田間老化生物質炭對黃土高原旱作農田土壤有機氮組分的影響

潘占東，蔡雪梅，蔡立群,3，董 博，武 均,3，張仁陟,3

（1 甘肅農業大學林學院，甘肅蘭州 730070；2 甘肅農業大學干旱生境作物學國家重點實驗室，甘肅蘭州 730070；3 甘肅農業大學資源與環境學院，甘肅蘭州 730070；4 甘肅省農業科學院旱地農業研究所，甘肅蘭州 730070）

土壤是植物生長的重要載體[1]，土壤氮素也是限制作物生長的主要因素之一[2-4]。土壤有機態氮是土壤中氮素的主要存在形式[5-6]，土壤有機態氮的化學形態和存在特征，以及微生物生物量是影響土壤氮素有效性的重要因子，也是植物生長所需養分的重要來源[6-7]。生物質炭是在無氧或低氧條件下，經熱解后產生的高度芳香化的含碳固體物質，具有比表面積大、孔隙度豐富、穩定性和吸附性較高的物理性質[8]，因此，生物質炭作為一種新型土壤培肥改良材料，成為研究的熱點[9]。研究發現，土壤中添加生物質炭后會增強養分的持久性供應能力[10]。因此，施用生物質炭是提高黃土高原旱作農業區土壤肥力和養分供應能力的有效措施。

目前，土壤有機氮組分研究主要是采用Bremner[11]提出的酸解方法，分為酸解性和非酸解性氮兩組，酸解氮占比高于非酸解氮。施肥措施或土壤類型影響著有機氮含量、組分及比例，巨曉棠等[12]研究表明，長期施肥顯著提高了土壤全氮、酸解性氮、非酸解性氮含量。郝小雨等[3]研究認為，長期單施有機肥和有機無機肥配施顯著增加了酸解性氮含量，對非酸解性氮無顯著影響。對土壤酸解有機氮組分的研究一般認為其分配比例為：氨基酸態氮＞酸解銨態氮＞酸解未知態氮＞氨基糖態氮[13-15]。沈其榮等[16]研究發現，氨基酸態氮對礦化氮的貢獻最大，其次是酸解未知態氮；也有研究認為，土壤活性氮的主要貢獻因子是氨基酸態氮、酸解未知態氮和酸解銨態氮[6,17-18]。由于生物質炭材料和土壤類型的差異，添加生物質炭對土壤有機氮組分和微生物生物量碳氮含量的影響結果存在較大差異。李玥等[19]研究結果表明，添加生物質炭能夠提高土壤酸解銨態氮、酸解未知態氮和非酸解氮的總量；龍澤華等[20]研究發現，秸稈炭化還田后能夠顯著增加土壤酸解銨態氮、氨基糖態氮和非酸解氮含量。有研究表明，添加4.5 t/hm2的小麥秸稈生物質炭顯著提升了土壤微生物生物量碳含量[21]。添加果樹主干或枝條生物質炭2 年后，土壤微生物生物量碳氮含量均隨著生物質炭添加量的增加呈先增加后降低趨勢，添加量超過40 或60 t/hm2時，其含量開始下降[9]。也有研究[22-23]發現，在紅壤油菜、紅薯輪作土壤中添加2.5～40.0 t/hm2小麥秸稈生物質炭，第3 年和第4 年土壤微生物生物量碳氮含量隨著生物質炭添加量的增加而增加，且高添加量能夠顯著增加二者含量。也有研究[24]表明，施用30 t/hm2的生物質炭能夠提高土壤中有機碳和全氮的封存量。因此，我們進行定位試驗，研究單施生物質炭經田間自然老化后，對隴中黃土高原旱作農業區土壤有機氮組分及微生物生物量碳氮含量的影響，明確不同用量生物質炭處理下土壤氮素的轉化特征和供肥潛力，為隴中黃土高原地區制定科學合理的土壤培肥改良措施、提高氮肥利用率提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

