劉金山， 戴 健 ， 劉 洋 ， 郭 雄 ， 王朝輝,2*

(1 農(nóng)業(yè)部西北植物營(yíng)養(yǎng)與農(nóng)業(yè)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，陜西楊凌 712100;2 旱區(qū)作物逆境生物學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/西北農(nóng)林科技大學(xué)， 陜西楊凌 712100)

過量施氮對(duì)旱地土壤碳、氮及供氮能力的影響

劉金山1， 戴 健1， 劉 洋1， 郭 雄1， 王朝輝1,2*

(1 農(nóng)業(yè)部西北植物營(yíng)養(yǎng)與農(nóng)業(yè)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，陜西楊凌 712100;2 旱區(qū)作物逆境生物學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/西北農(nóng)林科技大學(xué)， 陜西楊凌 712100)

【目的】過量施氮會(huì)影響土壤有機(jī)碳、氮的組成與數(shù)量，進(jìn)而改變土壤供氮能力，但關(guān)于西北旱地長(zhǎng)期過量施用氮肥后土壤有機(jī)碳、氮及土壤供氮能力變化的研究尚缺乏。本文在長(zhǎng)期定位試驗(yàn)的基礎(chǔ)上，通過分析不同氮肥水平特別是過量施氮條件下土壤硝態(tài)氮， 有機(jī)碳、氮和微生物量碳、氮的變化，探討長(zhǎng)期過量施氮對(duì)土壤有機(jī)碳、氮及供氮能力的影響。【方法】長(zhǎng)期定位試驗(yàn)位于陜西楊凌西北農(nóng)林科技大學(xué)農(nóng)作一站。在施磷(P2O5)100 kg/hm2的基礎(chǔ)上，設(shè)5個(gè)氮水平，施氮量分別為N 0、80、160、240、320 kg/hm2。重復(fù)4次，小區(qū)面積40 m2，完全隨機(jī)區(qū)組排列。種植冬小麥品種為小堰22。本文選取其中3處理，以不施氮為對(duì)照(N0)、施氮量N 160 kg/hm2為正常施氮(N160)，施氮量N 320 kg/hm2為過量施氮(N320)，分別于2012年6月小麥?zhǔn)斋@后和10月下季小麥播前采集土壤樣品，進(jìn)行測(cè)定分析?！窘Y(jié)果】過量施氮導(dǎo)致下季小麥播前0—300 cm各土層硝態(tài)氮含量顯著增加，平均由對(duì)照的2.8 mg/kg 增加到15.5 mg/kg；同時(shí)，0—60 cm 和0—300 cm土層的硝態(tài)氮累積量分別由對(duì)照的47.2和108.9 kg/hm2增加到76.5 和727.7 kg/hm2。過量施氮也增加了夏閑期間0—300 cm土層土壤有機(jī)氮礦化量，由對(duì)照的72.4 kg/hm2增加到130.7 kg/hm2。但過量施氮未顯著增加土壤的有機(jī)碳含量，卻顯著增加了土壤有機(jī)氮含量，過量施氮0—20、20—40 cm土層土壤有機(jī)碳分別為9.24和5.39 g/kg，有機(jī)氮分別為1.05和0.71 g/kg，較對(duì)照增加52.2%和54.3%。同樣，過量施氮未顯著影響0—20、20—40 cm土層土壤微生物量碳含量，其平均含量分別為253 和205 mg/kg，卻顯著提高了0—20、20—40 cm土層土壤微生物量氮含量，由對(duì)照的24.1和7.5 mg/kg提高到43.6和16.1 mg/kg。【結(jié)論】過量施氮可以顯著增加旱地土壤剖面中的硝態(tài)氮累積量、夏閑期氮素礦化量、小麥播前土壤氮素供應(yīng)量和土壤微生物量氮含量，但對(duì)土壤有機(jī)碳和微生物量碳沒有顯著性影響，同時(shí)過量施氮增加了土壤硝態(tài)氮淋溶風(fēng)險(xiǎn)，故在有機(jī)質(zhì)含量低的黃土高原南部旱地冬小麥種植中不宜施用高量氮肥，以減少土壤氮素殘留和農(nóng)業(yè)投入，達(dá)到保護(hù)環(huán)境和培肥土壤的目的。

