田间老化生物质炭对黄土高原旱作农田土壤有机氮组分的影响

潘占东，蔡雪梅，蔡立群,3，董 博，武 均,3，张仁陟,3

（1 甘肃农业大学林学院，甘肃兰州 730070；2 甘肃农业大学干旱生境作物学国家重点实验室，甘肃兰州 730070；3 甘肃农业大学资源与环境学院，甘肃兰州 730070；4 甘肃省农业科学院旱地农业研究所，甘肃兰州 730070）

土壤是植物生长的重要载体[1]，土壤氮素也是限制作物生长的主要因素之一[2-4]。土壤有机态氮是土壤中氮素的主要存在形式[5-6]，土壤有机态氮的化学形态和存在特征，以及微生物生物量是影响土壤氮素有效性的重要因子，也是植物生长所需养分的重要来源[6-7]。生物质炭是在无氧或低氧条件下，经热解后产生的高度芳香化的含碳固体物质，具有比表面积大、孔隙度丰富、稳定性和吸附性较高的物理性质[8]，因此，生物质炭作为一种新型土壤培肥改良材料，成为研究的热点[9]。研究发现，土壤中添加生物质炭后会增强养分的持久性供应能力[10]。因此，施用生物质炭是提高黄土高原旱作农业区土壤肥力和养分供应能力的有效措施。

目前，土壤有机氮组分研究主要是采用Bremner[11]提出的酸解方法，分为酸解性和非酸解性氮两组，酸解氮占比高于非酸解氮。施肥措施或土壤类型影响着有机氮含量、组分及比例，巨晓棠等[12]研究表明，长期施肥显著提高了土壤全氮、酸解性氮、非酸解性氮含量。郝小雨等[3]研究认为，长期单施有机肥和有机无机肥配施显著增加了酸解性氮含量，对非酸解性氮无显著影响。对土壤酸解有机氮组分的研究一般认为其分配比例为：氨基酸态氮＞酸解铵态氮＞酸解未知态氮＞氨基糖态氮[13-15]。沈其荣等[16]研究发现，氨基酸态氮对矿化氮的贡献最大，其次是酸解未知态氮；也有研究认为，土壤活性氮的主要贡献因子是氨基酸态氮、酸解未知态氮和酸解铵态氮[6,17-18]。由于生物质炭材料和土壤类型的差异，添加生物质炭对土壤有机氮组分和微生物生物量碳氮含量的影响结果存在较大差异。李玥等[19]研究结果表明，添加生物质炭能够提高土壤酸解铵态氮、酸解未知态氮和非酸解氮的总量；龙泽华等[20]研究发现，秸秆炭化还田后能够显著增加土壤酸解铵态氮、氨基糖态氮和非酸解氮含量。有研究表明，添加4.5 t/hm2的小麦秸秆生物质炭显著提升了土壤微生物生物量碳含量[21]。添加果树主干或枝条生物质炭2 年后，土壤微生物生物量碳氮含量均随着生物质炭添加量的增加呈先增加后降低趋势，添加量超过40 或60 t/hm2时，其含量开始下降[9]。也有研究[22-23]发现，在红壤油菜、红薯轮作土壤中添加2.5～40.0 t/hm2小麦秸秆生物质炭，第3 年和第4 年土壤微生物生物量碳氮含量随着生物质炭添加量的增加而增加，且高添加量能够显著增加二者含量。也有研究[24]表明，施用30 t/hm2的生物质炭能够提高土壤中有机碳和全氮的封存量。因此，我们进行定位试验，研究单施生物质炭经田间自然老化后，对陇中黄土高原旱作农业区土壤有机氮组分及微生物生物量碳氮含量的影响，明确不同用量生物质炭处理下土壤氮素的转化特征和供肥潜力，为陇中黄土高原地区制定科学合理的土壤培肥改良措施、提高氮肥利用率提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 试验地概况

