两种生物质炭对酸性紫色土腐殖质组成的影响*

赵海岚, 李 冰, 王昌全, 龙思帆, 李 斌, 鲜顺志, 曾林浩, 肖美娟, 刘奇鑫

两种生物质炭对酸性紫色土腐殖质组成的影响*

赵海岚1, 李 冰1**, 王昌全1, 龙思帆1, 李 斌2, 鲜顺志1, 曾林浩1, 肖美娟1, 刘奇鑫1

(1. 四川农业大学资源学院 成都 611130; 2.中国烟草总公司四川省公司 成都 610041)

生物质炭的性状与原料中木质纤维含量密切相关, 为探明不同原料生物质炭对土壤腐殖质组成的影响, 选取玉米秸秆和紫茎泽兰分别作为纤维类和木质类原材料制备生物质炭, 向酸性紫色土分别添加5%玉米秸秆生物质炭(MB)和5%紫茎泽兰生物质炭(EB), 测定90 d室内培养期间土壤胡敏酸(HA)、富里酸(FA)、胡敏素(HM)含量以及HA光学性质和元素组成变化。结果表明: MB和EB的比表面积分别为2.32 m2×g-1和0.72 m2×g-1, 总孔体积分别为42.71 mm3×g-1和12.59 mm3×g-1, 碳与氢元素摩尔比(C/H)分别为1.91和1.46, 氧、硫之和与碳元素摩尔比[(O+S)/C] 分别为0.09和0.16, 玉米秸秆生物质炭的吸附能力更强、有机质成分的缩合度更大且氧化度更小。与对照(不添加生物质炭, CK)相比, 培养结束后, 施入生物质炭的土壤HA、FA和HM含量分别显著增加(<0.05)65.59%~102.82%、85.87%~118.54%和137.25%~161.23%, MB处理对这3种腐殖质含量的增加效应较EB处理更明显。培养结束时添加生物质炭的土壤HA/土壤有机碳(SOC)降低13.53%~27.06%, FA/SOC降低6.81%~18.03%, 其中EB处理的降低效应达显著水平; HM/SOC则增加4.58%~11.40%, 其中MB处理的增加效应达显著水平。添加生物质炭的土壤HA色调系数(Δlg)增加2.40%~5.60%, HA的缩合度(C/H)降低3.51%~11.81%, (O+S)/C增加1.51%~8.74%。总体来看, 施入生物质炭均能相对增加腐殖质各组分含量, 降低C/H, 提高HA的氧化度[(O+S)/C], 且纤维类原料(玉米秸秆)生物质炭的效果更明显。纤维类原料(玉米秸秆)生物质炭显著提高了稳定性较高的土壤胡敏素碳比例(HM/SOC), 但降低了土壤HA的稳定性[HA的C/H降低, (O+S)/C增加]; 木质类原料(紫茎泽兰)生物质炭显著降低土壤胡敏酸碳比例(HA/SOC)和富里酸碳比例(FA/SOC), 对HM/SOC增加效益不显著, 反之提高了土壤易分解有机碳比例。

玉米秸秆生物质炭; 紫茎泽兰生物质炭; 腐殖质组成; 腐殖质稳定性; 腐殖质碳

生物质炭作为一种土壤改良剂, 能够有效改善土壤结构[1], 增强土壤肥力[2], 促进植物生长, 提升农作物产量[3], 同时也能提高土壤碳库储量, 减少温室气体的排放[4-5]。由于生物质炭性状、施用量的不同, 以及土壤类型、气候等条件差异, 生物质炭对土壤有机碳分解存在促进(正激发效应)、抑制(负激发效应)和无影响3种效应[6], 研究结论各不相同, 有些甚至完全相反[7-10]。因此, 在施用不同原料生物质炭的条件下, 分析酸性紫色土有机碳稳定性的变化状况, 对探明生物质炭对土壤碳汇碳排效应有重要参考价值。

