外源氮素形態對植煙土壤酸解有機態氮組分的影響

鄧建強，任曉紅，左梅，樊俊，夏鵬亮，黃勇，向必坤

湖北省煙草公司恩施州公司，湖北省恩施市施州大道119號 445000

土壤有機氮庫約占土壤氮庫的90%，是土壤供氮的主體[1-4]。自Bremner將土壤有機氮分為酸解有機態氮（AON）和非酸解態氮，AON進一步劃分為酸解銨態氮（AN）、氨基酸態氮（AAN）、氨基糖態氮（ASN）和酸解未知態氮（UAN）以來[5]，眾多學者以此分類方法為基礎，研究土壤有機氮組分的環境生態功能，證實了AON對植物氮素營養具有重要作用，特別是AAN和AN是土壤可礦化氮的主要來源[6-7]。同時，較多研究人員也通過長期定位試驗探討了不同施肥類型對土壤有機氮組分的影響，基本確定了有機肥和化肥配施可提高耕層AON含量[8-13]，但不同外源氮素形態在AON中轉化有所差異，無機態氮主要轉化為AN和AAN，而有機態氮則主要轉化為AAN 或UAN[14-16]，暗示出外源不同氮素形態可能對土壤氮庫組分轉化過程產生不同的影響。然而，目前研究主要集中在有機氮和無機氮的比較，對更為細化的外源氮素形態研究甚少，且不同氮源形態輸入后是通過直接作用還是間接作用對土壤氮庫組分及其轉化過程產生影響還未明確。此外，煙葉碳氮代謝對煙葉品質可產生重大影響[17]，通過什么方法能有效調控土壤供氮規律，緩解我國植煙土壤后期供氮偏旺問題，全面提升中上部煙葉質量是我國煙草行業有待攻克的重大生產難題[18-20]。為此，本文利用15N示蹤技術，以湖北恩施植煙土壤為研究對象，采取土壤培養實驗，研究外源氮素形態對植煙土壤AON及其組分轉化的影響，旨在為提高中上部煙葉質量的土壤定向保育技術開發提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 供試土樣及試劑

2018年，在湖北省恩施州宣恩縣椒園煙葉種植區（E 29.9751°，N 109.3915°，海拔1 050 m）采用5點取樣混合樣品法采集耕作層（0～30 cm）土壤5 kg，自然風干后過2 mm篩備用。該區域土壤類型為山地黃棕壤，土壤pH 6.20，全氮1.85 g/kg，有機質27.65 g/kg，堿解氮149.36 mg/kg，速效磷30.08 mg/kg，速效鉀224.96 mg/kg。

標記試劑：(15NH4)2SO4豐度為99%，Na15NO3豐度為99%，C5H815NO4豐度為98%，試劑均購自阿拉丁試劑上海有限公司。

1.2 試驗設計

試驗設4個處理：T1氨態氮-(15NH4) 2SO4，T2硝態氮-Na15NO3，T3氨基酸態氮- C5H815NO4和CK。稱10 g過2 mm篩風干土裝入100 mL培養瓶，除CK外加入對應形態的15N示蹤劑0.02 mmol，用稱重法維持土壤含水率為田間持水量的70%，培養瓶用打孔的塑料膜封蓋，放入25℃恒溫培養箱中培養30 d。在培養1 d、3 d、7 d、14 d、30 d取樣，每處理3次重復，測定AON組分含量及其15N豐度。AON組分測定采用Bremner酸水解-蒸餾法[21]，相應15N樣品制備參見相關文獻[22]，通過MAT-251型質譜儀測定樣品15N豐度。

1.3 數據處理

常規統計在EXCEL 2007、SPSS 16.0和AMOS 23.0平臺上進行。多重比較差異性采用LSD法，顯著水平設為P=0.05。土壤AON各組分15N含量，15N轉化率（R值），各組分14N變化值和培養時期加權均值的計算如下：

式中，C15N為AON各組分15N含量（mg/kg），C和C015N分別為15N各處理和對應取樣時間的CK處理的AON各組分含量（mg/kg），P和P015N分別為15N各處理和對應取樣時間的CK處理的AON各組分15N占比（%），A為某外源氮素15N豐度（%）。

式中，R為15N轉化率，M為培養土壤質量（g），F為外源氮添加量（g）。

式中，C14N為AON各組分14N變化值，C0為對應取樣時間的CK處理AON各組分含量（mg/kg）。

式中，C14N和C15N分別為C14N和C15N培養時期的加權變化值，i為培養天數，Di為當前培養天數與前一取樣培養天數之差。

2 結果與分析

2.1 對15N轉化率的影響

從圖1可知：（1）在0～10 d，T1處理AON的R值最高，為50%～70 %，其次為T3（45%～55%），T2最低，只約為27%～31 %；在10～30 d，T1和T3迅速下降至30%左右，而T2在整個時期比較平穩，與0～10 d的基本無差異；（2）各處理的AN的R值變化規律與AON相似，在0～10 d，T1和T3的R值較高，后迅速降至20%左右，T2在整個時期維持在15%～25%；（3）在0～10 d，T1處理AAN的R值逐步降低，T2和T3的先下降后上升，隨后均逐步降低3%～7%，且T3處理在30 d時又逐步升高；（4）對于ASN而言，T1和T3在1 d時的R值高達17 %左右，而T2只為6%左右，隨后R值均降低至0%～5%；（5）T3在培養3 d后UAN的R值上升至6%左右，而T1和T2的卻基本為0%，即基本無15N轉入。

