王红燕,付彦博,王治国,扁青永,冯耀祖,饶晓娟
(1.新疆农业大学资源与环境学院，乌鲁木齐 830052；
2.新疆农业科学院土壤肥料与农业节水研究所，乌鲁木齐 830091;3.新疆农业科学院科技成果转化中心，乌鲁木齐 830091；
4.新疆农业科学院拜城农业试验站/国家土壤质量阿克苏观测实验站，新疆阿克苏 843000；
5.新疆农业职业技术学院，新疆昌吉 831100)
1.1 材 料
材料为壤土(容重1.35 g/cm3)，风干土样均采自新疆农科院土壤肥料与农业节水研究所国家灰漠土肥力和肥料效益监测基地。微纳米气泡发生装置(空气、制氧机供氧)：微纳米气泡发生装置供气源为空气(制氧机供气氧浓度为30%-5L、33%-4L、40%-3L、50%-2L、90%-1L)。溶解氧测定采用德国Pyro Science FireSting O2光纤式氧气测量仪。
将壤土土壤分别充分混匀后于室温下风干磨细去除残茬，过2 mm孔径筛保存备用，pH值8.05，可溶性盐分2.3 g/kg，全氮0.63 g/kg，全磷0.72 g/kg，全钾 18.87 g/kg，有机质 13.3 g/kg，水解性氮123.6 mg/kg，有效磷 17.5 mg/kg，速效钾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 增氧水试制
供试水为常规水(自来水)，气源为空气，供氧装置为制氧机，曝气装置为微纳米气泡发生装置，按照不同含氧量的气量曝气制作不同增氧措施的灌溉水。设计4个增氧措施处理：RCK(常规水)、RD1(自然空气供氧曝气增氧)、RD2(33%增氧供氧曝气增氧)、RD3(90%增氧供氧曝气增氧)。通过不同增氧措施对常规水进行处理，利用德国Pyro Science FireSting O2光纤式氧气测量仪实时监测各处理在增氧过程中的溶解氧浓度，测定各处理增氧至饱和状态(一定时间内溶解氧浓度相对稳定，即为饱和浓度)时的溶解氧浓度。
1.2.2 土壤预培养
称量所需的土壤质量，加常规水调节土壤含水量达到田间持水量40%(用喷雾水壶均匀的喷洒到土壤，调至田间持水量的30%)，在培养箱25℃下黑暗培养7 d，3 d搅拌1次，以激活土壤微生物。表1
表1 处理及编号
1.2.3 矿化试验
1.2.4 硝化试验
1.2.5 测定指标
土壤无机氮(铵态氮和硝态氮)含量采用2 mol/L KCl浸提后采用连续流动分析仪法(Smartchem200 全自动化学分析仪)测定，方法参照《LY/T 1228-2015 森林土壤氮的测定》。
1.3 数据处理
土壤净氮矿化量(M)、土壤净氮矿化速率(S)、土壤硝化率(R)、土壤硝化速率(N)计算公式为：
M=(Gt-G0)+(Ct-C0).
