2018, Vol. 39
2. 中国海洋大学海洋环境与生态教育部重点实验室, 青岛 266100
2. Key Laboratory of Marine Environmental Science and Ecology, Ministry of Education, Ocean University of China, Qingdao 266100, China
氮素是土壤中影响植物生长和农田生态系统生产力的主要限制因子.土壤中的氮素主要以有机态氮形式存在, 植物直接吸收利用的有效态氮主要以矿质氮为主, 土壤有机态氮需要经过土壤微生物的矿化作用, 才能转化为可被植物直接吸收利用的有效态氮[1].土壤氮素矿化是一个复杂的生化过程, 土壤温度、水分、土壤理化性质、施肥管理等因素及其变化都会影响土壤氮素矿化强度[2~5].在全球变暖背景下, 土壤的水热环境发生极大变化, 土壤氮素矿化对温度和水分变化响应的研究备受瞩目.有研究表明, 土壤净氮矿化速率与温度呈显著正相关, 升高温度能增强微生物的活性, 促进土壤氮素矿化[2, 6].也有研究表明, 土壤水分也是调控土壤氮素矿化的重要驱动因子, 土壤水分接近田间持水量时净氮矿化速率最高[4].在自然条件下土壤温度的变化往往伴随着湿度的变化, Wang等[7]的研究表明, 温度和水分并不是单独影响土壤氮素矿化的, 它们对土壤氮素矿化具有明显的交互作用.施肥是农田生态系统调节土壤供氮能力和作物增产的普遍措施, 氮肥施入土壤中有机态氮矿化数量和强度决定其对植物吸收氮素的供应能力.但一旦氮肥施用过量, 将会造成氮素的损失, 同时损失的氮素会通过径流、淋溶、氨挥发、反硝化等途径进入水体或大气, 导致地下水硝酸盐污染、水体富营养化及温室效应等[8, 9].因此, 研究施肥对农田土壤氮素转化的影响有重要的生态价值.
近年来, 关于温度、水分、施肥等单一因素对农田土壤氮素矿化的影响已有大量研究[9~12], 但关于施肥与土壤温度、土壤水分等对土壤氮素矿化的复合作用研究较少, 同时施加氮肥后土壤氮素矿化温度敏感性变化规律的研究也鲜有报道.土壤可溶性有机氮(soluble organic nitrogen, SON)虽仅占土壤全氮0.3%~1%, 却是土壤氮库中最活跃的组分之一, 对植物营养及不同生态系统氮素循环起着重要的作用[13].一方面, SON可以作为植物生长可利用氮素的直接或间接来源; 另一方面, SON的移动性相对较强, 可随土壤水分运移而发生径流或淋溶损失, 造成环境污染[14, 15].因此, 近年来关于土壤中可溶性有机氮的研究引起国内外不少学者的重视. SON含量及其在土壤中的行为易受土壤类型、施肥状况以及土壤水热变化等因素的影响[16~18], 目前关于这些因素对土壤中SON含量影响的研究相对较少, 且得到的结果也不尽一致.有研究表明, 仅添加外源有机物料和施用化肥均可显著影响土壤SON的变化[19], 但外源有机物料和化肥的配施效果更显著, 可大大提高土壤SON的含量[20].虽然添加外源有机物料等不同施肥措施对农田土壤SON的影响研究较多, 但不同施肥条件下土壤中SON的含量及变化规律对温度和水分的响应鲜见报道.为此, 本文以大沽河地下水源地农田土壤为研究对象, 采用室内模拟培养实验, 并根据实际农田土壤温度和湿度的变化幅度, 设计一系列温度和水分梯度, 研究温度和水分的变化对不同施肥处理的土壤氮素矿化作用及SON含量的影响, 探讨土壤氮素矿化与SON之间的关系, 并利用温度敏感系数(Q10)来揭示土壤氮素矿化对施肥和温度变化的响应趋势, 以期为合理施肥及有效调控土壤氮素供应提供理论依据, 并为预测气候变化对农田土壤氮素循环的影响提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 供试土壤样品大沽河地下水源地位于青岛市的西北部, 是青岛市重要水源地之一, 地理位置为120°04′48″~120°21′00″ E, 36°18′00″~36°45′45″ N, 面积为436.8 km2[21].大沽河流域的气候属于温带季风型大陆性气候; 年平均气温11.7℃, 年降水量在680~700 mm之间.该研究区有大量农田分布, 土壤类型主要为棕壤、沙姜黑土和潮土等, 其中棕壤土分布区域最广.
