2021, Vol. 48文章信息
引用本文 |
基金项目
- 广东省现代农业产业技术体系创新团队项目(2020KJ120);清远市科技计划项目(2019DZX014);韶关市科技计划项目(200714204530914);揭阳市科技计划项目(2018dzx012);广东省农业科学院创建市县农科所联系专家制及人才培训项目(2019联系01-16)
作者简介
-
郜礼阳（1988—），男，硕士，研究实习员，研究方向为土壤改良、重金属污染水体生态修复，E-mail：gaoliyang3369@163.com
凌彩金，研究员，广东省现代农业产业技术体系茶叶产业创新团队产地环境与规划岗位专家、广东省茶树资源创新利用重点实验室“茶叶质量安全”学术带头人，有机食品高级检查员，国家劳动和社会保障部职业技能鉴定中心茶艺师高级考评员、评茶员高级考评员、茶艺师高级技师、高级评茶师。
主要从事茶叶产地安全生产风险评估，茶品质化学和质量控制与综合技术开发研究。自2000年参加工作以来，先后获省科技奖二等奖2项，市厅级科技进步一等奖、二等奖、三等奖各1项；省农业技术推广奖二等奖、三等奖各2项；广东省标准创新贡献奖三等奖1项；市厅级专利金奖1项；行业协会科技奖二等奖2项。获授权发明专利8项、实用新型专利4项，计算机软件著作权13项，发布地方（团体）标准8项。主持及参加国家、省、市等各级课题项目43项，发表论文50多篇，出版专著《茶艺与茶叶审评实用技术》。获省总工会“南粤建功立业女能手”、广东省农业科学院“十二五”科技先进工作者、广东省茶业行业协会茶文化先进工作者、广东省茶叶学会优秀科技工作者、优秀会员等荣誉。
通讯作者
- 凌彩金（1977—），女，硕士，研究员，研究方向为茶园产地环境与质量安全评估，E-mail：lingcaijin@163.com.
文章历史
- 收稿日期：2020-09-30
2. 英德市农业技术推广中心, 广东 英德 513049;
3. 东莞市农业科学研究中心, 广东 东莞 523086
2. Yingde Agricultural Technology Extension Center, Yingde 513049, China;
3. Dongguan Agricultural Science Research Center, Dongguan 523086, China
土壤酸化是指在自然因素和人为因素共同作用下土壤pH值(≤ 5.5)下降的过程[1]。土壤酸化伴生于自然成土过程且进程极其漫长, 但近些年来, 受高强度人类活动的影响, 土壤酸化过程大大加速[1-3]。有报道指出, 酸性土壤面积约占全球潜在耕地面积的40.0%~50.0%, 占地球面积的30.0%, 大多分布于热带亚热带地区[2-3]。我国酸化土壤主要分布在长江以南地区, 其面积约占全国土壤面积的22.7%, pH在4.5~5.5之间, 一些地区甚至低于4.5[4]。张福锁院士团队研究发现, 自20世纪80年代到本世纪初, 我国农田土壤pH下降0.5个单位, 未来土地利用趋向集约化且粮食需求量有所增大, 土壤酸化程度或将继续增加[5]。
土壤酸化将引起产地环境质量安全与健康问题, 如养分流失、肥力下降、土壤生物活性降低、作物减产、重金属活化增加潜在风险等。首先, 土壤酸化使H+浓度升高, 导致净负电荷量减少, K+、Ca2+、Mg2+等盐基性养分阳离子因缺少结合位点而大量淋失, 最终土壤盐基饱和度下降, 有效态营养元素含量急剧减少, 土壤肥力下降[6]。其次, 酸性土壤中Ca、P等大量元素和Mo、B等微量元素有效性降低, 不仅严重影响作物吸收[7], 更加速矿物的风化, 导致土壤阳离子交换量(CEC) 减小, 对盐基阳离子和NH4+的吸持能力减弱, 土壤保肥能力降低[8]。然后, 随着pH值降低, 微生物种类、活性及分布也遭受影响, 严重阻碍土壤有机质的矿化、无机物的分解和养分的转化, 进而影响植物吸收利用[9-10]。再者, 土壤酶活性随土壤酸化程度降低而降低, 且pH越低对酶活性的抑制作用越强[11]。还有研究表明, 土壤酸化会导致水稻[12]、玉米[13]、葡萄[14]、番茄[15]、黑麦草[16]、烟草[17]等作物大幅减产。最后, 伴随酸度增强土壤重金属元素的溶解度、迁移性及生物有效性大幅增加(如Al毒、Mn毒等), 对产地环境、作物及其产品的质量安全产生负面影响, 最终对人类的健康甚至生命构成威胁。
目前, 针对酸性土壤改良的主要技术包括施用石灰、土壤调剂, 碱性肥料、有机肥和生物炭等[4]。其中, 生物炭因原料来源广泛、理化特性突出作为一种新兴土壤改良剂备受国内外学者的关注。
1 生物炭材料及其特性生物炭是不同来源有机物质(如作物秸秆、生活污泥和动物粪便等)在限氧条件下通过较低温度(≤ 700 ℃)热裂解产生的一类含碳、稳定、高度芳构化的碳质材料[18-19]。生物炭原料的获得性极强且成本低廉, 这也是生物炭较为突出的优势之一。常用的原材料有农林废弃物, 如小麦秸秆[11, 16-17]、竹子[12]、木屑[15]、水稻秸秆[18]、桉树树叶[19]等; 畜牧业废弃物, 如牛粪[20]、鸡粪[21]、垫料[22]等; 生活废弃物, 如厨余垃圾[23]、庭院废弃物[23]、生活污水污泥[18]等; 草本植物, 如盐生草[24]、美人蕉[25]等。上述这些原料中, 植物类秸秆最为常见。生物炭的制备工艺相对较为简单, 当前"限氧热解炭化法"较为常用, 其他的还有气化热解法、水热炭化法、微波热解法等[23]。生物炭制备过程中除了产生固体物质生物炭外, 还有气体和液体物质伴生, 如裂解气(H2、CO、CH4)、焦油和木醋液等[26], 这些副产物大多用于替代能源、化工原料等方面。生物炭的应用主要集中于农业领域和工业领域, 在农业领域, 生物炭及炭基肥料主要用于耕作障碍土壤的修复与改良, 如重金属污染土壤修复、酸化土壤改良、贫瘠土壤肥力提升等; 工业领域, 生物炭主要用于工业能源供应、功能材料的开发、水体重金属污染修复等[27]。
生物炭的理化特性(表 1)使其在农业、环保、能源等领域备受关注。生物炭的孔隙结构较为发达, 比表面积普遍较大, 每克生物炭的比表面积从几平方米到几十平方米不等[18, 20, 24], 为其吸附功能提供了更多的点位; 自然状态下生物炭呈现碱性且pH值较高[18, 21, 24-25], 可作为酸性土壤改良剂; 其元素组成也相对较为丰富, 主要包括C、H、O等大量元素及N、P、K等重要的养分元素[20-21], 可实现C的固定和养分的循环与补充。此外, 生物炭表面还含有种类多样的基团, 主要是羟基(-OH)、羧基(-COOH)、内酯基(-COOR)等含氧官能团, 它们在吸附过程中同样发挥着不可替代的作用[28]。
2 生物炭对酸性土壤理化性质的影响 2.1 团聚体
团聚体是土壤结构的基本单元, 土壤肥力的物质基础, 作物优质高产的必需条件之一, 团聚体的大小、分布和稳定性决定着土壤养分物质的循环与利用效率[29]。