长期定位试验位于甘肃农业大学旱农综合试验站(甘肃省定西市安定区李家堡镇)。该地区属于黄土高原丘陵沟壑区，也是典型的雨养旱作农业区，平均海拔为2000 m。近年来年均降水量为390.9 mm，主要集中在7—9 月份，冬季和春季较为干旱，年均蒸发量1531 mm；年均气温约6.5℃，≥10℃积温约2239.1℃，每年平均日照时间约为2476.6 h，太阳辐射约592.9 kJ/cm2；无霜期约为140 天。试验地土壤为黄绵土，土壤质地均匀，储水性能良好。该地区土壤主要理化指标为：pH 为8.36，土壤平均容重为1.17 g/cm3，凋萎含水率73.00 g/kg，饱和含水率219.00 g/kg，有机质含量12.01 g/kg，全氮0.76 g/kg，全磷(P2O5) 1.77 g/kg。

1.2 试验设计

试验布设于2015 年，为单因素随机区组设计，共设6 个生物质炭添加水平：CK (0 t/hm2)、BC1(10 t/hm2)、BC2 (20 t/hm2)、BC3 (30 t/hm2)、BC4(40 t/hm2)、BC5 (50 t/hm2)，每个处理3 次重复，共18个小区，小区面积16.8 m2(2.8 m×6 m)；生物质炭添加量均以玉米秸秆经炭化后自然风干的重量计算。2015 年3 月将生物质炭按照试验设计量一次性均匀撒入各小区后，用旋耕机将其旋入耕层土壤中(20 cm左右)。供试小麦品种为“定西40 号”，每年3 月播种，7 月份收获，播种量为187.5 kg/hm2，行距为20 cm，播种深度7 cm。各处理每年播种前施尿素 (N 46%)228 kg/hm2，过磷酸钙 (P2O514%) 750 kg/hm2，每年小麦播种前和收获后按照当地常规耕作方式翻耕(深约20 cm)。

供试生物质炭来自辽宁金和福农业科技股份有限公司，为玉米秸秆在500℃缺氧条件下干馏制得，可将35%的生物质转化为生物质炭。生物质炭基本性质：pH 为9.21，阳离子交换量 (CEC) 为25.21 cmol/kg，比表面积为11.3 m2/g，可溶性有机碳含量为432.37 mg/kg，自然风干含水率50.70 g/kg，C 含量53.28%，N 含量1.04%，P 含量0.26%，K 含量0.51%，Ca 含量0.8%、Mg 含量0.47%，灰分含量35.64%。

1.3 土壤样品采集与分析

土壤样品采集于2020 年8 月小麦收获后，采用5 点法分别采集0—5、5—10 和10—30 cm 土壤样品，将每层所采集的样品混匀后采用四分法将其分为两份，一份自然风干过0.25 和0.15 mm 筛后保存于密封袋中；另一份鲜样过2 mm 筛后装入无菌袋保存于4℃冰箱中。

全氮(total nitrogen，TN)采用H2SO4消煮，全自动凯氏定氮仪(SKD-3000, PEIOU)测定[25]；土壤微生物生物量碳(microbial biomass carbon，MBC)和微生物生物量氮(microbial biomass nitrogen，MBN)采用氯仿熏蒸，0.5 mol/L K2SO4浸提(土水比1∶4)，碳氮联合分析仪(Jena multi N/C 2100s, Germany) 测定[26]。土壤有机氮组分采用Bremner 法测定[11]，其中土壤酸解总氮(total acidolysable nitrogen，TAN )采用6 mol/L HCl 酸解-凯氏定氮法测定；酸解铵态氮(acidolysable ammonia nitrogen，AMN)采用3.5% MgO 蒸馏法测定；酸解铵态氮+氨基糖态氮(amino sugar nitrogen，ASN)采用磷酸-硼砂(pH=11.2)缓冲液蒸馏法测定；氨基酸态氮(amino acid nitrogen，AAN)采用茚三酮氧化、磷酸盐-硼酸盐缓冲液蒸馏法测定；酸解未知态氮(unknown-acidolyzable nitrogen，UAN)、非酸解氮(non-acidolysable nitrogen，AIN) 和氨基糖态氮采用差减法求得，UAN=TAN-AMN-AAN-ASN；AIN=TN-TAN；ASN=(AMN+ASN)-AMN