供试土样于2016年10月在大沽河地下水源地中上游的莱西市店埠镇东庄头村试验田(120°21′ E, 36°44′ N)采集, 沿S形路线随机采集0~20 cm表层土样, 去除混合土样中的活体根系及可见有机物残体后, 取部分新鲜土样过2 mm筛, 4℃下保存; 剩余混合土样自然风干后, 磨细过2 mm筛备用.土壤的基本理化性状为:土壤类型为砂质黏壤土(砂粒:粉粒:黏粒=59:17:24), pH为5.21, 田间持水量为15%, 土壤容重1.47 g·cm-3, 总碳6.40 g·kg-1, 总氮677.60 mg·kg-1, 碳氮比9.41, 铵态氮3.29 mg·kg-1, 硝态氮51.40 mg·kg-1.实验所用肥料为尿素和牛粪.选用的牛粪经风干后, 粉碎过1 mm筛后备用, 其中牛粪中总碳和总氮含量分别为203.9 g·kg-1和15.53 g·kg-1, 碳氮比为13.13.
1.2 实验设计本研究采用室内恒温好气培养方法, 设置培养温度、土壤含水量和施肥处理这3个因素, 设3个土壤水分含量水平: 60%WHC(田间水量)、75%WHC和90%WHC, 分别记为M1、M2和M3; 3个温度水平: 15、25和35℃, 分别记为T1、T2和T3; 3个不同施肥处理: ①CK, 不施氮肥; ②Ur, 单施尿素, 施氮量为120 mg·kg-1; ③UM, 尿素配施有机肥, 施氮量为120 mg·kg-1, 其中36 mg·kg-1来源于尿素, 84 mg·kg-1来源于牛粪.采用完全随机设计, 共27个处理, 每个处理重复3次.其中CK:总碳6.40 g·kg-1, 总氮677.60 mg·kg-1, 碳氮比9.41; Ur:总碳6.45 g·kg-1, 总氮761.30 mg·kg-1, 碳氮比8.50; UM:总碳7.67 g·kg-1, 总氮779.80 mg·kg-1, 碳氮比9.84.
培养实验进行之前, 首先用去离子水将供试土壤含水量调节至60%WHC, 置于25℃恒温培养箱中预培养1周以消除土壤机械搅动的干扰, 并使土壤中的微生物恢复活性.预培养结束后, 实验选用带盖的150 mL聚丙烯杯, 称取相当于50 g干土的鲜土于聚丙烯杯中, 并按照上述施肥处理, 向土壤中添加肥料并混匀.加入肥料后, 再用去离子水将土壤含水量调节至田间持水量的60%、75%和90%.在杯盖上用针扎几个孔, 将各处理分别放置在15℃、25℃和35℃培养箱中恒温培养.在培养过程中每隔3 d用称重法调节和保持土壤含水量的恒定.各处理分别在培养后0、1、4、7、14、21、35、49和84 d取样, 每次每个处理随机取3个平行样, 并测定土壤矿质氮(NO3--N和NH4+-N)含量和可溶性有机氮(SON)含量.
1.3 测定指标和方法土壤矿质氮和SON用0.5 mol·L-1K2SO4溶液浸提(土水比为1:10), 浸提液经0.45 μm滤膜过滤后, 采用靛酚蓝比色法测定NH4+-N, 采用紫外分光光度法测定NO3--N; 采用碱性过硫酸钾氧化法测可溶性总氮[22], 浸提液中的SON含量为可溶性总氮与矿质氮之差; 土壤和有机肥的总氮(TN)和总碳(TC)采用碳氮元素分析仪法测定; 土壤pH采用酸度计法测定, 土水比为1:2.5;土壤容重和田间持水量采用环刀法测定; 机械组成采用比重法[23].
