2023, Vol. 44
2. 广西壮族自治区中国科学院广西植物研究所, 广西喀斯特植物保育与恢复生态学重点实验室, 桂林 541006;
3. 广西壮族自治区中国科学院广西植物研究所, 广西植物功能物质与资源持续利用重点实验室, 桂林 541006;
4. 桂林理工大学环境科学与工程学院, 桂林 541006
, SHEN Yu-yi3
, CHEN Yun-shuang1,2 , WANG Zi-hui4 , MOU Zhi-yi1,2 , XU Guang-ping2 , ZHANG De-nan2 , SUN Ying-jie2 , MAO Xin-yue1,2
2. Guangxi Key Laboratory of Plant Conservation and Restoration Ecology in Karst Terrain, Guangxi Institute of Botany, Guangxi Zhuang Autonomous Region and Chinese Academy of Sciences, Guilin 541006, China;
3. Guangxi Key Laboratory of Functional Phytochemicals and Sustainable Utilization, Guangxi Institute of Botany, Guangxi Zhuang Autonomous Region and Chinese Academy of Sciences, Guilin 541006, China;
4. College of Environmental Science and Engineering, Guilin University of Technology, Guilin 541006, China
土壤氮素是影响植物生长和生态系统生产力的主要影响因子[1].土壤氮包括无机态氮和有机态氮, 土壤有机态氮占土壤全氮(TN)含量的90%以上, 是土壤氮的主要存在形式[2].土壤有机氮的化学形态及其存在特征与土壤氮素肥力紧密相关, 会影响土壤氮素的供应能力[3].目前有关有机氮组分的研究方法, 较多的是采用Bremner提出的酸水解分级方法, 可作为表征土壤氮素指标之一, 该方法将土壤有机氮分为酸解性氮(acid hydrolyzable nitrogen, AHN)和非酸解性氮(non-acid hydrolyzable nitrogen, NHN), 其中酸解性氮由酸解铵态氮(ammonia nitrogen, AN)、酸解氨基酸态氮(amino acid nitrogen, ANN)、酸解氨基糖态氮(amino sugar nitrogen, ASN)和酸解未知态氮(unidentified hydrolysable nitrogen, HUN)组成[4].不同形态土壤有机氮组分在土壤氮素循环过程中的作用并不相同[5], 深入研究土壤有机氮组分的变化特征, 对认识土壤肥力演变和合理施肥十分重要.
活性氮主要包括土壤微生物生物量氮(microbial biomass N, MBN)和溶解性有机氮(dissolved organic N, DON), 是土壤氮素中最活跃的组分[6], 尽管占土壤氮储量的一小部分, 但在陆地生态系统氮循环中发挥着关键作用[7], 其大小反映土壤对有机氮的同化和矿化能力.MBN是土壤活性氮的主要“源”和“库”[3], DON代表了不稳定的有机氮组分, 是深层土壤中氮固定的潜在来源, 周转周期快, 能更快地响应土壤的管理情况[8].农业耕作和肥料的大量施用改变了土壤的养分条件、通气性、微生物群落结构与活性等, 对土壤有机氮组分和MBN有一定影响, 结果还存在不确定性[9].因此, 研究土壤有机氮组分和活性氮的变化特征, 对深入了解土壤质量变化具有重要的意义[3, 10].
近年来, 生物炭作为一种新型环境功能材料, 在土壤改良等方面得到了广泛应用[11~13].生物炭主要是以木材、动物遗体或粪便、农作物秸秆或植物落叶等生物质在限氧或无氧、高温条件下形成的富含碳元素且结构高度稳定的固态物质[14, 15], 其孔隙结构发达、比表面积大, 具有大量的表面负电荷以及较高的阳离子交换量, 能较强吸附土壤离子, 含有植物生长所需的大量营养元素和微量营养元素[16~18].褚继登等[19]在植烟土壤中施加生物炭, 发现可以减少可溶性总氮的淋失量.有研究表明, 生物炭施用4 a后, 增加了土壤TN含量, 有机氮各组分含量的顺序为：酸解铵态氮＞氨基酸态氮＞非酸解态氮＞酸解未知态氮＞氨基糖态氮, 显著提高了土壤酸解有机氮中酸解铵态氮和氨基酸态氮的含量, 促进了氮素的活化, 有利于花生中低产田氮素的吸收和运转[20].在稻田轮作土壤, 施用生物炭6 a后提高了土壤总氮, 改善了土壤碳储量和氮磷含量[21].也有研究表明, 施用生物炭6 a后稻田土壤有机碳、有效磷和速效钾含量显著增加, 土壤pH值和容重显著降低, 但对TN含量无显著影响[22].可见, 生物炭对土壤有机氮含量及组分有着重要的影响, 但由于生物炭材料、土壤类型、施用年限、耕作制度和区域环境等不同, 其研究结果还不尽一致, 还有待进一步的研究.