旱地； 過量施氮； 有機(jī)氮碳； 微生物量氮； 供氮能力

黃土高原旱地是我國(guó)西北重要的耕地資源，也是全國(guó)糧食產(chǎn)量提高潛力最大的區(qū)域之一。土壤有機(jī)碳氮含量以及土壤供氮能力的強(qiáng)弱對(duì)于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)有重大的影響，土壤中90%的氮素以有機(jī)氮形式存在于有機(jī)質(zhì)中，其余氮素以硝態(tài)氮、銨態(tài)氮等礦質(zhì)態(tài)氮形式存在。土壤中的有機(jī)氮不斷進(jìn)行礦化，形成的礦質(zhì)氮是作物吸收氮素的主要來源。黃土高原旱地屬于我國(guó)半濕潤(rùn)到干旱的過渡區(qū)域，超過60%的土壤有機(jī)質(zhì)含量低于1%，氮素供應(yīng)能力差，與作物實(shí)際需求形成了尖銳矛盾。在此條件下，為了提高和維持作物產(chǎn)量，大量甚至過量施用氮肥現(xiàn)象普遍存在。有研究表明，陜西小麥的氮肥用量與推薦量相比平均過量 N 55 kg/hm2[1]。過量施氮提高作物產(chǎn)量的同時(shí)引起了土壤硝酸鹽大量殘留等環(huán)境問題。許多地方，土壤剖面的硝態(tài)氮?dú)埩袅亢蜌埩羯疃染S施氮量的增加而增加[2]，硝態(tài)氮的淋溶深度可達(dá)400 cm以上，殘留量達(dá)1000 kg/hm2以上[3]。其次，過量施氮還會(huì)影響到土壤有機(jī)碳、氮含量。長(zhǎng)期(1967_1989年)施氮N 224_336 kg/hm2后，美國(guó)Wisconsin土壤有機(jī)碳含量由 16.1 g/kg降低到 13.3 g/kg[4]，其他多點(diǎn)定位試驗(yàn)也表明長(zhǎng)期施氮肥后土壤耕層有機(jī)碳含量降低[5]。在中國(guó)，長(zhǎng)期施氮增加了耕層土壤有機(jī)碳含量，如在黃土旱塬連續(xù)施氮23年后 0—20 cm耕層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量由16.9 t/hm2(對(duì)照)增加到19.1 t/hm2(N 180 kg/hm2)，有機(jī)氮儲(chǔ)量由2.03 t/hm2增加到2.37 t/hm2[6]。另外，長(zhǎng)期施氮也會(huì)引起土壤微生物量碳、氮含量的變化，東北黑土定位試驗(yàn)表明，長(zhǎng)期施用氮肥可顯著增加土壤微生物量碳含量，由0.84 g/kg(對(duì)照)增加到1.73 g/kg (N 120 kg/hm2)[7]，在西北地區(qū)連續(xù)17年施氮肥增加了玉米—小麥輪作下的土壤微生物量碳和氮含量，增加幅度達(dá)25%以上[8]。但也有研究表明，過量施氮會(huì)降低土壤微生物量氮[9]。可見，過量施氮會(huì)通過對(duì)土壤有機(jī)碳、氮組成與數(shù)量的影響而改變土壤的供氮能力。目前在西北旱地的研究還主要集中在施氮對(duì)土壤有機(jī)碳、氮的影響方面[6-8]，而對(duì)于長(zhǎng)期過量施用氮肥后土壤有機(jī)碳、氮及其供氮能力變化方面的研究還少有報(bào)道，因此，本文在黃土高原南部的楊凌長(zhǎng)期定位試驗(yàn)的基礎(chǔ)上，通過分析不同氮肥水平特別是過量施氮條件下土壤硝態(tài)氮， 有機(jī)碳、氮， 微生物碳、氮等的差異，探討長(zhǎng)期過量施氮對(duì)土壤有機(jī)碳、氮及供氮能力所造成的影響，以期對(duì)西北旱地作物科學(xué)施用氮肥提供依據(jù)，達(dá)到在減少肥料投入的同時(shí)維持或培肥土壤的目的。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)概況

長(zhǎng)期肥料定位試驗(yàn)始于2004年10月，位于陜西楊凌西北農(nóng)林科技大學(xué)農(nóng)作一站(34°17′59″N, 108°4′12″E)。該地處于黃土高原南部的渭河三級(jí)階地，海拔525 m，多年平均氣溫12.9℃，年均降水量 550 mm左右，年均蒸發(fā)量為1400 mm，屬于半濕潤(rùn)易干旱地區(qū)。冬小麥生育期降水占全年總量的49%，小麥生產(chǎn)主要依靠自然降水。試驗(yàn)區(qū)地勢(shì)平坦，供試土壤為土墊旱耕人為土，試驗(yàn)開始前耕層土壤(0—20 cm)基本理化性狀為pH 8.25、容重1.24 g/cm3、有機(jī)碳含量8.00 g/kg、全氮1.07 g/kg、有效磷15.0 mg/kg、速效鉀182.4 mg/kg、硝態(tài)氮5.4 mg/kg。本研究涉及內(nèi)容為2011_2012年度冬小麥試驗(yàn)，冬小麥生育期(2011年10月16日_2012年6月7日)降水量為200 mm，夏閑期(2012年6月8日_10月1日)降水量為387.2 mm。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

在施磷(P2O5)100 kg/hm2的基礎(chǔ)上，設(shè)5個(gè)氮水平，施氮量分別為N 0、80、160、240、320 kg/hm2，重復(fù)4次，小區(qū)面積4 m×10 m = 40 m2，完全隨機(jī)區(qū)組排列。氮肥為尿素(N 46%)，磷肥用重過磷酸鈣(P2O546%)，氮、磷肥均在冬小麥播種前撒施并與耕層土壤混勻。供試小麥品種為小堰22，播種量135 kg/hm2，行距 20 cm，播種深度 5 cm。試驗(yàn)于2011年10月9日施肥， 16日播種，2012年6月7日收獲。整個(gè)生育期無灌溉，收獲后夏休閑，田間管理與當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶一致。根據(jù)前期多人的試驗(yàn)研究結(jié)果和調(diào)研結(jié)果，考慮冬小麥產(chǎn)量和環(huán)境效應(yīng)，陜西旱地種植冬小麥適宜的氮肥用量為120_180 kg/hm2[1]，因此本文選取其中施氮量為0、160、320 kg/hm2的 3個(gè)處理，以不施氮為對(duì)照(N0)，施N 160 kg/hm2為正常施氮(N160)，N 320 kg/hm2為過量施氮(N320)，討論分析過量施氮對(duì)旱地土壤碳、氮和供氮能力的影響。

1.3 樣品采集

在當(dāng)季小麥?zhǔn)斋@(2012年6月15日)和下季小麥播前(2012年10月1日)用土鉆采集耕層0—20、20—40 cm土樣，分為鮮樣和干樣，分別進(jìn)行土壤微生物量碳、氮和硝態(tài)氮， 有機(jī)碳、氮的分析。同時(shí)在收獲和播前用土鉆采集0—300 cm土樣，0—40 cm土層按0—10、10—20、20—30、30—40 cm分層采集，40—300 cm土層每20 cm為一個(gè)層次采樣，用于土壤硝態(tài)氮含量的測(cè)定。

