唐珺瑤，趙永杰，曲 東，孫 林

(西北農(nóng)林科技大學 資源環(huán)境學院，陜西楊凌 712100)

生物炭對減弱土壤鹽漬化的貢獻及其機理探討

唐珺瑤，趙永杰，曲 東，孫 林

(西北農(nóng)林科技大學 資源環(huán)境學院，陜西楊凌 712100)

以3種不同鹽堿化水稻土(吉林、寧夏和天津)為材料，采用土壤泥漿厭氧培養(yǎng)法，通過對添加不同用量生物炭的培養(yǎng)體系中游離碳酸鹽質量摩爾濃度、pH、脫氫酶活性及Fe(II) 質量分數(shù)的變化趨勢分析，以期驗證生物炭在減弱土壤鹽漬化過程中的貢獻及進行必要的機理探討。結果表明：生物炭能夠促進碳酸鹽的溶出，在吉林、寧夏和天津3種水稻土中添加生物炭后，碳酸鹽的溶出量較CK分別增長0.405～1.590、0.894～3.592、0.725～2.278 μmol/g，且碳酸鹽的溶出量隨生物炭用量的增加而升高；添加生物炭對體系脫氫酶活性具有顯著促進作用，3種土壤中脫氫酶活性較CK分別增加6.53～15.45、1.76～4.25和8.81～21.13 μg/(mL·g·min)；土壤pH在淹水過程均有降低，但由于土壤的緩沖性導致不同生物炭處理間無顯著差異；生物炭的添加顯著促進微生物鐵還原進程，3種水稻土在培養(yǎng)過程中最大鐵還原潛勢較CK分別增長0.017～0.034、0.088～0.436、0.023～0.437 μg/mL，且生物炭用量與Fe(Ⅱ)質量分數(shù)呈正相關。典范對應分析表明，土壤初始pH與碳酸氫鹽變化量極顯著相關，說明生物炭對碳酸鹽溶出量的影響因土壤性質不同而存在差異；吉林和寧夏水稻土各處理差異顯著，天津水稻土中，添加生物炭對鐵還原過程有促進作用，但生物炭用量的作用差異不明顯。推測生物炭通過促進土壤的脫氫-產(chǎn)氫過程進而增加碳酸鹽向碳酸氫鹽的轉化，通過強化微生物鐵還原過程增加對碳酸鹽的固定。

生物炭；水稻土；微生物鐵還原；鹽堿土改良；碳酸鹽

根據(jù)聯(lián)合國教科文組織和糧農(nóng)組織不完全統(tǒng)計，中國鹽堿地面積約占全世界的10%。土壤鹽堿嚴重地區(qū)植物幾乎不能生存。中國針對鹽堿土改良的研究已積累大量成果，其措施也表現(xiàn)出多樣性[1-4]，其中利用“旱改水”措施在一些地區(qū)已體現(xiàn)出顯著功效[5-6]。然而，在“旱改水”過程中，土壤中的鹽分依舊存在，如何有效地降低鹽分的影響，是該措施推廣和擴大利用范圍的核心。生物炭(biochar)是有機質在缺氧環(huán)境下經(jīng)熱化學轉化而成的多孔含碳固體，具有適于在環(huán)境中長時間安全貯存碳的物理化學性質[7]。土壤中加入生物炭，不僅可改變土壤中的離子平衡、調(diào)節(jié)鹽基離子濃度和pH，而且能夠顯著提高土壤中微生物的活性及多樣性，改善微生物的附著性，促進土壤微生物的生長，進而可強化生物抗鹽和生物凈化的能力。在中國各大農(nóng)業(yè)區(qū)進行的試驗表明，在鹽堿瘠薄土壤、環(huán)境污染土壤、退化板結土壤上施用生物炭，均表現(xiàn)出快速消除低產(chǎn)因子，規(guī)避和控制重金屬污染，遏止鹽分上升等作用[8-11]。然而，上述研究大多是基于旱地農(nóng)田，對“旱改水”過程中生物炭的功效尚缺乏系統(tǒng)的認識。

