2022, Vol. 43
氮是土壤中重要的营养元素, 其存在形态的组成差别决定了可利用程度, 而土壤的氮矿化过程是最主要的氮形态转化方式之一.生物炭具有多孔、比表面积大和表面负电荷多的特点, 能够改变土壤理化性质和干预微生物活动[1, 2], 影响有机氮的矿化过程和无机氮的淋失过程.有研究表明生物炭对土壤氮矿化的影响既有可能是正向激发[3], 也有可能是反向抑制[4], 或者没有显著影响[5].这些结果的差异性与生物炭添加量有关.Manirakiza等[6]的研究表明生物炭添加后以土壤碳氮比作为其控制氮矿化的关键因素, 生物炭添加比例越高, 降低净氮矿化率的效果越显著.Xu等[7]的研究则发现生物炭施入土壤通过向微生物供给不稳定碳源提高了微生物活性, 促进了土壤氮矿化, 但当施用率较高(8%)时反而会降低微生物活性, 导致土壤呼吸和净氮矿化的降低.由于土地利用方式改变了土壤性质, 生物炭的作用效果也会有所差异[8].Zhu等[9]的研究结果表明菜地土壤无机氮积累较高, 土壤结构和孔隙发育良好, 使生物炭对菜地土壤氮矿化抑制强度小于复垦土壤.Borchard等[10]的研究发现由于土壤pH、有机质和质地不同, 生物炭添加能显著减少耕地和园艺用地的二氧化氮排放和硝氮淋失, 但施用于草地土壤时效果却并不显著.可见, 生物炭施用于不同利用类型土壤的环境效应对比研究很有必要.此外, 已有研究中关于生物炭添加土壤有机氮矿化过程和无机氮淋失削减过程的影响有时是相互矛盾的, 施加生物炭在降低土壤硝氮淋失的同时, 也降低了作物吸收的有效氮含量[11], 需要综合考虑生物炭对有机氮矿化和无机氮淋失的影响.
滨岸带处于水陆交替带, 不断的干湿交替会增加微生物的基质供给从而促进氮的固定[12], 因此与其他陆地土壤相比, 滨岸带土壤的养分积累量更高, 微生物活性更强[13].并且滨岸带土壤中的营养元素在水位涨落和强降雨下十分容易进入水体, 对河湖生态系统具有重要影响[14].鉴于此, 本文以太湖西部滨岸带的林地、草地和耕地这3种利用类型土壤为研究对象, 按不同质量比施加生物炭(0%、1%和5%), 经过室内培养实验研究生物炭对不同利用类型土壤氮矿化和有效氮的影响, 并利用土柱淋溶实验研究土壤氮素向水体迁移的情况.在此基础上, 比较不同类型滨岸带土壤氮的矿化动力学过程和相应的淋失特征差异, 以期为生物炭合理利用和控制太湖滨岸带营养元素的流失提供参考依据.
1 材料与方法 1.1 实验材料本实验土样为2020年夏季采自太湖不同用地类型滨岸带的表层土(取样深度为0~25 cm).为防止采集样品的随机性和偶然性, 对于不同植被类型、不同作物类型采集3~5个样品组成混合样, 分别作为林地、草地和耕地土壤样品, 将混合土壤自然风干后剔除杂质, 并置于4℃环境下保存.生物炭以小麦秸秆为原料, 风干后粉碎过1 mm筛, 填入瓷坩埚用马弗炉进行厌氧加热.加热温度为500℃, 升温速率为20℃·min-1.取出后自然冷却, 置于棕色广口瓶备用.供试土壤和生物炭基本理化性质见表 1.
