生物炭基鉬肥對土壤無機氮形態(tài)轉化的影響

黃永東，杜應瓊*，陳永堅，管頤雯，鄧騰灝博，李蕾，吳志超，柳勇

1. 廣東省農業(yè)科學院農產品公共監(jiān)測中心//農業(yè)部農產品質量安全檢測與評價重點實驗室，廣東 廣州 510640；2. 廣東省生態(tài)環(huán)境技術研究所//廣東省農業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東 廣州 510650

氮是植物生長不可或缺的營養(yǎng)元素，直接影響植物的生長發(fā)育和形態(tài)建成。銨態(tài)氮和硝態(tài)氮作為植物從土壤中吸收的無機氮的主要形態(tài)，對植物的形態(tài)學特征以及生理代謝過程具有顯著的影響。不同植物對銨態(tài)氮和硝態(tài)氮需求有較大差異（邢瑤等，2015）。生物炭是近年來農林等領域研究的熱點，研究表明生物炭通過影響土壤理化性質直接或間接地影響土壤氮的硝化作用（何飛飛等，2014；Cayuela et al.，2013）、銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的固持（Mandal et al.，2016；Clough et al.，2013；Haider et al.，2016），從而影響土壤中氮的形態(tài)。然而，目前有關不同生物炭對土壤中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的綜合影響還末見報道。探明施入不同生物炭對土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的變化，對指導生產實踐中根據作物對銨態(tài)氮和硝態(tài)氮需求有針對性地施肥，對有效提高作物產量和降低作物（特別是葉類蔬菜）體內的硝酸鹽含量有重要意義。

另外，鉬作為硝酸還原本酶的重要組成成分，對作物特別是旱地作物的氮代謝具有重要影響。同時考慮廣東作為中國兩大缺鉬區(qū)之一，其大面積的強酸性土壤會使直接施入土壤中的鉬失活而難以被作物吸收（劉錚等，1990；廣東省土壤普查辦公室，1993），而生物炭具有提高土壤鉬的活性（Johansson et al.，2016）和緩釋作用（Yao et al.，2011；Takaya et al.，2016），因此本研究將鉬與生物炭結合制備成生物炭基鉬肥，一方面研究其對土壤氮形態(tài)的影響，為生物炭基鉬肥與不同氮肥的合理施用提供依據，另一方面為后期研究生物炭基鉬肥對土壤有效鉬含量、作物鉬吸收及對植物體內氮代謝的影響提供基礎資料。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

（1）生物炭基鉬肥：根據廣東省主要作物種類與性質篩選出8種代表性的廢棄物，制備成谷殼炭基鉬肥（RHB）、甘蔗渣炭基鉬肥（BB）、花生殼炭基鉬肥（PSB）、水稻秸稈炭基鉬肥（RSB）、玉米秸稈炭基鉬肥（CSB）、花生秸稈炭基鉬肥（PB）、水葫蘆炭基鉬肥（WHB）、絲瓜藤炭基鉬肥（LB）。原料谷殼采自茂名化州市，甘蔗渣和花生殼采自茂名市電白區(qū)，水稻秸稈采自廣東省農業(yè)科學院大豐試驗基地，玉米秸稈、絲瓜藤和花生秸稈采自廣東省農業(yè)科學院鐘落潭試驗基地，水葫蘆采自韶關市丹霞山錦江水庫。生物質破碎后置于真空箱式氣氛爐內，抽真空后充入氮氣作為保護氣體，以 10 ℃·min-1的升溫速度升至 600 ℃后恒溫炭化2 h，冷卻后取出，粉碎過篩（0.85 mm孔徑）得到生物炭。8種生物炭的基本理化性質見表 1。鉬酸銨與生物炭按質量比 1∶200000振蕩吸附平衡48 h，自然晾干后得到生物炭基鉬肥（杜應瓊等，2015）。

（2）供試土壤：采自廣東省清遠市佛岡縣石角鎮(zhèn)（23°52'N，113°29'E）的典型赤紅壤，土樣晾干后過10 mm孔篩，充分混勻后備用，其基本理化性質見表2。

