不同質(zhì)地黑土凈氮轉(zhuǎn)化速率和溫室氣體排放規(guī)律研究

郎 漫，李 平*，魏 瑋

氮是植物生長發(fā)育所必需的大量營養(yǎng)元素。雖然土壤中氮的來源有多種途徑，但植物吸收利用的氮主要來自土壤和肥料[1]。土壤中的氮主要以有機氮的形態(tài)存在，土壤有機氮經(jīng)微生物礦化作用轉(zhuǎn)化為可以被植物直接吸收利用的銨態(tài)氮，因此礦化作用的強弱可以指示土壤本身供氮能力的大小[2]。有機氮礦化產(chǎn)生的銨態(tài)氮在有氧條件下發(fā)生硝化作用轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，產(chǎn)生的硝態(tài)氮在降雨或者灌溉后可能發(fā)生淋溶而進入地下水和地表水中。此外，硝化過程中會產(chǎn)生中間產(chǎn)物溫室氣體N2O，硝化過程產(chǎn)生的硝態(tài)氮經(jīng)反硝化作用也會導(dǎo)致氣態(tài)氮的損失。因此，研究土壤中的氮素礦化和硝化作用以及溫室氣體排放規(guī)律對于合理施用氮肥，提高氮肥利用率，保護農(nóng)村生態(tài)環(huán)境，促進農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展具有重要意義。

土壤中有機氮的礦化作用和硝化作用受水熱條件、土壤性質(zhì)、土地利用方式和底物數(shù)量等多種因素的影響[3-5]。土壤質(zhì)地與土壤的通氣性和水分狀況直接相關(guān)[6]，進而可能影響礦化作用和硝化作用的發(fā)生程度。Sleutel等[7]認為土壤質(zhì)地是影響有機氮礦化的主要因子，壤土的基礎(chǔ)供氮能力和基礎(chǔ)產(chǎn)量優(yōu)于砂土[8]。砂土的通氣性能好，利于硝化作用的發(fā)生，但砂土的養(yǎng)分含量低，硝化細菌的數(shù)量少、活性差，因此硝化能力主要受制于微生物活性的高低[9]。壤土的粉粒和黏粒含量相對較高，即使在水分含量較少的情況下也容易形成厭氧微區(qū)，導(dǎo)致硝化作用和反硝化作用偶聯(lián)，促進N2O的大量排放[10-11]。而砂土即使在100%土壤充水孔隙度（WFPS）水分條件下，硝化作用仍是N2O排放的主要貢獻源[12]。與N2O排放類似，土壤質(zhì)地的差異也會影響土壤CO2的排放。有研究表明[13]，添加相同玉米秸稈條件下粉質(zhì)黏土的CO2排放量要高于砂壤土。由此可見，土壤質(zhì)地在土壤氮轉(zhuǎn)化和溫室氣體排放過程中起著重要的作用，其影響機制還有待于深入研究。

黑龍江省半干旱地區(qū)地廣人稀，土地資源豐富，是我國重要的商品糧基地。區(qū)內(nèi)土壤類型多樣，分布復(fù)雜，其中的兩種重要農(nóng)業(yè)耕作土壤——壤砂土和粉壤土均以種植玉米為主[14]。由于降雨偏少且分布不均勻，土壤風(fēng)蝕狀況嚴重，導(dǎo)致該地區(qū)的土壤肥力不斷下降，生產(chǎn)力不高[15]。為了提高作物產(chǎn)量，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中大量施用氮肥，過量化學(xué)氮的輸入勢必會對土壤氮循環(huán)過程和溫室氣體排放造成影響。然而，目前有關(guān)東北黑土區(qū)半干旱地區(qū)不同質(zhì)地耕作土壤的氮素轉(zhuǎn)化和溫室氣體排放規(guī)律的研究尚未見諸報道。因此，本研究以黑龍江省半干旱地區(qū)的壤砂土和粉壤土為對象，通過室內(nèi)培養(yǎng)試驗研究土壤質(zhì)地對凈礦化速率、凈硝化速率、N2O和CO2排放的影響規(guī)律及其機制，以期為黑土區(qū)半干旱地區(qū)耕作土壤的合理施肥和可持續(xù)利用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 土樣采集

