不同施肥處理對農(nóng)田土壤有機氮組分及其礦化的影響?

王樂云， 田飛飛， 能 惠， 鄭西來,2， 辛 佳,2??

(1.中國海洋大學環(huán)境科學與工程學院，山東 青島 266100；2.中國海洋大學海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點實驗室，山東 青島 266100)

土壤有機氮占全氮的95%以上，有機氮通過礦化產(chǎn)生無機氮，成為無機氮的主要源[1]。土壤中的無機氮雖可被植物吸收利用，但當大量的無機氮累積在土壤中遠超過植物吸收能力時，殘留在土壤中的無機氮也可被淋溶至深層，進而導致地下水氮的污染問題。因此，研究土壤中有機氮的組成和轉化，一方面有助于了解土壤中氮素的供應以及優(yōu)化土壤施肥方案，另一方面可以為有效防控土壤中的氮淋失提供理論依據(jù)。

有機氮組分構成影響土壤氮礦化和氮素有效性，深入了解有機氮組分對氮礦化的貢獻有利于掌握土壤的供氮能力，為土壤施肥提供科學依據(jù)。由于土壤環(huán)境和施肥種類的差異使得土壤中有機氮組分含量及施肥對有機氮組分的影響的研究結果大不相同。Hoyle研究發(fā)現(xiàn)，在農(nóng)田土壤中氨基糖態(tài)氮是氮礦化的主要基質[2]。彭令發(fā)等研究指出，施肥對土壤酸解氨態(tài)氮和氨基糖態(tài)氮影響較小，對氨基酸態(tài)氮和酸解未知態(tài)氮影響較大，并且化肥與有機肥的配施效果更好[3]。王媛等人研究指出，化肥與有機肥或秸稈配施可顯著提高土壤中酸解有機氮，其中氨基酸態(tài)氮增加最為顯著[4]。盡管大量研究指出施肥導致有機氮組分發(fā)生變化以及各組分其對氮礦化貢獻存在差異，但是導致差異的原因尚未清晰[5-6]。因此，弄清造成有機氮各組分含量變化及各組分對礦化貢獻差異的原因成為目前研究的首要任務，而這些問題的明確對于農(nóng)田系統(tǒng)尤為重要。

本文針對農(nóng)田土壤，通過長期培養(yǎng)試驗，研究不同施肥處理條件下有機氮組分含量及其動態(tài)變化，深入探討土壤有機氮組分與氮礦化的關系，明確有機氮各組分對氮礦化貢獻，為研究區(qū)域農(nóng)田土壤的施肥提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

試驗土壤樣品于2016年10月在大沽河地下水源地中上游萊西市店埠鎮(zhèn)東莊頭村試驗田(120°21′04″E，36°44′13″N)采集，取樣深度0～20 cm。研究區(qū)域的年平均溫度為11.7℃，年平均降水量690 mm，耕作模式為夏季玉米和冬季小麥輪作。將采回來的新鮮土壤中的植物根系人工揀出，再過2 mm篩。過篩的土壤放置-4 ℃下進行保存。土壤理化性質見表1。

1.2 外源肥料

試驗選用三種肥料作為外源肥料，包括尿素、有機糞肥(牛糞)和小麥秸稈。有機糞肥和秸稈自然風干后，用粉碎機粉碎。將三種肥料磨碎后過100目篩。肥料的來源和基本性狀見表2。

表1 土壤樣品基本理化性質指標

表2 外源肥料基本性狀及來源Table 2 Basic information of fertilizers

1.3 土壤有機氮礦化培養(yǎng)試驗

試驗設置三個外源氮肥料(尿素、有機糞肥和秸稈)，每種氮源肥料設三個添加量，相同添加量下不同肥料向土壤中施加的總氮量保持一致，試驗一共十個處理，每個處理設3次重復。試驗設計見表3。

土壤樣品在進行正式試驗前先進行預培養(yǎng)，以保證土壤中微生物活性。預培養(yǎng)是將土壤水分調(diào)節(jié)成田間持水量的75%，用稱重補水法保持培養(yǎng)期間土壤水分的穩(wěn)定，在黑暗處25 ℃恒溫培養(yǎng)一周。稱取土壤樣品(相當于風干土樣60.0 g)放入250 mL培養(yǎng)瓶中，按試驗設計加入各處理所需肥料粉末，將肥料和土壤攪拌混勻，加蓋封口并在頂部穿孔以保證氧氣供給，黑暗處25 ℃恒溫培養(yǎng)。培養(yǎng)期間用稱重補水法保證土壤含水率基本維持在田間持水量的75%。分別在1、4、7、12、22、36、70天取樣，測定硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、有機氮總量以及有機氮各組分含量。

