生物質(zhì)炭對(duì)土壤理化性狀及氮素轉(zhuǎn)化影響的研究進(jìn)展①

王 湛，李銀坤，徐志剛，郭文忠，馬 麗，楊子強(qiáng)

生物質(zhì)炭對(duì)土壤理化性狀及氮素轉(zhuǎn)化影響的研究進(jìn)展①

王 湛1,2，李銀坤2，徐志剛1*，郭文忠2，馬 麗3，楊子強(qiáng)3

(1 南京農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院，南京 210095；2 北京農(nóng)業(yè)智能裝備技術(shù)研究中心，北京 100097；3 寧夏吳忠國(guó)家農(nóng)業(yè)科技園區(qū)管理委員會(huì)，寧夏吳忠 751100)

生物質(zhì)炭因其具有的特殊理化性質(zhì)施入到農(nóng)田中能夠改良土壤、提高土壤肥力及促進(jìn)作物生長(zhǎng)，已經(jīng)成為農(nóng)業(yè)減排和土壤微生態(tài)系統(tǒng)生物氮素地球化學(xué)循環(huán)領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)。生物質(zhì)炭作為土壤的外來物質(zhì)，直接或間接地參與到土壤氮素的周轉(zhuǎn)過程中，進(jìn)而對(duì)土壤中氮素的存在狀態(tài)和供應(yīng)能力等產(chǎn)生長(zhǎng)遠(yuǎn)的影響。本文綜述了土壤中施入生物質(zhì)炭后，氮素循環(huán)的變化及響應(yīng)機(jī)制，重點(diǎn)分析了生物質(zhì)炭施入農(nóng)田引起土壤理化性質(zhì)變化后由土壤微生物驅(qū)動(dòng)的固氮反應(yīng)、氨化反應(yīng)、硝化反應(yīng)及反硝化反應(yīng)等生物化學(xué)反應(yīng)過程的響應(yīng)及相關(guān)機(jī)理。在此基礎(chǔ)上，對(duì)今后生物質(zhì)炭的研究方向進(jìn)行展望。

土壤物理性質(zhì)；土壤化學(xué)性質(zhì)；氮素循環(huán)；微生物

近年來，中國(guó)的糧食總量一直超過5億t，但年年豐產(chǎn)是在長(zhǎng)期巨量化肥投入和高度的資源掠奪式開發(fā)大背景下實(shí)現(xiàn)的。據(jù)統(tǒng)計(jì)[1]，全國(guó)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(jié)、酸化、次生鹽漬化等破壞了土壤生態(tài)環(huán)境，長(zhǎng)期使用大量化肥將引起可耕作性土壤退化、大量中低產(chǎn)田出現(xiàn)和溫室效應(yīng)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(guān)注的重點(diǎn)，氮素轉(zhuǎn)化及有效性直接影響植物氮素營(yíng)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(jī)氮(約5%)和有機(jī)氮(約95%)兩類[3]，有機(jī)氮幾乎不能被植物直接吸收利用，經(jīng)氨化和硝化作用形成的礦質(zhì)氮是作物吸收主要氮源[4]。據(jù)統(tǒng)計(jì)，氮素在中國(guó)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(shì)[5]。但為了維持作物高產(chǎn)仍大量施用氮肥，氮肥過量投入嚴(yán)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(chǎn)而投入大量氮肥與環(huán)境保護(hù)之間的矛盾是各國(guó)研究者亟待解決的問題。

生物質(zhì)炭(biochar)是由農(nóng)林廢棄物在缺氧或無氧的條件下經(jīng)過高溫裂解產(chǎn)生的一種新型土壤改良劑，因其具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)、大的比表面積、小的比重、穩(wěn)定的理化性質(zhì)和豐富的表面官能團(tuán)等特性，將其輸入到土壤中勢(shì)必改變土壤理化性質(zhì)，從而影響土壤氮素化學(xué)循環(huán)。研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭是通過改良土壤物理結(jié)構(gòu)來調(diào)節(jié)土壤中氮素的化學(xué)循環(huán)。如通過改良土壤物理特性來調(diào)節(jié)與氮素轉(zhuǎn)化有關(guān)的微生物群落結(jié)構(gòu)(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(zhuǎn)化[6]。不僅如此，生物質(zhì)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(shí)，生物質(zhì)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(dòng)態(tài)[10-11]。但是，大多數(shù)研究由于試驗(yàn)條件、生物質(zhì)炭制作工藝、試驗(yàn)區(qū)土壤質(zhì)地、生物質(zhì)炭的性質(zhì)等不同而得出不同的結(jié)論，且氮素轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵過程對(duì)土壤理化性質(zhì)變化的響應(yīng)機(jī)制尚無定論。為此，本文綜述了近年來國(guó)內(nèi)外關(guān)于生物質(zhì)炭添加對(duì)農(nóng)田土壤理化性質(zhì)的改變及氮素轉(zhuǎn)化關(guān)鍵過程響應(yīng)的研究現(xiàn)狀和發(fā)展趨勢(shì)，以期為生物質(zhì)炭合理施用提供參考。

