李彬彬，武蘭芳

（中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所生態(tài)網(wǎng)絡(luò)觀測與模擬重點實驗室，北京 100101）

農(nóng)田土壤是大氣中溫室氣體的重要來源，對溫室氣體總排放的貢獻率占17%～32%[1]。農(nóng)田管理措施是影響土壤碳氮排放的重要因素[2-4]，秸稈還田作為重要的農(nóng)田土壤培肥措施之一，為土壤微生物提供了主要的碳源，而氮肥施用作為維持農(nóng)田作物產(chǎn)量的主要措施之一，為土壤微生物活動提供主要的氮源。秸稈還田后不同氮肥施用量會直接影響到土壤的C/N[5]，從而影響土壤微生物活動并進一步對土壤碳氮過程產(chǎn)生影響[6]，導(dǎo)致土壤溫室氣體產(chǎn)生排放和氮素有效性發(fā)生變化[6-7]。

研究表明，秸稈和氮肥施入量的不同配比將對農(nóng)田土壤溫室氣體排放量產(chǎn)生不同影響[8]。伍玉鵬等[9]在研究氮肥配施不同作物殘渣還田對紅壤溫室氣體排放的影響時發(fā)現(xiàn)，氮肥施入量與不同種類的作物殘渣配施均能增加土壤CO2-C累積排放量，低氮量（120 kg N·hm-2）配施作物殘渣可增加N2O的排放，但是隨著氮肥施入量的增加N2O的排放受到抑制，可能是因為微生物的生長被抑制；李睿達等[10]研究認為，施氮顯著促進了CO2和N2O的排放，并且N2O的排放通量隨著施氮量的增加而增加，其原因可能與秸稈和氮肥引起土壤C/N發(fā)生變化有關(guān)[8]，土壤C/N較低時可以降低反硝化微生物對氮素的競爭力，從而減緩?fù)寥赖姆聪趸^程[11]；Millar等[12]研究表明，N2O的排放量與所添加的外源有機質(zhì)的C/N有顯著的負相關(guān)性；楊馨逸等[13]在研究小麥田土壤溶解性有機物對不同施氮量的響應(yīng)時發(fā)現(xiàn)，施用氮肥能顯著提高土壤可溶性有機碳氮的含量，但是當?shù)视昧砍^135 kg N·hm-2時，土壤中可溶性有機碳氮的含量則呈現(xiàn)降低；云鵬等[14]在研究冬小麥-夏玉米輪作體系中不同氮肥水平對玉米生長及其根際土壤氮的影響時發(fā)現(xiàn)，高氮施肥（300 kg N·hm-2）的非根際土壤的硝態(tài)氮含量較高，土壤微生物碳、氮含量則較低；沈玉芳等[15]在研究有機物料輸入對干潤砂質(zhì)新成土可溶性有機碳、氮的影響時發(fā)現(xiàn)，有機物料的添加能促進DOC的累積量，而高C/N的有機物料加入后DON累積量無明顯增加?？傊?，秸稈還田與配施氮肥在影響溫室氣體排放的同時，也會引起土壤碳氮組分的變化，但在不同氣候地區(qū)、土壤類型及有機質(zhì)含量背景條件下所獲得的結(jié)果不盡相同，因而有必要進一步進行研究。

華北平原是我國重要的小麥/玉米一年兩熟糧食作物主產(chǎn)區(qū)，秸稈資源豐富，年產(chǎn)秸稈總量為10 600 kg·hm-2，還田比例為 65.5%[16]，主要方式為機械在收獲作物時將秸稈粉碎直接還田；氮素作為作物生長的必需養(yǎng)分元素，投入量逐漸升高，現(xiàn)每年高達500～600 kg N·hm-2[17-19]。秸稈和氮肥的投入改變了土壤的C/N，進而影響了土壤的碳氮排放過程，本文利用培養(yǎng)試驗測定不同起始C/N處理下土壤溫室氣體排放及土壤可溶性有機碳/氮含量的變化，分析不同C/N對土壤碳氮排放和土壤速效態(tài)養(yǎng)分的影響，旨在為農(nóng)田秸稈還田合理配施氮肥以減少溫室氣體排放和提高N素作物有效性和利用效率提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗設(shè)計與培養(yǎng)方法

