氮磷肥料的添加對鹽堿旱田有機碳礦化和激發效應的影響

湯 潔， 陳靜書， 李昭陽， 王靜靜， 楊 平

(吉林大學新能源與環境學院， 長春130021)

有研究發現，在農田生態系統中，施肥會影響SOC的礦化速率，影響有機質結構的穩定性，進而影響有機質的降解和積累[7]。在農業生產中，依賴大量的無機氮肥投入來維持作物產量[8]，磷肥的用量雖少，但必不可缺，也不能過量[9]。氮和磷是植物生長所需的基本元素，施加氮肥和磷肥能夠改變植物多樣性以及群落組成[10]，提高微生物活性，促進碳循環過程[11]，增加SOC積累。當前關于添加氮、磷對SOC礦化的影響研究仍有爭議。有研究表明，氮添加會抑制原有SOC的分解[12]。而有些研究表明，氮添加會促進SOC分解或對SOC分解沒有影響[13-14]。有研究發現，磷對微生物活動有直接影響，添加磷使得微生物群落規模增加[15]，從而促進SOC礦化。而有研究發現，在低生產力森林土壤中，磷對微生物呼吸有抑制作用[16-17]。盡管氮、磷的利用可能是有機碳礦化的重要機制，但這種可能性仍然需要廣泛實驗研究[1]。

激發效應是加入外源物后SOC周轉的強烈變化，加入外源物可能促進SOC的礦化，也可能抑制SOC的礦化[18]。這一現象是土壤元素、土壤理化性質與外源物質交互作用的結果。激發效應理論認為，在貧瘠的土壤中，添加外源物會增加天然有機碳的分解，從而為微生物提供所需的額外營養物質[19]。氮肥和磷肥是農田土壤中較為常見的外源添加物，SOC激發效應對不同氮、磷添加物的響應不同。基于此，通過實驗室模擬實驗，研究氮、磷添加對鹽堿旱田SOC礦化和激發效應的影響，對揭示SOC礦化機制和了解碳循環過程有重要意義。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

于2018年5月進行現場采集，研究區位于吉林省西部，采樣點地理坐標如表1所示。吉林西部屬于溫帶大陸性季風氣候，夏季濕熱多雨，冬季寒冷降雪少、冰凍期長，年平均氣溫為6.5 ℃，年平均降水量約為400 mm，年蒸發量遠高于降水量，平均相對濕度約為60%[20]，日照總時數為2 366.8～2 617.7 h。

表1 采樣點位置及土壤基礎性質Table 1 Sampling point location and basic properties

1989年和2018年的吉林西部土地利用變化如圖1所示。研究區在歷史上曾是豐美的大草原，游牧民族廣泛居住在此。近30年來，在自然和人為因素的雙重驅動下，土地利用類型發生了巨大變化，土地景觀破碎[21]，草地退化，耕地面積增加，土壤鹽堿化嚴重，鹽堿草地逐漸演變為鹽堿旱田。研究區旱田以種植玉米為主，為滿足糧食增產的需求，氮肥和磷肥的施用大大增加，SOC礦化作用增強，土壤環境進一步惡化。

圖1 吉林西部1989年與2018年土地利用變化Fig.1 Land use change in Western Jilin from 1989 and 2018

1.2 土壤樣品預處理

采集0～15 cm表層土壤，去除肉眼可見的動植物殘體、混勻，一部分于4 ℃冷藏保存用于培養試驗，另一部分在室溫下自然風干，研磨過篩(2、0.15 mm)，用于測量土壤理化性質。

1.3 培養實驗設計

使用堿液吸收法測定SOC礦化產生的CO2含量[22]。稱取定量的風干土樣，調節含水量至40%，均勻鋪于500 mL廣口瓶底部。隨后進行外6組添加處理，分別為200 mgN/kg干土的(NH4)2SO4(N1)、1 000 mgN/kg干土的(NH4)2SO4(N2)、200 mgN/kg干土的KNO3(N3)、200 mgP/kg干土的KH2PO4(P1)、1 000 mgP/kg干土的KH2PO4(P2)以及空白對照(CK)。其中，當地凈氮輸入量分別為200 mg/kg，與低濃度添加設置對應。將添加物用少量水溶解后，均勻加入廣口瓶中，調節含水量至45%。再將盛有10 mL 0.1 mol/L NaOH溶液吸收瓶懸置于廣口瓶中，密封廣口瓶，于25 ℃恒溫箱內培養。在試驗開始后的第1、2、4、9、18、32 d時更換吸收瓶，吸收瓶中加入1 mol/L BaCl2溶液2 mL，加1滴酚酞指示劑，用標準酸(約0.05 mol/L HCl)滴定至褪色，測得NaOH吸收的CO2含量，同時用稱量法進行土壤含水量的調整。將培養分為3個階段，分別為培養前期(0～9 d)、培養中期(9～18 d)和培養后期(18～32 d)。在培養后期，CO2釋放量大量增加，可適當調節吸收瓶中NaOH溶液濃度，避免CO2吸收不完全。

