农田土壤氮矿化研究进展

王 伟，于兴修，刘 航，汉 强

(湖北大学 资源环境学院 区域开发与环境响应湖北省重点实验室，湖北 武汉 430062)



农田土壤氮矿化研究进展

王 伟，于兴修，刘 航，汉 强

(湖北大学 资源环境学院 区域开发与环境响应湖北省重点实验室，湖北 武汉 430062)

农田；氮素；矿化

土壤氮矿化对土壤氮循环和农业非点源污染的发生机理具有重要影响，是相关领域研究的重点。现有研究表明：土壤水热条件、土壤理化性质和农田管理措施是影响农田土壤氮矿化的关键因素；实验室培养和田间原位培养是揭示土壤氮矿化过程的主要途径，其中田间原位培养因能客观反映土壤氮矿化条件而受到越来越多的关注；动力学模型、环境效应模型和机理模型是定量研究土壤氮矿化的主要方法。结合我国研究实际，今后可加强土壤氮矿化过程对比、土壤氮矿化的田间原位培养试验、土壤氮矿化的水环境效应和特殊天气条件下的土壤氮矿化研究。

1 土壤氮矿化的影响因素

1.1 水热条件对土壤氮矿化的影响

1.1.1 土壤含水量

土壤含水量对土壤氮的矿化量和矿化速率均有重要影响。已有研究显示，土壤氮矿化量和氮矿化速率与其含水量在一定阈值范围内呈正反馈作用。土壤含水量较低，会限制土壤微生物的生长，抑制土壤氮矿化；而土壤含水量较高，嫌气的土壤环境反硝化作用较强，可降低土壤氮矿化速率。如Stanford等[3]研究发现土壤氮矿化量随土壤水势升高而显著增加，当土壤水势在-1.5～-0.03 MPa之间时，两者呈线性相关，土壤氮矿化的最佳土壤水势范围为-0.03～-0.01 MPa；国内也有学者研究了不同利用类型土壤氮矿化的最佳含水量[4]。

1.1.2 土壤温度

土壤温度是影响土壤氮矿化量和矿化速率的重要环境因子之一。土壤温度与土壤微生物活性密切相关，温度较低，硝化细菌的硝化功能受阻；温度较高，土壤的反硝化作用增强，将氮素反硝化为N2O和N2，不利于土壤氮矿化。土壤温度与土壤氮矿化量、矿化速率在一定范围内呈正相关关系，且存在最适温度。在-4～40 ℃范围内，随着温度的升高，土壤氮矿化量和矿化速率增大[3]。当土壤含水量适宜时，20～25 ℃是最佳矿化的温度范围[5]，不同利用类型土壤氮矿化的最适温度范围也有差异[6]。5～35 ℃范围内，在总积温相同的情况下，温度的波动状况对氮矿化总量影响较小[7]。土壤温度对土壤氮矿化过程也有一定影响，有研究表明，与30 ℃培养条件相比，10 ℃培养条件下土壤氮矿化过程达到稳定所需时间较长，氮矿化量和矿化速率较低；但在培养后期10 ℃培养条件下的矿化速率较30 ℃培养条件下高[8]。

温度的季节变化对土壤氮矿化具有较大影响。夏秋季节气温高，降雨较丰富，土壤微生物大量繁殖，土壤氮矿化速率高；冬春季节气温低，土壤含水量较低，抑制了土壤微生物活性，土壤氮素以固持为主[9]。不同海拔梯度和土壤深度的温度差异可导致土壤氮矿化的变化。如王斌等[10]对贺兰山不同海拔土壤氮矿化进行对比研究后发现，土壤氮矿化速率在高海拔(2 940 m)处最高,在中海拔(2 100 m)处最低，之后又随海拔的降低而有所上升。傅民杰等[11]研究表明，随着土层的加深，矿化速率降低，表层土壤(5 cm)温度显著影响矿化速率，而深层土壤(10 cm)温度对矿化速率影响不显著。

