不同施氮量和灌水水平下毛白楊林地土壤礦質(zhì)氮?jiǎng)討B(tài)*

黃夢(mèng)遙 張潤(rùn)哲 史 策 楊 昊 魏一凡 張兆德 祝 琳宋連君 聶立水 王登芝

（1. 北京林業(yè)大學(xué)林學(xué)院 森林培育與保護(hù)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 北京 100083；2. 河北省威縣苗圃場(chǎng) 邢臺(tái) 054700）

硝態(tài)氮和銨態(tài)氮是楊樹（Populus）吸收利用的2種主要氮素形態(tài)，也是土壤礦質(zhì)氮的重要組成部分（董雯怡等，2009；Domenicanoet al., 2011），二者在土壤中的含量與分布受施氮灌溉措施、土壤質(zhì)地、林地類型、降雨和季節(jié)變化等因素影響（Cassmanet al.,2002；張金波等，2004）。研究表明，華北平原楊樹速生豐產(chǎn)林年適宜施氮（尿素）量為100～400 kg·hm-2（朱嘉磊等，2019），通過灌水將土壤含水量維持在田間持水量的60%～75%可確保林地較高材積生長(zhǎng)（任忠秀等，2011；張潤(rùn)哲等，2019）。氮肥和水分投入雖可促進(jìn)林木快速生長(zhǎng)，但過量施用容易造成土壤中累積大量氮素，在灌水或強(qiáng)降雨作用下向深土層淋失，導(dǎo)致地下水污染（Gehlet al., 2005)。因此，弄清楚土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮的動(dòng)態(tài)變化對(duì)林地精準(zhǔn)施肥和灌水具有重要作用。

尿素施入土壤后快速溶解，在脲酶作用下逐漸水解為銨態(tài)氮，隨后通過硝化作用氧化為硝態(tài)氮，同時(shí)銨態(tài)氮還存在NH3形式損失（Huanget al., 2017）。土壤脲酶活性直接影響尿素水解速率，從而影響土壤中硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量以及氨揮發(fā)速率（Siguaet al.，2020）。加入尿素量使脲酶活性達(dá)到平穩(wěn)前，脲酶活性與土壤中尿素濃度呈正相關(guān)，而對(duì)水分含量的響應(yīng)結(jié)果不一（周禮愷等，1984）。氨揮發(fā)是土壤氮素氣態(tài)損失的主要途徑之一，其損失率有時(shí)可達(dá)施氮量的40%～50%（曹兵等，2001），不僅降低氮肥利用率，還會(huì)引起土壤酸化、水體富營(yíng)養(yǎng)化等問題(Rochetteet al.,2001)。土壤氨揮發(fā)是多種因素共同作用的結(jié)果，如土壤狀況、環(huán)境因子、管理措施等，尿素施用量是主要因素（Duanet al., 2000；Liet al., 2008）。不同生態(tài)系統(tǒng)氨揮發(fā)特征對(duì)施氮量和灌水水平的響應(yīng)可能具有一定差異性，我國(guó)北方潮土主要糧食作物氨揮發(fā)損失率可達(dá)1%～48%（Caiet al., 2002），對(duì)人工林地土壤氨揮發(fā)特征研究相對(duì)較少（Guoet al., 2022；王成等，2019）。

楊樹生長(zhǎng)季土壤水熱條件相對(duì)充足，氮素含量及其形態(tài)變化劇烈。目前，楊樹水氮施用試驗(yàn)時(shí)間多以季度或年為單位（Heet al., 2020；張潤(rùn)哲等，2019），對(duì)單次施肥周期內(nèi)土壤礦質(zhì)氮?jiǎng)討B(tài)、氨揮發(fā)特征和酶活性變化鮮有報(bào)道，尤其是人工林地生態(tài)系統(tǒng)。鑒于此，本研究以毛白楊（Populus tomentosa）長(zhǎng)期定位施氮試驗(yàn)林為對(duì)象，進(jìn)行單次施氮周期內(nèi)不同施氮量和灌水水平下土壤礦質(zhì)氮?jiǎng)討B(tài)研究，分析土壤礦質(zhì)氮含量、氨揮發(fā)速率和脲酶活性的相關(guān)關(guān)系，以期指導(dǎo)楊樹速生豐產(chǎn)林更加精確的水氮管理措施，提高林地生產(chǎn)力和水氮利用效率，降低氮素?fù)p失，為林地長(zhǎng)期施氮和灌溉水平的合理選擇提供理論依據(jù)。

