2020, Vol. 41
2. 武夷学院生态与资源工程学院, 武夷山 354300
2. College of Ecology and Resource Engineering, Wuyi University, Wuyishan 354300, China
生物炭是生物有机质在无氧或缺氧条件下通过热解反应产生的高度芳香化固态物质, 其拥有比表面积大、吸附性能好和稳定性强的特点[1].近年来, 生物炭作为一类新型环境功能材料广泛应用于土壤修复, 随着时间的推移, 生物炭与土壤发生交互作用改变了土壤环境中pH、CEC和孔隙度等理化性质, 改变了土壤微生物的生长条件[2].此外, 生物炭对土壤中的有机质有很强的吸附作用, 能与土壤腐殖质形成有机和无机的复合体, 降低了土壤微生物对土壤有机质的分解作用[3]；生物炭吸附土壤中的极性化合物, 通过滞留微、中观土壤毛孔中的水分实现养分的持留, 从而使土壤氮元素得以保持[4]；生物炭主要通过调节土壤酸碱度, 改变磷酸根与金属离子相互作用强度, 从而影响土壤磷元素的有效性[5].因此, 土壤有机碳及氮磷元素的有效含量会因生物炭的输入而发生变化[6].
土壤营养元素的变化是目前土壤环境问题中的研究热点, 营养元素的流失不仅会使土壤肥力下降, 同时也会造成周围水体的污染, 碳氮的流失甚至会对气候变化产生影响.已有的研究表明, 生物炭施用于土壤对不同营养元素变化的作用效果与土壤类型密切相关.EI-Naggar等[7]的研究发现施用稻草生物炭可以显著提高稻田土壤氮及有效磷的含量；付琳琳等[8]的研究发现施用小麦秸秆制得的生物炭后, 土壤溶解性有机碳含量明显高于对照, 随培养时间增加, 溶解性有机碳含量逐渐下降, 但始终高于对照组；吴嘉楠等[9]的研究表明, 施加生物炭可以提高烤烟种植地土壤中15N残留量、土壤无机氮以及碱解氮含量；夏丽丹等[10]的研究表明, 生物炭的添加能够有效提高红壤pH值和有效磷含量, 同时降低土壤酸性磷酸酶的活性.可见, 在不同类型土壤中施用生物炭可以对碳氮磷组分产生明显的影响, 而影响的程度则有所差异.
滨岸带土壤毗邻水体, 其营养元素的变化对释放能力有直接影响, 尤其是营养元素的有效态含量.Wang等[11]的研究表明, 干湿交替通过增强微生物作用提高微生物活性、促进土壤有机质的分解从而促进土壤有机质转化为可溶性有机质, 因而滨岸带土壤营养元素有效态含量的变化动态过程与其他土壤会有所不同.因此, 本研究从营养元素有效性角度出发, 以太湖滨岸带土壤为研究对象, 探讨生物炭输入对土壤中营养元素有效态含量随时间动态变化的影响, 并比较不同土地利用类型对生物炭作用响应的差异.在此基础上, 探究滨岸带不同土地利用方式下土壤中营养元素有效态含量的动力学变化规律, 以期为农业活动中合理施肥以及环境材料的合理应用提供依据, 并为流域滨岸带环境管理带来经验与启示.
1 材料与方法 1.1 实验材料实验土壤是采自太湖宜兴段(119°53′44″E, 31°15′23″N)滨岸带不同土地利用类型的表层土(0~20 cm), 将自然风干的土壤磨碎过2 mm筛, 一部分用于测定其基本理化性质, 另一部分用于进行烧杯模拟实验并定期取样测定碳氮磷有效态含量.张甲绅等[12]曾提出土壤在室温和天然pH条件下, 能够溶于水相的那部分有机组分就是土壤有效碳, 因此本文以溶解性有机碳(DOC)作为土壤有效碳, 而有效氮以碱解氮计, 有效磷则以速效磷计.生物炭从南京智融联科技有限公司购得, 是以小麦秸秆为原材料在500℃热解制成的生物质炭.供试土壤及生物炭基本理化性质见表 1.
