添加不同外源氮對(duì)長(zhǎng)期秸稈還田土壤中氮素轉(zhuǎn)化的影響

叢日環(huán)，張 麗，魯艷紅，聶 軍，李小坤，任 濤，魯劍巍*

（1 華中農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院/農(nóng)業(yè)農(nóng)村部長(zhǎng)江中下游耕地保育重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，武漢 430070；2 湖南省土壤肥料研究所，長(zhǎng)沙 410125）

作物秸稈含有豐富的氮素[1]，長(zhǎng)期秸稈還田有利于土壤氮素的積累，提高作物氮肥利用率，同時(shí)能有效培肥土壤[2]。銨態(tài)氮 (NH4+-N) 和硝態(tài)氮 (NO3

--N)是土壤無(wú)機(jī)態(tài)氮的主要形態(tài)，能夠被作物直接吸收利用，在土壤氮素循環(huán)中具有不可替代的作用[3]。土壤微生物氮和可溶性有機(jī)氮作為高活性有機(jī)氮，是土壤氮儲(chǔ)存庫(kù)中最為活躍的氮源[4]，是植物生長(zhǎng)可利用氮素的重要來(lái)源[5-6]，也是農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)氮素流失的主要形式[7]。還田秸稈進(jìn)入土壤中受到土壤微生物的作用分解釋放氮素，同時(shí)還田秸稈促進(jìn)土壤團(tuán)聚體的形成從而提高土壤吸附氮素的能力。有研究表明，有機(jī)物料的施用顯著影響土壤可溶性有機(jī)氮的固持與釋放及其在土壤中的含量[8-10]，并影響土壤微生物量氮的含量[11]。練成燕等[12]研究發(fā)現(xiàn)添加稻草降低了土壤可溶性有機(jī)氮和硝態(tài)氮含量，但沒(méi)有顯著影響土壤銨態(tài)氮含量。Recous等[13]的研究同樣顯示，玉米秸稈還田能夠增加土壤無(wú)機(jī)氮累積量、碳素固持和礦化率，促進(jìn)微生物氮循環(huán)?；实獙?duì)作物增產(chǎn)具有重要作用，但對(duì)土壤肥力的提升效果不大，且大量施用化肥氮增加了氮素流失的風(fēng)險(xiǎn)，給環(huán)境帶來(lái)危害[14]。秸稈配施化肥既通過(guò)微生物調(diào)節(jié)土壤礦質(zhì)態(tài)氮的固持釋放，又提高土壤有機(jī)氮含量，最終達(dá)到提升土壤肥力的效果[15-17]。田間秸稈分解和養(yǎng)分轉(zhuǎn)化是個(gè)緩慢過(guò)程，施用秸稈對(duì)作物產(chǎn)量和土壤肥力的影響在短期內(nèi)難以體現(xiàn)，而長(zhǎng)期秸稈還田定位試驗(yàn)則能彌補(bǔ)其不足之處，較好地體現(xiàn)它在提高作物產(chǎn)量、改善土壤肥力狀況和促進(jìn)養(yǎng)分轉(zhuǎn)化方面的優(yōu)勢(shì)[18-21]。土壤中的氮轉(zhuǎn)化是十分復(fù)雜的過(guò)程，目前大部分研究主要集中在短期秸稈還田對(duì)無(wú)機(jī)氮等單一形態(tài)氮素的影響，而對(duì)秸稈還田下土壤氮庫(kù)組成的變化并不清楚，關(guān)于長(zhǎng)期秸稈還田條件下不同外源氮素對(duì)幾種形態(tài)氮素的綜合分析鮮有報(bào)道。

本研究在長(zhǎng)期定位試驗(yàn)的基礎(chǔ)上，通過(guò)室內(nèi)恒溫培養(yǎng)試驗(yàn)的方法分析添加不同外源氮對(duì)土壤中不同形態(tài)氮素的影響及相互關(guān)系，旨在明確長(zhǎng)期秸稈還田和不同外源氮對(duì)土壤氮素含量和轉(zhuǎn)化的影響，揭示長(zhǎng)期秸稈還田對(duì)氮素供應(yīng)的影響機(jī)制。