1.4 土壤鹽堿程度的測定

選用電位法測量酸堿度(potential of hydrogen，pH)和電導率(electroconductibility，EC)，EDTA-乙酸銨鹽交換法測量陽離子交換量(cation exchange capacity，CEC)，火焰光度法測量可交換性鈉離子濃度(Na+)，并通過式(1)計算堿化度(exchangeable sodium percentage，ESP)：

(1)

1.5 SOC礦化指標的計算

1.5.1 SOC礦化量

CK組和添加組SOC礦化量計算公式為

MC=(V0-V)CHCl22m

(2)

式(2)中：MC為CK組SOC礦化量，mg/kg；CHCl為鹽酸濃度，mol/L；V0為空白滴定值，mL；V為消耗鹽酸的體積，mL；22為1/2MCO2，MCO2為CO2的物質的量；m是實際培養土樣質量換算值。

Ma=(CNaOHV′-CHClV)22m

(3)

式(3)中：Ma為添加組SOC礦化量，mg/kg；V′為小燒杯NaOH體積，mL。

1.5.2 SOC礦化速率

SOC礦化速率計算公式為

(4)

式(4)中：Mr為礦化速率，mg/(kg·d)；Md為培養期間有機碳礦化量，mg/kg；D為培養天數，d。

1.5.3 激發效應

激發效應計算公式為[23]

(5)

式(5)中：Pe為激發效應，%；Q1為來自加入外源物后SOC礦化釋放的CO2量，mg/kg；Q2為空白的SOC礦化釋放的CO2量，mg/kg。

2 結果與分析

2.1 土壤理化性質

H1、H2和H3表示研究區3個樣地，土壤基礎理化性質如表1所示。作為評價鹽堿程度的重要指標，pH、EC和ESP在3個樣地的大小分布均為H3>H1>H2。土壤總碳和總有機碳含量與鹽堿程度成反比，其大小分布均為H2>H1>H3。H1、H2、H3樣地土壤含水率分別為10.4%、15.7%、13.6%，土地開發年限分別為16、36、11 a。有研究認為，土壤鹽堿程度隨著開發年限的增加而減弱[24-25]，這與本研究實驗結果相同，3樣地鹽堿程度與開發年限呈反比。由此可見，研究選擇樣地土壤的理化性質完全不同。

2.2 表面形態結構分析

使用激光共聚焦掃描電鏡，對土樣進行掃描，土壤表面形態如圖2所示，分別為H1、H2、H3樣地土壤顆粒放大至40 μm時的形態。從整體來看，研究區土壤顆粒形狀不規則，大小不一；從局部來看，H1、H2樣地土壤顆粒較大，土壤結構呈塊狀，土壤顆粒表面粗糙，有細塊狀、薄片狀顆粒物附著，附著物大多表現出一定的聚集；H3樣地土壤顆粒較小，表面比較光滑，附著細小的層狀或片狀顆粒物較多。

圖2 供試樣地土壤的掃描電子顯微鏡圖Fig.2 Scanning electron micrograph of soil samples

2.3 不同處理對SOC礦化量的影響

不同處理的SOC礦化累積隨培養時間的變化規律如圖3所示，添加氮、磷使得SOC礦化累積顯著增加。隨著培養時間延長，SOC礦化量逐漸增加。在培養前期，各樣地不同添加處理的SOC礦化沒有明顯差距。在培養中期，SOC礦化累積迅速增加。在培養后期，CK組SOC礦化累積達598.7、373.5、538.33 mg/kg，添加氮、磷使得礦化累積增加了211.0%～876.5%，H1、H2樣地N2組礦化累積略微降低，不同處理H1的礦化累積的大小為P2>N3>N2>P1>N1>NP>CK，H2為N3>P2>N2>P1>N1>NP>CK，H3為N2>P2>N3>NP>P1>N1>CK，N2、P2和N3組表現出明顯優勢。

圖3 培養期間不同處理組SOC礦化累積Fig.3 Changes of SOC mineralization in different groups during incubation

