郎 漫，李 平*，李 淼，魏 瑋，李凱凱

(1.南京信息工程大學(xué)/江蘇省農(nóng)業(yè)氣象重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210044；2.南京信息工程大學(xué)應(yīng)用氣象學(xué)院，江蘇 南京 210044)

作為作物生長(zhǎng)的必需營(yíng)養(yǎng)元素，氮素主要經(jīng)2個(gè)途徑提供給作物吸收利用：一是來源于土壤固有的氮，二是通過外源氮肥的施用。研究指出，即使向土壤中施入大量的氮肥，作物生長(zhǎng)發(fā)育所需要的氮仍有50%來自土壤[1]，而在東北黑土區(qū)，這一比例甚至超過70%[2]。95%的土壤氮素以有機(jī)氮的形態(tài)存在，土壤有機(jī)態(tài)氮需經(jīng)礦化轉(zhuǎn)變?yōu)闊o機(jī)氮后才可以被植物吸收利用。有機(jī)氮礦化速率決定了土壤氮素的可利用性，而氮素的可利用性對(duì)土壤氮的利用效率和生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力具有重要影響[1]。土壤硝化作用減少了氨的揮發(fā)損失，但產(chǎn)生的硝態(tài)氮易淋溶進(jìn)入地下水。此外，硝態(tài)氮還可以經(jīng)反硝化作用產(chǎn)生氧化亞氮而損失掉，這一過程對(duì)氮素利用效率及其環(huán)境效應(yīng)有重要影響[1]。因此，研究施肥后土壤中氮素的礦化和硝化作用對(duì)于合理施用氮肥具有重要意義。

東北黑土區(qū)是世界三大片黑土之一，因其有機(jī)質(zhì)含量高、土地肥沃，一直以來是我國重要的商品糧基地。但是，近幾十年來由于過度墾殖等原因，東北黑土質(zhì)量逐年退化[3]。為了保持并提高土壤生產(chǎn)力，人們開始注重肥料的開發(fā)和施用，化肥和有機(jī)肥的施用量逐年增加[4]。關(guān)于施用化肥和有機(jī)肥對(duì)黑土氮素礦化作用和硝化作用的研究已有很多報(bào)道，但大多是基于好氣狀態(tài)下的研究[5-8]。黑土地形多為波狀起伏的漫崗丘陵和臺(tái)地低丘，土壤母質(zhì)以粗粉砂和粘粒為主，具有黃土特性。長(zhǎng)期以來，過度墾殖及順坡耕種等不合理利用方式加重了雨季黑土出現(xiàn)局部澇害的可能性。尤其是在漫川漫崗耕地的坡下沉積帶，由于地下水位低、排水不暢，當(dāng)出現(xiàn)連續(xù)降雨時(shí)，土壤會(huì)較長(zhǎng)時(shí)間處于浸泡或水分飽和狀態(tài)[9-10]。唐國勇等[11]研究指出，淹水條件下土壤原有有機(jī)碳和外源添加有機(jī)物料碳礦化量顯著高于好氣條件，且碳礦化與氮礦化和硝化作用密切相關(guān)。但目前有關(guān)淺層淹水條件下黑土氮素轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究卻鮮有報(bào)道。因此，開展淺層淹水條件下不同施肥處理對(duì)土壤氮素礦化作用和硝化作用的影響研究對(duì)于低洼地帶的黑土氮素管理具有重要意義。

本研究以東北長(zhǎng)期耕作黑土為對(duì)象，采用室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，研究淺層淹水條件下單施氮肥、氮肥配施豬糞和氮肥配施秸稈等不同施肥方式對(duì)黑土中無機(jī)氮的動(dòng)態(tài)變化、硝化作用和礦化作用的影響。研究結(jié)果可為黑土耕作過程中肥料的合理施用提供指導(dǎo)意見，并可為合理調(diào)控黑土氮素循環(huán)，評(píng)價(jià)其環(huán)境效應(yīng)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