長期定位試驗位于甘肅農業大學旱農綜合試驗站(甘肅省定西市安定區李家堡鎮)。該地區屬于黃土高原丘陵溝壑區，也是典型的雨養旱作農業區，平均海拔為2000 m。近年來年均降水量為390.9 mm，主要集中在7—9 月份，冬季和春季較為干旱，年均蒸發量1531 mm；年均氣溫約6.5℃，≥10℃積溫約2239.1℃，每年平均日照時間約為2476.6 h，太陽輻射約592.9 kJ/cm2；無霜期約為140 天。試驗地土壤為黃綿土，土壤質地均勻，儲水性能良好。該地區土壤主要理化指標為：pH 為8.36，土壤平均容重為1.17 g/cm3，凋萎含水率73.00 g/kg，飽和含水率219.00 g/kg，有機質含量12.01 g/kg，全氮0.76 g/kg，全磷(P2O5) 1.77 g/kg。

1.2 試驗設計

試驗布設于2015 年，為單因素隨機區組設計，共設6 個生物質炭添加水平：CK (0 t/hm2)、BC1(10 t/hm2)、BC2 (20 t/hm2)、BC3 (30 t/hm2)、BC4(40 t/hm2)、BC5 (50 t/hm2)，每個處理3 次重復，共18個小區，小區面積16.8 m2(2.8 m×6 m)；生物質炭添加量均以玉米秸稈經炭化后自然風干的重量計算。2015 年3 月將生物質炭按照試驗設計量一次性均勻撒入各小區后，用旋耕機將其旋入耕層土壤中(20 cm左右)。供試小麥品種為“定西40 號”，每年3 月播種，7 月份收獲，播種量為187.5 kg/hm2，行距為20 cm，播種深度7 cm。各處理每年播種前施尿素 (N 46%)228 kg/hm2，過磷酸鈣 (P2O514%) 750 kg/hm2，每年小麥播種前和收獲后按照當地常規耕作方式翻耕(深約20 cm)。

供試生物質炭來自遼寧金和福農業科技股份有限公司，為玉米秸稈在500℃缺氧條件下干餾制得，可將35%的生物質轉化為生物質炭。生物質炭基本性質：pH 為9.21，陽離子交換量 (CEC) 為25.21 cmol/kg，比表面積為11.3 m2/g，可溶性有機碳含量為432.37 mg/kg，自然風干含水率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 土壤樣品采集與分析

土壤樣品采集于2020 年8 月小麥收獲后，采用5 點法分別采集0—5、5—10 和10—30 cm 土壤樣品，將每層所采集的樣品混勻后采用四分法將其分為兩份，一份自然風干過0.25 和0.15 mm 篩后保存于密封袋中；另一份鮮樣過2 mm 篩后裝入無菌袋保存于4℃冰箱中。

全氮(total nitrogen，TN)采用H2SO4消煮，全自動凱氏定氮儀(SKD-3000, PEIOU)測定[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)，碳氮聯合分析儀(Jena multi N/C 2100s, Germany) 測定[26]。土壤有機氮組分采用Bremner 法測定[11]，其中土壤酸解總氮(total acidolysable nitrogen，TAN )采用6 mol/L HCl 酸解-凱氏定氮法測定；酸解銨態氮(acidolysable ammonia nitrogen，AMN)采用3.5% MgO 蒸餾法測定；酸解銨態氮+氨基糖態氮(amino sugar nitrogen，ASN)采用磷酸-硼砂(pH=11.2)緩沖液蒸餾法測定；氨基酸態氮(amino acid nitrogen，AAN)采用茚三酮氧化、磷酸鹽-硼酸鹽緩沖液蒸餾法測定；酸解未知態氮(unknown-acidolyzable nitrogen，UAN)、非酸解氮(non-acidolysable nitrogen，AIN) 和氨基糖態氮采用差減法求得，UAN=TAN-AMN-AAN-ASN；AIN=TN-TAN；ASN=(AMN+ASN)-AMN

