外加氮源影响下铁铝氧化物在土壤氮素转化中的作用

刘彩凤，王韦现，马红亮 *

1.福建师范大学地理科学学院, 福建 福州 350007 2.福建师范大学, 湿润亚热带山地生态国家重点实验室培养基地, 福建 福州 350007

氮是限制陆地生态系统生产的营养元素之一，土壤中的有机氮通过微生物作用转变成无机态的NH4+-N或NO3--N才能被植物吸收利用[1]. 此外，铁铝氧化物作为土壤中最为普遍存在的次生黏土矿物组成部分，是有机和无机阴阳离子的有效吸附剂[2]，它们的存在对土壤有机质具有保护作用[3-4]. 因此，土壤中铁铝氧化物很有可能通过影响土壤微生物活性，进而影响土壤有机氮的分解、矿化作用，并最终影响土壤有机氮库及其生物可利用性. 亚热带地区土壤中富含大量不同形态的铁铝氧化物[5-6]，所以深入探讨氮添加和铁铝氧化物对土壤氮素转化作用的影响十分必要.

氮添加对氮库和氮硝化、矿化以及固定化等过程具有显著影响[7-8]. 已有研究[9-11]显示，添加不同形态氮会促进氮素矿化；而马红亮等[12]研究发现，低氮(50 mg/kg)水平会促进氮素矿化，中氮(100 mg/kg)和高氮(150 mg/kg)水平则抑制矿化. 还有研究认为，氮添加可以增加氮素净硝化作用[7-8,13]，也可以降低[14]或者是没有影响[7,15]；此外，LU等[8]研究指出，氮添加不会影响氮固定. 氮输入对氮素转化的影响可能与不同土壤中铁铝氧化物状态有关.

铁铝氧化物在土壤和水中的存在状态多种多样，其不同状态对氮素的存在形态有着不同的影响. 游离氧化铁铝能保护土壤有机质[5]，还是可变正电荷的主要载体[16]，在阴离子的吸附中起着重要作用. 非晶质氧化铁铝有较高的表面活性及大量表面电荷，可通过抑制土壤微生物、土壤酶来抑制有机质分解[17-18]，从而影响氮素矿化作用. 络合态氧化铁铝常与有机质结合形成有机矿质复合体[5]进而影响矿化作用. 因此，铁铝氧化物的存在对维持土壤结构的稳定性具有重要作用，对氮素在土壤中的转化产生深远的影响. 目前，针对我国地带性土壤铁铝氧化物的研究，学者们主要开展有关铁铝氧化物对土壤团聚体稳定性[3]以及对有机碳吸附作用的研究[19]. 另外，有研究发现，水稻土黄棕壤各种形态的铁铝氧化物含量与稳定性有机碳氮含量呈显著正相关，且在黏粒部分其含量最高[20]. 因此，不同形态铁铝氧化物在土壤氮素转化中一定发挥着重要的作用，并且可能与不同形态氮存在相互作用.

该研究以中亚热带森林红壤为研究对象，采取化学选择性溶提技术分别去除不同类型氧化铁铝后，通过室内模拟添加不同氮源，研究外加氮源影响下铁铝氧化物在土壤氮素转化中的作用，以揭示土壤矿物特性在土壤氮循环中的重要性.

1 材料与方法

1.1 采样区概况

福建省建瓯市万木林自然保护区(27°03′N、118°09′E)地处武夷山山脉东南、鹫峰山脉西北. 取样区是罗浮栲林，位于中上坡，海拔350 m，坡向270°，坡度35°. 土壤为花岗岩发育的中性、微酸性山地红壤. 取样区属中亚热带季风气候，年均气温19.4 ℃，相对湿度81%，全年无霜期达277 d，年均降水量1 673.3 mm. 群落主要由壳斗科栲属的常绿阔叶林组成，主要树种有罗浮栲(Castanopsisfabric)、丝栗栲(Castanopsisfargesii)、南岭栲(Castanopsisfordii)、拉氏栲(Castanopsislamontii)等[21]. 灌木层的树种比较丰富，主要有杜茎山(Maesajaponica)、狗骨柴(Diolosporadubia)、薄叶山矾(Symplocosanomala)、沿海紫金牛(Ardisiapunctata)等. 由于上层高度郁闭，因此草本植物分布极少.

