氮磷肥料的添加對(duì)鹽堿旱田有機(jī)碳礦化和激發(fā)效應(yīng)的影響

湯 潔， 陳靜書(shū)， 李昭陽(yáng)， 王靜靜， 楊 平

(吉林大學(xué)新能源與環(huán)境學(xué)院， 長(zhǎng)春130021)

有研究發(fā)現(xiàn)，在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中，施肥會(huì)影響SOC的礦化速率，影響有機(jī)質(zhì)結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性，進(jìn)而影響有機(jī)質(zhì)的降解和積累[7]。在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，依賴大量的無(wú)機(jī)氮肥投入來(lái)維持作物產(chǎn)量[8]，磷肥的用量雖少，但必不可缺，也不能過(guò)量[9]。氮和磷是植物生長(zhǎng)所需的基本元素，施加氮肥和磷肥能夠改變植物多樣性以及群落組成[10]，提高微生物活性，促進(jìn)碳循環(huán)過(guò)程[11]，增加SOC積累。當(dāng)前關(guān)于添加氮、磷對(duì)SOC礦化的影響研究仍有爭(zhēng)議。有研究表明，氮添加會(huì)抑制原有SOC的分解[12]。而有些研究表明，氮添加會(huì)促進(jìn)SOC分解或?qū)OC分解沒(méi)有影響[13-14]。有研究發(fā)現(xiàn)，磷對(duì)微生物活動(dòng)有直接影響，添加磷使得微生物群落規(guī)模增加[15]，從而促進(jìn)SOC礦化。而有研究發(fā)現(xiàn)，在低生產(chǎn)力森林土壤中，磷對(duì)微生物呼吸有抑制作用[16-17]。盡管氮、磷的利用可能是有機(jī)碳礦化的重要機(jī)制，但這種可能性仍然需要廣泛實(shí)驗(yàn)研究[1]。

激發(fā)效應(yīng)是加入外源物后SOC周轉(zhuǎn)的強(qiáng)烈變化，加入外源物可能促進(jìn)SOC的礦化，也可能抑制SOC的礦化[18]。這一現(xiàn)象是土壤元素、土壤理化性質(zhì)與外源物質(zhì)交互作用的結(jié)果。激發(fā)效應(yīng)理論認(rèn)為，在貧瘠的土壤中，添加外源物會(huì)增加天然有機(jī)碳的分解，從而為微生物提供所需的額外營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)[19]。氮肥和磷肥是農(nóng)田土壤中較為常見(jiàn)的外源添加物，SOC激發(fā)效應(yīng)對(duì)不同氮、磷添加物的響應(yīng)不同?；诖?，通過(guò)實(shí)驗(yàn)室模擬實(shí)驗(yàn)，研究氮、磷添加對(duì)鹽堿旱田SOC礦化和激發(fā)效應(yīng)的影響，對(duì)揭示SOC礦化機(jī)制和了解碳循環(huán)過(guò)程有重要意義。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

于2018年5月進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)采集，研究區(qū)位于吉林省西部，采樣點(diǎn)地理坐標(biāo)如表1所示。吉林西部屬于溫帶大陸性季風(fēng)氣候，夏季濕熱多雨，冬季寒冷降雪少、冰凍期長(zhǎng)，年平均氣溫為6.5 ℃，年平均降水量約為400 mm，年蒸發(fā)量遠(yuǎn)高于降水量，平均相對(duì)濕度約為60%[20]，日照總時(shí)數(shù)為2 366.8～2 617.7 h。

表1 采樣點(diǎn)位置及土壤基礎(chǔ)性質(zhì)Table 1 Sampling point location and basic properties

