OSID：
氮素是影响作物生长发育和产量形成的主要营养元素之一[1],作物获取所需要的氮素主要来源于肥料和土壤。土壤氮素95%以上以有机氮形式存在,有机氮需经过微生物的矿化作用转化为无机氮,从而被作物直接吸收利用[2]。因此,研究土壤氮素矿化过程对于深刻认识土壤供氮潜力、氮素循环过程和维持农田生态系统生产力具有重要意义[3]。土壤氮素矿化是一个复杂的生物化学过程,受到土壤温度、水分、质地、理化性质和施肥措施等多种因素的影响[3-5]。在农田生态系统中,施肥可以通过改变土壤有机氮含量和组成,影响氮素矿化过程及微生物多样性,进而提高土壤供氮水平和作物产量[6-8]。目前我国在农业生产中的氮肥(尿素)施用量显著高于世界平均水平,土壤无机氮短期内无法被作物及时吸收利用,多数通过氨挥发、径流、淋溶、硝化或反硝化等途径损失,造成严重的资源浪费和生态环境污染[9]。研究表明,有机无机肥配施可以提高土壤有机氮比例,增加微生物的数量和活性,提高氮素在土壤的残留率,从而减少氮素损失,提高氮肥利用效率[10-11]。有机无机肥配施处理还可以改善土壤理化性质,提高土壤活性有机氮库,缓控氮素释放过程,减少农业面源污染等[12-13]。
有机无机肥配施措施下的土壤氮素矿化特征及过程主要受有机肥类型、配施方式、土壤性质和环境条件等因素的影响[14-15]。农业生产中施用的有机肥种类繁多,来源广泛,不同有机肥的氮素释放特性存在明显差异[16]。研究发现,高碳氮比的秸秆或动物粪便与尿素配施会促进无机氮的同化,抑制土壤矿化作用和硝化作用[17]。也有研究表明,有机无机肥合理配施可以显著促进土壤氮素矿化作用,提高土壤持续稳定的供氮能力,满足作物生长发育的需求[18]。在以往的氮素矿化试验中,有机肥类型多采用畜禽粪便、作物秸秆或者生活垃圾堆肥等[4,19-20],关于利用工农业废弃资源合成有机肥的研究较少,该有机肥和尿素配合施用能否达到增加土壤供氮潜力、减少氮素损失和提高氮素矿化量等目的尚不明确。因此,关于有机无机肥配施对土壤氮素矿化能力的影响效应和作用机理还需要进行深入研究。土壤类型对土壤氮素矿化过程也有显著影响[21-22]。土壤类型不同导致土壤养分、持水能力、团聚体含量和孔隙特征等存在差异,进而影响土壤微生物活性和氮素矿化量[23]。以往的研究多集中在有机无机肥配施或土壤类型对土壤氮素矿化动态过程的单独影响[6,24-25],而对于不同土壤类型下有机无机肥配施所产生的土壤氮素矿化特征和供氮能力仍有待进一步探明。
我国西北部地区干旱缺水,水土流失严重,该地区农田土壤普遍存在氮素缺乏、有机质含量低等问题,严重制约当地农业的可持续发展。因此,研究有机无机肥配施对不同土壤类型氮素矿化特性的影响对于当地农田土壤培肥和作物增产具有重要意义。本研究以我国西北地区4种典型农田土壤(塿土、黄绵土、黄河灌淤土和灰棕漠土)为研究对象,在等氮施肥的原则下,采用室内恒温好气培养法研究不同施肥措施对不同土壤类型氮素矿化特征的影响,以期为该区域农业生产中合理施用有机肥料、管理调控土壤氮素供应、提高肥料利用效率和减轻环境污染等提供理论依据。
供试土壤分别采自陕西省杨凌示范区西北农林科技大学节水灌溉试验站、陕西省延安市宝塔区万庄村、内蒙古自治区河套灌区曙光实验站和青海省德令哈市怀头他拉镇,采集深度为 0～20 cm。陕西省杨凌示范区属于大陆性暖温带季风型半湿润气候,年平均气温为12.9℃,年平均降雨量为635.6 mm,土壤类型为塿土。陕西省延安市属于干旱半干旱气候,年平均气温为9.4℃,年平均降雨量为500 mm,土壤类型为黄绵土。内蒙古自治区河套灌区属于典型温带大陆性气候,年平均气温为6.9℃,年平均降雨量142.1 mm,土壤类型属于黄河灌淤土。青海省德令哈市属于高原大陆性气候,年平均气温为3℃,年平均降雨量约160 mm,土壤类型属于灰棕漠土。将采集的土样挑出动植物残体、石块和根系等,置于室内风干,磨细后过1 mm筛供矿化培养试验备用。4种供试土壤基本理化性质如表1所示。
