2020, Vol. 39
2. 南京信息工程大学应用气象学院, 南京 210044
2. School of Applied Meteorology, Nanjing University of Information Science & Technology, Nanjing 210044, China
氮是植物生长发育所必需的大量营养元素。虽然土壤中氮的来源有多种途径，但植物吸收利用的氮主要来自土壤和肥料[1]。土壤中的氮主要以有机氮的形态存在，土壤有机氮经微生物矿化作用转化为可以被植物直接吸收利用的铵态氮，因此矿化作用的强弱可以指示土壤本身供氮能力的大小[2]。有机氮矿化产生的铵态氮在有氧条件下发生硝化作用转化为硝态氮，产生的硝态氮在降雨或者灌溉后可能发生淋溶而进入地下水和地表水中。此外，硝化过程中会产生中间产物温室气体N2O，硝化过程产生的硝态氮经反硝化作用也会导致气态氮的损失。因此，研究土壤中的氮素矿化和硝化作用以及温室气体排放规律对于合理施用氮肥，提高氮肥利用率，保护农村生态环境，促进农业的可持续发展具有重要意义。
土壤中有机氮的矿化作用和硝化作用受水热条件、土壤性质、土地利用方式和底物数量等多种因素的影响[3-5]。土壤质地与土壤的通气性和水分状况直接相关[6]，进而可能影响矿化作用和硝化作用的发生程度。Sleutel等[7]认为土壤质地是影响有机氮矿化的主要因子，壤土的基础供氮能力和基础产量优于砂土[8]。砂土的通气性能好，利于硝化作用的发生，但砂土的养分含量低，硝化细菌的数量少、活性差，因此硝化能力主要受制于微生物活性的高低[9]。壤土的粉粒和黏粒含量相对较高，即使在水分含量较少的情况下也容易形成厌氧微区，导致硝化作用和反硝化作用偶联，促进N2O的大量排放[10-11]。而砂土即使在100%土壤充水孔隙度（WFPS）水分条件下，硝化作用仍是N2O排放的主要贡献源[12]。与N2O排放类似，土壤质地的差异也会影响土壤CO2的排放。有研究表明[13]，添加相同玉米秸秆条件下粉质黏土的CO2排放量要高于砂壤土。由此可见，土壤质地在土壤氮转化和温室气体排放过程中起着重要的作用，其影响机制还有待于深入研究。
黑龙江省半干旱地区地广人稀，土地资源丰富，是我国重要的商品粮基地。区内土壤类型多样，分布复杂，其中的两种重要农业耕作土壤——壤砂土和粉壤土均以种植玉米为主[14]。由于降雨偏少且分布不均匀，土壤风蚀状况严重，导致该地区的土壤肥力不断下降，生产力不高[15]。为了提高作物产量，农业生产中大量施用氮肥，过量化学氮的输入势必会对土壤氮循环过程和温室气体排放造成影响。然而，目前有关东北黑土区半干旱地区不同质地耕作土壤的氮素转化和温室气体排放规律的研究尚未见诸报道。因此，本研究以黑龙江省半干旱地区的壤砂土和粉壤土为对象，通过室内培养试验研究土壤质地对净矿化速率、净硝化速率、N2O和CO2排放的影响规律及其机制，以期为黑土区半干旱地区耕作土壤的合理施肥和可持续利用提供科学依据。
1 材料与方法 1.1 土样采集供试土壤样品为壤砂土和粉壤土（国际制土壤质地分类）。壤砂土采自黑龙江省西南部的杜尔伯特蒙古族自治县（124°42′E，48°47′N），地处嫩江东岸，南接大庆市，北临齐齐哈尔市，西临内蒙古。该地区属中温带大陆性半干旱季风气候，年平均气温3.1 ℃，年平均降雨量407.7 mm，且时空分布不均，70%的降雨集中在6—8月。春季风大，气候干燥、蒸发力强，土壤风蚀非常严重。壤砂土是该地区的主要农业耕作土壤，占黑龙江省西部农业种植区土壤总面积的12.5 %。粉壤土取自黑龙江省中南部的青冈县（125° 20′E，47°29′N），距离杜尔伯特蒙古族自治县70 km，属中温带大陆性季风气候，年平均气温2.4 ℃，年平均降雨量450.1 mm，81%的降雨发生在6—8月，基本是雨热同季，有利于农作物生长发育。两个采样区的传统种植方式均为玉米连作，5月播种，10月收获，年均氮肥施用量约为750 kg N·hm-2，2017年10月玉米收割后采集土壤样品。两个采样区各设置3个空间重复，每个空间重复采样点均按照S形采样法多点采集表层土壤（0~20 cm），去除可见的植物残体和砂粒，室温下风干、混匀、磨细过2 mm筛，4 ℃储存备用。土壤的基本理化性质见表 1。
