不同施氮量和灌水水平下毛白楊林地土壤礦質氮動態*

黃夢遙 張潤哲 史 策 楊 昊 魏一凡 張兆德 祝 琳宋連君 聶立水 王登芝

（1. 北京林業大學林學院 森林培育與保護教育部重點實驗室 北京 100083；2. 河北省威縣苗圃場 邢臺 054700）

硝態氮和銨態氮是楊樹（Populus）吸收利用的2種主要氮素形態，也是土壤礦質氮的重要組成部分（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、土壤質地、林地類型、降雨和季節變化等因素影響（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（任忠秀等，2011；張潤哲等，2019）。氮肥和水分投入雖可促進林木快速生長，但過量施用容易造成土壤中累積大量氮素，在灌水或強降雨作用下向深土層淋失，導致地下水污染（Gehlet al., 2005)。因此，弄清楚土壤硝態氮和銨態氮的動態變化對林地精準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氮，隨后通過硝化作用氧化為硝態氮，同時銨態氮還存在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氮和銨態氮含量以及氨揮發速率（Siguaet al.，2020）。加入尿素量使脲酶活性達到平穩前，脲酶活性與土壤中尿素濃度呈正相關，而對水分含量的響應結果不一（周禮愷等，1984）。氨揮發是土壤氮素氣態損失的主要途徑之一，其損失率有時可達施氮量的40%～50%（曹兵等，2001），不僅降低氮肥利用率，還會引起土壤酸化、水體富營養化等問題(Rochetteet al.,2001)。土壤氨揮發是多種因素共同作用的結果，如土壤狀況、環境因子、管理措施等，尿素施用量是主要因素（Duanet al., 2000；Liet al., 2008）。不同生態系統氨揮發特征對施氮量和灌水水平的響應可能具有一定差異性，我國北方潮土主要糧食作物氨揮發損失率可達1%～48%（Caiet al., 2002），對人工林地土壤氨揮發特征研究相對較少（Guoet al., 2022；王成等，2019）。

楊樹生長季土壤水熱條件相對充足，氮素含量及其形態變化劇烈。目前，楊樹水氮施用試驗時間多以季度或年為單位（Heet al., 2020；張潤哲等，2019），對單次施肥周期內土壤礦質氮動態、氨揮發特征和酶活性變化鮮有報道，尤其是人工林地生態系統。鑒于此，本研究以毛白楊（Populus tomentosa）長期定位施氮試驗林為對象，進行單次施氮周期內不同施氮量和灌水水平下土壤礦質氮動態研究，分析土壤礦質氮含量、氨揮發速率和脲酶活性的相關關系，以期指導楊樹速生豐產林更加精確的水氮管理措施，提高林地生產力和水氮利用效率，降低氮素損失，為林地長期施氮和灌溉水平的合理選擇提供理論依據。

1 試驗地概況

試驗林地位于華北平原南部河北省邢臺市威縣苗圃場（113°52—115°49E，36°50—37°47′N），地勢平坦，屬暖溫帶大陸性半干旱季風氣候。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土層內有機質、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”長期水氮施用試驗林，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個小區，每小區面積252 m2，小區間設有保護行，林間無間作作物，每年3月耕地松土1次。

2 研究方法

2.1 試驗設計

設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4種施氮量N0、N1、N2、N3（以純氮量計算分別為0、101.6、203.2、304.8 kg·hm-2），共12組處理，每組3次重復，共36小區。自2007年起，每年在毛白楊生長旺季5、6、7月分3次進行氮、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度的一半，施肥后立即覆土、灌水，灌水方式采用溝灌。試驗期間定期除去林地競爭性雜草。土壤含水量監測方法參照張潤哲等（2019）。

2.2 樣品采集與測定

2.2.1 土樣樣品采集與測定 于2021年5月施氮0、3、7、15、30 天后，在每小區隨機選取3個距樹1 m左右的樣點，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，測定土壤硝態氮和銨態氮含量。每次另取表層0～20 cm土樣測定脲酶活性，共120份。