1.4 数据处理与统计方法累积矿化氮量Nmin=土壤培养后矿质氮含量-土壤培养前初始矿质氮含量
矿化速率R=(土壤培养后矿质氮含量-土壤矿质氮含量)/培养天数
结合室内培养数据和分析测定的数据, 本研究运用一级动力学方程[24]对培养期间土壤累积矿化氮量的动态变化进行研究.一级动力学方程为:
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式中, Nmin(t)表示培养时间t时的累积矿化氮量, mg·kg-1; N0表示土壤有机氮矿化势, mg·kg-1; k表示矿化速率常数, d-1.
土壤氮矿化速率与温度之间的关系采用Arrhenius(阿累尼乌斯)方程指数模型[4]拟合:
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式中, R为不同培养温度和水分下的土壤矿化速率, mg·(kg·d)-1; T为培养温度, ℃; b为温度反应系数; a为基质质量指数, mg·(kg·d)-1.土壤氮素矿化的温度敏感性(Q10)的计算方法如下:
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本实验数据用SPSS 19.0进行相关指标的相关性分析和差异显著性分析, 用Origin 9.1统计软件进行拟合分析及绘图.
2 结果与分析 2.1 水分和温度对各施肥处理土壤氮素矿化速率的影响由图 1可知, 施肥类型和温度对氮矿化速率均具有显著的影响(P < 0.01), 在同一水分条件下, 各处理土壤的氮矿化速率均随温度升高而呈上升趋势, 各温度梯度之间的矿化速率达到显著差异(P < 0.01).各施肥处理显著增强了土壤氮矿化速率, Ur和UM处理的氮矿化速率是CK处理的1.46~8.17倍, 且添加尿素的土壤氮矿化速率始终高于CK和UM. Ur和UM处理的土壤氮矿化速率对温度变化的响应强度存在差异, 在不考虑水分的状况下, Ur处理的氮矿化速率随温度上升趋势显著高于UM.对比不同水分处理可知, 各处理土壤氮矿化速率均呈先升高后降低的趋势, 在75%WHC下, 土壤氮矿化速率达到最大, 但各水分梯度之间的氮矿化速率未达到显著差异(P=0.182), 见表 1.
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M1、M2和M3分别代表 60%田间持水量(WHC)、75% WHC和90% WHC, CK、Ur和UM分别代表不施肥对照、单施尿素和尿素配施有机肥处理, 不同小写字母表示在同一施肥处理内差异达到显著水平(P < 0.05) 图 1 不同温度和水分条件下各施肥处理土壤氮矿化速率 Fig. 1 Soil N mineralization rate under different fertilizer addition, soil temperature and moisture conditions |
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表 1 不同施肥处理、温度和水分对土壤氮矿化速率和累积矿化量影响的方差分析 Table 1 Variance analysis of effects of fertilizer type, soil moisture and temperature on soil cumulative mineralization and N mineralization rate |
2.2 土壤氮素矿化累积量动态变化
图 2为不同水热条件添加不同氮肥后土壤氮累积矿化量随培养时间的动态变化.随着培养周期的延长, 不同水热条件各施肥处理土壤氮累积矿化量均呈明显增加的趋势, 并在培养后期相对稳定.培养前期(0~14 d)土壤的累积矿化量可占整个培养周期总累积矿化量的55.28%~95.32%.在不同水热条件下, 不同施肥处理土壤的累积矿化量比较表明, Ur处理的累积矿化量显著高于CK和UM处理, 其中Ur处理最大, 为114.12 mg·kg-1, 其次是UM处理, 为50.54 mg·kg-1, CK处理最小, 仅为25.24 mg·kg-1.可见, 各施肥处理显著提高了土壤氮累积矿化量.在等氮投加的情况下, Ur处理累积矿化量显著高于UM处理, Ur处理累积矿化量较UM处理提高了228.48%.在同一水分条件下, 各温度处理的土壤累积矿化量间的差异均达到显著水平(P < 0.01), 其大小顺序为: 35℃>25℃>15℃.对比不同水分处理可知, 在25℃和35℃, 75%WHC下的累积矿化氮量要显著高于60%WHC和90%WHC下的(P < 0.05).而在15℃时, 各施肥处理的土壤的累积氮矿化量在各水分之间均未达到显著差异(P>0.05).对土壤氮矿化累积量进行方差分析, 结果表明, 施肥类型、温度和水分均能显著影响土壤氮矿化累积量, 且温度和水分间存在显著的交互效应(表 1).
