环境科学  2021, Vol. 42 Issue (6): 3000-3009   PDF    
引用本文
刘振杰, 李鹏飞, 黄世威, 金相乐, 张阿凤. 小麦秸秆生物质炭施用对不同耕作措施土壤碳含量变化的影响[J]. 环境科学, 2021, 42(6): 3000-3009.
LIU Zhen-jie, LI Peng-fei, HUANG Shi-wei, JIN Xiang-le, ZHANG A-feng. Effects of Wheat Straw-derived Biochar Application on Soil Carbon Content Under Different Tillage Practices[J]. Environmental Science, 2021, 42(6): 3000-3009.
小麦秸秆生物质炭施用对不同耕作措施土壤碳含量变化的影响
刘振杰1,2, 李鹏飞1,2, 黄世威1,2, 金相乐1,2, 张阿凤1,2     
1. 西北农林科技大学资源环境学院, 杨凌 712100;
2. 农业部西北植物营养与农业环境重点实验室, 杨凌 712100
收稿日期: 2020-10-16; 修订日期: 2020-11-27
基金项目: 国家重点研发计划项目（2017YFD0200106）；陕西省自然科学基础研究计划项目（2020JQ-274）；西北农林科技大学基本科研业务费专项（2452020164）
作者简介: 刘振杰(1992~), 男, 硕士研究生, 主要研究方向为土壤碳循环, E-mail: liuzhenjie0908@163.com
通信作者: 张阿凤, E-mail: zhangafeng@nwafu.edu.cn
摘要: 为探究生物质炭施用对不同耕作条件下土壤碳含量的影响，通过室内恒温培养试验，以免耕和翻耕土壤为研究对象，分别添加0、5和20 g·kg-1的小麦生物质炭，分析生物质炭对免耕和翻耕土壤有机碳（SOC）、可溶性有机碳（DOC）、微生物生物量碳（MBC）、易氧化有机碳（ROC）、pH、无机碳（SIC）、水溶性Ca和Mg以及土壤CO2排放的影响.结果表明：①与对照相比，不同用量的生物质炭添加下，免耕处理土壤SOC、ROC、DOC、水溶性Ca和Mg分别增加20.3%~105.6%、0.5%~36.0%、0.8%~30.5%、3.5%~42.3%和2.4%~75.2%；翻耕处理土壤SOC、ROC、DOC、水溶性Ca和Mg分别增加29.2%~145.1%、1.3%~63.9%、2.4%~55.6%、18.2%~89.8%和10.1%~150.5%；且随着生物质炭施用量增加而增大.5 g·kg-1的小麦生物质炭施用量下，免耕土壤CO2累积排放量最大，而翻耕土壤CO2累积排放量随着生物质炭施用量增加而增大.培养结束时，与对照相比，翻耕土壤MBC增加35.5%~45.7%，且土壤MBC随着生物质炭施用量的增加而增大.生物质炭施用对翻耕和免耕土壤pH和SIC没有显著性影响.②相同用量的生物质炭施用条件下，与翻耕相比，免耕土壤CO2累积排放量、SOC、ROC、DOC、MBC、水溶性Ca和Mg含量分别增加了34.2%~79.0%、8.9%~45.5%、28.2%~73.9%、40.4%~78.4%、0.2%~131.7%、8.7%~39.8%和0.3%~61.0%；土壤pH和SIC分别降低0.08~0.17个单位和2.4%~13.9%.综上所述，生物质炭添加增加了免耕和翻耕土壤总有机碳、活性有机碳、水溶性Ca和Mg的含量以及土壤CO2累积排放量，但对土壤无机碳含量没有显著性的影响.
关键词: 生物质炭      耕作措施      有机碳      无机碳      CO2排放     
Effects of Wheat Straw-derived Biochar Application on Soil Carbon Content Under Different Tillage Practices
LIU Zhen-jie1,2 , LI Peng-fei1,2 , HUANG Shi-wei1,2 , JIN Xiang-le1,2 , ZHANG A-feng1,2     
1. College of Natural Resources and Environment, Northwest A & F University, Yangling 712100, China;
2. Key Laboratory of Plant Nutrition and the Agri-environment in Northwest China, Ministry of Agriculture, Yangling 712100, China
Abstract: This study intended to examine the influence of biochar application on soil carbon content under different tillage conditions. For this, an indoor incubation experiment was performed with treatments included wheat straw-derived biochar application (0, 5, and 20 g·kg-1) and soil with different tillage measures (ploughing and no-tillage). The effects of biochar addition on soil organic carbon (SOC), dissolved organic carbon (DOC), soil microbial biomass carbon (MBC), readily oxidized organic carbon (ROC), soil inorganic carbon (SIC), pH, water soluble calcium and magnesium, and soil CO2 emissions were analyzed. The results showed that: ① Compared with the control, the contents of SOC, ROC, DOC, and water soluble Ca and Mg increased by 20.3%-105.6%, 0.5%-36.0%, 0.8%-30.5%, 3.5%-42.3%, and 2.4%-75.2% in the no-tillage treatments, respectively; and the contents of SOC, ROC, DOC, water-soluble Ca and Mg increased by 29.2%-145.1%, 1.3%-63.9%, 2.4%-55.6%, 18.2%-89.8%, and 10.1%-150.5% in the ploughing treatment, respectively, under different dosage biochar amendments, and was enhanced with an increase in the biochar application amount. Cumulative CO2 emissions were highest with biochar amendment at 5 g·kg-1 under the no-tillage soil condition; however, this increased with an increase in the biochar amount in the ploughing treatment. At the end of incubation experiment, the soil MBC content increased by 35.5%-45.7% compared with the control treatment; however, there was no significant effect on soil pH and SIC between the treatments. ② Compared with the ploughing treatment, the cumulative CO2 emissions, SOC, ROC, DOC, MBC, and water-soluble Ca and Mg contents of the no tillage treatment increased by 34.2%-79.0%, 8.9%-45.5%, 28.2%-73.9%, 40.4%-78.4%, 0.2%-131.7%, 8.7%-39.8%, and 0.3%-61.0%, respectively, while soil pH and SIC decreased by 0.08-0.17 unit and 2.4%-13.9%, respectively, under the same biochar amendment treatments. Overall, the addition of biochar significantly increased soil organic carbon, active organic carbon, soil water soluble calcium and magnesium content, and soil cumulative CO2 emissions, but no significant effect was observed on soil inorganic carbon content.
Key words: biochar      tillage measure      organic carbon      inorganic carbon      CO2 emission     

