植物類型與改良方式對重構(gòu)土壤氮轉(zhuǎn)化速率的影響

楊 卓， 周國馳， 盛世博， 辛建寶， 劉 娜

(中煤科工集團沈陽設(shè)計研究院有限公司， 遼寧 沈陽 110015)

煤炭是中國重要的能源之一，開采煤炭造成的土地占用與破壞等問題限制了礦區(qū)的可持續(xù)發(fā)展。對礦區(qū)廢棄地進行土地復(fù)墾是解決煤炭開采與土地資源保護之間矛盾的有效途徑[1],開展生態(tài)修復(fù)與重建的首要問題是對礦區(qū)廢棄地的基質(zhì)進行改良，改良技術(shù)包括表土覆蓋技術(shù)、物理化學(xué)基質(zhì)改良技術(shù)、生物改良技術(shù)以及工農(nóng)業(yè)固體廢棄物基質(zhì)改良技術(shù)等[2]，其中生物改良技術(shù)被認(rèn)為是最科學(xué)有效的改良技術(shù)。礦區(qū)廢棄地進行土地復(fù)墾與生態(tài)重建初級階段，植物種類的選擇至關(guān)重要，用于礦地恢復(fù)的植物通常應(yīng)該具有抗逆性強、根系發(fā)育好、生長迅速、成活率高、改土效果好和生態(tài)功能明顯的特點。一年生和多年生的禾草與豆科植物往往是首選物種，并經(jīng)常作為先鋒種或建群種用于礦區(qū)生態(tài)重建。

土壤肥力水平是成功地進行礦業(yè)廢棄地土地管理的關(guān)鍵因素之一[3]。氮是決定植物生產(chǎn)力的關(guān)鍵因子，氮素參與了多種生理功能物質(zhì)的構(gòu)成，是大多數(shù)植物從土壤中吸收最多的礦質(zhì)元素之一，也是限制植物生長發(fā)育的重要養(yǎng)分因子和環(huán)境因子[4-6]，其形態(tài)轉(zhuǎn)化會對作物生長及環(huán)境產(chǎn)生影響[7]，土壤中氮循環(huán)主要包括了固氮作用、氨化作用、硝化作用及反硝化作用4個過程，并且主要通過微生物活動得以實現(xiàn)。土壤氮素礦化和硝化過程為植物生長提供了必需的氮素營養(yǎng)，其過程不僅影響土壤質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力，還影響著全球環(huán)境變化[8]，氮礦化過程是土壤有效氮庫的主要來源，凈氮礦化速率、凈氨化率與凈硝化率是衡量氮有效性的重要指標(biāo)。

盡管目前對森林、濕地、草地、農(nóng)田的氮轉(zhuǎn)化已有一些研究，但以重構(gòu)土壤(也有學(xué)者將其定義為“新土源”“人工土壤”或“表土替代材料”)為基質(zhì)進行土地復(fù)墾，研究其氮素轉(zhuǎn)化的文章尚未見到。本研究以內(nèi)蒙古自治區(qū)通遼市扎哈淖爾露天煤礦的采礦剝離物作為基質(zhì)配制成重構(gòu)土壤，以此作為研究對象，通過自制改良劑和雞糞肥對其進行改良，以不添加改良劑為對照，并種植一年生禾本科、多年生禾本科、二年生豆科和多年生豆科四類植物，每一類植物分別以燕麥草(Arrhenatherumelatius)、披堿草(Elymusdahuricus)、草木樨(Melilotusofficinalis)紫花苜蓿(Medicagosativa)為代表，研究不同改良劑和植物種類對重構(gòu)土壤中無機氮的存在形式及氮轉(zhuǎn)化率的影響。

1 材料與方法

1.1 供試材料與試驗設(shè)計

供試材料取自扎哈淖爾露天煤礦排土場(東經(jīng)119°08′—119°46′，北緯45°10′—45°40′)，取樣區(qū)地質(zhì)剖面具體為：第1層：表土層0.5 m；第2層：含礫粗砂6 m;第3層：亞黏土/黑色黏土40.8 m；第4層：棕紅色黏土12.5 m；第5層：泥巖2 m；第6層：砂巖3.5 m；第7層：煤層)，本研究以第2—5層采礦剝離物作為基質(zhì)，破碎后篩分出0.5 mm～3 mm粒徑，按照含礫粗砂∶亞黏土∶棕紅色黏土∶泥巖=1∶1∶1∶1.5的質(zhì)量比進行混配，所選用的基質(zhì)顆粒大小及種類配比由前序試驗確定。

