干旱地區棉田連作對土壤氮素含量及氮轉化速率的影響

何學敏，呂光輝，秦 璐，李 巖，劉曉星

(1. 新疆大學干旱生態環境研究所，新疆 烏魯木齊 830046； 2. 新疆大學生態學博士后科研流動站，新疆 烏魯木齊 830046；3. 新疆綠洲生態教育部重點實驗室，新疆 烏魯木齊 830046； 4. 新疆環境保護科學研究院， 新疆 烏魯木齊 830011；5. 伊犁州環境監察支隊， 新疆 伊寧 835000)

土壤氮素作為農業生產的主要限制因素，在土壤養分貧瘠的干旱地區對作物影響尤為強烈[1]。農田土壤氮素主要來源于化肥的施用，且主要通過氨揮發、硝態氮淋溶、反硝化脫氮以及銨的固定等形式損失，這些過程均與農田管理方式和土壤氮素形態密切相關[2-4]。農田管理方式直接影響了土壤物理性狀和微生物活性，進而改變土壤氮素的生物地球化學過程和轉化速率，影響土壤氮素的保持與供應，從而對農田生態系統的結構、組成和功能產生影響[5-6]。目前，由現代農業活動引起的農田土壤氮源固持與釋放及其驅動機制已成為現代農業領域研究的熱點問題。

旱區棉田是受人類強烈干擾下的密集型農田代表之一，尤以新疆突出，其作為我國最大的優質商品棉生產基地，棉花種植面積占新疆總耕地面積的40%，連作現象非常普遍[7]。國內外研究發現，長期連作可導致棉區土壤質量退化，土壤營養成分失調，農田生態平衡遭到破壞，棉花品質下降[8]，連作達到一定年限后土壤氮素呈降低趨勢[9-10]，長期連作會造成連作障礙，顯著降低土壤氮素和作物產量[11]。但也有研究指出，作物連作和自然恢復可導致土壤氮的重新分配，改變土壤氮的賦存特征[12]，連作可使土壤堿解氮、硝態氮和銨態氮明顯增加，硝化細菌、氨化細菌數量以及土壤硝化強度顯著降低[13-14]。現有研究針對旱區棉田長期連作下土壤氮素和氮轉化速率的研究結果仍存爭議，導致土壤氮素含量和氮轉化速率差異的生態驅動因素尚不確定，因此，亟需開展旱區棉田連作土壤氮素含量和氮轉化速率及其生態驅動因素研究。

本研究以新疆艾比湖流域內不同連作年限典型旱作棉田為研究對象，通過測定土壤理化性質和氮素指標，探究棉田連作年限對土壤氮素含量及硝化和反硝化速率的影響，旨在科學回答以下問題：(1)連作對干旱區棉田土壤氮素含量及土壤硝化速率和反硝化速率的影響如何？(2)干旱區連作棉田土壤硝化和反硝化速率變化的生態驅動因素有哪些？通過科學解答上述問題，不僅有助于深入理解連作對干旱區棉田土壤氮素的影響，同時對干旱地區農田可持續利用具有理論和現實意義。

1 研究區概況

研究區位于新疆維吾爾自治區博爾塔拉蒙古自治州精河縣東部婆羅科努爾北麓洪積、沖積扇上，地理坐標為83°54′37″～83°39′41″E，44°28′01″～44°35′37″N，東鄰烏蘇市，北鄰托里縣，西接茫丁鄉，西北臨艾比湖，流域面積1 864 km2。研究區氣候極端干燥，多年平均降水量低于100 mm，蒸發量超過1 600 mm，年日照時數約2 800 h，冬季寒冷，夏季炎熱，屬典型溫帶干旱大陸性氣候。轄區精河縣托托鄉和農五師91團均以農業為支柱產業，農田來源于荒漠戈壁開墾，主栽農作物為棉花、玉米以及油葵等。