1.1.1 材料來源

試驗所用土壤采自中國科學(xué)院禹城綜合試驗站空閑地0～20 cm耕層土壤。試驗站年平均氣溫為13.1℃，年平均降水量為538.0 mm，土壤類型為潮土，培養(yǎng)實驗所用土壤于2016年4月份采集，混合過2 mm篩除去小石子等，風干備用。經(jīng)測定分析，土壤有機碳含量為8.8 g·kg-1，全氮含量為0.9 g·kg-1，堿解氮含量為 113.4 mg·kg-1，全磷含量為 2.5 g·kg-1，全鉀含量為21.2 g·kg-1，pH為8.4，土壤C/N為10。

試驗所用秸稈是玉米秸稈，將玉米莖葉烘干（烘箱45℃，48 h）后，剪成1～3 mm的顆粒，混合均勻后測定其C、N含量分別為418.0、9.7 g·kg-1，C/N為43。試驗所用的氮肥為尿素，其N含量為46%。

1.1.2 試驗設(shè)計

每個處理的秸稈添加量相同，根據(jù)當?shù)卮筇锝斩掃€田量計算得出，即每個處理的秸稈添加量為干土質(zhì)量的1%；氮素添加量根據(jù)調(diào)控土壤起始C/N計算，分別設(shè)置為低氮量（N120）、中氮量（N240）和高氮量（N300）3個水平，則試驗處理為：（1）土壤中只添加玉米秸稈，起始C/N為43，用（C/N）43表示；（2）土壤中加入秸稈和氮肥，氮肥添加量為120 kg N·hm-2，起始C/N為29，用（C/N）29表示；（3）土壤中加入秸稈和氮肥，氮肥添加量為240 kg N·hm-2，起始C/N為21，用（C/N）21表示；（4）土壤中加入秸稈和氮肥，氮肥添加量為300 kg N·hm-2，起始C/N為19，用(C/N）19表示；（5）不添加任何物質(zhì)（CK）C/N=10。由此，共得到5個處理，土壤起始C/N由高到低分別為（C/N）43、（C/N）29、（C/N）21、（C/N)19、（C/N）10，每個處理設(shè)3次重復(fù)。

1.1.3 培養(yǎng)方法

稱取相當于100 g干土的濕土樣于500 mL的圓柱形玻璃瓶中，加蒸餾水使其達到田間持水量的65%，預(yù)培養(yǎng)一周。預(yù)培養(yǎng)后，按上述處理加入相應(yīng)的秸稈和氮肥，將其與土壤混勻，用封口膜封口，保持透氣性，在生化培養(yǎng)箱內(nèi)25℃恒溫培養(yǎng)。每隔3～5 d檢查土壤含水量并用稱重法補充缺失的水分，使培養(yǎng)期間土壤含水量保持在田間持水量的65%左右。

1.2 樣品分析與數(shù)據(jù)處理

1.2.1 CO2和N2O的測定

培養(yǎng)期為180 d，在整個培養(yǎng)期共取樣14次，分別在第1、3、5、7、14、21、30、45、60、75、90、120、150、180 d破壞性取樣，每次取樣每個處理取3個樣品作為重復(fù)。在取樣的前1 h將封口膜去掉，使其與周圍環(huán)境空氣混合均勻。取樣時，用自制的取樣裝置塞住瓶口，用注射器抽取瓶內(nèi)的氣體，隔1 h后，再抽取第二針氣體，兩次抽取的氣體體積均為5 mL，在氣相色譜儀上測定溫室氣體的濃度。

土壤排放的CO2和N2O采用Agilent 6890D氣相色譜儀，檢測器溫度為330℃，柱溫55℃，轉(zhuǎn)化器溫度375℃，載氣為高純氮氣，標準氣體購買自國家標準物質(zhì)研究中心。

溫室氣體排放速率的計算公式為：

式中：F為土壤氣體排放速率（CO2排放速率單位為mg·kg-1·h-1；N2O排放速率單位為 μg·kg-1·h-1）；M為氣體的摩爾質(zhì)量，g·mol-1；V0為標準狀態(tài)下（溫度273 K，氣壓1013 kPa）氣體摩爾體積，22.4 L·mol-1；T0和T分別為標準狀態(tài)下和采樣時空氣的絕對溫度（單位為K）；Δc/Δt為單位時間內(nèi)瓶內(nèi)氣體濃度的變化；m為土壤質(zhì)量，kg；V為瓶內(nèi)氣體所占的有效體積[9，20-21]。