(1)
(2)
(3)
(4)
公式(5)[19～20]对试验数据拟合，其积分表示为“S”形曲线。
(5)
(6)
(7)
(8)
(9)
2.1 增氧水输入对土壤无机氮素的动态变化
注: A～B图不同小写字母表示相同培养时间不同处理间差异显著(P<0.05)；
C～F不同小写字母表示不同培养时间相同处理间差异显著(P<0.05)，下同
图2 矿化培养过程中各处理含量的动态变化
图3 硝化培养过程中各处理含量的动态变化
表2 矿化培养和含量试验结果方差
图4 硝化培养过程中各处理含量的动态变化
备注：*代表具有显著性差异，无*代表不具有显著差异，*P≤0.0 5
2.2 土壤无机氮素动态变化定量表征
研究表明，在不同条件处理中V0和Vmax在90%增氧供氧曝气增氧条件下达到最大(V0最大值为8.95 mg/(kgd)，Vmax最大值为13.0198 mg/(kgd))，V0随增氧浓度的增大而增大；
除RCK处理外，RD1、RD2、RD3处理均可在不到2 d的时间内使日消耗速率达到最大值。与常规水相比，增氧处理对土壤消耗的影响因增氧浓度的不同而有所差异。
表3 硝化培养和含量试验结果方差
表4 不同处理新疆壤土转化模型拟合结果及其诊断值
表5 土壤净氮矿化量和净氮矿化速率试验结果方差
图6 不同处理土壤日消耗速率
2.3 增氧水输入对土壤矿化作用的影响
研究表明，土壤净氮矿化量均随培养时间增加而增加，第49d均为各处理的最大值。与CK处理相比，给输入水增氧这一措施显著促进了壤土矿化作用的进行：培养49 d，RD3处理的土壤净氮矿化量达到56.77 mg/kg，是RCK处理(17.00 mg/kg)的3.34倍，差异极显著(P<0.01)。培养第49 d与第7 d相比，处理RCK、RD1、RD2和RD3土壤净氮矿化量分别增加了211.75%、30.36%、35.55%、57.56%。图7，表5
在培养过程中添加不同增氧浓度增氧水，土壤其氮素矿化速率始终随培养时间呈现逐渐降低的趋势，其中，各处理均在第7 d时出现最大值差异极显著(P<0.01)；
在同一培养时期RCK、RD1、RD2和RD3处理土壤净氮矿化速率均呈上升趋势(P<0.01)。7～49d培养期间各处理土壤净氮矿化速率的大小规律表现为RD3>RD2>RD1>RCK。培养第49 d与第7 d相比，处理RCK、RD1、RD2和RD3土壤净氮矿化速率分别减少了55.46%、81.38%、80.64%、77.49%。图8，表5
图7 矿化培养过程中各处理土壤净氮矿化量的动态变化
各处理土壤净氮矿化速率都为正值，说明氮矿化量大于氮固定量。同一培养时间，随增氧浓度的增加土壤的净氮矿化量和净氮矿化速率均呈现上升趋势，增氧处理会对土壤矿化作用具有促进效应。但在同一增氧浓度条件下，随培养时间的增加，土壤的净氮矿化量和净氮矿化速率均为下降趋势。这可能是由于随着矿化作用的进行，可矿化有机物质逐渐减少，能源物质逐渐被消耗，微生物活性降低，最终导致土壤矿化速度降低，净矿化氮量开始降低。图8
图8 矿化培养过程中各处理土壤净氮矿化速率的动态变化
2.4 增氧水输入对土壤硝化作用的影响
研究表明，为硝化培养过程中各处理土壤硝化率的动态变化。0～49 d培养期间各处理土壤硝化率的大小规律表现为RD3>RD2>RD1>RCK。在培育第7 d后，壤土条件下的各个处理硝化率就都已经达到了96%以上。在整个土壤培养时期，随培养时间的增加，各处理土壤硝化率表现为先升后处于平稳的趋势。不同方式的增氧处理土壤硝化率存在极显著差异(P<0.01)，由高到底依次表现为RD3>RD2>RD1>RCK，以第7 d为例，RD3、RD2和RD1处理的土壤硝化率分别是RCK处理的1.01、1.01、1.02倍。培养第49 d与第0 d相比，处理RCK、RD1、RD2和RD3土壤硝化率分别增加了52.20%、49.98%、48.89%、48.85%。图9
图9 硝化培养过程中各处理土壤硝化率的动态变化
第7 d为各处理土壤硝化速率最高值，0～49 d培养期间各处理土壤硝化速率的大小规律表现为RD3>RD2>RD1>RCK。培养时间和增氧浓度对土壤硝化速率的影响均非常显著(P<0.01)，培养第7 d时，RD3、RD2和RD1处理的土壤硝化速率分别是RCK处理的1.08、1.18、1.31倍。培养第49 d与第7 d相比，处理RCK、RD1、RD2和RD3土壤硝化速率分别减少了83.34%、81.34%、81.41%、79.87%。图10，表6
