莊艷++楊程

摘要：秸稈還田和施用石灰是水稻種植的常用措施，目前對2種措施下土壤無機氮變化和N2O排放情況了解得較少。選取5種理化性質差異較大的水稻土壤，加入玉米秸稈，設置添加、不添加石灰2種處理，于25 ℃室內淹水培養(yǎng)40 d，調查土壤無機氮含量及N2O氣體排放的變化。結果表明，添加秸稈淹水培養(yǎng)40 d后，5個水稻土壤銨態(tài)氮含量無顯著差異，達到6.16～7.75 mg/kg。除淮安土壤外，整個培養(yǎng)過程中其他4個土壤硝態(tài)氮含量呈現顯著降低趨勢，培養(yǎng)40 d時降至10 mg/kg以下。硝態(tài)氮含量最高的淮安水稻土壤N2O累積排放量達到48.9 mg/kg，顯著高于其他4個土壤（12.3～18.6 mg/kg）。土壤N2O排放集中在培養(yǎng)過程中的前5 d，約占總排放量的97.4%～99.1%。添加石灰沒有明顯改變土壤無機氮含量，但顯著降低N2O排放量，N2O降幅達到25.3%～81.7%，隨著土壤pH值提高呈降低趨勢。

關鍵詞：水稻土壤；石灰；秸稈；無機氮；N2O排放

中圖分類號： S153；S511.06文獻標志碼： A文章編號：1002-1302（2017）23-0262-05

因此，研究水稻種植過程中土壤氮形態(tài)和含量變化及其影響因素具有重要意義。秸稈還田和施用石灰是亞熱帶地區(qū)水稻種植的常用措施[2，5-6]，可以有效提高土壤肥力和有機碳含量，改善土壤結構[7-9]，同時減輕土壤酸化帶來的不利影響[5]。若是秸稈和石灰同時施用，石灰會對秸稈的分解產生一定影響。水稻種植過程常處于干濕交替狀況，秸稈因石灰的添加，其分解情況也會有所差異，從而會改變無機氮（銨態(tài)氮和硝態(tài)氮）的供應?？紤]到水稻是較為偏好銨態(tài)氮的作物，探討石灰施用條件下作物秸稈在水稻土壤中的供氮能力，可以指導水稻種植和氮肥施用量，但是目前相關研究較少。值得注意的是，添加秸稈會增加土壤活性有機碳含量，淹水條件下會刺激土壤硝態(tài)氮的反硝化過程而產生較多的N2O[10]。因N2O對環(huán)境的負面影響（既是重要的溫室氣體，也是平流層臭氧的破壞者）[11-12]，秸稈和石灰添加到水稻土壤中后N2O排放應引起充分重視。我國水稻土壤類型較多，pH值差異較大，施用石灰對高pH值的水稻土壤影響會小于低pH值土壤。因此，施用秸稈和石灰后氮的供應能力和N2O排放可能會因水稻土壤自身pH值不同而有較大差異。本試驗選取pH值差異較大的5種水稻土壤，研究淹水條件下秸稈和石灰添加對土壤無機氮和N2O排放的影響，以期為水稻種植和環(huán)境效應提供理論依據。

1材料與方法

1.1試驗材料

本試驗共采集5種水稻土，土壤理化性質差異較大（表1）。分別采集江西省鷹潭市余江縣中國科學院紅壤生態(tài)實驗站的由紅砂巖發(fā)育的水稻土（YT）、江蘇省宜興市沖積物發(fā)育的水稻土（YX）、江蘇省句容市下蜀黃土發(fā)育的水稻土（JR）、江蘇省淮安市湖積物發(fā)育的水稻土（HA）、中國科學院四川鹽亭紫色土農業(yè)生態(tài)試驗站紫砂巖發(fā)育的水稻土（SC）。江西鷹潭位于27°35′～30°04′N，113°34′～118°28′E，屬于典型亞熱帶濕潤季風氣候，年均降水量為1 785 mm，年均溫為18.4 ℃。江蘇省宜興市位于31°07′～31°37′N，119°31′～120°03′E，屬于亞熱帶季風氣候，年平均氣溫15.7 ℃，年平均降水量 1 177 mm。江蘇省句容市位于31°37′～32°19′N、118°58′～119°58′E，屬于北亞熱帶中部氣候區(qū)，亞熱帶暖濕季風氣候，年均溫15.2 ℃，年均降水量1 059 mm。淮安市位于江蘇省北部，32°43′～34°06N，118°12′～119°36′15E，年降水量 894 mm，年均溫14.8 ℃。鹽亭試驗站位于31°16′N，105°27′E，該地海拔400 m，屬于亞熱帶濕潤季風氣候，年均降水量825.8 mm，年均溫17.3 ℃。