表1 不同供试土壤基本理化性质
Tab.1 Basic physical and chemical properties of different tested soils
土壤类型颗粒组成(质量分数)/%粘粒粉粒砂粒速效氮质量比/(mg·kg-1)速效磷质量比/(mg·kg-1)有机质质量比/(g·kg-1)全氮质量分数/%pH值塿土29.4935.9534.5691.425.9714.700.1108.0黄绵土20.1221.4458.4487.905.4910.900.0888.0黄河灌淤土27.7828.3043.9272.082.567.650.0607.7灰棕漠土18.8520.1760.9847.462.122.880.0367.2
试验共设置土壤类型和施肥处理两个因素,土壤类型包括4种(塿土、黄绵土、黄河灌淤土、灰棕漠土),每种土壤类型包括4种施肥处理,分别为对照处理(不施肥,CK)、单施尿素处理(U)、单施有机肥处理(M)和尿素配施有机肥处理(U+M)。试验共16个处理,3次重复。黄河灌淤土土样含盐量为1.19 g/kg,电导率为0.38 dS/m。参照土壤盐渍化程度划分标准[26],该土壤盐分水平(电导率)属于非盐渍化水平。前人研究表明,低盐分水平会抑制土壤氨化作用,加快硝化速率,但作用效果较小,土壤累积矿化氮量基本保持不变[14,27]。因此,本研究未考虑土壤含盐量对土壤氮素矿化作用的影响。本试验采取等氮的原则,各施肥处理施氮总量保持一致,按照1 kg干土1 g氮(全N)施加肥料,并与土壤充分混匀,以不施肥处理为空白对照。这是因为有机肥本身含有一定的氮素,如果采用等比例(有机肥占土壤质量比)、等质量(有机肥)或额外施加有机肥等粗放式施肥方式,未确保各处理在统一施氮水平下进行研究,将会影响试验数据和结论的可靠性。其中U+M处理中,有机肥和尿素的全氮含量分别占所施全氮含量的50%。试验选用的有机肥料由中国科学院水土保持研究所节水中心团队研发制作,主要以粉碎秸秆、油渣和菌渣等工农业废弃资源制成的合成有机材料。该有机肥有机质含量79.23%,全氮含量6.68%,总磷含量2.25%,总钾含量0.32%。
矿化试验在西北农林科技大学节水灌溉试验站培养室中进行,采用室内恒温好气培养法[20,28]研究土壤氮素矿化动态特征。该方法具有操作简便、快速等优点,适用于大批样品和连续培养测定,在旱地土壤氮素矿化培养的效果较好,得到国内外学者广泛应用。具体的试验步骤如下:称取过1 mm筛风干土样500 g,将土壤与肥料充分混匀后装入容量为1 L的广口玻璃瓶,将广口玻璃瓶置于恒温培养箱中遮光培养,控制温度为25℃,添加蒸馏水调节土壤含水率为田间持水率的60%。在培养过程中,培养瓶每天通气1 h,通过称量法每3 d补充一次水分,保持培养瓶中的土壤水分含量恒定。室内好气培养试验如图1所示。在培养后第0、3、7、14、28、42、56、70、84天通过破坏性取样采集培养瓶中的土样,其中一部分土样用于测定土壤含水率,另一部分用50 mL 2.0 mol/L KCl溶液振荡浸提30 min,过滤后收集上清液测定土壤硝态氮、铵态氮含量。
