王樂云， 田飛飛， 能 惠， 鄭西來,2， 辛 佳,2??

(1.中國(guó)海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，山東 青島 266100；2.中國(guó)海洋大學(xué)海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，山東 青島 266100)

土壤有機(jī)氮占全氮的95%以上，有機(jī)氮通過礦化產(chǎn)生無機(jī)氮，成為無機(jī)氮的主要源[1]。土壤中的無機(jī)氮雖可被植物吸收利用，但當(dāng)大量的無機(jī)氮累積在土壤中遠(yuǎn)超過植物吸收能力時(shí)，殘留在土壤中的無機(jī)氮也可被淋溶至深層，進(jìn)而導(dǎo)致地下水氮的污染問題。因此，研究土壤中有機(jī)氮的組成和轉(zhuǎn)化，一方面有助于了解土壤中氮素的供應(yīng)以及優(yōu)化土壤施肥方案，另一方面可以為有效防控土壤中的氮淋失提供理論依據(jù)。

有機(jī)氮組分構(gòu)成影響土壤氮礦化和氮素有效性，深入了解有機(jī)氮組分對(duì)氮礦化的貢獻(xiàn)有利于掌握土壤的供氮能力，為土壤施肥提供科學(xué)依據(jù)。由于土壤環(huán)境和施肥種類的差異使得土壤中有機(jī)氮組分含量及施肥對(duì)有機(jī)氮組分的影響的研究結(jié)果大不相同。Hoyle研究發(fā)現(xiàn)，在農(nóng)田土壤中氨基糖態(tài)氮是氮礦化的主要基質(zhì)[2]。彭令發(fā)等研究指出，施肥對(duì)土壤酸解氨態(tài)氮和氨基糖態(tài)氮影響較小，對(duì)氨基酸態(tài)氮和酸解未知態(tài)氮影響較大，并且化肥與有機(jī)肥的配施效果更好[3]。王媛等人研究指出，化肥與有機(jī)肥或秸稈配施可顯著提高土壤中酸解有機(jī)氮，其中氨基酸態(tài)氮增加最為顯著[4]。盡管大量研究指出施肥導(dǎo)致有機(jī)氮組分發(fā)生變化以及各組分其對(duì)氮礦化貢獻(xiàn)存在差異，但是導(dǎo)致差異的原因尚未清晰[5-6]。因此，弄清造成有機(jī)氮各組分含量變化及各組分對(duì)礦化貢獻(xiàn)差異的原因成為目前研究的首要任務(wù)，而這些問題的明確對(duì)于農(nóng)田系統(tǒng)尤為重要。

本文針對(duì)農(nóng)田土壤，通過長(zhǎng)期培養(yǎng)試驗(yàn)，研究不同施肥處理?xiàng)l件下有機(jī)氮組分含量及其動(dòng)態(tài)變化，深入探討土壤有機(jī)氮組分與氮礦化的關(guān)系，明確有機(jī)氮各組分對(duì)氮礦化貢獻(xiàn)，為研究區(qū)域農(nóng)田土壤的施肥提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

試驗(yàn)土壤樣品于2016年10月在大沽河地下水源地中上游萊西市店埠鎮(zhèn)東莊頭村試驗(yàn)田(120°21′04″E，36°44′13″N)采集，取樣深度0～20 cm。研究區(qū)域的年平均溫度為11.7℃，年平均降水量690 mm，耕作模式為夏季玉米和冬季小麥輪作。將采回來的新鮮土壤中的植物根系人工揀出，再過2 mm篩。過篩的土壤放置-4 ℃下進(jìn)行保存。土壤理化性質(zhì)見表1。

1.2 外源肥料

試驗(yàn)選用三種肥料作為外源肥料，包括尿素、有機(jī)糞肥(牛糞)和小麥秸稈。有機(jī)糞肥和秸稈自然風(fēng)干后，用粉碎機(jī)粉碎。將三種肥料磨碎后過100目篩。肥料的來源和基本性狀見表2。

表1 土壤樣品基本理化性質(zhì)指標(biāo)

表2 外源肥料基本性狀及來源Table 2 Basic information of fertilizers

1.3 土壤有機(jī)氮礦化培養(yǎng)試驗(yàn)

