淹水条件下石灰对不同水稻土壤无机氮和N2O排放的影响

庄艳++杨程

摘要：秸秆还田和施用石灰是水稻种植的常用措施，目前对2种措施下土壤无机氮变化和N2O排放情况了解得较少。选取5种理化性质差异较大的水稻土壤，加入玉米秸秆，设置添加、不添加石灰2种处理，于25 ℃室内淹水培养40 d，调查土壤无机氮含量及N2O气体排放的变化。结果表明，添加秸秆淹水培养40 d后，5个水稻土壤铵态氮含量无显著差异，达到6.16～7.75 mg/kg。除淮安土壤外，整个培养过程中其他4个土壤硝态氮含量呈现显著降低趋势，培养40 d时降至10 mg/kg以下。硝态氮含量最高的淮安水稻土壤N2O累积排放量达到48.9 mg/kg，显著高于其他4个土壤（12.3～18.6 mg/kg）。土壤N2O排放集中在培养过程中的前5 d，约占总排放量的97.4%～99.1%。添加石灰没有明显改变土壤无机氮含量，但显著降低N2O排放量，N2O降幅达到25.3%～81.7%，随着土壤pH值提高呈降低趋势。

关键词：水稻土壤；石灰；秸秆；无机氮；N2O排放

中图分类号： S153；S511.06文献标志码： A文章编号：1002-1302（2017）23-0262-05

因此，研究水稻种植过程中土壤氮形态和含量变化及其影响因素具有重要意义。秸秆还田和施用石灰是亚热带地区水稻种植的常用措施[2，5-6]，可以有效提高土壤肥力和有机碳含量，改善土壤结构[7-9]，同时减轻土壤酸化带来的不利影响[5]。若是秸秆和石灰同时施用，石灰会对秸秆的分解产生一定影响。水稻种植过程常处于干湿交替状况，秸秆因石灰的添加，其分解情况也会有所差异，从而会改变无机氮（铵态氮和硝态氮）的供应。考虑到水稻是较为偏好铵态氮的作物，探讨石灰施用条件下作物秸秆在水稻土壤中的供氮能力，可以指导水稻种植和氮肥施用量，但是目前相关研究较少。值得注意的是，添加秸秆会增加土壤活性有机碳含量，淹水条件下会刺激土壤硝态氮的反硝化过程而产生较多的N2O[10]。因N2O对环境的负面影响（既是重要的温室气体，也是平流层臭氧的破坏者）[11-12]，秸秆和石灰添加到水稻土壤中后N2O排放应引起充分重视。我国水稻土壤类型较多，pH值差异较大，施用石灰对高pH值的水稻土壤影响会小于低pH值土壤。因此，施用秸秆和石灰后氮的供应能力和N2O排放可能会因水稻土壤自身pH值不同而有较大差异。本试验选取pH值差异较大的5种水稻土壤，研究淹水条件下秸秆和石灰添加对土壤无机氮和N2O排放的影响，以期为水稻种植和环境效应提供理论依据。

1材料与方法

1.1試验材料

本试验共采集5种水稻土，土壤理化性质差异较大（表1）。分别采集江西省鹰潭市余江县中国科学院红壤生态实验站的由红砂岩发育的水稻土（YT）、江苏省宜兴市冲积物发育的水稻土（YX）、江苏省句容市下蜀黄土发育的水稻土（JR）、江苏省淮安市湖积物发育的水稻土（HA）、中国科学院四川盐亭紫色土农业生态试验站紫砂岩发育的水稻土（SC）。江西鹰潭位于27°35′～30°04′N，113°34′～118°28′E，属于典型亚热带湿润季风气候，年均降水量为1 785 mm，年均温为18.4 ℃。江苏省宜兴市位于31°07′～31°37′N，119°31′～120°03′E，属于亚热带季风气候，年平均气温15.7 ℃，年平均降水量 1 177 mm。江苏省句容市位于31°37′～32°19′N、118°58′～119°58′E，属于北亚热带中部气候区，亚热带暖湿季风气候，年均温15.2 ℃，年均降水量1 059 mm。淮安市位于江苏省北部，32°43′～34°06N，118°12′～119°36′15E，年降水量 894 mm，年均温14.8 ℃。盐亭试验站位于31°16′N，105°27′E，该地海拔400 m，属于亚热带湿润季风气候，年均降水量825.8 mm，年均温17.3 ℃。