土壤碳库是陆地生态系统中最大的碳库, 其中1 m深的土壤中有机碳和无机碳储量分别达到1 500 Pg和1 200 Pg[1].土壤有机碳库是陆地生态系统中最重要和最活跃的碳库, 土壤有机碳的含量一定程度上代表了土壤的健康状况和土壤肥力[2].而土壤有机碳的活性组分对外界环境变化的响应更为敏感, 且更能表征土壤质量的变化[3], 土壤无机碳是土壤碳库的另一个重要组成部分, 有研究表明, 土壤有机碳库可以影响土壤无机碳库, 土壤无机碳可以通过“SOC-CO2-SIC”微碳循环固定CO2[4], 增加土壤碳库, 减缓温室效应, 所以土壤碳库的变化对土壤肥力和全球碳平衡具有重大影响.

耕作是农业活动中一项重要的土壤管理措施, 农田耕作方式对土壤结构稳定性, 有机碳矿化具有很大的影响[5, 6].传统连年翻耕的耕作模式破坏了土壤的团粒结构, 加快了土壤有机碳的分解, 导致土壤退化; 免耕虽然减少了人们对土壤的扰动, 减缓了土壤有机碳的分解, 但同时也使土壤容重增加, 养分分层加剧[7].生物质炭作为一种碳含量丰富的土壤改良剂, 对土壤的固碳改良效果已有较多研究, 有研究表明生物质炭具有疏松多孔的结构[8, 9], 可以降低土壤容重[10], 改善土壤结构, 促进土壤团聚体的形成; Blanco-Canqui等[11]的研究发现生物质炭增加了免耕土壤有机碳含量, 降低了土壤有机碳矿化速率, 生物质炭通过物理吸附作用, 减少溶解性有机碳的矿化分解, 以此促进土壤有机碳的积累, 但是对土壤团聚体稳定性没有影响; 柯跃进等[12]将生物质炭按0%、3%、6%和100%的比例与土壤进行室内培养发现, 生物质炭添加提高了土壤总有机碳含量, 易氧化有机碳含量, 并且降低了CO2排放量, 最大减排达41.5%, 这主要是因为生物质炭与土壤团聚体结合减小了接触面积, 反应性降低, 且生物质炭不稳定成分经过复杂的物理化学生物作用转化为微生物难以利用的有机大分子, 从而降低了CO2排放.但是也有不同的研究结果, Sultan等[13]的研究发现生物质炭应用于旱地土壤增加了土壤有机碳含量, 微生物生物量, 增加了CO2累积排放量; Luo等[14]的研究发现芒草生物质炭添加加速了土壤原有有机碳的矿化, 增大了土壤CO2的排放.这可能是生物质炭中含有不稳定的有机碳激活了微生物活性, 加速了土壤有机碳的矿化.土壤CO2浓度的增加是土壤次生碳酸盐形成的前提因子, 另外生物质炭本身含有盐基离子如Ca和Mg等, 施入土壤后可能会增加土壤Ca和Mg含量, 促进土壤无机碳的形成[15, 16].有研究发现生物质炭虽然增加了土壤无机碳含量[17, 18], 但不足以抵消生物质炭施用对土壤原有有机碳的矿化作用.可见, 生物质炭对土壤碳库的作用可能会因为土壤性质, 农田管理措施, 气候环境等因子而产生不同的影响[19].本研究以渭北旱塬两种不同耕作措施(连年免耕、连年翻耕)土壤为对象, 通过添加不同量的小麦生物质炭, 来探究生物质炭对不同耕作措施下土壤碳含量的影响, 以期为生物质炭对渭北旱塬的土壤改良和合理的耕作制度提供数据和理论支撑.

