土壤改良剂之间的相互作用决定了北方森林中养分的可利用性

《Plant and Soil》：Interactions between soil amendments shape nutrient availability in boreal forests

　　摘要
目标
混合北方森林的土壤在采伐后可能会失去生产力，尤其是在土壤条件发生变化的情况下。植被恢复不良可能会导致养分流失，尽管干扰后养分的可用性增加了。本研究调查了改良剂对在自然再生能力较差的地点建立的种植园的化学性质的影响。

方法
生物炭（2.6 Mg ha?1）、木灰（7 Mg ha?1）和粪肥（105 Mg ha?1）单独或组合使用，采用随机完全区组设计。经过两个生长季节后，在两个深度（0–15 cm 和 15–30 cm）测量了矿物土壤的pH值、总碳含量、大量元素和微量元素浓度以及阳离子交换容量（CEC）。

结果
生物炭没有改变总碳和氮的含量，但降低了铝（Al）和CEC（-18%），并增加了锰（Mn）（+52%）。木灰提高了土壤pH值（+7%）、碳氮比（C/N）（+12%）和磷（P）（+30%）。生物炭和粪肥的联合使用增加了镁交换能力（Mgexch）（+106%）。木灰与粪肥结合使用时增加了铝（Al）（+26%），但降低了总氮（-33%）。木灰单独使用时增加了CEC（+14%），而与生物炭和粪肥结合使用时则降低了CEC（-26%）。最后，粪肥降低了总碳（-18%）、氮（-28%）以及多种大量元素和微量元素，与木灰结合使用时效果更明显。然而，粪肥增加了氮的可用性，这从较高的矿物氮/总氮比（+53%）可以看出。

结论
本研究强调了改良剂组合改善土壤肥力的潜力，并突出了改良剂之间及其对土壤化学性质影响的复杂性。

引言
北方森林的皆伐通常会导致土壤养分可用性的短期增加，这种现象称为“assart效应”（Kimmins 2004; Kreutzweiser et al. 2008）。如果植被覆盖没有迅速恢复，这可能导致养分流失（Kiser and Fox 2012）。这一点很重要，因为一些养分，特别是氮（N）和磷（P），在北方森林中普遍缺乏（Maynard et al. 2014）。在这种情况下，土壤改良剂可以为再生不良的森林提供可持续的施肥解决方案（Larney and Angers 2012）。生物炭和木灰是用于为加拿大北方森林管理土壤提供养分的改良剂（Bieser and Thomas 2019），而粪肥在这一领域的应用较少（Han et al. 2016），原因是物流限制、当地供应有限、运输成本较高以及潜在的环境风险，如养分淋溶（Speir et al. 2003）。关于改良后森林土壤的化学性质的知识仍然不足，尤其是当同时使用两种或三种改良剂时（Bonanomi et al. 2017）。

生物炭是通过热解各种有机物质制成的，是一种富含碳（C）的土壤改良剂，含有重要浓度的大量元素，除了氮（Ippolito et al. 2015）。生物炭确实促进了农业系统中的长期碳封存（Gross et al. 2021; Wang et al. 2016; Yang et al. 2022）。尽管针对森林生态系统中生物炭应用的研究相对较少（Page-Dumroese et al. 2016），但一些研究表明，生物炭可以提高土壤pH值、阳离子交换容量（CEC）和可交换阳离子浓度（Caexch, Mgexch, Kexch），同时增加总碳和氮含量以及碳氮比（Biederman and Harpole 2013; Robertson et al. 2012; Thomas and Gale 2015）。这些改善与生物炭的高孔隙率和大表面积有关，后者可以吸附养分并减少养分淋溶（Major et al. 2009）。生物炭通过增加CEC来增强阳离子保留能力，从而提高土壤养分可用性和肥力（Lehmann 2007; Van Zwieten et al. 2010）。木灰是一种缺乏氮的无机土壤改良剂，但富含钙、钾、镁和磷（Pitman 2006）。木灰在斯堪的纳维亚地区作为土壤改良剂已使用数十年（Pitman 2006），其在加拿大森林中的应用也在不断增加（Hannam et al. 2018）。木灰具有强烈的石灰化和施肥作用，可以弥补土壤养分不足（Vance 1996）。大多数研究关注了木灰对林下层的影响（Augusto et al. 2008; Bélanger et al. 2021; Bognounou et al. 2023; Brais et al. 2015; Johansen et al. 2021; Ozolincius et al. 2006），发现它可以提高土壤pH值、可利用磷、可交换阳离子浓度（Caexch, Mgexch, Kexch）和氮矿化作用。然而，人们也注意到木灰可能导致重金属污染，其生物有效性会因土壤pH值升高而降低（Augusto et al. 2008; Dimitriou et al. 2006）。