土壤CO2和N2O累積排放量的計算如下：

式中：F累積表示氣體累積排放量（CO2累積排放量的單位為 mg·kg-1，N2O為 μg·kg-1）；Fi表示連續(xù)兩次采樣時氣體平均排放速率；Di表示采樣的間隔時間，d；n表示采樣次數(shù)。

有機碳礦化率=土壤有機碳累積礦化量/（土壤原有有機碳含量+玉米秸稈有機碳含量）×100%[22]

土壤氮的凈硝化速率按照以下公式計算[23-24]：

式中：NB硝為培養(yǎng)后硝態(tài)氮量；NA硝為培養(yǎng)前硝態(tài)氮量；R硝為土壤氮的凈硝化速率；t為培養(yǎng)時間，d。

外源氮對硝態(tài)氮礦化量的貢獻（G）參照氮肥利用率的概念和計算公式[25]：

式中：N硝氮添加為氮添加處理后培養(yǎng)期間硝化量；N硝未加氮為無氮添加處理土壤培養(yǎng)期間的硝化量；N為氮添加量。

1.2.2 硝態(tài)氮、DOC和DON的測定

每次取樣時，先將氣體采集完畢，然后將瓶內(nèi)土壤全部取出用于測定硝態(tài)氮、DOC和DON的含量、土壤含水量。

硝態(tài)氮的測定方法：稱取10 g左右的鮮土于白色塑料瓶中，加入50 mL KCl溶液（2 mol·L-1），振蕩30 min，過濾，浸提液硝態(tài)氮濃度用紫外分光光度計測定。

DOC和DON的測定方法：稱取過2 mm篩的鮮土10 g于白色塑料瓶中，加入50 mL蒸餾水，振蕩離心，過0.45 μm的濾膜，所得浸提液分為兩部分，一部分在LiqiuⅡTOC儀上測定DOC和全氮濃度，另一部分用流動分析儀測定硝態(tài)氮和銨態(tài)氮濃度。DON濃度=全氮濃度-硝態(tài)氮濃度-銨態(tài)氮濃度。

1.2.3 數(shù)據(jù)計算與處理

數(shù)據(jù)采用Excel作圖，SPSS 12.0對各碳氮指標進行單因素方差分析及LSD顯著性檢驗和相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 CO2排放量和土壤DOC含量的變化

2.1.1 不同處理下土壤CO2排放動態(tài)

從培養(yǎng)起始至結(jié)束，不同處理的CO2排放速率均表現(xiàn)隨著培養(yǎng)時間逐漸下降的趨勢（圖1a），大致可以分為三個階段：在前30 d下降速度較快，到第30 d時的排放速率與起始排放速率相比下降了80%以上；30～90 d內(nèi)緩慢下降，90 d后基本達到平衡，排放速率穩(wěn)定在0.2 mg·kg-1·h-1左右。同時可以看出，各處理CO2排放速率均顯著高于CK；除CK外，培養(yǎng)前60 d內(nèi)土壤起始C/N越高CO2排放速率越低，即各處理CO2排放速率表現(xiàn)為（C/N）19＞（C/N）21＞（C/N）29＞（C/N）43，統(tǒng)計分析表明達到了顯著差異水平；培養(yǎng)60 d后各處理CO2排放速率沒有顯著性差異。

從累積排放量看（圖1b），前30 d各處理的CO2排放總量占整個培養(yǎng)期的51%～56%，前90 d的CO2累積排放量占總排放量的85%～90%；比較不同處理的CO2累積排放量，各處理CO2累積排放量顯著高于CK，并且表現(xiàn)為土壤起始C/N越低累積排放量越高，（C/N）19處理比（C/N）21處理提高了19%，（C/N）21處理比（C/N）29處理提高了11.5%，（C/N）29處理比（C/N）43處理提高了26.3%，（C/N）43處理的CO2排放總量是CK處理的1.3倍。

