王凱 劉勇 趙蕊蕊 鮮李虹 李曉麗 馮雪瑾 吳翼
(北京林業(yè)大學(xué),北京,100083)
人工林在我國森林資源中占有重要地位,對調(diào)節(jié)生態(tài)系統(tǒng)循環(huán)和氣候變化發(fā)揮著重要作用。但是隨著生態(tài)環(huán)境問題日益嚴(yán)峻,林地地力逐漸衰退,土壤物理性質(zhì)惡化、土壤養(yǎng)分匱乏,嚴(yán)重影響我國人工林的可持續(xù)經(jīng)營和生態(tài)效益的發(fā)揮[1-2]。有研究表明,氮素是植物生長過程中重要的元素之一,但在土壤中主要以有機(jī)態(tài)的形式存在,并不能直接被植物吸收利用,無機(jī)氮僅占土壤總N的1%左右,只有通過礦化作用將有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為無機(jī)氮,才能被植物吸收利用[3-4];因此土壤氮礦化是生態(tài)系統(tǒng)循環(huán)中重要生物化學(xué)過程,也是氮素形態(tài)轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵部分[4-6],對提高生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力有著不可替代的地位。但土壤氮礦化受土壤溫度、土壤含水量、微生物、總氮量等諸多因素的影響[5-7];有研究表明,在適宜的水分條件下,升高土壤溫度可以增強(qiáng)土壤微生物的活性,進(jìn)而提高土壤氮礦化速率[8],土壤凈氮礦化速率與土壤含水量呈顯著正相關(guān)[6]。
有機(jī)肥中含豐富的碳、氮、磷等營養(yǎng)元素,不僅能夠?yàn)橹参锾峁I養(yǎng)元素,同時(shí)也促進(jìn)土壤微生物的快速繁殖,加速土壤中氮素的轉(zhuǎn)化速率[3,5],因此常被作為土壤改良劑;但過量施用有機(jī)肥,一方面容易造成水體富營養(yǎng)化、硝酸鹽淋溶污染環(huán)境等問題[5],另一方面會造成溫室氣體(CO2,CH4)排放,加重溫室效應(yīng)[9]。生物炭具有巨大的比表面積和多孔結(jié)構(gòu),可有效改良土壤質(zhì)量[10-13]。生物炭是指在缺氧和相對溫度“較低”(<700 ℃)條件,熱解木材、農(nóng)作物廢棄物、植物組織等形成的一種富含炭的產(chǎn)物[10-11]。因其疏松多孔且比表面積大,不僅可以增強(qiáng)土壤對營養(yǎng)元素的吸附能力[12],提高土壤的含水量[10];還可以為土壤細(xì)菌生長與繁殖提供了良好的棲息環(huán)境,促進(jìn)有機(jī)質(zhì)分解,提高土壤肥力[13],常作為土壤改良劑施加于土壤。生物炭能夠通過調(diào)節(jié)土壤中硝化過程避免氮素流失,在透氣性較好且銨態(tài)氮充足的土壤中,銨態(tài)氮會被快速硝化為硝態(tài)氮[14]。生物炭還能夠吸附去除土壤中某些硝化作用的抑制劑,解除抑制作用,促進(jìn)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氣狀況,降低厭氧程度,從而抑制反硝化作用,影響土壤中有機(jī)氮礦化過程[14-16]。
毛白楊(Populustomentosa)是我國優(yōu)良的鄉(xiāng)土樹種,具有材質(zhì)好、生長快、較耐干旱和鹽堿等特點(diǎn),是華北地區(qū)速生用材造林樹種,在我國人工林中占有重要地位;改善土壤質(zhì)量、提高人工林地生產(chǎn)力,可促進(jìn)人工林的持續(xù)經(jīng)營和生態(tài)效益的發(fā)揮。在土壤中施用生物炭和有機(jī)肥可有效提高土壤質(zhì)量,但關(guān)于生物炭和有機(jī)肥在土壤中的應(yīng)用研究,較多集中于農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)[17-19],而在森林土壤中的應(yīng)用研究較少。為此,本研究在山東省聊城市冠縣北京林業(yè)大學(xué)科研基地,以毛白楊人工林土壤為研究對象,采用裂區(qū)試驗(yàn)和原位培養(yǎng)法,選擇3種有機(jī)肥施加量(0、3、9 t·hm-2)、3種生物炭施加量(分別為0、2.5、10.0 t·hm-2),于2018年春季對試驗(yàn)地土壤撒施生物炭和有機(jī)肥,2019年采用生長一致的1年生“北林雄株1號”造林;2020年8—11月份采集試驗(yàn)地土樣,測算經(jīng)過不同施肥處理后的毛白楊人工林土壤凈氨化速率、凈硝化速率、凈氮礦化速率,分析生物炭、有機(jī)肥及其交互作用對毛白楊人工林土壤氮礦化的影響。旨在為改良林地土壤質(zhì)量、提高人工林生產(chǎn)力提供參考。