生物炭的疏松多孔及表面积巨大等特性, 能有效吸附土壤胶体, 促进土壤团粒结构的形成。丰富的团粒结构使土壤中固液气三相协调稳定, 因而土壤可耕性良好、板结度降低, 有利于作物根系生长, 有利于农业丰产稳产。有学者研究发现[16], 酸性土壤施用生物炭后, 水稳定性团聚体比对照增加了15.0%~37.0%, 达到显著水平。李江舟等[30]进行了3年大田长期定位试验的结果表明, 生物炭施入酸性土壤后, >0.25 mm粒级团聚体数量比对照增加57.8%~77.8%, 生物炭连续施用可大幅提高耕作层土壤团聚体稳定性, 且提升效果与用量在一定范围内呈正相关关系。然而, 有些学者的研究结果并不支持上述结论, 比如, 叶丽丽等[31]的室内培养试验发现, 生物炭不仅不能提升红壤中团聚体含量, 甚至还造成团聚体稳定性下降, 进而导致土壤粘结力减弱, 水土流失风险升高; Peng等[32]的研究也发现生物炭使团聚体稳定性有所下降(1.0%~17.0%)。另有学者[29]发现, 施用生物炭虽然提高了团聚体的含量, 但对团聚体的形成和稳定性无显著影响, 还有的研究结果[30]显示, 生物炭对酸性土壤0.053~0.25 mm粒级的团聚含量无显著影响, 且这一效应与用量大小无关, 但 < 0.053 mm粒级的团聚体含量下降28.6%~39.5%。由此可见, 生物炭对团聚体的影响是多因素、多方面共同作用所致。生物炭可以增强土壤生物的活性, 促使其产生更多团聚体形成所需的胶结物质, 从而提高团聚体的稳定性, 但不易分解且分解过程不产生促进团聚体稳定物质, 可能不利于团聚体的形成与水稳定性, 还可能与酸性土壤的结构、质地、土壤环境等相关。
2.2 容重容重是表征土壤熟化程度的重要指标, 熟化程度较高则容重较小。一般来说, 有机质含量较高且容重较低的土壤有利于土壤养分持留和缓释, 有利于土壤板结度降低并促进作物种子萌发[33]。
有学者发现, 施用生物炭能够降低土壤容重, 改善土壤总孔隙度, 增加毛管孔隙度, 提高土壤水分涵养能力, 且效果优于秸秆还田和农家有机肥[34]。也有学者报道, 生物炭的施用不仅能显著降低土壤容重、提高土壤熟化程度, 还可以增加土壤肥力、促进作物健康生长[33]。还有一些类似的研究结果, 如阎海涛等[35]在植烟的弱酸性土壤进行试验, 结果表明容重随生物炭添加量增大而逐渐减小, 最高可降低12.7% 且达到显著水平; 熊荟菁等[14]研究发现, 在葡萄园的酸性土壤中施用生物炭后, 土壤的孔隙比增加、透气性增强、容重显著下降9.4%;黄超等[16]也发现生物炭施入酸性土壤后, 其容重显著降低(6.2%~11.7%)。综上表明, 酸性土壤容重降低可能与生物炭孔隙结构发达、比表面积巨大且质量远低于矿质土壤有关。
2.3 水分持留水分持留反映土壤水分含量及其有效性, 是衡量土壤生产力的重要指标之一。有研究表明, 生物炭具有很强的持水能力, 可以增强水分的渗透性, 提高土壤水分和养分含量[32, 36]。黄超等[16]发现, 酸性土壤施入不同用量的生物炭, 田间持水量可增加7.5%~9.6%, 且这一数值与生物炭施用量在一定范围内呈现正比关系。施用生物炭的酸性土壤含水率显著升高(7.4%~18.0%), 当生物炭施用量为40.0 t/hm2时, 达到峰值18.0%[35]。另外, 熊荟菁等[14]将生物炭施入酸性葡萄园土壤, 发现土壤的储水能力显著增强, 其含水量提高了35.4%。然而, 潘全良等[34]的干旱模拟试验却发现, 与生物炭相比, 猪厩肥更能提高土壤保水能力, 其含水量比生物炭高6.0%。
上述结果出现的原因可能有, 生物炭的疏松多孔结构、强大吸附能力, 使得土壤中的水分、矿质离子和有机粒子等被牢牢地吸附在点位上, 水分得以储存, 养分得到更高效利用; 然而, 不同物质之间吸水性能存在较大差异, 生物炭大多含有疏水基团, 而猪厩肥等农家肥本身吸水性较强, 并且生物炭加深了土壤颜色吸热更多, 也可能导致水分含量略低于农家肥。
2.4 有机质土壤有机质是植物营养的主要来源之一, 它可以促进植物生长发育、改善土壤物理性质、促进土壤生物活动以及提高土壤的保肥性和缓冲性。
生物炭施用显著改变酸性红壤的有机质组成, 随着用量的增加, 腐殖酸比例虽有所下降, 但胡敏素等有机物质显著增加[16]。有研究表明, 施加生物炭可以大幅提升酸性土壤有机质含量, 与对照相比, 添加生物炭的处理中有机碳含量显著提高了45.6%[29]; 也有研究发现随着施用年限累积和施用量的增加, 酸性红壤耕作层中有机碳含量逐年增加(38.7%~60.1%) [30]。熊荟菁等[14]将生物炭连续施入酸性葡萄园中, 与常规施肥相比, 第二年和第三年土壤有机质含量分别提高52.0% 和94.3%, 且均达到极显著水平。张阿凤等[17]研究发现, 酸性土壤中施用1.0%~3.0% 的生物炭, 土壤有机碳含量显著提高了381.0%~302.3%, 但提升效果与用量之间无显著相关关系。有研究认为, 生物炭主要通过促进土壤中有机质的分解与释放, 提高土壤微生物的活性进而促进土壤腐殖质的分解, 最终提升土壤有机质含量[42]。也有学者[43]报道称生物炭表面的芳香结构在酸性土壤中钝化生成的保护基质提升了有机质的稳定性, 确保有机质不易被分解, 间接提高其在土壤中的含量。
2.5 重金属土壤常见重金属包括Pb、Cu、Cd、Cr等, 可导致植物营养不良、根系和叶片等出现病变, 引起动物呼吸系统紊乱、免疫力降低、各器官疾病等。为此, 众多学者针对酸性土壤重金属污染开展了大量研究。其中, Chintala等[37]通过土培试验发现, 生物炭可不同程度地降低酸性土壤中重金属的含量。杨兰等[38]研究发现, 生物炭对土壤中有效态Cd含量的降低作用明显(37.2%), 碱改性生物炭更是达到58.8% 的降低比例。Herath等[15]利用MgCl2萃取土壤重金属的方法, 发现酸性土壤中可交换态重金属浓度随生物炭用量增加而显著降低, 其中重金属Cr含量下降幅度最大(95.0%~99.0%), 几乎丧失生物可利用性, 完全被固定在土壤中。还有部分学者发现[15], 添加生物炭的试验植物生长率显著高于对照组, 表明生物炭可以固定土壤重金属, 显著降低其生物可利用性, 保障植物的正常生长。
生物炭较强的碱性可以提高土壤pH, 促使土壤中的重金属形成固结物或凝结成矿物, 即土壤重金属离子由可交换态向更稳定的状态转化, 从而降低其在土壤中的迁移性[39-40]。同时, 生物炭中的含氧官能团可与土壤中的重金属发生络合反应钝化或固定重金属, 降低土壤重金属的生物有效性和毒害作用; 生物炭巨大的比表面积、疏松多孔的结构和表面的负电荷可以直接吸附土壤中的重金属, 降低生物可利用态的重金属含量[15, 38]。
2.6 pH值土壤pH值与土壤养分的有效性密切相关[17]。土壤pH值较低时, 可能出现肥力减弱、质量下降、作物无法正常生长等现象, 而生物炭大多呈现碱性且pH值较高。众多学者研究也发现, 生物炭施用后, 酸性土壤pH值呈不同程度的上升[32, 35-36, 41], 从零点几到1个单位不等, 有的pH甚至升高1.5个单位以上[38], 最高上升2.1个单位[15]。张阿凤等[17]研究发现, 在酸性植烟土壤中加入生物炭, 其pH值上升0.5个单位, 且差异显著。同样地, Chintala等[37]在酸性土壤中分别加入等量的3种植物源生物炭, 结果显示, 土壤pH值均有不同程度的上升(0.2~0.9), Yuan等[39]利用多种植物秸秆生物炭进行酸性土壤改良, 豆类植物生物炭处理pH值显著高于非豆类, 非豆类植物秸秆生物炭也能提升酸性土壤pH(0.1~0.4), 但豆类植物秸秆生物炭效果更为显著(0.4~0.7)。
大量研究表明, 生物炭影响酸性土壤pH值潜在机制可能有以下几种: (1)生物炭大多自身含有较强的碱性物质, 进入土壤后碱性物质释放, 提高土壤pH值[39]; (2)生物炭进入土壤后能够促进土壤中有机氮的矿化, 而氮的矿化过程会消耗质子, 因此土壤pH值得到提高[39]; (3)生物炭具有优良的吸附性能, 进入土壤后能够吸附土壤中的NH4+, 进而抑制硝化作用, 而硝化作用会产生质子, 因此生物炭间接提升土壤pH值[39]。(4)生物炭制备过程中形成的碳酸盐(如MgCO3、CaCO3)和有机酸根(—COO—)施入酸性土壤后发生脱羧作用, 或者生物炭表面的官能团之间发生了配体交换, 消耗了环境中的质子, 因而土壤pH值有所升高[15, 37]。
