2022, Vol. 43
2. 农业部西北植物营养与农业环境重点实验室, 杨凌 712100
2. Key Laboratory of Plant Nutrition and the Agro-environment in Northwest China, Ministry of Agriculture, Yangling 712100, China
盐渍土壤是西北地区一类重要的土壤类型, 受其盐分的影响, 盐渍土壤中养分利用率较低, 且大量施肥进一步加剧了盐渍化程度, 因此, 对盐渍土中养分的调控是人们一直关注的问题.盐渍土中氮素的氨化过程和硝化过程均会受到盐渍程度的影响[1].有研究表明, 土壤中盐分含量过高时, 脲酶水解速率受到抑制, 土壤硝化速率降低, 反硝化速率提高[2]; 而当土壤中盐分含量低于1.70%时, 在一定的范围内, 随盐分含量升高, 土壤硝化作用越强[3].氨(NH3)挥发是土壤氮素损失的主要途径之一[4].有研究发现, 与非盐渍土壤相比, 盐分水平达1.00 dS·m-1和5.00 dS·m-1的两种盐渍土壤均显著增加了土壤氨挥发损失[5]; 常菲等[6]的研究认为, 尿素和秸秆还田配合有效抑制了河套地区盐渍土壤氨挥发; 也有研究认为, 有机物料和尿素配合施入会进一步增加氨挥发强度[7].以上现象反映出了施用有机物料对土壤氨挥发影响的复杂性.
土壤活性氮是指能被动、植物和微生物直接吸收利用的氮素成分, 主要包括土壤可溶性有机氮(DON)、硝态氮(NO3--N)、铵态氮(NH4+-N)和微生物量氮(MBN)等, 其含量的变化对土壤氮素供应具有重要意义.土壤中添加有机物料会对土壤氮素转化产生影响[8, 9].有研究表明, 秸秆和尿素配施可以有效提高土壤中活性有机氮的含量[10]; 石思博等[11]的研究认为, 菌渣与化肥配施显著提高了土壤可溶性氮和微生物量氮含量; 程会丹等[12]的研究发现田间翻压一定量的紫云英可以增加土壤活性氮含量, 提高氮素可利用性.
生物炭是生物质经热解产生的一种富含碳的有机物[13], 其本身特殊的结构对氮素转化具有显著影响.有研究发现[14], 生物炭基肥提高了莴苣田土壤可溶性氮及其组分含量, 在中后期土壤可溶性有机氮含量得到显著提高; 庞孜钦[15]通过田间小区试验研究发现, 生物炭与氮肥配施提高了对土壤NO3--N和NH4+-N的固持效果, 使作物可利用性有效态氮含量得到明显提升.施用生物炭可以通过影响硝化和反硝化过程, 间接对土壤氨挥发造成影响[16].而王一宇等[17]的研究表明, 在盐渍土壤中, 添加一定量的生物炭, 对氨挥发具有一定抑制作用.对生物炭进行改性是人们为进一步提高生物炭的功效而常采取的措施.王思源等[18]的研究认为相对于未改性的生物炭, 铁氧化改性生物炭对NH4+-N的吸附作用最强, 而改性后C—O官能团的增加是吸附量增加最主要的原因.施用生物炭已被认为是一种潜在改良盐渍土壤的方法[19], 但生物炭往往因其具有大量碱性基团, 本身pH较高, 影响到对盐渍土壤的改良效果.木醋液是木质生物质材料在热解生产生物炭过程中的副产品[20], 主要是由有机酸(乙酸含量最多)、酮、醛和呋喃等成分组成[21], 可用作土壤改良剂[22].生物炭与木醋液联合施用以改良土壤退化问题有所报道[23], 但用木醋液酸化处理的生物炭对土壤氮素影响研究报道的较少, 还需深入研究.
本文通过吸附试验和室内恒温培养试验, 研究了生物炭及木醋液酸化处理后生物炭与尿素配施对盐渍土壤活性氮转化、脲酶活性及氨挥发的影响, 以期为木醋液酸化生物炭提高盐渍土壤氮素有效性提供一定理论基础.