在淹水稻田中，厭氧環(huán)境能夠使土壤中的鐵錳氧化物發(fā)生異化還原，F(xiàn)e(Ⅲ)還原是其中重要的微生物代謝過程[12]，添加生物炭能夠改變鹽基離子、微生物及有機物的聚集狀態(tài)，所以伴隨的厭氧微生物學過程也會發(fā)生改變。堿土和堿化土壤在形成過程中，大部分伴隨著土壤中碳酸鹽的累積，因此堿化度普遍較高，在“旱改水”過程中的土壤漬水層通常具有調(diào)節(jié)碳酸鹽溶解平衡的作用，添加生物炭后，由于微生物的聚集可增加微生物對無機碳的利用[13]，此外，厭氧環(huán)境下微生物鐵還原過程可形成難溶性FeCO3，可減少土壤中碳酸鹽的游離度[14-15]。本研究選取3種不同鹽漬化程度的水稻土，采用厭氧泥漿培養(yǎng)法，添加不同用量的生物炭，通過對培養(yǎng)過程中碳酸鹽溶出量和Fe(Ⅲ)還原過程的分析，探究添加生物炭后淹水土壤中碳酸鹽賦存形態(tài)的變化特征，進一步闡明生物炭在“旱改水”措施中降低土壤鹽堿化的機理。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試水稻土為采自吉林省松原市前郭爾羅斯縣查干花鎮(zhèn)(JL)、寧夏中衛(wèi)市沙坡頭區(qū)濱河鎮(zhèn)大板村(NX)、天津市塘沽區(qū)四道橋農(nóng)場(TJ)。采集收獲后的稻田0～20 cm 土樣，自然風干，磨細，過1 mm 土壤篩。JL、NX和TJ水稻土的有機質質量分數(shù)分別為6.42、26.51、24.22 g/kg；全N質量分數(shù)分別為0.81、1.75、1.25 g/kg；pH分別為10.51、7.59、8.69；游離鐵質量分數(shù)分別為16.06、13.35、8.55 g/kg；無定形鐵質量分數(shù)分別為3.19、1.59、2.54 g/kg。JL土壤為蘇打堿土，通過“旱改水”耕作模式進行減少鹽漬化改良；NX土壤為石灰性土壤，耕作方式為水旱輪作；TJ土壤屬于濱海鹽土，鹽分質量分數(shù)較高。

1.2 供試生物炭

試驗所用的生物炭為林果木枝條生物炭，購于陜西億鑫能源科技有限公司。生產(chǎn)工藝流程為干燥除水，擠壓成形，裝釜加熱(550 ℃，6～8 h)和停火冷卻。生物炭基本組成中C、H、N和灰分質量分數(shù)分別占81.13%、2.36%、0.69%、2.67%。

1.3 試驗設計

1.3.1 試驗處理 采用土壤泥漿厭氧培養(yǎng)法，設置5種添加不同用量生物炭處理，并以不添加生物炭為對照(CK)共6個處理。稱取過1 mm土壤篩的風干土樣3.000 g若干份，置于容積為10 mL的血清瓶中，分別稱取0.015、0.030、0.060、0.120、0.240 g粒徑小于1 mm的生物炭，即土樣質量的0.5%、1%、2%、4%、8%，按V(液)∶m(土)=1∶1加入去離子水，充N2除去瓶中O2，加橡膠蓋及鋁蓋密封，于30 ℃下恒溫避光培養(yǎng)，定期采集樣品，每次處理采樣3瓶，即3個重復，進行游離碳酸鹽質量摩爾濃度、pH和Fe(Ⅱ) 質量分數(shù)的測定。

1.3.2 指標測定 泥漿中游離碳酸鹽質量摩爾濃度測定采用酸堿滴定方法。用渦旋儀將厭氧培養(yǎng)的泥漿混合均勻，迅速吸取泥漿置于2 mL離心管中，在6 000 r/min下離心10 min，收集上清液。吸取1 mL上清液于100 mL錐形瓶中，加入10 mL無CO2的去離子水，加2滴酚酞指示劑，用 HCl標準溶液滴定至無色，記錄HCl標準溶液的體積；再加2滴溴酚藍指示劑，繼續(xù)滴定至溶液由藍紫色變?yōu)辄S綠色，記錄HCl標準溶液的體積，平行測定3次。依據(jù)消耗的標準鹽酸量計算碳酸鹽及碳酸氫鹽質量摩爾濃度。

