土壤氮（N）素是影响作物生长的关键因子之一，大部分农业生态系统都采用施肥料的方法来改善土壤氮水平。然而，除了额外投入氮素之外，土壤氮能否植物高效吸收利用也是必须考虑的因素。土壤氮素主要以有机氮的形式存在其中大部分有机氮通过矿化作用成为无机态氮供植物利用，只有小部分有机可直接为植物所吸收^[1]。土壤有机态氮由于存在的形态不同，其矿化速率和化特征以及对植物的供氮能力有较大的差异。故关于土壤有机氮组分及其有性的研究一直是土壤氮素肥力研究的重点^[2]。

6 mol·L^-1 HCl在加热条件下水解土壤有机氮，可将土壤有机氮划分为氨基氮、氨基糖氮、氨氮、酸解未知氮及非酸解氮。采用这一方法，国内外不少者研究了不同施肥措施对土壤有机氮组成的影响，但结果并不一致^{[4, 5, 6, 7, 8]}。这能是因为土壤、气候、作物类型等因素导致的。另外，不同种类肥料本身理性质差异明显，施用后所增加的有机氮在各组分中的分配比例也就各不相同从而直接影响土壤氮素的有效性。

国是水稻生产大国，拥有世界28%的水稻种植面积^[9]。湖南省位于我国中部是我国主要的水稻产地，其水稻产量占全国粮食总产量的6%，在国家粮食安保障中起着举足轻重的作用^[10]。湖南农耕历史悠久，20世纪70年代以前均施用有机肥为主，且20世纪80年代以来，随着种植效益的持续下降、化肥供增多、农村劳动力转移，重化肥轻有机肥的现象日趋普遍^[11]。施肥方式的变是否会对该区域土壤氮素供应产生不同的作用，目前尚未弄清。

文选取湖南省3个稻田肥力变化长期定位监测点的土壤为材料，研究不同施肥式下土壤有机氮组分及氮素矿化特性的变化，进一步揭示有机氮组分与土壤素矿化特性间的关系，旨在为调控该区域土壤氮供应提供理论依据。

选择湖南省3个建于1986年的国家级稻田土壤肥力变化长期定位监测点的土壤为究对象。具体地点为湖南省新化县（27°56′N，114°42′E）、宁乡县（2807′N，112°18′E）和桃江县（28°28′N，111°54′E）。各监测点均为热带季风湿润气候，年均气温约17 ℃，年均降水量为1550 ~ 1680 mm。各监点土壤母质类型与初始理化性状见表 1。

表 1 长期定位监测点土壤基本性质及NPK处理化肥施用量 Table 1 Soil basic properties in long-term experimental sites and annual amount of chemical fertilizer for NPK treatment

表选项

然各监测点土壤理化性质存在一定差异，但各监测点实验设计方案相同，共5处理。对照（CK）：不施肥料；单施化肥（NPK）：其氮、磷、钾用量根据各的土壤肥力基础和作物的养分需求状况，采用测土施肥技术确定（表 1）；化配施中量/高量猪粪（MM+NPK，HM+NPK）：以NPK处理施用氮肥量为标准，所猪粪氮占施氮总量的30%/60%；化肥配施秸秆（Str.+NPK）：以NPK处理施用肥量为标准，晚稻秸秆还田，不足时补充化学肥料。

于不同监测点全氮施入量不同，不同年份使用的猪粪在含水率、养分含量上在差异，年度间晚稻秸秆产生量亦不相同，导致不同监测点不同年份施入土的猪粪、秸秆量并不完全一致，因此本文并未给出各处理有机物具体的施入。然而，对于同一监测点来说，每年均按猪粪、秸秆实际测定养分含量来计确定其在不同处理中的具体施入量，以保证各施肥处理的施氮总量相同。总来看，所使用的猪粪中C、N、P和K平均含量分别约为31.5%、0.66%、0.45%和.58%，秸秆中C、N、P和K平均含量分别约为46.7%、0.61%、0.11%和1.82%（均干基计）。各监测点所使用肥料均为单质肥料，N肥为尿素，P肥为过磷酸钙K肥为氯化钾，但肥料生产厂家并不完全一致。各监测点所有处理均实行早稻晚稻-冬作的种植制度，小区按国家土壤肥力长期定位监测标准统一设为66.7 2，随机排列处理，未设重复。