1.4 測(cè)定項(xiàng)目和方法

1.4.1 土壤總有機(jī)碳和有機(jī)氮的測(cè)定 用重鉻酸鉀容量法測(cè)定總有機(jī)碳，凱氏定氮法測(cè)定土壤全氮[10]。土壤全氮含量減去土壤礦質(zhì)氮(硝態(tài)氮和銨態(tài)氮)含量即得土壤有機(jī)氮含量。

1.4.2 土壤微生物量氮和碳的測(cè)定 采用氯仿熏蒸—K2SO4提取法[11-12]，稱取2份預(yù)培養(yǎng)土樣，每份土壤25g(烘干基)，其中1份直接用0.5 mol/L K2SO4提取(200 r/min振蕩30 min)。另1份在真空干燥器內(nèi)用氯仿熏蒸(24h)，熏蒸的土樣除去氯仿后立即提取。取10 mL提取液用碳自動(dòng)分析儀(島津TOC-VCPH，日本島津公司)分析提取有機(jī)碳。另取5 mL提取液，加10 mL氧化劑(0.15 mol/L NaOH + 30 g/L K2S2O8)，采用高壓鍋氧化法氧化(120_124℃，30 min)，冷卻至室溫后于波長(zhǎng) 220 nm 和 275 nm 處用 1cm 石英比色杯以空白做參照測(cè)定吸光度 A220和 A275，然后計(jì)算提取的氮[13-14]。以熏蒸土樣與不熏蒸土樣提取的有機(jī)碳的差值乘以轉(zhuǎn)換系數(shù)KC(2.22)計(jì)算微生物量碳，提取的有機(jī)氮的差值乘以轉(zhuǎn)換系數(shù)KN(2.22)計(jì)算微生物量氮。

1.4.3 土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮的測(cè)定 采回的新鮮土樣捏碎、混勻，稱取5.00 g新鮮土樣，加入1 mol/L KCl溶液50 mL (土液比1 ∶10)，在200 r/min下震蕩浸提1h，過濾后用連續(xù)流動(dòng)分析儀測(cè)定硝態(tài)氮含量。0—300 cm各土層硝態(tài)氮累積量以各層土壤容重與對(duì)應(yīng)的硝態(tài)氮含量進(jìn)行計(jì)算。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2010軟件對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理，SAS(Version 9.0)軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，多重比較采用LSD(Least Significant Difference)法，顯著性水平為α=0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 下季冬小麥播前的土壤供氮能力

在下季冬小麥播前(2012年10月1日)，與不施氮肥比較，施氮量增加，各土層土壤硝態(tài)氮含量均增加(圖1b)，平均由對(duì)照的2.8 mg/kg 增加到正常施氮的7.4 mg/kg 和過量施氮的15.5 mg/kg。其中0—40 cm 土層增加幅度較小，平均由對(duì)照的 5.8 mg/kg 增加到 7.2 mg/kg 和 8.3 mg/kg；40—300 cm各土層硝態(tài)氮含量增加顯著，最高者由對(duì)照的 0.4 mg/kg 增加到12.9 mg/kg和29.3 mg/kg。同時(shí)，下季冬小麥播前土壤硝態(tài)氮含量高的土層主要集中在80—140 cm 和240—300 cm，與當(dāng)季冬小麥?zhǔn)斋@(2012年6月15日)后各土層的硝態(tài)氮含量相比(圖1a，高含量土層主要分布于0—60和220—280 cm)，經(jīng)過夏季休閑后，土壤中的硝態(tài)氮發(fā)生了明顯的淋溶。

相應(yīng)地，過量施氮顯著增加了下季冬小麥播前土壤的硝態(tài)氮累積(圖2b)，0—60 cm 土層，過量施氮引起的硝態(tài)氮累積量為76.5 kg/hm2，較不施肥和正常施氮高 29.3和13.8 kg/hm2。0—300 cm土層，過量施氮硝態(tài)氮累積量為727.7 kg/hm2，較正常施氮的 327.9 kg/hm2高 399.8 kg/hm2，顯著高于定位試驗(yàn)開始時(shí)0—300 cm土層的硝態(tài)氮累積量197.3 kg/hm2(圖2c)。同時(shí)，由圖2b可知，硝態(tài)氮累積量的峰值出現(xiàn)在100—140 cm與240—300 cm土層中，且隨著施氮量的增加，硝態(tài)氮累積量顯著增加，180 cm以下土層，過量施氮所造成的硝態(tài)氮累積增加更加明顯，較正常施氮增加40 kg/hm2以上。與小麥?zhǔn)斋@期(圖2a)相比，下季冬小麥播前不同土層硝態(tài)氮累積發(fā)生了明顯變化，主要表現(xiàn)在硝態(tài)氮累積峰下移，即殘留在土層剖面中的硝態(tài)氮在夏閑期向下淋溶，冬小麥?zhǔn)斋@期 0—60 cm 土層過量施氮引起的硝態(tài)氮累積量為129.2 kg/hm2，經(jīng)夏閑期在下季播前降為76.5 kg/hm2。可見，過量施氮導(dǎo)致冬小麥?zhǔn)斋@期土壤硝態(tài)氮的大量累積，在夏閑期集中降水的作用下會(huì)發(fā)生淋溶損失。