1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)林地位于華北平原南部河北省邢臺(tái)市威縣苗圃場(chǎng)（113°52—115°49E，36°50—37°47′N），地勢(shì)平坦，屬暖溫帶大陸性半干旱季風(fēng)氣候。年平均氣溫13 ℃，5月平均氣溫21 ℃，年日照2 574.8 h，無霜期198天，年降雨量497.7 mm。林地土壤為砂壤土，質(zhì)地和肥力在空間上分布均勻。土壤總孔隙度為46.7%，田間持水量為26%，密度為1.43 g·cm-3。林地100 cm土層內(nèi)有機(jī)質(zhì)、全氮、有效磷、速效鉀含量均值分別為8.6 g·kg-1、0.58 g·kg-1、8.09 mg·kg-1、90.0 mg·kg-1。

林地于2007年4月造林，為“十一五”、“十二五”長(zhǎng)期水氮施用試驗(yàn)林，造林材料為2齡三倍體毛白楊無性系S86（母本Populus tomentasa×P. bolleana，父本P. alba × P. glandulosa）苗木。造林總面積1.21 hm2，株行距4 m × 6 m（造林密度833株·hm-2），共36個(gè)小區(qū)，每小區(qū)面積252 m2，小區(qū)間設(shè)有保護(hù)行，林間無間作作物，每年3月耕地松土1次。

2 研究方法

2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

設(shè)3種灌水水平W1、W2、W3（表示灌水下限分別為田間持水量的45%、60%、75%），每種灌水水平下設(shè)4種施氮量N0、N1、N2、N3（以純氮量計(jì)算分別為0、101.6、203.2、304.8 kg·hm-2），共12組處理，每組3次重復(fù)，共36小區(qū)。自2007年起，每年在毛白楊生長(zhǎng)旺季5、6、7月分3次進(jìn)行氮、磷、鉀同步施肥，所施肥料分別為尿素（N，46%）、過磷酸鈣（P2O5，16%）和硫酸鉀（K2SO4，50%），磷肥用量為101.6 kg·hm-2，鉀肥用量為50.8 kg·hm-2。采用穴施方法，每次施入肥料總量的1/3，穴與樹干距離為樹冠投影長(zhǎng)度的一半，施肥后立即覆土、灌水，灌水方式采用溝灌。試驗(yàn)期間定期除去林地競(jìng)爭(zhēng)性雜草。土壤含水量監(jiān)測(cè)方法參照張潤(rùn)哲等（2019）。

2.2 樣品采集與測(cè)定

2.2.1 土樣樣品采集與測(cè)定 于2021年5月施氮0、3、7、15、30 天后，在每小區(qū)隨機(jī)選取3個(gè)距樹1 m左右的樣點(diǎn)，垂直采取0～20、20～40、40～60、60～100 cm土層土壤樣品，同層混合后四分法取樣，共取得土樣720份。0～4 ℃條件下帶回，測(cè)定土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量。每次另取表層0～20 cm土樣測(cè)定脲酶活性，共120份。

土壤硝態(tài)氮含量測(cè)定采用紫外分光光度計(jì)法，銨態(tài)氮含量測(cè)定采用靛酚藍(lán)比色法（鮑士旦，2000；Sakamotoet al., 2009），脲酶活性測(cè)定采用比色法，以37 ℃恒溫培養(yǎng)24 h后1 g土壤中含NH3-N的質(zhì)量（mg）表示（關(guān)松蔭，1983）。