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表 1 供试土壤的基本理化性质（平均值±标准差） Table 1 Physic-chemical properties of the test soils(Mean±standard deviation) |
两种土壤均称取一系列30 g（干基）土样分别置于250 mL三角瓶中，用移液管向土壤表面均匀滴入去离子水使得土壤水分含量达到40%最大持水量，20 ℃下预培养7 d以便激活土壤微生物。预培养结束后，向土壤中加入1 mL NH4NO3溶液使得氮浓度达到40 μg NH4+-N·g-1和40 μg NO3--N·g-1，同时将土壤水分含量调至60%最大持水量。用锡箔盖住三角瓶的瓶口，并在锡箔上扎5个洞以利于通气，然后将三角瓶置于20 ℃的恒温培养箱中培养7 d。培养期间每日打开锡箔通气30 min，同时称质量补水使得土壤水分保持在60%最大持水量。分别于培养后0、1、3、5、7 d进行破坏性取样，每种土壤各取3瓶作为室内重复进行气体样品的采集。采气前将锡箔去掉，用带有取气孔的硅胶塞盖紧瓶口，分别在密闭瓶口后的0 h和24 h进行采气。采气时用20 mL注射器反复抽取5次以利于瓶内空气混匀，然后抽取20 mL气体注入事先抽真空的12.5 mL取气瓶中，测定N2O和CO2的浓度。气体采集后，向三角瓶中加入75 mL 2 mol·L-1 KCl溶液，恒温振荡1 h后过滤，将滤液收集至100 mL塑料瓶中，测定滤液中NH4+-N和NO3--N浓度。
1.3 测定项目与方法土壤pH采用电位法测定（水土比为2.5:1）；土壤最大持水量（WHC）采用漏斗法测定[16]；土壤黏粒、粉粒和砂粒含量采用吸管法测定；土壤有机碳采用重铬酸钾外加热容量法测定；全氮含量采用凯氏定氮法测定；水溶性有机碳和有机氮用冷水浸提（液土比为5: 1），过微孔滤膜后用有机碳氮分析仪测定；土壤无机氮含量（NH4+-N和NO3--N）用2 mol·L-1 KCl浸提（液土比为2.5:1），过滤后用流动分析仪测定；N2O和CO2气体浓度采用岛津气相色谱仪测定。
1.4 结果计算与统计分析净硝化速率采用培养前后NO3--N的变化量除以培养时间计算得出，净矿化速率采用培养前后无机氮（NH4+-N和NO3--N）的变化量除以培养时间计算得出。气体排放速率和累积排放量参照文献[17]中的计算方法。N2O排放比率为N2O累积排放量与净硝化氮量之比[18]。
全文采用Origin作图，采用SPSS 13.0软件进行数据统计分析。
2 结果与分析 2.1 无机氮含量的动态变化培养过程中土壤无机氮含量的动态变化如图 1所示。随着培养时间的推进，壤砂土和粉壤土NH4+-N含量均呈逐渐下降的趋势，且粉壤土中NH4+-N含量的下降速度较壤砂土快。壤砂土中NH4+-N含量由0 d时的44.7 mg N·kg-1下降至培养结束时的36.5 mg N· kg-1，粉壤土中NH 4+-N含量则由0 d时的39.2 mg N· kg-1下降到培养结束时的12.1 mg N·kg-1。与NH4+-N的变化相反，壤砂土和粉壤土中NO3--N含量均随培养的进行逐渐上升，培养结束后，壤砂土和粉壤土中NO3--N含量分别为72.8、99.3 mg N·kg-1，粉壤土中NO3--N含量的上升速度大于壤砂土，说明培养过程中土壤发生硝化作用导致了NO3--N的积累。
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图 1 壤砂土和粉壤土中无机氮含量的动态变化 Figure 1 Dynamic changes of inorganic N in loamy sand soil and silt loam soil |
