控制灌溉下秸秆还田对稻田土壤氮素组成的影响

张忠学 李铁成 齐智娟 兰佳欣 陈 鹏 聂堂哲

(1.东北农业大学水利与土木工程学院， 哈尔滨 150030；2.东北农业大学农业农村部农业水资源高效利用重点实验室， 哈尔滨 150030)

0 引言

我国水稻种植面积占粮食总面积的28%，而其耗水量占全国总用水量的54%左右,占农业总用水量的65%以上[1]，用水量大且水分利用效率低。东北黑土区作为我国重要的水稻种植区域，耕地平均占有水资源量6.9×103m3/hm2，仅相当于全国平均水平的23%[2]。因此，发展节水灌溉是东北黑土区农业可持续发展的必然选择。在水稻生产过程中产生了丰富的秸秆资源，但目前东北黑土区仍面临秸秆焚烧严重、利用率低等问题[3]。因此探究节水灌溉条件下推行秸秆还田的可行性，对于促进东北黑土区农业可持续发展，保障国家粮食安全具有重要意义。

1 材料与方法

1.1 试验区概况

试验于2017年和2018年在黑龙江省水稻灌溉试验站进行，该站(127°40′45″E，46°57′28″N) 位于庆安县和平镇，是典型的寒地黑土分布区。从水稻移栽到成熟，该地区2017、2018年水稻生长期内日气温和降雨量变化如图1所示，多年平均水面蒸发量750 mm，作物水热生长期为156～171 d，全年无霜期128 d。气候特征属寒温带大陆性季风气候。供试土壤为黑土型水稻土，种植水稻20 a以上，土壤耕层厚度11.3 cm，犁底层厚度10.5 cm，土壤容重1.01 g/cm3，孔隙度61.8%。2017年移栽与施肥前土壤基本理化性质为: pH值6.45,耕层土壤(0～20 cm)基础肥力(均为质量比)为: 有机质41.8 g/kg、全氮15.06 g/kg、全磷15.23 g/kg、全钾20.11 g/kg、碱解氮198.29 mg/kg、有效磷36.22 mg/kg和速效钾112.06 mg/kg。2018年移栽与施肥前土壤基本理化性质为:pH值6.45,耕层土壤(0～20 cm)基础肥力(均为质量比)为:有机质42.9 g/kg、全氮17.16 g/kg、全磷15.25 g/kg、全钾20.22 g/kg、碱解氮198.29 mg/kg、有效磷37.43 mg/kg和速效钾112.13 mg/kg。

1.2 试验设计

试验采用施氮量和秸秆还田量2因素试验。控制灌溉模式除水稻返青期田面保持5～25 mm浅薄水层外，其余各生育阶段均不建立水层，以根层的土壤含水率为控制指标确定灌水时间和灌水定额，灌水上限为土壤饱和含水率，分蘖前期、分蘖中期、分蘖末期、拔节孕穗期、抽穗开花期及乳熟期土壤含水率下限分别为饱和含水率的85%、85%、60%、85%、85%、70%。全生育期施氮(纯氮)量设置4个水平，即N0(0 kg/hm2)、N1(85 kg/hm2)、N2(110 kg/hm2)、N3(135 kg/hm2)。秸秆还田量设置为有秸秆还田(上茬稻草全部还田，还田量为6 t/hm2)和无秸秆还田2个水平。试验共8个处理，每个处理设3次重复，共24个试验小区，每个小区面积100 m2(10 m×10 m)，各小区之间田埂向地下内嵌40 cm深的塑料板，防止各小区间的水氮交换。氮肥按照基肥、蘖肥、穗肥质量比例为4.5∶2∶3.5分施，基肥于水稻移栽前1 d施入，蘖肥于移栽后24 d施入，穗肥于移栽后72 d施入，各处理磷、钾肥用量(P2O545 kg/hm2、K2O 80 kg/hm2)均一致，磷肥在移栽前一次性施用，钾肥于移栽前和水稻8.5叶龄时分2次施用，前后施肥量比例为1∶1。秸秆于秋季收获后，使用粉碎机粉碎(长度小于10 cm)，然后翻埋于土壤中，翻耕深度20 cm。试验选用当地的水稻品种“龙庆稻3号”，其他大田管理措施如病虫害防治等均与当地高产田保持一致。2017年5月17日将长势相同的水稻幼苗进行移栽，9月20日收获；2018年5月18日将长势相同的水稻幼苗进行移栽，9月22日收获。