Fe(Ⅱ)測定采用鄰菲羅啉比色法[16]。采樣前用渦旋儀充分混勻泥漿樣品，迅速取0.4 mL泥漿置于含4.6 mL 0.5 mol/L HCl的聚乙烯管中，加樣前后對聚乙烯管稱量以確定所采集土壤泥漿的質量，獲得干土質量。于30 ℃恒溫下浸提24 h。測定時將樣品在3 000 r/min下離心10 min，取0.5 mL上清液于50 mL容量瓶中，加入5 mL 1 mol/L NaAc和5 mL的1 g/L鄰菲羅啉顯色，定容后于510 nm下用分光光度法測定吸光值，依據(jù)標準曲線確定Fe(Ⅱ)質量分數(shù)。

pH測定采用玻璃電極電位法。

脫氫酶活性(DHA)測定采用TTC分光光度法[17]。將樣品充分渦旋混勻，取1 mL樣品置于含有2 mL Tris-HCl緩沖液(pH=8.4)、0.5 mL 3.6 mg/mL Na2SO3溶液和0.5 mL 1%TTC溶液的離心管中，于37 ℃恒溫水浴反應15 min，加入0.4 mL甲醛終止反應，加4 mL無水乙醇作萃取劑，37 ℃恒溫避光，以200 r/min振蕩10 min。離心(3 500 r/min，5 min)取上清液，于480 nm下測定TTC接受H+后被還原為三苯基甲臜(TF)的吸光度。為消除生物炭的吸附作用對顯色結果的影響，通過計算生物炭對TF的吸附率，進行脫氫酶活性測定值的校正。按照標準溶液的制備方法配置一定量TF溶液，分別稱取0.001 75、0.003 5、0.007 0、0.014 0、0.028 0 g生物炭于離心管中，加入8 mL TF溶液，以不添加生物炭作為對照，震蕩吸附30 min，取濾液于480 nm處測定吸光度。分別計算不同用添加量生物炭對TF的吸附率，以樣品的測定值除以對應生物炭的吸附率進行校正。

1.4 數(shù)據(jù)處理

利用Logistic生長曲線方程對鐵還原過程中Fe(Ⅱ)質量分數(shù)隨時間的變化進行擬合。Logistic方程表達式為：Ct=a/(1+be-ct)，其中，Ct表示培養(yǎng)時間為t時體系中Fe(Ⅱ)質量分數(shù)，a為體系中Fe(Ⅲ)還原的最大潛勢，b為模型參數(shù)，c為反應速率常數(shù)。最大反應速率(Vmax)，在數(shù)值上等于0.25ac；最大還原速率對應的時間(TVmax)以lnb/c計算。試驗數(shù)據(jù)經(jīng)Excel 2007整理后用Origin 8.0作圖，并用CurveExpert 1.3對試驗所得結果進行擬合；用SPSS 16.0進行方差分析，采用最小顯著差數(shù)法(LSD)檢驗試驗數(shù)據(jù)的差異顯著性；采用CANOCO 4.5進行典范對應分析(CCA)[18]。

2 結果與分析

2.1 不同生物炭添加量對水稻土中游離碳酸鹽、碳酸氫鹽質量摩爾濃度的影響

在3種水稻土中添加不同量的生物炭后，培養(yǎng)過程中土壤泥漿中游離態(tài)碳酸鹽、碳酸氫鹽質量摩爾濃度變化如圖1所示。

由于NX和TJ水稻土在培養(yǎng)后的pH在8.3(酚酞指示劑變色點)以下或附近，所以滴定過程中僅有碳酸氫鹽被測出。在寧夏灌區(qū)的次生鹽漬化土壤中碳酸氫鹽的質量摩爾濃度隨著淹水時間的增加呈現(xiàn)出不斷增大的變化趨勢，即碳酸鹽的游離度不斷增大，在培養(yǎng)25 d后增速變緩；TJ水稻土與JL水稻土中碳酸氫鹽的變化表現(xiàn)出相似的趨勢，培養(yǎng)前期碳酸氫鹽質量摩爾濃度不斷增大，在培養(yǎng)第11 天后基本趨于穩(wěn)定，增幅約13.48～14.37μmol/g。碳酸鹽的溶出量較CK分別增長0.894～3.592、0.725～2.278 μmol/g。整體表明淹水過程增加土壤中碳酸鹽的游離度，加速土壤中碳酸鹽的溶出。水稻土初始pH越高，碳酸鹽溶出量越大；添加生物炭量越高，碳酸氫鹽質量濃度越大。