分別添加雞糞肥(T1)、自制改良劑(主要成分包括：玉米芯、酒糟、腐殖酸鈉、枯草芽孢桿菌(Bacillussubtilis)(T2)作為改良劑對其進行改良處理，雞糞肥與自制改良劑的添加量分別為75 kg/t，28.5 kg/t，以未添加改良劑(記為：CK)的重構(gòu)土壤為對照，植物種類選擇披堿草、紫花苜蓿、燕麥草、草木樨。試驗區(qū)布設(shè)采用隨機區(qū)組設(shè)置，在試驗場挖出1 m×1 m×0.3 m(深)的基坑，每個基坑作為一個處理，回填混合均勻的重構(gòu)土壤，澆水造墑，穩(wěn)定兩周后進行種植，每個處理設(shè)置5個重復(fù)(表1)。

于2020年5月4日按45 kg/hm2種子量進行播種種植披堿草、紫花苜蓿、燕麥草和草木樨。分別于第30 d(6月3日)，60 d(7月3日)，90 d(8月2日)，120 d(9月1日)采集土樣，運至實驗室，挑出根系、枯落物等雜質(zhì)用于測定土壤理化性質(zhì)。

表1 試驗用重構(gòu)土壤背景值

所用雞糞肥檢測結(jié)果如下：全氮含量19 g/kg，有效五氧化二磷16 g/kg，氧化鉀16 g/kg，有機質(zhì)453 g/kg，pH值7.22，蛔蟲卵死亡率99%。自制改良劑所使用的玉米芯養(yǎng)分含量如下：全氮9 g/kg，全磷4 g/kg，全鉀14 g/kg；所使用的酒糟養(yǎng)分含量如下：全氮79 g/kg，全磷33 g/kg，全鉀41 g/kg，有機質(zhì)383 g/kg。自制改良劑中各成分配比由前序試驗確定，本試驗中通過控制雞糞肥與自制改良劑的添加量，保證外源施入的總氮量相同。

1.2 樣品分析

稱取過2 mm篩孔風(fēng)干土壤樣品10.00 g，置于250 ml塑料瓶中，調(diào)節(jié)土壤含水量至20%(質(zhì)量含水量)，用聚乙烯膜包扎瓶口，并在膜上扎2個小孔，置于25 ℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)2周，培養(yǎng)期間每隔兩天通過稱重確定土壤水分變化情況，如有損失，則加以補充。培養(yǎng)結(jié)束后，測定土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量。

重構(gòu)土壤理化性質(zhì)的測定方法參見《土壤農(nóng)化分析》[9]，有機碳含量采用重鉻酸鉀—濃硫酸外加熱法測定，全氮采用硫酸—混合加速劑消解—凱式定氮法測定，全磷采用NaOH熔融鉬藍比色法測定，全鉀采用NaOH熔融—火焰光度計(F-500)比色法測定，速效磷測定采用0.5 mol/L碳酸氫鈉浸提鉬銻抗比色法，速效鉀采用1 mol/L乙酸銨浸提火焰光度計(F-500)比色法測定。銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮采用1 mol/L氯化鉀浸提—流動分析儀(AA3)測定法測定，pH值采用pH計(PHS-25)電位法測定。各參數(shù)指標(biāo)計算如下：

1.3 數(shù)據(jù)處理

用SPSS 21.0和Excel 2013進行統(tǒng)計分析和制圖。以改良方式和植物種類作為處理因子分別對重構(gòu)土壤的凈礦化率、凈氨化率和凈硝化率進行單因素方差分析(p<0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理重構(gòu)土壤中氮素含量差異