2.7 养分土壤养分是衡量土壤肥力的重要指标之一, 其含量直接影响作物的生长及产量。Chintala等[37]发现, 在酸性土壤中施用生物炭后, 与对照相比, 总氮含量急剧上升, 其中柳枝生物炭更是达到32.0倍。张阿凤等[17]在酸性土壤中施用不同比例的生物炭, 结果与对照相比, 全氮含量均显著提升, 最高提升41.7%, 同时, 施用最佳比例生物炭后, 土壤硝态氮和铵态氮相比对照分别提高48.8% 和90.5%。阎海涛等[35]发现, 酸性土壤中全氮含量与生物炭添加量呈显著正相关关系(24.7%~134.0%), 全氮最高比对照提升2.3倍。熊荟菁等[14]研究表明, 施用生物炭两年后, 葡萄园酸性土壤中碱解氮的含量分别提高了1.4% 和6.7%, 且第3年已达到显著水平。然而, 也有研究发现生物炭连续施用会导致耕作层土壤中的碱解氮含量略有下降, 但不显著[33]。
同时, 生物炭施用能提高土壤中P素的含量、有效性以及植物的吸收利用效率。Chintala等[37]发现, 不同来源生物炭施入酸性土壤后, 其总磷含量均大幅提升, 最大升幅为112.2%。张阿凤等[17]发现, 施用不同比例生物炭后, 土壤速效磷含量显著上升(148.6%~282.4%), 其中施用比例为2.0% 时增幅最大, 达到282.4%。熊荟菁等[14]研究发现, 在连续施用生物炭后, 酸性土壤中的速效P显著提高了18.0%~21.8%。也有学者发现, 生物炭的添加对酸性土壤速效磷含量并无显著影响, 且这种影响不随添加量的改变而有所改变[35]。还有学者报道[41], 随着生物炭的施入土壤有效P的含量略有下降, 可能与生物炭提高土壤pH值有关。
此外, 有研究者[32]表示, 生物炭的施用可以增加植物对K的吸收并提高土壤重养分的利用效率。也有研究发现, 施用生物炭后, 酸性土壤速效K含量呈现不同程度升高, 最高可增加9.7%, 显著改善土壤中的养分条件[35]。熊荟菁等[14]研究显示, 不同年份添加生物炭可以显著提升酸性土壤速效K的含量(29.5%~31.0%)。张阿凤等[17]的研究也得出类似结果, 与对照相比, 施用生物炭的酸性土壤中全钾含量提高了114.0%。同时, 根际土壤中速效钾的含量也显著增加, 当施用比例为3% 时达到最高值474.8%。
生物炭提高土壤养分含量的原因可能是: (1)生物炭自身含有较高的速效养分, 与土壤混合后看直接输入到土壤中; (2)生物炭疏松多孔的结构增强了其对营养元素的吸持能力, 减少了养分元素的淋溶, 使得土壤养分被固定且具有缓释作用; (3)生物炭发达的孔隙结构为微生物提供适宜的栖息环境, 提高了土壤保肥性能; (4)生物炭通过提升土壤pH、CEC降低Fe、Al交换量来增强P素有效性; 降低土壤养分含量的原因可能是: (1)生物炭施用过多造成土壤中碳氮比过大引发N素的固定; (2)生物炭中的挥发性物质影响了土壤微生物等的活动, 导致土壤养分含量略有下降。
2.8 阳离子交换量(CEC)CEC值可以估算土壤吸收、保留和交换阳离子的能力, 是反映土壤保肥性能的重要指标之一。CEC值增大可使土壤缓慢释放营养物质并使有机质趋于稳定, 从而促进植物对营养成分的充分吸收。
研究表明, 生物炭因其巨大的比表面积显著提升了土壤对阳离子的吸附效果, 从而增加耕作层土壤CEC值[16, 36, 38]。有学者[16, 36]在酸性土壤中施用生物炭, 一段时间后取样检测, 发现土壤CEC值大幅提升(4.0%~21.3%), 效果显著。Chintala等[37]利用不同种类农林废弃物制备的生物炭改良酸性土壤, 结果表明施入黄松木碎屑生物炭处理比对照CEC值显著提高12.3%, 玉米秸秆生物炭的改良效果更佳(32.2%)。Yuan等[39]研究发现生物炭施用后酸性土壤CEC值显著提升, 尤其是可交换碱性阳离子的饱和度, 且豆类秸秆生物炭效果明显优于非豆类。还有学者[38]发现酸土壤中添加生物炭后, 游离态的K+、Ca2+、Mg2+等交换性盐基离子呈不同倍数增长(1.4~2.0倍), 且其增量与生物炭的施用量相关。关于生物炭对土壤CEC的作用机制主要有以下两种观点: (1)生物炭表面有很多负电荷及阴离子, 施入后增强了土壤胶体对盐基离子的吸附性, 进而提高酸性土壤CEC[37]; (2)生物炭表面的芳香族化合物氧化形成羧基官能团的过程中, 增加了对阳离子的吸附值, 提升了酸性土壤CEC[16]。
3 生物炭对酸性土壤生物活性的影响 3.1 对土壤微生物的影响土壤微生物是土壤微生态环境中物质转化的载体, 在土壤养分循环、有机碳矿化—固定过程中起着关键作用。土壤微生物通过在植物根系周围构建相对稳定的微生态环境, 对植物根系的保护、病原菌和害虫侵害的减少、养分的供应等均有积极影响。此外, 土壤微生物还能敏锐地反映土壤微生态环境的变化。
生物炭因其特殊的理化性质, 在调控土壤微生物数量、活性和群落结构等方面发挥着重要作用。有学者[15]发现, 施用生物炭可以提高土壤真菌的繁殖能力和活性, 促进细菌、真菌和放线菌等的生长, 并且显著提高真菌和革兰氏阴性菌生物量。阎海涛等[35]也发现生物炭施入土壤后, 不仅使作物根部的真菌繁殖能力显著增强, 而且改变了土壤微生物的群落结构和相对丰度, 并且这种影响在真菌的门和属水平上均有所体现。然而, Herath等[15]通过对比试验发现, 酸性蛇纹石土壤中, 细菌和真菌的数量随生物炭添加量的增大呈现先上升后下降的趋势, 其中, 添加2.5% 的生物炭时, 土壤中微生物群落数量达到峰值。黄超等[16]研究表明, 酸性土壤肥力水平直接影响生物炭的使用效果, 肥力较低的酸性土壤中添加生物炭可显著增加土壤微生物总量, 且土壤微生物总量与生物炭添加量呈现正相关关系, 最大增幅达248.8%;肥力较高的酸性土壤则完全相反, 土壤微生物总量随生物炭添加量的增加而降低, 最大降幅20.6%。另有研究发现, 生物炭施入土壤后, 微生物生活动收到不利影响[33]; 还有一些报道认为, 过量添加生物炭可能导致土壤微生物总量大幅下降[15-16]。生物炭对土壤微生物的影响机制尚不明确, 目前主要有以下观点: (1)生物炭疏松多孔的结构、较强的吸附能力及丰富的养分元素, 不仅为土壤微生物栖息提供良好的保护性空间与环境, 还为其生长繁育提供场所和养分, 从而增加微生物整体数量及活性; (2)生物炭用量过高可能导致碳氮比升高引发N素固定, 或者无机养分及有机小分子被生物炭吸附固定, 微生物因缺少营养物质造成群落结构改变及种群数量减少。
3.2 对土壤酶活性的影响土壤酶主要来自土壤微生物和植物根系, 直接参与土壤中所有的生物化学过程(如有机物分解、养分循环等), 其活性可以反映生化过程的活跃程度、微生物活性和养分循环状况等, 是衡量土壤质量的重要指标。此外, 土壤酶与土壤有机质、N素和P素存在显著或极显著相关关系, 可以揭示不同条件下的土壤肥力状况。