有关生物炭的相关研究在农田土壤的研究居多, 应用于林地的较少[23], 大部分为室内培养, 在大田原位施用生物炭的报道不多[11], 而大田环境下土壤受多种复杂环境因子的影响, 可能会与培养条件下的结果有一定的差异[24].桉树是我国亚热带地区重要的造林树种之一, 长期以来桉树林采伐后采取焚烧等整地措施, 常引起土壤肥力下降等问题, 加重了土壤酸化的趋势[25].随着桉树人工林的快速发展, 林业废弃物产生量日益增加, 给生态环境造成巨大压力. 笔者团队前期研究表明, 桉树林业废弃物是较理想的生物炭材料, 将林业废弃物制备成生物炭并就地返还桉树林土壤, 是林业废弃物资源化利用的有效途径之一[25], 在桉树人工林原位施用生物炭1 a后对改善土壤理化性质和提高养分含量有积极的改良效果, 可显著增加土壤速效氮等含量[11].生物炭施入土壤后, 对于土壤改良及土壤环境变化的影响是长期的, 会随着时间的推移而变化[26], 验证生物炭对农业生产的有效性需要进行长期的野外定位试验来证实[27]. 一次性施用生物炭5 a后, 对桉树林土壤有机氮组分的持续效应如何, 土壤不同形态有机氮组分与活性氮之间有何关系, 以及生物炭不同施用量的调控作用目前还不清楚.因此, 本研究利用团队前期2017年建立的桉树人工林生物炭施用定位试验平台, 探明生物炭一次性施用5 a后, 桉树林土壤有机氮组分和活性氮的变化特征, 通过进一步了解生物炭施用对桉树林土壤氮库的中长期影响, 明确生物炭不同施用量措施下土壤的供氮潜力, 旨在为土壤培肥和地力提升, 以及林业废弃物生物炭在林业生产中的合理应用提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区选择在广西国有黄冕林场, 地处柳州市鹿寨县与桂林市永福县交界区域, 24°37′25″~24°52′11″N, 109°43′46″~109°58′18″E, 该区域属于中亚热带气候, 无霜期长, 雨热同期; 年均气温为19℃, 年平均降雨量为1 750~2 000 mm, 主要集中在4~8月, 热量充足, 年均蒸发量1 426~1 650 mm.黄冕林场主要为低山和丘陵地貌, 地形起伏大, 坡面险峻, 林地土壤类型主要是以砂岩、砂页岩等发育而成的红壤、山地黄红壤为主[25].
1.2 试验方法 1.2.1 样地设置和样品采集本试验是段春燕等[11, 28]于2017年3月桉树林生物炭施用定位试验的延续, 以黄冕林场试验地及周边区域内桉树林采伐剩余物枝条为原料, 经过高温(500℃)无氧条件下裂解制备为生物炭.生物炭基本性质：比表面积43.21 m2·g-1, 电导率692.82 μS·cm-1, 阳离子交换量51.48 cmol·kg-1, ω(灰分)41.05%, pH值9.52, ω(C)55.86%, ω(H)3.13%, ω(O)23.70%, ω(N)1.36%, ω(P)5.46 mg·g-1, ω(K)32.48 mg·g-1[28].以桉树人工林土壤作为研究对象, 生物炭施用比例参考生物炭与土壤的质量分数进行控制[29], 设置CK(0%)、T1(0.5%)、T2(1.0%)、T3(2%)、T4(4%)和T5(6%)这6个处理, 每个处理设3个重复, 采用完全随机区组设计, 共设18个试验小区, 每个小区规格为8 m×8 m, 小区间设1 m缓冲带.采用农耕工具分别将各小区内表层30 cm深的土壤均匀翻耕, 将生物炭一次性按照设定的比例与翻耕的土壤充分混合, 对照组采用同样的翻耕等处理[29].于2022年3月, 生物炭施用5 a后进行土壤取样.按照S型方法在各样地中选取5个代表性样点, 按0~10、10~20和20~30 cm不同层次用土壤取样器分层取土, 同层5个点土壤混匀为1个土样.将每个样地采集的土壤样品, 装在无菌自封袋中, 迅速置于密封冰袋容器中冷藏后带回实验室于4℃冰箱中保存备用.鲜样用于土壤MBN的分析; 风干样用于土壤氮组分、全氮等理化性质的测定.
1.2.2 土壤氮组分和活性氮的分析土壤TN通过德国Vario ELⅢ型元素分析仪进行测定; 有机氮组分采用Bremner[4]提出酸解土壤的方法; 总有机氮(TON)和酸解总氮(AHON)采用浓H2 SO4消化-凯氏定氮法; 酸解铵态氮(AN)采用氧化镁蒸馏法; 酸解氨基酸态氮(AAN)采用茚三酮氧化, 磷酸盐-硼酸盐缓冲液蒸汽蒸馏法; 酸解氨基糖态氮(ASN)采用pH 11.2的磷酸盐-硼酸盐缓冲液蒸汽蒸馏法.酸解未知态氮(HUN)=酸解总氮-(酸解铵态氮+酸解氨基酸态氮+酸解氨基糖态氮); 非酸解态氮(NHN)=总有机氮-酸解总氮.土壤氮储量(NS)=10N·ρ·h, 式中, N为全氮含量(g·kg-1), ρ为土壤容重(g·cm-3), h为实际土层深度(cm).容重采用环刀法, 带回实验室烘干称重后计算土壤容重(ρ).土壤MBN采用氯仿熏蒸浸提法测定[30], DON采用0.5 mol·L-1 K2SO4溶液浸提, 德国耶拿Multi N/C 3100TOC-智能型TOC/TN分析仪测定.