土壤腐殖质占土壤有机质的50%~70%, 主要分为胡敏酸(HA)、富里酸(FA)、胡敏素(HM)3个基本成分[11], 一般与矿质颗粒结合形成可增强土壤有机碳稳定性的有机无机复合体[12], 是土壤有机碳中较为稳定的部分, 用于表征土壤有机物质转化进程中土壤碳库的稳定性[13], 其变化直接影响土壤有机碳的循环和转化[14]。研究表明, 生物质在热解过程中生成大量与土壤腐殖质特性相似的类腐殖质(碱提取酸不溶物、碱提取酸溶物和碱提取残渣), 吸附在生物质炭表面进入土壤[15-16], 并且土壤微生物可将生物质炭中的异质化学特性的脂肪族和氧化态碳结构物质转化为腐殖质[17-18], 可引起土壤腐殖质组成和结构发生改变[19-20]。现有研究结果显示, 生物质炭对土壤腐殖质的作用很大程度取决于本身的性状,而生物质炭的性状与原材料中木质纤维含量密切相关[21], 但目前尚缺乏详实的数据探明纤维类和木质类原料生物质炭对土壤腐殖质组成和结构的作用, 以及这种作用可能对土壤有机碳稳定性产生的影响。玉米()秸秆是最常见的农业废弃物, 具有较高的纤维素含量[22]; 而紫茎泽兰(, 多年生亚灌木类植物)与木屑等木质原料有近似的化学组成, 木质素含量较高[23], 其作为入侵植物, 亟待开发利用。为此, 本研究选取两者分别作为纤维类和木质类原材料, 以酸性紫色土为供试土壤, 通过室内培养试验, 探究土壤腐殖质组分含量和HA结构变化情况对生物质炭投入的响应, 从分析土壤腐殖质组成及稳定性的角度探明两种生物质炭对酸性紫色土有机碳稳定性的影响, 为选取适宜生物质炭提高土壤肥力、增加土壤碳汇提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供试土壤采自四川省乐山市沐川县永福镇双河村(28°52′N, 103°55′E)。该地区土壤类型为夹关组母岩发育的酸性紫色土, 海拔为716 m。耕地主要种植玉米、小麦()等农作物, 地带性植被为常绿阔叶林。土壤采集时间为2018年5月14日, 采集深度为0~20 cm耕作层, 土壤pH为4.82, 有机碳含量19.72 g×kg-1, 全氮1.10 g×kg-1, 碱解氮143.81 mg×kg-1, 速效钾92.84 mg×kg-1, 有效磷6.57 mg×kg-1, 阳离子交换量19.72 cmol×kg-1。

1.2 供试生物质炭

供试生物质炭原料为玉米秸秆(纤维素含量42.78%, 木质素含量5.69%)和紫茎泽兰(纤维素含量20.52%, 木质素含量35.24%), 其中玉米秸秆采集于2017年11月17日, 紫茎泽兰采集于2017年12月21日。将原材料洗净后晾干粉碎过10目筛, 然后称取一定量置于刚玉坩埚里, 用锡箔纸包好, 放置于马弗炉(YMOTO-FO810C)中, 采用间歇式热裂解工艺, 调节热解温度为600 ℃, 设置升温速度为10 ℃×min-1, 加热前通入氮气排除炉内空气, 在高纯度氮气环境下炭化1 h, 分别制得玉米秸秆生物质炭和紫茎泽兰生物质炭。两种生物质炭的基本理化性质如表1所示。

表1 供试两种生物质炭的基本理化性质

1.3 室内培养试验

采用室内培养方法, 称取500 g酸性紫色土于1 L密闭培养瓶中, 设3个处理: 不添加生物质炭(CK)、添加5%玉米秸秆生物质炭(MB)和添加5%紫荆泽兰生物质炭(EB), 每个处理重复3次。将土壤与生物质炭混合均匀后, 调节水分至田间持水量的60%, 并在培养瓶中放置1个装有50 mL去CO2水的烧杯维持瓶内空气饱和湿度, 然后将培养瓶加盖密封, 在室温25 ℃条件下进行恒温培养, 利用重量法在培养过程中定期补充土壤水分。于培养第1 d、3 d、5 d、7 d、15 d、30 d、60 d和90 d采集土壤样品, 用于理化性质分析。

1.4 测定项目与方法

玉米秸秆与紫茎泽兰中纤维素和木质素含量参考赵文霞等[22]采用的方法进行测定, 生物质炭的比表面积、总孔体积参考郭晓慧等[24]的方法, 采用全自动比表面积与孔径分析仪(quantachrome instruments)测定, 产率(%)=生物质炭质量(g)/原材料质量(g), 灰分参考国家标准GB/T 12496.4—1999方法测定[25], pH参考国家标准GB/T 12496.7—1999方法测定[26], 阳离子交换量采用火焰分光光度计测定[27], 元素含量采用有机元素分析仪(Thermo Flash 2000)直接测定, 电镜扫描图采用冷场发射扫描电子显微镜(JEM-7500F)获得。

土壤pH、有机碳、全氮、碱解氮、速效钾、有效磷、阳离子交换量参考土壤农化常规分析法测定[27]。土壤HA、FA和HM以及生物质炭碱提取酸不溶物(即类胡敏酸)、碱提取酸溶物(即类富里酸)和碱提取残渣(即类胡敏素)采用腐殖质组成修改法[28-29]分别提取, 提取的组分采用重铬酸钾外加热法测定碳含量, 具体操作参考Hua等[30]和赵世翔等[31]的方法。同时计算土壤有机碳中腐殖质各组分碳比例(即HA、FA和HM的相对含量)以及HA与FA的比值(HA/FA), 计算公式为:

式中: HA、FA、HM分别指胡敏酸、富里酸、胡敏素的碳含量, SOC指土壤有机碳含量。HA色调系数(Δlg)采用722-E可见光分光光度计测定并通过计算得到, 具体操作参考赵世翔等[31]的方法。HA元素含量测定方法与生物质炭元素测定方法相同。

