洞庭湖水稻土有機氮組分及其與可礦化氮的關(guān)系特征

李文軍，楊奇勇，趙 迪，彭保發(fā)

(1.湖南文理學(xué)院洞庭湖生態(tài)經(jīng)濟區(qū)建設(shè)與發(fā)展湖南省協(xié)同創(chuàng)新中心，湖南 常德 4150002.中國科學(xué)院南京土壤研究所，土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點實驗室，江蘇 南京 210008；3.中國地質(zhì)科學(xué)院巖溶地質(zhì)研究所，廣西 桂林 541004)

氮是作物最重要的營養(yǎng)元素，是農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)初級生產(chǎn)力的關(guān)鍵限制養(yǎng)分[1]。土壤有機氮礦化是作物氮素營養(yǎng)供應(yīng)的重要環(huán)節(jié)，在未施肥條件下，除起始礦質(zhì)氮外，作物可利用的土壤氮素主要是可礦化氮[2]?？傻V化氮反映土壤氮素的生物有效性[3]，其供應(yīng)特性受土壤有機氮組分結(jié)構(gòu)深刻影響[4]。因此，對土壤有機氮進行分組并分析其組分與可礦化氮間的關(guān)系是深入理解土壤氮素礦化本性及有效性的重要基礎(chǔ)[5-6]。熱酸解程序是經(jīng)典的土壤有機氮分組技術(shù)，其將土壤有機氮劃分為酸解氨基酸氮、氨態(tài)氮、氨基糖氮、未知氮和酸未解氮5種組分[7]。一系列研究顯示土壤酸解氮與土壤可礦化氮關(guān)系密切，然而土壤酸解氮中不同組分對土壤礦化氮的貢獻效應(yīng)卻存在較大不確定性：不同類型土壤有機氮組成及形態(tài)轉(zhuǎn)化特征的差異使得酸解氮各組分甚至酸未解氮都可能單獨或共同對土壤可礦化氮有重要貢獻[8-11]，即使同一類土壤在不同培養(yǎng)條件下發(fā)生礦化的主要有機氮組分亦有明顯差別[12]。當(dāng)前大多研究注重利用相關(guān)分析來說明土壤有機氮組分與可礦化氮間的關(guān)系[4,9,11]，然而考慮到土壤有機氮形態(tài)轉(zhuǎn)化的復(fù)雜性，該法并不能完全揭示它們之間的真正關(guān)系，而結(jié)合相關(guān)分析、多元回歸分析和通徑分析可更明確地解析土壤有機氮組分對可礦化氮的貢獻，但這方面的研究尚少，且主要應(yīng)用于旱地土壤[7,12]。洞庭湖區(qū)是我國重要的雙季稻生產(chǎn)區(qū)，水稻土是湖區(qū)最重要的土壤類型，其面積約占湖區(qū)耕地總面積的80%[13]，當(dāng)前對該區(qū)水稻土有機氮組成及其生物有效性特征尚不清楚。因此，本研究采集洞庭湖區(qū)不同發(fā)育類型水稻土，分析其有機氮組成特征并綜合應(yīng)用相關(guān)分析、多元回歸分析和通徑分析研究區(qū)域水稻土有機氮組分對可礦化氮的貢獻特性，為施氮決策及深入理解區(qū)域土壤有機氮素生物有效性提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

2012年晚稻收獲后在環(huán)洞庭湖區(qū)(111°13′～113°31′E，28°12′～29°32′N)采集30個表層(0～20 cm)水稻土樣本(圖1)，所有采樣點均長期實行早稻-晚稻-冬閑的耕作制度及類似的田間管理措施。所采土壤代表了洞庭湖區(qū)由河湖沉積物、第四紀(jì)紅粘土、花崗巖、石灰?guī)r、紫色砂巖等多種成土母質(zhì)及沖積平原和丘陵坡崗兩種典型地形影響發(fā)育形成的水稻土，包括淹育性、潛育性、潴育性3個水稻土亞類及20余個水稻土土種。各水稻土亞類均采集10個土壤樣本，采集時，在每個采樣點0.1 hm2代表性范圍內(nèi)隨機多點采集5 kg土樣組成混合樣品。采集的混合土樣去除肉眼可見石粒和植物殘渣，經(jīng)風(fēng)干、過2 mm篩且充分混勻后常溫下貯存待測。土壤采樣點及基本理化性質(zhì)見表1。

