土壤供保氮能力决定稻田氮肥增产效果和利用率

氮素是水稻生长的关键养分限制因子，施用氮肥是提高水稻产量的重要途径。然而，我国不同区域稻田氮肥利用效率差异巨大。长三角平原和东北平原是我国重要的水稻生产区，2018年水稻播种面积合计占全国的35.2%，稻谷产量达全国总量的37.7%[1]。两区稻田单产也非常接近，分别为7 818和7 785 kg·hm–2，均高于全国平均值（7 289 kg·hm–2）[1]，但单位面积氮肥投入量及利用效率却明显不同。近30年来东北平原稻田氮肥平均用量为159 kg·hm–2，而长三角平原则高达279 kg·hm–2，两区氮肥偏生产力（单位肥料氮投入下的粮食产量；Partial factor productivity of fertilizer N，PFP）分别为54 kg·kg–1 N和35 kg·kg–1 N[2]。鉴于水稻平均产量相近，两地PFP差异说明东北稻田单位施氮量所增加的籽粒产量，即氮肥增产效果（又称氮肥农学效率；Agronomic use efficiency of fertilizer N，AE）要高于长三角。氮肥增产效果取决于作物对氮肥的吸收效率（即氮肥利用率；Fertilizer N use efficiency，NUE）和作物多吸收氮素所增加的稻谷产量（即氮肥生理效率；Physiological efficiency of fertilizer N，PE）[3]。Che等[4]比较了覆盖全国21个省市的六个主要稻区稻田氮肥利用效率，指出东北稻区 < 200 kg·hm–2施氮量下，其AE为18.8~23.0 kg·kg–1 N，NUE为36.8~40.9 kg·kg–1 N，PE为46.3~64.3 kg·kg–1 N，均高于长江中下游稻区 > 250 kg·hm–2施氮量下的相应数值12.4~13.4 kg·kg–1 N、34.6~35.6 kg·kg–1 N和16.7~30.0 kg·kg–1 N。结合这一结果，基本可以明确东北稻区氮肥利用效率高于长三角平原的事实。然而，上述研究中氮肥利用效率的观测数据源于不同地区，水热条件、作物品种及农田管理均不同，土壤也不同，究竟何种原因引起氮肥利用效率的区域性差异尚不清楚。肥料氮进入土壤后，其利用程度和损失大小取决于土壤氮转化特征及保持和供应过程，因土壤理化和生物属性而异，又受到区域不同气候因子和水肥耕种等管理因素影响。因此，在相同气候和水肥耕种管理条件下，比较各稻区氮肥利用效率的土壤差异及主要氮转化特征的异同，有助于解答东北和长三角稻区施氮增产效果不同的土壤原因，也可为长三角高氮投入稻田氮肥高产高效的土壤调控提供参考。

土壤氮是作物生长需氮的重要来源，即使施用氮肥，作物积累氮素中超过1/2仍来自土壤[5]。朱兆良[6-7]以无氮和施氮下水稻地上部氮累积量的百分比作指标，指出水稻高产对土壤氮素供应的依赖性在52%~83%范围。这表明土壤供氮能力高低，是决定作物高产稳定的主要因素和确定合理施氮量的重要依据。东北和长三角稻田产量水平相当，但氮肥投入量相差近一倍。显然，稻田供氮量不同可能是影响两区氮肥增产效果和氮肥利用效率差异的重要原因之一。稻田供氮量除灌溉和降水等环境氮、非共生固氮作用带入的氮外，土壤矿质氮及水稻生长期间土壤有机氮矿化产生的氮等是最主要的来源。尽管不同水稻土起始矿质氮含量不同，但水稻种植前淹水还原条件会导致部分硝态氮经反硝化去除，而铵态氮含量大多不超过20 mg·kg–1或更低[8]。因此，水稻土矿化过程及其产生的矿质氮仍是衡量稻田供氮能力的关键[9]。前人围绕水稻土氮矿化特征及其供氮量开展了大量研究，多数采用室内淹水生物培养方法[10-11]结合双组分（Two-pool）指数模型[12-13]进行拟合预测。淹水培养条件一定程度上模拟了稻田实际情况，有机氮矿化平衡快，硝化作用被抑制，氨挥发损失较少，无需考虑水分调节，因此结果重现性好、操作便捷[14]。Two-pool指数模型同时用两个一级反应动力学方程来分别表征易矿化和缓慢矿化的土壤有机氮库的矿化势和矿化速率常数，具有拟合程度高，模拟结果可靠的优点[12-13]。综上，有必要开展淹水矿化培养试验，研究各地区典型水稻土氮矿化和供应特征及其与上述氮肥增产效果和氮肥利用效率区域差异之间的联系。

