增氧水輸入對(duì)壤土土壤氮的影響

王紅燕,付彥博,王治國(guó),扁青永,馮耀祖,饒曉娟

(1.新疆農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，烏魯木齊 830052；2.新疆農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料與農(nóng)業(yè)節(jié)水研究所，烏魯木齊 830091;3.新疆農(nóng)業(yè)科學(xué)院科技成果轉(zhuǎn)化中心，烏魯木齊 830091；4.新疆農(nóng)業(yè)科學(xué)院拜城農(nóng)業(yè)試驗(yàn)站/國(guó)家土壤質(zhì)量阿克蘇觀測(cè)實(shí)驗(yàn)站，新疆阿克蘇 843000；5.新疆農(nóng)業(yè)職業(yè)技術(shù)學(xué)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(fēng)干土樣均采自新疆農(nóng)科院土壤肥料與農(nóng)業(yè)節(jié)水研究所國(guó)家灰漠土肥力和肥料效益監(jiān)測(cè)基地。微納米氣泡發(fā)生裝置(空氣、制氧機(jī)供氧)：微納米氣泡發(fā)生裝置供氣源為空氣(制氧機(jī)供氣氧濃度為30%-5L、33%-4L、40%-3L、50%-2L、90%-1L)。溶解氧測(cè)定采用德國(guó)Pyro Science FireSting O2光纖式氧氣測(cè)量?jī)x。

將壤土土壤分別充分混勻后于室溫下風(fēng)干磨細(xì)去除殘茬，過(guò)2 mm孔徑篩保存?zhèn)溆?，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(jī)質(zhì) 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(guī)水(自來(lái)水)，氣源為空氣，供氧裝置為制氧機(jī)，曝氣裝置為微納米氣泡發(fā)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(shè)計(jì)4個(gè)增氧措施處理：RCK(常規(guī)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(guò)不同增氧措施對(duì)常規(guī)水進(jìn)行處理，利用德國(guó)Pyro Science FireSting O2光纖式氧氣測(cè)量?jī)x實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)各處理在增氧過(guò)程中的溶解氧濃度，測(cè)定各處理增氧至飽和狀態(tài)(一定時(shí)間內(nèi)溶解氧濃度相對(duì)穩(wěn)定，即為飽和濃度)時(shí)的溶解氧濃度。

1.2.2 土壤預(yù)培養(yǎng)

稱量所需的土壤質(zhì)量，加常規(guī)水調(diào)節(jié)土壤含水量達(dá)到田間持水量40%(用噴霧水壺均勻的噴灑到土壤，調(diào)至田間持水量的30%)，在培養(yǎng)箱25℃下黑暗培養(yǎng)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(hào)

1.2.3 礦化試驗(yàn)

1.2.4 硝化試驗(yàn)

1.2.5 測(cè)定指標(biāo)

土壤無(wú)機(jī)氮(銨態(tài)氮和硝態(tài)氮)含量采用2 mol/L KCl浸提后采用連續(xù)流動(dòng)分析儀法(Smartchem200 全自動(dòng)化學(xué)分析儀)測(cè)定，方法參照《LY/T 1228-2015 森林土壤氮的測(cè)定》。

1.3 數(shù)據(jù)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(jì)算公式為：

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

(1)

(2)

(3)

(4)

公式(5)[19～20]對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)擬合，其積分表示為“S”形曲線。

(5)

(6)

(7)

(8)

(9)

2 結(jié)果與分析

2.1 增氧水輸入對(duì)土壤無(wú)機(jī)氮素的動(dòng)態(tài)變化

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

圖2 礦化培養(yǎng)過(guò)程中各處理含量的動(dòng)態(tài)變化

圖3 硝化培養(yǎng)過(guò)程中各處理含量的動(dòng)態(tài)變化

表2 礦化培養(yǎng)和含量試驗(yàn)結(jié)果方差

圖4 硝化培養(yǎng)過(guò)程中各處理含量的動(dòng)態(tài)變化

備注：*代表具有顯著性差異，無(wú)*代表不具有顯著差異，*P≤0.0 5

2.2 土壤無(wú)機(jī)氮素動(dòng)態(tài)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(dá)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(shí)間內(nèi)使日消耗速率達(dá)到最大值。與常規(guī)水相比，增氧處理對(duì)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(yǎng)和含量試驗(yàn)結(jié)果方差