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表 1 供试土壤与生物炭的基本理化性质1) Table 1 Major physicochemical properties of studied soil and biochar |
1.2 研究方法 1.2.1 实验设计
结合国内外研究, 发现土壤中添加生物炭浓度为4%~7%时能发挥其最优修复性能[13, 14], 因此本文选取生物炭添加浓度为5%.在25℃恒温培养箱中分别进行空白对照组(记为CK)和生物炭添加组(记为BC)的烧杯培养实验.实验针对4个不同的土地利用类型, 每组设置3个平行样.每个烧杯中分别加入180 g土, 通过称重法和水分添加使实验土壤含水量保持在60%, 共培养60 d.在第1、4、8、14、22、34、46和60 d分别采集土样测定有效碳、有效氮和有效磷含量.
1.2.2 样品测定与数据处理土壤及生物炭的基本理化性质测定方法均参考文献[15], 总氮(TN)采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法[15], 总磷(TP)采用钼锑抗比色法[15], 总有机碳(TOC)采用灼烧法[16], 土壤粒径采用LS13320全自动激光粒度分析仪测定(美国贝克曼库尔特有限公司), 常量元素采用PW2424型X射线荧光仪测定(荷兰帕纳科公司), 溶解性有机碳的测定首先用0.5mol·L-1的硫酸钾溶液浸提, 然后采用Multi N/C2100TOC仪测定(德国耶拿公司), 有效氮采用碱解扩散法[15], 有效磷采用Bray I法[17].采用Excel 2013统计实验数据, 使用Origin2017进行绘图, 利用SPSS 24进行非参数检验和动力学方程拟合.
2 结果与分析 2.1 不同滨岸带土壤溶解性有机碳含量变化及差异对于研究土壤有效碳而言, 其含量在施加生物炭后逐渐下降, 但是BC组始终高于CK组(图 1).总体上CK组和BC组土壤DOC的下降趋势是一致的, 但变化速率略有差别.其中林地土壤的下降速率较为明显, 且CK组和BC组之间差值随时间变化较为平稳；草地土壤的CK组与BC组之间的DOC含量相差较小, 但变化趋势有所不同, CK组含量下降速度先慢后快, BC组培养前期下降速度较快, 中后期速度下降并趋于平稳；耕地土壤CK组DOC含量下降速度随时间逐渐减缓, BC组的减缓趋势更为明显；荒地土壤CK组DOC含量前期快速下降而中后期逐渐平稳, BC组DOC含量下降速度极快, 后期有所减缓, 培养期间BC组DOC降低量甚至比CK组高10.5%.
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图 1 不同滨岸带土壤DOC随时间变化曲线 Fig. 1 DOC concentration vs. time for different land use types |
对于实验土壤而言, CK组土壤有效氮含量总体上是逐渐下降的, 变化强度为林地＞草地＞荒地＞耕地, 而添加生物炭后土壤中的有效氮含量则缓慢增加, 变化强度表现为草地>荒地>耕地>林地(见图 2).培养60d后, 林地土壤CK组有效氮含量降低42.7%, 下降速度先快后减缓最后又加快；而BC组有效氮含量增加10. 8%, 始终处于缓慢增加状态；草地土壤CK组的有效氮含量降低28.7%, 下降速度逐渐减缓并趋于平稳, BC组有效氮含量增加18.2%, 培养初期BC组有效氮含量高于CK组, 且有一个明显增加的过程, 后期变化较为平稳；耕地土壤CK组有效氮含量降低21.0%, 下降速度先慢后快, BC组有效氮含量增加16.4%, 增加速度缓慢, 但增势优于林地；荒地土壤CK组有效氮含量降低21.1%, 下降速度先快后慢, BC组有效氮含量增加15.2%, 先逐渐增加后略有降低.
