江 山, 劉煥煥, 張 菁, 王改玲

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安太堡煤礦區(qū)不同復(fù)墾年限和復(fù)墾模式土壤氮礦化及硝化特征*

江 山, 劉煥煥, 張 菁, 王改玲**

(山西農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院 太谷 030801)

為揭示煤礦復(fù)墾區(qū)土壤氮素內(nèi)循環(huán)中的礦化及硝化特征, 探索不同復(fù)墾模式與不同復(fù)墾年限下復(fù)墾土壤的氮素轉(zhuǎn)化效率, 采集山西安太堡露天煤礦中復(fù)墾3年、9年、21年苜蓿地及3年蕎麥地表層(0~20 cm)土壤, 并以3年自然恢復(fù)和未復(fù)墾新排土為對照, 采用間歇淋洗好氣培養(yǎng)法與恒溫培養(yǎng)法研究各采樣地土壤礦化與硝化過程, 利用一級反應(yīng)動力學(xué)模型與Logistic方程對有機氮素的礦化與硝化數(shù)據(jù)進行擬合。結(jié)果表明, 3年苜蓿地的礦化速率最高, 21年苜蓿地的礦化速率最低, 且土壤氮素快速礦化主要在培養(yǎng)前7 d, 之后逐漸平緩, 并在28 d趨于穩(wěn)定。經(jīng)一級動力學(xué)方程擬合可知, 氮礦化勢(N)的變化范圍為89.28~124.51 mg?kg-1, 21年苜蓿地>3年自然恢復(fù)地>3年苜蓿地>3年蕎麥地>未復(fù)墾新排土>9年苜蓿地; 礦化速率常數(shù)()的變化范圍為0.022 6~0.051 9, 3年苜蓿地>9年苜蓿地>未復(fù)墾新排土>3年自然恢復(fù)地>3年蕎麥地>21年苜蓿地。氮礦化勢與土壤有機質(zhì)含量顯著正相關(guān)(=0.91)。復(fù)墾區(qū)各土壤隨培養(yǎng)時間的延長硝態(tài)氮含量大致為“S”型曲線且可分為3個階段: 前期階段(0~5 d)—上升階段(5~14 d)—穩(wěn)定階段(14~28 d); Logistic方程擬合結(jié)果顯示: 復(fù)墾年限顯著影響硝化高峰出現(xiàn)的時間(不同復(fù)墾年限苜蓿地最大相差6.85 d), 21年苜蓿地硝化過程劇烈而短促, 3年自然恢復(fù)地的硝化過程緩慢而漫長; 耕地較草地有更大的硝化速率與更長的硝化時間。長期的種植苜蓿復(fù)墾顯著提高了土壤的氮庫容量, 礦化過程更為平穩(wěn)。

復(fù)墾年限; 復(fù)墾模式; 氮素轉(zhuǎn)化效率; 有機氮; 礦化; 硝化; 安太堡露天煤礦

氮素是土壤供應(yīng)較少而植物需求最多、供求之間存在尖銳矛盾的營養(yǎng)元素。土壤作為陸地生態(tài)系統(tǒng)中氮素的重要存儲庫之一, 擔當著氮素轉(zhuǎn)化器的功能[1], 氮素循環(huán)能夠形成空氣-水-土中物質(zhì)和能量的復(fù)雜動力流動[2], 緊密地聯(lián)系著土壤與生物。植物吸收氮素50%以上都來自于土壤[3], 在多數(shù)土層中氮素以有機態(tài)為主, 不易被作物直接吸收利用, 需要通過有機氮的礦化作用供給作物生長, 而硝化作用是影響土壤氮素供應(yīng)和損失的另一個重要過程[4]。

研究表明, 土壤氮素礦化勢可作為評價土壤供氮能力的指標。通過氮素礦化勢可反映不同土壤氮素供應(yīng)能力的相對高低, 還可估算出作物生長期間土壤可礦化氮量[5]。而我國北方半干旱地區(qū)石灰性土壤的硝化作用強烈[6], NO-3-N是土壤中主要礦質(zhì)氮素及植物吸收的主要氮素形式。在探究氮素礦化-硝化過程中, 生物培養(yǎng)法具有合理的理論基礎(chǔ)。有研究指出, 可以采用短期好氣培養(yǎng)法模擬土壤中生物對有機物的礦化過程, 測定土壤氮素的礦化作用[7-8], 并且通過對比得出在礦化過程中旱地土壤的好氣培養(yǎng)效果優(yōu)于淹水培養(yǎng)[9]; 土壤氮素的硝化過程中恒溫-浸提的培養(yǎng)方法則較為成熟與普遍[10-11]。