1.2试验设计

每个水稻土壤设置添加、不添加石灰（主要成分CaO）2种处理，每个处理3次重复，玉米秸秆和石灰加入量按照大田常规施用量，分别为4 500 kg/hm2和750 kg/hm2。具体操作步骤如下：称取相当于30 g烘干土的新鲜土样于250 mL三角瓶中，加入一定量的玉米秸秆和石灰，充分混匀，按水土质量比1 ∶1加入蒸馏水，再次轻轻混匀。用保鲜膜封住瓶口，用针头扎2个小孔利于通气。25 ℃恒温培养40 d，每3 d称量补充1次水分保持土壤恒质量。分别在1、2、3、5、10、15、20、25、40 d时取气测定N2O和CO2浓度。分别在培养 0.5 h、1、5、10、25、40 d时随机选取3瓶破坏性采样，测定土壤NH4+和NO3-含量。气体取样操作过程如下：在规定采样时间，每个土壤添加和不添加石灰处理，随机选取3瓶，去掉三角瓶上的保鲜膜，盖紧硅橡胶塞并在周围涂抹704硅胶以密封瓶口，于固定装置上抽真空后充入室内空气，重复3次，每次1 min。将采气口用704硅胶密封，在25 ℃恒温培养箱中培养4 h后采集气体样本，测定N2O和CO2产生量。抽取气样前用注射器反复抽提瓶内气体3次以混匀气体。气体采样后，加入120 mL 2.5 mol/L KCl溶液于不加乙炔处理的三角瓶中，使KCl最终浓度达到2 mol/L，25 ℃、250 r/min下振荡1 h，定量滤纸过滤，采用Skalarplus San流动分析仪测定提取液中NH4+-N和NO3--N含量。

1.3测定方法

土壤理化性质按照鲁如坤《土壤农业化学分析方法》中相应方法测定[13]。土壤pH值（水土质量比2.5 ∶1）采用DMP-2 mV/pH计（Quark Ltd，Nanjing，China）测定，土壤电导率EC值（水土质量比 5 ∶1）采用电导率仪（KangYi Corp.，China）测定，土壤全氮含量采用半微量凯氏定氮法测定，土壤有机碳含量采用重铬酸钾容量法测定，土壤粒径采用激光粒度分析仪测定（Beckman Coulter，Brea，CA，USA），土壤N2O和CO2浓度采用Agilent 7890气相色谱仪测定。endprint

1.4数据处理

N2O和CO2排放速率根据密闭4 h后三角瓶内气体N2O和CO2浓度与密闭前测定的N2O和CO2浓度差值计算。培养期间N2O和CO2累积排放量为前后2次采样测定的浓度平均值与时间间隔乘积的累加值。采用SPSS 13.0软件进行方差分析（One-Way ANOVA），采用Duncans法进行差异显著性检验，采用Spearmans rank法进行相关性分析。

2结果与分析

2.1水稻土壤基本理化性质

供试5种水稻土壤基本理化性质差异较大（表1）。与其他4个水稻土相比，鹰潭土壤pH值（5.26）、TC含量（7.90 g/kg）、TN含量（0.81 g/kg）和电导率（19.2 μS/cm）最低。句容和宜兴土壤pH值分别达到5.81和5.92，而淮安和四川土壤均大于7。5个土壤C/N介于8.62（JR）～13.70（HA）之间。随着土壤pH值的提高，土壤TC、TN含量和电导率整体均提高。相关分析表明，土壤pH值与TC和TN含量呈极显著正相关（P<0.01），与NO3-含量呈显著相关（P<0.05）。5个土壤无机氮均以硝态氮为主，铵态氮含量在5.88（JR）～12.80 mg/kg（SC）之间，硝态氮含量均超过 20 mg/kg，YX最高（92.8 mg/kg），HA次之（75.0 mg/kg），SC最低（23.4 mg/kg）。5个水稻土壤质地有着显著差异，YT和SC土壤以沙粒为主，而YX和HA土壤分别以粉粒和黏粒为主，其比例分別约为60.1%和52.5%，JR土壤黏粒、粉粒和沙粒所占比例无太大差异。