1.2 试验设计

供试土壤：以罗浮栲森林土壤为研究对象，采集0～15 cm深度范围土壤，将土样去除可见根系和碎石，再风干、磨碎过筛(孔径2 mm)，充分混匀. 利用化学选择性溶提技术，分别去除土壤中不同形态的氧化铁铝[22]. 具体操作过程：称取供试土壤样品各3份，分别用连二亚硫酸钠-柠檬酸钠-重碳酸钠溶液(DCB)去除土壤中的游离氧化铁铝；用pH为3.2的草酸铵缓冲液(AAO)去除土壤中的非晶质氧化铁铝；用pH为8.5的焦磷酸钠溶液(SP)去除土壤中的络合态氧化铁铝. 土样经不同溶剂与方法处理后离心过滤，再用氯化钠溶液洗土样3次. 将去除氧化铁铝后的土壤样品经风干处理，设为供试土样，以未经处理的土壤样品作为对照. 供试土壤样品的基本理化性质:未经处理的(T1)土壤的w(TC)为28.3 g/kg，w(TN)为2.1 g/kg，w(游离氧化铁)为59.69 g/kg，w(游离氧化铝)为4.68 g/kg，w(非晶质氧化铁)为21.63 g/kg，w(络合态氧化铁)为6.38 g/kg. 土壤经去除铁铝氧化物后的氮素含量变化规律(见表1)：T1和T2土壤的变化规律相似，w(NH4+-N)最高，其中T2土壤的w(NH4+-N)高达292.68 mg/kg;而T3和T4土壤的变化规律相似，w(NO3--N)最高，其中T3土壤的w(NO3--N)高达109.93 mg/kg.

培养试验：在4种土样中分别添加不同形态氮，分别为丙氨酸(氨基酸态氮，AA)、硫酸铵(铵态氮，AN)、硝酸钠(硝态氮，NAN)和亚硝酸钠(亚硝态氮，NIN)溶液，各形态氮添加量均为40 mg/kg，对照组(CK)滴加等量蒸馏水，共60个培养瓶(4种土样×5个氮处理×3个重复). 各处理在20 ℃、60%饱和持水量条件下培养，在培养期间定期用称重法补充损失水分，培养21 d后取样. 用0.5 mol/L的K2SO4溶液浸提培养后的土壤，经1 h振荡(200 r/h)、10 min离心(4 000 r/min)，用定量滤纸过滤后得到土壤浸提液，浸提液于4 ℃冰箱保存，然后分别测得浸提液中的w(NH4+-N)、w(NO3--N)和w(氨基酸).

表1 供试土壤样品的基本理化性质

1.3 测定方法与计算

土壤pH采用1∶2.5土水比例的电位法，以pH仪测定. 土壤中不同形态铁铝氧化物含量的测定采用鲁如坤[22]的方法：采用DCB法提取游离态氧化铁铝，AAO法提取非晶质氧化铁铝，SP法提取络合态氧化铁铝，提取液经稀释后，用分光光度计测定. 土壤w(NH4+-N)用靛酚蓝比色法测定，w(NO3--N)用紫外分光光度法测定，w(氨基酸)用茚三酮比色法测定.

土壤氮素矿化速率的计算：

AR=([NH4+-N]t-[NH4+-N]0)/t

(1)

NR=([NO3--N]t-[NO3--N]0)/t

(2)

MR=AR+NR

(3)

式中：AR、NR、MR分别为净氨化速率、净硝化速率、净矿化速率，mg/(kg·d)；[NH4+-N]t、[NO3--N]t分别为培养后的铵态氮、硝态氮含量，mg/kg；[NH4+-N]0、[NO3--N]0分别为各处理准备好培养时的铵态氮、硝态氮含量，mg/kg；t为培养时间，d.

1.4 统计分析

采用Excel 2007和SPSS 22.0软件对数据进行统计分析，测定结果均以土壤干质量计算. 运用单因素方差分析(One way ANOVA)中的最小显著差数法(LSD)比较同一处理不同土壤之间、相同土壤不同氮添加对氮素含量及转化速率影响的差异显著性，显著性差异水平为α=0.05；采用双因素方差分析检验氮形态和铁铝氧化物对土壤氮素含量及转化的影响.

2 结果与讨论

2.1 不同铁铝氧化物分离下氮添加对土壤氮素含量的影响

不同处理下各土壤w(NH4+-N)的变化规律相似〔见图1(a)〕. 与CK处理相比，T1土壤在AA和AN处理下的w(NH4+-N)分别显著增加了19.6%和32.4%(P<0.05)；对于T2土壤，由于CK处理下的w(NH4+-N)为0 mg/kg，AA、AN和NAN处理下分别显著增加了7.03、10.29和2.25 mg/kg(P<0.05)；对于T3土壤，AA、AN、NAN和NIN处理下分别显著增加了16.9%、20.4%、15.0%和16.7%(P<0.05)；T4土壤在AA和AN处理下分别显著增加了34.0%和63.8%(P<0.05)，但是在NAN处理下显著降低了32.4%(P<0.05).