1.4 数据处理

数据整理采用Excel 2016，采用SPSS 19.0 软件进行统计分析，图表绘制采用SigmaPlot 12.5。

2 结果与分析

2.1 生物质炭对土壤全氮及小麦产量的影响

如图1 所示，0—30 cm 土层全氮含量的变化范围为0.83～1.07 g/kg，随着生物质炭添加量的增加，不同土层全氮含量均增加，但随着土层的加深，土壤全氮含量均下降。在0—5 cm 土层中，BC2、BC3、BC4 和BC5 处理土壤全氮含量比CK 分别增加3.11%、7.28%、9.81%和10.94%，在这4 个处理间，BC2与BC4、BC5 差异显著，其他处理间均无显著差异；在5—10 cm 土层中，BC2、BC3、BC4 和BC5处理土壤全氮含量较CK 分别增加5.94%、6.55%、8.75%和10.25%，4 个处理间均无显著差异，BC3、BC4、BC5 处理与BC1、CK 差异显著；在10—30 cm 土层中，BC2、BC3、BC4 和BC5 处理土壤全氮含量较CK 分别增加3.60%、4.60%、6.06% 和6.52%，4 个处理间均无显著差异，BC1 与BC3、BC4、BC5 处理间差异显著。在BC1 处理时，3 个土层土壤全氮含量与CK 均无显著差异。

图1 施用不同量生物质炭土壤全氮含量及春小麦产量Fig.1 Soil total nitrogen content and spring wheat yield as affected by biochar application rate

添加生物质炭显著提高小麦产量，随着生物质炭添加量的增加，小麦产量呈先增加后下降的趋势。BC1、BC2、BC3、BC4 和BC5 处理较CK 小麦产量分别增加了5.17%、17.86%、24.76%、14.59%和10.28%，其中BC3 处理时，小麦产量最高。

2.2 生物质炭对土壤有机氮组分的影响

如图2 所示，添加生物质炭对土壤酸解总氮和非酸解氮有一定影响，0—30 cm 土壤酸解总氮、非酸解氮含量的变化范围分别为0.62～0.78、0.13～0.33 g/kg，分别占土壤全氮含量的66.07%～86.87%、13.13%～33.93%。随着生物质炭添加量的增加，各土层土壤酸解总氮含量先增加后下降，土壤非酸解氮含量先下降后增加，二者的含量均随着土层深度的增加而下降。土壤酸解总氮含量在0—5 cm 土层中除BC1 处理与较CK 差异不显著外，其他处理与CK 均差异显著，BC2、BC3、BC4 和BC5 处理较CK 分别增加12.06%、15.42%、9.56%和8.57%，在这4 个处理中，BC3 处理与BC4、BC5 处理间差异显著；在5—10 cm 土层中，BC2、BC3、BC4 和BC5 处理较CK 分别增加13.85%、14.69%、10.99%和7.50%，4 个处理间BC2、BC3 与BC5 差异显著，其中BC2、BC3 和BC4 处理较BC1 处理分别增加9.31%、10.11%和6.55%，其他处理间均无显著差异；在10—30 cm 土层中，BC1、BC2、BC3、BC4 和BC5 处理较CK 分别增加5.66%、14.98%、17.98%、12.66%和5.79%，其中BC2、BC3、BC4处理较BC1 和BC5 处理分别增加8.81%、11.66%、6.62%和8.68%、11.53%、6.49%，BC3 较BC4 增加4.73%，其他处理间差异不显著。土壤非酸解氮含量在0—5 和5—10 cm 土层中生物质炭处理与CK均无显著差异，其中在0—5 cm 土层中BC5 处理较BC2 处理增加42.34%，在5—10 cm 土层中BC5 处理较BC2、BC3 处理均增加36.07%，其他处理间均无显著差异；在10—30 cm 土层中，BC2、BC3 处理较CK 分别下降30.43%、35.38%，BC2、BC3 较BC1 和BC5 处理分别下降20.93%、26.56%和36.00%、40.56%，BC3 较BC4 处理下降25.21%，BC1 较BC5 处理下降19.06%，其他处理间差异不显著。

图2 施用不同量生物质炭土壤有机氮各组分含量Fig.2 Contents of organic nitrogen components in soils applied with different amounts of biochar