下季小麥播前土壤氮素供應(yīng)主要取決于夏閑期土壤中氮素礦化，其來源主要有兩個(gè)，一是土壤有機(jī)氮的礦化，另一個(gè)是施入土壤的肥料氮被生物固定后的再礦化。夏季土壤有機(jī)氮礦化可使土壤中礦化氮含量增加，其礦化量可由下季小麥播前和當(dāng)季小麥?zhǔn)斋@時(shí)的 0—300 cm土壤硝態(tài)氮累積量(圖2)差值計(jì)算。由此可知，不施氮處理夏閑期土壤礦化氮素為72.4 kg/hm2，正常施氮為157.0 kg/hm2，說明施用氮肥能夠顯著增加夏閑期土壤氮素礦化與供應(yīng)。而過量施氮處理夏閑期土壤礦化氮卻下降到了130.7 kg/hm2，可見過量施氮會(huì)導(dǎo)致硝態(tài)氮發(fā)生淋溶，土壤礦化形成的氮素部分下移到了300 cm 以下。因未施氮肥，對(duì)照的礦化量可以作為夏閑期土壤有機(jī)氮礦化量的估計(jì)值，施氮處理與對(duì)照礦化量的差值可反映施入土壤的肥料氮被生物固定后的再礦化量。正常施氮處理的肥料氮的再礦化量為84.5 kg/hm2， 過量施氮處理肥料氮的再礦化量為58.3 kg/hm2。

2.2 土壤有機(jī)碳含量

在同一施肥水平上，0—20 cm比20—40 cm土層土壤有機(jī)碳含量高37%(表1)。施氮對(duì)同一土層的有機(jī)碳含量沒有顯著影響，同時(shí)正常施氮和過量施氮處理間也沒有顯著差異，說明在本研究條件下，正?；蜻^量施氮對(duì)土壤有機(jī)碳含量還沒有顯著影響，但與試驗(yàn)開始時(shí)0—20 cm土層土壤有機(jī)碳相比(8.0 g/kg)，經(jīng)過多年的小麥種植，土壤有機(jī)碳含量有了一定的提高，增加幅度平均為17.8%，相當(dāng)于有機(jī)碳每年提高0.17 g/kg。

2.3 土壤有機(jī)氮含量

不同施氮量下，0—20 cm土層土壤有機(jī)氮含量顯著高于20—40 cm(表2)。與不施氮處理相比，正常和過量施氮土壤有機(jī)氮含量平均增加 58%(P<0.001)，而施肥的兩個(gè)處理間差異不顯著。與正常施氮相比，過量施氮不會(huì)顯著增加土壤有機(jī)氮含量。

注(Note): 同列數(shù)據(jù)后不同字母表示處理間差異達(dá)5%顯著水平 Values followed by different letters in a column are significant among treatments at the 5% level.

注(Note): 同列數(shù)據(jù)后不同字母表示處理間差異達(dá)5%顯著水平 Values followed by different letters in a column are significant among treatments at the 5% level.

2.4 土壤微生物量碳含量

不同施氮處理對(duì)土壤微生物量碳的影響不顯著(圖3)，0—20 cm土壤中的微生物量碳顯著高于20—40 cm的土層，平均為250.4和201.1 mg/kg。過量施氮未導(dǎo)致土壤微生物量碳含量的變化，正常施氮(N160)時(shí)，0—20、20—40 cm的微生物量碳含量分別為251.3和200.1 mg/kg，過量施氮(N 320)時(shí)，其含量分別為254.2和211.3 mg/kg。可見，在本研究的環(huán)境條件下，過量施氮對(duì)土壤微生物量碳含量沒有顯著影響。

2.5 土壤微生物量氮含量

不同施氮處理對(duì)土壤微生物量氮含量有顯著影響(圖4)，增施氮肥土壤微生物量氮含量顯著增加。其中0—20 cm土層的土壤微生物量氮含量N0處理為24.2 mg/kg，N160為37.5 mg/kg，N320為43.6 mg/kg。但在 20—40 cm土層，N160和N320處理之間差異不顯著，其含量分別為19.2和16.1 mg/kg。此外，0—20和20—40 cm土層的微生物量氮含量之間也存在極大的差異，對(duì)照、正常施氮、過量施氮 3處理平均值分別為35.1和14.3 mg/kg，說明土壤微生物量氮主要集中在0—20 cm的耕層土壤中。

3 討論

3.1 過量施氮對(duì)土壤供氮能力的影響

硝態(tài)氮是旱地農(nóng)田土壤無機(jī)氮存在的主要形態(tài)，是旱地土壤供氮能力評(píng)價(jià)的重要指標(biāo)之一，其含量的變化及分布是作物吸收、施肥、降水等多種條件影響的綜合表現(xiàn)，其中施氮肥是影響土壤硝態(tài)氮含量即土壤供氮能力主要因素之一。本研究發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過多年的定位試驗(yàn)后，無論是在冬小麥?zhǔn)斋@期還是在下季播種前，與冬小麥生長(zhǎng)密切相關(guān)的0—60 cm土層[15]和本試驗(yàn)觀測(cè)的0—300 cm土層的硝態(tài)氮含量和累積量均隨氮肥用量的增加而顯著增加，其中過量施氮處理(N320)不同土層硝態(tài)氮含量和0—300 cm 硝態(tài)氮累積量較正常施氮處理(N160)平均分別增加了4倍和2倍以上，分別達(dá)29.8 mg/kg和727.7 kg/hm2，同時(shí)比定位試驗(yàn)開始的0—300 cm土層硝態(tài)氮累積量(197.3 kg/hm2)高出2.7倍(圖2)。同樣地，在同一區(qū)域，連續(xù)12年的冬小麥—夏玉米輪作定位試驗(yàn)結(jié)果表明，年施氮量 N 480 kg/hm2(每季作物 240 kg/hm2)處理 0—200 cm土層土壤硝態(tài)氮累積量達(dá) 914.2 kg/hm2，是年施氮量N 240 kg/hm2(每季作物施氮 120 kg/hm2)處理的 6倍[2]，另一監(jiān)測(cè)結(jié)果顯示，年施氮量為 N 352 kg/hm2時(shí) 0—400 cm土壤剖面硝態(tài)氮累積量甚至高達(dá) 1000 kg/hm2以上[3]。由此說明，過量或大量施用氮肥都會(huì)顯著增加土壤剖面中的硝態(tài)氮累積量。施氮后，夏閑期土壤供氮能力增加的原因主要是土壤中礦質(zhì)氮(以硝態(tài)氮為主)的增加，其來源主要是土壤有機(jī)氮的礦化和施入土壤的肥料氮被生物固定后的再礦化。在本研究條件下，2012年小麥播前正常施氮和過量施氮 0—300 cm土層的硝態(tài)氮累積量較收獲期分別增加 157.0 和130.7 kg/hm2，此增加值即為夏閑期土壤氮素礦化量。同時(shí)，施氮也增加了夏閑期肥料氮再礦化量，分別為84.5和58.3 kg/hm2。這說明無論是正常施氮還是過量施氮，一方面直接增加了土壤中礦質(zhì)氮的數(shù)量，另一方面增加了夏閑期土壤氮素礦化量。