試驗(yàn)設(shè)置三個(gè)外源氮肥料(尿素、有機(jī)糞肥和秸稈)，每種氮源肥料設(shè)三個(gè)添加量，相同添加量下不同肥料向土壤中施加的總氮量保持一致，試驗(yàn)一共十個(gè)處理，每個(gè)處理設(shè)3次重復(fù)。試驗(yàn)設(shè)計(jì)見表3。

土壤樣品在進(jìn)行正式試驗(yàn)前先進(jìn)行預(yù)培養(yǎng)，以保證土壤中微生物活性。預(yù)培養(yǎng)是將土壤水分調(diào)節(jié)成田間持水量的75%，用稱重補(bǔ)水法保持培養(yǎng)期間土壤水分的穩(wěn)定，在黑暗處25 ℃恒溫培養(yǎng)一周。稱取土壤樣品(相當(dāng)于風(fēng)干土樣60.0 g)放入250 mL培養(yǎng)瓶中，按試驗(yàn)設(shè)計(jì)加入各處理所需肥料粉末，將肥料和土壤攪拌混勻，加蓋封口并在頂部穿孔以保證氧氣供給，黑暗處25 ℃恒溫培養(yǎng)。培養(yǎng)期間用稱重補(bǔ)水法保證土壤含水率基本維持在田間持水量的75%。分別在1、4、7、12、22、36、70天取樣，測(cè)定硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、有機(jī)氮總量以及有機(jī)氮各組分含量。

1.4 樣品測(cè)定

表3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)Table 3 Experimental design

對(duì)土壤有機(jī)氮(TON)形態(tài)進(jìn)行分級(jí)測(cè)定，測(cè)定方法采用改進(jìn)的Bremner法[9]：首先將土樣用6 mol/L HCl在110 ℃下封管水解20 h后取出冷卻，將水解液過濾到50 mL燒杯中，調(diào)節(jié)濾液至pH=6.5±0.1，然后轉(zhuǎn)移至100 mL容量瓶中定容以獲得酸解液，置4 ℃冰箱中保存待測(cè)。酸解性總氮用中和過的水解液，加濃H2SO4消煮，用半微量蒸氮法蒸餾測(cè)定；酸解氨態(tài)氮用中和過的水解液加 MgO于半微量蒸餾管中蒸餾測(cè)定；氨基酸氮用中和過的水解液先加入NaOH沸水浴中濃縮后，再加入檸檬酸和茚三酮繼續(xù)在沸水浴中沸騰一定時(shí)間后，得到的溶液倒入蒸餾瓶中，加入磷酸-硼砂緩沖液和NaOH后用半微量蒸氮法蒸餾測(cè)定；氨基糖氮取中和過的水解液加入磷酸鹽—硼酸鹽緩沖液，半微量蒸餾法測(cè)定氨態(tài)氮和氨基糖氮的總量，該值與酸解性氨態(tài)氮之差為氨基糖氮；酸解未知氮?jiǎng)t采用差減法計(jì)算，酸解總氮減去氨態(tài)氮、氨基糖氮和氨基酸態(tài)氮得到；非酸解性氮為全氮與酸解性總氮之差值。

1.5 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Origin 9.1畫圖和SPSS 19.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，利用最小顯著性差異法(LSD法)進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤無機(jī)氮的動(dòng)態(tài)變化

供試土壤硝態(tài)氮114.41 mg/kg，銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮含量過低未檢測(cè)出。由圖1可知，施加肥料影響土壤中的無機(jī)氮含量及其動(dòng)態(tài)。培養(yǎng)結(jié)束后，未施肥土壤中無機(jī)氮出現(xiàn)少量增加的現(xiàn)象，在培養(yǎng)結(jié)束后無機(jī)氮為124.19 mg/kg(見圖1(a))。整體上，施加尿素后無機(jī)氮先迅速增加后緩慢增加進(jìn)而趨于穩(wěn)定，并且隨著尿素添加量的增加無機(jī)氮的含量顯著增加(P<0.05)(見圖1(b))；施加有機(jī)糞肥后無機(jī)氮先下降后上升(見圖1(c))；施加秸稈無機(jī)氮先下降后趨于穩(wěn)定的趨勢(shì)，并隨著添加量增加無機(jī)氮含量顯著降低(P<0.05)(見圖1(d))。經(jīng)過70天培養(yǎng)，施加尿素、牛糞和秸稈處理中土壤無機(jī)氮含量分別是143.28～319.12、104.25～135.95和0～70.39 mg/kg。

