不同原料生物炭对酸性红壤氮素转化及理化性质的影响

王吉元，夏浩，李宇轩，王响玲，2，姜存仓，2

1.华中农业大学资源与环境学院/微量元素研究中心，武汉 430070；

2.石河子大学农学院/新疆生产建设兵团绿洲生态农业重点实验室，石河子 832000

氮素是植物生长所必需的营养元素，而土壤中95%以上的氮是有机态氮，需要通过矿化过程转化为无机态氮才能被植物吸收利用［1］。硝化作用是土壤氮素转化的另一重要途径，与土壤中铵态氮的进一步转化以及氮素的损失息息相关［2］。我国的酸性土壤广泛分布于长江以南地区，由于酸性土壤的养分贫瘠，需要大量施用氮肥来满足作物的生长，这不仅会导致土壤酸化严重，还会造成土壤中氮素的损失［3-4］。因此，如何在改善酸性土壤肥力的同时提高氮肥利用率、减少氮素损失，是亟需解决的问题。

生物炭是以农业废弃物（秸秆、木材、牲畜粪便等）为原料在缺氧条件下高温热解的产物［5］，不同原料所制备的生物炭在其表面结构、元素组成等性质上表现出较大的差异［6］。由于生物炭具有高度稳定性、高C/N 比等特点，关于生物炭对氮素循环影响的研究越来越多［7-8］。土壤氮素的矿化作用与土壤pH、C/N 比等性质有关［9］，因此，生物炭的加入能够通过改变土壤理化性质来影响土壤氮素的转化。在陈玉真等［10］的研究中，短期内施加生物炭能够刺激微生物的活性，增加无机态氮的固定，从而抑制土壤氮素的矿化作用和硝化作用。与之相反，在潘凤娥等［11］的研究中，生物炭的添加促进了土壤硝化作用，这可能是所用的生物炭种类和土壤类型不同导致的。此外，土壤中的酶是参与生物化学反应的催化剂，其活性与土壤养分循环状况和养分含量息息相关［12］。乙酰氨基葡萄糖胺酶（NAG）、氨单加氧酶（AMO）、羟胺氧化还原酶（HAO）及亚硝酸氧化还原酶（NXR）是土壤氮素矿化过程和自养硝化过程的关键酶［13］，其活性在一定程度上能够反映土壤氮素转化状况。

生物炭在改变土壤理化性质的同时能够影响氮素的转化。前期研究多集中于单一类型生物炭改良土壤及对氮素循环的影响，而同一条件下施用不同原料生物炭对土壤氮素转化及理化性质的影响是否存在显著差异，土壤氮素转化过程与理化性质和酶活性的变化是否存在联系，相应研究报道较少。因此，本研究通过室内培养试验，测定土壤矿态氮含量、理化性质及C、N 循环相关酶活性，探究不同原料生物炭对土壤氮素转化的影响及改良酸性红壤的效应，以期为生物炭选择利用及酸性土壤改良提供依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试酸性红壤采自湖北省咸宁市贺胜桥镇（114°42′E，29°99′N），选取0～20 cm 耕层土壤。土壤经自然风干，除去石块及植物残体后过孔径2 cm筛，混匀备用。其基本理化性质：pH 5.29，有机质5.49 g/kg，铵态氮3.60 mg/kg，硝态氮5.93 mg/kg，速效磷4.40 mg/kg，速效钾116.20 mg/kg。供试生物炭是河南立泽环保科技有限公司分别以水稻秸秆、稻壳以及园林杂木为原料在500 ℃下制备的，基本性质见表1。

表1 生物炭的基本性质Table 1 Basic properties of biochar

1.2 试验处理

试验在塑料盒中进行，每盒装200 g 风干土（过孔径1 cm 筛）。先将土壤加水至饱和持水量，静置熟化7 d 后，将土壤、肥料和生物炭按处理混匀开始培养。试验设5 个处理：CK（不施生物炭，不施肥）、F（单施化学肥料）、B1（3%水稻秸秆生物炭+化学肥料）、B2（3%水稻壳生物炭+化学肥料）、B3（3%木屑生物炭+化学肥料），每个处理重复3 次。化学肥料施用量为：每盒尿素0.086 g、磷酸氢二钠0.233 g、氯化钾0.076 g，即N、P、K 含量分别为0.200、0.100、0.200 g/kg。试验于2021 年4 月9 日至6 月5 日在华中农业大学盆栽场进行。分别在培养的第1、5、10、20、35、50 天进行取样，取样时先取一部分土壤鲜样，放于-20 ℃冰箱保存，用于土壤铵态氮、硝态氮和酶活性的测定；剩余土样进行风干，将风干土样分别研磨后过0.850 mm 和0.150 mm 孔径筛，放入自封袋保存，用于土壤pH、有机质等理化性质的测定。