1 材料与方法 1.1 供试土壤

供试土壤为黑垆土, 取自陕西省合阳县甘井镇田间长期定位试验(35°19′54.45″N, 110°05′58.35″E)连年免耕和连年翻耕小区, 小区2007年9月~2019年6月连年种植小麦, 一年一熟制, 小麦收获后秸秆全额粉碎覆盖.小麦收获后分别对上述两个小区采集耕层(0~20 cm)土样, 取样时采用多点混合法采样.在去除植物根系、可见有机物残体和石头后, 取出部分的新鲜土壤样品测定土壤样品基础指标.剩余部分置于室内自然风干, 磨细过2 mm筛, 充分混合均匀.供试土壤的理化性质见表 1.

表 1 供试土壤的基本理化性质1) Table 1 Basic properties of soil samples used in the experiments

1.2 生物质炭制备

将收集来的小麦秸秆洗净风干, 用剪刀剪成1~2 cm的小段, 然后将秸秆装入铁盒内并用盖子密封, 放入马弗炉(雅马拓FO410C)内, 并通入氮气, 之后以3℃·min-1的升温速率升至350℃, 并保持此温度120 min.然后停止加热, 冷却至室温, 将制得的生物质炭过2 mm筛, 装袋备用.生物质炭的基本性质: 碳575 g·kg-1, 氮11 g·kg-1, 无机碳0.798 g·kg-1, pH 9.91 (水炭比10∶1), 灰分205 g·kg-1, 钙4.348 g·kg-1, 镁0.694 g·kg-1.

1.3 试验设计

本试验为室内恒温培养试验, 设置双因子: 不同生物质炭添加量和不同耕作措施土壤.其中生物质炭添加量分为0、5和20 g·kg-1(分别相当于0、11.25和45 t·hm-2), 分别记为B0、WB5和WB20; 土壤耕作类型为免耕土壤(N)和翻耕土壤(C), 2×3设计共计6个处理, 分别为NB0、NWB5、NWB20、CB0、CWB5和CWB20.

取相当于200 g烘干土的风干土预培养7 d(室温25℃, 调节至田间持水量70%), 预培养结束后, 按照上述用量添加生物质炭, 并使生物质炭和土壤混合均匀, 之后放入250 mL的塑料瓶中, 并用塑料膜封口, 在塑料膜上均匀地扎上小孔, 以保持空气流通, 并且每3 d称重补水一次, 用于培养期间土壤性质的分析.另外, 将上述混合均匀的土壤与生物质炭分别放入500 mL的广口瓶中, 并用橡胶塞密封广口瓶, 橡胶塞中间打孔并插入玻璃管, 并用橡胶管连接玻璃管和三通阀, 用于分析CO2排放量, 每个处理设置3个重复.

1.4 样品的采集与测定

气体的采集与测定: 在培养的第0.25、0.5、1、2、3、4、5、6、7、8、9、10、11、12、13、14、15、16、17、18、19、20、21、22、23、24、25、27、29、31、33、35、37、39、43、51、60、67、73、81、88和95 d采集气样.采样时, 用20 mL注射器连接广口瓶上的三通阀, 连续向瓶内抽打数次混匀瓶内气体, 然后从瓶内抽取气体20 mL, 并注入20 mL真空瓶内保存, 采集的样品在24 h内用气相色谱仪(安捷伦7890B)测定CO2的气体浓度.

