秸稈生物質炭對土壤結構體與活性碳分布、轉化酶動力學參數及小麥生長的影響

姬 強,馬媛媛,劉永剛,王 銳,孫 權,*

1 寧夏大學農學院,銀川 750021 2 寧夏農村科技發展中心,銀川 750001

我國秸稈資源豐富,每年產生秸稈約6.5億t,占世界秸稈總量的30%左右[1-3]。秸稈還田作為改善土壤肥力與物理化學性狀的一種有效途徑被示范推廣。然而在實際的應用過程中,秸稈還田措施也暴露出了諸如病蟲害嚴重、溫室氣體排放增加、作物播種質量下降等問題[4-6]。

生物質炭因其特殊的理化及生物學性質,有望在土壤質量改良、減少溫室氣體排放、農業廢棄生物質資源化利用等方面發揮重要作用。廣義地來講,生物質炭是指植物生物質在少氧的情況下,經高溫熱解產生的一類具有高度穩定性的芳香化固態物質。在生物質炭輸入條件下,土壤有機質的變化存在著不同的研究結果。Wardle等人的研究表明,生物質炭添加會導致土壤中有機質的流失[7],而Schmidt和Noack的研究則發現,生物質炭對碳素的固定能力遠遠高于秸稈和綠肥等有機質[8]。生物質炭自身的穩定性和惰性并不意味著其是生物學惰性材料。生物質炭能夠為微生物生長提供充足的反應表面積,改善土壤強度、容重、土壤持水性等[9-10]。同時,酶的產生也可以促進生物質炭自身芳香族結構的降解,例如轉化酶、過氧化氫酶、木質素氧化酶等,作為微生物的碳源利用,從而在土壤中形成有益微循環[11]。生物質炭比表面積巨大、孔隙結構繁多、陽離子交換量高等自身特性,使得生物質炭顆粒輸入土壤后易于吸附在土壤粘粒表面,改善土壤結構[12]。生物質炭輸入土壤后與土壤結構體的吸附聚合規律還有待進一步研究,這對于土壤結構的改良和土壤肥力的提高具有重要意義。

本試驗中,通過電鏡掃描與酶動力學方程等方法,研究生物質炭顆粒輸入土壤后,土壤團聚體分布及與之相互作用、酶活性與酶動力學、作物生長的變化,探明生物質炭輸入后與土壤結構體的吸附聚合機理及對土壤碳素轉化和微生物活性的影響,以期為研究區域土壤結構改良和秸稈資源的資源化利用提供理論支持。

1 研究地區與研究方法

1.1 試驗區概況

試驗點位于西北農林科技大學南校區數控溫室試驗區(34°15′39.17″N, 108°04′0.55″E),該地區半干旱氣候,年平均氣溫13℃,蒸散量1200 mm,年均降雨量550—650 mm。土壤質地為粘壤,土壤容重1.32 g/cm3,SOC 7.25 g/kg,土壤全氮0.89 g/kg,速效磷8.5 mg/kg,速效鉀160 mg/kg,CaCO358 g/kg,pH 8.17。

1.2 試驗設計

試驗所用小麥秸稈采集于西北農林科技大學農作一站,秸稈基本理化性為：C,40.4%；N, 1.5%；H,6.3%。試驗生物質炭委托河南商丘市三利息能源有限公司利用收集的小麥秸稈在700℃下快速熱解2 h制備。生物質炭理化性質為：C,51.1%；N,1.7%；H,3.1%；K,0.16%；Ca,1%；Mg,0.62%；比表面積,139.7 m2/g。盆栽試驗土壤在試驗前過2 mm篩,生物質炭與秸稈粉末過0.15 mm篩,兩種碳源材料與土壤充分混勻后裝盆。試驗共包含7個處理：其中,秸稈添加水平包括：1%,3%,10%(Str1.0,Str3.0,Str10.0),為保證相同C量添加,生物質炭添加水平為：0.8%,2.4%,8%(BC0.8,BC2.4,BC8.0),CK為無外源碳添加處理。試驗為完全隨機區組設計,各處理重復3次。

試驗用盆規格：直徑25 cm,高17 cm,每盆土重3.5 kg(干土)。播種量為每盆20粒種子,發芽后定苗10株。試驗過程中定期澆水管理以防止水分脅迫。盆栽施肥情況為：尿素 0.53 g、磷酸二氫鈣 0.35 g、氯化鉀 0.35 g。

1.3 樣品采集

采樣時間依據Lancashire的 BBCH作物模型[13]選定小麥4個不同生育期：抽葉期(leaf development)、拔節期(stem elongation)、開花期(flowering)、成熟期(ripening)。在小麥的4個生育期采集土壤鮮樣,過2 mm篩后保存于4℃冰箱中待測。小麥收獲后采集土壤水穩性團聚體分級所用原狀土,土壤略潮濕時,倒置花盆于鋪好的塑料紙上,輕拍盆地,土塊即可完整脫落,隨后用手掰取土塊內部無擾動的心土,裝于木質盒中,避免碰撞帶回實驗室等待測定。

1.4 測定方法與數據處理

土壤不同粒級水穩性團聚體,采用Six的濕篩法[14]進行分級。粒級包括WSA >2,0.25—2,0.05—0.25,<0.05 mm 4個粒級。稱取100 g風干原狀土樣,首先放于2 mm篩上浸濕10分鐘,隨后通過團聚體分析儀進行分級,分級頻率為30 沖程/min,分級時間5 min。濕篩后,收集不同粒級團聚體并在50℃下烘干,稱重。