1.3 测定方法

生物炭pH 采用pH 计法测量（水土质量比5∶1）；用元素分析仪测定生物炭中C、N 含量。生物炭中矿质元素测定参考林庆毅等［14］的方法：取0.2 g 生物炭于坩埚中，先用马弗炉500 ℃加热4 h 后再用25 mL 1 mol/L HCl 浸提。用火焰光度法测定Na+和K+含量，用原子吸收光谱仪测定Ca2+、Mg2+含量。

土壤基本理化性质参照《土壤农化分析》［15］的方法测定：土壤pH 值采用pH 计法测量（水土质量比2.5∶1）；土壤有机质用重铬酸钾容量法-外加热法测定；土壤全氮使用酸消煮后流动分析仪测定；土壤铵态氮与硝态氮用1 mol/L KCl 浸提，流动分析仪测定；采用0.5 mol/L NaHCO3浸提，钼锑抗比色法测定土壤速效磷；采用NH4OAc 浸提，火焰光度法测定土壤速效钾。氮素矿化积累量、氮素净矿化速率（Rm）和净硝化速率（Rn）的计算参考李平等［16］的研究。

采用荧光微孔板酶检测技术［17］测定土壤β-D-葡萄糖苷酶（β-G）、β-纤维二糖苷酶（CBH）、N-乙酰氨基葡萄糖胺酶（NAG）活性，均以荧光物质4-羟甲基-7-香豆素（MUB）作为标准物。每个处理在96 孔板上设置样品孔、空白对照、阴性对照、淬火对照和参考对照，25 ℃黑暗条件下培养4 h 后用酶标仪测定荧光值，激发波长和检测波长分别为365和450 nm。采用江苏酶标生物有限公司的Elisa试剂盒测定土壤氨单加氧酶（AMO）、羟胺氧化还原酶（HAO）、亚硝酸氧化还原酶（NXR）活性。

1.4 数据处理

所有数据采用Excel 软件进行整理统计，SPSS 20.0 软件进行数据的统计分析，运用单因素方差和Duncan’s 检验进行处理间的差异显著性检验（α=0.05），并用Origin 2021 和Adobe Illustrator 软件制图，数据表示为“平均值±标准差”（n=3）。

2 结果与分析

2.1 不同原料生物炭对土壤基本性质的影响

由表2 可知，培养50 d 后，与CK 处理相比，F 处理土壤pH 降低了0.54 个单位。施加生物炭后土壤pH 显著提高（P＜0.05），与F处理相比，B1、B3处理土壤pH 分别提高了0.64和0.20个单位，而B2处理无显著差异。结果表明，施加化学肥料导致酸性土壤进一步酸化，水稻秸秆生物炭和木屑生物炭能够缓解施肥导致的土壤酸化，而稻壳生物炭改善土壤pH 的效果较弱。

表2 不同处理的土壤基本性质Table 2 Basic soil properties in different treatments

CK 处理培养50 d 后土壤有机质含量为18.78 g/kg，F 处理使土壤有机质含量提高了32.4%。与F处理相比，B1、B2、B3处理有机质含量分别提高了123.8%、70.0%、86.4%，施加生物炭显著提高了土壤有机质含量（P＜0.05），且不同生物炭提高土壤有机质的效果具有显著性差异，水稻秸秆生物炭的效果高于木屑生物炭和稻壳生物炭，这可能与水稻秸秆生物炭的本身含碳量较高有关。

施加化学肥料后土壤总氮含量从0.36 g/kg提升至0.51 g/kg，B2和B3处理的总氮含量与F 处理无显著差异，B1处理土壤总氮含量显著提高。与CK 处理相比，F处理使土壤C/N比降低了7.4%，但二者之间无明显差异。生物炭与肥料配施可以显著提高土壤C/N 比（P＜0.05），与F 处理相比，B1、B2、B3处理使土壤C/N比提高了75.0%、70.1%、88.2%。与CK相比，F 处理使土壤速效磷和速效钾含量分别提高了25.0%和176.6%，B1、B2、B3处理进一步增加了施肥土壤中速效磷和速效钾含量，且不同生物炭处理之间存在显著差异（P＜0.05），水稻秸秆生物炭（B1）处理效果最佳。

