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土壤有机碳矿化是土壤中有机碳周转的重要过程，是在微生物参与下分解和利用土壤中活性有机组分并释放出二氧化碳的过程，直接关系到养分元素的释放与供应、温室气体的形成与排放及土壤质量的保持等[1-2]。土壤有机碳的矿化过程受多种因素的影响，如土壤有机碳及其组分[3]、土壤理化性质[4]等。近年来，学术界对土壤有机碳矿化及其影响因素进行了大量的研究，如GALANTINI等[5]和CAYUELA等[6]研究认为：土壤有机碳含量越高，土壤矿化速率和累计矿化量就越高；FANG等[7]的分析结果表明：土壤有机碳的矿化程度随土壤深度、培养时间及培养温度的增加而减少。国内外学者对热解生物质炭的土壤修复性能已经开展了广泛而深入的研究。热解生物质炭可以增加土壤有机碳和有效性营养元素的含量[8]。热解炭还被认为是一种在土壤中相对稳定的物质，主要原因是其与土壤混合后会降低土壤中的有机碳矿化速率[9]。水热炭是一种以生物质为原料，在有水、中等温度(180~260 ℃)和自生压力下通过热化学反应得到的生物质炭[10]。与热解炭制备过程相比，水热炭化省去了耗能且繁复的预干燥过程，具有使废弃生物质以快速有效的方式持续转化为资源的潜力。SONG等[11]研究认为：水热炭化对猪粪的快速处理减少了盐分和重金属元素的危害，并有效地回收了猪粪中的养分。比较猪粪水热炭和热解炭中可溶性有机物的特性表明：水热炭中可溶性有机物具有更好的适用性，因为其含量更高，芳香性更低，有机官能团种类更多[12]。目前，已有水热炭用于农业环境和提高养分释放的研究报道，如MAU等[13]发现：低浓度的水热炭施入土壤后可改善植物生长，同时减少硝酸盐的浸出；CHU等[14]将3种不同水热炭施入水稻土后发现：水热炭能减少氨气的挥发，增加土壤氮保留的同时还增加了谷物的氮含量和产量。BENTO等[15]发现：水热炭可以增强土壤肥力，提升有机碳含量，但具体效果取决于水热炭原料、土壤类型和水热炭的施用比。BREULMANN等[16]分析评估了不同工艺条件下制备的水热炭及热解炭后指出：热解炭更适合改善长期的碳固存，而水热炭更适合于提升土壤养分含量。因此，与热解炭相比，水热炭在土壤修复以及提升土壤肥力等应用中显示出更大的应用前景。目前，水热炭研究所采用的原料主要为甘蔗渣、稻壳秸秆等农林废弃物和城市污泥及藻类等，有关畜禽粪便水热炭化的研究也逐渐增多，但国内尚无研究猪粪水热炭对土壤影响的研究报道。本研究通过矿化试验以及土壤培养试验，研究了单施不同水平猪粪水热炭[质量分数分别为0(对照)、1%、2%和4%]对土壤有机碳矿化、土壤营养成分以及pH和电导率的影响，以期为猪粪水热炭的实际应用提供理论依据。
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制备水热炭的原料来自杭州市某养殖场干湿分离后的猪粪，采集到实验室后放入冰柜中冷冻保存，水热炭化前解冻，然后加入反应釜内。猪粪固水质量比为3.5∶6.5，在180 ℃、自生压力1.8 MPa条件下炭化1 h。炭化结束后打开泄压阀闪蒸排气，等反应釜自然降温到室温后，取出水热炭。再将水热炭在105 ℃烘箱内干燥至恒量，磨细过2 mm筛后装于密封袋中封存待用。
供试土样取自浙江农林大学东湖校区后山表层土壤(0~15 cm)。土壤风干，挑去细根后磨细过2 mm筛备用。水热炭和土壤的基本理化性质见表1。
表 1 样品的理化性质
Table 1. Physical and chemical properties of the samples
材料 总有机碳/(g·kg−1) 水溶性有机碳/(g·kg−1) 碱解氮/(mg·kg−1) 速效磷/(mg·kg−1) 速效钾/(g·kg−1) pH 电导率/(μS·cm−1) 水热炭 124.39 6.35 109.21 91.39 6.88 5.69 1 308.25 土壤 19.42 0.10 67.43 11.52 0.16 7.17 158.38 -
将50 g风干土样分别平铺于3个小烧杯中，并加水至最大持水量的60%，在25 ℃下预培养2 d后进行添加水热炭处理。水热炭的质量分数分别为0(ck)、1%、2%和4%，每个处理设3个重复。将水热炭与50 g土壤混匀，调节水分达到田间饱和持水量的60%，于25 ℃下放入小桶中进行室内密闭培养。小桶中同时放入装有适量氢氧化钠的容器，以仅装碱液容器的小桶做空白对照。培养1、2、4、7、11、16、25、40、60 d时取出碱液，再放入新的碱液(60 d不用)。在培养过程中，定期适量喷水，维持土壤湿润状态。
取出的碱液加入2 mL浓度为1.0 mol·L−1的氯化钡溶液，以2滴酚酞为指示剂，用0.1 mol·L−1盐酸进行滴定，计算二氧化碳的释放量。
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选用 160 mm×120 mm(上口径×高)塑料盆，装500 g·盆−1风干土壤。将称好的风干土壤与水热炭按设定用量混合均匀，然后装入底部铺有滤网的塑料盆中。按田间最大持水量60%浇透水。试验在室内进行，定期进行日常的浇水管理。从培养开始到结束共80 d。培养期间在1、2、5、10、15、25、50、80 d取样测定土壤的理化性质。
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样品总有机碳采用重铬酸钾-氧化外热法测定；碱解氮采用碱解扩散法测定；速效磷采用盐酸-氟化铵法测定，速效钾采用乙酸铵浸提-火焰光度计法测定[17]。
水溶性有机碳的测定：将样品用水浸提，震荡离心后过45 μm滤膜，使用总有机碳分析仪进行测定。样品pH与电导率的测定：用5∶1水土比(质量比)浸提后，用pH电位法及电导率仪测定。
采用SPSS 19对数据进行分析和显著性检验，其中显著性水平为P＜0.05。采用Origin 2018作图。采用一级动力学方程模拟分析土壤有机碳矿化动态：Cm=Cp(1−e−kt)。其中：Cm为t时刻土壤有机碳累计矿化量，Cp为土壤潜在矿化碳库，t为培养天数，k为有机碳矿化常数。
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由图1A可见：各处理的土壤有机碳矿化速率呈相似的变化特征，即培养的前11 d土壤有机碳矿化速率从最高点迅速下降，之后缓慢下降并最终趋于稳定。同时，水热炭添加量越多矿化速率越高。土壤有机碳矿化速率(y)与培养时间(x)的变化呈对数函数关系：y=a+blnx，a、b为模型系数且拟合效果很好(表2)。
图 1 水热炭对土壤有机碳矿化速率(A)和累积矿化量(B)的影响
Figure 1. Influence of hydrochar on the mineralization rate(A) and cumulative mineralization(B) of soil organic carbon