1.5 数据处理与分析

采用Microsoft Excel 2010软件处理数据、绘制图表, 采用SPSS 17.0软件中的LSD检验进行差异显著性分析。

2 结果与分析

2.1 不同生物质炭结构特征差异

图1电镜扫描图显示, 玉米秸秆生物质炭具有高度多孔的管状结构, 组织结构较为疏松, 表面粗糙; 相比之下, 紫茎泽兰生物质炭孔隙较少, 组织结构较为紧密, 表面光滑且具有不规则碎片。从表2可知, 玉米秸秆生物质炭和紫茎泽兰生物质炭的比表面积分别为2.32 m2×g-1和0.72 m2×g-1, 总孔体积分别为42.71 mm3×g-1和12.59 mm3×g-1, 说明玉米生物质炭吸附能力更强; 玉米秸秆生物质炭和紫茎泽兰生物质炭的碳与氢元素摩尔比(C/H)分别为1.91和1.46, 氧与碳元素摩尔比[(O+S)/C]分别为0.09和0.16, 由于C/H和(O+S)/C分别同有机质的缩合度和氧化度呈正比[32], 所以玉米秸秆生物质炭有机质的缩合度更大, 氧化度更小。

图1 玉米秸秆生物质炭(a)和紫茎泽兰生物质炭(b)的电镜扫描图

表2 玉米秸秆生物质炭和紫茎泽兰生物质炭的比表面积、总孔体积及元素摩尔比

2.2 不同生物质炭对土壤腐殖质组分的影响

无论添加生物质炭与否, 土壤HA(图2a)和FA含量(图2b)分别在第15 d和第7 d左右增加到最大值; HA/FA在培养初期(前7 d)降低(图2d), 这说明FA在培养初期的增加幅度大于HA。培养15 d后, FA和HA逐渐降低, HA/FA逐渐增加, 说明FA在培养后期的降低幅度大于HA。添加两种生物质炭后土壤HA、FA和HM含量初始值均较CK显著(<0.05)增加, 其中HA含量分别增加74.64%和44.90%, FA含量分别增加96.55%和66.01%, HM含量分别增加134.22%和106.59%。培养结束时MB和EB处理土壤HA含量分别比CK高102.82%和65.59%, 为6.24 g×kg-1和5.09 g×kg-1; FA含量分别高118.54%和85.87%, 为3.30 g×kg-1和2.81 g×kg-1; HM含量分别高161.23%和137.25%, 为15.81 g×kg-1和14.36 g×kg-1, 且均达显著差异水平。说明添加生物质炭能显著增加土壤腐殖质各组分含量, 且以玉米秸秆生物质炭的增加效应更明显。CK、MB和EB处理土壤腐殖质3组分总含量初始值分别为12.64 g×kg-1、26.80 g×kg-1和23.17 g×kg-1; CK土壤腐殖质3组分总含量在培养过程中逐渐下降, MB、EB处理的变化不明显; 培养结束后, CK、MB和EB处理土壤腐殖质3组分总含量分别为10.64 g×kg-1、25.35 g×kg-1和22.26 g×kg-1。

2.3 不同生物质炭对土壤腐殖质组分碳比例的影响

土壤腐殖质组分碳比例(相对含量)变化情况如表3所示, MB、EB处理土壤HA、FA相对含量初始值即低于CK, MB处理土壤HM相对含量初始值较CK显著增加9.91%, 而EB与CK无显著差异, 表明两种生物质炭中类腐殖酸碳占比小于原始土壤腐殖酸碳占比, 玉米秸秆生物质炭中类胡敏素碳占比大于原始土壤胡敏素碳占比。培养结束后, MB、EB处理土壤HA相对含量分别较CK显著降低13.53%、27.06%, FA相对含量分别降低6.81%、18.03%, 其中EB处理的降低效应达显著水平; 土壤HM相对含量分别增加11.40%、4.58%, 其中MB处理的增加效应达显著水平。

图2 玉米秸秆生物质炭和紫茎泽兰生物质炭对土壤胡敏酸(HA)、富里酸(FA)、胡敏素(HM)含量和HA/FA的影响

CK: 不添加生物质炭; MB: 添加玉米秸秆生物质炭; EB: 添加紫茎泽兰生物质炭。CK: no biochar application; MB: maize straw biochar application; EB:biochar application.

表3 玉米秸秆生物质炭和紫茎泽兰生物质炭对土壤腐殖质组分相对含量的影响

CK: 不添加生物质炭; MB: 添加玉米秸秆生物质炭; EB: 添加紫茎泽兰生物质炭。表中同列不同小写字母表示处理间差异显著(<0.05)。CK: no biochar application; MB: maize straw biochar application; EB:biochar application. Different lowercase letters in the same column indicate significant differences among different treatments (<0.05).