土壤礦化、硝化過程都是復(fù)雜的微生物反應(yīng)過程, 受到微生物活性和通氣狀況、水分、有機質(zhì)、全氮、pH等土壤理化性質(zhì)的影響。目前, 土壤氮素相關(guān)研究主要集中在一般農(nóng)田土壤方面, 如: 土地利用方式、耕作、施肥和灌溉對土壤有機氮組分及礦化、硝化特性的影響[12-14], 旱地、水田不同管理方式下土壤氮素礦化、硝化過程的模擬[15-17]等。對于煤礦復(fù)墾區(qū)來說, 煤炭在露天開采過程中, 由于直接挖掘引起地表挖損和巖土排棄等原因, 原地貌形態(tài)、地層結(jié)構(gòu)已不復(fù)存在, 原有土壤的層次結(jié)構(gòu)及物質(zhì)組成已徹底改變, 形成所謂的“礦山土”[18]。人為重構(gòu)的土體有機質(zhì)含量低, 氮庫容量低, 微生物活性差, 影響土壤養(yǎng)分循環(huán)過程(特別是氮素的轉(zhuǎn)化)及植被的恢復(fù)[19], 目前對復(fù)墾土壤氮素轉(zhuǎn)化相關(guān)研究鮮有報道。本文以山西安太堡露天煤礦為研究區(qū)域, 采集不同復(fù)墾年限(3年、9年、21年)和兩種復(fù)墾模式(草地與耕地)的表層土壤(0~20 cm)樣品, 比較分析采煤復(fù)墾區(qū)不同復(fù)墾年限、不同復(fù)墾模式土壤的礦化、硝化過程并進行定量模擬, 分析土壤氮素轉(zhuǎn)化效率, 探討其影響機理, 為提高類似采煤復(fù)墾區(qū)土壤氮素管理水平提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤的采集

經(jīng)過查閱資料和野外走訪、調(diào)查, 于2017年9月在山西省平朔安太堡露天煤礦復(fù)墾區(qū)(112°11′~ 113°30′E, 39°23′~39°37′N)選擇不同復(fù)墾方式和不同復(fù)墾時間的樣地采集土壤, 樣地情況如表1所示。每塊樣地分為3個小區(qū), 每個小區(qū)按對角線隨機取5點采集0~20 cm的表層土壤, 同時利用GPS對樣點定位, 記錄地理坐標和海拔高度。其中苜蓿(Linn.)復(fù)墾地, 復(fù)墾開始時人工種植紫花苜蓿, 之后無施肥和其他農(nóng)業(yè)管理措施。采樣時, 3年和9年苜蓿地, 苜蓿生長旺盛, 雜草侵入很少; 21年苜蓿地, 由于苜蓿退化, 野生雜草大量侵入。自然恢復(fù)樣地為排土場形成后不再進行人工種植及其他人為干預(yù)的樣地。3年蕎麥(Moench)地, 從復(fù)墾開始每年人為種植蕎麥。采樣地各土壤的基本理化性質(zhì)如表2所示。

表1 煤礦復(fù)墾區(qū)不同復(fù)墾模型和復(fù)墾年限采樣地概況

表2 煤礦復(fù)墾區(qū)不同采樣地土壤基本理化性狀

1.2 研究項目及方法

土壤有機氮礦化過程采用Stanford等[20]提出的間歇淋洗好氣培養(yǎng)法: 稱取過2 mm 篩的風干土壤25.00 g, 與等量石英砂混合后鋪入100 mL注射器中扎口密封(扎口處扎一小口)、(35±1) ℃恒溫培養(yǎng)。每個土樣重復(fù)3次并于培養(yǎng)后的0 d、5 d、7 d、14 d、21 d、28 d分別進行淋洗(100 mL 0.01 mol?L-1CaCl2)并收集淋洗液, 用流動分析儀測定淋洗液NH+ 4-N和NO-3-N含量。淋洗后加入40 mL無氮營養(yǎng)液(0.5 mmol?L-1CaHPO4·2H2O、2 mmol?L-1MgSO4·7H2O、2 mmol?L-1CaSO4和2.5 mmol?L-1K2SO4)繼續(xù)培養(yǎng)以待下次淋洗。