1.3 数据分析通过Excel 2010、SPSS 17.0和OriginPro 2022b进行数据处理和图表制作, 对不同处理不同土层的土壤全氮、有机氮组分、活性氮等数据采用单因素方差分析(One-way ANOVA)、Duncan多重比较(α=0.05)等统计分析, 对土壤各指标进行Pearson相关性、主成分等统计分析.
2 结果与分析 2.1 施用生物炭对土壤全氮含量的影响由图 1可知, 与对照相比, 生物炭施用5 a后, 土壤TN含量呈显著增加的趋势(P < 0.05), T1、T2、T3、T4和T5处理0~30 cm土层TN含量平均增幅分别为45.48%、78.02%、103.64%、131.06%和156.32%. 0~10 cm土层T2与T3处理间无显著性差异, 其它处理间均呈显著性差异(P < 0.05); 10~20 cm土层T4与T5处理间无显著性差异, 其它处理间均呈显著性差异(P < 0.05); 20~30 cm土层T3与T4间无显著性差异, 其它处理间均呈显著性差异(P < 0.05).随着土层的加深, 土壤TN含量均呈降低趋势, 同一处理不同土层间均呈显著性差异.
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不同小写字母表示同一土层不同处理间差异显著(P＜0.05), 不同大写字母表示同一处理不同土层间差异显著(P＜0.05), 下同 图 1 不同生物炭处理土壤全氮含量的变化 Fig. 1 Changes in soil total nitrogen content under different biochar treatments |
从图 2可以看出, 与对照相比, 随着生物炭施用量的增加土壤酸解总氮含量呈现逐渐增加的趋势(P < 0.05), T1、T2、T3、T4和T5处理0~30 cm土层AHON含量平均增幅分别为44.31%、71.01%、94.94%、135.55%和171.31%.同一处理随着土层的加深, AHON含量均呈降低的趋势, 且不同土层间均呈现显著性差异(P < 0.05). 0~10 cm和10~20 cm土层, CK、T1、T2、T3、T4和T5处理两两之间均表现出显著性差异(P < 0.05); 20~30 cm土层, 除T2和T3间未有显著性差异之外, 其余不同处理间均表现出显著性差异(P < 0.05).
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图 2 不同生物炭处理土壤酸解总氮含量的变化 Fig. 2 Changes in soil total acid hydrolyzable N contents under different biochar treatments |
图 3中, 与CK相比, 施用生物炭后, AN和AAN的变化规律一致, 均随着生物炭施用量的增加而增加, 各处理0~30 cm土层平均值的增幅分别为38.06% ~223.37%、39.42% ~163.32%, 均在T5处理时达到最大值, 同一土层不同处理之间均存在显著性差异(P < 0.05).同一处理随着土层的加深, AN和AAN含量均呈降低的趋势, 不同土层之间亦存在显著性差异(P < 0.05).
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图 3 不同生物炭处理土壤酸解铵态氮和酸解氨基酸态氮含量的变化 Fig. 3 Changes in soil ammonia N and amino acid N contents under different biochar treatments |
由图 4可知, 与CK相比, 随着生物炭施用量的增加, ASN含量呈现出降低的趋势, 在T5处理略有所增加, 各处理0~30 cm土层平均值的降幅为7.72% ~32.73%, 在T4处理时ASN含量值最低, 各土层ASN含量的大小顺序一致表现为：CK>T1>T2>T3>T5>T4.同一处理随着土层的加深, ASN含量均呈降低的趋势, 不同土层之间存在显著性差异(P < 0.05).ASN主要富集在0~10 cm土层, 且不同处理间显著性差异(P < 0.05); 在10~20 cm和20~30 cm土层, 除了分别在T2和T3间, T4和T5间差异不显著之外(P>0.05), 其它处理间均有显著差异(P < 0.05).