有研究发现, 生物炭的输入能够提高多种土壤酶的活性, 如土壤脱氢酶、过氧化氢酶、荧光素水解酶、酸性和碱性磷酸酶等, 且酶活性与生物炭的用量呈正相关关系[44]。也有研究报道, 生物炭的施用使葡萄糖苷酶和亮氨酸氨基肽酶[45]、土壤反硝化酶和土壤脱氢酶[11]、土壤脲酶和蔗糖酶[17]的活力得以增强。张阿凤等[17]研究表明, 与对照相比, 适量的生物炭处理可使根际土壤脲酶活性增强35.0%, 土壤蔗糖酶活性显著增强200.0% 左右; 但生物炭添加比例较高(0.5%~3.0%)时, 土壤脱氢酶的活性下降, 且活性随用量增加呈现V字型下降, 最大降幅达63.6%;Wu等[46]的研究也有类似发现。然而, 黄剑[47]研究发现, 碱性磷酸酶和过氧化氢酶的活性随生物炭用量增加而增强, 但用量较高(4 500.0 kg/hm2)时, 脲酶、葡糖苷酶和纤维双糖苷酶活性却被抑制。目前关于生物质炭对土壤酶活性的作用机制研究较少, 可能与生物质炭自身性质、施用量、供试土壤的理化性质及目标底物之间进行的各种反应等有关。
4 生物炭对酸性土壤作物的影响在农业方面, 生物炭不仅可以用作土壤调理剂, 还可以用作肥料。近年来, 关于生物炭对作物影响的报道日益增多。生物炭具有独特的理化性质且影响土壤养分的含量及有效性, 施入土壤后可显著促进种子萌发和植物根系生长, 进而提升作物生产力、产量及品质。
众多学者开展了生物炭对酸性土壤作物的影响研究, 其中, Dong等[12]使用作物秸秆生物炭进行还田试验, 施用后的第1年水稻产量便增加了13.5%;也有学者[13]发现, 施入生物炭20 000.0 kg/hm2, 第2年玉米产量增加28.0%, 第4年产量提高了140.0%。Peng等[32]的研究数据也支持上述结果, 此外还发现生物炭与NPK配合施用, 模式作物生物量可比对照增加9.4倍。熊荟菁等[14]将生物炭与常规肥料配施, 结果相比常规施肥, 葡萄产量显著增加(11.7%~20.1%), 总糖含量显著提高(6.3%~10.3%), 同时葡萄的总酸含量下降(6.3%~11.7%), 糖酸比不同程度提升, 葡萄原料的品质得到提高, 所酿制葡萄酒的口感较佳。Herath等[15]开展番茄种植试验, 发现在酸性蛇形土壤中添加5.0%的生物炭, 收获时其生物量竟比对照提高了40倍。张阿凤等[17]在酸性植烟土壤中施用3%生物炭, 结果烟叶最大叶面积比对照增加了155.3%, 烟草叶片数量增加了21.5%, 地上部鲜重增加43.7%, 干重增加44.2%。
然而, 有研究表明生物炭用量及土壤肥力的差异也会对作物产生较大影响, 一般用量较少时可提高作物产量, 用量较多时作物产量反而下降[16, 36]。例如, 生物炭能显著提高低肥力土壤上黑麦草的产量且增幅随用量增加而增大(7.0%~53.0%), 而对高肥力土壤上黑麦草产量的影响不显著, 并且当用量达到一定数量时, 生物炭甚至抑制黑麦草的生长进而造成产量有所下降[16]。还有的报道显示, 无论有无外源N素添加, 生物炭用量过大(100.0 t/hm2)时, 都无法阻止作物产量下降, 且下降幅度随生物炭用量增加而有所增大[36]。
综上所述, 生物炭添加后作物增产的原因可能是: (1)生物炭施用提高土壤pH, 减少Al毒侵害, 增加了有效P、有效K等含量; (2)生物炭的巨大比表面积有效吸附土壤养分, 且为微生物群落提供生存空间与营养物质; (3)生物炭发达的孔隙结构增加了土壤的孔隙度和持水性, 改善了植物根系的生长环境; (4)生物炭的连续施用对于土壤中养分、有机质与酶的活性等具有一定的正向累积效应。减产原因: (1)酸性土壤自身肥力较高, 生物炭的施用使得土壤的盐分过高; (2)生物炭通常碱性较强, 添加后土壤的pH值过高, 降低了P与一些微量元素的有效性; (3) 生物炭施入造成土壤中C/N升高, 引发N素的固定, 土壤中N素含量和有效性下降。
5 展望前人的研究表明, 生物炭作为一种新型土壤改良剂, 在酸性土壤理化性质改善、生物活性增强、作物产量与品质提升等方面效果较佳。然而, 生物炭由理论研究转为应用推广, 从科研实验走向实际生产, 这个看似简单的过程中仍然存在一些尚未解决的问题。
(1) 建立标准统一的生物炭评价体系, 生物炭的原料广泛多样, 方法不尽相同, 成本差异显著, 潜在风险未知, 应用价值不明等, 这些问题均阻碍生物炭更深入的理论研究与应用推广。因此, 需要建立一套标准统一的评价体系, 规范从原料选取到实践应用的各环节技术参数, 以期在实现废弃物利用的同时创造更多更大的价值。
(2) 开展生物炭对酸性土壤大尺度、长期影响研究, 小尺度、短期的试验结果, 大多呈现正面效应, 但生物炭pH值普遍较高, 且内含少量多种重金属元素, 大面积、长期施用, 可能产生重金属累积、土壤过碱等负面效应。因此, 需要进行相关研究, 明确生物炭的作用周期及周期内正负效应变化规律, 以规避大尺度、长期施用生物炭的潜在风险, 实现生物炭的高效可持续利用。
(3) 开展生物炭与酸性土壤相互作用机制研究, 目前的研究多数为生物炭对酸性土壤的影响, 但生物炭添加至酸性土壤后, 二者势必相互影响, 若能探明生物炭与酸性土壤的相互作用机理, 便可知晓生物炭是直接作用于酸性土壤, 还是通过其他媒介间接影响酸性土壤。这一机制的明晰将进一步丰富生物炭的理论研究, 也为生物炭应用的定向化提供参考。
| [1] |
WANG H, XU R K, WANG N, LI X H. Soil acidification of alfisols as influenced by tea cultivation in Eastern China[J]. Pedosphere, 2010, 20(6): 799-806. DOI:10.1016/s1002-0160(10)60070-7 |
| [2] |
BOJÓRQUEZ Q E, ESCAL ANTE M C, ECHEVARRÍA M I, MARTÍNEZ E M. Aluminum, a friend or foe of higher plants in acid soils[J]. Frontiers in Plant Science, 2017, 8: 1767. DOI:10.3389/fpls.2017.01767 |
| [3] |
RAHMAN M, LEE S H, JI H, KABIR A, JONES C, LEE K W. Importance of mineral nutrition for mitigating aluminum toxicity in plants on acidic soils: current status and opportunities[J]. International Journal of Molecular Sciences, 2018, 19(10): 3073. DOI:10.3390/ijms19103073 |
| [4] |
于天一, 孙秀山, 石程仁, 王才斌. 土壤酸化危害及防治技术研究进展[J]. 生态学杂志, 2014, 33(11): 3137-3143. DOI:10.13292/j.1000-4890.20141022.005 YU T Y, SUN X S, SHI C R, WANG C B. Advances in soil acidification hazards and control techniques[J]. Chinese Journal of Ecology, 2014, 33(11): 3137-3143. DOI:10.13292/j.1000-4890.20141022.005 |
| [5] |