1.1.3 水热交互作用

土壤含水量和温度通过交互作用对土壤氮矿化产生影响。温度4～35 ℃、含水量15%～35%范围内，以35 ℃、35%含水量条件下土壤氮矿化量最高，二者有明显的交互作用[7]。石薇等[12]研究发现，35 ℃和60%含水量条件下土壤氮矿化速率最高，5 ℃和20%含水量条件下土壤氮矿化速率最低。土壤含水量和土壤温度对土壤氮矿化的交互作用在不同土层有不同表现：0～30 cm土层，水分的作用突出；而30～60和60～90 cm土层，温度的作用比水分突出[13]。

1.2 土壤理化性质对土壤氮矿化的影响

土壤质地通过干扰好氧菌(或黏粒)与有机质的结合而对氮矿化量和矿化速率产生影响。细质土壤比粗质土壤能固定更多的碳和氮，因此矿化速率较高。由于砂土中微生物生物量碳和氮高于壤土和黏土，因此砂土的氮矿化量较黏土和壤土高[14]。土壤结构通过影响水热交换和有机质等养分的积累影响土壤氮矿化。我国太湖流域土质疏松、结构性好的水稻土氮矿化速率明显高于土块僵硬、结构性差的水稻土[15]。土壤团聚体的大小和稳定性对土壤氮矿化也有影响。团聚体越小，稳定性越弱，土壤有机质越容易被微生物分解，从而对土壤氮矿化产生影响[16]。

有机质的数量和质量对土壤微生物生物量和活性有直接影响。Updegraff等[17]研究表明，相对较小片段和不稳定的有机质库对温度、含水量或其他因子的敏感度要比大片段和难降解的有机质库高，因此有机质库的片段大小和稳定性往往会导致土壤氮矿化的不同。Chu等[18]研究显示，土壤氮矿化势与有机质含量呈显著正相关。pH值大小不仅影响土壤有机质的可溶性，而且为土壤微生物活动提供富含C、N基团的物质。有研究认为，土壤pH值升高，会促进土壤氮矿化，特别是硝化作用会随着pH值的增加而呈线性增加[19]；也有研究认为，pH值与土壤氮矿化速率没有相关性[10]。土壤C/N反映了土壤有机物质的分解程度，是土壤微生物正常代谢的必需养分。较高的C/N说明土壤含有较高的C输入，可增加土壤微生物生物量，使土壤中的部分铵态氮被固持，降低土壤氮矿化速率[20]。

1.3 农田管理模式对土壤氮矿化的影响

种植不同作物对无机氮的需求具有差异性，土壤氮矿化会受其影响。另外，不同作物的生物特性(如叶面积指数、生物量等)以及受其影响的土壤温度、含水量和土壤理化性质也会对土壤氮矿化产生作用。与林地土壤相比，农田土壤受耕作等因素的影响而具有较高的pH值和较低的土壤C/N，土壤氮矿化速率较高[21]。也有研究认为，林地土壤中含有大量的枯枝落叶，具有较高的有机质积累量和C/N，对土壤氮矿化具有抑制作用；而农田土壤受施肥等因素的影响会降低土壤C/N，加速土壤有机质的分解，促进土壤氮矿化[22]；菜地土壤的矿化量和矿化率均高于旱作粮地土壤，而低于水田土壤[23]。

耕作可改变土壤质地、结构、松紧程度等土壤性质，从而对土壤氮矿化产生影响。Pandey等[1]研究显示，常规耕作处理的土壤矿化速率明显高于长期免耕、少耕和短期免耕处理。耕作不仅能改变土壤结构，使土壤保持较高的通气性，而且能降低杂草对土壤的覆盖，增强太阳辐射，提高土壤温度，有利于土壤氮矿化。不同的耕作措施对土壤水热环境、理化性质的影响有差异。深松可打破土壤犁底层，改变土壤的通气环境，提高土壤蓄水能力，配合包膜尿素能够显著增强土壤酶活性，提高土壤氮矿化速率[24]。垄作免耕能够提高土壤全氮和碱解氮的含量，增加土壤可矿化氮库，促进土壤氮矿化[25]。

