等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對黑壚土氮素及相關酶活性的影響

程萬莉,樊廷錄,張建軍,趙 剛,黨 翼,王 磊,李尚中

(甘肅省農業(yè)科學院旱地農業(yè)研究所/甘肅省旱作區(qū)水資源高效利用重點實驗室，甘肅 蘭州 730070)

氮是植物生長發(fā)育所需的大量營養(yǎng)元素，在作物產量和品質形成中起著關鍵作用。同時，土壤氮又易于耗竭成為限制植物生長的營養(yǎng)元素之一，農業(yè)生產中單純追求作物產量，長期單一過量施用化肥導致土壤理化性狀惡化，生物活性降低，引起土壤退化[1]，投入產出比降低[2]，尤其是無機氮過量導致地下水和植物體硝酸鹽含量超標，作物品質下降[3-5]。因此合理施氮是作物獲得優(yōu)質高產的關鍵措施。用有機肥替代部分無機肥是到2020年實現(xiàn)化肥零增長目標的一個重要途徑，不僅可減肥增效，提高養(yǎng)分資源利用效率，也可以有機促無機，提高化肥利用率，改良土壤肥力，提高土壤生物活性。近年來我國科研人員已針對不同有機替代方式及施肥管理措施對土壤氮素轉化及酶活性的影響開展了大量研究，但由于其變化受氣候條件、土壤質地、施肥方式以及耕作制度等環(huán)境條件和人為活動的影響很大，研究結果不盡相同[6-8]。

本研究始于2005年在隴東旱塬布設的等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮的定位試驗，探索等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對黑壚土土壤氮素轉化及土壤酶活性變化的影響，以探明用何種有機物料氮替代部分無機氮更有利于改良黑壚土土壤肥力，提高酶活性，旨在為該區(qū)農業(yè)投入實現(xiàn)化肥使用零增長，確保黃土旱塬區(qū)糧食生產穩(wěn)定可持續(xù)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

試驗區(qū)位于甘肅省鎮(zhèn)原縣上肖鄉(xiāng)梧桐村塬面上，屬黃土高原殘塬溝壑區(qū)，依托農業(yè)部西北旱作營養(yǎng)與施肥科學觀測實驗站(N 35°29′42″，E107°29′36″)進行。該區(qū)平均海拔1 200 m，年平均氣溫8.7℃，全年無霜期285 d，年平均降水量520 mm，降水量少且季節(jié)分布不均，主要集中在7～9月，地下水埋深80 m，無灌溉水源，屬半濕潤偏旱區(qū)，是典型的旱作雨養(yǎng)農業(yè)區(qū)。供試土壤為發(fā)育良好的覆蓋黑壚土。試驗開始時0～20 cm土壤養(yǎng)分含量為有機質11.70 g/kg、全氮0.98 g/kg、全磷0.68 g/kg、全鉀33.6 g/kg、堿解氮60.3 mg/kg、有效磷10.7 mg/kg、速效鉀121.2 mg/kg。

1.2 試驗設計

等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮定位試驗設5個處理(表1)，3次重復，隨機區(qū)組排列，分別為CK(不施肥)，CF(單施無機肥)、FM(農家肥+無機肥)、FS(小麥秸稈+無機肥)、FB(生物有機肥+無機肥)。肥料施用量除CK處理外,FS、FM和FB處理是在等氮、磷的條件下，根據(jù)相應有機物料所含氮、磷量乘以其施用量，得到所施用有機物料的總氮、磷含量，其不足180 kg/hm2氮和不足105 kg/hm2磷的部分養(yǎng)分用化肥氮、磷補足。小區(qū)面積24 m2(4 m×6 m)。無機氮肥為尿素(N 46%)，基肥∶追肥質量比為7∶3，追肥于返青期施入；磷肥為過磷酸鈣(P2O512%)，一次性基肥施入；生物有機肥養(yǎng)分含量為：N 5.0%、P2O52.5%,有機質≥45%，有效活菌數(shù)≥2億個/g，腐植酸≥10%，一次性基肥施入；農家肥即土糞，由豬糞與干土混勻自然堆制而成，其養(yǎng)分含量為：有機質14.7%，N 0.27%，P2O50.25%，一次性基肥施入；小麥秸稈養(yǎng)分含量為：N 0.93%，P2O50.36%，于每年夏休閑期結合土壤耕翻施入。采用冬小麥連作種植模式，供試冬小麥品種為“隴鑒301”，每年9月下旬播種，次年6月下旬收獲，一年一熟。各處理定期除草松土，除肥料種類不同外，其它栽培管理措施同大田。