2 研究方法

2.1 樣點選取與樣品采集

在研究區內選取同一海拔高度、地理位置相近且連作年限分別為1、5、10、20 a和30 a的棉田(均來源于荒漠開墾)作為研究樣地，將毗鄰棉田的荒漠生態系統(以蘆葦和花花柴為優勢種)設為對照樣地(0 a)，同時對各年限棉田周邊土壤進行背景值調查，用以確定不同年限棉田的初始土壤條件。由表1可以看出，不同年限棉田土壤各指標均無顯著差異且變幅較小，表明不同年限棉田具有基本相同的初始土壤條件。研究樣地內灌溉和施肥由當地農業部門統籌管理，灌溉方式為漫灌，灌溉周期為6-8月每8 d一次，棉田施肥主要為尿素、磷酸二銨、硫酸鉀等，按照N∶P∶K=1∶0.4∶0.2的比例配置肥料，全年氮肥施用量為100～125 kg·hm-2。

選取每一連作年限棉田樣地各3塊，以消除同一連作年限樣地內的差異，在每一連作年限樣地隨機選取5個樣點，每一樣點均采用“三點混合法”并分層(0～15、15～30、30～50 cm)采集土樣，去除表層枯落物，稱重(以備測含水量)并編號封裝待測。在每一樣點利用專用環刀同步分層采集原狀土，放入便攜式冰箱于4℃保存，用以測定土壤硝化速率和反硝化速率。

2.2 土壤指標測定

利用土壤氮循環監測系統(BaPS，UMS Inc.，GER)測定土壤硝化速率和反硝化速率(25℃，5 hPa)[15]；采用酚二磺酸比色法測定土壤硝態氮；利用可見分光光度法測定土壤亞硝態氮；使用KCl浸提-靛酚藍比色法測定銨態氮；采用堿解擴散法測定堿解氮。土壤含水量利用烘干稱重法測定；土壤有機質采用重鉻酸鉀容量法測定(GB7857-87)；土壤pH值與電導率采用水浸-電位法測定(GB7859-87)；土壤容重使用環刀稱重法測定；土壤孔隙度利用相對密度和容重計算得出[16]。

2.3 數據處理

使用Microsoft Excel 2013進行數據預處理，利用SAS 8.0進行數據多元回歸分析，同時利用one-way ANOVA模塊進行方差分析；采用Fisher LSD法進行多重比較；利用Origin 9.0進行繪圖。數據處理顯著水平均為α=0.05。

3 結果與分析

3.1 不同連作年限棉田土壤理化性質分析

研究所選取的不同連作年限棉田均來自于同一背景下的荒漠生態系統開墾，與對照(0 a)樣地具有相似的土壤初始特征。干旱地區棉田隨著連作年限的增加，其電導率、含水量、pH值以及容重等均發生改變。表2為不同連作年限棉田分層土壤理化性質測定結果的平均值。

由表2可看出，干旱地區不同連作年限棉田其土壤電導率、含水量、容重、孔隙度、有機質與對照樣地相比均表現出顯著性差異，其中，土壤電導率、含水量、土壤孔隙度、有機質均小于對照樣地，而棉田土壤容重均高于1.30 g·cm-3，對照樣地為1.00±0.05 g·cm-3，土壤pH值與全磷則無明顯規律性，二者在對照樣地中分別為7.97±0.11 g·kg-1和4.05±0.14 g·kg-1，接近于連作棉田的平均水平。對照樣地土壤較為疏松，容重較小，而將荒漠開墾為農田時去除上層鹽堿和疏松土層，導致種植1 a時土壤電導率下降而容重增加(孔隙度降低)，同時，荒漠鹽生植物凋落物腐殖層的去除是導致開墾初期土壤有機質迅速減小的主要原因。

表1 不同連作年限棉田初始土壤背景值

注：同一列不同小寫字母表示不同連作年限間具有顯著性差異。下同。

Note:The different lowercase letters in the same column denote the significant differences among years. The same below.