表 2 土壤中有机碳矿化速率的回归方程
Table 2. Regression equations of organic carbon mineralization rate in soil
水热炭添加量/% 回归方程 R2 0(ck) y=29.438−5.501lnx 0.977* 1 y=66.731−15.485lnx 0.918* 2 y=100.388−22.090lnx 0.980* 4 y=137.835−30.918lnx 0.976* 说明：*表示显著相关(P＜0.05) 由图1B可见：各处理不同时间段的土壤有机碳矿化释放量有明显不同。培养前期释放量大，后期释放量小。其中培养的前11 d二氧化碳释放量占60 d总累积矿化量的41.9%~57.1%。同时，水热炭施量越高，累积矿化量越大。另外，不同处理60 d的土壤有机碳累积矿化量差异显著，各处理从大到小依次为4%、2%、1%、0(ck)，与对照相比，培养结束后处理组的土壤累积矿化量显著增加了42.1%、97.0%和152.1%。
通过一级动力学方程对4种处理土壤的有机碳累积矿化量与培养天数进行拟合(表3)，决定系数均达到了显著水平(P＜0.05)。这表明一级动力学方程可以很好地描述不同处理土壤有机碳累积矿化量的动态变化特征。动力学方程的模拟结果显示：不同处理的土壤潜在矿化碳库(Cp)存在显著差异(P＜0.05)，范围为436.86~1029.80 mg·kg−1，1%、2%和4%处理组的Cp较对照分别提高了41.2%、79.9%和135.7%。k表示有机碳矿化速率常数，其范围为0.045~0.094 d−1。同时随着水热炭添加量的增加，Cp和k均呈增加趋势。
表 3 土壤中有机碳矿化的动力学参数
Table 3. Kinetic parameters of organic carbon mineralization in soil
水热炭添加量/% Cp/(mg·kg−1) k/d−1 R2 0(ck) 436.857 a 0.045 0.965 1 617.018 b 0.052 0.964 2 786.049 c 0.092 0.958 4 1 029.796 d 0.094 0.969 说明：不同小写字母表示处理间差异显著(P＜0.05) -
通过测定不同水热炭处理的土壤中的总有机碳质量分数，结合单因素方差分析可以看出(图2A)：与对照组相比，添加水热炭显著提高了土壤总有机碳的质量分数(P＜0.05)，同时在培养第10天后不同处理之间也存在着显著差异(P＜0.05)，4%处理组在培养全过程与其他组之间均存在显著差异(P＜0.05)。培养结束后，1%、2%、4%处理组的总有机碳质量分数与对照组相比分别提高了7.0%、22.8%和54.3%，并且土壤中水热炭的添加量越多土壤有机碳总量就越大。由图2A可知：水热炭的添加减缓了土壤总有机碳质量分数的下降；在对照处理中，培养结束后总有机碳质量分数比培养开始时降低了5.7 g·kg−1，而1%、2%和4%处理的土壤中，培养结束后各组总有机碳质量分数与培养开始时相比分别降低了4.8、2.3和2.1 g·kg−1。
图 2 水热炭对土壤中总有机碳(A)和水溶性有机碳(B)的影响
Figure 2. Influence of hydrochar on total organic carbon contents (A) and water-soluble organic carbon contents (B) in the soil
通过测定各处理土壤中的水溶性有机碳质量分数，结合单因素方差分析结果可以看出(图2B)：培养前期(1~10 d)各处理比对照显著提高了土壤中可溶性有机碳的质量分数(P＜0.05)，培养结束后，1%、2%、4%处理组的水溶性有机碳质量分数与对照组相比分别提高了12.6%、49.6%和146.4%，但只有较高添加量的处理组(2%和4%)与对照相比仍然呈显著增加的态势(P＜0.05)。由此可见，水热炭的添加显著增加了土壤水溶性有机碳的质量分数。由图2B可知：培养初期各处理土壤水溶性有机碳质量分数最高，随培养时间延长，对照土壤水溶性有机碳呈现了缓慢下降的趋势，而处理组在培养的前15 d内快速下降，随后趋于平缓。
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通过测定各处理土壤中的碱解氮质量分数，单因素方差分析结果可以看出(图3)：与对照组相比，添加水热炭在培养第1天及第15天之后均显著提高了土壤碱解氮的质量分数(P＜0.05)，第2~15天1%处理组与对照组无显著差异(P＞0.05)，2%与4%处理组在培养全过程与其他组之间均存在显著差异(P＜0.05)，同时不同水热炭处理之间也存在着显著差异(P＜0.05)，第80天培养结束时，1%、2%、4%处理相较于对照组土壤的碱解氮质量分数分别增加了12.9%、21.3%、27.4%。在80 d的培养时间内，各处理土壤中碱解氮质量分数前期下降，在第10天达到最低点后开始上升，对照组的土壤碱解氮质量分数无较大变化。
图 3 水热炭对土壤中碱解氮的影响
Figure 3. Influence of hydrochar on available nitrogen contents in the soil
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通过测定各处理土壤中的速效磷质量分数，结合单因素方差分析可以看出(图4)：除第1天1%处理组的速效磷质量分数与对照组无显著差异(P＞0.05)外，其余整个培养过程中的处理组与对照相比均显著提高了土壤速效磷的质量分数(P＜0.05)，同时不同水热炭处理之间也存在着显著差异(P＜0.05)，80 d培养结束后，1%、2%、4%处理组比对照土壤的速效磷质量分数分别增加了119.6%、287.3%、591.2%。在80 d的培养时间内，各处理土壤中速效磷质量分数前期上升，在第10天开始下降，第15天降至最低点后开始回升。对照组的土壤速效磷质量分数变化不大。
图 4 水热炭对土壤中速效磷的影响
Figure 4. Influence of hydrochar on available phosphorus contents in the soil
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通过测定各处理土壤中的速效钾质量分数，结合单因素方差分析可以看出(图5)：与对照组相比，添加水热炭显著提高了土壤速效钾质量分数(P＜0.05)，同时不同水热炭处理之间也有着显著性差异(P＜0.05)。80 d培养结束后，1%、2%、4%处理组相较于对照组土壤的速效钾质量分数分别增加了30.0%、50.0%、88.6%。在80 d的培养时间内，各处理土壤中速效钾质量分数前期略有上升，在第10天后趋于稳定。对照组的土壤速效钾质量分数无较大变化。
图 5 水热炭对土壤中速效钾的影响