2.2土壤铵态氮与硝态氮含量变化

由图1可以看出，对照处理培养1 d后，YT土壤NH4+-N含量最高（14.3 mg/kg），JR（9.61 mg/kg）和HA（8.87 mg/kg）次之，YX（4.67 mg/kg）和SC（4.29 mg/kg）最低，随着培养时间的延长，5个水稻土壤NH4+-N含量之间

的差异减小，至培养 40 d，各个土壤NH4+-N含量无显著差异，为6.16～7.75 mg/kg。土壤NO3--N含量变化趋势与NH4+-N变化不一致。除HA土壤外，其他4个土壤 NO3--N 含量前期急剧下降而后期趋于稳定，培养10 d后，NO3--N含量均低于10 mg/kg。培养 1 d 后，HA土壤 NO3--N 含量130 mg/kg，随后降低，但至培养结束后仍有含量高达94.1 mg/kg的硝态氮存在，显著高于其他4个土壤。除JR土壤培养25 d外，添加石灰后各土壤NH4+-N和NO3--N含量无明显变化。

2.3土壤N2O和CO2排放

由图2可以看出，整个培养过程5个水稻土壤N2O排放速率均以第1天最高，以HA最大，达到17 648 μg/（kg·d），明显高于其他4个土壤，YT、JR、YX、SC分别达到9 951、8 789、11 051、7 162 μg/（kg·d）。随后各土壤N2O排放速率随培养时间的增加迅速下降，培养5 d后，各土壤N2O排放速率降至20 μg/（kg·d）以下，培养40 d后5个水稻土壤N2O

排放速率无显著差异。整个培养过程中，HA土壤N2O累积排放量为48.9 mg/kg，显著高于YT（18.1 mg/kg）、JR（14.8 mg/kg）、YX（18.6 mg/kg）和SC（12.3 mg/kg）（表2）。5个水稻土壤N2O的排放集]中在培养过程中的前5 d，在此期间土壤N2O排放量分别占总排放量的97.4%～99.1%。相关分析表明，土壤N2O累积产生量与土壤pH值、EC值、TC含量、TN含量、C/N、NH4+含量、NO3-含量无显著相关性（表3）。添加石灰后5种水稻土壤N2O排放速率变化与无石灰添加处理一致，培养前 5 d 添加石灰显著降低N2O排放量，5种土壤表现出相同趋势。培养40 d后，各土壤添加石灰处理N2O累积产生量均显著低于对照处理（表2），N2O降幅以pH值较低的JR和YT最大，分别为81.7%和72.8%，其次为YX（40.1%）和SC（36.9%），最小为HA（25.3%）。相关分析表明，由添加石灰引起的土壤N2O降幅与TN含量呈显著相关（表3）。

由图2可以看出，5种水稻土壤CO2排放速率波动较大。培养1 d后，pH值较高的HA[9.22 mg/（kg·d）]和SC[8.85 mg/（kg·d）]土壤CO2排放速率低于pH值较低的YT[29.4 mg/（kg·d）]、YX[26.4 mg/（kg·d）]和JR[29.7 mg/（kg·d）]土壤。随着培养时间延长，土壤CO2排放速率升高，SC土壤CO2排放速率在10 d达到最大值，为51.1 mg/（kg·d），而YT、YX、JR、HA土壤在15 d达到最大值，分别达到45.1、65.8、89.4、66.9 mg/（kg·d）。之后，5种水稻土壤CO2排放速率下降，培养40 d，CO2排放速率达到