土樣采自黑龍江省哈爾濱市阿城區(qū)蜚克圖鎮(zhèn)光明村，采用S形多點(diǎn)采樣法采集0～20 cm表層土樣，將土壤均勻混合，自然風(fēng)干、磨碎后過2 mm篩備用。土壤基本理化性質(zhì)見表1。

表1 供試土壤的基本理化性質(zhì)[12]

供試豬糞采自當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶，供試玉米秸稈為采樣地點(diǎn)成熟收割后新鮮秸稈的地上部分。將豬糞和秸稈風(fēng)干后磨細(xì)過1 mm篩，并于80℃烘干備用。豬糞pH值為7.58，有機(jī)碳含量為30.6%，全氮含量為2.32%，C/N為13.2；秸稈pH值為6.87，有機(jī)碳含量為56.9%，全氮含量為1.12%，C/N為50.8。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.3 分析方法

土壤pH值用水浸提測(cè)定(水土比2.5∶1)；采用碳氮元素分析儀測(cè)定土壤、豬糞和秸稈的有機(jī)碳和全氮含量；采用激光粒度分析儀測(cè)定土壤質(zhì)地；參照文獻(xiàn)[13]的方法測(cè)定土壤水溶性有機(jī)碳和水溶性有機(jī)氮的含量；土壤最大持水量的測(cè)定參照文獻(xiàn)[14]中的方法；土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量采用MgO-定氮合金蒸餾法測(cè)定。

1.4 結(jié)果計(jì)算與統(tǒng)計(jì)分析

凈氮礦化量根據(jù)下列公式進(jìn)行計(jì)算[12]：

(1)

凈硝化速率根據(jù)下列公式計(jì)算[12]：

(2)

利用Excel 2003軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)計(jì)算與制圖，利用SPSS 13.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)顯著性檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤銨態(tài)氮含量的動(dòng)態(tài)變化

不同施肥處理顯著影響了土壤銨態(tài)氮含量(圖1)。受施入豬糞帶入的銨態(tài)氮及豬糞礦化釋放銨態(tài)氮的影響，經(jīng)7 d預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，正式培養(yǎng)開始后0 d氮肥配施豬糞處理的銨態(tài)氮含量最高，達(dá)到N 221.8 mg/kg，分別是單施氮肥處理(N 136.0 mg/kg)和CK處理(N 24.16 mg/kg)的1.63和9.18倍。由圖1可知，各處理銨態(tài)氮含量隨培養(yǎng)的進(jìn)行逐漸下降，其中CK處理和單施氮肥處理在0～7 d內(nèi)緩慢下降，7 d后迅速下降。氮肥配施秸稈處理銨態(tài)氮含量在最初3 d內(nèi)下降速率最快，之后緩慢下降。氮肥配施豬糞處理銨態(tài)氮含量在培養(yǎng)的7～21 d內(nèi)下降速率最快，其余時(shí)間內(nèi)均緩慢下降。與CK處理相比，單施氮肥處理顯著提高了培養(yǎng)期間的銨態(tài)氮含量(P<0.01)，但培養(yǎng)結(jié)束時(shí)兩者沒有顯著差異。相對(duì)于單施氮肥處理，氮肥配施豬糞處理顯著提高了0～14 d內(nèi)的銨態(tài)氮含量(P<0.01)，但培養(yǎng)21 d后兩者沒有顯著差異。而氮肥配施秸稈處理銨態(tài)氮含量在培養(yǎng)期間顯著低于單施氮肥處理(P<0.01)，但仍然高于CK處理。至培養(yǎng)結(jié)束，各處理的銨態(tài)氮含量均沒有顯著差異。