2.4 不同生物质炭对土壤胡敏酸色调系数和元素组成的影响

图3表明, MB和EB处理的土壤HA的Δlg值变化趋势相似, 都在第15 d左右增加到最大值。3种处理的Δlg初始值表现为EB

根据土壤HA元素组成的变化情况(表4)可知, 培养第1 d 3种处理土壤HA的C/H表现为EB>MB>CK, (O+S)/C表现为EB

图3 玉米秸秆生物质炭和紫茎泽兰生物质炭对土壤胡敏酸色调系数(ΔlgK)的影响

CK: 不添加生物质炭; MB: 添加玉米秸秆生物质炭; EB: 添加紫茎泽兰生物质炭。CK: no application; MB: maize straw biochar application; EB:biochar application.

3 讨论

3.1 两种原料生物质炭对土壤腐殖质组成特征的影响及其原理

土壤腐殖质不易被微生物降解, 在土壤固碳中起着重要作用[30]。本研究中添加两种生物质炭均能相对增加土壤腐殖质含量。其原因一方面是试验中的两种原料经高温裂解产生了大量结构、性质与土壤腐殖质相似的类腐殖质(碱提取酸不溶物、碱提取酸溶物和碱提取残渣), 吸附在生物质炭表面进入土壤[20]; 另一方面可能是生物质炭含有不稳定碳被土壤原生腐殖质包被保护, 提高了腐殖质碳含量[33]。本研究还发现, 玉米秸秆生物质炭增加腐殖质含量的效应强于紫茎泽兰生物质炭。其原因一方面是玉米秸秆生物质炭本身含有更多类腐殖质; 另一方面是玉米秸秆生物质炭含有的有机碳缩合度更大, 氧化度更小, 该类结构物质更易被微生物利用转化为腐殖质[14]。无论是否添加生物质炭, 土壤HA、FA含量在培养前期快速增加, 其原因主要是培养试验为土壤微生物提供了充足的水源, 提高了土壤微生物的活性, 从而促进了HA、FA的合成, 而生物质炭的加入进一步增强了微生物的生长和繁殖, 加快了HA、FA的合成[20]。本研究中MB、EB处理土壤HA和FA含量在培养7 d内持续增加, HA/FA值在第7 d降低到最小值, 说明在培养7 d内土壤FA的合成速度大于土壤HA的合成速度; 土壤FA含量在第7 d后持续降低, 土壤HA含量在培养15 d左右增加到最大值, 之后逐渐下降, HA/FA值逐渐增加, 说明培养15 d后生物质炭促进土壤腐殖酸分解转化, 并且促进FA分解转化的效应更明显, 而HM含量在15~90 d内逐渐增加, 这一定程度上说明土壤微生物先将生物质炭碳源合成FA, 再进一步缩合形成HA和HM(也存在HA和HM相互转化以及碳源直接合成HA、HM的可能)[34]。

表4 玉米秸秆生物质炭和紫茎泽兰生物质炭对土壤胡敏酸元素组成的影响

CK: 不添加生物质炭; MB: 添加玉米秸秆生物质炭; EB: 添加紫茎泽兰生物质炭。CK: no application; MB: maize straw biochar application; EB:biochar application.

土壤腐殖质碳在土壤有机碳中的比例可以表征土壤有机碳的稳定性[13]。MB、EB处理土壤腐殖质3组分的总含量在培养期内变化不明显, 而CK土壤腐殖质3组分的总含量呈下降趋势, 说明生物质炭限制了土壤腐殖质总量降低, 提高了土壤有机碳的稳定性, 这是由于生物质炭增加了土壤粒间空隙, 减小了团聚体粒径, 使得部分腐殖质更易和土壤小粒级颗粒结合形成稳定的有机无机复合体, 从而抑制了这部分腐殖质分解[35]。添加两种生物质炭均能降低土壤HA、FA相对含量, 其原因主要是两种生物质炭中类腐殖酸的碳占比小于原始土壤腐殖酸的碳占比, 培养90 d后腐殖酸含量(MB处理为9.54 g×kg-1, EB处理为7.90 g×kg-1)较初始值(MB处理为9.98 g×kg-1, EB处理为8.34 g×kg-1)略有减少, 未达到显著水平, 且均未改变其腐殖酸碳占比低于CK的状态。培养结束后, MB处理土壤HM相对含量较CK显著增加, 而土壤有机碳中腐殖质3组分总碳占比(68.30%)高于CK(67.22%), 说明玉米秸秆生物质炭主要通过增加土壤惰性有机物HM相对含量来提高土壤稳定有机碳的比例; EB处理土壤HM相对含量无显著变化, 而土壤有机碳中腐殖质3组分总碳占比(61.99%)显著低于CK, 表明紫茎泽兰生物炭增加了土壤易分解有机碳比例。由此推断添加紫茎泽兰生物质炭虽在90 d培养期内能限制土壤腐殖质总量降低, 提高土壤有机碳的稳定性, 但由于给土壤带入了较多易分解有机碳, 可能不利于后期土壤有机碳储存。紫色土作为长江上游山地丘陵地区最主要的耕地土壤资源, 其质量严重退化, 目前存在有机碳损失量大、有机碳库减小等问题[36], 应用玉米秸秆生物质炭可在一定程度上限制紫色土腐殖质总量降低, 增加稳定有机碳占比, 提高紫色土有机碳稳定性。

