控制灌溉下秸稈還田對稻田土壤氮素組成的影響

張忠學(xué) 李鐵成 齊智娟 蘭佳欣 陳 鵬 聶堂哲

(1.東北農(nóng)業(yè)大學(xué)水利與土木工程學(xué)院， 哈爾濱 150030；2.東北農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)業(yè)水資源高效利用重點實驗室， 哈爾濱 150030)

0 引言

我國水稻種植面積占糧食總面積的28%，而其耗水量占全國總用水量的54%左右,占農(nóng)業(yè)總用水量的65%以上[1]，用水量大且水分利用效率低。東北黑土區(qū)作為我國重要的水稻種植區(qū)域，耕地平均占有水資源量6.9×103m3/hm2，僅相當(dāng)于全國平均水平的23%[2]。因此，發(fā)展節(jié)水灌溉是東北黑土區(qū)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的必然選擇。在水稻生產(chǎn)過程中產(chǎn)生了豐富的秸稈資源，但目前東北黑土區(qū)仍面臨秸稈焚燒嚴(yán)重、利用率低等問題[3]。因此探究節(jié)水灌溉條件下推行秸稈還田的可行性，對于促進東北黑土區(qū)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展，保障國家糧食安全具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

試驗于2017年和2018年在黑龍江省水稻灌溉試驗站進行，該站(127°40′45″E，46°57′28″N) 位于慶安縣和平鎮(zhèn)，是典型的寒地黑土分布區(qū)。從水稻移栽到成熟，該地區(qū)2017、2018年水稻生長期內(nèi)日氣溫和降雨量變化如圖1所示，多年平均水面蒸發(fā)量750 mm，作物水熱生長期為156～171 d，全年無霜期128 d。氣候特征屬寒溫帶大陸性季風(fēng)氣候。供試土壤為黑土型水稻土，種植水稻20 a以上，土壤耕層厚度11.3 cm，犁底層厚度10.5 cm，土壤容重1.01 g/cm3，孔隙度61.8%。2017年移栽與施肥前土壤基本理化性質(zhì)為: pH值6.45,耕層土壤(0～20 cm)基礎(chǔ)肥力(均為質(zhì)量比)為: 有機質(zhì)41.8 g/kg、全氮15.06 g/kg、全磷15.23 g/kg、全鉀20.11 g/kg、堿解氮198.29 mg/kg、有效磷36.22 mg/kg和速效鉀112.06 mg/kg。2018年移栽與施肥前土壤基本理化性質(zhì)為:pH值6.45,耕層土壤(0～20 cm)基礎(chǔ)肥力(均為質(zhì)量比)為:有機質(zhì)42.9 g/kg、全氮17.16 g/kg、全磷15.25 g/kg、全鉀20.22 g/kg、堿解氮198.29 mg/kg、有效磷37.43 mg/kg和速效鉀112.13 mg/kg。

1.2 試驗設(shè)計

試驗采用施氮量和秸稈還田量2因素試驗?？刂乒喔饶Ｊ匠痉登嗥谔锩姹３?～25 mm淺薄水層外，其余各生育階段均不建立水層，以根層的土壤含水率為控制指標(biāo)確定灌水時間和灌水定額，灌水上限為土壤飽和含水率，分蘗前期、分蘗中期、分蘗末期、拔節(jié)孕穗期、抽穗開花期及乳熟期土壤含水率下限分別為飽和含水率的85%、85%、60%、85%、85%、70%。全生育期施氮(純氮)量設(shè)置4個水平，即N0(0 kg/hm2)、N1(85 kg/hm2)、N2(110 kg/hm2)、N3(135 kg/hm2)。秸稈還田量設(shè)置為有秸稈還田(上茬稻草全部還田，還田量為6 t/hm2)和無秸稈還田2個水平。試驗共8個處理，每個處理設(shè)3次重復(fù)，共24個試驗小區(qū)，每個小區(qū)面積100 m2(10 m×10 m)，各小區(qū)之間田埂向地下內(nèi)嵌40 cm深的塑料板，防止各小區(qū)間的水氮交換。氮肥按照基肥、蘗肥、穗肥質(zhì)量比例為4.5∶2∶3.5分施，基肥于水稻移栽前1 d施入，蘗肥于移栽后24 d施入，穗肥于移栽后72 d施入，各處理磷、鉀肥用量(P2O545 kg/hm2、K2O 80 kg/hm2)均一致，磷肥在移栽前一次性施用，鉀肥于移栽前和水稻8.5葉齡時分2次施用，前后施肥量比例為1∶1。秸稈于秋季收獲后，使用粉碎機粉碎(長度小于10 cm)，然后翻埋于土壤中，翻耕深度20 cm。試驗選用當(dāng)?shù)氐乃酒贩N“龍慶稻3號”，其他大田管理措施如病蟲害防治等均與當(dāng)?shù)馗弋a(chǎn)田保持一致。2017年5月17日將長勢相同的水稻幼苗進行移栽，9月20日收獲；2018年5月18日將長勢相同的水稻幼苗進行移栽，9月22日收獲。

