量，相比N210处理，N210+CP、N210+DMPP和N210+MHPP处理分别增加了58.7%、40.3% 和25.3%的NH3挥发量(P < 0.05)。从不同施肥期NH3挥发总量大小来看，表现为分蘖肥期 > 基肥期 > 穗肥期。3种硝化抑制剂对促进NH3挥发的效果表现为CP > DMPP > MHPP(P < 0.05)。
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表 1 水稻施肥期不同处理NH3挥发总量 Table 1 Total NH3 volatilizations under different treatments in different fertilization periods |
不同施肥处理下水稻产量和氮肥表观利用率结果如表 2所示，相比CK处理，施用氮肥显著增加了水稻产量和吸氮量(P < 0.05)。相比N270处理，N210处理的水稻籽粒产量和吸氮量分别下降3.8%(P > 0.05)和9.9%(P < 0.05)，氮肥表观利用率增加了7.4% (P > 0.05)。同等施氮量下，添加硝化抑制剂增加了水稻籽粒和秸秆产量，吸氮量显著增加使氮肥表观利用率提高。相比N210处理的籽粒产量、植株吸氮量和氮肥表观利用率，N210+CP处理分别增加了3.3% (P > 0.05)、6.6%(P > 0.05)和13.8%(P > 0.05)，N210+ DMPP处理分别增加了1.1%(P > 0.05)、5.3%(P > 0.05)和10.9%(P > 0.05)，N210+MHPP处理分别增加了4.9%(P > 0.05)、7.6%(P < 0.05)和15.7%(P < 0.05)。3种硝化抑制剂相比单施尿素的增产增效作用表现为MHPP > CP > DMPP，但不同硝化抑制剂之间产量、吸氮量和氮肥利用率的差异不显著(P > 0.05)。
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表 2 不同施肥处理下水稻产量、吸氮量和氮肥利用率 Table 2 Rice yields, nitrogen uptake and utilization efficiencies under different fertilization treatments |
由图 4可知，施用氮肥显著增加了单位产量活性气态氮排放强度。相比CK处理，不同施氮处理的单位产量活性气态氮排放强度增加了3.5倍~ 6.7倍(P < 0.05)。减少施氮量则显著降低了单位产量活性气态氮排放强度，N210处理相比N270处理降低了42.1%(P < 0.05)，而N210+CP、N210+DMPP和N210+ MHPP处理相比N270处理分别降低了13.0%、21.9% 和31.8%(P < 0.05)。同等施氮量下，尿素添加硝化抑制剂则显著增加了单位产量活性气态氮排放强度，N210+CP、N210+DMPP和N210+MHPP处理相比N210处理分别显著增加了50.3%、35.0% 和17.8% (P < 0.05)，其中，添加CP的增加幅度高于DMPP和MHPP，MHPP对增强单位产量活性气态氮排放强度的影响最小。
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图 4 不同施肥处理下单位产量活性气态氮排放强度 Fig. 4 Yield-scaled reactive gaseous nitrogen emissions under different fertilization treatments |