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图 4 不同生物炭处理土壤酸解氨基糖态氮含量的变化 Fig. 4 Changes in soil amino sugar N contents under different biochar treatments |
图 5反映了HUN和NHN含量的变化趋势, 与CK相比, 随着生物炭施用量的增加, 0~30 cm土层HUN含量整体呈现增加的趋势, 平均增幅为88.41% ~158.71%; 但在不同土层间表现出不同的变化规律.在0~10 cm土层, HUN含量呈现先增加后减小再略增加的趋势, 大小顺序为：T1>T5>CK>T4>T3>T2; 10~20 cm土层HUN含量呈不断增加的趋势, 大小顺序为：T5>T4>T3>T2>T1>CK, 且含量逐渐高于其它土层; 20~30 cm土层HUN含量呈先增加后略减小的趋势, 大小顺序为：T2>T3>T4>T5>T1>CK.随着土层深度的增加, 在CK和T1处理, HUN含量表现为逐渐减小的趋势; 在T2处理, 表现为逐渐增大的趋势; 在T3、T4和T5处理, 均表现为在10~20 cm土层最大.在0~10 cm土层, CK与T1、T2和T5间差异显著(P < 0.05); 在10~20 cm土层, CK与T2、T3、T4和T5间显著差异(P < 0.05); 在20~30 cm土层, CK与生物炭处理间均存在显著差异(P < 0.05).
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图 5 不同生物炭处理酸解未知态氮和非酸解态氮含量的变化 Fig. 5 Changes in soil hydrolyzable unknown N and non-hydrolyzable N contents under different biochar treatments |
施用生物炭后, NHN含量呈现先上升后略下降的趋势, 但总体上高于CK, 各处理0~30 cm土层平均值的增幅为50.24% ~139.01%, 大小顺序为：CK < T1 < T5 < T2 < T4 < T3.各处理NHN含量在不同土层的变化规律不一致, 在0~10 cm土层, 表现为先增大后减小再增大的变化趋势, 大小顺序依次为：T2>T5>T4>T3>T1>CK; 在10~20 cm土层表现为先增大后略减小的趋势, 大小顺序为：T4>T3>T2>T1>T5>CK; 在20~30 cm土层亦表现为先增大后略减小的趋势, 大小顺序为：T3>T5>T2>T4>T1>CK.
从图 6可以看出, 与CK相比, 不同生物炭处理土壤AHON占TN的比例为76.64% ~85.94%, CK中AHON占TN的比例为80.85%, AHON大小顺序为：T5>T4>CK>T1>T2>T3.CK中NHN占TN的比例为19.15%, 不同生物炭处理NHN占TN的比例为14.06% ~23.36%, 大小顺序为：T3>T2>T1>CK>T4>T5.在不同处理, AN、AAN、ASN和HUN分别占TN的比例为31.15% ~42.35%(均值35.44%)、22.97% ~25.28%(均值24.14%)、1.62% ~6.26%(均值2.48%)和13.93% ~21.54%(均值18.81%).
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图 6 不同生物炭处理土壤有机氮组分占全氮的比例 Fig. 6 Percentage of soil organic N fractions to total N under different biochar treatments |
在不同土层中AN占TN的比例最大; 0~10 cm土层, AN占TN的比例为31.06% ~44.64%, 随生物炭施用量的增加, AN占TN的比例总体趋于增加, 大小顺序为：T4>T5>T3>T2>T1>CK; 10~20 cm土层, AN占TN的比例为28.82% ~39.06%, AN占TN的比例先降低后增加, 大小顺序为：T5>CK>T1>T4>T2>T3; 20~30 cm土层, AN占TN的比例为28.22% ~44.13%, AN占TN的比例先降低后增加, 大小顺序为：T5>CK>T4>T1>T2>T3.ASN占TN的比例最小, 0~10 cm土层中ASN占TN的比例为3.06% ~8.45%, 10~20 cm土层中ASN占TN的比例为0.79% ~4.67%, 20~30 cm土层中ASN占TN的比例为0.87% ~5.65%.在不同土层中, ASN占TN的比例均随着生物炭施用量的增加呈现减小的趋势.同一处理0~10 cm土层ASN占TN的比例较大, 10~30 cm土层ASN占TN的比例降幅较大.
随着生物炭施用量的增加, HUN在不同土层间表现出较大差异.0~10 cm土层中HUN占TN的比例为8.01% ~16.92%, 与CK比较HUN占TN的比例整体呈减小的趋势, 大小顺序为：T1>CK>T5>T3>T2>T4; 10~20 cm土层中HUN占TN的比例为17.78% ~24.41%, HUN占TN的比例呈增加的趋势, 大小顺序为：T5>T4>T2>T3>T1>CK; 20~30 cm土层中HUN占TN的比例为：7.63% ~31.58%, HUN占TN的比例呈先增加后降低的趋势, 大小顺序为：T2>T1>T3>T4>T5>CK.随着土层的加深, T1、T2和T3处理, HUN占TN的比例逐渐增加, CK、T4和T5处理, HUN占TN的比例呈先增加后降低的趋势.NHN占TN的比例在不同土层间变化不一致, 0~10 cm土层中NHN占TN的比例为18.12% ~28.29%, 大小顺序为：T2>T1>CK>T3>T5>T4; 10~20 cm土层中NHN占TN的比例为9.89% ~24.65%, 大小顺序为：T3>T4>T1>T2>CK>T5; 20~30 cm土层中NHN占TN的比例为12.11% ~25.12%, 大小顺序为：T3>CK>T2>T1>T5>T4.