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图 2 不同温度和水分条件下各施肥处理土壤有机氮累积矿化量 Fig. 2 Soil cumulative mineralization under different fertilizer addition, soil temperature and moisture conditions |
图 3为土壤含水量为75%WHC时, 不同温度条件下添加不同氮肥后土壤可溶性有机氮(SON)随培养时间的动态变化.从中可以看出, 添加不同外源氮肥后, 土壤中SON含量的变化比较复杂, 总体趋势为培养初期SON含量均显著降低, 随后又有所增加, 但是增加幅度有限, 最后在培养后期相对稳定, 回归到土壤背景值左右.在培养前期, Ur处理的土壤SON含量最高(152.94 mg·kg-1), 其次是尿素配施有机肥土壤(90.27 mg·kg-1), 而不施肥处理土壤SON含量最低(72.43 mg·kg-1), 且各处理间SON含量差异显著(P < 0.05), 施加不同氮肥均能显著提高土壤可溶性有机氮含量.随着培养时间的延长各处理间可溶性有机氮差异逐渐减小, 培养结束时, 土壤可溶性有机氮含量介于65.79~47.27 mg·kg-1之间, 且CK处理的SON含量(65.79 mg·kg-1)显著高于Ur(47.27 mg·kg-1)和UM(51.63 mg·kg-1)(P < 0.05).由图 3可知, 温度对Ur和UM处理中SON含量有显著影响, 其大小表现为15℃>25℃>35℃, 且15℃下的SON含量显著高于25℃和35℃下的(P < 0.05).提高温度可以显著提高各施肥处理土壤中SON的转化效率, 与15℃处理相比, 25℃和35℃处理的土壤中SON的转化率值提高了5.6%~15.7%.
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图 3 不同温度条件对各施肥处理土壤SON的影响 Fig. 3 Effect of temperature on the concentration of soil SON with different fertilizer additions |
图 4为培养温度为25℃时, 不同水分条件下添加不同氮肥后土壤中SON含量随培养时间的动态变化.从中可知, 各施肥处理土壤在不同水分处理下SON随培养时间的变化规律与在各温度处理下的变化规律一致.培养前期(0~35 d), 不同施肥处理土壤中SON含量对水分的响应强度不同, 单施尿素(Ur)处理土壤中SON含量表现为75%WHC和90%WHC下的SON显著高于60%WHC下的(P < 0.05), 但CK和UM处理在各水分处理之间的差异性均未达到显著水平.培养后期, 不同施肥处理土壤中SON含量在各水分处理间无显著差异.
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图 4 不同水分条件对各施肥处理土壤SON的影响 Fig. 4 Effect of soil moisture on the concentration of soil SON with different fertilizer additions |
图 5为当含水量为75%WHC时, 不同温度条件下各施肥处理土壤累积矿化氮量与SON含量相关性分析.结果表明, 添加不同氮肥均能提高土壤中可溶性有机氮的含量, 在培养过程中, 土壤累积矿化氮量与SON含量在Ur(r=-0.968, P < 0.01)和UM(r=-0.887, P < 0.01)施肥处理中呈显著负相关, 施肥处理土壤中SON含量随着累积矿化氮量Nmin的增加而降低, 但在CK(r=-0.118)处理中无显著相关性.
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图 5 土壤累积矿化氮量与SON相关性分析 Fig. 5 Correlation analysis between cumulative mineralization and SON during incubation |
由表 2可以看出, 一级动力学方程能很好地描述各处理土壤氮素的矿化动态, 方程拟合的相关系数均达到显著水平(P < 0.05).与CK比较, 添加氮肥能显著提高土壤中潜在矿化势(N0), 并且土壤潜在矿化势随温度的升高而增加.在温度为35℃时Ur处理土壤的潜在矿化势最高, 为111.49 mg·kg-1, CK土壤最低, 为25.58 mg·kg-1. CK处理中矿化速率常数k值的变化范围为0.040 8~0.112 4 d-1, Ur处理中k值的变化范围为0.300 1~0.520 1 d-1, UM处理中k值的变化范围为0.628 3~0.237 3 d-1. Ur和UM处理中矿化速率常数k值在各温度间差异显著(P < 0.05), 即当在35℃时, 土壤氮素的矿化最快, 15℃时最慢, 这与土壤累积矿化量的变化规律相似.