土壤质地类型对硝化作用和矿化作用的影响非常显著（图 2）。培养7 d后，粉壤土的平均净硝化速率为5.02 mg N·kg-1·d-1，是壤砂土（1.65 mg N·kg-1· d-1）的3.04倍，两者差异极显著（P < 0.01）；粉壤土的平均净矿化速率为1.37 mg N·kg-1·d-1，是壤砂土（0.49 mg N·kg-1·d-1）的2.82倍，两者差异极显著（P < 0.01）。
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图 2 培养7 d后壤砂土和粉壤土的净硝化速率和净矿化速率 Figure 2 The net nitrification and mineralization rates of loamy sand soil and silt loam soil over a 7-day incubation period |
培养期间壤砂土和粉壤土的N2O排放速率动态变化趋势相似（图 3），均表现为随着培养的进行逐渐增加，达到峰值后又迅速下降，但是两者峰值出现的时间有所不同。壤砂土的N2O排放速率峰值出现在培养后的第5 d，而粉壤土的N2O排放速率峰值出现在培养后的第3 d。整个培养期间粉壤土的N2O排放速率介于334~588 ng N2O-N·kg-1·h-1之间，平均排放速率为521.3 ng N2O-N·kg-1·h-1，而壤砂土的N2O排放速率介于131~277 ng N2O-N·kg-1·h-1之间，平均排放速率为212.6 ng N2O-N·kg-1·h-1，显著低于粉壤土（P < 0.05）。N2O累积排放量随着培养时间的延长逐渐增加（图 3），培养7 d后粉壤土的N2O累积排放量达到87.6 μg N2O-N·kg-1，显著高于壤砂土的35.7 μg N2O-N·kg-（1 P < 0.05）。
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图 3 壤砂土和粉壤土的N2O排放速率和累积排放量 Figure 3 The N2O emission rate and cumulative emissions from loamy sand soil and silt loam soil |
粉壤土的N2O排放比率在整个培养期间变化不大，介于0.210%~0.254%之间（图 4）。壤砂土的N2O排放比率在培养后的第1 d较低（0.081%），随后迅速增加，第3 d和第5 d变化不大，之后又迅速增加，至培养后的第7 d，N2O排放比率达到了0.301%。
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图 4 壤砂土和粉壤土的N2O排放比率 Figure 4 N2O emission ratio from loamy sand soil and silt loam soil |
壤砂土和粉壤土的CO2排放速率均随着培养的推进呈现逐渐下降的趋势（图 5），说明土壤中可被微生物利用的有效碳数量在逐渐降低。壤砂土的CO2 排放速率由第1 d的0.36 mg CO2-C·kg-1·h-1逐渐下降至第7 d的0.25 mg CO2-C·kg-1·h-1，平均排放速率为0.30 mg CO2-C·kg-1·h-1。粉壤土的CO2排放速率由第1 d的0.59 mg CO2-C·kg-1·h-1逐渐下降至第7 d的0.36 mg CO2 - C · kg-1 · h-1，平均排放速率为0.47 mg CO2-C·kg-1·h-1。整个培养期间，粉壤土的CO2排放速率均显著高于壤砂土（P < 0.05）。
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图 5 壤砂土和粉壤土的CO2排放速率和累积排放量 Figure 5 CO2 emission rate and cumulative emissions from loamy sand soil and silt loam soil |