土壤酸解氮组分随着生物质炭添加量和土层深度的增加变化明显。0—30 cm 土壤氨基酸态氮、酸解未知态氮、氨基糖态氮和酸解铵态氮含量的变化范围分别为0.24～0.48、0.05～0.21、0.05～0.09 和0.18～0.27 g/kg，分别占酸解总氮的34.48%～67.58%、4.18%～33.78%、3.19%～12.37% 和24.09%～36.90%。各土层土壤氨基酸态氮含量均随着生物质炭添加量的增加而增加，且随着土层深度的增加均下降；在0—5 和5—10 cm 土层中，BC1、BC2、BC3、BC4、BC5 处理较CK 分别增加12.41%、22.80%、38.70%、61.87%、81.51% 和10.27%、24.00%、34.67%、59.86%、77.27%，除0—5 cm 土层中BC1 与BC2 间差异不显著外，其他处理间均差异显著(P＜0.05)；在10—30 cm 土层中，BC1 处理较CK 差异不显著，BC2、BC3、BC4、BC5 处理较CK 分别增加17.58%、35.08%、56.92%、71.04%，4 个处理间均差异显著(P＜0.05)。土壤酸解未知态氮含量在0—5 cm 土层中，BC3 处理较CK 下降48.14%，BC4 处理较CK、BC1、BC2 分别下降78.34%、71.53%、72.94%，BC5 处理较CK、BC1、BC2、BC3 分别下降89.57%、86.29%、86.97%、79.88%，其他处理间均无显著差异；在5—10 cm 土层中，BC3 处理较CK、BC1、BC2 分别下降57.42%、52.99%、47.42%，BC4 处理较CK、BC1、BC2 分别下降62.57%、64.80%、62.21%，BC5 处理较CK、BC1、BC2 分别下降83.77%、82.08%、79.89%，其他处理间均无显著差异；在10—30 cm 土层中，BC3处理较CK、BC1、BC2 分别下降42.90%、46.31%、42.34%，BC4 处理较CK、BC1、BC2 分别下降62.57%、64.80%、62.21%，BC5 处理较CK、BC1、BC2、BC3、BC4 分别下降83.54%、84.52%、83.38%、71.17%、56.02%，其他处理间均无显著差异。土壤氨基糖态氮含量随着生物质炭添加量和土层深度的增加均呈先增加后下降趋势，各土层在BC3 处理时其含量均为最高；在0—5 cm 土层中，BC1、BC2、BC3、BC4、BC5 处理较CK 分别增加41.51%、67.17%、107.55%、73.21%、57.74%，处理间，BC3 较 BC1、BC5 分别增加46.67%、31.58%，其他处理间均无显著差异；在5—10 cm 土层中，BC2、BC3、BC4、BC5 处理较CK 分别增加56.85%、91.91%、72.81%、43.60%，BC2、BC3、BC4 处理较BC1 处理分别增加39.04%、70.12%、53.19%，BC3 处理较BC5 处理增加33.65%，其他处理间均无显著差异；在10—30 cm 土层中，BC2、BC3、BC4、BC5 处理较CK 和BC1 分别增加57.40%、99.74%、77.66%、54.29% 和30.89%、66.09%、47.73%、28.29%，BC3 处理较BC2 和BC5 处理分别增加26.90%、29.46%，其他处理间差异不显著。土壤酸解铵态氮含量随着生物质炭添加量的增加先增加后下降，随着土层深度的增加，各处理其含量均减小；在0—5 cm 土层中，BC2 和BC3 处理较CK、BC1、BC4、BC5 分别增加16.27%、12.17%、11.82%、25.63% 和23.54%、19.18%、18.81%、33.48%，BC3 较BC2 处理增加6.25%，BC5 处理较CK、BC1、BC4 分别下降8.05%、12.00%、12.35%，其他处理间差异不显著；在5—10 cm 土层中，BC2 和BC3 处理较CK、BC1、BC4、BC5 分别增加17.54%、11.64%、9.08%、21.88% 和28.95%、22.48%、19.67%、33.71%，BC3 较BC2 处理增加9.71%，BC5 较BC4 处理下降10.50%，其他处理间差异不显著；在10—30 cm 土层中，BC2 和BC3 处理较CK、BC1、BC4、BC5 分别增加15.46%、10.56%、13.27%、29.11% 和26.44%、21.08%、24.04%、41.39%，BC3 较BC2 处理增加9.51%，BC5 处理较CK、BC1、BC4 分别下降11.82%、16.77%、13.99%，其他处理间差异不显著(P＜0.05)。