表2 不同改良方式下重構(gòu)土壤有效氮含量比較

相同植物種類條件下添加不同改良劑對銨態(tài)氮含量的影響表現(xiàn)為：T2>CK>T1；硝態(tài)氮含量T2處理顯著高于T1和CK(p<0.05)；種植披堿草和紫花苜蓿重構(gòu)土壤中亞硝態(tài)氮含量表現(xiàn)為：T2>T1>CK，種植燕麥草和草木樨重構(gòu)土壤中亞硝態(tài)氮含量表現(xiàn)為：T2>CK>T1，各處理間含量差異均達到顯著水平(p<0.05)。上述結(jié)果表明使用自制改良劑對重構(gòu)土壤進行改良可以提高土壤中可利用無機態(tài)氮的含量，并以硝態(tài)氮為主，這可能是由于自制改良劑的使用顯著激發(fā)了自養(yǎng)硝化和氨化過程，抑制了反硝化過程，造成硝態(tài)氮的積累，也可能是自制改良劑的施入促進了土壤中的其他形態(tài)的氮轉(zhuǎn)化成無機態(tài)氮。并且較高的銨態(tài)氮能夠促進硝化進程并被硝化細(xì)菌吸收轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮而積累[10]。

2.2 不同處理氮轉(zhuǎn)化速率差異

2.2.1 不同處理下凈氨化率 如圖1所示，相同改良劑的不同植物種類處理，重構(gòu)土壤的凈氨化率在30，60，90 d未現(xiàn)出一致的規(guī)律。在植物種子播種后60 d內(nèi)，凈氨化率均為負(fù)值，表明在這一時間段內(nèi)銨態(tài)氮含量處于降低狀態(tài)。

注：圖中小寫字母代表同一改良方式不同植物間差異顯著；大寫字母代表同一植物，不同處理間差異顯著(p<0.05)。下同。

改良劑與植物種類交互作用對重構(gòu)土壤凈氨化率具有極顯著影響(p<0.01)。4種植物種類處理的凈氨化率在30 d均表現(xiàn)為：T2>T1>CK；在60 d凈氨化率表現(xiàn)為：CK>T1>T2；紫花苜蓿、燕麥草處理的凈氨化率在90 d與30 d相似，表現(xiàn)為：T2>T1>CK，T2與T1之間差異不顯著(p>0.05)，草木樨處理的凈氨化率表現(xiàn)為：T2>T1>CK，各處理間均達到差異顯著水平(p<0.05)；披堿草、紫花苜蓿和燕麥草在120 d時T2的凈氨化率顯著高于T1和CK(p<0.05)，而草木樨的凈氨化率T2顯著低于T1和CK(p<0.05)。

2.2.2 不同處理凈硝化率 改良劑與植物種類對重構(gòu)土壤凈硝化率的影響見圖2。添加相同改良劑不同植物種類下，凈硝化率在30 d時CK處理的披堿草、紫花苜蓿和燕麥草之間，30 d和60 d時T1處理的紫花苜蓿、燕麥草和草木樨之間，60 d時T2處理的披堿草、紫花苜蓿和草木樨之間均未表現(xiàn)出明顯差異(p>0.05)；在90 d時隨著重構(gòu)土壤硝化作用的加強，處理間硝化率開始出現(xiàn)差異，CK處理、T1處理凈硝化率表現(xiàn)為：草木樨>燕麥草>披堿草>紫花苜蓿，T2處理的表現(xiàn)為：草木樨>燕麥草>披堿草>紫花苜蓿；120 d不同改良方式的凈硝化率表現(xiàn)為：紫花苜蓿>披堿草>燕麥草>草木樨。

圖2 不同改良方式下重構(gòu)土壤的凈硝化率

2.2.3 不同處理氮凈礦化率 改良劑與植物種類均會對重構(gòu)土壤氮凈礦化率產(chǎn)生極顯著影響(p<0.01)(表3)。在添加相同改良劑時，紫花苜蓿處理的重構(gòu)土壤氮凈礦化率顯著高于其他植物處理(p<0.05)。間植物種類對重構(gòu)土壤氮凈礦化率的影響受播種后時間影響略有差異，一般表現(xiàn)為：紫花苜蓿>燕麥草>草木樨>披堿草(圖3)。植物與土壤往往形成一個耦合的系統(tǒng)，植物不僅吸收利于土壤氮素，改變參與土壤氮轉(zhuǎn)化過程的氮底物濃度，也對土壤氮轉(zhuǎn)化過程及其速率的影響存在反饋作用機制，與其他植物相比，種植紫花苜?？梢蕴岣叩獌舻V化率，促進重構(gòu)土壤中氮的礦化。