粪肥是一种富含氮的有机改良剂，在农业中广泛使用。在林业中，由于北方森林常常缺乏氮，施用粪肥可以改善幼苗的养分含量并促进其生长（Merzouki et al. 2025a, b）。尽管在森林系统中较少使用，但粪肥的应用通过促进碳封存（Lafleur et al. 2012）、提高土壤pH值以及增加总氮、可利用磷和可交换钾、钙、镁浓度（Han et al. 2016）而有益于土壤。鉴于其在加拿大的广泛可用性（2006年每天约50万吨，根据加拿大统计局数据），粪肥是一种实用的改良剂，具有显著的支持北方森林管理实践的潜力，尤其是在靠近农业区的森林中，使其在当地易于获取且成本效益高。然而，也有报道称粪肥改良剂的不利影响，例如由于激发作用导致本地有机物的矿化增加，从而减少土壤有机碳（Fontaine et al. 2004; Kuzyakov et al. 2000）。新鲜有机物添加后微生物活动的变化可能导致碳供应和碳分解速率之间的不平衡（Fontaine et al. 2004）。将副产品作为土壤改良剂使用可以通过有机质输入和养分供应来帮助改善土壤质量（Larney and Angers 2012）。虽然已知单个土壤改良剂通常可以改善特定的土壤性质，但组合使用改良剂以利用它们的互补性质仍需进一步探索。有限的研究测试了改良剂的组合效果。一些研究表明，与单一改良剂相比，生物炭和粪肥联合使用可以提高土壤养分（如有机质、总氮、磷和钾）和CEC的可用性，而其他研究则发现某些性质（如钾或pH值）没有显著差异（Richard et al. 2018; Zhang et al. 2020; Zhao et al. 2022）。

本研究调查了单一和组合改良剂（即生物炭、木灰和粪肥）对再生不良森林地点短期土壤化学性质的影响，以确定这些处理方法改善土壤质量和森林生态系统生产力的潜力。我们假设施用土壤改良剂会提高土壤pH值，其中木灰的效果最强，因为其具有石灰化作用。预计生物炭会增加土壤总碳含量，而粪肥会显著提高土壤总氮含量。我们还预计木灰会提高大量元素（磷、钾交换能力（Kexch, Caexch）和镁交换能力（Mgexch）的可用性，从而增加CEC，这也是由于其石灰化作用。此外，我们预计木灰会降低铝（Al）浓度，因为它能提高土壤pH值并减少金属的生物有效性。土壤改良剂对土壤化学性质的预期影响见表1。

材料与方法
研究地点
研究在位于魁北克省西北部阿比蒂比地区的Duparquet湖研究与教学森林（FERLD）进行（48°30' N, 79°22' W）（图1a）。该地区具有大陆性气候，年平均温度为1°C，年降水量为989毫米，其中30%为降雪（Environnement Canada 2019）。研究地点位于一种以香脂冷杉（Abies balsamea）和白桦（Betula papyrifera）为主的混交北方森林中（Saucier et al. 2003）。该地点位于一个朝南的斜坡上（坡度为8%至15%），之前是一个93年的杰克松（Pinus banksiana）和白杨（Populus tremuloides）混交林，2016年被砍伐，留下了采伐残余物。到2019年，自然再生失败，可能是由于下层植被竞争激烈和斜坡底部排水不良所致，这促使了这项研究。

