秸稈對尿素氮在土壤中轉化的影響

鄒晨怡 ，丁洪，王亞薩，張玉樹，余居華，鄭祥洲*

1. 福建農林大學資源與環境學院，福建 福州 350002；2. 福建省農業科學院土壤肥料研究所，福建 福州 350013

在農業生產上，施用氮肥普遍具有顯著的增產效應（李俊良等，2003；祁通等，2014）。迫于人口持續增長對糧食需求的壓力，農田氮素投入越來越多。然而，氮肥的過量施用不僅會造成氮素損失，還會導致多種環境問題，如地表水體富營養化、地下水硝酸鹽污染和溫室效應等（Hao et al.，2009；巨曉棠等，2014）。秸稈還田是中國目前廣泛推行的土壤培肥措施，對于緩解氮素過量施用帶來的環境污染（Niu et al.，2011；Malhi et al.，2012）和提高土壤氮肥的有效性具有顯著的正面效果（Bird et al.，2003）。有研究表明，秸稈還田可通過改變微生物的群落組成，進而影響土壤中氮的轉化過程和氮的有效性（Bird et al.，2003；Ryals et al.，2014）。秸稈氮的礦化過程、微生物固持過程和損失過程同時影響了氮的可利用性（Hyugens et al.，2007），是土壤氮轉化過程的重要組成部分。已有研究表明，秸稈的添加可促進有機氮的礦化（馬力等，2011；張繼旭等，2016）。也有研究表明，秸稈中較高的C/N比可增加土壤中微生物對氮的固持（Zhao et al.，2018）。施用秸稈可增加微生物量碳、氮（馬想等，2018），改變土壤微生物的數量和活性（成艷紅等，2017），從而影響土壤硝化作用。有研究認為，秸稈還田可能會抑制自養硝化作用（Wang et al.，2015），減少土壤中的硝態氮浸出損失（Wang et al.，2019）。也有研究顯示，秸稈對氨氧化菌的群落和功能有積極的促進作用（Kalvelage et al.，2013），能夠增加硝化速率（Liu et al.，2016），增加硝態氮損失的風險。還有研究顯示，秸稈對土壤反硝化有促進作用（Lu et al.，2015）。然而，目前關于秸稈還田對土壤中氮素的整個轉化過程影響的綜合研究還比較缺乏，少數的報道也僅針對其中某一兩個轉化途徑展開，而且對于不同秸稈添加量對氮轉化過程影響的研究還較少。鑒于此，本研究以福建省長期耕作的菜田灰泥土為研究對象，采用室內培養試驗的方法研究短期內不同秸稈添加量對土壤尿素態氮、銨態氮、硝態氮、反硝化損失動態變化的影響，研究結果有助于比較不同秸稈添加量對氮轉化過程的影響，為秸稈的合理施用提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試土壤取自福州市郊菜田土，土壤類型為灰泥土，有機質含量 21.3 g·kg?1，全氮含量 1.65 g·kg?1，銨態氮含量 4.2 mg·kg?1，硝態氮含量 42.37 mg·kg?1，pH為5.6。取樣深度為0—20 cm，取樣前先去除表層枯枝落葉層。土壤樣品采集后分為兩份，一份風干后用于基礎理化性質測定，另一份經微風干后過2 mm篩，用于進行培養試驗。秸稈采自福州市白沙鎮水稻田收獲后的風干秸稈，烘干剪碎成2—5 mm的碎屑，有機碳含量45%，全氮含量0.48%。所用氮肥為尿素（含氮量46%，上海國藥集團化學試劑有限公司）。

1.2 試驗設計

本試驗共設5個處理，分別為對照（CK）；添加尿素（N 200 mg·kg?1，S0）；添加尿素+低量水稻秸稈（尿素 N 200 mg·kg?1和秸稈 4.44 g·kg?1，S1）；添加尿素+中量水稻秸稈（尿素 N 200 mg·kg?1和秸稈 8.88 g·kg?1，S2）；添加尿素+高量水稻秸稈（尿素 N 200 mg·kg?1和秸稈 13.33 g·kg?1，S3）。各處理重復 4 次。