注：数值为平均值±标准偏差(P<0.05). 大写字母表示相同氮处理下不同土壤的显著性差异；小写字母表示相同土壤下不同氮处理的显著性差异. 下同.图1 氮添加对不同土壤氮素含量的影响Fig.1 Effects of nitrogen addition on nitrogen content in different soils

AA、AN、NAN处理下各土壤中w(NO3--N)与CK处理的规律相似，且不同处理下各土壤中w(NO3--N)均差异显著(P<0.05)〔见图1(b)〕. 与CK处理相比，w(NO3--N)仅在T1土壤的NAN处理、T2土壤的NIN处理、T3土壤的NAN处理下分别显著增加了25.6%、15.6%、204.0%(P<0.05)；在T4土壤的NAN和NIN处理下分别显著增加了37.0%和62.6%(P<0.05).

不同氮处理下各土壤的w(氨基酸)与CK处理规律相似〔见图1(c)〕，且与w(NH4+-N)变化趋势相近，表现为T3>T1>T4≈T2. 与CK处理相比，T1、T2和T4土壤不同氮处理下w(氨基酸)均无显著差异(P>0.05)；仅在T3土壤的NAN处理下显著降低29.6%(P<0.05).

方差分析(见表2)显示，不同土壤、氮处理及其交互作用对土壤w(NH4+-N)、w(NO3--N)和w(氨基酸)均有显著影响(P<0.05).

表2 不同土壤和氮处理对土壤氮形态影响的方差分析

2.2 不同铁铝氧化物分离下氮添加对土壤氮素转化的影响

不同氮处理下各土壤的净矿化速率与CK处理规律相似〔见图2(a)〕. 与CK处理相比，T1土壤的AA、AN和NIN处理下土壤净矿化速率分别显著增加了146.8%、37.8%和63.1%，但在NAN处理下显著降低了30.6%(P<0.05)；在T2和T3土壤各处理间没有差异(P>0.05)；在T4土壤的AA和NIN处理下分别显著增加了101.8%和378.2%，但在AN和NAN处理下显著降低了212.7%和205.5%(P<0.05).

图2 氮添加对不同土壤氮素转化速率的影响Fig.2 Effects of nitrogen addition on nitrogen conversion rate of different soils

土壤的净氨化速率与净矿化速率趋势相似，表现为T3土壤中最高、T2土壤中最低〔见图2(b)〕. 与CK处理相比，T1土壤各氮处理下净氨化速率分别显著增加了197.6%、62.7%、49.4%和103.6%(P<0.05)；T2和T3土壤各处理间均无显著差异(P>0.05)；T4土壤的AA处理下显著增加了44.9%，但是在AN和NAN处理下分别显著降低了129.2%和42.7%(P<0.05).

净硝化速率除了在T4土壤的NIN处理下为正值外，其余均为负值；在不同土壤中，各处理下T3土壤的净硝化速率最低，平均值为-4.8 mg/(kg·d)；在不同处理中，各土壤的NAN处理最低〔见图2(c)〕. 与CK处理相比，在T1土壤的AN、NAN和NIN处理分别显著降低了35.7%、267.9%和51.7%(P<0.05)；在T2土壤的NAN处理显著降低381.2%，但是NIN处理显著增加了58.3%(P<0.05)；T3土壤仅在NAN处理下显著降低15.1%(P<0.05)；T4土壤的AA和NIN处理分别显著增加了44.1%和576.5%，但NAN处理显著降低了217.6%(P<0.05).

方差分析(见表3)显示，不同土壤、氮添加处理及其交互作用对土壤氮素净氨化速率、净硝化速率和净矿化速率均有显著影响(P<0.05).