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表 1 供试土壤和生物炭的基本理化性质1) Table 1 Major physicochemical properties of studied soil and biochar |
1.2 实验设计
培养实验共设置了林地、草地和耕地土壤这3组实验, 每组设置0%(不添加生物炭, 记为CK)、1%(低含量生物炭添加, 记为BC1)和5%(高含量生物炭添加BC5)这3种处理方式, 各3个重复.实验前将土样称取入烧杯并放入恒温培养箱, 在25℃下进行为期7 d的预培养, 预培养时使用称重法将土壤湿度维持在常规田间持水量(60%).将200 g预培养后的土样与生物炭混合均匀后放入烧杯, 进行90 d的氮矿化培养, 在培养过程中保持含水量稳定(田间持水量80%).在培养的第1、3、7、14、28、42、63和84 d从烧杯中取样测定氨氮、硝氮和有效氮含量, 同时计算有机氮的矿化率[mg·(kg·d)-1].
土柱淋滤实验采用PVC管, 高40 cm, 外径5.8 cm, 内径5 cm, 管的内壁涂抹凡士林以减少土柱边缘效应, 顶部设置加水口, 底部设置石英砂层和无磷滤布过滤出水.控制土壤密度1.4 g·cm-3, 填充土壤30 cm高, 生物炭添加条件同前(3个处理).预培养时加水使土柱水分均匀并保持湿润, 之后于第1、7、14、28、42和84 d加蒸馏水200 mL并从土柱底部收集淋滤液, 测定淋滤液中的硝氮和氨氮浓度.
1.3 样品测定和数据分析土壤有机质的测定采用重铬酸钾氧化法, 全磷采用钼锑抗比色法, 全氮和硝氮采用紫外分光光度法测定, 氨氮采用靛酚蓝比色法测定, 微生物生物量氮采用氯仿熏蒸法测定[15, 16].土壤粒径采用LS13320全自动激光粒度分析仪(美国贝克曼库尔特有限公司)测定, 常量元素采用PW2424型X射线荧光仪(荷兰帕纳科公司)测定.淋滤液硝氮采用紫外分光光度法测定, 氨氮采用纳氏比色法测定[16].
土壤氮矿化一阶指数模型公式:
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式中, t为矿化培养时间(d), Nt为累积氮矿化量, 表示t时间内的有机氮矿化量(mg·kg-1), N0为有机氮矿化势, 是一定条件下土壤中能够矿化成无机氮的有机氮的最大值(mg·kg-1), k为相对矿化速率常数(d-1).
生物炭对土壤氮矿化后的环境效应用相对淋失系数(RLC)表示:
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式中, RLC为相对淋失系数, LN′i为添加组淋滤液无机氮(mg·L-1), SN′i为添加组土壤无机氮(mg·kg-1), LNi为对照组淋滤液无机氮(mg·L-1); SNi为对照组土壤无机氮(mg·kg-1).
采用Excel进行基本数据统计, 使用Origin 9.1进行数据分析和绘图, 使用SPSS进行单因素方差分析, 使用R包“corrplot”绘制相关性热图.
2 结果与分析 2.1 滨岸带土壤氮矿化动力学土壤有机氮净矿化量是指有机氮的减少量, 不同时段的累积矿化量如图 1所示.在培养前期累积氮矿化量增长较快, 随着培养时间增加, 3种利用类型土壤的累积氮矿化量的增长逐渐放缓, 矿化速率降低.林地土壤BC1组和BC5组比CK组累积矿化量分别减少了31.77%和36.97%, 生物炭的抑制作用在培养中后期更加明显.草地土壤BC1组和BC5组比CK组累积矿化量分别减少了31.59%和40.94%, 但矿化量从前期就开始显著低于CK组, 后期矿化速率差别较小.耕地BC1组比CK组增加了9.96%, BC5组则减少了29.52%.生物炭加入显著改变了土壤的氮矿化势和供氮潜能, 3种类型土壤之间的氮矿化动力学模型参数之间存在显著差异(表 2).
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图 1 滨岸带不同土地利用类型土壤累积氮矿化量的动态变化 Fig. 1 Dynamic changes in accumulated nitrogen mineralization amount of riparian soils with different land use types |
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表 2 滨岸带土壤的氮矿化动力学模型参数1) Table 2 Kinetic model parameters of nitrogen mineralization in riparian soil |
2.2 生物炭添加对土壤碳氮比、微生物生物量氮含量的影响
生物炭施加后土壤碳氮比和微生物生物量氮的含量分别如图 2和图 3所示.林地和草地BC1组和BC5组的土壤碳氮比相对于CK组均显著增加, 且BC5组大于BC1组.耕地的BC1组相对于CK组没有显著变化, 在高浓度生物炭添加下才表现出明显增加.与CK组相比, 生物炭显著提高了3种土地利用类型的土壤微生物生物量氮含量, 在草地最为明显.