由此說明，秸稈還田后在適宜水分和溫度條件下其有機碳在土壤中分解排放，而且增施N素用量可促進有機碳分解排放。

隨著培養(yǎng)時間的延長，土壤有機碳的礦化率逐漸升高，并在培養(yǎng)后期保持穩(wěn)定，與土壤CO2累積排放量的變化動態(tài)相一致（圖2），土壤起始C/N越低，土壤有機碳礦化率越高，培養(yǎng)到第30 d時，起始C/N為19處理的土壤有機碳礦化率為23%，起始C/N為43處理的土壤有機碳礦化率為12%，培養(yǎng)到第75 d時，起始C/N為19處理的土壤有機碳礦化率為35%，起始C/N比為43處理的土壤有機碳礦化率為20%，培養(yǎng)結(jié)束后，起始C/N為19處理的土壤有機碳礦化率為42%，起始C/N為43處理的土壤有機碳礦化率為24%。由此進一步說明，土壤有機碳的礦化作用主要發(fā)生在培養(yǎng)前期和中期，并且土壤C/N具有重要的影響作用。2.1.2不同處理土壤DOC含量的動態(tài)

由圖3所示，各處理的土壤DOC含量呈逐漸降低的趨勢，秸稈和氮肥施入引起土壤DOC含量升高，主要有兩方面原因：第一，秸稈本身含有大量的溶解性碳；第二，秸稈和氮肥刺激土壤微生物的增長，通過對秸稈和氮肥及其土壤原有有機質(zhì)的分解釋放了大量的DOC。通過對不同處理的土壤DOC含量方差分析可知，（C/N）19＞（C/N）21＞（C/N）29＞（C/N）43＞CK，其中（C/N）19處理與（C/N）21處理的土壤DOC含量差異不顯著，與其他處理土壤DOC含量差異顯著（P＜0.05），（C/N）19處理土壤DOC含量比（C/N）43處理高30%，比（C/N）29處理的土壤高13.5%；與CK相比，各處理土壤DOC含量的提高范圍為20%～41.3%，秸稈和氮肥添加均提高了土壤DOC的含量。隨著氮肥添加量的增加，土壤有機物的C/N減小，當在微生物適合生長的C/N范圍內(nèi)，土壤有機物的分解最大，此時土壤中DOC含量差異不顯著。

圖2 不同處理土壤有機碳礦化率的動態(tài)Figure 2 Dynamics of soil organic carbon mineralization rate under different treatments

圖1 不同處理CO2排放速率與累積排放量的動態(tài)Figure 1 Dynamics of CO2emission flux and cumulative CO2emission under different treatments

圖3 不同處理土壤DOC含量的動態(tài)變化Figure 3 Dynamics of DOC content in soil under different treatments

2.2 N2O排放速率與土壤硝態(tài)氮、DON含量變化

2.2.1 不同處理土壤N2O的排放動態(tài)

整個培養(yǎng)期間內(nèi)的N2O排放動態(tài)如圖4所示。不同處理的N2O排放速率呈現(xiàn)先升高后降低，在培養(yǎng)后期排放呈比較平穩(wěn)的趨勢（圖4a），在0～7 d時，各處理的土壤N2O排放速率急劇升高到最大值，分別為（C/N）19處理8.3 μg·kg-1·h-1，（C/N）21處理6.9 μg·kg-1·h-1，（C/N）29處理5.8 μg·kg-1·h-1，（C/N）43處理4.3 μg·kg-1·h-1;7～30 d內(nèi)，各處理的排放量急劇降低，30 d后基本保持不變，各處理的排放速率為1.6 μg·kg-1·h-1左右。在圖4a中還顯示出各處理的N2O排放速率均顯著高于CK，除CK外，起始土壤的C/N越高土壤N2O的排放速率越低，即各處理的N2O的排放速率表現(xiàn)為：（C/N）19＞（C/N）21＞（C/N）29＞（C/N）43，統(tǒng)計分析表明各處理之間達到了顯著差異水平；從60 d往后，各處理之間的N2O排放差異不顯著。這表明，秸稈和氮肥對土壤N2O排放速率的影響隨著時間的延長逐漸減弱。

圖4 不同處理N2O排放速率與累積排放量的動態(tài)Figure 4 Dynamics of N2O emission flux and cumulative N2O emission under different treatments