表4 不同處理新疆壤土轉(zhuǎn)化模型擬合結(jié)果及其診斷值

表5 土壤凈氮礦化量和凈氮礦化速率試驗(yàn)結(jié)果方差

圖6 不同處理土壤日消耗速率

2.3 增氧水輸入對(duì)土壤礦化作用的影響

研究表明，土壤凈氮礦化量均隨培養(yǎng)時(shí)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(jìn)了壤土礦化作用的進(jìn)行：培養(yǎng)49 d，RD3處理的土壤凈氮礦化量達(dá)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(yǎng)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(yǎng)過(guò)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(yǎng)時(shí)間呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢(shì)，其中，各處理均在第7 d時(shí)出現(xiàn)最大值差異極顯著(P<0.01)；在同一培養(yǎng)時(shí)期RCK、RD1、RD2和RD3處理土壤凈氮礦化速率均呈上升趨勢(shì)(P<0.01)。7～49d培養(yǎng)期間各處理土壤凈氮礦化速率的大小規(guī)律表現(xiàn)為RD3>RD2>RD1>RCK。培養(yǎng)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(yǎng)過(guò)程中各處理土壤凈氮礦化量的動(dòng)態(tài)變化

各處理土壤凈氮礦化速率都為正值，說(shuō)明氮礦化量大于氮固定量。同一培養(yǎng)時(shí)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(xiàn)上升趨勢(shì)，增氧處理會(huì)對(duì)土壤礦化作用具有促進(jìn)效應(yīng)。但在同一增氧濃度條件下，隨培養(yǎng)時(shí)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(shì)。這可能是由于隨著礦化作用的進(jìn)行，可礦化有機(jī)物質(zhì)逐漸減少，能源物質(zhì)逐漸被消耗，微生物活性降低，最終導(dǎo)致土壤礦化速度降低，凈礦化氮量開(kāi)始降低。圖8

圖8 礦化培養(yǎng)過(guò)程中各處理土壤凈氮礦化速率的動(dòng)態(tài)變化

2.4 增氧水輸入對(duì)土壤硝化作用的影響

研究表明，為硝化培養(yǎng)過(guò)程中各處理土壤硝化率的動(dòng)態(tài)變化。0～49 d培養(yǎng)期間各處理土壤硝化率的大小規(guī)律表現(xiàn)為RD3>RD2>RD1>RCK。在培育第7 d后，壤土條件下的各個(gè)處理硝化率就都已經(jīng)達(dá)到了96%以上。在整個(gè)土壤培養(yǎng)時(shí)期，隨培養(yǎng)時(shí)間的增加，各處理土壤硝化率表現(xiàn)為先升后處于平穩(wěn)的趨勢(shì)。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(xiàn)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(yǎng)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(yǎng)過(guò)程中各處理土壤硝化率的動(dòng)態(tài)變化

第7 d為各處理土壤硝化速率最高值，0～49 d培養(yǎng)期間各處理土壤硝化速率的大小規(guī)律表現(xiàn)為RD3>RD2>RD1>RCK。培養(yǎng)時(shí)間和增氧濃度對(duì)土壤硝化速率的影響均非常顯著(P<0.01)，培養(yǎng)第7 d時(shí)，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(yǎng)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(yǎng)過(guò)程中各處理土壤硝化速率的動(dòng)態(tài)變化

3 討 論

研究發(fā)現(xiàn)土壤類型與土壤通氣性和水分狀況息息相關(guān)[23-26]，會(huì)間接影響土壤礦化和硝化作用的發(fā)生程度。土壤質(zhì)地會(huì)通過(guò)作用土壤顆粒、土壤團(tuán)聚體和土壤孔隙大小及分布進(jìn)而影響水氣在土壤中的運(yùn)動(dòng)，最終影響土壤氮的循環(huán)過(guò)程[27-29]。通常，壤土中所存在的較易分解的含碳、氮有機(jī)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(duì)較強(qiáng)，故質(zhì)地較好、水氣更加協(xié)調(diào)的壤土對(duì)養(yǎng)分保持能力高于砂士，壤土中較高的養(yǎng)分含量提高了微生物的數(shù)量和活性，促進(jìn)了土壤氮素的礦化和硝化作用，氮素轉(zhuǎn)化能力較強(qiáng)[23,30]。