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图 2 不同土地利用类型土壤的碳氮比 Fig. 2 Soil C/N ratio of different land use types |
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图 3 不同土地利用类型土壤的微生物生物量氮 Fig. 3 Soil MBN of different land use types |
土壤碳氮比和微生物生物量氮与累积矿化量(Nt)和氮矿化综合指数(N0×k)之间的相关性分析如图 4所示.土壤碳氮比与土壤累积矿化量呈显著负相关(r=-0.40, P < 0.05), 与矿化综合指数呈极显著负相关(r=-0.32, P < 0.01).土壤微生物生物量氮与土壤累积矿化量(r=-0.51, P < 0.01)和矿化综合指数(r=-0.78, P < 0.01)之间均呈极显著负相关.土壤碳氮比和微生物生物量氮是生物炭决定土壤氮矿化作用的重要物质.
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1. C/N, 2. MBN, 3. Nt, 4. N0×k; 蓝色表示两个变量呈正相关, 红色表示变量呈负相关, 色彩越深表示变量相关性越大, *表示不同因子间的相关性显著水平, P < 0.05, **表示不同因子间的相关性极显著水平, P < 0.01 图 4 土壤碳氮比和微生物生物量氮与矿化模型参数的相关性 Fig. 4 Correlation between soil C/N ratio and MBN and parameters of mineralization model |
矿质氮作为氮素的重要组成部分, 与植物的生长和水体非点源污染息息相关, 为了进一步探究生物炭对矿化过程中土壤矿质氮含量(氨氮与硝氮之和)的影响, 以培养时间和全氮含量为自变量对土壤矿质氮含量的变化进行方程拟合, 结果见表 3.拟合方程的R2值在0.77~0.95, 拟合效果较好.由结果可见, 生物炭添加减小了拟合方程中矿质氮随时间变化的系数, 林地BC1组的降幅较BC5组更大, 草地和耕地则是BC5组的系数更小.不同土地利用类型土壤矿质氮含量随全氮含量变化的系数在生物炭添加下也均显著减小, 林地和草地在5%添加下甚至出现了负值.说明不同土地利用类型土壤矿质氮含量对生物炭输入的响应差异与矿化过程和土壤全氮含量有关.
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表 3 土壤氮矿化过程中矿质氮含量的拟合方程参数1) Table 3 Fitting equation parameters of mineral nitrogen content in soil nitrogen mineralization process |
2.4 土壤淋滤液中硝氮、氨氮含量的变化
如图 5所示, 淋溶液中的氨氮和硝氮浓度在不同利用类型土壤的变化趋势有所不同.林地氨氮的淋出浓度随时间下降缓慢, 和CK组相比, BC1组和BC5组分别削减了32.58%和39.79%.草地土壤的BC1组和BC5组对氨氮的削减率分别为26.06%和32.21%.耕地的氨氮淋出浓度在后期BC1组逐渐超过了BC5组, 最终分别削减了23.28%和32.55%.
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图 5 土壤淋滤液中氨氮和硝氮浓度的变化 Fig. 5 Changes in NO3--N and NH4+-N concentration in soil leaching solution |
硝氮浓度的下降曲线比氨氮略陡峭.生物炭添加后土壤硝氮的淋出浓度均呈现先快速下降后趋于平缓的趋势, 其中林地和草地生物炭添加组在初期显著低于CK组.与CK组相比, 林地BC1组和BC5组的削减率分别为24.39%和43.43%.草地为27.16%和44.49%.耕地淋滤液的硝氮浓度趋于稳定的时间节点与林地相比稍晚, BC1组和BC5组分别削减了17.20%和28.96%.
