干旱地区棉田连作对土壤氮素含量及氮转化速率的影响

何学敏，吕光辉，秦 璐，李 岩，刘晓星

(1. 新疆大学干旱生态环境研究所，新疆 乌鲁木齐 830046； 2. 新疆大学生态学博士后科研流动站，新疆 乌鲁木齐 830046；3. 新疆绿洲生态教育部重点实验室，新疆 乌鲁木齐 830046； 4. 新疆环境保护科学研究院， 新疆 乌鲁木齐 830011；5. 伊犁州环境监察支队， 新疆 伊宁 835000)

土壤氮素作为农业生产的主要限制因素，在土壤养分贫瘠的干旱地区对作物影响尤为强烈[1]。农田土壤氮素主要来源于化肥的施用，且主要通过氨挥发、硝态氮淋溶、反硝化脱氮以及铵的固定等形式损失，这些过程均与农田管理方式和土壤氮素形态密切相关[2-4]。农田管理方式直接影响了土壤物理性状和微生物活性，进而改变土壤氮素的生物地球化学过程和转化速率，影响土壤氮素的保持与供应，从而对农田生态系统的结构、组成和功能产生影响[5-6]。目前，由现代农业活动引起的农田土壤氮源固持与释放及其驱动机制已成为现代农业领域研究的热点问题。

旱区棉田是受人类强烈干扰下的密集型农田代表之一，尤以新疆突出，其作为我国最大的优质商品棉生产基地，棉花种植面积占新疆总耕地面积的40%，连作现象非常普遍[7]。国内外研究发现，长期连作可导致棉区土壤质量退化，土壤营养成分失调，农田生态平衡遭到破坏，棉花品质下降[8]，连作达到一定年限后土壤氮素呈降低趋势[9-10]，长期连作会造成连作障碍，显著降低土壤氮素和作物产量[11]。但也有研究指出，作物连作和自然恢复可导致土壤氮的重新分配，改变土壤氮的赋存特征[12]，连作可使土壤碱解氮、硝态氮和铵态氮明显增加，硝化细菌、氨化细菌数量以及土壤硝化强度显著降低[13-14]。现有研究针对旱区棉田长期连作下土壤氮素和氮转化速率的研究结果仍存争议，导致土壤氮素含量和氮转化速率差异的生态驱动因素尚不确定，因此，亟需开展旱区棉田连作土壤氮素含量和氮转化速率及其生态驱动因素研究。

本研究以新疆艾比湖流域内不同连作年限典型旱作棉田为研究对象，通过测定土壤理化性质和氮素指标，探究棉田连作年限对土壤氮素含量及硝化和反硝化速率的影响，旨在科学回答以下问题：(1)连作对干旱区棉田土壤氮素含量及土壤硝化速率和反硝化速率的影响如何？(2)干旱区连作棉田土壤硝化和反硝化速率变化的生态驱动因素有哪些？通过科学解答上述问题，不仅有助于深入理解连作对干旱区棉田土壤氮素的影响，同时对干旱地区农田可持续利用具有理论和现实意义。

1 研究区概况

研究区位于新疆维吾尔自治区博尔塔拉蒙古自治州精河县东部婆罗科努尔北麓洪积、冲积扇上，地理坐标为83°54′37″～83°39′41″E，44°28′01″～44°35′37″N，东邻乌苏市，北邻托里县，西接茫丁乡，西北临艾比湖，流域面积1 864 km2。研究区气候极端干燥，多年平均降水量低于100 mm，蒸发量超过1 600 mm，年日照时数约2 800 h，冬季寒冷，夏季炎热，属典型温带干旱大陆性气候。辖区精河县托托乡和农五师91团均以农业为支柱产业，农田来源于荒漠戈壁开垦，主栽农作物为棉花、玉米以及油葵等。