圖1 研究區(qū)位置與采樣點分布

土樣號亞類質(zhì)地有機碳(g/kg)全氮(g/kg)pH值(H2O)粘粒(%)碳氮比1淹育性水稻土壤質(zhì)(砂壤)14.331.465.513.69.82淹育性水稻土壤質(zhì)(粉壤)9.060.854.913.810.73淹育性水稻土壤質(zhì)(粉壤)11.781.066.513.911.14淹育性水稻土壤質(zhì)(粉壤)11.861.055.113.711.35淹育性水稻土粘質(zhì)(粉粘土)13.971.337.435.310.56淹育性水稻土壤質(zhì)(粉砂粘壤)15.601.594.822.39.87淹育性水稻土壤質(zhì)(粉砂粘壤)10.310.975.618.810.68淹育性水稻土壤質(zhì)(粉砂粘壤)13.181.516.717.98.79淹育性水稻土壤質(zhì)(粉砂粘壤)21.162.036.021.610.410淹育性水稻土壤質(zhì)(粉砂粘壤)15.901.436.118.311.111潛育性水稻土壤質(zhì)(砂壤)18.511.925.313.29.612潛育性水稻土壤質(zhì)(壤土)24.502.255.713.610.913潛育性水稻土壤質(zhì)(粘壤)13.031.225.524.110.714潛育性水稻土壤質(zhì)(粘壤)19.211.965.321.39.815潛育性水稻土粘質(zhì)(粉粘土)29.282.305.941.812.716潛育性水稻土粘質(zhì)(粉粘土)22.562.525.243.19.017潛育性水稻土粘質(zhì)(壤粘土)18.401.727.531.210.718潛育性水稻土壤質(zhì)(粉砂粘壤)21.731.965.619.911.119潛育性水稻土壤質(zhì)(粉砂粘壤)21.962.226.616.99.920潛育性水稻土壤質(zhì)(粉砂粘壤)20.151.736.721.011.621潴育性水稻土壤質(zhì)(粘壤)19.982.226.822.99.022潴育性水稻土粘質(zhì)(粉粘土)25.382.434.832.310.423潴育性水稻土粘質(zhì)(粉粘土)23.112.206.335.910.524潴育性水稻土粘質(zhì)(粉粘土)18.882.025.133.29.325潴育性水稻土粘質(zhì)(粉粘土)28.432.746.836.110.426潴育性水稻土粘質(zhì)(壤粘土)25.803.015.737.38.627潴育性水稻土粘質(zhì)(壤粘土)27.422.545.334.410.828潴育性水稻土粘質(zhì)(壤粘土)26.202.506.640.510.529潴育性水稻土粘質(zhì)(壤粘土)25.002.596.833.99.730潴育性水稻土粘質(zhì)(壤粘土)21.262.197.237.29.7

注：土壤質(zhì)地分類采用國際制標(biāo)準(zhǔn)。

1.2 土壤有機氮礦化培養(yǎng)試驗

土壤有機氮礦化培養(yǎng)采用改進的淹水密閉培養(yǎng)-間歇淋洗法[14]。稱取過2 mm篩的風(fēng)干土樣10 g置于容積為80 mL的離心管中，每一土壤設(shè)置3管，加入25 mL蒸餾水，保持淹水密閉狀態(tài)在30℃下進行培養(yǎng)。在培養(yǎng)0、3、7、14、21、28、42、56、70、90、112 d時取重復(fù)土壤樣品按照文獻[15]所述方法淋洗并測定土壤礦質(zhì)氮及計算土壤累積礦化氮。土壤有機氮礦化過程用改進的二階指數(shù)模型進行擬合，公式為：

Nt=Nd(1-e-kdt)+Nr(1-e-kr t)

(1)