土壤样品的采集与测定: 在培养的第2、7、26、51和83 d, 进行破坏性采集土壤样品, 每个处理采集3个重复.土壤有机碳用重铬酸钾外加热法测定; 可溶性有机碳用水土比为5∶1去离子水振荡离心, TOC仪测定(岛津TOC-VCPH); 微生物生物量碳用氯仿熏蒸-K2SO4浸提法; 无机碳用气量法测定; 易氧化有机碳用333 mmol·L-1高锰酸钾-比色法测定(岛津UV-2450); 水溶性Ca和Mg用原子吸收分光光度法测定(PinAAciie 900F); pH用pH计(梅特勒-托利多FE20)测定(水土比2.5∶1).

1.5 数据的计算与统计分析

CO2排放通量的计算公式为:

式中, F为CO2的排放速率[mg·(kg·h)-1]; ρ为标准状态下CO2的密度(1.977 kg·m-3); dc/dt为单位时间内培养瓶内气体浓度的增加量(×10-6·h-1); V为培养瓶内气体的有效体积(m3); W为培养瓶内烘干土质量(kg); T为培养温度(℃).

气体的累积排放计算公式为:

式中, S为CO2气体的累积排放量mg·kg-1, Fi为CO2气体的排放速率[mg·(kg·h)-1]; ti为取样时的培养天数(d).

数据统计采用SPSS 23进行各指标不同处理间的单因素方差分析和相关性分析, 统计显著性水平为P＜0.05或P＜0.01.使用Origin 2018进行作图.

2 结果与分析 2.1 土壤CO2排放通量和累积排放量的变化

如图 1(a)所示, 在培养期内, 各处理的CO2排放通量均呈现先快速升高达到峰值后急剧下降, 最后趋于平稳的趋势.在培养的第3 d各处理的CO2排放通量达到最大值, 其中NWB5处理CO2排放速率高于其他处理, 达到3.43 mg·(kg·h)-1, 免耕处理的土壤, 与对照NB0相比, NWB5和NWB20处理CO2的排放速率分别增加16.2%和10.5%; 翻耕处理的土壤, 与对照CB0相比, CWB5和CWB20处理CO2的排放速率分别增加60.8%和73.7%; 而在相同生物质炭施用量下, 免耕土壤排放通量高于翻耕土壤排放通量, NWB5处理CO2排放通量比CWB5处理CO2排放通量高33.5%, NWB20处理CO2排放通量比CWB20处理高17.6%.

S表示不同耕作土壤, B表示生物质炭施用量, S×B表示不同耕作土壤和生物质炭施用量的交互效应, 下同; 不同小写字母表示不同处理间在P < 0.05水平差异显著 图 1 施用生物质炭对CO2排放通量和累积排放量的影响 Fig. 1 Effects of biochar on CO2 flux and cumulative

整个培养期内CO2累积排放量如图 1(b), 生物质炭添加处理CO2累积排放量高于未添加生物质炭的处理, 不同耕作土壤对CO2累积排放量具有显著影响(P < 0.001), 生物质炭施用量对CO2累积排放量具有显著影响(P < 0.01), 但是二者交互效应对CO2累积排放量没有显著影响(P>0.05).免耕条件下, 与对照相比, 用量为5 g·kg-1的生物质炭添加处理, CO2累积排放量增加16.6%, 但是20 g·kg-1生物质炭添加处理下, CO2累计排放量没有显著性差异.翻耕条件下, 与对照相比, 用量为5 g·kg-1和20 g·kg-1的生物质炭添加处理, CO2累积排放量分别增加33.2%和45.7%.在相同生物质炭添加量条件下, 免耕土壤处理CO2累积排放量均显著(P < 0.05)高于对应的翻耕土壤处理, 生物质炭用量为5 g·kg-1和20 g·kg-1时, 免耕土壤处理CO2累积排放量与翻耕土壤处理CO2累积排放量相比, 分别增加57.5%和34.2%.其中NWB5处理CO2累积排放量最大, 最大值为1 039 mg·kg-1.