2.5 土壤无机氮的相对淋失系数本文用土壤无机氮的相对淋失系数来反映生物炭添加对氮矿化和氮淋失的综合效应, 相对淋失系数(RLC)低于1时为削减效应, 大于1为释放效应. 从图 6可见, 林地BC1组和BC5组的数值分别在第14 d和第28 d后迅速上升至高于1, BC1组上升到峰值后逐渐下降.草地只在第14 d左右表现为释放效应, 随后一直稳定于0.5~1.耕地则在最初表现为释放效应, 之后呈“S”形波动, BC5处理组在中期高于BC1.生物炭施用于草地和耕地的综合效应更好, 对于林地和草地而言1%生物炭添加时的效果优于5%, 耕地则相反.
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图 6 不同土地利用类型土壤无机氮相对淋失系数的变化 Fig. 6 Changes in relative leaching coefficients of soil inorganic nitrogen with different land use types |
由于不同类型土壤自身的养分构成和微生物群落结构不尽相同, 添加生物炭引起土壤微生物和土壤结构的变化, 导致土壤氮矿化的效率存在差异.总体而言, 添加生物炭对林地和草地土壤氮矿化的影响表现为抑制作用, 且对草地土壤的影响较林地土壤更明显, 生物炭对耕地土壤氮矿化的影响则表现为低浓度促进和高浓度抑制.
有研究表明, 氮的矿化动力学依赖于土壤碳氮比[17].从图 2和图 4分别可以看到两种浓度生物炭添加均显著增加了林地和草地土壤的碳氮比, 并且土壤碳氮比与氮矿化参数之间存在显著负相关, 这说明土壤碳氮比可能是生物炭控制土壤氮矿化的关键因素.林地和草地由于凋落物归还、根系周转和根系分泌物等因素导致有机质含量较高, 加之处于水陆过渡带养分更易积累, 滨岸带林地和草地土壤的初始碳氮比较周边地区更高[18], 生物炭输入后短期内更容易刺激其对氮的固定, 对土壤氮矿化产生明显的抑制作用[19].低浓度生物炭添加对耕地碳氮比的影响不显著, 在低碳土壤中易被生物炭吸附的溶解性营养元素含量较少, 因此生物炭输入能有效提高有机质和微生物降解基质有效性较低的土壤的微生物活性[20], 同时耕地致密的土壤结构受生物炭改良形成了利于微生物生长繁殖的环境条件, 活化了土壤固定的养分, 所以在低浓度添加时生物炭对耕地土壤氮矿化呈现促进作用[21].
有研究表明, 土壤微生物生物量氮的矿化占总矿化量近半, 反映了微生物和土壤之间氮素循环与转化的联系[22].从图 3可见, 林地和草地土壤微生物生物量氮明显高于耕地, 可能是因为耕地在化肥的长期施用下土壤氮素逐渐转化为有机氮, 因此土壤微生物生物量氮含量相对较低.生物炭添加显著增大了土壤微生物生物量氮, 一方面源于土壤碳氮比的提高, 另一方面则是因为生物炭增加了土壤微生物活性和功能多样性, 提高了土壤微生物生物量[23].因此生物炭输入增加了微生物对氮的需求, 促使微生物固持氮素, 减少了土壤无机氮的生成.土壤微生物生物量氮与土壤氮矿化势和土壤氮矿化综合指数呈负相关(图 4), 这也说明生物炭通过促进微生物循环促进了氮的保持.耕地土壤的微生物生物量氮在低浓度添加下表现出显著增加, 矿化表现为促进, 说明生物炭主要促进了耕地土壤其他形式有机氮的矿化.
此外, 土壤矿物含量也同氮矿化有关, 这是因为铁铝氧化物对土壤团聚体的形成和稳定性有重要影响[24].在3种土地利用类型中草地的金属氧化物含量最高(表 1), 对有机碳生成了更强的保护作用, 在生物炭添加下形成复杂的有机无机复合体, 阻碍了微生物对养分的吸收利用, 因而对氮矿化的抑制作用最为明显[25, 26].而且湿润或处于淹水的滨岸带土壤的氧化铁易作为电子受体参与铁氮化学耦合过程, 促进了有机氮生成[27].
