生物質炭對土壤理化性狀及氮素轉化影響的研究進展①

王 湛，李銀坤，徐志剛，郭文忠，馬 麗，楊子強

生物質炭對土壤理化性狀及氮素轉化影響的研究進展①

王 湛1,2，李銀坤2，徐志剛1*，郭文忠2，馬 麗3，楊子強3

(1 南京農業(yè)大學農學院，南京 210095；2 北京農業(yè)智能裝備技術研究中心，北京 100097；3 寧夏吳忠國家農業(yè)科技園區(qū)管理委員會，寧夏吳忠 751100)

生物質炭因其具有的特殊理化性質施入到農田中能夠改良土壤、提高土壤肥力及促進作物生長，已經成為農業(yè)減排和土壤微生態(tài)系統(tǒng)生物氮素地球化學循環(huán)領域的研究熱點。生物質炭作為土壤的外來物質，直接或間接地參與到土壤氮素的周轉過程中，進而對土壤中氮素的存在狀態(tài)和供應能力等產生長遠的影響。本文綜述了土壤中施入生物質炭后，氮素循環(huán)的變化及響應機制，重點分析了生物質炭施入農田引起土壤理化性質變化后由土壤微生物驅動的固氮反應、氨化反應、硝化反應及反硝化反應等生物化學反應過程的響應及相關機理。在此基礎上，對今后生物質炭的研究方向進行展望。

土壤物理性質；土壤化學性質；氮素循環(huán)；微生物

近年來，中國的糧食總量一直超過5億t，但年年豐產是在長期巨量化肥投入和高度的資源掠奪式開發(fā)大背景下實現的。據統(tǒng)計[1]，全國每年的氮素盈余量約在360 ~ 546萬t，這些氮素一部分在土壤中淋失，另一部分則揮發(fā)到大氣中。大量的化肥投入引起土壤板結、酸化、次生鹽漬化等破壞了土壤生態(tài)環(huán)境，長期使用大量化肥將引起可耕作性土壤退化、大量中低產田出現和溫室效應等一系列生態(tài)環(huán)境問題[2]。在土壤生態(tài)系統(tǒng)循環(huán)中，氮素循環(huán)一直是研究者們關注的重點，氮素轉化及有效性直接影響植物氮素營養(yǎng)和氮素在土壤-植物系統(tǒng)中的利用。土壤氮素包括無機氮(約5%)和有機氮(約95%)兩類[3]，有機氮幾乎不能被植物直接吸收利用，經氨化和硝化作用形成的礦質氮是作物吸收主要氮源[4]。據統(tǒng)計，氮素在中國主糧作物上的平均利用率為27.5%，而在旱地蔬菜作物上利用率更低，僅為10%，仍呈下降趨勢[5]。但為了維持作物高產仍大量施用氮肥，氮肥過量投入嚴重破壞土壤微生態(tài)環(huán)境和大氣生態(tài)系統(tǒng)。為追求高產而投入大量氮肥與環(huán)境保護之間的矛盾是各國研究者亟待解決的問題。

生物質炭(biochar)是由農林廢棄物在缺氧或無氧的條件下經過高溫裂解產生的一種新型土壤改良劑，因其具有豐富的孔隙結構、大的比表面積、小的比重、穩(wěn)定的理化性質和豐富的表面官能團等特性，將其輸入到土壤中勢必改變土壤理化性質，從而影響土壤氮素化學循環(huán)。研究發(fā)現，生物質炭是通過改良土壤物理結構來調節(jié)土壤中氮素的化學循環(huán)。如通過改良土壤物理特性來調節(jié)與氮素轉化有關的微生物群落結構(固氮菌、硝化菌、反硝化菌的多樣性、豐度和活性)，最終影響氮素轉化[6]。不僅如此，生物質炭還能增加土壤中NH4+-N、氨、硝酸根等各種形態(tài)氮的含量，匯集作物可用態(tài)氮[7-8]。同時，生物質炭還能減小溫室氣體的排放及NO– 3-N的淋失[9]，增加生物固氮能力，改變氮素在土壤中的遷移動態(tài)[10-11]。但是，大多數研究由于試驗條件、生物質炭制作工藝、試驗區(qū)土壤質地、生物質炭的性質等不同而得出不同的結論，且氮素轉化的關鍵過程對土壤理化性質變化的響應機制尚無定論。為此，本文綜述了近年來國內外關于生物質炭添加對農田土壤理化性質的改變及氮素轉化關鍵過程響應的研究現狀和發(fā)展趨勢，以期為生物質炭合理施用提供參考。