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图 2 不同滨岸带土壤有效氮随时间变化曲线 Fig. 2 Available nitrogen content in soil vs. time for different land use types |
如图 3所示, 研究区除荒地外, 不同滨岸带类型土壤中的有效磷的含量均随培养时间的延长而增加, 是因为磷元素在土壤中的迁移能力较弱, 活化的磷元素大都会滞留在土壤中.Atkinson等[18]的研究中发现随着生物炭的施用, 土壤中有效磷的含量均会提高.本实验前后林地土壤CK组有效磷含量增加19.2%, 前期增加较多, 后期变化较为平稳, BC组则增加40.0%；草地土壤有效磷含量CK组增加36.0%, 增长速度先快后慢, BC组增加57.7%, 各阶段增速均高于CK组；耕地CK组土壤有效磷含量增加41.7%, 增长速度较快, 后期有所减缓, 是所有土地利用方式中有效磷含量增加量最多的.BC组土壤有效磷含量增加34.0%, 初期增长缓慢, 后期有所提升；荒地土壤CK组有效磷含量共减少19.2%, 增长速度较缓, BC组土壤有效磷含量则增加43.6%, 是4种类型土壤中增量最多的.
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图 3 不同滨岸带土壤有效磷随时间变化曲线 Fig. 3 Available phosphorus in soil vs. time for different land use types |
不同的土地利用方式下土壤微生物构成及其代谢产物不尽相同, 施入生物炭后, 其与土壤相互作用所带来的影响也有所差异.林地土壤中钙镁离子含量最低, 固定土壤腐殖质能力较弱, 有利于腐殖质形成溶解性有机碳[19], 且林地土壤因为铝氧化物含量较高, 土壤中的溶解性有机碳更易被吸附.草地土壤铁氧化物含量较高, 能够通过影响土壤中电子供体数量促进土壤有机碳的矿化, 而生物炭中不稳定组分的快速降解促进了土壤有机碳的矿化[1], 因而BC组DOC含量前期下降较快.耕地土壤常年翻耕, 土质疏松, 其砂粒含量明显高于其它土地利用方式, 土壤通透性较强, 且土壤中铝氧化物含量较低, 吸附作用较弱, DOC可以通过土壤下渗到地下水而流失, 而施加生物炭可以通过改变土壤孔径大小而改变土壤水分的渗率模式[20], 增强土壤固定DOC的能力.荒地土壤植被较少, 土壤中铝氧化物含量相对最低, 吸附DOC能力最弱, 而培养前期部分DOC又被生物炭固定, 后期吸附量基本达到饱和, 因此BC组后期的DOC减少量低于CK组.总体而言, 溶解性有机碳含量始终处于下降状态, BC和CK组含量两者之间差别不大, 生物炭主要通过两个方面改变土壤溶解性有机碳含量[21]：①生物炭添加改变了土壤的理化性质, 增强了土壤中溶解性有机碳的固定作用；②生物炭通过为土壤微生物提供养分从而促进土壤有机质分解, 间接提高土壤溶解性有机碳含量, 但随培养时间的延长, 土壤对溶解性有机碳的结合作用逐步加强.