1 生物質(zhì)炭影響土壤理化性狀

1.1 土壤物理性質(zhì)的變化

生物質(zhì)炭的連接性、豐富的孔隙結(jié)構(gòu)、大的比表面積、顆粒機(jī)械強(qiáng)度和顆粒大小等性質(zhì)均能影響到土壤孔隙結(jié)構(gòu)，其對(duì)土壤孔隙的影響研究者主要持兩種觀點(diǎn)：①生物質(zhì)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(guān)[12-13]。如Githinji等[14]通過設(shè)置生物質(zhì)炭和土壤的不同配比培養(yǎng)試驗(yàn)，探究生物質(zhì)炭用量對(duì)土壤孔隙度的影響，發(fā)現(xiàn)用量分別為25.0%、50.0%、75.0% 和100.0%時(shí)，土壤孔隙度較對(duì)照分別增加10.0%、22.0%、38.0% 和56.0%。②適量施用生物質(zhì)炭降低土壤孔隙度，而高量的生物質(zhì)炭能增加土壤孔隙度。田丹等[15]用花生殼生物質(zhì)炭為試驗(yàn)對(duì)象，通過室內(nèi)水平土柱培養(yǎng)發(fā)現(xiàn)，粉砂土中生物質(zhì)炭用量為0.1 g/g時(shí)，土壤孔隙度減小，用量增大到0.15 g/g時(shí)，土壤孔隙度從48.0% 增加到49.9%。Devereux等[16]通過X-ray計(jì)算機(jī)掃描土壤孔隙時(shí)發(fā)現(xiàn)，當(dāng)生物質(zhì)炭和土壤的質(zhì)量比為1.5% 時(shí)孔隙度低于對(duì)照，當(dāng)比例增加到5% 時(shí)孔隙度高于對(duì)照處理。這可能是由于生物質(zhì)炭用量較少時(shí)，生物質(zhì)炭具有的細(xì)粒子結(jié)構(gòu)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(rèn)為，不同質(zhì)地土壤的孔隙度和孔隙結(jié)構(gòu)不同是導(dǎo)致含水量變化的重要原因。砂質(zhì)土粒徑較大，保水能力較差，添加生物質(zhì)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(jié)構(gòu)，從而增加保水能力；黏土質(zhì)地較黏重，生物質(zhì)炭降低土壤含水量[17]。除了土壤質(zhì)地，生物質(zhì)炭對(duì)土壤水分的影響還受其制作工藝、用量及生物質(zhì)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(zhì)炭對(duì)土壤性質(zhì)的影響，發(fā)現(xiàn)當(dāng)生物質(zhì)炭用量相同時(shí)，400 ℃制備的花生殼生物質(zhì)炭和200 ℃、500 ℃制備的柳枝稷生物質(zhì)炭可以顯著增加土壤含水量，而其他原料制備的生物質(zhì)炭對(duì)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(zhì)炭用量下，油棕櫚空果串在300 ℃和350 ℃熱解制備的生物質(zhì)炭保水能力沒有400 ℃制備的強(qiáng)。Devereux等[16]基于培養(yǎng)試驗(yàn)，觀察生物質(zhì)炭不同質(zhì)量配比下(0.0%、1.5%、2.5%、5.0%)砂壤土含水量的變化，發(fā)現(xiàn)含水量隨生物質(zhì)炭用量的增加而增加。

