生物炭和有机肥对毛白杨人工林土壤氮矿化的影响1)

王凯 刘勇 赵蕊蕊 鲜李虹 李晓丽 冯雪瑾 吴翼

(北京林业大学，北京，100083)

人工林在我国森林资源中占有重要地位，对调节生态系统循环和气候变化发挥着重要作用。但是随着生态环境问题日益严峻，林地地力逐渐衰退，土壤物理性质恶化、土壤养分匮乏，严重影响我国人工林的可持续经营和生态效益的发挥[1-2]。有研究表明，氮素是植物生长过程中重要的元素之一，但在土壤中主要以有机态的形式存在，并不能直接被植物吸收利用，无机氮仅占土壤总N的1%左右，只有通过矿化作用将有机氮转化为无机氮，才能被植物吸收利用[3-4]；因此土壤氮矿化是生态系统循环中重要生物化学过程，也是氮素形态转化的关键部分[4-6]，对提高生态系统的生产力有着不可替代的地位。但土壤氮矿化受土壤温度、土壤含水量、微生物、总氮量等诸多因素的影响[5-7]；有研究表明，在适宜的水分条件下，升高土壤温度可以增强土壤微生物的活性，进而提高土壤氮矿化速率[8]，土壤净氮矿化速率与土壤含水量呈显著正相关[6]。

有机肥中含丰富的碳、氮、磷等营养元素，不仅能够为植物提供营养元素，同时也促进土壤微生物的快速繁殖，加速土壤中氮素的转化速率[3，5]，因此常被作为土壤改良剂；但过量施用有机肥，一方面容易造成水体富营养化、硝酸盐淋溶污染环境等问题[5]，另一方面会造成温室气体(CO2,CH4)排放，加重温室效应[9]。生物炭具有巨大的比表面积和多孔结构，可有效改良土壤质量[10-13]。生物炭是指在缺氧和相对温度“较低”(<700 ℃)条件，热解木材、农作物废弃物、植物组织等形成的一种富含炭的产物[10-11]。因其疏松多孔且比表面积大，不仅可以增强土壤对营养元素的吸附能力[12]，提高土壤的含水量[10]；还可以为土壤细菌生长与繁殖提供了良好的栖息环境，促进有机质分解，提高土壤肥力[13]，常作为土壤改良剂施加于土壤。生物炭能够通过调节土壤中硝化过程避免氮素流失，在透气性较好且铵态氮充足的土壤中，铵态氮会被快速硝化为硝态氮[14]。生物炭还能够吸附去除土壤中某些硝化作用的抑制剂，解除抑制作用，促进硝化作用[15-16]。此外，生物炭具有多孔和低密度的特性，施用后能改善土壤通气状况，降低厌氧程度，从而抑制反硝化作用，影响土壤中有机氮矿化过程[14-16]。

毛白杨(Populustomentosa)是我国优良的乡土树种，具有材质好、生长快、较耐干旱和盐碱等特点，是华北地区速生用材造林树种，在我国人工林中占有重要地位；改善土壤质量、提高人工林地生产力，可促进人工林的持续经营和生态效益的发挥。在土壤中施用生物炭和有机肥可有效提高土壤质量，但关于生物炭和有机肥在土壤中的应用研究，较多集中于农田生态系统[17-19]，而在森林土壤中的应用研究较少。为此，本研究在山东省聊城市冠县北京林业大学科研基地，以毛白杨人工林土壤为研究对象，采用裂区试验和原位培养法，选择3种有机肥施加量(0、3、9 t·hm-2)、3种生物炭施加量(分别为0、2.5、10.0 t·hm-2)，于2018年春季对试验地土壤撒施生物炭和有机肥，2019年采用生长一致的1年生“北林雄株1号”造林；2020年8—11月份采集试验地土样，测算经过不同施肥处理后的毛白杨人工林土壤净氨化速率、净硝化速率、净氮矿化速率，分析生物炭、有机肥及其交互作用对毛白杨人工林土壤氮矿化的影响。旨在为改良林地土壤质量、提高人工林生产力提供参考。

1 研究地概况

研究地位于山东省聊城市冠县北京林业大学科研基地(115°16′～115°47′E、36°22′～36°42′N)，海拔42.5～35.0 m。属暖温带季风区域大陆性半干旱气候，年平均气温13.1 ℃，年平均气压101.2 kPa；年降水量576.4 mm，降水期主要集中在盛夏和初秋，晚秋易旱。土壤类型为沙壤土，呈弱碱性(pH=8.2)，含沙量多，渗透速度快，保水性差；土壤有机碳质量分数6.45 g·kg-1、全氮质量分数2.23 mg·kg-1、总磷质量分数1.40 mg·kg-1、总钾质量分数8.34 mg·kg-1。