研究地位于山東省聊城市冠縣北京林業(yè)大學(xué)科研基地(115°16′~115°47′E、36°22′~36°42′N),海拔42.5~35.0 m。屬暖溫帶季風(fēng)區(qū)域大陸性半干旱氣候,年平均氣溫13.1 ℃,年平均氣壓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。土壤類型為沙壤土,呈弱堿性(pH=8.2),含沙量多,滲透速度快,保水性差;土壤有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)6.45 g·kg-1、全氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)2.23 mg·kg-1、總磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)1.40 mg·kg-1、總鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)8.34 mg·kg-1。
選擇3種有機(jī)肥施加量(0、3、9 t·hm-2)、3種生物炭施加量(0、2.5、10.0 t·hm-2),以不施加生物炭和有機(jī)肥為對照,試驗(yàn)共設(shè)置9個(gè)協(xié)同施加試驗(yàn)方案:分別為對照(不施加生物炭和有機(jī)肥)、M0B1(不施加有機(jī)肥+施加生物炭2.5 t·hm-2)、M0B2(不施加有機(jī)肥+施加生物炭10.0 t·hm-2)、M1B0(施加有機(jī)肥3 t·hm-2+不施加生物炭)、M1B1(施加有機(jī)肥3 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2)、M1B2(施加有機(jī)肥3 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2)、M2B0(施加有機(jī)肥9 t·hm-2+不施加生物炭)、M2B1(施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2)、M2B2(施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2)。試驗(yàn)以有機(jī)肥為主處理、生物炭為副處理的裂區(qū)試驗(yàn)設(shè)計(jì),均排列為隨機(jī)區(qū)組,每個(gè)處理重復(fù)3次,試驗(yàn)共27個(gè)小區(qū)。于2018年春季撒施生物炭和有機(jī)肥,施加深度均為20 cm;2019年采用生長一致的1年生“北林雄株1號”造林,造林密度為3 m×4 m,每小區(qū)栽植63株。試驗(yàn)地周圍設(shè)置保護(hù)行。
用原位置培養(yǎng)法研究土壤氮礦化速率[6]。即在每個(gè)小區(qū)內(nèi)隨機(jī)尋找3個(gè)培養(yǎng)點(diǎn),清除地表的凋落物和植被后,用錘子將3根內(nèi)徑6 cm、長20 cm的PVC(聚氯乙烯)管分別垂直打入土中,管頂用透氣但不透水的塑料薄膜封住,進(jìn)行原位培養(yǎng),培養(yǎng)時(shí)間為1個(gè)月。每次打入PVC管時(shí),分別在每個(gè)PVC管外壁5 cm范圍內(nèi)用土鉆取土,然后帶回實(shí)驗(yàn)室過2 mm篩,一部分用于測量培養(yǎng)前起始狀態(tài)的相應(yīng)形態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù),另一部分用于測量土壤的理化性質(zhì)。本試驗(yàn)共設(shè)置4個(gè)培養(yǎng)時(shí)期,分別為2020年8、9、10、11月份。在每個(gè)培養(yǎng)時(shí)期重復(fù)以上的方法,每個(gè)時(shí)期共81根PVC管。每次取回PVC管中的土壤過2 mm篩,立即測定銨態(tài)氮、硝態(tài)氮。土壤溫度采用儀器埋土測量,每2 h記錄1次。
采用杜馬斯催化燃燒法(FLASH2000 CHNS/O,Thermo,USA)測定土壤全氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)、全碳質(zhì)量分?jǐn)?shù);采用環(huán)刀法測量土壤的水分;土壤銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用靛藍(lán)比色法測定,即用濃度為2 mol/L的氯化鉀溶液浸提,然后用分光光度計(jì)(Agilent Cary 300,Agilent Technologies Inc,Australian)進(jìn)行比色;土壤硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用紫外分光光度法測定。根據(jù)培養(yǎng)前后土壤中無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)的差異,分別計(jì)算土壤中氮素的凈硝化速率、凈氨化速率、凈氮礦化速率:
Rm=Ra+Rn。