1.3 試驗步驟

采用實驗室控制條件下培養試驗。野外采回的新鮮土壤經微風干（以保持土壤微生物活性，其質量含水率為13.2%）后立即過2 mm篩。稱取折合150 g干土的微風干土，裝入300 mL的廣口瓶中。需添加秸稈的處理，則分別稱取相應的秸稈與土壤混合均勻后裝入廣口瓶中。將氮肥溶于水后再定量加入廣口瓶中，使土壤含水量達到田間最大持水量的60%。用封口膜封口，保持瓶內外自由通氣，于25 ℃下恒溫好氣培養，并定期稱質量，保持土壤水分。取樣時間分別為培養的第 1、3、7、11、15、21、28、35、45、55、65、75天。本試驗為破壞性取樣，每次取樣設6次重復（即每次每個處理各取6瓶，取12次樣，共360瓶），其中3瓶用于氮素動態變化，另3瓶用于測定反硝化作用。氮素動態變化：將培養瓶中的土壤整瓶取出，充分混合均勻，測定土壤中的尿素態氮、銨態氮和硝態氮含量。反硝化作用測定采用乙炔抑制法（Muller et al.，1999）：于取樣前 24 h用帶有2根玻璃管的軟木塞塞住瓶口，每根玻璃管分別接1段硅膠管，其中1根連接三通閥，密封2根通氣管。然后用注射器接上三通閥從培養瓶中抽出10%自由體積的空氣，再回注等量純凈乙炔，使瓶中乙炔氣體體積比達到10%，并混合均勻，以達到擴散均勻和抑制硝化作用以及N2O還原酶活性的目的。24 h后，用注射器通過培養瓶上的三通閥將瓶中氣體充分混勻，抽取20 mL瓶中氣體測定反硝化作用產生的N2O氣體含量。

1.4 樣品測定方法

土壤尿素態氮采用二乙酰一肟-硫代氨基脲法（Mulvaney et al.，1979）測定，土壤銨態氮采用靛酚藍比色法測定（Jenkinson et al.，1976），土壤硝態氮采用紫外分光光度法測定（魯如坤，1999），土壤微生物碳含量采用熏蒸法（Jenkinson et al.，1976）測定。反硝化產生的N2O氣體樣品分析采用經中國科學院大氣物理所改裝、美國 Agilent公司生產的氣相色譜儀GC7890A（鄭祥洲等，2013）測定。

單位時間反硝化損失氣體排放通量（反硝化速率）計算方法：

式中：

F 為反硝化產生的 N2O 氣體（μg·kg?1·h?1）；

C 為氣體濃度測定值（μg·ml?1）；

M為1 mol的氣體質量；

22.4 為大氣標準狀態下阿伏伽德羅常數；

V為培養瓶內總的自由體積（mL）；

m為培養土壤質量（kg）；

t為密閉培養的時間（h）。

反硝化損失總排放量計算方法：

式中：F′為反硝化損失總排放量（μg·kg?1）；

F1為前一次測定值；

F2為后一次測定值；

t為相隔天數；

24為每天小時數。

土壤微生物量碳（BC）的計算公式：

式中：Fc為熏蒸與不熏蒸土壤在培養期間CO2的釋放量的差值；

Kc為熏蒸殺死的微生物量中的碳在培養過程中被分解，并以CO2釋放出來的比例，目前一般都采用 0.45（Jenkinson et al.，1981）。

1.5 數據統計分析

文中所有數據經過Excel 2010軟件處理后，采用單因素（One-Way ANOVA）方差分析和鄧肯法（Duncan’s）檢驗相同培養時間下土壤銨態氮、硝態氮、反硝化損失和微生物量碳之間的差異，統計分析在SPSS 22.0上完成。圖表制作采用Origin 2019軟件完成。

2 結果與分析

2.1 不同秸稈用量對土壤中尿素態氮的動態變化

從表1可知，施用秸稈明顯加快了尿素的水解過程，且隨著秸稈用量的增加，其尿素水解速率越快。24 h后，尿素的水解率從不添加秸稈的S0處理的71.9%增加至S3處理的98.0%。培養48 h后各處理中尿素都已水解完全，與空白對照相比，各施肥處理土壤中尿素態氮的含量均無明顯差異。

