賀永巖，武 均，2，張仁陟，2，3*，張世漢，郭萬里

（1甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，蘭州730070；2甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)甘肅省干旱生境作物學(xué)重點實驗室，蘭州730070；3甘肅省節(jié)水農(nóng)業(yè)工程技術(shù)研究中心，蘭州730070）

氮素在土壤氮庫中的轉(zhuǎn)化是微生物驅(qū)動下的生物化學(xué)過程［1］，而土壤微生物的生存與繁衍主要由土壤有機碳提供碳源和能源，所以氮素養(yǎng)分在土壤氮庫中的轉(zhuǎn)化主要受土壤有機碳的調(diào)控［2］。隴中黃土高原雨養(yǎng)農(nóng)業(yè)區(qū)干旱缺水，土壤有機碳儲量較低，土壤對氮素養(yǎng)分的調(diào)控能力弱。當(dāng)?shù)剞r(nóng)民為提高作物產(chǎn)量不斷增大氮素添加量，這種氮素不合理的施用現(xiàn)象加速了溫室氣體排放以及硝態(tài)氮的淋溶，使該區(qū)生態(tài)環(huán)境受到嚴重威脅［3］。如何提高隴中黃土高原區(qū)農(nóng)田生產(chǎn)力，減少環(huán)境污染，是一個亟待解決的問題。

秸稈還田是我國目前普遍推廣的土壤培肥措施，不僅能有效提高土壤有機質(zhì)含量、改善土壤理化性質(zhì)和培肥土壤［4］，同時還能增強土壤微生物的作用［5］，提高作物秸稈的有效利用，進而促進農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的良性循環(huán)［6］。宋慶妮等［7］研究發(fā)現(xiàn)，作物生長所需要的氮素主要源于施入肥料氮和土壤中有機氮的礦化，土壤氮素礦化很大程度上反映了土壤的供氮能力。秸稈還田能明顯促進土壤氮素累積礦化量的提高［8］；土壤氮素礦化水平因土壤及秸稈類型的不同而不同［9］，但秸稈配施氮素是否能夠顯著提高土壤氮素礦化水平尚存爭議。鑒于此，本試驗基于2014年布設(shè)于甘肅省定西市李家堡鎮(zhèn)麻子川村的甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)旱作農(nóng)業(yè)綜合試驗站秸稈配施氮素田間定位試驗，采用Stanford間歇淋洗培養(yǎng)法，進行土壤氮素礦化的研究，旨在探明隴中黃土高原旱作農(nóng)田下秸稈配施氮素對土壤氮素礦化的影響，為提升該區(qū)域農(nóng)田生產(chǎn)力，解決環(huán)境污染提供科學(xué)依據(jù)。

1 試驗設(shè)計與方法

1.1 試驗區(qū)概況

試驗區(qū)位于隴中黃土高原半干旱丘陵溝壑區(qū)的甘肅省定西市李家堡鎮(zhèn)麻子川村（35°28′N，104°44′E）。試區(qū)干旱少雨，屬中溫帶半干旱區(qū)，農(nóng)田土壤為典型的黃綿土，質(zhì)地均勻，土質(zhì)綿軟。平均海拔2000 m，無霜期140 d，年均日照時數(shù)2476.6 h，年均太陽輻射594.7 kJ/cm2，年均氣溫6.4℃，≥0℃積溫2933.5℃，≥10℃積溫2239.1℃；多年平均降水量390.9 mm，年蒸發(fā)量1531 mm，80%保證率的降水量為365 mm，變異系數(shù)為24.3%，為典型的雨養(yǎng)農(nóng)業(yè)區(qū)。

1.2 試驗設(shè)計

土樣采自甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)旱作農(nóng)業(yè)綜合試驗站2014年布設(shè)于甘肅省定西市李家堡鎮(zhèn)麻子川村的秸稈配施氮素試驗。2018年春播前利用5點法依次采集0～30 cm土壤500 g左右，分別混勻，然后按層次裝于自封袋內(nèi)。土樣采回后置于室內(nèi)風(fēng)干，挑去細根，磨細過2 mm篩后，用于培養(yǎng)試驗。

試驗涉及氮素、秸稈2個因素。小麥秸稈于每年收獲后利用鍘草機切割為3～5 cm長小段均勻散布于還田小區(qū)內(nèi)，并利用旋耕機將其翻埋入土壤（三耕兩耱，耕深18±2 cm）。各處理于每年播種前均施入 P2O5105 kg/hm2（過磷酸鈣，P2O5含量14%）。試驗中所添加氮素為尿素（純氮含量46%），于每年播種前根據(jù)各處理所需用量同磷肥一并均勻撒施于各小區(qū)后，迅速利用播種機播種（播深7±2 cm），待肥料與土壤混合，利用耙耱?qū)⒌伛蚱健９┰囆←溄斩捄剂?84.9 g/kg，含氮量為5.5 g/kg。試驗設(shè)4個處理，具體情況見表1。