2.2 有機(jī)氮礦化累積量

礦化累積量是不同培養(yǎng)時(shí)間下無機(jī)氮的含量與培養(yǎng)初始值之間的差值，它代表一段時(shí)間下無機(jī)氮的累積量(即有機(jī)氮礦化量)，是衡量有機(jī)氮礦化程度的重要指標(biāo)。由圖2(a)可以看出，培養(yǎng)期間，未施肥土壤的礦化累積量緩慢增加，礦化累積量最終為9.78 mg/kg。施加肥料影響土壤的礦化累積量。從圖2(b)可以看出，施加尿素后礦化累積量顯著提高，并且尿素的施加量越大，礦化累積量越大(P<0.05)。施加有機(jī)糞肥導(dǎo)致有機(jī)氮的礦化累積量前期出現(xiàn)降低，隨著培養(yǎng)時(shí)間增加，有機(jī)氮礦化累積量略高于空白土壤樣品(見圖2(c))。培養(yǎng)結(jié)束后，施加尿素和牛糞處理中土壤有機(jī)氮礦化累積量分別是24.29～173.50和5.59～12.76 mg/kg。與尿素、有機(jī)糞肥不同的是，施加秸稈后土壤無機(jī)氮被固定，并隨著施加量增加，無機(jī)氮固定的現(xiàn)象越顯著(P<0.05)(見圖2(d))。

2.3 土壤有機(jī)氮組分動(dòng)態(tài)變化

圖3、4、5、6、7表示不同施肥處理?xiàng)l件下土壤有機(jī)氮各組分的動(dòng)態(tài)變化。添加肥料以后，土壤中的有機(jī)氮組分占全氮比例發(fā)生變化，各組分的動(dòng)態(tài)變化存在差異(土壤中氨基糖態(tài)氮由于含量過低未檢測(cè)出)。

2.3.1 酸解氨態(tài)氮 由圖3可以看出，添加肥料后增加了土壤中的酸解氨態(tài)氮含量。整體上，在培養(yǎng)期間，酸解氨態(tài)氮及其占全氮的比例均出現(xiàn)降低現(xiàn)象，并隨著施肥量的增加，降低的趨勢(shì)越顯著，尿素、有機(jī)糞肥和秸稈處理中平均分別降低了6.03%、4.29%和8.19%。

圖1 不同施肥處理下無機(jī)氮?jiǎng)討B(tài)變化

圖2 不同處理下有機(jī)氮礦化累積量Fig.2 Mineralization accumulation of different fertilization treatments

2.3.2 酸解氨基酸態(tài)氮 由圖4可以得出，添加肥料后土壤中的酸解氨基酸態(tài)氮含量在不同程度上出現(xiàn)增加，但氨基酸態(tài)氮占全氮比例均出現(xiàn)降低現(xiàn)象，并隨著施肥量的增加，比例降低的趨勢(shì)越顯著，尿素、有機(jī)糞肥和秸稈處理中平均分別降低了6.68%、2.36%和9.40%。

2.3.3 酸解未知態(tài)氮 施加尿素導(dǎo)致土壤中的酸解未知態(tài)氮含量出現(xiàn)降低，并隨著施肥量的增加， 降低的趨勢(shì)越顯著(見圖5)。然而，施加有機(jī)糞肥和秸稈導(dǎo)致土壤中的酸解未知態(tài)氮含量出現(xiàn)增加，并隨著施肥量的增加，增加的趨勢(shì)越顯著。在培養(yǎng)期間，不同施肥處理中酸解未知態(tài)氮含量及其占全氮比例均出現(xiàn)降低，尿素、有機(jī)糞肥和秸稈處理中平均分別降低了1.96%、0.99%和11.36%。

圖3 土壤酸解氨態(tài)氮Fig.3 The contents of hydrolysable ammonium nitrogen in soils

圖4 土壤酸解氨基酸態(tài)氮Fig.4 The contents of amino acid nitrogen in soils

圖5 土壤酸解未知態(tài)氮

2.3.4 非酸解性氮 由圖6可以得出，添加肥料導(dǎo)致土壤中的非酸解性氮占全氮比例均出現(xiàn)增加的現(xiàn)象，并隨著施肥量的增加，增加的趨勢(shì)越顯著。在培養(yǎng)期間，非酸解性氮占全氮比例增加，尿素、有機(jī)糞肥和秸稈處理中平均分別增加了3.95%、2.36%和13.96%。