2.4 不同處理對SOC礦化速率的影響

培養期間不同處理SOC礦化速率變化規律如圖4所示。添加氮、磷強烈刺激了SOC的礦化速率，培養0～1 d，CK組的礦化速率為164.8、60.4、112.6 mg/(kg·d)，添加組礦化速率增加了146.7%～786.3%。SOC礦化速率在培養前期迅速下降，P1組的礦化速率和斜率最大[圖4(e)]，但P2組在第2天略微升高[圖4(f)]，N2組隨培養時間延長速率曲線略微波動[圖4(c)]。隨著培養時間延長，各組SOC礦化速率逐漸下降趨于平緩，培養結束后，CK組的礦化速率降至42.8、26.7、38.4 mg/(kg·d)，各樣地礦化速率仍增加了211.0%～770.5%。

圖4 培養期間不同處理組SOC礦化速率Fig.4 Changes of SOC mineralization rate in different groups during incubation

2.5 不同處理對激發效應的影響

通過定量化SOC礦化速率的大小和方向，得到激發效應的變化規律如圖5所示。在培養期間，各樣地不同添加的激發效應均產生了正激發效應。與培養前期相比，N1、P1組激發效應在培養后期略微減弱[圖5(a)，圖5(d)]，其他組略微升高無明顯趨勢。培養結束后，各處理組激發效應大小均為：H2>H3>H1。在培養期間內，各樣地激發效應大小均為，N2組最大。說明添加N2對SOC礦化的激發效應響應更明顯。

圖5 培養期間不同處理組激發效應的變化Fig.5 Changes of priming effect of different treatments during incubation

各樣地在不同添加下的激發效應變化規律相似，H1樣地在培養的0～4 d迅速上升后趨于平緩；H2樣地在培養的0～4 d迅速下降，隨著培養時間延長，激發效應逐漸增加；H3樣地在0～1 d略微下降，隨培養時間延長逐漸上升趨于平緩。

2.6 鹽堿程度對SOC礦化和激發效應的影響

通過相關性分析，研究原生土壤鹽堿程度對SOC礦化作用和激發效應的影響，培養期間不同處理組SOC礦化作用與鹽堿程度的顯著相關性結果如表2所示，激發效應與鹽堿程度的顯著相關性結果如表3所示。

表2 各處理組SOC礦化與鹽堿程度的顯著相關性結果Table 2 The significance correlation between the SOC mineralization and soil salinization in different treatment groups

表3 各處理組激發效應與鹽堿程度的顯著相關性結果Table 3 The significance correlation between priming effect and soil salinization in different treatment groups

培養2～4 d，N1、P2組SOC礦化作用與EC、ESP顯著負相關(P<0.05、P<0.01)；在培養的9～18 d，N2組SOC礦化作用與pH顯著負相關(P<0.05)，P2組SOC礦化作用與EC、ESP顯著負相關(P<0.05)；在培養的18～32 d，P1組SOC礦化作用與ESP顯著負相關(P<0.05)。激發效應與土壤鹽堿程度的顯著相關性結果集中于培養的9～18 d，N2、P2組激發效應與pH呈顯著負相關(P<0.05、P<0.01)，N3、P1組激發效應與EC、ESP呈顯著負相關(P<0.05)。

3 討論

近年來，隨著人口增長，糧食需求大大增加。氮和磷是農作物生長的必要元素，為了提高作物產量，過量施用氮肥、磷肥的現象普遍存在。有研究發現，過量施用氮肥會刺激SOC產生大量礦化，導致SOC損失[26]。在本研究中，添加氮使得SOC礦化累積增加了2～8倍，這是因為氮的可利用性被增強，受氮限制的微生物活性提高，使得SOC礦化累積增加[26]。當前大多數研究認為，土壤缺磷會導致土壤礦化能力顯著降低，添加磷有利于SOC礦化[27]，這與本研究的結果一致。在本研究中，添加磷使得SOC礦化累積增加了2～7倍，這是由于添加磷使得土壤中磷的含量增加，可溶性有機碳含量提高，SOC礦化累積增加[26, 28]。添加氮比添加磷對SOC礦化累積的刺激更大，這是因為添加氮使得堿性土壤pH降低，改善了土壤環境，促進了有機碳的分解[19]；此外，研究區土壤含有大量的碳酸鹽(如Na2CO3、CaCO3等)，磷添加后容易形成難溶的三鈣磷酸鹽，導致磷釋放緩慢[27]，對有機碳礦化的響應減弱。