2.3 讨论

2.3.1不同氮形态添加对氮素含量和转化的影响

土壤氮素矿化过程受到诸多因素的影响，其中氮输入是重要的影响因子之一，可通过改变土壤矿质氮含量作用于土壤氮循环过程[7-11]，并在不同氮形态上有不同体现[23]. 研究结果显示，添加氨基酸对T1土壤中w(氨基酸)的影响不大〔见图1(c)〕，但却显著增加了土壤中w(NH4+-N)〔见图1(a)〕. Jones等[24]对加拿大温带针叶林的研究也得出了相似的结果，他们发现无论输入高分子量还是低分子量的氨基酸底物，均促进氨基酸逐渐矿化为NH4+-N. 另外，氨基酸的加入对w(NO3--N)的影响不显著〔见图1(b)〕，与裴广廷等[9]研究结果一致，且他们认为氨基酸输入能为氨化作用提供碳氮基质，从而促进土壤氮矿化，这正是添加氨基酸导致土壤氮矿化速率和氨化速率增大的原因. 此外，添加铵态氮后T1土壤中w(NH4+-N)升高了50.97 mg/kg，高于添加量(40 mg/kg)〔见图1(a)〕，且促进了氮素矿化作用〔见图2(a)〕，与马红亮[10]等研究结果一致，他们认为铵态氮的添加会促进土壤发生氨化. 添加铵态氮使w(NH4+-N)增大，可能是因为过高的铵态氮改变了土壤环境，抑制了氨氧化酶的活性，从而抑制铵态氮的转化[25]，导致w(NO3--N)没有增加.不同的黏土矿物对w(NH4+-N)的固定与吸附效应存在差异，红壤具有较高的固定能力[26]. 因此，w(NH4+-N)增加量可能比测定值要高得多，就像施肥可以增加氮固定一样，且添加的铵态氮在很短时间内可被固定[27].

表3 不同土壤和氮处理对土壤氮素转化影响的方差分析

马红亮等[12]对武夷山红壤添加硝态氮的研究中发现，硝态氮添加促进了NO3--N的固定和NH4+-N的形成. 正如他们提到的，T1土壤添加硝态氮后的w(NO3--N)比CK处理显著升高了21.2 mg/kg〔见图1(b)〕，且w(NH4+-N)升高了8.7 mg/kg〔见图1(a)〕，考虑到加入硝态氮的量为40 mg/kg，因此硝态氮输入后土壤中NO3--N的固定量增加，从而导致硝化速率下降〔见图2(c)〕. 由于添加硝态氮对氨化作用影响不大〔见图2(b)〕，因此其使净氮矿化率降低〔见图2(a)〕，说明添加硝态氮抑制了土壤原有有机氮的矿化. Sierra[28]研究指出，土壤中存在一个控制氮矿化的反馈机制，即较高的矿质氮初始值限制了土壤氮矿化. 另外，在土壤的众多氮库中，w(NO2--N)通常很低，但NO2--N是土壤氮转化过程中非常重要的中间产物，且NO2--N转化非常迅速. 该研究中，笔者向T1土壤中添加亚硝态氮进行培养后，发现对w(NH4+-N)、w(NO3--N)和w(氨基酸)的影响均不显著(见图1). 但是，过量的亚硝态氮添加会促进氮矿化〔见图2(a)〕，这可能是因为NO2--N能够转化成有机氮，Davidson等[29]认为，NO2--N容易与土壤有机质反应，促进溶解性有机氮的形成[30]，从而促进氨化作用〔见图2(b)〕.

2.3.2不同铁铝氧化物对氮素含量和转化的影响

铁铝氧化物是土壤中最主要、最活跃的组分之一，在有机-无机复合过程中充当“桥”的作用[31]. 铁铝氧化物一方面通过吸附功能影响土壤氮含量变化，另一方面通过氧化还原反应使其在土壤氮素转化过程中扮演重要角色[32-33]. 与该研究相似，南方红壤的各形态氧化铁铝多以游离氧化铁的形式存在[34]，且不同形态铁铝氧化物影响土壤氮转化是有差异的.