1.4 數據處理

數據整理采用Excel 2016，采用SPSS 19.0 軟件進行統計分析，圖表繪制采用SigmaPlot 12.5。

2 結果與分析

2.1 生物質炭對土壤全氮及小麥產量的影響

如圖1 所示，0—30 cm 土層全氮含量的變化范圍為0.83～1.07 g/kg，隨著生物質炭添加量的增加，不同土層全氮含量均增加，但隨著土層的加深，土壤全氮含量均下降。在0—5 cm 土層中，BC2、BC3、BC4 和BC5 處理土壤全氮含量比CK 分別增加3.11%、7.28%、9.81%和10.94%，在這4 個處理間，BC2與BC4、BC5 差異顯著，其他處理間均無顯著差異；在5—10 cm 土層中，BC2、BC3、BC4 和BC5處理土壤全氮含量較CK 分別增加5.94%、6.55%、8.75%和10.25%，4 個處理間均無顯著差異，BC3、BC4、BC5 處理與BC1、CK 差異顯著；在10—30 cm 土層中，BC2、BC3、BC4 和BC5 處理土壤全氮含量較CK 分別增加3.60%、4.60%、6.06% 和6.52%，4 個處理間均無顯著差異，BC1 與BC3、BC4、BC5 處理間差異顯著。在BC1 處理時，3 個土層土壤全氮含量與CK 均無顯著差異。

圖1 施用不同量生物質炭土壤全氮含量及春小麥產量Fig.1 Soil total nitrogen content and spring wheat yield as affected by biochar application rate

添加生物質炭顯著提高小麥產量，隨著生物質炭添加量的增加，小麥產量呈先增加后下降的趨勢。BC1、BC2、BC3、BC4 和BC5 處理較CK 小麥產量分別增加了5.17%、17.86%、24.76%、14.59%和10.28%，其中BC3 處理時，小麥產量最高。

2.2 生物質炭對土壤有機氮組分的影響

如圖2 所示，添加生物質炭對土壤酸解總氮和非酸解氮有一定影響，0—30 cm 土壤酸解總氮、非酸解氮含量的變化范圍分別為0.62～0.78、0.13～0.33 g/kg，分別占土壤全氮含量的66.07%～86.87%、13.13%～33.93%。隨著生物質炭添加量的增加，各土層土壤酸解總氮含量先增加后下降，土壤非酸解氮含量先下降后增加，二者的含量均隨著土層深度的增加而下降。土壤酸解總氮含量在0—5 cm 土層中除BC1 處理與較CK 差異不顯著外，其他處理與CK 均差異顯著，BC2、BC3、BC4 和BC5 處理較CK 分別增加12.06%、15.42%、9.56%和8.57%，在這4 個處理中，BC3 處理與BC4、BC5 處理間差異顯著；在5—10 cm 土層中，BC2、BC3、BC4 和BC5 處理較CK 分別增加13.85%、14.69%、10.99%和7.50%，4 個處理間BC2、BC3 與BC5 差異顯著，其中BC2、BC3 和BC4 處理較BC1 處理分別增加9.31%、10.11%和6.55%，其他處理間均無顯著差異；在10—30 cm 土層中，BC1、BC2、BC3、BC4 和BC5 處理較CK 分別增加5.66%、14.98%、17.98%、12.66%和5.79%，其中BC2、BC3、BC4處理較BC1 和BC5 處理分別增加8.81%、11.66%、6.62%和8.68%、11.53%、6.49%，BC3 較BC4 增加4.73%，其他處理間差異不顯著。土壤非酸解氮含量在0—5 和5—10 cm 土層中生物質炭處理與CK均無顯著差異，其中在0—5 cm 土層中BC5 處理較BC2 處理增加42.34%，在5—10 cm 土層中BC5 處理較BC2、BC3 處理均增加36.07%，其他處理間均無顯著差異；在10—30 cm 土層中，BC2、BC3 處理較CK 分別下降30.43%、35.38%，BC2、BC3 較BC1 和BC5 處理分別下降20.93%、26.56%和36.00%、40.56%，BC3 較BC4 處理下降25.21%，BC1 較BC5 處理下降19.06%，其他處理間差異不顯著。

圖2 施用不同量生物質炭土壤有機氮各組分含量Fig.2 Contents of organic nitrogen components in soils applied with different amounts of biochar