表1 處理描述Table 1 Treatments description in the experiment

試驗采用Standford間歇淋洗培養(yǎng)法［10］：

（1）在淋洗管底端鋪三層玻璃絲和兩層濾紙；

（2）稱取20 g過2mm篩的風(fēng)干土，與等量粒狀石英砂充分混合；

（3）將混合物小心轉(zhuǎn)入準(zhǔn)備好的淋洗管中，充分混勻，其上鋪少量玻璃絲以避免淋洗液的直接沖擊；

（4）在裝有混合物的淋洗管中加入100 mL 2 mol/L KCl溶液以淋洗土壤起始礦質(zhì)氮；

（5）淋洗后加入25 mL無氮營養(yǎng)液（0.002 mol/L CaSO4·2H2O，0.002 mol/L MgSO4，0.005 mol/L Ca（H2PO4）2·2H2O，0.0025 mol/L K2SO4）；

（6）在60 cm汞柱的負壓下用真空抽氣泵抽提多余的營養(yǎng)液，以保持良好通氣；

（7）加蓋橡皮塞，放入28℃恒溫培養(yǎng)箱中暗培養(yǎng)。培養(yǎng)期間用重量法維持土壤水分在田間持水量的65%不變，并每天通氣5 min；

（8）培養(yǎng)的 7、15、22、30、45、60、90、120 d，取出淋洗管按上述（4）～（7）方法進行淋洗并收集淋洗液；

（9）測定全氮、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和有機氮組分。

1.3 測定項目與方法

1.3.1 土壤無機氮的測定

（1）硝態(tài)氮：KCl浸提，全自動間斷化學(xué)分析儀測定（Smart chemH140，Italy）。

（2）銨態(tài)氮：KCl浸提，全自動間斷化學(xué)分析儀測定（Smart chemH140，Italy）。

1.3.2 土壤有機氮的測定

Bremner酸解法［11］。根據(jù)性質(zhì)的不同，有機氮可以分成兩部分，一部分是可以酸解的，另一部分是不可以酸解的。

酸解液的制備：稱取約含10 mg氮的土壤樣品（過100目篩）放入磨口三角瓶中，加2滴正辛醇和6 mol HCl 20 mL，搖動瓶子使土壤樣品和試劑充分混合。在電熱板上水解回流12 h，溫度始終控制在120±3℃，然后過濾，過濾液總體積不超過60 mL。過濾液用1 mol和5 mol NaOH以及6 mol HCl調(diào)至pH為6.5±0.3，定容至100 mL，放入冰箱備用。

用凱氏法分別測定酸解總氮、酸解氨態(tài)氮和氨基糖氮、酸解氨基酸態(tài)氮。

1.4 數(shù)據(jù)整理及統(tǒng)計方法

利用 Microsoft Excel 2013作圖制表，采用SPSS19.0進行統(tǒng)計分析，多重比較采用新復(fù)極差法。

各時段氨化速率 =CT（NH4+-N）/T；

酸解氨基糖態(tài)氮：酸解氨態(tài)氮和氨基糖氮與酸解氨態(tài)氮的差值；

非酸解態(tài)氮為土壤全氮與酸解態(tài)氮和無機態(tài)氮總量的差值；

式中：C—含量，C0—0 d的含量，T—觀測時段（T≥1）。

2 結(jié)果與分析

2.1 秸稈在不同氮素添加水平下對土壤氮素礦化速率的影響

各處理土壤氨化速率均呈現(xiàn)出0～7 d緩慢增大，7～15 d迅速增大，15～120 d逐漸降低并穩(wěn)定的趨勢；硝化速率則呈現(xiàn)出0～7 d迅速增大，7～15 d迅速減小，15～45 d緩慢降低，45～120 d逐步穩(wěn)定的趨勢。在不同培養(yǎng)時期，秸稈在不同水平氮素添加下對氨化速率的影響均未達到顯著水平；對硝化速率的影響僅在0～7 d的培養(yǎng)階段達到顯著水平，與N0處理比較，SN0處理土壤硝化速率顯著降低48.54%。在120 d的培養(yǎng)期內(nèi)，氨態(tài)氮僅在0～30 d內(nèi)產(chǎn)生，而硝態(tài)氮在整個培養(yǎng)期均有產(chǎn)生（表 2）。

表2 各處理的土壤氮素礦化速率比較 m g/kg·dTable 2 Effects of straw on soil nitrogen m ineralization rate under different nitrogen levels

2.2 秸稈在不同氮素添加水平下對土壤氮素累積礦化量的影響

與N0處理相比，SN0、SN50、SN100處理土壤氮素累積礦化量分別下降了19.14%、17.22%、13.47%，且與SN0、SN50處理間差異達到顯著水平（表3）。