土壤硝態氮含量測定采用紫外分光光度計法，銨態氮含量測定采用靛酚藍比色法（鮑士旦，2000；Sakamotoet al., 2009），脲酶活性測定采用比色法，以37 ℃恒溫培養24 h后1 g土壤中含NH3-N的質量（mg）表示（關松蔭，1983）。

2.2.2 土壤氨揮發采集與測定 氨揮發測定采用雙層海綿通氣法（王朝輝等，2002）。施氮當天，在各小區試驗樹體兩側穴施點上方分別放置1個通氣法捕獲裝置，開始進行氨揮發采集。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，視測到的氨揮發數量，5～7天取樣1次；之后取樣間隔可延長至7～15天，直至監測到氨揮發數值穩定。均在上午10:00時取樣。

2.3 數據統計與分析

1） 硝態氮和銨態氮累積量（張潤哲等，2019）：

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

2） 氨揮發速率（王朝輝等，2002）：

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

3） 氨揮發累積量 （王峰等，2016）：

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

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

采用Excel 2021軟件進行數據處理，Origin 2019軟件進行圖表繪制。應用SPSS 24.0軟件運用雙因素方差分析（two-way ANOVA）檢驗不同施氮量和灌水水平處理下土壤硝態氮含量、銨態氮含量、脲酶活性、氨揮發速率及總量的差異性；采用Duncan法（P＜ 0.05）進行多重比較。利用皮爾遜相關性分析和偏相關分析檢驗土壤表層硝態氮含量、銨態氮含量、脲酶活性和氨揮發速率任意二者間的相關關系。

3 結果與分析

3.1 不同施氮和灌水水平下土壤硝態氮和銨態氮分布動態

3.1.1 土壤硝態氮分布和累積量動態 單次施氮周期內，毛白楊林地土壤硝態氮分布動態如圖1所示，0～100 cm土層硝態氮平均含量為4.84～29.02 mg·kg-1。各施氮處理土層硝態氮平均含量隨時間推移先增大后降低，施氮后第7天時達最大值（26.64～62.34 mg·kg-1），為本底值的3.64～4.40倍。硝態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氮分布動態Fig. 1 Dynamics change of soil NO3--N contents under different N and W application levels短柱表示標準偏差。Bars indicate standard deviation (n = 3).

毛白楊林地土壤0～100 cm土層硝態氮累積量為55.39～ 331.99 kg·hm-2（圖2）。施氮前硝態氮累積量為55.39～74.00 kg·hm-2，施氮后硝態氮累積量顯著增加，施氮后第7天達最大值（201.55～331.99 kg·hm-2）。當施氮量和灌水量較大時，如N3處理60～100 cm土層硝態氮累積量占100 cm以內硝態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處理土壤硝態氮均在60～100 cm土層出現累積（圖1），表明林地灌溉可促進硝態氮向深土層運移。方差分析表明，施氮量和灌水水平對0～100 cm土層硝態氮含量和累積量影響極顯著（P＜0.01）。硝態氮含量和累積量與施氮量呈正相關，即N3 ＞ N2 ＞ N1 ＞ N0，不同灌水水平隨施氮后時間推移則無一致規律。

圖2 不同施氮和灌水水平下土壤硝態氮累積量動態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 土壤銨態氮分布和累積量動態 毛白楊林地土壤0～100 cm土層不同處理銨態氮分布動態如圖3所示，銨態氮平均含量為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，隨硝化作用進行銨態氮含量逐漸降低，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氮分布動態Fig. 3 Dynamics changes of soil NH4+-N content under different N and W application levels.短柱表示標準偏差。Bars indicate standard deviation (n = 3).