1989年和2018年的吉林西部土地利用變化如圖1所示。研究區(qū)在歷史上曾是豐美的大草原，游牧民族廣泛居住在此。近30年來(lái)，在自然和人為因素的雙重驅(qū)動(dòng)下，土地利用類型發(fā)生了巨大變化，土地景觀破碎[21]，草地退化，耕地面積增加，土壤鹽堿化嚴(yán)重，鹽堿草地逐漸演變?yōu)辂}堿旱田。研究區(qū)旱田以種植玉米為主，為滿足糧食增產(chǎn)的需求，氮肥和磷肥的施用大大增加，SOC礦化作用增強(qiáng)，土壤環(huán)境進(jìn)一步惡化。

圖1 吉林西部1989年與2018年土地利用變化Fig.1 Land use change in Western Jilin from 1989 and 2018

1.2 土壤樣品預(yù)處理

采集0～15 cm表層土壤，去除肉眼可見(jiàn)的動(dòng)植物殘?bào)w、混勻，一部分于4 ℃冷藏保存用于培養(yǎng)試驗(yàn)，另一部分在室溫下自然風(fēng)干，研磨過(guò)篩(2、0.15 mm)，用于測(cè)量土壤理化性質(zhì)。

1.3 培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

使用堿液吸收法測(cè)定SOC礦化產(chǎn)生的CO2含量[22]。稱取定量的風(fēng)干土樣，調(diào)節(jié)含水量至40%，均勻鋪于500 mL廣口瓶底部。隨后進(jìn)行外6組添加處理，分別為200 mgN/kg干土的(NH4)2SO4(N1)、1 000 mgN/kg干土的(NH4)2SO4(N2)、200 mgN/kg干土的KNO3(N3)、200 mgP/kg干土的KH2PO4(P1)、1 000 mgP/kg干土的KH2PO4(P2)以及空白對(duì)照(CK)。其中，當(dāng)?shù)貎舻斎肓糠謩e為200 mg/kg，與低濃度添加設(shè)置對(duì)應(yīng)。將添加物用少量水溶解后，均勻加入廣口瓶中，調(diào)節(jié)含水量至45%。再將盛有10 mL 0.1 mol/L NaOH溶液吸收瓶懸置于廣口瓶中，密封廣口瓶，于25 ℃恒溫箱內(nèi)培養(yǎng)。在試驗(yàn)開(kāi)始后的第1、2、4、9、18、32 d時(shí)更換吸收瓶，吸收瓶中加入1 mol/L BaCl2溶液2 mL，加1滴酚酞指示劑，用標(biāo)準(zhǔn)酸(約0.05 mol/L HCl)滴定至褪色，測(cè)得NaOH吸收的CO2含量，同時(shí)用稱量法進(jìn)行土壤含水量的調(diào)整。將培養(yǎng)分為3個(gè)階段，分別為培養(yǎng)前期(0～9 d)、培養(yǎng)中期(9～18 d)和培養(yǎng)后期(18～32 d)。在培養(yǎng)后期，CO2釋放量大量增加，可適當(dāng)調(diào)節(jié)吸收瓶中NaOH溶液濃度，避免CO2吸收不完全。

1.4 土壤鹽堿程度的測(cè)定

選用電位法測(cè)量酸堿度(potential of hydrogen，pH)和電導(dǎo)率(electroconductibility，EC)，EDTA-乙酸銨鹽交換法測(cè)量陽(yáng)離子交換量(cation exchange capacity，CEC)，火焰光度法測(cè)量可交換性鈉離子濃度(Na+)，并通過(guò)式(1)計(jì)算堿化度(exchangeable sodium percentage，ESP)：

(1)

1.5 SOC礦化指標(biāo)的計(jì)算

1.5.1 SOC礦化量

CK組和添加組SOC礦化量計(jì)算公式為

MC=(V0-V)CHCl22m

(2)

式(2)中：MC為CK組SOC礦化量，mg/kg；CHCl為鹽酸濃度，mol/L；V0為空白滴定值，mL；V為消耗鹽酸的體積，mL；22為1/2MCO2，MCO2為CO2的物質(zhì)的量；m是實(shí)際培養(yǎng)土樣質(zhì)量換算值。