培养期间CO2累积排放量随培养的进行显著增加（图 5）。至培养后的第7 d，粉壤土的CO2累积排放量达到78.8 mg CO2-C·kg-1，显著高于壤砂土的50.7 mg CO2-C·kg-1（P < 0.05）。
3 讨论 3.1 净氮转化速率土壤氮素转化过程是由微生物控制的，土壤微生物活性受到很多因素的影响，而土壤质地是众多影响因素中非常重要的一个[19-20]，本文的研究结果也证实了这一点。有研究指出，土壤质地主要通过影响土壤微生物活动以及土壤黏粒与有机质相结合以保护有机质的方式来影响氮素的矿化[21]。此外，土壤质地对土壤团聚体、土壤颗粒和土壤孔隙的大小和分布有很大影响，进而影响水分和气体在土壤中的传输和运移，最终影响土壤氮转化过程[6]。通常，壤砂土在长期耕作过程中其易分解的碳氮有机物已经消耗殆尽，可供微生物利用的有效碳氮很少，微生物活性相对较弱；而质地较好、水气较为协调的粉壤土对养分的保持能力高于壤砂土，微生物生物量和活性较高，有利于有机氮矿化作用的进行[22]。本研究中，壤砂土的净矿化速率显著低于粉壤土，还可能与壤砂土的有机碳含量较低有关（表 1）。已有研究结果表明[23]，有机碳能够为土壤微生物提供底物和能量，促进微生物的生长和繁殖。因此，土壤有机碳含量越高，微生物活性越强，净矿化速率越高[24]。水溶性有机碳虽然占土壤有机碳库的一小部分，但最容易被微生物利用，其含量直接影响土壤微生物的数量和活性[25]。因此，壤砂土相对较低的有机碳和水溶性有机碳含量，是导致净矿化速率显著低于粉壤土的另一主要原因。田冬等[22]研究表明，砂土的pH、有机质和全氮含量显著低于粉黏壤土和黏土，其净氮矿化速率也最低，这与本文的研究结果一致。壤砂土相对粉壤土具有较低的净矿化速率，表明壤砂土的氮素供应能力较低，能为植物提供的可利用有效氮数量有限，实际生产中需要施用氮肥以保证作物对养分的需求。然而，由于壤砂土砂粒含量高，粉粒和黏粒含量较低，土壤对NH4+-N和NO3--N的固持作用势必很弱，导致土壤的保肥性能差。因此，氮肥施用要采取少量多次的方式，以防止NO3--N淋溶造成的氮素损失。
土壤质地对净硝化速率的影响规律与净矿化速率相同，也表现为壤砂土的净硝化速率显著低于粉壤土。土壤质地通过影响土壤水分含量、透气性及氧化还原电位来影响硝化活性[9]。通常壤砂土的砂粒含量高，黏粒含量低，通气性能好，利于硝化作用的发生，但本研究中壤砂土的硝化速率显著低于粉壤土，这可能是因为硝化作用同时受土壤pH、养分有效性以及土壤环境等多因素的影响[26]。很多室内试验和田间试验结果表明，pH对硝化速率有显著影响，硝化微生物的活性随着pH的升高而升高[27-29]。本研究中壤砂土相对较低的pH抑制了硝化微生物的生长和繁殖[30]，而且低pH下发生的硝化作用主要是真菌主导的异养硝化，其硝化能力远低于高pH下细菌主导的自养硝化作用[31]。鲍俊丹等[32]研究了我国典型土壤硝化作用与土壤性质的关系，发现在各种因素中，pH对土壤硝化速率的影响最大。丁洪等[33]针对不同类型土壤硝化活性差异的研究结果也表明，pH低的土壤硝化活性弱，硝化率低，硝化作用与土壤质地和pH有很大关系，这与本文的研究结果一致。另外，与粉壤土相比，壤砂土的净矿化速率较低，能够为硝化微生物提供的硝化底物数量较少，间接抑制了硝化作用的发生。由此可见，土壤质地对硝化速率的影响关系复杂，很难断定试验结果差异是单纯由质地差异引起的，还是由多个因素的交互作用所致[34]。这也进一步说明，有关不同质地土壤氮转化过程的研究还需进行深入的探索，以明确多重影响因素的具体贡献及其作用机制。