供試土壤樣品為壤砂土和粉壤土（國際制土壤質(zhì)地分類）。壤砂土采自黑龍江省西南部的杜爾伯特蒙古族自治縣（124°42'E，48°47'N），地處嫩江東岸，南接大慶市，北臨齊齊哈爾市，西臨內(nèi)蒙古。該地區(qū)屬中溫帶大陸性半干旱季風(fēng)氣候，年平均氣溫3.1℃，年平均降雨量407.7 mm，且時空分布不均，70%的降雨集中在6—8月。春季風(fēng)大，氣候干燥、蒸發(fā)力強，土壤風(fēng)蝕非常嚴重。壤砂土是該地區(qū)的主要農(nóng)業(yè)耕作土壤，占黑龍江省西部農(nóng)業(yè)種植區(qū)土壤總面積的12.5%。粉壤土取自黑龍江省中南部的青岡縣（125°20'E，47°29'N），距離杜爾伯特蒙古族自治縣70 km，屬中溫帶大陸性季風(fēng)氣候，年平均氣溫2.4℃，年平均降雨量450.1 mm，81%的降雨發(fā)生在6—8月，基本是雨熱同季，有利于農(nóng)作物生長發(fā)育。兩個采樣區(qū)的傳統(tǒng)種植方式均為玉米連作，5月播種，10月收獲，年均氮肥施用量約為750 kg N·hm-2，2017年10月玉米收割后采集土壤樣品。兩個采樣區(qū)各設(shè)置3個空間重復(fù)，每個空間重復(fù)采樣點均按照S形采樣法多點采集表層土壤（0～20 cm），去除可見的植物殘體和砂粒，室溫下風(fēng)干、混勻、磨細過2 mm篩，4℃儲存?zhèn)溆?。土壤的基本理化性質(zhì)見表1。

1.2 土壤培養(yǎng)

兩種土壤均稱取一系列30 g（干基）土樣分別置于250 mL三角瓶中，用移液管向土壤表面均勻滴入去離子水使得土壤水分含量達到40%最大持水量，20℃下預(yù)培養(yǎng)7 d以便激活土壤微生物。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，向土壤中加入1 mL NH4NO3溶液使得氮濃度達到40μg NH+4-N·g-1和40 μg NO-3-N·g-1，同時將土壤水分含量調(diào)至60%最大持水量。用錫箔蓋住三角瓶的瓶口，并在錫箔上扎5個洞以利于通氣，然后將三角瓶置于20°C的恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)7 d。培養(yǎng)期間每日打開錫箔通氣30 min，同時稱質(zhì)量補水使得土壤水分保持在60%最大持水量。分別于培養(yǎng)后0、1、3、5、7 d進行破壞性取樣，每種土壤各取3瓶作為室內(nèi)重復(fù)進行氣體樣品的采集。采氣前將錫箔去掉，用帶有取氣孔的硅膠塞蓋緊瓶口，分別在密閉瓶口后的0 h和24 h進行采氣。采氣時用20 mL注射器反復(fù)抽取5次以利于瓶內(nèi)空氣混勻，然后抽取20 mL氣體注入事先抽真空的12.5 mL取氣瓶中，測定N2O和CO2的濃度。氣體采集后，向三角瓶中加入75 mL 2 mol·L-1KCl溶液，恒溫振蕩1 h后過濾，將濾液收集至100 mL塑料瓶中，測定濾液中NH+4-N和NO-3-N濃度。

表1 供試土壤的基本理化性質(zhì)（平均值±標準差）Table 1 Physic-chemical properties of thetest soils（Mean±standard deviation）

1.3 測定項目與方法

土壤pH采用電位法測定（水土比為2.5∶1）；土壤最大持水量（WHC）采用漏斗法測定[16]；土壤黏粒、粉粒和砂粒含量采用吸管法測定；土壤有機碳采用重鉻酸鉀外加熱容量法測定；全氮含量采用凱氏定氮法測定；水溶性有機碳和有機氮用冷水浸提（液土比為5∶1），過微孔濾膜后用有機碳氮分析儀測定；土壤無機氮含量（NH+4-N和NO-3-N）用2 mol·L-1KCl浸提（液土比為2.5∶1），過濾后用流動分析儀測定；N2O和CO2氣體濃度采用島津氣相色譜儀測定。