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表 2 不同温度和水分条件下土壤氮素矿化的一级动力学拟合结果1) Table 2 First-order kinetic for describing N mineralization dynamics under different soil temperature and moisture conditions |
2.5 施肥和水分对土壤氮矿化温度敏感性(Q10)的影响
利用一级指数模型: R=a×e(bT), 计算各处理土壤氮素矿化温度敏感性系数Q10值(表 3).结果显示, 指数模型能显著地描述土壤氮素矿化速率与温度之间的关系(R2＞0.87, P < 0.05).不同处理间Q10的变化范围在1.01~1.27之间.施肥能显著影响温度敏感系数Q10值(F=83.62, P < 0.001), CK的平均Q10值(1.20)显著高于Ur(1.06)和UM(1.02)的.与CK处理相比, 施肥处理的Q10值降低了5.3%~18.1%, 与UM处理相比, 单施尿素显著提升了土壤氮素矿化温度敏感性. Q10值在各水分处理之间或者施肥和水分交互作用之间的差异性均未达到显著水平(P=0.062).对基质质量指数a和SON与Q10进行相关性分析, 结果表明Q10与基质质量指数a具有极显著的负相关关系, 相关系数r为-0.84(P < 0.01), 而Q10与SON无显著相关关系(r=-0.343).
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表 3 土壤氮矿化速率的一级指数模型参数1) Table 3 Model parameters of the exponential function for N mineralization rates |
3 讨论 3.1 温度和水分对添加不同施肥土壤氮素矿化特征的影响
土壤有机氮首先通过氨化作用转化成铵态氮, 再进一步通过硝化作用转化为硝态氮, 而土壤氮素转化所包含的一系列生物化学过程都受到温度的影响[4].在全球气候变暖的背景下, 全球平均表面温度不断增加, 研究报告指出, 近50年来, 我国年平均气温增加了1.1℃[25], 温度变化无疑将会改变生态系统氮循环的功能过程.因此, 研究温度对农田土壤氮素矿化过程的影响具有重要的生态意义.本研究发现, 在整个培养期内, 各处理土壤的矿化速率和累积矿化氮量均随着温度升高而呈上升趋势, 并且各温度梯度之间差异达到显著水平, 这与其他学者所得到的研究结果相似[26, 27].这主要是因为温度上升会促使土壤中微生物和酶的活性增强, 进而对土壤中有机氮的分解和矿化的速率产生影响, 且微生物的生长繁殖在高温条件(35℃)下更快, 这更有利于土壤氮矿化作用的进行.另外, 土壤微生物通过胞外酶的分解作用将大部分的有机质解聚成自由的单体(如糖类和氨基酸等)[28], 而参与有机质分解催化作用的主要酶(如纤维素酶, 蛋白酶)的活性在25~50℃时, 随温度的升高而增强[29].因此, 35℃时土壤氮矿化作用强度要显著高于15℃下的(P < 0.01).在农田系统中, 施肥是调节土壤供氮状况的重要措施.研究表明施肥处理(Ur和UM)显著提高各温度下土壤的矿化速率、矿化累积量及氮矿化势, 提高了土壤的供氮容量, 这与李文军等[30]的研究结果一致.不同施肥处理间氮素矿化速率的差异可能与外源氮肥的C/N及全氮含量的差异有关[31].本研究中, UM的C/N和有机碳较Ur处理高, 而UM处理的氮矿化速率显著低于Ur处理证实了上述结果.一方面, 施加氮肥本身带入大量活性氮素, 尿素作为小分子的有机氮被优先分解矿化, 显著提高了土壤的氮矿化速率; 另一方面, 施加较高C/N的有机肥显著增加了土壤中有机质和有机碳含量, 而有机碳是土壤微生物的重要碳源, 土壤中的矿质氮被微生物吸收固定, 进而提高土壤的固氮能力, 减缓土壤氮素矿化速率[9, 30].随着时间的延长, 易被分解的有机氮被逐渐矿化, 碳源逐渐成为限制微生物活动的关键因素, 导致微生物活性降低.随着培养时间的延长, 温度对土壤有机氮矿化的影响愈来愈小.因此, 配施有机肥能够有效提高土壤C/N, 减缓土壤氮素矿化速率, 降低地下水氮素污染风险, 且补充的速效氮肥(尿素)能够防止有机肥分解过程中微生物与作物争夺有效态氮引起的土壤养分短期供应不足的问题.