3.2 两种原料生物质炭对土壤胡敏酸结构的影响及其原理

胡敏酸是土壤腐殖质中的活跃物质[14], 是腐殖质品质和稳定性高低的主要代表[37]。本研究发现, 两种生物质炭含有的类胡敏酸(碱提取酸不溶物)缩合度大于土壤胡敏酸, 而氧化度小于土壤胡敏酸, 说明添加生物质炭会给土壤带入比胡敏酸结构更复杂的类胡敏酸, 其原因主要是本次试验生物质炭的制备温度高达600 ℃, 生物质热解过程中产生的类胡敏酸在高温条件下经历二次化学反应导致其芳香化程度增加[38], 因此结构复杂程度较高。培养结束后, 与CK相比, MB、EB处理土壤HA的缩合度下降, 氧化度增加, 说明生物质炭降低了土壤HA结构的稳定性, 导致HA稳定性下降, 其原因主要是生物质炭施入持续增强了微生物活性[39], 促进了HA的合成, 新合成的HA含有较多结构简单的脂族结构[30]。由此推断HM和FA组分对生物质炭投入的响应可能是产生限制土壤腐殖质总量降低效果的主要原因, 这种响应具体是什么尚需进一步研究。

色调系数(Δlg)是表征腐殖酸光学性质的重要参数, 其值越低, 说明腐殖质分子结构越复杂, 平均分子量越高[34]。在培养过程中, MB、EB处理土壤Δlg值均呈现先增加后降低的趋势, 其原因可能是培养前期(0~15 d)新合成的土壤HA结构相对简单, 随着微生物作用, 新形成的土壤HA一部分被分解, 一部分相互缩聚或通过氢键相互聚合, 从而使保存下来的HA结构复杂程度增加[31]。本研究中, MB、EB处理Δlg值在增加阶段和降低阶段总体上大于CK, 说明添加生物质炭在培养前期(0~15 d)促进了HA结构复杂程度降低, 在培养中后期(15~90 d)限制了HA结构复杂程度增加。培养结束后, MB处理土壤HA结构复杂程度小于EB处理。其原因一方面是由于玉米秸秆生物炭带入土壤的类胡敏酸结构复杂程度小于紫茎泽兰生物炭; 另一方面是由于玉米秸秆生物质炭含碳量更高, 拥有较大孔径的孔隙, 能为微生物提供充足的碳源和更良好的栖息场所, 从而提高了微生物的活性, 使微生物合成更多新胡敏酸[40], 这部分新胡敏酸未经历进一步的聚合和缩聚, 因此结构复杂程度较低[20]。

4 结论

1)两种生物质炭均能相对增加土壤腐殖质各组分的含量, 纤维类原料(玉米秸秆)生物质炭的增加效应更明显; 施入纤维类原料(玉米秸秆)生物质炭主要通过显著增加土壤HM相对含量来提高土壤中稳定有机碳的比例; 施入木质类原料(紫茎泽兰)生物质炭显著降低土壤HA和FA相对含量, 对HM相对含量的增加不显著, 能提高土壤易分解有机碳比例。

2)两种生物质炭均能限制土壤腐殖质总量降低, 但由于紫茎泽兰生物质炭给土壤带入了较多易分解有机碳, 可能不利于后期土壤有机碳储存。

3)新施入生物质炭能提高土壤HA缩合度、降低其氧化度, 但因新合成HA的结构复杂程度相对较低, 导致土壤HA缩合度逐渐降低、氧化度逐渐增加, 稳定性下降, 该效应在施入纤维类原料(玉米秸秆)生物质炭时更明显。

[1] 刘园, KHAN J M, 靳海洋, 等. 秸秆生物炭对潮土作物产量和土壤性状的影响[J]. 土壤学报, 2015, 52(4): 849–858 LIU Y, KHAN J M, JIN H Y, et al. Effects of successive application of crop-straw biochar on crop yield and soil properties in cambosols[J]. Acta Pedologica Sinica, 2015, 52(4): 849–858

[2] BEESLEY L, MORENO-JIMÉNEZ E, GOMEZ-EYLES J L, et al. A review of biochars’ potential role in the remediation, revegetation and restoration of contaminated soils[J]. Environmental Pollution, 2011, 159(12): 3269–3282

[3] AGEGNEHU G, BASS A M, NELSON P N, et al. Benefits of biochar, compost and biochar-compost for soil quality, maize yield and greenhouse gas emissions in a tropical agricultural soil[J]. Science of the Total Environment, 2016, 543: 295–306

[4] DE LA ROSA J M, ROSADO M, PANEQUE M, et al. Effects of aging under field conditions on biochar structure and composition: Implications for biochar stability in soils[J]. Science of the Total Environment, 2017, 613: 969–976