圖1 添加不同量生物炭的厭氧水稻土泥漿中碳酸鹽、碳酸氫鹽的變化Fig.1 Changes of carbonate and bicarbonate mass fractions with different amount of biochar addition in anaerobic paddy soil slurry

2.2 不同生物炭添加量對水稻土中pH的影響

水稻土在厭氧培養(yǎng)過程中pH變化如圖2所示，3種不同水稻土均表現(xiàn)為隨著培養(yǎng)時間的延長泥漿體系pH逐漸降低，pH的降低在培養(yǎng)初期(前10 d)十分明顯，表明鐵還原過程對降低鹽漬化土壤的pH具有明顯的作用。JL水稻土未添加生物炭處理的初始pH為10.27，添加8%生物炭的處理pH為10.34，即生物炭對蘇打堿土的初始pH影響不顯著。TJ水稻土未添加生物炭的處理的初始pH為8.28，而添加8%生物炭的處理pH為8.50；NX水稻土未添加生物炭的處理起始pH為7.57，而添加8%生物炭的處理初始pH為7.71，體現(xiàn)出生物炭中的礦質元素水解所呈現(xiàn)出的堿性特征。在培養(yǎng)過程中，JL水稻土添加8%生物炭處理的pH從10.34降到9.87，對于強堿性的蘇打堿土來說，泥漿pH的降低幅度盡管有限，但也反映出微生物過程對土壤酸堿性具有影響，這對降低鹽堿土的危害具有重要意義。NX水稻土添加8%生物炭處理的pH從7.71下降到7.12，寧夏水稻土屬于黃土母質上發(fā)育的石灰性土壤，土壤中pH較高是由土壤中碳酸鈣的溶解平衡引起，添加的生物炭為由枝條制備，其灰份中可能含有較高的鈣，所以在鈣相對較高的寧夏水稻土中生物炭對pH的影響更為明顯。TJ水稻土添加8%生物炭處理的pH從8.50下降到7.46，該水稻土是在沉積物的基礎上發(fā)育而來，一定量的鹽分能夠促進微生物活動，因而pH的變化最為顯著。在培養(yǎng)過程中，添加生物炭處理的pH基本高于CK處理，添加量越大，pH越高，但添加不同用量生物炭處理之間無明顯的差異。

圖2 添加不同量生物炭的厭氧水稻土泥漿中pH的變化Fig.2 Changes of pH with different amount of biochar addition in anaerobic paddy soil slurry

2.3 不同生物炭添加量對水稻土中微生物鐵還原過程的影響

添加不同量的生物炭后，水稻土厭氧培養(yǎng)體系中微生物Fe(Ⅲ)還原能力變化如圖3所示?？傮w來看，隨著培養(yǎng)時間的進行，F(xiàn)e(Ⅱ)質量分數(shù)均呈現(xiàn)出先迅速增加之后穩(wěn)定的趨勢，且隨著生物炭添加量的增加，土壤中氧化鐵的還原能力增強。JL、NX和TJ水稻土的初始Fe(Ⅱ)質量分數(shù)分別為0.19、1.15和0.95 mg/g，而添加8%生物炭處理分別為0.83、1.50和1.99 mg/g。添加生物炭處理中的鐵質量分數(shù)的初始值明顯高于未添加生物炭的處理，表明添加的生物炭中可能會帶入部分的Fe(Ⅱ)。JL水稻土不同處理在培養(yǎng)過程中Fe(Ⅱ)質量分數(shù)增加0.39～1.03 mg/g，且在培養(yǎng)前10 d迅速增加，達到約1.22 mg/g時保持穩(wěn)定；NX水稻土不同處理在培養(yǎng)過程中Fe(Ⅱ)質量分數(shù)增加4.39～4.77 mg/g，在培養(yǎng)前10 d迅速增加，10～20 d增速變緩，達到5.9 mg/g左右時保持穩(wěn)定；TJ水稻土不同處理在培養(yǎng)過程中Fe(Ⅱ)質量分數(shù)增加5.30～5.96 mg/g，且在培養(yǎng)前10 d迅速增加，達到7.15 mg/g左右時保持穩(wěn)定。