Ma=(CNaOHV′-CHClV)22m

(3)

式(3)中：Ma為添加組SOC礦化量，mg/kg；V′為小燒杯NaOH體積，mL。

1.5.2 SOC礦化速率

SOC礦化速率計(jì)算公式為

(4)

式(4)中：Mr為礦化速率，mg/(kg·d)；Md為培養(yǎng)期間有機(jī)碳礦化量，mg/kg；D為培養(yǎng)天數(shù)，d。

1.5.3 激發(fā)效應(yīng)

激發(fā)效應(yīng)計(jì)算公式為[23]

(5)

式(5)中：Pe為激發(fā)效應(yīng)，%；Q1為來(lái)自加入外源物后SOC礦化釋放的CO2量，mg/kg；Q2為空白的SOC礦化釋放的CO2量，mg/kg。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤理化性質(zhì)

H1、H2和H3表示研究區(qū)3個(gè)樣地，土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)如表1所示。作為評(píng)價(jià)鹽堿程度的重要指標(biāo)，pH、EC和ESP在3個(gè)樣地的大小分布均為H3>H1>H2。土壤總碳和總有機(jī)碳含量與鹽堿程度成反比，其大小分布均為H2>H1>H3。H1、H2、H3樣地土壤含水率分別為10.4%、15.7%、13.6%，土地開(kāi)發(fā)年限分別為16、36、11 a。有研究認(rèn)為，土壤鹽堿程度隨著開(kāi)發(fā)年限的增加而減弱[24-25]，這與本研究實(shí)驗(yàn)結(jié)果相同，3樣地鹽堿程度與開(kāi)發(fā)年限呈反比。由此可見(jiàn)，研究選擇樣地土壤的理化性質(zhì)完全不同。

2.2 表面形態(tài)結(jié)構(gòu)分析

使用激光共聚焦掃描電鏡，對(duì)土樣進(jìn)行掃描，土壤表面形態(tài)如圖2所示，分別為H1、H2、H3樣地土壤顆粒放大至40 μm時(shí)的形態(tài)。從整體來(lái)看，研究區(qū)土壤顆粒形狀不規(guī)則，大小不一；從局部來(lái)看，H1、H2樣地土壤顆粒較大，土壤結(jié)構(gòu)呈塊狀，土壤顆粒表面粗糙，有細(xì)塊狀、薄片狀顆粒物附著，附著物大多表現(xiàn)出一定的聚集；H3樣地土壤顆粒較小，表面比較光滑，附著細(xì)小的層狀或片狀顆粒物較多。

圖2 供試樣地土壤的掃描電子顯微鏡圖Fig.2 Scanning electron micrograph of soil samples

2.3 不同處理對(duì)SOC礦化量的影響

不同處理的SOC礦化累積隨培養(yǎng)時(shí)間的變化規(guī)律如圖3所示，添加氮、磷使得SOC礦化累積顯著增加。隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，SOC礦化量逐漸增加。在培養(yǎng)前期，各樣地不同添加處理的SOC礦化沒(méi)有明顯差距。在培養(yǎng)中期，SOC礦化累積迅速增加。在培養(yǎng)后期，CK組SOC礦化累積達(dá)598.7、373.5、538.33 mg/kg，添加氮、磷使得礦化累積增加了211.0%～876.5%，H1、H2樣地N2組礦化累積略微降低，不同處理H1的礦化累積的大小為P2>N3>N2>P1>N1>NP>CK，H2為N3>P2>N2>P1>N1>NP>CK，H3為N2>P2>N3>NP>P1>N1>CK，N2、P2和N3組表現(xiàn)出明顯優(yōu)勢(shì)。

圖3 培養(yǎng)期間不同處理組SOC礦化累積Fig.3 Changes of SOC mineralization in different groups during incubation