圖1 不同施肥處理土壤銨態(tài)氮含量的動(dòng)態(tài)變化

2.2 土壤硝態(tài)氮含量的動(dòng)態(tài)變化

與土壤銨態(tài)氮含量的變化相似，不同施肥處理也顯著影響了土壤硝態(tài)氮含量(圖2)。在培養(yǎng)開始后一周內(nèi)各處理硝態(tài)氮含量均沒有顯著變化，其后則呈現(xiàn)不斷增加的趨勢(shì)。單施氮肥處理的硝態(tài)氮含量增加速度最快，其次為不施氮肥的CK處理，氮肥配施秸稈處理的增加速度最慢。與CK處理相比，單施氮肥處理的硝態(tài)氮含量在0～7 d內(nèi)沒有顯著差異，但培養(yǎng)7 d后硝態(tài)氮含量顯著增加(P<0.01)，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)單施氮肥處理硝態(tài)氮含量(N)為220.1 mg/kg，為CK處理(126.1 mg/kg)的1.75倍。與CK處理和單施氮肥處理相比，氮肥配施豬糞和氮肥配施秸稈處理的硝態(tài)氮含量顯著降低(P<0.01)，整個(gè)培養(yǎng)期間在數(shù)值上都相差一個(gè)數(shù)量級(jí)，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)氮肥配施豬糞和氮肥配施秸稈處理的硝態(tài)氮含量分別為14.5和10.8 mg/kg，比CK處理分別降低了88.5%和91.8%，分別比單施氮肥處理降低了93.4%和95.1%。在培養(yǎng)的前28 d，氮肥配施豬糞和氮肥配施秸稈處理的硝態(tài)氮含量均沒有顯著差異，但培養(yǎng)結(jié)束后氮肥配施豬糞處理的硝態(tài)氮含量顯著高于氮肥配施秸稈處理(P<0.01)。

圖2 不同施肥處理土壤硝態(tài)氮含量的動(dòng)態(tài)變化

2.3 不同施肥處理對(duì)土壤礦化作用的影響

不同施肥處理顯著影響了土壤氮素礦化過程(圖3)。CK處理和單施氮肥處理的凈氮礦化量隨培養(yǎng)的進(jìn)行逐漸增加，CK處理的凈氮礦化量在整個(gè)培養(yǎng)期間都為正值，而單施氮肥處理的凈氮礦化量在培養(yǎng)的最初1周內(nèi)為負(fù)值，約10 d后為正值且與CK處理相近。培養(yǎng)期間CK處理和單施氮肥處理的平均凈氮礦化速率沒有顯著差異。氮肥配施豬糞和氮肥配施秸稈處理的凈氮礦化量隨培養(yǎng)的進(jìn)行逐漸下降，在整個(gè)培養(yǎng)期間都為負(fù)值且顯著低于單施氮肥處理(P<0.01)，說明添加豬糞和秸稈促進(jìn)了土壤無機(jī)氮的固定。培養(yǎng)前2周氮肥配施秸稈處理的凈氮固定量大于氮肥配施豬糞處理，2周后氮肥配施豬糞處理的凈氮固定量顯著大于氮肥配施秸稈處理。至培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，氮肥配施豬糞處理的凈氮礦化量和凈氮礦化速率分別為N-197 mg/kg和N-5.61 mg/(kg·d)，顯著低于氮肥配施秸稈處理的N-110 mg/kg和N-3.15 mg/(kg·d)(P<0.01)。

2.4 不同施肥處理對(duì)土壤硝化作用的影響

各處理土壤平均凈硝化速率見圖4。與不施氮肥的CK處理相比，培養(yǎng)35 d后單施氮肥處理的平均凈硝化速率[N 4.50 mg/(kg·d)]是CK處理[N 1.85 mg/(kg·d)]的2.43倍，說明施用氮肥顯著促進(jìn)了土壤的硝化作用。與單施氮肥處理相比，氮肥配施豬糞和氮肥配施秸稈處理顯著抑制了硝化作用的進(jìn)行，培養(yǎng)35 d后氮肥配施豬糞和氮肥配施秸稈處理的平均凈硝化速率分別為N 0.29和0.18 mg/(kg·d)，與單施氮肥處理相比分別降低了93.5%和96.0%，與CK處理相比分別降低了84.3%和90.3%。