采用Logistic模型對不同處理的Fe(Ⅲ)還原過程進行擬合(表1)，各處理的相關系數(shù)達0.887～0.993，說明Logistic方程能很好的描述3種水稻土在添加不同量生物炭后微生物還原Fe(Ⅲ)的特征。由表1可知，JL水稻土中，添加4%和8%生物炭的處理，其鐵還原潛勢(a)較CK增長0.017～0.034 μg/mL，增幅約1.3%～2.6%，處理間差異不顯著；添加4%和8%生物炭的處理Vmax較其他處理顯著增加； TVmax隨著生物炭添加量的增加而減少，添加生物炭的處理與CK存在顯著差異。生物炭對NX水稻土Fe(Ⅲ)還原過程的影響與JL水稻土相似，添加4%和8%的生物炭對a和Vmax的影響最為顯著，TVmax也表現(xiàn)為隨著生物炭添加量的增加而縮短。NX水稻土鐵還原潛勢(a)較CK增長0.088～0.436 μg/mL，增幅約2.2%～7.6%，與JL水稻土相比，添加生物炭在NX水稻土中的作用則更為明顯。TJ水稻土中，a較CK增長0.023～0.437 μg/mL，增幅約0.3%～6.5%，表現(xiàn)為隨著生物炭添加量的增加而增加，其中添加8%生物炭的處理與CK和添加0.5%的處理差異顯著，各處理的Vmax無顯著差異； TVmax與前2種水稻土表現(xiàn)相似，即隨著生物炭添加量的增加而縮短。

圖3 添加不同量生物炭的厭氧水稻土泥漿中Fe(Ⅱ)質量分數(shù)的變化Fig.3 Changes of Fe(Ⅱ) mass fraction with different amount of biochar addition in anaerobic paddy soil slurry

土壤Soil處理TreatmentLogistic方程參數(shù)Logisticmodelparametersa/(μg/mL)bc/d-1rVmax/[μg/(L·d)]TVmax/dJLCK1.308±0.088a3.136±0.4220.382±0.1050.9840.125±0.033c3.061±0.455a0.5%1.258±0.035b2.345±0.0350.618±0.1880.9830.193±0.053c1.382±0.182b1%1.303±0.021a1.759±0.1960.535±0.0880.9880.174±0.028c1.043±0.053bc2%1.304±0.011a1.365±0.3020.568±0.1840.9190.185±0.059c0.509±0.458cd4%1.325±0.032a2.146±0.5441.479±0.8260.8870.486±0.266b0.573±0.195cd8%1.342±0.022a2.401±0.3212.249±0.2380.8990.754±0.070a0.387±0.042dNXCK5.728±0.095b2.642±0.3230.226±0.0160.9900.324±0.025b4.263±0.309a0.5%5.857±0.056b2.353±0.0560.229±0.0140.9890.335±0.018b3.745±0.110b1%5.816±0.041b2.549±0.2150.277±0.0230.9880.402±0.031b3.381±0.365b2%5.854±0.105b2.175±0.0760.285±0.0340.9870.417±0.043b2.739±0.237c4%6.093±0.109a2.250±0.0890.350±0.0360.9890.533±0.052a2.325±0.133cd8%6.164±0.166a2.178±0.3470.375±0.0700.9850.579±0.108a2.040±0.108dTJCK6.704±0.208b6.524±0.4640.521±0.0930.9930.870±0.131a3.669±0.630a0.5%6.727±0.276b6.967±0.2760.604±0.0730.9911.012±0.084a3.235±0.295ab1%6.855±0.228ab5.575±1.4860.558±0.1060.9890.953±0.162a3.069±0.337ab2%6.859±0.045ab4.566±0.9520.550±0.0880.9910.943±0.149a2.730±0.104bc4%6.904±0.138ab3.568±0.3490.534±0.0510.9930.922±0.080a2.380±0.109c8%7.141±0.052a2.960±0.3690.465±0.0470.9930.830±0.081a2.324±0.150c

注：不同小寫字母表示多重比較差異顯著(P<0.05)。

Note:Different lowercase letter means significant differences(P<0.05).