生物質(zhì)炭因其比重遠(yuǎn)低于土壤，施入到土壤中勢(shì)必降低土壤容重，這在不同的土壤類型中得到一致的結(jié)論。Eastman發(fā)現(xiàn)[13]，在粉砂土中生物質(zhì)炭用量為25 g/kg時(shí)，土壤容重從1.52 g/cm3降低到1.33 g/cm3，降幅達(dá)14.3%。陳紅霞等[20]以秸稈生物質(zhì)炭為材料，基于3 a定位試驗(yàn)研究了生物質(zhì)炭和礦質(zhì)肥料配施對(duì)砂姜黑土的影響，結(jié)果表明，施用生物質(zhì)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(zhì)炭添加到石灰土中發(fā)現(xiàn)，土壤容重隨生物質(zhì)炭用量的增加呈顯著降低趨勢(shì)，當(dāng)用量為50 t/hm2和100 t/hm2時(shí)，土壤容重降低幅度分別為14.6% 和32.5%。生物質(zhì)炭改變土壤容重不僅是生物質(zhì)炭物理機(jī)械性能的作用，還與土壤真菌相互作用有關(guān)(生物質(zhì)炭輸入增加了真菌土壤的緊實(shí)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(zhì)炭為黑色顆粒狀物質(zhì)，施加到土壤中勢(shì)必加深土壤顏色，從而增強(qiáng)土壤的吸熱能力，提高土溫，最終影響土壤熱量傳遞、儲(chǔ)存及地表能量平衡[13]。目前關(guān)于生物質(zhì)炭添加對(duì)土壤熱量變化和能量平衡的研究報(bào)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(xiàn)，經(jīng)生物質(zhì)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(zhǎng)期定位試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭對(duì)調(diào)節(jié)5 cm以上土層溫度有顯著的作用，與對(duì)照相比，施加生物質(zhì)炭的土壤夏季高溫時(shí)土壤溫度降低0.8 ℃，冬季低溫時(shí)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(shì)。

1.2 土壤化學(xué)性質(zhì)的變化

pH降低是農(nóng)業(yè)土壤肥力質(zhì)量退化的一個(gè)重要指標(biāo)，據(jù)統(tǒng)計(jì)[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(guó)6大類農(nóng)業(yè)土壤pH平均降幅為0.13 ~ 0.80。土壤中長(zhǎng)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(zhì)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(zhì)炭分別施入酸性和堿性兩種土壤中發(fā)現(xiàn)，酸性土壤中施入生物質(zhì)炭土壤pH呈增大趨勢(shì)，且隨著施入量的增加而增大，堿性土壤pH呈降低趨勢(shì)。Novak等[18]將核桃殼生物質(zhì)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。可能是生物質(zhì)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(zhì)炭表面含有大量的含氧官能團(tuán)，進(jìn)入土壤將以交換吸附的方式交換土壤中的H+和Al3+，導(dǎo)致土壤pH升高[28-29]。

在研究土壤調(diào)節(jié)劑中，陽離子交換量(CEC)能夠用來估計(jì)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(gè)重要指標(biāo)，一直受到研究者們強(qiáng)烈關(guān)注。Hossain等[30]將生物質(zhì)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(xiàn)土壤CEC提高了40%。陳心想等[31]通過盆栽試驗(yàn)將不等量生物質(zhì)炭輸入陜西塿土、新積土中發(fā)現(xiàn)，施用生物質(zhì)炭的土壤與對(duì)照相比CEC提高了1.5% ~ 58.2%。生物質(zhì)炭因具有羧基官能團(tuán)，氧化過程中形成芳香族炭是提高土壤CEC的主要原因。關(guān)于生物質(zhì)炭對(duì)土壤電導(dǎo)率影響的研究較少，作為土壤添加劑的生物質(zhì)炭的電導(dǎo)性一般在0.4 ~ 3.2，生物質(zhì)炭的添加將改變土壤電導(dǎo)率。

2 生物質(zhì)炭影響土壤氮素轉(zhuǎn)化

2.1 生物質(zhì)炭對(duì)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(yīng)，由于和基因序列較短，因此研究主要基于對(duì)序列的系統(tǒng)分析[33]。