土壤酸解氮組分隨著生物質炭添加量和土層深度的增加變化明顯。0—30 cm 土壤氨基酸態氮、酸解未知態氮、氨基糖態氮和酸解銨態氮含量的變化范圍分別為0.24～0.48、0.05～0.21、0.05～0.09 和0.18～0.27 g/kg，分別占酸解總氮的34.48%～67.58%、4.18%～33.78%、3.19%～12.37% 和24.09%～36.90%。各土層土壤氨基酸態氮含量均隨著生物質炭添加量的增加而增加，且隨著土層深度的增加均下降；在0—5 和5—10 cm 土層中，BC1、BC2、BC3、BC4、BC5 處理較CK 分別增加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 土層中BC1 與BC2 間差異不顯著外，其他處理間均差異顯著(P＜0.05)；在10—30 cm 土層中，BC1 處理較CK 差異不顯著，BC2、BC3、BC4、BC5 處理較CK 分別增加17.58%、35.08%、56.92%、71.04%，4 個處理間均差異顯著(P＜0.05)。土壤酸解未知態氮含量在0—5 cm 土層中，BC3 處理較CK 下降48.14%，BC4 處理較CK、BC1、BC2 分別下降78.34%、71.53%、72.94%，BC5 處理較CK、BC1、BC2、BC3 分別下降89.57%、86.29%、86.97%、79.88%，其他處理間均無顯著差異；在5—10 cm 土層中，BC3 處理較CK、BC1、BC2 分別下降57.42%、52.99%、47.42%，BC4 處理較CK、BC1、BC2 分別下降62.57%、64.80%、62.21%，BC5 處理較CK、BC1、BC2 分別下降83.77%、82.08%、79.89%，其他處理間均無顯著差異；在10—30 cm 土層中，BC3處理較CK、BC1、BC2 分別下降42.90%、46.31%、42.34%，BC4 處理較CK、BC1、BC2 分別下降62.57%、64.80%、62.21%，BC5 處理較CK、BC1、BC2、BC3、BC4 分別下降83.54%、84.52%、83.38%、71.17%、56.02%，其他處理間均無顯著差異。土壤氨基糖態氮含量隨著生物質炭添加量和土層深度的增加均呈先增加后下降趨勢，各土層在BC3 處理時其含量均為最高；在0—5 cm 土層中，BC1、BC2、BC3、BC4、BC5 處理較CK 分別增加41.51%、67.17%、107.55%、73.21%、57.74%，處理間，BC3 較 BC1、BC5 分別增加46.67%、31.58%，其他處理間均無顯著差異；在5—10 cm 土層中，BC2、BC3、BC4、BC5 處理較CK 分別增加56.85%、91.91%、72.81%、43.60%，BC2、BC3、BC4 處理較BC1 處理分別增加39.04%、70.12%、53.19%，BC3 處理較BC5 處理增加33.65%，其他處理間均無顯著差異；在10—30 cm 土層中，BC2、BC3、BC4、BC5 處理較CK 和BC1 分別增加57.40%、99.74%、77.66%、54.29% 和30.89%、66.09%、47.73%、28.29%，BC3 處理較BC2 和BC5 處理分別增加26.90%、29.46%，其他處理間差異不顯著。土壤酸解銨態氮含量隨著生物質炭添加量的增加先增加后下降，隨著土層深度的增加，各處理其含量均減??；在0—5 cm 土層中，BC2 和BC3 處理較CK、BC1、BC4、BC5 分別增加16.27%、12.17%、11.82%、25.63% 和23.54%、19.18%、18.81%、33.48%，BC3 較BC2 處理增加6.25%，BC5 處理較CK、BC1、BC4 分別下降8.05%、12.00%、12.35%，其他處理間差異不顯著；在5—10 cm 土層中，BC2 和BC3 處理較CK、BC1、BC4、BC5 分別增加17.54%、11.64%、9.08%、21.88% 和28.95%、22.48%、19.67%、33.71%，BC3 較BC2 處理增加9.71%，BC5 較BC4 處理下降10.50%，其他處理間差異不顯著；在10—30 cm 土層中，BC2 和BC3 處理較CK、BC1、BC4、BC5 分別增加15.46%、10.56%、13.27%、29.11% 和26.44%、21.08%、24.04%、41.39%，BC3 較BC2 處理增加9.51%，BC5 處理較CK、BC1、BC4 分別下降11.82%、16.77%、13.99%，其他處理間差異不顯著(P＜0.05)。

