何學(xué)敏，呂光輝，秦 璐，李 巖，劉曉星

(1. 新疆大學(xué)干旱生態(tài)環(huán)境研究所，新疆 烏魯木齊 830046； 2. 新疆大學(xué)生態(tài)學(xué)博士后科研流動站，新疆 烏魯木齊 830046；3. 新疆綠洲生態(tài)教育部重點實驗室，新疆 烏魯木齊 830046； 4. 新疆環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院， 新疆 烏魯木齊 830011；5. 伊犁州環(huán)境監(jiān)察支隊， 新疆 伊寧 835000)

土壤氮素作為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的主要限制因素，在土壤養(yǎng)分貧瘠的干旱地區(qū)對作物影響尤為強(qiáng)烈[1]。農(nóng)田土壤氮素主要來源于化肥的施用，且主要通過氨揮發(fā)、硝態(tài)氮淋溶、反硝化脫氮以及銨的固定等形式損失，這些過程均與農(nóng)田管理方式和土壤氮素形態(tài)密切相關(guān)[2-4]。農(nóng)田管理方式直接影響了土壤物理性狀和微生物活性，進(jìn)而改變土壤氮素的生物地球化學(xué)過程和轉(zhuǎn)化速率，影響土壤氮素的保持與供應(yīng)，從而對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、組成和功能產(chǎn)生影響[5-6]。目前，由現(xiàn)代農(nóng)業(yè)活動引起的農(nóng)田土壤氮源固持與釋放及其驅(qū)動機(jī)制已成為現(xiàn)代農(nóng)業(yè)領(lǐng)域研究的熱點問題。

旱區(qū)棉田是受人類強(qiáng)烈干擾下的密集型農(nóng)田代表之一，尤以新疆突出，其作為我國最大的優(yōu)質(zhì)商品棉生產(chǎn)基地，棉花種植面積占新疆總耕地面積的40%，連作現(xiàn)象非常普遍[7]。國內(nèi)外研究發(fā)現(xiàn)，長期連作可導(dǎo)致棉區(qū)土壤質(zhì)量退化，土壤營養(yǎng)成分失調(diào)，農(nóng)田生態(tài)平衡遭到破壞，棉花品質(zhì)下降[8]，連作達(dá)到一定年限后土壤氮素呈降低趨勢[9-10]，長期連作會造成連作障礙，顯著降低土壤氮素和作物產(chǎn)量[11]。但也有研究指出，作物連作和自然恢復(fù)可導(dǎo)致土壤氮的重新分配，改變土壤氮的賦存特征[12]，連作可使土壤堿解氮、硝態(tài)氮和銨態(tài)氮明顯增加，硝化細(xì)菌、氨化細(xì)菌數(shù)量以及土壤硝化強(qiáng)度顯著降低[13-14]?，F(xiàn)有研究針對旱區(qū)棉田長期連作下土壤氮素和氮轉(zhuǎn)化速率的研究結(jié)果仍存爭議，導(dǎo)致土壤氮素含量和氮轉(zhuǎn)化速率差異的生態(tài)驅(qū)動因素尚不確定，因此，亟需開展旱區(qū)棉田連作土壤氮素含量和氮轉(zhuǎn)化速率及其生態(tài)驅(qū)動因素研究。

本研究以新疆艾比湖流域內(nèi)不同連作年限典型旱作棉田為研究對象，通過測定土壤理化性質(zhì)和氮素指標(biāo)，探究棉田連作年限對土壤氮素含量及硝化和反硝化速率的影響，旨在科學(xué)回答以下問題：(1)連作對干旱區(qū)棉田土壤氮素含量及土壤硝化速率和反硝化速率的影響如何？(2)干旱區(qū)連作棉田土壤硝化和反硝化速率變化的生態(tài)驅(qū)動因素有哪些？通過科學(xué)解答上述問題，不僅有助于深入理解連作對干旱區(qū)棉田土壤氮素的影響，同時對干旱地區(qū)農(nóng)田可持續(xù)利用具有理論和現(xiàn)實意義。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于新疆維吾爾自治區(qū)博爾塔拉蒙古自治州精河縣東部婆羅科努爾北麓洪積、沖積扇上，地理坐標(biāo)為83°54′37″～83°39′41″E，44°28′01″～44°35′37″N，東鄰烏蘇市，北鄰?fù)欣锟h，西接茫丁鄉(xiāng)，西北臨艾比湖，流域面積1 864 km2。研究區(qū)氣候極端干燥，多年平均降水量低于100 mm，蒸發(fā)量超過1 600 mm，年日照時數(shù)約2 800 h，冬季寒冷，夏季炎熱，屬典型溫帶干旱大陸性氣候。轄區(qū)精河縣托托鄉(xiāng)和農(nóng)五師91團(tuán)均以農(nóng)業(yè)為支柱產(chǎn)業(yè)，農(nóng)田來源于荒漠戈壁開墾，主栽農(nóng)作物為棉花、玉米以及油葵等。