1.4 結(jié)果計算與統(tǒng)計分析

凈硝化速率采用培養(yǎng)前后NO-3-N的變化量除以培養(yǎng)時間計算得出，凈礦化速率采用培養(yǎng)前后無機氮（NH+4-N和NO-3-N）的變化量除以培養(yǎng)時間計算得出。氣體排放速率和累積排放量參照文獻[17]中的計算方法。N2O排放比率為N2O累積排放量與凈硝化氮量之比[18]。

全文采用Origin作圖，采用SPSS 13.0軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 無機氮含量的動態(tài)變化

培養(yǎng)過程中土壤無機氮含量的動態(tài)變化如圖1所示。隨著培養(yǎng)時間的推進，壤砂土和粉壤土NH+4-N含量均呈逐漸下降的趨勢，且粉壤土中NH+4-N含量的下降速度較壤砂土快。壤砂土中NH+4-N含量由0 d時的44.7 mg N·kg-1下降至培養(yǎng)結(jié)束時的36.5 mg N·kg-1，粉壤土中 NH+4-N含量則由0 d時的39.2 mg N·kg-1下降到培養(yǎng)結(jié)束時的12.1 mg N·kg-1。與NH+4-N的變化相反，壤砂土和粉壤土中NO-3-N含量均隨培養(yǎng)的進行逐漸上升，培養(yǎng)結(jié)束后，壤砂土和粉壤土中NO-3-N含量分別為72.8、99.3 mg N·kg-1，粉壤土中NO-3-N含量的上升速度大于壤砂土，說明培養(yǎng)過程中土壤發(fā)生硝化作用導(dǎo)致了NO-3-N的積累。

2.2 凈硝化速率和凈礦化速率

土壤質(zhì)地類型對硝化作用和礦化作用的影響非常顯著（圖2）。培養(yǎng)7 d后，粉壤土的平均凈硝化速率為 5.02 mg N·kg-1·d-1，是壤砂土（1.65 mg N·kg-1·d-1）的3.04倍，兩者差異極顯著（P＜0.01）；粉壤土的平均凈礦化速率為1.37 mg N·kg-1·d-1，是壤砂土（0.49 mg N·kg-1·d-1）的2.82倍，兩者差異極顯著（P＜0.01）。

2.3 N2O排放速率及其累積排放量

圖1 壤砂土和粉壤土中無機氮含量的動態(tài)變化Figure 1 Dynamic changes of inorganic Nin loamy sand soil and silt loam soil

圖2 培養(yǎng)7 d后壤砂土和粉壤土的凈硝化速率和凈礦化速率Figure 2 The net nitrification and mineralization rates of loamy sand soil and silt loam soil over a 7-day incubation period

圖3 壤砂土和粉壤土的N2O排放速率和累積排放量Figure 3 The N2Oemission rate and cumulative emissions from loamy sand soil and silt loamsoil

培養(yǎng)期間壤砂土和粉壤土的N2O排放速率動態(tài)變化趨勢相似（圖3），均表現(xiàn)為隨著培養(yǎng)的進行逐漸增加，達到峰值后又迅速下降，但是兩者峰值出現(xiàn)的時間有所不同。壤砂土的N2O排放速率峰值出現(xiàn)在培養(yǎng)后的第5 d，而粉壤土的N2O排放速率峰值出現(xiàn)在培養(yǎng)后的第3 d。整個培養(yǎng)期間粉壤土的N2O排放速率介于334～588 ng N2O-N·kg-1·h-1之間，平均排放速率為521.3 ng N2O-N·kg-1·h-1，而壤砂土的N2O排放速率介于131～277 ng N2O-N·kg-1·h-1之間，平均排放速率為212.6 ng N2O-N·kg-1·h-1，顯著低于粉壤土（P＜0.05）。N2O累積排放量隨著培養(yǎng)時間的延長逐漸增加（圖3），培養(yǎng)7 d后粉壤土的N2O累積排放量達到87.6μg N2O-N·kg-1，顯著高于壤砂土的35.7μg N2O-N·kg-1（P＜0.05）。