1 材料與方法

1.1 長(zhǎng)期定位試驗(yàn)點(diǎn)概況

長(zhǎng)期定位施肥試驗(yàn)點(diǎn)位于湖南省望城縣黃金鄉(xiāng)(112°80′ N、28°37′ E，海拔高度 100 m)。試驗(yàn)開(kāi)始于1981年，1981—2015年的年均降雨量1370 mm，年平均氣溫17℃，年平均無(wú)霜期大約為300 天。輪作制度為稻—稻—冬閑，小區(qū)面積為66.7 m2，每個(gè)小區(qū)之間用30 cm寬水泥埂隔開(kāi)，區(qū)組之間的排水溝寬度為50 cm，區(qū)組之間用水泥埂隔開(kāi)。小區(qū)為區(qū)組排列，3次重復(fù)。在1981—2014年期間，早稻和晚稻氮肥施入量分別為N 150 kg/hm2、180 kg/hm2，磷肥各P 38.7 kg/hm2，鉀肥各K 99.6 kg/hm2，稻草還田量各2100 kg/hm2。氮、磷和鉀化肥品種分別是尿素、過(guò)磷酸鈣和氯化鉀。早、晚稻品種分別為常規(guī)早稻和雜交晚稻，田間管理措施與當(dāng)?shù)剞r(nóng)民保持一致。

供試土壤為第四紀(jì)紅色黏土發(fā)育的水稻土，土壤分類為普通簡(jiǎn)育水耕人為土。試驗(yàn)開(kāi)始前耕層土壤 (0—20 cm) 基本性狀為：pH 6.6、土壤有機(jī)碳20.13 g/kg、全氮2.05 g/kg、堿解氮151 mg/kg、有效磷10.2 mg/kg、速效鉀62.3 mg/kg。2014年晚稻收獲后采集耕層土壤樣品 (0—20 cm)，其土壤基本性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 供試土壤理化性質(zhì)及不同形態(tài)氮素含量 (0—20 cm)Table 1 Chemical properties and contents of different N forms in the tested soils

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本研究選擇了長(zhǎng)期定位試驗(yàn)中單施NPK和NPK配合秸稈還田 (NPKS) 2 個(gè)處理的土壤樣品，風(fēng)干、過(guò)2 mm篩后用于室內(nèi)培養(yǎng)。

供試兩個(gè)土壤樣品分別設(shè)置滅菌和不滅菌兩組主處理。各組主處理下分別設(shè)置4個(gè)副處理：對(duì)照(CK)；添加尿素 (N 150 kg/hm2，U)；添加水稻秸稈(根據(jù)秸稈N含量換算為N 150 kg/hm2，S)；添加尿素+水稻秸稈 (尿素和秸稈添加量各為N 150 kg/hm2，共300 kg/hm2，U +S)。各處理重復(fù)4次。

供試秸稈風(fēng)干后磨碎，其碳、氮含量分別為41.55%、0.50%，碳氮比為83.1。尿素和水稻秸稈氮素添加量按照每公頃2500 t土壤換算。

土壤和秸稈培養(yǎng)處理采用環(huán)氧乙烷法滅菌，培養(yǎng)所用塑料瓶等采用高溫滅菌后用70%乙醇擦拭。

具體操作步驟：稱取30.0 g風(fēng)干土樣 (過(guò)2 mm篩)，與外源氮 (秸稈或尿素) 充分混勻后裝瓶，去離子水調(diào)整土壤含水量至25%，用無(wú)菌封口膜封口，膜上留10個(gè)小孔。于25℃下恒溫培養(yǎng)，每四天稱重補(bǔ)加水分，保證培養(yǎng)期間土壤含水量恒定。滅菌與非滅菌培養(yǎng)處理分別放置培養(yǎng)箱中恒溫培養(yǎng)。

1.3 測(cè)定項(xiàng)目與方法

在25℃下恒溫培養(yǎng)5、10、20、30、50、90、130天后分別取各處理試驗(yàn)土樣測(cè)定土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、微生物碳氮和可溶性有機(jī)氮含量。試驗(yàn)采用破壞性取樣，各重復(fù)每次取一瓶土壤進(jìn)行取樣分析。