1 材料与方法 1.1 供试材料供试土壤采自甘肃省高台县巷道镇红联村, 土壤为灌淤旱耕人为土.采集0~20 cm耕层土样, 取样时采取多点混合法进行取样.土壤基本理化性质见表 1.供试材料生物炭和木醋液由陕西省谷佳现代有机农业科技有限公司生产提供, 其理化性质见表 2, 供试肥料为尿素, 含N量为46%.
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表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of the testing soil |
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表 2 供试生物炭基本理化性质 Table 2 Physical and chemical properties of the testing biochar |
酸化生物炭制备方法：将研磨过0.15 mm筛的生物炭与木醋液以1 g∶50 mL的比例混合, 200r·min-1振荡2 h, 而后浸泡48 h进行酸化处理.然后过滤, 在60℃条件下干燥后备用.
1.2 试验设计 1.2.1 吸附试验称取0.2 g生物炭(B)及酸化生物炭(BP), 加入50 mL不同浓度(10、20、50、90、150、300、600和900 mg·L-1)的硫酸铵吸附液, 每个处理重复3次, 置于恒温振荡器中, 200r·min-1(25℃)振荡24 h, 过滤后测定滤液中NH4+-N的浓度.单位质量生物炭对NH4+-N的吸附量按式(1)计算, 吸附率按式(2)计算.
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(1) |
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(2) |
式中, qe为单位质量生物炭对NH4+-N的吸附量(mg·g-1); c0为溶液中NH4+-N起始浓度(mg·L-1); ce为吸附平衡时溶液中NH4+-N的浓度(mg·L-1); V为吸附平衡溶液的体积(L); m为生物炭的加入量(g), R为生物炭对NH4+-N的吸附率.
1.2.2 土壤培养试验称取过2 mm筛的风干土样150 g置于250 mL塑料瓶中, 共设4个处理, 不施用氮肥的土壤对照(CK)、单施尿素(U)、施用尿素和生物炭(BU)、施用尿素和木醋液酸化生物炭(BPU), 每个处理重复3次.其中尿素均按纯N计0.3g·kg-1施用, 生物炭及酸化处理生物炭按土重1%比例施用.瓶口用塑料膜封口, 在膜上均匀地扎上针孔, 使空气流通保持顺畅, 且减少了水分的蒸发, 而后于恒温培养箱中25℃进行恒温培养, 分别于第7、15、30和60 d后采样, 期间土壤水含量维持在最大田间持水量的75%~80%(每5 d补充一次水分), 采样后进行土壤性质的测定.
1.2.3 土壤氨挥发测定氨挥发测定参照杨文娜等[24]的方法.与上述土壤培养试验保持一致, 每个处理重复3次.在广口瓶中放入盛有5 mL 2%硼酸指示剂的小烧杯, 以吸收土壤挥发出来的氨, 瓶口用封口膜封紧, 置于25℃培养箱进行恒温培养, 分别于第7、15、30和60 d后取出硼酸吸收液进行滴定.
1.3 样品测定吸附试验滤液使用流动分析仪(AA3)测定.供试土壤的硝态氮(NO3--N)和铵态氮(NH4+-N)的测定采用常规方法[25].土壤pH用过1 mm筛的风干土以2.5∶1的水土比浸提后用pH计(梅特勒five ease plus FE28)进行测定.土壤脲酶的测定参照关松荫[26]的方法.土壤微生物量碳(MBC)和微生物量氮(MBN)采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提法, 其中微生物量氮用连续流动分析仪(AA3)测定, 微生物量碳用TOC-VCPH(日本岛津)分析仪进行测定.土壤可溶性全氮(TDN)采用碱性K2S2O8消解-紫外分光光度法测得[27, 28].
土壤微生物量碳=(熏蒸土壤微生物量碳-未熏蒸土壤微生物量碳)/0.45
式中, 0.45是将提取液的有机碳增量换算成土壤微生物量碳所采用的转换系数.