2.2.2 土壤氨揮發(fā)采集與測(cè)定 氨揮發(fā)測(cè)定采用雙層海綿通氣法（王朝輝等，2002）。施氮當(dāng)天，在各小區(qū)試驗(yàn)樹體兩側(cè)穴施點(diǎn)上方分別放置1個(gè)通氣法捕獲裝置，開始進(jìn)行氨揮發(fā)采集。施氮后第1周，1天取樣1次；第2周，3～4 天取樣1次；第3周，視測(cè)到的氨揮發(fā)數(shù)量，5～7天取樣1次；之后取樣間隔可延長(zhǎng)至7～15天，直至監(jiān)測(cè)到氨揮發(fā)數(shù)值穩(wěn)定。均在上午10:00時(shí)取樣。

2.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

1） 硝態(tài)氮和銨態(tài)氮累積量（張潤(rùn)哲等，2019）：

式中：M為硝態(tài)氮或銨態(tài)氮累積量（kg·hm-2）；C為硝態(tài)氮含量（mg·kg-1）；H為土層厚度（cm）；D為土壤密度（g·cm-3）。

2） 氨揮發(fā)速率（王朝輝等，2002）：

式中：V為土壤氨揮發(fā)速率（kg·hm-2d-1）；W為單個(gè)吸收裝置平均每次測(cè)得的氨揮發(fā)量（NH3-N，mg）；A為捕獲裝置的橫截面積（m2）；T為每次連續(xù)捕獲的時(shí)間（d）。

3） 氨揮發(fā)累積量 （王峰等，2016）：

式中：Si為第i次測(cè)定的NH3累積量（kg·hm-2）；i為取樣次數(shù)；（ti-ti-1）為2次相鄰取樣間隔時(shí)間（d）。

4） 氨揮發(fā)損失率（王峰等，2016）：采用施氮處理氨揮發(fā)量減去N0處理氨揮發(fā)量除以施氮量再乘以100的方式計(jì)算。

采用Excel 2021軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，Origin 2019軟件進(jìn)行圖表繪制。應(yīng)用SPSS 24.0軟件運(yùn)用雙因素方差分析（two-way ANOVA）檢驗(yàn)不同施氮量和灌水水平處理下土壤硝態(tài)氮含量、銨態(tài)氮含量、脲酶活性、氨揮發(fā)速率及總量的差異性；采用Duncan法（P＜ 0.05）進(jìn)行多重比較。利用皮爾遜相關(guān)性分析和偏相關(guān)分析檢驗(yàn)土壤表層硝態(tài)氮含量、銨態(tài)氮含量、脲酶活性和氨揮發(fā)速率任意二者間的相關(guān)關(guān)系。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同施氮和灌水水平下土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮分布動(dòng)態(tài)

3.1.1 土壤硝態(tài)氮分布和累積量動(dòng)態(tài) 單次施氮周期內(nèi)，毛白楊林地土壤硝態(tài)氮分布動(dòng)態(tài)如圖1所示，0～100 cm土層硝態(tài)氮平均含量為4.84～29.02 mg·kg-1。各施氮處理土層硝態(tài)氮平均含量隨時(shí)間推移先增大后降低，施氮后第7天時(shí)達(dá)最大值（26.64～62.34 mg·kg-1），為本底值的3.64～4.40倍。硝態(tài)氮含量隨土層加深而降低，在表層0～20 cm最高，且主要集中在0～60 cm，60～100 cm土層含量則顯著降低。

圖1 不同施氮量和灌水水平下土壤硝態(tài)氮分布動(dòng)態(tài)Fig. 1 Dynamics change of soil NO3--N contents under different N and W application levels短柱表示標(biāo)準(zhǔn)偏差。Bars indicate standard deviation (n = 3).