1.3 測定項目與方法

于水稻收獲后，在各試驗小區(qū)內(nèi)選取5個樣品點，使用直徑為3.5 cm的土鉆采集0～20 cm土層的土壤樣品，將土壤樣品混勻，剔除肉眼可見的植物殘體、礫石等雜物，裝入樣品袋，帶回實驗室。一部分土壤樣品放入干燥箱105℃干燥至質(zhì)量恒定，測定土壤含水率；一部分土壤樣品使用1 mol/L KCl溶液室溫振蕩1 h浸提，浸提液過濾后備用。浸提液使用 AA3型連續(xù)流動分析儀(Seal Analytical GmbH，德國，靈敏度 0.001 AUFS)測定銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量，采用K2S2O8氧化法在線氧化測定總可溶性氮(TSN)的含量，剩余土壤樣品放入樣品袋密封冷藏保存。

(1)

式中w——土壤表層銨態(tài)氮、硝態(tài)氮質(zhì)量比，mg/kg

c——浸提液測試值，mg/L

m——土壤質(zhì)量，g

土壤表層可溶性有機氮(SON)含量計算公式為

(2)

式中S——土壤表層可溶性有機氮質(zhì)量比，mg/kg

T——土壤表層總可溶性氮質(zhì)量比，mg/kg

(3)

(4)

(5)

式中M1——銨態(tài)氮在總可溶性氮中分配百分比，%

M2——硝態(tài)氮在總可溶性氮中分配百分比，%

M3——可溶性有機氮在總可溶性氮中分配百分比，%

wSON——土壤表層可溶性有機氮質(zhì)量比，mg/kg

wTSN——土壤表層總可溶性氮質(zhì)量比，mg/kg

于水稻成熟期從各試驗小區(qū)內(nèi)隨機選取代表性水稻3株，將水稻植株地上部分分為莖、葉、穗3部分，放入干燥箱105℃、鼓風(fēng)條件下殺青30 min，然后70℃干燥至質(zhì)量恒定。干燥后的樣品使用球磨機進行粉碎處理，過80目篩后混勻，采用H2SO4-H2O2消煮法和AA3型連續(xù)流動分析儀測定植株各部位全氮含量，剩余樣品粉碎過篩后放入樣品袋密封保存。

土壤表層(0～20 cm)氮礦化量根據(jù)氮平衡公式推算[11]，即

Nm=Nc+Na-Nf-Ni

(6)

其中

Na=0.1dPbC

(7)

圖2 不同處理水稻收獲后土壤表層(0～20 cm)無機氮含量Fig.2 Inorganic nitrogen content in soil surface (0～20 cm) of each treatment after rice harvesting

式中Nm——氮礦化量，kg/hm2

Nc——收獲后植株吸氮量，kg/hm2

Na——水稻收獲后土壤表層(0～20 cm)礦質(zhì)氮累積量，kg/hm2

Nf——施入氮肥量，kg/hm2

Ni——土壤初始礦質(zhì)氮累積量，kg/hm2

d——土層厚度，cm

Pb——土壤容重，g/cm3

C——土層中礦質(zhì)氮質(zhì)量比，mg/kg

將剩余土壤樣品放入干燥箱105℃干燥至質(zhì)量恒定，粉粹、過篩。使用微量天平稱取土壤樣品，用錫箔杯包好，經(jīng)自動進樣器進入元素分析儀。穩(wěn)定同位素δ15N測試在東北農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)業(yè)農(nóng)村部水資源高效利用重點實驗室完成，采用元素分析儀(Flash 2000 HT，Thermo Fisher Scientific，美國)和同位素質(zhì)譜儀(DELTA V Advantage，Thermo Fisher Scientific，美國)聯(lián)用的方法測定土壤表層δ15N豐度。