Figure 5. Influence of hydrochar on available potassium contents in the soil
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施加水热炭后土壤pH随培养时间的变化情况如图6A所示。施加水热炭后，土壤的pH随培养时间的延长呈先降后升的趋势。1%、2%、4%处理组土样的pH从添加后开始下降，在第15天达到最低，最低值分别为6.83、6.78和6.67，且土壤pH的下降程度随水热炭添加量的增加而增加。至第80天时，1%、2%、4%处理土壤的pH分别达6.98、6.95和6.93，但依然低于对照组。整个培养期内，对照组的土壤pH无较大变化。
图 6 水热炭对土壤pH (A)和电导率(B)的影响
Figure 6. Influence of hydrochar on soil pH(A) and conductivity (B)
通过分析测定各处理土壤电导率，结合单因素方差分析结果可以看出(图6B)：与对照组相比，添加水热炭显著提高了土壤电导率(P＜0.05)，同时不同处理之间也存在着显著性差异(P＜0.05)。培养结束后，1%、2%和4%处理土壤电导率与比对照分别提高了24.1%、39.2%和58.9%。随着培养时间的增长，处理组土壤电导率呈缓慢上升的趋势。
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已有研究表明：土壤有机碳含量越高，土壤矿化速率和累积矿化量就越高[6, 18]。由表1可知：本研究所采用的水热炭含有大量的有机碳和不稳定性有机碳，因此水热炭的添加增加了土壤中总有机碳和不稳定性有机碳质量分数，从而提高了土壤的矿化速率和累积矿化量。KHALIL等[19]在拟合90 d恒河地区0~15 cm土壤碳矿化过程的研究中得出：土壤快速矿化阶段为2~9 d，这与本研究的结果较为符合。在培养初期水热炭中大量易分解组分被快速分解释放，为微生物提供大量的易分解碳源，表现为培养初期的有机碳迅速矿化。随着易分解有机碳的矿化完成，土壤中水溶性有机碳减少，土壤微生物活性减弱，矿化速率降低并最终趋于稳定。本研究对不同培养时间土壤水溶性有机碳质量分数的测定为这种结果提供了支持。培养后期主要是稳定性好的有机碳组分发生了缓慢降解。与SCHIMMELPFENNIG等[20]使用热解生物质炭进行土培试验的结果相比，含有大量不稳定碳组分(以水溶性有机碳表示)的水热炭在土壤中的矿化速度明显高于热解碳。
Cp是土壤中可被分解的总有机碳，可用来表征土壤中生物有效性碳库的大小。土壤养分含量是微生物矿化的限制因素，水热炭本身含有较高的有机碳及养分，施用水热炭保证了微生物所需的营养元素供应，促进了微生物活性及数量，从而使Cp增加。k是由土壤类型、颗粒组成、营养元素、有机碳化学结构稳定性等因子综合作用的结果[21]。本研究中，处理组的有机碳周转速率高于对照组，表明施用水热炭可调高土壤有机碳周转速率，减少土壤有机碳周转时间，这可能是由于水热炭影响了土壤结构及化学性质。k的增加说明水热炭的添加有利于土壤碳氮转化以及提高肥力。
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土壤总有机碳质量分数随着水热炭的施入明显升高，与BENTO等[15]的研究结果类似。这是因为水热炭是高碳材料，将水热炭施入土壤相当于向土壤中输入了大量外源有机碳，从而提高了土壤的总有机碳质量分数。土壤培养过程中，对照及处理组土壤中总有机碳会下降，这是由土壤及水热炭中不稳定组分的矿化作用所导致。水热炭的添加减缓了土壤总有机碳的下降，可能是因为水热炭表面由高度浓缩的芳香环结构组成，含有较高的芳构化结构[22]，这种结构具有较强的生物稳定性。水热炭施入土壤后，其中活性有机碳在相对较短的时间内作为碳源被微生物分解，而惰性碳在试验的80 d内表现了较好的稳定性[23-24]。
水热炭含有较高的水溶性有机碳，加入土壤后可作为土壤有机碳的一部分增加土壤水溶性有机碳质量分数。此外，水热炭本身含有部分脂肪族和氧化态碳[10]，可迅速被土壤微生物分解并转化为小分子可溶性有机物。处理组土壤水溶性有机碳降幅大于对照组的原因可能是水热炭中含有大量可被微生物直接分解利用的物质，施入土壤后促进了土壤呼吸作用[25]，从而增加了水溶性有机碳的消耗。
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有研究表明：水热炭可以释放出包括氮、磷、钾、钙、镁等在内的大量养分[26]。YU等[27]在土柱实验中发现：将水热炭添加到土壤中会增加土壤可溶性氮的含量，这与本研究结果相符。MELO等[28]通过盆栽实验分析土壤特性也证实：水热炭具有通过矿化作用将有效氮释放到土壤中的能力。培养前期检测到的处理组碱解氮质量分数均先下降。BARGMANN等[25]与SUBEDI等[29]均认为：微生物固氮作用可能是向土壤中添加水热炭后土壤溶液中矿质氮浓度降低的主要原因。BENTO等[15]则认为：除了微生物的消耗之外还有可能是水热炭对硝酸盐的吸附。PRATIWI等[30]也观察到了类似的现象，他将其归因于氧官能团(傅里叶红外光谱中1 576 cm−1处的1个谱带)的存在，该官能团具有吸附硝酸盐的能力。后期出现上升趋势表明这时候发生的是矿化而不是固定化，MELO等[28]在第2次盆栽实验中也观察到类似现象。这可能是因为正面的激发效应使得施加水热炭增加了原生土壤氮的矿化，同时改变了有机物的分解速率。
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DAI等[31]在水热炭化对牛粪中磷元素的固定化研究发现：水热炭化可能是一种将磷固定在牛粪中的有效措施，磷元素偏向于更稳定的状态固存于水热炭中。尽管如此，仍有相当一部分磷以有效态的形式保留在水热炭中。还有研究发现：水热炭的添加量与土壤中速效磷的含量成正比[27]，这与本研究结果一致。培养初期处理组速效磷质量分数上升的原因可能是，原土壤中速效磷质量分数较低，从而使处理组的土壤速效磷在水热炭施入初期有一个较为直观的提升。有许多生物与非生物机制可以导致培养中段土壤有效磷质量分数下降。已有的研究[32-33]中，描述的最主要的原因是①土壤颗粒的吸附、解吸以及阻塞，②沉淀以及溶解，③通过土壤微生物迁移或固定化。CHRISTEL等[34]在将生物质炭施加到土壤中后观察到了类似的现象，他认为：由于一开始的磷利用率低，水热炭不适合用作起始磷肥料，但可能是有价值的缓释肥料，与常规矿物磷肥料相比，磷损失到水生环境中的风险较低。
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处理组土壤速效钾质量分数较对照组有显著增加，原因是水热炭本身就含有较高的速效钾，并且在培养过程中稳定存在。FEI等[35]将水热炭与热解炭及原料就碳含量和元素组成等方面进行了对比，结果表明：尽管炭化处理后可利用的无机养分(即氮、磷和钾)减少了，但可利用的养分含量仍远高于土壤需求，同时与热解炭相比，水热炭的速效钾含量较高。BENTO等[15]通过添加水热炭的土柱实验也发现：添加水热炭后土壤中钾含量显著增加，且增量与水热炭添加量呈正比。