[5] YANG F, ZHAO L, GAO B, et al. The interfacial behavior between biochar and soil minerals and its effect on biochar stability[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(5): 2264–2271

[6] 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 mineralization of native soil organic carbon and the mechanisms: A review[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2018, 29(1): 314–320

[7] SPOKAS K A, KOSKINEN W C, BAKER J M, et al. Impacts of woodchip biochar additions on greenhouse gas production and sorption/degradation of two herbicides in a Minnesota soil[J]. Chemosphere, 2009, 77(4): 574–581

[8] SINGH R, BABU J N, KUMAR R, et al. Multifaceted application of crop residue biochar as a tool for sustainable agriculture: An ecological perspective[J]. Ecological Engineering, 2015, 77: 324–347

[9] PURAKAYASTHA T J, DAS K C, GASKIN J, et al. Effect of pyrolysis temperatures on stability and priming effects of C3 and C4 biochars applied to two different soils[J]. Soil and Tillage Research, 2016, 155: 107–115

[10] KERRÉ B, HERNANDEZ-SORIANO M C, SMOLDERS E. Partitioning of carbon sources among functional pools to investigate short-term priming effects of biochar in soil: A13C study[J]. Science of the Total Environment, 2016, 547: 30–38

[11] 张桐, 何小松, 李猛, 等. 开垦和长期施肥下青海黑钙土中腐殖质的光谱特征[J]. 土壤学报, 2019, 56(2): 398–407 ZHANG T, HE X S, LI M, et al. Spectral characteristics of humus in chernozem in Qinghai-Tibet Plateau under reclamation and long-term fertilization[J]. Acta Pedologica Sinica, 2019, 56(2): 398–407

[12] RODRÍGUEZ F J, SCHLENGER P, GARCÍA-VALVERDE M. Monitoring changes in the structure and properties of humic substances following ozonation using UV-Vis, FTIR and1H NMR techniques[J]. Science of the Total Environment, 2016, 541: 623–637

[13] 唐晓红, 罗友进, 任振江, 等. 长期垄作稻田腐殖质稳定碳同位素丰度(δ13C)分布特征[J]. 应用生态学报, 2011, 22(4): 985–991 TANG X H, LUO Y J, REN Z J, et al. Distribution characteristics of soil humus fractions stable carbon isotope natural abundance (δ13C) in paddy field under long-term ridge culture[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2011, 22(4): 985–991

[14] 孟凡荣, 窦森, 尹显宝, 等. 施用玉米秸秆生物质炭对黑土腐殖质组成和胡敏酸结构特征的影响[J]. 农业环境科学学报, 2016, 35(1): 122–128 MENG F R, DOU S, YIN X B, et al. Effects of maize stalk biochar on humus composition and humic acid structure in black soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35(1): 122–128

[15] UCHIMIYA M, OHNO T, HE Z Q. Pyrolysis temperature- dependent release of dissolved organic carbon from plant, manure, and biorefinery wastes[J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 2013, 104: 84–94

[16] YUN L, MUNROE P, JOSEPH S, et al. Water extractable organic carbon in untreated and chemical treated biochars[J]. Chemosphere, 2012, 87(2): 151–157

[17] GWENZI W, CHAUKURA N, MUKOME F N D, et al. Biochar production and applications in sub-Saharan Africa: Opportunities, constraints, risks and uncertainties[J]. Journal of Environmental Management, 2015, 150: 250–261

[18] CHENG C H, LEHMANN J, THIES J E, et al. Oxidation of black carbon by biotic and abiotic processes[J]. Organic Geochemistry, 2006, 37(11): 1477–1488

[19] 周桂玉, 窦森, 刘世杰. 生物质炭结构性质及其对土壤有效养分和腐殖质组成的影响[J]. 农业环境科学学报, 2011, 30(10): 2075–2080 ZHOU G Y, DOU S, LIU S J. The structural characteristics of biochar and its effects on soil available nutrients and humus composition[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2011, 30(10): 2075–2080

[20] ZHAO S X, TA N, LI Z H, et al. Varying pyrolysis temperature impacts application effects of biochar on soil labile organic carbon and humic fractions[J]. Applied Soil Ecology, 2018, 123: 484–493

[21] YAASHIKAA P R, KUMAR P S, VARJANI S J, et al. Advances in production and application of biochar from lignocellulosic feedstocks for remediation of environmental pollutants[J]. Bioresource Technology, 2019, 292: 122030

[22] 赵文霞, 杨朝旭, 刘帅, 等. 典型农作物秸秆组成及燃烧动力学分析[J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(4): 921–927 ZHAO W X, YANG Z X, LIU S, et al. Composition and combustion dynamics analysis of typical crop straws[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2019, 38(4): 921–927

[23] 孙康, 蒋剑春, 李静, 等. 紫茎泽兰制备活性炭及其性质[J]. 林业科学, 2010, 46(3): 178–182 SUN K, JIANG J C, LI J, et al. Preparation and characterization of activated carbon from[J]. Scientia Silvae Sinicae, 2010, 46(3): 178–182