2.2 土壤有机碳和活性有机碳组分的变化

整个培养期间, 各处理土壤有机碳含量随时间变化不大(图 2), 生物质炭添加提高了土壤有机碳的含量, 不同耕作土壤对土壤有机碳含量具有显著影响(P < 0.001), 生物质炭施用量对土壤有机碳含量具有显著影响(P < 0.001), 二者交互效应除第2和83 d外, 其余时间没有显著性影响(P>0.05).免耕处理条件下, 与对照相比, 用量为5 g·kg-1和20 g·kg-1处理土壤有机碳的含量分别增加20.3%~26.0%和86.6%~105.6%.翻耕处理条件下, 与对照相比, 用量为5 g·kg-1和20 g·kg-1处理土壤有机碳的含量分别增加29.2%~44.4%和135.9%~145.1%.在相同生物质炭添加量条件下, 免耕土壤有机碳含量高于翻耕土壤, 生物质炭施用量5 g·kg-1和20 g·kg-1处理下, 免耕土壤比翻耕土壤有机碳含量分别增加23.8%~31.3%和8.9%~22.8%.

不同小写字母表示同一时期不同处理间在P < 0.05水平差异显著, 下同 图 2 小麦生物质炭对土壤有机碳和土壤易氧化有机碳的影响 Fig. 2 Effect of biochar on soil organic carbon and soil readily oxidized organic carbon

整个培养期内, 土壤易氧化有机碳含量随时间变化呈现先增加后下降, 最后又逐渐升高的趋势(图 2), 土壤类型对土壤易氧化有机碳含量有显著性影响(P < 0.001); 生物质炭施用量对土壤易氧化有机碳含量具有显著影响(P < 0.001), 但是二者交互效应对土壤易氧化有机碳含量除第51 d外, 其余时间没有显著性影响(P>0.05).免耕处理条件下, 与对照相比, 生物质炭用量为20 g·kg-1处理, 土壤易氧化有机碳含量增加17.9%~35.0%, 但是5 g·kg-1生物质炭处理对土壤易氧化有机碳含量影响不显著.翻耕条件下, 与对照相比, 生物质炭用量为5 g·kg-1处理, 在培养的第2和26 d土壤易氧化有机碳含量分别增加38.8%和34.3%, 其他时间差异不显著, 生物质炭用量为20 g·kg-1处理, 土壤易氧化有机碳含量增加28.9%~63.9%.相同生物质炭施用量条件下, 免耕土壤高于翻耕土壤易氧化有机碳含量, 生物质炭施用量5 g·kg-1和20 g·kg-1处理下, 免耕土壤比翻耕土壤易氧化有机碳含量分别提高34.3%~46.0%和28.2%~50.9%.

在整个培养期内, 土壤可溶性有机碳含量随时间变化呈下降趋势(图 3), 不同耕作土壤对土壤可溶性有机碳含量具有显著影响(P < 0.001), 生物质炭施用量对土壤可溶性有机碳含量具有显著效应(P < 0.01), 但是二者交互效应对土壤可溶性有机碳含量影响不显著(P>0.05).在免耕土壤处理中, 与对照相比, 生物质炭用量为5 g·kg-1条件下, 土壤可溶性有机碳含量差异不显著, 生物质炭用量为20 g·kg-1条件下, 土壤可溶性有机碳含量增加15.3%~30.5%.在翻耕土壤条件下, 与对照相比, 生物质炭用量为5 g·kg-1条件下, 土壤可溶性有机碳含量差异不显著, 生物质炭用量为20 g·kg-1条件下, 土壤可溶性有机碳含量增加29.5%~55.6%.相同生物质炭施用量条件下, 生物质炭施用5 g·kg-1和20 g·kg-1处理, 免耕土壤可溶性有机碳含量比翻耕土壤可溶性有机碳含量分别提高49.5%~78.4%和40.4%~62.3%.

图 3 小麦生物质炭对可溶性有机碳和土壤微生物生物量碳的影响 Fig. 3 Effect of biochar on soil dissolved organic carbon and soil microbial biomass carbon