通常，土壤表观供氮量是以无氮区作物地上部吸收积累氮量作为衡量指标[3]。然而，施氮下土壤供氮过程也会发生变化。以矿化为例，一般而言，15N标记氮肥加入后，非标记土壤氮素矿化和供应量会增加，这一作用被称为氮肥的土壤激发效应[7]（也称土壤/肥料氮交互作用）[15]。其结果往往导致作物试验中15N标记法氮肥利用率低于差值法氮肥利用率 [16-17]。差值越大，氮肥对土壤氮激发量就越大。虽然多数学者认为这一效应只是肥料氮与土壤氮库之间的等量相互替换[15]，但根据韩晓增等[18]在东北平原绥化市15N微区试验结果，150 kg·hm–2传统施氮下水稻吸收土壤氮量（即土壤表观激发量）与无氮区相比大大增加，且远高于0~60 cm土层残留肥料氮量。这一结果说明氮肥施用有明显的土壤氮正激发效应。由于东北稻田氮投入较低，假设肥料氮激发效应较强，将增加土体内包括土壤和肥料氮在内的作物可利用有效氮总量，提高供氮强度，进而导致施入单位肥料氮的增产效果及氮肥表观利用率的提升。

鉴于此，本研究在东北和长三角稻区的五常和常熟市分别各取当地典型水稻土：黑土型水稻土和乌栅土[19]，在相同气候和水稻品种及管理条件下开展15N标记尿素水稻盆栽试验，比较两种水稻土不同施氮水平下水稻的产量响应、氮肥利用效率、地上氮吸收的土壤/肥料源贡献，以及肥料氮土壤残留与总损失；并结合室内淹水培养试验，研究不同外源氮添加量下两种水稻土氮矿化过程的特征，以明确水稻土供氮对施氮增产效果和氮肥利用率的影响，探讨稻田氮肥投入与氮肥利用效率区域差异的原因，为稻田氮肥优化管理提供基础性资料。

供试土壤分别采集于黑龙江五常（44°53′ N，127°32′ E）与江苏常熟（31°55′ N，120°70′ E）稻田耕层土壤（0~20 cm）。土壤分别为由湿草原土母质风化发育而成的黑土型水稻土（BS）和由湖基母质风化发育形成的乌栅土（WS，脱潜水稻土）。土壤样品自然风干后，磨细过5 mm筛备用。供试土壤理化性状等见表 1。

盆栽试验在江苏常熟农田生态系统国家野外科学观测研究站本部进行，设0（CK）、150、300 kg·hm–2共3个施氮水平，其中两个加氮处理的施氮量大致相当于东北稻区和长三角稻区过去30年的平均施氮水平，各处理重复四次。称取10 kg土壤样品放入塑料桶中，将基肥与土壤混合后，灌水使土壤处于饱和状态，每桶土壤分别搅匀沉降24 h备用。供试水稻品种为南粳46，每盆栽两穴，每穴3棵。水稻盆栽放置于通风遮雨的大棚中，每天浇水使土壤处于淹水状态，并保持3~4 cm左右浅水层，烤田期间土壤落干之后保持间歇灌溉状态直到水稻收获。氮肥采用15N标记尿素，丰度为15%，按照基肥：蘖肥：穗肥4：3：3的比例施用。磷肥采用磷酸二氢钾作为基肥全部施入，施用量P2O5 90 kg· hm–2。钾肥分两次施用，其中50%以磷酸二氢钾作为基肥施用，50%以氯化钾作追肥施用，共施用K2O 150 kg·hm–2。水稻成熟后收获地上部分，按照茎叶和穗两部分分离。所有植株样品均用清水和去离子水多次清洗，于105℃杀青30 min后，75℃烘干至恒重称重，粉碎过60目筛待测。将盆栽土壤倒出混匀后取50 g土壤，风干后初筛去除根系等，再过100目筛待测。样品全氮含量使用碳氮元素分析仪（PRIMACS SNC90-IC-E）测定；样品15N丰度使用同位素质谱分析联用仪（ZX_2009）测定。具体结果计算方式如下：

