增氧水輸入對壤土土壤氮的影響

王紅燕,付彥博,王治國,扁青永,馮耀祖,饒曉娟

(1.新疆農業大學資源與環境學院，烏魯木齊 830052；2.新疆農業科學院土壤肥料與農業節水研究所，烏魯木齊 830091;3.新疆農業科學院科技成果轉化中心，烏魯木齊 830091；4.新疆農業科學院拜城農業試驗站/國家土壤質量阿克蘇觀測實驗站，新疆阿克蘇 843000；5.新疆農業職業技術學院，新疆昌吉 831100)

0 引 言

1 材料與方法

1.1 材 料

材料為壤土(容重1.35 g/cm3)，風干土樣均采自新疆農科院土壤肥料與農業節水研究所國家灰漠土肥力和肥料效益監測基地。微納米氣泡發生裝置(空氣、制氧機供氧)：微納米氣泡發生裝置供氣源為空氣(制氧機供氣氧濃度為30%-5L、33%-4L、40%-3L、50%-2L、90%-1L)。溶解氧測定采用德國Pyro Science FireSting O2光纖式氧氣測量儀。

將壤土土壤分別充分混勻后于室溫下風干磨細去除殘茬，過2 mm孔徑篩保存備用，pH值8.05，可溶性鹽分2.3 g/kg，全氮0.63 g/kg，全磷0.72 g/kg，全鉀 18.87 g/kg，有機質 13.3 g/kg，水解性氮123.6 mg/kg，有效磷 17.5 mg/kg，速效鉀195 mg/kg，粘粒(<0.002 mm)16.48%，粉砂粒(0.002～0.02 mm)34.00%，砂粒(0.02～2 mm)49.52%。

1.2 方 法

1.2.1 增氧水試制

供試水為常規水(自來水)，氣源為空氣，供氧裝置為制氧機，曝氣裝置為微納米氣泡發生裝置，按照不同含氧量的氣量曝氣制作不同增氧措施的灌溉水。設計4個增氧措施處理：RCK(常規水)、RD1(自然空氣供氧曝氣增氧)、RD2(33%增氧供氧曝氣增氧)、RD3(90%增氧供氧曝氣增氧)。通過不同增氧措施對常規水進行處理，利用德國Pyro Science FireSting O2光纖式氧氣測量儀實時監測各處理在增氧過程中的溶解氧濃度，測定各處理增氧至飽和狀態(一定時間內溶解氧濃度相對穩定，即為飽和濃度)時的溶解氧濃度。

1.2.2 土壤預培養

稱量所需的土壤質量，加常規水調節土壤含水量達到田間持水量40%(用噴霧水壺均勻的噴灑到土壤，調至田間持水量的30%)，在培養箱25℃下黑暗培養7 d，3 d攪拌1次，以激活土壤微生物。表1

表1 處理及編號

1.2.3 礦化試驗

1.2.4 硝化試驗

1.2.5 測定指標

土壤無機氮(銨態氮和硝態氮)含量采用2 mol/L KCl浸提后采用連續流動分析儀法(Smartchem200 全自動化學分析儀)測定，方法參照《LY/T 1228-2015 森林土壤氮的測定》。

1.3 數據處理

土壤凈氮礦化量(M)、土壤凈氮礦化速率(S)、土壤硝化率(R)、土壤硝化速率(N)計算公式為：

M=(Gt-G0)+(Ct-C0).

(1)

(2)

(3)

(4)

公式(5)[19～20]對試驗數據擬合，其積分表示為“S”形曲線。

(5)

(6)

(7)

(8)

(9)

2 結果與分析

2.1 增氧水輸入對土壤無機氮素的動態變化

注: A～B圖不同小寫字母表示相同培養時間不同處理間差異顯著(P<0.05)；C～F不同小寫字母表示不同培養時間相同處理間差異顯著(P<0.05)，下同

圖2 礦化培養過程中各處理含量的動態變化

圖3 硝化培養過程中各處理含量的動態變化

表2 礦化培養和含量試驗結果方差

圖4 硝化培養過程中各處理含量的動態變化

備注：*代表具有顯著性差異，無*代表不具有顯著差異，*P≤0.0 5

2.2 土壤無機氮素動態變化定量表征

研究表明，在不同條件處理中V0和Vmax在90%增氧供氧曝氣增氧條件下達到最大(V0最大值為8.95 mg/(kgd)，Vmax最大值為13.0198 mg/(kgd))，V0隨增氧濃度的增大而增大；除RCK處理外，RD1、RD2、RD3處理均可在不到2 d的時間內使日消耗速率達到最大值。與常規水相比，增氧處理對土壤消耗的影響因增氧濃度的不同而有所差異。