一般認(rèn)為電導(dǎo)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(yàn)對(duì)象，發(fā)現(xiàn)電導(dǎo)率增加的同時(shí)好氧固氮菌顯著增加，硝化細(xì)菌和亞硝化細(xì)菌數(shù)量雖有增加，但是不顯著。宋延靜和龔駿[35]將生物質(zhì)炭添加到濱海鹽堿土中發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭增加了鹽堿土基因拷貝數(shù)，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(yàn)發(fā)現(xiàn)，施用生物質(zhì)炭能夠有效提高玉米苗期生物固氮能力，促進(jìn)固氮菌的生長(zhǎng)。Rondon等[37]利用同位素標(biāo)記技術(shù)發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭對(duì)土壤固氮菌活性有顯著影響，當(dāng)在退化的土壤中添加30 kg和60 kg生物質(zhì)炭后，大豆中氮素主要來自生物固氮，大豆中氮素含量與對(duì)照相比增加了49% 和78%。Quilliam等[38]研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭雖不能改變固氮菌數(shù)量，但固氮酶的活性卻顯著提高。綜上所述，施加生物質(zhì)炭改變土壤電導(dǎo)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(zhì)炭對(duì)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(shí)際釋放氮素的能力[40]。關(guān)于生物質(zhì)炭施用到土壤中對(duì)氨化作用的影響，研究者持不同的觀點(diǎn)。一些學(xué)者認(rèn)為，黑色生物質(zhì)炭能提高土壤溫度[23]，有利于土壤微生物活性、數(shù)量和種類的增加，促進(jìn)氨化作用的發(fā)生[41]，提高了土壤中無機(jī)氮的匯集[42-43]。例如，當(dāng)土壤溫度在0 ~ 35 ℃的范圍內(nèi)，應(yīng)用長(zhǎng)期間歇淋洗的試驗(yàn)方法探究溫度和微生物活性關(guān)系，發(fā)現(xiàn)，隨著溫度的升高微生物活性明顯增加[39]，土溫和氨化量?jī)烧叱曙@著的正相關(guān)[44]。而Deluca 等[45]研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭對(duì)兩種土壤的氨化并無顯著的影響。有研究卻發(fā)現(xiàn)[46-47]，土壤中添加生物質(zhì)炭能明顯減少土壤微生物生物量氮，降低有機(jī)氮氨化。目前，研究者對(duì)生物質(zhì)炭引起的土溫上升與氨化作用之間的關(guān)系尚未得出一致結(jié)論，還需進(jìn)一步深入分析不同溫度條件下的氨化速率變化及內(nèi)在機(jī)理。

有機(jī)氮和無機(jī)氮轉(zhuǎn)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(jìn)行灌溉試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，灌水或降雨后會(huì)加快有機(jī)質(zhì)的分解，合成大量的氨。據(jù)Oguntunde等[12]和Glaser等[50]研究，生物質(zhì)炭發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)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(zhì)炭具有較低的比重，降低了土壤緊實(shí)度，改變了灌溉水分停留時(shí)間、水分滲濾模式和流動(dòng)路徑[43]。土壤中水分含量的變化將會(huì)影響土壤中銨含量。一是因?yàn)槿芙庠谒械匿@以地表徑流的形式流失，生物質(zhì)炭的保水作用有效地減少了地表徑流量，從而減小氮素?fù)p失量。二是生物質(zhì)炭中含有豐富的有機(jī)碳，對(duì)土壤有機(jī)碳、有機(jī)質(zhì)和腐殖質(zhì)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(zhì)炭對(duì)土壤氮素持留作用的影響中卻發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭通過陽離子交換作用對(duì)NH4+-N有強(qiáng)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(chǎn)潛力的重要保證。因此，應(yīng)加強(qiáng)添加生物質(zhì)炭的土壤理化性質(zhì)及微生物響應(yīng)機(jī)制研究，為明晰生物質(zhì)炭是否能夠提高能被植物吸收利用的NH4+-N含量提供科學(xué)的理論依據(jù)。