1.4 樣品測定

表3 試驗設計Table 3 Experimental design

對土壤有機氮(TON)形態(tài)進行分級測定，測定方法采用改進的Bremner法[9]：首先將土樣用6 mol/L HCl在110 ℃下封管水解20 h后取出冷卻，將水解液過濾到50 mL燒杯中，調(diào)節(jié)濾液至pH=6.5±0.1，然后轉移至100 mL容量瓶中定容以獲得酸解液，置4 ℃冰箱中保存待測。酸解性總氮用中和過的水解液，加濃H2SO4消煮，用半微量蒸氮法蒸餾測定；酸解氨態(tài)氮用中和過的水解液加 MgO于半微量蒸餾管中蒸餾測定；氨基酸氮用中和過的水解液先加入NaOH沸水浴中濃縮后，再加入檸檬酸和茚三酮繼續(xù)在沸水浴中沸騰一定時間后，得到的溶液倒入蒸餾瓶中，加入磷酸-硼砂緩沖液和NaOH后用半微量蒸氮法蒸餾測定；氨基糖氮取中和過的水解液加入磷酸鹽—硼酸鹽緩沖液，半微量蒸餾法測定氨態(tài)氮和氨基糖氮的總量，該值與酸解性氨態(tài)氮之差為氨基糖氮；酸解未知氮則采用差減法計算，酸解總氮減去氨態(tài)氮、氨基糖氮和氨基酸態(tài)氮得到；非酸解性氮為全氮與酸解性總氮之差值。

1.5 數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)采用Origin 9.1畫圖和SPSS 19.0軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，利用最小顯著性差異法(LSD法)進行差異顯著性檢驗。

2 結果與分析

2.1 土壤無機氮的動態(tài)變化

供試土壤硝態(tài)氮114.41 mg/kg，銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮含量過低未檢測出。由圖1可知，施加肥料影響土壤中的無機氮含量及其動態(tài)。培養(yǎng)結束后，未施肥土壤中無機氮出現(xiàn)少量增加的現(xiàn)象，在培養(yǎng)結束后無機氮為124.19 mg/kg(見圖1(a))。整體上，施加尿素后無機氮先迅速增加后緩慢增加進而趨于穩(wěn)定，并且隨著尿素添加量的增加無機氮的含量顯著增加(P<0.05)(見圖1(b))；施加有機糞肥后無機氮先下降后上升(見圖1(c))；施加秸稈無機氮先下降后趨于穩(wěn)定的趨勢，并隨著添加量增加無機氮含量顯著降低(P<0.05)(見圖1(d))。經(jīng)過70天培養(yǎng)，施加尿素、牛糞和秸稈處理中土壤無機氮含量分別是143.28～319.12、104.25～135.95和0～70.39 mg/kg。

2.2 有機氮礦化累積量

礦化累積量是不同培養(yǎng)時間下無機氮的含量與培養(yǎng)初始值之間的差值，它代表一段時間下無機氮的累積量(即有機氮礦化量)，是衡量有機氮礦化程度的重要指標。由圖2(a)可以看出，培養(yǎng)期間，未施肥土壤的礦化累積量緩慢增加，礦化累積量最終為9.78 mg/kg。施加肥料影響土壤的礦化累積量。從圖2(b)可以看出，施加尿素后礦化累積量顯著提高，并且尿素的施加量越大，礦化累積量越大(P<0.05)。施加有機糞肥導致有機氮的礦化累積量前期出現(xiàn)降低，隨著培養(yǎng)時間增加，有機氮礦化累積量略高于空白土壤樣品(見圖2(c))。培養(yǎng)結束后，施加尿素和牛糞處理中土壤有機氮礦化累積量分別是24.29～173.50和5.59～12.76 mg/kg。與尿素、有機糞肥不同的是，施加秸稈后土壤無機氮被固定，并隨著施加量增加，無機氮固定的現(xiàn)象越顯著(P<0.05)(見圖2(d))。