表3 硝化培養和含量試驗結果方差

表4 不同處理新疆壤土轉化模型擬合結果及其診斷值

表5 土壤凈氮礦化量和凈氮礦化速率試驗結果方差

圖6 不同處理土壤日消耗速率

2.3 增氧水輸入對土壤礦化作用的影響

研究表明，土壤凈氮礦化量均隨培養時間增加而增加，第49d均為各處理的最大值。與CK處理相比，給輸入水增氧這一措施顯著促進了壤土礦化作用的進行：培養49 d，RD3處理的土壤凈氮礦化量達到56.77 mg/kg，是RCK處理(17.00 mg/kg)的3.34倍，差異極顯著(P<0.01)。培養第49 d與第7 d相比，處理RCK、RD1、RD2和RD3土壤凈氮礦化量分別增加了211.75%、30.36%、35.55%、57.56%。圖7，表5

在培養過程中添加不同增氧濃度增氧水，土壤其氮素礦化速率始終隨培養時間呈現逐漸降低的趨勢，其中，各處理均在第7 d時出現最大值差異極顯著(P<0.01)；在同一培養時期RCK、RD1、RD2和RD3處理土壤凈氮礦化速率均呈上升趨勢(P<0.01)。7～49d培養期間各處理土壤凈氮礦化速率的大小規律表現為RD3>RD2>RD1>RCK。培養第49 d與第7 d相比，處理RCK、RD1、RD2和RD3土壤凈氮礦化速率分別減少了55.46%、81.38%、80.64%、77.49%。圖8，表5

圖7 礦化培養過程中各處理土壤凈氮礦化量的動態變化

各處理土壤凈氮礦化速率都為正值，說明氮礦化量大于氮固定量。同一培養時間，隨增氧濃度的增加土壤的凈氮礦化量和凈氮礦化速率均呈現上升趨勢，增氧處理會對土壤礦化作用具有促進效應。但在同一增氧濃度條件下，隨培養時間的增加，土壤的凈氮礦化量和凈氮礦化速率均為下降趨勢。這可能是由于隨著礦化作用的進行，可礦化有機物質逐漸減少，能源物質逐漸被消耗，微生物活性降低，最終導致土壤礦化速度降低，凈礦化氮量開始降低。圖8

圖8 礦化培養過程中各處理土壤凈氮礦化速率的動態變化

2.4 增氧水輸入對土壤硝化作用的影響

研究表明，為硝化培養過程中各處理土壤硝化率的動態變化。0～49 d培養期間各處理土壤硝化率的大小規律表現為RD3>RD2>RD1>RCK。在培育第7 d后，壤土條件下的各個處理硝化率就都已經達到了96%以上。在整個土壤培養時期，隨培養時間的增加，各處理土壤硝化率表現為先升后處于平穩的趨勢。不同方式的增氧處理土壤硝化率存在極顯著差異(P<0.01)，由高到底依次表現為RD3>RD2>RD1>RCK，以第7 d為例，RD3、RD2和RD1處理的土壤硝化率分別是RCK處理的1.01、1.01、1.02倍。培養第49 d與第0 d相比，處理RCK、RD1、RD2和RD3土壤硝化率分別增加了52.20%、49.98%、48.89%、48.85%。圖9

圖9 硝化培養過程中各處理土壤硝化率的動態變化

第7 d為各處理土壤硝化速率最高值，0～49 d培養期間各處理土壤硝化速率的大小規律表現為RD3>RD2>RD1>RCK。培養時間和增氧濃度對土壤硝化速率的影響均非常顯著(P<0.01)，培養第7 d時，RD3、RD2和RD1處理的土壤硝化速率分別是RCK處理的1.08、1.18、1.31倍。培養第49 d與第7 d相比，處理RCK、RD1、RD2和RD3土壤硝化速率分別減少了83.34%、81.34%、81.41%、79.87%。圖10，表6