粉壤土的N2O排放比率在整個培養(yǎng)期間變化不大，介于0.210%～0.254%之間（圖4）。壤砂土的N2O排放比率在培養(yǎng)后的第1 d較低（0.081%），隨后迅速增加，第3 d和第5 d變化不大，之后又迅速增加，至培養(yǎng)后的第7 d，N2O排放比率達到了0.301%。

2.4 CO2排放速率及其累積排放量

壤砂土和粉壤土的CO2排放速率均隨著培養(yǎng)的推進呈現(xiàn)逐漸下降的趨勢（圖5），說明土壤中可被微生物利用的有效碳數(shù)量在逐漸降低。壤砂土的CO2排放速率由第1 d的0.36 mg CO2-C·kg-1·h-1逐漸下降至第7 d的0.25 mg CO2-C·kg-1·h-1，平均排放速率為0.30 mg CO2-C·kg-1·h-1。粉壤土的CO2排放速率由第1 d的0.59 mg CO2-C·kg-1·h-1逐漸下降至第 7 d的0.36 mg CO2-C·kg-1·h-1，平均排放速率為 0.47 mg CO2-C·kg-1·h-1。整個培養(yǎng)期間，粉壤土的CO2排放速率均顯著高于壤砂土（P＜0.05）。

培養(yǎng)期間CO2累積排放量隨培養(yǎng)的進行顯著增加（圖5）。至培養(yǎng)后的第7 d，粉壤土的CO2累積排放量達到78.8 mg CO2-C·kg-1，顯著高于壤砂土的50.7 mg CO2-C·kg-1（P＜0.05）。

圖4 壤砂土和粉壤土的N2O排放比率Figure 4 N2Oemission ratio fromloamy sand soil and silt loam soil

圖5 壤砂土和粉壤土的CO2排放速率和累積排放量Figure 5 CO2 emission rate and cumulative emissions fromloamy sand soil and silt loam soil

3 討論

3.1 凈氮轉(zhuǎn)化速率

土壤氮素轉(zhuǎn)化過程是由微生物控制的，土壤微生物活性受到很多因素的影響，而土壤質(zhì)地是眾多影響因素中非常重要的一個[19-20]，本文的研究結(jié)果也證實了這一點。有研究指出，土壤質(zhì)地主要通過影響土壤微生物活動以及土壤黏粒與有機質(zhì)相結(jié)合以保護有機質(zhì)的方式來影響氮素的礦化[21]。此外，土壤質(zhì)地對土壤團聚體、土壤顆粒和土壤孔隙的大小和分布有很大影響，進而影響水分和氣體在土壤中的傳輸和運移，最終影響土壤氮轉(zhuǎn)化過程[6]。通常，壤砂土在長期耕作過程中其易分解的碳氮有機物已經(jīng)消耗殆盡，可供微生物利用的有效碳氮很少，微生物活性相對較弱；而質(zhì)地較好、水氣較為協(xié)調(diào)的粉壤土對養(yǎng)分的保持能力高于壤砂土，微生物生物量和活性較高，有利于有機氮礦化作用的進行[22]。本研究中，壤砂土的凈礦化速率顯著低于粉壤土，還可能與壤砂土的有機碳含量較低有關(guān)（表1）。已有研究結(jié)果表明[23]，有機碳能夠為土壤微生物提供底物和能量，促進微生物的生長和繁殖。因此，土壤有機碳含量越高，微生物活性越強，凈礦化速率越高[24]。水溶性有機碳雖然占土壤有機碳庫的一小部分，但最容易被微生物利用，其含量直接影響土壤微生物的數(shù)量和活性[25]。因此，壤砂土相對較低的有機碳和水溶性有機碳含量，是導(dǎo)致凈礦化速率顯著低于粉壤土的另一主要原因。田冬等[22]研究表明，砂土的pH、有機質(zhì)和全氮含量顯著低于粉黏壤土和黏土，其凈氮礦化速率也最低，這與本文的研究結(jié)果一致。壤砂土相對粉壤土具有較低的凈礦化速率，表明壤砂土的氮素供應(yīng)能力較低，能為植物提供的可利用有效氮數(shù)量有限，實際生產(chǎn)中需要施用氮肥以保證作物對養(yǎng)分的需求。然而，由于壤砂土砂粒含量高，粉粒和黏粒含量較低，土壤對NH+4-N和NO-3-N的固持作用勢必很弱，導(dǎo)致土壤的保肥性能差。因此，氮肥施用要采取少量多次的方式，以防止NO-3-N淋溶造成的氮素損失。