图1
(a) 该研究地点在加拿大东部的魁北克省内的位置；(b) 沿着土壤质地梯度在向下斜坡上建立的随机完全区组实验设计布局。处理包括单独施用土壤改良剂、两种或三种改良剂的组合，以及不施用改良剂的对照处理。

实验采用随机完全区组设计，设置三个区组（n = 3），沿着土壤质地和排水性的纵向梯度排列（图1b）。底部斜坡的土壤为排水良好的粘壤土，而中间和顶部斜坡的土壤为排水迅速的壤土（表2）。所有土壤都被归类为黑棕壤，含有粗粒度的冰川湖沉积物（Soil Classification Working Group, 1998），相关的化学性质（pH值、碳、氮、磷等）在表2中报告。2019年11月，使用挖掘机及其1平方米的铲斗对3×5米的地块进行了土壤表层处理（每公顷250个地块）。2020年6月，使用宽度为3米的机械铲将改良剂机械地撒在土壤表面，以减少土壤扰动和养分流失（Page-Dumroese et al. 2016）。2020年7月种植了白云杉幼苗，以解决自然再生不足的问题。每个地块平均种植了七株三年生的幼苗，株距为2米（每公顷1500株）。幼苗来自省级苗圃，种植在25-310个容器中（每个容器25个孔，每个孔310立方厘米）。处理包括生物炭（B）（2.6 Mg ha?1）、木灰（A）（7 Mg ha?1）、粪肥（M）（105 Mg ha?1）和对照组（不施用改良剂）（表3）。所有处理仅在实验开始时施用一次，而不是每年施用。这些处理可以单独或组合施用（表4）。剂量是累积的；例如，生物炭-木灰-粪肥（BAM）处理包括2.6 Mg ha?1的B、7 Mg ha?1的A和105 Mg ha?1的M。生物炭和木灰分别由木质堆肥制成，而粪肥来自当地的肉牛场。

表2 改良剂施用前每个土壤深度的平均（标准差）土壤性质
表3 改良剂的平均（标准差）化学性质
表4 根据施用率的不同，改良剂的平均（标准差）化学性质

表4 根据施用率的不同，改良剂的平均（标准差）化学性质。处理包括生物炭（B）、木灰（A）、粪肥（M）、生物炭-粪肥（BM）、生物炭-木灰（BA）、木灰-粪肥（AM）和生物炭-木灰-粪肥（BAM）

现场测量
2022年9月采集了幼苗的生长和叶部养分样本，2022年10月的前两周采集了土壤样本，标志着幼苗第二个生长季节的结束。我们测量了在同一地块中种植的所有苗木的年生长情况，这些地块也用于土壤采样。年生长量是通过测量苗木当年生长的茎长来估算的。从每个地块随机选取的三株苗木上采集了当年的针叶样本，并对其进行了叶部养分浓度的分析。对于每种处理和区块（重复实验），我们在三个随机选取的地块内采集了矿物土壤样本（n=3）。土壤样本是在距离每块地里预先选定的三株苗木30至50厘米处，使用螺旋钻在两个深度（0–15厘米和15–30厘米）采集的。

### 实验室分析
从三株随机选取的苗木上采集的针叶被合并成一个复合样本，并在60°C的烤箱中干燥72小时。我们称量了100根随机挑选的针叶以确定叶干重。在化学分析之前，使用Retsch ZM 200 Ultra离心研磨机（Haan，德国）将针叶研磨至2毫米。总碳（Total C）和总氮（Total N）是通过在Vario MAX元素分析仪（Elementar，Langenselbold，德国）中进行干燃烧测定的。根据Kalra（1997）的方法，将样品在500°C下灰化2小时后，使用电感耦合等离子体光学发射光谱法（ICP-OES；Optima 7300 DV，PerkinElmer，Waltham，MA，美国）测定了大量元素和微量元素的浓度，包括磷（P）、钾（K）、钙（Ca）、镁（Mg）、锰（Mn）和铝（Al）、铁（Fe）。为了测量叶部养分的绝对含量，根据100根针叶的干重及其养分浓度计算了养分含量（含量=浓度×叶干重）。