2 研究方法

2.1 样点选取与样品采集

在研究区内选取同一海拔高度、地理位置相近且连作年限分别为1、5、10、20 a和30 a的棉田(均来源于荒漠开垦)作为研究样地，将毗邻棉田的荒漠生态系统(以芦苇和花花柴为优势种)设为对照样地(0 a)，同时对各年限棉田周边土壤进行背景值调查，用以确定不同年限棉田的初始土壤条件。由表1可以看出，不同年限棉田土壤各指标均无显著差异且变幅较小，表明不同年限棉田具有基本相同的初始土壤条件。研究样地内灌溉和施肥由当地农业部门统筹管理，灌溉方式为漫灌，灌溉周期为6-8月每8 d一次，棉田施肥主要为尿素、磷酸二铵、硫酸钾等，按照N∶P∶K=1∶0.4∶0.2的比例配置肥料，全年氮肥施用量为100～125 kg·hm-2。

选取每一连作年限棉田样地各3块，以消除同一连作年限样地内的差异，在每一连作年限样地随机选取5个样点，每一样点均采用“三点混合法”并分层(0～15、15～30、30～50 cm)采集土样，去除表层枯落物，称重(以备测含水量)并编号封装待测。在每一样点利用专用环刀同步分层采集原状土，放入便携式冰箱于4℃保存，用以测定土壤硝化速率和反硝化速率。

2.2 土壤指标测定

利用土壤氮循环监测系统(BaPS，UMS Inc.，GER)测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测定土壤硝态氮；利用可见分光光度法测定土壤亚硝态氮；使用KCl浸提-靛酚蓝比色法测定铵态氮；采用碱解扩散法测定碱解氮。土壤含水量利用烘干称重法测定；土壤有机质采用重铬酸钾容量法测定(GB7857-87)；土壤pH值与电导率采用水浸-电位法测定(GB7859-87)；土壤容重使用环刀称重法测定；土壤孔隙度利用相对密度和容重计算得出[16]。

2.3 数据处理

使用Microsoft Excel 2013进行数据预处理，利用SAS 8.0进行数据多元回归分析，同时利用one-way ANOVA模块进行方差分析；采用Fisher LSD法进行多重比较；利用Origin 9.0进行绘图。数据处理显著水平均为α=0.05。

3 结果与分析

3.1 不同连作年限棉田土壤理化性质分析

研究所选取的不同连作年限棉田均来自于同一背景下的荒漠生态系统开垦，与对照(0 a)样地具有相似的土壤初始特征。干旱地区棉田随着连作年限的增加，其电导率、含水量、pH值以及容重等均发生改变。表2为不同连作年限棉田分层土壤理化性质测定结果的平均值。

由表2可看出，干旱地区不同连作年限棉田其土壤电导率、含水量、容重、孔隙度、有机质与对照样地相比均表现出显著性差异，其中，土壤电导率、含水量、土壤孔隙度、有机质均小于对照样地，而棉田土壤容重均高于1.30 g·cm-3，对照样地为1.00±0.05 g·cm-3，土壤pH值与全磷则无明显规律性，二者在对照样地中分别为7.97±0.11 g·kg-1和4.05±0.14 g·kg-1，接近于连作棉田的平均水平。对照样地土壤较为疏松，容重较小，而将荒漠开垦为农田时去除上层盐碱和疏松土层，导致种植1 a时土壤电导率下降而容重增加(孔隙度降低)，同时，荒漠盐生植物凋落物腐殖层的去除是导致开垦初期土壤有机质迅速减小的主要原因。

表1 不同连作年限棉田初始土壤背景值

注：同一列不同小写字母表示不同连作年限间具有显著性差异。下同。

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

随着棉田连作年限的增加，土壤电导率、含水量、有机质和全磷含量总体变化趋势无明显规律，其中，电导率、含水量以及全磷在连作20 a时达到最小值，分别为0.06±0.01 ms·cm-1、7.04%±1.58%和3.61±0.25 g·kg-1，在连作5 a时达到最大值，分别为3.48±0.89 ms·cm-1、14.47%±1.00%和6.14±0.38 g·kg-1。土壤容重和孔隙度无显著变化，土壤容重在连作10 a达到最小值，为1.34±0.05 g·cm-1，而土壤孔隙度则在连作10 a达到最大，为49.48%±1.95%。棉田土壤pH值随着连作年限增加表现出“双峰”规律，分别在连作5 a和20 a达到峰值。