圖3 不同施肥處理土壤凈氮礦化量的動(dòng)態(tài)變化和平均凈氮礦化速率

圖4 不同施肥處理土壤平均凈硝化速率

2.5 不同施肥處理土壤pH和有機(jī)碳含量

培養(yǎng)期間各處理土壤pH和有機(jī)碳含量的動(dòng)態(tài)變化如圖5所示。淺層淹水條件下各處理土壤的pH值都隨著培養(yǎng)的進(jìn)行呈逐漸上升的趨勢(shì)。與CK處理相比，單施氮肥對(duì)土壤pH值沒有顯著影響，但氮肥配施豬糞處理和氮肥配施秸稈處理的pH值顯著高于CK處理和單施氮肥處理，尤以氮肥配施豬糞處理的土壤pH值最高。在培養(yǎng)的前2周氮肥配施豬糞處理和氮肥配施秸稈處理的pH值沒有顯著差異，2周后則顯著高于氮肥配施秸稈處理(P<0.05)。整個(gè)培養(yǎng)期間各處理土壤有機(jī)碳含量均保持一個(gè)平穩(wěn)狀態(tài)，但氮肥配施豬糞處理和氮肥配施秸稈處理的有機(jī)碳含量顯著高于CK處理和單施氮肥處理(P<0.05)，氮肥配施秸稈處理的有機(jī)碳含量最高。

圖5 不同施肥處理土壤pH和有機(jī)碳含量的動(dòng)態(tài)變化

3 討論

土壤中的礦化作用和硝化作用與土壤水分含量密切相關(guān)。研究表明，氮礦化速率和硝化速率隨土壤水分的增加而增加，當(dāng)土壤水分增加到一定值時(shí)，礦化速率和硝化速率迅速降低；水分含量為田間持水量時(shí)礦化速率最大，水分含量為田間持水量的60%時(shí)硝化作用最為旺盛[15-16]。本研究中整個(gè)培養(yǎng)期間不施肥對(duì)照處理和添加氮肥處理的礦化速率和硝化速率與之前好氣條件下的研究結(jié)果[12]沒有顯著差別。這可能是因?yàn)樽匀粭l件下旱地耕層土壤富含較多的好氣性微生物，雖然培養(yǎng)期間土壤水分含量保持在110%WHC，屬淺層淹水狀態(tài)，但培養(yǎng)瓶中土層厚度僅2 cm左右，水層厚度僅約2～3 mm，溶解在水層中的氧氣可以滲入到土壤中，滿足了硝化微生物和參與礦化過程的微生物生長(zhǎng)對(duì)氧氣的需求。有研究報(bào)道[17-18]，土壤淺層覆水(2～3 mm)可使表層土體(5～8 mm)和接近培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)壁的土體(5 mm)處于好氣狀態(tài)，因此礦化作用和硝化作用仍能快速發(fā)生。

土壤有機(jī)氮的礦化作用主要是由異養(yǎng)微生物參與的生物過程，向土壤中加入有機(jī)物料和氮肥后會(huì)改變土壤的碳氮比，進(jìn)而影響土壤中有機(jī)氮礦化和固定過程的相對(duì)強(qiáng)弱程度和無機(jī)氮的動(dòng)態(tài)變化過程[19]。本研究中單施氮肥處理的凈氮礦化量在培養(yǎng)開始后的1周內(nèi)為負(fù)值，顯著低于對(duì)照處理，說明無機(jī)氮肥的加入顯著抑制了土壤有機(jī)氮的礦化作用。Sierra[20]的研究表明，土壤無機(jī)氮含量與土壤有機(jī)氮礦化量呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，表明土壤中存在一個(gè)控制有機(jī)氮礦化的反饋機(jī)制：較高的礦質(zhì)氮初始值會(huì)抑制土壤有機(jī)氮的礦化，而且這一機(jī)制與微域土壤環(huán)境中的“礦化-固化”過程密切相關(guān)。