1 生物質炭影響土壤理化性狀

1.1 土壤物理性質的變化

生物質炭的連接性、豐富的孔隙結構、大的比表面積、顆粒機械強度和顆粒大小等性質均能影響到土壤孔隙結構，其對土壤孔隙的影響研究者主要持兩種觀點：①生物質炭能夠增加土壤孔隙度，且孔隙度改變能力與其用量呈正相關[12-13]。如Githinji等[14]通過設置生物質炭和土壤的不同配比培養(yǎng)試驗，探究生物質炭用量對土壤孔隙度的影響，發(fā)現用量分別為25.0%、50.0%、75.0% 和100.0%時，土壤孔隙度較對照分別增加10.0%、22.0%、38.0% 和56.0%。②適量施用生物質炭降低土壤孔隙度，而高量的生物質炭能增加土壤孔隙度。田丹等[15]用花生殼生物質炭為試驗對象，通過室內水平土柱培養(yǎng)發(fā)現，粉砂土中生物質炭用量為0.1 g/g時，土壤孔隙度減小，用量增大到0.15 g/g時，土壤孔隙度從48.0% 增加到49.9%。Devereux等[16]通過X-ray計算機掃描土壤孔隙時發(fā)現，當生物質炭和土壤的質量比為1.5% 時孔隙度低于對照，當比例增加到5% 時孔隙度高于對照處理。這可能是由于生物質炭用量較少時，生物質炭具有的細粒子結構阻塞了土壤原有的大孔隙，大孔隙減少、小孔隙增加所致。

一般認為，不同質地土壤的孔隙度和孔隙結構不同是導致含水量變化的重要原因。砂質土粒徑較大，保水能力較差，添加生物質炭增加土壤顆粒間的接觸程度，減少大孔隙，增加小孔隙，形成微孔結構，從而增加保水能力；黏土質地較黏重，生物質炭降低土壤含水量[17]。除了土壤質地，生物質炭對土壤水分的影響還受其制作工藝、用量及生物質炭類型的影響。Novak等[18]研究不同裂解溫度(200 ~ 700 ℃)、不同原料(花生殼、核桃殼、家禽糞便和柳枝稷)制備的生物質炭對土壤性質的影響，發(fā)現當生物質炭用量相同時，400 ℃制備的花生殼生物質炭和200 ℃、500 ℃制備的柳枝稷生物質炭可以顯著增加土壤含水量，而其他原料制備的生物質炭對土壤含水量影響不顯著，Shafie等[19]的研究同樣表明，相同的生物質炭用量下，油棕櫚空果串在300 ℃和350 ℃熱解制備的生物質炭保水能力沒有400 ℃制備的強。Devereux等[16]基于培養(yǎng)試驗，觀察生物質炭不同質量配比下(0.0%、1.5%、2.5%、5.0%)砂壤土含水量的變化，發(fā)現含水量隨生物質炭用量的增加而增加。

生物質炭因其比重遠低于土壤，施入到土壤中勢必降低土壤容重，這在不同的土壤類型中得到一致的結論。Eastman發(fā)現[13]，在粉砂土中生物質炭用量為25 g/kg時，土壤容重從1.52 g/cm3降低到1.33 g/cm3，降幅達14.3%。陳紅霞等[20]以秸稈生物質炭為材料，基于3 a定位試驗研究了生物質炭和礦質肥料配施對砂姜黑土的影響，結果表明，施用生物質炭后表層(0 ~ 7.5 cm)土壤容重降幅為4.5% ~ 6.0%。房彬等[21]將玉米和油菜秸稈生物質炭添加到石灰土中發(fā)現，土壤容重隨生物質炭用量的增加呈顯著降低趨勢，當用量為50 t/hm2和100 t/hm2時，土壤容重降低幅度分別為14.6% 和32.5%。生物質炭改變土壤容重不僅是生物質炭物理機械性能的作用，還與土壤真菌相互作用有關(生物質炭輸入增加了真菌土壤的緊實度，而菌絲和根系的發(fā)展又反過來影響到土壤容重)[22]。

生物質炭為黑色顆粒狀物質，施加到土壤中勢必加深土壤顏色，從而增強土壤的吸熱能力，提高土溫，最終影響土壤熱量傳遞、儲存及地表能量平衡[13]。目前關于生物質炭添加對土壤熱量變化和能量平衡的研究報道較少。非洲加納一磚窯周圍木炭散落，窯周圍顏色明顯比周圍的土壤深，地表的反射率降低了37.0%，使得地表平均溫度升高了4 ℃[13]。Ventura等[23]發(fā)現，經生物質炭處理的土壤0 ~ 7.5 cm土層平均溫度增加顯著，7.5 cm以下土層溫度變化不明顯。Zhang等[24]基于華中地區(qū)長期定位試驗發(fā)現，生物質炭對調節(jié)5 cm以上土層溫度有顯著的作用，與對照相比，施加生物質炭的土壤夏季高溫時土壤溫度降低0.8 ℃，冬季低溫時升高0.6 ℃，具有削峰填谷的作用，并且土壤晝夜溫度的變化也具有這一趨勢。

1.2 土壤化學性質的變化

pH降低是農業(yè)土壤肥力質量退化的一個重要指標，據統(tǒng)計[25]，由于化肥的大量使用和酸雨的沉降作用在1980—2008年間全國6大類農業(yè)土壤pH平均降幅為0.13 ~ 0.80。土壤中長期存在大量的H+將提高金屬元素的水溶性、作物有效性和遷移性。生物質炭能降低比自身pH低的土壤的酸性及比它pH高的土壤的堿性，且不受制作材料的限制[26]。Chintala等[27]將3種原料(玉米秸稈、柳枝稷、松木)制成的生物質炭分別施入酸性和堿性兩種土壤中發(fā)現，酸性土壤中施入生物質炭土壤pH呈增大趨勢，且隨著施入量的增加而增大，堿性土壤pH呈降低趨勢。Novak等[18]將核桃殼生物質炭(pH為7.3)施入pH為4.8的酸性土壤中可以將其pH提升到6.3?？赡苁巧镔|炭含有的K、Ca、Mg和CO2– 3等鹽基離子都能溶解在水中，且生物質炭表面含有大量的含氧官能團，進入土壤將以交換吸附的方式交換土壤中的H+和Al3+，導致土壤pH升高[28-29]。