图1 室内好气培养试验
Fig.1 Laboratory aerobic incubation experiment
土壤机械组成采用比重计法测定;土壤pH值采用电位法(水土质量比为2.5∶1)测定;电导率采用电导率仪(DDS-11A型,上海济成分析仪器有限公司)测定1∶5土水浸提液。供试土壤养分指标参照《土壤农业化学分析方法》[29]测定:土壤有机质含量采用重铬酸钾容量法测定;土壤全氮含量采用半微量凯氏定氮法测定;土壤速效磷含量采用碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法测定。采用2.0 mol/L KCl溶液浸提后,滤液中铵态氮含量和硝态氮含量使用连续流动分析仪(AA3型,SEAL公司,德国)测定。
土壤矿质氮含量为硝态氮含量与铵态氮含量之和,土壤累积矿化氮量为培养后土壤矿质氮含量与培养前土壤矿质氮含量差值,土壤氮矿化速率为土壤累积矿化氮量除以培养时间,土壤矿化率为土壤累积矿化氮量占土壤全氮质量百分比。
采用一级动力学方程模型拟合培养过程中土壤累积矿化氮量的动态变化,计算公式为
Nt=N0(1-e-kt)
式中 Nt——t时段内的累积土壤矿化氮量,mg/kg
N0——矿化势,mg/kg
k——氮矿化速率常数
t——培养时间,d
试验数据均为3个重复的平均值。使用SPSS 22.0软件对数据进行方差分析和相关性分析,用最小显著差异(LSD)法进行不同处理间差异显著性检验。使用SigmaPlot 12.5软件绘制图形和进行模型拟合。
由图2可知,在矿化培养过程中,不同类型土壤铵态氮含量(质量比)的动态变化规律基本相同,均呈现先迅速增大后迅速减小再逐渐减小的趋势。总体而言,不同施肥处理较CK处理均显著增加培养初期阶段(0～7 d)土壤铵态氮含量,由大到小依次为U、U+M、M、CK。在培养初始阶段,由于有机肥料中含有一定铵态氮,因此与CK和U处理相比,M和U+M处理显著提高土壤铵态氮含量。随着培养过程的进行,适宜的水热条件促使微生物和酶活性不断恢复,土壤有机氮逐渐被矿化为铵态氮,并在培养后第7天达到最大值,其中U和U+M处理显著增加土壤铵态氮含量,分别较不施肥处理增加7.81～21.60倍和5.63～15.65倍。由于微生物的固持和硝化作用,土壤铵态氮含量在培养7 d后迅速下降,在培养后期基本保持稳定。培养试验结束后,土壤铵态氮含量为5.20～18.55 mg/kg。双因素方差分析结果表明(表2),在整个室内好气培养试验过程中,施肥处理对土壤铵态氮含量产生极显著影响,土壤类型在除培养第7天外都对土壤铵态氮含量产生极显著影响。施肥和土壤类型之间的交互作用也极显著影响了土壤铵态氮含量(除第7天外),一定程度上说明,在氮素矿化过程中土壤铵态氮的变化与施肥以及土壤类型密切相关。
图2 不同处理土壤铵态氮含量动态变化曲线
Fig.2 Dynamic change curves of soil ammonium nitrogen content under different treatments
表2 土壤铵态氮含量双因素方差分析
Tab.2 Two-way analysis of variance on soil ammonium nitrogen content
注:**表示差异显著(P<0.01),下同。