圖6 土壤非酸解性氮Fig.6 The contents of non hydrolysable nitrogen in soils

2.3.5 土壤微生物氮的動(dòng)態(tài)變化 由圖7可以看出，整體上，在培養(yǎng)期間，不同處理的土壤微生物氮均出現(xiàn)先增加后下降的現(xiàn)象。在培養(yǎng)的第7天，各處理的微生物氮含量達(dá)到最大值。同時(shí)，對(duì)比未施肥土壤，施加外源肥料導(dǎo)致土壤微生物氮的含量顯著增加，并且隨著添加量越大微生物氮增加的效果越大。在第7天，尿素處理導(dǎo)致土壤中微生物氮含量是未施肥處理的1.0～1.8倍，有機(jī)糞肥處理是1.3～2.0倍，秸稈處理是1.2～2.3倍。在培養(yǎng)結(jié)束后，在尿素處理、有機(jī)糞肥處理和秸稈處理?xiàng)l件下，微生物氮占全氮平均分別為11.89%、11.91%、15.53%，比未施肥土壤分別增加了1.31%、1.33%和4.95%。研究結(jié)果顯示，施加肥料不同程度地增加土壤微生物氮含量，秸稈處理最為顯著。

圖7 土壤微生物氮Fig.7 The contents of microbial biomass nitrogen in soils

3 討論

3.1 不同施肥處理對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

通過研究發(fā)現(xiàn)，施加不同肥料對(duì)土壤的理化性質(zhì)影響顯著(P<0.05)。由表4可知，添加肥料后，整體上，土壤pH、電導(dǎo)率和總有機(jī)氮升高，并且隨著施加量越大pH、電導(dǎo)率、溶解性有機(jī)碳和總有機(jī)氮升高的趨勢(shì)越大。這些理化性質(zhì)的改變改善了土壤環(huán)境，更有利于土壤中微生物的生長(zhǎng)[10-11]。

造成土壤理化性質(zhì)存在差異的原因主要是由于添加外源肥料的種類及肥料理化性質(zhì)的差異。由表2可知得，不同肥料之間的理化性質(zhì)差異顯著。在控制添加不同肥料的總氮量一致的情況下，不同肥料的pH和C/N值影響土壤pH和C/N值發(fā)生改變。其中，不同肥料的C/N值差異最為顯著，對(duì)土壤的C/N影響最大。尿素的C/N值較低，為0.43，施加尿素會(huì)導(dǎo)致土壤中C/N值隨之降低，土壤中碳含量過剩；而秸稈由于其高的C/N值，施加到土壤中導(dǎo)致土壤的C/N值會(huì)隨之升高，從而導(dǎo)致土壤中存在氮含量不足。有機(jī)糞肥的C/N值介于二者之間，為13.50。土壤中C/N值的差異會(huì)影響土壤微生物對(duì)氮的利用，影響土壤中有機(jī)氮的轉(zhuǎn)化方向。

3.2 不同施肥處理對(duì)土壤有機(jī)氮礦化的影響

結(jié)果表明，添加不同種類肥料后，土壤有機(jī)氮的礦化與氮固定兩者之間的作用關(guān)系發(fā)生改變(見圖2)，這可能是由于施加肥料后改變土壤理化性質(zhì)和微生物環(huán)境[12-13]。但影響土壤氮礦化和固定均衡的最主要原因可能是由于不同肥料的C/N值的差異。

添加尿素導(dǎo)致土壤有機(jī)氮的礦化累積量增大，這可能是由于尿素的施入，顯著減小了土壤C/N比(見表2)，土壤有機(jī)氮的礦化作用明顯大于固定作用，發(fā)生有機(jī)氮的凈礦化[8]。添加有機(jī)糞肥在培養(yǎng)前期由于微生物的固定作用，土壤無機(jī)氮含量降低；在培養(yǎng)后期，在高有機(jī)糞肥添加量下，土壤有機(jī)氮礦化累積量的增加，表明固定的氮發(fā)生礦化作用。添加秸稈顯著降低土壤無機(jī)氮，施加的秸稈C/N大于30，高C/N比導(dǎo)致土壤中的微生物對(duì)氮素發(fā)生固持，使得固定作用大于礦化作用，土壤表現(xiàn)出無機(jī)氮的固定[14]。