表1 土壤中尿素態氮含量動態變化Table 1 Dynamic changes of urea nitrogen content in soil

2.2 不同秸稈用量對土壤中銨態氮的動態變化

從圖1可知，在培養的前期，由于尿素水解轉化成銨態氮，所有施肥處理土壤中的銨態氮均在培養第3天達到最大值，且隨著秸稈用量的增加銨態氮含量逐漸降低。之后由于銨態氮逐漸經硝化作用轉化為硝態氮，因此各處理土壤中的銨態氮含量逐漸降低，至第21天后，所有施肥處理組的銨態氮含量均和空白對照無顯著差異。添加秸稈在前 15天會減少土壤中銨態氮的含量，第3天時，與S0相比，S1、S2、S3處理中銨態氮濃度分別減少了35.56、52.50、49.36 mg·kg?1；第 7 天時，各施氮處理中銨態氮濃度均較高但各處理間無顯著差異；第 11天時，與S0相比，S1、S2、S3的銨態氮濃度分別減少了 3.08、25.73、43.58 mg·kg?1。

圖1 不同秸稈用量對土壤中銨態氮含量的影響Fig. 1 Influence of different straw dosage on ammonium nitrogen content in soil

2.3 不同秸稈用量對土壤中硝態氮的動態變化

在整個培養過程中（見圖2），不施用秸稈的S0處理和添加秸稈的 S1處理土壤中的硝態氮含量均隨著培養時間的延長而升高，且在培養的第 21天基本達到穩定；而S2和S3處理的硝態氮含量則呈先下降后上升的趨勢，第3天和第7天這兩個處理的硝態氮含量顯著低于空白對照。之后隨著銨態氮向硝態氮的轉化，土壤中的硝態氮含量逐漸上升，并在培養第21天基本達到穩定。從培養第3天起直至培養結束，在相同的氮肥用量條件下，添加秸稈的處理土壤中的硝態氮含量始終低于不添加秸稈的處理（P<0.05），且隨著秸稈用量的增加土壤中的硝態氮含量顯著降低（P<0.05）。

圖2 不同秸稈用量對土壤中硝態氮含量的影響Fig. 2 Influence of different straw dosage on nitrate nitrogen content in soil

2.4 不同秸稈用量對土壤氮素反硝化作用的影響

土壤反硝化作用是指在反硝化細菌的作用下，土壤中的硝酸鹽被還原成氮氣的過程。整個培養過程中（見圖3），空白對照一直處于較低的水平，隨著氮肥的施用 S0處理的反硝化損失速率略高于對照處理。在施用氮肥的基礎上添加秸稈明顯增加土壤中的反硝化損失速率，且隨著秸稈用量的增加而增加。不添加秸稈或秸稈添加量為4.44 g·kg?1時，土壤氮素的反硝化損失速率較低，且沒有明顯的反硝化損失高峰；秸稈用量為8.88、13.33 g·kg?1時，在培養的第 3天出現了一個明顯的反硝化損失高峰，峰值分別為 375.55、1514.93 μg·kg?1·h?1，第 11天出現第 2次反硝化損失高峰，峰值分別為 6.64 μg·kg?1和 66.92 μg·kg?1。從表 2 可知：整個培養期間，和空白對照（CK）相比，氮肥施用增加了土壤氮素的反硝化損失總量（以有效氮計）。在相同的氮肥用量下，添加秸稈增加了氮肥的反硝化損失，且隨著秸稈用量的增加，氮肥的反硝化損失率急劇增加，從S0處理的0.45%增加至S3處理的62.87%。

圖3 不同秸稈水平對土壤氮素反硝化損失速率的影響Fig. 3 Effects of different straw levels on soil nitrogen denitrification loss rates

表2 尿素氮肥反硝化作用損失量Table 2 Denitrification loss of urea nitrogen fertilizer

2.5 不同秸稈用量對土壤微生物量碳的影響

土壤微生物生物量碳是土壤有機質中活性較高的部分，作為土壤養分周轉的中間庫土壤微生物生物量碳雖然絕對含量不大，但對于土壤中的養分轉化和供應至關重要，其多少及其變化是土壤肥力高低及變化的重要依據之一。如圖4所示，培養第75天時，不同秸稈用量土壤微生物量碳（SMBC）的大小順序為S3>S2>S1>CK>S0。其中，只施用氮肥不添加秸稈處理S0的SMBC含量最低，這可能是由于氮肥的施用使得土壤中積累硝酸鹽含量增加（圖 2），抑制了土壤中微生物的活性；同時氮肥的施用降低了土壤中的C/N比，加速了土壤有機碳的分解，導致土壤微生物可以利用的碳源減少（王歡歡等，2017），這些因素均會降低SMBC含量。添加秸稈處理土壤的SMBC含量和空白對照相比，均有明顯的提升（P<0.05），且隨著秸稈用量的增加而增加。表明秸稈還田會對SMBC有明顯的促進效應，因為有機質的投入，增加了土壤生物活動的碳源，使微生物大量繁殖。

