地膜覆盖技术自20世纪70年代引入我国以来，因其具有有效减少地面蒸发，提高作物水分利用效率^[1-3]，提高土壤温度^[4-6]，增加作物产量^[7-12] 等重要作用，广泛应用于旱作农业区^[13-15]，尤其对于干旱半干旱区农业生产意义重大。然而，地膜在带来巨大经济效益的同时，其农田残留会造成土壤板结，阻碍土壤中水分和养分的运输^[16-17]，对土壤生态环境造成严重影响^[18-20]。可降解地膜被认为是能够解决上述残膜污染问题的有效途径之一，近年来，其应用已倍受关注。目前，有关可降解地膜对作物产量、降解特性等方面的研究也越来越多^[21-22]，但有关可降解地膜对土壤养分循环及其相关机制甚少涉及。

土壤硝化作用是肥料氮素进入到土壤中后参与氮素循环的关键过程，氨氧化过程作为硝化作用的限速步骤对氮循环具有重要作用，土壤硝化潜势可以用来表征土壤的氨氧化能力，其对田间管理措施变化的反应非常敏感，能够快速准确地反映土壤硝化活性^[23]。由于可降解地膜具有可降解性，有可能对土壤环境或微生物产生相应影响，进而影响土壤硝化潜势。但目前该方面研究较为缺乏，尤其是不同类型地膜添加对土壤硝化潜势影响的对比研究更是鲜见报道。

为明确不同可降解地膜对区域土壤硝化潜势的影响，探讨可降解地膜是否会对土壤微生物硝化作用产生抑制和毒害作用，本研究以国家农业环境阜新观测实验站为平台，采用室内土壤培养试验，选用普通地膜、氧化-生物降解地膜和全生物降解地膜3种典型地膜为供试材料，通过土壤悬液法对不同地膜处理土壤的硝化潜势进行测定，初步评价不同降解地膜及其降解产物对土壤微生物硝化的影响程度，为丰富可降解地膜对土壤环境影响的相关理论，以及实现可降解地膜在辽西地区大面积推广应用提供数据支持。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试3种地膜分别为普通PE膜（T1，成分聚乙烯）、PBAT全生物降解地膜（T2，成分聚己二酸/对苯二甲酸丁二酯）和氧化-生物降解地膜（T3，以PE为基质添加降解助剂）。将供试的地膜剪切成1～2mm的碎片待用。

供试土壤采自国家农业环境阜新观测实验站（辽宁阜新），土壤类型为褐土。土壤基本理化性质见表1。

1.2 试验设计

采用室内培养、室内分析的方法，将不同地膜碎片混于供试土壤中，以不加地膜碎片土壤为对照，每种地膜碎片添加量设置3个梯度，分别为0g/kg（CK）、0.12g/kg（Tn），0.36g/kg（Tn’），相当于残膜量0、300、900kg/hm²，每个处理重复3次。在对各处理进行室内恒温培养后，采用土壤悬液培养法研究各处理的土壤硝化作用潜势，评估生物降解地膜对氨氧活性的毒害作用。具体试验步骤：

（1）混膜培养。将不同种类及不同量的地膜碎片分别与一定量土壤充分混合，混合后与未加地膜土壤共同置于室内，各土壤加水至田间持水量40%～60%，放置60d以上。

（2）土壤预培养。分别将各混膜土壤与未混膜土壤1 ∶ 1混合（约150g）后，连同之前单独的混膜土壤和未混膜土壤一同置于暗处20℃再培养24h。

（3）制备土壤悬液。取各处理土壤（湿土25g）于250mL振荡瓶中，加入100mL含有1.5mmol/L（NH₄）₂SO₄ 的磷酸缓冲溶液，混匀，加封口膜（透气），然后将其置于恒温震荡培养箱内25℃恒温培养。

