2021, Vol. 42
2. 农业农村部西北植物营养与农业环境重点实验室, 杨凌 712100
, SHI Lei1 , MA Long1 , WANG Shu-ting1 , ZHANG Ran1 , ZHENG Wei1,2 , LI Zi-yan1,2 , ZHAI Bing-nian1,2
2. Key Laboratory of Plant Nutrition and the Agri-environment in Northwest China, Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Yangling 712100, China
小麦作为西北旱区主要粮食作物之一, 麦田种植面积占西北地区耕地总面积的44%[1], 在保障我国农业生产和粮食安全等方面发挥着重要作用.同时, 广大的种植面积也造成了大面积过量施肥现象, 近几年国家统计局数据统计, 中国化肥用量已达5 900万t左右, 每hm2用量是世界平均水平的4倍以上.而肥料的供应超出了作物的需求将导致农业土壤N2O排放进一步升高[2].据估算全球生态系统排放的N2O, 38%以上来自于人为活动[3].每施用1 000 kg商业氮肥将导致大约10~50 kg氮以N2O的形式从土壤损失[4].农田N2O的排放主要是由土壤微生物反硝化和硝化作用驱动的, 并与矿质氮肥料的施用量密切相关.旱地农田土壤是N2O的源, 同时也是CH4的汇[5].如何减少土壤N2O的排放还需进一步研究土壤NO3--N, 氮肥过度施用会导致土壤剖面中的NO3--N的积累.施肥对温室气体排放的影响很大, 而有机肥对农田土壤碳转化的影响最大[6].土壤C/N对自养硝化产生N2O的影响也较大, 有机肥料可以改善土壤微生物环境, 提高作物生产力, 但也会导致稻田GWP的增加.因而, 在进行有机无机配施的农田管理时, 应考虑到产量, 土壤生态环境和温室气体排放之间的平衡关系[7].有研究通过对陆地生态系统中碳循环的总结分析, 认为农业土壤在降低温室气体升高和减缓温室效应方面具有很大潜力[8].土壤温室气体的排放与土壤碳氮循环关系密切, 生物有机肥能够改善根际土壤微生物群落的数量和结构, 增加土壤微生物量, 提高土壤微生物的多样性和土壤酶活性, 对土壤碳氮循环和土壤微生物的活性和功能都有重要影响[9, 10].水解酶能够将大分子物质水解成易被植物吸收的小分子物质, 对于土壤中的C、N循环具有重要意义[11].蔗糖酶可以将土壤中高分子的糖分解为葡萄糖, 为微生物的活动提供能量来源, 促进碳循环.土壤纤维素酶有助于腐殖质的形成和碳素养分的释放, 纤维二糖酶和β葡萄糖苷酶是表征土壤碳循环的重要酶, 参与土壤纤维素降解, 乙酰氨基葡萄糖苷酶参与氮循环中几丁质和肽聚糖的降解, 碱性磷酸酶可水解土壤磷循环中的重要底物磷酸多糖和磷酸酯[12].不同的酶活性之间也存在一定的促进和抑制关系, 微生物的代谢限制之间相互影响[13].因为试验处理为有机无机配施, 而有机肥中的有机碳和磷含量都较高, 考虑到N2O的排放与微生物量以及C/N密切相关, 因此对碳循环相关酶和磷酸酶活性也进行了测定.这些酶都在土壤碳氮磷循环中起重要作用, 土壤酶活性的动态特征与温室气体排放之间的关系尚不清楚.本试验通过对西北旱区温室气体排放、土壤酶活性、硝态氮及铵态氮和土壤物理性质的研究, 探讨了有机无机配施所产生的环境效应, 以及温室气体排放与土壤酶活性化学性质之间的相互关系, 以期为西北旱地麦田土壤生态环境改良与农业温室气体减排提供一定的理论依据.
