2017, Vol. 38
2. 中国科学院生态环境研究中心土壤环境研究室, 北京 100085;
3. 南京农业大学资源与环境科学学院, 南京 210095;
4. 首都师范大学资源环境与旅游学院, 北京 100048
2. Department of Soil Environment Science, Research Center for Eco-Environment Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China;
3. College of Resources and Environment Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China;
4. College of Resource Environment and Tourism, Capital Normal University, Beijing 100048, China
近年来, 化肥的过量使用和酸沉降的加剧导致了我国酸性土壤的面积在不断增加, 酸度也在不断升高[1].土壤酸化是土壤质量退化的重要形式, 会引起土壤中养分的有效性降低、土壤的理化性质恶化、土壤微生物活性降低, 另外土壤酸化能显著提高部分重金属的生物有效性, 比如镉, 从而导致稻米中重金属的累积[2].日益加剧的土壤酸化问题已经对我国粮食生产和食品安全造成了威胁, 引起生态环境的不断恶化, 成为制约我国区域农业可持续发展的重要障碍, 因此, 如何合理有效地降低土壤酸化的危害成为我国南方水稻安全生产中重要课题.
酸性土壤施加石灰被认为是有效改良土壤酸性和控镉的重要措施.我国南方主要使用的生石灰氧化钙(CaO), 但氧化钙遇水会产生急剧的化学反应, 瞬间释放出大量的热量, 容易伤害皮肤, 刺激眼睛.欧美国家通常用CaCO3改良酸性土壤, 因为CaCO3不会像氧化钙遇水发生急剧反应, CaCO3具有缓慢中和土壤酸性和释放钙营养的特征, 也便于使用[3].尽管施石灰被认为是我国南方改良酸性土壤和镉污染耕地修复的蓝本, 但目前为止施石灰对土壤理化性质及微生物活性的影响众说纷纭.于宁等[4]的研究表明施石灰明显使土壤酸化现象得以改善, 对土壤酶活性也起到了不同程度的恢复作用.但Huber等[5]的研究表明施石灰提高了土壤表层腐殖质的矿化速率, 导致土壤有机质含量降低; 敖俊华等[6]的研究表明大量施石灰不但会引起土壤板结, 从而形成“石灰板结田”, 而且会引起土壤钙、钾、镁等元素的失衡, 继而土壤微生物活性降低, 导致作物减产.而且, 当前尚未有在酸性土壤施加CaCO3对土壤中氮循环的研究.
土壤氮循环直接受土壤微生物活性的影响, 是反映土壤微生物活性的重要指标.硝化作用(nitrification)和反硝化作用(denitrification)是土壤氮循环中的重要环节, 对农田土壤环境的影响很大.为了明确酸性土壤施加不同量的CaCO3对土壤基本理化性质、土壤硝化和反硝化作用的影响, 从而反映不同CaCO3施加量对土壤微生物活性的影响, 本文设计了酸性土壤不施加CaCO3(CK)、2.25 t·hm-2施加量(LC)、4.5 t·hm-2施加量(MC)、7.5 t·hm-2施加量(HC)4个处理, 分析了不同CaCO3施加量对土壤理化性质、硝化作用和反硝化作用的影响, 以期为酸性土壤合理施加CaCO3调节土壤酸性、提高土壤生产力、促进农业可持续发展提供理论依据和技术支持.
1 材料与方法 1.1 区域概况田间试验位于湖南省湘潭县河口镇中湾村(N112°53′、E27°46′), 试验区属亚热带季风性湿润气候.该区域水稻土普遍酸化, 土壤pH通常为5左右, 而且镉污染严重, 所以当地推荐施用石灰.
1.2 试验设计本文根据模型分别设置了(Ⅰ)不施加CaCO3(CK)、(Ⅱ)2.25 t·hm-2CaCO3施加量(LC)、(Ⅲ)4.5 t·hm-2 CaCO3施加量(MC)、(Ⅳ)7.5 t·hm-2 CaCO3施加量(HC)4种处理, 每个处理重复4次, 一共16个供试小区, 每小区面积30 m2, 用塑料薄膜包裹田埂将各小区分隔开, 避免灌溉水串灌以及处理之间的交叉污染, 各小区随机排列(图 1), 所选地块保证土壤性质均匀.石灰在2016年5月底, 即水稻移栽前2周施入土壤.