2 研究方法

2.1 樣點選取與樣品采集

在研究區(qū)內(nèi)選取同一海拔高度、地理位置相近且連作年限分別為1、5、10、20 a和30 a的棉田(均來源于荒漠開墾)作為研究樣地，將毗鄰棉田的荒漠生態(tài)系統(tǒng)(以蘆葦和花花柴為優(yōu)勢種)設(shè)為對照樣地(0 a)，同時對各年限棉田周邊土壤進(jìn)行背景值調(diào)查，用以確定不同年限棉田的初始土壤條件。由表1可以看出，不同年限棉田土壤各指標(biāo)均無顯著差異且變幅較小，表明不同年限棉田具有基本相同的初始土壤條件。研究樣地內(nèi)灌溉和施肥由當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)部門統(tǒng)籌管理，灌溉方式為漫灌，灌溉周期為6-8月每8 d一次，棉田施肥主要為尿素、磷酸二銨、硫酸鉀等，按照N∶P∶K=1∶0.4∶0.2的比例配置肥料，全年氮肥施用量為100～125 kg·hm-2。

選取每一連作年限棉田樣地各3塊，以消除同一連作年限樣地內(nèi)的差異，在每一連作年限樣地隨機(jī)選取5個樣點，每一樣點均采用“三點混合法”并分層(0～15、15～30、30～50 cm)采集土樣，去除表層枯落物，稱重(以備測含水量)并編號封裝待測。在每一樣點利用專用環(huán)刀同步分層采集原狀土，放入便攜式冰箱于4℃保存，用以測定土壤硝化速率和反硝化速率。

2.2 土壤指標(biāo)測定

利用土壤氮循環(huán)監(jiān)測系統(tǒng)(BaPS，UMS Inc.，GER)測定土壤硝化速率和反硝化速率(25℃，5 hPa)[15]；采用酚二磺酸比色法測定土壤硝態(tài)氮；利用可見分光光度法測定土壤亞硝態(tài)氮；使用KCl浸提-靛酚藍(lán)比色法測定銨態(tài)氮；采用堿解擴(kuò)散法測定堿解氮。土壤含水量利用烘干稱重法測定；土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法測定(GB7857-87)；土壤pH值與電導(dǎo)率采用水浸-電位法測定(GB7859-87)；土壤容重使用環(huán)刀稱重法測定；土壤孔隙度利用相對密度和容重計算得出[16]。

2.3 數(shù)據(jù)處理

使用Microsoft Excel 2013進(jìn)行數(shù)據(jù)預(yù)處理，利用SAS 8.0進(jìn)行數(shù)據(jù)多元回歸分析，同時利用one-way ANOVA模塊進(jìn)行方差分析；采用Fisher LSD法進(jìn)行多重比較；利用Origin 9.0進(jìn)行繪圖。數(shù)據(jù)處理顯著水平均為α=0.05。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同連作年限棉田土壤理化性質(zhì)分析

研究所選取的不同連作年限棉田均來自于同一背景下的荒漠生態(tài)系統(tǒng)開墾，與對照(0 a)樣地具有相似的土壤初始特征。干旱地區(qū)棉田隨著連作年限的增加，其電導(dǎo)率、含水量、pH值以及容重等均發(fā)生改變。表2為不同連作年限棉田分層土壤理化性質(zhì)測定結(jié)果的平均值。