毛白楊林地土壤0～100 cm土層硝態(tài)氮累積量為55.39～ 331.99 kg·hm-2（圖2）。施氮前硝態(tài)氮累積量為55.39～74.00 kg·hm-2，施氮后硝態(tài)氮累積量顯著增加，施氮后第7天達(dá)最大值（201.55～331.99 kg·hm-2）。當(dāng)施氮量和灌水量較大時(shí)，如N3處理60～100 cm土層硝態(tài)氮累積量占100 cm以內(nèi)硝態(tài)氮總量比例從施氮后7～30天分別由7.2%～10.4%增至19.6%～25.7%；施氮后30天，W3處理土壤硝態(tài)氮均在60～100 cm土層出現(xiàn)累積（圖1），表明林地灌溉可促進(jìn)硝態(tài)氮向深土層運(yùn)移。方差分析表明，施氮量和灌水水平對(duì)0～100 cm土層硝態(tài)氮含量和累積量影響極顯著（P＜0.01）。硝態(tài)氮含量和累積量與施氮量呈正相關(guān)，即N3 ＞ N2 ＞ N1 ＞ N0，不同灌水水平隨施氮后時(shí)間推移則無一致規(guī)律。

圖2 不同施氮和灌水水平下土壤硝態(tài)氮累積量動(dòng)態(tài)Fig. 2 Dynamics change of soil NO3--N accumulations under different N and W application levels小寫字母表示同一處理在不同施氮后時(shí)間0.05水平上差異顯著。The different small letters indicate significant difference at 0.05 level among different time after N application in the same treatment.

3.1.2 土壤銨態(tài)氮分布和累積量動(dòng)態(tài) 毛白楊林地土壤0～100 cm土層不同處理銨態(tài)氮分布動(dòng)態(tài)如圖3所示，銨態(tài)氮平均含量為3.18～13.22 mg·kg-1，通常在表層0～20 cm最大，隨土層加深而降低。施氮前銨態(tài)氮含量為1.77～4.54 mg·kg-1；施氮后3天，尿素快速水解，各施氮處理0～20 cm和20～40 cm土層銨態(tài)氮含量顯著增至最大值（26.61～51.32 mg·kg-1和16.71～19.67 mg·kg-1），其余土層則無顯著變化；施氮后7 天，隨硝化作用進(jìn)行銨態(tài)氮含量逐漸降低，0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm土層相比施氮后3天顯著降低52.8%～92.9%，60～100 cm土層銨態(tài)氮含量則無顯著變化（2.18～3.57 mg·kg-1）。

圖3 不同施氮和灌水水平下土壤銨態(tài)氮分布動(dòng)態(tài)Fig. 3 Dynamics changes of soil NH4+-N content under different N and W application levels.短柱表示標(biāo)準(zhǔn)偏差。Bars indicate standard deviation (n = 3).

毛白楊林地土壤0～100 cm土層銨態(tài)氮累積量為31.45～254.21 kg·hm-2（圖4）。銨態(tài)氮累積量隨施氮后時(shí)間推移先增加后降低，施氮后第3天達(dá)最大值（150.15～254.21 kg·hm-2）。方差分析表明，單次施氮周期內(nèi)，不同施氮量和灌水水平對(duì)林地銨態(tài)氮含量和累積量影響顯著（P＜ 0.05）。銨態(tài)氮含量和累積量隨施氮量增大而增大，隨灌水量增大先增加后降低，即N3 ＞ N2 ＞ N1，W2 ＞ W3 ＞ W1。

圖4 不同施氮和灌水水平下土壤銨態(tài)氮累積量動(dòng)態(tài)Fig. 4 Dynamics changes of soil NH4+-N content under different N and W application levels

3.2 不同施氮和灌水水平下土壤氨揮發(fā)動(dòng)態(tài)

單次施氮周期內(nèi)林地土壤氨揮發(fā)速率如圖5所示，N0處理氨揮發(fā)速率較低（0.04～0.10 kg·hm-2d-1），各施氮處理氨揮發(fā)速率在1～2天后即可達(dá)到峰值（0.96～3.46 kg·hm-2d-1），10天后開始降至較低水平。林地土壤氨揮發(fā)主要發(fā)生在施氮10天內(nèi)，其累積量達(dá)單次施氮周期氨揮發(fā)總量的81.5%～91.4%。施氮后30 天，土壤氨揮發(fā)累積量為1.57～18.29 kg·hm-2，損失率為14.05%～18.97%（表1）。累積總量隨施氮和灌水水平增加顯著增加（P＜ 0.01），且施氮影響遠(yuǎn)大于灌水，其中N3處理氨揮發(fā)累積量均值達(dá)17.86 kg·hm-2，為N2（12.59 kg·hm-2）和N1（7.05 kg·hm-2）處理的1.4和2.5倍。