1.3 测定项目与方法

于水稻收获后，在各试验小区内选取5个样品点，使用直径为3.5 cm的土钻采集0～20 cm土层的土壤样品，将土壤样品混匀，剔除肉眼可见的植物残体、砾石等杂物，装入样品袋，带回实验室。一部分土壤样品放入干燥箱105℃干燥至质量恒定，测定土壤含水率；一部分土壤样品使用1 mol/L KCl溶液室温振荡1 h浸提，浸提液过滤后备用。浸提液使用 AA3型连续流动分析仪(Seal Analytical GmbH，德国，灵敏度 0.001 AUFS)测定铵态氮、硝态氮含量，采用K2S2O8氧化法在线氧化测定总可溶性氮(TSN)的含量，剩余土壤样品放入样品袋密封冷藏保存。

(1)

式中w——土壤表层铵态氮、硝态氮质量比，mg/kg

c——浸提液测试值，mg/L

m——土壤质量，g

土壤表层可溶性有机氮(SON)含量计算公式为

(2)

式中S——土壤表层可溶性有机氮质量比，mg/kg

T——土壤表层总可溶性氮质量比，mg/kg

(3)

(4)

(5)

式中M1——铵态氮在总可溶性氮中分配百分比，%

M2——硝态氮在总可溶性氮中分配百分比，%

M3——可溶性有机氮在总可溶性氮中分配百分比，%

wSON——土壤表层可溶性有机氮质量比，mg/kg

wTSN——土壤表层总可溶性氮质量比，mg/kg

于水稻成熟期从各试验小区内随机选取代表性水稻3株，将水稻植株地上部分分为茎、叶、穗3部分，放入干燥箱105℃、鼓风条件下杀青30 min，然后70℃干燥至质量恒定。干燥后的样品使用球磨机进行粉碎处理，过80目筛后混匀，采用H2SO4-H2O2消煮法和AA3型连续流动分析仪测定植株各部位全氮含量，剩余样品粉碎过筛后放入样品袋密封保存。

土壤表层(0～20 cm)氮矿化量根据氮平衡公式推算[11]，即

Nm=Nc+Na-Nf-Ni

(6)

其中

Na=0.1dPbC

(7)

图2 不同处理水稻收获后土壤表层(0～20 cm)无机氮含量Fig.2 Inorganic nitrogen content in soil surface (0～20 cm) of each treatment after rice harvesting

式中Nm——氮矿化量，kg/hm2

Nc——收获后植株吸氮量，kg/hm2

Na——水稻收获后土壤表层(0～20 cm)矿质氮累积量，kg/hm2

Nf——施入氮肥量，kg/hm2

Ni——土壤初始矿质氮累积量，kg/hm2

d——土层厚度，cm

Pb——土壤容重，g/cm3

C——土层中矿质氮质量比，mg/kg

将剩余土壤样品放入干燥箱105℃干燥至质量恒定，粉粹、过筛。使用微量天平称取土壤样品，用锡箔杯包好，经自动进样器进入元素分析仪。稳定同位素δ15N测试在东北农业大学农业农村部水资源高效利用重点实验室完成，采用元素分析仪(Flash 2000 HT，Thermo Fisher Scientific，美国)和同位素质谱仪(DELTA V Advantage，Thermo Fisher Scientific，美国)联用的方法测定土壤表层δ15N丰度。

氮同位素以δ值的形式给出，计算公式为

(8)