2.4 生物炭添加量對水稻土中脫氫酶活性的影響

3種水稻土中添加不同量生物炭處理的脫氫酶活性變化如圖4所示。由圖4看出，添加生物炭處理的脫氫酶活性較CK有明顯升高，JL、NX和TJ水稻土中不同生物炭處理在培養(yǎng)過程中脫氫酶活性分別增加6.53～15.45、1.76～4.25及8.81～21.13 μg/(mL·g·min)，各處理間差異顯著。JL水稻土中不同生物炭添加量對脫氫酶活性的影響表現(xiàn)為：2%>4%>8%>1%>0.5%>CK，NX水稻土中表現(xiàn)為：4%>8%>2%>1%>0.5%>CK，TJ水稻土中隨著生物炭添加量的增大脫氫酶活性不斷升高，表明生物炭添加量對不同水稻土脫氫酶活性影響的差異與土壤性質有關。3種水稻土中脫氫酶活性在培養(yǎng)初期均迅速升高，JL、NX水稻土分別在培養(yǎng)第25天和第15天時脫氫酶活性趨于穩(wěn)定，TJ水稻土在培養(yǎng)后期脫氫酶活性增長變緩。

圖4 添加不同量生物炭的厭氧水稻土泥漿中脫氫酶活性的變化
Fig.4 Changes of dehydrogenase activity with different amount of biochar addition in anaerobic paddy soil slurry

培養(yǎng)過程中生物炭對微生物活性的促進作用是引起鹽堿土pH降低、碳酸鹽減少的重要因素之一。由圖4可以看出，添加生物炭后培養(yǎng)體系脫氫酶活性較CK有明顯升高，脫氫酶活性升高能夠促進有機質進行脫氫反應[19]。脫氫反應導致體系中H+質量分數(shù)增加，pH自然會出現(xiàn)降低的趨勢，而脫氫酶活性迅速增長的時間段與碳酸氫鹽快速降低的時間段基本重合，說明游離態(tài)碳酸鹽能夠與H+結合形成碳酸氫鹽，從而降低碳酸鹽質量摩爾濃度。對比圖1和圖4可以發(fā)現(xiàn)，脫氫酶活性指標中各處理的差異較碳酸鹽質量摩爾濃度中的顯著，這是由于在淹水培養(yǎng)過程中，由脫氫酶作用產(chǎn)生的H+在氫化酶的作用下產(chǎn)生了H2。

2.5 不同生物炭添加量處理與土壤環(huán)境因子的典范對應分析

圖5 3種水稻土中不同生物炭添加量處理與土壤環(huán)境因子的典范對應分析(解釋量為97.9%)
Fig.5 CCA of three soil samples with different amount of biochar addition and soil environmental factors (The first two axes explained 97.9% of the variance)

3 討論與結論

向供試的3種堿性水稻土中加入不同量生物炭后，體系中的Fe(Ⅱ)質量分數(shù)大約在0～10 d不斷上升，隨后逐漸趨于平衡，且隨著生物炭添加量的增加，體系中的Fe(Ⅱ)質量分數(shù)逐漸增加。這是由于在滿足微生物生存環(huán)境條件下，微生物很快適應厭氧環(huán)境，迅速開始Fe(Ⅲ)還原反應，而生物炭孔隙較多，比表面積大，這些都能夠為水稻土中微生物提供更多更好的生存環(huán)境；此外，生物炭能夠吸附聚集更多的營養(yǎng)物質，這有利于微生物異化Fe(Ⅲ)還原過程的發(fā)生，因而生物炭可促進微生物Fe(Ⅲ)還原過程。在培養(yǎng)后期Fe(Ⅱ)質量分數(shù)趨于平衡，這是由于體系中微生物可利用的鐵氧化物被充分消耗還原，微生物Fe(Ⅲ)還原作用也逐漸減弱趨于平衡。添加生物炭后的初始Fe(Ⅱ)質量分數(shù)較CK有一定的增加，原因一方面在于生物炭自身帶入的鹽分中可能有部分的鐵氧化物，另一方面微生物可以利用其中的其他物質增強其代謝活動。

表2 水稻土體系中碳酸鹽質量摩爾濃度、碳酸氫鹽質量摩爾濃度與pH的person相關性分析Table 2 Person’s correlation efficient between , molality and pH in paddy soil

注：**表示P<0.01。

Note:** Significant atP<0.01 level.