2.3 土壤有機氮組分動態(tài)變化

圖3、4、5、6、7表示不同施肥處理條件下土壤有機氮各組分的動態(tài)變化。添加肥料以后，土壤中的有機氮組分占全氮比例發(fā)生變化，各組分的動態(tài)變化存在差異(土壤中氨基糖態(tài)氮由于含量過低未檢測出)。

2.3.1 酸解氨態(tài)氮 由圖3可以看出，添加肥料后增加了土壤中的酸解氨態(tài)氮含量。整體上，在培養(yǎng)期間，酸解氨態(tài)氮及其占全氮的比例均出現(xiàn)降低現(xiàn)象，并隨著施肥量的增加，降低的趨勢越顯著，尿素、有機糞肥和秸稈處理中平均分別降低了6.03%、4.29%和8.19%。

圖1 不同施肥處理下無機氮動態(tài)變化

圖2 不同處理下有機氮礦化累積量Fig.2 Mineralization accumulation of different fertilization treatments

2.3.2 酸解氨基酸態(tài)氮 由圖4可以得出，添加肥料后土壤中的酸解氨基酸態(tài)氮含量在不同程度上出現(xiàn)增加，但氨基酸態(tài)氮占全氮比例均出現(xiàn)降低現(xiàn)象，并隨著施肥量的增加，比例降低的趨勢越顯著，尿素、有機糞肥和秸稈處理中平均分別降低了6.68%、2.36%和9.40%。

2.3.3 酸解未知態(tài)氮 施加尿素導致土壤中的酸解未知態(tài)氮含量出現(xiàn)降低，并隨著施肥量的增加， 降低的趨勢越顯著(見圖5)。然而，施加有機糞肥和秸稈導致土壤中的酸解未知態(tài)氮含量出現(xiàn)增加，并隨著施肥量的增加，增加的趨勢越顯著。在培養(yǎng)期間，不同施肥處理中酸解未知態(tài)氮含量及其占全氮比例均出現(xiàn)降低，尿素、有機糞肥和秸稈處理中平均分別降低了1.96%、0.99%和11.36%。

圖3 土壤酸解氨態(tài)氮Fig.3 The contents of hydrolysable ammonium nitrogen in soils

圖4 土壤酸解氨基酸態(tài)氮Fig.4 The contents of amino acid nitrogen in soils

圖5 土壤酸解未知態(tài)氮

2.3.4 非酸解性氮 由圖6可以得出，添加肥料導致土壤中的非酸解性氮占全氮比例均出現(xiàn)增加的現(xiàn)象，并隨著施肥量的增加，增加的趨勢越顯著。在培養(yǎng)期間，非酸解性氮占全氮比例增加，尿素、有機糞肥和秸稈處理中平均分別增加了3.95%、2.36%和13.96%。

圖6 土壤非酸解性氮Fig.6 The contents of non hydrolysable nitrogen in soils

2.3.5 土壤微生物氮的動態(tài)變化 由圖7可以看出，整體上，在培養(yǎng)期間，不同處理的土壤微生物氮均出現(xiàn)先增加后下降的現(xiàn)象。在培養(yǎng)的第7天，各處理的微生物氮含量達到最大值。同時，對比未施肥土壤，施加外源肥料導致土壤微生物氮的含量顯著增加，并且隨著添加量越大微生物氮增加的效果越大。在第7天，尿素處理導致土壤中微生物氮含量是未施肥處理的1.0～1.8倍，有機糞肥處理是1.3～2.0倍，秸稈處理是1.2～2.3倍。在培養(yǎng)結束后，在尿素處理、有機糞肥處理和秸稈處理條件下，微生物氮占全氮平均分別為11.89%、11.91%、15.53%，比未施肥土壤分別增加了1.31%、1.33%和4.95%。研究結果顯示，施加肥料不同程度地增加土壤微生物氮含量，秸稈處理最為顯著。