式中：Nt——t時間內(nèi)累積凈礦化氮量，mg/kg；

Nd、Nr——土壤易、難礦化氮庫礦化勢，mg/kg；

kd、Kr——土壤易、難礦化氮庫一級反應(yīng)速率常數(shù)，mg/(kg·d);

t——培養(yǎng)時間，d。

式(1)中，不同土壤間kd、Kr均取固定值，分別為0.173、0.012 mg/(kg·d)，該值的確定方法參照文獻[16]。kd、Kr取固定值的緣由在于：一方面，不同土壤間常規(guī)二階指數(shù)模型擬合的kd、Kr值差異均較?。涣硪环矫?，取值固定可消除常規(guī)二階指數(shù)方程中Nd和kd、Nr和kr均為可變參數(shù)且取值結(jié)果相互影響的缺點，可獲取更真實且易比較的Nd和Nr擬合值[16-17]。土壤氮素礦化勢(No)值為Nd和Nr模型擬合值之和。

1.3 土壤有機氮組分測定

土壤有機氮組分用Bremner[18]提出的熱無機酸水解法測定，即樣品中加入6 mol/L HCl，在120℃下封管水解12 h后冷卻、過濾并用少量蒸餾水多次淋洗殘渣，酸解液中酸解氮、氨態(tài)氮、氨態(tài)氮+氨基糖氮、氨基酸氮含量分別用凱氏定氮法、氧化鎂蒸餾法、pH 11.2的磷酸鹽-硼酸鹽緩沖液蒸餾法、茚三酮氧化磷酸鹽-硼酸鹽緩沖液蒸餾法測定；酸未解氮、氨基糖氮、酸解未知氮含量用差減法求得。計算各有機氮組分占全氮比例(%)。

1.4 數(shù)據(jù)處理

選擇淹水培養(yǎng)7、28、112 d土壤累積礦化氮量(分別用Nmin-7、Nmin-28、Nmin-112表示)及No表征土壤可礦化氮。利用SPSS 16.0軟件中的Pearson相關(guān)分析、多元線性回歸、通徑分析程序分析土壤有機氮組分與可礦化氮的關(guān)系。Nmin-7、Nmin-28、Nmin-112及土壤有機氮組分含量的表達形式為“平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤”。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤有機氮組分含量及其比例

即使理化性質(zhì)存在較大差異，各試驗土壤均以酸解氮構(gòu)成有機氮的主體，不同土壤酸解氮含量變幅為545.7～2 276.9 mg/kg(表2)，占土壤全氮的比例為58.6%～83.8%，均值達72.4%，而酸未解氮占土壤全氮的比例僅達16.2%～41.4%(圖2)。從不同類型水稻土間酸解氮含量變化來看，其值在淹育性、潛育性和潴育性水稻土間的變化范圍分別為545.7～1 276.9、962.4～1 759.2和1 523.8～2 276.9 mg/kg，總體上依潴育性水稻土、潛育性水稻土、淹育性水稻土的次序明顯降低。

表2顯示，酸解氮中，各土樣均以氨基酸氮含量最高，以氨基糖氮含量最少，氨態(tài)氮和未知氮含量介于其間；計算得知試驗土壤間各酸解有機氮組分含量變異系數(shù)達34.3%～41.2%，具有中等變異性。不同酸解有機氮組分占全氮含量比例的差異亦較大，氨基酸氮、氨基糖氮、氨態(tài)氮和未知氮占全氮的比例分別為25.6%～43.1%、2.6%～9.0%、11.9%～22.3%和8.0%～25.3%(圖2)。