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施加水热炭后，处理组土壤pH在培养前期表现出下降趋势，首先因为水热炭本身呈酸性。MELO等[36]通过傅立叶红外光谱发现水热炭表面存在羧酸基团。另外，水热炭施入土壤促进了物质转化，一些化学反应可能会生成酸性物质，微生物代谢活动产生二氧化碳等酸性气体也部分残留在土壤中，导致土壤pH下降[37]。与GEORGE等[38]观察到的水热炭会导致土壤pH显著降低的结果不同，本研究处理组在培养第15天后土壤pH开始回升，这一现象与RILLING等[37]及BUSCH等[39]的研究结果一致。pH回升可能是由于水热炭中的灰分元素(例如钾、钙和镁)可溶，可以改善土壤中盐基饱和度，从而提高pH。pH升高的另一个可能解释是添加水热炭促进了土壤微生物还原反应，导致微生物活性增加[37]，到了培养后期土壤生态系统趋于稳定，酸性气体挥发，土壤系统自身的酸碱调节使得土壤pH向对照的中性pH靠拢。本研究表明：猪粪水热炭对土壤pH的影响与时间有关。
往土壤中添加水热炭可显著增土壤电导率，这种影响程度与时间及添加量有关。水热炭本身具有较高的电导率，施入土壤后可以较为直接地提高土壤电导率。研究发现：较高的灰分元素含量可以提高土壤的电导率[40]。同时，水热炭含有较多的可溶性盐，有机质分解时也会释放出矿质盐分，这些都可能是土壤电导率升高的原因。
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总体而言，猪粪水热炭施入土壤后可显著增加土壤电导率，显著提升总有机碳、水溶性有机碳、碱解氮、速效磷和速效钾的质量分数。在培养过程中，土壤pH有先降后升的现象，同时猪粪水热炭可导致土壤碱解氮及速效磷质量分数先降后升，建议可作缓释肥添加或加入土壤时配施氮磷肥。
添加猪粪水热炭提升了土壤矿化速率，显著增加了土壤累积矿化量。同时调高土壤有机碳周转速率，降低土壤有机碳周转时间。这说明水热炭的添加有利于土壤碳氮转化以及肥力提高。
综上所述，猪粪水热炭在加速土壤有机碳矿化的同时，能显著提高土壤养分，是一种较为合适的土壤改良剂。
Effects of swine manure hydrochar on soil organic carbon mineralization and soil properties
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摘要:
目的 评价猪粪水热炭对土壤有机碳矿化、pH、电导率及营养成分的影响，为猪粪水热炭的实际应用提供理论依据。 方法 以猪粪为原料在180 ℃和1 h炭化条件下制备水热炭，将质量百分率为0(对照)、1%、2%和4%的水热炭与土壤混合进行培养试验。 结果 猪粪水热炭可提升土壤矿化速率、土壤矿化潜力及土壤有机碳周转速率。当添加量为4%时，土壤累积矿化量增加了1.52倍。培养过程中土壤的pH由7.17降至6.67~6.98，总体变化趋势为先降后升。碱解氮与速效磷含量分别在第10天和第15天降至最低后回升。土壤电导率及营养成分随水热炭添加量增加而增加，当添加量为4%时土壤电导率和总有机碳、水溶性有机碳、速效氮、有效磷、速效钾质量分数分别提升了58.9%、54.3%、146.4%、27.4%、591.2%和88.6%。 结论 猪粪水热炭在加速土壤有机碳矿化的同时能显著提升土壤养分含量，是一种较为合适的土壤改良剂。图6表3参40 Abstract:Objective The purpose of this study is to evaluate the effects of swine manure hydrochar on soil organic carbon mineralization, pH, conductivity and nutrients, in order to provide a theoretical basis for the practical application of swine manure hydrochar. Method The hydrochar was prepared by swine manure under 180 ℃ for 1 h, and mixed with soil at the mass fraction of 0(ck), 1%, 2%, and 4% for cultivation experiments. Result Swine manure hydrochar could improve soil mineralization rate, soil mineralization potential, and soil organic carbon turnover rate. When the mixing ratio was 4%, the cumulative mineralization of soil increased by 1.52 times. The pH value of soil decreased from 7.17 to 6.67−6.98 during the cultivation process, and the overall trend of change was first down and then up. The mass fraction of soil available nitrogen and available phosphorus decreased to the lowest level on the 10th and 15th day and then increased. The soil electrical conductivity and nutrient composition increased with the addition of hydrochar. When the mixing ratio was 4%, the soil electrical conductivity, total organic carbon, water-soluble organic carbon, available nitrogen, available phosphorus and available potassium increased by 58.9%, 54.3%, 146.4%, 27.4%, 591.2% and 88.6%, respectively. Conclusion Swine manure hydrochar can accelerate the mineralization of soil organic carbon and significantly improve soil nutrient content, and is a suitable soil amendment. [Ch, 6 fig. 3 tab. 40 ref.] -