相同的植物處理，改良劑對氮凈礦化率的影響為：披堿草、紫花苜蓿和草木樨處理的重構(gòu)土壤在30 d氮凈礦化率表現(xiàn)出：T1>T2>CK的規(guī)律；紫花苜蓿、燕麥草和草木樨處理的重構(gòu)土壤在60 d氮凈礦化率：T1>CK>T2，且達到差異顯著水平(p<0.05)，在90，120 d凈氮礦化率：T2>CK>T1。

試驗前期重構(gòu)土壤的氮凈礦化率多呈現(xiàn)出負(fù)值，圖2顯示前期凈氨化率均為負(fù)值，凈硝化率也處于較低水平，這可能是因為前期自制改良劑或雞糞肥尚未發(fā)揮出改良效果，且植物處于苗期根系不發(fā)達，重構(gòu)土壤通氣性差抑制了好養(yǎng)硝化細(xì)菌，激活了反硝化細(xì)菌。表1說明經(jīng)改良的重構(gòu)土壤全氮含量提高，為氮的礦化提供了豐富的底物，但因為反硝化作用的加強，硝態(tài)氮積累較少，并且銨態(tài)氮受pH值影響揮發(fā)損失，因此在前期氮凈礦化率出現(xiàn)負(fù)值。播種后90 d氮凈礦化率各處理處于較高水平，是無機氮積累的主要時間。

圖3 不同改良方式下重構(gòu)土壤的氮凈礦化率

2.3 氮動態(tài)變化的影響因子

由表3可知，多重判定系數(shù)R2分別均大于0.95，說明改良方式、植物種類及其交互作用對重構(gòu)土壤的氮凈礦化率、凈氨化率和凈硝化率的聯(lián)合影響很大。方差分析結(jié)果表明，改良方式、植物種類兩個因素對氮凈礦化率、凈氨化率和凈硝化率的影響是極顯著的(p<0.01)，改良方式與植物種類的交互作用的P值均為0.00，這說明這兩個因素的交互作用對重構(gòu)土壤的氮凈礦化率、凈氨化率和凈硝化率有極顯著顯著影響(p<0.01)。

表3 不同因素對重構(gòu)土壤氮指標(biāo)影響的方差分析結(jié)果

3 討 論

3.1 植物種類對氮存在形式與氮轉(zhuǎn)化率的影響

自然狀態(tài)下植物對土壤的干擾是一種積極的干涉性的干擾[11]。本研究表明，種植紫花苜蓿可以提高重構(gòu)土壤氮凈礦化率，種植燕麥草和草木樨可以提高重構(gòu)土壤的凈硝化率。

微生物活性是決定硝化活性的主要因素之一。植物通過共生固氮所獲得的有機氮具有有效期長、易積累、又可通過微生物礦化轉(zhuǎn)化成無機氮緩慢釋放、易被植物吸收等優(yōu)點[12]，植物種類不同，對土壤中氮素形態(tài)的利用偏好有差異，并且根系分泌物種類與數(shù)量不同，對土壤微生物活動的促進作用也不相同，這是植物種類對氮轉(zhuǎn)化率產(chǎn)生影響的主要原因之一，與楊青川[13]的觀點一致，紫花苜蓿不僅耐受性強，并且具有改土固氮、改善生態(tài)環(huán)境的作用，因此更適合種植于重構(gòu)土壤中。