随着全球气候变化的日益加剧, 除导致温度发生变化之外, 降水格局也随之发生巨大变化[25], 引起农业生态系统土壤含水量的变化, 进而影响土壤微生物的活性和土壤养分的迁移转化, 并对农田土壤氮素矿化作用产生影响.本研究中, 水分对土壤氮素矿化也有着显著的影响, 在适宜温度范围内(25~35℃), 各施肥处理的土壤累积矿化量均随土壤水分含量的增加呈现出先增加后降低的变化趋势, 这与许多学者的研究结果相似[26].这一现象的原因在于土壤水分可以通过改变土壤有机质底物的有效性、土壤中胞外酶的活性以及土壤微生物的群落组成, 进而影响土壤有机质的分解程度和有机氮的矿化作用[32].水分含量过高会降低土壤的空隙和氧气含量, 从而抑制土壤微生物生长繁殖和活动能力, 而含水量过低时微生物和酶的活性会降低, 不利于土壤有机氮矿化作用的进行.赵长胜等[33]认为在适宜的水分范围(旱地为60%~80%WHC)内提高含水量有利于有机质的释放, 增加氨氧化细菌的种群数量和活性, 并可促进土壤矿化作用.而刘杏认等[34]的研究发现3种草地类型土壤水分变化量与土壤净氮矿化速率呈正相关关系.出现这种差异的原因可能是不同土壤类型和土地利用方式造就的微生物群落对环境因子的生态适应性不同.本研究中, 在相对低温条件下(15℃), 水分对各施肥处理的土壤氮矿化速率和累积矿化量无显著影响; 在适宜温度条件下(25~35℃), 土壤氮矿化累积量随土壤水分的增加而增加.这说明温度和水分之间具有明显的交互作用.
3.2 温度和水分对各施肥土壤可溶性有机氮含量的影响本研究中, 尿素和有机肥的添加均能显著提高土壤SON的含量, 这是由于添加的尿素本身就是小分子量的SON, 有机肥中也含有一定数量的SON, 随着培养时间的延长, 各施肥处理的土壤SON含量总体均呈现降低的趋势, 且Ur和UM处理的土壤累积矿化氮量Nmin与SON含量呈显著负相关关系, 施肥处理土壤中SON含量随着矿质氮的累积而降低.这与一些学者的研究结果具有一致性[35].这可能由于尿素作为小分子易分解的SON, 在土壤中的周转速率迅速, 进入土壤后在脲酶和硝化细菌等作用下快速转化成矿质氮, 而且输入的有机肥在微生物的作用下也分解出部分可溶性有机氮, 这部分SON可能参与了一系列的矿化过程.可见, 土壤氮素的矿化与SON的活性部分有着显著关系[13].培养结束时, CK处理的SON含量显著高于Ur和UM处理, 说明氮肥的添加可提高土壤微生物的活性和数量, 使得土壤氮素矿化作用增强, 提高了SON的转化, 提高了有机氮的利用率.
土壤中可溶性有机氮的矿化分解过程是一个依靠微生物参与的生物降解过程, 该过程要容易受到土壤温度和水分等环境因子的影响[17, 36].本研究表明, 随着温度升高, 土壤中SON的矿化速率呈现增大的趋势.温度从15℃升高到25℃, 再从25℃升高35℃时, 各处理的土壤中SON的含量降低了5.6%~15.7%. Bregliani等[17]的研究也发现类似规律:土壤中SON含量随温度升高而降低, 高温下SON含量较低.这可能是因为随着温度的升高, 土壤中微生物的活性也增强, 微生物分解SON的能力也相应增强.另外, 在同一培养温度下, 各水分处理之间的SON含量无显著差异, 这与Guggenberger等[37]的研究结果一致, 但也有研究指出SON与土壤水分呈极显著负相关关系, 而与土壤温度呈极显著正相关关系[38].造成不同结果的原因可能与不同研究对象和土壤质地等因素有关.由此可见, 土壤温度、水分及其交互作用对SON含量及其矿化的影响较为复杂, 有待进一步的研究.