圖7 土壤微生物氮Fig.7 The contents of microbial biomass nitrogen in soils

3 討論

3.1 不同施肥處理對土壤理化性質的影響

通過研究發(fā)現(xiàn)，施加不同肥料對土壤的理化性質影響顯著(P<0.05)。由表4可知，添加肥料后，整體上，土壤pH、電導率和總有機氮升高，并且隨著施加量越大pH、電導率、溶解性有機碳和總有機氮升高的趨勢越大。這些理化性質的改變改善了土壤環(huán)境，更有利于土壤中微生物的生長[10-11]。

造成土壤理化性質存在差異的原因主要是由于添加外源肥料的種類及肥料理化性質的差異。由表2可知得，不同肥料之間的理化性質差異顯著。在控制添加不同肥料的總氮量一致的情況下，不同肥料的pH和C/N值影響土壤pH和C/N值發(fā)生改變。其中，不同肥料的C/N值差異最為顯著，對土壤的C/N影響最大。尿素的C/N值較低，為0.43，施加尿素會導致土壤中C/N值隨之降低，土壤中碳含量過剩；而秸稈由于其高的C/N值，施加到土壤中導致土壤的C/N值會隨之升高，從而導致土壤中存在氮含量不足。有機糞肥的C/N值介于二者之間，為13.50。土壤中C/N值的差異會影響土壤微生物對氮的利用，影響土壤中有機氮的轉化方向。

3.2 不同施肥處理對土壤有機氮礦化的影響

結果表明，添加不同種類肥料后，土壤有機氮的礦化與氮固定兩者之間的作用關系發(fā)生改變(見圖2)，這可能是由于施加肥料后改變土壤理化性質和微生物環(huán)境[12-13]。但影響土壤氮礦化和固定均衡的最主要原因可能是由于不同肥料的C/N值的差異。

添加尿素導致土壤有機氮的礦化累積量增大，這可能是由于尿素的施入，顯著減小了土壤C/N比(見表2)，土壤有機氮的礦化作用明顯大于固定作用，發(fā)生有機氮的凈礦化[8]。添加有機糞肥在培養(yǎng)前期由于微生物的固定作用，土壤無機氮含量降低；在培養(yǎng)后期，在高有機糞肥添加量下，土壤有機氮礦化累積量的增加，表明固定的氮發(fā)生礦化作用。添加秸稈顯著降低土壤無機氮，施加的秸稈C/N大于30，高C/N比導致土壤中的微生物對氮素發(fā)生固持，使得固定作用大于礦化作用，土壤表現(xiàn)出無機氮的固定[14]。

另外，尿素的主要成分是碳酰胺(CO(NH2)2)，是低分子量有機氮，極易被微生物吸收利用[15]，容易進行有機氮的礦化。另一方面，由于有機糞肥中的有機態(tài)氮主要是高分子量有機氮，不易被降解為低分子量有機氮，難以被微生物利用進行有機氮的礦化[8]。小麥秸稈對氮素具有吸附作用，土壤中無機氮含量的降低可能與其吸附作用有關[14,16]。

3.3 不同施肥處理對土壤中有機氮各組分的影響

土壤酸解氨態(tài)氮是土壤在酸解過程中產(chǎn)生的NH3-N，這一部分的組分來源比較復雜，一部分來自吸附態(tài)或固定態(tài)銨；一部分來自酸解過程中產(chǎn)生的，氨基酸或氨基糖的脫氨基作用；還有一部分來自酰胺類化合物[17]。施加不同肥料后發(fā)現(xiàn)土壤中酸解氨態(tài)氮的含量出現(xiàn)增加，這可能是一方面由于添加外源肥料增加了土壤中酸解氨態(tài)氮來源的組分，尤其是尿素，作為酰胺態(tài)氮直接添加到土壤中，會導致土壤中酰胺類化合物的含量顯著增加；另一方面，添加外源肥料導致土壤中微生物的數(shù)量和活性增加，促進了有機氮各組分之間的轉化，在轉化中可能產(chǎn)生酸解氨態(tài)氮。但是，土壤中酸解氨態(tài)氮含量隨著培養(yǎng)時間增加出現(xiàn)減少。同時，在培養(yǎng)結束后，施加不同肥料均導致土壤中酸解氨態(tài)氮占土壤全氮的比例下降。這說明酸解氨態(tài)氮在微生物的作用下會被迅速轉化利用，成為無機氮的主要貢獻來源。這與肖巧琳等研究結果一致[18-19]。