氮同位素以δ值的形式給出，計算公式為

(8)

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Excel程序進行數(shù)據(jù)的相關(guān)計算，SPSS 19.0程序進行雙變量相關(guān)性分析和顯著性分析，Origin 9.0軟件進行作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 控制灌溉下秸稈還田與不同施氮量對土壤表層銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、可溶性有機氮含量的影響

圖3 不同處理水稻收獲后土壤表層(0～20 cm)SON含量Fig.3 Soil surface (0～20 cm) SON content of each treatment after rice harvesting

圖4 不同處理水稻收獲后土壤表層(0～20 cm)總可溶性氮分配比例Fig.4 Distribution ratio of total soluble nitrogen in soil surface (0～20 cm) of each treatment after rice harvesting

2.2 控制灌溉下秸稈還田與不同施氮量對土壤表層總可溶性氮分配比例變化的影響

稻作控制灌溉模式下，秸稈還田與不同施氮量對水稻收獲后土壤表層總可溶性氮分配比例的影響見圖4?？傮w而言，控制灌溉模式下，2年無秸稈與施加秸稈處理土壤表層總可溶性氮分配比例M3均大于M1、M2。2年試驗表明，稻作控制灌溉模式下，2017年無秸稈N1處理M1較N0處理減小6.3%，M2減小4.1%，N2、N3處理M1較N0處理增大17.8%、32.7%，M2較N0增大16.2%、15.0%，N1處理M3較N0處理增大0.7%，N2、N3處理M3較N0處理減小2.1%、3.0%。2018年無秸稈N1處理M1較N0處理減小0.1%，M2減小2.1%，N2、N3處理M1較N0處理增大14.2%、31.6%，M2較N0處理增大6.7%、39.1%，N1處理M3較N0處理增大0.2%，N2、N3處理M3較N0處理減小0.2%、5.7%。

施加秸稈后，2年N1、N2、N3處理M1隨著施氮量的增加逐漸增大，M2逐漸減小，2017年N0處理M1較N1、N2、N3處理分別增大36.6%、23.2%、14.6%，M2分別增大28.0%、40.7%、54.2%。2018年N0處理M1較N1、N2、N3處理分別增大38.6%、25.0%、22.6%，M2分別增大28.6%、55.1%、64.3%,M3隨著施氮量的增加而逐漸增大。

施加秸稈后，施氮量僅為N2(85 kg/hm2)時，M1、M2均低于無秸稈各施氮處理，M3均高于無秸稈各施氮處理。施加秸稈后，促進土壤表層中總可溶性氮以較穩(wěn)定的可溶性有機氮的形式存在。

2.3 控制灌溉下秸稈還田與不同施氮量對土壤表層氮礦化量的影響

圖5(圖中不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05))為稻作控制灌溉模式下，秸稈還田與不同施氮處理下土壤表層(0～20 cm)氮礦化量。2年試驗表明，控制灌溉模式下，無秸稈處理隨著施氮量的增加，土壤表層氮礦化量逐漸增加，2017年N3處理氮礦化量較N0、N1、N2處理分別增大12.8%、22.9%、30.9%，2018年N3處理氮礦化量較N0、N1、N2處理分別增大7.1%、19.2%、30.4%，其中2017年與2018年N1、N2、N3處理氮礦化量顯著高于N0處理(P<0.05)。

施加秸稈后，土壤表層氮礦化量隨著施氮量的增加而增大，2017年N3處理土壤表層氮礦化量較N0、N1、N2處理分別增加20.2%、34.3%、39.6%，2018年N3處理土壤表層氮礦化量較N0、N1、N2處理分別增加21.4%、38.7%、41.2%，其中2017年與2018年N1、N2、N3處理土壤表層氮礦化量顯著高于N0處理(P<0.05)。

圖5 不同處理土壤表層(0～20 cm)氮礦化量Fig.5 Soil surface (0～20 cm) nitrogen mineralization of each treatment

在相同施氮量水平下，施加秸稈處理土壤表層氮礦化量高于無秸稈處理，2017年與2018年施加秸稈N0處理土壤表層氮礦化量與無秸稈N1、N2、N3處理無顯著性差異(P<0.05)。