图10 硝化培养过程中各处理土壤硝化速率的动态变化
研究发现土壤类型与土壤通气性和水分状况息息相关[23-26]，会间接影响土壤矿化和硝化作用的发生程度。土壤质地会通过作用土壤颗粒、土壤团聚体和土壤孔隙大小及分布进而影响水气在土壤中的运动，最终影响土壤氮的循环过程[27-29]。通常，壤土中所存在的较易分解的含碳、氮有机物含量较其他类型土壤(如砂士)高，可供微生物使用的碳、氮多，微生物的活性相对较强，故质地较好、水气更加协调的壤土对养分保持能力高于砂士，壤土中较高的养分含量提高了微生物的数量和活性，促进了土壤氮素的矿化和硝化作用，氮素转化能力较强[23,30]。
表6 土壤硝化率和硝化速率方差
在厌氧环境中，土壤中的好氧微生物活动被抑制，有机物的分解速度减慢，使得作物可利用的营养物质减少；
同时厌氧微生物的活动会增强，产生许多不利于作物生长的有毒害物质[31,32]。土壤通气性良好会促进好氧性微生物的活动和繁殖，加快有机物质的分解和转化，促进土壤氮素转化[31,32]，作物所需有效养分得到充分供应，利于植物吸收和生长[33,34]。
微纳米气泡增氧是通过微纳米气泡发生装置对水体进行曝气增氧，较水气混合泵和文丘里物理增氧方式对水中溶解氧含量增幅最大，衰减最慢，能够最有效地维持水中溶解氧浓度[35]。土壤NH4+-N含量变化基本上呈现2个阶段，前期快速下降，后期维持在一个较低浓度的稳定状态，且土壤NH4+-N消耗与NO3--N生成的基本同步进行。在增氧水处理下，在保证水分适宜的同时增加土壤含氧量使得水分可以携带充足氧气进入到土壤孔隙，土壤NH4+-N消耗速率和NO3--N生成速率均增大[3,14]，显著促进土壤微生物总量，增强好氧微生物的活性，加快土壤硝化，减少氨氮的挥发，增加土壤氮素有效性，并提高水分利用效率。
在整个土壤培养时期，各处理土壤净氮矿化速率都为正值，氮矿化量大于氮固定量。同一培养时间，随增氧浓度的增加土壤的净氮矿化量和净氮矿化速率均呈现上升趋势，增氧处理会对土壤矿化作用具有促进效应。但在同一增氧浓度条件下，随培养时间的增加，土壤的净氮矿化量和净氮矿化速率均为下降趋势，可能是由于随着矿化作用的进行，可矿化有机物质逐渐减少，能源物质逐渐被消耗，微生物活性降低，导致土壤矿化速度降低，净矿化氮量开始降低。
不同条件处理下的NH4+-N日消耗速率变化趋势基本相同：初始消耗速率V0均大于0，随时间t的增大NH4+-N日消耗速率V增加至最大，继而递减最终趋近于0，形成"S"形曲线，整个培养过程中经历了延缓、最大消耗速率和停滞3个阶段，但不同增氧处理条件下NH4+-N变化特征值有不同程度的差异，这与Sabey、张国桢和曲植等[14，19，22]的研究结果一致。在适宜的增氧处理(90%增氧供氧曝气增氧)下，增氧措施可以加速土壤NH4+-N的消耗，缩短NH4+-N到达最大消耗速率的时间，促进硝化作用的进程。0～7 d时，土壤中的硝化细菌相对较少，但当铵态氮(硫酸铵)施入土壤后，随着土壤中水解的NH4+数量的升高，使硝化细菌数量迅速增加[36]，土壤硝化速率变大。由于培养土壤的硝化作用底物NH4+数量有限，且矿化程度会直接影响硝化速率的变化，导致在7～49 d时，各处理土壤硝化速率的持续下降。但同一培养时期，土壤硝化速率会随增氧浓度的增加而增加。
在同一培养时间下，土壤净氮矿化量和硝化率均随增氧浓度的升高而增大。但由于增氧水中的溶解氧会受氧分压、水温等因素的影响，造成水体氧的溢出[35]，有增氧措施的水体溶解氧浓度会随时间的增长而有一定的衰变，以及作用底物数量的限制，导致了在同一增氧浓度条件下，土壤净氮矿化量和硝化率均随培养时间的升高而减小；
在同一培养时间下，土壤净氮矿化速率和硝化速率均随增氧浓度的升高而增大。还需要对关于不同增氧处理对不同土壤类型氧氮影响的研究开展田间试验以进行更深入的探索。
4个不同处理中初始消耗速率V0和最大消耗速率Vmax的趋势变化均为RCK
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