Key words:
- soil science /
- swine manure /
- hydrochar /
- organic carbon mineralization /
- soil nutrients
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抚育间伐是常用的森林管理措施[1]，因伐除林冠相对密集的部分树木，增加了太阳辐射，改变了森林小气候和土壤微生境，必然影响森林生态系统的养分和生物地球化学循环过程，以及该循环过程的核心环节——土壤微生物活动和酶活性。目前，土壤胞外酶研究更多关注于碳、氮和磷循环相关的降解酶，如碳酶[β-葡糖苷酶(BG)、纤维二糖水解酶(CBH)、β-木糖苷酶(BX)]，氮酶[β-1,4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶(NAG)、亮氨酸氨基肽酶(LAP)]和磷酶[酸性或碱性磷酸酶(AcP)]，其活性可作为微生物资源分配的代理指标[2]。在养分循环期间酶活性的相对丰度变化可反映微生物群落的代谢水平。SINSABAUGH等[3]最先通过整合分析发现：在全球尺度上碳、氮和磷循环相关酶计量比接近1∶1∶1，表明土壤酶化学计量比呈稳态性。但也有研究发现：土壤酶化学计量比呈非稳态性[4−6]，说明微生物可能受到能量或关键营养物质(即碳、氮和磷)的限制[7]。
间伐措施对土壤胞外酶活性和酶化学计量的影响仍不确定。如土壤酶活性在森林间伐后会增加[8]、减少[9]或保持不变[10]。大多数研究主要围绕不同间伐强度对酶活性的影响[11]。间伐措施的影响效果还会随森林恢复过程而发生改变。如QIU等[12]对塞罕坝林场内华北落叶松Larix principis-rupprechtii人工林进行间伐恢复9 a后的结果显示：间伐措施显著增加了土壤BG、NAG+LAP和AcP活性。而LULL等[13]对地中海栎Quercus ilex林间伐后5个月至7 a内，氮和磷循环酶的活性并未发生显著改变。间伐处理和林下移除可在短时间内减少微生物对土壤资源的竞争，进而改变酶的活性[14]。但随树木生长速度和土壤养分含量的变化，微生物资源利用策略也发生改变，可能造成微生物受到不同养分的限制[15]。
目前，关于间伐处理对土壤胞外酶活性的研究大多侧重于间伐强度和人工林生态系统的研究，而对天然林生态系统间伐后不同恢复阶段土壤酶活性的研究较少。鉴于此，本研究采用空间代替时间的方法，探讨北亚热带秦岭松栎混交林在抚育间伐后不同恢复时间内林地表层土壤酶活性、酶化学计量比的变化规律，为制定森林可持续经营方案及合理的生态恢复措施提供理论依据。
1. 研究地区与研究方法
1.1 研究区概况
研究区位于陕西省安康市宁东林业局新矿林场(33°20′~33°26′N，108°32′~108°34′E)，地处秦岭山脉，海拔为1 400.0~1 800.0 m。该区属于北亚热带与温带过渡区，年均气温为8.5 ℃，年平均降水量为908.0 mm，土壤为山地棕壤。研究区域为20世纪70年代末采伐后天然更新形成的次生针阔混交林[16]，采取的是低强度间伐和林冠下补植等保护经营作业法。林内主要以油松Pinus tabuliformis、锐齿槲栎Quercus aliena var. acutiserrata、华山松Pinus armandii为主要建群种，伴生有漆树Toxicodendron vernicifluum、小叶女贞Ligustrum quihoui、青榨槭Acer davidii等树种。林下植被以卫矛Euonymus alatus、木姜子Litsea pungens、披针叶薹草Carex lanceolata、龙牙草Agrimonia pilosa、茜草Rubia cordifolia为主。
2021年10月，根据研究区内实际间伐处理、林木生长和分布状况，选择立地条件基本一致的林分，设置3种间伐处理，即未间伐(ck)、间伐恢复5 a (5 a，2018年间伐)和间伐恢复13 a (13 a，2010年间伐)。每个间伐处理设置4块面积为20 m×30 m的样地，共计12块样地。为防止样地之间相互干扰，样方之间的间隔不小于100 m。进行间伐处理后林下物种数量增加，更新了枫杨Pterocarya stenoptera、栗Castanea mollissima、桤木Alnus cremastogyne、灯台树Cornus controversa和胡桃楸Juglans mandshurica等树种。其中各样地内物种丰富度和Shannon-Wiener指数参照刘思泽等[17]的方法计算。样地调查基本概况见表1。
表 1 试验样地基本概况Table 1 Basic survey of test plots间伐后恢
复时间/a海拔/
m株数密度/
(株·hm−2)胸径/
cm郁闭度 物种
丰富度Shannon-Wiener
指数凋落物量/
(t·hm−2·a−1)林内主要树种 ck 1 585.00±61.85 1 420±88 14.60±0.49 0.7 25 2.48 7.01±0.37 油松、锐齿槲栎、华山松、毛樱桃、垂柳、
木姜子、三桠乌药5 1 457.32±13.14 1 208±355 13.80±0.84 0.5 32 2.78 5.69±0.26 锐齿槲栎、栗、油松、白桦、垂柳、
榆树、桤木13 1 757.57±20.17 1 254±207 13.80±1.19 0.6 29 2.68 6.55±0.29 毛樱桃、油松、锐齿槲栎、漆树、水蜡树、
木姜子、灯台树说明：毛樱桃Prunus tomentosa，垂柳Salix babylonica，三桠乌药Lindera obtusiloba，白桦Betula platyphylla，榆树Ulmus pumila，水蜡树Ligustrum obtusifolium。 1.2 采样设计
2023年7月，根据S型取样方法，在ck、5 a、13 a间伐样地内，用直径为3.6 cm的土钻采集0~10 cm的表层土样，为避免样品受到污染，将土壤混合储存于灭菌自封袋中，再用便携冷藏箱带回实验室。在室内充分混匀后过2 mm筛。一份新鲜土样于4 ℃冰箱保存，用于有效氮、土壤酶活性和土壤微生物生物量的测定；另一份土壤样品自然风干，用于其他土壤理化性质的测定。
1.3 测定指标及方法
1.3.1 土壤理化性质测定
土壤含水率采用105 ℃烘干法；土壤pH采用电位法(土水体积质量比为1.0∶2.5)；土壤总氮采用元素分析仪测定；土壤有机碳采用重铬酸钾氧化-外加热法；土壤有效氮指铵态氮和硝态氮的总和，分别采用2 mol·L−1氯化钾浸提-靛酚蓝比色法、氯化钾提取-双波长紫外分光光度法测定；土壤总磷采用硫酸-高氯酸-钼锑抗比色法[18]。微生物生物量碳、氮采用氯仿熏蒸法，使用岛津总有机碳分析仪测定。