本研究中施氮处理的N2O排放系数介于0.1% ~ 0.3%，与该区域其他研究结果相似[16, 19]。中期烤田时N2O排放量最高是因为排水后水稻根部的好氧环境促进了硝化作用，提供了反硝化底物，硝化–反硝化作用产生的N2O通过扩散途径排放[20]。硝化抑制剂能有效抑制氨氧化微生物活性，减缓NH4+向NO3–的转化，而硝化过程的底物NO2–浓度对土壤N2O产生至关重要[1]；硝化抑制剂的应用使NH4+ -N存留时间延长从而有利于土壤微生物对氮的固持[21]，间接减少N2O排放。Mate分析结果显示硝化抑制剂的应用能减少39% ~ 48% 的N2O排放量[6]。本研究中硝化抑制剂添加使N2O排放量减少了27.8% ~ 31.7%，抑制效果表现为DMPP > MHPP > CP，但差异不显著(图 2)。MHPP具有不溶于水的特点，相比易溶于水的化学合成硝化抑制剂施用到稻田后抑制硝化作用效果持续时间更长[22]。化学硝化抑制剂主要抑制AOA丰度，MHPP能同时抑制土壤AOA和AOB丰度[5]，而AOA主导了土壤矿化氮的氨氧化过程[1]，MHPP对氨氧化过程的影响更为直接[13]。研究结果显示蔬菜与有BNIs活性的高粱间作和尿素添加CP两种方式使N2O排放量分别减少18.1% 和16.5[11]。热带地区稻田的研究结果显示水黄皮素(Karanjin)和苦楝树种子提取物(Nimin)这两种BNIs的应用不仅能抑制土壤硝化细菌活性还有降低土壤反硝化酶活性的潜力[23]。不同硝化抑制剂在紫色土应用效果的试验结果显示，在石灰性和酸性紫色土上对硝化速率和N2O排放的抑制效果均表现为MHPP > CP > DMPP[24]。另一项稻田试验结果显示添加MHPP减少了68% 的N2O排放量[22]。不同硝化抑制剂应用效果的差异与施用剂量[13]、土壤性质[25]和水分状况以及作物类型[4]有关。
太湖地区水稻生产中因NH3挥发造成的氮素损失占施氮量的20% 左右[22, 26]，本研究中NH3挥发系数介于12.9% ~ 21.8%。硝化抑制剂的应用抑制了尿素水解后产生的NH4+的氧化，延长了NH4+在土壤中的存留时间，增加了NH3挥发损失风险。硝化抑制剂对NH3挥发的增加量与施氮量呈正相关[15]。本研究中添加硝化抑制剂显著增加了田面水NH4+-N浓度和NH3挥发通量，损失总量显著增加了25.3% ~ 58.7%，3种硝化抑制剂对NH3挥发增加量表现为CP > DMPP > MHPP(表 1)，MHPP添加后的田面水NH4+-N的浓度和NH3挥发通量低于CP和DMPP (图 3)，其原因可能是MHPP不溶于水而释放缓慢[22]，在施用后短期内对NH3挥发的促进有限。在本课题组之前的研究中发现添加2% 的MHPP，增加了52% 的NH3挥发量[22]。Mate分析结果显示添加硝化抑制剂不同程度地增加了NH3挥发损失，其中CP和DCD分别使NH3挥发量增加了20% ~ 77% 和34% ~ 40%，而DMPP的应用没有显著增加NH3挥发量[6, 15, 26]。水稻盆栽试验的结果显示添加MHPP增加了5.8% 的NH3挥发量[27]。硝化抑制剂对NH3挥发促进的影响有较大差异，硝化抑制剂可能通过影响稻田其他因素来间接影响NH3挥发[26]，其使用浓度、施用时间以及配合其他氮肥管理措施等来减少对NH3挥发的促进作用还有待进一步研究。
3.2 不同硝化抑制剂对水稻产量和氮肥利用率的影响硝化抑制剂的应用可以调节土壤氮素转化，调整不同形态氮肥的比例和时空分布，增加土壤铵态氮供应量和时长，促进喜铵的水稻生长和吸收氮素[28]。添加硝化抑制剂促进了微生物对肥料氮的固持，增加了土壤氮库容，维持了土壤肥力[21]。15N同位素示踪的研究结果显示硝化抑制剂的应用不仅显著增加了作物对肥料氮的吸收，还增加了对土壤氮的吸收[29-30]。硝化抑制剂可以抑制作物过度营养生长，促进生殖生长，有利于产量的形成，促进侧根生长[31]，可以增强作物的吸氮能力。硝化抑制剂的添加有利于水稻保产增产和氮肥减排增效，其效果受作物体系、气候条件、土壤性质和水肥管理措施的影响[4]。本研究中硝化抑制剂的应用增加了水稻产量1.1% ~ 4.9%，但差异不显著，增产效果不显著的原因可能是土壤背景氮含量高，掩盖了产量对肥料氮的正响应[18]。添加硝化抑制剂使植株吸氮量显著增加了5.3% ~ 7.6%，是因为植株吸氮能力增强，籽粒和秸秆的氮含量显著增加。植株吸氮量增加使氮肥表观利用率显著增加了10.9% ~ 15.7%(表 2)。大量的田间试验结果显示[4, 32]，SNIs的应用有显著的增产增效作用。