如表1 所示，在各土层中，随着生物质炭添加量的增加，氨基酸态氮占全氮的比例(27.46%～45.13%) 增加，BC5 处理较CK 增加约14.09%～16.58%；酸解未知态氮占全氮的比例(1.59%～18.54%) 总体呈下降趋势，BC5 处理较CK 下降约14.61%～15.47%；酸解铵态氮(19.00%～28.66%)和氨基糖态氮(2.76%～8.86%)占全氮的比例均呈先增加后下降趋势，BC3 处理时二者占比均为最高，较CK 分别增加约3.45%～4.95%、2.57%～4.22%；非酸解氮在全氮中的比例(15.47%～31.14%)则呈先下降后增加趋势。各有机氮组分占全氮的比例在不同土层之间的差异不明显，整体表现为氨基酸态氮＞非酸解氮＞酸解铵态氮＞酸解未知态氮＞氨基糖态氮。

表1 土壤有机氮各组分占土壤全氮的比例(%)Table 1 Proportion of soil organic nitrogen components in soil total nitrogen

2.3 生物质炭对土壤微生物生物量碳(MBC)、氮(MBN)的影响

如图3 所示，添加不同量生物质炭处理下0—5、5—10、10—30 cm 土层MBC 和MBN 含量的变化范围分别为92.71～176.05、100.95～170.24、64.66～155.02 和19.98～29.94、22.50～30.99、16.30～25.57 mg/kg，总体表现为：5—10 cm＞0—5 cm＞10—30 cm，但在BC4 处理时，MBC 含量表现为0—5 cm ＞5—10 cm ＞10—30 cm，BC5 处理时，MBC、MBN 含量均表现为0—5 cm ＞5—10 cm ＞10—30 cm。MBC 随着生物质炭添加量的增加，0—5 cm土层含量均呈增加趋势，BC2、BC3、BC4 和B C 5 处理较C K 分别增加2 8.5 1%、3 3.5 6%、44.59% 和89.89%，BC3、BC4 和BC5 处理较BC1 处理分别增加28.71%、39.35% 和83.00%，BC5 处理较BC2 增加47.76%，其他处理间差异均不显著；在5—10 cm 土层，随着生物质炭添加量的增加，MBC 含量呈先增加后降低再增加趋势，BC1、BC2、BC3、BC5 处理较CK 和BC4 分别增加29.13%、27.56%、55.52%、68.63% 和20.21%、18.75%、44.78%、56.98%，BC3 和BC5 处理较BC1、BC2 分别增加20.43%、21.92%和30.59%、32.19%，其他处理间差异不显著；在10—30 cm 土层，BC1、BC2、BC3和BC5 处理较CK 分别增加41.27%、47.05%、58.65%和139.74%，BC5 处理较B C 1、B C 2、B C 3 和B C 4 分别增加6 9.7 1%、63.03%、51.11%和82.90%，其他处理间差异不显著。MBN 含量随着生物质炭添加量的增加，0—5 cm土层呈先降低后升高趋势，BC4、BC5 处理较BC2 分别增加44.56%、49.87%，BC5 较BC3 增加32.18%，其他处理间差异不显著；在5—10 和10—30 cm 土层中，随着生物质炭添加量的增加，MBN 含量均呈先下降后上升再下降的趋势，在5—10 cm 土层中，BC4 较BC2 增加37.72%，其他处理间均无显著差异；在10—30 cm 土层中，BC2 较CK、BC4 分别降低27.72%、36.28%，BC4较BC3、BC5 分别增加47.93%、43.12%，其他处理间差异不显著(P＜0.05)。

图3 施用不同量生物质炭土壤微生物生物量碳、氮含量Fig.3 Soil microbial biomass carbon (MBC) and microbial biomass nitrogen (MBN) content as affected by biochar application rate

如表2 所示，添加生物质炭总体可提高0—30 cm土层BC/BN的比值，其变化范围为2.87～8.68。随着生物质炭添加量的增加，BC/BN的比值均表现为先增加后下降再增加趋势，0—5 cm 土层中，BC2 处理时其比值最高，为5.96，而5—10 和10—30 cm 土层中，BC5 处理时其比值均为最高，分别为7.04 和8.68；生物质炭处理较CK 处理BC/BN 增10.60%～202.44%。