圖4 不同秸稈用量對土壤中微生物量碳的影響Fig. 4 Influence of different straw usage on microbial biomass Carbon in soil

3 討論

研究發現加入了作物秸稈的土壤中脲酶的活性要比不加秸稈土壤中的脲酶活性強（周巍，2008）。本實驗也得到了秸稈添加條件下，土壤尿素水解速率變快的結論，可能是因為土壤中施入秸稈后，脲酶與尿素反應結合生成酶和產物的過程會更加易進行，脲酶活性部位與尿素發生互補時，需要從外界獲取的能量相對較少，所以反應物在酶活性中心定向有序性較大，酶促反應較強（金雪霞等，2004）。另外，作物秸稈中含有大量的有機質，有機質是土壤脲酶的有機載體。土壤有機質的含量在一定程度上可反映土壤脲酶活性的高低，有資料表明土壤有機質與脲酶活性呈顯著正相關（焦曉光等，2008）。這可能是由于土壤中添加秸稈和有機化學物質可以給微生物活動提供可利用碳源，從而有利于脲酶活性的提高，對尿素水解過程產生有利影響。

土壤有機碳含量與土壤中無機氮的同化作用緊密相關。土壤有機碳高，有助于微生物的繁殖生長，從而促進微生物對無機氮的同化作用。在自然條件下，大部分土壤易分解的有機碳含量很低，微生物的活性比較低。秸稈的添加不僅顯著提高了各類微生物的數量（趙亞麗等，2015），而且添加的秸稈本身也帶入了大量活的微生物（Xu et al.，2010）。韓新忠（2013）發現覆蓋在地表的秸稈腐解向土壤釋放養分，增加了表層土壤的底物含量，為微生物提供了豐富的碳源和氮源，催生更多微生物生長和繁殖，從而使土壤微生物類群和數量發生變化，進而提高土壤微生物量碳含量。本試驗中，秸稈處理的微生物生物量碳含量均顯著高于對照，且隨秸稈添加量的增加而增加，表明秸稈添加為微生物提供大量的有機碳源，導致微生物生物量的增加，提高了微生物對無機氮的同化作用。

低量秸稈處理（S1處理）在培養第3—7天銨態氮含量劇烈下降，但是硝態氮含量沒有增加，一直處于較低的水平，沒有明顯變化（圖1、2），說明添加秸稈處理中銨態氮的減少是因為氮的生物固定而降低了參與硝化作用的銨態氮底物的量，并且微生物生長消耗了硝態氮。這與潘鳳娥等（2016）研究結果一致。土壤銨態氮含量下降的主要原因一般有兩種，一是硝化作用，二是生物固定。本試驗中，在低量秸稈添加條件下（S1處理），硝態氮含量在培養初期沒有明顯的變化，說明銨態氮的劇烈下降并不是由硝化作用引起的，主要是由微生物固定引起。張亞麗等（2002）研究表明，C/N大的秸稈施入土壤后，土壤礦質氮被微生物固定，使得礦質氮含量降低。本試驗中，添加稻草秸稈的土壤在培養過程中秸稈帶入大量氮素營養的同時帶入了更多的碳，使得土壤中的C/N遠高于微生物活動對土壤有機質的 C/N要求，刺激了微生物活性，促使土壤微生物從土壤中吸收更多的無機態氮以滿足其分解秸稈過程中對氮的需求（Blagodatskaya et al.，2008；趙亞麗等，2015），進而增強了對氮的固持能力（路怡青等，2013），使得土壤中的無機態氮含量特別是銨態氮含量迅速降低。活躍的微生物固定了大部分土壤銨態氮，導致硝化作用的底物減少，沒有引起硝態氮含量的顯著增加。