在研究土壤調節(jié)劑中，陽離子交換量(CEC)能夠用來估計土壤保留/吸收和交換陽離子的能力，是衡量土壤肥力的一個重要指標，一直受到研究者們強烈關注。Hossain等[30]將生物質炭和肥料混合施加到澳大利亞悉尼西南地區(qū)土壤中發(fā)現土壤CEC提高了40%。陳心想等[31]通過盆栽試驗將不等量生物質炭輸入陜西塿土、新積土中發(fā)現，施用生物質炭的土壤與對照相比CEC提高了1.5% ~ 58.2%。生物質炭因具有羧基官能團，氧化過程中形成芳香族炭是提高土壤CEC的主要原因。關于生物質炭對土壤電導率影響的研究較少，作為土壤添加劑的生物質炭的電導性一般在0.4 ~ 3.2，生物質炭的添加將改變土壤電導率。

2 生物質炭影響土壤氮素轉化

2.1 生物質炭對固氮作用的影響

固氮是特定的條件下將N2還原成銨的過程[32]，生物固氮是固氮微生物特有的一種功能，由含有、、基因編碼的拜葉林克氏菌屬()、固氮菌屬()、類芽孢桿菌屬()、著色菌屬()、假單胞菌屬()等微生物類群催化完成反應，由于和基因序列較短，因此研究主要基于對序列的系統(tǒng)分析[33]。

一般認為電導率的變化將影響微生物的豐度，尤其是固氮微生物的豐度。如頓圓圓等[34]以黑土為試驗對象，發(fā)現電導率增加的同時好氧固氮菌顯著增加，硝化細菌和亞硝化細菌數量雖有增加，但是不顯著。宋延靜和龔駿[35]將生物質炭添加到濱海鹽堿土中發(fā)現，生物質炭增加了鹽堿土基因拷貝數，提高了土壤的固氮能力，增加土壤氮素含量。孟穎等[36]通過盆栽試驗發(fā)現，施用生物質炭能夠有效提高玉米苗期生物固氮能力，促進固氮菌的生長。Rondon等[37]利用同位素標記技術發(fā)現生物質炭對土壤固氮菌活性有顯著影響，當在退化的土壤中添加30 kg和60 kg生物質炭后，大豆中氮素主要來自生物固氮，大豆中氮素含量與對照相比增加了49% 和78%。Quilliam等[38]研究發(fā)現，生物質炭雖不能改變固氮菌數量，但固氮酶的活性卻顯著提高。綜上所述，施加生物質炭改變土壤電導率，從而影響固氮微生物豐度和固氮酶的活性，最終影響生物固氮作用。

2.2 生物質炭對氨化作用的影響

植物能夠從土壤中攝取的氮素主要來自土壤氨化作用[39]，氨化量反映土壤實際釋放氮素的能力[40]。關于生物質炭施用到土壤中對氨化作用的影響，研究者持不同的觀點。一些學者認為，黑色生物質炭能提高土壤溫度[23]，有利于土壤微生物活性、數量和種類的增加，促進氨化作用的發(fā)生[41]，提高了土壤中無機氮的匯集[42-43]。例如，當土壤溫度在0 ~ 35 ℃的范圍內，應用長期間歇淋洗的試驗方法探究溫度和微生物活性關系，發(fā)現，隨著溫度的升高微生物活性明顯增加[39]，土溫和氨化量兩者呈顯著的正相關[44]。而Deluca 等[45]研究發(fā)現，生物質炭對兩種土壤的氨化并無顯著的影響。有研究卻發(fā)現[46-47]，土壤中添加生物質炭能明顯減少土壤微生物生物量氮，降低有機氮氨化。目前，研究者對生物質炭引起的土溫上升與氨化作用之間的關系尚未得出一致結論，還需進一步深入分析不同溫度條件下的氨化速率變化及內在機理。

有機氮和無機氮轉化除了受溫度的影響外，土壤水分也是另一重要影響因素[48]。姜翠玲等[49]用蒸滲儀進行灌溉試驗發(fā)現，灌水或降雨后會加快有機質的分解，合成大量的氨。據Oguntunde等[12]和Glaser等[50]研究，生物質炭發(fā)達的孔隙結構能增加土壤的保水能力，如提高降雨滲入量和土壤含水量等。究其原因可能是生物質炭具有較低的比重，降低了土壤緊實度，改變了灌溉水分停留時間、水分滲濾模式和流動路徑[43]。土壤中水分含量的變化將會影響土壤中銨含量。一是因為溶解在水中的銨以地表徑流的形式流失，生物質炭的保水作用有效地減少了地表徑流量，從而減小氮素損失量。二是生物質炭中含有豐富的有機碳，對土壤有機碳、有機質和腐殖質含量有顯著提高作用[44]，從而直接提高了土壤可吸持水分含量和養(yǎng)分含量[28]。另外，Ding等[51]在浙江嘉興市觀察竹炭基生物質炭對土壤氮素持留作用的影響中卻發(fā)現，生物質炭通過陽離子交換作用對NH4+-N有強烈的吸附作用，是增加土壤中NH4+-N的重要原因。