0~10 cm土层AAN占TN的比例为21.75% ~27.12%, 不同处理间的大小顺序为：T3>T4>T5>T2>T1>CK; 10~20 cm土层中AAN占TN的比例为23.83% ~29.37%, 大小顺序为：CK>T1>T2>T5>T4>T3; 20~30 cm土层中AAN占TN的比例为17.89% ~24.96%, 大小顺序为：T5>T4>CK>T3>T2>T1.0~10 cm土层土壤有机氮各形态平均值的分布趋势为：酸解铵态氮>酸解氨基酸态氮>非酸解态氮>酸解未知态氮>酸解氨基糖态氮; 10~20 cm和20~30 cm土层土壤有机氮各形态平均值的分布趋势一致为：酸解铵态氮>酸解氨基酸态氮>酸解未知态氮>非酸解态氮>酸解氨基糖态氮.总体上, 各处理0~30 cm土层土壤有机氮各形态平均值的分布趋势为：酸解铵态氮>酸解氨基酸态氮>非酸解态氮>酸解未知态氮>酸解氨基糖态氮, 其中AN、AAN和NHN为有机氮的主要组分.与对照相比, ASN占TN的比例表现为下降趋势, HUN占TN的比例表现为上升趋势, AN占TN和AAN占TN的比例表现为先下降后上升趋势, NHN占TN的比例表现为先上升后下降的趋势.与CK相比, 生物炭施用处理总体上增加了酸解态氮占全氮的比例.
2.3 施用生物炭对土壤活性氮含量及氮储量的影响图 7中, 随着生物炭施用量的增加, 土壤MBN和DON含量表现出一致的变化规律, 呈现不断上升的趋势, 生物炭处理的土壤活性氮含量均高于CK, 且含量均随着土层的加深而降低.与CK相比, 各处理0~30 cm土层MBN平均值的增幅为36.72% ~109%, DON平均值的增幅为23.27% ~113.51%.MBN和DON分别在同一土层不同处理间差异显著(P < 0.05), 同一处理不同土层间亦存在显著差异(P < 0.05), 说明施用生物炭对土壤活性氮含量影响较大.
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图 7 不同生物炭处理土壤微生物生物量氮和溶解性有机氮含量的变化 Fig. 7 Changes in microbial biomass nitrogen and dissolved organic nitrogen contents under different biochar treatments |
由图 8可知, 施用生物炭后, 土壤MBN和DON占TN的比例均呈下降的趋势, T5处理值最小, 这主要是由于生物炭施用后, 生物炭各处理土壤全氮的增幅远大于MBN和DON的增幅.土壤MBN占TN的比例大于DON占TN的比例.
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图 8 不同生物炭处理土壤活性氮含量占全氮的比例 Fig. 8 Percentage of soil labile N fractions to total N under different biochar treatments |
图 9中, 随着生物炭施加量的增大, 土壤氮储量整体呈上升的趋势, 在不同土层间的变化趋势略有所差异.在0~10 cm土层, 土壤NS呈现先升高后略降低再升高的趋势, 在T5处理时NS最高; 在10~20 cm和20~30 cm土层, 土壤NS均呈现先升高后略有所降低的趋势, 均在T3处理时NS最高.NS均随着土层的加深而降低, 不同土层间差异性显著(P < 0.05).同一土层, 生物炭处理与CK间均存在显著差异(P < 0.05), 表明施用生物炭提高了桉树林土壤氮储量.
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图 9 不同生物炭处理土壤氮储量的变化 Fig. 9 Changes in soil nitrogen storage under different biochar treatments |
从图 10可知, 土壤TN和AHON分别与AN、AAN、ASN、HUN、NHN、NS、MBN和DON呈极显著正相关(P < 0.01).AN分别与AAN、ASN、NHN、NS、MBN和DON呈极显著正相关(P < 0.01), 与HUN无显著相关性.AAN与容重无显著相关性, 与HUN显著正相关(P < 0.05), 分别与ASN、NHN、NS、MBN和DON呈极显著正相关(P < 0.01).ASN除了与HUN无显著相关性之外, 分别与NHN、NS、MBN、DON和容重呈极显著正相关(P < 0.01).HUN分别与MBN和DON呈极显著正相关(P < 0.01), 与NHN和NS间均无显著相关性.NHN与NS、MBN和DON呈极显著正相关(P < 0.01), 与容重无显著相关性.NS与MBN和DON呈极显著正相关(P < 0.01), 与容重无显著相关性.MBN与DON呈极显著正相关(P < 0.01).容重分别与TN、AHON和AN呈显著负相关(P < 0.05), 与ASN极显著正相关(P < 0.01), 与HUN、MBN和DON呈极显著负相关(P < 0.01).