另外，尿素的主要成分是碳酰胺(CO(NH2)2)，是低分子量有機(jī)氮，極易被微生物吸收利用[15]，容易進(jìn)行有機(jī)氮的礦化。另一方面，由于有機(jī)糞肥中的有機(jī)態(tài)氮主要是高分子量有機(jī)氮，不易被降解為低分子量有機(jī)氮，難以被微生物利用進(jìn)行有機(jī)氮的礦化[8]。小麥秸稈對(duì)氮素具有吸附作用，土壤中無機(jī)氮含量的降低可能與其吸附作用有關(guān)[14,16]。

3.3 不同施肥處理對(duì)土壤中有機(jī)氮各組分的影響

土壤酸解氨態(tài)氮是土壤在酸解過程中產(chǎn)生的NH3-N，這一部分的組分來源比較復(fù)雜，一部分來自吸附態(tài)或固定態(tài)銨；一部分來自酸解過程中產(chǎn)生的，氨基酸或氨基糖的脫氨基作用；還有一部分來自酰胺類化合物[17]。施加不同肥料后發(fā)現(xiàn)土壤中酸解氨態(tài)氮的含量出現(xiàn)增加，這可能是一方面由于添加外源肥料增加了土壤中酸解氨態(tài)氮來源的組分，尤其是尿素，作為酰胺態(tài)氮直接添加到土壤中，會(huì)導(dǎo)致土壤中酰胺類化合物的含量顯著增加；另一方面，添加外源肥料導(dǎo)致土壤中微生物的數(shù)量和活性增加，促進(jìn)了有機(jī)氮各組分之間的轉(zhuǎn)化，在轉(zhuǎn)化中可能產(chǎn)生酸解氨態(tài)氮。但是，土壤中酸解氨態(tài)氮含量隨著培養(yǎng)時(shí)間增加出現(xiàn)減少。同時(shí)，在培養(yǎng)結(jié)束后，施加不同肥料均導(dǎo)致土壤中酸解氨態(tài)氮占土壤全氮的比例下降。這說明酸解氨態(tài)氮在微生物的作用下會(huì)被迅速轉(zhuǎn)化利用，成為無機(jī)氮的主要貢獻(xiàn)來源。這與肖巧琳等研究結(jié)果一致[18-19]。

氨基酸態(tài)氮是土壤有機(jī)氮組分的活躍成分，被認(rèn)為是有機(jī)氮礦化的主體。一般認(rèn)為，氨基酸的主要來源是由多肽、蛋白質(zhì)等復(fù)雜有機(jī)氮化合物裂解后釋放出來的[20]。研究發(fā)現(xiàn)，在培養(yǎng)結(jié)束后，施加導(dǎo)致土壤中氨基酸態(tài)氮的含量降低，氨基酸態(tài)氮含量占全氮的比例下降，這說明在尿素處理的土壤中，除了酰胺態(tài)氮容易被微生物所利用，土壤本身的氨基酸態(tài)氮也成為有機(jī)氮礦化的主體組分參與礦化過程，因此導(dǎo)致土壤氨基酸態(tài)的含量下降。而施加有機(jī)糞肥和秸稈處理，在經(jīng)過長(zhǎng)期的培養(yǎng)后，氨基酸態(tài)氮雖然含量出現(xiàn)下降，但是氨基酸態(tài)氮占全氮的比例增加，這可能是一方面是由于外源肥料內(nèi)所含有的氨基酸類化合物的直接輸入，另一方面是由于添加有機(jī)糞肥和秸稈后導(dǎo)致土壤中的微生物增加，促進(jìn)大分子有機(jī)氮化合物向氨基酸態(tài)氮的轉(zhuǎn)化。盡管氨基酸態(tài)氮仍然是土壤有機(jī)氮礦化的主體，但是由于其來源不斷增加，導(dǎo)致其在全氮中的比例出現(xiàn)少量增加的現(xiàn)象。

表4 添加肥料后土壤理化性質(zhì)Table 4 The physical and chemical properties of soils with fertilizers addition

注：同一指標(biāo)下不同字母代表顯著性差異(P<0.05)。Different letters represent significant differences(P<0.05).

