耕作方式及秸稈還田對華北平原土壤全氮及其組分的影響

濮 超，劉 鵬，闞正榮，祁劍英，馬守田，趙 鑫，張海林

（中國農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院，農(nóng)業(yè)部農(nóng)作制度重點實驗室，北京 100193）

收稿日期：2018-01-08修訂日期：2018-03-30

基金項目：公益性行業(yè)（農(nóng)業(yè)）科研專項（201503136）

作者簡介：濮 超，博士生，主要從事保護性耕作與農(nóng)田生態(tài)研究。Email：puchao@cau.edu.cn

※通信作者：張海林，博士，教授，主要從事保護性農(nóng)業(yè)與農(nóng)田生態(tài)研究。Email：hailin@cau.edu.cn

0 引 言

氮素是反映土壤肥力高低的一項重要指標(biāo)，也是決定作物產(chǎn)量的關(guān)鍵因素之一。增強土壤氮庫有助于改善土壤質(zhì)量，促進作物生產(chǎn)。同時，土壤氮庫的提升能夠減少化學(xué)氮肥投入，從而降低氮肥投入帶來的環(huán)境風(fēng)險[1]。頻繁的土壤耕作加速了土壤有機質(zhì)的礦化分解，導(dǎo)致了土壤氮素?fù)p失[2]。而以少免耕為代表的保護性耕作技術(shù)由于增加了作物秸稈覆蓋，減少了土壤擾動，被認(rèn)為能夠提高土壤全氮（total nitrogen，TN）水平[3]。但多數(shù)研究發(fā)現(xiàn)，免耕較翻耕主要增加了表層土壤的全氮含量[4-6]；而在較深層次土壤中，不同的研究得出的結(jié)果并不一致[7-8]。對于免耕能否提高土壤全氮儲量，不同的研究也存在爭議[4,9-10]。氣候條件、土壤類型、種植模式以及研究年限等的差異可能是造成不同研究結(jié)果存在差異的主要原因[11]。

由于氮素在土壤中的存在形式復(fù)雜多樣，且主要由穩(wěn)定態(tài)的組分構(gòu)成，土壤全氮對耕作方式的響應(yīng)并不敏感；再者，土壤全氮亦不能充分反映土壤氮庫在質(zhì)量上的變化[12]。相比之下，土壤氮庫中那些含量相對較少、但活性較高的組分由于在土壤氮素周轉(zhuǎn)過程中表現(xiàn)更為活躍，且對環(huán)境和農(nóng)作措施的改變反應(yīng)敏感，被認(rèn)為是反映土壤氮庫變化的重要指標(biāo)[12]。土壤顆粒氮（particulate organic matter nitrogen，POM-N）是一種基于顆粒大小劃分的敏感組分，其主要由部分降解的植物碎片構(gòu)成[13]。多數(shù)研究發(fā)現(xiàn)，土壤顆粒氮對耕作等農(nóng)作措施的改變反應(yīng)敏感[7,14]。作為土壤異養(yǎng)微生物重要的物質(zhì)來源，土壤顆粒氮同土壤氮素的礦化分解有著密切的聯(lián)系，其與土壤潛在可礦化氮（potentially mineralizable nitrogen）之間存在的正相關(guān)關(guān)系被廣泛報道[15-16]。相比于土壤顆粒氮，土壤礦物結(jié)合態(tài)氮（soil mineral-associated organic matter nitrogen，MAOM-N）則是一種穩(wěn)定態(tài)的組分，其化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定，是構(gòu)成土壤氮庫的主體，一定程度上決定了土壤持續(xù)穩(wěn)定供應(yīng)氮素的能力。研究土壤顆粒氮和礦物結(jié)合態(tài)氮在不同耕作方式下的分布特征，探索土壤氮素在不同活性氮庫間的運轉(zhuǎn)規(guī)律，有助于客觀評價不同耕作方式對土壤氮庫的影響。