3.2 改良劑對氮存在形式與氮轉(zhuǎn)化率的影響

硝態(tài)氮作為植物生長所需氮素的主要來源，其含量反映土壤肥力水平。關(guān)于有機質(zhì)對氮轉(zhuǎn)化的影響結(jié)論尚未統(tǒng)一，Cheng等[14]、Wang等[15]認(rèn)為，有機肥的使用可以提高土壤的自養(yǎng)硝化和異養(yǎng)硝化速率，F(xiàn)an等[16]和van Teeseling等[17]的研究則認(rèn)為可利用有機碳可以抑制硝化反應(yīng)。在本研究中，施用自制改良劑的重構(gòu)土壤有機碳含量最大，自制改良劑和雞糞肥均提高了重構(gòu)土壤的凈硝化率，但自制改良劑處理的凈硝化率高于施用雞糞肥處理，這是因為凈硝化率除有機碳含量外還受到諸多環(huán)境因子的影響，自制改良劑的施用對重構(gòu)土壤起到綜合的調(diào)節(jié)作用，并且土壤的硝化作用由土壤微生物所驅(qū)動，自制改良劑中含有枯草芽孢桿菌，其對硝化作用的刺激效果大于雞糞肥，因此呈現(xiàn)該結(jié)果。同時，自制改良劑中的玉米芯、酒糟等物質(zhì)作為生物質(zhì)材料，其中的有機氮礦化并釋放出銨態(tài)氮和硝態(tài)氮，直接提高重構(gòu)土壤中的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量。雞糞肥在礦化過程中碳氮比提高，微生物在活動過程中需要消耗土壤中的有效態(tài)氮素，使得自制改良劑的凈硝化率高于雞糞肥。

有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)[18-19]，在一定范圍內(nèi)，硝化過程速率隨土壤pH值的增加而增加，這與本研究結(jié)果相反，經(jīng)過不同改良方式處理后的重構(gòu)土壤pH值大小關(guān)系為：CK>T1>T2，而硝化率大小關(guān)系則表現(xiàn)為：T2> CK>T1。這可能是因為自制改良劑的施入引入了微生物，而微生物作用對硝化作用的影響大于pH值對硝化作用的影響，因此出現(xiàn)與之相反的結(jié)果。

3.3 其他因素對氮轉(zhuǎn)化率的影響

土壤氮轉(zhuǎn)化速率受土壤理化性質(zhì)[14,20]、土壤溫濕度[21]、土壤微生物[22]和凋落物質(zhì)量[23]、抑制物質(zhì)或激發(fā)物質(zhì)存在[24]等很多因素影響。土壤微生物受環(huán)境變化影響，它們的活動對生態(tài)系統(tǒng)的生物地球化學(xué)循環(huán)具有重要作用[25-26]，不同環(huán)境因素對氮轉(zhuǎn)化率的影響，實際上是對土壤微生物的影響。倪銀霞等[27]研究與本研究得出相似的結(jié)果，倪銀霞認(rèn)為有機碳的含量能夠影響到土壤微生物對氮的轉(zhuǎn)化，本研究發(fā)現(xiàn)，有機碳含量與氮凈礦化率、凈氨化率和凈硝化率存在正相關(guān)關(guān)系，這是因為有機碳含量的增加為微生物活動提供了碳源，促進土壤微生物功能的發(fā)揮。

硝化作用的最適 pH值在 7.5～8.5[28]，本研究所適用的重構(gòu)土壤處于該區(qū)間內(nèi)，試驗前期(播種后60 d內(nèi))凈硝化作用處于較低水平，這可能是因為重構(gòu)土壤物理性狀不佳，改良劑因為時間短尚未發(fā)揮作用，重構(gòu)土壤透氣性差，O2含量低使硝化作用受到抑制[29]，氮轉(zhuǎn)化以反硝化為主。

氨氮能加快硝化反應(yīng)[16,30]，Azam等[31]認(rèn)為銨態(tài)氮作為固氮產(chǎn)物可增強根際微生物活性，本研究也發(fā)現(xiàn)，銨態(tài)氮含量較高的處理也同樣具有較高的凈硝化率，氨氮含量主要影響氨氧化微生物(AOA)和氨氧化古菌(AOB)的分布與豐度，AOB通常在氨氧化過程中發(fā)揮主導(dǎo)作用進而影響硝化率。

4 結(jié) 論

(1) 播種90 d內(nèi)，重構(gòu)土壤中無機態(tài)氮存在形式由銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化。經(jīng)改良劑和植物作用120 d后，重構(gòu)土壤中無機氮的存在形式以硝態(tài)氮為主。

(2) 紫花苜?？梢蕴岣咧貥?gòu)土壤氮凈礦化率，燕麥草和草木樨可以提高重構(gòu)土壤的凈硝化率。

(3) 添加自制改良劑能夠提高重構(gòu)土壤中無機態(tài)氮含量，對重構(gòu)土壤的凈氨化率、凈硝化率及氮凈礦化率的提高有促進作用。