有研究認為，少量氨態氮的輸入會促進SOC礦化累積，而高濃度的氨態氮輸入會抑制SOC的礦化累積[29]。在本研究中，高濃度的氮輸入并沒有抑制SOC礦化作用，雖然N2組礦化累積量略有降低，但這是由于高濃度的氮和硫酸根離子對微生物活性有抑制作用，在一定程度上削減了SOC礦化累積；此外，由于研究區土壤堿化程度高，在培養后期，(NH4)2SO4發生硝化反應，造成氮素損失，SOC>礦化累積略微降低。

在本研究中，各樣地SOC礦化速率大體呈先快速降低，后緩慢下降趨于平緩的變化規律。在培養前期，土壤中易分解的組分含量較高，大量營養物質迅速釋放，提高了土壤中微生物活性[30]，SOC產生正激發效應，礦化速率增加；隨著培養時間的延長，微生物開始利用惰性有機碳，CO2排放量減少，礦化速率隨之減緩[31]；在培養后期，活性有機碳消耗殆盡[32]，礦化速率趨于平緩。

有研究表明，貧瘠的土壤更易產生激發效應[19]。當土壤氮、磷含量較高時，SOC礦化的激發效應增大[33-34]。在本研究中添加氮、磷產生了正激發效應，SOC礦化速率顯著提高(圖4、圖5)。原因可能是：一方面，氮、磷作為作物生長的必要元素，添加氮、磷刺激了SOC分解，導致正激發效應明顯；另一方面，由于研究區土壤鹽堿程度大，有機碳含量低，一些微生物在維持“代謝警覺”的細胞狀態方面投入的能量很低，它們對底物的反應比對休眠細胞的反應更快，添加營養物使細菌的更替加快，從而觸發了正激發效應[35]，SOC礦化速率增強。

水分通過影響微生物活性和微生物與有機質的有效接觸，進而影響土壤SOC礦化作用[36]。N2和P2組礦化速率略微波動，這可能是由于土樣重新加水后，增加了土壤通氣性，細胞破裂，滲透物釋放，SOC產生了激發效應，有機碳礦化速率短暫增強[37]。

已有研究證明，鹽堿會抑制SOC礦化作用[38]。在本研究中，鹽堿程度、SOC礦化作用和激發效應表現出顯著負相關(P<0.05)。原因如下：①土壤鹽堿程度越強，土壤表面越光滑(圖3)，土壤表面粗糙程度與吸附能力強弱有一定相關性[39]，在一定程度上影響了土壤對氮、磷的吸附；②土壤有機質是土壤團聚化作用的主要影響因子，而研究區土壤鹽堿程度大，土壤有機質含量低，土壤結構較差，不利于土壤團聚體的形成，阻礙了氮、磷水溶液與土壤的細小顆粒結合形成團聚體[40-41]，SOC礦化作用減弱；③大量研究表明，pH是影響微生物群落結構的重要因子，pH過高或過低都會抑制微生物的活性[42]，而EC過高可能對SOC礦化、微生物種群產生負面影響[43]。綜上所述，當鹽堿程度較高時(pH>8.5，EC>1.81 mS/cm，ESP>20%)，會破壞土壤的物理性，土壤結構較差，微生物活性受到抑制，SOC礦化作用減弱。

添加氮、磷會提高鹽堿土壤pH，改善土壤環境，增加SOC礦化作用，但大量施用氮肥和磷肥，會加速SOC的分解，導致土壤肥力降低，溫室氣體過度釋放。因此，對于SOC含量較低、鹽堿化程度較高的土壤CO2排放問題應被關注。

4 結論

(1)不同氮、磷添加處理，均促進了鹽堿旱田SOC礦化累積，且同一添加物濃度越高，礦化累積越大，N2、P2和N3對SOC礦化作用的刺激更大。

(2)在培養前期，添加氮、磷使得鹽堿旱田SOC礦化速率大大增加，正激發效應劇烈變化，隨著培養時間延長，各樣地礦化速率迅速降低后趨于平緩，礦化速率增幅降低，正激發效應趨于平緩。

(3)在不同培養階段，不同處理組的SOC礦化、激發與鹽堿程度顯著負相關(P<0.05)，pH、EC和ESP越大，SOC礦化作用越小，正激發效應越弱。

(4)添加氮肥和磷肥，改善了鹽堿旱田的土壤環境，為作物生長提供了更多的養分，但過度施用氮肥和磷肥，會加速SOC礦化作用，導致SOC儲量降低，土壤肥力下降，溫室效應加劇。