1.2 試驗設計

采用模擬常溫條件培養(yǎng)土壤。共 10個處理，分別為對照（CK）、鉬基施（MO）、水葫蘆炭基鉬肥（WHB）、水稻秸稈炭基鉬肥（RSB）、谷殼炭基鉬肥（RHB）、玉米秸稈炭基鉬肥（CSB）、甘蔗渣炭基鉬肥（BB）、絲瓜藤炭基鉬肥（LB）、花生殼炭基鉬肥（PSB）、花生秸稈炭基鉬肥（PB），各處理3個重復。生物炭的施用量為60.0 g?kg-1（即1 kg土壤施加60.0 g生物炭，下同），鉬基施和8種生物炭基鉬肥處理中的鉬施用量（以鉬酸銨計）均為0.3 mg?kg-1。稱取250 g土壤置于1 L塑料桶中，加入一定量NH4Cl溶液或 NaNO3溶液，使外加或N質量分數達到450 mg?kg-1。加蒸餾水使土壤含水量達到70%最大持水量，混合均勻后于(25±1) ℃下培養(yǎng)，期間每隔2～3 d用稱重法補充水分以維持70%最大持水量。分別在第0、1、2、4、8、18、30、42、54、66、78、93、108 天取新鮮土樣（0天為拌土后立即取樣），測試土壤中N、N的含量和pH。添加銨態(tài)氮實驗用于分析土壤pH、銨態(tài)氮的動態(tài)變化以及硝化作用，添加硝態(tài)氮實驗用于分析土壤pH和硝態(tài)氮的動態(tài)變化。

1.3 測定方法

土壤有機質采用硫酸-重鉻酸鉀氧化-硫酸亞鐵滴定法測定（任意等，2006）；陽離子交換量（CEC）采用乙酸鈣交換-氫氧化鈉滴定法測定（張萬儒等，1999）；全氮含量采用凱氏蒸餾-定氮儀法測定（辛景樹等，2012）；最大持水量采用環(huán)刀法測定（王艷麗，2016）；pH采用水土比2.5∶1浸提-酸度計法測定（王敏等，2007）；有效磷含量采用氟化銨-鹽酸浸提-鉬銻抗比色法測定（辛景樹等，2014）；速效鉀含量采用乙酸銨浸提-電感耦合等離子發(fā)射光譜法測定（蕉如珍等，2015）；土壤NH4+-N和NO3—N含量采用0.01 mol?L-1氯化鈣浸提-流動注射分析儀測定（朱強等，2012）。

生物炭：C和 N采用元素分析儀（德國ELEMENTAR元素分析儀vario micro）測定；灰分于高溫電爐(800±20) ℃條件下灼燒2 h后稱重（鄧先倫等，1999）；鈣、鎂、鈉含量采用全消解-電感耦合等離子體質譜法測定（江蘇省環(huán)境監(jiān)測中心，2016）；pH、速效鉀和有效磷等測定方法參照土壤的測定。

表1 生物炭的基本理化性質Table 1 Basic physical and chemical properties of biochars

表2 供試土壤基本理化性質Table 2 Basic physical and chemical properties of soil

1.4 數據處理方法

試驗數據采用 Excel計算和作圖，采用 SPSS統(tǒng)計軟件進行多重比較、相關性分析和非線性回歸。銨態(tài)氮和硝態(tài)氮固持量的計算：原始土壤和生物炭基鉬肥中的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量相對于外源添加的氮含量（450 mg?kg-1）可以忽略，因此，固持量由所測土壤可提取態(tài)氮含量除以外源添加的氮含量計算所得。銨態(tài)氮的硝化率由培養(yǎng)結束時硝態(tài)氮的含量除以培養(yǎng)一天時的銨態(tài)氮含量得出。多重比較采用Duncan法，顯著性水平為0.05。相關性分析采用Pearson相關系數，雙側檢驗顯著性，顯著性水平0.05為顯著相關，0.01為極顯著相關。硝化作用的非線性回歸參照董江水（2007）的方法，Logistic方程表達式為N=Np/(1+Ce-rt)，先估算參數Np（取距離最大觀測值不遠的漸近值），根據實測值計算參數C和r，將Np、C、r和方程表達式填入SPSS統(tǒng)計軟件 Nonlinear Regression，擬合得出Logistic曲線指數模型，并計算最大累積速率、達到最大累積的時間、延滯期和最大硝化潛勢。