毛白楊林地土壤0～100 cm土層銨態氮累積量為31.45～254.21 kg·hm-2（圖4）。銨態氮累積量隨施氮后時間推移先增加后降低，施氮后第3天達最大值（150.15～254.21 kg·hm-2）。方差分析表明，單次施氮周期內，不同施氮量和灌水水平對林地銨態氮含量和累積量影響顯著（P＜ 0.05）。銨態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氮累積量動態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動態

單次施氮周期內林地土壤氨揮發速率如圖5所示，N0處理氨揮發速率較低（0.04～0.10 kg·hm-2d-1），各施氮處理氨揮發速率在1～2天后即可達到峰值（0.96～3.46 kg·hm-2d-1），10天后開始降至較低水平。林地土壤氨揮發主要發生在施氮10天內，其累積量達單次施氮周期氨揮發總量的81.5%～91.4%。施氮后30 天，土壤氨揮發累積量為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），且施氮影響遠大于灌水，其中N3處理氨揮發累積量均值達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累積量與損失率（均值±標準差）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速率動態變化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態

土壤脲酶活性隨時間推移先升高后降低，在施氮后3天后達最大值（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毛白楊林地土壤脲酶活性影響極顯著（P＜ 0.01），當其中一個因素一定時，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態變化Fig. 6 Dynamics changes of soil urease activity under different N and W application levels

除土壤表層0～20 cm硝態氮和銨態氮含量無顯著相關外，其他各因子之間均極顯著相關（P＜ 0.01，表2）。為避免共同變量干擾導致2個變量間的假性相關，固定共同變量后再進行偏相關分析，結果表明，土壤硝態氮與銨態氮含量呈顯著負相關，氨揮發速率與銨態氮含量呈顯著正相關，脲酶活性與其他因素無顯著相關。

表2 土壤硝態氮、銨態氮、氨揮發速率、脲酶活性相關系數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林地土壤硝態氮和銨態氮分布動態的影響

施氮和灌水均顯著影響林地土壤礦質氮含量和累積量，施氮量與二者呈正相關，灌水可促進氮素向深土層運移。硝態氮和銨態氮主要分布在0～40 cm土層，其含量隨土層加深和施氮后時間推移先增加后降低，與以往研究趨勢一致（巨曉棠等，2003），并分別在施氮后第7 和3天達最大值。單次施氮周期內，0～100 cm土層硝態氮平均含量為4.84～29.02 mg·kg-1，高于楊樹人工林地整個生長季施氮后硝態氮平均含量（3.12～10.92 mg·kg-1）（張潤哲等，2019），這表明水氮施用后林地土壤硝態氮含量在短期內轉化較為劇烈，單次施氮周期對土壤氮素動態變化的監測更加精確。N3和W3處理下深土層硝態氮含量占比逐漸增大，表明高施氮量下硝態氮含量可能超過該周期內林木生長所需，隨土壤水向深土層運移。0～100 cm土層銨態氮平均含量為3.18～13.22 mg·kg-1，含量穩定且保持在較低水平（除0～20 cm土層外），與田間滴灌試驗（戴騰飛等，2018）和旱地土壤氮素殘留試驗（王西娜等，2007）趨勢相同，這可能是因為銨態氮帶正電，易被土壤膠體吸附，因而受不同試驗環境的影響較小。

單次施氮周期后毛白楊林地0～100 cm土層硝態氮累積量為56.84～104.88 kg·hm-2，銨態氮累積量為33.53～53.63 kg·hm-2，為硝態氮的51.1%～60.1%，說明土壤中礦質氮主要以硝態氮形式累積。林地0～100 cm土層硝態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），銨態氮累積量范圍與其他土地利用類型則相差較小（蔡萬濤等，2009；南鎮武等，2016；盧九斤等，2020）。這可能因為毛白楊是華北地區主要速生樹種，在生長季期間對水分和氮素的需求量巨大，尤其是硝態氮（董雯怡等，2009）。此外，還與不同生態系統的栽培管理條件、土壤水分狀況、酸堿度和體積質量等相關（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時能保證林木生長和土壤氮素供應（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，建議年施氮量為203.2 kg·hm-2，且分多次少量施用，同時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林地土壤氨揮發的影響