不同組成和性質(zhì)的有機(jī)物料對(duì)土壤微生物活動(dòng)的影響不同，因而對(duì)土壤氮素固定-礦化的作用也有所不同。一般認(rèn)為，土壤中加入的有機(jī)物料C/N大于25時(shí)，固定占優(yōu)勢(shì)，凈礦質(zhì)氮變化量為負(fù)值；C/N小于25時(shí)，礦化占優(yōu)勢(shì)，凈礦質(zhì)氮變化量為正值[21]。本研究使用的玉米秸稈C/N(50.8)大于25，氮肥配施秸稈處理的凈氮礦化量在整個(gè)培養(yǎng)期間都是負(fù)值，說明秸稈的加入促進(jìn)了土壤無機(jī)氮的生物固定。從圖5可以看出，氮肥配施秸稈處理的土壤有機(jī)碳含量顯著高于對(duì)照處理和單施氮肥處理，這種在能源供應(yīng)上的巨大擾動(dòng)，顯著刺激了土壤異養(yǎng)微生物的生長(zhǎng)和繁殖，因此需要同化更多的無機(jī)氮來構(gòu)成自身的碳氮比組成[22]。本研究中添加的豬糞C/N(13.2)較低，但是氮肥配施豬糞處理的凈氮礦化量在整個(gè)培養(yǎng)期間都為負(fù)值且隨著培養(yǎng)時(shí)間的進(jìn)行逐漸降低。與對(duì)照處理和單施氮肥處理相比，氮肥配施豬糞處理的土壤有機(jī)碳含量顯著提高(圖5)，說明淺層淹水條件下向土壤中添加豬糞促進(jìn)了有機(jī)碳的積累，進(jìn)而導(dǎo)致了無機(jī)氮的生物固定。此外，參與氮素固定過程的微生物只能利用小分子結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單的有效碳，復(fù)雜的土壤有機(jī)碳需要分解礦化后才可以被微生物利用[23]。唐國勇等[11]研究發(fā)現(xiàn)，在30%～105%WHC的水分條件下，土壤原有有機(jī)碳和添加有機(jī)物料的有機(jī)碳礦化量隨著水分含量的提高而增加，淹水條件下有機(jī)物料碳的礦化量最大，為好氣處理的1.12～3.01倍。因此，本研究中淺層淹水條件下添加豬糞可能促進(jìn)了土壤本底有機(jī)碳和豬糞本身有機(jī)碳的礦化分解，產(chǎn)生大量易分解小分子有效碳，為微生物提供了充足的可以直接利用的碳源，進(jìn)而促進(jìn)了氮素的大量固定。本研究結(jié)果還表明，雖然氮肥配施豬糞處理的土壤有機(jī)碳含量在整個(gè)培養(yǎng)期間都低于氮肥配施秸稈處理(圖5)，但是氮肥配施豬糞處理的凈氮固定量只在培養(yǎng)的前2周顯著低于氮肥配施秸稈處理，2周后則顯著高于氮肥配施秸稈處理(圖3)，這可能與兩個(gè)處理土壤pH和有機(jī)碳含量的差異有關(guān)。淹水條件下有機(jī)物料分解產(chǎn)生的還原性物質(zhì)使得土壤中鐵、錳化合物被還原，在此過程中消耗了溶液中的氫離子，導(dǎo)致土壤pH值升高[24]。微生物喜歡在中至堿性的環(huán)境下生長(zhǎng)，但是土壤微生物對(duì)氮素的固定取決于多種因素[25-26]。整個(gè)培養(yǎng)過程中氮肥配施豬糞處理的pH值都高于氮肥配施秸稈處理，在培養(yǎng)的前2周兩個(gè)處理的pH差異不大，微生物對(duì)氮素的固定可能取決于有機(jī)碳含量的高低，因此氮肥配施秸稈處理的固定量高；2周后氮肥配施豬糞處理的土壤pH更接近中性，更有利于微生物的活動(dòng)，因此雖然有機(jī)碳含量相對(duì)氮肥配施秸稈處理較低，但是對(duì)氮素固定的影響卻顯著提高。