（4）检验土壤氨氧化作用的线性度。分别在浸提1、3、4、5和6h时取土壤悬液，用于测定不同地膜添加处理土壤氨氧化作用的线性度。

（5）取待测液及配制标准液。分别于培养2和6h时取土壤悬液2mL加入到试管中，加入2mL KCl溶液以抑制氨氧化作用，离心过滤，同时配制亚硝酸钠标准液，以备测定。

（6）测定滤液中的亚硝态氮含量，并通过计算进一步评估生物降解地膜对氨氧活性是否存在毒害作用。

1.3 测定指标与评价方法

1.3.1 测定指标与方法

悬液中亚硝态氮含量测定参照ISO 14256-2，采用分光光度计比色法进行测定（540nm），土壤理化性质指标测定参照鲁如坤《土壤农业化学分析方法》^[24]。

1.3.2 评价指标与计算方法

①硝化潜势

$C_{\mathrm{s},2\mathrm{h}}\left[{\mathrm{N}\mathrm{O}}_2-\mathrm{N}\mathrm{n}\mathrm{g}/\mathrm{g}\right]=\frac{C_{\mathrm{1,2}\mathrm{h}}\times 2\times (10+m)\times 1000}{m_{\mathrm{d}\mathrm{m}}}$（A）

$C_{\mathrm{s},6\mathrm{h}}\left[{\mathrm{N}\mathrm{O}}_2-\mathrm{N}\mathrm{n}\mathrm{g}/\mathrm{g}\right]=\frac{C_{\mathrm{1,6}\mathrm{h}}\times 2\times (10+\mathrm{m})\times 1000}{m_{\mathrm{d}\mathrm{m}}}$（B）

$\text{硝化潜势}\left[{\mathrm{N}\mathrm{O}}_2-\mathrm{N}\mathrm{n}\mathrm{g}/(\mathrm{g}\cdot \mathrm{h})\right]=\frac{C_{\mathrm{s},6\mathrm{h}}-C_{\mathrm{s},2\mathrm{h}}}{4}$（C）

式中：C _s，2h——培养2h后土壤中NO₂-N的浓度；C _s，6h——培养6h后土壤中NO₂-N的浓度；C _l，2h ——培养2h后溶液中NO₂-N的浓度；C _l，6h——培养6h后溶液中NO₂-N的浓度；2——KCl的稀释倍数；m——湿土土壤含水量；10——缓冲液体积； m_dm——土样干重。

②毒害作用评估

$A_{\mathrm{m}}+S_{\mathrm{m}}<\frac{0.9\times \left(A_{\mathrm{c}}+A_{\mathrm{p}}\right)}{2}$（D）

式中：A _m——混合土的平均氨氧化活性；S _m—— 混合土氨氧化活性的标准差；A _c——CK土壤的平均氨氧化活性；A _p——污染土壤的平均氨氧化活性。

如果（A _m+S _m）值低于（A _c+A _p）平均值的90%，则认为污染土壤是具有毒害作用的。

1.4 数据处理

所得数据采用Excel2016进行整理和作图，使用SPSS 20.0（ANOVA）进行数据分析。

2 结果与分析

2.1 不同地膜处理土壤氨氧化速率线性度

图1 为不同地膜添加处理的土壤氨氧化作用随时间的线性度，由图1可知，在振荡培养6h内，对照土壤和3种地膜处理土壤的氨氧化作用均呈现较好的线性增长，其中对照土壤R² 为0.9256，普通PE膜处理土壤R² 为0.9441，而PBAT全生物降解地膜处理土壤和氧化-生物降解地膜处理土壤的R² 分别为0.9085和0.9046。因此，本试验可以设定在6h内取样，并以2和6h为基础，通过不同测定时间NO₂-N的浓度差异来计算不同处理土壤的氨氧化速率。