在CK处理下，非晶质氧化铁铝的去除显著促进了NH4+-N和氨基酸的产生，但同时显著降低了w(NO3--N)，且降幅最大(见图1)，说明非晶质氧化铁铝在土壤有机质保持、促进氮素硝化过程中具有重要的积极作用，但不利于矿化. 土壤去除非晶质氧化铁铝后，被非晶质氧化铁铝掩蔽的吸附位点暴露[35]，显著增加了矿物表面对NH4+-N的吸附力，从而不利于硝化作用〔见图2(c)〕. 另外，土壤去除游离氧化铁铝和络合态氧化铁铝后，前者对产生NH4+-N的抑制作用大于后者〔见图1(a)〕，且氨基酸受到的影响与NH4+-N相似〔见图1(c)〕，但差异不明显，说明土壤中游离氧化铁铝的存在有利于矿化；与去除非晶质氧化铁铝土壤相比，去除游离氧化铁铝土壤和去除络合态氧化铁铝土壤中w(NO3--N)均有所增加〔见图1(b)〕，说明游离氧化铁铝和络合态氧化铁铝保护着有机质，有助于硝化但程度小于非晶质氧化铁铝，而且游离氧化铁铝比络合态氧化铁铝更有助于氮素矿化和硝化(见图2). 由于红壤去除游离氧化铁铝以后正电荷显著减少，且NO3--N的吸附量减少，其负电荷密度与正电荷的比例显著增大[16,36]，导致土壤吸附更多的NH4+-N，降低了w(NH4+-N)〔见图1(a)〕，从而不利于硝化作用〔见图2(c)〕，因此土壤中游离氧化铁铝的存在促进了氮矿化作用，且有利于硝化. 由于络合态氧化铁铝常与有机质结合，形成有机矿质复合体[5]，且络合态氧化铁铝含量与有机质含量呈正相关[36]，因此去除络合态氧化铁铝一方面带来有机质的损失〔见图1(c)〕，即使游离氧化铁铝的存在有利于矿化〔见图2(a)〕，但仍然使w(NH4+-N)低于CK处理〔见图1(a)〕；另一方面由于非晶质氧化铁铝的存在有助于硝化，使w(NO3--N)相对较高〔见图1(b)〕. 由此可见，探究铁铝氧化物对土壤氮保持机制至关重要.

土壤中铁铝氧化物不仅直接影响着氮素的吸附，而且通过与其他土壤组分以及微生物相互联系、相互制约影响氮的固定保持作用[37]. 该研究通过添加外源氮于土壤中，探讨其与铁铝氧化物共同作用于氮素及转化的影响，结果表明，添加不同形态氮后，与CK处理相比，T3土壤在各氮处理中的w(NH4+-N)增加量与添加量(40 mg/kg)相当〔见图1(a)〕，添加氨基酸、铵态氮和亚硝态氮后的w(NO3--N)与CK处理间无差异〔见图1(b)〕，说明去除非晶质氧化铁铝确实不利于硝化作用〔见图2(c)〕，而T3土壤中添加硝态氮显著降低了w(氨基酸)17.41 mg/kg〔见图1(c)〕，小于NH4+-N增加量(41.4 mg/kg)，这归因于T3土壤中游离氧化铁铝和络合态氧化铁铝的存在有助于矿化〔见图2(a)〕，导致w(NH4+-N)增加. 然而，T2和T4土壤各处理w(NH4+-N)很低〔见图1(a)〕，结合以上的分析，这两类土壤中仍然有非晶质氧化铁铝存在，有利于硝化，但是T2土壤各氮处理下并没有显著增加w(NO3--N)，可能与非晶质氧化铁铝和络合态氧化铁铝保持NO3--N的作用有关，类似于非生物固定. 已有研究[20]表明，黄棕壤中铁铝氧化物的存在有利于有机氮的保护，尤其是非晶质氧化铁铝，因此铁铝氧化物进行非生物固定NO3--N的机制和影响因素亟待深入研究. 而在添加氨基酸和铵态氮下T4土壤中w(NO3--N)没有显著增加，可能与游离氧化铁铝含有较多正电荷[16]、吸附NO3--N有关[36]，且还可能是非晶质氧化铁铝的吸附作用[35]，从而抑制NH4+-N转化成NO3--N.

需要指出的是，该研究使用选择性溶提技术使原土壤的pH发生变化，可能会影响铁铝氧化物与黏土矿物的交互作用[2]及微生物生长与作用[38]，干扰铁铝氧化物在土壤氮素转化中作用的准确判别. 学者们已经认识到微生物[25]与铁铝氧化物[32]在土壤氮素转化中的重要作用，且该研究和其他研究[39]皆在利用不同的方法不断深入探究铁铝氧化物的作用和机理.

3 结论

a) 添加氨基酸、铵态氮和亚硝态氮可显著促进亚热带森林红壤氮素矿化，添加硝态氮显著增加了NO3--N固定且抑制硝化.

b) 土壤中不同形态铁铝氧化物对亚热带森林红壤氮素转化造成不同程度的影响，矿化和氨化作用均表现为游离态铁铝氧化物>络合态铁铝氧化物>非晶质铁铝氧化物，硝化作用表现为非晶质铁铝氧化物>游离态铁铝氧化物>络合态铁铝氧化物.

c) 在不同氮处理下，各土壤的氮含量及转化速率与CK处理规律相似，氮添加并没有改变铁铝氧化物的作用. 综上，不同土壤铁铝氧化物的存在状态应该是调节氮素转化的重要土壤条件，建议今后加强深入研究.