15N原子百分超（APE%）=样品或15N标记肥料的15N丰度-15N自然丰度（0.336%）[20]；

水稻各器官氮素来自15N标记肥料的百分比（Nitrogen derived from fertilizer，NDFF）[20]：

水稻各器官氮累积量（mg·pot–1）=各器官全氮含量×各器官干物质重[21]；

水稻全氮量（mg·pot–1）= Σ各器官氮积累量 [21]；

水稻吸收肥料氮量（mg·pot–1）= Σ各器官氮积累量×各组织或器官的NDFF（%）[21]；

水稻吸收土壤氮量（mg·pot–1）=植物全氮量-植物吸收肥料氮量[21]；

土壤中肥料残留量（mg·pot–1）=土样干重×土壤全氮含量（%）×土壤15N APE（%）×100[21]；

氮肥损失量（mg·pot–1）=肥料施氮量-水稻吸收肥料氮量-土壤肥料残留量[21]；

15N示踪法氮肥利用率（15Nitrogen recovery efficiency，RE）[20]：

差减表观法氮肥利用率（Nitrogen use efficiency，NUE）[21]：

土壤氮素表观激发量（mg·pot–1）=施氮下水稻吸收土壤氮量-无氮处理水稻地上全氮量[18]；

15N土壤净残留量（mg·pot–1）= 15N土壤残留量-土壤氮素表观激发量[18]；

称取过2 mm筛风干土10 g（干基重）于100 mL锥形瓶中，按60%田间持水量（WHC）加水，置于25℃培养箱中预培养一周。之后，加入相当于相当于施氮0、150、300 kg·hm–2的尿素溶液，按土水比1︰2.5加水后，用橡胶塞堵住瓶口，并用704胶将瓶口密封，置于25℃的培养箱中培养3周。分别在培养的第0、1、3、5、7、10、14、21天随机取出3个重复，加入2 mol·L–1的KCl溶液25 mL（w：v = 1︰5）振荡浸提1 h后用定性滤纸过滤，使用流动分析仪（Skalar Analytical，布雷达，荷兰）测定土壤NH4+-N、NO3–-N含量。21 d矿化氮量累积量及拟合方程的计算：

式中，Nt为累积矿化氮量；[（NH4+-N）+（NO3–-N）]t为t时间硝态氮和铵态氮含量之和；[（NH4+-N）+（NO3–-N）]t0为培养初期硝态氮和铵态氮含量之和[22]；

双组分一阶指数模型（Two-pool指数模型）：

式中，Nt为累积矿化氮量（mg·kg–1 土）；Na和ka为易矿化部分的矿化势和一级反应速率常数；Nr和kr为缓慢矿化部分的矿化势和一级反应速率常数[23]；t为培养时间（d）。

采用IBM SPSS 26.0统计软件采用t检验对数据进行分析，比较各处理下两种土壤的差异显著性（P < 0.05）；采用Sigma Plot 14.0软件对培养试验矿化结果进行拟合；绘图采用Origin 2019与Sigma Plot 14.0软件。

图 1可以看出，CK处理下，BS土壤上水稻籽粒产量显著高于WS 30.5%。150和300 kg·hm–2施氮处理BS较WS产量分别显著高出33.6%和25.6%，其氮肥农学利用效率（AE）为17.5~18.2 g·g–1 N，显著高于WS的12.0~14.5 g·g–1 N（P < 0.05）。

150和300 kg·hm2施氮下，两种土壤RE（即15N示踪法氮肥利用率）在24.8%~36.1%之间，NUE（即差值法表观氮肥利用率）在34.4%~65.7%之间，RE均显著低于NUE（表 2）。低氮下，BS的RE较WS显著高出5.56个百分点，而NUE则显著高出WS近20个百分点。高氮下，BS的RE和NUE也较WS分别显著高出8.01和28.7个百分点。