在培养期内, 土壤微生物生物量碳呈现先下降后上升的趋势(图 3), 不同耕作土壤对土壤微生物生物量碳具有显著影响(P < 0.05), 生物质炭施用量对土壤微生物生物量碳除第2和83 d外, 其余时间影响不显著(P>0.05), 二者交互效应对土壤微生物生物量碳除培养的第2、51和83 d外其余时间影响不显著(P>0.05).免耕土壤处理, 在培养的第2 d, 与对照相比, 5 g·kg-1和20 g·kg-1生物质炭添加处理微生物生物量碳含量分别增加19.0%和15.3%, 培养的其它时期差异不显著.翻耕土壤处理, 在培养的2、51和83 d, 与对照相比, 5 g·kg-1和20 g·kg-1生物质炭添加处理微生物生物量碳含量分别增加18.2%~60.6%和45.7%~88.5%, 其它时间差异不显著.相同施用生物质炭施用量下, 培养的第2、7、26和83 d, 5 g·kg-1和20 g·kg-1生物质炭处理, 免耕土壤微生物生物量碳比翻耕土壤微生物生物量碳分别提高56.2%~131.7%和47.6%~117.9%.

2.3 土壤pH、无机碳、钙和镁含量的变化

在整个培养期内, 土壤pH值变化不大(图 4), 不同耕作土壤对土壤pH具有显著影响(P < 0.001), 生物质炭施用量对土壤pH除第51和83 d外, 其余时间没有显著影响(P>0.05), 二者交互效应对土壤pH除第83 d外, 其余时间没有显著影响(P>0.05).在免耕处理中, 与对照相比, 培养的第83 d, 5 g·kg-1和20 g·kg-1生物质炭添加处理土壤pH值分别减少0.06和0.14, 培养的其它时期差异不显著.在翻耕处理中, 与对照相比, 5 g·kg-1生物质炭施用量条件下, 培养的第51和83 d, pH分别增加0.08和0.03; 20 g·kg-1生物质炭施用量条件下, 培养的第83d, pH降低0.12, 培养的其它时期, pH差异不显著.5 g·kg-1和20 g·kg-1生物质炭施用量下, 免耕土壤比翻耕土壤pH值分别降低0.08~0.17和0.08~0.12.

图 4 小麦生物质炭施用对pH值和无机碳的影响 Fig. 4 Effects of biochar on pH and soil inorganic carbon

土壤无机碳含量随着培养时间的增加而逐渐降低, 至培养结束呈现稳定的趋势(图 4), 不同耕作土壤对土壤无机碳含量具有显著影响(P < 0.05), 生物质炭施用量除第2和7 d外, 其余时间影响不显著(P>0.05), 二者的交互效应对土壤无机碳含量除第2 d外, 其余时间影响不显著(P>0.05).在免耕土壤处理中, 与对照相比, 5 g·kg-1生物质炭处理, 土壤无机碳含量差异不显著; 20 g·kg-1生物质炭处理, 培养的第2 d, 土壤无机碳含量降低6.5%, 其它时期差异不显著.翻耕处理中, 与对照相比, 5 g·kg-1生物质炭处理, 培养的第7 d, 土壤无机碳含量降低3.8%, 其他时间差异不显著, 20 g·kg-1生物质炭处理, 培养的第7和26 d, 土壤无机碳含量分别降低4.8%和2.7%, 其它时间差异不显著.培养的第2、7、26和51 d, 5 g·kg-1和20 g·kg-1生物质炭处理, 免耕处理无机碳含量与翻耕处理无机碳含量相比分别减少5.3%~7.8%和4.9%~14.0%.

各处理土壤水溶性钙含量在培养期间总体保持稳定(图 5), 土壤水溶性钙含量随着生物质炭施用量增大而增加, 不同耕作土壤对水溶性钙含量具有显著性的影响(P < 0.05), 生物质炭施用量对土壤水溶性钙含量也具有显著性的影响(P < 0.001); 但是二者的交互效应对土壤水溶性钙含量除第2 d外, 其余时间没有显著性的影响(P>0.05).免耕条件下, 与对照相比, 培养的第2 d, 5 g·kg-1生物质炭添加处理土壤水溶性钙含量增加10.9%, 其它时间差异不显著, 20 g·kg-1生物质炭添加处理, 土壤水溶性钙含量增加26.5%~42.3%.翻耕条件下, 与对照相比, 培养的第2 d, 5 g·kg-1生物质炭添加处理土壤水溶性钙含量增加29.4%, 其它时间差异不显著; 20 g·kg-1生物质炭添加处理, 土壤水溶性钙含量增加22.3%~89.8%; 相同生物质炭施用量下, 5 g·kg-1生物质炭添加处理, 在培养的第2和51 d, 免耕土壤水溶性钙含量比翻耕土壤水溶性钙含量分别提高11.3%和21.7%; 20 g·kg-1生物质炭添加处理, 培养的第7、26、51和83 d, 免耕土壤水溶性钙含量比翻耕土壤水溶性钙含量增加8.7%~39.8%, 但是在培养的第2 d, 免耕土壤的水溶性钙含量比翻耕土壤水溶性钙含量降低了7.1%.