2.2 不同地膜处理土壤硝化潜势

由图2可知，对照土壤的硝化潜势为NO₂-N 3.54ng/（g·h），添加普通PE膜后，硝化潜势平均值为NO₂-N 5.61ng/（g·h），PBAT全生物降解地膜处理硝化潜势为NO₂-N 4.30ng/（g·h），而氧化-生物降解地膜处理为NO₂-N 3.42ng/（g·h），即T1>T2>T3。总体来说，各处理之间差异未达显著水平，添加的地膜并没有显著影响土壤氨氧化过程。但对于普通PE膜（T1）和PBAT生物降解膜（T2）处理土壤，存在随着地膜添加量增加硝化潜势降低的趋势。其中，T1和T1’ 分别为NO₂-N 6.20和5.02ng/（g·h），T2和T2’ 分别为NO₂-N 5.72和2.87ng/（g·h）。氧化-生物降解地膜处理土壤的硝化潜势未受地膜添加量变化影响，T3和T3’ 分别为NO₂-N 3.27和3.57ng/（g·h）。

2.3 不同类型地膜对土壤氨氧化作用的毒害（抑制）作用评估

在测定不同地膜处理土壤硝化潜势的基础上，进一步评价不同生物降解地膜及其降解产物对土壤微生物硝化的抑制程度。由公式（D）计算得出表2，由表可知，混合土壤T1、T2和T3的Am值分别为5.01、4.20和6.13，均大于90%CK土和污染土加和的平均值3.31、2.78和1.94；即使是加大了地膜添加量，各处理也并未表现出对土壤微生物硝化的明显抑制，其中T1'、T2' 和T3' 的A_m 值分别为4.79、5.18和4.66，也均大于相应的（A_c+A_p） 平均值2.14、2.03和2.35。由此可见，本试验条件下的地膜添加种类和添加量所产生的残膜及降解产物并没有对土壤微生物硝化作用产生明显的抑制和毒害作用。

注：+ 表示有毒害，—表示无毒害。

3 讨论

土壤硝化潜势是表征土壤氮素周转快慢的重要指标，其对环境变化，包括土壤理化性质、环境因子、微生物群落等多种因素的反应非常敏感^[25]，因此能够快速准确地反映土壤硝化活性。而地膜残存于土壤后，残存碎片以及可降解地膜的降解产物被认为可以改变土壤环境^[26]，进而影响土壤硝化活性。本研究中添加地膜后未见显著差异可能归因于两个方面，一是地膜的使用量尚未达到影响土壤透通性等物理性质以及微生物活动的剂量，因为在本研究中虽然总体各处理土壤硝化潜势未见显著差异，但仍存在随地膜添加量增加硝化活性下降的趋势（如普通PE膜和PBAT生物降解膜处理）；另一方面，可能归因于可降解地膜产物较为安全，未产生对土壤微生物有毒有害的物质，且在某种程度上也为土壤微生物提供了一定的碳源。有研究用同位素标记法证明了生物降解地膜能够被微生物分解残食，而这些微生物分解始于地膜表面，可以利用聚合物分子中的碳作为能源^[27-29]，因此，生物降解膜很可能通过外源添加碳的途径来影响土壤硝化潜势^[30]，进而抵消了一部分由于地膜混入而带来的负面影响，从而导致对土壤氨氧化作用影响不显著。

虽然本项研究并未发现添加3种地膜影响辽西褐土硝化潜势，但研究结论适用于解释可降解地膜的短期效应。有关不同类型可降解地膜对区域土壤硝化作用的长期影响，还需通过田间定位试验，结合土壤理化性质变化，以及氨氧化细菌和氨氧化古菌等与氨氧化作用密切相关的重要指标做进一步深入研究。

4 结论

本试验条件下，添加普通PE膜、PBAT生物降解膜和氧化-生物降解膜并没有显著影响土壤的硝化潜势，3种地膜添加后土壤硝化潜势表现为T1 [NO₂-N 5.61ng/（g·h）]>T2[NO₂-N 4.30ng/（g·h）]>T3[NO₂-N 3.42ng/（g·h）]，均与CK土壤无显著差异。普通PE膜和PBAT生物降解膜处理土壤，存在随着地膜添加量增加硝化潜势降低的趋势。基于3种供试地膜的污染土壤均未见对土壤微生物硝化作用产生抑制和毒害作用。

参考文献