不同類型氮輸入對三峽庫區消落帶紫色潮土氮賦存形態的影響

何立平, 林俊杰*, 段林艷, 陸 偉

1.重慶三峽學院, 三峽庫區水環境演變與污染防治重慶高校市級重點實驗室, 重慶 404100 2.三峽庫區生態和災害防治重慶市協同創新中心, 重慶 404100

三峽大壩成功蓄水后，庫區水流減緩，部分支流水體富營養化加重且出現水華現象[1-2]，陸源氮輸入是導致該結果的主要原因之一[3-4]. 消落帶是水陸交錯的過渡地帶，受水庫運行影響，三峽消落帶處于周期性淹水和落干狀態，其土壤氮釋放問題已成為關注的熱點[5-7].

目前，針對土壤氮形態的研究主要探討了耕作制度[8-10]、土壤修復[11-13]、氣候條件、地理位置[14]和土壤性質[15]等因素對硝態氮、銨態氮、溶解性有機氮、微生物氮、礦物和團聚體結合態有機氮等的影響，為提高氮素有效性和減少氮流失提供了重要依據. 然而，上述研究尚缺乏考慮氮素與土壤顆粒之間的賦存形態. 土壤氮素釋放潛力是由其與土壤顆粒之間的賦存形態決定的[16-17]，氮素在土壤中的賦存形態可分為離子交換態氮(IEF-N)、碳酸鹽結合態氮(CF-N)、鐵錳氧化物結合態氮(IMOF-N)、有機及硫化物結合態氮(OSF-N)和非可轉化態氮(NTF-N)[18]. 其中，IEF-N是指可被中性鹽類交換的無機氮，最易在水-土界面發生遷移并進入水體；CF-N主要是指碳酸鹽礦物中的固定態銨[19]，在土壤pH下降時可溶解釋放；IMOF-N主要是指鐵錳氧化物吸附態硝態氮和有機氮，在土壤氧化還原電位降低和氮礦化時可轉化為IEF-N釋放[20-21]；OSF-N是指以有機態賦存的部分或未分解的有機態氮[22]，可通過微生物礦化進一步釋放[23]；NTF-N是指土壤中最穩定的氮形態，主要包括固定態銨和腐殖質氮[22]，在土壤中難以遷移和轉化. 可見，除NTF-N外，其余土壤氮形態均可向IEF-N轉化并進入水體.

氮素在三峽消落帶土壤中的賦存形態決定了其進入水體的速率和通量，落干期消落帶土地利用以農業耕作為主. 有關三峽消落帶土壤氮賦存形態的研究主要集中于各形態氮含量之間的關系和轉化過程[24-25]、其在流域尺度上的空間分布特征[26-28]、水文和植被等因素對其含量的影響[29]等，而針對氮肥輸入對土壤氮素賦存形態的影響研究鮮有報道[30]. 紫色潮土是三峽庫區消落帶分布面積最大的土壤類型[31]，該研究以紫色潮土為研究對象，采用室內培養法，模擬淹水、落干2種水文條件和NaNO3、NH4NO3、(NH4)2SO4、CO(NH2)24種氮肥輸入情況，探討水文條件和氮輸入類型對三峽庫區消落帶紫色潮土氮素賦存形態的影響,以期為三峽流域農業氮肥科學施用及水體富營養化防治提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區域與樣品采集

三峽消落帶位于湖北省和重慶市部分區域，面積約349 km2，屬亞熱帶季風性濕潤氣候，年均氣溫18.2 ℃，年降雨量1 053.15 mm. 三峽水庫水位周期性漲落，落干期消落帶土壤暴露于空氣中，淹水期則被淹沒于水下[32-33].

于2018年6月三峽水庫水位最低時，在萬州段消落帶(30°47.28′N～30°50.10′N、108°21.35′E～108°23.41′E)，使用蛇形布點法于145～175 m水位高程內隨機采集表層(0～20 cm)土樣20個，立即4 ℃ 保存送實驗室. 土樣經動植物殘體及石礫剔除、冷凍干燥、過2 mm篩后于干燥器中備用. 土壤有機碳(SOC)、總氮(TN)、總磷(TP)、陽離子交換量(CEC)、最大田間持水量(WHC)等理化性質見表1，初始氮形態含量見表2.

表1 消落帶土壤理化性質

表2 消落帶土壤中不同氮形態的含量

1.2 土壤培養

落干試驗：將20 g土壤樣品平鋪于50 mL塑料瓶底部，調整含水率為50% WHC. 使用parafilm膜密封瓶口并開小孔透氣，置于20 ℃培養箱預培養24 h，以消除物理擾動的影響. 添加3.6 mL氮溶液(對照土樣添加3.6 mL去離子水)使土壤含水量為 60% WHC，此時土壤氮添加量為150 mg/kg.