華北平原是中國重要的糧食產(chǎn)區(qū)。集約化的冬小麥-夏玉米一年兩熟的種植模式保障了華北平原糧食持續(xù)穩(wěn)定高產(chǎn)，但也面臨著化肥投入水平高、土壤質(zhì)量降低等問題。通過構(gòu)建合理的耕作制度，增強農(nóng)田土壤氮庫，提高土壤質(zhì)量，是實現(xiàn)華北平原農(nóng)業(yè)集約可持續(xù)發(fā)展的重要舉措。當(dāng)前，有關(guān)不同耕作方式對華北平原麥玉兩熟農(nóng)田土壤全氮的影響規(guī)律已有不少研究[4,8,17]，但有關(guān)耕作方式對土壤顆粒氮及礦物結(jié)合態(tài)氮影響的研究還很少，不同耕作方式下土壤氮素在不同組分間的分配規(guī)律尚不明確?；诖?，本研究擬通過比較不同耕作方式對土壤全氮、顆粒氮以及礦物結(jié)合態(tài)氮的影響差異，明確各耕作方式下土壤全氮及其組分的空間分布特征，闡明土壤氮素在不同組分間的分配機制，為華北平原構(gòu)建合理的耕作制度提供理論依據(jù)和實踐指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 研究位點概況

田間試驗布置于河北省吳橋縣中國農(nóng)業(yè)大學(xué)吳橋試驗站（37°36′N，116°21′E）。吳橋縣地處華北平原東部，屬溫帶季風(fēng)氣候。1980—2010年30 a間吳橋縣的年平均氣溫為13.1 ℃，年平均降水量為531.1 mm，降水季節(jié)分布不均，約76.4%的降水發(fā)生在6—9月。試驗地的土壤類型為潮土，0～20 cm土層：土壤質(zhì)地為粉壤（18.62%砂粒，70.20%粉粒和11.18%黏粒），土壤容重1.35 g/cm3，有機碳含量10.34 g/kg，全氮含量0.79 g/kg，有效磷含量44.6 mg/kg，速效鉀含量94.2 mg/kg。冬小麥-夏玉米一年兩熟的種植制度是該區(qū)域典型的種植制度。

1.2 試驗設(shè)計與田間管理

田間試驗開展于2008年秋，采用完全隨機試驗設(shè)計，本研究涉及翻耕秸稈不還田（PT），翻耕秸稈還田（PTS），免耕秸稈還田（NTS）和旋耕秸稈還田（RTS）4個處理，每個處理重復(fù)3次，共12個小區(qū)，小區(qū)面積為15 m×15 m。耕作作業(yè)僅在冬小麥播種前進行，各處理在夏玉米播種前不進行土壤耕作，均采用免耕直播機進行播種。冬小麥?zhǔn)斋@時，秸稈被聯(lián)合收割機粉碎，茬高約25 cm；夏玉米收獲后，使用秸稈粉碎機將秸稈粉碎。PT處理冬小麥季和夏玉米季的秸稈均被全部清除出小區(qū)，其余處理則全量還田。翻耕處理（PT和PTS）在夏玉米秸稈粉碎后，采用鏵式犁翻耕1遍（作業(yè)深度約20 cm），隨后使用旋耕機旋耕1遍以整平播床；RTS處理在夏玉米秸稈粉碎后，采用旋耕機旋耕2遍（作業(yè)深度約10 cm）；NTS處理在夏玉米秸稈粉碎后不進行任何土壤耕作，采用免耕直播機播種冬小麥。

除在耕作和秸稈還田方式上存在差異，各處理在其他農(nóng)田管理措施上均保持一致，且在年際間保持一致。冬小麥季各處理的底肥用量為：尿素450 kg/hm2，磷酸二銨 225 kg/hm2，硫酸鉀 240 kg/hm2；并在拔節(jié)期追施160 kg/hm2的尿素。夏玉米季各處理在播種時施用525 kg/hm2的復(fù)合肥（N∶P2O5∶K2O = 28∶12∶10）。灌溉頻率取決于降水，冬小麥季各處理一般進行2～3次灌溉，每次40～50 mm；夏玉米季一般不進行灌溉。田間試驗所用的玉米品種為鄭單958，小麥品種為濟麥22。

1.3 取樣與分析

2015年冬小麥?zhǔn)斋@后采用五點取樣法采集土壤樣品。在每個小區(qū)選取5個取樣點，使用直徑為3.5 cm的土鉆分別采集 0～5，5～10，10～20，20～30 和 30～50 cm土層的土壤樣品，將來自同一土層的土壤樣品混勻。待自然風(fēng)干后，剔除肉眼可見的植物殘體、礫石等雜物，研磨使通過2 mm和0.25 mm孔徑篩。