GUO J H, LIU X J, ZHANG Y, SHEN J L, HAN W X, ZHANG W F, ZHANG F S. Significant acidification in major Chinese croplands[J]. Science, 2010, 327(5968): 10. DOI:10.1126/science.1182570 |
| [6] |
WANG L, WANG Y, YANG X, JIANG X. Amelioration effects of crop residues with different chemical components on an acidic tea garden soil[J]. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 2013, 44(8): 1310-1321. DOI:10.1080/00103624.2012.756507 |
| [7] |
ZHOU J, XIA F, LIU X, HE Y, XU J, BROOKES P C. Effects of nitrogen fertilizer on the acidification of two typical acid soils in south china[J]. Journal of Soils and Sediment, 2014, 14(2): 415-422. DOI:10.1007/s11368-013-0695-1 |
| [8] |
ALEKSEEVA T, ALEKSEEV A, XU R K, ZHAO A Z, KALININ P. Effect of soil acidification induced by a tea plantation on chemical and mineralogical properties of alfisols in eastern China[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2010, 33(2): 137-148. DOI:10.1007/s10653-010-9327-5 |
| [9] |
贺根和, 王小东, 刘强, 吴吉春. 铝胁迫对酸性红壤中真菌种群多样性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2014, 33(9): 1736-1742. DOI:10.11654/jaes.2014.09.010 HE G H, WANG X D, LIU Q, WU J C. Effect of aluminum stress on fungal community diversity in acidic red soils[J]. Journal of AgroEnvironment Science, 2014, 33(9): 1736-1742. DOI:10.11654/jaes.2014.09.010 |
| [10] |
CHEN D, LAN Z, HU S, BAI Y. Effects of nitrogen enrichment on belowground communities in grassland: Relative role of soil nitrogen availability vs. soil acidification[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 89: 99-108. DOI:10.1016/j.soilbio.2015.06.028 |
| [11] |
OLESZCZUK P, JOŚKO I, FUTA B, PASIECZNA P S, PAŁYS E, KRASKA P. Effect of pesticides on microorganisms, enzymatic activity and plant in biochar-amended soil[J]. Geoderma, 2014, 214-215: 10-18. DOI:10.1016/j.geoderma.2013.10.010 |
| [12] |
DONG D, YANG M, WANG C, WANG H, LI Y, LUO J, WU W. Responses of methane emissions and rice yield to applications of biochar and straw in a paddy field[J]. Journal of Soils and Sediments, 2013, 13(8): 1450-1460. DOI:10.1007/s11368-013-0732-0 |
| [13] |
MAJOR J, RONDON M, MOLINA D, RIHA S J, LEHMANN J. Maize yield and nutrition during 4 years after biochar application to a Colombian savanna oxisol[J]. Plant and Soil, 2010, 333(1-2): 117-128. DOI:10.1007/s11104-010-0327-0 |
| [14] |
熊荟菁, 张乃明, 赵学通, 包立, 段红平. 秸秆生物炭对葡萄园土壤改良效应及葡萄品质的影响[J]. 土壤通报, 2018, 49(4): 936-941. DOI:10.19336/j.cnki.trtb.2018.04.25 XIONG H J, ZHANG N M, ZHAO X T, BAO L, DUAN H P. Influence of straw biochar on vineyard soil improvement and grape quality[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2018, 49(4): 936-941. DOI:10.19336/j.cnki.trtb.2018.04.25 |
| [15] |
HERATH I, KUMARATHILAKA P, NAVARATNE A, RAJAKARUNA N, VITHANAGE M. Immobilization and phytotoxicity reduction of heavy metals in serpentine soil using biochar[J]. Journal of Soils and Sediments, 2014, 15(1): 126-138. DOI:10.1007/s11368-014-0967-4 |
| [16] |
黄超, 刘丽君, 章明奎. 生物炭对红壤性质和黑麦草生长的影响[J]. 浙江大学学报(农业与生命科学版), 2011, 37(4): 439-445. DOI:10.3785/j.issn.1008-9209.2011.04.013 HUANG C, LIU L J, ZHANG M K. Effects of biochar on properties of red soil and ryegrass growth[J]. Journal of Zhejiang University (Agriculture and Life Sciences), 2011, 37(4): 439-445. DOI:10.3785/j.issn.1008-9209.2011.04.013 |