土壤中酸解未知態(tài)氮主要是指還尚未能鑒定出來的一些有機(jī)氮的化合物[17]。施加不同肥料處理均導(dǎo)致土壤中酸解未知態(tài)氮在全氮中的比例降低，說明酸解未知態(tài)氮在一定程度上也參與有機(jī)氮的礦化過程。在培養(yǎng)結(jié)束，對(duì)比不同處理之間發(fā)現(xiàn)，添加肥料導(dǎo)致土壤酸解未知態(tài)氮的含量較未施肥土壤的高，這可能是由于外源肥料中所含的未知態(tài)氮的輸入導(dǎo)致，或是在轉(zhuǎn)化過程中復(fù)雜有機(jī)氮的轉(zhuǎn)化產(chǎn)生[21]。

土壤中非酸解性氮是指不能被酸水解的那部分氮，它較其他氮組分來說更加穩(wěn)定，是有機(jī)氮中難降解的組分。研究結(jié)果顯示，施加不同肥料導(dǎo)致土壤中非酸解性氮含量及其占全氮的比例均增加，其中增加的趨勢(shì)排序：秸稈處理>有機(jī)糞肥處理>尿素處理。這說明，相比尿素，添加有機(jī)糞肥和秸稈導(dǎo)致土壤中含有更多難降解氮，不利于轉(zhuǎn)化為無機(jī)氮被生物所利用。

土壤微生物氮是土壤有機(jī)態(tài)氮中最活躍的組分之一，它可以綜合反映土壤微生物對(duì)氮素礦化與固持的作用[22]。研究結(jié)果顯示，施加不同肥料均不同程度地增加土壤微生物氮含量。土壤中的微生物含量增加可以促進(jìn)土壤中有機(jī)氮的轉(zhuǎn)化。添加尿素處理，在微生物的作用下，有機(jī)氮不斷礦化產(chǎn)生無機(jī)氮，土壤中的無機(jī)氮不斷累積。當(dāng)尿素施加過量時(shí)，土壤有機(jī)氮礦化產(chǎn)生的無機(jī)氮在滿足植物對(duì)氮素的吸收利用后仍有大量累積在土壤中，在一定的灌溉、降雨條件下，土壤中的無機(jī)氮會(huì)隨土壤水分遷移至深層，從而導(dǎo)致地下水中氮污染。然而，在秸稈處理中，由于土壤中含有充足的碳源，微生物在一定時(shí)間內(nèi)固持土壤中的無機(jī)氮，導(dǎo)致土壤中無機(jī)氮缺乏，進(jìn)而會(huì)影響植物對(duì)氮素的吸收[23]。

3.4 土壤有機(jī)氮組分對(duì)礦化的貢獻(xiàn)

通過對(duì)土壤有機(jī)氮各組分的動(dòng)態(tài)變化進(jìn)行分析，本文發(fā)現(xiàn)施加肥料導(dǎo)致土壤中各組分含量發(fā)生變化，由于不同組分的生物有效性不同，因此施加肥料后有機(jī)氮組分對(duì)氮礦化的貢獻(xiàn)存在差異。因此，為研究不同施肥條件下礦化氮的組分來源，本研究運(yùn)用相關(guān)分析對(duì)礦化累積量與有機(jī)氮各組分含量的動(dòng)態(tài)變化關(guān)系進(jìn)行了線性相關(guān)性的分析(見表5)。從礦化累積量結(jié)果來看，肥料在低施加量條件下對(duì)土壤有機(jī)氮礦化的影響較小。因此，以下討論主要針對(duì)較大施肥量條件下(控制外加總氮 120和240 mg/kg)有機(jī)氮組分對(duì)礦化的貢獻(xiàn)。

