秸秆对尿素氮在土壤中转化的影响

邹晨怡 ，丁洪，王亚萨，张玉树，余居华，郑祥洲*

1. 福建农林大学资源与环境学院，福建 福州 350002；2. 福建省农业科学院土壤肥料研究所，福建 福州 350013

在农业生产上，施用氮肥普遍具有显著的增产效应（李俊良等，2003；祁通等，2014）。迫于人口持续增长对粮食需求的压力，农田氮素投入越来越多。然而，氮肥的过量施用不仅会造成氮素损失，还会导致多种环境问题，如地表水体富营养化、地下水硝酸盐污染和温室效应等（Hao et al.，2009；巨晓棠等，2014）。秸秆还田是中国目前广泛推行的土壤培肥措施，对于缓解氮素过量施用带来的环境污染（Niu et al.，2011；Malhi et al.，2012）和提高土壤氮肥的有效性具有显著的正面效果（Bird et al.，2003）。有研究表明，秸秆还田可通过改变微生物的群落组成，进而影响土壤中氮的转化过程和氮的有效性（Bird et al.，2003；Ryals et al.，2014）。秸秆氮的矿化过程、微生物固持过程和损失过程同时影响了氮的可利用性（Hyugens et al.，2007），是土壤氮转化过程的重要组成部分。已有研究表明，秸秆的添加可促进有机氮的矿化（马力等，2011；张继旭等，2016）。也有研究表明，秸秆中较高的C/N比可增加土壤中微生物对氮的固持（Zhao et al.，2018）。施用秸秆可增加微生物量碳、氮（马想等，2018），改变土壤微生物的数量和活性（成艳红等，2017），从而影响土壤硝化作用。有研究认为，秸秆还田可能会抑制自养硝化作用（Wang et al.，2015），减少土壤中的硝态氮浸出损失（Wang et al.，2019）。也有研究显示，秸秆对氨氧化菌的群落和功能有积极的促进作用（Kalvelage et al.，2013），能够增加硝化速率（Liu et al.，2016），增加硝态氮损失的风险。还有研究显示，秸秆对土壤反硝化有促进作用（Lu et al.，2015）。然而，目前关于秸秆还田对土壤中氮素的整个转化过程影响的综合研究还比较缺乏，少数的报道也仅针对其中某一两个转化途径展开，而且对于不同秸秆添加量对氮转化过程影响的研究还较少。鉴于此，本研究以福建省长期耕作的菜田灰泥土为研究对象，采用室内培养试验的方法研究短期内不同秸秆添加量对土壤尿素态氮、铵态氮、硝态氮、反硝化损失动态变化的影响，研究结果有助于比较不同秸秆添加量对氮转化过程的影响，为秸秆的合理施用提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

供试土壤取自福州市郊菜田土，土壤类型为灰泥土，有机质含量 21.3 g·kg−1，全氮含量 1.65 g·kg−1，铵态氮含量 4.2 mg·kg−1，硝态氮含量 42.37 mg·kg−1，pH为5.6。取样深度为0—20 cm，取样前先去除表层枯枝落叶层。土壤样品采集后分为两份，一份风干后用于基础理化性质测定，另一份经微风干后过2 mm筛，用于进行培养试验。秸秆采自福州市白沙镇水稻田收获后的风干秸秆，烘干剪碎成2—5 mm的碎屑，有机碳含量45%，全氮含量0.48%。所用氮肥为尿素（含氮量46%，上海国药集团化学试剂有限公司）。

1.2 试验设计

本试验共设5个处理，分别为对照（CK）；添加尿素（N 200 mg·kg−1，S0）；添加尿素+低量水稻秸秆（尿素 N 200 mg·kg−1和秸秆 4.44 g·kg−1，S1）；添加尿素+中量水稻秸秆（尿素 N 200 mg·kg−1和秸秆 8.88 g·kg−1，S2）；添加尿素+高量水稻秸秆（尿素 N 200 mg·kg−1和秸秆 13.33 g·kg−1，S3）。各处理重复 4 次。