氨基酸態(tài)氮是土壤有機氮組分的活躍成分，被認為是有機氮礦化的主體。一般認為，氨基酸的主要來源是由多肽、蛋白質等復雜有機氮化合物裂解后釋放出來的[20]。研究發(fā)現(xiàn)，在培養(yǎng)結束后，施加導致土壤中氨基酸態(tài)氮的含量降低，氨基酸態(tài)氮含量占全氮的比例下降，這說明在尿素處理的土壤中，除了酰胺態(tài)氮容易被微生物所利用，土壤本身的氨基酸態(tài)氮也成為有機氮礦化的主體組分參與礦化過程，因此導致土壤氨基酸態(tài)的含量下降。而施加有機糞肥和秸稈處理，在經(jīng)過長期的培養(yǎng)后，氨基酸態(tài)氮雖然含量出現(xiàn)下降，但是氨基酸態(tài)氮占全氮的比例增加，這可能是一方面是由于外源肥料內(nèi)所含有的氨基酸類化合物的直接輸入，另一方面是由于添加有機糞肥和秸稈后導致土壤中的微生物增加，促進大分子有機氮化合物向氨基酸態(tài)氮的轉化。盡管氨基酸態(tài)氮仍然是土壤有機氮礦化的主體，但是由于其來源不斷增加，導致其在全氮中的比例出現(xiàn)少量增加的現(xiàn)象。

表4 添加肥料后土壤理化性質Table 4 The physical and chemical properties of soils with fertilizers addition

注：同一指標下不同字母代表顯著性差異(P<0.05)。Different letters represent significant differences(P<0.05).

土壤中酸解未知態(tài)氮主要是指還尚未能鑒定出來的一些有機氮的化合物[17]。施加不同肥料處理均導致土壤中酸解未知態(tài)氮在全氮中的比例降低，說明酸解未知態(tài)氮在一定程度上也參與有機氮的礦化過程。在培養(yǎng)結束，對比不同處理之間發(fā)現(xiàn)，添加肥料導致土壤酸解未知態(tài)氮的含量較未施肥土壤的高，這可能是由于外源肥料中所含的未知態(tài)氮的輸入導致，或是在轉化過程中復雜有機氮的轉化產(chǎn)生[21]。

土壤中非酸解性氮是指不能被酸水解的那部分氮，它較其他氮組分來說更加穩(wěn)定，是有機氮中難降解的組分。研究結果顯示，施加不同肥料導致土壤中非酸解性氮含量及其占全氮的比例均增加，其中增加的趨勢排序：秸稈處理>有機糞肥處理>尿素處理。這說明，相比尿素，添加有機糞肥和秸稈導致土壤中含有更多難降解氮，不利于轉化為無機氮被生物所利用。

土壤微生物氮是土壤有機態(tài)氮中最活躍的組分之一，它可以綜合反映土壤微生物對氮素礦化與固持的作用[22]。研究結果顯示，施加不同肥料均不同程度地增加土壤微生物氮含量。土壤中的微生物含量增加可以促進土壤中有機氮的轉化。添加尿素處理，在微生物的作用下，有機氮不斷礦化產(chǎn)生無機氮，土壤中的無機氮不斷累積。當尿素施加過量時，土壤有機氮礦化產(chǎn)生的無機氮在滿足植物對氮素的吸收利用后仍有大量累積在土壤中，在一定的灌溉、降雨條件下，土壤中的無機氮會隨土壤水分遷移至深層，從而導致地下水中氮污染。然而，在秸稈處理中，由于土壤中含有充足的碳源，微生物在一定時間內(nèi)固持土壤中的無機氮，導致土壤中無機氮缺乏，進而會影響植物對氮素的吸收[23]。

3.4 土壤有機氮組分對礦化的貢獻

通過對土壤有機氮各組分的動態(tài)變化進行分析，本文發(fā)現(xiàn)施加肥料導致土壤中各組分含量發(fā)生變化，由于不同組分的生物有效性不同，因此施加肥料后有機氮組分對氮礦化的貢獻存在差異。因此，為研究不同施肥條件下礦化氮的組分來源，本研究運用相關分析對礦化累積量與有機氮各組分含量的動態(tài)變化關系進行了線性相關性的分析(見表5)。從礦化累積量結果來看，肥料在低施加量條件下對土壤有機氮礦化的影響較小。因此，以下討論主要針對較大施肥量條件下(控制外加總氮 120和240 mg/kg)有機氮組分對礦化的貢獻。