從累積排放量看（圖4b），前60 d各處理的土壤N2O累積排放量占整個培養(yǎng)期排放總量的55%～68%，比較整個培養(yǎng)期內(nèi)不同處理的N2O排放總量可知，各處理均顯著高于CK，并且土壤N2O累積排放量隨著土壤起始C/N的降低而增加，（C/N）19處理比（C/N）21處理提高了9%，（C/N）21處理比（C/N）29處理提高了15%，（C/N）29處理比（C/N）43處理提高了28%，（C/N）43處理比CK處理提高了50%。這表明，秸稈和氮肥的添加均能促進土壤N2O的排放，當秸稈添加量一致時，土壤N2O的排放與氮素添加量密切相關(guān)，氮素添加量越高，排放速率越大。

2.2.2 不同處理土壤硝態(tài)氮含量的動態(tài)

由圖5可知，（C/N）43處理的土壤硝態(tài)氮含量呈先降低后升高的趨勢，在第14 d時含量最低，僅為55.7 mg·kg-1；（C/N）29、（C/N）21和（C/N）19處理的土壤硝態(tài)氮含量呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢，在第14 d時達到最高，為96.4、120.6 mg·kg-1和142.0 mg·kg-1，并且隨著氮素添加量的增加即起始C/N的下降，這種趨勢越來越明顯。由圖6可知，C/N＞30處理的土壤出現(xiàn)了微生物對外源氮的固持現(xiàn)象，C/N＜30處理的土壤促進了土壤有機氮的硝化，表現(xiàn)為土壤有機氮的礦化作用，隨著氮肥添加量的增加，土壤氮的凈硝化速率和外源氮的貢獻率越來越高。通過方差分析可知，各處理的土壤硝態(tài)氮含量大小為：（C/N）19＞（C/N）21＞（C/培養(yǎng)時間的延長逐漸上升，（C/N）29、（C/N）21和（C/N）19處理的土壤DON含量呈先升高后降低，在培養(yǎng)末期達到平穩(wěn)，但培養(yǎng)結(jié)束期土壤DON含量高于培養(yǎng)起始期的土壤DON含量，各處理DON含量較培養(yǎng)起始期提高了48%～70%。秸稈和氮肥的添加增加了土壤中 DON含量，（C/N）19＞（C/N）21＞（C/N）29＞（C/N）43＞CK，方差分析表明，各處理之間差異達到顯著水平（P＜0.05）。這充分說明，土壤DON的含量不但與氮素的添加量有關(guān)，而且與C/N有關(guān)，氮素添加量越多，C/N越低，培養(yǎng)期土壤DON含量越高。

圖5 不同處理土壤硝態(tài)氮含量動態(tài)Figure 5 Dynamics of NO-3-N content in soil under different treatments

2.3 土壤活性C/N（DOC/DON）的變化

圖6 秸稈和氮肥添加對土壤氮的凈硝化速率及硝態(tài)氮貢獻率的影響Figure 6 Effects of maize residue and urea additions on soil nitrification rate and contribution to soil NO-3-N content

圖7 不同處理土壤DON含量動態(tài)變化Figure 7 Dynamics of DON content in soil under different treatments

圖8 不同處理土壤DOC/DON的變化Figure 8 Dynamics of DOC/DON in soil under different treatments

由圖8所示，不同處理土壤DOC/DON均隨著培養(yǎng)時間的延長逐漸降低，前期下降較快，最后趨于穩(wěn)定，不同處理之間在前75 d差異顯著（P＜0.05），90～N）29＞CK＞（C/N）43，且處理間差異顯著（P＜0.05）。由此表明，秸稈還田后與氮肥的配施量即調(diào)節(jié)土壤C/N對土壤硝態(tài)氮動態(tài)具有重要影響，當C/N低于30時，氮肥的添加促進土壤有機氮的礦化，增加硝態(tài)氮的含量。

2.2.3 不同處理土壤DON含量的動態(tài)