表6 土壤硝化率和硝化速率方差

在厭氧環(huán)境中，土壤中的好氧微生物活動(dòng)被抑制，有機(jī)物的分解速度減慢，使得作物可利用的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)減少；同時(shí)厭氧微生物的活動(dòng)會(huì)增強(qiáng)，產(chǎn)生許多不利于作物生長(zhǎng)的有毒害物質(zhì)[31,32]。土壤通氣性良好會(huì)促進(jìn)好氧性微生物的活動(dòng)和繁殖，加快有機(jī)物質(zhì)的分解和轉(zhuǎn)化，促進(jìn)土壤氮素轉(zhuǎn)化[31,32]，作物所需有效養(yǎng)分得到充分供應(yīng)，利于植物吸收和生長(zhǎng)[33,34]。

微納米氣泡增氧是通過(guò)微納米氣泡發(fā)生裝置對(duì)水體進(jìn)行曝氣增氧，較水氣混合泵和文丘里物理增氧方式對(duì)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(xiàn)2個(gè)階段，前期快速下降，后期維持在一個(gè)較低濃度的穩(wěn)定狀態(tài)，且土壤NH4+-N消耗與NO3--N生成的基本同步進(jìn)行。在增氧水處理下，在保證水分適宜的同時(shí)增加土壤含氧量使得水分可以攜帶充足氧氣進(jìn)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(jìn)土壤微生物總量，增強(qiáng)好氧微生物的活性，加快土壤硝化，減少氨氮的揮發(fā)，增加土壤氮素有效性，并提高水分利用效率。

在整個(gè)土壤培養(yǎng)時(shí)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(yǎng)時(shí)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(xiàn)上升趨勢(shì)，增氧處理會(huì)對(duì)土壤礦化作用具有促進(jìn)效應(yīng)。但在同一增氧濃度條件下，隨培養(yǎng)時(shí)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(shì)，可能是由于隨著礦化作用的進(jìn)行，可礦化有機(jī)物質(zhì)逐漸減少，能源物質(zhì)逐漸被消耗，微生物活性降低，導(dǎo)致土壤礦化速度降低，凈礦化氮量開(kāi)始降低。

不同條件處理下的NH4+-N日消耗速率變化趨勢(shì)基本相同：初始消耗速率V0均大于0，隨時(shí)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(gè)培養(yǎng)過(guò)程中經(jīng)歷了延緩、最大消耗速率和停滯3個(gè)階段，但不同增氧處理?xiàng)l件下NH4+-N變化特征值有不同程度的差異，這與Sabey、張國(guó)楨和曲植等[14，19，22]的研究結(jié)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N(yùn)H4+-N到達(dá)最大消耗速率的時(shí)間，促進(jìn)硝化作用的進(jìn)程。0～7 d時(shí)，土壤中的硝化細(xì)菌相對(duì)較少，但當(dāng)銨態(tài)氮(硫酸銨)施入土壤后，隨著土壤中水解的NH4+數(shù)量的升高，使硝化細(xì)菌數(shù)量迅速增加[36]，土壤硝化速率變大。由于培養(yǎng)土壤的硝化作用底物NH4+數(shù)量有限，且礦化程度會(huì)直接影響硝化速率的變化，導(dǎo)致在7～49 d時(shí)，各處理土壤硝化速率的持續(xù)下降。但同一培養(yǎng)時(shí)期，土壤硝化速率會(huì)隨增氧濃度的增加而增加。

在同一培養(yǎng)時(shí)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(huì)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(huì)隨時(shí)間的增長(zhǎng)而有一定的衰變，以及作用底物數(shù)量的限制，導(dǎo)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(yǎng)時(shí)間的升高而減??；在同一培養(yǎng)時(shí)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(duì)關(guān)于不同增氧處理對(duì)不同土壤類型氧氮影響的研究開(kāi)展田間試驗(yàn)以進(jìn)行更深入的探索。

4 結(jié) 論

4個(gè)不同處理中初始消耗速率V0和最大消耗速率Vmax的趨勢(shì)變化均為RCK

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