利用雙因素重復(fù)測量方差分析法,檢驗(yàn)生物炭和有機(jī)肥及其交互作用,對土壤硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)、銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)、無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)、凈硝化速率、凈氨化速率、凈氮礦化速率的影響,并對各個(gè)處理進(jìn)行單因素方差分析、采用鄧肯(Duncan)法進(jìn)行多重比較,分析不同處理間的差異性(α=0.05);采用皮爾遜(Pearson)相關(guān)系數(shù),評價(jià)土壤凈氨化速率、凈硝化速率、凈氮礦化速率,與土壤溫度、含水量、總氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)、碳氮質(zhì)量比(w(C)∶w(N))的相關(guān)關(guān)系。
由表1可見:8—11月份,土壤含水量逐漸降低,但到11月份有所上升。在同一月份中,不同處理間土壤含水量差異顯著(P<0.05);10、11月份,“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭10 t·hm-2”協(xié)同處理的土壤含水量,分別比對照(不施加生物炭和有機(jī)肥)的土壤含水量提高了30.1%、34.1%。土壤含水量方差分析結(jié)果表明,施加有機(jī)肥、生物炭存在明顯的交互作用(見表2)。
表1 不同處理不同月份時(shí)土壤含水量
表2 施加有機(jī)肥和生物炭對土壤含水量影響的方差分析結(jié)果
在整個(gè)試驗(yàn)期間,土壤溫度隨著時(shí)間的推移逐漸降低,在8月份土壤的溫度最高;11月份土壤溫度最低,整體在2.6~32.2 ℃范圍內(nèi)波動(dòng)(見圖1)。
由表3可見:各處理的土壤硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化趨勢基本一致,隨著時(shí)間的推移,土壤中硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐漸降低,在11月份達(dá)到最低值。9月份,生物炭施加量為10.0 t·hm-2時(shí)的土壤硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)最大(1.170 mg·kg-1);10月份,與不施加生物炭相比,生物炭施加量為10.0 t·hm-2時(shí),土壤硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)提高了188.8%;11月份,生物炭施加量為10.0 t·hm-2時(shí),土壤硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)最大(0.507 mg·kg-1),比不施加生物炭增加了100.4%。
不同處理的土壤中無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化,與土壤硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化相似,在8月份達(dá)到最大值。在植物生長季(8—10月份)中,土壤中的無機(jī)氮主要以硝態(tài)氮的形式存在,占總無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)52.1%~80.65%;但在非生長季(11月份),土壤中無機(jī)氮主要以銨態(tài)氮的形式存在(最高可達(dá)61.4%的銨態(tài)氮)。在整個(gè)試驗(yàn)期間,生物炭施加量為10.0 t·hm-2時(shí),土壤無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高,在0.877~1.734 mg·kg-1范圍波動(dòng);與不施加生物炭相比,9月份二者差異不顯著,但10月份,生物炭施加量為10.0 t·hm-2時(shí)土壤無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加了96.5%。
表3 不同生物炭施加量時(shí)不同月份土壤硝態(tài)氮、無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)
生物炭施加量無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)/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可見:施加生物炭和有機(jī)肥,對土壤銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響不顯著,且二者的交互作用對土壤無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響不顯著。在9、10、11月份,施加生物炭對土壤硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響顯著(P<0.05);在9、10月份,施加生物炭對土壤無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響顯著(P<0.05)。