土壤礦化氮總量(mg·kg-1)=銨態(tài)氮含量+硝態(tài)氮含量 (1)

土壤氮素礦化速率(mg?kg-1?d-1)=土壤氮素礦化量/培養(yǎng)天數(shù) (2)

氮素礦化率(%)=(培養(yǎng)結(jié)束時氮素礦化累積量/土壤全氮量)×100 (3)

土壤硝化過程采用恒溫培養(yǎng)法: 稱取過2 mm篩的風干土壤10.00 g于100 mL塑料瓶中, 含水量調(diào)節(jié)至田間含水量的65%。塑料瓶用保鮮膜封口, 并用針在膜上扎孔以保持通氣, 再置于28 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)[21-22], 每隔2 d稱質(zhì)量控制土壤水分, 于培養(yǎng)后的0 d、5 d、7 d、14 d、21 d、28 d取出分別測定土壤NH+ 4-N和NO-3-N含量。培養(yǎng)過程中取6次樣, 每次3個平行, 故每個樣地各稱取18份土樣, 并做空白。

土壤凈硝化率(%)=NO-3-N的凈增長量/礦質(zhì)態(tài)氮質(zhì)量分數(shù) (4)

根據(jù)文獻資料[12-14]及預(yù)試驗結(jié)果, 28 d后氮的礦化及硝化速率已基本穩(wěn)定, 故試驗設(shè)定培養(yǎng)時間為28 d。

土壤基本理化性狀按常規(guī)方法測定: 全鉀采用氫氧化鈉堿熔-火焰光度法測定; 速效鉀采用NH4OAc浸提-火焰光度法測定; 全磷采用氫氧化鈉堿熔-鉬銻抗比色法測定; 有效磷采用0.5 mol·L-1NaHCO3浸提-鉬銻抗比色法測定; 有機質(zhì)采用重鉻酸鉀-外加熱法測定; 全氮采用半微量開氏法測定; 堿解氮采用堿解擴散法測定; 土壤 pH 采用酸度計測定(水土比2.5∶1); 土壤NH+ 4-N和NO-3-N用1 mol?L-1的氯化鉀(水土比 5∶1)震蕩 1 h 后取濾液, 用連續(xù)流動化學(xué)分析儀(AA3, 德國)測定[23]。

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用一級動力學(xué)方程N=N[1–exp(–k)]擬合土壤有機氮礦化過程中礦質(zhì)態(tài)氮的累積變化量[24], 其中N為培養(yǎng)時間內(nèi)累積的礦質(zhì)態(tài)氮量(mg?kg-1);N為氮素礦化勢, 即理論上可以礦化為無機氮的有機氮素量的最大值;為氮素礦化速率常數(shù), 顯示氮素礦化速度的快慢;為培養(yǎng)時間(d)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同復(fù)墾年限與模式下土壤氮素礦化特征