1.2試驗設計

每個水稻土壤設置添加、不添加石灰（主要成分CaO）2種處理，每個處理3次重復，玉米秸稈和石灰加入量按照大田常規(guī)施用量，分別為4 500 kg/hm2和750 kg/hm2。具體操作步驟如下：稱取相當于30 g烘干土的新鮮土樣于250 mL三角瓶中，加入一定量的玉米秸稈和石灰，充分混勻，按水土質量比1 ∶1加入蒸餾水，再次輕輕混勻。用保鮮膜封住瓶口，用針頭扎2個小孔利于通氣。25 ℃恒溫培養(yǎng)40 d，每3 d稱量補充1次水分保持土壤恒質量。分別在1、2、3、5、10、15、20、25、40 d時取氣測定N2O和CO2濃度。分別在培養(yǎng) 0.5 h、1、5、10、25、40 d時隨機選取3瓶破壞性采樣，測定土壤NH4+和NO3-含量。氣體取樣操作過程如下：在規(guī)定采樣時間，每個土壤添加和不添加石灰處理，隨機選取3瓶，去掉三角瓶上的保鮮膜，蓋緊硅橡膠塞并在周圍涂抹704硅膠以密封瓶口，于固定裝置上抽真空后充入室內空氣，重復3次，每次1 min。將采氣口用704硅膠密封，在25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)4 h后采集氣體樣本，測定N2O和CO2產生量。抽取氣樣前用注射器反復抽提瓶內氣體3次以混勻氣體。氣體采樣后，加入120 mL 2.5 mol/L KCl溶液于不加乙炔處理的三角瓶中，使KCl最終濃度達到2 mol/L，25 ℃、250 r/min下振蕩1 h，定量濾紙過濾，采用Skalarplus San流動分析儀測定提取液中NH4+-N和NO3--N含量。

1.3測定方法

土壤理化性質按照魯如坤《土壤農業(yè)化學分析方法》中相應方法測定[13]。土壤pH值（水土質量比2.5 ∶1）采用DMP-2 mV/pH計（Quark Ltd，Nanjing，China）測定，土壤電導率EC值（水土質量比 5 ∶1）采用電導率儀（KangYi Corp.，China）測定，土壤全氮含量采用半微量凱氏定氮法測定，土壤有機碳含量采用重鉻酸鉀容量法測定，土壤粒徑采用激光粒度分析儀測定（Beckman Coulter，Brea，CA，USA），土壤N2O和CO2濃度采用Agilent 7890氣相色譜儀測定。endprint

1.4數據處理

N2O和CO2排放速率根據密閉4 h后三角瓶內氣體N2O和CO2濃度與密閉前測定的N2O和CO2濃度差值計算。培養(yǎng)期間N2O和CO2累積排放量為前后2次采樣測定的濃度平均值與時間間隔乘積的累加值。采用SPSS 13.0軟件進行方差分析（One-Way ANOVA），采用Duncans法進行差異顯著性檢驗，采用Spearmans rank法進行相關性分析。

2結果與分析

2.1水稻土壤基本理化性質

供試5種水稻土壤基本理化性質差異較大（表1）。與其他4個水稻土相比，鷹潭土壤pH值（5.26）、TC含量（7.90 g/kg）、TN含量（0.81 g/kg）和電導率（19.2 μS/cm）最低。句容和宜興土壤pH值分別達到5.81和5.92，而淮安和四川土壤均大于7。5個土壤C/N介于8.62（JR）～13.70（HA）之間。隨著土壤pH值的提高，土壤TC、TN含量和電導率整體均提高。相關分析表明，土壤pH值與TC和TN含量呈極顯著正相關（P<0.01），與NO3-含量呈顯著相關（P<0.05）。5個土壤無機氮均以硝態(tài)氮為主，銨態(tài)氮含量在5.88（JR）～12.80 mg/kg（SC）之間，硝態(tài)氮含量均超過 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個水稻土壤質地有著顯著差異，YT和SC土壤以沙粒為主，而YX和HA土壤分別以粉粒和黏粒為主，其比例分別約為60.1%和52.5%，JR土壤黏粒、粉粒和沙粒所占比例無太大差異。