2.3 生物質(zhì)炭對(duì)硝化作用的影響

硝化作用的第一階段(限速反應(yīng))由含氨單加氧酶基因的氨氧化細(xì)菌(ammoia-oxidizing bacteria，AOB)和氨氧化古菌(ammoia-oxidizing archaea，AOA)來驅(qū)動(dòng)NH3轉(zhuǎn)化為NH+ 2-OH[52-53]。這兩種細(xì)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(yīng)的第二步NH+ 2-OH的氧化作用由催化反應(yīng)的基因主導(dǎo)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(xì)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(yīng)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(huì)對(duì)AOB和AOA群落結(jié)構(gòu)造成重大影響[53]。王曉輝等[60]將稻稈生物質(zhì)炭施入到酸性土壤中，結(jié)果表明，土壤中AOB的豐度和pH均增加，進(jìn)而增加了土壤的硝化潛勢(shì)。Ball等[61]的研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭通過增加酸性森林土壤氨氧化細(xì)菌的豐度來提高土壤的硝化速率。因此可以推測(cè)，可能是生物質(zhì)炭的添加使土壤pH變化，引起氨氧化細(xì)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(shù)時(shí)發(fā)現(xiàn)，亞馬遜黑土(農(nóng)耕條件下)的基因拷貝數(shù)顯著高于普通土壤，但當(dāng)人為輸入生物質(zhì)炭時(shí)卻發(fā)現(xiàn)對(duì)硝化過程有抑制作用。可能是生物質(zhì)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(yīng)的進(jìn)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(zhì)炭后降低了土壤酚類化合物濃度，促進(jìn)硝化細(xì)菌的增長(zhǎng)，從而間接地促進(jìn)硝化作用的發(fā)生。武玉等[64]和Steinbeiss等[59]卻認(rèn)為，生物質(zhì)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(jié)構(gòu)和通氣狀況，增加溶氧量來改變AOA和AOB活性實(shí)現(xiàn)的。對(duì)施入生物質(zhì)炭的土壤中影響氮素轉(zhuǎn)化關(guān)鍵過程的因素缺乏系統(tǒng)的研究，應(yīng)運(yùn)用統(tǒng)計(jì)分析和試驗(yàn)驗(yàn)證相結(jié)合的方法進(jìn)行系統(tǒng)的分析。

生物質(zhì)炭不僅能影響NO– 3-N的合成，而且通過陽離子交換作用對(duì)其遷移也有影響，但與生物質(zhì)炭裂解溫度有關(guān)[65]。Kameyama等[66]發(fā)現(xiàn)，裂解溫度對(duì)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(duì)NO– 3-N有吸附作用，尤以800 ℃制備的生物質(zhì)炭對(duì)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(zhì)炭為試驗(yàn)材料，發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭制作工藝對(duì)氮素的固持能力有著重要的影響，550和400 ℃制成的生物質(zhì)炭對(duì)NH4+-N和NO– 3-N有較強(qiáng)的吸附性能。

土壤中的氮素是一個(gè)動(dòng)態(tài)轉(zhuǎn)化的平衡體系，生物質(zhì)炭通過改變微生物群落結(jié)構(gòu)影響礦質(zhì)態(tài)氮素的存在形態(tài)和比重，盡管大量的文獻(xiàn)證明生物質(zhì)炭通過改變微生物群落結(jié)構(gòu)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(zhì)炭對(duì)氮素遷移的影響尚不明確，關(guān)于生物質(zhì)炭的制備工藝目前尚無統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)，亟待彌補(bǔ)。

2.4 生物質(zhì)炭對(duì)反硝化作用的影響

有些學(xué)者發(fā)現(xiàn)[67]，生物質(zhì)炭施入土壤中能夠增加土壤通氣性，促進(jìn)好氧微生物生長(zhǎng)，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(zhì)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(guān)于生物質(zhì)炭減少NxO排放受到各國(guó)研究者的高度關(guān)注。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，農(nóng)田和牧場(chǎng)是主要的排放源。相關(guān)研究證實(shí)[28, 45]，將生物質(zhì)炭施入農(nóng)田中，N2O排放量顯著降低。Singh等[65]發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭通過降低土壤的緊實(shí)度(容重)抑制反硝化細(xì)菌的增長(zhǎng)，當(dāng)生物質(zhì)炭適用量為10 t/hm2時(shí)，N2O的排放量降低了73%。生物質(zhì)炭施用不僅能夠降低NOx的排放，且對(duì)減緩CH4等的排放也有很好作用[28]。在明尼蘇達(dá)州的室內(nèi)試驗(yàn)中也發(fā)現(xiàn)[69]，鋸末炭(500 ℃)添加到土壤中，N2O、CH4和CO2排放量較對(duì)照均有所降低。可見生物質(zhì)炭的應(yīng)用對(duì)降低溫室氣體的排放有重要的價(jià)值，是溫室效應(yīng)的大功率“減壓泵”。也有研究報(bào)道稱施入生物質(zhì)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(zhì)炭施用到不同類型農(nóng)業(yè)土壤中，N2O的排放量也不同。目前，關(guān)于生物質(zhì)炭施用對(duì)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(duì)其內(nèi)在的機(jī)理缺乏驗(yàn)證，對(duì)反硝化細(xì)菌的功能標(biāo)記基因運(yùn)用分子生物學(xué)的手段開展研究，將對(duì)揭示生物質(zhì)炭引起的功能微生物多樣性和功能性轉(zhuǎn)變機(jī)理有重要參考價(jià)值。