| [17] |
张阿凤, 邵慧芸, 成功, 杜红宇, 张育林, 王旭东, 张艳玲. 小麦生物质炭对烤烟生长及根际土壤理化性质的影响[J]. 西北农林科技大学学报(自然科学版), 2018, 46(6): 85-93, 102. DOI:10.13207/j.cnki.jnwafu.2018.06.011 ZHANG A F, SHAO H Y, CHENG G, DU H Y, ZHANG Y L, WANG X D, ZHANG Y L. Effects of biochar amendment on flue-cured tobacco growth and soil physical and chemical properties of rhizosphere[J]. Journal of Northwest A & F University(Natural Science Edition), 2018, 46(6): 85-93, 102. DOI:10.13207/j.cnki.jnwafu.2018.06.011 |
| [18] |
GAO L Y, DENG J H, HUANG G F, LI K, CAI K Z, LIU Y, HUANG F. Relative distribution of Cd2+ adsorption mechanisms on biochars derived from rice straw and sewage sludge[J]. Bioresource Technology, 2019, 272: 114-122. DOI:10.1016/j.biortech.2018.09.138 |
| [19] |
郜礼阳, 邓金环, 唐国强, 黄祥能, 蔡昆争, 蔡一霞, 黄飞. 不同温度桉树叶生物炭对Cd2+的吸附特性及机制[J]. 中国环境科学, 2018, 38(3): 1001-1009. DOI:10.19674/j.cnki.issn1000-6923.2018.0117 GAO L Y, DENG J H, TANG G Q, HUANG X N, CAI K Z, CAI Y X, HUANG F. Adsorption characteristics and mechanism of Cd2+ on biochar with different pyrolysis temperatures produced from eucalyptus leaves[J]. China Environmental Science, 2018, 38(3): 1001-1009. DOI:10.19674/j.cnki.issn1000-6923.2018.0117 |
| [20] |
XU X, CAO X, ZHAO L, WANG H, YU H, GAO B. Removal of Cu, Zn, and Cd from aqueous solutions by the dairy manure-derived biochar[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2013, 20(1): 358-368. DOI:10.1007/s11356-012-0873-5 |
| [21] |
HUANG F, GAO L Y, DENG J H, CHEN S H, CAI K Z. Quantitative contribution of Cd2+ adsorption mechanisms by chicken-manurederived biochars[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2018. DOI:10.1007/s11356-018-2889-y |
| [22] |
王俊超, 郑凯琪, 俞筱妍, 薛红波, 李建辉, 尹微琴, 王小治. 垫料生物炭对Cd2+的吸附性能[J]. 环境工程学报, 2016, 10(11): 6655-6661. DOI:10.12030/j.cjee.20156028 WANG J C, ZHENG K Q, YU X Y, XUE H B, LI J H, YIN W Q, WANG X Z. Adsorption properties of Cd2+ by bedding materials derived-biochar[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2016, 10(11): 6655-6661. DOI:10.12030/j.cjee.20156028 |
| [23] |
NARTEY O D, ZHAO B. Biochar preparation, characterization, and adsorptive capacity and its effect on bioavailability of contaminants: An overview[J]. Advances in Materials Science and Engineering, 2014, 2014: 1-12. DOI:10.1155/2014/715398 |
| [24] |
IRFAN M, CHEN Q, YUE Y, PANG R, LIN Q, ZHAO X, CHEN H. Co-production of biochar, bio-oil and syngas from halophyte grass(Achnatherum splendens L.)under three different pyrolysis temperatures[J]. Bioresource Technology, 2016, 211: 457-463. DOI:10.1016/j.biortech.2016.03.077 |
| [25] |
CUI X, FANG S, YAO Y, LI T, NI Q, YANG X, HE Z. Potential mechanisms of cadmium removal from aqueous solution by Canna indica derived biochar[J]. Science of The Total Environment, 2016, 562: 517-525. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.03.248 |
| [26] |
SOHI S P, KRULL E, LOPEZ C E, BOL R. A review of biochar and its use and function in soil[J]. Advances in Agronomy, 2010, 105: 47-82. DOI:10.1016/s0065-2113(10)05002-9 |
| [27] |