土壤中銨鹽含量受土壤溫度、水分含量和陽離子交換作用的共同影響，適宜的溫度、水分含量及陽離子交換能力是保持土壤生產潛力的重要保證。因此，應加強添加生物質炭的土壤理化性質及微生物響應機制研究，為明晰生物質炭是否能夠提高能被植物吸收利用的NH4+-N含量提供科學的理論依據。

2.3 生物質炭對硝化作用的影響

硝化作用的第一階段(限速反應)由含氨單加氧酶基因的氨氧化細菌(ammoia-oxidizing bacteria，AOB)和氨氧化古菌(ammoia-oxidizing archaea，AOA)來驅動NH3轉化為NH+ 2-OH[52-53]。這兩種細菌在全球土壤、海洋和濕地等生態(tài)系統(tǒng)中廣泛存在，在氮素循環(huán)中起重要的作用[54]。硝化反應的第二步NH+ 2-OH的氧化作用由催化反應的基因主導完成[55]，與氨氧化微生物(幾乎僅限于單源種屬)相比亞硝化細菌分布十分廣泛，包含硝化菌門(硝化球菌、硝化桿菌、硝化螺菌和硝化刺菌)以及變形菌門的α、β、γ和δ綱類[56]，受氨氧化反應的地位和硝化作用活性等的影響，亞硝化作用一直未受到研究者的重視。

土壤微環(huán)境中，酸堿度[57-58]、含水量[59]、養(yǎng)分含量等微小的變化均會對AOB和AOA群落結構造成重大影響[53]。王曉輝等[60]將稻稈生物質炭施入到酸性土壤中，結果表明，土壤中AOB的豐度和pH均增加，進而增加了土壤的硝化潛勢。Ball等[61]的研究發(fā)現，生物質炭通過增加酸性森林土壤氨氧化細菌的豐度來提高土壤的硝化速率。因此可以推測，可能是生物質炭的添加使土壤pH變化，引起氨氧化細菌豐度的增加，最終增加了NO– 3-N含量。Taketani等[62]比較含碳量極高的亞馬遜黑土(Terra Preta)和普通土壤的基因拷貝數時發(fā)現，亞馬遜黑土(農耕條件下)的基因拷貝數顯著高于普通土壤，但當人為輸入生物質炭時卻發(fā)現對硝化過程有抑制作用。可能是生物質炭添加到土壤中能夠釋放α-松萜(一種硝化抑制劑)抑制硝化反應的進程[8]。Kookana等[63]則提出，NO– 3-N含量增加的原因可能是施用生物質炭后降低了土壤酚類化合物濃度，促進硝化細菌的增長，從而間接地促進硝化作用的發(fā)生。武玉等[64]和Steinbeiss等[59]卻認為，生物質炭加速硝化作用，抑制反硝化作用主要是通過改善土壤孔隙結構和通氣狀況，增加溶氧量來改變AOA和AOB活性實現的。對施入生物質炭的土壤中影響氮素轉化關鍵過程的因素缺乏系統(tǒng)的研究，應運用統(tǒng)計分析和試驗驗證相結合的方法進行系統(tǒng)的分析。

生物質炭不僅能影響NO– 3-N的合成，而且通過陽離子交換作用對其遷移也有影響，但與生物質炭裂解溫度有關[65]。Kameyama等[66]發(fā)現，裂解溫度對氮素的吸附能力有顯著的影響，在700 ~ 800 ℃下裂解的蔗渣木炭對NO– 3-N有吸附作用，尤以800 ℃制備的生物質炭對NO– 3-N的吸附作用明顯。Singh等[65]以稻殼、家禽糞便和樹木基生物質炭為試驗材料，發(fā)現生物質炭制作工藝對氮素的固持能力有著重要的影響，550和400 ℃制成的生物質炭對NH4+-N和NO– 3-N有較強的吸附性能。

土壤中的氮素是一個動態(tài)轉化的平衡體系，生物質炭通過改變微生物群落結構影響礦質態(tài)氮素的存在形態(tài)和比重，盡管大量的文獻證明生物質炭通過改變微生物群落結構和陽離子交換能力能夠有效地控制氮素的流向，提高氮素的利用效率，但不同的裂解溫度下制得的生物質炭對氮素遷移的影響尚不明確，關于生物質炭的制備工藝目前尚無統(tǒng)一標準，亟待彌補。