土壤微生物量氮=(熏蒸土壤微生物量氮-未熏蒸土壤微生物量氮)/0.25
式中, 0.25是土壤微生物量氮的矿化系数.
土壤可溶性有机氮含量(DON)=土壤可溶性全氮含量(TDN)-土壤无机氮(NH4+-N+NO3--N)
1.4 数据处理数据分析采用SPSS 25.0和Excel 2019, Duncan新复极差法进行处理间的差异显著性比较, 显著性水平P＜0.05, 使用Origin 2018进行作图.
2 结果与分析 2.1 生物炭及酸化生物炭对NH4+-N的吸附特征图 1为生物炭及酸化生物炭在不同浓度下吸附NH4+-N的结果.从中可知, 随着溶液初始浓度的增加, 两种类型生物炭对NH4+-N的吸附均逐渐增加, 生物炭对NH4+-N的吸附率随吸附液浓度的增大而呈快速增加的变化趋势, 酸化生物炭对NH4+-N的吸附率始终高于生物炭的吸附率, 说明在等温等时间条件下, 酸化处理促进了生物炭对NH4+-N的吸附, 吸附量增幅为2.28%~18.18%.
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不同小写字母表示不同浓度差异显著(P < 0.05) 图 1 不同浓度的吸附液对生物炭及酸化生物炭吸附NH4+-N的影响 Fig. 1 Effects of different concentrations of adsorbent on the adsorption of NH4+-N by biochar and acidified biochar |
表 3反映了恒温培养条件下, 生物炭与木醋液酸化生物炭对土壤活性氮的影响.土壤NH4+-N变化显示, CK处理土壤NH4+-N含量呈先升高后逐渐下降的变化趋势, U、BU和BPU处理均呈前期由较高点快速降低, 后期趋于平缓的变化趋势.与CK处理相比, 添加尿素处理(U处理)土壤NH4+-N含量在整个培养期均有增加.与U处理相比, 在培养的第7 d, BU和BPU处理土壤NH4+-N含量分别降低了15.06%和37.10%, 差异显著(P < 0.05); 在培养的第15 d, BU和BPU处理分别增加8.47%和0.20%.第30 d和60 d, 两者与U处理差异均不显著.而BPU处理较BU处理土壤NH4+-N在第7 d和15 d均显著降低; 第30 d和60 d, 两者差异不显著.
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表 3 不同处理土壤活性氮含量1)/mg·kg-1 Table 3 Soil active nitrogen content under different treatments/mg·kg-1 |
土壤NO3--N变化显示, CK处理土壤NO3--N呈波形变化趋势, U、BU和BPU处理含量均呈先增加后降低的变化趋势.与CK处理相比, 添加尿素处理(U处理)土壤NO3--N含量始终呈显著性增加.与U处理相比, 在培养的第7 d, BPU和BU处理土壤NO3--N含量显著降低; 在第15 d, BPU处理降低11.85%, 差异达显著水平(P < 0.05); 在第30 d, BU处理显著增加; 在第60 d, 土壤NO3--N的含量表现为：U>BU>BPU>CK.总体看来, 在整个培养期, BPU处理土壤NO3--N含量均低于BU处理, 其中在培养的第7~30 d, 差异达到显著(P < 0.05).
2.2.2 土壤微生物量氮(MBN)的变化特征不同处理土壤微生物量氮(MBN)的变化显示, CK处理土壤MBN含量呈先升高后逐渐降低的变化趋势, U处理呈前期由较高点快速降低后期逐渐升高的变化趋势, BU处理呈前期由较高点快速降低而后期逐渐稳定的变化趋势, BPU处理呈波形变化趋势.与单施尿素(U处理)相比, 除培养第30 d外, 其余时期BPU处理均显著降低了土壤MBN.而BU处理除培养第7 d外, 其余时期土壤MBN含量均低于U处理, 其中第15 d和第60 d达到显著性差异(P < 0.05).在培养末期(60 d), 土壤MBN含量表现为：U>BPU>BU>CK.与BU处理相比, BPU处理呈前期降低后期升高的变化趋势, 其中, 在培养第7 d显著降低了56.85%, 在第30 d和第60 d, 是BU处理的2.96和1.62倍, 差异显著(P < 0.05).