銨態(tài)氮是硝化作用的底物，向土壤中施用銨態(tài)氮肥后對(duì)土壤中硝化細(xì)菌的數(shù)量和活性具有重要影響。研究表明，施用銨態(tài)氮肥后土壤中硝化細(xì)菌的數(shù)量相比不施肥土壤提高了20多倍[27]。關(guān)于銨態(tài)氮肥對(duì)土壤硝化作用的促進(jìn)效應(yīng)已有很多報(bào)道[28-29]。本研究結(jié)果也表明，施用氮肥處理的凈硝化速率顯著高于不施肥的對(duì)照處理(圖3)，這與前人的研究結(jié)果一致。

整個(gè)培養(yǎng)期間氮肥配施豬糞和氮肥配施秸稈處理的銨態(tài)氮含量隨培養(yǎng)的進(jìn)行顯著下降(圖1)，但硝態(tài)氮含量?jī)H緩慢增加(圖2)，說明豬糞和秸稈的加入抑制了硝化作用的進(jìn)行。有關(guān)秸稈對(duì)土壤硝化作用的影響已有很多報(bào)道，無論是在好氣條件下還是淹水條件下基本上都表現(xiàn)為抑制硝化作用的發(fā)生[6-8,30]。這是因?yàn)榻斩挼奶嫉容^高，富含碳源物質(zhì)，添加到土壤后為微生物提供了豐富的能源，刺激了微生物的生長(zhǎng)和繁殖，促進(jìn)了土壤中無機(jī)氮的生物固定，導(dǎo)致硝化作用的底物減少[19]。與秸稈的影響不同，向土壤中添加有機(jī)糞肥對(duì)土壤硝化作用的影響取決于土壤水分含量。好氣條件下向土壤中施用糞肥通常會(huì)促進(jìn)硝化作用的進(jìn)行[31-32]，因?yàn)橛袡C(jī)糞肥能夠提高硝化細(xì)菌的數(shù)量和活性，促進(jìn)土壤有機(jī)氮的礦化以為硝化作用提供更多的底物[33]，而在淹水條件下添加豬糞對(duì)硝化作用具有顯著抑制作用[34]。本研究也發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤處于淺層淹水條件時(shí)，氮肥和豬糞配施后硝化作用受到了顯著抑制，一方面可能是淹水條件不利于硝化細(xì)菌的繁殖[18]，另一方面也可能是因?yàn)檠退龠M(jìn)了銨態(tài)氮的生物固定，減少了硝化作用的底物數(shù)量。值得注意的是，本試驗(yàn)結(jié)果是基于室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)獲得的，與田間實(shí)際環(huán)境條件有所差異。而且試驗(yàn)所用土壤為風(fēng)干土，有研究表明土壤經(jīng)過風(fēng)干、過篩和復(fù)水后，有機(jī)氮的礦化速率和硝化速率都有所增加[35-36]。因此，關(guān)于淹水條件下不同施肥處理對(duì)土壤礦化作用和硝化作用的影響還需進(jìn)行深入地研究。

4 結(jié)論

淺層淹水條件下不同施肥處理顯著影響黑土氮素凈轉(zhuǎn)化過程。淺層淹水時(shí)土壤礦化作用和硝化作用仍能正常進(jìn)行，但不同培養(yǎng)時(shí)期不同施肥處理對(duì)土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響有所差異。單施氮肥處理在培養(yǎng)前期表現(xiàn)為對(duì)有機(jī)氮礦化的抑制但是對(duì)硝化作用沒有影響，后期則表現(xiàn)為對(duì)硝化作用的顯著促進(jìn),但是對(duì)有機(jī)氮礦化沒有影響。淺層淹水條件下在施用氮肥的基礎(chǔ)上配施有機(jī)物料顯著促進(jìn)了土壤中無機(jī)氮的生物固定，培養(yǎng)前期氮肥配施秸稈處理的氮固定量大于氮肥配施豬糞處理，后期則顯著低于氮肥配施豬糞處理，這與土壤中pH和有機(jī)碳含量的變化有關(guān)。由于無機(jī)氮的生物固定減少了硝化作用的底物，因此，氮肥配施有機(jī)物料顯著抑制了硝化作用的發(fā)生，但還需開展田間原位試驗(yàn)進(jìn)行深入探討。在黑土區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，應(yīng)加強(qiáng)對(duì)水分的管理，以更好地發(fā)揮各種無機(jī)和有機(jī)肥料的肥效，減少氮轉(zhuǎn)化帶來的氮損失及其可能的負(fù)面環(huán)境效應(yīng)。

參考文獻(xiàn):

[1] 朱兆良,文啟孝.中國土壤氮素[M].南京:江蘇科學(xué)技術(shù)出版社,1992.