土壤样本被风干后，使用Humboldt锤式研磨机（Dayton Electric Mfg. Co.，Lake Forest，IL，美国）研磨至2毫米。我们将三种土壤样本等量混合成一个复合样本。土壤pH值是在0.01 M CaCl2溶液中测定的（Hendershot等人，2008b），土壤质地是使用比重计方法测定的（Kroetsch & Wang 2008）。可利用磷（Available P）和交换性磷（Exchangeable P）、钾（K）、钙（Ca）、镁（Mg）、锰（Mn）、铝（Al）、铁（Fe）和钠（Na）是使用Mehlich III溶液提取的（Ziadi和Sen Tran 2008），然后通过电感耦合等离子体（ICP）和光学发射光谱法（Optima 7300 DV，PerkinElmer，Waltham，MA，美国）进行分析。有效阳离子交换容量（CEC）是通过将交换性阳离子（K、Ca、Mg、Mn、Al、Fe、Na）的总和来计算的（Hendershot等人，2008a）。矿物氮（铵态氮，N-NH4+和硝态氮，N-NO3?）是使用Lachat QuikChem? 8500 Series 2流式注射分析仪根据Maynard等人（2008）的方法分析的。风干土壤的重量百分比是通过在105°C下烘烤24小时确定的，并对在每105°C干土基础上的测量浓度进行了校正。

土壤改良剂被风干后，使用Humboldt锤式研磨机（Dayton Electric Mfg. Co.，Lake Forest，IL，美国）研磨至2毫米。土壤样本和改良剂都使用Vario MAX元素分析仪（Elementar，Langenselbold，德国）通过干燃烧测定了总碳（C）和总氮（N）含量。总磷（Total P）、钾（K）、钙（Ca）、镁（Mg）、锰（Mn）、铜（Cu）、锌（Zn）、铝（Al）、铁（Fe）、钼（Mo）和硼（B）是使用电感耦合等离子体（ICP）和光学发射光谱法（Optima 7300 DV，PerkinElmer，Waltham，MA）测定的，方法是在500°C下灰化2小时后，用1 M HCl提取，根据Kalra（1997）的方法。

### 统计方法
所有统计分析和图表的创建都使用了R 4.2.1软件（R Core Team 2021）。使用lme4包（Bates等人，2015）分别为每个土壤参数拟合了线性混合模型。土壤改良剂被视为固定效应，每个土壤改良剂都被分配了一个存在（1）或不存在（0）的因子，因为我们拟合了这三个因素的交互作用，以确定生物炭、木灰和粪肥的存在或不存在如何单独或共同影响所研究的参数。区块被视为随机效应。模型分别针对0–15厘米和15–30厘米深度的土壤参数进行运行。使用Tukey的Honesty Significant Difference（Tukey HSD）测试进行了成对事后比较（Lenth等人，2018），以评估因素水平之间的差异。使用DHARMa包（Hartig 2018）检查拟合模型是否满足同方差性和正态分布的假设。为了满足这些假设，一些土壤变量（C、N、P、K、Ca、Mg、Mn和Na）进行了对数转换。对于所有分析，设置了α=5%的显著性水平。使用vegan包（Oksanen等人，2020）进行了冗余分析，以评估土壤改良剂和土壤养分浓度与苗木生长和叶部养分含量的相关性。为此，我们拟合了一个包含苗木生长和叶部养分含量的响应变量矩阵，以及一个包含改良剂和土壤养分浓度的预测变量矩阵。使用anova.cca（999次排列）的排列测试检验了RDA的显著性。

### 结果
#### 土壤养分
#### 土壤碳和氮
生物炭对两个土壤深度的总土壤碳（Total C）和总氮（Total N）没有影响（表5）。在0–15厘米的土壤深度，木灰显著增加了C/N比12%，而粪肥显著减少了总土壤碳18%（表5）。在15–30厘米的土壤深度，粪肥和木灰的存在显著减少了总土壤氮，分别减少了28%和33%。粪肥还增加了0–15厘米土壤深度的矿物氮与总氮的比率53%（表5）。表5显示了在0–15厘米和15–30厘米深度，有无生物炭（B）、木灰（A）和粪肥（M）改良剂的情况下，总土壤碳、总氮、土壤C/N比和矿物氮与总氮比的结果。0和1分别表示土壤改良剂的存在和不存在。粗体值表示统计学上的显著差异（p<0.05）。垂直线表示显著效应取决于其后的处理。有关应用于线性混合模型的ANOVA结果，请参见补充材料表S1。