2.4 不同處理對(duì)SOC礦化速率的影響

培養(yǎng)期間不同處理SOC礦化速率變化規(guī)律如圖4所示。添加氮、磷強(qiáng)烈刺激了SOC的礦化速率，培養(yǎng)0～1 d，CK組的礦化速率為164.8、60.4、112.6 mg/(kg·d)，添加組礦化速率增加了146.7%～786.3%。SOC礦化速率在培養(yǎng)前期迅速下降，P1組的礦化速率和斜率最大[圖4(e)]，但P2組在第2天略微升高[圖4(f)]，N2組隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)速率曲線略微波動(dòng)[圖4(c)]。隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，各組SOC礦化速率逐漸下降趨于平緩，培養(yǎng)結(jié)束后，CK組的礦化速率降至42.8、26.7、38.4 mg/(kg·d)，各樣地礦化速率仍增加了211.0%～770.5%。

圖4 培養(yǎng)期間不同處理組SOC礦化速率Fig.4 Changes of SOC mineralization rate in different groups during incubation

2.5 不同處理對(duì)激發(fā)效應(yīng)的影響

通過(guò)定量化SOC礦化速率的大小和方向，得到激發(fā)效應(yīng)的變化規(guī)律如圖5所示。在培養(yǎng)期間，各樣地不同添加的激發(fā)效應(yīng)均產(chǎn)生了正激發(fā)效應(yīng)。與培養(yǎng)前期相比，N1、P1組激發(fā)效應(yīng)在培養(yǎng)后期略微減弱[圖5(a)，圖5(d)]，其他組略微升高無(wú)明顯趨勢(shì)。培養(yǎng)結(jié)束后，各處理組激發(fā)效應(yīng)大小均為：H2>H3>H1。在培養(yǎng)期間內(nèi)，各樣地激發(fā)效應(yīng)大小均為，N2組最大。說(shuō)明添加N2對(duì)SOC礦化的激發(fā)效應(yīng)響應(yīng)更明顯。

圖5 培養(yǎng)期間不同處理組激發(fā)效應(yīng)的變化Fig.5 Changes of priming effect of different treatments during incubation

各樣地在不同添加下的激發(fā)效應(yīng)變化規(guī)律相似，H1樣地在培養(yǎng)的0～4 d迅速上升后趨于平緩；H2樣地在培養(yǎng)的0～4 d迅速下降，隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，激發(fā)效應(yīng)逐漸增加；H3樣地在0～1 d略微下降，隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)逐漸上升趨于平緩。

2.6 鹽堿程度對(duì)SOC礦化和激發(fā)效應(yīng)的影響

通過(guò)相關(guān)性分析，研究原生土壤鹽堿程度對(duì)SOC礦化作用和激發(fā)效應(yīng)的影響，培養(yǎng)期間不同處理組SOC礦化作用與鹽堿程度的顯著相關(guān)性結(jié)果如表2所示，激發(fā)效應(yīng)與鹽堿程度的顯著相關(guān)性結(jié)果如表3所示。

表2 各處理組SOC礦化與鹽堿程度的顯著相關(guān)性結(jié)果Table 2 The significance correlation between the SOC mineralization and soil salinization in different treatment groups

表3 各處理組激發(fā)效應(yīng)與鹽堿程度的顯著相關(guān)性結(jié)果Table 3 The significance correlation between priming effect and soil salinization in different treatment groups

培養(yǎng)2～4 d，N1、P2組SOC礦化作用與EC、ESP顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05、P<0.01)；在培養(yǎng)的9～18 d，N2組SOC礦化作用與pH顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)，P2組SOC礦化作用與EC、ESP顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)；在培養(yǎng)的18～32 d，P1組SOC礦化作用與ESP顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)。激發(fā)效應(yīng)與土壤鹽堿程度的顯著相關(guān)性結(jié)果集中于培養(yǎng)的9～18 d，N2、P2組激發(fā)效應(yīng)與pH呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05、P<0.01)，N3、P1組激發(fā)效應(yīng)與EC、ESP呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)。