黃土屬第四紀(jì)沉積物，具垂直節(jié)理結(jié)構(gòu)，以黃土為母質(zhì)發(fā)育而成的農(nóng)田土壤疏松多孔，硝態(tài)氮極易隨水分淋溶到土壤深層。同時(shí)，黃土高原區(qū)降水主要集中在6_9月份，占全年降水量的 60%以上。夏閑期大量降水進(jìn)一步促進(jìn)了殘留在土壤中的硝態(tài)氮向下淋溶，如在小麥?zhǔn)斋@期硝態(tài)氮含量高的主要集中在0—60 cm與240—300 cm土層，下季小麥播前硝態(tài)氮含量的峰值卻出現(xiàn)在100—140 cm與240—300 cm土層，說明硝態(tài)氮發(fā)生了明顯的淋溶。相應(yīng)地，硝態(tài)氮貯量高峰由收獲期的40—80 cm與240—300 cm下移到下季小麥播前的100—140 cm與240—300 cm土層，而在華北平原大量氮肥施用導(dǎo)致的硝態(tài)氮淋溶深度已達(dá)到400 cm以上[3]。由此可知，過量施氮能增加黃土高原南部旱地下季小麥播前土壤氮素供應(yīng)量，但卻加大了殘留在土壤中硝態(tài)氮的淋溶，增加了氮素環(huán)境污染的風(fēng)險(xiǎn)。

3.2 過量施氮對(duì)土壤供氮能力構(gòu)成要素的影響

土壤有機(jī)氮是土壤氮素的主要存在形式，是土壤礦質(zhì)氮的源和庫(kù)，其不僅在維持土壤氮素平衡方面有重要意義，而且直接決定土壤的潛在供氮能力[16]。土壤有機(jī)碳是土壤供氮的重要物質(zhì)基礎(chǔ)，土壤有機(jī)氮通過微生物礦化作用釋放出礦質(zhì)氮供作物吸收利用的過程中，必須以有機(jī)碳作為能源物質(zhì)，即土壤有機(jī)碳對(duì)土壤供氮能力的調(diào)控有重要意義[17]。因此，土壤有機(jī)碳和有機(jī)氮是影響土壤供氮能力的重要要素，其含量直接決定了土壤供氮能力的高低。

現(xiàn)有研究表明，施用氮肥是影響土壤有機(jī)氮[6]、有機(jī)碳[18]含量的主要因素之一。與對(duì)照相比，施氮顯著增加了黃土高原南部旱地0—20、20—40 cm土層土壤的有機(jī)氮含量(表2)，增加幅度高達(dá)58%，說明施氮可增加土壤氮素潛在供應(yīng)源，但過量施氮與正常施氮之間差異不顯著。施用氮肥對(duì)土壤有機(jī)碳的影響不一，在黃土高原南部旱地，多年施氮土壤有機(jī)碳含量沒有顯著增加或減少(表1)，其中正常施氮較不施肥對(duì)照略有升高，而過量施氮處理略有降低，但與定位試驗(yàn)開始時(shí)相比，都有較大幅度的提高，提高比例為18%。同樣在黃土高原旱地，另一個(gè)多年氮肥定位試驗(yàn)結(jié)果表明，不同施氮水平條件下土壤有機(jī)碳含量隨年限呈緩慢升高趨勢(shì)，23年后不同氮肥處理(N 90、180 kg/hm2)分別較對(duì)照處理提高了10.5%和13.1%(P<0.05)，而不施肥處理土壤有機(jī)碳含量基本沒有發(fā)生變化[6]。在華北地區(qū)，長(zhǎng)期施用氮肥(N 300 kg/hm2)卻提高了玉米—冬小麥輪作土壤的有機(jī)碳含量[19]。但在國(guó)外，多點(diǎn)試驗(yàn)結(jié)果表明，長(zhǎng)期施氮降低了土壤有機(jī)碳含量(平均降低2.67 g/kg，n=21)[5]。由此說明，在不同的環(huán)境條件下，施用氮肥會(huì)影響到土壤有機(jī)碳、氮的含量和庫(kù)存，進(jìn)而影響土壤氮素供應(yīng)。