3.2 不同滨岸带的土壤有效氮变化分析Lehmann等[22]和Ding等[23]通过室内培养实验也发现生物炭施入土壤后通过对NO3--N和NH4+-N的吸附来增加土壤中有效氮的质量分数, 这与本研究的结论较为一致.林地土壤钙氧化物含量较低, 土壤颗粒的结合能力相对较弱, 因而其CK组有效氮含量的减少量相对最多.然而在培养初期, CK组有效氮含量甚至高于BC组, 是因为土壤表层长期覆盖枯枝落叶, 腐殖质丰富, 且相对于其它自然植被土壤而言, 林地土壤中有机质的可溶性较高, 从而导致N矿化作用较强[24].随着培养时间的延长, 生物炭施加不仅增强了土壤对氮元素的固定, 而且还抑制了反硝化反应, 减少了氮氧化物的消耗, 因而BC组土壤有效氮含量处于缓慢增加的状态.草地土壤湿度较大, 铁氧化物含量相对较高, 其可以作为电子受体参与化学硝化过程[25], 同时由于好氧微生物活性较弱导致氮元素矿化作用弱, 因而草地土壤有效氮含量相对较低；而施加生物炭后土壤通气状况得以改善, 反硝化受到抑制, 氮元素消耗减少, 因而BC组有效氮含量一直缓慢地增加.耕地CK组有效氮含量的减少量最低, 是因为土壤中较高的钙氧化物含量导致pH值相对最高, 从而使得耕地土壤与有效氮的结合能力相对较强.此外, 耕地土壤黏粒含量较高, 其与有机质相结合减轻了有机质的作用, 从而削弱了土壤氮元素的矿化强度[26], 因而土壤有效氮含量的下降速度较缓.从培养初期开始, 耕地土壤中有效氮含量为BC组明显高于CK组, 是因为耕地土壤通透性较强, 土壤微生物反硝化作用受到抑制, 氮化合物的释放量减少[27], 而生物炭的添加能促进土壤中有机氮的矿化[22], 因此耕地土壤BC组有效氮含量一直增加.荒地土壤培养初期BC组有效氮含量低于CK组, 但后期随着生物炭开始发挥作用, BC组有效氮含量反超CK组, 但增加幅度较小, 可见生物炭作用不明显, 应该是荒地土壤中微生物活性及有机质含量较低, 氮元素的矿化作用相对较弱的缘故.总体而言, 施加生物炭有助于提高研究区不同类型土壤有效氮含量.
3.3 不同滨岸带土壤的有效磷变化分析不同土地利用方式下土壤中动植物残体、根系分泌物等不尽相同, 因而土壤中有效磷含量变化也有所不同, 而且生物炭施加后会通过影响土壤中微生物的数量、活性以及群落组成, 从而对土壤中碳氮磷等营养元素的循环及形态转变产生影响, 这与刘玉学等[28]的研究结果相一致.林地土壤有大量的植物根系分泌物, 能够促进微生物对有机磷的矿化作用, 从而使得土壤有效磷含量增加.生物炭主要通过吸附土壤溶液中的磷酸根以及促进土壤有机态磷的矿化作用来增加土壤有效磷含量[29].草地土壤中有效磷含量相对较低, 主要是因为草地土壤中铁氧化物含量较高, 铁氧化物的强亲和力限制了磷元素在土壤中的有效性[30]；而BC组草地土壤有效磷含量增加较多, 是因为酸性土壤中铁铝及其氧化物分别通过沉淀和配体交换来固定和吸附土壤溶液中的磷元素[31]；而施加生物炭后, 土壤pH值增加, 铁铝离子对磷的沉淀反应减少[32], 因而施加生物炭后土壤中有效磷含量逐渐增加.对于耕地土壤而言, 磷肥的施用使得土壤有效磷含量高于草地、荒地等自然植被土壤, 因而CK组有效磷含量相对最高；BC组初期土壤有效磷增长缓慢, 随着培养实验的进行, 生物炭的施加促进了部分有机磷的矿化, 因此BC组土壤有效磷含量在培养后期有较大地提升；然而耕地土壤两组之间的有效磷含量差距较小, 是因为耕地土壤黏粒含量较高, 生物炭施入所带来的磷酸盐被土壤中黏粒大量吸附[33, 34], 有效磷含量增加不明显.荒地土壤植被稀少, 有机质含量低, 因而其对土壤磷元素影响较低[35], 而且土壤中的有效磷大多是由土壤中原生和次生的磷酸盐转化而来, 因此CK组土壤有效磷含量呈现出逐渐降低的趋势；BC组土壤有效磷增量明显, 是因为荒地土壤铁含量相对较高, 生物炭的施入为荒地土壤中的植物提供养分, 刺激植物根系促进有机酸的分泌, 并与铁发生络合作用, 同时也促进了磷化合物的溶解[36]；再者, 荒地土壤有效磷含量本底值较低, 在生物炭的激发作用下, 荒地土壤有效磷含量的增长速度甚至高于林地、草地和耕地.综合以上分析, 土壤中磷元素的有效性与铁铝等金属元素有较大的相关性, 且不同土地利用方式下两组有效磷含量相差不多, 而施加生物炭可以促进土壤磷元素残效的发挥, 且生物炭本身含磷量不高, 主要还是通过促进土壤中原有磷元素的矿化来提高土壤有效磷含量.