2.2 土壤可礦化氮變化及其與理化性質(zhì)相關(guān)性

不論水稻土發(fā)育類型是否變化，土壤累積礦化氮量均隨培養(yǎng)時間延長而逐漸增加，但有機氮在培養(yǎng)初期礦化相對更為迅速，培養(yǎng)期間各發(fā)育類型水稻土包含10個土樣平均的累積礦化氮量始終以潴育性水稻土最高，潛育性水稻土次之，淹育性水稻土最低(圖3)。進一步分析不同培養(yǎng)期(培養(yǎng)7、28和112 d)土壤累積礦化氮量變化顯示，隨培養(yǎng)時間延長，供試土壤間Nmin-7、Nmin-28和Nmin-112值變幅依次增大，但其變異系數(shù)卻逐漸降低(表3)。改進的二階指數(shù)模型對各供試土壤培養(yǎng)112 d的氮素礦化過程均有很好的擬合效果(R2=0.993～0.999,P<0.001)(表3)，同一土壤No擬合值較Nmin-112值提高8.6%～30.6%，No值在不同類型水稻土間總體表現(xiàn)出潴育性水稻土高于潛育性水稻土，更高于淹育性水稻土的變化特征。

表2 土壤各有機氮組分含量

圖2 土壤有機氮組分占全氮比例

分析Nmin-7、Nmin-28、Nmin-112、No值與土壤基本理化性質(zhì)間的相關(guān)關(guān)系(表4)，結(jié)果顯示，Nmin-7、Nmin-28、Nmin-112及No均與土壤有機碳、全氮和粘粒含量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，

圖3 各發(fā)育類型水稻土包含10個

但與土壤pH值和碳氮比則不具顯著相關(guān)關(guān)系(P>0.05)，顯示土壤pH值和碳氮比的變異對供試土壤有機氮礦化無明顯影響。

表3 土壤可礦化氮含量

注:R2表示利用改進的二階指數(shù)模型擬合土壤有機氮礦化過程的擬合決定系數(shù)，***表示P<0.001顯著水平，下同。

表4 土壤可礦化氮與基本理化性質(zhì)間的Pearson相關(guān)系數(shù)

注:**表示P<0.01顯著水平，下同。

2.3 土壤有機氮組分與可礦化氮的關(guān)系

土壤可礦化氮與有機氮組分間的相關(guān)分析結(jié)果顯示(表5)，Nmin-7、Nmin-28、Nmin-112及No均與各酸解氮組分呈顯著正相關(guān)關(guān)系(R=0.427～0.858,P<0.05)，但與酸未解氮則無顯著相關(guān)關(guān)系(R=0.253～0.318,P>0.05)，說明相對于酸未解氮，土壤酸解氮與可礦化氮的關(guān)系更為密切。酸解氮組分中，氨基酸氮與可礦化氮間的相關(guān)系數(shù)始終最高，氨態(tài)氮次之，氨基糖氮再次之，酸解未知氮相對最差。

表5 土壤有機氮組分與可礦化氮間的Pearson相關(guān)系數(shù)

注：*表示P<0.05顯著水平。

有機氮各組分間相互關(guān)聯(lián)，使得各酸解氮組分與可礦化氮間的顯著相關(guān)關(guān)系并不能說明前者對后者的真實貢獻及貢獻大小。為此，進一步進行可礦化氮與酸解氮組分間的多元逐步回歸分析，結(jié)果顯示(表6)，酸解氮中，始終只有氨基酸氮進入逐步回歸方程，其偏回歸系數(shù)始終均為正值且逐漸增大，方程決定系數(shù)(R2)亦均達0.001顯著性水平，表明氨基酸氮對土壤可礦化氮具有穩(wěn)定且重要的貢獻，是后者的主要來源。