如表1 所示，在各土層中，隨著生物質炭添加量的增加，氨基酸態氮占全氮的比例(27.46%～45.13%) 增加，BC5 處理較CK 增加約14.09%～16.58%；酸解未知態氮占全氮的比例(1.59%～18.54%) 總體呈下降趨勢，BC5 處理較CK 下降約14.61%～15.47%；酸解銨態氮(19.00%～28.66%)和氨基糖態氮(2.76%～8.86%)占全氮的比例均呈先增加后下降趨勢，BC3 處理時二者占比均為最高，較CK 分別增加約3.45%～4.95%、2.57%～4.22%；非酸解氮在全氮中的比例(15.47%～31.14%)則呈先下降后增加趨勢。各有機氮組分占全氮的比例在不同土層之間的差異不明顯，整體表現為氨基酸態氮＞非酸解氮＞酸解銨態氮＞酸解未知態氮＞氨基糖態氮。

表1 土壤有機氮各組分占土壤全氮的比例(%)Table 1 Proportion of soil organic nitrogen components in soil total nitrogen

2.3 生物質炭對土壤微生物生物量碳(MBC)、氮(MBN)的影響

如圖3 所示，添加不同量生物質炭處理下0—5、5—10、10—30 cm 土層MBC 和MBN 含量的變化范圍分別為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，總體表現為：5—10 cm＞0—5 cm＞10—30 cm，但在BC4 處理時，MBC 含量表現為0—5 cm ＞5—10 cm ＞10—30 cm，BC5 處理時，MBC、MBN 含量均表現為0—5 cm ＞5—10 cm ＞10—30 cm。MBC 隨著生物質炭添加量的增加，0—5 cm土層含量均呈增加趨勢，BC2、BC3、BC4 和B C 5 處理較C K 分別增加2 8.5 1%、3 3.5 6%、44.59% 和89.89%，BC3、BC4 和BC5 處理較BC1 處理分別增加28.71%、39.35% 和83.00%，BC5 處理較BC2 增加47.76%，其他處理間差異均不顯著；在5—10 cm 土層，隨著生物質炭添加量的增加，MBC 含量呈先增加后降低再增加趨勢，BC1、BC2、BC3、BC5 處理較CK 和BC4 分別增加29.13%、27.56%、55.52%、68.63% 和20.21%、18.75%、44.78%、56.98%，BC3 和BC5 處理較BC1、BC2 分別增加20.43%、21.92%和30.59%、32.19%，其他處理間差異不顯著；在10—30 cm 土層，BC1、BC2、BC3和BC5 處理較CK 分別增加41.27%、47.05%、58.65%和139.74%，BC5 處理較B C 1、B C 2、B C 3 和B C 4 分別增加6 9.7 1%、63.03%、51.11%和82.90%，其他處理間差異不顯著。MBN 含量隨著生物質炭添加量的增加，0—5 cm土層呈先降低后升高趨勢，BC4、BC5 處理較BC2 分別增加44.56%、49.87%，BC5 較BC3 增加32.18%，其他處理間差異不顯著；在5—10 和10—30 cm 土層中，隨著生物質炭添加量的增加，MBN 含量均呈先下降后上升再下降的趨勢，在5—10 cm 土層中，BC4 較BC2 增加37.72%，其他處理間均無顯著差異；在10—30 cm 土層中，BC2 較CK、BC4 分別降低27.72%、36.28%，BC4較BC3、BC5 分別增加47.93%、43.12%，其他處理間差異不顯著(P＜0.05)。

圖3 施用不同量生物質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，添加生物質炭總體可提高0—30 cm土層BC/BN的比值，其變化范圍為2.87～8.68。隨著生物質炭添加量的增加，BC/BN的比值均表現為先增加后下降再增加趨勢，0—5 cm 土層中，BC2 處理時其比值最高，為5.96，而5—10 和10—30 cm 土層中，BC5 處理時其比值均為最高，分別為7.04 和8.68；生物質炭處理較CK 處理BC/BN 增10.60%～202.44%。