综合分析土壤矿质氮含量拟合曲线的参数变化结果, 可以推测出生物炭对矿质氮含量变化的影响: 一部分来源于生物炭对矿质氮的吸附作用, 另一部分在于生物炭影响了氮形态的变化.前者降低了矿质氮随时间变化的幅度, 通常受土壤粒度和pH影响, 后者影响了全氮和矿质氮之间的关联性.可能受土壤酶活性影响, 生物炭吸附了土壤中对酶活有重要作用的基质从而抑制了土壤酶活性[28], 影响了有机氮向矿质氮的转化.总之, 土壤矿质氮在变化过程中受生物炭的显著影响, 同时土壤性质也影响了矿质氮含量.
3.2 生物炭添加对不同利用土壤氮素淋失的影响生物炭在矿化过程中固持的氮素随降雨径流的淋失关系到滨岸带对土壤氮素的拦截功能, 本文通过淋溶实验探究生物炭对土壤氮素迁移的影响.从淋溶实验的结果可以看出, 生物炭添加能显著降低3种土地利用类型土壤氨氮和硝氮的淋出浓度, 前人的研究也表明生物炭对氮素有显著的削减效果[29].林地BC1组和BC5组的氨氮淋出浓度随时间变化较CK组稳定, 是因为生物炭对氨氮的吸附作用与土壤的粒径有关[30], 由于林地土壤的黏粒含量低, 土壤容重和阳离子交换量相对低, 因此在生物炭输入后能明显增强林地土壤对氨氮的保持能力.林地对硝氮的削减主要表现的淋滤初期, 到后期时BC1组逐渐大于CK组, 说明生物炭添加延长了林地土壤硝氮的滞留时间[31].草地硝氮淋出浓度受到生物炭两次削减的影响: 一次在加入初期, 主要是因为生物炭表面通过静电相互作用和离子交换对硝氮的吸附[32], 另一次在第28 d左右生物炭输入抑制了峰值的出现, 这可能是因为草地相对缺氮, 在这种环境条件下生物炭更能加强微生物对氨氮的固定同化, 减少参与硝化作用的氨氮含量, 从而抑制土壤硝化作用[33].耕地CK组的氨氮淋失浓度从第14 d开始迅速下降, 此时硝氮的淋失浓度开始显著大于生物炭添加组, 说明耕地的有机氮在转化成为氨氮后很快就被转化成了硝氮, 耕地的硝化作用较强.这是因为长期氮肥添加使农田土壤氨氧化古菌的物种多样性大于林地, 通常农田较林地有更大的硝化势[34].
相对淋失系数的变化在不同土地利用类型土壤中存在差异, 这种差异是氮矿化和氮淋失的共同结果.林地数值的大幅提升说明生物炭对林地无机氮的固持具有波动性和暂时性.草地BC5处理组在后期没有上升可能是因为草地受人为干扰较小, 自身团聚体稳定性较强, 高浓度生物炭输入促进微生物分泌土壤胶结物形成了更多团聚体, 能较为持久地减少氮素淋失[35].耕地两组实验数值后期的下降则可能是因为耕地土壤原始pH较低, 刘杰云等[36]的研究发现当土壤pH低于反硝化菌最适pH时, 生物炭会通过增大土壤pH显著改变反硝化功能基因的组成, 促进氮素转化成了气体而减少了淋失.BC1和BC5处理组之间的差距则与土壤无机氮的累积有关.各利用类型土壤的生物炭适宜施用率不同, 耕地应以低浓度施用, 林地和草地则可以略微提高施用量. Bu等[37]的研究还表明5%的生物炭施用虽然减少了太湖滨岸带土壤的氮素淋失, 但增加了磷素的淋失风险, 生物炭在滨岸带的科学施用仍然有待进一步探究.