2.2.3 土壤可溶性有机氮(DON)的变化特征不同处理土壤可溶性有机氮(DON)的变化显示, CK处理土壤DON含量呈先升高后逐渐降低的变化趋势, U处理呈前期由较高点缓慢降低, 后期又缓慢升高的变化趋势, BU处理呈“U”型变化趋势, BPU处理呈前期由较高点缓慢降低, 后期快速升高并趋于稳定的变化趋势.在培养第7 d, 土壤DON含量表现为：BU>U>CK>BPU.在培养第15 d, 与U处理相比, BU增加不显著, BPU显著降低了34.10%.在培养第30 d, BPU处理显著提高了土壤DON含量, 分别是BU、U处理的2.23倍、1.27倍, 而BU处理较U处理显著降低了土壤DON.在培养的第60 d, BU处理显著高于BPU处理, 且两者含量均显著高于U处理.
2.2.4 土壤可溶性全氮(TDN)的变化特征不同处理土壤可溶性全氮(TDN)的变化显示, CK处理土壤TDN呈先升高后降低的变化趋势, U处理呈波形变化趋势, BU处理呈“U”型变化趋势, BPU处理呈现先逐渐增加后降低的变化趋势.U处理土壤TDN含量均显著大于CK处理(第15 d除外).在培养的第7 d至第15 d, 与U处理相比, BU处理均提高了土壤TDN含量, 而BPU处理均降低了土壤TDN含量, 差异显著(P < 0.05); 在培养第30 d, 与U处理相比, BU处理显著降低了18.72%, BPU处理显著提高了12.22%; 在培养第60 d, 土壤TDN含量表现为：BU>BPU>U>CK.总体看来, BPU处理的土壤TDN含量除在第30 d高于BU处理外, 其余时期均显著低于BU处理.
2.3 土壤脲酶的变化特征土壤脲酶对生物炭和木醋液酸化生物炭的响应见图 2. CK、BU和BPU处理土壤脲酶活性呈波形变化趋势, U处理呈前期由较高点降低后期逐渐升高的变化趋势.较U处理, BPU处理土壤脲酶活性在第7、30和60 d各增加了16.97%、54.34%和28.74%, 差异显著(P < 0.05); BU处理在第60 d显著减少了19.31%, 其余时间差异均不显著.而BPU处理土壤脲酶活性在第7、30和60 d显著高于BU处理.培养结束后, 土壤脲酶的活性表现为：BPU>U>BU>CK.
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不同小写字母表示同一时期不同处理差异显著(P < 0.05); 不同大写字母表示同一处理不同时期差异显著(P < 0.05), 下同 图 2 生物炭及酸化生物炭施用对土壤脲酶的影响 Fig. 2 Effects of biochar and acidified biochar on soil urease |
土壤氨挥发的变化特征见表 4. CK、U、BU和BPU处理氨挥发累积量均呈逐渐增加的变化趋势.添加尿素各处理土壤氨挥发累积量均高于CK处理.BU处理在第7 d至第30 d氨挥发累积量显著低于U处理, 降幅各为33.85%、20.25%和19.31%; BPU处理在整个培养期均显著低于U处理, 降幅各为52.31%、34.18%、30.12%和35.92%.而BPU处理较BU处理, 在整个培养期均降低了氨挥发累积量, 其中在第7~30 d达到差异显著(P < 0.05).