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TN：全氮, AHON：酸解总氮, AN：酸解铵态氮, AAN：酸解氨基酸态氮, ASN：酸解氨基糖态氮, HUN：酸解未知态氮, NHN：非酸解态氮, NS：氮储量, MBN：微生物生物量氮, DON：溶解性有机氮, 下同; 红色表示两个变量呈正相关, 蓝色表示变量呈负相关, 色彩越深表示变量相关性越大; *表示不同因子间的相关性显著水平, P＜0.05, **表示不同因子间的相关性极显著水平, P＜0.01 图 10 不同生物炭处理土壤全氮、有机氮组分与活性氮间的相关关系 Fig. 10 Relationships among total nitrogen, organic nitrogen fractions, and active N under different treatments |
由图 11可知, 对土壤全氮、有机氮组分、活性氮进行主成分分析, PC1轴解释率达89.8%, 主要与AN、DON、AHON、AAN、MBN、TN、HUN和NS有着较大的正向关系; 与容重和ASN有着较大的负向关系.PC2轴解释率占7.0%, NHN在PC2上的载荷系数最大, PC2轴与NHN有着较大的正向关系.单个因子中, 容重与ASN; TN和HUN; MBN、AAN、DON和AHON间的关系较为密切.在土壤有机氮组分中, AHON、AN和AAN对土壤活性氮的影响较大.随着生物炭施用量的增加, 各处理在PC1上由负相关转变为正相关, 说明生物炭施用量的增加对土壤有机氮组分和活性氮具有正向的积极作用效果.
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图 11 不同生物炭处理土壤全氮、有机氮组分和活性氮间的主成分分析 Fig. 11 Principal component analysis of total nitrogen, organic nitrogen fractions, and active N under different treatments |
本研究中, 随着生物炭施用量的增加, 土壤TN含量呈上升趋势, 各处理与CK间差异性显著(P < 0.05), 表明生物炭施用对于土壤TN的积累有显著影响, 有利于土壤持续供氮, 高施用量可以促进TN的积累.这与其他学者的研究结果相一致[31~33], 例如, 龙泽华等[31]研究发现秸秆炭化还田显著提高了棉田土壤TN含量, 秸秆炭化还田较秸秆不还田处理土壤TN含量增加了37.2% ~38.4%.在黄土高原不同类型的土壤中施加生物炭改良剂, 显著改善提高了土壤TN含量[32].生物炭一次性施入8 a后对灌耕风沙土的研究结果表明, 分别增加了TN、有机质及速效钾含量[33].而胡琛等[34]研究发现土壤TN质量分数与对照相比没有明显差异, 表明在落叶松人工林施加生物炭对土壤养分的影响较小.以上结果在不同地区的研究结论不一, 可能与植物或作物类型、土壤环境和生物炭施用量等不同有关.
土壤中最主要的有机氮形态是AN和AAN, 其含量与有机氮的矿化速率呈线性相关, 被认为是土壤易矿化有机氮的主要来源, 难矿化氮主要为HUN和NHN[5, 35].前人研究表明, 在棕壤中连续施用4 a不同量的生物炭, 增加了土壤TN含量, 随着生物炭施加量的增加, AN、HUN、NHN和AAN含量均有所提高[20].在采煤塌陷区复垦土壤中添加生物炭后, 增加了土壤TN、AAN、ASN、HUN和MBN的含量[36].以上研究结果与本研究结果类似, 本研究中, 与CK相比, 随着生物炭施用量的增加, 除了ASN含量趋于减小之外, AHON、AN和AAN含量显著提高, HUN和NHN含量呈现波动增加的趋势, AHN占TN的比例逐渐增加, NHN占TN的比例呈现先增加后降低的趋势.说明生物炭施用可提高桉树林土壤氮素含量并促进其向土壤AN、AAN和HUN等有效形态转化, 显著增加了土壤有机氮的有效态组分, 有利于提高有机氮的有效性, 促进了土壤的熟化作用, 这与其他研究的结果相一致[20], 这也类似于长期定位施肥对棕壤有机氮组分的影响[37].在不同土层间, 随着土壤深度的加大, 土壤的TN含量及有机氮组分表现为逐渐降低的趋势, 这与李玥等[20]的结论相似.
笔者团队前期的研究表明, 施用生物炭1 a后土壤中的TN、AHON、AN、AAN呈现逐渐上升的趋势, 土壤氮储量趋于增加; ASN先降低后略增加, HUN和NHN变化规律不明显[28].本研究中, 生物炭施用5 a后土壤氮组分的变化幅度大于施用1 a后的试验结果, 且HUN和NHN在不同土层间具有一定的变化规律(图 5), 各处理土壤有机氮组分占全氮比例的大小顺序为：酸解铵态氮>酸解氨基酸态氮>非酸解态氮>未知态氮>酸解氨基糖态氮.施用生物炭降低了土壤ASN所占比例, 这与连续4 a施用生物炭对棕壤有机氮组分影响的研究结果一致[20].施用生物炭1 a后土壤有机氮组分占总有机氮的比例关系大小顺序为：酸解铵态氮＞酸解氨基酸态氮＞酸解未知态氮＞非酸解态氮＞酸解氨基糖态氮[26], 这与本研究中酸解未知态氮和非酸解态氮的大小顺序略有所不同, 但土壤TN和TON的变化特征是一致的, 整体上氮组分变化规律是相近的.这进一步表明, 桉树枝条废弃物生物炭施用5 a后, 对增加桉树林土壤氮组分含量有一定的持续效应.