2 研究方法

2.1 试验设计

选择3种有机肥施加量(0、3、9 t·hm-2)、3种生物炭施加量(0、2.5、10.0 t·hm-2)，以不施加生物炭和有机肥为对照，试验共设置9个协同施加试验方案：分别为对照(不施加生物炭和有机肥)、M0B1(不施加有机肥+施加生物炭2.5 t·hm-2)、M0B2(不施加有机肥+施加生物炭10.0 t·hm-2)、M1B0(施加有机肥3 t·hm-2+不施加生物炭)、M1B1(施加有机肥3 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2)、M1B2(施加有机肥3 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2)、M2B0(施加有机肥9 t·hm-2+不施加生物炭)、M2B1(施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2)、M2B2(施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2)。试验以有机肥为主处理、生物炭为副处理的裂区试验设计，均排列为随机区组，每个处理重复3次，试验共27个小区。于2018年春季撒施生物炭和有机肥，施加深度均为20 cm；2019年采用生长一致的1年生“北林雄株1号”造林，造林密度为3 m×4 m，每小区栽植63株。试验地周围设置保护行。

用原位置培养法研究土壤氮矿化速率[6]。即在每个小区内随机寻找3个培养点，清除地表的凋落物和植被后，用锤子将3根内径6 cm、长20 cm的PVC(聚氯乙烯)管分别垂直打入土中，管顶用透气但不透水的塑料薄膜封住，进行原位培养，培养时间为1个月。每次打入PVC管时，分别在每个PVC管外壁5 cm范围内用土钻取土，然后带回实验室过2 mm筛，一部分用于测量培养前起始状态的相应形态氮质量分数，另一部分用于测量土壤的理化性质。本试验共设置4个培养时期，分别为2020年8、9、10、11月份。在每个培养时期重复以上的方法，每个时期共81根PVC管。每次取回PVC管中的土壤过2 mm筛，立即测定铵态氮、硝态氮。土壤温度采用仪器埋土测量，每2 h记录1次。

2.2 土壤理化性质的测定

采用杜马斯催化燃烧法(FLASH2000 CHNS/O，Thermo，USA)测定土壤全氮质量分数、全碳质量分数；采用环刀法测量土壤的水分；土壤铵态氮质量分数采用靛蓝比色法测定，即用浓度为2 mol/L的氯化钾溶液浸提，然后用分光光度计(Agilent Cary 300，Agilent Technologies Inc，Australian)进行比色；土壤硝态氮质量分数采用紫外分光光度法测定。根据培养前后土壤中无机氮质量分数的差异，分别计算土壤中氮素的净硝化速率、净氨化速率、净氮矿化速率：

Rm=Ra+Rn。

2.3 数据处理

利用双因素重复测量方差分析法，检验生物炭和有机肥及其交互作用，对土壤硝态氮质量分数、铵态氮质量分数、无机氮质量分数、净硝化速率、净氨化速率、净氮矿化速率的影响，并对各个处理进行单因素方差分析、采用邓肯(Duncan)法进行多重比较，分析不同处理间的差异性(α=0.05)；采用皮尔逊(Pearson)相关系数，评价土壤净氨化速率、净硝化速率、净氮矿化速率，与土壤温度、含水量、总氮质量分数、碳氮质量比(w(C)∶w(N))的相关关系。

3 结果与分析

3.1 不同处理对土壤温度和含水量的影响

由表1可见：8—11月份，土壤含水量逐渐降低，但到11月份有所上升。在同一月份中，不同处理间土壤含水量差异显著(P<0.05)；10、11月份，“施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭10 t·hm-2”协同处理的土壤含水量，分别比对照(不施加生物炭和有机肥)的土壤含水量提高了30.1%、34.1%。土壤含水量方差分析结果表明，施加有机肥、生物炭存在明显的交互作用(见表2)。