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表 4 不同处理土壤氨挥发累积量1)/mg·kg-1 Table 4 Ammonia volatilization accumulation under different treatments/mg·kg-1 |
2.5 土壤pH和微生物量碳(MBC)的变化特征
土壤pH和MBC对生物炭和木醋液酸化生物炭的响应见图 3.由图 3(a)可知, 与CK处理相比, 单施尿素(U处理)前期(7 d)土壤pH有所降低, 而15 d后又略高于CK处理.生物炭与尿素配合施入土壤(BU处理)pH始终高于其他各处理, 而木醋液酸化生物炭与尿素配施(BPU处理), 土壤的pH均小于其余处理.整个培养过程, BU处理呈波形变化趋势, BPU处理呈前期由较高点下降后期逐渐上升的变化趋势.
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图 3 生物炭及酸化生物炭施用对土壤pH和MBC的影响 Fig. 3 Effects of biochar and acidified biochar on soil pH and MBC |
由图 3(b)可知, 整个培养过程各处理土壤微生物量碳呈现一定的波动变化.与CK处理相比, 单施尿素或尿素与生物炭以及酸化生物炭配合施用, 增加了土壤MBC含量.与单施尿素(U处理)相比, 第7 d和30 d, BU处理土壤MBC增加了8.13%和13.46%, 差异显著(P < 0.05), BPU处理增加了26.58%和4.35%.但在第15 d和60 d, 与U处理相比, BU和BPU处理降低了微生物量碳.BU和BPU两个处理相比, 除第30 d外, 其余培养时期BPU处理均显著提高了土壤MBC含量.
3 讨论 3.1 生物炭及酸化生物炭对NH4+-N吸附的影响生物炭因其特殊的表面结构, 对铵离子具备一定的吸附能力, 且对NH4+-N吸附能力会在一定程度上受到溶液初始浓度的影响, 吸附量随着溶液初始浓度的增大而增大.这与Gai等[29]的研究结果一致.本研究发现, 木醋液酸化生物炭对NH4+-N的吸附率始终高于未改性的生物炭, 这可能是因为生物炭经酸化处理后, 酸性基团总量增多, 进而增加了生物炭的亲水性和阳离子交换能力, 增强了对NH4+-N的吸附[30].
3.2 生物炭及酸化生物炭对土壤活性氮及脲酶的影响近些年来, 生物炭被广泛用于土壤改良中[31], 施入生物炭能改变土壤活性氮循环.本研究发现, 施用酸化生物炭在培养初期土壤NH4+-N含量低于施用生物炭的处理, 这与前述吸附试验结论一致, 即经酸化处理后生物炭对土壤NH4+有更强的吸附作用, 因此减少了无机氮源, 从而使酸化生物炭处理在培养前期土壤DON含量显著低于其余处理.两种类型生物炭添加后, 在培养初期土壤NH4+-N含量急剧下降, 土壤NO3--N累积增加, 这与王先芳等[32]和Chen等[33]的研究结果一致, 可能是因为生物炭为硝化细菌提供了适宜的栖息场所, 提高了其活性.在培养末期, 生物炭与酸化生物炭的添加均增加了土壤DON含量, 这是因为生物炭施用于土壤后增加了对土壤无机氮的固定量, 后期的释放促进了土壤DON的形成[34, 35].
土壤微生物是土壤有机质和氮素转化的主要驱动力[36].在培养前期, 添加生物炭处理土壤MBC含量显著高于单施尿素处理, 这是因为一方面生物炭的施入为微生物提供了良好的栖息场所, 另一方面生物炭本身为微生物活动提供了丰富的碳源.而木醋液酸化生物炭处理土壤MBC含量在培养的大部分时期显著高于添加生物炭处理, 这与经木醋液酸化处理后的生物炭吸附了大量小分子有机碳化合物, 从而为微生物活动提供了更多的碳源物质有关.本研究发现, 在培养初期, 较单施尿素处理相比, 生物炭的添加提高了土壤MBN含量, 这与Wang等[37]的研究结果一致.施用生物炭会促进微生物的生物量和活性, 导致土壤MBN的增加.但随着培养时间的延长, 添加生物炭与酸化生物炭两个处理土壤MBN含量较单施尿素处理有所降低.这可能是因为生物炭对某些N化合物进行了吸附, 限制了相应微生物生长所需底物的可用性, 他人也有类似的报道[38].