土壤容重的測定采用環(huán)刀法。在冬小麥?zhǔn)斋@后，用環(huán)刀（體積為100 cm3）分別采集0～5，5～10，10～20，20～30和 30～50 cm 土層的原狀土，將取得的土樣于105 ℃烘干至恒質(zhì)量，計算土壤容重。

土壤全氮含量的測定采用半微量凱氏定氮法。

土壤顆粒組分的提取采用 Cambardella 和 Elliott的方法[13]。稱取10.00 g過2 mm孔徑篩的風(fēng)干土樣，加入5 g/L六偏磷酸鈉溶液30 mL，連續(xù)震蕩18 h。震蕩完畢后，將土壤懸浮液轉(zhuǎn)移使通過0.053 mm孔徑篩。將留存在篩面上的土樣于60 ℃烘干至恒質(zhì)量，烘干所得即為土壤顆粒組分。土壤顆粒組分的全氮含量乘以顆粒組分在土樣中的占比即為土壤顆粒氮含量。

土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量的計算取土壤全氮含量和土壤顆粒氮含量的差值。

土壤全氮儲量的計算采用等質(zhì)量法[18]。

式中MTN為等質(zhì)量土壤全氮儲量（Mg/hm2）；Msoil,i為第i土層的土壤質(zhì)量（Mg/hm2）（i = 1, 2, 3, 4, 5分別代表0～5, 5～10, 10～20, 20～30和30～50 cm土層）；為由第“1”土層累加至第“n”土層的土壤質(zhì)量（Mg/hm2）；為由第“1”土層累加至第“n”土層的土壤質(zhì)量的最大值（Mg/hm2）；Ci為第“i”土層的土壤全氮含量（g/kg）。

土壤質(zhì)量的計算采用公式（2）。

式中ρb,i為第i土層的土壤容重（g/cm3）；Ti為第i土層的土層厚度（m）。

土壤全氮、顆粒氮以及礦物結(jié)合態(tài)氮層化率（stratification ratio, SR）的計算參照Franzluebbers的方法[19]，即以某一指標(biāo)在0～5 cm土層的值分別除以該指標(biāo)在10～20和20～30 cm土層的值。

土壤全氮、顆粒氮以及礦物結(jié)合態(tài)氮對耕作方式的敏感性分析采用變化率（variation rate, %）這一指標(biāo)，變化率的計算參照 Plaza-Bonilla 等的方法[20]。以某一指標(biāo)在翻耕秸稈不還田處理的值為基準(zhǔn)值，這一指標(biāo)在其他處理的值同基準(zhǔn)值的差值所占基準(zhǔn)值的百分?jǐn)?shù)即為該指標(biāo)的變化率。

1.4 數(shù)據(jù)分析

本研究使用Excel 2016整理數(shù)據(jù)并進行常規(guī)運算，使用SPSS 20.0進行方差分析、多重比較和相關(guān)分析，多重比較采用最小顯著差異法（least-significant difference，LSD），使用SigmaPlot 12.0進行作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤全氮含量和儲量

各耕作方式下，土壤全氮含量整體上呈現(xiàn)隨土層加深而下降的趨勢（圖1a）。其中，翻耕處理（PT和PTS）的土壤全氮含量在0～20 cm土層分布相對均勻。耕作方式間土壤全氮含量的差異主要表現(xiàn)在上層土壤，而在30～50 cm土層處理間差異不顯著。表層0～5和5～10 cm土層的土壤全氮含量，NTS和RTS顯著高于PTS（P ＜0.05）。0～5 cm土層NTS和RTS較PTS分別高25.05%和 23.39%，5～10 cm土層分別高 8.16%和19.60%。但10～20和20～30 cm土層的土壤全氮含量，NTS和RTS顯著低于PTS（P＜0.05）。10～20 cm土層NTS和RTS較PTS分別低 7.72%和 6.66%，20～30 cm 土層分別低26.76%和27.20%。除10～20 cm土層NTS和RTS同PT之間差異不顯著，秸稈還田各處理（NTS、RTS和PTS）的土壤全氮含量在0～30 cm各土層均顯著高于PT（P＜0.05）。

