王萍萍 段英華 徐明崗 張水清 王小利

（1 貴州大學(xué)農(nóng)學(xué)院，貴陽(yáng) 550025）

（2 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所/耕地培育技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，北京 100081）

（3 河南省農(nóng)業(yè)科學(xué)院植物營(yíng)養(yǎng)與資源環(huán)境研究所，鄭州 450002）

氮素是作物生長(zhǎng)所必需的營(yíng)養(yǎng)元素之一［1］，硝化作用是土壤氮素轉(zhuǎn)化的重要過程，它將土壤有機(jī)氮礦化產(chǎn)生或來源于肥料的銨態(tài)氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮［2］，從而減少氮素的揮發(fā)損失，但是其產(chǎn)生的硝態(tài)氮又易通過淋洗或反硝化作用損失，并對(duì)水體和大氣環(huán)境產(chǎn)生負(fù)面影響［3-4］。我國(guó)潮土呈弱堿性，硝化作用能力較強(qiáng)，銨態(tài)氮肥很容易被硝化成為硝態(tài)氮，氮肥通過淋洗和反硝化損失的可能性較大，因此，對(duì)我國(guó)潮土硝化潛勢(shì)及其主要影響因素的研究具有重要的生態(tài)學(xué)和農(nóng)學(xué)意義，可為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中合理施肥提供理論依據(jù)和指導(dǎo)。土壤硝化過程一直是氮素研究的熱點(diǎn)，眾多學(xué)者研究了溫度、pH、施肥、土壤類型以及土地利用方式等氣候、環(huán)境和農(nóng)業(yè)管理等因子對(duì)土壤硝化作用的影響［5-10］。Chu等［11］發(fā)現(xiàn)長(zhǎng)期施用氮肥能夠增加土壤硝化潛勢(shì)。Ai等［12］研究也表明，隨著施氮量的增加，土壤硝化勢(shì)也在增加。然而，Verchot等［13］在美國(guó)黃石國(guó)家公園的研究發(fā)現(xiàn)，總硝化速率與全碳、全氮、C/N等土壤理化性質(zhì)并不存在顯著相關(guān)性。此外，有研究表明低C/N的有機(jī)糞肥的施用會(huì)促進(jìn)土壤有機(jī)氮的礦化作用和硝化作用［2］；而高C/N的作物秸稈還田增加了土壤微生物對(duì)無機(jī)氮的生物固持作用，使其轉(zhuǎn)化成微生物體氮［14］，短期內(nèi)會(huì)顯著降低土壤有機(jī)氮的礦化作用和硝化作用［15］。

然而，硝化作用作為土壤氮素循環(huán)過程中的一個(gè)重要環(huán)節(jié)，其強(qiáng)度是不是受到土壤全氮、速效氮含量或者微生物量影響，即不同肥力梯度土壤上，硝化潛勢(shì)是否由于底物濃度差異而形成梯度差異，其主要控制因素有哪些，都尚不清楚。本研究旨在依托長(zhǎng)期定位施肥形成了比較穩(wěn)定的不同肥力土壤，分析土壤氮素循環(huán)轉(zhuǎn)化過程中的各個(gè)指標(biāo)，研究不同肥力梯度下土壤硝化潛勢(shì)的差異，并通過現(xiàn)代統(tǒng)計(jì)學(xué)分析方法闡明其與各氮素形態(tài)之間的相互效應(yīng)關(guān)系，為該地區(qū)不同肥力土壤上的合理施肥和環(huán)境可持續(xù)發(fā)展提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)點(diǎn)位于鄭州市，國(guó)家潮土肥力與肥料效益長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)基地（113°41′25.5″ E，35°47′31.9″ N）。該基地地處暖溫帶，年均氣溫14.5℃，年均降水量615.1 mm，年均蒸發(fā)量1 450 mm，年均日照時(shí)數(shù)2 324 h。試驗(yàn)地土壤為潮土，成土母質(zhì)為黃河沖積物。