3 討論

近年來(lái)，隨著人口增長(zhǎng)，糧食需求大大增加。氮和磷是農(nóng)作物生長(zhǎng)的必要元素，為了提高作物產(chǎn)量，過(guò)量施用氮肥、磷肥的現(xiàn)象普遍存在。有研究發(fā)現(xiàn)，過(guò)量施用氮肥會(huì)刺激SOC產(chǎn)生大量礦化，導(dǎo)致SOC損失[26]。在本研究中，添加氮使得SOC礦化累積增加了2～8倍，這是因?yàn)榈目衫眯员辉鰪?qiáng)，受氮限制的微生物活性提高，使得SOC礦化累積增加[26]。當(dāng)前大多數(shù)研究認(rèn)為，土壤缺磷會(huì)導(dǎo)致土壤礦化能力顯著降低，添加磷有利于SOC礦化[27]，這與本研究的結(jié)果一致。在本研究中，添加磷使得SOC礦化累積增加了2～7倍，這是由于添加磷使得土壤中磷的含量增加，可溶性有機(jī)碳含量提高，SOC礦化累積增加[26, 28]。添加氮比添加磷對(duì)SOC礦化累積的刺激更大，這是因?yàn)樘砑拥沟脡A性土壤pH降低，改善了土壤環(huán)境，促進(jìn)了有機(jī)碳的分解[19]；此外，研究區(qū)土壤含有大量的碳酸鹽(如Na2CO3、CaCO3等)，磷添加后容易形成難溶的三鈣磷酸鹽，導(dǎo)致磷釋放緩慢[27]，對(duì)有機(jī)碳礦化的響應(yīng)減弱。

有研究認(rèn)為，少量氨態(tài)氮的輸入會(huì)促進(jìn)SOC礦化累積，而高濃度的氨態(tài)氮輸入會(huì)抑制SOC的礦化累積[29]。在本研究中，高濃度的氮輸入并沒(méi)有抑制SOC礦化作用，雖然N2組礦化累積量略有降低，但這是由于高濃度的氮和硫酸根離子對(duì)微生物活性有抑制作用，在一定程度上削減了SOC礦化累積；此外，由于研究區(qū)土壤堿化程度高，在培養(yǎng)后期，(NH4)2SO4發(fā)生硝化反應(yīng)，造成氮素?fù)p失，SOC>礦化累積略微降低。

在本研究中，各樣地SOC礦化速率大體呈先快速降低，后緩慢下降趨于平緩的變化規(guī)律。在培養(yǎng)前期，土壤中易分解的組分含量較高，大量營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)迅速釋放，提高了土壤中微生物活性[30]，SOC產(chǎn)生正激發(fā)效應(yīng)，礦化速率增加；隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，微生物開(kāi)始利用惰性有機(jī)碳，CO2排放量減少，礦化速率隨之減緩[31]；在培養(yǎng)后期，活性有機(jī)碳消耗殆盡[32]，礦化速率趨于平緩。

有研究表明，貧瘠的土壤更易產(chǎn)生激發(fā)效應(yīng)[19]。當(dāng)土壤氮、磷含量較高時(shí)，SOC礦化的激發(fā)效應(yīng)增大[33-34]。在本研究中添加氮、磷產(chǎn)生了正激發(fā)效應(yīng)，SOC礦化速率顯著提高(圖4、圖5)。原因可能是：一方面，氮、磷作為作物生長(zhǎng)的必要元素，添加氮、磷刺激了SOC分解，導(dǎo)致正激發(fā)效應(yīng)明顯；另一方面，由于研究區(qū)土壤鹽堿程度大，有機(jī)碳含量低，一些微生物在維持“代謝警覺(jué)”的細(xì)胞狀態(tài)方面投入的能量很低，它們對(duì)底物的反應(yīng)比對(duì)休眠細(xì)胞的反應(yīng)更快，添加營(yíng)養(yǎng)物使細(xì)菌的更替加快，從而觸發(fā)了正激發(fā)效應(yīng)[35]，SOC礦化速率增強(qiáng)。