3.3 過量施氮對(duì)土壤供氮與供氮構(gòu)成要素關(guān)系的影響

土壤微生物量氮是指土壤中存在于微生物體內(nèi)的氮素，是土壤有機(jī)氮中最活躍的組分，是土壤有機(jī)-無機(jī)態(tài)氮轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵環(huán)節(jié)之一。土壤微生物量氮的礦化率較高，在土壤中會(huì)很快發(fā)生礦化作用而釋放出有效態(tài)氮，是土壤易礦化氮的主要來源[20]，其含量的高低直接影響土壤有機(jī)氮的礦化和供氮能力。本研究表明，在黃土高原南部旱地多年不施氮肥的條件下， 0—20 cm土層微生物量氮含量?jī)H有24 mg/kg(圖4)，當(dāng)?shù)视昧吭黾拥?N160、320 kg/hm2時(shí)，其含量分別增加到37、43 mg/kg，顯著高于不施肥處理，也就是說施用氮肥顯著提高了土壤微生物量氮含量。但過量施氮與正常施氮處理的土壤微生物量氮含量無顯著差異，僅有增加趨勢(shì)(由37 mg/kg 增加到43 mg/kg)，這與龐欣等[9]、王繼紅等[21]的研究結(jié)果不一致。龐欣等[9]發(fā)現(xiàn)，正常施氮處理的土壤微生物量氮含量高于過量施氮處理，而王繼紅等[21]的研究表明，過量施用氮肥降低了東北黑土玉米成熟期土壤微生物量氮含量，由施氮N 157 kg/hm2的126 mg/kg降至施氮N 225 kg/hm2的88 mg/kg，這可能與研究條件有關(guān)，本研究是在黃土高原南部旱地上進(jìn)行的田間試驗(yàn)，土壤有機(jī)碳含量較低(8.0 g/kg)，而王繼紅等[21]的研究是在東北黑土上進(jìn)行的，土壤有機(jī)碳含量較高(12.9 g/kg)，龐欣等[9]的研究是華北平原土壤盆栽試驗(yàn)結(jié)果，正常和過量施氮水平分別為0.15和 0.45 g/kg，可能過高的氮素會(huì)影響土壤微生物的活動(dòng)。由此可知，施氮能夠提高土壤微生物量氮含量，增加土壤氮素的供應(yīng)，但是過多施用氮肥可能也會(huì)抑制土壤微生物量氮。

土壤微生物量碳的高低直接反映了土壤碳、氮等元素的循環(huán)過程， 土壤有機(jī)質(zhì)礦化過程的強(qiáng)弱和土壤供肥能力的大小，因而土壤微生物量碳的多少及其變化能夠作為分析土壤供氮能力的重要依據(jù)[22]。土壤微生物量碳與有機(jī)碳含量間呈顯著正相關(guān)關(guān)系，土壤微生物量碳一般是土壤有機(jī)碳的1%_4%[23-25]。施用氮肥對(duì)土壤微生物量碳的作用表現(xiàn)不一，我國(guó)東北黑土定位試驗(yàn)表明，長(zhǎng)期施用氮肥可顯著增加土壤微生物量碳含量，由0.84 g/kg(對(duì)照)增加到1.73 g/kg (施氮N 120 kg/hm2)[7]； 在西北連續(xù)17年的施氮增加了玉米—小麥輪作土壤微生物量碳含量，增加幅度為25%以上[8]。但同時(shí)過量的氮肥施用也會(huì)降低微生物量碳含量，我國(guó)東北黑土玉米試驗(yàn)表明單施氮 225 kg/hm2時(shí)土壤微生物量碳含量較未施肥對(duì)照降低了58%(0.31 g/kg降至0.13 g/kg)[21]。而在黃土高原南部旱地條件下，多年的氮肥施用并未顯著增加或降低土壤微生物量碳含量(圖3)，與其他地方的研究結(jié)果不相同，其原因有待進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

過量施氮可顯著增加旱地下季小麥播前 0—300 cm各土層硝態(tài)氮含量，平均由對(duì)照的2.8 mg/kg 增加到15.5 mg/kg，較正常施氮高出8.1 mg/kg。同時(shí)，0—60 cm 和0—300 cm土層的硝態(tài)氮累積量平均增加6倍以上，分別由對(duì)照的47.2 kg/hm2和108.9 kg/hm2增加到76.5 kg/hm2和 727.7 kg/hm2，較正常施氮高出22%和122%。過量施氮也增加了旱地土壤夏閑期土壤氮素礦化量，由對(duì)照的 72.4 kg/hm2增加到130.7 kg/hm2。與正常施氮相比，過量施氮未顯著增加旱地土壤有機(jī)氮、有機(jī)碳和微生物量碳含量，而顯著提高了土壤微生物量氮含量，且不同氮水平之間差異顯著。由此可見，過量施氮雖然可以增加小麥播前土壤氮素供應(yīng)量，但對(duì)土壤氮素供應(yīng)構(gòu)成要素—土壤有機(jī)碳、氮和微生物量碳沒有顯著影響，且增加了土壤硝態(tài)氮淋溶風(fēng)險(xiǎn)，故在有機(jī)質(zhì)含量低的黃土高原南部旱地冬小麥種植中不宜過量施用氮肥，以減少土壤氮素殘留和農(nóng)業(yè)投入，達(dá)到保護(hù)環(huán)境和培肥土壤的目的。

[1] 同延安, Emteryd V, 張樹蘭, 等. 陜西省氮肥過量施用現(xiàn)狀評(píng)價(jià)[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 2004, 37(8): 1239-1244. Tong Y A, Emteryd V, Zhang S Letal. Evalution of over-application of nitrogen fertilizer in China’s Shaanxi Province[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2004, 37(8): 1239-1244.

[2] 張宏, 周建斌, 王春陽, 等. 不同栽培模式及施氮對(duì)玉米—小麥輪作體系土壤肥力及硝態(tài)氮累積的影響[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2010, 18(4): 693-697. Zhang H, Zhou J B, Wang C Yetal. Effect of cultivation pattern and nitrogen application rate on soil fertility and nitrate accumulation under maize-wheat rotation system[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2010, 18(4): 693-697.