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图 1 田间试验布置示意 Fig. 1 Plots showing the field experimental design |
于2016年9月28日水稻收获时期, 在各小区内, 按“梅花取样法”布点取样, 剔除表面残留物, 用土钻采集表层0~20 cm土壤, 用无菌树脂(polyethylene terephthalate, PET)袋封装后置于冰袋中以保证低温环境, 带回实验室.两周内取混合后的新鲜土样测土壤硝化潜势和反硝化潜势, 另取一部分置于干燥通风的环境中风干处理, 于10月底进行土壤基本理化性质的测定, 将剩余的土样放于-20℃中保存备用.
1.4 土壤基本理化性质的测定土壤溶解有机碳(DOC)的测定采用总有机碳测定仪测定, 取通过0.149 mm孔径的风干土样5 g, 按水土比5:1的比例加入0.5 mol·L-1的K2SO4, 在25℃下以215 r·min-1振荡30 min, 离心, 用0.45 μm薄滤膜过滤后稀释5倍, 用TOC仪测定[7].
土壤NH4+-N、NO3--N的含量采用流动分析仪测定, 取5 g鲜土, 按水土比5:1加入2 mol·L-1的KCl溶液, 在200 r·min-1振荡1 h, 离心过滤, 用连续流动分析仪(SAN++, Skalar, Holland)测定[8].
1.5 土壤硝化潜势的测定土壤硝化潜势(PNR)的测定采用氯酸盐抑制法, 取5 g的鲜土, 按水土比4:1加入含1 mmol·L-1(NH4)2SO4的磷酸盐缓冲液(NaCl 8g·L-1, KCl 0.2g·L-1, Na2HPO4 0.2 g·L-1, NaH2PO4 0.2 g·L-1), 用HCl调节pH为7.4;并加入10 mmol·L-1的KClO3溶液以抑制亚硝酸盐的氧化.将配好的土壤溶液放于25℃黑暗处180 r·min-1振荡培养24 h, 加入5 mL 2 mol·L-1的KCl溶液浸提NO2-, 以N-(1-萘基)-乙二胺显色, 静置20 min后, 用紫外分光光度计在波长530 nm下测定[9].
1.6 土壤反硝化潜势的测定土壤反硝化潜势(DEA)的测定采用乙炔抑制法, 取相当于4 g干土的鲜土置于120 mL的厌氧瓶中, 加无菌水至总水量13 mL, 180 r·min-1水平振荡20 min以排除土壤孔隙中的空气, 用针头向瓶内充高纯氮5 min, 再向瓶中冲入10%乙炔(约11 mL), 180 r·min-1水平振荡20 min, 再加入8 mL DEA溶液(KNO3-N 56mg·L-1, dextrose C 288mg·L-1, chloramphenicol 2mg·L-1).采集气样, 为培养0 h样品, 2 h后, 采集气样, 用气相色谱仪(Agilent GC7890A)测定N2O含量.冲入10%的乙炔是为了抑制硝化作用过程中N2O的产生以及反硝化过程中N2O还原为N2, 所以用测定的N2O产生速率代表土壤反硝化潜势(denitrifying enzyme activity, DEA)[10].
1.7 数据处理本研究中基础数据的处理利用Excel 2007完成, 采用Pearson相关分析法进行相关性分析, 多组数据间的方差分析采用单因素方差分析ANOVA.所有统计检验均用SPSS 22实现, P＜0.05即认为差异显著.
2 结果与分析 2.1 不同CaCO3施加量对土壤理化性质的影响施用CaCO3后土壤基本性质如表 1所示.可见, 施加CaCO3对土壤DOC含量产生了显著的影响, 对照组土壤DOC含量为762.10 mg·kg-1; 与之相比, LC处理土壤DOC提高了3.14%, 为786.05 mg·kg-1; MC处理土壤DOC提高了13.97%, 达到了868.58 mg·kg-1; 而HC处理土壤DOC反而降低了0.65%, 只有757.12 mg·kg-1.表明酸性土壤随着CaCO3施加量的增加, 土壤DOC呈现先增加后下降的趋势, 即适当施加CaCO3有利于提高土壤中溶解有机碳含量, 恢复土壤的肥力, 但当CaCO3施加量达到7.5 t·hm-2时, 便会产生负向影响, 引起土壤DOC含量降低.