2.2土壤銨態(tài)氮與硝態(tài)氮含量變化

由圖1可以看出，對照處理培養(yǎng)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，隨著培養(yǎng)時間的延長，5個水稻土壤NH4+-N含量之間

的差異減小，至培養(yǎng) 40 d，各個土壤NH4+-N含量無顯著差異，為6.16～7.75 mg/kg。土壤NO3--N含量變化趨勢與NH4+-N變化不一致。除HA土壤外，其他4個土壤 NO3--N 含量前期急劇下降而后期趨于穩(wěn)定，培養(yǎng)10 d后，NO3--N含量均低于10 mg/kg。培養(yǎng) 1 d 后，HA土壤 NO3--N 含量130 mg/kg，隨后降低，但至培養(yǎng)結束后仍有含量高達94.1 mg/kg的硝態(tài)氮存在，顯著高于其他4個土壤。除JR土壤培養(yǎng)25 d外，添加石灰后各土壤NH4+-N和NO3--N含量無明顯變化。

2.3土壤N2O和CO2排放

由圖2可以看出，整個培養(yǎng)過程5個水稻土壤N2O排放速率均以第1天最高，以HA最大，達到17 648 μg/（kg·d），明顯高于其他4個土壤，YT、JR、YX、SC分別達到9 951、8 789、11 051、7 162 μg/（kg·d）。隨后各土壤N2O排放速率隨培養(yǎng)時間的增加迅速下降，培養(yǎng)5 d后，各土壤N2O排放速率降至20 μg/（kg·d）以下，培養(yǎng)40 d后5個水稻土壤N2O

排放速率無顯著差異。整個培養(yǎng)過程中，HA土壤N2O累積排放量為48.9 mg/kg，顯著高于YT（18.1 mg/kg）、JR（14.8 mg/kg）、YX（18.6 mg/kg）和SC（12.3 mg/kg）（表2）。5個水稻土壤N2O的排放集]中在培養(yǎng)過程中的前5 d，在此期間土壤N2O排放量分別占總排放量的97.4%～99.1%。相關分析表明，土壤N2O累積產生量與土壤pH值、EC值、TC含量、TN含量、C/N、NH4+含量、NO3-含量無顯著相關性（表3）。添加石灰后5種水稻土壤N2O排放速率變化與無石灰添加處理一致，培養(yǎng)前 5 d 添加石灰顯著降低N2O排放量，5種土壤表現出相同趨勢。培養(yǎng)40 d后，各土壤添加石灰處理N2O累積產生量均顯著低于對照處理（表2），N2O降幅以pH值較低的JR和YT最大，分別為81.7%和72.8%，其次為YX（40.1%）和SC（36.9%），最小為HA（25.3%）。相關分析表明，由添加石灰引起的土壤N2O降幅與TN含量呈顯著相關（表3）。

由圖2可以看出，5種水稻土壤CO2排放速率波動較大。培養(yǎng)1 d后，pH值較高的HA[9.22 mg/（kg·d）]和SC[8.85 mg/（kg·d）]土壤CO2排放速率低于pH值較低的YT[29.4 mg/（kg·d）]、YX[26.4 mg/（kg·d）]和JR[29.7 mg/（kg·d）]土壤。隨著培養(yǎng)時間延長，土壤CO2排放速率升高，SC土壤CO2排放速率在10 d達到最大值，為51.1 mg/（kg·d），而YT、YX、JR、HA土壤在15 d達到最大值，分別達到45.1、65.8、89.4、66.9 mg/（kg·d）。之后，5種水稻土壤CO2排放速率下降，培養(yǎng)40 d，CO2排放速率達到