[2] 王建國,韓曉增,劉鴻翔.黑土農(nóng)田化肥氮素去向的研究[J].生態(tài)學(xué)雜志,1997,16(5):61-63.

[3] 焦曉光,隋躍宇,魏丹.長(zhǎng)期施肥對(duì)薄層黑土酶活性及土壤肥力的影響[J].中國土壤與肥料,2011,(1):6-9.

[4] 楊青林,桑利民,孫吉茹,等.我國肥料利用現(xiàn)狀及提高化肥利用率的方法[J].山西農(nóng)業(yè)科學(xué),2011,39(7):690-692.

[5] Tong D L,Xu R K.Effects of urea and(NH4)2SO4on nitrification and acidification of Ultisols from Southern China[J].Journal of Environmental Sciences,2012,24(4):682-689.

[6] 區(qū)惠平,沈方科,陳秋實(shí),等.免耕和稻草還田對(duì)稻田土壤氮素轉(zhuǎn)化強(qiáng)度的影響[J].土壤通報(bào),2012,43(4):877-882.

[7] 趙征宇,孫永紅,趙明,等.有機(jī)無機(jī)肥配施對(duì)土壤氮素轉(zhuǎn)化和番茄產(chǎn)量品質(zhì)的影響[J].華北農(nóng)學(xué)報(bào),2013,28(1):208-212.

[8] 何飛飛,梁運(yùn)姍,易珍玉,等.有機(jī)無機(jī)肥配施對(duì)酸性菜地土壤硝化作用的影響[J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào),2014,20(3):534-540.

[9] 張孝存,鄭粉莉,安娟,等.典型黑土區(qū)坡耕地土壤侵蝕對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)和氮的影響[J].干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)研究,2013,31(4):182-186.

[10] 隋躍宇,孟凱,張興義.黑土坡耕地治理研究[J].農(nóng)業(yè)系統(tǒng)科學(xué)與綜合研究,2002,18(4):298-303.

[11] 唐國勇,童成立,蘇以榮,等.含水量對(duì)14C標(biāo)記秸稈和土壤原有有機(jī)碳礦化的影響[J].中國農(nóng)業(yè)科學(xué),2006,39(3):538-543.

[12] 李平,郎漫,李煜姍,等.不同施肥處理對(duì)黑土硝化作用和礦化作用的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2015,34(7):1326-1332.

[13] Burford J R,Bremner J M.Relationships between the denitrification capacities of soils and total water soluble and readily decomposable soil organic matter[J].Soil Biology and Biochemistry,1975,7:389-394.

[14] Fierer N,Schimel J P.Effects of drying-rewetting frequency on soil carbon and nitrogen transformations[J].Soil Biology and Biochemistry,2002,34(6):777-787.

[15] 李玲玲,李書田.有機(jī)肥氮素礦化及影響因素研究進(jìn)展[J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào),2012,18(3):749-757.

[17] Li H L,Han Y,Cai Z C.Nitrogen mineralization in paddy soils of the Taihu Region of China under anaerobic conditions:dynamics and model fitting[J].Geoderma,2003,115(3-4):161-175.

[18] Engelaar W M H G,Bodelier P L E,Laanbroek H J,et al.Nitrification in the rhizosphere of a flooding-resistant and a flooding-non-resistant Rumex species under drained and waterlogged conditions[J].FEMS Microbiology Letters,1991,86(1):33-42.

[19] Said-Pullicino D,Cucu M A,Sodano M,et al.Nitrogen immobilization in paddy soils as affected by redox conditions and rice straw incorporation[J].Geoderma,2014,228-229:44-53.