3.2 N2O排放土壤排放的N2O主要来自硝化作用和反硝化作用两个过程。本研究是在好氧条件下进行的，土壤水分含量在整个培养期间保持在60% WHC，有利于硝化作用的进行。本文中壤砂土和粉壤土的N2O排放比率为0.081%~0.301%，与文献[35]中报道的硝化过程排放的N2O占硝化氮的比率（0.03%~0.20%）相当，说明硝化作用是两种土壤N2O排放的主要贡献源。粉壤土相对于壤砂土具有较高的净硝化速率，因此导致了粉壤土的N2O排放速率也较高，这与Pihlatie等[12]和Syväsalo等[36]的研究结果一致。有研究指出[10-11]，如果土壤的黏粒含量较高，硝化速率较快，那么即使在好氧条件下进行培养，土壤中也可能形成厌氧微区促进反硝化作用的发生和N2O的大量排放，这是因为硝化过程消耗氧气，硝化作用的快速发生会导致土壤微粒间氧气供应不足。此外，培养前向土壤中用移液管添加水分和氮溶液的过程不可能均匀一致，很可能导致黏粒被水分饱和形成厌氧微区。因此，本研究中粉壤土较高的黏粒含量和较高的硝化速率很可能促进了土壤中某些微区内氧气的匮乏，发生了反硝化作用，导致N2O排放量显著高于壤砂土。另外，土壤质地和孔隙度大小都会影响土壤的通气性，进而影响N2O的排放[37]。相对于粉壤土而言，壤砂土砂粒含量很高，粉粒和黏粒含量很低，通气性好，不利于土壤厌氧微区的形成和反硝化作用的发生。Pihlatie等[12]的研究结果指出，即使砂土在100% WFPS水分条件下进行培养，硝化作用仍是N2O排放的主要贡献源，由此可见砂土具有良好的通气性能。
3.3 CO2排放在没有种植作物的实验室培养条件下，土壤中CO2的排放主要来自土壤中微生物的呼吸作用。因此土壤呼吸作用的强度可以用来表征土壤微生物活性的大小[38]。土壤呼吸排放的CO2受物理、化学、生物等多方面因素的影响，与土壤中有机质的数量和质量，微生物的种类、数量和活性以及土壤质地有着密切关系[39]。本研究中粉壤土的CO2排放速率和累积排放量显著高于壤砂土，说明土壤质地类型对CO2排放具有显著影响。通常大孔隙多、透气性良好的土壤质地结构有利于气体的排放和运输，从而表现出较高的CO2排放量[40]。本研究中虽然壤砂土的透气透水性能优于粉壤土，但是其CO2排放量仍显著低于粉壤土，说明土壤质地不是导致两种土壤CO2排放差异的主要原因。研究表明，土壤有机碳是微生物活动的底物，其含量的高低直接决定了土壤CO2的排放量[41]。本研究中粉壤土相对于壤砂土具有较高的有机碳含量，特别是很容易被微生物利用的水溶性有机碳含量较高，这能够为微生物提供充足的营养和碳源，作为呼吸的底物和基质，促进微生物的大量繁殖，进而促进微生物呼吸释放CO2[42]。刘四义等[43]的研究发现，砂壤土CO2排放量低于黏壤土，与砂壤土具有较低的有机碳和微生物碳含量有关，这与本研究结果相似。
值得注意的是，本研究试验用土为风干土壤，有研究指出，风干、磨碎、过筛等过程会导致新鲜土壤结构的破碎和扰动，原有的一些物理保护性有机物质会释放出来[44-45]，从而为微生物提供了底物和能量，促进矿化作用的发生[46]。另外，风干土壤重新复水后引起土水势发生显著改变，进而诱导死亡微生物的细胞分解并释放氨基酸、甘油和含氮化合物[47]，为存活微生物提供了可利用的碳氮底物。复水还会引起土壤团聚体的膨胀裂解，使团聚体中稳定的有机质暴露出来，被微生物利用引发碳氮矿化的激发效应[48]。但是，有研究发现干土复水后引发的碳氮矿化激发效应只发生在复水后的16 h内，24 h后没有显著影响[49]，而且对N2O和CO2排放的激发效应最多持续4 d[16]。本研究在复水7 d后才开始监测氮矿化速率和气体排放速率，因此由复水引起的土壤氮转化速率和温室气体排放的差异应该可以忽略不计。
4 结论（1）土壤质地显著影响土壤氮素转化过程，壤砂土的净硝化速率和净矿化速率显著低于粉壤土。
（2）土壤质地显著影响温室气体排放，壤砂土的N2O和CO2平均排放速率及其累积排放量显著低于粉壤土。
（3）本研究是在室内培养条件下进行的，与田间实际状况有所差异。因此，有关不同质地土壤的净氮转化速率和温室气体排放规律的研究还需开展田间试验加以验证。
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