#### 土壤大量元素
大量元素的浓度根据土壤改良剂的不同而变化；在0–15厘米的土壤深度，生物炭在粪肥存在的情况下显著增加了Mgexch 106%。木灰在两个土壤深度显著增加了P 26%。粪肥减少了Kexch、Caexch和Mgexch的浓度。在生物炭不存在的情况下，这些效应更为明显，减少了58–64%。在粪肥处理下，0–15厘米土壤深度的Mgexch减少了31%，而在15–30厘米土壤深度的Caexch减少了38%（表6）。表6显示了在0–15厘米和15–30厘米深度，有无生物炭（B）、木灰（A）和粪肥（M）改良剂的情况下，土壤大量元素的结果。0和1分别表示土壤改良剂的存在和不存在。粗体值表示统计学上的显著差异（p<0.05）。垂直线表示显著效应取决于其后的处理。有关应用于线性混合模型的ANOVA结果，请参见补充材料表S1。

#### 土壤微量元素、有效阳离子交换容量和pH值
土壤改良剂对微量元素浓度有不同的影响。平均而言，生物炭在两个土壤深度都显著增加了Mn浓度52%，并降低了Al浓度18%。在15–30厘米土壤深度，生物炭处理下Fe浓度增加了23%。生物炭还降低了两个土壤深度的有效阳离子交换容量（CEC）（0–15厘米土壤深度降低了10%），这种效应受到木灰的存在和15–30厘米土壤深度缺乏粪肥的影响（降低了26%）（表7）。在没有粪肥的情况下，木灰在0–15厘米和15–30厘米土壤深度分别增加了Al浓度24%和28%。其他改良剂的存在与否对CEC的影响不同；在没有粪肥的情况下，木灰增加了CEC 14%，但添加生物炭和粪肥后这种趋势发生了逆转，导致CEC显著降低了26%（表7）。粪肥在两个土壤深度都降低了所有三种微量元素的浓度，即Mn、Al和Na。在木灰存在的情况下，粪肥降低了Al浓度17%和19%，在15–30厘米土壤深度降低了Na浓度32%。在木灰存在的情况下，粪肥还降低了两个土壤深度的CEC，降低了18%到29%（表7）。木灰是唯一显著改变土壤pH值的改良剂，在0–15厘米土壤深度将pH值从4.66增加到4.97。在生物炭和粪肥处理下，两个土壤深度的土壤pH值没有显著变化，除了粪肥处理在0–15厘米土壤深度从4.79增加到4.84，在15–30厘米土壤深度从4.72增加到4.75（表7）。表7显示了在0–15厘米和15–30厘米深度，有无生物炭（B）、木灰（A）和粪肥（M）改良剂的情况下，土壤微量元素、有效阳离子交换容量和pH值的结果。0和1分别表示土壤改良剂的存在和不存在。粗体值表示统计学上的显著差异（p<0.05）。垂直线表示显著效应取决于其后的处理。有关应用于线性混合模型的ANOVA结果，请参见补充材料表S1。

#### 土壤与苗木养分关系
粪肥与白云杉苗木的叶部养分含量呈正相关（黑色虚线箭头），但与大多数土壤养分浓度呈负相关（灰色实线箭头）（图2a，b）。这些关系表明粪肥增强了苗木的叶部养分含量，而观察到的土壤养分浓度下降是由于苗木吸收了养分。木灰与土壤变量的正相关，特别是在0–15厘米深度的P、Kexch、Caexch、C/N比和Nmin/Ntot比，以及15–30厘米深度的P、C/N比和Nmin/Ntot比，表明这种改良剂的存在改善了土壤条件。然而，这种趋势并没有转化为叶部养分的改善，因为这种处理与叶部养分之间存在负相关。此外，生物炭与土壤变量呈正相关，但其对土壤和苗木的影响与木灰和粪肥相比有限，这从向量的长度可以看出来。RDA在两个土壤层（0–15厘米和15–30厘米）都是显著的。p值分别为0.049和0.047。