1.4 数据分析

采用Excel程序进行数据的相关计算，SPSS 19.0程序进行双变量相关性分析和显著性分析，Origin 9.0软件进行作图。

2 结果与分析

2.1 控制灌溉下秸秆还田与不同施氮量对土壤表层铵态氮、硝态氮、可溶性有机氮含量的影响

图3 不同处理水稻收获后土壤表层(0～20 cm)SON含量Fig.3 Soil surface (0～20 cm) SON content of each treatment after rice harvesting

图4 不同处理水稻收获后土壤表层(0～20 cm)总可溶性氮分配比例Fig.4 Distribution ratio of total soluble nitrogen in soil surface (0～20 cm) of each treatment after rice harvesting

2.2 控制灌溉下秸秆还田与不同施氮量对土壤表层总可溶性氮分配比例变化的影响

稻作控制灌溉模式下，秸秆还田与不同施氮量对水稻收获后土壤表层总可溶性氮分配比例的影响见图4。总体而言，控制灌溉模式下，2年无秸秆与施加秸秆处理土壤表层总可溶性氮分配比例M3均大于M1、M2。2年试验表明，稻作控制灌溉模式下，2017年无秸秆N1处理M1较N0处理减小6.3%，M2减小4.1%，N2、N3处理M1较N0处理增大17.8%、32.7%，M2较N0增大16.2%、15.0%，N1处理M3较N0处理增大0.7%，N2、N3处理M3较N0处理减小2.1%、3.0%。2018年无秸秆N1处理M1较N0处理减小0.1%，M2减小2.1%，N2、N3处理M1较N0处理增大14.2%、31.6%，M2较N0处理增大6.7%、39.1%，N1处理M3较N0处理增大0.2%，N2、N3处理M3较N0处理减小0.2%、5.7%。

施加秸秆后，2年N1、N2、N3处理M1随着施氮量的增加逐渐增大，M2逐渐减小，2017年N0处理M1较N1、N2、N3处理分别增大36.6%、23.2%、14.6%，M2分别增大28.0%、40.7%、54.2%。2018年N0处理M1较N1、N2、N3处理分别增大38.6%、25.0%、22.6%，M2分别增大28.6%、55.1%、64.3%,M3随着施氮量的增加而逐渐增大。

施加秸秆后，施氮量仅为N2(85 kg/hm2)时，M1、M2均低于无秸秆各施氮处理，M3均高于无秸秆各施氮处理。施加秸秆后，促进土壤表层中总可溶性氮以较稳定的可溶性有机氮的形式存在。

2.3 控制灌溉下秸秆还田与不同施氮量对土壤表层氮矿化量的影响

图5(图中不同小写字母表示处理间差异显著(P<0.05))为稻作控制灌溉模式下，秸秆还田与不同施氮处理下土壤表层(0～20 cm)氮矿化量。2年试验表明，控制灌溉模式下，无秸秆处理随着施氮量的增加，土壤表层氮矿化量逐渐增加，2017年N3处理氮矿化量较N0、N1、N2处理分别增大12.8%、22.9%、30.9%，2018年N3处理氮矿化量较N0、N1、N2处理分别增大7.1%、19.2%、30.4%，其中2017年与2018年N1、N2、N3处理氮矿化量显著高于N0处理(P<0.05)。

施加秸秆后，土壤表层氮矿化量随着施氮量的增加而增大，2017年N3处理土壤表层氮矿化量较N0、N1、N2处理分别增加20.2%、34.3%、39.6%，2018年N3处理土壤表层氮矿化量较N0、N1、N2处理分别增加21.4%、38.7%、41.2%，其中2017年与2018年N1、N2、N3处理土壤表层氮矿化量显著高于N0处理(P<0.05)。

图5 不同处理土壤表层(0～20 cm)氮矿化量Fig.5 Soil surface (0～20 cm) nitrogen mineralization of each treatment

在相同施氮量水平下，施加秸秆处理土壤表层氮矿化量高于无秸秆处理，2017年与2018年施加秸秆N0处理土壤表层氮矿化量与无秸秆N1、N2、N3处理无显著性差异(P<0.05)。