土壤質(zhì)地對凈硝化速率的影響規(guī)律與凈礦化速率相同，也表現(xiàn)為壤砂土的凈硝化速率顯著低于粉壤土。土壤質(zhì)地通過影響土壤水分含量、透氣性及氧化還原電位來影響硝化活性[9]。通常壤砂土的砂粒含量高，黏粒含量低，通氣性能好，利于硝化作用的發(fā)生，但本研究中壤砂土的硝化速率顯著低于粉壤土，這可能是因為硝化作用同時受土壤pH、養(yǎng)分有效性以及土壤環(huán)境等多因素的影響[26]。很多室內(nèi)試驗和田間試驗結(jié)果表明，pH對硝化速率有顯著影響，硝化微生物的活性隨著pH的升高而升高[27-29]。本研究中壤砂土相對較低的pH抑制了硝化微生物的生長和繁殖[30]，而且低pH下發(fā)生的硝化作用主要是真菌主導(dǎo)的異養(yǎng)硝化，其硝化能力遠低于高pH下細菌主導(dǎo)的自養(yǎng)硝化作用[31]。鮑俊丹等[32]研究了我國典型土壤硝化作用與土壤性質(zhì)的關(guān)系，發(fā)現(xiàn)在各種因素中，pH對土壤硝化速率的影響最大。丁洪等[33]針對不同類型土壤硝化活性差異的研究結(jié)果也表明，pH低的土壤硝化活性弱，硝化率低，硝化作用與土壤質(zhì)地和pH有很大關(guān)系，這與本文的研究結(jié)果一致。另外，與粉壤土相比，壤砂土的凈礦化速率較低，能夠為硝化微生物提供的硝化底物數(shù)量較少，間接抑制了硝化作用的發(fā)生。由此可見，土壤質(zhì)地對硝化速率的影響關(guān)系復(fù)雜，很難斷定試驗結(jié)果差異是單純由質(zhì)地差異引起的，還是由多個因素的交互作用所致[34]。這也進一步說明，有關(guān)不同質(zhì)地土壤氮轉(zhuǎn)化過程的研究還需進行深入的探索，以明確多重影響因素的具體貢獻及其作用機制。

3.2 N2O排放

土壤排放的N2O主要來自硝化作用和反硝化作用兩個過程。本研究是在好氧條件下進行的，土壤水分含量在整個培養(yǎng)期間保持在60%WHC，有利于硝化作用的進行。本文中壤砂土和粉壤土的N2O排放比率為0.081%～0.301%，與文獻[35]中報道的硝化過程排放的N2O占硝化氮的比率（0.03%～0.20%）相當，說明硝化作用是兩種土壤N2O排放的主要貢獻源。粉壤土相對于壤砂土具有較高的凈硝化速率，因此導(dǎo)致了粉壤土的N2O排放速率也較高，這與Pihlatie等[12]和Syv?salo等[36]的研究結(jié)果一致。有研究指出[10-11]，如果土壤的黏粒含量較高，硝化速率較快，那么即使在好氧條件下進行培養(yǎng)，土壤中也可能形成厭氧微區(qū)促進反硝化作用的發(fā)生和N2O的大量排放，這是因為硝化過程消耗氧氣，硝化作用的快速發(fā)生會導(dǎo)致土壤微粒間氧氣供應(yīng)不足。此外，培養(yǎng)前向土壤中用移液管添加水分和氮溶液的過程不可能均勻一致，很可能導(dǎo)致黏粒被水分飽和形成厭氧微區(qū)。因此，本研究中粉壤土較高的黏粒含量和較高的硝化速率很可能促進了土壤中某些微區(qū)內(nèi)氧氣的匱乏，發(fā)生了反硝化作用，導(dǎo)致N2O排放量顯著高于壤砂土。另外，土壤質(zhì)地和孔隙度大小都會影響土壤的通氣性，進而影響N2O的排放[37]。相對于粉壤土而言，壤砂土砂粒含量很高，粉粒和黏粒含量很低，通氣性好，不利于土壤厭氧微區(qū)的形成和反硝化作用的發(fā)生。Pihlatie等[12]的研究結(jié)果指出，即使砂土在100%WFPS水分條件下進行培養(yǎng)，硝化作用仍是N2O排放的主要貢獻源，由此可見砂土具有良好的通氣性能。