圖1 不同耕作方式下土壤全氮、顆粒氮以及礦物結(jié)合態(tài)氮含量在0～50 cm土壤剖面的分布Fig.1 Concentrations of TN, POM-N and MAOM-N in 0～50 cm soil profile under different tillage systems

秸稈還田各處理（NTS、RTS和PTS）的土壤全氮儲量在0～30和0～50 cm土層均不存在顯著性差異（圖2）。但同PT相比，秸稈還田各處理均顯著提高了0～30 cm土層的土壤全氮儲量（平均提高了10.99%）（P ＜ 0.05）。0～50 cm土層的土壤全氮儲量，PTS和NTS亦顯著高于PT（分別高 11.09%和 7.78%）（P ＜ 0.05）。

圖2 不同耕作方式下土壤全氮儲量在0～30和0～50 cm土層的分布Fig.2 Stocks of TN in 0～30 and 0～50 cm depths under different tillage systems

2.2 土壤顆粒氮含量

同土壤全氮含量的垂直分布特征相似，除翻耕處理的土壤顆粒氮含量在 0～20 cm 土層分布相對均勻（PT和 PTS分別分布在 0.13～0.15和 0.20～0.23 g/kg范圍內(nèi)），各耕作方式下土壤顆粒氮含量均呈現(xiàn)隨土層加深而降低的趨勢（圖1b）。耕作方式間土壤顆粒氮含量的差異亦呈現(xiàn)隨土層加深而減小的趨勢，其中，0～5 cm土層處理間差異最大，而30～50 cm土層處理間差異不顯著。表層 0～5 cm土層的土壤顆粒氮含量，NTS較 PTS高51.79%（P＜0.05）；但 10～20和 20～30 cm土層，NTS較 PTS分別低 18.35%和53.11%（P＜0.05）。RTS在0～5和 5～10 cm土層的土壤顆粒氮含量較 PTS分別高38.82%和17.56%（P＜0.05），但在20～30 cm土層較PTS低58.22%（P＜0.05）。PTS在0～30 cm各土層的土壤顆粒氮含量均顯著高于 PT（P＜0.05）；除 10～20 cm 土層NTS同PT差異不顯著，NTS和RTS在0～20 cm各土層的土壤顆粒氮含量亦顯著高于PT（P＜0.05）。

土壤顆粒氮在土壤全氮中的占比，NTS在 0～5 cm土層顯著高于PTS，但在5～10和20～30 cm土層顯著低于 PTS（P＜0.05）（表 1）。相比于 PTS，RTS 也提高了 0～5 cm 土層土壤顆粒氮在土壤全氮中的占比，但在 20～30 cm土層顯著降低（P＜0.05）。0～30 cm各土層土壤顆粒氮在土壤全氮中的占比PTS均顯著高于PT（P＜0.05）；0～20 cm各土層NTS和RTS亦顯著高于PT（P ＜ 0.05）。30～50 cm土層處理間差異不顯著。

表1 土壤顆粒氮在土壤全氮中的占比Table 1 Proportion of POM-N in TN under different soil depths%

2.3 土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量

土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量亦表現(xiàn)出隨土層加深而降低的趨勢（圖1c）。耕作方式間土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量的差異主要存在于上層土壤，30～50 cm土層處理間差異不顯著。表層0～5和5～10 cm土層的土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量，NTS和RTS 顯著高于PTS（P＜0.05）。0～5 cm土層NTS和RTS較PTS分別高17.95%和19.29%，5～10 cm土層分別高14.34%和20.18%。但10～20和20～30 cm土層，NTS和RTS的土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量顯著低于PTS（P＜0.05），10～20 cm土層平均低5.41%，20～30 cm土層平均低22.23%。與土壤全氮和土壤顆粒氮不同，土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量除在20～30 cm土層PTS顯著高于PT（P＜0.05），在其他各土層二者均不存在顯著性差異。NTS和RTS的土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量則在0～5、5～10和20～30 cm土層均顯著高于PT（P＜0.05）。