隨著棉田連作年限的增加，土壤電導率、含水量、有機質和全磷含量總體變化趨勢無明顯規律，其中，電導率、含水量以及全磷在連作20 a時達到最小值，分別為0.06±0.01 ms·cm-1、7.04%±1.58%和3.61±0.25 g·kg-1，在連作5 a時達到最大值，分別為3.48±0.89 ms·cm-1、14.47%±1.00%和6.14±0.38 g·kg-1。土壤容重和孔隙度無顯著變化，土壤容重在連作10 a達到最小值，為1.34±0.05 g·cm-1，而土壤孔隙度則在連作10 a達到最大，為49.48%±1.95%。棉田土壤pH值隨著連作年限增加表現出“雙峰”規律，分別在連作5 a和20 a達到峰值。

3.2 不同連作年限棉田土壤氮素含量與氮轉化速率的比較

棉田連作不同年限土壤硝態氮含量均高于對照樣地，較開墾前提高了4.56%～155.21%，連作5 a土壤的硝態氮含量最高，為10.25±0.50 mg·kg-1(圖1a)。連作0～5 a間，土壤硝態氮呈快速增加趨勢(P<0.05)；連作5～30 a，土壤硝態氮表現出持續下降的特征，但仍高于對照樣地，說明連作初期土壤硝態氮含量增加，然而隨著連作年限的增加，其含量降低，連作30 a時，土壤硝態氮含量下降到4.20±0.10 mg·kg-1。

由圖1b和圖1c可以看出，連作年限不同的棉田土壤銨態氮和亞硝態氮含量與對照樣地的差異均不顯著，分別為0.487±0.046～0.983±0.430 mg·kg-1和1.651±0.013～1.667±0.009 mg·kg-1，說明棉田連作不會顯著影響銨態氮和亞硝態氮含量，其含量均處于動態平衡中。鹽生荒漠開墾為農田后，土壤堿解氮含量急劇下降(圖1d)，顯著低于對照樣地，與土壤有機質含量的變化趨勢相同，僅為對照樣地的16.37%～28.40%。連作1～30 a土壤堿解氮含量呈波動變化，連作10 a棉田最高，為14.737±3.080 mg·kg-1，是對照樣地的28.40%，后又隨著連作年限的延長而降低。

圖2a總體來看，隨著連作年限的增加，土壤硝化率呈雙峰曲線，最大值在30 a棉田中出現，顯著高于對照樣地，為86.42±15.26 μg·kg-1·h-1，是對照樣地的133.46%；連作10 a棉田硝化率最低，顯著低于對照樣地(α=0.05時差異不顯著，α=0.1時差異顯著)，為23.62±1.45 μg·kg-1·h-1，是對照樣地的36.76%。

由圖2b可以看出，土壤反硝化率的大小順序為：連作20 a>30 a>1 a≈5 a≈0 a>10 a。說明荒漠開墾為農田后一定時間會降低其反硝化率，在10 a達到最小值，為5.673±4.632 μg·kg-1·h-1，顯著低于對照樣地(α=0.05時差異不顯著，α=0.1時差異顯著)，僅為對照的15.94%，后隨著連作年限的增加又升高，至連作20 a達到最高值(圖2)，為124.01±63.90 μg·kg-1·h-1，相比于對照樣地提高了248.51%。

3.3 不同連作年限棉田土壤氮轉化速率對土壤理化性質和氮素形態的響應

逐步回歸分析表明(表3)，土壤硝態氮、銨態氮、堿解氮、土壤pH值、電導率、容重和有機質7個變量可解釋土壤硝化率變異的71.43 %。通徑分析顯示(表4)，就理化性質來看，土壤有機質(x9)對土壤硝化率具有最大的負的直接效應(-1.2379)，并通過其它變量對土壤硝化率產生最大的正的間接效應(系數之和為1.3532)；土壤電導率(x6)對土壤硝化作用的直接效應次之(1.0386)，并通過其它變量對土壤硝化率產生較大的負的間接效應(系數之和為-0.7362)。就土壤氮素形態來看，土壤銨態氮(x2)與堿解氮(x4)對土壤硝化速率產生較大的直接效應(0.3644和0.3539)，土壤銨態氮通過其它變量對土壤硝化率產生的間接效應最小，僅為0.0960(x2總效應與直接效應差值)，土壤堿解氮通過其它變量對土壤硝化率產生最大的負的間接效應，為-0.2592(x4總效應與直接效應差值)。然而，從總效應看，土壤pH值(x5)對土壤硝化速率的影響最大(0.5310)，銨態氮次之(0.4604)。