圖1 外源氮素形態對15N轉化率的影響（a AON，b AN，c AAN，d ASN和e UAN）Fig. 1 Effects of external nitrogen forms on 15N conversion rate(a AON，b AN，c AAN、d ASN and e UAN)

2.2 對AON組分中15N和14N轉化的影響

相比外源15N帶入的氮素量，不同外源氮素形態對AON組分的14N變化值影響明顯（圖2），主要表現為：（1）T1的AON加權平均15N和14N的變化值分別為9.84 mg/kg和-116.71 mg/kg，14N降低幅度較大，與該處理的AN和UAN的14N變化值分別為-70.75 mg/kg和-33.17 mg/kg有關，T1主要通過降低AN和UAN進而降低了AON；（2）T2的AON加權平均15N和14N的變化值為8.40 mg/kg和28.05 mg/kg，其中，AN和UAN的14N的變化值分別為-3.23 mg/kg和-19.48 mg/kg，而AAN和ASN的分別為18.53 mg/kg和32.23 mg/kg，T2更容易提高AAN和ASN；（3）除1 d外，T3的AON的14N變化為正值，其加權平均15N和14N的變化值分別為10.46 mg/kg和69.84 mg/kg，AN、AAN和ASN加權平均14N的變化值分別為13.68 mg/kg、30.42 mg/kg和28.29 mg/kg，UAN的為-2.55 mg/kg，說明T3更容易提高AON。綜上可知，外源氮輸入15N對AON組分的直接作用較小，不同外源氮形態主要影響其土壤本身14N轉化，進而影響了AON組分含量，且不同外源氮形態對其影響方向不同，T1對AON組分的14N具有降低作用，T2和 T3卻具有提高作用，但T2提高作用強度低于T3。

圖2 外源氮素形態對15N和AON組分14N轉化的影響（a AON，b AN，c AAN，d ASN和e UAN）Fig. 2 Effects of external nitrogen forms on 15N and 14N transformation of AON fractions (a AON，b AN，c AAN，d ASN and e UAN)

2.3 對AON組分間轉化的影響

采取結構方程模型（SEM）的路徑分析方法研究外源氮形態對AON組分內部轉化關系的影響，在AMOS 23.0中采取最大似然估算法進行建模分析。AON組分間的轉化模式基于如下假說：氮素轉化過程遵循簡單到復雜原則，即AN和UAN分別為模型的起點和終點，AN與UAN無直接聯系，只能經過AAN或ASN進行轉化。通過表1可知，各處理的結構方程模型的評價指數均符合評判標準，所建模型合理可靠。

表1 結構方程模型擬合指數統計Tab. 1 Fitting indices of structural equation model (SEM)

在未添加外源氮源條件下（CK），只有ASN與AAN間的標準化路徑系數（r）通過檢驗，N素轉化過程主要集中在模型的中心位置，但模型的起點AN與其他組分間的r均未通過檢驗，結構方程模型較為穩定（圖3d）。但在外源氮輸入條件下，原始結構方程模型中間穩定狀態被打破，即ASN與AAN的r值均未通過顯著性檢驗，而邊際間的某些轉化過程被激活。T1的AN-ASN和ASN-UAN的r值均為正值，極顯著地通過檢驗，ASN加速了AN向UAN的轉化。T3的AN-AAN和ANN-UAN的r值均為負值，且顯著地通過檢驗，AAN抑制了AN向UAN的轉化，且ASN-UAN的r值也通過檢驗，增強了ASN-UAN的轉化過程；T2的增強路徑與T3相似，如AN-AAN，ASN-UAN的轉化過程被增強，但T2的r值均未通過檢驗（圖3a-c）。

圖3 外源氮素形態對AON組分間轉化的影響（a T1，b T2，c T3和d CK）Fig.3 Effects of external nitrogen forms on transformation of AON fractions (a T1, b T2, c T3 and d CK)

2.4 對AON組分含量的影響

通過圖4可知：（1）10 d前，不同形態外源氮素對AON的影響呈現上下波動狀態，隨后，T1大幅下降，在14 d時顯著低于T3和CK，30 d時顯著低于T2和T3；（2）對AN來講，T1在1 d顯著高于T2和CK，但隨后，其值逐漸較低，14 d時顯著低于其它處理，30 d顯著低于T3；（3）10 d前各處理的AAN均在上下波動階段，且無顯著差異，但之后，T3顯著高于其它處理；（4）在整個時期ASN均不穩定，呈現上下波動狀態，T1在培養3 d和7 d顯著高于CK，但隨后迅速下降，顯著低于T2或T3處理；（5）在1 d時，T1的UAN顯著高于T2，3 d時，T3顯著高于T1和T2，但與CK無顯著差異，7 d至30 d，各處理均無顯著差異。