2.4 土壤全氮及其組分的層化率

0～5 cm/10～20 cm和0～5 cm/20～30 cm土層比，翻耕處理（PTS和PT）土壤全氮、顆粒氮及礦物結(jié)合態(tài)氮的層化率均顯著低于 NTS和 RTS（P＜0.05）（表 2）。除0～5 cm/10～20 cm土層比，土壤顆粒氮的層化率NTS顯著高于RTS（P＜0.05），土壤全氮及各組分全氮的層化率NTS和RTS差異均不顯著。0～5 cm/10～20 cm土層比，翻耕處理土壤全氮、顆粒氮及礦物結(jié)合態(tài)氮的層化率差異不大，均在1.10左右，此外，土壤顆粒氮在各土層比各處理中表現(xiàn)出最高的層化率。0～5 cm/20～30 cm土層比，土壤全氮及各組分全氮的層化率PTS顯著低于PT（P＜0.05）。

表2 不同耕作方式下土壤全氮及其組分的層化率Table 2 Stratification ratio of TN, POM-N and MAOM-N under different tillage systems

3 討 論

本研究中，NTS較PTS在表層0～10 cm土層有更高的土壤全氮含量。與本研究結(jié)果相似，多數(shù)研究發(fā)現(xiàn)，免耕較翻耕能夠提高表層土壤的全氮含量[5-6,21]。翻耕由于對土壤的擾動大，對土壤團粒結(jié)構(gòu)破壞嚴(yán)重，加劇了原本保護于土壤團聚體中的有機質(zhì)的分解，因而降低了土壤全氮含量[22]。相比于翻耕，免耕減少了土壤擾動，減緩了土壤有機質(zhì)的損耗，并且增加了表層土壤秸稈覆蓋，有利于提高土壤全氮含量[5]。與NTS相似，較之PTS，RTS亦增加了表層0～10 cm土層的土壤全氮含量。相比于翻耕，旋耕在0～10 cm土層分布有更多的作物秸稈是其全氮含量高于翻耕的主要原因。作物秸稈是土壤有機質(zhì)形成重要的物質(zhì)基礎(chǔ)，同時也是土壤團聚體形成主要的黏合劑，作物秸稈還田既增加了土壤有機質(zhì)，又增強了對土壤有機質(zhì)的物理保護，因而提高了土壤全氮含量[23-24]。本研究中，10～30 cm土層的土壤全氮含量NTS和RTS顯著低于PTS。這一結(jié)果同Du等在華北平原的發(fā)現(xiàn)相一致[4]。同免耕和旋耕相比，翻耕由于作業(yè)深度較深，能將作物秸稈混入較深土層；再者，翻耕疏松的耕層土壤有利于作物根系的下扎，有更多的作物根系分布在較深土層中[25-26]。更多的有機物質(zhì)投入是翻耕在較深土層中全氮含量更高的主要原因。綜上所述，本研究發(fā)現(xiàn)，因土壤耕作造成的作物秸稈在不同土層分布的差異是不同耕作方式下土壤全氮含量分布特征各異的重要原因。

不同耕作方式下土壤全氮含量的垂直分布特征不同，本研究中，NTS和RTS的土壤全氮層化率高于PTS，相似的結(jié)果也被其他一些研究發(fā)現(xiàn)[27-28]。Franzluebbers認(rèn)為，由于表層土壤中的有機質(zhì)在控制土壤侵蝕，增強水分入滲、保持土壤養(yǎng)分等方面起著重要作用，相對較高的層化率是土壤質(zhì)量改善的重要標(biāo)志[19]。本研究發(fā)現(xiàn)，耕作方式改變了土壤全氮在 0～30 cm土層中的分布特征，但秸稈還田各處理（NTS、RTS和 PTS）在 0～30和0～50 cm土層的全氮儲量差異不顯著。與本研究結(jié)果相似，Du等在華北平原研究發(fā)現(xiàn)，連續(xù)6～7a的耕作處理后，免耕、旋耕和翻耕的土壤全氮儲量在0～30和0～50 cm土層均不存在顯著性差異[4]。但Dikgwatlhe等在同一區(qū)域研究發(fā)現(xiàn)，連續(xù)11a的免耕較翻耕增加了0～50 cm土層的全氮儲量[8]。耕作方式的改變會首先引起土壤有機質(zhì)在土壤剖面的重新分布，不同耕作方式不同土層特異的土壤環(huán)境會造成土壤有機質(zhì)分解速度的差異[3]，而這一差異最終表現(xiàn)為土壤全氮儲量的改變可能需要更長的時間。本研究中，秸稈還田各處理較PT均提高了0～50 cm土層的土壤全氮儲量，且在NTS和PTS達到顯著水平。與耕作相比，連續(xù) 7 a的秸稈還田明顯提高了土壤全氮儲量。