由表2可看出，干旱地區(qū)不同連作年限棉田其土壤電導(dǎo)率、含水量、容重、孔隙度、有機(jī)質(zhì)與對照樣地相比均表現(xiàn)出顯著性差異，其中，土壤電導(dǎo)率、含水量、土壤孔隙度、有機(jī)質(zhì)均小于對照樣地，而棉田土壤容重均高于1.30 g·cm-3，對照樣地為1.00±0.05 g·cm-3，土壤pH值與全磷則無明顯規(guī)律性，二者在對照樣地中分別為7.97±0.11 g·kg-1和4.05±0.14 g·kg-1，接近于連作棉田的平均水平。對照樣地土壤較為疏松，容重較小，而將荒漠開墾為農(nóng)田時去除上層鹽堿和疏松土層，導(dǎo)致種植1 a時土壤電導(dǎo)率下降而容重增加(孔隙度降低)，同時，荒漠鹽生植物凋落物腐殖層的去除是導(dǎo)致開墾初期土壤有機(jī)質(zhì)迅速減小的主要原因。

表1 不同連作年限棉田初始土壤背景值

注：同一列不同小寫字母表示不同連作年限間具有顯著性差異。下同。

Note:The different lowercase letters in the same column denote the significant differences among years. The same below.

隨著棉田連作年限的增加，土壤電導(dǎo)率、含水量、有機(jī)質(zhì)和全磷含量總體變化趨勢無明顯規(guī)律，其中，電導(dǎo)率、含水量以及全磷在連作20 a時達(dá)到最小值，分別為0.06±0.01 ms·cm-1、7.04%±1.58%和3.61±0.25 g·kg-1，在連作5 a時達(dá)到最大值，分別為3.48±0.89 ms·cm-1、14.47%±1.00%和6.14±0.38 g·kg-1。土壤容重和孔隙度無顯著變化，土壤容重在連作10 a達(dá)到最小值，為1.34±0.05 g·cm-1，而土壤孔隙度則在連作10 a達(dá)到最大，為49.48%±1.95%。棉田土壤pH值隨著連作年限增加表現(xiàn)出“雙峰”規(guī)律，分別在連作5 a和20 a達(dá)到峰值。

3.2 不同連作年限棉田土壤氮素含量與氮轉(zhuǎn)化速率的比較

棉田連作不同年限土壤硝態(tài)氮含量均高于對照樣地，較開墾前提高了4.56%～155.21%，連作5 a土壤的硝態(tài)氮含量最高，為10.25±0.50 mg·kg-1(圖1a)。連作0～5 a間，土壤硝態(tài)氮呈快速增加趨勢(P<0.05)；連作5～30 a，土壤硝態(tài)氮表現(xiàn)出持續(xù)下降的特征，但仍高于對照樣地，說明連作初期土壤硝態(tài)氮含量增加，然而隨著連作年限的增加，其含量降低，連作30 a時，土壤硝態(tài)氮含量下降到4.20±0.10 mg·kg-1。

由圖1b和圖1c可以看出，連作年限不同的棉田土壤銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮含量與對照樣地的差異均不顯著，分別為0.487±0.046～0.983±0.430 mg·kg-1和1.651±0.013～1.667±0.009 mg·kg-1，說明棉田連作不會顯著影響銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮含量，其含量均處于動態(tài)平衡中。鹽生荒漠開墾為農(nóng)田后，土壤堿解氮含量急劇下降(圖1d)，顯著低于對照樣地，與土壤有機(jī)質(zhì)含量的變化趨勢相同，僅為對照樣地的16.37%～28.40%。連作1～30 a土壤堿解氮含量呈波動變化，連作10 a棉田最高，為14.737±3.080 mg·kg-1，是對照樣地的28.40%，后又隨著連作年限的延長而降低。

圖2a總體來看，隨著連作年限的增加，土壤硝化率呈雙峰曲線，最大值在30 a棉田中出現(xiàn)，顯著高于對照樣地，為86.42±15.26 μg·kg-1·h-1，是對照樣地的133.46%；連作10 a棉田硝化率最低，顯著低于對照樣地(α=0.05時差異不顯著，α=0.1時差異顯著)，為23.62±1.45 μg·kg-1·h-1，是對照樣地的36.76%。