3.2 不同连作年限棉田土壤氮素含量与氮转化速率的比较

棉田连作不同年限土壤硝态氮含量均高于对照样地，较开垦前提高了4.56%～155.21%，连作5 a土壤的硝态氮含量最高，为10.25±0.50 mg·kg-1(图1a)。连作0～5 a间，土壤硝态氮呈快速增加趋势(P<0.05)；连作5～30 a，土壤硝态氮表现出持续下降的特征，但仍高于对照样地，说明连作初期土壤硝态氮含量增加，然而随着连作年限的增加，其含量降低，连作30 a时，土壤硝态氮含量下降到4.20±0.10 mg·kg-1。

由图1b和图1c可以看出，连作年限不同的棉田土壤铵态氮和亚硝态氮含量与对照样地的差异均不显著，分别为0.487±0.046～0.983±0.430 mg·kg-1和1.651±0.013～1.667±0.009 mg·kg-1，说明棉田连作不会显著影响铵态氮和亚硝态氮含量，其含量均处于动态平衡中。盐生荒漠开垦为农田后，土壤碱解氮含量急剧下降(图1d)，显著低于对照样地，与土壤有机质含量的变化趋势相同，仅为对照样地的16.37%～28.40%。连作1～30 a土壤碱解氮含量呈波动变化，连作10 a棉田最高，为14.737±3.080 mg·kg-1，是对照样地的28.40%，后又随着连作年限的延长而降低。

图2a总体来看，随着连作年限的增加，土壤硝化率呈双峰曲线，最大值在30 a棉田中出现，显著高于对照样地，为86.42±15.26 μg·kg-1·h-1，是对照样地的133.46%；连作10 a棉田硝化率最低，显著低于对照样地(α=0.05时差异不显著，α=0.1时差异显著)，为23.62±1.45 μg·kg-1·h-1，是对照样地的36.76%。

由图2b可以看出，土壤反硝化率的大小顺序为：连作20 a>30 a>1 a≈5 a≈0 a>10 a。说明荒漠开垦为农田后一定时间会降低其反硝化率，在10 a达到最小值，为5.673±4.632 μg·kg-1·h-1，显著低于对照样地(α=0.05时差异不显著，α=0.1时差异显著)，仅为对照的15.94%，后随着连作年限的增加又升高，至连作20 a达到最高值(图2)，为124.01±63.90 μg·kg-1·h-1，相比于对照样地提高了248.51%。

3.3 不同连作年限棉田土壤氮转化速率对土壤理化性质和氮素形态的响应

逐步回归分析表明(表3)，土壤硝态氮、铵态氮、碱解氮、土壤pH值、电导率、容重和有机质7个变量可解释土壤硝化率变异的71.43 %。通径分析显示(表4)，就理化性质来看，土壤有机质(x9)对土壤硝化率具有最大的负的直接效应(-1.2379)，并通过其它变量对土壤硝化率产生最大的正的间接效应(系数之和为1.3532)；土壤电导率(x6)对土壤硝化作用的直接效应次之(1.0386)，并通过其它变量对土壤硝化率产生较大的负的间接效应(系数之和为-0.7362)。就土壤氮素形态来看，土壤铵态氮(x2)与碱解氮(x4)对土壤硝化速率产生较大的直接效应(0.3644和0.3539)，土壤铵态氮通过其它变量对土壤硝化率产生的间接效应最小，仅为0.0960(x2总效应与直接效应差值)，土壤碱解氮通过其它变量对土壤硝化率产生最大的负的间接效应，为-0.2592(x4总效应与直接效应差值)。然而，从总效应看，土壤pH值(x5)对土壤硝化速率的影响最大(0.5310)，铵态氮次之(0.4604)。