[24] 郭晓慧, 康康, 于秀男, 等. 磁改性柚子皮与杏仁壳生物炭的理化性质研究[J]. 农业工程学报, 2018, 34(S1): 164–171 GUO X H, KANG K, YU X N, et al. Study on physicochemical properties of magnetic modified biochar derived from pyrolysis of pomelo peel and apricot kernel shell[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2018, 34(S1): 164–171

[25] 国家质量技术监督局. GB/T 12496.4—1999 木质活性炭试验方法灰分含量的测定[S]. 北京: 中国标准出版社, 2005 The Quality and Technology Supervision Bureau of People’s Republic of China. GB/T 12496.4–1999 Test Methods of Wooden Activated Carbon — Determination of Ash Content[S]. Beijing: Standards Press of China, 2005

[26] 国家质量技术监督局. GB/T 12496.7—1999 木质活性炭试验方法 pH值的测定[S]. 北京: 中国标准出版社, 2005 The Quality and Technology Supervision Bureauof People’s Republic of China. GB/T 12496.7–1999 Test Methods of Wooden Activated Carbon — Determination of pH[S]. Beijing: Standards Press of China, 2005

[27] 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 LU R K. Soil Agricultural Chemistry Analysis Method[M]. Beijing: China Agricultural Science Technology Press, 2000

[28] 于水强, 窦森, 张晋京, 等. 不同氧气浓度对玉米秸秆分解期间腐殖物质形成的影响[J]. 吉林农业大学学报, 2005, 27(5): 528–533 YU S Q, DOU S, ZHANG J J, et al. Effects of different oxygen concentrations on formation of humic substances during corn stalk decomposition[J]. Journal of Jilin Agricultural University, 2005, 27(5): 528–533

[29] KUMADA K, SATO O, OHSUMI Y, et al. Humus composition of mountain soils in Central Japan with special reference to the distribution of P type humic acid[J]. Soil Science and Plant Nutrition, 1967, 13(5): 151–158

[30] HUA L, WANG Y T, WANG T P, et al. Effect of biochar on organic matter conservation and metabolic quotient of soil[J]. Environmental Progress & Sustainable Energy, 2015, 34(5): 1467–1472

[31] 赵世翔, 于小玲, 李忠徽, 等. 不同温度制备的生物质炭对土壤有机碳及其组分的影响: 对土壤腐殖物质组成及性质的影响[J]. 环境科学, 2017, 38(2): 769–782 ZHAO S X, YU X L, LI Z H, et al. Effects of biochar pyrolyzed at varying temperatures on soil organic carbon and its components: Influence on the composition and properties of humic substances[J]. Environmental Science, 2017, 38(2): 769–782

[32] 郝翔翔, 窦森, 韩晓增, 等. 典型黑土区不同生态系统下土壤团聚体中胡敏酸的结构特[J]. 土壤学报, 2014, 51(4): 824–833 Hao X X, Dou S, Han X Z, et al. Structure of humic acid in soil aggregates under different ecosystems in typical black soil region of northeast China[J]. Acta Pedologica Sinica, 2014, 51(4): 824–833

[33] ZHANG J J, WEI Y X, LIU J Z, et al. Effects of maize straw and its biochar application on organic and humic carbon in water-stable aggregates of a Mollisol in Northeast China: A five-year field experiment[J]. Soil and Tillage Research, 2019, 190: 1–9

[34] 刘鑫, 窦森, 李长龙, 等. 开垦年限对稻田土壤腐殖质组成和胡敏酸结构特征的影响[J]. 土壤学报, 2016, 53(1): 137–145 LIU X, DOU S, LI C L, et al. Composition of humus and structure of humic acid as a function of age of paddy field[J]. Acta Pedologica Sinica, 2016, 53(1): 137–145

[35] 花莉, 金素素, 洛晶晶. 生物质炭输入对土壤微域特征及土壤腐殖质的作用效应研究[J]. 生态环境学报, 2012, 21(11): 1795–1799 HUA L, JIN S S, LUO J J. Effect of Bio-char on the micro-environment characteristics and humus in soil[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2012, 21(11): 1795–1799

[36] 林洪羽, 周明华, 张博文, 等. 生物炭及秸秆长期施用对紫色土坡耕地土壤团聚体有机碳的影响[J]. 中国生态农业学报(中英文), 2020, 28(1): 96–103 LIN H Y, ZHOU M H, ZHANG B W, et al. Effect of long-term application of biochar and straw on soil organic carbon in purple soil aggregates of sloping uplands[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2020, 28(1): 96–103

[37] 郑延云, 张佳宝, 谭钧, 等. 不同来源腐殖质的化学组成与结构特征研究[J]. 土壤学报, 2019, 56(2): 386–397 ZHENG Y Y, ZHANG J B, TAN J, et al. Chemical composition and structure of humus relative to sources[J]. Acta Pedologica Sinica, 2019, 56(2): 386–397