Mate分析结果显示SNIs使作物籽粒和秸秆产量分别增加9% 和15%，植株含氮量增加7%，吸氮量增加15%，氮肥表观利用率增加58%，DMPP的应用效果好于CP[6]。而BNIs活性植物的根系分泌物能改善土壤氮素供应，从中提取的生物硝化抑制剂结合氮肥施用也能达到增效减排的作用。研究结果显示蔬菜与有BNIs活性的高粱间作和尿素添加CP两种方式分别使氮肥利用率提高了6.7% 和12.6%[11]。玉米与有高BNIs活性的臂形草轮作可以提高后茬玉米的产量和氮肥利用率[12]。添加5% 的MHPP使盆栽水稻产量和氮肥利用率分别增加12.6% 和23.9%[27]，而本研究中水稻增产幅度有限，但植株含氮量和氮肥利用率增加效果显著，增产作用的差异可能与土壤酸碱性和硝化抑制剂用量不同有关。
3.3 不同硝化抑制剂对单位产量活性气态氮排放强度的影响在分析氮肥添加硝化抑制剂在水稻生产上的应用效果时需综合考虑硝化抑制剂对N2O和NH3排放以及籽粒产量的影响[7]。单位产量活性气态氮(N2O+NH3)排放强度可以从环境和农学效益的角度评价NIs的应用效果[18]，排放强度越低说明环境和农学效益越高。减少施氮量能显著减少单位产量活性气态氮排放强度(图 4)，是因为减氮没有显著影响水稻产量，但显著降低了N2O和NH3排放量。尿素添加硝化抑制剂显著增加了单位产量活性气态氮排放强度(图 4)，其原因是稻田中硝化抑制剂的应用对NH3挥发的促进强度高于对N2O的减排效果，而NH3挥发是太湖地区稻田中最主要的氮素损失途径，其排放系数显著高于N2O(图 2和表 1)，同时，本研究中硝化抑制剂的增产效果不显著。Mate分析结果显示，相比对照处理，施用硝化抑制剂在减少N2O排放的同时也增加了NH3挥发，造成的间接N2O排放量增加了2.9% ~ 15.2%，降低了N2O减排效果40% ~ 48%[15]。蔬菜生产中应用硝化抑制剂显著降低了单位产量活性气态氮排放强度[18]，虽然增加了NH3挥发损失量，但旱地土壤中NH3挥发系数很低，NIs的增产效应高于HN3挥发的增加强度。研究表明水稻生产中尿素添加硝化抑制剂增加NH3挥发，脲酶抑制剂单独施用或与硝化抑制剂联合施用能降低NH3挥发和N2O排放，且提高作物产量[22, 26-27]，降低单位产量NH3排放强度。3种硝化抑制剂之间表现为MHPP处理的单位产量活性气态氮排放强度最低，主要原因是MHPP对NH3挥发促进作用最小，且增产效果更为明显。稻田中单独应用硝化抑制剂对环境产生负效应，应与其他减少NH3挥发或增产效果明显的措施结合应用，降低单位产量活性气态氮排放强度。
4 结论本研究结果表明，适当减少施氮量能显著降低活性气态氮损失，提高氮肥表观利用率，对产量没有显著影响；同等施氮量下相比单施尿素，尿素添加硝化抑制剂显著减少了N2O排放，但促进了NH3挥发，不同硝化抑制剂之间存在差异；从活性气态氮排放总量的角度来评估其减排效果表现为生物硝化抑制剂MHPP优于化学合成硝化抑制剂DMPP和CP；尿素添加硝化抑制剂增加了水稻产量和氮肥利用率，增产增效作用表现为MHPP优于DMPP和CP；综合考虑水稻生产中的环境和农学效益，尿素添加硝化抑制剂增加了单位产量活性气态氮排放强度，添加MHPP增加的幅度最低。生物硝化抑制剂MHPP属于环境友好型的氮肥增效剂，对提高水稻生产中环境和经济效益的效果更好，但不宜单独应用，要与其他NH3挥发减排措施相结合，更好地发挥其增效减排作用。在今后的研究中需要进一步阐明生物硝化抑制剂的作用机制，开发基于BNIs物质的新型肥料，研究在不同添加浓度、土壤性质和作物体系下的田间应用效果。
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2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. Jiangsu Changshu National Agro-Ecosystem Observation and Research Station, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China