2.1.1 土壤氮素礦化速率

土壤礦化作用將土壤有機態(tài)氮轉(zhuǎn)化為銨態(tài)氮和硝態(tài)氮形式的有效氮, 以供植物吸收利用。培養(yǎng)過程中各采樣地氮素礦化速率的變化如圖1所示。培養(yǎng)前5 d平均礦化速率為2.19~3.62 mg(N)?kg-1?d-1, 其中3年苜蓿地>9年苜蓿地>3年自然恢復(fù)地>未復(fù)墾新排土>3年蕎麥地>21年苜蓿地; 第7 d除未復(fù)墾新排土礦化速率略有上升外, 其余土壤的礦化速率均有所降低。之后, 隨著培養(yǎng)時間的推移, 各采樣地土壤的礦化速率明顯降低, 第28 d培養(yǎng)結(jié)束時各采樣地礦化速率已降至0.37 mg(N)?kg-1?d-1左右, 3年苜蓿地>3年自然恢復(fù)地>21年苜蓿地>9年苜蓿地>未復(fù)墾新排土>3年蕎麥地。試驗期間, 各采樣地土壤的氮礦化速率大致可分為2個階段: 第1階段為0~21 d, 快速下降階段, 到培養(yǎng)的第21 d, 21年苜蓿地、9年苜蓿地、3年苜蓿地、3年自然恢復(fù)地、3年蕎麥地和未復(fù)墾新排土土壤的礦化速率分別比前5 d降低了71.71%、82.31%、82.79%、81.19%、77.46%和77.55%。第2階段為21~28 d, 緩慢下降階段, 到培養(yǎng)試驗結(jié)束時各個土壤的礦化速率較第21 d平均降低34.3%。張恒等[26]的研究也證實: 礦區(qū)復(fù)墾土壤的氮礦化速率隨著培養(yǎng)時間的延長先快速下降后緩速降低。本試驗中第1階段3年苜蓿土壤的降速最大, 21年苜蓿地土壤礦化速率下降最慢; 而第2階段中21年苜蓿地土壤速率降速變快。

圖1 煤礦復(fù)墾區(qū)不同復(fù)墾年限與模式下土壤氮素礦化速率變化量

2.1.2 土壤氮素礦化模型擬合

由土壤礦化氮累積量隨培養(yǎng)時間變化曲線(圖2)可知, 各采樣地土壤累積礦化量均隨著培養(yǎng)時間的推移而逐漸增加。試驗結(jié)束時3年苜蓿地的礦質(zhì)態(tài)氮積累量最高, 為75.84 mg?kg-1, 其后依次為3年自然恢復(fù)地、9年苜蓿地、未復(fù)墾新排土、21年苜蓿地和3年蕎麥地。變化趨勢與秦子嫻等[27]的結(jié)果一致, 并有研究[28]認為在微生物不斷進行氨化作用后, 土壤中過高的銨態(tài)氮作為一種鹽分存在, 反之對微生物的生長具有抑制作用, 因而在該環(huán)境下礦化累積量會達到一個穩(wěn)定值。

圖2 煤礦復(fù)墾區(qū)不同復(fù)墾年限與模式下土壤礦化氮累積量曲線

用一級動力學(xué)方程擬合土壤氮素礦化過程,2皆在0.97以上, 擬合效果較好。擬合后的各土壤氮素礦化參數(shù)見表3。不同土壤氮素礦化勢(N)的變化范圍為89.28~124.51 mg?kg-1, 氮素礦化速率常數(shù)()的變化范圍為0.022 6~0.0519, 不同樣地間差異顯著(<0.05)。21年苜蓿地的氮素礦化勢最大, 3年自然恢復(fù)地的氮素礦化勢次之, 其次為3年苜蓿地、3年蕎麥地、未復(fù)墾新排土和9年苜蓿地, 最大值較最小值提高39.5%。

N/STN(礦化勢與全氮的比值)表示每克土壤中可礦化氮占全氮的百分比。其變化范圍為21.3%~ 32.4%, 3年自然恢復(fù)地與未復(fù)墾新排土較其余地塊的數(shù)值較大, 9年苜蓿地數(shù)值最小。有研究表明土壤氮的礦化與有機質(zhì)的含量直接相關(guān)[29], 而有機質(zhì)含量較大的9年苜蓿地的N/STN數(shù)值卻最小, 這可能與采樣時種植植物與否及其狀態(tài)有關(guān); 氮素礦化率為14.17%~22.22%, 其中對于不用復(fù)墾年限下的苜蓿來說, 隨復(fù)墾年限延長, 氮素礦化率逐漸降低; 不同復(fù)墾模式下, 3年蕎麥地的值較之3年苜蓿地的礦化率下降25.3%。

表3 煤礦復(fù)墾區(qū)不同復(fù)墾年限與模式下礦區(qū)土壤氮素礦化參數(shù)

N/STN表示礦化勢與全氮的比值; 同列不同大、小寫字母表示處理間在<0.01和<0.05差異顯著。N/STN is the ratio of mineralization potential to total nitrogen. Different capital and lowercase letters in the same column indicate significant differences at 0.01 and 0.05 levels.