高量秸稈添加后（S2、S3處理）土壤中硝態氮濃度降低，出現前期急劇減少甚至低于對照處理的情況，出現這種情況的原因可能是微生物同化了硝態氮，并且隨著秸稈用量的上升，所消耗的無機氮就越多。一般認為微生物生長過程會優先消耗銨態氮（Burger et al.，2003）。純化微生物培養研究發現，銨態氮的存在會抑制硝態氮還原酶的合成（Nishio et al.，2015）或者阻礙硝態氮進入細胞（Shindo et al.，2005；Romero et al.，2015）或者抑制同化酶的活性及硝態氮同化酶的合成（Reichel et al.，2018），致使微生物很少利用硝態氮。從能量角度而言，微生物同化銨態氮所需能量小于硝態氮，即銨態氮可利用性強（張亞麗等，2002）。一般認為，在有機質含量高和C/N大的土壤中微生物可能會同化更多的無機氮（郎漫等，2015；Ma et al.，2019），而當可利用碳源充足時，微生物才能顯著地同化硝態氮（Cheng et al.，2012；Nishio et al.，2015）。一般來說，土壤微生物每合成1份氮到其細胞中，就必須有8份可以合成其到細胞中的碳（假設微生物的平均C/N比是8?1）。因為微生物代謝的碳僅1/3能合成到其細胞中，其余的碳通過呼吸作用以CO2的形式損失，所以微生物每利用24 g碳的食物，就需要找到1 g氮（Brust，2019）。因此，如果添加到土壤中的有機物料的C/N超過25?1，土壤微生物必須從土壤溶液獲取足夠的氮。混入C/N比高的殘體會耗盡土壤可溶解的氮，致使微生物在利用銨態氮的同時也利用硝態氮，導致土壤硝態氮含量顯著的降低。

秸稈添加后導致硝態氮含量始終低于不添加秸稈的處理的另一原因，可能是秸稈分解的過程會消耗掉大量氧氣，從而造成局部厭氧的環境，因此會加速土壤中氮素的反硝化作用，進而明顯增加反硝化損失。在整個培養過程中假定硝態氮是反硝化損失的主要限制因子，反硝化損失應隨秸稈添加量的增加而降低，而本實驗反硝化損失速率隨著秸稈添加量的增大而增大，表明有機碳是影響反硝化損失速率的主要限制因子，而硝態氮濃度已不是反硝化損失速率的限制因子。反硝化潛勢是由有機碳和硝態氮濃度的可利用性來決定的，當硝態氮濃度過高時，有機碳是反硝化作用的主要控制因素（劉晶晶等，2008）。Dong et al.（2000）研究認為，土壤的反硝化作用在硝態氮濃度不受限制的情況下由有機碳控制。本試驗中，秸稈減少土壤硝態氮量而增加反硝化排放量，并且高量秸稈添加能顯著增加反硝化損失速率，促進N2O的排放。可能是秸稈的添加導致土壤微生物的大量繁殖，微生物呼吸消耗了大量的氧氣，造成局部厭氧環境，增加反硝化微生物的活性（宋賀等，2012）。秸稈改變了反硝化微生物群落結構，為厭氧反硝化細菌創造無氧條件，促進反硝化作用，從而增加土壤反硝化作用中N2O產生比例。此外，尚需考慮秸稈促進反硝化作用的N2O溫室氣體排放的風險。從本研究結果看，低量秸稈S1處理的反硝化損失和不添加秸稈S0處理的反硝化損失無顯著差異，而中、高量秸稈S2、S3處理均顯著增加了反硝化損失。因此，綜合考慮土壤氮轉化過程和環境風險，低量秸稈S1處理可能是最佳秸稈還田量。

4 結論

（1）添加稻草秸稈提高了土壤尿素水解速率，且隨著秸稈用量的增加，其尿素水解速率越快。

（2）與對照相比，添加尿素減少了土壤微生物量碳。在相同氮肥用量下，添加稻草秸稈提高了土壤微生物量碳，且隨秸稈添加量的增加而增加。

（3）在相同的氮肥用量下，添加秸稈的處理土壤中的硝態氮含量始終低于不添加秸稈的處理（P<0.05），且隨著秸稈用量的增加土壤中的硝態氮含量顯著降低（P<0.05）。

（4）在相同的氮肥用量下，添加秸稈增加了氮肥的反硝化損失，且隨著秸稈用量的增加，氮肥的反硝化損失率急劇增加。