由圖7所示，（C/N）43處理的土壤DON含量隨著180 d差異不顯著（P＞0.05）。這說明秸稈和氮肥的添加短期內(nèi)會顯著影響土壤DOC和DON的含量比，隨著培養(yǎng)時間的延長，這種影響效應(yīng)會逐漸減弱。土壤DOC/DON與土壤起始C/N有關(guān)，土壤起始C/N越高，培養(yǎng)期內(nèi)土壤DOC/DON越高。土壤起始C/N高的處理在培養(yǎng)前期（45 d）土壤DOC/DON顯著高于CK，培養(yǎng)45 d后低于CK；土壤起始C/N低的處理在整個培養(yǎng)期內(nèi)土壤DOC/DON始終顯著低于CK，（C/N）29處理在前7 d時高于CK，自第7 d至培養(yǎng)結(jié)束，均低于CK。由此說明，起始C/N高的土壤活性C/N隨著培養(yǎng)時間的延長會逐漸降低，并最終與起始C/N低的土壤無顯著差異。

2.4 土壤CO2和N2O排放與其影響因素的相關(guān)性

由圖9所示，不同處理的土壤CO2排放速率和累積排放量與土壤DOC含量有顯著相關(guān)性（P＜0.05），N2O排放速率和累積排放量與土壤DON含量有顯著的相關(guān)性（P＜0.05），不同處理的土壤CO2和N2O排放速率動態(tài)與土壤DOC和DON含量變化相一致。這充分說明土壤中DOC和DON含量是影響CO2和N2O排放的重要因素，土壤中CO2和N2O主要來源于土壤溶解性有機碳氮。

圖9 土壤CO2、N2O排放速率和累積排放量與土壤DOC、DON含量的線性回歸關(guān)系Figure 9 Linear regressions between（a）the CO2emission flux and the soil DOC content；（b）the cumulative CO2emission and the soil DOC content；（c）the N2O emission flux and the soil DON content；（d）the cumulative N2O emission and the soil DON content

線性回歸分析結(jié)果表明（圖10），土壤CO2和N2O的排放速率、累積排放量隨土壤活性C/N的改變而改變，并且達到了顯著性水平（P＜0.05），其中CO2和N2O排放速率隨著活性C/N的降低而降低（R2=0.57*），CO2和N2O累積排放量隨著活性C/N的降低而升高（R2=0.67*），說明土壤活性C/N是顯著影響土壤溫室氣體的重要因素。這可能與土壤微生物對有機質(zhì)的分解有關(guān)。

3 討論

3.1 C/N對土壤CO2排放和DOC含量的影響

本實驗中，土壤中CO2排放速率呈現(xiàn)出前期釋放快，后期排放慢的規(guī)律，與馬力等[26]和朱春茂等[27]的研究結(jié)果一致，說明有機物質(zhì)在土壤中的分解可分為快速階段和慢速階段。這可能是因為玉米秸稈含有大量的糖類、脂肪等易分解組分，進入土壤后能被微生物迅速分解利用，微生物數(shù)量急劇升高，土壤呼吸速率明顯增加，CO2釋放較快，在培養(yǎng)試驗的30 d后，易分解組分逐漸被消耗，微生物不得不轉(zhuǎn)向開始利用分解木質(zhì)素、多酚等難分解組分，呼吸產(chǎn)生排放的土壤CO2速率降低且趨于穩(wěn)定。

圖10 土壤CO2、N2O排放速率和累積排放量與土壤活性C/N的線性回歸關(guān)系Figure 10 Linear regressions between（a）the CO2emission flux and the soil DOC/DON；（b）the cumulative CO2emission and the soil DOC/DON；（c）the N2O emission flux and DOC/DON；（d）the cumulative N2O emission and the soil DOC/DON

氮肥的添加能促進玉米秸稈的分解和土壤有機碳的礦化[28]。秸稈施入土壤后，為微生物提供了大量的DOC，由于玉米秸稈的C/N較高，微生物活動受到限制，此時添加不同量的氮肥可降低土壤的C/N，使微生物活動增強，從而提高了對玉米秸稈的分解效率[29]。這可能與分解過程中微生物群落朝著更高效并且對N需求更高的群落轉(zhuǎn)變有關(guān)[30]。在本實驗中，土壤CO2排放速率、累積排放量、土壤有機碳的礦化率、土壤氮的凈硝化速率和DOC含量均隨著土壤起始C/N的降低而增大，這與前人研究結(jié)果一致[31-33]。劉德燕等[31]研究外源氮對濕地土壤有機碳礦化及溶解性有機氮的影響時指出，土壤DOC含量與有機碳的累積礦化量均呈顯著正相關(guān)關(guān)系，認為是外源氮輸入引起土壤DOC含量的變化導(dǎo)致土壤有機碳礦化差異的一個主要原因，在好氣條件下，外源氮的加入會引起土壤有機碳礦化速率的加快；邢曉旭等[32]和金皖豫等[33]在研究不同施氮水平對土壤呼吸的影響時發(fā)現(xiàn)，氮肥添加促進土壤呼吸速率，并且CO2的釋放量隨著氮素含量的增加而升高；周國朋等[34]研究不同施肥水平對水稻土可溶性有機質(zhì)影響的結(jié)果表明，配施化肥量的增加促使土壤中穩(wěn)定性較高的有機質(zhì)活化降解。