2.2 不同復(fù)墾年限與模式下土壤氮素硝化特征

2.2.1 土壤凈硝化率比較

不同復(fù)墾模式與不同復(fù)墾年限下, 各采樣地土壤在培養(yǎng)過程中凈硝化率的變化趨勢如圖3。除了9年苜蓿地的土壤在第28 d凈硝化率仍呈上升趨勢外,其余土壤在培養(yǎng)14 d時土壤凈硝化率已基本處于穩(wěn)定狀態(tài)。到培養(yǎng)結(jié)束時, 3年自然恢復(fù)地土壤的凈硝化率最大, 為96.53%, 3年蕎麥地次之, 接著為9年苜蓿地、3年苜蓿地、未復(fù)墾新排土, 21年苜蓿地居于末位, 最大值與最小值相差25.24%。在培養(yǎng)的5~14 d間, 土壤凈硝化率的增長尤其迅速, 其中3年蕎麥地與3年自然恢復(fù)地的凈硝化率先快速增長后緩速增長, 21年苜蓿地、3年苜蓿地和未復(fù)墾新排土為勻速增長, 9年苜蓿地土壤的凈硝化速率先慢速增長后快速增長; 3年蕎麥地與3年自然恢復(fù)地在此期間的硝化過程最為劇烈。

圖3 煤礦復(fù)墾區(qū)不同復(fù)墾年限與模式下土壤硝化率變化

2.2.2 硝化作用特征函數(shù)

根據(jù)硝化培養(yǎng)中硝態(tài)氮的累積量模擬土壤硝化速率隨時間的變化規(guī)律, 擬合后方程決定系數(shù)2為0.907 2~0.995 3, 表明Logistic方程可以很好地用來對本試驗所測數(shù)據(jù)進行擬合。這與張樹蘭等[30]、張國楨等[31]的擬合規(guī)律相似, 說明不同復(fù)墾條件下土壤硝化速率隨時間的變化規(guī)律符合Logistic擬合生成的“S”形生長曲線。

由圖4可知, 硝化過程中復(fù)墾區(qū)各采樣地土壤硝態(tài)氮濃度的變化大致為“S”型曲線的趨勢且可分為3個變化階段: 第1階段為0~5 d, 硝化作用相對較弱, 屬于硝化作用的前期階段, 3年蕎麥地此階段的特征較明顯, 曲線平穩(wěn)上升; 第2階段為5~14 d, 進入硝化作用加速上升階段, 21年苜蓿地、3年苜蓿地和未復(fù)墾新排土直接進入此階段, 沒有硝化作用的前期準備階段; 第3階段為14~28 d穩(wěn)定階段, 但是各采樣地土壤間存在差異, 9年苜蓿地與3年自然恢復(fù)地土壤在14 d后仍處于第2階段的加速期直至21 d后才趨于穩(wěn)定。劉義等[32]的培養(yǎng)試驗中與上述階段相似: 遲緩階段(硝化細菌數(shù)量的生長時期)、最大速率階段和停滯階段(土壤中銨態(tài)氮衰退引起)。硝化作用的產(chǎn)物NO-3-N易淋失或經(jīng)反硝化作用發(fā)生氣態(tài)損失, 凈硝化量越大, 氮損失的可能性就越大[33]。所以未復(fù)墾新排土與21年苜蓿地土壤可能造成較大的氮損失。

圖4 煤礦復(fù)墾區(qū)不同復(fù)墾年限與模式下土壤硝化過程硝態(tài)氮濃度擬合圖

對比不同采樣地土壤的特征值可知, 3年自然恢復(fù)地達到的最大硝化速率所需的時間最長, 最大硝化速率也較低, 說明此土壤的硝化過程緩慢而漫長; 3年、9年和21年不同復(fù)墾年限苜蓿地, 隨著復(fù)墾年限的延長, 最大硝化速率先降低后增加, 而達到最大值所需的時間以9年苜蓿地最長(9.95 d), 較21年苜蓿地的3.10 d延長了6.85 d, 表明復(fù)墾區(qū)土壤的復(fù)墾年限顯著推遲了硝化高峰出現(xiàn)的時間; 不同樣地中, 最大硝化速率3年蕎麥地最大, 9年苜蓿地最小, 不同復(fù)墾模式下土壤差異顯著。

表4 煤礦復(fù)墾區(qū)不同復(fù)墾年限與模式下土壤硝態(tài)氮凈積累量擬合方程及特征值

同列不同大、小寫字母表示處理間在<0.01和<0.05差異顯著。Different capital and lowercase letters in the same column indicate significant differences at 0.01 and 0.05 levels.