培养时间/d施肥处理(N)土壤类型(S)N×S3527.67∗∗48.97∗∗10.43∗∗7532.84∗∗0.441.6414272.46∗∗76.05∗∗23.55∗∗28205.84∗∗22.07∗∗11.97∗∗4265.35∗∗51.66∗∗9.93∗∗5618.30∗∗41.83∗∗9.35∗∗7026.16∗∗139.40∗∗6.72∗∗8413.42∗∗74.85∗∗13.29∗∗
如图3所示,在整个培养期内,土壤硝态氮含量随着培养时间的延长而逐渐增大,但是不同类型土壤硝态氮含量的增加幅度不同,由大到小依次为塿土、黄绵土、黄河灌淤土、灰棕漠土。在同一土壤类型,各施肥处理在培养初始阶段土壤硝态氮含量基本相同,无显著性差异。培养后0～14 d,不同处理的土壤硝态氮含量迅速增加。与CK处理相比,不同施肥处理均显著提高土壤硝态氮含量,处理间差异显著(P<0.05),由大到小依次为U、U+M、M、CK。培养第14天后,各处理土壤硝态氮含量缓慢增加,后期基本保持稳定状态。在矿化培养试验结束后,土壤硝态氮含量达到峰值,其中单施尿素处理的土壤硝态氮含量最高,其次为尿素配施有机肥处理。从双因素方差分析结果来看(表3),在整个室内好气培养试验过程中,施肥处理和土壤类型均对不同培养时期土壤硝态氮含量产生极显著影响(P<0.01)。施肥和土壤类型两者之间的交互作用也对氮素矿化过程中土壤硝态氮含量产生显著或极显著影响(P<0.05)。
图3 不同处理土壤硝态氮含量动态变化曲线
Fig.3 Dynamic change curves of soil nitrate nitrogen content under different treatments
表3 土壤硝态氮含量双因素方差分析
Tab.3 Two-way analysis of variance on soil nitrate nitrogen content
注:*表示差异显著(P<0.05),下同。
培养时间/d施肥处理(N)土壤类型(S)N×S3261.02∗∗67.66∗∗2.45∗7285.46∗∗71.78∗∗10.47∗∗14584.49∗∗89.89∗∗3.83∗∗28474.14∗∗66.44∗∗3.60∗∗42505.01∗∗73.32∗∗4.60∗∗56364.34∗∗51.99∗∗3.00∗70827.83∗∗132.60∗∗7.87∗∗84353.74∗∗51.38∗∗2.76∗
土壤累积矿化氮量表示一定时间内有机氮矿化量与微生物固氮量的差值,是土壤氮素供应的容量指标,一般用培养前后土壤矿质氮含量的差值表示,可以很好地反映土壤的供氮能力[30]。不同施肥处理下不同土壤类型累积矿化氮量的动态变化如图4所示。随着培养时间的延长,不同处理土壤氮素矿化过程基本相同,呈现先迅速增大后逐渐稳定的趋势。土壤矿化氮量在培养前7 d迅速累积,此后由于微生物的固持作用和土壤铵态氮转化损失,累积矿化氮量存在一定程度的下降,尤其是单施尿素处理。在培养中后期阶段,土壤矿质氮累积主要以硝态氮为主。培养试验结束后,不同土壤类型累积矿化氮量存在显著差异(P<0.05),其中塿土累积矿化氮量最大,灰棕漠土累积矿化氮量最小。与CK处理相比,施肥处理显著提高了西北地区不同土壤类型累积矿化氮量,不同处理间差异显著(P<0.05)。单施尿素处理土壤累积矿化氮量最高,其次为尿素配施有机肥和单施有机肥处理。双因素方差分析结果表明(表4),施肥处理和土壤类型均对84 d室内好气培养期间土壤累积矿化氮量产生极显著影响,两者之间的交互作用也显著或极显著影响矿化过程中土壤累积矿化氮量。从F值来看,施肥和土壤类型均是影响氮素矿化过程的主要因素,施肥和土壤类型之间的交互作用是影响土壤累积矿化氮量的次要原因。