对不同处理土壤基础理化性质进行主成分分析（图1），PC1 和PC2 的贡献率分别为17.9% 和72.4%。CK 处理与F 处理在PC1 上有明显分离，说明施加化肥对土壤的理化性质有显著影响。F 处理与B1、B2、B3处理在PC1 上均存在一定距离，同时，B1与B2、B3在PC1上也存在明显分离，表明生物炭能够改变施肥土壤的理化性质，且不同生物炭处理之间的土壤性质存在显著差异。

图1 不同处理土壤基础理化性质的主成分分析Fig.1 Principal component analysis of physico-chemical properties of soil in different treatments

2.2 不同原料生物炭对土壤氮素矿化作用和硝化作用的影响

整个培养期，CK 处理中NH4+-N 与NO3--N 含量无明显变化，其他处理土壤NH4+-N 均呈现出先上升后降低的趋势（图2A），而NO3--N 含量在培养时间上的变化与NH4+-N 相反（图2B）。尿素施入土壤后，前期（0～10 d）以NH4+-N 的形式释放出来，随后释放出的NH4+-N 通过硝化作用转变为NO3--N 的形式。培养结束时，F 处理NH4+-N 含量显著提高（P＜0.05），而施加生物炭后显著降低。与F 处理相比，B1、B2、B3处理中NH4+-N 含量分别降低了95.6%、74.5%、46.9%。与CK 相比，F、B1、B2、B3处理土壤NO3--N 含量显著提高（P＜0.05），分别达到106.30、117.96、86.38、122.08 mg/kg。与F 处理相比，B1、B2处理中NO3--N 含量分别提高了11.0%和15.2%，而B3处理降低了18.7%，表明水稻秸秆生物炭和木屑生物炭施用后能固持土壤硝态氮。

由图2C 可知，除CK 外的其他处理土壤矿质氮积累量均随时间先升高后降低，培养结束时，与F 处理相比，B1、B2、B3处理矿化氮积累量显著降低（P＜0.05），分别为30.81、21.15、120.69 mg/kg，表明生物炭的添加能够抑制土壤矿态氮的积累。培养期间，土壤NH4+-N/NO3--N在5 d后迅速下降并在35 d后趋于稳定（图2D），说明土壤硝化作用主要发生在培养前中期（5～35 d），同时生物炭与肥料配施使土壤NH4+-N/NO3--N 显著降低（P＜0.05），促进了铵态氮向硝态氮的转化。

图2 不同处理土壤铵态氮含量（A）、硝态氮含量（B）、矿质态氮累积量（C）和铵硝比（D）的动态变化Fig.2 Dynamic changes of soil ammonium nitrogen（A），nitrate nitrogen（B），cumulative amount of mineral nitrogen（C）and the ratio of NH4+-N/NO3--N（D）in different treatments

由图3A 可知，CK 处理氮素净矿化速率在培养期间无明显变化，其他处理均呈现出先陡增后降低的趋势。图3B 显示，培养结束时F 处理平均净矿化速率为2.49 mg/（kg·d），与CK 处理相比显著提高（P＜0.05），B1、B2、B3处理平均净矿化速率为0.46、0.31 和1.79 mg/（kg·d），与F 处理相比分别降低了81.5%、87.6%和28.1%。结果表明，生物炭与肥料配施抑制了土壤氮素矿化作用，且不同生物炭处理之间存在显著差异（P＜0.05）。

由图3C 可知，CK 处理氮素净矿化速率在培养期间无明显变化，其他处理均呈现先稳步上升后迅速增加的趋势，且B1和B3处理在35～50 d 阶段呈下降趋势。图3D显示，培养结束时，CK处理平均净硝化速率仅为0.10 mg/（kg·d），F处理为2.06 mg/（kg·d），是CK处理的20.6倍，与F处理相比，B1、B3处理的平均硝化速率显著提高（P＜0.05），分别为2.31 和2.39 mg/（kg·d），而B2处理平均硝化速率为1.68 mg/（kg·d），与F 处理相比降低了18.5%。结果表明，生物炭与肥料配施可以显著影响土壤硝化作用，水稻秸秆生物炭和木质生物炭能够提高土壤硝化速率，而添加水稻壳生物炭对硝化作用具有抑制效果。