由表3可以看出，土壤硝態氮、土壤pH值、土壤含水量、土壤孔隙度和土壤全P對土壤反硝化率的解釋為51.91%，通徑分析顯示(表5)，就土壤理化性質來看，土壤pH值對土壤反硝化率的直接效應最大(1.1115)，含水量(x7)次之(0.6805)，并通過其它變量對土壤反硝化作用有最大的負的間接效應，為-0.9116(x7總效應與直接效應差值)。就土壤氮素形態來看，土壤硝態氮對土壤反硝化率產生最大的負的直接效應(-0.7372)，通過其它變量產生正的間接效應為0.6229(x1總效應與直接效應差值)，其次是堿解氮(0.6548)，通過其它變量呈負的間接效應最大，為-0.7193(x4總效應與直接效應差值)。從總效應看，土壤pH值對土壤反硝化率的總效應最大(0.6516)，其次是土壤含水量(-0.2311)。

表3 土壤硝化速率和反硝化速率與土壤氮素形態和土壤理化性質的逐步回歸分析

注：y1(硝化率)、y2(反硝化率)、硝態氮(x1)、銨態氮(x2)、亞硝態氮(x3)、堿解氮(x4)、pH(x5)、電導率(x6)、含水量(x7)、容重(x8)、土壤有機質(x9)、土壤孔隙度(x10)、全磷(x11)，下同。

Note:y1(nitrification rate),y2(denitrification rate), nitrate N (x1), ammonium N (x2), trite N (x3), alkali-hydrolyzable N (x4), pH value (x5), Ec (x6), soil moisture (x7), soil bulk density (x8), soil organic matter (x9), soil porosity (x10), total phosphorus (x11), the same below.

二元多項式回歸分析表明，土壤硝化率和反硝化率均與土壤pH值呈顯著的二次曲線關系(P<0.05，圖3)，然而與其它因子的關系不顯著。利用各自的二次曲線方程，計算出決定二者變化的pH值的生態閾值分別是8.37和8.01，即當pH值為8.37時，土壤硝化率達最大值，為91.333 μg·kg-1·h-1左右，之后隨著pH值的增加，土壤硝化率減小；而當pH值為8.01時，土壤反硝化率達到最小值，為19.271 μg·kg-1·h-1左右，之后隨著pH值的增加，土壤反硝化率增加。

表4 土壤氮素形態和土壤理化性質變化對土壤硝化率變化的通徑分析

注：由于篇幅限制，僅列出最大和次要影響因子的數據行。下同。

Note:Due to the space limitations, only list the primary and secondary impacting factors data rows. The same below.

表5 土壤氮素形態和土壤理化性質變化對土壤反硝化率變化的通徑分析

圖3 土壤硝化率和反硝化率與土壤pH值的關系Fig.3 Relationship between soil pH and soil nitrification rate and soil denitrification rate

4 討 論

4.1 旱區棉田連作對土壤氮素形態的影響

旱區棉田土壤氮素形態受棉花生長和管理方式(耕作方式、化肥的施用、灌溉等)的顯著影響[17-18]。我們在研究中發現，旱區不同連作棉田土壤硝態氮含量均高于銨態氮和亞硝態氮，說明旱區棉田土壤硝態氮為土壤無機氮主要組成；在不同連作年限下，土壤硝化作用均足以將銨態氮轉化為硝態氮，而其總含量普遍偏低，這與連作棉田排水導致土壤硝態氮流失密切相關[19]。連作5 a棉田土壤硝態氮含量最高，并顯著高于對照樣地(P<0.05)，隨著連作年限的增加，土壤硝態氮含量降低。不同棉田連作年限下土壤銨態氮和亞硝態氮的差異不顯著，說明連作對旱區棉田土壤銨態氮和亞硝態氮的影響不大，其二者含量處于動態平衡中。

不同連作年限棉田土壤堿解氮和有機質含量均顯著低于對照樣地，原因在于干旱荒漠區開墾前鹽生荒漠植物凋落物腐殖層覆蓋于地表，降雨稀少加之土壤微生物數量有限，有機物富集于土壤淺層。墾殖后，土壤開墾加大了對土壤表層的擾動，加之灌溉改善了土壤的水熱環境，使得土壤微生物活性增強，加速了有機物的分解，降低土壤有機碳含量，而土壤堿解氮主要來源于土壤有機質[20]。干旱區棉田連作初期4種不同形態土壤氮素變化趨勢有差異，從總體趨勢來看，隨著連作年限的增加，土壤供氮能力降低(特別是連作30 a棉田)，其原因在于棉田長期連作，沒有得到適當的休耕、輪作，使得多年連續耕作的土壤質量呈現退化趨勢[21-22]。因此，干旱棉田長期連作后要采取適當措施恢復土壤氮素水平，以使耕地質量處于優化狀態。