图4 不同处理土壤累积矿化氮量动态变化曲线
Fig.4 Dynamic change curves of soil accumulative mineralized nitrogen content under different treatments
表4 土壤累积矿化氮量双因素方差分析
Tab.4 Two-way analysis of variance on soil accumulative mineralized nitrogen content
培养时间/d施肥处理(N)土壤类型(S)N×S3630.76∗∗15.07∗∗2.78∗7867.87∗∗28.44∗∗10.70∗∗14694.91∗∗32.97∗∗4.83∗∗28533.59∗∗49.59∗∗3.21∗∗42463.79∗∗42.14∗∗3.33∗∗56346.38∗∗32.31∗∗2.42∗70799.76∗∗88.96∗∗6.99∗∗84362.55∗∗38.64∗∗2.29∗
不同施肥处理下不同土壤类型氮矿化速率如图5(图中不同小写字母表示处理间差异显著(P<0.05))所示。总体而言,不同土壤氮矿化速率变化由大到小依次为塿土、黄绵土、黄河灌淤土、灰棕漠土,这主要与培养过程中土壤累积矿化氮量有关。在相同土壤类型下,与CK处理相比,各施肥处理均显著提高土壤氮矿化速率,处理间差异显著(P<0.05),CK处理土壤氮矿化速率最小。单施尿素(U)处理对土壤氮矿化速率的提升效果最为显著,其次是尿素配施有机肥(U+M)处理,矿化速率分别为CK处理的4.34～7.70倍和3.83～6.21倍。
图5 不同处理土壤氮矿化速率
Fig.5 Soil nitrogen mineralization rates under different treatments
由表5可知,一级动力学方程Nt=N0(1-e-kt)能较好地拟合土壤累积矿化氮量曲线(决定系数R2不小于0.92)。氮矿化势N0和矿化速率常数k是表征土壤氮素矿化特征的重要参数,分别用于衡量土壤的供氮潜力和供氮强度[31]。总体而言,在不同土壤类型中,土壤氮矿化势由大到小依次为塿土、黄绵土、黄河灌淤土、灰棕漠土,与土壤累积矿化氮量的大小顺序相同。而在矿化速率常数k中表现出相反的关系,灰棕漠土k最大,表明该土壤的供氮强度最大,土壤有机氮将很快消耗殆尽。黄绵土和塿土k最小,表明土壤供氮的过程缓慢且持久。与CK处理相比,各施肥处理均显著提高土壤矿化势N0,其中U处理提升效果最为显著,其次为U+M和M处理,分别较对照处理增加331.65%～660.16%、278.73%～505.19%和51.25%～138.59%。施肥处理对矿化速率常数k也有显著影响。U处理矿化速率常数k最大,变化范围为0.312～0.518,显著高于其他3个处理,CK处理k最小。
表5 不同处理土壤氮素矿化一级动力学方程拟合结果
Tab.5 Fitting results of the first-order kinetic equation for describing soil nitrogen mineralization under different treatments
注:同列数据中不同小写字母表示同一土壤类型不同施肥处理间差异显著(P<0.05)。