試驗(yàn)始于1990年，試驗(yàn)開始時(shí)的耕層（0～20 cm）土壤主要性狀為有機(jī)質(zhì)10.1 g·kg-1，全氮0.65 g·kg-1，全磷0.64 g·kg-1，全鉀16.9 g·kg-1，堿解氮76.6 mg·kg-1，有效磷（Olsen-P）7.7 mg·kg-1，交換性鉀65 mg·kg-1，pH 8.3。種植制度為一年兩熟，小麥-玉米輪作。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)置6個(gè)處理，分別為：(1)對(duì)照（不施肥，CK）；(2)施磷鉀肥（PK）；(3)施氮磷肥（NP）；(4)氮磷鉀平衡配施（NPK）；(5)有機(jī)肥與氮磷鉀配施（與NPK施肥量相同，其中70%的N由有機(jī)肥提供，MNPK）；(6)1.5倍MNPK（1.5MNPK）。小麥每季氮肥施用量為N165 kg·hm-2，玉米1991年氮肥施用量為165 kg·hm-2，1992年后改為187.5 kg·hm-2；氮肥為尿素，磷肥為普通過磷酸鈣（P2O5含量12%左右），鉀肥為氯化鉀（K2O為60%計(jì)算），氮、磷、鉀肥配比為N∶P2O5∶K2O=1∶0.5∶0.5。有機(jī)肥處理，1990—1998 年施用馬糞，1999 年開始牛糞和豬糞隔年輪換施用，有機(jī)肥中全氮含量為12.0±4.5 g·kg-1、全磷含量為6.8±2.7 g·kg-1、全鉀含量為7.9±3.4 g·kg-1，有機(jī)肥用量根據(jù)當(dāng)年的含氮量和含水量計(jì)算，在秋季小麥播種前一次底施，隨有機(jī)肥施入的磷、鉀肥未計(jì)入施肥量。全部的磷、鉀肥和1/3 的氮肥作基肥底施，2/3 的氮肥在小麥返青期及玉米喇叭口期作追肥。灌水量根據(jù)當(dāng)年的氣候狀況而定；分別在小麥幼苗期、返青期和玉米3～5葉期進(jìn)行除草管理；根據(jù)不同品種小麥、玉米的不同特性，在搞好測(cè)報(bào)的基礎(chǔ)上，按照防治指標(biāo)有針對(duì)性地進(jìn)行病蟲害防治工作。2009年前，小區(qū)面積為400 m2，無重復(fù)；2009年后搬遷至現(xiàn)代農(nóng)業(yè)研究基地，小區(qū)面積為43 m2，3次重復(fù)，隨機(jī)排列。小麥播種量常年在150～180 kg·hm-2，玉米行距60 cm，株距25 cm。

1.3 土壤樣品采集

土壤樣品采集于2016年10月中旬（玉米成熟期），采用“S”形取樣法分別對(duì)18 個(gè)小區(qū)進(jìn)行取樣（6個(gè)處理，3個(gè)重復(fù)），各小區(qū)取5個(gè)點(diǎn)，采集0～20 cm耕層土壤組成混合樣品。田間采集的原狀土樣用硬質(zhì)塑料盒運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室，挑去細(xì)根后過2 mm篩，一部分放入4℃冰箱保存，用于土壤微生物生物量的測(cè)定；一部分風(fēng)干，用于土壤基本理化性質(zhì)的測(cè)定。供試土壤各理化性質(zhì)見表1。

1.4 測(cè)定項(xiàng)目與方法

土壤pH用pH計(jì)測(cè)定，水土比為2.5∶1；土壤全氮（TN）采用半微量凱氏法；有機(jī)碳（SOC）用重鉻酸鉀容量法；硝態(tài)氮（）和銨態(tài)氮（）采用連續(xù)流動(dòng)分析儀測(cè)定；有效磷采用0.5 mol·L-1NaHCO3浸提，比色法測(cè)定；速效鉀采用NH4OAc浸提，火焰光度計(jì)法測(cè)定［16］。