4 结论生物炭添加明显抑制了林地和草地土壤的氮矿化, 但对耕地土壤则表现为低浓度促进而高浓度抑制, 这与生物炭加入改变了土壤碳氮比和微生物生物量氮有关, 与土壤物质组成也有一定关系.土壤矿质氮变化的模拟结果显示, 土壤矿质氮的释放速率随生物炭添加而减小, 不同利用类型的土壤之间存在差异.同时, 生物炭输入改变了土壤无机氮向水体释放的潜力, 明显削减了草地和耕地土壤中氮的释放, 在林地的削减效果稍弱.考虑到滨岸带的淋失风险和养分可利用性, 需着重控制耕地的生物炭施用率.
| [1] | Xu W H, Whitman W B, Gundale M J, et al. Functional response of the soil microbial community to biochar applications[J]. GCB Bioenergy, 2021, 13(1): 269-281. DOI:10.1111/gcbb.12773 |
| [2] |
唐行灿, 陈金林. 生物炭对土壤理化和微生物性质影响研究进展[J]. 生态科学, 2018, 37(1): 192-199. Tang X C, Chen J L. Review of effect of biochar on soil physi-chemical and microbial properties[J]. Ecological Science, 2018, 37(1): 192-199. |
| [3] |
俞映倞, 杨林章, Odindo A O, 等. 碳酸钙与生物炭对酸化菜地土壤持氮能力的影响[J]. 环境科学, 2017, 38(9): 3851-3859. Yu Y L, Yang L Z, Odindo A O, et al. Influence of calcium carbonate and biochar addition on soil nitrogen retention in acidified vegetable soil[J]. Environmental Science, 2017, 38(9): 3851-3859. |
| [4] | Li Y, Zhou C F, Qiu Y X, et al. Effects of biochar and litter on carbon and nitrogen mineralization and soil microbial community structure in a China fir plantation[J]. Journal of Forestry Research, 2019, 30(5): 1913-1923. DOI:10.1007/s11676-018-0731-5 |
| [5] |
李志刚, 张继光, 申国明, 等. 烟秆生物质炭对土壤碳氮矿化的影响[J]. 中国烟草科学, 2016, 37(2): 16-22. Li Z G, Zhang J G, Shen G M, et al. Study on the effects of tobacco stem biochar on soil organic carbon and nitrogen mineralization[J]. Chinese Tobacco Science, 2016, 37(2): 16-22. |
| [6] | Manirakiza E, Ziadi N, Luce M S, et al. Nitrogen mineralization and microbial biomass carbon and nitrogen in response to co-application of biochar and paper mill biosolids[J]. Applied Soil Ecology, 2019, 142: 90-98. DOI:10.1016/j.apsoil.2019.04.025 |
| [7] | Xu N, Tan G C, Wang H Y, et al. Effect of biochar additions to soil on nitrogen leaching, microbial biomass and bacterial community structure[J]. European Journal of Soil Biology, 2016, 74: 1-8. DOI:10.1016/j.ejsobi.2016.02.004 |
| [8] |
张林, 林庆毅, 张梦阳, 等. 生物炭对不同土壤改良及生态效应影响的研究进展[J]. 中国农学通报, 2019, 35(15): 54-58. Zhang L, Lin Q Y, Zhang M Y, et al. A review on biocar: effect on soil improvement and ecology[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2019, 35(15): 54-58. DOI:10.11924/j.issn.1000-6850.casb18010126 |
| [9] | Zhu J R, Yu H M, Xiong M H, et al. Mineralization of organic nitrogen in soils with contrasting fertility was regulated differently by addition of biochar and animal manures[J]. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 2020, 51(9): 1227-1237. DOI:10.1080/00103624.2020.1763391 |
| [10] | Borchard N, Schirrmann M, Cayuela M L, et al. Biochar, soil and land-use interactions that reduce nitrate leaching and N2O emissions: a meta-analysis[J]. Science of the Total Environment, 2019, 651: 2354-2364. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.10.060 |
| [11] | Li S L, Wang S, Shangguan Z P. Combined biochar and nitrogen fertilization at appropriate rates could balance the leaching and availability of soil inorganic nitrogen[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2019, 276: 21-30. |