处理塿土黄绵土黄河灌淤土灰棕漠土N0/(mg·kg-1)kR2N0/(mg·kg-1)kR2N0/(mg·kg-1)kR2N0/(mg·kg-1)kR2CK120.4d0.116c0.98∗∗118.5d0.120c0.98∗∗95.6d0.137d0.98∗∗48.2d0.219d0.96∗∗U566.5a0.368a0.93∗∗511.5a0.312a0.96∗∗502.4a0.474a0.96∗∗366.4a0.518a0.98∗∗U+M458.8b0.270b0.96∗∗448.8b0.228b0.96∗∗417.6b0.262b0.99∗∗291.7b0.387b0.96∗∗M182.1c0.120c0.98∗∗184.2c0.141c0.98∗∗171.8c0.176c0.98∗∗115.0c0.269c0.92∗∗
分析土壤累积矿化氮量和矿化率与土壤理化性质的相关性关系(表6),结果表明,在室内恒温好气培养条件下,土壤累积矿化氮量与土壤有机质含量、全氮含量、速效氮含量和pH值呈显著正相关关系,相关系数分别为0.938、0.929、0.995和0.998,与速效磷含量和粘粒含量未存在显著的相关关系。土壤氮素矿化率与土壤理化性质的相关性并未达到显著性水平,这可能与不同土壤的含氮量差异有关。
表6 土壤累积矿化氮量、矿化率与土壤理化性质的相关系数
Tab.6 Correlation coefficient between soil cumulative mineralized nitrogen, mineralization ratio and soil physical and chemical properties
氮素矿化指标有机质含量全氮含量速效氮含量速效磷含量粘粒含量pH值累积矿化氮量0.938∗0.929∗0.995∗∗0.8580.5700.998∗∗矿化率-0.419-0.457-0.202-0.5670.047-0.061
研究表明,土壤类型对土壤氮素矿化量和矿化动力学特征参数有显著或极显著影响[22,32-33]。不同土壤类型可以通过显著改变微生物群落结构、活动和土壤粘粒对有机质的结合程度,进而影响土壤氮素矿化过程。本研究中,土壤类型显著影响土壤累积矿化氮量、氮矿化速率和矿化动力学特征参数。在不同土壤中,土壤累积矿化氮量由大到小依次为塿土、黄绵土、黄河灌淤土、灰棕漠土。由于灰棕漠土采集于青海省柴达木盆地,位于海拔较高的青藏高原地带,气候寒冷干燥,太阳辐射强,水土流失严重,土壤可供分解的碳、氮含量少[34],土壤肥力低,微生物和酶活性较弱,因此抑制了土壤有机氮的矿化。薛玉晨等[16]在有机质含量低、微生物活性弱的石灰性褐土也得出类似结论。塿土和黄绵土有机质含量较高,土壤水分、养分的保持能力强,微生物数量和活性较高,因此促进了土壤氮素矿化作用[5],最终提高了土壤累积矿化氮量和矿化速率。
有研究认为,土壤有机质含量和全氮含量显著影响土壤氮素矿化量,其他养分也会一定程度上影响土壤氮素矿化量和矿化率[35],这主要与试验方法、土壤类型和培养条件等有关。本研究发现,土壤累积矿化氮量与土壤有机质含量、全氮含量和速效氮含量呈显著正相关关系,与速效磷含量和粘粒含量的相关性不显著(表6),这与李紫燕等[25]和严德翼等[36]在我国黄土高原不同典型土壤氮素矿化过程的研究结果一致。王帘里等[22]在我国东部主要旱地土壤氮素矿化研究中发现,在不同培养温度梯度下,土壤累积矿化氮量与土壤有机质和全氮含量表现出显著正相关关系。王士超等[37]通过西北地区温室土壤的研究表明,土壤有机质和全氮是决定氮素矿化的重要因素,与土壤氮素矿化量呈显著正相关,邵兴芳等[38]在黑土氮素矿化培养试验中也得出相同的结论。在本试验中,土壤pH值与土壤累积矿化氮量的相关关系达到极显著性水平。