#### 冗余分析（RDA）
冗余分析（RDA）双图展示了（a）0–15厘米和（b）15–30厘米深度的苗木养分含量与土壤养分浓度之间的关系。苗木生长和叶部养分含量（C、N、P、K、Ca、Mg、Mn、Al和Fe）由黑色虚线箭头向量表示，解释变量由灰色实线箭头向量表示，包括改良剂处理（即生物炭、木灰和粪肥的存在）、土壤pH值、C/N比和Nmin/Ntot比、土壤养分（C、N、P、Kexch、Caexch、Mgexch、Mn、Na、Al和Fe）和CEC。

#### 讨论
#### 土壤改良剂的单因素效应
生物炭和木灰如何影响养分动态？
与我们的假设（生物炭应用后土壤碳增加）相反（表8），生物炭对总土壤碳没有影响（表5），这与之前的研究结果（Page-Dumroese等人，2016）相矛盾，那些研究认为生物炭应用后总碳会增加。我们的结果表明，可能是生物炭提供的碳与碳矿化之间达到了平衡，或者由于生物炭的应用量较低，总碳没有变化，或者研究时间太短，无法观察到分解和碳释放到土壤中，特别是考虑到生物炭是施用于土壤表面的。同样，生物炭对总氮也没有影响，这一观察结果也得到了其他研究的支持（Sackett等人，2015；Zhao等人，2019）或对矿物氮（Palviainen等人，2018）。这些发现可能可以用生物炭的高C/N比来解释（表3），这可能导致氮限制和矿物氮被氮限制的微生物群保留（Prommer等人，2014）。表8显示了在有无生物炭（B）、木灰（A）和粪肥（M）处理的情况下，土壤性质增加（+）或减少（-）的预期和观察结果。

#### 木灰
木灰增加了土壤pH值（表7），正如我们所预测的（表8）。木灰对酸性森林土壤的石灰化作用，归因于其高碳酸盐含量（Augusto等人，2008年），可以促进有机质分解和氮矿化，导致土壤总氮含量相对下降。因此，尽管木灰没有显著改变土壤中的碳或氮含量，但两者都显示出轻微的下降趋势，尤其是氮含量，这解释了在0–15厘米深度处土壤C/N比率明显增加了12%的原因（表5）。类似的现象很少被报道，因为之前的研究通常发现施用木灰后C/N比率几乎没有变化（Augusto等人，2008年；Reid和Watmough，2014年）。此外，较高的土壤pH值可能也促进了两个深度土壤中磷浓度的增加，这在其他研究中也有所报道（An和Park，2021年；Johansen等人，2021年；Park等人，2005年；Pugliese等人，2014年）。

生物炭在缓解土壤金属污染方面是否有效？目前，生物炭的使用正受到关注，因为它可以减轻土壤毒性（Joseph等人，2021年）。在这项研究中，生物炭有效降低了两个深度土壤中的铝浓度（表7），我们在云杉叶片养分中也观察到了类似的结果（Merzouki等人，2025a，b）。其他研究也强调了生物炭通过其石灰化作用来减轻酸性土壤中铝毒性的能力（Van Zwieten等人，2015年），但在这项研究中并未出现这种情况，因为土壤pH值并未受到生物炭改良的影响（表7）。生物炭还可以通过与土壤中的Al3+阳离子形成复合物来直接降低铝的毒性。这可以通过几种机制实现，包括表面吸附、Al3+与K+、Ca2+和Mg2+等碱性阳离子之间的离子交换，从而使铝固定在生物炭表面，或者通过与硅酸盐颗粒共沉淀形成如KAlSi3O8之类的化合物（Qian等人，2013年；Shetty等人，2021年）。然而，生物炭的施用也增加了两个深度土壤中的锰浓度（表7），这与Butnan等人（2015年）的研究结果相似。他们将这些增加归因于生物炭产生的可溶性有机分子对锰的螯合作用。植物对锰的吸收可能取决于植物种类和锰的螯合形式（Butnan等人，2015年）。在我们的案例中，土壤中较高的锰含量确实导致了叶片中锰含量的增加，因为这两者之间存在负相关关系（图2）。然而，导致锰吸收的具体机制需要进一步研究才能明确。