[4] Vanotti M B, Bundy L G, Peterson A E. Nitrogen fertilizer and legume-cereal rotation effects on soil productivity and organic matter dynamics in Wisconsin[M]. Boca Raton, FL: CRC Press, 1997. 105-119.

[5] Khan S, Mulvaney R, Ellsworth Tetal. The myth of nitrogen fertilization for soil carbon sequestration[J]. Journal of Environmental Quality, 2007, 36(6): 1821-1832.

[6] 郭勝利, 高會(huì)議, 黨廷輝. 施氮水平對(duì)黃土旱塬區(qū)小麥產(chǎn)量和土壤有機(jī)碳, 氮的影響[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2009, 15(4): 808-814. Guo S L, Gao H Y, Dang T H. Effect of nitrogen application rates on grain yield, soil organic carbon and nitrogen under a rainfed cropping system in the loess tablelands of China[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2009, 15(4): 808-814.

[7] 王晶, 解宏圖, 張旭東, 等. 施肥對(duì)黑土土壤微生物生物量碳的作用研究[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2004, 12(2): 118-120. Wang J, Xie H T, Zhang X Detal. Effect of fertilization on soil microbial biomass carbon in black soil[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2004, 12(2): 118-120.

[8] Liang B, Yang X, He Xetal. Effects of 17-year fertilization on soil microbial biomass C and N and soluble organic C and N in loessial soil during maize growth[J]. Biology and Fertility of Soils, 2011, 47(2): 121-128.

[9] 龐欣, 張福鎖, 王敬國(guó). 不同供氮水平對(duì)根際微生物量氮及微生物活度的影響[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2000, 6(4): 476-480. Pang X, Zhang F S, Wang J G. Effect of different nitrogen levels on SMB-N and microbial activity[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2000, 6(4): 476-480.

[10] 鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析(第三版)[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2005. Bao S D. Soil and agricultural chemisitry analysis(Third Edtion)[M]. Beijing: China Agriculture Press, 2005.

[11] Brookes P, Kragt J, Powlson Detal. Chloroform fumigation and the release of soil nitrogen: the effects of fumigation time and temperature[J]. Soil Biology & Biochemistry, 1985, 17(6): 831-835.

[12] Vance E, Brookes P, Jenkinson D. An extraction method for measuring soil microbial biomass C[J]. Soil Biology & Biochemistry, 1987, 19(6): 703-707.

[13] 楊絨, 趙滿興, 周建斌. 過硫酸鉀氧化法測(cè)定溶液中全氮含量的影響條件研究[J]. 西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào) (自然科學(xué)版), 2005, 33(12): 107-111. Yang R, Zhao M X, Zhou J B. Effects of different conditions on the determination of total nitrogen in solution by persulfate oxidation method[J]. Journal of Northwest Science-Technology University of Agriculture and Forest (Natural Science Edition), 2005, 33(12): 107-111.

[14] 周建斌, 李生秀. 堿性過硫酸鉀氧化去測(cè)定溶液中全氮含量氧化劑的選擇[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 1998, 4(3): 299-304. Zhou J B, Li S X. Choosing of a proper oxidizer for alkaline persulfate oxidation to determining total nitrogen in solution[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 1998, 4(3): 299-304.

[16] 李世清, 李生秀, 邵明安, 等. 半干旱農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)長(zhǎng)期施肥對(duì)土壤有機(jī)氮組分和微生物體氮的影響[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 2004, 37(6): 859-864. Li S Q, Li S X, Shao M Aetal. Effects of long-term application of fertilizers on soil organic nitrogen components and microbial biomass nitrogen in semiarid farmland ecological system[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2004, 37(6): 859-864.

[17] Stevenson F J. Organic forms of soil nitrogen[M]. Madison: American Society of Agronomy. 1982. 101-104.

[18] 黃耀, 劉世梁, 沈其榮, 等. 環(huán)境因子對(duì)農(nóng)業(yè)土壤有機(jī)碳分解的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2002, 13(6): 709-714. Huang Y, Liu S L, Shen Q Retal. Influence of environmental factors on the decomposition of organic carbon in agricultural soils[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2002, 13(6): 709-714.

[19] 孟磊, 丁維新, 蔡祖聰, 等. 長(zhǎng)期定量施肥對(duì)土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量和土壤呼吸影響[J]. 地球科學(xué)進(jìn)展, 2005, 20(6): 687-692. Meng L, Ding W X, Cai Z Cetal. Storage of soil organic C and soil respiration as affected by long-term quantitative fertilization[J]. Advances in Earth Science, 2005, 20(6): 687-692.

[20] Myrold D D. Relationship between microbial biomass nitrogen and a nitrogen availability index[J]. Soil Science Society of America Journal, 1987, 51(4): 1047-1049.

[21] 王繼紅, 劉景雙, 于君寶, 等. 氮磷肥對(duì)黑土玉米農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)土壤微生物量碳、氮的影響[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2004, 18(1): 35-38. Wang J H, Liu J S, Yu J Betal. Effects of fertilizing N and P on soil microbial biomass carbon and nitrogen of black soil corn agro-ecosystem[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2004, 18(1): 35-38.

[22] 薛菁芳, 高艷梅, 汪景寬, 等. 土壤微生物量碳氮作為土壤肥力指標(biāo)的探討[J]. 土壤通報(bào), 2007, 38(2): 247-250. Xue J F, Gao Y M, Wang J Ketal. Microbial biomass carbon and nitrogen as an indicator for evaluation of soil fertility[J]. Chinene Joural of Soil Science, 2007, 38(2): 247-250.