0、150和300 kg·hm–2施氮处理下，BS的地上植株总吸收氮量均显著高于WS，分别高出30.2%、33.3%和46.7%（表 3）。通过15N标记法区分得到150~300 kg·hm–2施氮下BS水稻地上部土壤来源氮数量为1 345~1 526 mg·pot–1，肥料来源氮数量为211~383 mg·pot–1，较WS（相应分别为988.6~1 012 mg·pot–1和178~289 mg·pot–1）高出36.1%~50.8%和18.2%~32.3%。根据CK和相应150~300 kg·hm–2施氮处理水稻地上部土壤来源氮差值计算可得，施氮后BS中水稻多吸收土壤来源氮量为173~354 mg·pot–1，而WS则仅为88~113 mg·pot–1，即施氮导致BS地上吸收土壤氮增量较WS高95.0%~215%。

随施氮量增加，两种土壤肥料氮残留数量均增加，但相同施氮量下两种土壤残留氮数量无差异。150和300 kg·hm–2氮量下，BS和WS的相应土壤残留率为28.1%~30.4%和27.5%~38.6%。

根据15N肥料氮水稻地上部氮吸收和土壤残留，可估算两种土壤不同施氮量下表观肥料氮总损失量（表 3）。可看出，随施氮量从150 kg·hm–2增加至300 kg·hm–2，尽管两种土壤上肥料氮总损失均明显增加，但在BS土壤上其增幅为1.1倍，而在WS上其增幅可达2.1倍。高氮施用量下，WS肥料氮总损失量较BS高出29.9%，其比例可占到施氮量的47.8%。这一数值高于BS的氮肥总损失率（30.9%~35.9%）。

CK处理下，两种土壤21 d累积矿化氮量WS为23.7 mg·kg–1，显著高于BS的16.0 mg·kg–1（图 2）。然而，外源氮添加后BS土壤累积矿化氮量在施氮后激增，均显著高于WS。150 kg·hm2低氮水平下，BS的累积矿化氮量为70.3 mg·kg–1，是WS（49.8 mg·kg–1）的1.41倍。300 kg·hm2高氮处理下，这一差距继续加大，BS的累积矿化氮量达162.6 mg·kg–1，而WS仅为63.9 mg·kg–1，前者较后者高出1.54倍。

Two-pool指数模型中（Na+Nr）是表示土壤可矿化氮容量的关键参数。表 4可以看出，CK处理下，BS的（Na+Nr）低于WS，而外源氮素添加后，BS的（Na+Nr）值均大于WS。低氮处理中，BS比WS多出36.0%，在高氮处理中BS较WS高出154.9%。Two-pool指数模型中Na和ka代表易分解部分的矿化势和一阶反应速率；Nr和kr代表缓慢矿化部分的矿化势和一阶反应速率。BS中，外源氮的添加均增加了Na和Nr的大小，同时BS的 Na（1.66~81.0 mg·kg–1）均小于Nr（16.0~88.1 mg·kg–1）。对于WS而言，低氮水平下，Na均低于Nr，而高氮处理中，Na均大于Nr。

不同稻区氮肥利用效率差异是气候、品种、耕作管理及土壤等多种因素综合影响的结果。本研究在东北和长三角稻区的五常和常熟市分别取典型水稻土在同一地点开展盆栽试验，排除了气候、品种及耕作管理等条件的干扰，有利于探究土壤在决定氮肥利用效率区域差异中的作用。150和300 kg·hm–2施氮量下（大致相当于两地农户传统施氮水平），取自五常的黑土型水稻土（BS）上氮肥农学利用效率（图 1）均高于取自常熟的乌栅土（WS）。这一结果确认供试两种水稻土上氮肥增产效果存在差异的事实。BS土壤上差值法表观氮肥利用率均显著高于WS（表 2），氮肥表观生理利用效率差异不大（表 2）。这说明，BS土壤氮肥增产效果优于WS，主要是该土壤上表观氮肥利用率较高所致。表观氮肥利用率高低也反映出两种土壤供保氮水平的不同，即相同施氮量下，与WS相比，BS可提供更多的有效氮素被水稻吸收。这一结论可从相同施氮量下BS水稻地上部氮累积量显著高于WS的结果上得到佐证（表 3），与BS土壤上水稻的15N示踪法氮肥利用率亦高于WS也是一致的（表 2）。根据15N质量平衡法可计算水稻生长季肥料氮总损失量（表 3）。在WS土壤中氮肥总损失随施氮量提高增加的幅度更为显著，说明WS对肥料氮的保持能力较之BS更低。这种差异可能是WS土壤pH相对较高（表 1），肥料氮的氨挥发损失较大所致[24]。最近，Yang等[25]研究了水稻土硝化能力和氮肥利用率与反硝化损失的关系，指出中碱性水稻土硝化活性较强，促使NH4+向NO3–转化，降低水稻吸收利用NH4+程度和增加反硝化发生底物NO3–数量，因此，其氮肥利用率和反硝化损失也较酸性水稻土低。两种土壤上肥料氮总损失量不同可能与pH、有机质含量、质地等土壤性质差异导致的两种土壤硝化-反硝化损失程度高低不同有关。