表1 肥料種類及用量 (kg/hm2)

1.3 測定方法

供試土壤于2017年6月小麥收獲前，采用對角線5點混合采樣法，用土鉆按0～10和10～20 cm分層采集土壤樣品，將采集的土樣混合，一部分裝于無菌采樣袋，置于裝有冰袋的保溫盒帶回實驗室，過2 mm篩后4℃保存，用于測定土壤硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、微生物生物量氮(SMN)和熒光素二乙酸酯(FDA)水解酶；另一部分風干過篩，用于測定土壤脲酶、硝酸還原酶以及全氮、pH值、有機質。

土壤有機質采用重鉻酸鉀-外加熱法；土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮采用1 mol/L KCl浸提，流動注射儀測定；SMN采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提法(FE)測定，換算系數(shù)為0.45；脲酶采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法；FDA水解酶采用熒光素二乙酸酯比色法；硝酸還原酶采用酚二磺酸比色法。

1.4 數(shù)據(jù)處理

本研究所列結果為3次重復測定值的平均值，數(shù)據(jù)經Excel 2016整理后，采用SPSS 22軟件進行方差分析和相關性分析，多重比較采用Duncan法。

2 結果與分析

2.1 等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對土壤基本理化性質的影響

等氮下長期有機物料氮替代部分無機氮土壤基本理化性質見表2。與長期連作不施肥處理(CK)相比，用有機物料氮替代部分無機氮及單施化肥處理(CF)均可明顯提高0～20 cm土壤有機質含量和C/N值，降低pH值。土壤有機質含量在0～10 cm土層由大到小為FB>FM>FS>CF>CK，其中FB處理有機質含量最高，分別較CK和CF增加13.62%、10.13%。10～20 cm變化趨勢與0～20 cm土層一致，F(xiàn)B處理有機質含量較CK增加24.18%，較CF增加13.72%。各處理上土層有機質含量高于下土層。

土壤C/N上下土層呈現(xiàn)出不同的變化趨勢，0～10 cm土層由大到小依次為FB>FS>FM>CK>CF，10～20 cm土層為FM>FS>FB>CF>CK。

土壤pH值在0～10和10～20 cm土層均為CK顯著高于其它施肥處理，CF最低，用有機物料氮替代部分無機氮的處理pH值略高于CF，但差異不顯著。

表2 等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對土壤基本理化性質的影響

注：在同一列中，相同小寫字母表示各指標在不同施肥處理下差異不顯著(F

2.2 等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對土壤氮含量的影響

等氮下長期有機物料氮替代部分無機氮土壤全氮、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和微生物生物量氮在兩個土層的含量見表3。全氮含量在0～10和10～20 cm土層均表現(xiàn)為上層高于下層，施肥處理顯著高于不施肥處理，用有機物料氮替代部分無機氮處理高于CF，其中FB含量最高，其次為FM、FS。

土壤銨態(tài)氮含量在0～10 cm土層為1.42～2.35 mg/kg，與CK相比，施肥處理顯著增加了土壤銨態(tài)氮含量，增幅達到49.30%～65.49%，其中FB處理土壤銨態(tài)氮含量增幅最大，顯著高于CF，較CF增加10.85%。10～20 cm土層中銨態(tài)氮的含量為1.23～2.20 mg/kg，含量大小依次為FB>FM>FS>CF>CK。各個處理土壤銨態(tài)氮含量均表現(xiàn)為上層高于下層。

土壤硝態(tài)氮含量在0～10和10～20 cm土層變化趨勢一致，均為FB>FM>FS>CF>CK。與CF相比，長期用有機物料氮替代部分無機氮上層和下層土壤硝態(tài)氮含量分別增加15.52%～31.83%、21.26%～26.35%。所有處理上層土壤硝態(tài)氮含量均高于下層。

0～10 cm土層微生物生物量氮含量范圍為59.39～94.45 mg/kg。FB含量最高，比CF增加43.95%，F(xiàn)M和FS分別較CF增加25.65%、24.02%，CK較CF降低10.47%。10～20 cm土層微生物生物量氮的含量范圍是38.66～83.75 mg/kg，均低于上層土壤，含量順序與上層土壤一致，由高到低依次是FB>FM>FS>CF>CK。