3.3 CO2排放

在沒有種植作物的實驗室培養(yǎng)條件下，土壤中CO2的排放主要來自土壤中微生物的呼吸作用。因此土壤呼吸作用的強度可以用來表征土壤微生物活性的大小[38]。土壤呼吸排放的CO2受物理、化學(xué)、生物等多方面因素的影響，與土壤中有機質(zhì)的數(shù)量和質(zhì)量，微生物的種類、數(shù)量和活性以及土壤質(zhì)地有著密切關(guān)系[39]。本研究中粉壤土的CO2排放速率和累積排放量顯著高于壤砂土，說明土壤質(zhì)地類型對CO2排放具有顯著影響。通常大孔隙多、透氣性良好的土壤質(zhì)地結(jié)構(gòu)有利于氣體的排放和運輸，從而表現(xiàn)出較高的CO2排放量[40]。本研究中雖然壤砂土的透氣透水性能優(yōu)于粉壤土，但是其CO2排放量仍顯著低于粉壤土，說明土壤質(zhì)地不是導(dǎo)致兩種土壤CO2排放差異的主要原因。研究表明，土壤有機碳是微生物活動的底物，其含量的高低直接決定了土壤CO2的排放量[41]。本研究中粉壤土相對于壤砂土具有較高的有機碳含量，特別是很容易被微生物利用的水溶性有機碳含量較高，這能夠為微生物提供充足的營養(yǎng)和碳源，作為呼吸的底物和基質(zhì)，促進微生物的大量繁殖，進而促進微生物呼吸釋放CO2[42]。劉四義等[43]的研究發(fā)現(xiàn)，砂壤土CO2排放量低于黏壤土，與砂壤土具有較低的有機碳和微生物碳含量有關(guān)，這與本研究結(jié)果相似。

值得注意的是，本研究試驗用土為風(fēng)干土壤，有研究指出，風(fēng)干、磨碎、過篩等過程會導(dǎo)致新鮮土壤結(jié)構(gòu)的破碎和擾動，原有的一些物理保護性有機物質(zhì)會釋放出來[44-45]，從而為微生物提供了底物和能量，促進礦化作用的發(fā)生[46]。另外，風(fēng)干土壤重新復(fù)水后引起土水勢發(fā)生顯著改變，進而誘導(dǎo)死亡微生物的細胞分解并釋放氨基酸、甘油和含氮化合物[47]，為存活微生物提供了可利用的碳氮底物。復(fù)水還會引起土壤團聚體的膨脹裂解，使團聚體中穩(wěn)定的有機質(zhì)暴露出來，被微生物利用引發(fā)碳氮礦化的激發(fā)效應(yīng)[48]。但是，有研究發(fā)現(xiàn)干土復(fù)水后引發(fā)的碳氮礦化激發(fā)效應(yīng)只發(fā)生在復(fù)水后的16 h內(nèi)，24 h后沒有顯著影響[49]，而且對N2O和CO2排放的激發(fā)效應(yīng)最多持續(xù)4 d[16]。本研究在復(fù)水7 d后才開始監(jiān)測氮礦化速率和氣體排放速率，因此由復(fù)水引起的土壤氮轉(zhuǎn)化速率和溫室氣體排放的差異應(yīng)該可以忽略不計。

4 結(jié)論

（1）土壤質(zhì)地顯著影響土壤氮素轉(zhuǎn)化過程，壤砂土的凈硝化速率和凈礦化速率顯著低于粉壤土。

（2）土壤質(zhì)地顯著影響溫室氣體排放，壤砂土的N2O和CO2平均排放速率及其累積排放量顯著低于粉壤土。

（3）本研究是在室內(nèi)培養(yǎng)條件下進行的，與田間實際狀況有所差異。因此，有關(guān)不同質(zhì)地土壤的凈氮轉(zhuǎn)化速率和溫室氣體排放規(guī)律的研究還需開展田間試驗加以驗證。