袁艳文, 田宜水, 赵立欣, 孟海波. 生物炭应用研究进展[J]. 可再生能源, 2012, 30(9): 45-49. DOI:10.13941/j.cnki.21-1469/tk.2012.09.018 YUAN Y W, TIAN Y S, ZHAO L X, MENG H B. The research process of the biochar application[J]. Renewable Energy Resources, 2012, 30(9): 45-49. DOI:10.13941/j.cnki.21-1469/tk.2012.09.018 |
| [28] |
CAO X, HARRIS W. Properties of dairy-manure-derived biochar pertinent to its potential use in remediation[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(14): 5222-5228. DOI:10.1016/j.biortech.2010.02.052 |
| [29] |
徐国鑫, 王子芳, 高明, 田冬, 黄容, 刘江, 黎嘉成. 秸秆与生物炭还田对土壤团聚体及固碳特征的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(1): 355-362. DOI:10.13227/j.hjkx.201705217 XU G X, WANG Z F, GAO M, TIAN D, HUANG R, LIU J, LI J C. Effects of straw and biochar return in soil on soil aggregate and carbon sequestration[J]. Environmental Science, 2018, 39(1): 355-362. DOI:10.13227/j.hjkx.201705217 |
| [30] |
李江舟, 代快, 张立猛, 计思贵, 乔志新, 焦永鸽, 孟军, 兰宇. 施用生物炭对云南烟区红壤团聚体组成及有机碳分布的影响[J]. 环境科学学报, 2016, 36(6): 2114-2120. DOI:10.13671/j.hjkxxb.2015.0792 LI J Z, DAI K, ZHANG L M, JI S G, QIAO Z X, JIAO Y G, MENG J, LAN Y. Effects of biochar application on soil organic carbon distribution and soil aggregate composition of red soils in Yunnan tobacco planting area[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 36(6): 2114-2120. DOI:10.13671/j.hjkxxb.2015.0792 |
| [31] |
叶丽丽, 王翠红, 周虎, 彭新华. 添加生物质黑炭对红壤结构稳定性的影响[J]. 土壤, 2012, 44(1): 62-66. DOI:10.13758/j.cnki.tr.2012.01.009 YE L L, WANG C H, ZHOU H, PENG X H. Effects of rice strawderived biochar addition on soil structure stability of an ultisol[J]. Soils, 2012, 44(1): 62-66. DOI:10.13758/j.cnki.tr.2012.01.009 |
| [32] |
PENG X, YE L L, WANG C H, ZHOU H, SUN B. Temperatureand duration-dependent rice straw-derived biochar: Characteristics and its effects on soil properties of an ultisol in southern China[J]. Soil and Tillage Research, 2011, 112(2): 159-166. DOI:10.1016/j.still.2011.01.002 |
| [33] |
武玉, 徐刚, 吕迎春, 邵宏波. 生物炭对土壤理化性质影响的研究进展[J]. 地球科学进展, 2014, 29(1): 68-79. DOI:10.11867/j.issn.1001-8166.2014.01.0068 WU Y, XU G, LYU Y C, SHAO H B. Effects of biochar amendment on soil physical and chemical properties: current status and knowledge gaps[J]. Advances in Earth Science, 2014, 29(1): 68-79. DOI:10.11867/j.issn.1001-8166.2014.01.0068 |
| [34] |
潘全良, 陈坤, 宋涛, 徐晓楠, 战秀梅, 彭靖, 苏慧清, 王月, 韩晓日. 生物炭及炭基肥对棕壤持水能力的影响[J]. 水土保持研究, 2017, 24(1): 115-121. DOI:10.13869/j.cnki.rswc.2017.01.013 PAN Q L, CHEN K, SONG T, XU X N, ZHAN X M, PENG J, SU H Q, WANG Y, HAN X R. Influences of biochar and biocharbased compound fertilizer on soil water retention in brown soil[J]. Research of Soil and Water Conservation, 2017, 24(1): 115-121. DOI:10.13869/j.cnki.rswc.2017.01.013 |
| [35] |
阎海涛, 殷全玉, 丁松爽, 任天宝, 许家来, 宗浩, 高强, 刘国顺. 生物炭对褐土理化特性及真菌群落结构的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(5): 2412-2419. DOI:10.13227/j.hjkx.201711114 YAN H T, YIN Q Y, DING S S, REN T B, XU J L, ZONG H, GAO Q, LIU G S. Effect of biochar amendment on physicochemical properties and fungal community structures of cinnamon soil[J]. Environmental Science, 2018, 39(5): 2412-2419. DOI:10.13227/j.hjkx.201711114 |
| [36] |
STREUBEL J D, COLLINS H P, GARCIA-PEREZ M, TARARA J, GRANATSTEIN D, KRUGER C E. Influence of contrasting biochar types on five soils at increasing rates of application[J]. Soil Science Society of America Journal, 2011, 75(4): 1402. DOI:10.2136/sssaj2010.0325 |