3讨论

之前相关学者的研究结果表明，蔬菜地添加有机物料淹水后，土壤铵态氮含量会有一定程度的积累[3，14]。基于此结果和水稻喜铵特性，我们认为实际水稻种植过程中添加秸秆和石灰淹水后，若土壤铵态氮含量有所提高，可减少氮肥的施用。但本研究结果表明，水稻土壤添加秸秆和石灰淹水后，铵态氮含量并没有显著变化，5种水稻土壤表现出同一趋势。本试验与笔者前期研究不一致的地方有2点：有机物料类型和培养用土量[3，14]。前期研究采用的有机物料为紫花苜蓿和黑麦草等绿肥，用土量为100 g，而本试验为玉米秸秆，用土量为30 g。与绿肥相比，玉米秸秆较难分解，可能是制约其矿化产生铵态氮的原因[15-16]。此外，用土量的减少导致淹水后土壤还原强度不够，秸秆的分解能力变弱也是另一因素。前人研究发现，pH值提高能够加快作物秸秆的分解[3，17]，原位调查水稻种植过程中石灰和秸秆添加后铵态氮含量的变化值得进一步研究。endprint

添加秸秆淹水后土壤N2O排放速率因水稻土壤类型而有较大差异，本试验中淮安土壤N2O排放量最大，显著高于其他4个土壤。虽然土壤N2O累积产生量与土壤初始硝态氮含量无显著关系，但具体到单一土壤来说整个培养过程中N2O排放速率与硝态氮含量变化呈显著的指数关系（数据未列出），这表明此条件下土壤N2O受底物硝态氮含量的控制，硝态氮的反硝化过程主导N2O的产生。除硝态氮外，5个土壤pH值和质地差异也可能是影响N2O排放的主要因素。同等反硝化强度下，高pH值会促进硝态氮反硝化过程中N2O转化为N2的能力[3，18-19]，而高黏粒组成的土壤淹水条件下厌氧概率较高[20]，会提高硝态氮的还原率。因此，对于高pH值的水稻土壤来说，如淮安地区土壤，土壤存在的高硝态氮含量和黏粒组成促进N2O排放的这种效应会因pH值的提高而削弱。本研究通过添加石灰提高土壤pH值而降低N2O排放的结果证实这一点，5个土壤均表现出相同趋势，但N2O降幅随土壤本身pH值的增大而呈降低趋势。pH值分别为 5.26 和5.81的鹰潭和句容土壤添加石灰后N2O降幅分别达到728%和81.7%，而pH值分别为7.77和7.83的淮安和四川水稻土壤分别减少25.3%和36.9%，这表明添加石灰减少N2O排放效应随着土壤pH值的提高而降低。

值得注意的是，5个土壤初始硝态氮含量与pH值呈显著正相关。一般认为，高pH值土壤氨氧化菌数量和活性较大，有利于铵态氮氧化为硝态氮[21]。因此，好气条件下高pH值土壤若存在较多的铵态氮，将很快转化为硝态氮。考虑到培养过程中土壤N2O排放与硝态氮含量有较大的相关性，控制水稻种植过程中晒田、烤田或晾田阶段铵态氮到硝态氮的转化尤为重要。

4结论

淹水添加秸秆后并没有明显改变5种水稻土壤铵态氮含量但显著减少硝态氮含量。N2O排放因土壤本身理化性质而有较大差异，硝态氮含量最高的淮安水稻土壤N2O排放量最高，而CO2排放量无显著差异。石灰添加没有改变土壤无机氮含量，但是显著降低N2O排放量，N2O降幅随土壤pH值提高呈降低趋势。

参考文献：

[1]何电源. 关于稻田施用石灰的研究[J]. 土壤学报，1992，29（1）：87-93.

[2]Xu R K，Zhao A Z，Yuan J H，et al. pH buffering capacity of acid soils from tropical and subtropical regions of China as influenced by incorporation of crop straw biochars[J]. Journal of Soils and Sediments，2012，12（4）：494-502.

[3]Liu S L，Huang D Y，Chen A L，et al. Differential responses of crop yields and soil organic carbon stock to fertilization and rice straw incorporation in three cropping systems in the subtropics[J]. Agriculture Ecosystems and Environment，2014，184（1）：51-58.