黎立群等[21]研究表明，“旱改水”過程對鹽堿土鹽分的降低主要由于靜水壓力的作用，土壤中的鹽分隨重力水下滲，并向旁側移動，通過排水溝將鹽分排出灌區(qū)。而在本試驗模擬水稻土漬水層中，微生物發(fā)酵有機物的產(chǎn)氫產(chǎn)酸過程成為降低鹽堿土pH、鹽分質量分數(shù)的重要因素。通過試驗結果可以看出，向供試土壤中添加生物炭后，土壤浸出液中游離態(tài)碳酸鹽質量摩爾濃度下降，游離態(tài)碳酸氫鹽質量摩爾濃度上升，且隨著生物炭用量的增大，游離態(tài)碳酸鹽、碳酸氫鹽質量摩爾濃度越高。游離態(tài)碳酸鹽在培養(yǎng)過程中降低，一方面由于生物炭對微生物活性的促進作用；另一方面與淹水過程中碳酸鹽的水解有關，碳酸鹽水解平衡方程式如下：

(1)

(2)

Reference：

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(責任編輯：史亞歌 Responsible editor:SHI Yage)

Review on Contribution and Mechanism of Biochar Bate Soil Salinization

TANG Junyao, ZHAO Yongjie, QU Dong and SUN Lin

(College of Natural Resources and Environment, Northwest A&F University, Yangling Shaanxi 712100, China)

This study chose three types of saline-alkali paddy soils as tested materials(JL, NX, TJ).With the method of soil slurry anaerobic incubation, the changing trends of carbonate ion content, pH, dehydrogenase activity (DHA) and Fe(Ⅱ) mass fraction were analyzed under the addition of biochar with different amounts, in order to verify the contributions of biochar to mitigate the soil salinization process and explore the mechanisms.The results showed that biochar accelerated the dissolving of carbonate.With the addition of biochar, the carbonate leaching in the three paddy soils increased by 0.405-1.590,0.894-3.592,0.725-2.278 μmol/g compared with CK, respectively.The carbonate leaching was accelerated with the increasing amount of the biochar addition.Biochar enhanced soil DHA significantly.DHA of JL, NX, TJ paddy soils increased by 6.53-15.45,1.76-4.25,8.81-21.13 μg/(mL·g·min) compared with CK, respectively.pH of soils decreased obviously during the incubation, but it showed no significant differences among treatments because of the strong soil buffer ability.Biochar also accelerated the process of microbial iron reduction.Maximum iron reduction potential of the JL, NX,TJ paddy soils increased by 0.017-0.034,0.088-0.436,0.023-0.437 μg/mL compared with CK respectively, and the Fe(Ⅱ) mass fractions were positive correlated with the amount of biochar addition.CCA showed a significant difference between initial pH and the change of bicarbonate, means that the effect of biochar on carbonate dissolution was different due to the variations of soil properties.Each treatment in JL and NX paddy soil showed a significant difference; while in TJ paddy soil, biochar accelerated the iron reduction process, but the effect of the amount of biochar addition is indistinctive.Speculated mechanisms are that biochar accelerated the transformation of carbonate to bicarbonate by promoting the process of dehydrogenation-hydrogen production in soils, and that biochar intensified carbonate fixation by enhancing the process of microbial iron reduction.

Biochar; Paddy soil; Microbial iron reduction; Saline soil improvement; Carbonate

TANG Junyao, female, master student.Research area:soil environmental chemistry.E-mail:tangjunyao92@nwafu.edu.cn

QU Dong, male,professor.Research area:soil environmental chemistry.E-mail:dongqu@nwafu.edu.cn

日期：2016-12-29

網(wǎng)絡出版地址：http://www.cnki.net/kcms/detail/61.1220.S.20161229.1008.038.html

2016-03-14

2016-04-20

國家自然科學基金(41171204, 41571239)；國家級大學生科創(chuàng)項目(201410712113)。

唐珺瑤，女，碩士研究生，從事土壤環(huán)境化學研究。E-mail：tangjunyao92@nwafu.edu.cn

曲 東，男，教授，主要從事土壤環(huán)境化學研究。E-mail：dongqu@nwafu.edu.cn

S156.4

A

1004-1389(2017)02-0294-10

Received 2016-03-14 Returned 2016-04-20

Foundation item The National Natural Science Foundation of China(No.41171204,No.41571239); National College Students Technology Innovation Project (No.201410712113).