3.2 C/N對土壤N2O排放速率、DON含量和硝態(tài)氮含量的影響

N2O是由土壤微生物對含氮物質(zhì)分解產(chǎn)生的，主要包括微生物的硝化作用和反硝化作用，影響土壤N2O產(chǎn)生和排放的因素很多，秸稈和氮肥就是影響N2O的重要因素之一[35]，研究表明，施氮能顯著促進土壤N2O的排放，并且隨著施氮量的增加N2O的排放量增加[36-38]。本次實驗結(jié)果表明，各處理的土壤N2O排放量大小為（C/N）19＞（C/N）21＞（C/N）29＞（C/N）43＞CK，N2O的排放速率隨著土壤起始C/N的降低而增加，主要與氮素添加量有關(guān)，氮素不僅是土壤微生物分解釋放N2O的重要基質(zhì)，而且降低了土壤C/N，提高了微生物活性，從而促進了N2O的排放，（C/N）43處理的土壤雖然出現(xiàn)了微生物的固持現(xiàn)象，但有研究表明土壤硝態(tài)氮的含量在10 mg·kg-1以下時排放才會受到抑制[39-40]，所以N2O的排放速率依然高于CK土壤。Huang等[41]研究也證實，N2O的累積排放量C/N有顯著的負相關(guān)關(guān)系；秦莉等[42]研究不同C/N對含氮氣體排放變化的影響時指出，C/N為20處理的N2O排放含量較高，但是與（C/N）15、（C/N）25和（C/N）30處理的N2O排放量無顯著差異。也有研究表明，C/N比約為19時，土壤N2O的累積排放量最低[43]，可能與實驗條件及秸稈種類有關(guān)。

秸稈和氮肥對土壤有機氮的礦化作用與土壤C/N有關(guān)，當有機物料的C/N大于（20～25）∶1時，向土壤中額外加入無機氮，微生物數(shù)量和有機殘體的分解均可增加，此時外加的無機氮進入微生物體被固持；隨著氮肥的添加量不斷增加，C/N逐漸降低，當小于（20～25）∶1時，有機殘體中可供微生物活動的能量物質(zhì)相對不足而氮相對過剩，微生物只能根據(jù)碳的數(shù)量來形成細胞物質(zhì)，此時從碳的供應(yīng)看，微生物數(shù)量達不到最高值，但有機殘體的分解則達到最大，同時有多余的氮釋放到土壤中，稱為氮的凈礦化作用。在本次實驗結(jié)果中，（C/N）43處理的土壤硝態(tài)氮含量呈先降低后升高的趨勢，并且凈礦化速率和外源氮的貢獻率均為負值，出現(xiàn)了微生物的固持作用，主要是由土壤C/N過高導(dǎo)致的，而（C/N）29、（C/N）21和（C/N）19處理的土壤則均表現(xiàn)為土壤氮的礦化現(xiàn)象，與前人研究結(jié)果一致。鄒亞麗等[25]研究氮素添加對黃土高原典型草原土壤氮礦化的影響時指出，高氮輸入能顯著增加土壤氮的凈礦化速率和凈硝化速率。比較不同處理的硝態(tài)氮含量可知，（C/N）19＞（C/N）21＞（C/N）29＞CK＞（C/N）43，土壤硝態(tài)氮的含量隨著氮肥施入量的增加而增加。這是因為氮肥的添加促進了土壤硝化細菌的增殖，提高了土壤尿酸酶的活性，從而將尿素充分轉(zhuǎn)化成硝態(tài)氮?；促R舉等[44]在研究不同施氮水平對春玉米硝態(tài)氮殘留的影響時指出，硝態(tài)氮在土層中的累積量隨氮素輸入量的增加而顯著增加；張經(jīng)廷等[45]在研究不同施氮水平對土壤硝態(tài)氮累積的影響時發(fā)現(xiàn)，施氮量與硝態(tài)氮的累積量呈極顯著線性正相關(guān)；王爽等[46]研究不同施氮水平對土壤無機氮含量影響的結(jié)果表明，土壤硝態(tài)氮積累量隨氮肥輸入量的增加而顯著增加。以上結(jié)果均表明，土壤中硝態(tài)氮含量與施氮量密切相關(guān)。