2.4 生物質炭對反硝化作用的影響

有些學者發(fā)現[67]，生物質炭施入土壤中能夠增加土壤通氣性，促進好氧微生物生長，抑制厭氧微生物繁殖[68]。而反硝化作用是在缺氧的條件下發(fā)生的，施加生物質炭增加溶氧量將抑制反硝化作用的發(fā)生，減小NOx、CH4等溫室氣體的形成和排放。近年來關于生物質炭減少NxO排放受到各國研究者的高度關注。農業(yè)生產中，農田和牧場是主要的排放源。相關研究證實[28, 45]，將生物質炭施入農田中，N2O排放量顯著降低。Singh等[65]發(fā)現，生物質炭通過降低土壤的緊實度(容重)抑制反硝化細菌的增長，當生物質炭適用量為10 t/hm2時，N2O的排放量降低了73%。生物質炭施用不僅能夠降低NOx的排放，且對減緩CH4等的排放也有很好作用[28]。在明尼蘇達州的室內試驗中也發(fā)現[69]，鋸末炭(500 ℃)添加到土壤中，N2O、CH4和CO2排放量較對照均有所降低?？梢娚镔|炭的應用對降低溫室氣體的排放有重要的價值，是溫室效應的大功率“減壓泵”。也有研究報道稱施入生物質炭，N2O的排放量反而增加[70]。此外，將不同施用量和不同種類的生物質炭施用到不同類型農業(yè)土壤中，N2O的排放量也不同。目前，關于生物質炭施用對NOx、CH4和CO2等溫室氣體排放的研究還停留在排放特征階段，對其內在的機理缺乏驗證，對反硝化細菌的功能標記基因運用分子生物學的手段開展研究，將對揭示生物質炭引起的功能微生物多樣性和功能性轉變機理有重要參考價值。

簡言之，生物質炭通過改變土壤水分狀況直接或間接地影響土壤微生物，微生物又是氮素循環(huán)的“發(fā)動機”，兩者相輔相成，相互作用。此后應加強生物質炭對農業(yè)土壤中功能微生物群落結構及某一類或某一種微生物豐度的變化引起的固氮作用、氨化作用、硝化作用、反硝化作用強度和氮素流失途徑的研究，對于合理評估氮素地球循環(huán)有著重要的意義。

3 研究展望

在面對日益凸顯的耕地土壤退化、大量中低產田和溫室效應等一系列生態(tài)環(huán)境被破壞的大背景下，適應農業(yè)經濟低碳發(fā)展的需要，拓展研究平臺，加強各國間交流合作，評估生物質炭在改善土壤和生態(tài)系統(tǒng)中扮演的地位、作用、效果和效益，以不一樣的視角看待和加強生物質炭在農業(yè)領域上的基礎研究成為國內外備受關注的問題。在農業(yè)縱深領域，將生物質炭應用于農業(yè)土壤后對土壤、作物、溫室氣體等的作用機理受到各國研究者的廣泛關注，同時加強生物質炭應用于農業(yè)土壤的潛在威脅方面的研究，為更有效地利用生物質炭提供理論指導。

3.1 明確生物質炭在生態(tài)系統(tǒng)氮素循環(huán)中扮演的角色和長期的影響

將生物質炭應用于農業(yè)土壤，將會長期地存留土壤中并參與到氮素的生物地球化學循環(huán)中。由于反應進程緩慢，施用到土壤中引起的反應要經過長期的定位試驗和系統(tǒng)的分析。但目前關于生物質炭的研究方法主要集中在土柱模擬、實驗室機理分析、盆栽試驗上，雖存在短期的(數月至1 ~ 2 a)田間定位試驗，但不能綜合評價由生物質炭所引起的氮素遷移和轉化的影響效應。因此，應在現有的研究基礎上，建立生物質炭應用于不同質地的農田中土壤微環(huán)境和土壤氮素轉化的長期試驗站，跟蹤生物質炭引起的生物地球化學循環(huán)效應，以其揭示長期施用新型的土壤改良劑和修復劑(生物質炭)的土壤對氮素循環(huán)可能產生的長遠影響。

3.2 研究生物質炭應用于不同類型農業(yè)土壤的影響效應

生物質炭對土壤氮素循環(huán)的影響具有局限性，因此，未來研究應注重在不同類型、不同區(qū)域土壤中施用不同工藝、不同材料生產和不同用量的生物質炭的適應性，確保農業(yè)生產安全和環(huán)境安全。不同類型的土壤固有的理化性質和生物群落結構存在很大的差別，不同量、不同特性的生物質炭應用于不同類型和不同區(qū)域的農業(yè)土壤因其條件的復雜性而發(fā)生不同的作用效果，加強生物質炭與土壤結合施用的耦合試驗研究是解決生物質炭對不同類型土壤影響效用研究的有效方法。

3.3 完善生物質炭應用于農業(yè)土壤對肥力改良效應的評價體系

土壤長期穩(wěn)定的肥力狀況不僅關系到我國糧食的增產，而且是農業(yè)可持續(xù)發(fā)展和增產穩(wěn)產的關鍵。雖然大量的研究表明土壤中添加生物質炭對改善土壤結構、增加地力與肥力狀況作用顯著，但目前為止生物質炭對土壤改良效應的評價體系并未形成。在綜合評價生物質炭的改良效果的評價中確立適宜的評價指標將直接影響評價結論的真實性、科學性和合理性。因此，評價指標應涉及對土壤物理、生物、化學等特性的影響。

[1] Zhu Z L, Chen D L. Nitrogen fertilizer use in China- contributions to food production, impacts on the environment and best management strategies[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2002, 63(2): 117–127