由表3可以看出，土壤硝态氮、土壤pH值、土壤含水量、土壤孔隙度和土壤全P对土壤反硝化率的解释为51.91%，通径分析显示(表5)，就土壤理化性质来看，土壤pH值对土壤反硝化率的直接效应最大(1.1115)，含水量(x7)次之(0.6805)，并通过其它变量对土壤反硝化作用有最大的负的间接效应，为-0.9116(x7总效应与直接效应差值)。就土壤氮素形态来看，土壤硝态氮对土壤反硝化率产生最大的负的直接效应(-0.7372)，通过其它变量产生正的间接效应为0.6229(x1总效应与直接效应差值)，其次是碱解氮(0.6548)，通过其它变量呈负的间接效应最大，为-0.7193(x4总效应与直接效应差值)。从总效应看，土壤pH值对土壤反硝化率的总效应最大(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与土壤氮素形态和土壤理化性质的逐步回归分析

注：y1(硝化率)、y2(反硝化率)、硝态氮(x1)、铵态氮(x2)、亚硝态氮(x3)、碱解氮(x4)、pH(x5)、电导率(x6)、含水量(x7)、容重(x8)、土壤有机质(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.

二元多项式回归分析表明，土壤硝化率和反硝化率均与土壤pH值呈显著的二次曲线关系(P<0.05，图3)，然而与其它因子的关系不显著。利用各自的二次曲线方程，计算出决定二者变化的pH值的生态阈值分别是8.37和8.01，即当pH值为8.37时，土壤硝化率达最大值，为91.333 μg·kg-1·h-1左右，之后随着pH值的增加，土壤硝化率减小；而当pH值为8.01时，土壤反硝化率达到最小值，为19.271 μg·kg-1·h-1左右，之后随着pH值的增加，土壤反硝化率增加。

表4 土壤氮素形态和土壤理化性质变化对土壤硝化率变化的通径分析

注：由于篇幅限制，仅列出最大和次要影响因子的数据行。下同。

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

表5 土壤氮素形态和土壤理化性质变化对土壤反硝化率变化的通径分析

图3 土壤硝化率和反硝化率与土壤pH值的关系Fig.3 Relationship between soil pH and soil nitrification rate and soil denitrification rate

4 讨 论

4.1 旱区棉田连作对土壤氮素形态的影响

旱区棉田土壤氮素形态受棉花生长和管理方式(耕作方式、化肥的施用、灌溉等)的显著影响[17-18]。我们在研究中发现，旱区不同连作棉田土壤硝态氮含量均高于铵态氮和亚硝态氮，说明旱区棉田土壤硝态氮为土壤无机氮主要组成；在不同连作年限下，土壤硝化作用均足以将铵态氮转化为硝态氮，而其总含量普遍偏低，这与连作棉田排水导致土壤硝态氮流失密切相关[19]。连作5 a棉田土壤硝态氮含量最高，并显著高于对照样地(P<0.05)，随着连作年限的增加，土壤硝态氮含量降低。不同棉田连作年限下土壤铵态氮和亚硝态氮的差异不显著，说明连作对旱区棉田土壤铵态氮和亚硝态氮的影响不大，其二者含量处于动态平衡中。

不同连作年限棉田土壤碱解氮和有机质含量均显著低于对照样地，原因在于干旱荒漠区开垦前盐生荒漠植物凋落物腐殖层覆盖于地表，降雨稀少加之土壤微生物数量有限，有机物富集于土壤浅层。垦殖后，土壤开垦加大了对土壤表层的扰动，加之灌溉改善了土壤的水热环境，使得土壤微生物活性增强，加速了有机物的分解，降低土壤有机碳含量，而土壤碱解氮主要来源于土壤有机质[20]。干旱区棉田连作初期4种不同形态土壤氮素变化趋势有差异，从总体趋势来看，随着连作年限的增加，土壤供氮能力降低(特别是连作30 a棉田)，其原因在于棉田长期连作，没有得到适当的休耕、轮作，使得多年连续耕作的土壤质量呈现退化趋势[21-22]。因此，干旱棉田长期连作后要采取适当措施恢复土壤氮素水平，以使耕地质量处于优化状态。