1.3.2 土壤胞外酶活性及酶计量的测定与计算
参照SAIYA-CORK等[19]的方法，测定与碳、氮、磷循环密切相关的酶活性，各种土壤酶的名称、简称及底物见表2。其中，水解酶(BG、BX、CBH、NAG、LAP、AcP)活性采用微孔板荧光法，用多功能酶标仪在365 nm波长处激发，450 nm波长处荧光测定；氧化酶(POX、PER)活性采用DOPA-紫外分光光度法，用多功能酶标仪在450 nm波长处测定。
表 2 土壤胞外酶的简称及所用底物Table 2 Soil enzyme along with their enzyme abbreviation and substrate of soil enzyme酶名称 简称 底物 β-葡糖苷酶β-glucosidase BG 4-MUB-β-D-glucoside β-木糖苷酶β-xalosidase BX 4-MUB-β-D-xylopyranoside 纤维二糖水解酶Cellobiohydrolase CBH 4-MUB-β-D-cellobioside β-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶β-N-acetylglucosaminidase NAG 4-MUB-N-acetyl-β-D-glucosaminde 亮氨酸氨基肽酶Leucine aminopeptidase LAP L-leucine-7-amido-4 methylcounarin 酸性磷酸酶Acid phosphatase AcP 4-MUB-phosphatase 酚氧化物酶Phenol oxidase POX L-dihydroxyphenylalanine(L-DOPA) 过氧化物酶Peroxidase PER L-dihydroxyphenylalanine(L-DOPA) and H2O2 说明：MUB为甲基伞形酮酰Methylumbelliferyl。 通过计算碳、氮和磷酶活性的比值研究土壤胞外酶化学计量[20]，同时，采用酶计量的载体分析，即用矢量长度(VL)及矢量角(VA)分析间伐处理对微生物能量和营养的相对限制状况[21]，计算公式如下。
$$ {E}_\text{C/N}\text{}\text=\text{}\text{ln}{H}_{\mathrm{B}\mathrm{G}}\text{/ln}\text{(}{H}_{\text{NAG}}\text+{H}_{\text{LAP}}\text{)}\text{;}\text{}\text{}\text{} $$ (1) $$ {E}_\text{C/P}\text{}\text=\text{}\text{ln}{H}_{\text{BG}}\text{/ln}{H}_{{\mathrm{Ac}}\mathrm{P}};\text{}\text{}\text{}\text{}\text{}$$ (2) $$ {E}_\text{N/P}\text{= ln}\text{(}{H}_{\text{NAG}}\text+{H}_{\text{LAP}}\text{)}\text{/ln}{H}_{{\mathrm{Ac}}\mathrm{P}}; $$ (3) $$ {V}_{\text{L}}\text=\text{SQRT}\text{[}\text{(}{E}_\text{C/N}\text{)}^2\text+\text{(}{E}_\text{C/P}\text{)}^2\text{]}\text{;} $$ (4) $$ {V}_{\text{A}}\text=\text{Degrees}\text{[}\text{ATAN2}\text{(}{E}_\text{C/P}\text{,}\text{}{E}_\text{C/N}\text{)}\text{]}\text{。}$$ (5) 式(1)~(5)中：$ {E}_\text{C/N} $、$ {E}_\text{C/P} $、$ {E}_\text{N/P} $分别为土壤碳获取酶/氮获取酶比值、土壤碳获取酶/磷获取酶比值、土壤氮获取酶/磷获取酶比值；$ {H}_{\mathrm{B}\mathrm{G}}\mathrm{、}{H}_{\text{NAG}}\mathrm{、}{H}_{\text{LAP}}\mathrm{、}{H}_{{\mathrm{Ac}}\mathrm{P}} $分别为BG、NAG、LAP、AcP的酶活性；SQRT为平方根函数，Degrees为角度转换函数，ATAN2为反正切函数。VL越大，表明碳限制越严重。VA以45°为分界线，＞45°为磷限制，＜45°为氮限制。偏离程度越大，限制程度越强。
1.4 数据分析
使用SPSS 25.0对不同间伐恢复时间下的土壤理化性质、胞外酶活性、酶化学计量比、酶矢量长度和角度的差异进行单因素方差分析(one-way ANOVA)和最小显著性差异法(LSD)(P＜0.05)；利用Sperman检验分析与土壤酶活性和酶矢量变化显著相关的土壤因子，利用Origin 2021绘图。以酶活性及其矢量作为物种因子，土壤理化性质作为环境因子，利用Canoco 5.0进行冗余分析。通过方差膨胀因子(VIF)判断解释变量之间的线性关系，剔除共线性较强(VIF＞5)的变量，对剩余的pH、有效氮、有机碳和全磷共4个变量进行研究。
2. 结果与分析
2.1 间伐恢复对土壤理化性质的影响
从表3可见：间伐恢复对土壤pH、有效氮、全磷、碳氮比、氮磷比、有机碳、微生物量碳、微生物量氮和微生物量碳氮比均有显著影响(P＜0.05)。恢复5 a的土壤pH显著高于ck (P＜0.05)。恢复13 a的土壤全磷、微生物量碳和微生物量氮均显著高于ck (P＜0.05)，分别是ck的1.28、1.19和1.15倍。土壤有效氮、碳氮比和氮磷比均显著低于ck (P＜0.05)。恢复5 a的土壤有机碳显著降低了25.93% (P＜0.05)，但恢复13 a的土壤有机碳质量分数逐渐恢复至未间伐前水平。间伐恢复对土壤含水率和全氮无显著影响。