相關性分析結果發(fā)現(xiàn)，銨態(tài)氮與微生物生物量氮呈極顯著正相關，全氮和微生物生物量氮顯著相關，相關系數(shù)分別為0.77和0.65。

表3 等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對土壤氮含量的影響

2.3 等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對土壤酶的影響

2.3.1 對土壤脲酶活性的影響

土壤脲酶是一種專性水解酶，與土壤氮素轉化利用關系密切，酶促反應產物氨是植物氮素的主要來源，其活性是衡量土壤氮素水平的重要指標之一。各處理脲酶活性如圖1所示。0～10 cm土層，脲酶活性順序為FB>FM>FS>CF>CK，與CK相比，施肥處理增幅為185%～138%；與CF相比，用有機物料氮替代部分無機氮的FB、FM和FS增幅分別為134%、116%和104%。10～20 cm土層，F(xiàn)B、FM、FS和CF分別較CK增幅為225%、150%、166%和144%，F(xiàn)B、FM和FS分別較CF增幅為157%、104%和115%。脲酶在0～10 cm土層的活性顯著高于10～20 cm。

圖1 等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對土壤脲酶活性的影響注：不同小寫字母表示差異達5%顯著水平，下同。

2.3.2 對土壤硝酸還原酶活性的影響

硝酸還原酶是反硝化過程需要的一種重要的酶，是在嫌氣條件下將土壤中硝酸鹽轉變?yōu)閬喯跛猁}的限速酶和調節(jié)酶，通過影響土壤氮素的轉化強度，從而影響植物氮代謝和生長發(fā)育[9]。如圖2所示，0～10 cm土層，F(xiàn)B和FS處理硝酸還原酶活性顯著高于CK和CF，其中FB活性最高，較CF和CK增幅分別為6.94%和19.12%。10～20 cm土層，土壤硝酸還原酶的活性為有機物料氮替代部分無機氮的處理顯著高于CF和CK，由大到小依次為FB>FS>FM>CF>CK。兩個土層之間，土壤硝酸還原酶活性為上層低于下層。

圖2 等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對土壤硝酸還原酶活性的影響

2.3.3 對土壤FDA水解酶活性的影響

熒光素二乙酸酯(FDA)水解酶能夠很好地反應土壤生物的活性，間接影響土壤氮素的轉化，因此被認為是土壤健康質量的生物學指標之一[10]。如圖3所示，0～10 cm土層，用有機物料氮替代部分無機氮處理的FDA水解酶活性顯著高于CF和CK，F(xiàn)B、FM和FS分別較CF增幅為114%、111%和111%，分別較CK增幅為116%、113%和113%，但3種有機物料氮處理間差異不顯著。10～20 cm土層，土壤FDA水解酶活性為FB>FS>FM>CF>CK，有機物料氮替代部分無機氮的處理均顯著高于CK和CF，且CF活性低于CK。所有處理上層土壤FDA水解酶活性均顯著高于下層。

圖3 等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對土壤FDA水解酶活性的影響

2.4 土壤氮素形態(tài)和相關酶活性之間的相關性分析

如表4所示，脲酶和全氮、微生物生物量氮極顯著相關，相關系數(shù)分別為0.88和0.80，與銨態(tài)氮顯著相關，相關系數(shù)為0.72。硝酸還原酶與銨態(tài)氮顯著相關，相關系數(shù)為0.62。FDA水解酶活性與全氮、銨態(tài)氮和微生物生物量氮極顯著相關，相關系數(shù)分別為0.79、0.75和0.89。

表4 等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮土壤酶活性與氮素含量的相關系數(shù)