2005年晚稻收获后，多点采集表层0~20 cm土样，重复三次。将采集的土壤去动、植物残体，混匀。土样分为两部分，一部分风干过筛备用，另外一部分节含水量至土壤饱和含水量的40%（含水量过高的土壤适当风干去除水分，含量较低的土壤加入蒸馏水调节），在25 ℃、100%空气湿度的容器内预培养10 ，用于测定微生物量氮等指标。

土壤全氮（TN）采用凯氏定氮法测定，土壤碱解氮（AN）采用扩散法测定，土微生物量氮（MBN）采用氯仿熏蒸法测定^{[12, 13]}。

壤有机氮组分采用Bremner^[3]法测定，其中：酸解性氮采用凯氏法测定；氨采用MgO氧化蒸馏法测定；氨氮+氨基糖氮采用磷酸-硼砂缓冲液（pH11.2）蒸法测定；氨基酸氮采用茚三酮氧化、磷酸-硼砂缓冲液蒸馏法测定；酸解未知、氨基糖氮和非酸解氮通过差减法求得。

为了保证氮矿化过程的环境条件一致，采用室内培养的方法测定各土样的氮矿量^[14]。称取风干土10 g放入100 mL的塑料管中，然后加水至田间持水量的5%。管口盖上塑料薄膜以保持土壤水分，置于28 ℃培养箱中培育，每3～4 d用称重法调整含水量。在培养的第1、2、3、4、5、6、8、10周取出土样，加KCl溶液浸提，利用流动分析仪测定滤液中铵态氮和硝态氮的含量。培养前与养后的矿质态氮（铵态氮与硝态氮之和）之差即为氮矿化量。

采用一级动力学方程拟合土壤有机氮矿化过程中矿质态氮的累积变化。

所有试验数据用Excel、Sigmaplot和SPSS进行计算和统计分析。

与不施肥相比，单施化肥对土壤全氮的影响在新化和宁乡点均不显著，但化肥施猪粪或秸秆在三个试验点均显著提高了土壤全氮、碱解氮和微生物量氮的量（表 2）。不同有机物质施用对全氮、碱解氮以及微生物量氮的影响因试验的不同而不同，例如新化点HM+NPK、MM+NPK与Str.+NPK之间无显著差异，但乡与桃江点不同有机物质施用处理之间则存在显著差异。长期施肥普遍提高土壤碱解氮含量，但在宁乡试验点，NPK碱解氮含量却显著低于CK。土壤微生量氮在不同试验点各处理间的变化趋势均一致，由高到低为M+NPK>MM+NPK>Str.+NPK>NPK>CK。总体来说，HM+NPK在各试验点均表现出了最的全氮、碱解氮和微生物量氮含量。

表 2 不同处理土壤全氮、碱解氮及微生物量氮变化 Table 2 Soil total nitrogen, alkaline nitrogen, and microbial biomass nitrogen in different treatments

表选项

表 3显示不同施肥处理对土壤有机氮组分及比例的影响。酸解性氮是供试土壤全 氮的主体，占全氮含量的68%～89%。总体来看，长期配施有机物质提高了土壤酸解性氮的含量，但并未明显提高酸解性氮占全氮的比例，且其作用效果因验点不同而不同。新化点仅HM+NPK的酸解氮含量显著高于CK，且不同有机物施用处理之间并无显著差异，宁乡点配施有机物质的处理酸解氮均显著高于K，且不同有机物质施用处理之间亦存在显著差异，而桃江点的HM+NPK、M+NPK和Str.+NPK均显著高于CK，但MM+NPK和Str.+NPK无显著差异。化肥施用酸解性氮的影响同样因试验点不同而异，对于宁乡和桃江来说化肥施用均增了酸解性氮含量，但在新化点，NPK处理的酸解性氮含量要小于CK。与CK相比长期施肥提高了土壤非酸解性氮的含量，在新化点仅Str.+NPK与CK存在显著异，在宁乡点则是所有配施有机物质的处理均与CK存在显著差异，而桃江点是单施化肥和配施猪粪的处理与CK存在显著差异。