2 結果與分析

2.1 添加銨態(tài)氮和生物炭基鉬肥對土壤pH的影響

生物炭基鉬肥顯著提高了土壤 pH。不同生物炭基鉬肥對土壤pH的提高幅度和變化趨勢存在較大差異。如圖1所示，在整個培養(yǎng)期內，CK和MO處理之間土壤pH幾乎沒有差異，表明單施鉬肥對土壤pH值沒有影響，由于銨態(tài)氮水解可使pH下降，CK和MO處理pH由原土壤的4.47降到4.10。而施生物炭基鉬肥后，土壤pH值均顯著提高。BB、RHB和PSB處理土壤pH在一天內迅速提高，分別比CK提高了0.37、0.57和1.20，之后分別在4.50、4.60、5.45附近輕微波動。相對于CK，RSB、PB、CSB和WHB、LB處理土壤pH均在一天內大幅度提高，分別比CK提高了2.77、3.28、3.85、3.54和3.78。30天后RSB、CSB和PB處理土壤pH開始加速下降，至第93天時趨于平穩(wěn)，此時各處理土壤pH和第30天時比較，分別下降了1.41、2.06和1.38。WHB處理土壤pH從第54天才開始下降，至培養(yǎng)結束時僅下降0.70。LB處理在整個培養(yǎng)周期內土壤pH在7.9左右小幅波動。

不同生物炭基鉬肥剛加入土壤時，土壤pH值存在顯著差異，可能是由于各生物炭鹽基離子含量不同造成的，一般而言，鹽基離子含量越高，土壤pH值越大，反之則越低（趙靜等，2009）。RHB、BB和PSB生物炭鹽基離子（K、Na、Ca、Mg）含量低于其他生物炭，所以其加入土壤后土壤pH的提高幅度較低。

2.2 添加銨態(tài)氮和生物炭基鉬肥對土壤銨態(tài)氮的影響

外源添加的銨態(tài)氮，因在土壤中發(fā)生固持、硝化等反應而發(fā)生含量變化。如圖2所示，施入土壤中的可提取銨態(tài)氮含量在一天內迅速降低，其余部分被土壤吸附固持。以培養(yǎng)一天計算固持量，CK和MO處理固持的銨態(tài)氮分別為31.0%、30.6%，二者間無顯著差異；生物炭基鉬肥處理銨態(tài)氮固持量為34.1%～42.7%，比CK增加了10%～38%，說明生物炭基鉬肥極大地提高了土壤固持銨態(tài)氮量。此后，CK、MO、RHB、BB和PSB處理土壤銨態(tài)氮含量維持在此附近上下波動；RSB處理土壤銨態(tài)氮含量在第2～30天內波動微弱，30～108 d緩慢降低至132 mg?kg-1，可能是由于土壤pH降低導致硝化作用減弱（侯雪燕，2014）；CSB、WHB和PB處理土壤銨態(tài)氮含量在18 d后迅速降低，在93 d時已幾乎全部轉化；LB處理土壤銨態(tài)氮轉化幾乎一開始就啟動，在54 d時已幾乎全部轉化。由此表明，不同生物炭基鉬肥對土壤中銨態(tài)氮轉化的影響差異巨大。

圖1 添加銨態(tài)氮和生物炭基鉬肥土壤pH的動態(tài)變化Fig. 1 Dynamic changes of soil pH after applying -N andbiochar-based molybdenum

圖2 添加銨態(tài)氮和生物炭基鉬肥土壤銨態(tài)氮的動態(tài)變化Fig. 2 Dynamic changes of soil-N after applying -N andbiochar-based molybdenum