表 3 不同间伐恢复时间下土壤理化特性状况Table 3 Soil physical and chemical properties under different thinning treatments间伐后恢复时间/a pH 含水率/% 有效氮/(mg·kg−1) 全氮/(g·kg−1) 全磷/(g·kg−1) 碳氮比 ck 5.48±0.10 b 37.28±4.01 a 21.34±1.96 a 4.58±0.86 a 0.60±0.08 b 10.02±1.16 a 5 5.98±0.13 a 35.10±6.81 a 17.19±0.48 ab 3.28±0.68 a 0.52±0.10 b 9.34±1.41 ab 13 5.76±0.17 ab 40.37±1.67 a 16.56±0.58 b 3.93±0.44 a 0.77±0.07 a 8.55±1.32 b 间伐后恢复时间/a 氮磷比 有机碳/(g·kg−1) 微生物量碳/(g·kg−1) 微生物量氮/(g·kg−1) 微生物量碳氮比 ck 7.49±0.71 a 35.94±3.84 a 1.14±0.04 b 0.20±0.01 b 5.97±0.37 ab 5 6.45±0.95 ab 26.62±2.79 b 1.14±0.09 b 0.22±0.01 ab 5.09±0.13 b 13 5.04±0.34 b 33.33±2.27 ab 1.36±0.02 a 0.23±0.01 a 6.11±0.33 a 说明：数据均为平均值±标准误。不同小写字母表示不同处理间差异显著 (P＜0.05)。 2.2 间伐恢复对土壤酶活性及胞外酶计量比的影响
从图1可见：间伐恢复对不同土壤酶活性的影响并不一致。恢复13 a时土壤BX、AcP和NAG+LAP活性显著下降(P＜0.05)，较ck分别降低了25.39%、22.92%和46.25%，同时土壤BG活性还显著提高(P＜0.05)，是ck的1.34倍(P＜0.05)。土壤氧化酶(POX、PER)和CBH活性变化趋势与前4种酶不同，在恢复5 a时活性最低，在恢复13 a时活性最高。
通过矢量分析发现：VA＞45°，且EN/P＜1、EC/N＞1 (图2A)，表明研究区土壤微生物生长代谢主要受碳和磷共同限制。森林土壤EC/P和EN/P显著偏离1，且随间伐后时间的持续而逐渐恢复或显著增大(P＜0.05，图2B)。VA和VL在3个间伐恢复间均有明显差异(图2C~D)。与ck相比，间伐恢复5 a的VA显著降低了4.42%，13 a的VL是ck的1.13倍(P＜0.05)。表明间伐措施在恢复初期能够缓解土壤微生物受磷限制的状况，而后随恢复时间的持续，微生物受碳限制程度显著增加(P＜0.05)。
图 2 间伐恢复对土壤酶化学计量及酶矢量的影响Figure 2 Effects of thinning treatment on soil enzyme stoichiometry and enzyme vector2.3 土壤酶整体变化和土壤理化性质的相关性分析及冗余分析
相关性分析(表4)表明：水解酶活性与有效氮、有机碳和微生物量碳氮比均呈正相关关系。其中土壤碳获取酶(BG、CBH)与土壤全磷、有机碳、微生物量碳呈显著(P＜0.05)或极显著(P＜0.01)正相关，BX活性与土壤有效氮、微生物量碳氮比呈显著正相关(P＜0.05)。土壤氮获取酶(NAG+LAP)和磷获取酶(AcP)均与土壤有效氮呈极显著正相关(P＜0.01)。酚氧化物酶(PER)除与pH呈显著负相关外(P＜0.05)，还与有机碳、微生物量碳氮比呈极显著正相关(P＜0.01)。VA仅与pH呈极显著负相关(P＜0.01)。VL与全磷和微生物量碳呈显著正相关外(P＜0.05)，还与氮磷比呈极显著负相关(P＜0.01)。
表 4 土壤酶变化与土壤理化性质的相关性分析Table 4 Correlation analysis between soil enzyme changes and soil physical and chemical properties指标 pH IN TP SOC MBC MBC/MBN N/P POX −0.54 −0.29 −0.04 −0.07 0.26 0.30 −0.04 PER −0.65* 0.19 0.32 0.45* 0.22 0.52** 0.21 BG 0.28 0.35 0.73** 0.55** 0.63** 0.38 −0.25 BX −0.53 0.54** −0.01 0.27 0.10 0.45* 0.56 CBH −0.01 0.24 0.46* 0.43* 0.53** 0.65** 0.17 AcP −0.72* 0.57** −0.38 0.06 −0.13 0.22 0.85** NAG+LAP 0.17 0.66** −0.08 0.14 −0.01 0.00 0.60 VA −0.95** 0.01 −0.30 −0.06 −0.04 0.35 0.43 VL 0.45 −0.28 0.70** 0.31 0.48* 0.15 −0.63* 说明：IN为土壤有效氮，TP为土壤全磷，SOC为土壤有机碳，MBC为微生物量碳，MBN为微生物量氮，N/P为氮磷比。POX为酚氧化物酶，PER为过氧化物酶，BG为β-葡糖苷酶，BX为β-木糖苷酶，CBH为纤维二糖水解酶，AcP为酸性磷酸酶，NAG+LAP为氮获取酶(β-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶和亮氨酸氨基肽酶总和)，VA为酶矢量角度，VL为酶矢量长度。*表示显著相关(P＜0.05)，**表示极显著相关(P＜0.01)。 冗余分析(图3)表明：剔除存在共线性关系的变量后，pH、有效氮、有机碳和全磷共解释了酶活性和酶矢量变异的73.71%。其中pH和有机碳是对土壤酶整体变化解释度最高的因子，分别解释了变量的48.80%和13.10%，且pH与酶指标变化显著相关(P＜0.05)。
图 3 土壤酶活性与理化性质关系的冗余分析Figure 3 Redundancy analysis of soil enzyme activity and physical and chemical properties3. 讨论
3.1 间伐恢复年限对土壤理化性质及微生物生物量的影响
间伐改变了秦岭松栎混交林表层土壤pH和养分质量分数，但在不同恢复阶段规律不一致。在本研究中，间伐导致pH提高，尤其是间伐恢复5 a后，这与许多学者的研究结果一致。如对云杉Picea crassifolia[22]林和火炬松Pinus taeda[23]林研究表明：间伐减少了针叶凋落物作为有机酸主要输入组分的产生，从而显著提高土壤表层pH。本研究中针叶树种的胸高断面积占比在间伐后有所降低，这在一定程度上能缓解土壤酸化。同时，间伐后土壤含水率、全氮、全磷和有机碳质量分数均呈先减少后逐步恢复的趋势。这可能是因为间伐短期内树冠层郁闭度减小，导致土壤蒸发增强的同时，也促进林下植被的快速生长，加快了土壤水分的消耗[24]。凋落物作为土壤最主要的有机碳源，通过微生物转化为腐殖质的同时也改变了土壤pH，影响凋落物的分解，改变土壤养分水平[25]。相较于ck，间伐恢复5、13 a后，凋落物量分别恢复至81.16%和93.41%，间伐恢复13 a的土壤全氮、全磷和有机碳质量分数有所提高，表明随时间的持续，林分结构及相关生态过程在一定程度上得到恢复。此外，本研究中微生物量碳、氮和土壤有效氮在间伐恢复13 a后的变化趋势不一致，可能因为间伐后林地内出现了栗、桤木和水蜡树等阳性植物，以及毛樱桃、白桦和漆树等阔叶树种，林地内相对多度增加，根系密度和根系分泌物增多，有利于土壤微生物生物量的积累[26]。而林下喜光物种的快速生长[27]，对土壤游离态氮的需求增大，导致土壤有效氮质量分数有所降低。这与周璇等[28]对8年生柳杉Cryptomeria japonica人工林进行间伐后的研究结果一致。