表1 不同处理不同月份时土壤含水量

表2 施加有机肥和生物炭对土壤含水量影响的方差分析结果

在整个试验期间，土壤温度随着时间的推移逐渐降低，在8月份土壤的温度最高；11月份土壤温度最低，整体在2.6～32.2 ℃范围内波动(见图1)。

3.2 不同处理对土壤无机氮质量分数的影响

由表3可见：各处理的土壤硝态氮质量分数变化趋势基本一致，随着时间的推移，土壤中硝态氮质量分数逐渐降低，在11月份达到最低值。9月份，生物炭施加量为10.0 t·hm-2时的土壤硝态氮质量分数最大(1.170 mg·kg-1)；10月份，与不施加生物炭相比，生物炭施加量为10.0 t·hm-2时，土壤硝态氮质量分数提高了188.8%；11月份，生物炭施加量为10.0 t·hm-2时，土壤硝态氮质量分数最大(0.507 mg·kg-1)，比不施加生物炭增加了100.4%。

不同处理的土壤中无机氮质量分数的变化，与土壤硝态氮质量分数的变化相似，在8月份达到最大值。在植物生长季(8—10月份)中，土壤中的无机氮主要以硝态氮的形式存在，占总无机氮质量分数52.1%～80.65%；但在非生长季(11月份)，土壤中无机氮主要以铵态氮的形式存在(最高可达61.4%的铵态氮)。在整个试验期间，生物炭施加量为10.0 t·hm-2时，土壤无机氮质量分数较高，在0.877～1.734 mg·kg-1范围波动；与不施加生物炭相比，9月份二者差异不显著，但10月份，生物炭施加量为10.0 t·hm-2时土壤无机氮质量分数增加了96.5%。

表3 不同生物炭施加量时不同月份土壤硝态氮、无机氮质量分数

生物炭施加量无机氮质量分数/mg·kg-18月份9月份10月份11月份不施加生物炭(1.693±0.776)a(1.335±0.204)a(0.454±0.219)a(0.656±0.333)a施加生物炭2.5t·hm-2(1.461±1.416)a(0.925±0.468)b(0.524±0.216)a(0.717±0.265)a施加生物炭10.0t·hm-2(1.734±1.054)a(1.496±0.642)a(0.892±0.607)b(0.877±0.590)a

由表4可见：施加生物炭和有机肥，对土壤铵态氮质量分数影响不显著，且二者的交互作用对土壤无机氮质量分数影响不显著。在9、10、11月份，施加生物炭对土壤硝态氮质量分数影响显著(P<0.05)；在9、10月份，施加生物炭对土壤无机氮质量分数影响显著(P<0.05)。

表4 施加生物炭和有机肥对土壤无机氮质量分数影响的方差分析结果

3.3 不同处理对土壤氮素转化速率的影响

不同处理对土壤净氨化速率的影响：由表5可见，在整个试验阶段，土壤的净氨化速率呈现先下降，之后缓慢上升至平稳的趋势。在8月份，各处理的土壤净氨化速率显著大于其它阶段，与对照(不施加生物炭和有机肥)相比，“不施加有机肥+施加生物炭2.5 t·hm-2”、“不施加有机肥+施加生物炭10.0 t·hm-2”、“施加有机肥3 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2”、“施加有机肥9 t·hm-2+不施加生物炭”、“施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2”各协同处理的土壤净氨化速率，分别提高了53.1%、68.8%、57.8%、60.9%、95.3%。在9月份，各处理的土壤净氨化速率较低，变化范围为0.012～0.032 mg·kg-1·d-1。在10、11月份，生物炭和有机肥对土壤的净氨化速率没有显著影响。

不同处理对土壤净硝化速率的影响：由表6可见，在整个试验阶段，各处理的土壤净硝化速率在0.034～0.341 mg·kg-1·d-1范围内波动，在8月份达到高峰，然后开始迅速下降，随后缓慢下降并趋向稳定。与对照(不施加生物炭和有机肥)相比，在8、9月份，“施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”协同处理，土壤净硝化速率分别提高了22.7%、58.0%。在8月份，“施加有机肥3 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”协同处理的土壤净硝化速率，显著低于对照(不施加生物炭和有机肥)。在10月份，“施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2”协同处理，土壤净硝化速率最大，比对照(不施加生物炭和有机肥)增加了100.0%。在试验末期，各个处理之间的土壤净硝化速率差异不显著。

表5 不同处理不同月份时土壤净氨化速率

表6 不同处理不同月份时的土壤净硝化速率

不同处理对土壤净氮矿化速率的影响：由表7可见，与土壤净硝化速率的变化相似，各处理的土壤净氮矿化速率变化范围为0.064～0.444 mg·kg-1·d-1。在整个试验阶段，“不施加有机肥+施加生物炭10.0 t·hm-2”、“施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”协同处理，土壤净氮矿化速率在8月份达到最大值，分别为0.444、0.420 mg·kg-1·d-1，之后降低；而“施加有机肥3 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”协同处理，土壤净氮矿化速率最低(0.255 mg·kg-1·d-1)。与对照(不施加生物炭和有机肥)相比，“施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”协同处理的土壤净氮矿化速率，在8、9月份分别增加了22.8%、50.0%。