表4 施加生物炭和有機(jī)肥對土壤無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響的方差分析結(jié)果
不同處理對土壤凈氨化速率的影響:由表5可見,在整個(gè)試驗(yàn)階段,土壤的凈氨化速率呈現(xiàn)先下降,之后緩慢上升至平穩(wěn)的趨勢。在8月份,各處理的土壤凈氨化速率顯著大于其它階段,與對照(不施加生物炭和有機(jī)肥)相比,“不施加有機(jī)肥+施加生物炭2.5 t·hm-2”、“不施加有機(jī)肥+施加生物炭10.0 t·hm-2”、“施加有機(jī)肥3 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2”、“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+不施加生物炭”、“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2”各協(xié)同處理的土壤凈氨化速率,分別提高了53.1%、68.8%、57.8%、60.9%、95.3%。在9月份,各處理的土壤凈氨化速率較低,變化范圍為0.012~0.032 mg·kg-1·d-1。在10、11月份,生物炭和有機(jī)肥對土壤的凈氨化速率沒有顯著影響。
不同處理對土壤凈硝化速率的影響:由表6可見,在整個(gè)試驗(yàn)階段,各處理的土壤凈硝化速率在0.034~0.341 mg·kg-1·d-1范圍內(nèi)波動(dòng),在8月份達(dá)到高峰,然后開始迅速下降,隨后緩慢下降并趨向穩(wěn)定。與對照(不施加生物炭和有機(jī)肥)相比,在8、9月份,“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”協(xié)同處理,土壤凈硝化速率分別提高了22.7%、58.0%。在8月份,“施加有機(jī)肥3 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”協(xié)同處理的土壤凈硝化速率,顯著低于對照(不施加生物炭和有機(jī)肥)。在10月份,“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2”協(xié)同處理,土壤凈硝化速率最大,比對照(不施加生物炭和有機(jī)肥)增加了100.0%。在試驗(yàn)?zāi)┢?,各個(gè)處理之間的土壤凈硝化速率差異不顯著。
表5 不同處理不同月份時(shí)土壤凈氨化速率
表6 不同處理不同月份時(shí)的土壤凈硝化速率
不同處理對土壤凈氮礦化速率的影響:由表7可見,與土壤凈硝化速率的變化相似,各處理的土壤凈氮礦化速率變化范圍為0.064~0.444 mg·kg-1·d-1。在整個(gè)試驗(yàn)階段,“不施加有機(jī)肥+施加生物炭10.0 t·hm-2”、“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”協(xié)同處理,土壤凈氮礦化速率在8月份達(dá)到最大值,分別為0.444、0.420 mg·kg-1·d-1,之后降低;而“施加有機(jī)肥3 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”協(xié)同處理,土壤凈氮礦化速率最低(0.255 mg·kg-1·d-1)。與對照(不施加生物炭和有機(jī)肥)相比,“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”協(xié)同處理的土壤凈氮礦化速率,在8、9月份分別增加了22.8%、50.0%。
表7 不同處理不同月份時(shí)的土壤凈氮礦化速率
生物炭、有機(jī)肥及其交互作用對土壤氮素轉(zhuǎn)化速率的方差分析:由表8可見,在8、9月份,生物炭和有機(jī)肥的交互作用,對土壤凈硝化速率、凈氮礦化速率影響極顯著(P<0.01),對土壤的凈氨化速率影響不顯著。在8、9月份,生物炭對土壤的凈氨化速率、凈硝化速率、凈氮礦化速率影響顯著(P<0.05);在10月份,生物炭對土壤凈硝化速率影響極顯著(P<0.01)。有機(jī)肥對土壤的氮轉(zhuǎn)化速率影響不顯著。
表8 生物炭、有機(jī)肥及其交互作用對土壤氮素轉(zhuǎn)化速率影響的方差分析結(jié)果
由表9可見:土壤的凈硝化速率與土壤溫度呈極顯著正相關(guān),凈氮礦化速率與土壤溫度呈顯著正相關(guān);土壤含水量,與土壤凈硝化速率、凈氮礦化速率呈顯著正相關(guān);土壤總氮質(zhì)量分?jǐn)?shù),與土壤凈硝化速率呈極顯著正相關(guān)、與土壤凈氮礦化速率呈顯著正相關(guān);土壤碳氮質(zhì)量比(w(C)∶w(N)),與土壤凈硝化速率、凈氮礦化速率呈顯著負(fù)相關(guān)。
表9 土壤氮素轉(zhuǎn)化速率與環(huán)境因子之間的相關(guān)系數(shù)