土壤脲酶直接参与含N有机物转化过程, 催化酰胺水解为NH3和CO2[39].本研究发现, 在培养第7 d, 各尿素添加处理土壤脲酶含量均低于CK处理, 这可能是因为尿素施入土壤后, 在脲酶的作用下尿素水解, 使培养初期铵态氮含量过高, 从而使脲酶的酶促反应受到抑制, 导致脲酶的活性降低, 钱海燕等[40]和魏猛等[41]的研究均发现了这一现象.在整个培养期, 较单施尿素处理, 添加不同类型生物炭对土壤脲酶活性均有一定程度的提高, 而相关性分析表明, 脲酶和土壤MBN呈显著性正相关(P < 0.05, 表 5), 与土壤MBC呈极显著性正相关(P < 0.01, 表 5), 这可能是因为生物炭的施用有效改善了土壤中微生物的生存环境, 为其提供更多的养分, 进而使微生物分泌更多的脲酶[42].添加酸化生物炭处理土壤脲酶活性显著高于其他处理, 这是因为木醋液改良后生物炭含有更多碳源物质, 为土壤中微生物繁殖提供了更丰富的碳源营养, 增加了微生物数量和活性, 从而也进一步提高了土壤脲酶活性.
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表 5 各因子之间的相关性分析1) Table 5 Correlation coefficient between different factors |
3.3 生物炭及酸化生物炭对土壤pH及氨挥发的影响
施用不同类型肥料对土壤pH会产生不同的影响[43].本研究显示, 生物炭与尿素配施后土壤pH有所升高, 这主要是因为生物炭本身含有K+、Ca2+和Mg2+等盐基离子和一些碱性基团[44], 从而导致了土壤pH的提高.而酸化生物炭与尿素配施处理土壤pH有所降低(与对照相比), 这与生物炭经木醋液酸化处理后, 吸附了大量的H+以及有机酸分子有关, 当酸化生物炭施入土壤后, 能够与盐渍土中的碱发生中和反应, 从而降低土壤pH.
氨挥发是北方偏碱性土壤发生的普遍现象, 从而引起土壤氮素利用率降低[45].本研究发现, 氨挥发累积量与NH4+-N和脲酶呈极显著正相关(P < 0.01, 表 5), 与pH呈正相关关系(表 5), 单施尿素处理土壤氨挥发量明显高于生物炭或酸化生物炭与尿素配施的处理, 这是由于尿素经土壤脲酶水解产生NH4+, 进而在碱性条件下转化为NH3后释放; 而生物炭或酸化生物炭能与NH4+发生吸附作用, 从而减少NH4+向NH3的转化.施肥引起氨挥发主要发生在培养前期(15 d前), 这与培养前期土壤NH4+-N含量高有关, 而后期由于硝化作用使NH4+-N转化为NO3--N, 从而使NH3挥发随之减少.与生物炭相比, 木醋液酸化生物炭进一步降低了氨挥发损失, 这与木醋液酸化生物炭能够适当降低土壤pH值, 且增加了对NH4+-N的吸附有关.
4 结论(1) 生物炭对铵离子具有一定的吸附量, 经过木醋液酸化后的生物炭进一步增加了对铵离子的吸附量, 增幅为2.28%~18.18%.
(2) 生物炭或木醋液酸化生物炭与尿素配合施入土壤中, 对尿素在土壤中转化具有一定的调控作用, 增加了对土壤铵态氮吸附, 从而延缓铵态氮向硝态氮的转化.
(3) 木醋液酸化生物炭与尿素配施处理较生物炭与尿素配施和单施尿素处理, 氨挥发量分别降低了15.85%和35.92%; 且在一定时间内能显著提高土壤脲酶活性和土壤可溶性有机氮含量, 降低了盐渍土壤pH, 是提高盐渍土氮素有效性和减少氮素损失的有效途径.
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