[2] 魏欣. 中國農業(yè)面源污染管控研究[D]. 西安: 西北農林科技大學, 2014

[3] 吳才武, 夏建新, 段崢嶸. 土壤有機質測定方法述評與展望[J]. 土壤, 2015, 47(3): 453–460

[4] 張星, 張晴雯, 劉杏認, 等. 施用生物炭對農田土壤氮素轉化關鍵過程的影響[J]. 中國農業(yè)氣象, 2015, 36(6): 709–716

[5] 串麗敏, 趙同科, 安志裝, 等. 土壤硝態(tài)氮淋溶及氮素利用研究進展[J]. 中國農學通報, 2010, 26(11): 200–205

[6] 宋大利. 生物炭對華北潮土土壤碳、氮及微生物特性的影響[D]. 重慶: 西南大學, 2017

[7] Spokas K A，Novak J M，Venterea R T. Biochar’s role as an alternative N-fertilizer：Ammonia capture[J]. Plant and Soil，2012, 350(1/2): 35–42

[8] Clough T J, Condron L M. Biochar and the nitrogen cycle: Introduction[J]. Journal of Environment Quality, 2010, 39(4): 1218

[9] Harter J, Krause H M, Schuettler S, et al. Linking N2O emissions from biochar-amended soil to the structure and function of the N-cycling microbial community[J]. Isme Journal, 2014, 8(3): 660–674

[10] Clough T, Condron L, Kammann C, et al. A review of biochar and soil nitrogen dynamics[J]. Agronomy, 2013, 3(2): 275–293

[11] Xu G, Lv Y, Sun J, et al. Recent advances in biochar applications in agricultural soils: Benefits and environ-mental implications[J]. Clean-Soil Air Water, 2012, 40(10): 1093–1098

[12] Oguntunde P G, Abiodun B J, Ajayi A E, et al. Effects of charcoal production on soil physical properties in Ghana[J]. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 2008, 171: 591–596

[13] Eastman C M. Soil physical characteristics of an aeric ochraqualf amended with biochar[D]. Columbus: Ohio State University, 2011: 41–45

[14] Githinji L, Dane J H, Walker R H. Physical and hydraulic properties of inorganic amendments and modeling their effects on water movement in sand-based root zones[J]. Irrigation Science, 2011, 29(1): 65–77

[15] 田丹, 屈忠義, 勾芒芒, 等. 生物炭對不同質地土壤水分擴散率的影響及機理分析[J]. 土壤通報, 2013, 44(6): 1374–1378

[16] Devereux R C, Sturrock C J, Mooney S J. The effects of biochar on soil physical properties and winter wheat growth[J]. Earth and Environmental Science Transactions of the Royal Society of Edinburgh, 2012, 103(1): 13–18

[17] Tryon E H. Effect of charcoal on certain physical, chemical, and biological properties of forest soils[J]. Ecological Monographs, 1948, 18(1): 81–115

[18] Novak J M, Busscher W J, Laird D L, et al. Impact of biochar amendment on fertility of a southeastern coastal plain soil[J]. Soil Science, 2009, 174(2): 105–112

[19] Shafie S T, Salleh M, Hang L L, et al. Effect of pyrolysis temperature on the biochar nutrient and water retention capacity[J]. Journal of Purity Utility Reaction & Environment, 2012, 1(6): 323–327

[20] 陳紅霞, 杜章留, 郭偉, 等. 施用生物炭對華北平原農田土壤容重、陽離子交換量和顆粒有機質含量的影響[J]. 應用生態(tài)學報, 2011, 22(11): 2930–2934

[21] 房彬, 李心清, 趙斌, 等. 生物炭對旱作農田土壤理化性質及作物產量的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2014, 23(8): 1292–1297

[22] Steiner C, Teixeira W G, Lehmann J, et al. Long term effects of manure, charcoal and mineral fertilization on crop production and fertility on a highly weathered Central Amazonian upland soil[J]. Plant and Soil, 2007, 291(1/2): 275–290

[23] Ventura F, Salvatorelli F, Piana S, et al. The effects of biochar on the physical properties of bare soil[J]. Earth and Environmental Science Transactions of the Royal Society of Edinburgh, 2012, 103(1): 5–11

[24] Zhang Q, Wang Y, Wu Y, et al. Effects of biochar amendment on soil thermal conductivity, reflectance, and temperature[J]. Soil Science Society of America Journal, 2013, 77(5): 1478

[25] Guo J H, Liu X J, Zhang Y. et al. Significant acidification in major chinese croplands[J]. Science, 2010, 327(5968): 1008–1010

[26] Yuan J, Xu R, Zhang H. The forms of alkalis in the biochar produced from crop residues at different temperatures[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(3): 3488–3497

[27] Chintala R, Mollinedo J, Schumacher T E, et al. Nitrate sorption and desorption in biochars from fast pyrolysis[J]. Microporous & Mesoporous Materials, 2013, 179(10): 250–257

[28] Lehmann J, Gaunt J, Rondon M. Biochar sequestration in terrestrial ecosystems-A review[J]. Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change, 2006, 11(2): 395–419

[29] Zwieten L V, Kimber S, Morris S, et al. Effects of biochar from slow pyrolysis of papermill waste on agronomic performance and soil fertility[J]. Plant and Soil, 2010, 327(1): 235–246

[30] Hossain M K, Strezov V, Chan K Y, et al. Agronomic properties of wastewater sludge biochar and bioavailability of metals in production of cherry tomato ()[J]. Chemosphere, 2010, 78(9): 1167–1171