由圖2b可以看出，土壤反硝化率的大小順序為：連作20 a>30 a>1 a≈5 a≈0 a>10 a。說明荒漠開墾為農(nóng)田后一定時間會降低其反硝化率，在10 a達(dá)到最小值，為5.673±4.632 μg·kg-1·h-1，顯著低于對照樣地(α=0.05時差異不顯著，α=0.1時差異顯著)，僅為對照的15.94%，后隨著連作年限的增加又升高，至連作20 a達(dá)到最高值(圖2)，為124.01±63.90 μg·kg-1·h-1，相比于對照樣地提高了248.51%。

3.3 不同連作年限棉田土壤氮轉(zhuǎn)化速率對土壤理化性質(zhì)和氮素形態(tài)的響應(yīng)

逐步回歸分析表明(表3)，土壤硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、堿解氮、土壤pH值、電導(dǎo)率、容重和有機(jī)質(zhì)7個變量可解釋土壤硝化率變異的71.43 %。通徑分析顯示(表4)，就理化性質(zhì)來看，土壤有機(jī)質(zhì)(x9)對土壤硝化率具有最大的負(fù)的直接效應(yīng)(-1.2379)，并通過其它變量對土壤硝化率產(chǎn)生最大的正的間接效應(yīng)(系數(shù)之和為1.3532)；土壤電導(dǎo)率(x6)對土壤硝化作用的直接效應(yīng)次之(1.0386)，并通過其它變量對土壤硝化率產(chǎn)生較大的負(fù)的間接效應(yīng)(系數(shù)之和為-0.7362)。就土壤氮素形態(tài)來看，土壤銨態(tài)氮(x2)與堿解氮(x4)對土壤硝化速率產(chǎn)生較大的直接效應(yīng)(0.3644和0.3539)，土壤銨態(tài)氮通過其它變量對土壤硝化率產(chǎn)生的間接效應(yīng)最小，僅為0.0960(x2總效應(yīng)與直接效應(yīng)差值)，土壤堿解氮通過其它變量對土壤硝化率產(chǎn)生最大的負(fù)的間接效應(yīng)，為-0.2592(x4總效應(yīng)與直接效應(yīng)差值)。然而，從總效應(yīng)看，土壤pH值(x5)對土壤硝化速率的影響最大(0.5310)，銨態(tài)氮次之(0.4604)。

由表3可以看出，土壤硝態(tài)氮、土壤pH值、土壤含水量、土壤孔隙度和土壤全P對土壤反硝化率的解釋為51.91%，通徑分析顯示(表5)，就土壤理化性質(zhì)來看，土壤pH值對土壤反硝化率的直接效應(yīng)最大(1.1115)，含水量(x7)次之(0.6805)，并通過其它變量對土壤反硝化作用有最大的負(fù)的間接效應(yīng)，為-0.9116(x7總效應(yīng)與直接效應(yīng)差值)。就土壤氮素形態(tài)來看，土壤硝態(tài)氮對土壤反硝化率產(chǎn)生最大的負(fù)的直接效應(yīng)(-0.7372)，通過其它變量產(chǎn)生正的間接效應(yīng)為0.6229(x1總效應(yīng)與直接效應(yīng)差值)，其次是堿解氮(0.6548)，通過其它變量呈負(fù)的間接效應(yīng)最大，為-0.7193(x4總效應(yīng)與直接效應(yīng)差值)。從總效應(yīng)看，土壤pH值對土壤反硝化率的總效應(yīng)最大(0.6516)，其次是土壤含水量(-0.2311)。

表3 土壤硝化速率和反硝化速率與土壤氮素形態(tài)和土壤理化性質(zhì)的逐步回歸分析

注：y1(硝化率)、y2(反硝化率)、硝態(tài)氮(x1)、銨態(tài)氮(x2)、亞硝態(tài)氮(x3)、堿解氮(x4)、pH(x5)、電導(dǎo)率(x6)、含水量(x7)、容重(x8)、土壤有機(jī)質(zhì)(x9)、土壤孔隙度(x10)、全磷(x11)，下同。

Note:y1(nitrification rate),y2(denitrification rate), nitrate N (x1), ammonium N (x2), trite N (x3), alkali-hydrolyzable N (x4), pH value (x5), Ec (x6), soil moisture (x7), soil bulk density (x8), soil organic matter (x9), soil porosity (x10), total phosphorus (x11), the same below.