表1 不同施氮和灌水水平下土壤氨揮發(fā)累積量與損失率（均值±標(biāo)準(zhǔn)差）Tab. 1 Cumulation and loss rate of NH3 volatilization under different N and W application levels（mean ± SD）

圖5 不同施氮和灌水水平下土壤氨揮發(fā)速率動(dòng)態(tài)變化Fig. 5 Dynamics changes of soil NH3 volatilization rates under different N and W application levels

3.3 不同施氮和灌水水平下土壤脲酶活性動(dòng)態(tài)

土壤脲酶活性隨時(shí)間推移先升高后降低，在施氮后3天后達(dá)最大值（3.14～4.48 mg·g-1），而后逐漸下降至低于本底值。各施氮灌水處理后3天，土壤脲酶活性相較土壤本底值分別增大7.4%～36.4%（圖6）。方差分析表明，不同施氮和灌水水平對(duì)毛白楊林地土壤脲酶活性影響極顯著（P＜ 0.01），當(dāng)其中一個(gè)因素一定時(shí)，脲酶活性隨另一因素增大而增大，即N3 ＞ N2 ＞ N1 ＞N0，W3 ＞ W2 ＞ W1，二者共同作用下W3N3處理脲酶活性最高。

圖6 不同施氮和灌水水平下土壤脲酶活性動(dòng)態(tài)變化Fig. 6 Dynamics changes of soil urease activity under different N and W application levels

除土壤表層0～20 cm硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量無顯著相關(guān)外，其他各因子之間均極顯著相關(guān)（P＜ 0.01，表2）。為避免共同變量干擾導(dǎo)致2個(gè)變量間的假性相關(guān)，固定共同變量后再進(jìn)行偏相關(guān)分析，結(jié)果表明，土壤硝態(tài)氮與銨態(tài)氮含量呈顯著負(fù)相關(guān)，氨揮發(fā)速率與銨態(tài)氮含量呈顯著正相關(guān)，脲酶活性與其他因素?zé)o顯著相關(guān)。

表2 土壤硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、氨揮發(fā)速率、脲酶活性相關(guān)系數(shù)①Tab. 2 Correlation coefficient of soil NO3--N, NH4+-N, NH3 volatilization rate and urease activity

4 討論

4.1 不同施氮和灌水水平對(duì)林地土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮分布動(dòng)態(tài)的影響

施氮和灌水均顯著影響林地土壤礦質(zhì)氮含量和累積量，施氮量與二者呈正相關(guān)，灌水可促進(jìn)氮素向深土層運(yùn)移。硝態(tài)氮和銨態(tài)氮主要分布在0～40 cm土層，其含量隨土層加深和施氮后時(shí)間推移先增加后降低，與以往研究趨勢(shì)一致（巨曉棠等，2003），并分別在施氮后第7 和3天達(dá)最大值。單次施氮周期內(nèi)，0～100 cm土層硝態(tài)氮平均含量為4.84～29.02 mg·kg-1，高于楊樹人工林地整個(gè)生長(zhǎng)季施氮后硝態(tài)氮平均含量（3.12～10.92 mg·kg-1）（張潤(rùn)哲等，2019），這表明水氮施用后林地土壤硝態(tài)氮含量在短期內(nèi)轉(zhuǎn)化較為劇烈，單次施氮周期對(duì)土壤氮素動(dòng)態(tài)變化的監(jiān)測(cè)更加精確。N3和W3處理下深土層硝態(tài)氮含量占比逐漸增大，表明高施氮量下硝態(tài)氮含量可能超過該周期內(nèi)林木生長(zhǎng)所需，隨土壤水向深土層運(yùn)移。0～100 cm土層銨態(tài)氮平均含量為3.18～13.22 mg·kg-1，含量穩(wěn)定且保持在較低水平（除0～20 cm土層外），與田間滴灌試驗(yàn)（戴騰飛等，2018）和旱地土壤氮素殘留試驗(yàn)（王西娜等，2007）趨勢(shì)相同，這可能是因?yàn)殇@態(tài)氮帶正電，易被土壤膠體吸附，因而受不同試驗(yàn)環(huán)境的影響較小。