| [37] |
CHINTALA R, SCHUMACHER T E, MCDONALD L M, CLAY D E, MALO D D, PAPIERNIK S K, JULSON J L. Phosphorus sorption and availability from biochars and soil/biochar mixtures[J]. CLEAN - Soil, Air, Water, 2013, 42(5): 626-634. DOI:10.1002/clen.201300089 |
| [38] |
杨兰, 李冰, 王昌全, 刘倾城, 张庆沛, 肖瑞, 李一丁. 改性生物炭材料对稻田原状和外源镉污染土钝化效应[J]. 环境科学, 2016, 37(9): 3562-3574. DOI:10.13227/j.hjkx.2016.09.039 YANG L, LI B, WANG C Q, LIU Q C, ZHANG Q P, XIAO R, LI Y D. Effect of modified biochars on soil cadmium stabilization in paddy soil suffered from original or exogenous contamination[J]. Environmental Science, 2016, 37(9): 3562-3574. DOI:10.13227/j.hjkx.2016.09.039 |
| [39] |
YUAN J H, XU R K, WANG N, LI J Y. Amendment of acid soils with crop residues and biochars[J]. Pedosphere, 2011, 21(3): 302-308. DOI:10.1016/s1002-0160(11)60130-6 |
| [40] |
BEESLEY L, INNEH O S, NORTON G J, MORENO J E, PARDO T, CLEMENTE R, DAWSON J J C. Assessing the influence of compost and biochar amendments on the mobility and toxicity of metals and arsenic in a naturally contaminated mine soil[J]. Environmental Pollution, 2014, 186: 195-202. DOI:10.1016/j.envpol.2013.11.026 |
| [41] |
PARVAGE M M, ULÉN B, ERIKSSON J, STROCK J, KIRCHMANN H. Phosphorus availability in soils amended with wheat residue char[J]. Biology and Fertility of Soils, 2012, 49(2): 245-250. DOI:10.1007/s00374-012-0746-6 |
| [42] |
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. DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2012.11.010 HUA L, JIN S S, LUO J J. Effect of bio-char on the microenvironment characteristics and humus in soil[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2012, 21(11): 1795-1799. DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2012.11.010 |
| [43] |
郭实荣, 胡昆, 邱孺, 黄彩凤, 吴佳美, 周垂帆. 生物炭对酸性土壤改良研究进展[J]. 内蒙古林业调查设计, 2017, 40(4): 92-94. DOI:10.13387/j.cnki.nmld.2017.04.038 GUO S R, HU K, QIU R, HUANG C F, WU J M, ZHOU C F. Research progress of biochar on acid soil improvement[J]. Inner Mongolia Forestry Investigation and Design, 2017, 40(4): 92-94. DOI:10.13387/j.cnki.nmld.2017.04.038 |
| [44] |
MASTO R E, KUMAR S, ROUT T K, SARKAR P, GEORGE J, RAM L C. Biochar from water hyacinth(Eichornia crassipes) and its impact on soil biological activity[J]. CATENA, 2013, 111: 64-71. DOI:10.1016/j.catena.2013.06.025 |
| [45] |
GALVEZ A, SINICCO T, CAYUELA M L, MINGORANCE M D, FORNASIER F, MONDINI C. Short term effects of bioenergy by-products on soil C and N dynamics, nutrient availability and biochemical properties[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2012, 160: 3-14. DOI:10.1016/j.agee.2011.06.015 |
| [46] |
WU F, JIA Z, WANG S, CHANG S X, STARTSEV A. Contrasting effects of wheat straw and its biochar on greenhouse gas emissions and enzyme activities in a chernozemic soil[J]. Biology and Fertility of Soils, 2012, 49(5): 555-565. DOI:10.1007/s00374-012-0745-7 |
| [47] |
黄剑. 生物炭对土壤微生物量及土壤酶的影响研究[D]. 北京: 中国农业科学院, 2012: 13-35. HUANG J. The effect of biochar application on soil microbial biomass and soil enzymes[D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Science Dissertation, 2012: 13-35. |