表2 施用不同量生物質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 小麥產量與土壤有機氮組分及微生物生物量碳氮之間的關系

通過通徑分析(表3)，將因變量和因子之間的相關系數分解為間接通徑系數和直接通徑系數，因子的直接通徑系數從大到小排序為：x5(0.7760) ＞x6(-0.1480) ＞x7(-0.2650) ＞x4(-0.3310) ＞x2(-0.3860) ＞x3(-0.4020) ＞x1(-1.0610)。小麥產量(y)與酸解銨態氮(x2)、非酸解氮 (x3)和微生物生物量碳 (x6)之間無顯著相關關系，因此不能作為影響小麥產量的主要因子；酸解未知態氮 (x1)和微生物生物量氮 (x7)與小麥產量(y)之間呈顯著負相關關系，其中酸解未知態氮與小麥產量(y)之間呈極顯著負相關關系；氨基糖態氮 (x4)和全氮 (x5)與小麥產量(y)之間呈顯著正相關關系，其中氨基糖態氮 (x4)與小麥產量(y)之間呈極顯著正相關關系，說明土壤全氮 (x5)和氨基糖態氮(x4) 含量的增加能夠增加小麥產量；但氨基糖態氮(x4)對小麥產量(y)的直接通徑系數較小，間接通徑系數較大，其主要通過影響全氮含量間接影響小麥產量。進一步進行逐步回歸分析，土壤有機氮組分及微生物生物量碳氮與小麥產量的逐步回歸分析方程為：y=4042.106+17948.902x4-52.316x7(R2=0.597，F=8.112，P＜0.05)，由此可知，氨基糖態氮和微生物生物量氮的變化是影響小麥產量的主要因素。

表3 小麥產量與土壤有機氮組分及微生物生物量碳氮之間的通徑分析Table 3 Path analysis between wheat yield and soil organic nitrogen components and microbial biomass carbon and nitrogen

3 討論

本試驗結果表明，玉米秸稈生物質炭田間老化后能夠顯著影響土壤全氮、微生物生物量碳氮含量及有機氮組分。土壤全氮含量隨著生物質炭添加量的增加而增加，且隨著土層的加深，土壤全氮含量逐漸降低，BC5 (生物質炭添加量50 t/hm2)處理下，土壤全氮含量在各土層中均為最高，這可能由于生物質炭本身含有一定的氮素，并且生物質炭具有疏松多孔和強吸附性[27]，對每年施入土壤的氮素具有吸附作用。在0—5、5—10 和10—30 cm 土層中BC5處理土壤全氮含量分別較CK 提高10.94%、10.25%和6.52%。生物質炭具有較大的比表面積(11.3 m2/g)，能夠增強土壤對肥料中氮素的吸持[19]，降低氮素淋溶造成的損失，同時也能降低氨揮發造成的氮素損失[18]，從而顯著提高了全氮含量。

已有研究結果[10,21-22]表明，生物質炭對微生物生物量碳、氮的影響因土壤和生物質炭類型的差異而存在較大差異[28]。本研究結果表明，土壤微生物生物量碳含量隨著生物質炭添加量的增加而增加。一方面，生物質炭具有pH 高、比表面積大、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]，為微生物的生長繁殖提供舒適、良好的生活條件[31]，從而使得土壤微生物生物量增加；另一方面，生物質炭吸附性強、碳含量高、養分元素豐富，施入土壤后部分組分可直接作為微生物生長的能源物質[32]，并且對氮、磷等養分的吸附性增強了土壤養分供應的能力[33]。土壤微生物生物量氮含量隨生物質炭添加量的增加總體呈先下降后升高再下降趨勢，但處理間差異多不明顯。這與Pokharel 等[28]的研究結果相似，這是由于本試驗選用的生物質炭pH (9.21) 大于土壤pH(8.36)，隨著生物質炭添加量的增加，土壤pH 增大，導致土壤中真菌類生物量下降。在0—30 cm 土層中，BC2 (生物質碳添加量20 t/hm2)處理下微生物生物量氮含量均為最低。這與張志龍等[34]研究結果相反，其研究發現添加20 t/hm2小麥秸稈生物質炭1 年后，土壤微生物生物量氮含量最高，生物質碳添加量大于20 t/hm2后隨著生物質炭添加量的繼續增加微生物生物量氮含量逐漸降低；這可能與種植作物種類、土壤酸度、生物炭性質、生物炭加工熱解溫度、生物炭原料、氣候條件的變化有關[35]，也可能與添加生物炭后采樣年份不同有關。微生物生物量碳與微生物生物量氮的比值(BC/BN)是衡量土壤微生物碳、氮有效性和微生物組成變化的重要指標。本研究中BC/BN總體隨著生物質炭添加量的增加呈“先增加后減小再增加”的變化趨勢；在相同的常規施肥條件下，生物炭和氮肥的共同作用會影響土壤中氮的有效性，施用過量的生物質炭導致土壤中能被微生物直接利用的活性氮比值減小[34]，即高的C/N 值使土壤中氮素發生了固存作用[21]，對土壤微生物來說更像是一個碳庫而非氮源[36]。