总之, 在全球变暖的背景下, 土壤中SON的矿化分解能力逐渐增强, 矿化速率加快, 导致矿质氮累积量增加, 如果作物不能在短期内完全吸收利用累积的矿质氮, 过量的矿质氮尤其是NO3--N会随水分向土壤运移淋溶, 增加向地下水淋失的风险.因此, 有必要在全球变暖的背景下, 进一步研究不同环境条件下农田土壤中可溶性有机氮的矿化特性.
3.3 温度和水分对各施肥处理土壤氮矿化动力学参数及Q10的影响采用一级动力学模型拟合结果表明, 温度和水分都能显著影响潜在矿化势(N0)、矿化速率常数k值, 其中高温下水分对其影响尤为突出, 且不同培养条件下k值的变化规律与土壤有机氮累积矿化氮量的变化规律基本一致.此外, 本研究中在84 d培养期间, 土壤潜在矿化势在35℃和90%WHC条件下要显著高于其他处理, 表明高温下土壤微生物的活性增强, 在此水分条件下土壤氧含量高有利于氨化和硝化作用, 从而促进有机氮的矿化.
土壤氮素矿化的温度敏感系数(Q10)是用来表征土壤氮素矿化速率对温度变化的响应.本研究中, 土壤氮矿化的温度敏感系数Q10值为1.01~1.27, 这与一些报道的研究结果基本相符[39].高俊琴等[39]的研究表明, 若尔盖湿地沼泽土和泥炭土的净氮矿化Q10分别在0.9~4.5和1.0~4.4之间, 朱剑兴等[40]对内蒙古不同类型的草地系统研究发现, 3种草地类型的Q10为1.3~2.7.研究结果的差异可能是由于土地利用方式和土壤基质差异所引起的, 也可能是土壤微生物群落和结构的差异所导致[41].本研究中, 施肥能够显著降低土壤氮素矿化的Q10值, 表明长期施肥能有效降低土壤氮素矿化的温度敏感性, 且尿素配施有机肥(UM)较单施尿素(Ur)降低Q10值的效果更好.增加全氮含量和改善土壤有机质质量可能是施肥后土壤氮素矿化Q10值显著降低的重要原因[30].在等氮投入下, 添加有机肥一定程度增加有机碳输入量, 提高了土壤C/N, 从而减缓土壤氮素矿化速率, 进而提高土壤固氮能力[31].在全球气候变暖条件下, 配施有机肥有助于降低土壤氮素矿化速率和温度敏感性, 提高土壤氮素利用率, 减少氮素淋溶损失.本研究中, 基质质量指数a与Q10具有极显著的负相关关系, 说明土壤质量越差的土壤氮素矿化温度敏感系数越高, 这与其他研究结果一致[27].这预示在农业生产实践中应该更加重视化肥与有机肥的配合施用.
4 结论(1) 通过室内好气培养实验发现, 各施肥处理的土壤氮素的矿化速率和累积矿化量均随温度升高而增加, 并在各温度梯度之间达到显著差异(P < 0.05).水分对各施肥土壤累积矿化量也有显著影响, 且与温度两者间有明显交互效应.
(2) 与未施肥处理相比, 施加不同氮肥(Ur和UM)均可显著提高土壤氮矿化势和可溶性有机氮含量.好气培养过程中, Ur和UM处理土壤的SON含量总体呈现降低的趋势, 且SON含量与矿质氮累积量之间有显著负相关关系, 这表明SON作为一个不可忽视的组分, 参与了土壤氮素矿化过程.因此, 土壤SON含量可作为评价土壤供氮能力的基础指标, 在调节土壤养分和提供可利用氮等方面具有重要作用.另外, 随着温度的升高, SON在土壤中的矿化能力增强, 矿化速率加快, 当矿质氮超过作物所能利用吸收的量时, 会增加矿质氮向地下水淋失的风险.
(3) 施肥能够有效降低土壤氮矿化的温度敏感性, 尤其是尿素配施有机肥处理降低土壤氮素矿化温度敏感性的效应更为突出, 表明在高温环境下, 配施有机肥降低了土壤氮素的矿化速率, 可以在短期内减少矿质氮淋溶损失.因此, 在农田生产实践中应更加重视有机肥与尿素的配合施用.
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