1 材料与方法 1.1 试验设计本试验地点位于陕西省杨凌示范区西北农林科技大学农作一站(北纬34°18′, 东经108°05′), 海拔525 m, 年平均气温12.9℃, 年均降雨量650 mm左右, 且分布不均, 60%左右集中在7~9月, 年均蒸发量为1 400 mm.本试验始于2014年10月, 已经持续定位近5年.试验采用裂区设计, 设3个氮水平为主处理(N0、N1和N2), 施氮量分别为0、150和300 kg ·hm-2, 设配施和不施有机肥2个副处理, 共6个处理, 重复3次, 小区面积为28 m2, 磷肥和钾肥施用量分别为90和60 kg ·hm-2.有机肥为牛粪堆肥, 施用量均为30 t ·hm-2, ω(有机质)、ω(氮)、ω(磷)和ω(钾)分别为187.6、17.6、15.4和16.9 g ·kg-1.氮肥为尿素, 磷肥为过磷酸钙, 钾肥为硫酸钾.有机肥和磷、钾肥作为肥底, 均在播前一次施入.氮肥70%在播前撒施, 30%在拔节期结合降雨追施.供试小麦品种为小偃22, 播种量为150 kg ·hm-2.整个生育期雨养无灌溉, 收获后田间休闲, 田间管理与当地农户一致.本研究自2018年10月至2019年6月进行, 播前试验地土壤ω(有机质)、ω(全氮)、ω(速效磷)和ω(钾)分别为13.9 g ·kg-1、0.83 g ·kg-1、9.17 mg ·kg-1和155.7 mg ·kg-1.
1.2 温室气体采集温室气体采用静态箱集气法采集[14], 在冬小麦生育期内, 施肥后采样时间间隔为2 d连续2次, 越冬期13~20 d, 其他时期每隔6~11 d测定一次温室气体, 采气时间集中在9:00~11:30之间.采气箱由不锈钢铁皮制成, 尺寸为50 cm×50 cm×50 cm, 箱外覆盖隔热泡棉, 防止箱内温度过高.本试验设置6个处理, 每个处理3次田间重复, 共设18个采气箱.采气箱布置在每个小区中间, 每套箱体都带有一个底座框和一个加高的无顶盖箱体, 底座框在播种后安置, 确保采气时框内小麦和土壤环境与外界一致, 采气时箱体罩住小麦, 气体采集后立即装入集气袋内带回, 用气相色谱仪AG7980B进行分析, 气体排放通量和累计排放量计算方式如下:
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(1) |
式中, F为温室气体排放通量[mg ·(m2 ·h)-1]; H为静态箱的高度(m); M为气体分子的摩尔质量(g ·mol-1); p表示标准大气压(1.013×105 Pa); R是普适气体常数[8.314 J ·(mol ·K)-1]; T 表示采样时静态箱中的平均温度(℃); dc/dt表示气体的排放速率[mL ·(m3 ·h)-1].
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(2) |
式中, fi为第i次与第i-1次时间间隔内气体累积排放量(mg ·m-2); Fi为第i次所测气体排放通量; Fi-1 为第i-1次所测气体排放通量; d为相邻两次采集气体相隔天数; n为同一生育期气体测定总次数.
气体收集同时, 记录日平均气温, 0~10 cm土层土壤温度, 以及集气箱内的温度, 如图 1所示, 其中, 箱温高于土温和气温.
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图 1 小麦生长季平均气温、耕层土壤温度和采气箱内温度 Fig. 1 Average temperature, soil temperature, and box temperature during wheat growing season |
试验采用改进的荧光微孔板检测技术[15]测定了β-1, 4-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶(NAG)、β-1, 4-葡萄糖苷酶(βG)、纤维二糖水解酶(CBH)和碱性磷酸酶(AKP)这4种酶活性.具体方法为: 土壤样品4次重复, 标准和阴性3次重复, 空白和淬火3次重复.该方法是在低底物浓度条件下, 通过检测酶裂解释放荧光基团(4-甲基伞形酮酰) 所发出的荧光强度进行测定微生物胞外酶活性, 较传统培养比色法更加快速和灵敏[16].4种酶活性的信息如表 1.
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表 1 土壤酶活性信息 Table 1 Soil enzyme activity information |
本试验还测定了小麦生长4个关键生育期的土壤硝态氮及铵态氮含量和微生物量碳氮, 以便更准确地分析有机无机配施以及不同环境条件下的土壤微生物特性的改变.土壤硝态氮(NO3--N)和铵态氮(NH4+-N)用1 mol ·L-1 KCl溶液浸提(土水比为1 ∶10, 振荡1 h), 过滤后用连续流动分析仪(AA3)测定; 微生物量碳氮(MBC, MBN)采用氯仿熏蒸K2SO4提取法.用Excel 2019进行数据整理、作图; SPSS 22.5和DPS 9.5进行数据分析, 通过单因素方差分析比较各处理间的差异性, 用SPSS 22.5对酶活性、微生物量碳氮和土壤化学性质对N2O排放通量的影响进行通径分析.