圖4 外源氮素形態對AON組分含量的影響（a AON，b AN，c AAN，d ASN和e UAN）Fig. 4 Effects of external nitrogen forms on AON fractions (a AON，b AN，c AAN，d ASN and e UAN)

3 討論

本研究表明不同外源氮素形態對植煙土壤AON組分的影響不同，氨基酸態氮更有利于提高AON，但氨態氮則相反（圖4a），這主要歸因于氨基酸態氮可顯著提高了占比達65%～75%的AN和AAN含量（圖4b-c）。從土壤氮素轉化量來看，在整個培養期內，氨態氮、硝態氮和氨基酸態氮15N進入AON組分的數量差別不大，加權均值分別為9.84 mg/kg、8.40 mg/kg和10.49 mg/kg；但14N變化值差別較大，氨態氮加權平均值為-116.71 mg/kg，而硝態氮和氨基酸態氮卻為28.05 mg/kg和69.84 mg/kg。從土壤氮素轉化過程來看，氨態氮主要增強了AN-ASN和ASNUAN間的連續轉化過程，其r值均為正，可能提高了AN轉化概率，進而大幅降低了AN含量；而氨基酸態氮激活了AN-AAN和ANN-UAN間的連通性，但其r值均為負，AAN可能抑制了AN向UAN連續性轉化過程，使得AON的積累量顯著增強；硝態氮雖然降低了ASN-AAN的轉化過程，但邊際的激活效應未有明顯增強，模型較為平穩，是其AON-14N變化值介于氨態氮和氨基酸態氮之間的主要原因。以上說明，不同外源氮素形態誘導土壤本身氮素轉化量和轉化方向的差異是影響AON組分變化的主要因素，而外源氮素本身帶入量對其直接影響較少，其中硝態氮和氨基酸態氮更有利于AON-14N的累積，而氨態氮則相反。上述結論與相關研究結果基本一致。長期定位試驗發現，外源有機態氮更有利于提高AON含量[9-13]，在棕壤常規施用有機肥可增加11.68%[9]，在黑土中倍施有機肥可增加9.11%[11]，在黃棕壤配施有機肥可增加11.69%[23]。這主要與無機氮和有機氮對土壤氮素積累和轉化影響不同有關：（1）有機氮可促使土壤殘留氮向AON轉化[24]；（2）化肥氮主要轉化為AN和ANN，進入土壤0～2 μm的粘粒，而有機氮則主要轉化為ANN或UAN，同化進入各粒級中的ASN及2 μm以上各粒級的ANN[14-16,23,25]，有機氮更利于土壤形成良好結構、培肥土壤。同時，本文中氨態氮處理的AON-14N降低可能還與氨態氮對土壤氮素的其它循環作用影響有關，如氨態氮肥更容易在非飽和田間持水量條件下提高N2O的排放量[26-27]，在一定程度上提高AON-14N的轉出量，但該類方式的14N轉出比例還有待于進一步探討。

同時，值得關注的是，不同形態外源氮素對反映土壤微生物的氮素同化吸收利用過程的重要指標ASN[8]的影響結果不同。其中，氨態氮處理的15N進入ASN的加權均值為0.60 mg/kg，略高于硝態氮（0.54 mg/kg）和氨基酸態氮（0.56 mg/kg），且氨態氮和氨基酸態氮10天前的15N轉化率均高于硝態氮（圖1d）。這主要與微生物對氮素的選擇性同化有關，氨態氮和氨基酸態氮因其被微生物利用時消耗能量較少容易被微生物快速同化，而硝態氮則因需消耗一定量的能量轉化為氨態氮后方可再利用，降低了微生物對其同化的能力[28-29]。同時，不同外源氮形態對ASN-14N變化值差別較大，硝態氮和氨基酸態氮分別增加了32.23 mg/kg和28.29 mg/kg，而氨態氮卻使之降低了3.94 mg/kg，這可能與不同氮素形態對土壤微生物群落結構的影響差異有關[30-31]，如氨態氮可降低真菌的豐度，而硝態氮對細菌的生長速率產生影響[32-34]，使得添加硝態氮可加速由細菌向真菌占主導地位的微生物群落結構轉變[28,35-36]，進而可能最終影響到土壤氮素的轉化過程，但其主要機理機制仍需深入探究。

4 結論

外源氮形態對土壤AON有一定影響，氨基酸態氮更有利于提高AON，硝態氮的提高作用低于氨基酸態氮，而氨態氮則不利于AON的積累。從轉化過程來看，不同外源氮形態15N轉入量差別不明顯，但對土壤本身14N的轉化過程影響較大，氨基酸態氮和硝態氮可通過增加其它來源14N轉入量提高AON，而氨態氮則更有利于AON-14N的轉出。這主要可能與外源不同氮素形態影響了AON組分間的轉化過程有關，如氨態氮增強了AN向UAN轉化過程中ASN的促進作用，而氨基酸態氮則提高了AAN對上述此轉化過程的抑制作用。