微生物生物量碳、氮（MBC、MBN）采用氯仿熏蒸-K2SO4提取法（FE）測(cè)定［17］，微生物生物量碳的換算系數(shù)為0.38，微生物生物量氮的換算系數(shù)為0.45［18］。

土壤固定態(tài)銨（Fixed ammonium，F(xiàn)A）采用Silva-Bremner法［19］測(cè)定。稱取1g過100目的干土，加入20 mL次溴酸鉀溶液，搖勻后靜置2 h。然后加入60 mL蒸餾水，并在電磁爐上煮沸5 min，煮后冷卻至隔夜。第二天棄上層清液，用0.5 mol·L-1KCl將殘余物洗入離心管中，搖勻，離心10 min（1100 r·min-1）。離心后棄上層清液，再加入0.5 mol·L-1KCl搖勻，離心，以上過程重復(fù)3次。之后加入20 mL 5 mol·L-1的HF和1 mol·L-1的HCl混合酸，震蕩24 h以釋放礦物固定的，最后用凱氏法蒸餾定氮，標(biāo)準(zhǔn)酸滴定，測(cè)定氮含量。

土壤硝化潛勢(shì)（Nitrification potential，NP）測(cè)定采用氯酸鹽抑制法［20］。以水土比4∶1向5 g土壤中加入含1 mmol·L-1（NH4）2SO4的磷酸鹽緩沖液（NaCl 8.0 g·L-1，KCl 0.2 g·L-1，Na2HPO40.2 g·L-1；pH 7.4），并加入10mmol·L-1KClO3溶液抑制亞硝酸鹽的氧化。土樣懸濁液于25℃黑暗培養(yǎng)24 h后加入5 mL的2 mol·L-1KCl溶液浸提NO2-N。NO2-N以N-（1-萘基）-乙二胺顯色，在540nm波長(zhǎng)下測(cè)定，用測(cè)得單位時(shí)間單位土壤樣品增加的NO2-N含量表示硝化潛勢(shì)。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析采用Excel 2010和SPSS 19.0軟件進(jìn)行，所有數(shù)據(jù)測(cè)定結(jié)果均以平均值表示。不同施肥處理之間采用Duncan新復(fù)極差法進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)（P＜0.05）；逐步回歸分析和路徑分析均采用SPSS 19.0軟件完成；方差分解分析（VDA）采用R語(yǔ)言中的“vegan”程序包處理；所有的圖采用Origin 9.1完成。

2 結(jié) 果

2.1 長(zhǎng)期不同施肥處理下土壤的肥力梯度

與CK相比，不同施肥處理土壤全氮含量在施肥處理下增加了9.7%～75.8%（表1）。其中，1.5MNPK和MNPK處理最高，NPK和NP處理次之， PK處理較CK處理僅增加9.6%。土壤有機(jī)碳含量在不同處理間呈明顯梯度，在MNPK和1.5NPKM處理最高，為9.3～10.0 g·kg-1，NP和NPK處理為7.3～7.7 g·kg-1，在CK和PK處理為6.6～6.7 g·kg-1。土壤銨態(tài)氮含量在各處理之間無顯著差異，硝態(tài)氮含量和固定態(tài)銨含量在MNPK、NPK和CK處理下依次遞減。土壤有效磷含量在1.5NPKM、PK、MNPK處理最高，為43.4～69.8 mg·kg-1，NPK和NP處理次之，為25.4～27.3 mg·kg-1，CK處理含量最低，為2.6 mg·kg-1。土壤速效鉀含量在不同處理間呈明顯梯度，與CK處理相比，速效鉀含量在1.5MNPK、PK、MNPK和NPK處理下增加了4.4%～67.0%，而在NP處理下降低了27.9%。

張水清等［21］和魏猛［22］的研究表明，潮土上1.5MNPK處理肥力最高，MNPK處理為中等偏上肥力，NPK和NP處理為中等偏下肥力，PK處理肥力較低，CK處理肥力最低。土壤有機(jī)碳、全氮含量是土壤肥力的重要構(gòu)成因素［23］，本研究中長(zhǎng)期不同施肥處理下土壤有機(jī)碳和全氮含量存在顯著差異（P＜0.05），呈明顯的肥力梯度，因此，本試驗(yàn)根據(jù)土壤養(yǎng)分含量將CK和PK定義為低肥力土壤（L）、NP和NPK為中肥力土壤（M）、MNPK和1.5MNPK為高肥力土壤（H）。