表7 不同处理不同月份时的土壤净氮矿化速率

生物炭、有机肥及其交互作用对土壤氮素转化速率的方差分析：由表8可见，在8、9月份，生物炭和有机肥的交互作用，对土壤净硝化速率、净氮矿化速率影响极显著(P<0.01)，对土壤的净氨化速率影响不显著。在8、9月份，生物炭对土壤的净氨化速率、净硝化速率、净氮矿化速率影响显著(P<0.05)；在10月份，生物炭对土壤净硝化速率影响极显著(P<0.01)。有机肥对土壤的氮转化速率影响不显著。

表8 生物炭、有机肥及其交互作用对土壤氮素转化速率影响的方差分析结果

3.4 土壤氮素转化速率与环境因子的相关性

由表9可见：土壤的净硝化速率与土壤温度呈极显著正相关，净氮矿化速率与土壤温度呈显著正相关；土壤含水量，与土壤净硝化速率、净氮矿化速率呈显著正相关；土壤总氮质量分数，与土壤净硝化速率呈极显著正相关、与土壤净氮矿化速率呈显著正相关；土壤碳氮质量比(w(C)∶w(N))，与土壤净硝化速率、净氮矿化速率呈显著负相关。

表9 土壤氮素转化速率与环境因子之间的相关系数

4 讨论

4.1 生物炭和有机肥对土壤无机氮的影响

生物炭和有机肥通过改变土壤中养分质量分数、丰富微生物群落等，影响土壤中有效氮质量分数[3，11]。本研究表明，各处理对铵态氮质量分数影响不显著。由于土壤氨化过程比较弱，铵态氮不稳定，很容易被转化为硝酸盐[20]；此外，土壤中的有机质随着时间的推移，养分大大降低，而生物炭只与少量的铵态氮结合，大量的铵态氮被硝化为硝态氮[17]；因此，土壤中铵态氮质量分数较低，各处理对铵态氮质量分数影响不显著。在8月份时，本研究地区降水量较大，造成硝态氮被淋溶到土壤生态系统外；此外，高温和高湿进一步增强了土壤的反硝化强度[21]；因此，各处理对土壤的硝态氮、无机氮质量分数影响不显著。而在9月份时，施加生物炭10.0 t·hm-2时硝态氮质量分数最大；在10、11月份时，施加生物炭10.0 t·hm-2时硝态氮质量分数，与对照(不施加生物炭和有机肥)样地硝态氮质量分数相比，分别增加了188.8%、100.4%；说明该时期的降雨较少，淋溶现象不明显，且生物碳可以吸附土壤中游离的硝酸根，减少养分的流失[10，22]，因此生物炭可以提高土壤中的硝酸根含量。

在整个试验过程中，土壤硝态氮、无机氮质量分数，随时间推移呈现逐渐降低的变化趋势；这是因为随着时间的推移，土壤的温度和含水量逐渐降低，抑制了土壤的硝化和氨化作用[21]，因此土壤无机氮质量分数低于生长季。在植物生长季(8—10月份)，土壤中的无机氮主要以硝态氮的形式存在；在非生长季(11月份)，铵态氮占主要部分。通常在生长季内，植物吸收养分时会更偏向于铵态氮[20]，且生物炭通过调节土壤温度、提高土壤湿度和通气性，从而刺激硝化菌活性，促进铵态氮转化为硝酸盐[23]，因此，在生长季硝态氮质量分数占无机氮比例较大；在非生长季(11月份)，这是由于植物进入休眠期，对土壤铵态氮的吸收较少，此外，低温和较低的土壤含水量不利于硝化过程，因此硝态氮质量分数较低。

4.2 生物炭和有机肥对土壤氮转化的影响

土壤的氮矿化过程是指通过微生物的作用将有机氮转化为可被植物吸收利用的无机氮[3-4]，当向土壤中添加有机肥时，有机肥作为一种缓释肥料，能长期存在于土壤中，提供氮源和有机质，改善土壤中的碳氮质量比(w(C)∶w(N))，进而提高土壤的净氮矿化速率[3]。然而在本研究中，有机肥对土壤的净硝化速率、净氮矿化速率的影响不显著；这是由于有机肥中碳氮质量比(w(C)∶w(N))较低，微生物活性强[24]，且随着时间的迁移，土壤中的有机肥被微生物大量分解，通过淋溶作用导致土壤中的养分质量分数下降，无法提供充足的铵态氮供硝化细菌转化为硝态氮[5]，而土壤中净氮矿化速率以净硝化速率为主，因此有机肥对土壤的净硝化速率、净氮矿化速率影响不显著。