單次施氮周期后毛白楊林地0～100 cm土層硝態(tài)氮累積量為56.84～104.88 kg·hm-2，銨態(tài)氮累積量為33.53～53.63 kg·hm-2，為硝態(tài)氮的51.1%～60.1%，說明土壤中礦質(zhì)氮主要以硝態(tài)氮形式累積。林地0～100 cm土層硝態(tài)氮累積量顯著低于田間作物和果園等（Liuet al., 2003; Fanget al., 2006；Liuet al., 2019），銨態(tài)氮累積量范圍與其他土地利用類型則相差較?。ú倘f濤等，2009；南鎮(zhèn)武等，2016；盧九斤等，2020）。這可能因?yàn)槊讞钍侨A北地區(qū)主要速生樹種，在生長(zhǎng)季期間對(duì)水分和氮素的需求量巨大，尤其是硝態(tài)氮（董雯怡等，2009）。此外，還與不同生態(tài)系統(tǒng)的栽培管理?xiàng)l件、土壤水分狀況、酸堿度和體積質(zhì)量等相關(guān)（馮曉波等，2014）。已有研究表明，華北平原楊樹年施氮100～400 kg·hm-2時(shí)能保證林木生長(zhǎng)和土壤氮素供應(yīng)（朱嘉磊等，2019；賀曰林等，2018），綜合本研究土壤氮素分布和累積特點(diǎn)，建議年施氮量為203.2 kg·hm-2，且分多次少量施用，同時(shí)土壤含水量宜控制在田間持水量的60% ～75%。

4.2 不同施氮和灌水水平對(duì)林地土壤氨揮發(fā)的影響

土壤氨揮發(fā)速率和累積量變化是氣候條件（溫度、風(fēng)速、光照）、土壤條件（質(zhì)地、pH、含水量）、管理措施（耕作、施肥、灌水）等多種因素綜合作用的結(jié)果（Linet al., 2012），其中施氮和灌水可直接影響土壤中氨揮發(fā)底物濃度，是造成設(shè)施用地土壤氨揮發(fā)差異的主要原因（Holcombet al, 2011）。本研究表明，施氮量、灌水水平以及二者共同作用對(duì)毛白楊林地氨揮發(fā)影響顯著，且施氮的影響遠(yuǎn)大于灌水，與楊士紅等（2012）研究結(jié)果一致，這表明在不同生態(tài)系統(tǒng)中高施氮量是導(dǎo)致土壤氨揮發(fā)嚴(yán)重的重要原因。土壤氨揮發(fā)主要發(fā)生在施氮后10天內(nèi)，并在施氮灌水后1～2天出現(xiàn)揮發(fā)峰值（0.96～3.46 kg·hm-2d-1），而后迅速降低進(jìn)入低揮發(fā)階段，這可能是由于施氮后立即灌溉，尿素迅速水解，氨揮發(fā)過程的底物銨態(tài)氮含量充足。本研究相關(guān)性分析也表明，氨揮發(fā)速率與表層土壤銨態(tài)氮含量呈顯著正相關(guān)，因此氨揮發(fā)速率可在施肥后短時(shí)間內(nèi)達(dá)到峰值，之后隨硝化作用的完成而下降。