2.3 不同復(fù)墾年限與模式下土壤氮素礦化、硝化指標與理化性質(zhì)的相關(guān)性分析

將采樣地土壤基本理化性質(zhì)與礦化、硝化培養(yǎng)過程中的各項指標進行Pearson相關(guān)性分析并將其可視化(圖5)。土壤氮素礦化勢(N)與有機質(zhì)、C/N和堿解氮顯著正相關(guān)(<0.05); 礦化率與全氮量顯著負相關(guān), 與N/STN顯著正相關(guān)(<0.05); 最大硝化速率與土壤全鉀量顯著正相關(guān), 而達到最大硝化速率需要的時間與速效鉀顯著負相關(guān)(<0.05); 土壤凈硝化率與有效磷和pH顯著正相關(guān)。兩種復(fù)墾模式(草地與耕地)在不同復(fù)墾年限下的礦化、硝化培養(yǎng)的各項指標與土壤理化性質(zhì)存在交互影響的現(xiàn)象。

3 討論

土壤氮素礦化過程實質(zhì)是一個有機氮被微生物不斷轉(zhuǎn)化為銨態(tài)氮的過程[27]。土壤氮礦化研究表明, 21年苜蓿地有著最大的氮素礦化勢和較低的礦化率、礦化速率常數(shù); 3年苜蓿地則表現(xiàn)為土壤氮素礦化勢較低, 但礦化速率常數(shù)與礦化率均高于21年苜蓿地, 二者的N/STN僅相差0.3%。這可能與復(fù)墾年限引起的土壤有機質(zhì)含量及分子結(jié)構(gòu)差異有關(guān)[34-35]。與21年苜蓿地相比, 3年苜蓿地土壤有機質(zhì)、全氮含量低, 有機質(zhì)分子結(jié)構(gòu)簡單、芳構(gòu)化程度低, 有機質(zhì)易礦化, 氮礦化速率較高, 但總可礦化氮量低、礦化勢低。21年苜蓿地的土壤有機質(zhì)含量明顯提高, 且土壤有機質(zhì)芳構(gòu)化程度高[34], 因此礦化勢顯著高于3年苜蓿地及其他樣地, 而礦化速率明顯較低。李輝信等[36]的研究也表明, 氮素的礦化和硝化作用共同受土壤pH、有機質(zhì)和有效磷含量等的影響, 與本研究結(jié)果相似。3年自然恢復(fù)地較3年苜蓿和蕎麥地土壤NN/STN和氮素礦化率較高, 可能與植物生長對養(yǎng)分的吸收及微生物對氮的固定有關(guān)。一方面, 植物凋落物及根系分泌的H＋和有機酸類物質(zhì)會促進有機氮的礦化; 另一方面, 植物生長需要從土壤中吸收養(yǎng)分, 根系脫落物的C/N比較寬, 還可能促進微生物對無機氮的固持作用。植物生長是促進還是抑制土壤氮素的礦化主要取決于以上兩種因素影響程度的相對強弱[28]。采樣時正是植物葳蕤繁盛時期, 植物生長吸收了土壤中大量的礦質(zhì)態(tài), 因此3年自然恢復(fù)地的NN/STN比相同年限的苜蓿地和蕎麥地高。