表3 不同氮素添加水平下的土壤氮素累積礦化量 mg/kg Table 3 Effect of straw on soil inorganic nitrogen accumulation at different nitrogen levels

經(jīng)檢驗，氮素添加對土壤氮素累積礦化量未發(fā)揮顯著效應(yīng)（F=0.374；S=0.699），而秸稈對其發(fā)揮了顯著效應(yīng)（F=8.234；S=0.021）。

2.3 土壤有機氮組分含量變化

經(jīng)過120 d的培養(yǎng)，土壤酸解總有機氮、酸解氨基酸態(tài)氮、酸解氨基糖態(tài)氮、酸解氨態(tài)氮和酸解未知態(tài)氮含量降低，而未酸解態(tài)氮含量增加。各處理的酸解態(tài)有機氮組分表現(xiàn)出基本相同的降低趨勢，即酸解氨基酸態(tài)氮＞酸解未知態(tài)氮＞酸解氨態(tài)氮＞酸解氨基糖態(tài)氮，且酸解總氮的降低量大于無機氮的累積量，但均未達到顯著差異（表4）。

表4 土壤有機氮組分變化 mg/kgTable 4 Changes of soil organic nitrogen com position

3 討論

土壤氮素礦化可以在通氣條件下進行，也可以在淹水條件下進行。通氣培養(yǎng)既可礦化易分解有機氮，又可礦化難分解有機氮，而淹水培養(yǎng)僅可使易分解的有機氮得到礦化［12］。本研究發(fā)現(xiàn)，培養(yǎng)初期（0～7 d）氨化速率、硝化速率顯著提高，培養(yǎng)中期（7～45 d）氨化速率、硝化速率逐漸降低，培養(yǎng)后期（45～120 d）氨化速率、硝化速率逐步穩(wěn)定，這與袁瑞娜等［13］研究結(jié)果吻合。該變化趨勢出現(xiàn)的原因有可能是：①氮素添加使得土壤中活性氮素含量升高，在培養(yǎng)前期尿素作為小分子的有機氮被優(yōu)先分解礦化，顯著提高了培養(yǎng)前期土壤氮素礦化速率。②隨著培養(yǎng)時間的延長，施用秸稈為微生物提供了大量碳、氮等元素，使其快速繁殖，銨態(tài)氮和硝態(tài)氮通過同化作用被固定到微生物體內(nèi)，降低了培養(yǎng)后期土壤有機氮礦化速率［14］。

石冰潔等［15］研究表明，土壤氮素累積礦化量的變化主要是由硝化量的變化引起的。本研究結(jié)果表明，銨態(tài)氮僅在0～30 d內(nèi)產(chǎn)生；在培養(yǎng)中后期（30～120 d），土壤氮素累積礦化量取決于硝態(tài)氮的含量，與石冰潔等的研究結(jié)果一致。這主要是由于：①易氨化的小分子有機物含量隨著時間的延長減少，微生物活動加強致使大量氮素被微生物固定，產(chǎn)生的減少，在通氣良好的旱地中，土壤溫度在30±2℃時完全轉(zhuǎn)化為所 導(dǎo) 致 的［16］。②氣態(tài)氮的損失也可能導(dǎo)致土壤中銨態(tài)氮含量的下降。

張娟霞等［17］研究表明，秸稈配施氮素提高了土壤氮素累積礦化量，本研究結(jié)果與其相反。這可能是由以下原因引起的：①張娟霞等的氮素添加水平為 0、168、252 kg/hm2，本研究則是 0、50、100 kg/hm2，氮素添加量的不同降低了土壤氮素礦化累積量。②供試秸稈以及秸稈添加量的不同。③前者的研究結(jié)果是以2年的定位試驗為基礎(chǔ)建立的，而本研究則是基于4年的定位試驗建立的，秸稈還田年限的不同降低了土壤氮素累積礦化量。

沈其榮等［18］研究指出，隨著培養(yǎng)時間的延長，酸解總氮中酸解氨態(tài)氮、酸解氨基酸氮、酸解氨基糖態(tài)氮和酸解未知態(tài)氮都有不同程度的減少，而未酸解態(tài)氮卻增加，本研究結(jié)果與其一致。這可能是因為：①未酸解態(tài)氮主要以雜環(huán)態(tài)存在于高度縮合且穩(wěn)定性較高的腐殖質(zhì)組分中難以分解［19］。②酸解性氮中較不穩(wěn)定的物質(zhì)轉(zhuǎn)化成更穩(wěn)定的物質(zhì)進入了非酸解性部分。

綜上所述，秸稈配施氮素能夠降低土壤氮素礦化水平，且SN100處理下土壤氮素更易礦化。