簡(jiǎn)言之，生物質(zhì)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(dòng)機(jī)”，兩者相輔相成，相互作用。此后應(yīng)加強(qiáng)生物質(zhì)炭對(duì)農(nóng)業(yè)土壤中功能微生物群落結(jié)構(gòu)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(qiáng)度和氮素流失途徑的研究，對(duì)于合理評(píng)估氮素地球循環(huán)有著重要的意義。

3 研究展望

在面對(duì)日益凸顯的耕地土壤退化、大量中低產(chǎn)田和溫室效應(yīng)等一系列生態(tài)環(huán)境被破壞的大背景下，適應(yīng)農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)低碳發(fā)展的需要，拓展研究平臺(tái)，加強(qiáng)各國(guó)間交流合作，評(píng)估生物質(zhì)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(qiáng)生物質(zhì)炭在農(nóng)業(yè)領(lǐng)域上的基礎(chǔ)研究成為國(guó)內(nèi)外備受關(guān)注的問題。在農(nóng)業(yè)縱深領(lǐng)域，將生物質(zhì)炭應(yīng)用于農(nóng)業(yè)土壤后對(duì)土壤、作物、溫室氣體等的作用機(jī)理受到各國(guó)研究者的廣泛關(guān)注，同時(shí)加強(qiáng)生物質(zhì)炭應(yīng)用于農(nóng)業(yè)土壤的潛在威脅方面的研究，為更有效地利用生物質(zhì)炭提供理論指導(dǎo)。

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

將生物質(zhì)炭應(yīng)用于農(nóng)業(yè)土壤，將會(huì)長(zhǎng)期地存留土壤中并參與到氮素的生物地球化學(xué)循環(huán)中。由于反應(yīng)進(jìn)程緩慢，施用到土壤中引起的反應(yīng)要經(jīng)過長(zhǎng)期的定位試驗(yàn)和系統(tǒng)的分析。但目前關(guān)于生物質(zhì)炭的研究方法主要集中在土柱模擬、實(shí)驗(yàn)室機(jī)理分析、盆栽試驗(yàn)上，雖存在短期的(數(shù)月至1 ~ 2 a)田間定位試驗(yàn)，但不能綜合評(píng)價(jià)由生物質(zhì)炭所引起的氮素遷移和轉(zhuǎn)化的影響效應(yīng)。因此，應(yīng)在現(xiàn)有的研究基礎(chǔ)上，建立生物質(zhì)炭應(yīng)用于不同質(zhì)地的農(nóng)田中土壤微環(huán)境和土壤氮素轉(zhuǎn)化的長(zhǎng)期試驗(yàn)站，跟蹤生物質(zhì)炭引起的生物地球化學(xué)循環(huán)效應(yīng)，以其揭示長(zhǎng)期施用新型的土壤改良劑和修復(fù)劑(生物質(zhì)炭)的土壤對(duì)氮素循環(huán)可能產(chǎn)生的長(zhǎng)遠(yuǎn)影響。

3.2 研究生物質(zhì)炭應(yīng)用于不同類型農(nóng)業(yè)土壤的影響效應(yīng)

生物質(zhì)炭對(duì)土壤氮素循環(huán)的影響具有局限性，因此，未來研究應(yīng)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(chǎn)和不同用量的生物質(zhì)炭的適應(yīng)性，確保農(nóng)業(yè)生產(chǎn)安全和環(huán)境安全。不同類型的土壤固有的理化性質(zhì)和生物群落結(jié)構(gòu)存在很大的差別，不同量、不同特性的生物質(zhì)炭應(yīng)用于不同類型和不同區(qū)域的農(nóng)業(yè)土壤因其條件的復(fù)雜性而發(fā)生不同的作用效果，加強(qiáng)生物質(zhì)炭與土壤結(jié)合施用的耦合試驗(yàn)研究是解決生物質(zhì)炭對(duì)不同類型土壤影響效用研究的有效方法。