生物炭和有機(jī)肥通過改變土壤中養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)、豐富微生物群落等,影響土壤中有效氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)[3,11]。本研究表明,各處理對銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響不顯著。由于土壤氨化過程比較弱,銨態(tài)氮不穩(wěn)定,很容易被轉(zhuǎn)化為硝酸鹽[20];此外,土壤中的有機(jī)質(zhì)隨著時(shí)間的推移,養(yǎng)分大大降低,而生物炭只與少量的銨態(tài)氮結(jié)合,大量的銨態(tài)氮被硝化為硝態(tài)氮[17];因此,土壤中銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低,各處理對銨態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響不顯著。在8月份時(shí),本研究地區(qū)降水量較大,造成硝態(tài)氮被淋溶到土壤生態(tài)系統(tǒng)外;此外,高溫和高濕進(jìn)一步增強(qiáng)了土壤的反硝化強(qiáng)度[21];因此,各處理對土壤的硝態(tài)氮、無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響不顯著。而在9月份時(shí),施加生物炭10.0 t·hm-2時(shí)硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)最大;在10、11月份時(shí),施加生物炭10.0 t·hm-2時(shí)硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù),與對照(不施加生物炭和有機(jī)肥)樣地硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)相比,分別增加了188.8%、100.4%;說明該時(shí)期的降雨較少,淋溶現(xiàn)象不明顯,且生物碳可以吸附土壤中游離的硝酸根,減少養(yǎng)分的流失[10,22],因此生物炭可以提高土壤中的硝酸根含量。
在整個(gè)試驗(yàn)過程中,土壤硝態(tài)氮、無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù),隨時(shí)間推移呈現(xiàn)逐漸降低的變化趨勢;這是因?yàn)殡S著時(shí)間的推移,土壤的溫度和含水量逐漸降低,抑制了土壤的硝化和氨化作用[21],因此土壤無機(jī)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于生長季。在植物生長季(8—10月份),土壤中的無機(jī)氮主要以硝態(tài)氮的形式存在;在非生長季(11月份),銨態(tài)氮占主要部分。通常在生長季內(nèi),植物吸收養(yǎng)分時(shí)會更偏向于銨態(tài)氮[20],且生物炭通過調(diào)節(jié)土壤溫度、提高土壤濕度和通氣性,從而刺激硝化菌活性,促進(jìn)銨態(tài)氮轉(zhuǎn)化為硝酸鹽[23],因此,在生長季硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)占無機(jī)氮比例較大;在非生長季(11月份),這是由于植物進(jìn)入休眠期,對土壤銨態(tài)氮的吸收較少,此外,低溫和較低的土壤含水量不利于硝化過程,因此硝態(tài)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低。
土壤的氮礦化過程是指通過微生物的作用將有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為可被植物吸收利用的無機(jī)氮[3-4],當(dāng)向土壤中添加有機(jī)肥時(shí),有機(jī)肥作為一種緩釋肥料,能長期存在于土壤中,提供氮源和有機(jī)質(zhì),改善土壤中的碳氮質(zhì)量比(w(C)∶w(N)),進(jìn)而提高土壤的凈氮礦化速率[3]。然而在本研究中,有機(jī)肥對土壤的凈硝化速率、凈氮礦化速率的影響不顯著;這是由于有機(jī)肥中碳氮質(zhì)量比(w(C)∶w(N))較低,微生物活性強(qiáng)[24],且隨著時(shí)間的遷移,土壤中的有機(jī)肥被微生物大量分解,通過淋溶作用導(dǎo)致土壤中的養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)下降,無法提供充足的銨態(tài)氮供硝化細(xì)菌轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮[5],而土壤中凈氮礦化速率以凈硝化速率為主,因此有機(jī)肥對土壤的凈硝化速率、凈氮礦化速率影響不顯著。