施肥具有激发效应，既能增加土壤有机质的数量和活性，又对土壤pH值和C/N有显著影响，可丰富土壤可矿化氮的数量和微生物生物量。与化肥相比，施有机肥更有利于促进土壤氮矿化，原因可能与施有机肥可降低土壤C/N、增强土壤微生物活性有关[26]。施肥对不同土层土壤氮矿化的影响有差异。有研究显示，施有机肥处理表层(0～20 cm)土壤氮矿化量高于施化肥，而施化肥处理20～30 cm土层土壤氮矿化量高于施有机肥[8]。土壤氮矿化也会因有机肥的不同而有差异，如施加以紫花苜蓿为主要成分的有机物料对土壤氮素矿化的促进作用显著高于施加以长芒草为主要成分的有机物料[27]。

地膜覆盖增温保湿，可有效控制土壤温度和含水量，对土壤氮矿化产生影响。与未覆膜土壤相比，长期的地膜覆盖可改变土壤的水热状况，引起土壤中养分的有效性和微生物活性的变化，增加土壤氮矿化速率[28]。Zhang Hanyu等[2]研究了花生不同生长期内覆膜对矿化的影响，结果表明全程覆膜土壤氮矿化速率显著高于各生长期覆膜和不覆膜土壤。但也有研究认为，长期全程覆膜会造成土壤有机质的过分矿化，使土壤剖面中硝态氮残留累积量显著增加，容易通过淋溶和反硝化而损失[29]。

2 土壤氮矿化的试验方法

2.1 实验室培养方法

常用的实验室培养方法有好气培养法和淹水培养法两种。

2.1.1 好气培养法

好气培养法主要用于研究旱地土壤氮素矿化过程，目前以改进的好气间歇淋洗培养法使用较为广泛[3]。该方法具有以下特点：矿化过程较慢，能使土壤中易分解和难分解的有机氮均得到矿化[13]；在培养过程中需及时补充土壤水分，导致部分易分解性氮素被淋洗；只测定土壤氮的硝化量，操作较为方便，但不能准确估算土壤氮矿化量。

2.1.2 淹水培养法

土壤氮矿化是微生物参与的过程，受气温、降水和微生物等多种因素的综合影响。实验室培养法仅通过控制土壤温度和含水量对土壤氮矿化进行模拟研究，不但忽略了微生物数量、大小、活性等对土壤氮矿化的影响，而且难以模拟自然条件与农田管理模式(耕作、地膜覆盖)等对土壤环境的影响，不能客观反映土壤氮矿化特征。

2.2 田间原位培养法

常用的田间原位培养法主要有封顶埋管培养法和树脂芯培养法。

2.2.1 封顶埋管培养法

封顶埋管培养也叫顶盖埋管培养法，该方法既能避免降水对矿质氮的淋失，又可最大限度地保持土壤原有的水热状况和理化性质，能有效估算土壤氮矿化量和氮矿化速率，已在林地土壤和草地土壤上较为广泛地应用[9,21]。但塑料薄膜封顶使矿化管内土壤水分和温度不能及时与周围土壤保持同步变化，致使测定结果的精确度降低；同时，矿化管内狭小的空间限制了作物根系的生长，抑制作物活根系与硝化细菌间的竞争，因此可能会高估实际的硝化速率。

2.2.2 树脂芯培养法

与实验室培养方法相比，田间原位培养能客观反映氮矿化的条件，避免实验室内培养氮矿化速率高于田间培养的缺点；但原位培养难以控制多变的矿化条件，使观测数据的精度受到影响。