淹水試驗：在落干處理基礎上，另加40 mL去離子水，使土壤完全淹沒，用高純氮(99.99%)排盡空氣(O2體積分數<1×10-6).

落干和淹水試驗均于第0、1、3、6、10、15天破壞性取樣. 采用稱重法保持土壤含水率恒定. 試驗處理包括：2個水文條件(落干和淹水)×5種氮處理(4種氮添加類型+1個對照)×3個重復×6次破壞性取樣，總計180個土樣. 其中，氮添加類型包括硝酸鈉(NaNO3)、硝酸銨(NH4NO3)、硫酸銨〔(NH4)2SO4〕和尿素〔CO(NH2)2〕.

1.3 化學分析方法

土壤IEF-N、CF-N、IMOF-N、OSF-N和NTF-N含量采用連續分級提取法測定[18]. 土壤NH4+-N、NO2--N和NO3-N含量分別采用靛酚藍分光光度法、鹽酸萘乙二胺分光光度法和鎘柱還原-分光光度法測定. 土壤TN含量和pH分別采用元素分析儀和酸度計(水土比為5∶1)測定. 土壤質地和SOC含量分別采用比重計法[34]和重鉻酸鉀氧化-分光光度法測定. 土壤WHC采用重量法測定. 土壤TP含量和CEC分別采用堿熔-鉬銻抗分光光度法和氯化鋇緩沖液法測定[35].

1.4 氮形態含量變化計算方法

氮形態變化速率計算公式:

Ri=(Cin-Ci0)/n(n=1,3,6,10,15)

(1)

式中：Ri為第i種氮形態的變化速率，mg/(kg·d)；Cin和Ci0分別為土壤培養第n天和第0天第i種氮形態的含量，mg/kg.

土壤培養結束后，氮形態含量變化在氮輸入量中的占比(αi，%)計算公式:

αi=(Cif-Ccf)×100/AN

(2)

式中：Cif和Ccf分別為培養結束后各處理和對照土壤中第i種氮形態的含量，mg/kg；AN為氮添加量，mg/kg.

1.5 數據統計方法

采用ANOVA單因素方差分析法檢驗氮添加類型對培養結束后土壤氮形態含量及其變化在氮輸入量中占比的影響. 采用指數衰減模型擬合培養期間氮形態變化速率與培養時間的關系. 采用線性混合模型檢驗水文條件與氮處理交互作用對土壤氮形態含量及其變化在氮輸入量中的占比的影響. 采用多元線性回歸分析擬合IEF-N含量變化占比與CF-N、IMOF-N、OSF-N、NTF-N含量變化占比之間的線性關系. 使用SPSS 18.0軟件進行統計分析,使用SigmaPlot 12.5軟件制圖.

2 結果與分析

2.1 氮形態含量

研究區域內，無論是否添加氮素，土壤中OSF-N含量均表現為淹水期>落干期(見圖1，P<0.001)，IEF-N和IMOF-N含量均表現為落干期>淹水期(P<0.001)，CF-N與NTF-N含量則無顯著性差異(P>0.05). NaNO3、NH4NO3、(NH4)2SO4和CO(NH2)2添加下，落干期IEF-N含量分別為93.88、79.42、59.02和46.80 mg/kg，IMOF-N含量分別為11.59、16.81、19.40和24.39 mg/kg，OSF-N含量分別為122.18、126.21、137.53和148.19 mg/kg；淹水期IEF-N含量分別為65.60、56.95、42.46和32.94 mg/kg，IMOF-N含量分別為7.22、6.91、7.33和7.68 mg/kg，OSF-N含量分別為142.22、149.09、156.43和161.76 mg/kg. 落干期OSF-N與IMOF-N含量均在CO(NH2)2添加下最高(P<0.001)，在NaNO3添加下最低(P<0.001)，IEF-N含量表現與之相反(P<0.001)；NTF-N與CF-N含量在4種氮添加類型間無顯著性差異(P>0.05). 淹水期，除IMOF-N含量在不同氮添加類型間無顯著性差異(P>0.05)外，其他氮形態含量分布均與落干期表現一致(P<0.001).