1.3 试验步骤

采用实验室控制条件下培养试验。野外采回的新鲜土壤经微风干（以保持土壤微生物活性，其质量含水率为13.2%）后立即过2 mm筛。称取折合150 g干土的微风干土，装入300 mL的广口瓶中。需添加秸秆的处理，则分别称取相应的秸秆与土壤混合均匀后装入广口瓶中。将氮肥溶于水后再定量加入广口瓶中，使土壤含水量达到田间最大持水量的60%。用封口膜封口，保持瓶内外自由通气，于25 ℃下恒温好气培养，并定期称质量，保持土壤水分。取样时间分别为培养的第 1、3、7、11、15、21、28、35、45、55、65、75天。本试验为破坏性取样，每次取样设6次重复（即每次每个处理各取6瓶，取12次样，共360瓶），其中3瓶用于氮素动态变化，另3瓶用于测定反硝化作用。氮素动态变化：将培养瓶中的土壤整瓶取出，充分混合均匀，测定土壤中的尿素态氮、铵态氮和硝态氮含量。反硝化作用测定采用乙炔抑制法（Muller et al.，1999）：于取样前 24 h用带有2根玻璃管的软木塞塞住瓶口，每根玻璃管分别接1段硅胶管，其中1根连接三通阀，密封2根通气管。然后用注射器接上三通阀从培养瓶中抽出10%自由体积的空气，再回注等量纯净乙炔，使瓶中乙炔气体体积比达到10%，并混合均匀，以达到扩散均匀和抑制硝化作用以及N2O还原酶活性的目的。24 h后，用注射器通过培养瓶上的三通阀将瓶中气体充分混匀，抽取20 mL瓶中气体测定反硝化作用产生的N2O气体含量。

1.4 样品测定方法

土壤尿素态氮采用二乙酰一肟-硫代氨基脲法（Mulvaney et al.，1979）测定，土壤铵态氮采用靛酚蓝比色法测定（Jenkinson et al.，1976），土壤硝态氮采用紫外分光光度法测定（鲁如坤，1999），土壤微生物碳含量采用熏蒸法（Jenkinson et al.，1976）测定。反硝化产生的N2O气体样品分析采用经中国科学院大气物理所改装、美国 Agilent公司生产的气相色谱仪GC7890A（郑祥洲等，2013）测定。

单位时间反硝化损失气体排放通量（反硝化速率）计算方法：

式中：

F 为反硝化产生的 N2O 气体（μg·kg−1·h−1）；

C 为气体浓度测定值（μg·ml−1）；

M为1 mol的气体质量；

22.4 为大气标准状态下阿伏伽德罗常数；

V为培养瓶内总的自由体积（mL）；

m为培养土壤质量（kg）；

t为密闭培养的时间（h）。

反硝化损失总排放量计算方法：

式中：F′为反硝化损失总排放量（μg·kg−1）；

F1为前一次测定值；

F2为后一次测定值；

t为相隔天数；

24为每天小时数。

土壤微生物量碳（BC）的计算公式：

式中：Fc为熏蒸与不熏蒸土壤在培养期间CO2的释放量的差值；

Kc为熏蒸杀死的微生物量中的碳在培养过程中被分解，并以CO2释放出来的比例，目前一般都采用 0.45（Jenkinson et al.，1981）。

1.5 数据统计分析

文中所有数据经过Excel 2010软件处理后，采用单因素（One-Way ANOVA）方差分析和邓肯法（Duncan’s）检验相同培养时间下土壤铵态氮、硝态氮、反硝化损失和微生物量碳之间的差异，统计分析在SPSS 22.0上完成。图表制作采用Origin 2019软件完成。

2 结果与分析

2.1 不同秸秆用量对土壤中尿素态氮的动态变化

从表1可知，施用秸秆明显加快了尿素的水解过程，且随着秸秆用量的增加，其尿素水解速率越快。24 h后，尿素的水解率从不添加秸秆的S0处理的71.9%增加至S3处理的98.0%。培养48 h后各处理中尿素都已水解完全，与空白对照相比，各施肥处理土壤中尿素态氮的含量均无明显差异。