图3 不同处理土壤氮素净矿化速率和硝化速率Fig.3 Net mineralization rate and nitrification rate of soil nitrogen in different treatments

2.3 不同原料生物炭对土壤酶活性的影响

土壤氮素矿化途径（图4）中，施加化学肥料能够刺激NAG 活性，F 处理NAG 活性相对于CK 处理提高了34.3%，施加生物炭后显著抑制了NAG 活性，与F 处理相比，B1、B2、B3处理分别使NAG 活性降低了19.1%、27.7%和10.6%。土壤氮素硝化途径中，F处理AMO 和NXR 活性与CK 处理无明显差异，但显著降低了HAO 活性，与F 处理相比，B1使AMO 活性降低了11.6%，HAO 活性提高了9.8%，B2使AMO活性降低了18.8%，HAO 活性提高了19.7%，B3对3种酶均无显著影响。在土壤碳素循环途径中，与CK处理相比，F 处理对β-G 活性无显著影响，但CBH 活性相对于CK 处理降低了55.6%，与F 处理相比，B1处理使β-G 活性和CBH 活性分别提高了33.3%和150.0%，B2处理对β-G 活性和CBH 活性无显著影响，B3处理使β-G 活性和CBH 活性分别提高了73.8%和250.0%。

图4 不同处理土壤中C、N循环相关酶活性Fig.4 Activity of C and N cycle-related enzymes of soil in different treatments

结果表明，生物炭与肥料配施显著影响了土壤氮素转化过程中的酶活性，且不同原料生物炭处理之间存在显著性差异（P＜0.05），同时施加生物炭还刺激了碳循环相关的酶活性，促进了土壤碳素循环。

对土壤氮素矿化速率和硝化速率与各指标进行相关性分析（图5），结果表明，土壤氮素矿化速率（Rm）不仅与土壤pH 和矿态氮含量密切相关，而且受到土壤NAG 和HAO 活性的影响，土壤有机质、总氮、速效磷及速效钾含量均与硝化速率（Rn）呈正相关关系，NH4+-N 是硝化作用的底物，与pH 呈显著负相关，因此，土壤pH 能够间接影响硝化作用。此外，AMO、HAO 和NXR 是硝化作用过程中3 种关键酶，其活性与土壤有机质、总氮、速效钾含量有关。因此，施加生物炭能够通过影响土壤理化性质进而对土壤氮素转化产生影响。

图5 土壤氮素矿化速率和硝化速率与各指标间的相关性分析Fig.5 Correlation analysis between soil nitrogen mineralization rate，nitrification rate and various indexes

3 讨 论

3.1 不同生物炭影响土壤理化性质的差异性分析

已有研究表明，长期施用大量化学肥料能导致土壤酸化、pH 值降低［18］。本研究中，施加化学肥料后使土壤pH 显著降低，这是由于施肥促进了土壤硝化作用的进行，从而向土壤释放更多的H+，加剧了土壤酸化。生物炭表面含有的碱性官能团决定了其本身较高的pH 值，因此生物炭具有提高酸性土壤pH 的能力［19］，且生物炭改良土壤pH 的能力与本身碳酸盐和有机酸含量有关［20］。水稻秸秆生物炭和木屑生物炭与肥料配施缓解了施用化学肥料造成的土壤酸化，而施用水稻壳生物炭对土壤pH 影响较小（表2）。这可能是因为水稻秸秆生物炭和木屑生物炭具有更多的碱性官能团和较大的孔隙度，从而吸附了更多的H+。前人研究表明原材料是影响生物炭性质的主要因素之一［21］，不同原料制备的生物炭在理化性质、表面结构等方面的特性是导致土壤pH具有显著性差异的主要原因。

添加生物炭能够明显提高土壤有机质、总氮、速效磷及速效钾含量（表2），这是由于生物炭含有较高的碳含量、矿质元素和有机官能团［22］。3种原料生物炭对于土壤理化性质的影响存在显著差异，这可能与供试生物炭的自身特性有关，水稻秸秆生物炭的pH和矿质元素含量远高于水稻壳生物炭和木质生物炭（表1），这能够更大刺激土壤养分循环相关的微生物和酶活性［23］。土壤中的酶具有催化和驱动土壤养分循环的功能［24］，本试验发现，3 种生物炭与肥料配施在一定程度上均刺激了土壤碳循环相关的β-G 和CBH 活性，促进了土壤有机碳的分解，为微生物活动提供了底物，有利于提高土壤微生物活性［25］。