土壤酸解態有機氮是土壤氮庫中較為活躍的部分，其容易受到人為活動的影響[17]，而非酸解氮在土壤中的轉化速度較為緩慢，是土壤氮庫中較為穩定、難礦化的組分。在本研究中，老化生物質炭顯著增加了土壤酸解總氮的含量，對非酸解氮含量的影響多不顯著。土壤有機氮組分整體表現為：氨基酸態氮＞非酸解氮＞酸解銨態氮＞酸解未知態氮＞氨基糖態氮，這與很多研究者[15,37-39]的研究結果類似；土壤可礦化和植物吸收的氮素主要來自氨基酸態氮，其次為酸解銨態氮，再次為酸解未知態氮和非酸解氮，氨基糖態氮的貢獻最低[40]，因此，施用生物質炭對提高土壤氮素供應能力具有重要作用，生物質炭本身含有一定的氮素，施入生物質炭后土壤增加的部分有機氮素可能來自生物質炭，而此部分有機氮素又很難區分和溯源，因此，希望廣大研究者能夠在未來的研究中通過新的技術手段，對此有更深入的探討。本研究結果表明，酸解總氮和非酸解氮的變化趨勢相反，非酸解氮含量隨著生物質炭添加量的增加呈先下降后增加趨勢，其與土壤全氮、微生物生物量碳氮之間呈顯著正相關關系(圖4)，這與郝小雨等[3]的研究結果相似。也有研究[15,41]表明，土壤中施入氮肥時，大部分會優先轉化為氨基酸態氮和酸解未知態氮，當土壤中全氮含量高于3.30 g/kg時，酸解有機氮會轉化為非酸解態氮。而本研究中，土壤全氮含量隨著生物質炭添加量的增加不斷增加，添加生物質炭超過30 t/hm2時，酸解有機氮含量減小，非酸解氮含量增加，這進一步表明，當土壤中全氮含量超過一定閾值后，部分酸解有機氮會直接轉化為非酸解態氮，這與姬景紅等[15]的研究結果相似，其研究認為，減少的土壤有機氮主要轉化為難以礦化的穩定態有機氮被保存于土壤中。這也說明添加適量的生物質炭對提高土壤氮肥利用率具有積極作用。

圖4 土壤有機氮組分、全氮及微生物生物量碳氮的皮爾孫相關性分析Fig.4 Pearson correlation analysis of soil organic nitrogen components, total nitrogen,and microbial biomass carbon and nitrogen