全氮測(cè)定采用凱氏定氮法[22]，無(wú)機(jī)氮使用流動(dòng)分析儀測(cè)定[23]。土壤可溶性有機(jī)氮用0.5 mol/L K2SO4浸提 (水土比4∶1) 土樣，浸提液經(jīng)0.45 μm濾膜過(guò)濾后，濾液中可溶性總氮 (TSN) 用過(guò)硫酸鉀氧化比色法測(cè)定[24]，濾液中的可溶性有機(jī)氮(DON) 為可溶性總氮與礦質(zhì)態(tài)氮之差[25]。土壤微生物量碳、氮采用氯仿熏蒸浸提法[26-27]，土壤微生物量碳、氮含量以熏蒸和未熏蒸的有機(jī)碳、全氮含量之差分別除以轉(zhuǎn)換系數(shù)kEC和kEN得到，其中kEC=0.45[28]，kEN= 0.54[29]。土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)按照實(shí)驗(yàn)室常規(guī)方法測(cè)定各項(xiàng)指標(biāo)[22]，具體為土壤pH按照水土比2.5∶1，電位法測(cè)定。有機(jī)質(zhì)含量的測(cè)定采用K2Cr2O7-H2SO4外加熱-容量法測(cè)定。有效磷采用0.5 mol/L NaHCO3浸提—鉬銻抗比色法測(cè)定。速效鉀采用1.0 mol/L NH4OAc浸提—火焰光度法測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Origin 9.0和SARS軟件進(jìn)行制圖和統(tǒng)計(jì)分析，最小顯著法 (LSD) 檢驗(yàn)特定時(shí)段內(nèi)不同處理間數(shù)據(jù)的差異顯著性水平 (P〈 0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤銨態(tài)氮

如圖1所示，兩個(gè)供試土壤滅菌、非滅菌條件下，培養(yǎng)期間四個(gè)副處理間的土壤銨態(tài)氮含量差異均達(dá)到顯著水平 (P〈 0.05)，整體表現(xiàn)為 U 〉 U + S 〉S 〉 CK。

不滅菌培養(yǎng)條件下，NPK與NPKS處理土壤的銨態(tài)氮變化趨勢(shì)一致 (圖1-a、b)。NPK土壤的U和U + S處理土壤銨態(tài)氮在前10 d迅速增加 (125.09～186.52 mg/kg，增幅67.36～100.92倍)，而S處理土壤銨態(tài)氮增幅較小，培養(yǎng)10天內(nèi)土壤銨態(tài)氮達(dá)到75.60 mg/kg (增幅40.37倍)。U處理在培養(yǎng)30天達(dá)到峰值 (219.72 mg/kg)，而U + S和S處理則在培養(yǎng)第50天達(dá)到峰值，土壤銨態(tài)氮分別增加到156.70 mg/kg和104.82 mg/kg。培養(yǎng)50天后，添加不同外源氮處理銨態(tài)氮含量均呈下降趨勢(shì)，至培養(yǎng)結(jié)束，土壤銨態(tài)氮含量降至9.89～38.38 mg/kg。其中S與CK的土壤銨態(tài)氮含量無(wú)顯著性差異。

在滅菌培養(yǎng)條件下，各處理土壤銨態(tài)氮均表現(xiàn)為增加/持續(xù)增加的趨勢(shì) (圖1-c、d)。至培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，NPK土壤添加不同外源氮處理 (U、S、U + S)其土壤銨態(tài)氮含量達(dá)到平衡 (204.92～277.60 mg/kg)，而NPKS土壤銨態(tài)氮?jiǎng)t仍表現(xiàn)出持續(xù)增加的趨勢(shì)，其中U和U + S處理的土壤銨態(tài)氮含量達(dá)到 264.00～334.33 mg/kg，增幅達(dá)到 71.13～90.35倍。兩種培養(yǎng)模式下，長(zhǎng)期秸稈還田土壤銨態(tài)氮含量與長(zhǎng)期不還田土壤相比均略有增加的趨勢(shì) (圖1)。

圖1 添加不同外源氮下長(zhǎng)期秸稈還田土壤的銨態(tài)氮含量Fig. 1 Soil ammonium-N contents in different N resource treatments under long-term straw incorporation

2.2 土壤硝態(tài)氮

非滅菌培養(yǎng)條件下，兩個(gè)供試土壤培養(yǎng)期間四個(gè)副處理土壤硝態(tài)氮含量差異顯著 (P〈 0.05)，表現(xiàn)為 U 〉 U +S 〉 S 〉 CK。培養(yǎng) 0～50 天期間內(nèi)不同處理的土壤硝態(tài)氮均呈緩慢增加趨勢(shì)且低于20 mg/kg。而培養(yǎng)50 天后則表現(xiàn)出迅速增加，至培養(yǎng)結(jié)束土壤硝態(tài)氮達(dá)最大值117.43～243.17 mg/kg (圖2-a) 和132.82～225.42 mg/kg (圖2-b)，長(zhǎng)期NPK處理與長(zhǎng)期NPKS處理土壤硝態(tài)氮含量差異不明顯。