表1 土壤中尿素态氮含量动态变化Table 1 Dynamic changes of urea nitrogen content in soil

2.2 不同秸秆用量对土壤中铵态氮的动态变化

从图1可知，在培养的前期，由于尿素水解转化成铵态氮，所有施肥处理土壤中的铵态氮均在培养第3天达到最大值，且随着秸秆用量的增加铵态氮含量逐渐降低。之后由于铵态氮逐渐经硝化作用转化为硝态氮，因此各处理土壤中的铵态氮含量逐渐降低，至第21天后，所有施肥处理组的铵态氮含量均和空白对照无显著差异。添加秸秆在前 15天会减少土壤中铵态氮的含量，第3天时，与S0相比，S1、S2、S3处理中铵态氮浓度分别减少了35.56、52.50、49.36 mg·kg−1；第 7 天时，各施氮处理中铵态氮浓度均较高但各处理间无显著差异；第 11天时，与S0相比，S1、S2、S3的铵态氮浓度分别减少了 3.08、25.73、43.58 mg·kg−1。

图1 不同秸秆用量对土壤中铵态氮含量的影响Fig. 1 Influence of different straw dosage on ammonium nitrogen content in soil

2.3 不同秸秆用量对土壤中硝态氮的动态变化

在整个培养过程中（见图2），不施用秸秆的S0处理和添加秸秆的 S1处理土壤中的硝态氮含量均随着培养时间的延长而升高，且在培养的第 21天基本达到稳定；而S2和S3处理的硝态氮含量则呈先下降后上升的趋势，第3天和第7天这两个处理的硝态氮含量显著低于空白对照。之后随着铵态氮向硝态氮的转化，土壤中的硝态氮含量逐渐上升，并在培养第21天基本达到稳定。从培养第3天起直至培养结束，在相同的氮肥用量条件下，添加秸秆的处理土壤中的硝态氮含量始终低于不添加秸秆的处理（P<0.05），且随着秸秆用量的增加土壤中的硝态氮含量显著降低（P<0.05）。

图2 不同秸秆用量对土壤中硝态氮含量的影响Fig. 2 Influence of different straw dosage on nitrate nitrogen content in soil

2.4 不同秸秆用量对土壤氮素反硝化作用的影响

土壤反硝化作用是指在反硝化细菌的作用下，土壤中的硝酸盐被还原成氮气的过程。整个培养过程中（见图3），空白对照一直处于较低的水平，随着氮肥的施用 S0处理的反硝化损失速率略高于对照处理。在施用氮肥的基础上添加秸秆明显增加土壤中的反硝化损失速率，且随着秸秆用量的增加而增加。不添加秸秆或秸秆添加量为4.44 g·kg−1时，土壤氮素的反硝化损失速率较低，且没有明显的反硝化损失高峰；秸秆用量为8.88、13.33 g·kg−1时，在培养的第 3天出现了一个明显的反硝化损失高峰，峰值分别为 375.55、1514.93 μg·kg−1·h−1，第 11天出现第 2次反硝化损失高峰，峰值分别为 6.64 μg·kg−1和 66.92 μg·kg−1。从表 2 可知：整个培养期间，和空白对照（CK）相比，氮肥施用增加了土壤氮素的反硝化损失总量（以有效氮计）。在相同的氮肥用量下，添加秸秆增加了氮肥的反硝化损失，且随着秸秆用量的增加，氮肥的反硝化损失率急剧增加，从S0处理的0.45%增加至S3处理的62.87%。

图3 不同秸秆水平对土壤氮素反硝化损失速率的影响Fig. 3 Effects of different straw levels on soil nitrogen denitrification loss rates

表2 尿素氮肥反硝化作用损失量Table 2 Denitrification loss of urea nitrogen fertilizer

2.5 不同秸秆用量对土壤微生物量碳的影响

土壤微生物生物量碳是土壤有机质中活性较高的部分，作为土壤养分周转的中间库土壤微生物生物量碳虽然绝对含量不大，但对于土壤中的养分转化和供应至关重要，其多少及其变化是土壤肥力高低及变化的重要依据之一。如图4所示，培养第75天时，不同秸秆用量土壤微生物量碳（SMBC）的大小顺序为S3>S2>S1>CK>S0。其中，只施用氮肥不添加秸秆处理S0的SMBC含量最低，这可能是由于氮肥的施用使得土壤中积累硝酸盐含量增加（图 2），抑制了土壤中微生物的活性；同时氮肥的施用降低了土壤中的C/N比，加速了土壤有机碳的分解，导致土壤微生物可以利用的碳源减少（王欢欢等，2017），这些因素均会降低SMBC含量。添加秸秆处理土壤的SMBC含量和空白对照相比，均有明显的提升（P<0.05），且随着秸秆用量的增加而增加。表明秸秆还田会对SMBC有明显的促进效应，因为有机质的投入，增加了土壤生物活动的碳源，使微生物大量繁殖。