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表 1 不同处理土壤的基本性质 Table 1 Physical and chemical properties of the soil with different treatments |
土壤NH4+-N的含量无显著性变化; NO3--N的含量变化显著, 对照组土壤NO3--N含量为26.57 mg·kg-1; 与对照组相比, LC处理时土壤NO3--N降低了12.38%, 为23.28 mg·kg-1; MC处理与对照组相比, 土壤NO3--N提高了14.37%, 达到了30.39 mg·kg-1; HC处理与对照组相比, 土壤NO3--N降低了19.97%, 只有21.26 mg·kg-1.
2.2 不同CaCO3施加量对土壤硝化潜势(PNR)的影响硝化作用广义上是指从还原态的有机或者无机氮化物到氧化态的有机或者无机氮化物的生物转化过程, 具体指通过硝化微生物的作用, 氨或者铵盐被氧化为亚硝酸盐或者硝酸盐的过程[11, 12].由图 2可看出, 与对照组相比, CaCO3处理对土壤硝化潜势有显著的提高作用(P＜0.05), 提高约34%.对照组土壤的硝化潜势为0.59 μg·(g·h)-1(以NO2--N/土计, 下同), 而施用CaCO3土壤的硝化潜势约为0.77~0.82 μg·(g·h)-1.
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图 2 不同CaCO3梯度下土壤硝化潜势 Fig. 2 PNR of the soil treated with different amounts of CaCO3 |
反硝化作用是指反硝化微生物在厌氧条件下将NO3-逐级还原为NO2-、NO、N2O、N2的生物化学过程.反硝化作用是闭合氮循环的重要步骤, 关系到大气中温室气体N2O的含量, 也是农田氮肥损失的重要途径, 因此, 通常用降低土壤反硝化作用来保持土壤肥力[13, 14].本文通过测定土壤产生N2O的速率来表征土壤反硝化微生物的活性.对不同CaCO3处理的土壤反硝化潜势进行测定, 结果如图 3所示.与对照组相比, CaCO3处理对土壤反硝化潜势起到了显著的抑制作用(P＜0.05), LC处理时土壤反硝化潜势减低了16.31%, HC处理时土壤反硝化潜势降低了27.81%, 但MC处理土壤反硝化潜势与CK处理无显著差异.
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图 3 不同CaCO3梯度下土壤反硝化潜势 Fig. 3 DEA of the soil treated with different amounts of CaCO3 |
由表 2所示, 不同CaCO3处理中土壤的硝化潜势和反硝化潜势与土壤的基本理化性质显著相关.土壤硝化潜势与土壤DOC显著正相关, 与土壤中NH4+-N的含量呈显著负相关.而土壤反硝化潜势与土壤DOC和NO3--N的含量呈显著或极显著正相关, 与土壤含水量呈较强的负相关.
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表 2 土壤硝化潜势、反硝化潜势与土壤主要理化性质相关系数 Table 2 Correlation analysis among soil PNR, DEA, and physicochemical properties |
3 讨论
土壤酸碱度是影响土壤肥力和土壤微生物活性的重要因素.酸性土壤往往会提高重金属元素(如Cd和Al等)的生物有效性, 加上有效养分易随降雨和灌溉的流失, 致使土壤贫瘠化, 农作物减产[15].土壤DOC作为全球碳循环的重要组成部分, 是评价土壤肥力、表征土壤质量状况的重要指标, 对土壤微生物活性以及作物生长均产生重要影响[16, 17].本研究表明, 土壤DOC在较低剂量石灰施用量的条件下随CaCO3施加量的增大而提高(762.10~868.58mg·kg-1), 这说明对酸性土壤施加适量CaCO3, 促进了土壤DOC的增加, 可能的原因是施加CaCO3后, 土壤微生物量及其活性增加, 而微生物活性是影响土壤DOC产生和释放的重要因子, 王莹等的研究也表明土壤DOC与土壤微生物量之间存在显著的正相关关系[18].而HC处理中, 土壤pH的增加却造成土壤DOC呈下降趋势, 且含量低于对照组, 可能的原因是CaCO3施加量过大导致土壤微生物活性急剧降低, 从而导致土壤DOC含量下降.