当生物炭和有机肥一起施用时，比单施生物炭和有机肥，二者的交互作用对土壤的净硝化速率、净氮矿化速率影响效果，显著高于单施生物炭和有机肥，尤其是“施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”协同处理显著提高了净氮矿化速率。这是因为，有机肥料含有丰富的氮肥和有机质，生物炭通过自身巨大的比表面积和多孔结构，吸附有机肥料中的营养物质，防止水分淋溶，缓慢地释放养分[25]，最大限度地提高了有机肥的利用效率。此外，生物炭还为土壤细菌生长与繁殖提供了良好的栖息环境，增强细菌的活性和多样性[13]，促进有机质分解，进而提高土壤的氮转化效率。如Lentz et al.[17]将牛粪和生物炭单独或联合施用于钙质土壤中，发现生物炭和有机肥的结合，更好地促进土壤净氮矿化。本研究中，在试验期间8、9月份时，“施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”协同处理提高了土壤的净硝化速率，而“施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2”协同处理对土壤的净硝化速率没有影响。说明当生物炭和有机肥的联合施用时，施肥增加了土壤的净氮矿化，进一步表明生物炭对土壤的净氮矿化有一定的抑制作用，但是并没有减少净氮矿化，这是因为有机肥释放的铵态氮只有少量与生物炭结合，剩余的铵态氮被硝化为硝态氮[17]。本研究中，“施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2”协同处理的生物炭质量分数高，对土壤中铵态氮的吸附较多，因此对土壤的净硝化速率小于“施加有机肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”的协同处理。土壤的碳氮质量比(w(C)∶w(N))在调控氮素矿化过程中起着重要作用。本研究中，土壤的净硝化速率、净氮矿化速率，与碳氮质量比(w(C)∶w(N))呈显著负相关。这表明添加生物炭可以提高土壤中的碳氮质量比(w(C)∶w(N))；而高碳氮质量比(w(C)∶w(N))的土壤中会增强固氮细菌的活性[23]，从而抑制土壤氮矿化，进一步反映了有机肥的添加会降低土壤碳氮质量比(w(C)∶w(N))，进而提高土壤的净氮矿化速率[3]。土壤净氮矿化速率、净硝化速率，与土壤全氮之间呈显著正相关[26]，这表明土壤全氮的增加对土壤矿化和硝化有明显的促进作用，进一步说明了，生物炭和有机肥的联合使用可以减少营养元素的流失，最大限度地利用了这两种土壤改良剂[5，17，25]。

4.3 土壤氮转化的季节动态

本研究表明，土壤的净氨化速率、净硝化速率、净氮矿化速率，呈明显的季节变化；8月份，土壤的氮转化速率最高，之后缓慢下降。土壤的氮素转化效率受多种因素的影响，这种明显的季节变化与土壤温度和含水量密切相关[27]，邹亚丽等[28]通过室内培养的方法，证明了温度与湿度的交互效应对土壤净氮矿化有明显的影响。在生长季中期(8月份)，充足的水分将改变土壤的通气状况，影响有机肥中可溶性底物在土壤中的扩散；再加上适宜的温度、较好的水热条件；丰富了土壤微生物群落结构和提高微生物活性[29]，进而促进氨化作用、硝化作用、氮矿化作用，且在一定温度范围内[21，30-31]，土壤氮转化速率随温度升高而增加。低温会抑制土壤微生物的活性，而在适宜的温度范围内(25～35 ℃)，微生物的活性最强[21]，因此在生长季中期(8月份)土壤的氮转化速率达到最大值。

5 结论

生物炭显著提高了土壤无机氮的质量分数。不同生物炭和有机肥协同处理的土壤净氨化速率、净硝化速率、净氮矿化速率存在显著差异，净硝化速率和净氮矿化速率随着时间推移先骤降后趋向平稳的趋势。土壤温度、土壤含水量和土壤总氮质量分数，是驱动土壤净硝化速率和净氮矿化速率的主要因素，而土壤碳氮质量比(w(C)∶w(N))对土壤氮素转化速率有一定的抑制作用。因此，在毛白杨人工林经营管理中，添加有机肥时应适当混施少量生物炭维持土壤肥力，减少养分流失，以保证林木良好生长。