二元多項式回歸分析表明，土壤硝化率和反硝化率均與土壤pH值呈顯著的二次曲線關(guān)系(P<0.05，圖3)，然而與其它因子的關(guān)系不顯著。利用各自的二次曲線方程，計算出決定二者變化的pH值的生態(tài)閾值分別是8.37和8.01，即當(dāng)pH值為8.37時，土壤硝化率達(dá)最大值，為91.333 μg·kg-1·h-1左右，之后隨著pH值的增加，土壤硝化率減?。欢?dāng)pH值為8.01時，土壤反硝化率達(dá)到最小值，為19.271 μg·kg-1·h-1左右，之后隨著pH值的增加，土壤反硝化率增加。

表4 土壤氮素形態(tài)和土壤理化性質(zhì)變化對土壤硝化率變化的通徑分析

注：由于篇幅限制，僅列出最大和次要影響因子的數(shù)據(jù)行。下同。

Note:Due to the space limitations, only list the primary and secondary impacting factors data rows. The same below.

表5 土壤氮素形態(tài)和土壤理化性質(zhì)變化對土壤反硝化率變化的通徑分析

圖3 土壤硝化率和反硝化率與土壤pH值的關(guān)系Fig.3 Relationship between soil pH and soil nitrification rate and soil denitrification rate

4 討 論

4.1 旱區(qū)棉田連作對土壤氮素形態(tài)的影響

旱區(qū)棉田土壤氮素形態(tài)受棉花生長和管理方式(耕作方式、化肥的施用、灌溉等)的顯著影響[17-18]。我們在研究中發(fā)現(xiàn)，旱區(qū)不同連作棉田土壤硝態(tài)氮含量均高于銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮，說明旱區(qū)棉田土壤硝態(tài)氮為土壤無機(jī)氮主要組成；在不同連作年限下，土壤硝化作用均足以將銨態(tài)氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，而其總含量普遍偏低，這與連作棉田排水導(dǎo)致土壤硝態(tài)氮流失密切相關(guān)[19]。連作5 a棉田土壤硝態(tài)氮含量最高，并顯著高于對照樣地(P<0.05)，隨著連作年限的增加，土壤硝態(tài)氮含量降低。不同棉田連作年限下土壤銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的差異不顯著，說明連作對旱區(qū)棉田土壤銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的影響不大，其二者含量處于動態(tài)平衡中。

不同連作年限棉田土壤堿解氮和有機(jī)質(zhì)含量均顯著低于對照樣地，原因在于干旱荒漠區(qū)開墾前鹽生荒漠植物凋落物腐殖層覆蓋于地表，降雨稀少加之土壤微生物數(shù)量有限，有機(jī)物富集于土壤淺層。墾殖后，土壤開墾加大了對土壤表層的擾動，加之灌溉改善了土壤的水熱環(huán)境，使得土壤微生物活性增強(qiáng)，加速了有機(jī)物的分解，降低土壤有機(jī)碳含量，而土壤堿解氮主要來源于土壤有機(jī)質(zhì)[20]。干旱區(qū)棉田連作初期4種不同形態(tài)土壤氮素變化趨勢有差異，從總體趨勢來看，隨著連作年限的增加，土壤供氮能力降低(特別是連作30 a棉田)，其原因在于棉田長期連作，沒有得到適當(dāng)?shù)男莞?、輪作，使得多年連續(xù)耕作的土壤質(zhì)量呈現(xiàn)退化趨勢[21-22]。因此，干旱棉田長期連作后要采取適當(dāng)措施恢復(fù)土壤氮素水平，以使耕地質(zhì)量處于優(yōu)化狀態(tài)。