土壤pH值越高,土壤可溶性有机质含量越高,加快了土壤硝化作用,从而促进土壤有机氮矿化,但是pH值过高反而会抑制土壤微生物活性,从而减缓土壤氮素矿化作用[33]。土壤累积矿化氮量与粘粒含量的相关性不显著,这一结果与李紫燕等[25]在黄土高原土壤有机氮矿化过程的研究结果相同,与陆琳等[39]在植烟土壤氮素矿化的研究结果相反,这可能与试验过程中环境因子、土壤理化性质、有机肥类型和研究方法等因素有关。土壤氮素矿化率与所有土壤理化指标的相关性不显著,这与金雪霞等[40]研究结果一致,这主要由于不同土壤的含氮量差异较大。
土壤氮素矿化作用是土壤异养微生物主导的生物化学过程,因此影响微生物活动的环境因素都会影响氮素矿化过程。在农田生态系统中,不同培肥模式可以显著改变土壤理化性质和微生物环境,进而影响土壤累积矿化氮量和氮矿化速率[41]。在试验培养前期,土壤矿质氮和氮素矿化量迅速增加,随着培养时间的延长,氮矿化速率逐渐下降,累积矿化氮量基本保持不变。由于在前期培养阶段,肥料的添加为土壤带来了丰富的有机质和碳源,为矿化反应提供充足的底物,微生物活性较高,因此加快了氮矿化速率。然而在培养后期,易分解有机氮库和能源物质逐渐耗尽,碳源成为制约微生物活性的主要因素,因此矿化反应速度逐渐减缓,累积矿化氮量最终基本保持稳定[42]。
本研究表明,与不施肥处理相比,不同施肥处理显著提高土壤矿质氮含量、累积矿化氮量和氮矿化速率,其中单施尿素和尿素与有机肥配施处理对氮素矿化作用的促进效果较为明显,在一级动力学方程拟合参数(N0、k)中也得出相似的结论。这是因为本研究中尿素的肥效发挥快,容易被土壤微生物矿化分解[43],大量的活性氮素快速水解为铵态氮,显著增加了土壤氮素矿化速率和累积矿化量。而且尿素能够促进异养微生物大量繁殖[4],提供充足的无机氮素,提高了氮矿化速率。本研究中,单施有机肥处理的土壤矿质氮量和累积矿化氮量也显著高于CK处理。张名豪等[32]研究发现,有机肥可以显著提高两种紫色土壤氮素矿化量,这主要与有机肥自身的理化特性有关。娄燕宏等[30]研究表明,在褐土中添加有机物料可以显著提高土壤氮矿化速率,与本文的研究结果一致。原因可能是,有机肥的营养元素种类丰富,能够为微生物提供充足的碳源,提高可溶性有机氮含量,因此促进微生物活性的提高和快速繁殖,增强土壤有机氮矿化能力[13, 44]。并且有机肥料本身的氮素也能够被微生物矿化分解,从而提高土壤累积矿化氮量[20]。
在土壤中施加有机肥时,会显著改变土壤碳氮循环过程,产生一系列复杂的生化反应,影响土壤有机氮矿化作用和微生物固氮能力的动态变化[45]。有机肥的碳氮比可以有效地调控有机氮矿化的方向,是衡量氮素矿化能力的重要指标之一[46]。相关研究表明,当有机肥碳氮比大于30时,易分解的能源物质(碳源)较多,无机氮生物固持作用大于有机氮矿化作用,氮素表现为净固定;当碳氮比小于20时,两者强度变化相反,氮素表现为净矿化[47]。本研究中有机肥碳氮比较低(6.88),氮素矿化作用大于微生物固持能力,因此有机氮在培养过程中主要发生净矿化。薛玉晨等[16]研究发现,碳氮比小(10.9)的鸡粪处理更容易激发土壤微生物活性,较其他有机肥(猪粪、牛粪)处理显著提高土壤硝态氮含量、硝态氮转化量和累积矿化氮量,与本试验研究结果一致。