| [12] | Gao J Q, Feng J, Zhang X W, et al. Drying-rewetting cycles alter carbon and nitrogen mineralization in litter-amended alpine wetland soil[J]. Catena, 2016, 145: 285-290. DOI:10.1016/j.catena.2016.06.026 |
| [13] |
王静, 王冬梅, 任远, 等. 漓江河岸带不同水文环境土壤微生物与土壤养分的耦合关系[J]. 生态学报, 2019, 39(8): 2687-2695. Wang J, Wang D M, Ren Y, et al. Coupling relationships between soil microbes and soil nutrients under different hydrologic conditions in the riparian zone of the Lijiang River[J]. Acta Ecologica Sinica, 2019, 39(8): 2687-2695. |
| [14] |
王超, 尹炜, 贾海燕, 等. 滨岸带对河流生态系统的影响机制研究进展[J]. 生态科学, 2018, 37(3): 222-232. Wang C, Yin W, Jia H Y, et al. Review on the influence mechanism of riparian zone to the river ecosystem[J]. Ecological Science, 2018, 37(3): 222-232. |
| [15] | 鲍士旦. 土壤农化分析[M]. 北京: 中国农业出版社, 2000. |
| [16] | 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000. |
| [17] | García-Ruiz R, Carranza-Gallego G, Aguilera E, et al. C and N mineralisation of straw of traditional and modern wheat varieties in soils of contrasting fertility[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2019, 113(2): 167-179. DOI:10.1007/s10705-019-09973-4 |
| [18] |
王莲阁, 高岩红, 丁长欢, 等. 三峡库区典型消落带土壤有机碳分布特征[J]. 西南大学学报(自然科学版), 2015, 37(3): 120-124. Wang L G, Gao Y H, Ding C H, et al. Distribution characteristics of soil organic carbon in a typical water-level-fluctuating zone of the Three Gorges Reservoir area[J]. Journal of Southwest University (Natural Science Edition), 2015, 37(3): 120-124. |
| [19] | 常晶晶. 生物炭、天然生物质和有机氮肥对黄河三角洲滨海湿地土壤有机氮矿化的影响[D]. 青岛: 中国海洋大学, 2015. |
| [20] | Khadem A, Raiesi F, Besharati H, et al. The effects of biochar on soil nutrients status, microbial activity and carbon sequestration potential in two calcareous soils[J]. Biochar, 2021, 3(1): 105-116. DOI:10.1007/s42773-020-00076-w |
| [21] | Fungo B, Lehmann J, Kalbitz K, et al. Aggregate size distribution in a biochar-amended tropical Ultisol under conventional hand-hoe tillage[J]. Soil and Tillage Research, 2017, 165: 190-197. DOI:10.1016/j.still.2016.08.012 |
| [22] |
钱佳彤, 郭涛. 长期定位施肥对紫色土氮矿化特征的影响[J]. 土壤通报, 2020, 51(5): 1152-1159. Qian J T, Guo T. Effects of long-term fertilization on nitrogen mineralization of purple soil[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2020, 51(5): 1152-1159. |
| [23] | Gałązka A, Jończyk K, Gawryjołek K, et al. The impact of biochar doses on soil quality and microbial functional diversity[J]. Bioresources, 2019, 14(4): 7852-7868. |
| [24] |
陈红, 马文明, 周青平, 等. 高寒草地灌丛化对土壤团聚体稳定性及其铁铝氧化物分异的研究[J]. 草业学报, 2020, 29(9): 73-84. Chen H, Ma W M, Zhou Q P, et al. Shrub encroachment effects on the stability of soil aggregates and the differentiation of Fe and Al oxides in Qinghai-Tibet alpine grassland[J]. Acta Prataculturae Sinica, 2020, 29(9): 73-84. |
| [25] |
张乾, 李金升, 赵天赐, 等. 生物炭对土壤的影响及在草地生态系统中应用的研究进展[J]. 草地学报, 2019, 27(2): 279-284. Zhang Q, Li J S, Zhao T C, et al. Research progress on the effect of biochar on soil and its application in grassland ecosystem[J]. Acta Agrestia Sinica, 2019, 27(2): 279-284. |