不同施肥處理土壤中有機氮組分與礦化累積量之間的關系存在差異(見表5)。在未施加肥料土壤中，氨基酸態(tài)氮與礦化累積量呈顯著的負相關關系(r=-0.916，P<0.05)。這說明，氨基酸態(tài)氮是有機氮中活躍的氮組分，是有機氮礦化的主要成分。研究結果與王媛等人一致[4]。施加尿素條件下，酸解氨態(tài)氮與礦化累積量極顯著負相關(r=-0.977/-0.966，P<0.01)，表明在尿素作用下，酰胺態(tài)氮優(yōu)先被微生物利用礦化成無機氮。施加有機糞肥條件下，有機氮各組分與礦化累積量并未存在顯著的相關關系，一方面可能與有機糞肥中存在大量的高分子有機氮發(fā)生復雜的分解轉化過程有關，另一方面可能是由于在有機糞肥的C/N比影響下，有機氮的礦化和固定作用相當，使得礦化累積量較小[24]。施加秸稈條件控制外加總氮120 mg·kg-1條件下，酸解未知態(tài)氮與礦化累積量呈顯著的負相關關系(r=-0.832，P<0.05)。在添加量為 240 mg·kg-1條件下，非酸解性氮與礦化累積量呈顯著負相關關系(r=-0.861，P<0.05)，這說明，施加秸稈會導致土壤中氮向酸解未知態(tài)氮的轉化，并使得酸解未知態(tài)氮成為有機氮礦化貢獻的主體。而酸解氨態(tài)氮、氨基酸態(tài)氮與礦化累積量呈顯著正相關關系(r=0.818/0.822，P<0.05)，說明施加秸稈后，在微生物的作用下，土壤中復雜有機氮組分向酸解氨態(tài)氮和氨基酸態(tài)轉化加強，促進了大分子有機氮向小分子有機氮的轉化過程。

表5 不同施肥處理下礦化累積量與有機氮組分的相關系數(shù)(r)Table 5 Correlation coefficients between mineralization accumulation and organic components

注：**表示達0.01顯著水平，*表示達0.05顯著水平。試驗測得氨基糖態(tài)氮含量近乎為0，不予分析。相關系數(shù)(r)顯著性水平臨界值：r0.05=0.811，r0.01=0.917，n=6。

Note:**and * represent significant differences (P<0.01，P<0.05). Aminosugar nitrogen was not detected. Threshold for correlation coefficient:r0.05=0.811，r0.01=0.917，n=6.

綜上所述，施加不同肥料對土壤理化性質、有機氮組分含量和土壤中微生物量均產(chǎn)生影響，進而改變土壤有機氮的轉化方向及各組分在礦化過程中的貢獻。盡管施加尿素促進土壤有機氮的礦化，但是施加大量的尿素會導致土壤中累積過量的無機氮，使氮的利用率降低，同時增加地下水中的氮污染。施加秸稈改變了氮素的轉化方向，一方面土壤中大量的無機氮被微生物固定，導致土壤中無機氮缺乏，植物對氮素的吸收利用受到限制；另一方面施加秸稈促進有機氮組分從大分子向小分子的轉化，提高有機氮組分的微生物利用性，有利于土壤中的氮供給。因此，在實際農(nóng)業(yè)施肥過程中，建議采用化學肥料與外源有機肥料配施，從而更加有效地提高土壤肥力和改善作物產(chǎn)量。

4 結論

(1) 施加不同肥料顯著影響土壤中有機氮的礦化。有機氮的累積礦化量大小：尿素處理>有機糞肥處理。而施加秸稈導致土壤中無機氮被固定。

(2) 施加肥料導致土壤有機氮組分的含量及各組分對氮礦化的貢獻不同。

(3) 施加尿素導致酰胺態(tài)氮迅速被微生物利用，成為礦化的主要組分，而施加秸稈導致氮的固定作用增強，并且氮固定為酸解氨態(tài)氮和氨基酸態(tài)氮。導致土壤中有機氮組分的含量及各組分對氮礦化貢獻存在差異，其主要原因是肥料類型及肥料與土壤的相互作用。