而在滅菌培養(yǎng)條件下，土壤硝態(tài)氮在0～90 d內(nèi)緩慢增加，90 d后U和U + S處理硝態(tài)氮含量迅速提高但最高值低于50 mg/kg，而CK和S無(wú)顯著變化 (圖2-c、d)。至培養(yǎng)結(jié)束 (第130天)，NPKS土壤的U和U + S土壤硝態(tài)氮較NPK土壤的相應(yīng)處理分別降低7.30%和2.96%，而CK和S分別增加13.11%和7.03%。

2.3 土壤微生物氮

微生物量氮是土壤微生物量的重要表征形式，是土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化中不可或缺的重要組成。非滅菌條件下 (圖3-a、b) 添加不同外源氮處理土壤的微生物氮含量均呈現(xiàn)先增加后降低最后保持平穩(wěn)的趨勢(shì)，于20天左右達(dá)到峰值 (106.72～244.01 mg/kg，增幅117.54%～397.37%)。至培養(yǎng)結(jié)束，長(zhǎng)期NPKS土壤各處理的微生物氮含量均高于長(zhǎng)期NPK土壤。滅菌培養(yǎng)條件下 (圖3-c、d)，添加不同外源氮的長(zhǎng)期NPK和長(zhǎng)期NPKS土壤微生物氮分別在培養(yǎng)90天內(nèi)和50天內(nèi)保持較低水平，此后迅速增加。至培養(yǎng)結(jié)束，長(zhǎng)期NPK和長(zhǎng)期NPKS土壤的各處理微生物氮較非滅菌相應(yīng)處理分別提高了0.55～2.16 (圖3-a、c)和2.14～4.75倍 (圖3-b、d)，且長(zhǎng)期NPKS土壤添加尿素 (U) 處理的土壤微生物氮含量最高，達(dá)到797.54 mg/kg。

圖2 添加不同外源氮下長(zhǎng)期秸稈還田土壤的硝態(tài)氮含量Fig. 2 Soil nitrate-N contents in different N resource treatments under long-term straw incorporation

圖3 添加不同外源氮下長(zhǎng)期秸稈還田土壤的微生物氮含量Fig. 3 Soil microbial N contents in different N resource treatments under long-term straw incorporation

2.4 土壤可溶性有機(jī)氮

本研究中，不同培養(yǎng)方式的土壤可溶性有機(jī)氮(DON) 含量變化特征 (圖4) 與微生物氮特征 (圖3) 一致。非滅菌條件下 (圖4-a、b) 添加不同外源氮處理(U、S、U + S) 的DON變化趨勢(shì)均呈現(xiàn)培養(yǎng)30天達(dá)到峰值 (95.76～138.70 mg/kg和120.71～140.63 mg/kg)，與CK相比，DON增幅達(dá)到286.80%～460.28%和283.01%～346.20%。此后降低并于50天后逐漸維持平衡。不同處理DON含量表現(xiàn)為U + S 〉S 〉 U 〉 CK。而在滅菌培養(yǎng)條件下 (圖 4-c、d)，添加外源氮處理均在前90天維持在20 mg/kg左右變化，90天后迅速增加，至培養(yǎng)結(jié)束，DON分別達(dá)到71.96～76.20 mg/kg (圖 4-c) 和 87.59～132.75 mg/kg(圖4-d)，長(zhǎng)期NPK土壤中添加不同外源氮處理(U、S、U + S) 間DON含量差異不顯著，而長(zhǎng)期秸稈還田土壤中U + S處理顯著高于其他處理。

圖4 添加不同外源氮下長(zhǎng)期秸稈還田土壤的可溶性有機(jī)氮含量Fig. 4 Soil dissolved organic N contents in different N resource treatments under long-term straw incorporation