图 5 生物质炭施用对土壤水溶性钙和镁的影响 Fig. 5 Effects of biochar on soil water soluble calcium and magnesium

各处理土壤水溶性镁含量在培养期间总体保持稳定, 土壤水溶性镁的含量随着生物质炭施用量增加而增大(图 5), 不同耕作土壤对土壤水溶性镁含量具有显著效应(P < 0.05), 生物质炭施用量对土壤水溶性镁含量具有显著效应(P < 0.001), 但是二者的交互效应对土壤水溶性镁含量除第7 d外, 其余时间影响不显著(P>0.05).免耕土壤处理中, 与对照相比, 20 g·kg-1生物质炭添加处理土壤水溶性镁含量增加56.1%~75.2%, 但是5 g·kg-1生物质炭添加对土壤水溶性镁含量没有显著性的影响.翻耕处理下, 与对照相比, 培养的第7、26和83 d, 5 g·kg-1和20 g·kg-1生物质炭添加处理土壤水溶性镁含量分别提高25.8%~69.1%和70.5%~150.5%.与翻耕土壤相比, 培养的第51和83 d, 5 g·kg-1生物质炭添加处理, 免耕土壤水溶性镁含量增加27.4%~42.1%, 其他时期差异不显著; 培养的第26、51和83 d, 20 g·kg-1生物质炭添加处理, 免耕土壤水溶性镁含量增加9.9%~37.2%.

3 讨论 3.1 生物质炭对土壤有机碳和活性有机碳的影响

添加生物质炭处理土壤有机碳含量显著高于未添加生物质炭处理, 且随着生物质炭施用量增大而增加, 这与赵世翔等[20]的研究结果一致.这一方面是因为生物质炭是一类具有稳定芳香结构且碳元素含量丰富的含碳物质[21], 施入土壤后直接增加了土壤有机碳含量; 另一方面生物质炭施用土壤后, 一部分生物质炭与土壤矿质颗粒形成有机无机复合体, 从而形成对有机碳的保护, 有利于土壤有机碳的积累[22].张霞等[23]的研究发现与连年翻耕相比, 连年免耕显著增加土壤有机碳含量, 这与本研究结果一致.翻耕对土壤的扰动较大, 增加了土壤透气性, 促进了土壤有机碳的矿化.另外免耕措施有利于增加土壤团聚体的稳定性, 而稳定的团聚体对土壤有机碳具有保护作用[24].

土壤可溶性有机碳和易氧化有机碳是土壤活性碳库的重要组分, 同时也是土壤微生物生长重要的物质和能量来源[25].本研究培养初期可溶性有机碳含量迅速下降, 后期可溶性有机碳含量则下降比较平缓, 土壤易氧化有机碳含量随着培养时间的延长呈现先增加后下降的趋势, 这是因为生物质炭自身含有可溶性有机碳和易氧化有机碳[26], 添加生物质炭可以提高土壤可溶性有机碳和易氧化有机碳含量[27], 由于前期土壤可溶性有机碳和易氧化有机碳含量的增加, 为土壤微生物的生长和繁殖提供了充足的底物和能源, 使得培养的第2 d生物质炭的添加都显著地增加了土壤微生物生物量.而随着培养时间延长, 微生物对易氧化有机碳和可溶性有机碳分解和利用, 导致各处理土壤可溶性有机碳和易氧化有机碳含量降低, 微生物可利用的碳源降低, 土壤微生物生物量也随之下降.本试验的相关性分析(表 2)也表明, 易氧化有机碳和土壤微生物生物量碳含量呈极显著正相关关系.在培养的后期, 由于生物质炭降解, 土壤易氧化有机碳含量增加, 微生物可以利用的碳源增加, 土壤微生物生物量也随之增加[28].