[38] DEMIRBAS A. Mechanisms of liquefaction and pyrolysis reactions of biomass[J]. Energy Conversion and Management, 2000, 41(6): 633–646

[39] IPPOLITO J A, STROMBERGER M E, LENTZ R D, et al. Hardwood biochar and manure co-application to a calcareous soil[J]. Chemosphere, 2016, 142: 84–91

[40] 赵占辉, 张丛志, 蔡太义, 等. 不同稳定性有机物料对砂姜黑土理化性质及玉米产量的影响[J]. 中国生态农业学报, 2015, 23(10): 1228–1235 ZHAO Z H, ZHANG C Z, CAI T Y, et al. Effects of different stable organic matters on physicochemical properties of lime concretion black soil and maize yield[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2015, 23(10): 1228–1235

The effects of biochars on humus composition in acidic purplish soil*

ZHAO Hailan1, LI Bing1**, WANG Changquan1, LONG Sifan1, LI Bin2, XIAN Shunzhi1, ZENG Linhao1, XIAO Meijuan1, LIU Qixin1

(1. College of Resources, Sichuan Agricultural University, Chengdu 611130, China; 2. Sichuan Provincial Company of China National Tobacco Corporation, Chengdu 610041, China)

Biochar characteristics are similar to feedstock lignin and cellulose contents. Two kinds of biochar were produced from cellulosic (maize straw) and ligneous () feedstocks, respectively, to evaluate how lignocellulosic feedstock biochar influence the humus composition in acidic purplish soil. Acidic purplish soil was treated with 5% maize straw biochar (MB) or 5%biochar (EB) for 90 days, and the humic acid (HA), fulvic acid (FA), and humin (HM) contents, chemical elements, and HA color tonal coefficient were analyzed. The biochar specific surface areas were 2.32 m2×g−1(MB) and 0.72 m2×g−1(EB), and the total pore volumes were 42.71 mm3×g−1(MB) and 12.59 mm3×g−1(EB). The carbon to hydrogen molar ratios (C/H) were 1.91 (MB) and 1.46 (EB), and the oxygen and sulfur to carbon molar ratios [(O+S)/C] were 0.09 (MB) and 0.16 (EB), indicating that the MB had a stronger adsorption capacity, a higher organic matter, condensation degree, and a lower oxidation degree. Biochar application significantly increased the soil HA, FA, and HM contents (<0.05) compared to no application (CK). After 90 days, biochar amendment increased the HA content by 65.59%–102.82%, increased the FA content by 85.87%–118.54%, and increased the HM content by 137.25%–161.23%. The MB increased the humus composition contents more than EB, and both treatments reduced the soil HA/soil organic carbon (SOC) values by 13.53%–27.06% and the FA/SOC values by 6.81%–18.03% (EB treatment<0.05). Both treatments also increased the HM/SOC values by 4.58%–11.40% (MB treatment<0.05). Biochar amendment increased the HA color tonal coefficient (Δlg) degree by 2.40%–5.60%, reduced the C/H of HA by 3.51%–11.81%, and increased the (O+S)/C by 1.51%–8.74%. The biochar application increased the content of each humic component, reduced the C/H condensation degree, and improved the HA oxidation degree; the effect was more prominent when MB was applied. MB application significantly increased the proportion and stability of HM/SOC, but reduced the stability of HA [C/H decreased, (O+S)/C increased]. EB biochar significantly reduced the proportion of HA/SOC and FA/SOC, and had no effect on the proportion of HM/SOC, and increased the proportion of labile organic carbon.

Maize strawbiochar;biochar; Composition of humus; Stability of humus; Humus carbon

S156.2

10.13930/j.cnki.cjea.200277

赵海岚, 李冰, 王昌全, 龙思帆, 李斌, 鲜顺志, 曾林浩, 肖美娟, 刘奇鑫. 两种生物质炭对酸性紫色土腐殖质组成的影响[J]. 中国生态农业学报(中英文), 2020, 28(12): 1949-1957

ZHAO H L, LI B, WANG C Q, LONG S F, LI B, XIAN S Z, ZENG L H, XIAO M J, LIU Q X. The effects of biochars on humus composition in acidic purplish soil[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2020, 28(12): 1949-1957

* 国家重点研发计划项目(2018YFD0200704)、四川省科技厅应用基础重大前沿项目(2018JY0002)和四川省烟草公司重点科技项目(SCYC201705, SCYC201803)资助

李冰, 主要研究方向为土壤元素迁移转化与生物有效性。E-mail: benglee@163.com

赵海岚, 主要研究方向为生物质炭环境效应。E-mail: zhlwills@163.com

2020-04-13

2020-09-16

* This study was supported by the National Key Research and Development Program of China (2018YFD0200704), the Applied Basic Research Programs of Sichuan Science and Technology Department (2018JY0002), and the Key Program of Sichuan Provincial Company of China National Tobacco Corporation (SCYC201705, SCYC201803).

, E-mail: benglee@163.com

Apr. 13, 2020;

Sep. 16, 2020