2.2 不同肥力梯度土壤的微生物生物量碳和氮

由表2可以看出，潮土微生物生物量碳、氮（MBC、MBN）在不同肥力梯度下差異顯著（P＜0.05）。除NP處理外，不同肥力土壤MBC和MBN均呈現(xiàn)出高肥力土壤＞中肥力土壤＞低肥力土壤的規(guī)律。其中，MBC在MNPK處理下為NPK處理下的1.1倍、CK處理下的1.5倍；MBN在MNPK處理下為NPK處理下的1.2倍、CK處理下的2.6倍。

土壤微生物量碳氮比（MBC/MBN）可以反映微生物群落結(jié)構(gòu)信息，其顯著變化預(yù)示著土壤微生物群落結(jié)構(gòu)可以直接影響土壤微生物生物量的高低［24］，細(xì)菌的MBC/MBN一般在5左右，真菌的MBC/MBN在6左右，放線菌的MBC/MBN在10左右，表2中NPK、MNPK、1.5MNPK處理的MBC/MBN分別為4.6、4.7、4.6，說明其土壤微生物群落可能以細(xì)菌為主。MBN/TN的值在一定程度上反映了土壤中氮素的生物有效性，由表3可知，從低肥力到高肥力，其表現(xiàn)為升高趨勢(shì)，表明提高土壤肥力增加了氮素的生物有效性。

表1 不同施肥處理土壤的基本理化性狀Table 1 Basic properties of the test soil relative to fertility

表2 不同肥力土壤的微生物生物量碳、氮Table 2 Microbial biomass carbon (MBC) and microbial biomass nitrogen (MBN) in the soil relative to fertility

2.3 不同肥力梯度土壤的硝化潛勢(shì)

硝化潛勢(shì)在高肥力土壤最高，為1.0～1.1 mg·kg-1·h-1；其次為中肥力土壤，為1.0 mg·kg-1·h-1；低肥力土壤最低，為0.3～0.4 mg·kg-1·h-1（圖1）。其中，高肥力土壤中M N P K處理硝化潛勢(shì)顯著高于其他處理，為C K處理的3.2倍，其次1.5MNPK處理，為CK處理的3.0倍；中肥力土壤硝化潛勢(shì)顯著高于低肥力，為低肥力土壤的2.4 倍～2.9倍。可見，土壤硝化潛勢(shì)在長(zhǎng)期不同施肥處理形成的土壤肥力梯度之間有顯著差異（P＜0.05）。

2.4 土壤硝化潛勢(shì)的主要影響因素

對(duì)土壤NP和其他氮素相關(guān)指標(biāo)的相關(guān)分析（表3）可知，NP與TN、SOC、MBC、MBN、FA和含量均呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）；與pH呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）；與、AP、AK含量無顯著相關(guān)關(guān)系。

圖1 不同肥力土壤的硝化潛勢(shì)Fig. 1 Soil nitrification potential (NP) in fluvo-aquic soil relative to soil fertility

為了解不同肥力土壤上，土壤理化性質(zhì)與硝化潛勢(shì)之間的關(guān)系，以土壤pH（x1）、全氮含量（x2）、有機(jī)碳含量（x3）、硝態(tài)氮含量（x4）、銨態(tài)氮含量（x5）、固定態(tài)銨含量（x6）、微生物生物量碳（x7）和微生物生物量氮（x8）為自變量，以土壤硝化潛勢(shì)（y）為因變量進(jìn)行逐步回歸分析，得到最優(yōu)方程為：y = -0.555 + 0.01 x7+0.087 x4- 3.264 x2+ 0.009 x8，（P＜0.05）。從該方程可知，MBC、、TN和MBN是土壤NP的主要影響因子。