表6 土壤酸解氮組分與可礦化氮逐步回歸模型輸出結(jié)果

注:R2表示可礦化氮與酸解氮組分間多元逐步回歸分析的方程擬合決定系數(shù)。

酸解氮中，氨基糖氮、氨態(tài)氮和未知氮與可礦化氮高度相關(guān)，但并未能進入逐步回歸方程中。因此，需進一步借助通徑分析量化土壤各酸解氮組分對可礦化氮的貢獻。No表征土壤可礦化氮供應(yīng)容量，在對其值進行正態(tài)性檢驗后顯示，Kolmogorov-Smirnov值為0.455，顯著水平(Sig.)=0.986>0.05，表示No值服從正態(tài)分布，對其與土壤酸解有機氮組分間的關(guān)系進行通徑分析。表7顯示，雖然各酸解有機氮組分均對No有一定貢獻，但其所起直接作用(直接通徑系數(shù))和通過其它酸解氮組分所起的間接作用(間接通徑系數(shù))卻有很大差異。氨基酸氮對No所起的直接作用(0.704)最大，且達P<0.001顯著水平，而其通過其它酸解氮組分對No所起的間接作用(-0.028～0.147)均較小，說明氨基酸氮對可礦化氮有顯著的直接貢獻意義；相反，其它各酸解氮組分對No貢獻所起的直接作用均很小，甚至無直接作用(-0.055～0.226)，遠遠低于其通過其它酸解氮組分所起的總間接作用(0.443～0.706)。進一步分析得知，氨基糖氮、氨態(tài)氮、未知氮對No的影響均以通過氨基酸氮所起的間接作用(0.353～0.574)最大和最為明顯，說明這些組分各自與可礦化氮的良好關(guān)系，主要在于其通過其它酸解氮組分尤其是氨基酸氮所起的間接作用。決策系數(shù)反映解釋變量(酸解氮組分)對響應(yīng)變量No的綜合影響效應(yīng)[19]，氨基酸氮、氨基糖氮、氨態(tài)氮的決策系數(shù)均為正值且依次減小，說明這些組分均對No起增進作用，且氨基酸氮是主要決策變量；相反，未知氮的決策系數(shù)為-0.050，其對No起限制作用。

表7 土壤酸解有機氮組分與氮礦化勢(No)間的通徑分析結(jié)果

注：∑代表各酸解氮組分通過其它酸解氮組分對No的總間接通徑系數(shù)。

3 討論

3.1 可礦化氮變化及其土壤控制因子

土壤可礦化氮量是指導(dǎo)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)施氮實踐的重要參數(shù)，其變化反映一定時期內(nèi)植物可利用態(tài)土壤有機氮數(shù)量差異[20]。本研究中，培養(yǎng)7、28、112 d條件下，不同土壤間累積礦化氮量變異系數(shù)依次降低，其主要原因可能在于：一、不同土壤間氮礦化速率及其差異均隨培養(yǎng)時間延長而降低；二、風(fēng)干土壤氮素礦化存在“干土效應(yīng)”[21]，即風(fēng)干過程中死亡原生生物體的快速礦化及其對微生物活性的促進作用，導(dǎo)致土壤氮素在培養(yǎng)初期具有更高的礦化速率及礦化變異性。事實上，多數(shù)農(nóng)耕土壤時常經(jīng)歷干濕交替過程，土壤氮素礦化的干土效應(yīng)在自然狀態(tài)下亦難以完全避免[16]。不同土壤氮素礦化的干土效應(yīng)并不一致，但風(fēng)干過程并不會改變不同土壤間氮素礦化能力的相對順序[22]。因此，土壤氮素礦化研究常使用風(fēng)干土壤。No表征土壤可礦化氮供應(yīng)容量[16]。本研究顯示，洞庭湖區(qū)不同亞類水稻土No值總體上以潴育性水稻土、潛育性水稻土、淹育性水稻土的次序依次降低，其原因在于潴育性水稻土相對于潛育和淹育性水稻土而言，保持了更好的土壤水分狀況，這有利于增強土壤氮循環(huán)微生物活性和養(yǎng)分有效性[23]。