注：IEF-N、CF-N、IMOF-N、OSF-N和NTF-N分別為離子交換態氮、碳酸鹽結合態氮、鐵錳氧化物結合態氮、有機及硫化物結合態氮和非可轉化態氮；培養時間為15 d；H表示不同水文條件；S表示不同氮添加類型；不同小寫和大寫字母分別表示氮形態含量在不同氮添加類型和水文條件間存在顯著差異(P<0.05).圖1 水文條件及氮添加類型對土壤氮形態含量的影響Fig.1 The influences of hydrological conditions and nitrogen addition types on soil contents of nitrogen fractions

2.2 氮形態變化速率

落干期和淹水期，在4種氮添加類型下，除CF-N外，IEF-N、IMOF-N、OSF-N和NTF-N變化速率與培養時間的關系均符合指數衰減模式(y=y0+ae-bx，見圖2、3). 落干期和淹水期，無氮添加時，IEF-N變化速率隨時間呈遞減模式，氮添加時則與之相反. 落干期和淹水期，無論是否添加氮素，IMOF-N和OSF-N變化速率均隨時間呈指數增加模式，NTF-N變化速率則與之相反. 落干期和淹水期，土壤培養0～3 d，氮添加下，IEF-N變化速率小于對照(P<0.01)，IMOF-N和OSF-N變化速率則呈與之相反的趨勢.

圖2 落干期氮添加類型對土壤氮形態變化速率的影響Fig.2 The influences of nitrogen addition types on the change velocities of soil nitrogen fractions during the dry period

圖3 淹水期氮添加類型對土壤氮形態變化速率的影響Fig.3 The influences of nitrogen addition types on the change velocities of soil nitrogen fractions during the flood period

2.3 氮形態變化占比

IEF-N和IMOF-N含量變化在氮輸入總量中的占比均表現為落干期>淹水期(見圖4，P<0.001)，OSF-N變化占比則相反(P<0.05)，CF-N和NTF-N變化占比在兩個水文條件間無顯著差異(P>0.05). NaNO3、NH4NO3、(NH4)2SO4和CO(NH2)2添加下，落干期，IEF-N變化占比分別為45.20%、35.56%、21.96%和13.82%，IMOF-N變化占比分別為3.14%、6.61%、8.34%和11.67%，OSF-N變化占比分別為12.33%、15.02%、22.57%和29.68%;淹水期IEF-N變化占比分別為36.57%、30.80%、16.21%和7.26%，IMOF-N變化占比分別為0.50%、0.35%、0.53%和0.77%，OSF-N變化占比分別為16.76%、21.84%、26.73%和30.29%. 落干期IEF-N變化占比在NaNO3添加下最高(P<0.001)、在CO(NH2)2添加下最低(P<0.001)，IMOF-N和OSF-N變化占比則與之相反(P<0.001). 淹水期IEF-N和OSF-N變化占比分布特征與落干期一致(P<0.001)，IMOF-N變化占比在不同氮添加類型間無顯著性差異(P>0.05). IEF-N變化占比在落干期與IMOF-N、OSF-N變化占比均呈線性負相關(見表3,P<0.001)，在淹水期僅與OSF-N變化占比呈線性負相關(P<0.001).

注：培養時間15 d；H表示不同水文條件；S表示不同氮添加類型；不同小寫和大寫字母分別表示氮形態變化在氮輸入量中的占比在不同氮添加類型和水文條件間存在顯著差異(P<0.05).圖4 水文條件及氮添加類型對土壤氮形態變化占比的影響Fig.4 The influences of hydrological conditions and nitrogen addition types on the proportions of soil nitrogen fraction changes in the total nitrogen input

表3 落干期和淹水期土壤氮形態變化之間的關系

3 討論

3.1 氮輸入對土壤氮賦存形態的影響

落干期和淹水期，OSF-N含量及其變化在氮輸入量中的占比在CO(NH2)2添加下最高，在NaNO3添加下最低(見圖1、4，P<0.001)，IEF-N含量及其變化占比則與之相反(P<0.001). 這表明4種氮類型中，CO(NH2)2最易被土壤固定形成OSF-N,而NaNO3則更易以IEF-N形式存在. 究其原因：① CO(NH2)2水解可產生NH4+，與NO3-相比，NH4+更易被土壤微生物同化[36]；②與微生物生長的最佳C/N值(25)相比，土壤C/N值(9.18)偏低(見表1)，尿素添加帶來的碳輸入更有利于氮素被微生物同化[37-38]. 氮肥施用時，添加硝化抑制劑能有效減少土壤氮流失[39]，這與筆者所得結果一致. 一般認為，與NH4+相比，土壤膠體對NO3-的吸附能力較弱是導致NO3-比NH4+更易在土壤中發生遷移的原因，而該研究結果表明，相比NO3-而言，NH4+更易被土壤微生物固定形成OSF-N亦是導致上述結果的原因. 可見，減少三峽庫區消落帶土壤NO3-輸入將有利于降低短期內土壤氮素因雨水淋溶進一步向三峽水體釋放的風險，這為三峽水庫富營養化的防治提供了方向.