[20] Sierra J.Relation between mineral N content and N mineralization rate in disturbed and undisturbed soil samples incubated under field and laboratory condition[J].Australian Journal of Soil Research,1992,30(4):477-492.

[21] 石洪艾,尤孟陽,李祿軍,等.長(zhǎng)期施用有機(jī)物料下黑土氮素有效性及其與作物產(chǎn)量的關(guān)系[J].生態(tài)學(xué)雜志,2012,31(9):2283-2288.

[22] Hadas A,Kautsky L,Goek M,et al.Rates of decomposition of plant residues and available nitrogen in soil,related to residue composition through simulation of carbon and nitrogen turnover[J].Soil Biology and Biochemistry,2004,36:255-266.

[23] Gibbs P,Barraclough D.Gross mineralization of nitrogen during the decomposition of leaf protein I(ribulose 1,5-diphosphate carboxylase)in the presence or absence of sucrose[J].Soil Biology and Biochemistry,1998,30:1821-1827.

[24] Yamaguchi N,Nakamura T,Dong D,et al.Arsenic release from flooded paddy soils is influenced by speciation,Eh,pH,and iron dissolution[J].Chemosphere,2011,83(7):925-932.

[25] Luo Y,Durenkamp M,De Nobili M,et al.Microbial biomass growth,following incorporation of biochars produced at 350℃ or 700℃,in a silty-clay loam soil of high and low pH[J].Soil Biology and Biochemistry,2013,57:513-523.

[26] Tahovská K,Kaňa J,Bárta J,et al.Microbial N immobilization is of great importance in acidified mountain spruce forest soils[J].Soil Biology and Biochemistry,2013,59:58-71.

[27] Geisseler D,Scow K M.Long-term effects of mineral fertilizers on soil microorganisms-A review[J].Soil Biology and Biochemistry,2014,75:54-63.

[28] Abbasi M K,Adams W A.Gaseous N emission during simultaneous nitrification-denitrification associated with mineral N fertilization to a grassland soil under field conditions[J].Soil Biology and Biochemistry,2000,32(8-9):1251-1259.

[29] Müller C,Laughlin R J,Christie P,et al.Effects of repeated fertilizer and cattle slurry applications over 38 years on N dynamics in a temperate grassland soil[J].Soil Biology and Biochemistry,2011,43(6):1362-1371.

[30] Bhattacharyya P,Roy K S,Neogi S,et al.Effects of rice straw and nitrogen fertilization on greenhouse gas emissions and carbon storage in tropical flooded soil planted with rice[J].Soil and Tillage Research,2012,124:119-130.

[31] Ceccherini M T,Castaldini M,Piovanelli C,et al.Effects of swine manure fertilization on autotrophic ammonia oxidizing bacteria in soil[J].Applied Soil Ecology,1998,7(2):149-157.

[32] Yamada T,Araki S,Ikeda-Ohtsubo W,et al.Community structure and population dynamics of ammonia oxidizers in composting processes of ammonia-rich livestock waste[J].Systematic & Applied Microbiology,2013,36(5):359-367.

[33] Chu H Y,Fujii T,Morimoto S,et al.Community structure of ammonia oxidizing bacteria under longterm application of mineral fertilizer and organic manure in a sandy loam soil[J].Applied Environmental Microbology,2007,73(2):485-491.

[34] Zhou S,Sakiyama Y,Riya S,et al.Assessing nitrification and denitrification in a paddy soil with different water dynamics and applied liquid cattle waste using the15N isotopic technique[J].Science of the Total Environment,2012,430:93-100.

[35] Lundquist E,Jackson L,Scow K.Wet dry cycles affect DOC in two California agricultural soils[J].Soil Biology and Biochemistry,1999,31:1031-1038.

[36] Harrison-Kirk T,Beare M H,Meenken E D,et al.Soil organic matter and texture affect responses to dry/wet cycles:Effects on carbon dioxide and nitrous oxide emissions[J].Soil Biology and Biochemistry,2013,57:43-55.