土壤可礦化氮變化受許多因素影響，在環(huán)境相同情形下，不同土壤間可礦化氮量的差異，主要受其理化特性的控制[24]，有機質(zhì)、碳氮比、質(zhì)地及pH值等被認為是影響有機氮礦化的重要土壤因子[25]。在一定范圍內(nèi)，土壤碳氮比和pH值往往與可礦化氮分別具負和正相關(guān)關(guān)系[26-27]，這與本研究結(jié)果相一致，但未發(fā)現(xiàn)土壤可礦化氮量與碳氮比和pH值具顯著相關(guān)關(guān)系，這可能與同區(qū)域同類型土壤在相似管理影響下具有較低的pH值和碳氮比值變幅有關(guān)。土壤可礦化氮與粘粒含量顯著正相關(guān)原因在于土壤新形成的團聚體富含易礦化氮素且其易與粘粒結(jié)合[27]。土壤可礦化氮與有機碳和全氮含量亦呈極顯著正相關(guān)(表5)，這是因為土壤有機碳和全氮是可礦化氮的源泉，先前的很多研究證實二者同土壤可礦化氮顯著正相關(guān)[22,24]。然而，鑒于土壤有機碳和全氮含量代表著氮素礦化的理論極限值，其反映土壤供應(yīng)可礦化氮能力差異只能達到半定量水平[22]，因此分析有機碳(氮)組分及其質(zhì)量與土壤可礦化氮間的關(guān)系對深入理解土壤礦化供氮特征及氮素有效性更具實際意義[24]。

3.2 土壤有機氮組分及其與可礦化氮關(guān)系

有機態(tài)氮化學(xué)形態(tài)復(fù)雜，其各組分含量受一系列自然和人為因素的綜合影響。本研究各土壤酸未解氮含量均明顯低于酸解氮含量，但亦有研究顯示不同輪作模式及施氮量條件下，黃棕壤有機氮均以非酸解氮為構(gòu)成主體[28]，這說明土壤有機氮的酸解效率可能更直接客觀地決定于土壤成土特性而非人為活動的干擾。鑒別酸解有機氮組分是深入理解土壤有機氮生物有效性的基礎(chǔ)，氨基酸氮是酸解氮中主要可鑒別的含氮化合物，本試驗各土壤酸解氮中均以氨基酸氮組分含量最高，而北方一些旱作土壤呈現(xiàn)氨態(tài)氮和氨基酸氮含量基本相當(dāng)[29]或以氨態(tài)氮含量最高[30]的特征，這種差異的原因，一方面可能是由于北方氣候溫暖區(qū)土壤粘土礦物多以2∶1型礦物為主，其具備很強的固銨能力[31]，而固定態(tài)銨是酸解氨態(tài)氮的主要來源之一，且在酸解條件下有較高的釋放效率[32]；另一方面可能是稻田和旱地水熱條件的差異影響土壤有機氮組分間相互轉(zhuǎn)化及其分配格局。供試土壤全氮在不同酸解組分中的分配特征與趙麗等[33]的研究結(jié)果一致，但計算獲得土壤全氮中各有機氮組分比例的變異系數(shù)值僅為14.0%～29.7%，較相應(yīng)組分含量變異系數(shù)值降幅達26.7%～60.9%，反映出相似管理條件下同類土壤有機氮素在不同組分間的分配具有一定的共性。

有機態(tài)氮是土壤礦質(zhì)氮的源和庫，有機氮分組為揭示土壤不同形態(tài)有機氮與可礦化氮間的親疏關(guān)系提供技術(shù)支持[4]。簡單相關(guān)分析揭示土壤有機氮組分與可礦化氮間的平行關(guān)系，本研究發(fā)現(xiàn)僅酸未解氮未與可礦化氮具顯著正相關(guān)關(guān)系(P>0.05)，這與酸未解氮主要以雜環(huán)態(tài)存在于高度縮合且穩(wěn)定性較高的腐殖質(zhì)組分中有直接關(guān)系[34]。酸解氮中，未知氮代表相對不易礦化的土壤酸解氮形態(tài)[34]，多數(shù)情況下其有效性較低[35]。本研究中，與其它酸解氮組分進行比較，未知氮表現(xiàn)出與可礦化氮具更弱的正相關(guān)關(guān)系，且達顯著水平(P<0.05)。酸未解氮對No具抑制作用，但有研究顯示該組分氮與可礦化氮的關(guān)系似乎與土壤淹水培養(yǎng)時長有緊密關(guān)聯(lián)[9]。氨基酸氮與可礦化氮的正相關(guān)性最好，且是唯一進入到逐步回歸方程的酸解氮組分，這充分說明氨基酸氮對試驗土壤可礦化氮供應(yīng)有重要意義。Lu等[12]研究顯示黃土高原旱地土壤淹水條件下以酸解氨態(tài)氮對土壤可礦化氮的貢獻最大；梁國慶等[36]對石灰性潮土的研究表明，植物吸收態(tài)可礦化氮主要來自氨基酸態(tài)氮，其次是氨態(tài)氮，氨基糖態(tài)氮的貢獻程度最低；彭銀燕等[11]則認為酸解未知氮對不同施肥和地下水位影響下的紅壤性水稻土可礦化氮的貢獻最大。不同研究結(jié)果的差異可能與氣候條件、土壤類型及耕作施肥等因素綜合影響有關(guān)。氨基酸氮與Nmin-7、Nmin-28、Nmin-112建立的逐步回歸方程的決定系數(shù)(R2)依次增大，表征隨土壤氮素礦化作用的增強，氨基酸氮的貢獻增大[9]。