與對照相比，氮添加下，落干期和淹水期OSF-N含量均顯著增加(見圖1，P<0.001)，其變化占比與IEF-N變化占比呈線性負相關且相關系數最大(見表3,P<0.001)，表明外源氮在落干期和淹水期主要向OSF-N轉化. 氮輸入使得土壤微生物無機氮同化作用增強是導致上述結果的主要原因[40]. 氮輸入后，落干期和淹水期IEF-N變化速率均為負值(見圖2、3)，培養初期氮添加下OSF-N變化速率大于對照(P<0.01)的結果也支持了上述解釋. 氮輸入導致土壤微生物量氮減小[41]，這與筆者所得結果相反，土壤pH差異可能是主要原因. 文獻[41]中土壤偏酸性,氮輸入導致土壤進一步酸化，抑制了微生物氮同化[42]，而三峽消落帶紫色潮土偏堿性(pH=8.15，見表1)，短期少量氮添加對土壤pH影響較小，因此，得到了相反的結果. 氮添加后大棚蔬菜表層土壤有機氮含量顯著升高[43]，這與筆者所得結果一致. 可見，氮輸入增加了消落帶土壤氮素通過有機氮礦化逐漸向水體釋放的風險.

與對照相比，氮添加下，落干期IMOF-N含量顯著增加(見圖1,P<0.001)，其變化占比與IEF-N變化占比呈線性負相關(見表3,P<0.001)，表明外源氮在落干期還存在向IMOF-N轉化的過程. 外源氮向IMOF-N轉化的途徑有2種：①外源氮通過土壤黏土礦物非生物固定作用形成IMOF-N[44-45]；②外源氮被微生物同化固定于土壤鐵錳氧化物膠體表面. 鑒于落干期IMOF-N含量及其變化占比在各氮添加類型間的分布特征與OSF-N相同(見圖1、4，P<0.001)，筆者推測，外源氮的微生物同化過程亦是導致落干期IMOF-N含量增加的原因,要明確具體的轉化途徑，仍需進一步深入研究. 土壤微生物氮殘體可吸附于森林土壤鐵氧化物微粒表面[46]，這與筆者所得結果相一致. IMOF-N在淹水條件下可被微生物還原釋放[47-48]，因此，落干期氮輸入增加了消落帶土壤氮素淹水釋放的風險.

3.2 水文條件對土壤氮素賦存形態的影響

IEF-N含量及其變化占比表現為落干期>淹水期的結果表明，氮添加下，落干期消落帶土壤氮釋放的風險高于淹水期(見圖1、4，P<0.001). 落干期和淹水期，土壤微生物有機氮礦化和無機氮反硝化能力的差異是導致上述結果的主要原因：①與淹水期相比，落干期土壤有機氮礦化速率更快[49]，OSF-N含量及其變化占比均表現為落干期<淹水期(P<0.05)的結果也支持這一解釋；②與落干期相比，淹水期IEF-N反硝化氣態氮的釋放能力更強[50]. 濕地土壤有機氮礦化速率隨著淹水時間的增加呈逐漸下降趨勢[51]，這與筆者所得結果相一致. 淹水過程有利于消落帶土壤有機氮礦化[52]，這與筆者所得結果相反. 土壤培養條件的差異可能是主要原因. 與筆者所得結果相反的研究中，土壤經歷了干濕交替過程，導致團聚體保護有機氮和微生物量氮的釋放，促進有機氮礦化[53-54]，而筆者的研究并未涉及干濕交替過程. 可見，為了防治三峽水體富營養化，落干期不僅應該嚴格禁止消落帶上的農業種植活動，還應采取植被修復技術以減少土壤氮釋放.

該研究初步探討了氮輸入對落干期和淹水期消落帶土壤氮素賦存形態的影響，研究結果可為三峽流域農業氮施用和水體富營養化防治提供參考. 然而，該研究尚未考慮干濕交替環境變化的影響，仍需進一步探討氮輸入后土壤氮素賦存形態變化的生物及化學機制.

4 結論

a) 4種氮添加類型中，CO(NH2)2最易被土壤固定形成OSF-N，而NaNO3則更易以IEF-N形態存在.

b) 存在氮輸入時，落干期消落帶土壤氮釋放的風險高于淹水期.

c) 落干期和淹水期，外源氮素主要表現為向OSF-N轉化；此外，落干期外源氮素還存在向IMOF-N轉化的過程. 這增加了消落帶土壤氮素通過有機氮礦化和淹水釋放途徑持續向三峽水體釋放的風險.

d) 減少落干期消落帶土壤氮(特別是硝態氮)輸入是防治三峽水庫富營養化的有效途徑.