通常，15N示踪法氮肥利用率低于差值法表观氮肥利用率[26-28]，其主要是在前者的计算中不包括因施氮引起的作物多吸收的土壤源氮，而后者因设置无氮区对照又将这部分土壤源氮归为氮肥效应，等同于肥料来源计算的缘故。相同施氮量下，两种土壤水稻15N示踪法氮肥利用率均低于差值法表观氮肥利用率（表 2），与以往结果一致。然而，对于BS土壤，150和300 kg·hm–2施氮下差值法表观氮肥利用率较15N示踪法氮肥利用率高出约30个百分点；在WS土壤上，这一差值相应则仅为16和9个百分点，且随施氮量增加而降低。朱兆良[29]指出，在培养试验或作物生长试验中，常可观测到加入15N标记氮肥后，非标记土壤氮素矿化和作物吸收的非标记土壤氮量有所增加，这种现象称之为氮肥的激发效应。供试土壤BS 15N示踪法和差值法氮肥利用率数值差异远大于WS土壤，表明该土壤施氮后对土壤氮素的表观激发量更大。根据无氮区和相应施氮处理水稻地上部土壤来源氮差值可计算得到土壤氮素表观激发量在BS为173~354 mg·pot–1，而WS较低，仅为88~113 mg·pot–1。盆栽试验中表观激发量的土壤差异不仅涉及施氮对水稻生长促进作用和根系吸收能力大小的影响，也与氮肥对土壤氮素矿化的影响有关。然而，在利用两种供试土壤开展的淹水培养试验中，发现无氮源添加下BS和WS氮素净矿化量在16.0~23.7 mg·kg–1范围，但是外源氮添加后，BS土壤累积矿化氮量增加更明显，其增幅随添加氮量提高而增加，也显著高于WS。根据氮素矿化的Two-pool指数模型结果（表 4），氮添加对BS土壤易矿化部分和缓慢矿化部分有机氮矿化势的提高幅度均要高于WS，且随施氮量增加更趋明显，尤其是缓慢矿化有机氮库。综合盆栽和矿化培养试验结果可得，氮肥施用更大程度促进了BS土壤上矿化氮累积量，增加了BS土壤中氮的供应和水稻生长过程的氮吸收，因此，在相同施氮水平下，与WS土壤相比，也表现出更高的氮肥表观利用率。

氮肥的土壤激发效应非常复杂，涉及氮肥对土壤氮矿化和氮素微生物固持相互转化过程的相对影响强度[30]。以往研究中，化学氮肥对土壤氮的正激发效应[31]、负激发效应[32]以及与土壤氮的等量替换[33]结果均有报道，因试验条件不同而异。本研究以淹水密闭培养试验土壤中矿质氮的累积变化量为衡量指标反映土壤矿化氮量，不同于15N标记法，无法准确定量培养体系中肥料氮微生物固持和土壤氮矿化进而直接回答土壤氮激发是正效应、负效应或是零激发（即土壤微生物肥料氮固持与有机氮矿化过程动态平衡），却也一定程度反映出加氮对BS土壤矿化氮激发作用要大于WS。一般认为，土壤有机碳含量和C/N比是影响氮肥土壤激发效应作用大小的关键因素[34]。BS有机碳含量和C/N比均低于WS，可能是其相同氮添加量下对土壤矿化氮激发效应更强的主要原因[27]。在盆栽试验中，根据水稻收获后肥料氮土壤残留量和土壤氮表观激发量可粗略估算土壤中氮素净残留量（表 3），可看出，BS几乎没有氮素净残留，而在WS上氮素净残留则较高，可达肥料氮土壤残留总量的8%~11%。从这一结果看，两种土壤上肥料氮的激发效应大小似可解释两个地区水稻土有机氮的积累和分解的不同。近年来，东北稻区土壤有机质含量下降、肥力降低[35-36]，这很可能与施肥后东北土壤激发效应大，有机氮矿化多，而肥料的土壤残留少，表现为净损失有关。因此，针对这一问题进一步研究也是十分必要的。