3.2 不同生物炭影响土壤氮素转化的差异性分析

施用化学氮肥通常会因“激发效应”使土壤氮素矿化量增加［26］。本试验中，单施化学肥料显著提高了土壤中的矿质态氮含量和氮素净矿化速率，这可能会导致土壤氮素损失的增加。Li 等［27］的研究表明，向土壤中添加有机物料能够对土壤氮素转化产生影响。本研究中，3 种生物炭处理的矿质氮积累量和净矿化速率相对于单施肥处理显著降低（图2，3）。这可能与生物炭能够显著提高土壤C/N 比有关，当土壤C/N 比大于25∶1 时，可能会造成微生物缺乏氮素，土壤矿质氮的生物固持作用大于矿化作用［20］。在Luo 等［28］的研究中也发现了相似的结果，添加芦苇秸秆显著提高了土壤C/N 比并抑制了土壤氮矿化。生物炭能够刺激土壤微生物的活性和数量，这可能会增加微生物对无机氮的生物固持［29］，从而减少矿质氮的积累。也有研究认为生物炭的添加为土壤微生物提供了不稳定碳源，进而在短期内出现土壤氮素固定的现象［30］。此外，多孔性的生物炭能够吸附大量多酚化合物，土壤微生物可将其作为碳源，并增加对氮素的需求［31］。相关性分析表明（图5），氮素矿化速率与无机氮含量和NAG 活性呈显著正相关。NAG 是与氮素矿化有关的酶，能够降解土壤中的几丁质释放氨基葡萄糖。添加不同生物炭后均显著降低了NAG 活性，从而抑制了土壤氮素的矿化作用（图6）。另一方面，生物炭对NH4+具有吸附能力，不同原料制成的生物炭所表现出的吸附作用存在差异［32］，从而导致不同生物炭处理矿质氮含量具有显著差异。

图6 不同原料生物炭对土壤理化性质和氮素转化的作用机制Fig.6 Effects of biochar from different feedstocks on soil physic-chemical properties and nitrogen transformation

目前关于生物炭对土壤硝化作用影响的结论并不统一。在低pH 的土壤中硝化作用较为敏感，土壤pH 的升高有利于硝化作用的进行［33］。本研究结果显示，土壤pH 与铵态氮含量呈显著负相关关系（图5），因此，施用生物炭能够通过提高酸性土壤pH，促进土壤铵态氮向硝态氮的转化。施用生物炭也可以通过提高土壤氨氧化菌（AOA、AOB）的丰度，来促进土壤硝化作用［34］。β-G和CBH 是与土壤有机碳分解相关的酶，B1、B3处理β-G 和CBH 活性显著提高，这可能会为硝化微生物提供更多的不稳定碳源，从而促进了硝化作用。Dempster 等［35］发现，生物炭对土壤理化性质的改变能够影响硝化微生物的活性。本研究中土壤的硝化速率与有机质、总氮、速效磷以及速效钾含量有关（图5），所以不同生物炭对土壤养分含量的影响导致了硝化速率具有显著性差异。同时，添加不同原料生物炭对氨氧化过程关键酶具有显著影响（图4），进而影响土壤硝化作用，但3 种硝化酶均与平均净硝化速率无显著相关性。因此，本研究中土壤pH 及养分含量是影响硝化作用进行的主要因素（图6）。此外，反硝化作用是氮素损失的重要途径，施加生物炭能够对反硝化作用产生影响［36］。水稻秸秆生物炭和木屑生物炭也可能是通过抑制反硝化作用的进行来提高土壤硝态氮含量，从而提高了硝化速率。

总之，生物炭与肥料配施改变了酸性红壤pH、养分含量、酶活性等理化性质，从而影响了土壤中氮素的矿化作用和硝化作用，并且不同生物炭处理之间存在显著差异。同一条件下，施用水稻秸秆生物炭对红壤的改良效果高于木屑生物炭和稻壳生物炭；3 种生物炭均抑制了氮素的矿化作用，但对硝化作用的影响不一致，水稻秸秆炭和木屑炭能固持土壤硝态氮并提高硝化速率，而稻壳生物炭抑制了土壤硝化作用。土壤中氮素的转化与土壤理化性质息息相关，适合的生物炭与肥料配施有利于土壤氮素的固持，减少氮素的损失。