本研究中，無論在表層還是在較深土層，土壤顆粒氮的變化率均高于土壤全氮和礦物結(jié)合態(tài)氮，對耕作方式表現(xiàn)出了最高的敏感性（表3），這與Martínez等的研究結(jié)果一致[29]。多數(shù)研究認(rèn)為，免耕在土壤表層富集了更多的作物秸稈，減少了土壤擾動，維持了土壤環(huán)境的相對穩(wěn)定，因而有利于提高表層土壤顆粒氮含量[6-7,14]。本研究也發(fā)現(xiàn)，NTS較PTS增加了表層0～5 cm土層的顆粒氮含量，且顆粒氮在土壤全氮中的占比NTS亦高于PTS。但大于5 cm土層的土壤顆粒氮含量NTS不再具有優(yōu)勢，且在10～30 cm土層顯著低于PTS，顆粒氮在土壤全氮中的占比也低于 PTS。Spargo等研究發(fā)現(xiàn)，隨著免耕年限的增長，7.5～15 cm土層顆粒氮在土壤有機氮中的占比在下降，但土壤有機氮含量并未降低，表明活性組分在向穩(wěn)定態(tài)組分轉(zhuǎn)移[3]。作為構(gòu)成土壤氮庫的主要組分（本研究中，0～50 cm土層土壤礦物結(jié)合態(tài)氮在土壤全氮中的占比分布在74.55%～94.33%范圍內(nèi)），土壤礦物結(jié)合態(tài)氮在不同耕作方式下的分布規(guī)律同土壤全氮基本一致，不同的是，0～20 cm各土層的土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量PTS同PT差異不顯著。秸稈還田能夠提高土壤全氮含量，但土壤氮庫構(gòu)成復(fù)雜，且各組分活性相異，不同耕作方式特異的土壤環(huán)境會影響土壤有機質(zhì)的質(zhì)量[3]，從而影響土壤氮素在各組分間的分配。本研究中，翻耕處理下秸稈還田主要增加了耕層土壤的顆粒氮含量，而未能增加礦物結(jié)合態(tài)氮含量。

表3 不同土層土壤全氮及其組分的變化率Table 3 Variation of TN, POM-N and MAOM-N in different soil depths %

以PT為對照，對秸稈還田各處理土壤顆粒氮含量的變化量同土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量的變化量之間的相關(guān)關(guān)系進行分析（圖3），發(fā)現(xiàn)：相比于對照，NTS和RTS處理土壤顆粒氮含量的變化量同土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量的變化量之間存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）；但PTS處理二者不存在顯著的相關(guān)關(guān)系。本研究中，秸稈還田增加了各處理的土壤顆粒氮含量，但由于翻耕對土壤擾動劇烈，耕層土壤周期性的干濕交替加速了敏感組分的周轉(zhuǎn)過程，干擾了敏感組分向穩(wěn)定態(tài)組分的轉(zhuǎn)化，因而未能同步提高土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量[22,30]?；钚越M分向穩(wěn)定態(tài)組分轉(zhuǎn)化的路徑被阻礙，也加劇了土壤氮素礦化損失的風(fēng)險。而免耕由于土壤環(huán)境相對穩(wěn)定，有利于敏感組分向穩(wěn)定態(tài)組分的轉(zhuǎn)化[3]，因而秸稈還田在提高土壤顆粒氮含量的同時，也提高了土壤礦物結(jié)合態(tài)氮含量。

圖3 不同耕作方式下土壤顆粒氮和礦物結(jié)合態(tài)氮含量變化量的相關(guān)關(guān)系Fig.3 Correlations between variation of POM-N and variation of MAOM-N under different tillage systems