圖5 煤礦復(fù)墾區(qū)土壤理化性質(zhì)與礦化、硝化指標的相關(guān)性

*表示相關(guān)性顯著(<0.05), **表示相關(guān)性極顯著(<0.01); 圖中不同顏色不同大小點表示正負相關(guān)性以及相關(guān)性的程度。TK: 全鉀; AVK: 速效鉀; TP: 全磷; AVP: 有效磷; SOM: 有機質(zhì); STN: 全氮; C/N: 有機碳與全氮的比值; AVN: 堿解氮; pH: 酸度值;: 氮素礦化勢; k: 礦化速率常數(shù);/STN: 氮素礦化勢與全氮的比值; MR: 礦化率; Vmax: 最大硝化速率; Tmax: 最大硝化速率需要的時間; NR: 凈硝化率。* indicates a significant correlation (< 0.05), ** indicates an extremely significant correlation (< 0.01).Different sized and color points indicate positive and negative correlation at different relevance degrees. TK: total potassium; AVK: available potassium; TP: total phosphorus; AVP: available phosphorus; SOM: organic matter; STN: total nitrogen; C/N: organic carbon to total nitrogen ratio; AVN: available nitrogen; pH: acidity;: nitrogen mineralization potential; k: mineralization rate constant;/STN: nitrogen mineralization potential to total nitrogen ratio; MR: mineralization rate; Vmax: maximum nitrification rate; Tmax: maximum nitrification rate required time; NR: net nitrification rate.

不同復(fù)墾年限的苜蓿地, 在硝化過程中, 3年和21年苜蓿地直接進入加速上升階段, 而沒有硝化作用的前期準備階段; 9年苜蓿較符合“S”型曲線的趨勢, 加速期也比前者長。較高濃度的 NH+ 4-N 會抑制硝化反應(yīng)的進行, 從而延長了硝化時間[37], 而9年苜蓿地處于植物生長的高峰期, 土壤的理化性狀也處于較穩(wěn)定與合理的時期, 所以硝化過程更平穩(wěn)。對于兩種復(fù)墾模式來說, 耕地的擬合曲線更符合Logistic擬合生成的“S”形生長曲線, 既有硝化作用的前期準備階段, 也有加速上升和后期穩(wěn)定的階段, 沒有出現(xiàn)草地中的直接進入硝化作用加速上升階段; 并且耕地較之草地有更大的硝化速率(平均提高50.64%)與更長的硝化時間(平均延遲3.23 d)?？赡苁怯捎趶?fù)墾為耕地土壤的結(jié)構(gòu)、水熱條件較好, 據(jù)相關(guān)研究表示[38], 由于土壤硝化細菌一般為好氧自養(yǎng)型細菌, 其活性會受到土壤通氣性影響, 土壤通氣性越大, 越有利于硝化細菌的活動; 另一方面耕地有較高的N/STN值, 土壤可以釋放更多的有機氮為硝化微生物利用。而硝化作用對土壤pH更為敏感, 土壤硝化指標與有機質(zhì)、C/N不存在顯著相關(guān)[11], Sahrawat[39]的研究也表明土壤硝化強度與土壤有機質(zhì)無顯著相關(guān)性。

土壤氮素的礦化與固持是相反的兩個過程, 從植物營養(yǎng)角度出發(fā), 土壤中的氮素需不斷礦化以保證植物的生長發(fā)育; 而從提高土壤肥力和生態(tài)環(huán)境保護方面來看, 有必要增加土壤對氮的固持[40]。所以以復(fù)墾為耕地為目標的安太堡露天煤礦, 可以先以草地的復(fù)墾模式來調(diào)理優(yōu)化土壤結(jié)構(gòu), 增加土壤對氮的固持, 3~9年為限, 為后期種植作物做物質(zhì)準備; 然后逐漸向耕地模式轉(zhuǎn)換, 實現(xiàn)煤炭區(qū)土壤的高效、可持續(xù)復(fù)墾利用。

4 結(jié)論

1)復(fù)墾年限和復(fù)墾模式明顯影響土壤氮的礦化過程。3年苜蓿地的礦化速率最高, 21年苜蓿地的礦化速率最低, 且氮素快速礦化主要在培養(yǎng)前7 d, 之后逐漸平緩, 并在28 d趨于穩(wěn)定。

2)一級動力學(xué)方程擬合結(jié)果表明, 不同樣地土壤氮礦化勢(N)的變化范圍為89.28~124.51 mg?kg-1, 礦化速率常數(shù)()的變化范圍為0.022 6~0.051 9, 長期種植苜?？商岣吖┑萘? 礦化勢與全氮的比值為21.3%~32.4%, 耕地的均值高于草地。