土壤有機氮各組分含量的消長及其對土壤可礦化氮的貢獻特性，以一種組分間相互轉(zhuǎn)化、相互制約或促進的復(fù)雜態(tài)勢存在，通徑分析可在相關(guān)分析基礎(chǔ)上更精確地解析土壤有機氮組分與可礦化氮間的因果關(guān)系[12]。本研究中，雖然酸解氨態(tài)氮含量遠高于氨基糖氮，二者與可礦化氮間的相關(guān)性幾無差異，但通徑分析中二者間對No的決策系數(shù)卻存在明顯差異，這在一定程度上說明酸解氮組分對可礦化氮的貢獻大小與其數(shù)量的多寡沒有必然聯(lián)系；酸解氨態(tài)氮來源復(fù)雜，其中某些來源化合物因具有相對氨基酸氮和氨基糖氮更高的化學(xué)穩(wěn)定性而降低其結(jié)合氮素的生物直接可利用性[4]。氨基酸氮對No具有最大的直接作用和最高的決策系數(shù)，對試驗土壤可礦化氮的綜合影響作用最大。之前有研究報道，酸解條件下，堿性氨基酸中的非α-氨基氮和脯氨酸中的氨基氮均不能用茚三酮氧化-磷酸鹽-硼酸鹽緩沖液蒸餾法測得[34]，這些氨基酸態(tài)氮被歸入到氨態(tài)氮或酸解未知氮中，若考慮這些因素，氨基酸氮可能對土壤可礦化氮或植物可利用氮具有更大的貢獻[36]。盡管如此，應(yīng)注意到多種有機氮組分可同時對可礦化氮有貢獻，其貢獻差異受有機氮組分間相互轉(zhuǎn)化過程的深刻影響。對農(nóng)業(yè)土壤而言，頻繁的人為活動對土壤有機氮素形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響更為強烈和復(fù)雜。因此，加強多因素綜合影響下土壤有機氮素周轉(zhuǎn)特性研究應(yīng)是深入理解土壤有機氮組分對可礦化氮的貢獻演變及其有效性的重要基礎(chǔ)。

4 結(jié)論

酸解氮是洞庭湖區(qū)雙季稻田輪作水稻土有機氮素的主要存在形態(tài)，其各組分含量及分配比例以氨基酸氮為最高、氨態(tài)氮和酸解未知氮次之，氨基糖氮為最低；不同類型水稻土間酸解氮含量和氮礦化勢總體上依潴育性水稻土、潛育性水稻土、淹育性水稻土的次序依次降低。土壤有機碳、全氮及粘粒含量均與土壤可礦化氮間呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，是控制土壤有機氮礦化的重要理化因子。土壤酸解氮與可礦化氮關(guān)系密切，其中，氨基酸氮是對可礦化氮有直接重要貢獻的組分，是土壤可礦化氮的主要來源，氨基糖氮、氨態(tài)氮和酸解未知氮各自對土壤氮礦化勢的影響則主要在于其通過其它酸解氮組分尤其是氨基酸氮所起的間接作用。酸解氮中除未知氮外的其它組分均對土壤氮礦化勢起增進作用，提升有機氮中這些組分的分配比例有利于增加土壤可礦化氮供應(yīng)容量。