注：*表示P<0.05，**表示P<0.01。

3 討論

3.1 等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對土壤氮素含量和分布的影響

本研究結果表明，連續(xù)12年用不同種類的有機物料氮替代部分無機氮顯著提高了土壤中不同形態(tài)氮素的含量。不同施肥處理土壤全氮、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和微生物生物量氮含量整體表現(xiàn)是施肥處理高于不施肥，有機物料氮替代部分無機氮的處理高于單施化肥的處理，不同有機物料氮的處理由大到小為FB>FM>FS。這主要是因為：1)有機物料氮含有大量的有效碳源，特別是施用生物有機肥，相當于接種微生物于土壤中，可提高土壤微生物活性及其生物量，促使微生物同化更多銨態(tài)氮，顯著提高土壤中銨態(tài)氮含量[11-12]；2)長期施用有機物料氮后土壤pH值略高于單施化肥，可激發(fā)自養(yǎng)硝化，提高硝態(tài)氮含量[13-14]；3)有機物料氮的施用提高了異養(yǎng)硝化過程，可促進銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉變的氧化作用，提高硝態(tài)氮含量[15]。

各處理0～10 cm土層不同形態(tài)氮含量均顯著高于10～20 cm，這一方面是由于植物凋落物主要分布在上層，另一方面是因為植物根系集中分布在下層，可吸收利用大量氮素，減少積累量。

3.2 等氮條件下長期施用有機物料氮替代部分無機氮對土壤酶活性的影響

植物-土壤-根際微生物組成了極其復雜的土壤微生態(tài)系統(tǒng)，在種植制度、耕作方式、作物根系分泌物和土壤背景值相同的條件下，肥料種類及施用量能夠影響土壤微生物區(qū)系結構、生理類群及酶活性[16-18]。在本研究中，長期用生物有機物料氮替代部分無機氮的處理土壤脲酶、硝酸還原酶和熒光素二乙酸酯水解酶活性最高，顯著高于不施肥和單施化肥處理。前人已有研究認為，土層越深土壤酶的活性越低[19]。這主要是因為在土壤上層，植物根系、根系周圍及有機殘體等含有大量的酶原，植物根系、土壤動物和微生物的種類和數(shù)量越多，生理活性越強，就會釋放出更多的酶[20]。本研究中上層土壤中的脲酶和熒光素二乙酸酯水解酶活性顯著高于下層，而硝酸還原酶活性為上層低于下層，這可能是因為下層土壤空氣含量低，更有利于反硝化作用的進行。

脲酶活性和銨態(tài)氮顯著相關，與全氮和微生物生物量氮極顯著相關。這是由于脲酶的主要作用是將尿素轉化為銨，其活性越高轉換能力越強，銨態(tài)氮含量就越高。土壤脲酶活性變化與銨態(tài)氮含量變化基本一致，這與前人研究結果一致[21]。Eivazi[22]研究也發(fā)現(xiàn)微生物生物量氮與脲酶活性極顯著相關。熒光素二乙酸酯水解酶活性與全氮、銨態(tài)氮和微生物生物量氮極顯著相關，這與馬星竹[23]在長期施肥的黑土和棕壤上熒光素二乙酸酯水解酶活性變化的相關研究結果一致。已有研究認為速效氮是影響土壤硝酸還原酶活性的主要因素[24]，也有研究認為硝態(tài)氮濃度增加會激活反硝化進程，提高硝酸還原酶活性[25]，而本研究結果發(fā)現(xiàn)硝酸還原酶活性僅與土壤銨態(tài)氮含量顯著相關，這主要是因為土壤酶活性受諸多因素影響，有關硝酸還原酶活性與氮素形態(tài)的相關性尚需進一步研究。

4 結論

與長期不施肥和單施化肥相比，用不同有機物料氮替代部分無機氮對土壤不同形態(tài)氮素含量和酶活性均具有積極促進作用。其中，采用33.33%生物有機肥替代無機氮肥(FB處理)土壤全氮、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和微生物生物量氮含量及脲酶、硝酸還原酶和熒光素二乙酸酯水解酶活性均最高。這表明，在隴東旱塬黑壚土農業(yè)區(qū)實現(xiàn)有機替代的最佳有機物料為生物有機肥。

[1] 王紅茹.化肥污染與防治[J].內蒙古環(huán)境科學,2009,21(2):15-17.

[2] 房麗萍,孟軍.化肥施用對中國糧食產量的貢獻率分析—基于主成分回歸C—D生產函數(shù)模型的實證研究[J].中國農學通報,2013,29(17):156-160.

[3] Kraft G J,Stites W,Mechenich D J.Impacts of irrigated vegetable agriculture on a humid north-central U.S.sand plain aquifer [J].Ground Water,1999,37(4):572- 580.