2.3 生物炭基鉬肥對土壤硝化作用的影響

施入土壤中的生物炭基鉬肥通過影響土壤的pH值而影響土壤中銨態(tài)氮的硝化速率。如圖 3所示，在整個土壤培養(yǎng)過程中，CK、MO、RHB、BB、PSB處理土壤硝態(tài)氮的含量維持在很低的范圍內，硝化作用不顯著。其他處理土壤硝態(tài)氮的含量呈升高趨勢，其中LB處理土壤硝態(tài)氮的含量在第9天開始升高，在30 d達到200 mg?kg-1后開始出現(xiàn)小幅下降，到58 d后又開始出現(xiàn)上升趨勢，培養(yǎng)結束時土壤硝態(tài)氮的含量顯著高于其他處理。RSB、WHB、PB、CSB處理土壤硝態(tài)氮的含量均在35 d后出現(xiàn)升高趨勢，硝化速率存在差異，但在培養(yǎng)結束時硝態(tài)氮含量差異不顯著。結合土壤銨態(tài)氮含量分析，RSB硝化率近50%，LB、WHB、PB、CSB硝化率近 100%。相關性分析表明，培養(yǎng)結束時土壤硝態(tài)氮含量與pH呈極顯著正相關。

氨氧化細菌的數量是硝化作用的限速因素，生物炭基鉬肥可能通過影響土壤pH進而影響氨氧化細菌的生長（Song et al.，2014）。如表3所示，LB、CSB、PB、WHB、RSB 5種處理土壤硝態(tài)氮的含量變化符合 Logistic曲線（P＜0.05），相關系數 RS2在0.958～0.996之間。根據Logistic指數模型，硝化作用最大累積速率從大到小依次為 LB、WHB、CSB、PB、RSB。LB處理在第17天（延滯期）開始出現(xiàn)硝化作用，19 d（達到最大累積的時間）最大累積量為200.7 mg?kg-1（最大硝化潛勢）；WHB處理在第40天開始出現(xiàn)硝化作用，52 d達最大累積量166.7 mg?kg-1；CSB處理在第28天開始出現(xiàn)硝化作用，51 d達最大累積量168.8 mg?kg-1；PB處理在第47天開始出現(xiàn)硝化作用，76 d達最大累積量193.8 mg?kg-1；RSB處理在第43天開始出現(xiàn)硝化作用，70 d達最大累積量138.7 mg?kg-1。

圖3 添加銨態(tài)氮和生物炭基鉬肥土壤硝態(tài)氮的動態(tài)變化Fig. 3 Dynamic changes of soi-N after applying-N andbiochar-based molybdenum

圖4 添加硝態(tài)氮和生物炭基鉬肥土壤pH的動態(tài)變化Fig. 4 Dynamic changes of soil pH after applying N and biochar-based molybdenum

2.4 添加硝態(tài)氮和生物炭基鉬肥對土壤pH的影響

在添加硝態(tài)氮的實驗中，CK和MO處理土壤pH在整個培養(yǎng)期內基本在接近初始土壤pH（圖4）的 4.40～4.55之間波動。而生物炭基鉬肥處理土壤pH則快速升高，培養(yǎng)1 d后PSB、BB和RHB的硝態(tài)氮處理土壤pH顯著高于銨態(tài)氮處理，而WHB、RSB、CSB、LB和PB處理在兩者間差異不顯著，由此表明，將土壤pH提高到中性或堿性的生物炭基鉬肥處理，銨態(tài)氮短期內對pH幾乎沒有影響。在培養(yǎng)的中后期，各處理pH均較為穩(wěn)定，可能是由于硝態(tài)氮等鹽基離子變化微弱所致。

2.5 添加硝態(tài)氮和生物炭基鉬肥對土壤硝態(tài)氮的影響

圖5 添加硝態(tài)氮和生物炭基鉬肥土壤硝態(tài)氮含量的動態(tài)變化Fig. 5 Dynamic changes of soil -N after applying -N and biochar-based molybdenum

如圖5所示，硝態(tài)氮添加到土壤后其可提取態(tài)氮含量在2 d內迅速降低，說明土壤對硝態(tài)氮的固持效果明顯。以培養(yǎng)兩天計算固持率，CK處理中土壤對硝態(tài)氮的固持率為36.0%；而生物炭基鉬肥處理中硝態(tài)氮固持率為 40%～47%；所有生物炭基鉬肥處理中，RHB和PSB對硝態(tài)氮的固持效果最強，達47%。各處理的硝態(tài)氮含量在108 d培養(yǎng)周期內緩慢波動。當培養(yǎng)結束后，CK、RHB、RSB、PB和WHB處理硝態(tài)氮含量與培養(yǎng)2 d相比顯著降低，降幅為7%～12%，而MO、BB、CSB、LB、PSB處理硝態(tài)氮含量與培養(yǎng)2 d相比差異不顯著，不同處理產生的差異可能與土壤反硝化作用有關（Cayuela et al.，2013；Case et al.，2015）。結果表明，生物炭基鉬肥有促進土壤固持硝態(tài)氮的作用。