[4]Eagle A J，Bird J A，Horwath W R，et al. Rice yield and nitrogen utilization efficiency under alternative straw management practices[J]. Agronomy Journal，2000，92（6）：1096-1103.

[5]Pypers P，Verstraete S，Thi C P，et al. Changes in mineral nitrogen，phosphorus availability and salt-extractable aluminum following the application of green manure residues in two weathered soils of South Vietnam[J]. Soil Biology and Biochemistry，2005，37（1）：163-172.

[6]Navas M，Benito M，Rodríguez I，et al. Effect of five forage legume covers on soil quality at the Eastern plains of Venezuela[J]. Applied Soil Ecology，2011，49（1）：242-249.

[7]Vitousek P M，Howarth R W. Nitrogen limitation on land and in the sea：how can it occur[J]. Biogeochemistry，1991，13（2）：87-115.

[8]Weier K L，Doran J W，Power J F，et al. Denitrification and the dinitrogen/nitrous oxide ratio as affected by soil water，available carbon，and nitrate[J]. Soil Science Society of American Journal，1993，57（1）：66-72.

[9]朱同彬，張金波，蔡祖聪. 淹水条件下添加有机物料对蔬菜地土壤硝态氮及氮素气体排放的影响[J]. 应用生态学报，2012，23（1）：109-114.endprint

[10]Bollmann A，Conrad R. Influence of O2 availability on NO and N2O release by nitrification and denitrification in soils[J]. Global Change Biology，1998，4（4）：387-396.

[11]Williams E J，Hutchinson G L，Fehsenfeld F C. NOx and N2O emissions from soil[J]. Global Biogeochemical Cycles，1992，6（4）：351-388.

[12]鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京：中国农业科学技术出版社，1999.

[13]Meng T Z，Zhu T B，Zhang J B，et al . Liming accelerates the NO3- removal and reduces N2O emission in degraded vegetable soil treated by reductive soil disinfestation （RSD）[J]. Journal of Soils and Sediments，2015，15（9）：1968-1976.

[14]Huang Y，Zou J W，Zheng X H，et al. Nitrous oxide emissions as influenced by amendment of plant residues with different C ∶N ratios[J]. Soil Biology and Biochemistry，2004，36（6）：973-981.

[15]Zhu T B，Zhang J B，Cai Z C. Effects of organic material amendment and soil water content on NO，N2O and N2 emissions in a nitrate rich vegetable soil[J]. Biology and Fertility of Soils，2013，49（2）：153-163.

[16]Curtin D，Campbell C A，Jalil A. Effects of acidity on mineralization：pH-dependence of organic matter mineralization in weakly acidic soils[J]. Soil Biology and Biochemistry，1998，30（1）：57-64.

[17]Weier K L，Gilliam J W. Effect of acidity on denitrification and nitrous oxide evolution from Atlantic coastal plain soils[J]. Soil Science Society of American Journal，1986，50（5）：1202-1205.

[18]Simek M，Cooper J E. The influence of soil pH on denitrification：progress towards the understanding of this interaction over the last 50 years[J]. European Journal of Soil Science，2002，53（3）：345-354.

[19]Garrido F，Hénault C，Gailard H，et al. N2O and NO emissions by agricultural soils with low hydraulic potentials[J]. Soil Biology and Biochemistry，2002，34（5）：559-575.

[20]Chu H Y，Fujii T，Morimoto S，et al. Population size and specific nitrification potential of soil ammonia-oxidizing bacteria under long-term fertilizer management[J]. Soil Biology and Biochemistry，2008，40（7）：1960-1963.

[21]Chu H Y，Fujii T，Morimoto S，et al. Community structure of ammonia-oxidizing bacteria under long-term application of mineral fertilizer and organic manure in a sandy loam soil[J]. Applied and Environmental Microbiology，2007，73（2）：485-491.江蘇农业科学2017年第45卷第23期江苏农业科学2017年第45卷第23期陈晓宇. γ射线辐射制备纤维素吸水材料[J]. 江苏农业科学，2017，45（23）：267-270.endprint