图4 不同秸秆用量对土壤中微生物量碳的影响Fig. 4 Influence of different straw usage on microbial biomass Carbon in soil

3 讨论

研究发现加入了作物秸秆的土壤中脲酶的活性要比不加秸秆土壤中的脲酶活性强（周巍，2008）。本实验也得到了秸秆添加条件下，土壤尿素水解速率变快的结论，可能是因为土壤中施入秸秆后，脲酶与尿素反应结合生成酶和产物的过程会更加易进行，脲酶活性部位与尿素发生互补时，需要从外界获取的能量相对较少，所以反应物在酶活性中心定向有序性较大，酶促反应较强（金雪霞等，2004）。另外，作物秸秆中含有大量的有机质，有机质是土壤脲酶的有机载体。土壤有机质的含量在一定程度上可反映土壤脲酶活性的高低，有资料表明土壤有机质与脲酶活性呈显著正相关（焦晓光等，2008）。这可能是由于土壤中添加秸秆和有机化学物质可以给微生物活动提供可利用碳源，从而有利于脲酶活性的提高，对尿素水解过程产生有利影响。

土壤有机碳含量与土壤中无机氮的同化作用紧密相关。土壤有机碳高，有助于微生物的繁殖生长，从而促进微生物对无机氮的同化作用。在自然条件下，大部分土壤易分解的有机碳含量很低，微生物的活性比较低。秸秆的添加不仅显著提高了各类微生物的数量（赵亚丽等，2015），而且添加的秸秆本身也带入了大量活的微生物（Xu et al.，2010）。韩新忠（2013）发现覆盖在地表的秸秆腐解向土壤释放养分，增加了表层土壤的底物含量，为微生物提供了丰富的碳源和氮源，催生更多微生物生长和繁殖，从而使土壤微生物类群和数量发生变化，进而提高土壤微生物量碳含量。本试验中，秸秆处理的微生物生物量碳含量均显著高于对照，且随秸秆添加量的增加而增加，表明秸秆添加为微生物提供大量的有机碳源，导致微生物生物量的增加，提高了微生物对无机氮的同化作用。

低量秸秆处理（S1处理）在培养第3—7天铵态氮含量剧烈下降，但是硝态氮含量没有增加，一直处于较低的水平，没有明显变化（图1、2），说明添加秸秆处理中铵态氮的减少是因为氮的生物固定而降低了参与硝化作用的铵态氮底物的量，并且微生物生长消耗了硝态氮。这与潘凤娥等（2016）研究结果一致。土壤铵态氮含量下降的主要原因一般有两种，一是硝化作用，二是生物固定。本试验中，在低量秸秆添加条件下（S1处理），硝态氮含量在培养初期没有明显的变化，说明铵态氮的剧烈下降并不是由硝化作用引起的，主要是由微生物固定引起。张亚丽等（2002）研究表明，C/N大的秸秆施入土壤后，土壤矿质氮被微生物固定，使得矿质氮含量降低。本试验中，添加稻草秸秆的土壤在培养过程中秸秆带入大量氮素营养的同时带入了更多的碳，使得土壤中的C/N远高于微生物活动对土壤有机质的 C/N要求，刺激了微生物活性，促使土壤微生物从土壤中吸收更多的无机态氮以满足其分解秸秆过程中对氮的需求（Blagodatskaya et al.，2008；赵亚丽等，2015），进而增强了对氮的固持能力（路怡青等，2013），使得土壤中的无机态氮含量特别是铵态氮含量迅速降低。活跃的微生物固定了大部分土壤铵态氮，导致硝化作用的底物减少，没有引起硝态氮含量的显著增加。