不同施肥處理土壤中有機(jī)氮組分與礦化累積量之間的關(guān)系存在差異(見表5)。在未施加肥料土壤中，氨基酸態(tài)氮與礦化累積量呈顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系(r=-0.916，P<0.05)。這說明，氨基酸態(tài)氮是有機(jī)氮中活躍的氮組分，是有機(jī)氮礦化的主要成分。研究結(jié)果與王媛等人一致[4]。施加尿素條件下，酸解氨態(tài)氮與礦化累積量極顯著負(fù)相關(guān)(r=-0.977/-0.966，P<0.01)，表明在尿素作用下，酰胺態(tài)氮優(yōu)先被微生物利用礦化成無機(jī)氮。施加有機(jī)糞肥條件下，有機(jī)氮各組分與礦化累積量并未存在顯著的相關(guān)關(guān)系，一方面可能與有機(jī)糞肥中存在大量的高分子有機(jī)氮發(fā)生復(fù)雜的分解轉(zhuǎn)化過程有關(guān)，另一方面可能是由于在有機(jī)糞肥的C/N比影響下，有機(jī)氮的礦化和固定作用相當(dāng)，使得礦化累積量較小[24]。施加秸稈條件控制外加總氮120 mg·kg-1條件下，酸解未知態(tài)氮與礦化累積量呈顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系(r=-0.832，P<0.05)。在添加量為 240 mg·kg-1條件下，非酸解性氮與礦化累積量呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(r=-0.861，P<0.05)，這說明，施加秸稈會(huì)導(dǎo)致土壤中氮向酸解未知態(tài)氮的轉(zhuǎn)化，并使得酸解未知態(tài)氮成為有機(jī)氮礦化貢獻(xiàn)的主體。而酸解氨態(tài)氮、氨基酸態(tài)氮與礦化累積量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(r=0.818/0.822，P<0.05)，說明施加秸稈后，在微生物的作用下，土壤中復(fù)雜有機(jī)氮組分向酸解氨態(tài)氮和氨基酸態(tài)轉(zhuǎn)化加強(qiáng)，促進(jìn)了大分子有機(jī)氮向小分子有機(jī)氮的轉(zhuǎn)化過程。

表5 不同施肥處理下礦化累積量與有機(jī)氮組分的相關(guān)系數(shù)(r)Table 5 Correlation coefficients between mineralization accumulation and organic components

注：**表示達(dá)0.01顯著水平，*表示達(dá)0.05顯著水平。試驗(yàn)測(cè)得氨基糖態(tài)氮含量近乎為0，不予分析。相關(guān)系數(shù)(r)顯著性水平臨界值：r0.05=0.811，r0.01=0.917，n=6。

Note:**and * represent significant differences (P<0.01，P<0.05). Aminosugar nitrogen was not detected. Threshold for correlation coefficient:r0.05=0.811，r0.01=0.917，n=6.

綜上所述，施加不同肥料對(duì)土壤理化性質(zhì)、有機(jī)氮組分含量和土壤中微生物量均產(chǎn)生影響，進(jìn)而改變土壤有機(jī)氮的轉(zhuǎn)化方向及各組分在礦化過程中的貢獻(xiàn)。盡管施加尿素促進(jìn)土壤有機(jī)氮的礦化，但是施加大量的尿素會(huì)導(dǎo)致土壤中累積過量的無機(jī)氮，使氮的利用率降低，同時(shí)增加地下水中的氮污染。施加秸稈改變了氮素的轉(zhuǎn)化方向，一方面土壤中大量的無機(jī)氮被微生物固定，導(dǎo)致土壤中無機(jī)氮缺乏，植物對(duì)氮素的吸收利用受到限制；另一方面施加秸稈促進(jìn)有機(jī)氮組分從大分子向小分子的轉(zhuǎn)化，提高有機(jī)氮組分的微生物利用性，有利于土壤中的氮供給。因此，在實(shí)際農(nóng)業(yè)施肥過程中，建議采用化學(xué)肥料與外源有機(jī)肥料配施，從而更加有效地提高土壤肥力和改善作物產(chǎn)量。

4 結(jié)論

(1) 施加不同肥料顯著影響土壤中有機(jī)氮的礦化。有機(jī)氮的累積礦化量大?。耗蛩靥幚?有機(jī)糞肥處理。而施加秸稈導(dǎo)致土壤中無機(jī)氮被固定。

(2) 施加肥料導(dǎo)致土壤有機(jī)氮組分的含量及各組分對(duì)氮礦化的貢獻(xiàn)不同。

(3) 施加尿素導(dǎo)致酰胺態(tài)氮迅速被微生物利用，成為礦化的主要組分，而施加秸稈導(dǎo)致氮的固定作用增強(qiáng)，并且氮固定為酸解氨態(tài)氮和氨基酸態(tài)氮。導(dǎo)致土壤中有機(jī)氮組分的含量及各組分對(duì)氮礦化貢獻(xiàn)存在差異，其主要原因是肥料類型及肥料與土壤的相互作用。