單次施氮周期內(nèi)，毛白楊林地土壤氨揮發(fā)累積量為1.57～18.29 kg·hm-2，與施氮量和灌水水平呈正相關(guān)，N3處理?yè)p失量最大（17.07～18.29 kg·hm-2）。氨揮發(fā)損失率為14.05%～18.97%，低于農(nóng)田作物（9.2%～45.8%）（王磊等，2018；Lin, 2012；Gong, 2013），高于果園和橡膠林地等（0.18%～10%）（阮云澤等，2014；葛順峰等，2017；Guoet al., 2022），表明不同土地利用類型下氨揮發(fā)損失率存在較大差異，這主要與水氮施用方式、植被類型、土壤特性等相關(guān)。林地通常采用穴施或溝施施肥并覆土，氮肥深施能增加尿素顆粒與土壤的接觸面積，使更多銨離子被土壤吸附，從而抑制氨揮發(fā)（Sunet al., 2021）。此外，土壤pH較低時(shí)也不利于銨態(tài)氮向氨氣轉(zhuǎn)化，pH每上升一個(gè)單位，氨揮發(fā)量可增加10倍（王峰等，2016）。因此，為減少土壤氨揮發(fā)，建議避免表層撒施氮肥，在堿性土壤中適當(dāng)降低銨態(tài)氮肥施用量。

4.3 不同施氮和灌水水平對(duì)林地土壤脲酶活性的影響

林木生長(zhǎng)旺盛時(shí)期，對(duì)氮素和水分需求大、響應(yīng)強(qiáng)烈，根系代謝旺盛，酶代謝活動(dòng)增強(qiáng)，適宜施氮灌水可刺激微生物生長(zhǎng)繁殖，促進(jìn)脲酶分泌 (王順等，2021)。本研究表明，施氮和灌水水平對(duì)毛白楊林地土壤脲酶活性影響顯著，土壤脲酶活性與施氮量呈正相關(guān)，并隨施氮后時(shí)間推移先增大后降低，施氮后第3天達(dá)最大值（3.16～4.48 mg·g-1），與多數(shù)研究得出的結(jié)論一致（胡洋等，2022；張俊麗等，2012），這是由于施氮為脲酶的酶促反應(yīng)提供大量基質(zhì)，土壤中尿素濃度增大，水溶性有機(jī)質(zhì)含量增高，因此脲酶活性也隨之增加，隨尿素逐漸水解完全，脲酶活性降低。

土壤脲酶活性隨土壤含水量增加可能增強(qiáng)或減弱（周禮愷等，1984）。本研究與Antil等（2006）試驗(yàn)結(jié)果相同，即脲酶活性隨灌水水平增大而增大，而與Lei等（2018）研究結(jié)論相反，這可能是因?yàn)橥寥李w粒等級(jí)不同。灌水量增加對(duì)砂壤土透氣性的影響較小，Lei等（2018）試驗(yàn)土壤砂粒比例較低，透氣性較差，土壤含水量增加會(huì)抑制部分土壤微生物和植物根系活動(dòng)，導(dǎo)致脲酶酶活性降低。相關(guān)性分析可知，土壤脲酶活性與表層硝態(tài)氮、銨態(tài)氮含量、氨揮發(fā)速率顯著正相關(guān)，偏相關(guān)分析得出，脲酶活性與三者均無相關(guān)關(guān)系，這表明施氮和灌水是影響土壤脲酶活性的主要原因，與其他變量的相關(guān)關(guān)系是受干擾導(dǎo)致的假性相關(guān)。

5 結(jié)論

不同施氮量和灌水水平顯著影響毛白楊林地土壤礦質(zhì)氮組成與動(dòng)態(tài)。高施氮量和高灌水水平下，硝態(tài)氮更易向深土層運(yùn)移。土壤銨態(tài)氮含量較低且通常保持穩(wěn)定（除表層外）。土壤氨揮發(fā)主要發(fā)生在施氮后10天內(nèi)，大量施氮和低灌水可能導(dǎo)致林地氨揮發(fā)。施氮和灌水可能通過影響土壤脲酶活性而對(duì)土壤礦質(zhì)氮組成和動(dòng)態(tài)產(chǎn)生影響。單次施氮周期下土壤礦質(zhì)氮?jiǎng)討B(tài)深入研究有助于科學(xué)指導(dǎo)林地水氮管理，降低土壤氮素淋失和揮發(fā)風(fēng)險(xiǎn)。為降低氮素殘留和淋失風(fēng)險(xiǎn)，減少氨揮發(fā)損失，建議毛白楊速生豐產(chǎn)林地年施氮量為200 kg·hm-2，土壤含水量控制在田間持水量的60%～75%。