2.4 控制灌溉下秸稈還田與不同施氮量對土壤表層δ15N含量的影響

土壤中的有機質(zhì)是天然土壤碳庫和氮庫的源，主要來自地上植物殘體，因此土壤中的碳、氮同位素組成與植物殘體的同位素組成非常相近[12]。土壤氮的穩(wěn)定同位素δ15N豐度的演變，可以靈敏、精確地反映土壤氮生物地球化學(xué)循環(huán)，并且土壤氮同位素組成特征能有效揭示土壤有機質(zhì)的分解程度、土壤氮動態(tài)和含量的微小遷移[13-14]。2017年和2018年控制灌溉模式下，秸稈還田與不同施氮量處理水稻收獲后土壤表層(0～20 cm)δ15N含量如表1所示。2年試驗中，控制灌溉模式下，2017年無秸稈N0處理土壤表層δ15N含量較N1、N2、N3處理分別增加27.5%、8.6%、2.1%，2018年無秸稈N0處理土壤表層δ15N含量較N1、N2、N3分別增加22.1%、6.6%、1.9%，2017年N2、N3處理土壤表層δ15N含量較N1處理分別增加17.4%、24.9%，2018年N2、N3處理土壤表層δ15N含量較N1處理分別增加14.6%、19.8%(P<0.05)。

表1 不同處理水稻收獲后土壤表層(0～20 cm)δ15N含量Tab.1 Soil surface (0～20 cm) δ15N content of each treatment after rice harvesting

注：同列不同字母表示處理間差異顯著(P<0.05)。

施加秸稈后，2017年N0處理土壤表層δ15N含量較N1、N2處理分別增加13.3%、9.0%，2018年N0處理土壤表層δ15N含量較N1、N2處理分別增加11.7%、8.5%，2017年與2018年N3處理土壤表層δ15N含量與N0處理無顯著性差異(P>0.05)。

施加秸稈N1、N2處理土壤表層δ15N含量與無秸稈N2、N3處理無顯著性差異，施加秸稈N3處理土壤表層δ15N含量顯著高于無秸稈N2、N3處理(P<0.05)。土壤氮穩(wěn)定同位素含量對各氮庫中氮元素的遷移具有很好的指示作用，本研究通過對比分析控制灌溉模式下秸稈還田與不同施氮量處理土壤表層δ15N含量，能為東北寒地黑土稻田氮轉(zhuǎn)化過程提供有力證據(jù)。

2.5 控制灌溉下土壤表層總可溶性氮與氮組分以及δ15N含量的相關(guān)關(guān)系

控制灌溉模式下秸稈還田與不同施氮量處理水稻收獲后土壤總可溶性氮與氮組分以及δ15N含量之間的相關(guān)系數(shù)如表2所示?？傮w而言，2017年與2018年土壤總可溶性氮含量與可溶性有機氮、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、δ15N含量之間的相關(guān)性發(fā)生了較大變化。施加秸稈后，2017年可溶性有機氮含量與總可溶性氮含量的相關(guān)性由顯著正相關(guān)變?yōu)檎嚓P(guān)，銨態(tài)氮含量與總可溶性氮含量的相關(guān)性由正相關(guān)變?yōu)樨?fù)相關(guān)，硝態(tài)氮含量與總可溶性氮含量的相關(guān)性由正相關(guān)變成顯著正相關(guān)。2018年銨態(tài)氮含量與總可溶性氮含量的相關(guān)性由顯著正相關(guān)變成負(fù)相關(guān)，硝態(tài)氮與總可溶性氮的相關(guān)性由正相關(guān)變成負(fù)相關(guān)，δ15N含量與總可溶性氮含量相關(guān)性由正相關(guān)變成負(fù)相關(guān)。出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因可能是除了秸稈本身帶有一定量的氮素外，秸稈還田對土壤氮素的變化也產(chǎn)生了重要的影響。2017—2018年無秸稈處理可溶性有機氮含量與總可溶性氮含量的相關(guān)性，由顯著正相關(guān)變成了正相關(guān)，銨態(tài)氮與總可溶性氮的相關(guān)性由正相關(guān)變成顯著正相關(guān)，δ15N含量與總可溶性氮含量的相關(guān)性由負(fù)相關(guān)變成正相關(guān)。2017—2018年施加秸稈處理硝態(tài)氮含量與總可溶性氮含量的相關(guān)性由顯著正相關(guān)變成負(fù)相關(guān)?？扇苄杂袡C氮、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、δ15N含量與總可溶性氮含量相關(guān)性的變化說明土壤總可溶性氮含量與氮組分以及δ15N含量的關(guān)系不僅受秸稈還田的影響，還受施入氮肥或其他因素的共同影響。但在秸稈還田條件下土壤氮素變化的過程機制尚不清楚，有待進一步研究。