表 3 不同处理土壤有机氮组分的含量及分布 Table 3 Content and fractions of organic nitrogen in different treatments

表选项

期施肥增加了土壤中氨基糖氮的含量及其占全氮的比例，在三个试验点增幅大的均为HM+NPK处理。对于宁乡和桃江点来说，氨基酸氮的变化规律均为M+NPK>MM+NPK>Str.+NPK>NPK，且均显著高于CK，但在新化点则是Str.+NPK氨酸氮含量最高，且CK与NPK之间并无显著差异。酸解铵态氮在不同试验点对施的响应较为复杂，在新化、宁乡和桃江点酸解铵态氮含量最高的处理分别为tr.+NPK、HM+NPK和HM+NPK。新化点单施化肥降低了酸解铵态氮的含量，且与K呈显著差异。对于新化和桃江来说，长期施肥在一定程度上降低了未知酸解的含量，但在宁乡点，施用猪粪则显著提高了未知酸解氮的含量。

在1周的培养过程中，各试验点不同施肥处理土壤的矿化过程基本相同，矿化曲在反应初期较陡，随着培养的进行，曲线逐渐趋于平缓（图 1）。在整个培养程中，各施肥处理氮矿化量大小顺序均为HM+NPK>MM+NPK>Str.+NPK>NPK。培初期，各试验点中不同施肥处理的土壤氮矿化量比较接近，随着培养时间的续，各施肥处理之间氮矿化量的差异越来越大，CK土壤的氮矿化量变化较小而配施有机物质处理的土壤矿化量与不施肥处理的差量逐渐增大；培养后期除新化点和桃江点的CK处理土壤氮矿化量呈缓慢上升的趋势外，其余试验点施肥处理的土壤氮矿化量均先逐渐上升，达到最大值后稍有下降，最后趋于定。

图 1 不同处理在培养周期内N的矿化量 Figure 1 Amount of soil mineralized N from different treatments during 10 week incubation

图选项

利用一级动力学方程拟合土壤有机氮矿化过程中矿质态氮的累积变化（表 4），现不同施肥处理土壤的氮矿化势在75.16～250.90 mg·g^-1之间变动。相比CK长期施肥提高了土壤的氮矿化势，且不同试验点提高幅度由大到小为M+NPK>MM+NPK、Str.+NPK>NPK，其中HM+NPK土壤氮矿化势比CK增加近一倍。对新化点来说，长期施肥降低了土壤氮矿化速率常数，但对于宁乡和桃江点，果却恰恰相反，即长期施肥提高了土壤氮矿化速率常数。但不论在哪个试验，HM+NPK在所有施肥处理中均表现出最高的氮矿化速率常数。

表 4 不同处理土壤氮素矿化的一级动力学方程参数 Table 4 Potential and constant rate of soil N mineralization

表选项

整合三个试验点共15个处理的数据，分析了土壤有机氮组分与氮素矿化势的相关系（表 5），结果显示：酸解氮总和及酸解氮各组分均与矿化势极显著相关氨基糖氮、氨基酸氮和酸解氮总和与矿化速率常数极显著相关，酸解铵态氮矿化速率常数显著相关；非酸解性氮与矿化势和矿化速率常数均无显著的相关系。

表 5 土壤有机氮组分与氮素矿化势、矿化速率常数 的相关关系 Table 5 Correlation coefficients（r） between soil N fractions and soil nitrogen mineralization potential and constant rate