表2 施用不同量生物质炭土壤微生物量生物碳、氮比Table 2 Soil microbial biomass carbon to nitrogen ratio as affected by biochar application rate

2.4 小麦产量与土壤有机氮组分及微生物生物量碳氮之间的关系

通过通径分析(表3)，将因变量和因子之间的相关系数分解为间接通径系数和直接通径系数，因子的直接通径系数从大到小排序为：x5(0.7760) ＞x6(-0.1480) ＞x7(-0.2650) ＞x4(-0.3310) ＞x2(-0.3860) ＞x3(-0.4020) ＞x1(-1.0610)。小麦产量(y)与酸解铵态氮(x2)、非酸解氮 (x3)和微生物生物量碳 (x6)之间无显著相关关系，因此不能作为影响小麦产量的主要因子；酸解未知态氮 (x1)和微生物生物量氮 (x7)与小麦产量(y)之间呈显著负相关关系，其中酸解未知态氮与小麦产量(y)之间呈极显著负相关关系；氨基糖态氮 (x4)和全氮 (x5)与小麦产量(y)之间呈显著正相关关系，其中氨基糖态氮 (x4)与小麦产量(y)之间呈极显著正相关关系，说明土壤全氮 (x5)和氨基糖态氮(x4) 含量的增加能够增加小麦产量；但氨基糖态氮(x4)对小麦产量(y)的直接通径系数较小，间接通径系数较大，其主要通过影响全氮含量间接影响小麦产量。进一步进行逐步回归分析，土壤有机氮组分及微生物生物量碳氮与小麦产量的逐步回归分析方程为：y=4042.106+17948.902x4-52.316x7(R2=0.597，F=8.112，P＜0.05)，由此可知，氨基糖态氮和微生物生物量氮的变化是影响小麦产量的主要因素。

表3 小麦产量与土壤有机氮组分及微生物生物量碳氮之间的通径分析Table 3 Path analysis between wheat yield and soil organic nitrogen components and microbial biomass carbon and nitrogen

3 讨论

本试验结果表明，玉米秸秆生物质炭田间老化后能够显著影响土壤全氮、微生物生物量碳氮含量及有机氮组分。土壤全氮含量随着生物质炭添加量的增加而增加，且随着土层的加深，土壤全氮含量逐渐降低，BC5 (生物质炭添加量50 t/hm2)处理下，土壤全氮含量在各土层中均为最高，这可能由于生物质炭本身含有一定的氮素，并且生物质炭具有疏松多孔和强吸附性[27]，对每年施入土壤的氮素具有吸附作用。在0—5、5—10 和10—30 cm 土层中BC5处理土壤全氮含量分别较CK 提高10.94%、10.25%和6.52%。生物质炭具有较大的比表面积(11.3 m2/g)，能够增强土壤对肥料中氮素的吸持[19]，降低氮素淋溶造成的损失，同时也能降低氨挥发造成的氮素损失[18]，从而显著提高了全氮含量。