4.2 旱区棉田连作对土壤氮转化速率的影响

长期连作会强烈影响土壤硝化率，旱区棉田在短期连作和长期连作后，土壤硝化率呈不同的变化特征。耕地扰动土壤表层，加速有机质的分解，为微生物活动提供重要的物质，使得土壤硝化率在短期垦殖时较高[23-24]；连作5～10 a土壤硝化速率降低，是因为农作物种植及作物残茬回归土壤，增加了地上地下生物量，同时土壤中植物根系分布增加，而植物根系分泌的有机质能抑制土壤的硝化作用[25]，表明一定年限内土壤有机质对土壤硝化作用具有负效应。

旱区棉田连作20 a后，棉田土壤反硝化率开始降低，与Gollany等[26]对棉花连作及施氮肥对土壤反硝化作用影响的研究结果相同，其主要原因在于土壤的长期耕作加大了土壤扰动，同时降低了土壤有机质含量，为微生物活动提供较少的能量，从而导致土壤反硝化率较低[27-28]。本研究发现，连作年限持续增加显著降低土壤反硝化速率，与Zhu等[29]在富集土壤中对土壤含水量与NO、N2O和N2释放量关系的研究结果相同。本研究发现10 a棉田土壤硝化率和反硝化率均处于最低水平，表明垦殖10 a后土壤氮转化能力弱化，这一发现与徐万里等[30]研究结果相同，其认为5～10 a是比较合适的垦殖年限。

4.3 旱区棉田连作下土壤氮转化速率的驱动因素

农田土壤含水量可通过影响土壤孔隙中氧交换从而影响真菌变化，最终影响土壤反硝化率[37]。本研究发现土壤水分是影响土壤反硝化的第二重要因子(总效应为-0.2311)，同时，旱区棉田受人工管理影响，土壤水分在不同连作年限均保持较高水平，从而弱化了其对土壤氮转化的限制作用，与土壤反硝化率没有显著的函数关系。土壤pH值是影响干旱区连作棉田土壤氮转化速率最主要的生态驱动因子，即pH值的变化会直接或间接地影响土壤硝化和反硝化率[38-39]，然而土壤pH值增加对硝化和反硝化率的影响截然不同。增加土壤pH值可以提高土壤硝化率，但pH值达到一定阈值(8.37)后，便开始抑制土壤硝化率，这与Pathak等[40]和徐万里等[41]的研究相似，即在碱化土壤中(pH>8.50～9.00)，pH的上升强烈抑制土壤氮素矿化。本研究发现，当pH值介于7.70～8.01时，土壤反硝化率呈持续下降趋势，pH值为8.01时，土壤反硝化率达最小值(19.271 μg·kg-1·h-1左右)，之后随着pH值的增加，便开始刺激土壤反硝化率快速增加。因此，定量确定干旱区绿洲农田土壤硝化反硝化速率的变化，了解土壤氮素和土壤理化性质的生态阈值点，对于农业生产管理、农田土壤的可持续利用及当地环境维护具有重要的理论意义和实用价值。

5 结 论

旱区连作棉田土壤硝态氮为土壤无机氮主要组成，不同连作年限中土壤硝化作用均能将铵态氮转化为硝态氮，年限间差异不显著且硝态氮总量普遍偏低，连作对旱区棉田土壤铵态氮和亚硝态氮影响不大。连作10 a旱区棉田土壤硝化率和反硝化率均降到最低，需采取相应管理措施。土壤pH值是影响旱区连作棉田土壤氮转化速率的最主要驱动因子，其变化决定了硝化反硝化作用的变化阈值，土壤水分是影响反硝化作用的第二重要因子。