當(dāng)生物炭和有機(jī)肥一起施用時(shí),比單施生物炭和有機(jī)肥,二者的交互作用對土壤的凈硝化速率、凈氮礦化速率影響效果,顯著高于單施生物炭和有機(jī)肥,尤其是“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”協(xié)同處理顯著提高了凈氮礦化速率。這是因?yàn)?,有機(jī)肥料含有豐富的氮肥和有機(jī)質(zhì),生物炭通過自身巨大的比表面積和多孔結(jié)構(gòu),吸附有機(jī)肥料中的營養(yǎng)物質(zhì),防止水分淋溶,緩慢地釋放養(yǎng)分[25],最大限度地提高了有機(jī)肥的利用效率。此外,生物炭還為土壤細(xì)菌生長與繁殖提供了良好的棲息環(huán)境,增強(qiáng)細(xì)菌的活性和多樣性[13],促進(jìn)有機(jī)質(zhì)分解,進(jìn)而提高土壤的氮轉(zhuǎn)化效率。如Lentz et al.[17]將牛糞和生物炭單獨(dú)或聯(lián)合施用于鈣質(zhì)土壤中,發(fā)現(xiàn)生物炭和有機(jī)肥的結(jié)合,更好地促進(jìn)土壤凈氮礦化。本研究中,在試驗(yàn)期間8、9月份時(shí),“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”協(xié)同處理提高了土壤的凈硝化速率,而“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2”協(xié)同處理對土壤的凈硝化速率沒有影響。說明當(dāng)生物炭和有機(jī)肥的聯(lián)合施用時(shí),施肥增加了土壤的凈氮礦化,進(jìn)一步表明生物炭對土壤的凈氮礦化有一定的抑制作用,但是并沒有減少凈氮礦化,這是因?yàn)橛袡C(jī)肥釋放的銨態(tài)氮只有少量與生物炭結(jié)合,剩余的銨態(tài)氮被硝化為硝態(tài)氮[17]。本研究中,“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭10.0 t·hm-2”協(xié)同處理的生物炭質(zhì)量分?jǐn)?shù)高,對土壤中銨態(tài)氮的吸附較多,因此對土壤的凈硝化速率小于“施加有機(jī)肥9 t·hm-2+施加生物炭2.5 t·hm-2”的協(xié)同處理。土壤的碳氮質(zhì)量比(w(C)∶w(N))在調(diào)控氮素礦化過程中起著重要作用。本研究中,土壤的凈硝化速率、凈氮礦化速率,與碳氮質(zhì)量比(w(C)∶w(N))呈顯著負(fù)相關(guān)。這表明添加生物炭可以提高土壤中的碳氮質(zhì)量比(w(C)∶w(N));而高碳氮質(zhì)量比(w(C)∶w(N))的土壤中會增強(qiáng)固氮細(xì)菌的活性[23],從而抑制土壤氮礦化,進(jìn)一步反映了有機(jī)肥的添加會降低土壤碳氮質(zhì)量比(w(C)∶w(N)),進(jìn)而提高土壤的凈氮礦化速率[3]。土壤凈氮礦化速率、凈硝化速率,與土壤全氮之間呈顯著正相關(guān)[26],這表明土壤全氮的增加對土壤礦化和硝化有明顯的促進(jìn)作用,進(jìn)一步說明了,生物炭和有機(jī)肥的聯(lián)合使用可以減少營養(yǎng)元素的流失,最大限度地利用了這兩種土壤改良劑[5,17,25]。
本研究表明,土壤的凈氨化速率、凈硝化速率、凈氮礦化速率,呈明顯的季節(jié)變化;8月份,土壤的氮轉(zhuǎn)化速率最高,之后緩慢下降。土壤的氮素轉(zhuǎn)化效率受多種因素的影響,這種明顯的季節(jié)變化與土壤溫度和含水量密切相關(guān)[27],鄒亞麗等[28]通過室內(nèi)培養(yǎng)的方法,證明了溫度與濕度的交互效應(yīng)對土壤凈氮礦化有明顯的影響。在生長季中期(8月份),充足的水分將改變土壤的通氣狀況,影響有機(jī)肥中可溶性底物在土壤中的擴(kuò)散;再加上適宜的溫度、較好的水熱條件;豐富了土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和提高微生物活性[29],進(jìn)而促進(jìn)氨化作用、硝化作用、氮礦化作用,且在一定溫度范圍內(nèi)[21,30-31],土壤氮轉(zhuǎn)化速率隨溫度升高而增加。低溫會抑制土壤微生物的活性,而在適宜的溫度范圍內(nèi)(25~35 ℃),微生物的活性最強(qiáng)[21],因此在生長季中期(8月份)土壤的氮轉(zhuǎn)化速率達(dá)到最大值。
生物炭顯著提高了土壤無機(jī)氮的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。不同生物炭和有機(jī)肥協(xié)同處理的土壤凈氨化速率、凈硝化速率、凈氮礦化速率存在顯著差異,凈硝化速率和凈氮礦化速率隨著時(shí)間推移先驟降后趨向平穩(wěn)的趨勢。土壤溫度、土壤含水量和土壤總氮質(zhì)量分?jǐn)?shù),是驅(qū)動(dòng)土壤凈硝化速率和凈氮礦化速率的主要因素,而土壤碳氮質(zhì)量比(w(C)∶w(N))對土壤氮素轉(zhuǎn)化速率有一定的抑制作用。因此,在毛白楊人工林經(jīng)營管理中,添加有機(jī)肥時(shí)應(yīng)適當(dāng)混施少量生物炭維持土壤肥力,減少養(yǎng)分流失,以保證林木良好生長。