[31] 陳心想, 何緒生, 耿增超, 等. 生物炭對不同土壤化學性質、小麥和糜子產量的影響[J]. 生態(tài)學報, 2013, 33(20): 6534–6542

[32] 陳清華, 韓云蕾, 馬堯, 等. 生物固氮基因簇結構與進化研究進展[J]. 中國農業(yè)科技導報, 2013, 15(4): 129–138

[33] 張晶, 林先貴, 尹睿. 參與土壤氮素循環(huán)的微生物功能基因多樣性研究進展[J]. 中國生態(tài)農業(yè)學報, 2009, 17(5): 1029–1034

[34] 頓圓圓, 杜春梅, 姜中元, 等. 旱田改水田對土壤電導率及幾種微生物的影響[J]. 湖北農業(yè)科學, 2015, 54(9): 2087–2089

[35] 宋延靜, 龔駿. 施用生物質炭對土壤生態(tài)系統(tǒng)功能的影響[J]. 魯東大學學報(自然科學版), 2010, 26(4): 361–365

[36] 孟穎, 王宏燕, 于崧, 等. 生物黑炭對玉米苗期根際土壤氮素形態(tài)及相關微生物的影響[J]. 中國生態(tài)農業(yè)學報, 2014, 22(3): 270–276

[37] Rondon M A, Lehmann J, Ramírez J, et al. Biological nitrogen fixation by common beans (L.) increases with biochar additions[J]. Biology and Fertility of Soils, 2007, 43(6): 699–708

[38] Quilliam R S, Glanville H C, Wade S C, et al. Life in the ‘charosphere’-Does biochar in agricultural soil provide a significant habitat for microorganisms?[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2013, 65: 287–293

[39] 王?；? 邢雪榮, 韓興國. 草地生態(tài)系統(tǒng)中土壤氮素礦化影響因素的研究進展[J]. 應用生態(tài)學報, 2004, 15(11): 2184–2188

[40] Luxh?i J, Bruun S, Stenberg B, et al. Prediction of gross and net nitrogen mineralization-immobilization-turnover from respiration[J]. Soil Science Society of America Journal, 2015, 70(4): 1121–1128

[41] Nadelhoffer K J, Giblin A E, Shaver G R, et al. Effects of temperature and substrate quality on element minerali-zation in six arctic soils[J]. Ecology, 1991, 72(1): 242–253

[42] Berglund L M, Deluca T H, Zackrisson O. Activated carbon amendments to soil alters nitrification rates in Scots pine forests[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2004, 36(12): 2067–2073

[43] Major J, Steiner C, Downie A, et al. Biochar effects on nutrient leaching. Chapter 15//Lehmann J, Joseph S. Biochar for environmental management science and technology[C]. Earthscan, London, 2009: 227–249

[44] Kimetu J M, Lehmann J. Stability and stabilisation of biochar and green manure in soil with different organic carbon contents[J]. Soil Research, 2010, 48(7): 577–585

[45] Deluca T H, Mackenzie M D, Gundale M J, et al. Wildfire-produced charcoal directly influences nitrogen cycling in ponderosa pine forests[J]. Soil Science Society of America Journal, 2006, 70(2): 448–453

[46] Dempster D N, Gleeson D B, Solaiman Z M, et al. Decreased soil microbial biomass and nitrogen mineralisation with Eucalyptus biochar addition to a coarse textured soil[J]. Plant and Soil, 2012, 354(1/2): 311–324

[47] Mcclellan T, Deenik J L, Hockaday W C, et al. Effect of charcoal volatile matter content and feedstock on soil microbe-carbon-nitrogen dynamics[J]. American Geophysical Union, 2010, 74(4): 1259–1270

[48] Liu X, Dong Y, Ren J, et al. Drivers of soil net nitrogen mineralization in the temperate grasslands in Inner Mongolia, China[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2010, 87(1): 59–69

[49] 姜翠玲, 夏自強, 崔廣柏. 土壤含水量與氮化合物遷移轉化的相關性分析[J]. 河海大學學報(自然科學版), 2003, 31(3): 241–245

[50] Glaser B, Lehmann J, Zech W. Ameliorating physical and chemical properties of highly weathered soils in the tropics with charcoal—A review[J]. Biology and Fertility of Soils, 2002, 35(4): 219–230

[51] Ding Y, Liu Y, Wu W, et al. Evaluation of biochar effects on nitrogen retention and leaching in multi-layered soil columns[J]. Water, Air & Soil Pollution, 2010, 213(1/2/3/ 4): 47–55

[52] Yao H, Gao Y, Nicol G W, et al. Links between ammonia oxidizer community structure, abundance, and nitrification potential in acidic soils[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2011, 77(13): 4618–4625

[53] Morimoto S, Hayatsu M, Hoshino Y T, et al. Quantitative analyses of ammonia-oxidizing archaea (AOA) and ammonia-oxidizing bacteria (AOB) in fields with different soil types[J]. Microbes and Environments, 2011, 26(3): 248–253

[54] Leininger S, Urich T, Schloter M, et al. Archaea predominate among ammonia-oxidizing prokaryotes in soils[J]. Nature, 2006, 442(7104): 806–809