[4] 董章杭,李季,孫麗梅.集約化蔬菜種植區(qū)化肥施用對地下水硝酸鹽污染影響的研究—以“中國蔬菜之鄉(xiāng)”山東省壽光市為例[J].農業(yè)環(huán)境科學學報,2005,24(6):1139-1144.

[5] 李明哲.農田化肥施用污染現(xiàn)狀與對策[J].河北農業(yè)科學,2009,13(5):65-67.

[6] 賈偉,周懷平,解文艷，等．長期有機無機肥配施對褐土微生物生物量碳、氮及酶活性的影響[J]．植物營養(yǎng)與肥料學報,2008,14(4):700-705.

[7] 葛高飛,梁永超.玉米生長過程中施肥對土壤呼吸和微生物量碳的影響[J].中國農學通報,2011,27(18):73-78.

[8] 李娟,趙秉強,李秀英，等.長期有機無機肥料配施對土壤微生物學特性及土壤肥力的影響[J]．中國農業(yè)科學,2008,41(1):144-152.

[9] Solomonson L P,Spehar A M.Model for the regulation of nitrate assimilation[J].Nature,1977,265:373-375.

[10] Nsabimana D,Haynes R J,Wallis F M.Size activity and catabolic diversity of the soil microbial biomass as affected by land use[J].Applied Soil Ecology,2004,26:81-92.

[11] Zhang J B,Zhu T B,Cai Z C,et al.Effects of long-term repeated mineral and organic fertilizer applications on soil nitrogen transformations[J].European Journal of Soil Science,2012,63(1):75-85.

[12] Bittman S,Forge T A,Kowalenko C G.Responses of the bacterial and fungal biomass in a grassland soil to multi-year applications of dairy manure slurry and fertilizer[J].Soil Biology & Biochemistry,2005,37(4)：613-623.

[13] Cheng Y,Wang J,Mary B,et al.Soil pH has contrasting effects on gross and net nitrogen mineralizations in adjacent forest and grassland soils in central Alberta,Canada[J].Soil Biology & Biochemistry,2013,57:848-857.

[14] Ste-Marie C,Pare D.Soil,pH and N availability effects on net nitrification in the forest floors of a range of boreal forest stands[J].Soil Biology & Biochemistry,1999,31(11):1579-1589.

[15] Müller C,Stevens R J,Laughlin R J.Evidence of carbon stimulated N transformations in grassland soil after slurry application[J].Soil Biology & Biochemistry,2003,35(2):285-293.

[16] B?hme L,Langer U,B?hme F.Microbial biomass,enzyme activities and microbial community structure in two European long-term field experiments[J].Agriculture Ecosystems Environment,2005,109(1/2):141-152.

[17] 樊軍,郝明德.長期輪作施肥對土壤微生物碳氮的影響[J].水土保持研究,2003,10(1):85-87.

[18] 程萬莉,劉星,高怡安，等.有機物料氮替代部分化肥對馬鈴薯根際土壤微生物群落功能多樣性的影響[J].土壤通報,2015,46(6):1459-1465.

[19] 高瑞,呂家瓏.長期定位施肥土壤酶活性及其肥力變化研究[J].中國生態(tài)農業(yè)學報,2005,13(1):143-145.

[20] 程東娟,劉樹慶,王殿武，等.長期定位培肥對土壤酶活性及土壤養(yǎng)分動態(tài)變化的影響[J].河北農業(yè)大學學報,2003,26(3):33-36.

[21] 焦曉光，隋躍宇，張興義.土壤有機質含量與土壤酶活性關系的研究[J].農業(yè)系統(tǒng)科學與綜合研究,2008,24(4):494-496.

[22] Eivazi F.Urease activity in soils subjected to flooding and its effect on nitrogen uptake by corn and wheat[J].Journal of Plant Nutrition,1998,21(4):699-705.

[23] 馬星竹.長期施肥土壤的FDA水解酶活性[J].浙江大學學報(農業(yè)與生命科學版),2010,36(4):451-455.

[24] 岳中輝,張興義,許景剛，等.黑土硝酸還原酶活性的分布特征[J].東北農業(yè)大學學報,2007,38(6):767-770.

[25] Patron W J,Mosier A R,Ojima D S,et al.Generalized model for N2and O2production from nitrification and denitrification[J].Global Biogeochemical Cycle,1996,10(3):401-412.