2 结果与分析 2.1 N2O排放通量动态变化从土壤N2O排放通量动态变化可知(图 2), N2O的排放通量的峰值出现在施肥后, 为N2+M处理, 排放通量达到0.190 4 mg ·(m2 ·h)-1.在追肥时也出现了排放峰, 但较基肥施用后的峰值要低很多, 也是出现在N2+M处理, 排放通量为0.064 9mg ·(m2 ·h)-1, 约为第一次峰值的1/3, 由此可见, 氮肥的施用会直接影响N2O的排放.而第二次峰值出现的时期除了N肥的投入外, 雨热条件也对N2O的排放产生了一定影响.两次排放峰值之间, 小麦处于冬季休眠期, 土壤微生物活性由于低温的影响而非常缓慢.从土壤N2O累积排放量可以看出(图 3), 添加有机肥料的处理N2O的排放总量整体要高于单施化肥的处理.单施化肥的处理N1和N2的N2O累积排放量分别比N0提高了78%和144%, 而有机无机配施的处理N1+M和N2+M的N2O累积排放量分别比N0+M提高了82%和195%; 可知不同施氮水平下, 施氮量高的处理N2O排放量更高; 有机添加的情况下, 3个施氮水平的N2O累积排放量都有所增加, 但是, 只有N2+M处理累积排放量显著高于N2处理(提高了255%), 而N1+M和N0+M处理与N1和N0处理之间差异并不显著.
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黑色的箭头表示肥料施入, 下同 图 2 小麦生育期内N2O排放通量变化动态 Fig. 2 Dynamic variation in N2O emission flux during wheat growth period |
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图中不同小写字母表示处理间差异显著(P < 0.05) 图 3 生育期N2O累计排放量 Fig. 3 Cumulative N2O emission during growth period |
通过计算各个处理的产量, 从全球变暖潜势值(global warming potential, GWP)和温室气体排放强度(greenhouse gas emission intensity, GHGI)可以看出(表 2), 配施有机肥的处理产量有所提高, 但N2和N2+M处理N2O的排放通量高于N1和N1+M处理, 而产量低于N1和N1+M处理; 温室气体的增温潜势也显著增加, 从排放强度来看, 在保证产量的情况下, N1和N1+M施氮处理下旱地麦田的环境效益和经济效益最为合理.
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表 2 不同施氮处理的产量、温室气体增温潜势和排放强度1) Table 2 Yield, GHG warming potential, and emission intensity of different nitrogen application treatments |
2.3 土壤硝态氮和铵态氮
如图 4, 对小麦整个生育期的硝态氮和铵态氮进行测定, 测定频率与气体采集频率一致.土壤ω(铵态氮)变化范围是0.13~6.5 mg ·kg-1, 在小麦生育前期含量较高, 后期并无显著波动.整体看来, N2+M和N2处理的ω(铵态氮)最高, N0处理铵态氮处于较低水平(变化范围在0.16~1.67 mg ·kg-1), 远低于其他施肥处理.可以很明显地看出, 整个生育期土壤ω(硝态氮)都是以N2+M处理最高, 最大值为265.56 mg ·kg-1, 其次是N2处理(188.75 mg ·kg-1), N0和N0+M处理都处于较低水平, 变化范围分别为2.06~17.05 mg ·kg-1和1.59~37.75 mg ·kg-1.不同施肥处理土壤ω(硝态氮)随着施氮量的增加而增加, 呈现出的梯度较为明显, 大小为: N0 < N0+M < N1 < N1+M < N2 < N2+M.对于ω(硝态氮)的峰值, N2和N2+M处理分别较N0和N0+M处理增加了2 150%和2 525%, 而N1和N1+M处理分别较N0和N0+M处理增加了420%和314%, 可知施氮水平的提高会带来土壤硝态氮大幅度地增加.
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图 4 小麦生育期土壤ω(硝态氮)和ω(铵态氮)变化 Fig. 4 Changes in ω(NO3--N)and ω(NH4+-N) in soil during wheat growth period |
从图 5中可以看出, 土壤微生物量碳含量(MBC)随着施氮量的增加明显提高.从不同生育时期可以看出, MBC以N2+M处理分蘖期最多(346.31 mg ·kg-1), 因为这一时期基肥的肥效正在发挥, 在成熟期含量显著减少, 且施用有机肥的处理微生物量碳的平均减幅为39%, 而单施化肥处理MBC的平均减幅为10%, 这说明有机肥料的添加对土壤微生物活性的提高有显著效果.对于不同施氮水平, 配施有机肥的处理MBC较单施化肥处理提高了11% ~51%.土壤微生物量氮含量(MBN)随着施氮量的增加也呈现增加趋势.从不同生育时期可以看出MBN也是以N2+M处理分蘖期最多(33.36 mg ·kg-1), 在成熟期含量显著减少, 单施化肥处理的MBN平均减幅为119%, 而施用有机肥的处理MBN的平均减幅为77%, 这与MBC变化并不相同, 说明有机肥料的添加并不一定会提高土壤MBN.从整个生育期来看, 不同施氮水平上配施有机肥的处理MBN较单施化肥处理提高了7% ~47%.