3.3 完善生物質(zhì)炭應(yīng)用于農(nóng)業(yè)土壤對(duì)肥力改良效應(yīng)的評(píng)價(jià)體系

土壤長(zhǎng)期穩(wěn)定的肥力狀況不僅關(guān)系到我國(guó)糧食的增產(chǎn)，而且是農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展和增產(chǎn)穩(wěn)產(chǎn)的關(guān)鍵。雖然大量的研究表明土壤中添加生物質(zhì)炭對(duì)改善土壤結(jié)構(gòu)、增加地力與肥力狀況作用顯著，但目前為止生物質(zhì)炭對(duì)土壤改良效應(yīng)的評(píng)價(jià)體系并未形成。在綜合評(píng)價(jià)生物質(zhì)炭的改良效果的評(píng)價(jià)中確立適宜的評(píng)價(jià)指標(biāo)將直接影響評(píng)價(jià)結(jié)論的真實(shí)性、科學(xué)性和合理性。因此，評(píng)價(jià)指標(biāo)應(yīng)涉及對(duì)土壤物理、生物、化學(xué)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(guó)農(nóng)業(yè)面源污染管控研究[D]. 西安: 西北農(nóng)林科技大學(xué), 2014

[3] 吳才武, 夏建新, 段崢嶸. 土壤有機(jī)質(zhì)測(cè)定方法述評(píng)與展望[J]. 土壤, 2015, 47(3): 453–460

[4] 張星, 張晴雯, 劉杏認(rèn), 等. 施用生物炭對(duì)農(nóng)田土壤氮素轉(zhuǎn)化關(guān)鍵過程的影響[J]. 中國(guó)農(nóng)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(jìn)展[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2010, 26(11): 200–205

[6] 宋大利. 生物炭對(duì)華北潮土土壤碳、氮及微生物特性的影響[D]. 重慶: 西南大學(xué), 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(duì)不同質(zhì)地土壤水分?jǐn)U散率的影響及機(jī)理分析[J]. 土壤通報(bào), 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(duì)華北平原農(nóng)田土壤容重、陽離子交換量和顆粒有機(jī)質(zhì)含量的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 22(11): 2930–2934

[21] 房彬, 李心清, 趙斌, 等. 生物炭對(duì)旱作農(nóng)田土壤理化性質(zhì)及作物產(chǎn)量的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 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(duì)不同土壤化學(xué)性質(zhì)、小麥和糜子產(chǎn)量的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33(20): 6534–6542

[32] 陳清華, 韓云蕾, 馬堯, 等. 生物固氮基因簇結(jié)構(gòu)與進(jìn)化研究進(jìn)展[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技導(dǎo)報(bào), 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(jìn)展[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2009, 17(5): 1029–1034

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

[35] 宋延靜, 龔駿. 施用生物質(zhì)炭對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)功能的影響[J]. 魯東大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2010, 26(4): 361–365

[36] 孟穎, 王宏燕, 于崧, 等. 生物黑炭對(duì)玉米苗期根際土壤氮素形態(tài)及相關(guān)微生物的影響[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 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] 王常慧, 邢雪榮, 韓興國(guó). 草地生態(tài)系統(tǒng)中土壤氮素礦化影響因素的研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 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(qiáng), 崔廣柏. 土壤含水量與氮化合物遷移轉(zhuǎn)化的相關(guān)性分析[J]. 河海大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)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(dá), 等. 生物質(zhì)炭對(duì)土壤氮素循環(huán)的影響及其機(jī)理研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 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(duì)設(shè)施退化土壤氮相關(guān)功能微生物群落豐度的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 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(duì)土壤理化性質(zhì)影響的研究進(jìn)展[J]. 地球科學(xué)進(jìn)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(mèng), 呂成文, 李玉娥, 等. 添加生物炭對(duì)華南早稻田CH4和N2O排放的影響[J]. 中國(guó)農(nóng)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(nóng)業(yè)部公益性行業(yè)科技項(xiàng)目(201303108)、“十二五”科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目(2014BAD05B02)和國(guó)家自然科學(xué)基金(青年)項(xiàng)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?yàn)樽魑锼矢咝Ю谩-mail: wzyjsjt@163.com

S156.2；S158.5

A

10.13758/j.cnki.tr.2019.05.001