2.5 土壤硝化潛勢(shì)的直接和間接影響因素

為進(jìn)一步揭示土壤硝化潛勢(shì)與其主要因素之間的關(guān)系，對(duì)土壤硝化潛勢(shì)的4個(gè)主要影響因子進(jìn)行了路徑分析。從表4可知， MBC、、TN和MBN與NP之間的總效應(yīng)均為顯著正效應(yīng)。其中MBC、和MBN與NP之間為直接效應(yīng)，直接效應(yīng)系數(shù)分別為1.397、0.855和0.539；而TN與NP之間為間接效應(yīng)（r=2.479）大于直接效應(yīng)（r=-1.707）。

2.6 土壤硝化潛勢(shì)主要影響因素對(duì)其變異的貢獻(xiàn)率

為進(jìn)一步了解硝化潛勢(shì)的4個(gè)主要影響因素對(duì)其變異的貢獻(xiàn)率，對(duì)潮土硝化潛勢(shì)與其主要影響因素進(jìn)行了VDA分析。由圖2可知，微生物生物量碳氮（MBC和MBN）、和TN含量對(duì)硝化潛勢(shì)變異的貢獻(xiàn)率分別為24.3%、18.9%和13.7%。四個(gè)主效因子的交互作用對(duì)硝化潛勢(shì)變異的貢獻(xiàn)率達(dá)52.8%，各變量及其交互作用對(duì)硝化潛勢(shì)變異的總貢獻(xiàn)率達(dá)92.9%。

表3 土壤硝化勢(shì)與土壤基本理化性質(zhì)之間的相關(guān)系數(shù)Table 3 Pearson correlation coefficients between soil nitrification potential and soil basic properties

表4 土壤硝化潛勢(shì)主要影響因素的路徑分析Table 4 Path analysis of the main affecting factors of soil nitrification potential

圖2 土壤硝化潛勢(shì)主要影響因素的VDA分析圖Fig. 2 VDA analysis diagram of main affecting factors of soil nitrification potential (NP)

3 討 論

3.1 不同肥力潮土全氮與硝化潛勢(shì)

有研究表明無論是單施化肥還是有機(jī)無機(jī)肥配施均能提高土壤全氮含量［25］，在本研究中長(zhǎng)期不同施肥處理下土壤全氮含量呈顯著差異（P＜0.05），1.5MNPK和MNPK處理下最高，NPK和NP處理次之，PK和CK處理下最低，土壤全氮含量是土壤肥力的一個(gè)重要指標(biāo)，根據(jù)各施肥處理的養(yǎng)分含量將其分為了三種肥力梯度。硝化作用是氮素（N）內(nèi)循環(huán)的重要過程之一，與土壤N素的礦化-生物固持、N素肥力的供應(yīng)緊密聯(lián)系［26-27］。本研究結(jié)果顯示，土壤硝化潛勢(shì)在肥力梯度之間有顯著差異（P＜0.05），呈高肥力土壤＞中肥力土壤＞低肥力土壤的規(guī)律，說明肥力越高硝化潛勢(shì)越強(qiáng)。本研究中，土壤硝化潛勢(shì)與其主要影響因素的VDA分析結(jié)果顯示4個(gè)主效因子對(duì)硝化潛勢(shì)變異的貢獻(xiàn)率分別為24.3%、18.9%和13.7%，而其交互作用對(duì)硝化潛勢(shì)變異的貢獻(xiàn)率達(dá)52.8%，各變量及其交互作用對(duì)硝化潛勢(shì)變異的總貢獻(xiàn)率達(dá)92.9%，并且4個(gè)主效因子相互之間存在極顯著相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），這說明土壤硝化潛勢(shì)的差異主要是微生物生物量碳氮、全氮和硝態(tài)氮協(xié)同作用的結(jié)果。而有研究表明，土壤pH是影響紅壤各層次土壤硝化潛勢(shì)的主要因素，與硝化潛勢(shì)呈顯著正相關(guān)［4,8］，這可能是因?yàn)槟戏郊t壤pH較低，且長(zhǎng)期不同施肥后酸度差異較大，在一定范圍內(nèi)土壤pH的升高有利于促進(jìn)硝化作用。而本研究中潮土呈弱堿性，各處理之間pH差異較小（8.1～8.4），因此pH非硝化作用的限制因素。潮土上，土壤全氮是硝化潛勢(shì)的主要影響因素之一，且全氮對(duì)土壤硝化潛勢(shì)變異性的解釋率可達(dá)13.7%（圖2），此外，路徑分析結(jié)果顯示，全氮對(duì)硝化潛勢(shì)的影響為間接效應(yīng)（表4，r=2.479）大于直接效應(yīng)（r=-1.707），而全氮與微生物生物量碳、微生物生物量氮存在極顯著相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)分別達(dá)0.965、0.888（表3），說明全氮可能主要是通過影響微生物生物量來影響硝化潛勢(shì)的?？傮w而言，土壤全氮影響硝化潛勢(shì)的原因可能有：(1)施肥或者高量施肥后，全氮含量增加，硝化作用增強(qiáng)，是氨氧化菌基因表達(dá)增強(qiáng)的結(jié)果。有研究表明［28］，氨氧化細(xì)菌（Ammonia oxidizing bacteria，AOB）數(shù)量與土壤全氮含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系，Ai等［12］研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)氮肥明顯增加AOB豐度和土壤硝化潛勢(shì)，有機(jī)肥則增加氨氧化古菌（Ammonia oxidizing archaea，AOA）的豐度。(2)因?yàn)橥寥赖氐V化過程受土壤全氮和有機(jī)質(zhì)含量水平的影響［29-30］，土壤肥力的提高導(dǎo)致土壤氮素礦化作用增強(qiáng)［31］，從而使土壤中硝化作用底物濃度增加，硝化作用增強(qiáng)。