2.4 控制灌溉下秸秆还田与不同施氮量对土壤表层δ15N含量的影响

土壤中的有机质是天然土壤碳库和氮库的源，主要来自地上植物残体，因此土壤中的碳、氮同位素组成与植物残体的同位素组成非常相近[12]。土壤氮的稳定同位素δ15N丰度的演变，可以灵敏、精确地反映土壤氮生物地球化学循环，并且土壤氮同位素组成特征能有效揭示土壤有机质的分解程度、土壤氮动态和含量的微小迁移[13-14]。2017年和2018年控制灌溉模式下，秸秆还田与不同施氮量处理水稻收获后土壤表层(0～20 cm)δ15N含量如表1所示。2年试验中，控制灌溉模式下，2017年无秸秆N0处理土壤表层δ15N含量较N1、N2、N3处理分别增加27.5%、8.6%、2.1%，2018年无秸秆N0处理土壤表层δ15N含量较N1、N2、N3分别增加22.1%、6.6%、1.9%，2017年N2、N3处理土壤表层δ15N含量较N1处理分别增加17.4%、24.9%，2018年N2、N3处理土壤表层δ15N含量较N1处理分别增加14.6%、19.8%(P<0.05)。

表1 不同处理水稻收获后土壤表层(0～20 cm)δ15N含量Tab.1 Soil surface (0～20 cm) δ15N content of each treatment after rice harvesting

注：同列不同字母表示处理间差异显著(P<0.05)。

施加秸秆后，2017年N0处理土壤表层δ15N含量较N1、N2处理分别增加13.3%、9.0%，2018年N0处理土壤表层δ15N含量较N1、N2处理分别增加11.7%、8.5%，2017年与2018年N3处理土壤表层δ15N含量与N0处理无显著性差异(P>0.05)。

施加秸秆N1、N2处理土壤表层δ15N含量与无秸秆N2、N3处理无显著性差异，施加秸秆N3处理土壤表层δ15N含量显著高于无秸秆N2、N3处理(P<0.05)。土壤氮稳定同位素含量对各氮库中氮元素的迁移具有很好的指示作用，本研究通过对比分析控制灌溉模式下秸秆还田与不同施氮量处理土壤表层δ15N含量，能为东北寒地黑土稻田氮转化过程提供有力证据。

2.5 控制灌溉下土壤表层总可溶性氮与氮组分以及δ15N含量的相关关系

控制灌溉模式下秸秆还田与不同施氮量处理水稻收获后土壤总可溶性氮与氮组分以及δ15N含量之间的相关系数如表2所示。总体而言，2017年与2018年土壤总可溶性氮含量与可溶性有机氮、铵态氮、硝态氮、δ15N含量之间的相关性发生了较大变化。施加秸秆后，2017年可溶性有机氮含量与总可溶性氮含量的相关性由显著正相关变为正相关，铵态氮含量与总可溶性氮含量的相关性由正相关变为负相关，硝态氮含量与总可溶性氮含量的相关性由正相关变成显著正相关。2018年铵态氮含量与总可溶性氮含量的相关性由显著正相关变成负相关，硝态氮与总可溶性氮的相关性由正相关变成负相关，δ15N含量与总可溶性氮含量相关性由正相关变成负相关。出现这种现象的原因可能是除了秸秆本身带有一定量的氮素外，秸秆还田对土壤氮素的变化也产生了重要的影响。2017—2018年无秸秆处理可溶性有机氮含量与总可溶性氮含量的相关性，由显著正相关变成了正相关，铵态氮与总可溶性氮的相关性由正相关变成显著正相关，δ15N含量与总可溶性氮含量的相关性由负相关变成正相关。2017—2018年施加秸秆处理硝态氮含量与总可溶性氮含量的相关性由显著正相关变成负相关。可溶性有机氮、硝态氮、铵态氮、δ15N含量与总可溶性氮含量相关性的变化说明土壤总可溶性氮含量与氮组分以及δ15N含量的关系不仅受秸秆还田的影响，还受施入氮肥或其他因素的共同影响。但在秸秆还田条件下土壤氮素变化的过程机制尚不清楚，有待进一步研究。