已有研究结果[10,21-22]表明，生物质炭对微生物生物量碳、氮的影响因土壤和生物质炭类型的差异而存在较大差异[28]。本研究结果表明，土壤微生物生物量碳含量随着生物质炭添加量的增加而增加。一方面，生物质炭具有pH 高、比表面积大、疏松多孔的特性[27]，施入土壤后提高土壤pH，增加土壤持水性[21,29]、孔隙度[22]，降低土壤容重[29-30]，为微生物的生长繁殖提供舒适、良好的生活条件[31]，从而使得土壤微生物生物量增加；另一方面，生物质炭吸附性强、碳含量高、养分元素丰富，施入土壤后部分组分可直接作为微生物生长的能源物质[32]，并且对氮、磷等养分的吸附性增强了土壤养分供应的能力[33]。土壤微生物生物量氮含量随生物质炭添加量的增加总体呈先下降后升高再下降趋势，但处理间差异多不明显。这与Pokharel 等[28]的研究结果相似，这是由于本试验选用的生物质炭pH (9.21) 大于土壤pH(8.36)，随着生物质炭添加量的增加，土壤pH 增大，导致土壤中真菌类生物量下降。在0—30 cm 土层中，BC2 (生物质碳添加量20 t/hm2)处理下微生物生物量氮含量均为最低。这与张志龙等[34]研究结果相反，其研究发现添加20 t/hm2小麦秸秆生物质炭1 年后，土壤微生物生物量氮含量最高，生物质碳添加量大于20 t/hm2后随着生物质炭添加量的继续增加微生物生物量氮含量逐渐降低；这可能与种植作物种类、土壤酸度、生物炭性质、生物炭加工热解温度、生物炭原料、气候条件的变化有关[35]，也可能与添加生物炭后采样年份不同有关。微生物生物量碳与微生物生物量氮的比值(BC/BN)是衡量土壤微生物碳、氮有效性和微生物组成变化的重要指标。本研究中BC/BN总体随着生物质炭添加量的增加呈“先增加后减小再增加”的变化趋势；在相同的常规施肥条件下，生物炭和氮肥的共同作用会影响土壤中氮的有效性，施用过量的生物质炭导致土壤中能被微生物直接利用的活性氮比值减小[34]，即高的C/N 值使土壤中氮素发生了固存作用[21]，对土壤微生物来说更像是一个碳库而非氮源[36]。

土壤酸解态有机氮是土壤氮库中较为活跃的部分，其容易受到人为活动的影响[17]，而非酸解氮在土壤中的转化速度较为缓慢，是土壤氮库中较为稳定、难矿化的组分。在本研究中，老化生物质炭显著增加了土壤酸解总氮的含量，对非酸解氮含量的影响多不显著。土壤有机氮组分整体表现为：氨基酸态氮＞非酸解氮＞酸解铵态氮＞酸解未知态氮＞氨基糖态氮，这与很多研究者[15,37-39]的研究结果类似；土壤可矿化和植物吸收的氮素主要来自氨基酸态氮，其次为酸解铵态氮，再次为酸解未知态氮和非酸解氮，氨基糖态氮的贡献最低[40]，因此，施用生物质炭对提高土壤氮素供应能力具有重要作用，生物质炭本身含有一定的氮素，施入生物质炭后土壤增加的部分有机氮素可能来自生物质炭，而此部分有机氮素又很难区分和溯源，因此，希望广大研究者能够在未来的研究中通过新的技术手段，对此有更深入的探讨。本研究结果表明，酸解总氮和非酸解氮的变化趋势相反，非酸解氮含量随着生物质炭添加量的增加呈先下降后增加趋势，其与土壤全氮、微生物生物量碳氮之间呈显著正相关关系(图4)，这与郝小雨等[3]的研究结果相似。也有研究[15,41]表明，土壤中施入氮肥时，大部分会优先转化为氨基酸态氮和酸解未知态氮，当土壤中全氮含量高于3.30 g/kg时，酸解有机氮会转化为非酸解态氮。而本研究中，土壤全氮含量随着生物质炭添加量的增加不断增加，添加生物质炭超过30 t/hm2时，酸解有机氮含量减小，非酸解氮含量增加，这进一步表明，当土壤中全氮含量超过一定阈值后，部分酸解有机氮会直接转化为非酸解态氮，这与姬景红等[15]的研究结果相似，其研究认为，减少的土壤有机氮主要转化为难以矿化的稳定态有机氮被保存于土壤中。这也说明添加适量的生物质炭对提高土壤氮肥利用率具有积极作用。

图4 土壤有机氮组分、全氮及微生物生物量碳氮的皮尔孙相关性分析Fig.4 Pearson correlation analysis of soil organic nitrogen components, total nitrogen,and microbial biomass carbon and nitrogen