3 土壤氮矿化模型

自20世纪70年代开始建立土壤氮矿化模型以来，先后经历了动力学模型、环境效应模型和机理模型3个阶段。

3.1 动力学模型

动力学模型的基本思想为土壤氮矿化量是矿化时间的函数，两者之间成正相关。1972年Stanford创立了一阶模型[3]。基于该模型还派生出二组分模型、三组分模型、连续一阶模型和混合模型等。一阶模型用来模拟不同土壤类型、不同土地利用方式处理下的土壤氮矿化过程，应用较广泛[8]。然而，该模型只研究一个氮库，不能完整地描述氮素矿化过程，与其他实测结果存在系统误差，在培养开始和结束阶段均低估了氮矿化量，而在培养期间高估了氮矿化量。基于一阶模型来模拟土壤氮矿化速率与温度的关系，可建立热力学模型[31]和有效积温模型[8]。这类模型建模所需的参数较少，易于操作，多用于热带、亚热带和湿润地区[8]。

3.2 环境效应模型

环境效应模型是基于土壤氮矿化受土壤温度、含水量、有机质含量、土壤深度和培养时间等因素影响而建立的模型，主要有环境普适模型、温度效应模型、湿度效应模型、土壤pH对氮矿化的效应模型、单/多氮源矿化模型和单向/循环氮流矿化模型等[31]。这类模型涉及参数较多，实际应用较为复杂。如：环境普适模型涉及方法多，需在特定条件下才可以运用；单/多氮源矿化模型忽略了土壤C/N对氮矿化的影响，模拟结果不够精确。

3.3 机理模型

机理模型是基于模型设计者对有机质分解和土壤氮矿化过程的假设和理解，模拟土壤氮素的矿化和固定过程，并尽可能地准确描述和推断这些过程，如土壤氮素矿化—固定周转模拟的机理模型。土壤氮素矿化机理模型的建立需要大量的参数，难度较大，目前还处于探索阶段[32]。

4 展 望

综上所述，国内外学者针对典型地区的代表性土壤类型，已经从不同角度开展了大量有关土壤氮矿化的研究，并取得了丰硕成果，但在氮矿化过程、田间原位观测试验、氮矿化积累与流失之间的关系等方面的研究仍需要深入。结合我国目前在此领域的研究实际，未来应着重开展以下几个方面的研究。

4.1 土壤氮矿化过程的对比研究

准确刻画土壤氮矿化过程是深入理解土壤氮矿化机理乃至非点源氮素污染过程机理的重要基础，因而在以往研究的基础上，系统开展不同地区的土壤氮矿化过程研究尤为必要。目前，可根据自然环境条件与农业生产特点的差异分别选择典型区域，综合土壤水热耦合作用、不同耕作层及作物生长等条件，针对代表性土壤开展氮素矿化过程的对比研究。

4.2 土壤氮矿化的田间原位培养试验

目前国内氮矿化试验方法大多是室内控制培养，这与田间土壤氮矿化的实际情况有较大差异。采用原位矿化培养的方法，可以获取更加接近实际的数据。在未来的研究中，应更加重视长期田间原位培养试验，定量观测不同处理方式下土壤氮素矿化的时空动态。另外，我国幅员辽阔，土壤类型丰富且差异较大，很有必要建立以原位培养试验为基础的土壤氮矿化数据库和适合各区域的土壤氮矿化模型。

4.3 土壤氮矿化的水环境效应研究

4.4 特殊天气条件下的土壤氮素矿化研究

气候通过影响土壤环境(温度和含水量等)而对土壤氮矿化产生重要影响，气候变化尤其是特殊天气会对土壤环境产生剧烈影响。近年来，全球气候变化导致的异常天气时有发生，深入研究特殊天气条件下土壤氮矿化的过程，有助于准确理解土壤氮的积累与流失机理。

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(责任编辑 徐素霞)

国家自然科学基金项目(41471227)；矿区环境污染控制与修复湖北省重点实验室开放基金项目(201303)

S153.6

A

1000-0941(2016)10-0067-05

王伟(1990—)，男，甘肃陇西县人，硕士研究生，主要从事资源利用与环境效应研究；通信作者于兴修(1967—)，男，山东莒县人，教授，博士，主要从事资源利用与环境效应研究。

2015-11-20