3討論

之前相關學者的研究結果表明，蔬菜地添加有機物料淹水后，土壤銨態(tài)氮含量會有一定程度的積累[3，14]?；诖私Y果和水稻喜銨特性，我們認為實際水稻種植過程中添加秸稈和石灰淹水后，若土壤銨態(tài)氮含量有所提高，可減少氮肥的施用。但本研究結果表明，水稻土壤添加秸稈和石灰淹水后，銨態(tài)氮含量并沒有顯著變化，5種水稻土壤表現出同一趨勢。本試驗與筆者前期研究不一致的地方有2點：有機物料類型和培養(yǎng)用土量[3，14]。前期研究采用的有機物料為紫花苜蓿和黑麥草等綠肥，用土量為100 g，而本試驗為玉米秸稈，用土量為30 g。與綠肥相比，玉米秸稈較難分解，可能是制約其礦化產生銨態(tài)氮的原因[15-16]。此外，用土量的減少導致淹水后土壤還原強度不夠，秸稈的分解能力變弱也是另一因素。前人研究發(fā)現，pH值提高能夠加快作物秸稈的分解[3，17]，原位調查水稻種植過程中石灰和秸稈添加后銨態(tài)氮含量的變化值得進一步研究。endprint

添加秸稈淹水后土壤N2O排放速率因水稻土壤類型而有較大差異，本試驗中淮安土壤N2O排放量最大，顯著高于其他4個土壤。雖然土壤N2O累積產生量與土壤初始硝態(tài)氮含量無顯著關系，但具體到單一土壤來說整個培養(yǎng)過程中N2O排放速率與硝態(tài)氮含量變化呈顯著的指數關系（數據未列出），這表明此條件下土壤N2O受底物硝態(tài)氮含量的控制，硝態(tài)氮的反硝化過程主導N2O的產生。除硝態(tài)氮外，5個土壤pH值和質地差異也可能是影響N2O排放的主要因素。同等反硝化強度下，高pH值會促進硝態(tài)氮反硝化過程中N2O轉化為N2的能力[3，18-19]，而高黏粒組成的土壤淹水條件下厭氧概率較高[20]，會提高硝態(tài)氮的還原率。因此，對于高pH值的水稻土壤來說，如淮安地區(qū)土壤，土壤存在的高硝態(tài)氮含量和黏粒組成促進N2O排放的這種效應會因pH值的提高而削弱。本研究通過添加石灰提高土壤pH值而降低N2O排放的結果證實這一點，5個土壤均表現出相同趨勢，但N2O降幅隨土壤本身pH值的增大而呈降低趨勢。pH值分別為 5.26 和5.81的鷹潭和句容土壤添加石灰后N2O降幅分別達到728%和81.7%，而pH值分別為7.77和7.83的淮安和四川水稻土壤分別減少25.3%和36.9%，這表明添加石灰減少N2O排放效應隨著土壤pH值的提高而降低。

值得注意的是，5個土壤初始硝態(tài)氮含量與pH值呈顯著正相關。一般認為，高pH值土壤氨氧化菌數量和活性較大，有利于銨態(tài)氮氧化為硝態(tài)氮[21]。因此，好氣條件下高pH值土壤若存在較多的銨態(tài)氮，將很快轉化為硝態(tài)氮。考慮到培養(yǎng)過程中土壤N2O排放與硝態(tài)氮含量有較大的相關性，控制水稻種植過程中曬田、烤田或晾田階段銨態(tài)氮到硝態(tài)氮的轉化尤為重要。

4結論

淹水添加秸稈后并沒有明顯改變5種水稻土壤銨態(tài)氮含量但顯著減少硝態(tài)氮含量。N2O排放因土壤本身理化性質而有較大差異，硝態(tài)氮含量最高的淮安水稻土壤N2O排放量最高，而CO2排放量無顯著差異。石灰添加沒有改變土壤無機氮含量，但是顯著降低N2O排放量，N2O降幅隨土壤pH值提高呈降低趨勢。

參考文獻：

[1]何電源. 關于稻田施用石灰的研究[J]. 土壤學報，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，蔡祖聰. 淹水條件下添加有機物料對蔬菜地土壤硝態(tài)氮及氮素氣體排放的影響[J]. 應用生態(tài)學報，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]魯如坤. 土壤農業(yè)化學分析方法[M]. 北京：中國農業(yè)科學技術出版社，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.江蘇農業(yè)科學2017年第45卷第23期江蘇農業(yè)科學2017年第45卷第23期陳曉宇. γ射線輻射制備纖維素吸水材料[J]. 江蘇農業(yè)科學，2017，45（23）：267-270.endprint