3 討論

3.1 生物炭對土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮固持作用的影響

生物炭基鉬肥可以顯著促進土壤對銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的固持作用。這主要是由于生物炭具有較大的比表面積和較強的吸附性（Kanthle et al.，2016；Karhu et al.，2011）。生物炭對銨態(tài)氮的吸附可能與酸性官能團（酚羥基和羧基）和磷酸銨鎂復合物的形成有關（Cui et al.，2016）；而生物炭對硝態(tài)氮的吸附則以物理吸附作用為主（Jassal et al.，2015）。此外，生物炭對土壤pH及CEC的提高也可顯著促進氮在土壤中的固持（Hollister et al.，2013）。

3.2 生物炭基鉬肥對土壤中銨態(tài)氮的轉化的影響

生物炭基鉬肥對土壤中銨態(tài)氮的轉化具有重要影響。生物炭的施加可改變土壤pH及有機質含量等理化性質，從而直接或間接地影響土壤微生物的硝化速率（Ball et al.，2010）。其中，土壤pH值是影響硝化作用的主要因素（Nicol et al.，2008）。因此，能夠顯著提高土壤pH的生物炭基鉬肥（絲瓜藤炭基鉬肥、水葫蘆炭基鉬肥、玉米秸稈炭基鉬肥、水稻秸稈炭基鉬肥、花生秸稈炭基鉬肥）處理中銨態(tài)氮向硝態(tài)氮的轉化速率明顯強于其他處理。

由此可見，生物炭基鉬肥對土壤pH值的調節(jié)作用是影響土壤無機氮固持和轉化的重要因素。一般而言，生物炭的鹽基離子含量越高，其對土壤pH的調升作用就越強（趙靜等，2009）。本實驗選取的甘蔗渣炭基鉬肥、花生殼炭基鉬肥和谷殼炭基鉬肥的鹽基離子（鉀、鈉、鈣和鎂）含量遠低于其他生物炭基鉬肥，故其對土壤pH及硝化作用的提升幅度較低。

4 結論

（1）生物炭基鉬肥可以顯著促進土壤對銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的固持作用。8種生物炭基鉬肥可使土壤對銨態(tài)氮的起始固持量增加10%～38%，硝態(tài)氮的起始固持量增加12%～30%。銨態(tài)氮和硝態(tài)氮在土壤中的固持主要于生物炭施入土壤后2 d內完成。

（2）本試驗條件下，因甘蔗渣炭基鉬肥、花生殼炭基鉬肥和谷殼炭基鉬肥鹽基離子含量低，施入土壤后土壤pH僅提高了0.5～1個單位，而銨態(tài)氮的添加使土壤pH大幅下降，導致土壤硝化作用不顯著，銨態(tài)氮在整個培養(yǎng)期內幾乎不轉化成硝態(tài)氮。其他5種生物炭基鉬肥的施用可使土壤pH提高2.8～3.8單位，此時添加的銨態(tài)氮對土壤pH幾乎沒有影響，故硝化作用顯著。其中，水稻秸稈炭基鉬肥處理硝化率近50%，絲瓜藤炭基鉬肥、水葫蘆炭基鉬肥、玉米秸稈炭基鉬肥、花生秸稈炭基鉬肥處理硝化率近 100%；培養(yǎng)結束時，土壤硝態(tài)氮含量與pH呈極顯著正相關，說明生物炭基鉬肥提高土壤pH是它影響土壤硝化速率的重要因素。硝化作用最大累積速率從大到小依次為絲瓜藤炭基鉬肥、水葫蘆炭基鉬肥、玉米秸稈炭基鉬肥、花生秸稈炭基鉬肥、水稻秸稈炭基鉬肥。

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