圖10 硝化培養過程中各處理土壤硝化速率的動態變化

3 討 論

研究發現土壤類型與土壤通氣性和水分狀況息息相關[23-26]，會間接影響土壤礦化和硝化作用的發生程度。土壤質地會通過作用土壤顆粒、土壤團聚體和土壤孔隙大小及分布進而影響水氣在土壤中的運動，最終影響土壤氮的循環過程[27-29]。通常，壤土中所存在的較易分解的含碳、氮有機物含量較其他類型土壤(如砂士)高，可供微生物使用的碳、氮多，微生物的活性相對較強，故質地較好、水氣更加協調的壤土對養分保持能力高于砂士，壤土中較高的養分含量提高了微生物的數量和活性，促進了土壤氮素的礦化和硝化作用，氮素轉化能力較強[23,30]。

表6 土壤硝化率和硝化速率方差

在厭氧環境中，土壤中的好氧微生物活動被抑制，有機物的分解速度減慢，使得作物可利用的營養物質減少；同時厭氧微生物的活動會增強，產生許多不利于作物生長的有毒害物質[31,32]。土壤通氣性良好會促進好氧性微生物的活動和繁殖，加快有機物質的分解和轉化，促進土壤氮素轉化[31,32]，作物所需有效養分得到充分供應，利于植物吸收和生長[33,34]。

微納米氣泡增氧是通過微納米氣泡發生裝置對水體進行曝氣增氧，較水氣混合泵和文丘里物理增氧方式對水中溶解氧含量增幅最大，衰減最慢，能夠最有效地維持水中溶解氧濃度[35]。土壤NH4+-N含量變化基本上呈現2個階段，前期快速下降，后期維持在一個較低濃度的穩定狀態，且土壤NH4+-N消耗與NO3--N生成的基本同步進行。在增氧水處理下，在保證水分適宜的同時增加土壤含氧量使得水分可以攜帶充足氧氣進入到土壤孔隙，土壤NH4+-N消耗速率和NO3--N生成速率均增大[3,14]，顯著促進土壤微生物總量，增強好氧微生物的活性，加快土壤硝化，減少氨氮的揮發，增加土壤氮素有效性，并提高水分利用效率。

在整個土壤培養時期，各處理土壤凈氮礦化速率都為正值，氮礦化量大于氮固定量。同一培養時間，隨增氧濃度的增加土壤的凈氮礦化量和凈氮礦化速率均呈現上升趨勢，增氧處理會對土壤礦化作用具有促進效應。但在同一增氧濃度條件下，隨培養時間的增加，土壤的凈氮礦化量和凈氮礦化速率均為下降趨勢，可能是由于隨著礦化作用的進行，可礦化有機物質逐漸減少，能源物質逐漸被消耗，微生物活性降低，導致土壤礦化速度降低，凈礦化氮量開始降低。

不同條件處理下的NH4+-N日消耗速率變化趨勢基本相同：初始消耗速率V0均大于0，隨時間t的增大NH4+-N日消耗速率V增加至最大，繼而遞減最終趨近于0，形成"S"形曲線，整個培養過程中經歷了延緩、最大消耗速率和停滯3個階段，但不同增氧處理條件下NH4+-N變化特征值有不同程度的差異，這與Sabey、張國楨和曲植等[14，19，22]的研究結果一致。在適宜的增氧處理(90%增氧供氧曝氣增氧)下，增氧措施可以加速土壤NH4+-N的消耗，縮短NH4+-N到達最大消耗速率的時間，促進硝化作用的進程。0～7 d時，土壤中的硝化細菌相對較少，但當銨態氮(硫酸銨)施入土壤后，隨著土壤中水解的NH4+數量的升高，使硝化細菌數量迅速增加[36]，土壤硝化速率變大。由于培養土壤的硝化作用底物NH4+數量有限，且礦化程度會直接影響硝化速率的變化，導致在7～49 d時，各處理土壤硝化速率的持續下降。但同一培養時期，土壤硝化速率會隨增氧濃度的增加而增加。

在同一培養時間下，土壤凈氮礦化量和硝化率均隨增氧濃度的升高而增大。但由于增氧水中的溶解氧會受氧分壓、水溫等因素的影響，造成水體氧的溢出[35]，有增氧措施的水體溶解氧濃度會隨時間的增長而有一定的衰變，以及作用底物數量的限制，導致了在同一增氧濃度條件下，土壤凈氮礦化量和硝化率均隨培養時間的升高而減??；在同一培養時間下，土壤凈氮礦化速率和硝化速率均隨增氧濃度的升高而增大。還需要對關于不同增氧處理對不同土壤類型氧氮影響的研究開展田間試驗以進行更深入的探索。

4 結 論

4個不同處理中初始消耗速率V0和最大消耗速率Vmax的趨勢變化均為RCK

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