水分通過(guò)影響微生物活性和微生物與有機(jī)質(zhì)的有效接觸，進(jìn)而影響土壤SOC礦化作用[36]。N2和P2組礦化速率略微波動(dòng)，這可能是由于土樣重新加水后，增加了土壤通氣性，細(xì)胞破裂，滲透物釋放，SOC產(chǎn)生了激發(fā)效應(yīng)，有機(jī)碳礦化速率短暫增強(qiáng)[37]。

已有研究證明，鹽堿會(huì)抑制SOC礦化作用[38]。在本研究中，鹽堿程度、SOC礦化作用和激發(fā)效應(yīng)表現(xiàn)出顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)。原因如下：①土壤鹽堿程度越強(qiáng)，土壤表面越光滑(圖3)，土壤表面粗糙程度與吸附能力強(qiáng)弱有一定相關(guān)性[39]，在一定程度上影響了土壤對(duì)氮、磷的吸附；②土壤有機(jī)質(zhì)是土壤團(tuán)聚化作用的主要影響因子，而研究區(qū)土壤鹽堿程度大，土壤有機(jī)質(zhì)含量低，土壤結(jié)構(gòu)較差，不利于土壤團(tuán)聚體的形成，阻礙了氮、磷水溶液與土壤的細(xì)小顆粒結(jié)合形成團(tuán)聚體[40-41]，SOC礦化作用減弱；③大量研究表明，pH是影響微生物群落結(jié)構(gòu)的重要因子，pH過(guò)高或過(guò)低都會(huì)抑制微生物的活性[42]，而EC過(guò)高可能對(duì)SOC礦化、微生物種群產(chǎn)生負(fù)面影響[43]。綜上所述，當(dāng)鹽堿程度較高時(shí)(pH>8.5，EC>1.81 mS/cm，ESP>20%)，會(huì)破壞土壤的物理性，土壤結(jié)構(gòu)較差，微生物活性受到抑制，SOC礦化作用減弱。

添加氮、磷會(huì)提高鹽堿土壤pH，改善土壤環(huán)境，增加SOC礦化作用，但大量施用氮肥和磷肥，會(huì)加速SOC的分解，導(dǎo)致土壤肥力降低，溫室氣體過(guò)度釋放。因此，對(duì)于SOC含量較低、鹽堿化程度較高的土壤CO2排放問(wèn)題應(yīng)被關(guān)注。

4 結(jié)論

(1)不同氮、磷添加處理，均促進(jìn)了鹽堿旱田SOC礦化累積，且同一添加物濃度越高，礦化累積越大，N2、P2和N3對(duì)SOC礦化作用的刺激更大。

(2)在培養(yǎng)前期，添加氮、磷使得鹽堿旱田SOC礦化速率大大增加，正激發(fā)效應(yīng)劇烈變化，隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，各樣地礦化速率迅速降低后趨于平緩，礦化速率增幅降低，正激發(fā)效應(yīng)趨于平緩。

(3)在不同培養(yǎng)階段，不同處理組的SOC礦化、激發(fā)與鹽堿程度顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)，pH、EC和ESP越大，SOC礦化作用越小，正激發(fā)效應(yīng)越弱。

(4)添加氮肥和磷肥，改善了鹽堿旱田的土壤環(huán)境，為作物生長(zhǎng)提供了更多的養(yǎng)分，但過(guò)度施用氮肥和磷肥，會(huì)加速SOC礦化作用，導(dǎo)致SOC儲(chǔ)量降低，土壤肥力下降，溫室效應(yīng)加劇。