有机无机肥配施处理不仅可以为土壤提供充足的碳源和氮源,而且增加了微生物的数量和活性,因此显著提高了土壤累积矿化氮量和氮矿化势N0。有研究发现,尿素添加到有机肥中可以协调微生物所适宜的碳氮比,提高微生物活性和生物量,增加土壤供氮潜力[18]。等氮条件下,尿素与有机肥配施可以增加粘土矿物对有机氮素的固定[48],此部分“新固定铵”可以在后期重新释放供作物吸收利用,增强了有机氮素的有效性[23]。本研究表明,单施尿素处理的土壤矿质氮含量最高,但是过高的矿质氮含量会影响土壤氮素矿化和固持机制,反而会抑制土壤有机氮矿化作用[4]。土壤有机氮矿化过程通常伴随着NH3、N2O 等气体的损失。过量的矿质氮在土壤无法长时间留存,如果在短期内无法被微生物同化或作物吸收利用,将会随着水分向土壤深处运移淋溶,造成地下水硝酸盐污染等问题,并且在氮素运转循环过程中促进N2O气体排放[43,49-50]。由于试验选用的土壤pH值较高,在碱性环境中将会导致铵态氮以NH3形式挥发[51],造成土壤氮素损失,尤其是单施尿素处理。有机无机肥配施处理的土壤铵态氮含量相对较低,且有机质在分解过程中释放大量有机酸,同时形成腐殖质,抑制尿素水解过程中土壤酸碱度的升高,进而显著降低土壤氨挥发损失[52]。周慧等[53]的研究表明,在等氮施肥的基础上,不同有机无机肥配施处理较单独施用化肥能够显著减少土壤N2O累积排放量和排放系数。这可能是因为尿素的氮素释放速率快,有机无机肥配施处理土壤速效氮含量低于单施尿素处理,参与硝化和反硝化过程的底物减少,同时配施有机肥可以改善土壤理化性质,提高微生物固持能力,导致土壤N2O排放量减少[54-55]。
本研究表明,在土壤氮素矿化培养试验中,施肥和土壤类型均对土壤铵态氮含量、硝态氮含量和累积矿化氮量产生极显著影响,并且两者之间存在显著的交互作用(P<0.05)。有机无机肥配施处理显著提高了我国西北地区不同土壤类型矿质氮含量和累积矿化氮量,促进土壤氮素矿化过程,提高氮矿化速率,显著增加土壤供氮容量和潜力。在等氮条件下有机无机肥配施,不仅可以提高土壤有机质含量及微生物数量和活性,改善有机氮品质,提高活性有机氮库,降低无机氮损失的风险,而且配施的尿素可以保证土壤氮素供应充足,防止出现作物和微生物之间的争氮现象,保障作物高产稳产。综合考虑土壤氮素、氮肥利用率和生态效益等,有机无机肥配施可推荐为当地提高土壤肥力、实现农业绿色可持续生产的施肥模式。由于本研究是室内培养试验,与田间实际环境条件有很大差异,因此,关于有机无机肥配施对西北地区不同土壤类型氮素矿化特征影响规律的研究还需开展田间原位试验以进行深入的探索。
(1)在室内好气培养条件下,不同类型土壤氮素矿化特征总体一致。试验前期土壤氮素矿化速率较快,土壤矿质氮含量和累积矿化氮量迅速增加。随着培养时间的增加,土壤矿化速率逐渐降低,累积矿化氮量基本保持不变。
(2)双因素方差分析表明,施肥和土壤类型均显著影响培养期间土壤氮素矿化过程。不同施肥处理显著提高不同土壤类型矿质氮含量、累积矿化氮量和矿化特征参数(N0,k),尤其是单施尿素和有机无机肥配施处理,处理间差异显著。土壤类型也显著影响土壤硝态氮含量和累积矿化氮量,且与施肥两者间有明显交互作用。
(3)采用一级动力学方程拟合土壤累积矿化氮量,拟合效果良好(R2不小于0.92)。相关分析表明,土壤累积矿化氮量与土壤有机质含量、全氮含量、速效氮含量和pH值呈显著正相关关系。矿化率与土壤性质的相关性未达到显著性水平。
(4)综上所述,在等氮条件下有机无机肥的合理配施能够显著增加我国西北部地区典型旱地土壤矿质氮含量、累积矿化氮量和矿化速率,提升土壤矿化供氮能力,优化氮素矿化特征参数,减少土壤氮素损失,从而提高土壤肥力和氮素利用效率。
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