4.2 旱區棉田連作對土壤氮轉化速率的影響

長期連作會強烈影響土壤硝化率，旱區棉田在短期連作和長期連作后，土壤硝化率呈不同的變化特征。耕地擾動土壤表層，加速有機質的分解，為微生物活動提供重要的物質，使得土壤硝化率在短期墾殖時較高[23-24]；連作5～10 a土壤硝化速率降低，是因為農作物種植及作物殘茬回歸土壤，增加了地上地下生物量，同時土壤中植物根系分布增加，而植物根系分泌的有機質能抑制土壤的硝化作用[25]，表明一定年限內土壤有機質對土壤硝化作用具有負效應。

旱區棉田連作20 a后，棉田土壤反硝化率開始降低，與Gollany等[26]對棉花連作及施氮肥對土壤反硝化作用影響的研究結果相同，其主要原因在于土壤的長期耕作加大了土壤擾動，同時降低了土壤有機質含量，為微生物活動提供較少的能量，從而導致土壤反硝化率較低[27-28]。本研究發現，連作年限持續增加顯著降低土壤反硝化速率，與Zhu等[29]在富集土壤中對土壤含水量與NO、N2O和N2釋放量關系的研究結果相同。本研究發現10 a棉田土壤硝化率和反硝化率均處于最低水平，表明墾殖10 a后土壤氮轉化能力弱化，這一發現與徐萬里等[30]研究結果相同，其認為5～10 a是比較合適的墾殖年限。

4.3 旱區棉田連作下土壤氮轉化速率的驅動因素

農田土壤含水量可通過影響土壤孔隙中氧交換從而影響真菌變化，最終影響土壤反硝化率[37]。本研究發現土壤水分是影響土壤反硝化的第二重要因子(總效應為-0.2311)，同時，旱區棉田受人工管理影響，土壤水分在不同連作年限均保持較高水平，從而弱化了其對土壤氮轉化的限制作用，與土壤反硝化率沒有顯著的函數關系。土壤pH值是影響干旱區連作棉田土壤氮轉化速率最主要的生態驅動因子，即pH值的變化會直接或間接地影響土壤硝化和反硝化率[38-39]，然而土壤pH值增加對硝化和反硝化率的影響截然不同。增加土壤pH值可以提高土壤硝化率，但pH值達到一定閾值(8.37)后，便開始抑制土壤硝化率，這與Pathak等[40]和徐萬里等[41]的研究相似，即在堿化土壤中(pH>8.50～9.00)，pH的上升強烈抑制土壤氮素礦化。本研究發現，當pH值介于7.70～8.01時，土壤反硝化率呈持續下降趨勢，pH值為8.01時，土壤反硝化率達最小值(19.271 μg·kg-1·h-1左右)，之后隨著pH值的增加，便開始刺激土壤反硝化率快速增加。因此，定量確定干旱區綠洲農田土壤硝化反硝化速率的變化，了解土壤氮素和土壤理化性質的生態閾值點，對于農業生產管理、農田土壤的可持續利用及當地環境維護具有重要的理論意義和實用價值。

5 結 論

旱區連作棉田土壤硝態氮為土壤無機氮主要組成，不同連作年限中土壤硝化作用均能將銨態氮轉化為硝態氮，年限間差異不顯著且硝態氮總量普遍偏低，連作對旱區棉田土壤銨態氮和亞硝態氮影響不大。連作10 a旱區棉田土壤硝化率和反硝化率均降到最低，需采取相應管理措施。土壤pH值是影響旱區連作棉田土壤氮轉化速率的最主要驅動因子，其變化決定了硝化反硝化作用的變化閾值，土壤水分是影響反硝化作用的第二重要因子。