土壤改良剂之间的相互作用

木灰和粪肥的结合如何影响土壤养分？木灰和粪肥的结合降低了总氮含量（表5）。先前的研究表明，施用木灰后氮矿化速率增加（Brais等人，2015年），这可以解释观察到的总氮含量减少现象。这种减少可能是由于植物吸收了矿化的氮（Pitman等人，2024年），尤其是在存在富含氮的粪肥的情况下。这一结果得到了土壤养分与幼苗叶片养分之间负相关关系的支持（图2），表明幼苗从土壤中吸收了养分。我们预测施用木灰后土壤中的铝含量会降低（表1），但实际上在没有粪肥的情况下铝含量反而增加了。Pitman等人（2024年）也发现，在施用木灰的早期几年铝含量有所增加，尽管木灰使土壤pH值升高，但他们认为只有当土壤pH值超过4.5时，铝的移动性才会开始降低。在我们的案例中，pH值为4.9（两个土壤深度的平均值），铝与pH值之间的负相关关系（r = ?0.31，p < 0.001）（图2）表明随着土壤pH值的升高铝含量会降低。相应地，Brady和Weil（1996年）也发现施用木灰后铝含量降低，因为酸度的降低降低了这种元素的溶解度。

生物炭和粪肥的协同作用

在只有粪肥存在的情况下，生物炭和粪肥的结合观察到了互补效应，表现为土壤中镁交换能力的增加（表6）。研究表明，将生物炭施用于森林土壤可以通过降低土壤酸度来提高镁的可交换性，特别是在酸性土壤中（Liu等人，2023年；Sackett等人，2015年）。生物炭和粪肥的结合使土壤pH值从4.78略微上升到4.81，表明观察到的镁交换能力增加不太可能是由于土壤酸度降低所致。然而，粪肥作为镁的来源（表3和4），表明生物炭在保留这些养分方面发挥了作用。这与Liang等人（2024年）的报告结果一致。

土壤改良剂之间的相互作用影响阳离子交换容量（CEC）

在没有粪肥的情况下，木灰提高了CEC，先前的研究也证明了它能够提高酸性北方森林土壤中的CEC（Arvidsson和Lundkvist，2003年；Ingerslev等人，2014年；Kahl等人，1996年；Saarsalmi等人，2001年）。因此，木灰增强了土壤养分的保持能力，但当与生物炭和粪肥一起施用时，木灰却降低了CEC，表明这些改良剂之间存在不良相互作用。之前也有报道指出生物炭与其他有机改良剂结合时的拮抗效应，即单独使用改良剂的效果优于与生物炭结合使用（Bonanomi等人，2017年）。生物炭可以通过诱导微生物固定养分来与其他改良剂相互作用，尽管这种效应主要观察到了对氮的影响（Joseph等人，2021年）。此外，当改良剂的C/N比率高于30到35时，养分固定更可能发生（Hodge等人，2000年），我们的木灰和木灰的情况也是如此。生物炭对CEC的负面影响在Ca2+浓度较高的土壤中可能更为显著（Hailegnaw等人，2019年），例如当同时添加灰分时。