3 討論

3.1 長(zhǎng)期秸稈還田條件下添加不同外源氮對(duì)土壤無(wú)機(jī)氮的影響

銨態(tài)氮和硝態(tài)氮是植物直接吸收利用的主要氮形態(tài)，能直接反映氮素供應(yīng)水平，且對(duì)氨揮發(fā)和硝態(tài)氮的淋洗或反硝化造成一定影響[30-31]。本研究中，連續(xù)30年的長(zhǎng)期秸稈還田土壤銨態(tài)氮含量明顯高于長(zhǎng)期秸稈不還田土壤 (表1)。土壤中銨態(tài)氮含量受溫度、有機(jī)質(zhì)含量、pH和施肥等因素的影響[32]。土壤pH值對(duì)微生物生長(zhǎng)和有機(jī)質(zhì)礦化具有重要作用，而長(zhǎng)期秸稈還田配施化肥能增加土壤有機(jī)質(zhì)和速效氮含量，使土壤pH值保持相對(duì)穩(wěn)定的水平[33]，有機(jī)質(zhì)含量的增加，大大增加了土壤中生物有效性碳的含量，使土壤C/N維持在適宜土壤微生物生長(zhǎng)的范圍，極大地促進(jìn)了土壤氮素的礦化過(guò)程[34-35]。正常培養(yǎng)條件下 (不滅菌)，添加尿素、秸稈和秸稈配施尿素處理均能提高土壤含量，以添加尿素效果最好。至培養(yǎng)結(jié)束，添加尿素處理的土壤含量分別較添加其他氮源提高72.41%～455.25%和13.45%～36.80%。其中，添加尿素配施秸稈處理在輸入生物有效性碳的同時(shí)，通過(guò)尿素增加了土壤氮素的含量，C/N適宜，較大限度地促進(jìn)了礦化作用[20]，其含量?jī)H次于單施尿素處理。本試驗(yàn)所選用的長(zhǎng)期定位試驗(yàn)點(diǎn)土壤有機(jī)質(zhì)含量較高，而添加秸稈處理是在有機(jī)質(zhì)本底值較高的土壤中繼續(xù)增加有機(jī)碳組分，且秸稈添加量較大，折算成純氮后相當(dāng)于N 150 kg /hm2，而微生物的生長(zhǎng)也需要消耗大量氮，因此，其銨態(tài)氮和硝態(tài)氮低于另外兩個(gè)外源氮處理[13,33]。

3.2 長(zhǎng)期秸稈還田條件下添加不同外源氮對(duì)土壤微生物氮和可溶性有機(jī)氮的影響

本研究中，添加尿素、秸稈或秸稈配施尿素均能提高土壤微生物氮含量 (圖3)。在培養(yǎng)0～20天期間，微生物氮迅速增加，這可能是由于微生物在水分和外源氮的刺激下大量繁殖造成[4]。培養(yǎng)第20天時(shí)，以添加尿素和秸稈配施尿素處理的微生物氮含量最高，添加秸稈處理次之，研究結(jié)果可能與土壤有機(jī)質(zhì)本底值及C/N的變化有關(guān)[17]。與NPK相比，在NPKS基礎(chǔ)上各處理在培養(yǎng)130 天時(shí)的微生物氮含量均顯著增加。研究表明，隨著秸稈還田年限的增加，土壤微生物量的增加也會(huì)更加穩(wěn)定[36]，具體原因可能是，秸稈還田后使土壤質(zhì)量得到改善，秸稈中的養(yǎng)分為微生物提供了豐富的碳源和能源，細(xì)菌大量繁殖并充分利用秸稈中的有機(jī)態(tài)氮[37]。

土壤可溶性有機(jī)氮在培養(yǎng)期間的變化趨勢(shì)與微生物氮變化趨勢(shì)相似，且添加尿素配施秸稈處理含量最高，各外源氮處理土壤可溶性有機(jī)氮均在培養(yǎng)30天時(shí)達(dá)到峰值，而微生物氮?jiǎng)t提前至20天左右達(dá)到最高值。這是由于微生物通過(guò)分解有機(jī)物料、提供代謝產(chǎn)物和自身殘?bào)w提高土壤可溶性有機(jī)氮含量，同時(shí)土壤可溶性有機(jī)氮可作為促進(jìn)微生物生長(zhǎng)的氮源[38]。此外，NPKS土壤添加不同外源氮處理的可溶性有機(jī)氮含量均高于NPK土壤，主要是秸稈中的有機(jī)氮含量較高，有機(jī)氮在礦化過(guò)程中產(chǎn)生了大量的小分子含氮化合物如氨基酸、氨基糖、蛋白質(zhì)等，增加了土壤中可溶性有機(jī)氮含量[39]。

4 結(jié)論

與長(zhǎng)期單施化肥相比，長(zhǎng)期秸稈還田配施化肥更有利于提高土壤銨態(tài)氮儲(chǔ)量。與添加秸稈N 150 kg/hm2和秸稈配施尿素N 300 kg/hm2相比，添加尿素N 150 kg/hm2更有利于提高土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量。在長(zhǎng)期秸稈還田配施化肥的土壤上，添加秸稈和尿素更有利于土壤微生物氮和可溶性有機(jī)氮的提高。長(zhǎng)期秸稈還田有利于提升土壤活性氮庫(kù)尤其是土壤有機(jī)態(tài)氮庫(kù)的容量，進(jìn)而保障土壤氮素供應(yīng)。