4 結(jié) 論

秸稈還田各處理，免耕和旋耕較翻耕顯著增加了表層0～10 cm土層的全氮含量，但在10～30 cm土層免耕和旋耕顯著低于翻耕。耕作方式改變了土壤全氮的垂直分布特征，但秸稈還田各處理在0～30和0～50 cm土層的土壤全氮儲量差異均不顯著。同翻耕秸稈不還田相比，免耕和翻耕秸稈還田則分別提高了7.78%和 11.09%的土壤全氮儲量（0～50 cm土層）。

土壤顆粒氮對耕作方式表現(xiàn)出了最高的敏感性。秸稈還田各處理，免耕和旋耕較翻耕增加了表層 0～5 cm土層的土壤顆粒氮含量，并且提高了顆粒氮在土壤全氮中的占比，但在20～30 cm土層免耕和旋耕均低于翻耕。相比于翻耕秸稈不還田，翻耕秸稈還田僅增加了耕層土壤的顆粒氮含量，未增加礦物結(jié)合態(tài)氮含量；免耕和旋耕則同步增加了土壤顆粒和礦物結(jié)合態(tài)氮含量。

綜上所述，免耕秸稈還田和旋耕秸稈還田能夠增強表層土壤氮庫，提高了土壤全氮及各組分的層化率，有助于改善土壤質(zhì)量。翻耕秸稈還田增加了較深土層的土壤全氮及各組分含量，但阻礙了耕層土壤中敏感組分向穩(wěn)定態(tài)組分的轉(zhuǎn)化，增加了環(huán)境風(fēng)險。

[參 考 文 獻]

[1] 朱兆良. 中國土壤氮素研究[J]. 土壤學(xué)報, 2008(5): 778－783.Zhu Zhaoliang. Research on soil nitrogen in China[J]. Acta Pedologica Sinica, 2008(5): 778－783. (in Chinese with English abstract)

[2] Zuber S M, Behnke G D, Nafziger E D, et al. Crop rotation and tillage effects on soil physical and chemical properties in Illinois[J]. Agronomy Journal, 2015, 107(3): 971－978.

[3] Spargo J T, Cavigelli M A, Alley M M, et al. Changes in soil organic carbon and nitrogen fractions with duration of no-tillage management[J]. Soil Science Society of America Journal, 2012, 76(5): 1624－1633.

[4] Du Zhangliu, Ren Tusheng, Hu Chunsheng. Tillage and residue removal effects on soil carbon and nitrogen storage in the North China Plain[J]. Soil Science Society of America Journal, 2010, 74(1): 196－202.

[5] Gonzalez-Prieto S, Diaz-Ravina M, Martin A, et al. Effects of agricultural management on chemical and biochemical properties of a semiarid soil from central Spain[J]. Soil and Tillage Research, 2013, 134: 49－55.

[6] Fabrizzi K P, Moron A, Garcia F O. Soil carbon and nitrogen organic fractions in degraded vs. non-degraded Mollisols in Argentina[J]. Soil Science Society of America Journal, 2003,67(6): 1831－1841.

[7] Zhang Hengheng, Zhang Yanqing, Yan Changrong, et al.Soil nitrogen and its fractions between long-term conventional and no-tillage systems with straw retention in dryland farming in northern China[J]. Geoderma, 2016, 269:138－144.

[8] Dikgwatlhe S B, Chen Z, Lal R, et al. Changes in soil organic carbon and nitrogen as affected by tillage and residue management under wheat-maize cropping system in the North China Plain[J]. Soil and Tillage Research, 2014, 144:110－118.

[9] Varvel G E, Wilhelm W W. No-tillage increases soil profile carbon and nitrogen under long-term rainfed cropping systems[J]. Soil and Tillage Research, 2011, 114(1): 28－36.

[10] Lou Yilai, Xu Minggang, Chen Xianni, et al. Stratification of soil organic C, N and C:N ratio as affected by conservation tillage in two maize fields of China[J]. Catena, 2012, 95:124－130.

[11] 薛建福， 趙鑫， Dikgwatlhe S B， 等. 保護性耕作對農(nóng)田碳、氮效應(yīng)的影響研究進展[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2013(19):6006－6013.Xue Jianfu, Zhao Xin, Dikgwatlhe S B, et al. Advances in effects of conservation tillage on soil organic carbon and nitrogen[J]. Acta Ecologica Sinica, 2013(19): 6006－6013.(in Chinese with English abstract)

[12] Haynes R J. Labile Organic Matter Fractions as Central Components of the Quality of Agricultural Soils: An Overview[M]//Sparks D L. Advances in Agronomy. San Diego: Elsevier Academic Press INC, 2005: 221－268.