本研究中, AN的增加效果较为显著, 一方面, 其中一个来源是土壤无机氮(如吸附性铵和固定态铵), 生物炭施用可以改变土壤氮循环中微生物介导的反应, 包括氮的矿化[38], 并且能增强土壤铵离子浓度[39].另一方面, 其它来源是酸解过程中某些氨基酸和氨基糖脱氨产生, 生物炭的微孔结构, 为微生物的繁殖提供了充分的营养物质[40].在土壤微生物的作用下, 促进了氨基酸等低分子有机氮的形成, 从而增加了铵态氮的含量[20].此外, 在桉树林施用生物炭5 a后, 显著增加了土壤AAN的含量及其所占比例.这是因为, 土壤水解产物中主要的氮化物是氨基酸态氮, 以土壤有机质中的蛋白质和多肽形式存在为主[41].生物炭自身携带的养分和活性物质进入土壤后, 能在短期内促进微生物的增长和代谢[42], 在土壤微生物的作用下, 复杂的大分子有机氮降解产生为小分子的可溶性有机氮, 进而为植物提供可直接利用的无机氮源和低分子有机氮, 如氨基酸和多肽[43].因此, 生物炭施用可能促进了桉树林土壤微生物活性, 增强了土壤微生物的固氮能力, 进而引起土壤微生物生物量发生变化, 最终影响土壤AN和AAN含量.
土壤AN和AAN是土壤中有效氮的“暂存库”和“缓效库”[5].本研究中, 生物炭施用5 a后不仅增加了土壤中易矿化的AN、AAN的含量, 也增加了较难分解的HUN含量, 与团队前期生物炭施用1 a后的结果类似[28], T5处理下AN和AAN含量最高, 表明生物炭高施用量下土壤中活性有机氮含量较高, 即土壤供氮潜力较高.其他研究同样表明, 生物炭施用既可以提高土壤氮素的供应强度, 又可以提高土壤氮素的供应容量[44].本研究中NHN占TN的比例相比CK有所下降, 表明生物炭可以起到活化氮素、促进氮素转化的作用.这也说明生物炭对提高土壤供氮能力有积极作用, 易矿化部分在当季即可分解释放出矿质氮, 而难矿化部分的矿化持效时间则较长, 但在生物炭施用5 a后仍可以产生累积效应.
3.2 生物炭施用措施下土壤有机氮组分与活性氮间的关系有研究表明, 土壤微生物参与了土壤氮素的矿化, 土壤的供氮能力与土壤微生物活性密切相关[45].DON可为土壤微生物生长提供氮源, 也是土壤氮矿化过程的基础物质[46].与单施有机肥处理相比, 有机肥配施生物炭后, 复垦土壤MBN含量增加了8.8%[36].施用玉米芯生物炭使土壤中活性氮和MBN含量显著增加, 土壤中MBN的增强与生物炭改良土壤中总氮的增加和微生物活性的提高有关[47].郭书亚等[48]施加生物炭5 a后显著增加了土壤MBN的含量, 且随着生物炭施用量的增加而呈增加趋势.在稻田土壤中施加生物炭, 增加了土壤MBN的含量[49].与以上研究的结果相一致, 本研究中, 随着生物炭施用量的增加, 土壤MBN和DON含量呈现增加的趋势.而MBN和DON活性组分的分配比例呈下降趋势, 这与李子玉等[50]研究的结果类似, 长期的秸秆还田, 降低了MBN和DON活性组分的分配比例.其它研究也表明, 随着生物炭施用量的增加, MBN占TN的比例逐渐降低[51].说明桉树林生物炭施用5 a后, 土壤TN的增量要显著高于活性氮的增量, MBN和DON可能易被植物体吸收, 也间接表明可能增加了惰性有机氮组分的积累, 使土壤氮库趋于稳定, 说明MBN占TN和DON占TN的比例关系, 并没有较MBN和DON含量大小更能显著地反映生物炭施用对土壤的影响.