| [26] |
陈颖, 刘玉学, 陈重军, 等. 生物炭对土壤有机碳矿化的激发效应及其机理研究进展[J]. 应用生态学报, 2018, 29(1): 314-320. Chen Y, Liu Y X, Chen C J, et al. Priming effect of biochar on the minerialization of native soil organic carbon and the mechanisms: a review[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2018, 29(1): 314-320. |
| [27] |
王娅静, 刘晶, 郭景恒. 铁作用下土壤氮素化学转化过程的研究进展[J]. 中国农业大学学报, 2014, 19(2): 95-99. Wang Y J, Liu J, Guo J H. Chemical transformation of soil nitrogen under the influence of iron: a review[J]. Journal of China Agricultural University, 2014, 19(2): 95-99. |
| [28] |
蒋容, 余一, 唐玉蓉, 等. 增温和生物炭添加对农田土壤酶活性的影响[J]. 四川农业大学学报, 2018, 36(1): 72-77, 85. Jiang R, Yu Y, Tang Y R, et al. Effects of warming and biochar addition on soil enzyme activities in farmland[J]. Journal of Sichuan Agricultural University, 2018, 36(1): 72-77, 85. |
| [29] |
刘国子, 杨凤根, 许斌. 生物炭对土壤氮素淋失影响的研究进展[J]. 中国水土保持科学, 2020, 18(4): 139-149. Liu G Z, Yang F G, Xu B. Advances in research on effects of biochar on soil nitrogen leaching[J]. Science of Soil and Water Conservation, 2020, 18(4): 139-149. |
| [30] | Sun L Y, Li L, Chen Z Z, et al. Combined effects of nitrogen deposition and biochar application on emissions of N2O, CO2 and NH3 from agricultural and forest soils[J]. Soil Science and Plant Nutrition, 2014, 60(2): 254-265. DOI:10.1080/00380768.2014.885386 |
| [31] |
王静, 付伟章, 葛晓红, 等. 玉米生物炭和改性炭对土壤无机氮磷淋失影响的研究[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(12): 2810-2820. Wang J, Fu W Z, Ge X H, et al. Effects of corn biochar and modified carbon on leaching of inorganic nitrogen and phosphorus in soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2018, 37(12): 2810-2820. DOI:10.11654/jaes.2018-0030 |
| [32] | Jassal R S, Johnson M S, Molodovskaya M, et al. Nitrogen enrichment potential of biochar in relation to pyrolysis temperature and feedstock quality[J]. Journal of Environmental Management, 2015, 152: 140-144. |
| [33] | 冯政君. 不同环境条件下生物炭对土壤N2O排放的影响及机制[D]. 杭州: 浙江大学, 2017. |
| [34] | 刘天琳. 不同pH及土地利用方式对土壤硝化作用及硝化微生物的影响[D]. 重庆: 西南大学, 2020. |
| [35] |
高鸣慧, 李娜, 彭靖, 等. 秸秆和生物炭还田对棕壤团聚体分布及有机碳含量的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2020, 26(11): 1978-1986. Gao M H, Li N, Peng J, et al. Effects of straw and biochar returning on soil aggregates distribution and organic carbon content in brown soil[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2020, 26(11): 1978-1986. DOI:10.11674/zwyf.20104 |
| [36] |
刘杰云, 邱虎森, 王聪, 等. 生物质炭对双季稻田土壤反硝化功能微生物的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(5): 2394-2403. Liu J Y, Qiu H S, Wang C, et al. Influence of biochar amendment on soil denitrifying microorganisms in double rice cropping system[J]. Environmental Science, 2019, 40(5): 2394-2403. |
| [37] | Bu X L, Xue J H, Zhao C X, et al. Nutrient leaching and retention in riparian soils as influenced by rice husk biochar addition[J]. Soil Science, 2017, 182(7): 241-247. DOI:10.1097/SS.0000000000000217 |