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不同小写字母表示处理间差异显著(P < 0.05) 图 5 不同处理各生育期土壤微生物量碳氮的变化 Fig. 5 Changes in soil microbial biomass carbon and nitrogen in different growth stages under different treatments |
从图 6中可以看出, 不同处理之间, N2+M处理的土壤酶活性较高, 其次是N2处理, N0和N0+M处理土壤酶活性较低.可见, 氮肥施用量越高酶活性越高.分蘖期土壤磷酸酶(AKP)活性以N2+M处理最高[240.01nmol ·(g ·h)-1], 灌浆期N1+M处理最低[84.94 nmol ·(g ·h)-1], 而在成熟期磷酸酶活性有小幅度的提高, 这可能是因为成熟期温度较高, 雨热条件等环境因素引起的.β-1, 4-葡萄糖苷酶(βG)、β-1, 4-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶(NAG)和纤维二糖水解酶(CBH)的活性范围分别在6.19~22.79、62.04~194.50和11.43~63.60 nmol ·(g ·h)-1, 这3种酶都是在分蘖期活性最高, 随着生育期逐渐下降, 而后趋于不变.这很大原因是由于基肥的投入使土壤中积累了大量的有机碳氮和养分, 为土壤酶的生物化学反应提供了充足的反应底物, 且小麦生长初期根系不发达, 没有将土壤养分充分吸收; 从图 5可以看出生长后期土壤中的微生物量碳氮减少, 逐渐被作物吸收利用, 相关的土壤酶活性由于底物的缺少活性降低.
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图 6 不同处理各生育期土壤酶活性的变化 Fig. 6 Changes in soil enzyme activities in different growth stages under different treatments |
不同的酶活性之间也存在一定的促进和抑制关系, 因此, 通过取自然对数将酶活性的数值转化, 以便用科学计数法更精准地表示不同酶活性之间的关系.如图 7, 酶计量学比可以看出碳转化酶与氮磷转化酶活性都有一定的正相关关系, 这说明微生物的代谢限制之间相互影响.从拟合曲线可以看出, 碳转化酶活性与氮转化酶活性的正相关程度高于碳转化酶活性与磷转化酶活性的正相关程度, 这说明有机肥增加了土壤有机碳含量, 碳氮磷循环酶活性也有所增加, 从图 6中酶活性的结果也可以看出, 有机添加的处理和高氮水平处理酶活性较高.
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纵坐标表示氮和磷转化酶活性值的自然对数 图 7 碳转化酶与氮和磷转化酶活性的关系 Fig. 7 Correlation between carbon invertase and activities of nitrogen and phosphorus invertase |
为了深入研究旱地土壤N2O排放通量与土壤酶活性、微生物量碳氮和硝态氮及铵态氮之间的相互作用, 对测定结果进行通径分析.在分析前, 先用SPSS对因变量N2O排放通量进行正态检验, 然后进行逐步回归分析.根据线性回归结果, 回归方程引入了铵态氮、AKP和MBN这3个自变量, 回归方程的相关系数R和决定系数R2在逐渐增大, 即引入的自变量对N2O排放通量的作用在增加.表 3是引入自变量的回归系数.
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表 3 回归系数 Table 3 Regression coefficients |
由通径系数可以看出自变量x1、x2和x3对因变量y的直接作用分别是: -0.646、0.402和-0.395; 偏回归系数的显著性均小于0.05, 说明自变量与因变量之间差异显著.Pearson分析相关系数表中, N2O与铵态氮有显著相关性, 与AKP和MBN的Pearson相关系数分别为0.29和-0.353, 无显著相关性, 但对N2O的相关性较硝态氮、βG、NAG、CBH和MBC等其他自变量要高, 因此, 引入了回归方程进行分析.用Pearson相关系数和通径系数算出自变量的间接通径系数, 如表 4和表 5, 铵态氮、AKP和MBN对N2O排放通量的直接影响中, AKP对N2O排放有直接作用, 铵态氮的直接负作用最大, MBN次之.分析间接通径系数发现, 铵态氮通过AKP和MBN对N2O排放有间接的正作用(0.057), 但相比铵态氮对N2O排放的负作用(-0.646)较小; AKP通过铵态氮和MBN对N2O排放的间接的作用(-0.112)以及MBN通过铵态氮和MBN对N2O排放的间接作用(0.042)都较小, 可以不予以考虑.综上可知, 铵态氮、AKP和MBN对N2O排放通量的直接影响较大.