前人研究表明, 对干润砂质新成土、黄土正常新成土和土垫旱耕人为土, MBN除了与ASN没有显著相关性外, 与其余氮组分均达到极显著正相关关系[52].在湖南水稻土的研究结果表明, 土壤AHN及其组分均与MBN存在极显著的正相关关系, 其中AAN和HUN对MBN的影响最大[9].在本研究中, MBN与AHON、AN、AAN、ASN、HUN和NHN均呈极显著正相关关系(P＜0.01), 说明MBN与土壤有机氮组分密切相关, 主成分分析也进一步验证了AAN对MBN有重要影响.本研究中生物炭处理提高了MBN的含量, 这是由于生物炭直接增加了土壤中有效能源物质, 提高了土壤微生物的活性, 从而使MBN明显增加.MBN含量的提高, 说明有较多的氮素可能通过同化作用转入土壤微生物体内进行固定, 进而比较稳定地储存于土壤中, 减少了土壤氮素的损失.本研究中, 土壤DON与AN、AAN、ASN和HUN均呈显著正相关关系, 究其原因, 一方面是由于生物炭施用引起了土壤AHN组分和DON含量的同步增加; 另一方面, 也可能与土壤有机氮组分中容易迁移的AAN和AN进入土壤溶液后发生径流或淋溶有关[53]. Qualls等[54]研究表明, 生物因素(土壤微生物的水解作用和吸收利用小分子化合物), 非生物因素(配位基交换和形成氢键), 都可能促进土壤溶液中可溶性有机和无机养分的移出.据此推测, 生物炭施用5 a后土壤DON含量的变化可能与土壤微生物分解释放DON以及DON被土壤吸附等过程综合作用有关.今后还需加强对土壤有机氮组分与DON相互作用机制的研究.
有研究表明, 随着生物炭施用量的增加, 土壤中TN含量增加, 土壤总氮储量与生物炭施用量呈显著线性关系[55].在黄土高原施加生物炭后, 具有提高土壤氮储量的潜力[56].尚杰等[57]通过2 a的田间定位试验表明, 施用生物炭可以显著提高土壤TN及其相关氮组分含量, 促进土壤氮积累, 从而提高土壤氮储量.以上研究与本研究的结论一致, 桉树林生物炭施用5 a后, 随生物炭量的施加, 氮储量含量表现为增加的趋势, 表明生物炭施用5 a可以持续增加土壤有机氮库容量, 提升桉树人工林的土壤供氮潜力, 这有利于增强土壤肥力.有研究表明, 由于生物炭施用改善了土壤通气状况, 通过抑制氮素微生物的反硝化作用减少了NOx的形成和排放[58], 进而会增加土壤氮储量; 另外, 生物炭具有大的孔隙结构、巨大的比表面积、较强的离子吸附交换能力以及高电荷密度的特性[23], 能降低土壤氮素的淋失, 吸附养分并将养分滞留在土壤中供植物利用[59]; 同时, 生物炭本身含有一部分氮素, 随着施用量越大, 对土壤氮素的增加也会越大.因此, 说明桉树人工林施用生物炭是一种减少土壤氮素损失、增加氮素截留的有效措施.在酸性双季稻田上, 一次性施用生物炭对水稻产量在5 a内有显著影响, 对土壤酸化的改良效果可以持续4 a[60].本研究中, 林业废弃物生物炭施用5 a后, 提高了桉树人工林土壤氮储量, 对提高土壤肥力有一定的积极作用.桉树人工林多在3~5 a后进行采伐, 因此, 将林业废弃物制备为生物炭, 就地返还林地, 通过提高土壤TN及氮组分含量, 提升了可矿化氮的比例, 增加了氮的有效性, 促进了土壤的熟化作用, 对土壤有明显的培肥作用, 长远有利于减缓短期轮伐后可能出现的土壤肥力下降等问题, 这对桉树人工林的可持续经营具有一定的实践指导意义.
4 结论(1) 随生物炭施用量的增加, 能显著提高桉树林土壤全氮含量, 增加了酸解总氮、酸解铵态氮、酸解氨基酸态氮和酸解未知态氮的含量, 非酸解态氮含量整体亦呈增加的趋势, 降低了酸解氨基糖态氮含量.酸解态有机氮是桉树林土壤氮的主体.有机氮各形态的分布趋势大小为：酸解铵态氮＞酸解氨基酸态氮＞非酸解态氮＞酸解未知态氮＞酸解氨基糖态氮, 其中酸解铵态氮、酸解氨基酸态氮和非酸解态氮为有机氮的主要组分.生物炭对土壤有机氮组分含量沿土层分布的影响相似, 除了酸解未知态氮之外, 其它组分含量均随土层加深而降低.
(2) 生物炭施用5 a增加了酸解态氮(酸解铵态氮、酸解氨基酸态氮及酸解未知态氮)占全氮的比例, 非酸解态氮和酸解氨基糖态氮占全氮的比例趋于降低, 促进了土壤有机氮有效态组分的增加, 提高了有机氮的有效性.土壤全氮、微生物生物量氮、溶解性有机氮均与土壤有机氮组分之间存在显著的正相关关系.在土壤有机氮组分中, 酸解总氮、酸解铵态氮和酸解氨基酸态氮对微生物生物量氮和溶解性有机氮的影响较大.
(3) 总之, 生物炭施用5 a对桉树人工林土壤有机氮组分和活性氮含量的增加有显著的持续效应, 且增加了土壤氮储量, 促进了非酸解态氮向有效态氮的转化, 有利于提高土壤氮素供应能力.桉树林业废弃物制备成生物炭, 就地还田, 是提高桉树人工林土壤供氮能力的重要途径, 施用6%的桉树枝条生物炭是增加土壤氮素含量的较优处理.
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