[23] Jenkinson D, Parry L. The nitrogen cycle in the Broadbalk wheat experiment: a model for the turnover of nitrogen through the soil microbial biomass[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1989, 21(4): 535-541.

[24] 何振立. 土壤微生物量及其在養(yǎng)分循環(huán)和環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)中的意義[J]. 土壤, 1997, 29(2): 61-69. He Z L. Soil microbial biomass and its significance in the nutrient cycling and the environmental quality evaluation[J]. Soils, 1997, 29(2): 61-69.

[25] Campbell C, Biederbeck V, Wen Getal. Seasonal trends in selected soil biochemical attributes: Effects of crop rotation in the semiarid prairie[J]. Canadian Journal of Soil Science, 1999, 79(1): 73-84.

Effects of excessive nitrogen fertilization on soil organic carbon and nitrogen and nitrogen supply capacity in dryland

LIU Jin-shan1, DAI Jian1, LIU Yang1, GUO Xiong1, WANG Zhao-hui1,2*

(1KeyLaboratoryofPlantNutritionandAgro-environmentinNorthwestChina,MinistryofAgriculture/CollegeofNaturalResourcesandEnvironment,NorthwestA&FUniversity,Yangling,Shaanxi712100,China; 2StateKeyLaboratoryofCropStressBiologyinAridAreas/NorthwestA&FUniversity,Yangling,Shaanxi712100,China)

【Objectives】 Excessive nitrogen (N) fertilization affects fractions and quantities of soil organic carbon (C) and nitrogen(N) and therefore influences soil nitrogen supply capacity. However, there were few studies on effects of long term excessive nitrogen fertilization on soil organic C and N in dryland of southern Loess Plateau. Therefore, a long-term experiment was carried out to determine changes of nitrate N, organic C and N, and microbial biomass C and N under different N treatments and to study effects of excessive N fertilization on soil carbon and nitrogen and soil nitrogen supply capacity. 【Methods】 A long-term experiment was established in fall of 2004 with five N levels, 0, 80, 160, 240 and 320 kg/ha. The plot size was 40 m2and all treatments were arranged in a completely randomized block design with four replications, and winter wheat (TriticumaestivumL.) cultivar, Xiaoyan 22, was grown. The N levels of 0, 160 and 320 kg/ha were chosen as control (N0, with no N fertilization), normal N (N160) and excessive N (N320) treatments in this study. Soil samples were randomly collected from four sites at two depths (0-20 and 20-40 cm) using a 2.5-cm diameter auger in each plot on June 15, 2012 (at wheat harvest) and October 1 (at next winter wheat sowing) and then prepared for analysis. 【Results】 The excessive N fertilization treatment significantly increases soil nitrate N contents in 0-300 cm soil layers before the next winter wheat sown, i.e. from an average of 2.8 mg/kg (control) to 15.5 mg/kg which is higher than the normal N treatment by 8.1 mg/kg. Meanwhile, the nitrate N accumulation amounts in 0-60 cm and 0-300 cm soil layers are increased from 47.2 and 108.9 kg/ha of the control treatment to 76.5 and 727.7 kg/ha of the excessive N treatment, respectively, which are higher than the normal N treatment by 22% and 122%. During the summer fallow season, the excessive N fertilizer use also increases soil N mineralization, i.e. from 72.4 kg/ha of the control treatment to 130.7 kg/ha of the excessive N treatment. The excessive N treatment does not significantly increase soil organic C, but it does significantly increase organic N, and soil organic nitrogen C and N contents in the excessive N treatment are 9.24, 5.39 g/kg and 1.05, 0.71 g/kg (with increases by 52.2% and 54.3% than control, respectively) in 0-20 and 20-40 cm soil layers, respectively. In addition, the excessive N fertilization does not significantly affect the microbial biomass C in 0-20, 20-40 cm soil layer (with the average value of 253 and 205 mg/kg, respectively), and significantly increases the soil microbial biomass N, i.e. from 24.1 and 7.5 mg/kg in the control treatment to 43.6 and 16.1 mg/kg in the excessive N treatment. 【Conclusions】The excessive N fertilizer application significantly increases the nitrate N accumulation and mineralization in 0-300 cm soil profile, the quantities of soil N supply at the next winter wheat sowing and the soil microbial biomass N. However, the excessive N fertilization does not significantly affect soil total organic C and microbial biomass C, and increases the risk of nitrate N leaching in soil. Therefore, in order to reduce nitrate N leaching, input costs and the risk of environment pollution, high rate of N fertilizer is not suggested to apply to the dryland in southern Loess Plateau where the soil is low in organic matter concentration.

dryland; excessive nitrogen fertilizer use; soil organic nitrogen and carbon; soil microbial biomass nitrogen; soil nitrogen supply capacity

2013-11-20 接受日期： 2014-08-01

高等學(xué)校博士學(xué)科點(diǎn)專項(xiàng)科研基金新教師類資助課題(20120204120012)；國(guó)家現(xiàn)代農(nóng)業(yè)產(chǎn)業(yè)技術(shù)體系建設(shè)專項(xiàng)(CARS-3-1-31)；國(guó)家公益性行業(yè)(農(nóng)業(yè))科研專項(xiàng)經(jīng)費(fèi) (201303104)；中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)費(fèi)專項(xiàng)資金(QN2012040)；西北農(nóng)林科技大學(xué)博士科研啟動(dòng)基金資助。

劉金山(1981—)，男，湖北丹江口市人，博士，講師，主要從事旱地小麥營(yíng)養(yǎng)與施肥方面的研究。E-mail: jsliu@nwsuaf.edu.cn * 通信作者 Tel： 029-87082234,E-mail: w-zhaohui@263.net

S153.6+1；S154.1

A

1008-505X(2015)01-0112-09