3)復(fù)墾年限和復(fù)墾模式明顯影響土壤氮的硝化過程。隨復(fù)墾年限的延長, 不同年限苜蓿地最大硝化速率先降低后增加, 達到硝化高峰的時間先增加后降低; 21年苜蓿地硝化過程劇烈而短促, 3年自然恢復(fù)地的緩慢而漫長; 耕地較之草地有更大的硝化速率與更長的硝化時間。

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Responses of soil nitrogen mineralization and nitrification to reclamation years and modes of coal mine*

JIANG Shan, LIU Huanhuan, ZHANG Jing, WANG Gailing**

(Institute of Resource and Environment, Shanxi Agricultural University, Taigu 030801, China)

Soil nitrogen mineralization and nitrification are impacted by microbial activity and soil properties. The reclaimed coal mine soil are artificially reconstructed soil with different properties from farmland soil, such as lower organic matter content, small nitrogen sink, weak microbial activity. In order to reveal the response of nitrogen mineralization and nitrification of reclaimed soils in coal reclamation areas and to explore the soil nitrogen conversion efficiencies under different reclamation patterns and for different reclamation years, a laboratory experiment with soil sampled from the reclaimed coal mine were conducted. There were six sampling soils in Antaibao Opencast Mine, Shanxi Province, which were unreclaimed soil (CK); naturally reclaimed soil for 3 years (NRL); alfalfa pasture soils reclaimed for 3 years (AL3), 9 years (AL9), 21 years (AL21); and buckwheat soil reclaimed for 3 years (BL3). Nitrogen mineralization and nitrification of sampled soils were measured by using Stanford aerobic incubation method and constant temperature culture. And then, the first-order reaction kinetics model and Logistic equation were used to fit the process of organic nitrogen mineralization and nitrification. The results showed that the mineralization rate was highest in alfalfa field reclaimed for 3 years (AL3), and lowest in alfalfa field reclaimed for 21 years (AL21). The mineralization of nitrogen was rapid in the first 7 days and gradually became gentle, tended to be stable in 28 days of incubation. The first-order kinetic equations suggested that nitrogen mineralization potential ranged from 89.28 to 124.51 mg?kg-1and was in the order of AL21 >NRL > AL3 >BL3 >CK > AL9. The mineralization rate constant ranged from 0.022 6 to 0.051 9, with the order of AL3 > AL9 > CK > NRL > BL3 > AL21.There was a significantly positive correlation between nitrogen mineralization potential and soil organic matter content (= 0.91). The soil nitrogen capacity was significantly increased in the long-term reclamation of grassland, and the mineralization process was more stable. The change of nitrate content in various soils of reclamation area during incubation was roughly following a “S” trend and was divided into three stages, which were the early stage (0-5 d), the rising stage (5-14 d) and the stable stage (14-28 d). Logistic equation fitting results showed that the reclamation years significantly affected the peaking time of nitrification (the max difference was 6.85 days among different reclamation years of alfalfa pasture). The drastic nitrification process in alfalfa pasture reclaimed for 21 years was intense and short, that of naturally restored soil for 3 years was slow and long. The arable land had a greater nitrification rate and longer nitrification time than grassland. In summary, under long term plantation of alfalfa in reclaimed coal mine soil, soil nitrogen sink increased, nitrogen mineralization became stable.

Reclamation year; Reclamation mode; Nitrogen conversion efficiencies; Organic nitrogen; Mineralization; Nitrification; Antaibao Open-pit Coal Mine

, E-mail: gailingwang@qq.com

Jun. 13, 2018;

Sep. 26, 2018

S151.9+3

A

2096-6237(2019)02-0286-10

10.13930/j.cnki.cjea.180552

2018-06-13

2018-09-26

* This study was funded by the Science and Technology Major Project of Shanxi Province (20121101007).

* 山西省科技重大專項(20121101007)資助

**王改玲, 主要從事土地復(fù)墾與生態(tài)重建研究。E-mail: gailingwang@qq.com

江山, 主要從事土地復(fù)墾與生態(tài)重建研究。E-mail: 647960016@qq.com

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