酸解銨態氮和氨基酸態氮是土壤易礦化有機氮的源和庫，也是植物吸收利用礦化氮主要來源[37]，與土壤供氮能力密切相關[42-43]。氨基酸態氮可能來自酰胺、氨基糖、嘌呤和嘧啶的脫氨、羥基和其他氨基酸的分解[18,44-45]，酸解銨態氮主要來自土壤中固定銨和吸附性銨[46]。本研究中，0—30 cm 土層土壤酸解銨態氮和氨基酸態氮含量占土壤全氮含量的比例均比較高，這與黨亞愛等[14]在黃土高原典型土壤有機氮組分研究中所得的結果相同。當生物質炭添加量超過30 t/hm2時，酸解銨態氮含量呈逐漸下降趨勢，其作為土壤有機氮組分中易于移動的組分，大量的生物質炭施入導致土壤孔隙度和含水量增加，從而增加了土壤溶液中酸解銨態氮的徑流流失和淋溶[47]。通過分析發現，酸解銨態氮與土壤全氮之間呈極顯著正相關，氨基酸態氮與土壤全氮和微生物生物量碳之間呈極顯著正相關(圖4)；這說明老化生物質炭在提高土壤全氮、微生物生物量碳含量的基礎上促進了土壤微生物對土壤中大分子復雜有機物的降解，增加土壤中的無機氮源和低分子有機氮[19]，以提升土壤的供氮潛力；同時，二者含量均隨著土層的加深而降低，主要是由于每年均按照常規施肥量施入化肥，導致表層土壤中全氮含量高于下層。

酸解未知態氮由非α-氨基酸氮、嘌呤和嘧啶、酸解未釋放的固定態銨和芳胺[48-49]等組成，在土壤中的礦化速率較慢，容易在土壤中積累[17]。本研究中，隨著生物質炭添加量的增加，不同土層中酸解未知態氮含量總體呈下降趨勢。通過分析發現，其含量與土壤全氮、微生物量碳、氨基酸態氮、非酸解氮和氨基糖態氮含量之間呈極顯著負相關關系(圖4)，這表明老化生物質炭提高了土壤中微生物對酸解未知態氮的分解能力，促使其轉化為其他酸解有機氮組分，進一步增加土壤的供養能力。此結果與大多數研究者在施肥處理下的研究結果不同，這可能是由于土壤類型、試驗材料、氣候條件及采樣年份的差異所致。

氨基糖態氮在土壤全氮和酸解有機氮組分中的占比較低[17,37,50]，其主要源于微生物生物合成的微生物細胞壁[51]，其含量的高低主要反映土壤中已經死亡微生物的積累程度[52]，也可以反映土壤微生物的氮素同化吸收利用過程。本研究結果表明，氨基糖態氮含量隨著生物質炭添加量的增加和土層的加深呈先增加后降低趨勢，BC3 (生物質碳添加量30 t/hm2)處理時其含量最高，這與已有研究結果[53]相似；一方面可能是由于生物質炭具有豐富的孔隙，添加適量生物質炭能夠改善土壤環境，為微生物提供良好的生存環境[20,54]，增加了微生物活性和數量，進而增加土壤氨基糖態氮含量；另一方面隨著生物質炭用量的不斷增加，導致土壤持水能力和透氣性增加，破壞了土壤微生物生長的最佳環境和群落結構，從而減小部分微生物的生長繁殖速度。但氨基糖態氮含量與土壤微生物生物量碳、氮之間無顯著相關，這說明氨基糖態氮的積累與全部的微生物量相關性不強，只與部分微生物有關；氨基糖態氮與小麥產量呈極顯著正相關關系，通過通徑分析發現，氨基糖態氮對小麥產量的影響主要通過影響土壤全氮含量間接影響小麥產量。綜上所述，本研究中，BC3 處理下，土壤酸解總氮、酸解銨態氮、氨基糖態氮含量最高，非酸解氮含量最低；在BC5 處理下，氨基酸態氮和酸解未知態氮含量分別最高和最低；這說明在BC3 和BC5 處理下，土壤有機氮組分中活性部分含量較高。但在BC3 處理下，小麥產量最高。因此，在黃土高原旱作農區，科學合理的生物質炭用量對提高土壤供氮能力和作物產量具有重要意義。

4 結論

土壤全氮及微生物生物量碳是影響有機氮組分差異的主要因素。在供試施用量下，生物質炭均顯著提高了土壤全氮及微生物生物量碳含量，其中以施用生物質炭30 t/hm2提高土壤酸解總氮、酸解銨態氮和氨基糖態氮含量的效果最顯著，土壤供氮能力最強，春小麥產量最高。因此，在黃土高原旱作農業區，合理的生物質炭用量可長期提高土壤的供氮能力。