4.2 旱區(qū)棉田連作對土壤氮轉(zhuǎn)化速率的影響

長期連作會強(qiáng)烈影響土壤硝化率，旱區(qū)棉田在短期連作和長期連作后，土壤硝化率呈不同的變化特征。耕地擾動土壤表層，加速有機(jī)質(zhì)的分解，為微生物活動提供重要的物質(zhì)，使得土壤硝化率在短期墾殖時較高[23-24]；連作5～10 a土壤硝化速率降低，是因為農(nóng)作物種植及作物殘茬回歸土壤，增加了地上地下生物量，同時土壤中植物根系分布增加，而植物根系分泌的有機(jī)質(zhì)能抑制土壤的硝化作用[25]，表明一定年限內(nèi)土壤有機(jī)質(zhì)對土壤硝化作用具有負(fù)效應(yīng)。

旱區(qū)棉田連作20 a后，棉田土壤反硝化率開始降低，與Gollany等[26]對棉花連作及施氮肥對土壤反硝化作用影響的研究結(jié)果相同，其主要原因在于土壤的長期耕作加大了土壤擾動，同時降低了土壤有機(jī)質(zhì)含量，為微生物活動提供較少的能量，從而導(dǎo)致土壤反硝化率較低[27-28]。本研究發(fā)現(xiàn)，連作年限持續(xù)增加顯著降低土壤反硝化速率，與Zhu等[29]在富集土壤中對土壤含水量與NO、N2O和N2釋放量關(guān)系的研究結(jié)果相同。本研究發(fā)現(xiàn)10 a棉田土壤硝化率和反硝化率均處于最低水平，表明墾殖10 a后土壤氮轉(zhuǎn)化能力弱化，這一發(fā)現(xiàn)與徐萬里等[30]研究結(jié)果相同，其認(rèn)為5～10 a是比較合適的墾殖年限。

4.3 旱區(qū)棉田連作下土壤氮轉(zhuǎn)化速率的驅(qū)動因素

農(nóng)田土壤含水量可通過影響土壤孔隙中氧交換從而影響真菌變化，最終影響土壤反硝化率[37]。本研究發(fā)現(xiàn)土壤水分是影響土壤反硝化的第二重要因子(總效應(yīng)為-0.2311)，同時，旱區(qū)棉田受人工管理影響，土壤水分在不同連作年限均保持較高水平，從而弱化了其對土壤氮轉(zhuǎn)化的限制作用，與土壤反硝化率沒有顯著的函數(shù)關(guān)系。土壤pH值是影響干旱區(qū)連作棉田土壤氮轉(zhuǎn)化速率最主要的生態(tài)驅(qū)動因子，即pH值的變化會直接或間接地影響土壤硝化和反硝化率[38-39]，然而土壤pH值增加對硝化和反硝化率的影響截然不同。增加土壤pH值可以提高土壤硝化率，但pH值達(dá)到一定閾值(8.37)后，便開始抑制土壤硝化率，這與Pathak等[40]和徐萬里等[41]的研究相似，即在堿化土壤中(pH>8.50～9.00)，pH的上升強(qiáng)烈抑制土壤氮素礦化。本研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)pH值介于7.70～8.01時，土壤反硝化率呈持續(xù)下降趨勢，pH值為8.01時，土壤反硝化率達(dá)最小值(19.271 μg·kg-1·h-1左右)，之后隨著pH值的增加，便開始刺激土壤反硝化率快速增加。因此，定量確定干旱區(qū)綠洲農(nóng)田土壤硝化反硝化速率的變化，了解土壤氮素和土壤理化性質(zhì)的生態(tài)閾值點，對于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)管理、農(nóng)田土壤的可持續(xù)利用及當(dāng)?shù)丨h(huán)境維護(hù)具有重要的理論意義和實用價值。

5 結(jié) 論

旱區(qū)連作棉田土壤硝態(tài)氮為土壤無機(jī)氮主要組成，不同連作年限中土壤硝化作用均能將銨態(tài)氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，年限間差異不顯著且硝態(tài)氮總量普遍偏低，連作對旱區(qū)棉田土壤銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮影響不大。連作10 a旱區(qū)棉田土壤硝化率和反硝化率均降到最低，需采取相應(yīng)管理措施。土壤pH值是影響旱區(qū)連作棉田土壤氮轉(zhuǎn)化速率的最主要驅(qū)動因子，其變化決定了硝化反硝化作用的變化閾值，土壤水分是影響反硝化作用的第二重要因子。