盆栽试验无氮处理下BS土壤水稻地上累积吸氮量高出WS土壤约30%，表明前者土壤基础供氮量要高于后者（表 3）。然而，无外源氮添加的土壤淹水密闭培养试验结果却显示，BS与WS净矿化氮量相差不多（图 2），又说明两种土壤本身氮素矿化能力并无太大差别。其原因可能在于：1）稻田土壤基础供氮量是以无氮区水稻成熟期地上部累积吸氮量来表征的。显然，这一方法得到的土壤基础供氮量是表观的。尽管盆栽试验在相同条件下进行，种子或秧苗、大气沉降以及灌溉水引入的氮量一致，但非共生固氮作用带入的氮在两种土壤上可能存在差别。此外，初始矿质氮含量也存在一定差异，可能导致了基于盆栽试验得到的基础供氮量与淹水培养测得的矿化氮量在两种土壤上趋势不一致；2）短期淹水培养得到的矿化氮累积量仅在一定程度反映土壤氮素矿化容量大小，却并不能指示矿化过程及其矿化氮的供应持续时间。这一说法可在利用Two-pool指数模型模拟土壤矿化氮的结果中得到支持。尽管无氮添加处理BS土壤氮素总矿化势（Na+Nr）以及易矿化部分有机氮矿化势（Na）和矿化速率（ka）均低于WS，但其缓慢矿化部分有机氮矿化势（Nr）和矿化速率（kr）却高于WS（表 4），暗示BS土壤矿化和供氮具有“晚发”特点，其缓慢矿化部分有机氮在矿化氮长期供应上发挥了更重要的作用，提供了稳定有效氮源来满足水稻关键生育期的需求；3）淹水密闭试验中未考虑铵的黏土矿物固定作用对氮素矿化的影响。由于矿化产生的铵也会转入土壤晶格被再固定，对具有固铵能力的土壤来说，会对以矿质氮增量作为土壤矿化量的度量结果产生干扰[37]。在另一组试验中，我们曾采用铵盐梯度培养与连续振荡淋洗法方法[38-39]比较BS和WS土壤固铵和释放能力，发现BS土壤固铵数量较WS低18%，但其再释放量却又较WS高出12%。这表明BS土壤固定态铵的有效性要好于WS。综上所述，土壤氮素的矿化与有效供应密切相关，但又不能简单的划等号，有必要对上述推论做进一步验证。

应当指出，本文仅取五常和常熟两种典型水稻土为例开展盆栽和室内培养研究，明确了氮肥利用效率差异与土壤氮矿化及参与这一过程的氮肥激发效应的密切联系。然而，各区域水稻土类型多样，土壤性质千差万别，实际种植条件下气候和耕种等因子也有很大差异。显然，未来有必要对水稻土类型进一步扩大，在研究方法上进一步改进，揭示氮肥土壤激发效应的机制，阐明土壤氮素矿化、供应与氮肥作物利用及损失的关系，以期为高效调控土壤/肥料供氮、提高稻田氮肥利用效率提供新途径。

五常和常熟两种典型水稻土施氮增产效果和氮肥利用率有明显差异。施氮后土壤矿化氮响应不同、肥料氮土壤有效保持能力高低是导致两种土壤氮肥利用效率差异的重要原因。氮肥对五常供试土壤激发效应强，可提供更多矿化氮和保持较高的土壤供保氮水平，因此，可维持水稻较高氮肥利用率和高产目标。相比而言，取自常熟的水稻土氮肥土壤激发效应低，且肥料氮损失大，水稻高产对高量氮肥投入的依赖性更高。