4 土壤营养元素有效态变化的动力学分析为了探究生物炭的施加对土壤中营养元素有效态含量动力学变化过程的影响, 本文对滨岸带不同土地利用方式下营养元素有效态含量基于培养时间及其总量的变化进行动力学方程拟合, 具体结果见表 2.对于溶解性有机碳而言, 拟合方程的R2值均介于0.61~0.85, 其中BC组的拟合效果明显优于CK组(耕地除外), 说明在人为扰动较低的土壤中施加生物炭后, 土壤溶解性有机碳的变化规律更为明显.两组的拟合曲线中DOC含量均与总有机碳含量和时间成反比, 说明土壤有机碳含量始终是逐渐下降的, 施加生物炭也没有改变这种趋势.有效氮含量动力学变化的拟合方程的R2值均介于0.68~0.85, CK组不同土地利用方式下有效氮的拟合效果差异较大, 而BC组拟合效果较为一致, 且除林地外BC组拟合效果均优于CK组, 说明林地土壤施加生物炭后土壤有效氮含量变化规律较差.CK组拟合曲线有效氮含量与总氮含量呈反比, 而BC组是正比, 说明生物炭的施加主要通过影响土壤总氮含量从而改变土壤有效氮含量.而有效磷含量动态变化预测结果的拟合方程R2值均介于0.68~0.91, 除荒地外, 其它土地利用方式的拟合效果皆是CK组优于BC组, 但两组之间的差异并不大, 主要因为土壤中磷元素残留较多, 有效磷大多由其转化而来, 施加生物炭带入了磷元素, 改变了土壤有效磷的来源机制, 因而拟合效果反而略差于CK组.
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表 2 土壤营养元素有效态含量变化动力学拟合方程1) Table 2 Dynamics fitting equations of available contents changes for soil nutrients |
总体而言, 添加生物炭后, 不同土地利用方式下有效氮的动力学方程预测效果较好.就不同元素而言, 溶解性有机碳的变化与土壤总有机碳(TOC)的关联性在林地土壤较好, 有效氮与土壤总氮(TN)的关联性在草地土壤较好, 而有效磷与土壤总磷(TP)的关联性则在耕地土壤较好, 表明生物炭添加对不同土地利用土壤的作用效果存在明显的差别, 这既与营养元素的地球化学性质有关, 也与土壤的理化性质、微生物结构有关.
5 结论太湖滨岸带土壤在施加生物炭后, 随着培养时间的延长, 溶解性有机碳含量呈现出逐渐下降趋势, 有效氮含量轻微增加, 有效磷含量显著增加.不同的土地利用方式中以林地土壤的营养元素有效态含量变化差异最大, 其次是耕地和荒地土壤, 草地土壤中营养元素有效态变化差异较小.土壤营养元素有效态变化的动力学模拟显示, 不同利用类型的土壤对生物炭施加的响应效果存在差异, 这与营养元素的地球化学性质和土壤理化性质有关.对于太湖滨岸带土壤而言, 施加生物炭均能增加土壤氮磷的有效态含量, 且在不同利用方式土壤中的环境效应存在差异, 这种现象在流域环境管理中应该加以考虑.
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