3.2 间伐恢复年限对土壤酶活性的影响
在本研究中，间伐恢复年限导致土壤BX、AcP和NAG+LAP活性显著降低，但对其他土壤酶活性影响趋势不同，如POX、PER、BG和CBH通常在间伐恢复5 a时活性最低，在13 a时恢复到间伐前水平或高于未间伐处理(如BG)。这与其他研究结果相似，但并不完全一致[29−30]。这种结果可能是由于不同的林分环境以及微生物利用资源多寡的差异，导致土壤酶活性对同一干扰方式的不同改变[31]。随着间伐恢复时间的持续，易分解有机物质减少而难降解的碳相对较多[32]，POX、PER和BG、CBH作为土壤中主要的木质素降解酶和纤维素降解酶，其活性得到显著提高，以增强微生物利用顽固性有机碳的能力。这与MEISAM等[33]的研究结果一致。而以分解几丁质和蛋白质、半纤维素等易分解物质为主的NAG+LAP、BX活性的显著降低也映证了SINSABAUGH等[34]的资源分配理论。
土壤胞外酶与土壤养分输入和微生物量等密切相关[35]。通过相关分析发现：BG和CBH活性与微生物量碳、全磷显著正相关，表明土壤微生物数量的变化与碳循环土壤酶活性的变化关系最为密切，而全磷则是磷素限制环境中影响微生物生长的主要因素[7, 16]。有效氮质量分数的减少虽然在一定程度上能促使氮获取酶的产生，但同样也会降低土壤微生物的活性和限制酶促反应底物供应，从而减少部分酶的释放[36]，这与孙鹏跃等[37]的研究结果一致。冗余分析发现：土壤pH也是影响土壤酶活性的主要因素，并与部分酶变化表现出负相关关系，这与多数研究结果是一致的[3]。有研究表明：大多数土壤酶在特定的pH范围(最适值在4.0~5.5)内表现出最大的活性和稳定性，当pH超过这个范围时，酶活性会降低[38]。
3.3 间伐恢复年限对酶化学计量比和微生物养分限制的影响
本研究中所有处理的土壤酶矢量角度均＞45°，符合亚热带地区森林土壤微生物更受磷素限制的理论[39]。同时参与土壤碳、氮和磷循环相关酶计量比偏离了表层土壤中接近1∶1∶1的平均水平[3]，也在一定程度上反映了秦岭区域松栎混交林间伐恢复过程中微生物受碳和磷的共同限制，这与薛悦等[40]对安康市火池塘林区撂荒地恢复过程的研究结果相一致。与未间伐样地相比，间伐后恢复5 a时显著降低的酶矢量角度表征了微生物受到的磷限制减弱，随时间进程减弱效应逐渐消失，林内物种丰富度的提高和凋落物量的增加，促使土壤微生物分泌更多碳获取酶(如BG)来降解有机质，释放磷以供给微生物活动，以缓解磷限制，这些过程都会导致微生物碳限制的进一步增加。相关性分析结果中，酶矢量长度与微生物量碳呈显著正相关，证实了微生物需要更多的碳源来满足代谢活动所耗的能量，这与CUI等[41]的研究结果相似。
4. 结论
间伐改变了松栎混交林区域内的年凋落物总量及针叶与阔叶的凋落量比例，同时改变了林内物种丰富度和林分郁闭度，从而影响了土壤基本理化性质。抚育间伐在一定程度上能够缓解土壤微生物受磷限制的状况，但随恢复时间持续，林内凋落物量逐渐增加使土壤微生物受碳限制更为严重。
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图 1 水热炭对土壤有机碳矿化速率(A)和累积矿化量(B)的影响
Figure 1 Influence of hydrochar on the mineralization rate(A) and cumulative mineralization(B) of soil organic carbon
图 2 水热炭对土壤中总有机碳(A)和水溶性有机碳(B)的影响
Figure 2 Influence of hydrochar on total organic carbon contents (A) and water-soluble organic carbon contents (B) in the soil
图 3 水热炭对土壤中碱解氮的影响
Figure 3 Influence of hydrochar on available nitrogen contents in the soil
图 4 水热炭对土壤中速效磷的影响
Figure 4 Influence of hydrochar on available phosphorus contents in the soil
图 5 水热炭对土壤中速效钾的影响
Figure 5 Influence of hydrochar on available potassium contents in the soil
图 6 水热炭对土壤pH (A)和电导率(B)的影响
Figure 6 Influence of hydrochar on soil pH(A) and conductivity (B)
表 1 样品的理化性质
Table 1. Physical and chemical properties of the samples
材料 总有机碳/(g·kg−1) 水溶性有机碳/(g·kg−1) 碱解氮/(mg·kg−1) 速效磷/(mg·kg−1) 速效钾/(g·kg−1) pH 电导率/(μS·cm−1) 水热炭 124.39 6.35 109.21 91.39 6.88 5.69 1 308.25 土壤 19.42 0.10 67.43 11.52 0.16 7.17 158.38 
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表 2 土壤中有机碳矿化速率的回归方程
Table 2. Regression equations of organic carbon mineralization rate in soil
水热炭添加量/% 回归方程 R2 0(ck) y=29.438−5.501lnx 0.977* 1 y=66.731−15.485lnx 0.918* 2 y=100.388−22.090lnx 0.980* 4 y=137.835−30.918lnx 0.976* 说明：*表示显著相关(P＜0.05)
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表 3 土壤中有机碳矿化的动力学参数
Table 3. Kinetic parameters of organic carbon mineralization in soil
水热炭添加量/% Cp/(mg·kg−1) k/d−1 R2 0(ck) 436.857 a 0.045 0.965 1 617.018 b 0.052 0.964 2 786.049 c 0.092 0.958 4 1 029.796 d 0.094 0.969 说明：不同小写字母表示处理间差异显著(P＜0.05)
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