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表 4 Pearson分析相关系数1) Table 4 Pearson analysis of correlation coefficients |
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表 5 自变量的间接作用和直接作用 Table 5 Indirect and direct effects of independent variables |
3 讨论 3.1 有机无机配施对旱地土壤N2O排放的影响
有研究表明, 高施氮量会增加N2O的损失, 但不会带来增产效果[17].本试验结果也类似, 在高施氮量下N2O排放增加, 而产量减少.土壤中的温室气体可能受到温度、土壤呼吸作用、硝化和反硝化作用, 土壤呼吸、土壤氮、土壤有机碳等因素的影响[18, 19].从本试验结果可知, 氮肥施入后, 会出现N2O的排放峰, 这与氮源的添加有关, 有研究发现, 添加尿素后, 氨氧化细菌立即开始生长[20, 21].氨氧化细菌(AOB)和氨氧化古菌(AOA)可以将氨气氧化, 并产生N2O[22].土壤反硝化过程中的NO2-, 可以在特定条件下累积, 也有较大的N2O排放潜力[23].而追肥后, N2O的峰值出现得较晚, 原因可能是追肥时没有对土壤进行耕作, 土壤通气透水性没有基肥施入时好, 导致尿素水解和硝化反硝化速率较慢.从生长季排放通量动态变化和累计排放量可知, 施氮量的增加会增加N2O的排放, 很多研究都有类似结果[17, 24], 有机肥为土壤提供了高氨氮底物条件, 更有利于AOA和AOB氧化土壤中的铵态氮[25].然而, 也有研究认为, 有机肥作为一种缓效肥料会降低N2O的排放[26].有机无机合理的配施比例可以提高氮素利用率, 从而减少土壤中氮营养以N2O气态形式的损失.
同时, 有机肥在改良土壤物理结构方面有较好的效果, de Oliveira等[19]的研究表明, 土壤密度、渗透阻力和孔隙结构等对土壤温室气体排放有重要影响, 在评价农业土壤温室气体排放变化时, 还应考虑土壤的物理属性.因此, 本试验测定了土壤物理性质方面的指标, 表 6表明有机无机配施处理土壤容重降低了4.09%, 饱和导水率降低了26.11%; 而田间持水量、土壤孔隙度、含水量和土壤孔隙含水量分别增加了11.46%、3.64%、12.26%和9.35%; 因此可知, 有机肥的添加可以改善土壤通气透水性, 有一定的保墒效果.由于有机肥中的有机质含量较高, 腐殖化后的腐殖酸会较好地改善土壤团粒结构, 提高保墒蓄水能力.有研究结果表明[27], 施用生物有机肥后, 土壤理化性质得到改善, 容重降低12.5%, 毛管孔隙度增加9.8%.说明有机肥可以改善土壤结构, 提高土壤蓄水能力.
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表 6 各处理土壤物理性质 Table 6 Physical properties of each treatment |
N2O排放与土壤氮循环和土壤微生物的关系密不可分, 农田土壤中的NH4+在硝化微生物的作用下经过硝化作用转变为NO3-, 对植物生长及环境有重要影响, 当碳氮比较高时, 异养细菌生长更快且会与硝化细菌竞争有效氮[28, 29].因此会导致硝态氮的积累, 间接导致N2O排放量的增加.本试验结果, 在有机无机配施条件下, 土壤硝态氮和铵态氮含量均高于单施化肥处理, 且随着施氮水平的提高而增加.不同肥料的添加会改变土壤硝态氮和铵态氮含量, 影响硝化反硝化作用的强度, 硝化作用的强弱影响着铵态氮和硝态氮的浓度、土壤微生物氮源以及温室气体N2O的排放, 而有机肥可以提高土壤剖面硝酸盐含量, 尤其是表层土壤[30].