粪肥对土壤养分的意外不利影响

与我们对施用粪肥后土壤养分增加的预期相反（表8），粪肥降低了碳和大多数大量及微量养分（氮、钾交换能力、钙交换能力、镁交换能力、锰和铝）以及CEC（表5、6、7）。这些效应有时受到木灰的存在、没有生物炭或两种条件同时存在的影响。总碳和氮含量的减少表明碳和氮的损失很大，且粪肥带来的碳和氮输入与损失之间存在不平衡，这可能是多因素造成的。在先前的研究中也有类似的结果，即粪肥施用引起了原土有机质的加速矿化，导致土壤有机碳浓度和氮固定减少（Fontaine等人，2004年；Kuzyakov等人，2000年）。与不施用粪肥的处理相比，粪肥处理显著增加了幼苗和下层植被的生长和叶片氮含量（Merzouki等人，2025a，b；Merzouki等人，2025a，b），表明粪肥改良大大增加了植物的氮吸收，可能导致土壤养分耗尽。因此，粪肥与叶片养分含量呈正相关，而与大多数土壤养分浓度呈负相关（图2）。此外，木灰的存在增强了土壤氮含量的降低，两种改良剂的结合使土壤pH值从4.64上升到4.95，表明粪肥由于提高了土壤pH值而促进了有机质的矿化。粪肥较低的C/N比率（表3）也可能促进了氮的矿化（Prommer等人，2014年），Liu等人（2020年）也观察到了这一点，尤其是对于C/N比率较低（< 12）的粪肥。我们研究中使用的粪肥的C/N比率为18，考虑到北方森林土壤通常较低的氮含量，这仍然可以认为是较低的。此外，粪肥是唯一显著影响Nmin/Ntot比率的改良剂（表5），表明粪肥处理后矿质氮的可用性增加了。这与先前的研究结果一致，即粪肥施用通过促进有机质矿化、微生物生物量和养分循环增加了土壤氮的可用性（Leytem等人，2024年；Liu等人，2020年；Saka等人，2017年）。我们观察到粪肥增加了土壤中的磷含量，尽管这一结果并不显著。然而，灰分处理却有显著效果（表6）。这些结果令人惊讶，因为粪肥提供的磷比木灰处理多出近100公斤/公顷（表4）。这些效应的原因可能是多因素的。粪肥与幼苗中的磷含量呈正相关，而在0–15厘米深度的土壤中与磷含量呈负相关（图2a）。这表明粪肥更多地促进了幼苗的富集和生长，而不是对土壤本身的影响。此外，尽管灰分的添加量较低，但它可能更有效地提高了土壤中可利用的磷含量，因为它提高了土壤pH值。土壤pH值大多处于铝酸缓冲区内（Ulrich，1986年），表明土壤pH值的升高通过降低铝浓度提高了磷的可用性。如果没有土壤pH值的变化，粪肥单独带来的磷可能会被铝或铁氧化物大量固定。最后，在木灰存在的情况下，粪肥添加显著降低了铝浓度，表明粪肥与木灰结合使用时可交换铝的减少（表7）。Tang等人（2007年）表明，动物粪肥降低酸度可以有效减少酸性土壤中的铝浓度，这可以解释我们的结果，因为粪肥与木灰结合使土壤pH值升高了0.3个单位（不显著），并且发现土壤pH值与铝之间呈负相关（r = ?0.31，p < 0.001）（图2）。

结论

在砍伐后的北方森林中，再生失败是一个常见问题，而土壤改良剂可以为土壤施肥提供一种可持续的方法。我们的结果表明，土壤化学性质取决于所施用的改良剂类型和组合。生物炭没有显著影响土壤中的碳和氮含量，但降低了铝浓度并增加了锰浓度。木灰降低了土壤酸度，提高了可提取磷的含量，并改变了C/N比率。我们观察到了改良剂之间的协同和拮抗相互作用。生物炭和粪肥表现出互补效应，而木灰与其他改良剂之间的相互作用则取决于其他改良剂的存在。粪肥增加了氮的可用性，但与其他改良剂结合使用时与几种土壤养分的减少和CEC的降低有关。总体而言，这项研究突出了土壤改良剂的独特效果，强调了在森林管理中规划施肥措施时需要仔细考虑以避免意外效应。它还强调了考虑土壤改良剂之间相互作用的重要性，特别是在同时施用多种改良剂的情况下，这种情况很少被研究。虽然某些组合，如生物炭和粪肥，似乎具有协同效益，但其他组合，特别是生物炭和木灰，可能需要进一步研究以了解其潜在效果。