土壤硝化作用和反硝化作用是土壤氮循环的重要过程, 对土壤及生态环境有重要的影响, 硝化作用中产生的NO3--N一方面增加了土壤中氮素营养的含量, 另一方面大量的NO3-和相当数量的NO2-在强降雨和过量灌溉后, 会淋失污染地下水, 直接关系到饮用水的安全, 还极易转化为亚硝胺(NH2NO), 它已被证明是一种致癌、致畸、甚至导致胎儿死亡的有害物质; 反硝化作用也称脱氮作用, 将硝酸盐还原为氮气, 降低了土壤中氮素营养的含量, 其中间产物N2O是公认的温室气体, 但反硝化作用可以消除因NO3-累积对地下水的污染以及对生物的毒害作用[19].本研究表明, 施加一定量的CaCO3会促进土壤的硝化作用, 但当CaCO3施加量达到7.5 t·hm-2时便会抑制土壤硝化作用, 影响土壤中NH4+向NO3--N的转化.造成硝化作用差异的原因主要可能是施加CaCO3后土壤环境发生明显的变化, 包括土壤pH、土壤氮素组分及土壤DOC的变化等, 刺激了微生物数量和活性的变化[20, 21].本研究中土壤反硝化作用变化较为复杂, LC处理和HC处理都使得土壤反硝化作用显著降低, 可能是受土壤中NO3--N含量的影响, 另外, 施加CaCO3后, 土壤反硝化作用受多种环境因子协同影响, 其中的机制仍需进一步深入研究.
土壤的硝化作用和反硝化作用主要是微生物活动的过程, 土壤硝化作用以氨和亚硝酸根为能源, 以二氧化碳为碳源, 反硝化作用需要从有机质中获得基质和能量.本研究表明, 土壤硝化作用与土壤DOC呈较强的正相关, 可能的原因是土壤DOC的增加提高了微生物活性, 进而可提高土壤有机氮的矿化速率, 从而为硝化细菌提供更多的能源及碳源(二氧化碳), 这与孙波等[22]的研究结果一致.土壤硝化作用与NH4+-N含量呈较强的负相关, 这是由于施加CaCO3促进了土壤的硝化作用, 消耗掉大量的NH4+-N, 导致NH4+-N浓度降低[23].本研究中土壤硝化作用与NO3--N含量并无显著相关性, 这与叶莉莎等[24]的研究结果一致, 可能的原因是土壤中硝态氮含量过高, 不再是影响土壤硝化作用的主要因子.土壤反硝化作用与NO3--N含量呈极显著的正相关, 与土壤DOC呈较强的正相关.这是由于硝酸根是反硝化作用的第一电子受体, 且反硝化细菌多数为化能异养, 需要DOC为其提供能源, 这与前人研究结果一致, Senbayram等[25]指出, 土壤反硝化作用是由土壤中DOC和NO3--N含量共同决定的. Velthof等[26]以草地土壤为研究对象, 发现土壤N2O通量与土壤含碳量有较强的正相关关系. Eriksson等[27]对泻湖盐沼土壤研究发现反硝化作用与硝酸盐浓度呈显著正相关.与前人研究结果不同的是, 本研究中反硝化作用与土壤含水量呈较强的负相关, 可能的原因是涝干过程中不同反硝化微生物对水分的响应存在差异, 反硝化基因narG的微生物基因丰度与水分含量呈显著负相关, 而nosZ基因微生物丰度并没有发生显著变化[28].有研究指出, 如果只考虑CK处理、LC处理和HC处理时, 反硝化作用显著降低, 这是由于土壤反硝化作用中NO3-在接受有机质的电子而还原时, 会产生OH-离子, 因此, H+离子较多的酸性环境更有利于反硝化作用的发生[29].而MC处理中之所以反硝化作用没有显著降低, 可能是MC处理使土壤中DOC含量显著增加的原因.
4 结论本文对施加CaCO3调节的酸性土壤的理化性质、硝化作用和反硝化作用的变化特征进行了研究, 结果表明, 一定的CaCO3施加可显著提高土壤的DOC含量, 但当CaCO3施加量达到7.5 t·hm-2时, 土壤DOC含量开始显著下降; CaCO3的施加对土壤NH4+-N含量无显著影响, NO3--N含量变化较为复杂.一定范围内CaCO3施加量对土壤的硝化作用有促进作用, 但当CaCO3施加量达到7.5 t·hm-2时便会抑制土壤硝化作用, 土壤反硝化作用对不同CaCO3施加量的响应较为复杂.土壤硝化作用与土壤DOC和NH4+-N含量显著相关, 反硝化作用与NO3--N含量、土壤DOC和含水量显著相关.综合分析认为, 在本研究区域内, 施加CaCO3会明显改良酸性土壤, 合适的CaCO3施加会改变土壤氮素循环进程, 对土壤氮素的相互转化产生影响, 最佳的CaCO3施加量为2.25~4.5 t·hm-2左右.
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