高量秸秆添加后（S2、S3处理）土壤中硝态氮浓度降低，出现前期急剧减少甚至低于对照处理的情况，出现这种情况的原因可能是微生物同化了硝态氮，并且随着秸秆用量的上升，所消耗的无机氮就越多。一般认为微生物生长过程会优先消耗铵态氮（Burger et al.，2003）。纯化微生物培养研究发现，铵态氮的存在会抑制硝态氮还原酶的合成（Nishio et al.，2015）或者阻碍硝态氮进入细胞（Shindo et al.，2005；Romero et al.，2015）或者抑制同化酶的活性及硝态氮同化酶的合成（Reichel et al.，2018），致使微生物很少利用硝态氮。从能量角度而言，微生物同化铵态氮所需能量小于硝态氮，即铵态氮可利用性强（张亚丽等，2002）。一般认为，在有机质含量高和C/N大的土壤中微生物可能会同化更多的无机氮（郎漫等，2015；Ma et al.，2019），而当可利用碳源充足时，微生物才能显著地同化硝态氮（Cheng et al.，2012；Nishio et al.，2015）。一般来说，土壤微生物每合成1份氮到其细胞中，就必须有8份可以合成其到细胞中的碳（假设微生物的平均C/N比是8꞉1）。因为微生物代谢的碳仅1/3能合成到其细胞中，其余的碳通过呼吸作用以CO2的形式损失，所以微生物每利用24 g碳的食物，就需要找到1 g氮（Brust，2019）。因此，如果添加到土壤中的有机物料的C/N超过25꞉1，土壤微生物必须从土壤溶液获取足够的氮。混入C/N比高的残体会耗尽土壤可溶解的氮，致使微生物在利用铵态氮的同时也利用硝态氮，导致土壤硝态氮含量显著的降低。

秸秆添加后导致硝态氮含量始终低于不添加秸秆的处理的另一原因，可能是秸秆分解的过程会消耗掉大量氧气，从而造成局部厌氧的环境，因此会加速土壤中氮素的反硝化作用，进而明显增加反硝化损失。在整个培养过程中假定硝态氮是反硝化损失的主要限制因子，反硝化损失应随秸秆添加量的增加而降低，而本实验反硝化损失速率随着秸秆添加量的增大而增大，表明有机碳是影响反硝化损失速率的主要限制因子，而硝态氮浓度已不是反硝化损失速率的限制因子。反硝化潜势是由有机碳和硝态氮浓度的可利用性来决定的，当硝态氮浓度过高时，有机碳是反硝化作用的主要控制因素（刘晶晶等，2008）。Dong et al.（2000）研究认为，土壤的反硝化作用在硝态氮浓度不受限制的情况下由有机碳控制。本试验中，秸秆减少土壤硝态氮量而增加反硝化排放量，并且高量秸秆添加能显著增加反硝化损失速率，促进N2O的排放。可能是秸秆的添加导致土壤微生物的大量繁殖，微生物呼吸消耗了大量的氧气，造成局部厌氧环境，增加反硝化微生物的活性（宋贺等，2012）。秸秆改变了反硝化微生物群落结构，为厌氧反硝化细菌创造无氧条件，促进反硝化作用，从而增加土壤反硝化作用中N2O产生比例。此外，尚需考虑秸秆促进反硝化作用的N2O温室气体排放的风险。从本研究结果看，低量秸秆S1处理的反硝化损失和不添加秸秆S0处理的反硝化损失无显著差异，而中、高量秸秆S2、S3处理均显著增加了反硝化损失。因此，综合考虑土壤氮转化过程和环境风险，低量秸秆S1处理可能是最佳秸秆还田量。

4 结论

（1）添加稻草秸秆提高了土壤尿素水解速率，且随着秸秆用量的增加，其尿素水解速率越快。

（2）与对照相比，添加尿素减少了土壤微生物量碳。在相同氮肥用量下，添加稻草秸秆提高了土壤微生物量碳，且随秸秆添加量的增加而增加。

（3）在相同的氮肥用量下，添加秸秆的处理土壤中的硝态氮含量始终低于不添加秸秆的处理（P<0.05），且随着秸秆用量的增加土壤中的硝态氮含量显著降低（P<0.05）。

（4）在相同的氮肥用量下，添加秸秆增加了氮肥的反硝化损失，且随着秸秆用量的增加，氮肥的反硝化损失率急剧增加。