3.2 有机无机配施下的旱地土壤微生物特性及其与N2O排放的关系有机肥也为土壤微生物带来了更多可利用的碳源和氮源, 促进了微生物活性.显著增加了βG、NAG和AKP的活性.有机肥能够增加土壤微生物量, 改善根际土壤微生物群落, 提高土壤微生物的多样性和土壤酶活性[31].但土壤酶的作用机制复杂, 酶和底物之间并不是总存在相关性, 会随着有机质的含量组分的改变而波动[15].酶活性之间也会相互影响.NAG(乙酰基氨基葡萄糖苷酶)参与几丁质转化氨基糖的过程, 氨基糖是土壤可矿化氮的主要来源, 因此NAG活性的高低控制着N循环速率[32].CBH酶活性的增加可能导致土壤中某些多糖的浓度降低.影响某些微生物活性, 进而影响到其他酶活性[33].实际上, 微生物会分泌许多不同的酶, 因为死亡的有机物, 特别是植物组织具有复杂的生物化学性质, 但只有少数几种酶能解释大部分可测量的活性, 因为它们以环境中最丰富的底物为目标[12].氨基酸和氨基糖的降解需要几种酶作用, 但是在生态学研究中只研究终端分解产生微生物同化物含量最多的酶[34], 微生物获取氮源的最主要酶是LAP和NAG.土壤背景值氮含量较低时, 外源氮的施入会增加土壤酶活性, 反之, 当本底氮含量较高时, 外源添加氮会造成土壤pH降低, 抑制酶活性[35].在黄土丘陵区的研究表明土壤碳氮比与βG、AKP、NAG没有显著相关性, 而在温带草原的研究则表明影响土壤酶化学计量的主要因素是土壤养分及其计量[36].
李西祥等[37]的研究发现, 土壤磷酸酶活性与N2O排放量负相关, 但相关性并不显著.虽然本试验N2O排放与碱性磷酸酶的相关性高于其他酶, 但相关性也不显著.因为有机添加的处理土壤N2O排放量增加, 而有机肥中磷的含量较高(15.4 g ·kg-1), 势必会为磷酸酶提供大量的反应底物, 促进了磷酸酶的活性, 因此表现出一定的正相关关系.Zhang[38]的研究表明, 氮肥添加显著提高了土壤酸性磷酸酶(AP)和β-1, 4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶(NAG)活性, 分别提高了32%和26%.试验中铵态氮与N2O表现出负相关性, 黄土性土壤上表层土壤N2O的主要来源为土壤的硝化过程[39], N2O排放峰值时, 土壤中的铵态氮水解为微生物硝化过程提供底物NO3-, 这一过程之后造成土壤中硝态氮的累积, 铵态氮的减少; Malhi等[40]的研究还发现NH4+-N的浓度过高会抑制硝化反应的进行.本研究因在田间进行, 温度水分等条件无法控制, 可能会造成硝化作用的时间延长, 还有作物根系的分泌物也会影响N2O的排放.土壤微生物生物量是土壤的重要指标, 通常以微生物生物量碳(MBC)和微生物生物量氮(MBN)来衡量土壤微生物特性, 从图 5可以看出, MBN含量在各个生育期都是随着施氮水平的提高而增加, 而N2O排放通量除了分蘖期有明显的随施氮量增加的规律外, 其他生育期并无显著差异, 这导致了MBN与N2O排放呈现负相关, 有研究结果表明[41], 土壤有机碳和氮矿化受土壤微生物生物量化学计量特征的负调控.因此, 有必要从环境角度细化有机投入后温室气体的变化, 以及土壤性质和微生物特性等因素的影响.
4 结论(1) 有机无机配施下, 旱地麦田的N2O排放通量和累计排放量都高于单施化肥的处理, 但只有在N2(300 kg ·hm-2)水平下差异显著; N2O排放通量随着施氮量的增加而增加, 温室气体的增温潜势和排放强度也随之增加, 而在较高氮水平下产量却有一定程度的降低.说明不管是从经济效益还是环境影响来看, 有机肥和化肥的施用量都并非越高越好, 应控制在一定范围内.
(2) 有机无机配施处理土壤容重降低, 土壤含水量、田间持水量和土壤孔隙度增加, N0处理的土壤饱和渗透压最高, 可见, 施用生物有机肥后, 土壤理化性质得到改善, 养分供应能力也有所提高.土壤酶活性、硝态氮及铵态氮含量和土壤微生物量碳氮都随着施氮水平的增加而增加.
(3) N2O排放通量与土壤酶活性和化学性质的通径分析表明, 铵态氮、AKP和MBN对N2O排放通量的直接影响较大, 其他间接影响较小可不予以考虑.因此, 对旱地麦田N2O排放的研究应该着重考虑这些因子.
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