表2 不同处理水稻收获后土壤表层(0～20 cm)总可溶性氮与氮组分、δ15N含量之间的相关系数Tab.2 Correlation coefficient between total soluble nitrogen and nitrogen components and δ15N content in soil surface (0～20 cm) of each treatment after rice harvesting

注：*表示P<0.05。

3 讨论

土壤氮库主要分为矿质氮和有机氮，矿质氮与有机氮含量是土壤肥力的内部表征[15]。自然界土壤中，绝大多数的氮素是有机氮，而可溶性有机氮又是土壤有机氮中最活跃的组分。土壤可溶性有机氮是土壤微生物氮素的重要来源，一些小分子量SON(如游离氨基酸等)可以直接被植物吸收利用[16]。本研究表明，控制灌溉模式下，无秸秆处理土壤表层(0～20 cm)SON含量随着施氮量的增加而增加，这是因为尿素作为小分子的SON，补充了土壤中的SON含量。施加秸秆后，土壤表层(0～20 cm)SON含量低于无秸秆处理，且随着施氮量的增加逐渐上升。这与吕盛等[17]得出的结论一致。这可能是因为，当碳氮比较高的秸秆施入土壤后为微生物提供了充足的碳源，微生物大量生长繁殖，由于外源氮源的缺乏，微生物会同化土壤中的可溶性有机氮，造成土壤可溶性有机氮的降低，但随着施氮量的增加，外源氮源充足，土壤表层(0～20 cm)SON含量逐渐上升，土壤表层M3逐渐增大，促进土壤表层总可溶性氮以较稳定的可溶性有机氮形态存在，从而可以减少土壤氮素流失，防止流域水体污染。

土壤氮素矿化水平直接影响土壤氮素供应状况，本研究表明，控制灌溉模式下，无秸秆处理，土壤表层(0～20 cm)氮矿化量随着施氮量的增加而增大，这可能是因为施入氮肥(尿素)作为小分子易分解的SON，在土壤中的周转速率快，进入土壤后在脲酶和硝化细菌等作用下快速转化成矿质氮[24]。施加秸秆后，土壤表层(0～20 cm)氮矿化量随着施氮量的增加而增大，且高于无秸秆相同施氮量处理，这可能是因为微生物活动增强，加速尿素中的小分子SON以及秸秆中SON矿化[25]，使得相同施氮量处理时，施加秸秆处理氮矿化量高于无秸秆处理，施加秸秆可以提高土壤供氮能力。

施用秸秆与化肥在提高土壤肥力与供氮能力的同时，也改变了土壤的氮同位素特征[26]。本研究表明，控制灌溉模式下，无秸秆施氮量N0处理δ15N含量显著高于其他施氮量处理，N1、N2、N3处理土壤表层δ15N含量逐渐升高；施加秸秆后，N0处理δ15N含量显著高于其他施氮量处理，N1、N2、N3处理土壤表层δ15N含量逐渐升高。这可能是因为化肥氮δ15N含量较低，一般为-0.38%～0.09%，秸秆中δ15N含量一般为1%，高者可达2%[27]，随着施氮量的增加，植株吸收的化肥氮增多，导致土壤中重同位素富集。这与郭智成等[27]的研究结果一致。可溶性有机氮、硝态氮、铵态氮、δ15N含量与总可溶性氮含量相关系数的变化说明土壤总可溶性氮含量与氮组分以及δ15N含量的关系不仅受秸秆还田、施入氮肥的影响，还可能受降雨量、温度、光照、土壤pH值等多种因素的共同影响。

4 结论

(2)稻作控制灌溉模式下，秸秆还田可提高土壤供氮能力，N0处理土壤表层氮矿化量与无秸秆处理最高氮矿化量无显著性差异(P>0.05)，随着施氮量的增加，土壤表层氮矿化量显著高于无秸秆处理(P<0.05)。无秸秆还田处理随着施氮量的增加，土壤表层氮矿化量逐渐增大。