土壤可溶性有機氮是土壤活性氮庫的重要組成部分，它既是有機質(zhì)轉(zhuǎn)化過程的重要產(chǎn)物，又是微生物可利用的底物，其含量變化對土壤各種氮素形態(tài)的轉(zhuǎn)化具有重要影響。目前，培養(yǎng)試驗條件下添加有機物對土壤DON含量的影響研究結(jié)果并不一致，沈玉芳等[15]指出，不同有機物料添加土壤后經(jīng)過微生物的短暫固定，培養(yǎng)后期的DON含量呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢；但是，薛菁芳等[47]在研究玉米秸稈加入棕壤后溶解性有機碳氮的變化時發(fā)現(xiàn)，土壤中DON含量在培養(yǎng)前期逐漸上升后期逐漸下，這與仇少君等[48]對淹水條件下稻草與硫酸銨配施處理的土壤DON含量動態(tài)的研究結(jié)果相近。本試驗中，（C/N）19、（C/N）21和（C/N）29處理的DON含量均呈先升高后降低的趨勢，與上述研究結(jié)果一致。這可能是因為，秸稈和氮肥的施入刺激了土壤微生物的繁殖，促進了對秸稈和土壤有機質(zhì)的分解，此時DON作為有機物料的分解產(chǎn)物，含量逐漸升高，隨著培養(yǎng)時間的延長，DON又作為微生物可利用的氮源被逐漸分解，含量逐漸降低并趨于穩(wěn)定；而（C/N）43處理的土壤DON含量逐漸升高，但是變化不大，主要是因為微生物對氮的固持作用促進了DON含量的增加。本實驗結(jié)果表明，（C/N）19＞（C/N）21＞（C/N）29＞（C/N）43＞CK，DON含量隨著土壤起始C/N的降低而增加，與前人研究結(jié)果一致，張雅潔等[49]的研究表明，秸稈還田配施不同化肥處理中，當C/N為18∶1時，土壤中的有機氮和無機氮含量最高；梁斌等[50]也指出，秸稈還田和高量化肥配施的土壤DON含量顯著高于秸稈還田和低量化肥配施的土壤，這主要是因為化肥施入促進了對秸稈的分解，并且提高了土壤微生物活性，促進土壤中難溶態(tài)物質(zhì)的分解。

4 結(jié)論

（1）在土壤中添加等量秸稈不同數(shù)量氮素可調(diào)節(jié)土壤起始C/N，土壤CO2排放通量、累積排放量、土壤有機碳的礦化率和DOC的含量均隨著土壤起始C/N降低而增加；土壤N2O的排放通量雖然呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢，但是，土壤N2O累積排放量卻同CO2一樣表現(xiàn)為隨著土壤起始C/N下降而增加，土壤中硝態(tài)氮含量則表現(xiàn)為調(diào)節(jié)土壤起始C/N＞30時顯著低于CK土壤，調(diào)節(jié)土壤起始C/N＜30時則顯著高于原土土壤，土壤DON含量則隨著土壤起始C/N的降低而升高。

（2）土壤起始C/N的不同顯著影響了土壤DOC/DON的變化，各處理的土壤均呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢，C/N＞30的有機物料可顯著提高土壤DOC/DON的值，C/N＜30的有機物料則降低了土壤DOC/DON的值。

（3）不同處理土壤DOC和DON含量、DOC/DON是影響CO2和N2O排放通量、累積排放量的決定因素。土壤DOC含量和DOC/DON越大，CO2排放通量越大（R2=0.77*），CO2累積排放量越高（R2=0.79*），土壤DON含量和DOC/DON越大，N2O排放通量越高（R2=0.45*），N2O累積排放量也越高（R2=0.52*）。