酸解铵态氮和氨基酸态氮是土壤易矿化有机氮的源和库，也是植物吸收利用矿化氮主要来源[37]，与土壤供氮能力密切相关[42-43]。氨基酸态氮可能来自酰胺、氨基糖、嘌呤和嘧啶的脱氨、羟基和其他氨基酸的分解[18,44-45]，酸解铵态氮主要来自土壤中固定铵和吸附性铵[46]。本研究中，0—30 cm 土层土壤酸解铵态氮和氨基酸态氮含量占土壤全氮含量的比例均比较高，这与党亚爱等[14]在黄土高原典型土壤有机氮组分研究中所得的结果相同。当生物质炭添加量超过30 t/hm2时，酸解铵态氮含量呈逐渐下降趋势，其作为土壤有机氮组分中易于移动的组分，大量的生物质炭施入导致土壤孔隙度和含水量增加，从而增加了土壤溶液中酸解铵态氮的径流流失和淋溶[47]。通过分析发现，酸解铵态氮与土壤全氮之间呈极显著正相关，氨基酸态氮与土壤全氮和微生物生物量碳之间呈极显著正相关(图4)；这说明老化生物质炭在提高土壤全氮、微生物生物量碳含量的基础上促进了土壤微生物对土壤中大分子复杂有机物的降解，增加土壤中的无机氮源和低分子有机氮[19]，以提升土壤的供氮潜力；同时，二者含量均随着土层的加深而降低，主要是由于每年均按照常规施肥量施入化肥，导致表层土壤中全氮含量高于下层。

酸解未知态氮由非α-氨基酸氮、嘌呤和嘧啶、酸解未释放的固定态铵和芳胺[48-49]等组成，在土壤中的矿化速率较慢，容易在土壤中积累[17]。本研究中，随着生物质炭添加量的增加，不同土层中酸解未知态氮含量总体呈下降趋势。通过分析发现，其含量与土壤全氮、微生物量碳、氨基酸态氮、非酸解氮和氨基糖态氮含量之间呈极显著负相关关系(图4)，这表明老化生物质炭提高了土壤中微生物对酸解未知态氮的分解能力，促使其转化为其他酸解有机氮组分，进一步增加土壤的供养能力。此结果与大多数研究者在施肥处理下的研究结果不同，这可能是由于土壤类型、试验材料、气候条件及采样年份的差异所致。

氨基糖态氮在土壤全氮和酸解有机氮组分中的占比较低[17,37,50]，其主要源于微生物生物合成的微生物细胞壁[51]，其含量的高低主要反映土壤中已经死亡微生物的积累程度[52]，也可以反映土壤微生物的氮素同化吸收利用过程。本研究结果表明，氨基糖态氮含量随着生物质炭添加量的增加和土层的加深呈先增加后降低趋势，BC3 (生物质碳添加量30 t/hm2)处理时其含量最高，这与已有研究结果[53]相似；一方面可能是由于生物质炭具有丰富的孔隙，添加适量生物质炭能够改善土壤环境，为微生物提供良好的生存环境[20,54]，增加了微生物活性和数量，进而增加土壤氨基糖态氮含量；另一方面随着生物质炭用量的不断增加，导致土壤持水能力和透气性增加，破坏了土壤微生物生长的最佳环境和群落结构，从而减小部分微生物的生长繁殖速度。但氨基糖态氮含量与土壤微生物生物量碳、氮之间无显著相关，这说明氨基糖态氮的积累与全部的微生物量相关性不强，只与部分微生物有关；氨基糖态氮与小麦产量呈极显著正相关关系，通过通径分析发现，氨基糖态氮对小麦产量的影响主要通过影响土壤全氮含量间接影响小麦产量。综上所述，本研究中，BC3 处理下，土壤酸解总氮、酸解铵态氮、氨基糖态氮含量最高，非酸解氮含量最低；在BC5 处理下，氨基酸态氮和酸解未知态氮含量分别最高和最低；这说明在BC3 和BC5 处理下，土壤有机氮组分中活性部分含量较高。但在BC3 处理下，小麦产量最高。因此，在黄土高原旱作农区，科学合理的生物质炭用量对提高土壤供氮能力和作物产量具有重要意义。

4 结论

土壤全氮及微生物生物量碳是影响有机氮组分差异的主要因素。在供试施用量下，生物质炭均显著提高了土壤全氮及微生物生物量碳含量，其中以施用生物质炭30 t/hm2提高土壤酸解总氮、酸解铵态氮和氨基糖态氮含量的效果最显著，土壤供氮能力最强，春小麦产量最高。因此，在黄土高原旱作农业区，合理的生物质炭用量可长期提高土壤的供氮能力。