3.2 不同肥力潮土微生物量碳、氮與硝化潛勢(shì)

土壤微生物量是植物營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的源和庫(kù)，并積極參加養(yǎng)分循環(huán)，是土壤養(yǎng)分的活性部分，其中土壤微生物生物量碳和氮是土壤碳氮庫(kù)中最為活躍的部分，是土壤生物學(xué)評(píng)價(jià)的重要指標(biāo)之一［32］。本研究結(jié)果顯示MBC和MBN在不同施肥處理間存在顯著差異（P＜0.05），并且均呈現(xiàn)出高肥力土壤＞中肥力土壤＞低肥力土壤的規(guī)律，這可能是因?yàn)殚L(zhǎng)期施用化肥改善了土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)和養(yǎng)分狀況等，植物生長(zhǎng)旺盛從而促進(jìn)根系分泌物的釋放，還能增加根系殘茬的還田量，進(jìn)而創(chuàng)造了有利于土壤微生物生存生長(zhǎng)的環(huán)境，根際土壤微生物的活性增強(qiáng)。此外，Jackson等［33］研究結(jié)果也表明，有機(jī)肥與化肥配合施用很大程度上提高了土壤微生物的活性，土壤有機(jī)碳源得到補(bǔ)充的同時(shí)也提高了土壤的有效養(yǎng)分和保水能力，所以有機(jī)無機(jī)肥配施的土壤微生物生物量碳氮含量較高，與此同時(shí)，有機(jī)肥中本身含有大量微生物，這也可能是有機(jī)無機(jī)肥配施處理下土壤微生物量增加的原因之一。與低肥力土壤相比，長(zhǎng)期施用含氮化肥形成的中肥力土壤中硝化潛勢(shì)顯著提高，土壤微生物生物量碳、氮均與硝化潛勢(shì)呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），路徑分析結(jié)果也表明微生物生物量碳是影響土壤硝化潛勢(shì)最直接的效應(yīng)因子，微生物生物量碳、氮對(duì)硝化潛勢(shì)變異性的解釋率可達(dá)24.3%。這可能是因?yàn)槿缟纤?，化學(xué)氮肥的施入不僅可以直接為硝化作用提供底物銨態(tài)氮，而且施氮還可激發(fā)誘導(dǎo)土壤氨氧化菌的活性和數(shù)量。Chu等［11］研究表明，NPK處理下氨氧化細(xì)菌的群落多樣性顯著高于CK和PK處理下，楊亞東等［28］也發(fā)現(xiàn)，在對(duì)華北潮土上，增施化學(xué)氮肥可使AOB數(shù)量提高0.64倍～1.99倍，對(duì)總細(xì)菌和AOA數(shù)量的影響不顯著。推測(cè)土壤微生物量對(duì)硝化潛勢(shì)的貢獻(xiàn)主要來源于氨氧化菌對(duì)硝化潛勢(shì)的影響。