[55] 潘逸凡, 楊敏, 董達, 等. 生物質炭對土壤氮素循環(huán)的影響及其機理研究進展[J]. 應用生態(tài)學報, 2013, 24(9): 2666–2673

[56] Attard E, Poly F, Commeaux C, et al. Shifts between Nitrospira and Nitrobacter like nitrite oxidizers underlie the response of soil potential nitrite oxidation to changes in tillage practices[J]. Environmental Microbiology, 2010, 12(2): 315–326

[57] Chan K Y, Zwieten L V, Meszaros I, et al. Using poultry litter biochars as soil amendments[J]. Australian Journal of Soil Research, 2008, 46(5): 437–444

[58] Nicol G W, Leininger S, Schleper C, et al. The influence of soil pH on the diversity, abundance and transcriptional activity of ammonia oxidizing archaea and bacteria[J]. Environmental Microbiology, 2008, 10(11): 2966–2978

[59] Steinbeiss S, Gleixner G, Antonietti M. Effect of biochar amendment on soil carbon balance and soil microbial activity[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2009, 41(6): 1301–1310

[60] 王曉輝, 郭光霞, 鄭瑞倫, 等. 生物炭對設施退化土壤氮相關功能微生物群落豐度的影響[J]. 土壤學報, 2013, 50(3): 624–631

[61] Ball P N, ckenzie M D, luca T H, et al. Wildfire and charcoal enhance nitrification and ammonium-oxidizing bacterial abundance in dry montane forest soils[J]. Journal of Environment Quality, 2010, 39(4): 1243–1253

[62] Taketani R G, Tsai S M. The influence of different land uses on the structure of archaeal communities in amazonian anthrosols based on 16S rRNA and amoA genes[J]. Microbial Ecology, 2010, 59(4): 734–743

[63] Kookana R S, Sarmah A K, Van Z L, et al. Biochar application to soil: Agronomic and environmental benefits and unintended consequences[J]. Advances in Agronomy, 2011, 112(10): 103–143

[64] 武玉, 徐剛, 呂迎春, 等. 生物炭對土壤理化性質影響的研究進展[J]. 地球科學進展, 2014, 29(1): 68–79

[65] Singh B P, Hatton B J, Singh B, et al. Influence of biochars on nitrous oxide emission and nitrogen leaching from two contrasting soils[J]. Journal of Environment Quality, 2010, 39(4): 1224–1235

[66] Kameyama K, Miyamoto T, Shiono T, et al. Influence of sugarcane bagasse-derived biochar application on nitrate leaching in calcaric dark red soil[J]. Journal of Environment Quality, 2012, 41(4): 1131

[67] Zhang A, Cui L, Pan G, et al. Effect of biochar amendment on yield and methane and nitrous oxide emissions from a rice paddy from Tai Lake plain, China[J]. Ecosystems & Environment, 2010, 139(4): 469–475

[68] Ying Z Q, Dong L F, Yuan T C. Quantifying of soil denitrification potential in a wetland ecosystem, ochi experiment site, Japan[J]. Journal of Resources and Ecology, 2012, 3(1): 93–96

[69] Karhu K, Mattila T, Bergstr?m I, et al. Biochar addition to agricultural soil increased CH4uptake and water holding capacity-results from a short-term pilot[J].Agriculture Ecosystems & Environment, 2011, 140 (1/2): 309–313

[70] 孟夢, 呂成文, 李玉娥, 等. 添加生物炭對華南早稻田CH4和N2O排放的影響[J]. 中國農業(yè)氣象, 2013, 34(4): 396–402

Research Progresses in Effects of Biochar on Soil Physiochemical Properties and Nitrogen Transformation

WANG Zhan1,2, LI Yinkun2, XU Zhigang1*, GUO Wenzhong2, MA Li3, YANG Ziqiang3

(1 College of Agriculture, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China; 2 National Research Center of Inteligent Equipment for Agriculture, Beijing 100097, China; 3 Wuzhong National Agricultural Science and Technology Park Management Committee, Wuzhong, Ningxia 751100, China)

Because of special physiochemical properties, biochar can be applied in farmland to improve soil fertility and quality and to promote the growth of crops, so it has become a study hotspot in the field of agricultural emission reduction and biological nitrogen geochemical cycle in soil microecosystem. As the extraneous material of soil, biochar is directly or indirectly involved in the process of soil nitrogen turnover, thus has an long-term impact on the existence and supply capacity of nitrogen in soil. This paper analyzed the change and response mechanism of nitrogen turnover after biochar being fertilized in soil with emphases on biochemical reaction processes, such as ammonification, nitrification, denitrification and nitrogen fixation driven by microorganism after soil physiochemical changes caused by biochar application. Meanwhile, the study prospects of biochar were also discussed.

Soil physical properties; Soil chemical properties; Nitrogen cycle; Microorganism

農業(yè)部公益性行業(yè)科技項目(201303108)、“十二五”科技支撐計劃項目(2014BAD05B02)和國家自然科學基金(青年)項目(41501312)資助。

xuzhigang@njau.edu.cn)

王湛(1990—)，男，甘肅通渭人，博士研究生，主要研究方向為作物水肥高效利用。E-mail: wzyjsjt@163.com

S156.2；S158.5

A

10.13758/j.cnki.tr.2019.05.001