表 2 土壤理化性质与不同土壤碳含量和CO2排放之间的相关关系1) Table 2 Correlation of soil physical and chemical properties and CO2 emissions

3.2 生物质炭添加对土壤无机碳的影响

土壤无机碳作为土壤碳库重要的组成部分, 对全球碳循环具有不可忽视的作用[29].在相同的生物质炭添加量下, 翻耕土壤的无机碳含量显著高于免耕土壤无机碳含量.由于培养期间免耕土壤的pH值显著低于翻耕土壤, 导致土壤碳酸盐的溶解.Ramnarine等[30]的研究发现, 土壤有机物质在分解过程中会释放有机酸, 而这些释放的有机酸可能会使土壤碳酸盐溶解.由于免耕处理的土壤有机碳、水溶性有机碳以及易氧化有机碳含量高于翻耕处理, 土壤有机碳有可能在降解的过程产生有机酸, 降低了土壤pH值, 促进了土壤无机碳酸盐的溶解.另外, 由于翻耕措施有利于土壤气体与大气进行湍流交换[31], 造成大气中的CO2可能较多地溶于土壤溶液中[32], 并且与土壤溶液中的钙镁离子结合, 形成土壤次生碳酸盐[33, 34], 从而增加了翻耕土壤无机碳含量, 本试验中土壤水溶性钙镁的含量和土壤无机碳含量也达到极显著相关(表 2), 翻耕土壤的水溶性钙镁由于与碳酸根或者碳酸氢根结合形成次生碳酸盐, 从而使翻耕土壤的水溶性钙镁含量低于对应的免耕处理(图 5).董心亮[16]的研究发现生物质炭施用提高了土壤无机碳含量, 与本研究结果存在差异.这可能与生物质炭以及供试土壤的无机碳含量有关.本研究免耕土壤和翻耕土壤无机碳含量分别为10.3 g·kg-1和11.4 g·kg-1, 远高于生物质炭的无机碳含量0.798 g·kg-1, 因此本试验生物质炭添加对土壤无机碳含量没有显著性的影响.

3.3 生物质炭对CO2排放的影响

生物质炭施用增加了土壤CO2累积排放量, 这与何甜甜等[35]的研究结果一致, 生物质炭本身含有丰富的有机碳、易氧化有机碳、可溶性有机碳等活性碳组分[20], 施入土壤后土壤活性有机碳含量增加, 为微生物提供了充足的碳源, 另一方面由于生物质炭疏松多孔的特性, 施入土壤后改善了土壤的结构和通气状况[36], 提高了微生物的活性[37], 从而促进土壤有机碳的分解, 增加土壤CO2的排放.在相同生物质炭添加量下, 免耕土壤CO2累积排放量显著高于翻耕土壤CO2累积排放量, 这可能是因为免耕土壤有机碳、可溶性有机碳和易氧化有机碳含量较高, 为微生物的生长提供了丰富的碳源, 增强了微生物呼吸作用, 促进有机质的分解, 使得免耕土壤CO2排放量高.韩佳乐等[38]在研究果园和麦田CO2排放中发现, 有机质含量较高的土壤, CO2累积排放量也高, 这与本研究结果一致.免耕土壤中, 添加5 g·kg-1生物质炭促进了CO2的排放, 但是20 g·kg-1生物质炭添加对于CO2的累积排放量并没有显著性的影响.这可能是因为生物质炭施入土壤后, 提高了土壤可溶性有机碳和易氧化有机碳的含量, 这些活性有机碳的增加促进了土壤微生物的生长, 提高了微生物活性, 从而增加土壤矿化, CO2排放量增加, 而随着生物质炭施用量的增大, 土壤的C/N提高, 土壤氮素供应不足, 从而使微生物活性减弱, 土壤矿化速率也随之减小, 降低了CO2累积排放量[39].而对于翻耕土壤, 生物质炭添加促进了土壤CO2的排放, 且随着生物质炭添加量的增加而增大.这可能是因为翻耕土壤有机碳含量较低, 生物质炭添加提高了土壤有机质含量, 增加了土壤活性有机碳组分, 提高了微生物活性, 且随着生物质炭添加, 活性有机碳含量也增加, 微生物活性和数量也随着增加, 导致更多的有机碳分解, 从而使CO2排放量增大.

4 结论

(1) 生物质炭添加能够提高两种耕作类型土壤有机碳含量、可溶性有机碳含量、易氧化有机碳含量、微生物生物量碳含量、水溶性钙和镁含量, 且随着生物质炭施用量增加而增大.

(2) 不同用量的生物质炭对土壤CO2的排放总量存在差异, 可能与不同耕作措施下土壤有机碳含量的本底值有关.

(3) 生物质炭添加增加了土壤水溶性钙和镁的含量, 但是对土壤无机碳含量没有显著性的影响, 翻耕土壤无机碳含量高于免耕土壤无机碳含量.

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