有研究表明，無論是單施有機(jī)肥還是有機(jī)-無機(jī)配施，均能有效地培肥地力和提高土壤固氮能力并提高作物產(chǎn)量［34-35］。本研究中，除1.5 M NPK處理之外，長(zhǎng)期有機(jī)無機(jī)肥配合施用形成的高肥力土壤中硝化潛勢(shì)顯著高于中肥力土壤的硝化潛勢(shì)。長(zhǎng)期施用有機(jī)肥刺激土壤硝化作用的機(jī)制較為復(fù)雜，He等［36］研究發(fā)現(xiàn)有機(jī)-無機(jī)肥配施不僅可以緩沖土壤pH變化，還能為AOB和AOA提供基質(zhì)、養(yǎng)分及適宜的生存環(huán)境，從而促進(jìn)其生長(zhǎng)繁殖，而且有機(jī)肥在分解礦化的過程中可以產(chǎn)生大量銨態(tài)氮，刺激硝化作用的發(fā)生。此外，研究表明有機(jī)肥處理土壤的AOB硝化潛勢(shì)和數(shù)量明顯高于化學(xué)氮肥處理［37］。Chu等［11］還指出，向土壤中施加有機(jī)肥后硝化細(xì)菌種屬發(fā)生了改變，不施肥土壤中土壤硝化細(xì)菌主要是Nitrosospira cluster 9，施用有機(jī)糞肥后硝化細(xì)菌的主要種屬轉(zhuǎn)變?yōu)镹itrosospira cluster 3，其硝化能力顯著高于前者，這也可能是土壤硝化潛勢(shì)升高的原因之一。

3.3 不同肥力潮土硝態(tài)氮（）與硝化潛勢(shì)

4 結(jié) 論

在長(zhǎng)期不同施肥處理下，該地區(qū)土壤養(yǎng)分含量發(fā)生了很大的變化，有機(jī)無機(jī)肥配施有利于土壤養(yǎng)分的積累和土壤肥力的提高。長(zhǎng)期不同施肥處理下不同肥力土壤硝化潛勢(shì)存在顯著差異（P＜0.05），呈現(xiàn)高肥力土壤大于中肥力土壤大于低肥力土壤的規(guī)律，土壤硝化潛勢(shì)的差異主要是微生物生物量碳氮、全氮和硝態(tài)氮協(xié)同作用的結(jié)果，三個(gè)因素對(duì)硝化潛勢(shì)變異性的解釋率分別為24.3%、13.7%和18.9%，三者之間的交互作用可達(dá)52.8%，各變量及其交互作用對(duì)硝化潛勢(shì)變異的總貢獻(xiàn)率達(dá)92.9%，這也說明氮素形態(tài)之間的轉(zhuǎn)化過程是影響硝化潛勢(shì)的主要因素，值得進(jìn)一步研究。該地區(qū)有機(jī)無機(jī)肥配施有利于農(nóng)田土壤肥力的提高，但是高肥力土壤上硝化作用較強(qiáng)，銨態(tài)氮肥很容易被氧化為硝態(tài)氮，通過淋洗和反硝化途徑損失的風(fēng)險(xiǎn)較高，在農(nóng)業(yè)管理當(dāng)中應(yīng)通過改善水肥條件來調(diào)控其土壤硝化強(qiáng)度，進(jìn)而達(dá)到構(gòu)建氮素養(yǎng)分庫(kù)和減少氮素?fù)p失的目的。