[13] Cambardella C A, Elliott E T. Particulate soil organic-matter changes across a grassland cultivation sequence[J]. Soil Science Society of America Journal, 1992, 56(3): 777－783.

[14] Dominguez G, Diovisalvi N, Studdert G, et al. Soil organic C and N fractions under continuous cropping with contrasting tillage systems on mollisols of the southeastern Pampas[J].Soil and Tillage Research, 2009, 102(1): 93－100.

[15] Spargo J T, Cavigelli M A, Mirsky S B, et al. Mineralizable soil nitrogen and labile soil organic matter in diverse long-term cropping systems[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2011, 90(2): 253－266.

[16] Bronson K F, Zobeck T M, Chua T T, et al. Carbon and nitrogen pools of southern high plains cropland and grassland soils[J]. Soil Science Society of America Journal, 2004, 68(5):1695－1704.

[17] Hou Ruixing, Zhu Ouyang, Li Yunsheng, et al. Effects of tillage and residue management on soil organic carbon and total nitrogen in the North China Plain[J]. Soil Science Society of America Journal, 2012, 76(1): 230－240.

[18] Ellert B H, Bettany J R. Calculation of organic matter and nutrients stored in soils under contrasting management regimes[J]. Canadian Journal of Soil Science, 1995, 75(4):529－538.

[19] Franzluebbers A J. Soil organic matter stratification ratio as an indicator of soil quality[J]. Soil and Tillage Research,2002, 66(2): 95－106.

[20] Plaza-Bonilla D, álvaro-Fuentes J, Cantero-Martínez C.Identifying soil organic carbon fractions sensitive to agricultural management practices[J]. Soil and Tillage Research, 2014, 139: 19－22.

[21] Schmer M R, Jin V L, Wienhold B J, et al. Tillage and residue management effects on soil carbon and nitrogen under irrigated continuous corn[J]. Soil Science Society of America Journal, 2014, 78(6): 1987－1996.

[22] Balesdent J, Chenu C, Balabane M. Relationship of soil organic matter dynamics to physical protection and tillage[J].Soil and Tillage Research, 2000, 53(3/4): 215－230.

[23] Blanco-Canqui H, Lal R. Crop residue removal impacts on soil productivity and environmental quality[J]. Critical Reviews in Plant Sciences, 2009, 28(3): 139－163.

[24] Zhang Peng, Wei Ting, Li Yuling, et al. Effects of straw incorporation on the stratification of the soil organic C, total N and C:N ratio in a semiarid region of China[J]. Soil and Tillage Research, 2015, 153: 28－35.

[25] Qin R J, Stamp P, Richner W. Impact of tillage on maize rooting in a Cambisol and Luvisol in Switzerland[J]. Soil and Tillage Research, 2006, 85(1/2): 50－61.

[26] Martinez E, Fuentes J, Silva P, et al. Soil physical properties and wheat root growth as affected by no-tillage and conventional tillage systems in a Mediterranean environment of Chile[J]. Soil and Tillage Research, 2008, 99(2): 232－244.

[27] Sa J C D M, Lal R. Stratification ratio of soil organic matter pools as an indicator of carbon sequestration in a tillage chronosequence on a Brazilian Oxisol[J]. Soil and Tillage Research, 2009, 103(1): 46－56.

[28] Melero S, Lopez-Bellido R J, Lopez-Bellido L, et al.Stratification ratios in a rainfed Mediterranean Vertisol in wheat under different tillage, rotation and N fertilisation rates[J]. Soil and Tillage Research, 2012, 119: 7－12.

[29] Martinez J M, Galantini J A, Duval M E, et al. Tillage effects on labile pools of soil organic nitrogen in a semi-humid climate of Argentina: A long-term field study[J]. Soil and Tillage Research, 2017, 169: 71－80.

[30] Wander M. Soil organic matter fractions and their relevance to soil function[M]. Boca Raton, FL: CRC Press, 2004: 67－102.