表选项

虽然各试验点不同施肥处理间投入的总氮量是一致的，但有机物质配施化肥的理对土壤全氮、碱解氮以及微生物量氮的改良效果要优于单施化肥的处理。一研究结果与前人的报道一致^{[15, 16]}。虽然以化肥形式投入的氮是可溶性的分，易为植物所利用，但同样十分容易通过淋洗、氮氧化物排放等方式很快失。相比之下，从有机物质中释放氮的过程则缓慢得多^[17]，另外当化肥配有机物质施用时能够同时提供较为充足的碳源及氮源，从而促进土壤微生物生长^[16]，强化微生物对无机态氮的固持作用，提高土壤对氮肥的缓冲能力sup>[18]。

壤有机氮的化学形态及其存在状况是影响土壤氮素有效性的重要因子，然而同的施肥方式如何影响土壤有机氮组成，目前的研究结果不尽相同^{[15, 19]}本研究中不同试验点有机氮组成对不同施肥措施的响应也并不完全一致。例在新化点，施肥处理对氨基酸氮提高幅度并不大（提高1.2%～5.2%），而在乡和桃江点提高幅度分别达4.9%～11.1%和10.3%～16.1%。这可能是不同试验土壤理化性质、气候变化等差异导致的。土壤中氨基酸主要以结合形态存在有机矿质复合体中，存在于土壤溶液及土壤微孔隙中或吸附于其他组分上的基酸很少^[20]，而新化点土壤粘粒含量最低，可能导致存在于有机矿质复合中的氨基酸较低，从而导致该点土壤氨基酸氮含量与其他试验点存在较大的异。土壤理化性质对有机氮组分的影响需要通过进一步研究予以证实。

体来看，与不施肥相比，长期化肥配施有机物增加了土壤酸解氮总量，却降了其占全氮的比例。这与肖伟伟等^[21]的研究结果一致，王媛等^[22]认为施在显著提高酸解总氮的同时，可能也促进了其矿化作用。不同施肥处理普遍高了土壤酸解有机氮各组分的含量，尤其是氨基糖氮和氨基酸氮，不仅提高其含量，亦提高了其占全氮的比例。这与Xu等^[7]和张玉树等^[23]的研究结果致。猪粪、秸秆的施用对土壤有机氮组分的影响并不完全相同，可能是所施肥料因本身所含养分不同而直接导致的^[23]。另外，不同有机物因C/N不同而响微生物的“矿化-同化”过程，亦会间接改变土壤有机氮组分结构。这是由土壤微生物在分解秸秆过程中需要同化土壤碳素和吸收速效氮素，以合成新细胞体，过高C/N秸秆（猪粪C/N约为48，而秸秆C/N高达77）的施用虽然能够供丰富的碳源，但氮的缺乏限制了微生物的活性^[24]。

机态氮是土壤氮素的主要存在形式，是矿质态氮的源和库，因此土壤供氮能是土壤中不同有机氮组分矿化的综合表现。长期施肥增加了有机氮矿化势，有机物质配施化肥的处理效果要优于单独施用化肥的处理，该结果与已有的究一致^{[25, 26]}。这是因为配施猪粪或秸秆能够显著提高土壤碳含量，改善土有机质特性，增加土壤的活性有机氮库^[6]，有机物质施用也能够通过提高土酶活来促进土壤氮矿化的进行^[27]。另外，不同施肥处理对不同土壤有机氮分的贡献不同，不同有机氮组分因矿化难易程度不同进而间接影响土壤氮素矿化过程，正如本研究结果显示，酸解氮总和及酸解氮各组分均与矿化势极著相关，彭银燕等^[2]则进一步指出酸解未知态氮、氨基酸态氮及氨态氮是土可矿化态氮的主要贡献者。

长期施肥能够改善稻田土壤氮素水平，且化肥配施有机物料时对土壤全氮、碱氮和微生物量氮的提高效果要优于单独施用化肥。总体来看，长期施肥能够高土壤有机氮各组分的含量，并提高氨基糖氮和氨基酸氮在全氮中的占比，有机氮组分对具体施肥措施的响应因试验点的不同而异。长期施肥提高了土供氮能力，其中化肥配合有机物施用时效果更为明显。