表2 不同處理水稻收獲后土壤表層(0～20 cm)總可溶性氮與氮組分、δ15N含量之間的相關(guān)系數(shù)Tab.2 Correlation coefficient between total soluble nitrogen and nitrogen components and δ15N content in soil surface (0～20 cm) of each treatment after rice harvesting

注：*表示P<0.05。

3 討論

土壤氮庫主要分為礦質(zhì)氮和有機氮，礦質(zhì)氮與有機氮含量是土壤肥力的內(nèi)部表征[15]。自然界土壤中，絕大多數(shù)的氮素是有機氮，而可溶性有機氮又是土壤有機氮中最活躍的組分。土壤可溶性有機氮是土壤微生物氮素的重要來源，一些小分子量SON(如游離氨基酸等)可以直接被植物吸收利用[16]。本研究表明，控制灌溉模式下，無秸稈處理土壤表層(0～20 cm)SON含量隨著施氮量的增加而增加，這是因為尿素作為小分子的SON，補充了土壤中的SON含量。施加秸稈后，土壤表層(0～20 cm)SON含量低于無秸稈處理，且隨著施氮量的增加逐漸上升。這與呂盛等[17]得出的結(jié)論一致。這可能是因為，當(dāng)碳氮比較高的秸稈施入土壤后為微生物提供了充足的碳源，微生物大量生長繁殖，由于外源氮源的缺乏，微生物會同化土壤中的可溶性有機氮，造成土壤可溶性有機氮的降低，但隨著施氮量的增加，外源氮源充足，土壤表層(0～20 cm)SON含量逐漸上升，土壤表層M3逐漸增大，促進土壤表層總可溶性氮以較穩(wěn)定的可溶性有機氮形態(tài)存在，從而可以減少土壤氮素流失，防止流域水體污染。

土壤氮素礦化水平直接影響土壤氮素供應(yīng)狀況，本研究表明，控制灌溉模式下，無秸稈處理，土壤表層(0～20 cm)氮礦化量隨著施氮量的增加而增大，這可能是因為施入氮肥(尿素)作為小分子易分解的SON，在土壤中的周轉(zhuǎn)速率快，進入土壤后在脲酶和硝化細(xì)菌等作用下快速轉(zhuǎn)化成礦質(zhì)氮[24]。施加秸稈后，土壤表層(0～20 cm)氮礦化量隨著施氮量的增加而增大，且高于無秸稈相同施氮量處理，這可能是因為微生物活動增強，加速尿素中的小分子SON以及秸稈中SON礦化[25]，使得相同施氮量處理時，施加秸稈處理氮礦化量高于無秸稈處理，施加秸稈可以提高土壤供氮能力。

施用秸稈與化肥在提高土壤肥力與供氮能力的同時，也改變了土壤的氮同位素特征[26]。本研究表明，控制灌溉模式下，無秸稈施氮量N0處理δ15N含量顯著高于其他施氮量處理，N1、N2、N3處理土壤表層δ15N含量逐漸升高；施加秸稈后，N0處理δ15N含量顯著高于其他施氮量處理，N1、N2、N3處理土壤表層δ15N含量逐漸升高。這可能是因為化肥氮δ15N含量較低，一般為-0.38%～0.09%，秸稈中δ15N含量一般為1%，高者可達(dá)2%[27]，隨著施氮量的增加，植株吸收的化肥氮增多，導(dǎo)致土壤中重同位素富集。這與郭智成等[27]的研究結(jié)果一致?？扇苄杂袡C氮、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、δ15N含量與總可溶性氮含量相關(guān)系數(shù)的變化說明土壤總可溶性氮含量與氮組分以及δ15N含量的關(guān)系不僅受秸稈還田、施入氮肥的影響，還可能受降雨量、溫度、光照、土壤pH值等多種因素的共同影響。

4 結(jié)論

(2)稻作控制灌溉模式下，秸稈還田可提高土壤供氮能力，N0處理土壤表層氮礦化量與無秸稈處理最高氮礦化量無顯著性差異(P>0.05)，隨著施氮量的增加，土壤表層氮礦化量顯著高于無秸稈處理(P<0.05)。無秸稈還田處理隨著施氮量的增加，土壤表層氮礦化量逐漸增大。