土壤氨揮發速率和累積量變化是氣候條件（溫度、風速、光照）、土壤條件（質地、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果（Linet al., 2012），其中施氮和灌水可直接影響土壤中氨揮發底物濃度，是造成設施用地土壤氨揮發差異的主要原因（Holcombet al, 2011）。本研究表明，施氮量、灌水水平以及二者共同作用對毛白楊林地氨揮發影響顯著，且施氮的影響遠大于灌水，與楊士紅等（2012）研究結果一致，這表明在不同生態系統中高施氮量是導致土壤氨揮發嚴重的重要原因。土壤氨揮發主要發生在施氮后10天內，并在施氮灌水后1～2天出現揮發峰值（0.96～3.46 kg·hm-2d-1），而后迅速降低進入低揮發階段，這可能是由于施氮后立即灌溉，尿素迅速水解，氨揮發過程的底物銨態氮含量充足。本研究相關性分析也表明，氨揮發速率與表層土壤銨態氮含量呈顯著正相關，因此氨揮發速率可在施肥后短時間內達到峰值，之后隨硝化作用的完成而下降。

單次施氮周期內，毛白楊林地土壤氨揮發累積量為1.57～18.29 kg·hm-2，與施氮量和灌水水平呈正相關，N3處理損失量最大（17.07～18.29 kg·hm-2）。氨揮發損失率為14.05%～18.97%，低于農田作物（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。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（Sunet al., 2021）。此外，土壤pH較低時也不利于銨態氮向氨氣轉化，pH每上升一個單位，氨揮發量可增加10倍（王峰等，2016）。因此，為減少土壤氨揮發，建議避免表層撒施氮肥，在堿性土壤中適當降低銨態氮肥施用量。

4.3 不同施氮和灌水水平對林地土壤脲酶活性的影響

林木生長旺盛時期，對氮素和水分需求大、響應強烈，根系代謝旺盛，酶代謝活動增強，適宜施氮灌水可刺激微生物生長繁殖，促進脲酶分泌 (王順等，2021)。本研究表明，施氮和灌水水平對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，并隨施氮后時間推移先增大后降低，施氮后第3天達最大值（3.16～4.48 mg·g-1），與多數研究得出的結論一致（胡洋等，2022；張俊麗等，2012），這是由于施氮為脲酶的酶促反應提供大量基質，土壤中尿素濃度增大，水溶性有機質含量增高，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或減弱（周禮愷等，1984）。本研究與Antil等（2006）試驗結果相同，即脲酶活性隨灌水水平增大而增大，而與Lei等（2018）研究結論相反，這可能是因為土壤顆粒等級不同。灌水量增加對砂壤土透氣性的影響較小，Lei等（2018）試驗土壤砂粒比例較低，透氣性較差，土壤含水量增加會抑制部分土壤微生物和植物根系活動，導致脲酶酶活性降低。相關性分析可知，土壤脲酶活性與表層硝態氮、銨態氮含量、氨揮發速率顯著正相關，偏相關分析得出，脲酶活性與三者均無相關關系，這表明施氮和灌水是影響土壤脲酶活性的主要原因，與其他變量的相關關系是受干擾導致的假性相關。

5 結論

不同施氮量和灌水水平顯著影響毛白楊林地土壤礦質氮組成與動態。高施氮量和高灌水水平下，硝態氮更易向深土層運移。土壤銨態氮含量較低且通常保持穩定（除表層外）。土壤氨揮發主要發生在施氮后10天內，大量施氮和低灌水可能導致林地氨揮發。施氮和灌水可能通過影響土壤脲酶活性而對土壤礦質氮組成和動態產生影響。單次施氮周期下土壤礦質氮動態深入研究有助于科學指導林地水氮管理，降低土壤氮素淋失和揮發風險。為降低氮素殘留和淋失風險，減少氨揮發損失，建議毛白楊速生豐產林地年施氮量為200 kg·hm-2，土壤含水量控制在田間持水量的60%～75%。