生物質炭與不同粒級土壤水穩性團聚體WSA相互作用情況采用電鏡掃描觀察(JSM-6360LV Scanning Electron Microscope,JEOL Ltd., Japan),射束能量為30 kV。

溶解性有機碳(DOC)采用Ghani的方法測定[15]：秤取10 g 土壤鮮樣于100 mL超純水中震蕩30 min,隨后于10000轉速下離心15 min。離心后的土壤上清液在6 kPa壓力下過0.45 μm微孔濾膜抽濾。微生物量碳(MBC)采用熏蒸法測定：MBC含量通過熏蒸與未熏蒸土壤中的溶解有機碳差值計算(除以0.45系數)。DOC與MBC分離的土壤浸提液上TOC儀(TOC-VCPH,Shimadzu Scientific Instruments, Tokyo, Japan)測定有機碳含量。

土壤轉化酶活性測定采用磷酸二氫鈉-鉬溶液比色法測定；土壤酶動力學利用以Michaelis-Menten方程為基礎的經典穩態動力學擬合。

式中,V為酶活性,S為底物濃度,Km為反應常數,Vmax為反應速率。土壤轉化酶動力學,采用小麥收獲期根際土樣測定,測定條件同于酶活性測定方法,底物濃度包含不同梯度,分別為：0.005、0.01、0.05、0.1 mol/L 的蔗糖溶液。

小麥不同生育期凈光合速率通過LI-6400XT光合儀(Protable Photosynthesis System,美國LI-COR)進行測定；小麥產量(13.5%谷物含水量)在小麥自然風干后稱重統計。

試驗數據采用Excel 2007初步分析,數據經正態分布檢驗后的方差分析、多重比較(LSD法)相關性分析采用SAS 8.1軟件,相關圖形繪制采用Origin 9.0與Excel軟件。

2 結果與分析

2.1 外源碳輸入下土壤團聚體(WSA)分布及與之相互作用

圖1 外源碳輸入下土壤各粒級水穩性團聚體分布Fig.1 Water-stable aggregates distribution as affected by exogenous carbon applicationsBC0.8、BC2.4、BC8.0分別為生物質炭在0.8%、2.4%、8.0%水平下添加; Str1.0、Str3.0、Str10.0分別為秸稈在1.0%、3.0%、10.0%水平下添加;CK為對照處理;不同小寫字母表示差異顯著(P<0.05)

外源碳輸入條件下,土壤各粒級水穩性團聚體分布情況如圖1所示。生物質炭(BC)輸入處理下,土壤大顆粒團聚體(>0.25 mm)相對于對照都有所增加,而小顆粒團聚體(<0.25 mm)則呈現相反規律。生物質炭在較大添加水平下(BC2.4和BC8.0),大顆粒團聚體含量分別顯著增加了16.9%和45.8%；與之相反,生物質炭的大量輸入(BC8.0)降低了土壤小顆粒團聚體的分布,降幅為13.5%。秸稈碳的輸入則顯著增加了土壤中大顆粒團聚體的形成與累積,土壤大顆粒團聚體含量相對于對照依次顯著增加了65.1%—208%；小顆粒團聚體含量則顯著降低了19.2%—61.5%,且變化幅度皆呈現出Str1.0

高溫裂解生物質炭材料的結構電鏡掃描如圖2所示,孔隙結構豐富,蘊涵巨大比表面積。本研究中生物質炭經粉碎并過0.15 mm篩后輸入土壤,從而使得生物質炭可以在土壤大顆粒(>0.25 mm)和小顆粒(<0.25 mm)團聚體中自由結合分布。在本研究的前期工作中,雖然揭示出生物質炭的輸入促進了土壤中大顆粒水穩性團聚體組分的形成,而小顆粒團聚體組分與生物炭的吸附聚合較少[16]。然而并未對其與各粒級土壤結構體的作用強弱進一步分析。因此,在前期研究的基礎上,對濕篩過程水流破碎作用后的土壤結構體進行電鏡掃描觀測發現,僅在>0.25mm的大顆粒團聚體電鏡掃面圖中可捕捉到生物質炭與土壤顆粒的結合(圖3),而在小顆粒團聚體中則無法捕捉到兩者的吸附,表明生物質炭與土壤>0.25mm大顆粒團聚體的吸附聚合作用強于其他粒級的土壤結構體。

圖2 生物質炭電鏡掃描圖[16] Fig.2 Scanning electron microscope picture of biochar particles[16]

圖3 土壤大顆粒團聚體組分中生物質炭與土壤顆粒的吸附聚合作用Fig.3 Adsorption-chelation between soil aggregate and biochar particle in soil macro-aggregates fraction

2.2 外源碳輸入下土壤微生物量碳(MBC)和溶解性有機碳(DOC)的變化

相對于對照,生物質炭較低添加水平下(BC0.8和BC2.4),土壤MBC含量顯著增加了9.7%—33.6%(圖4),且MBC增幅與生物質炭輸入量成反比。生物炭過量添加條件下(BC8.0),土壤MBC含量則下降了15.6%,表明生物質炭較低量添加可以提高土壤中微生物量碳的累積,然而當較高熱解溫度制備的生物炭質炭過量添加時,其自身理化性狀則會對微生物代謝繁殖產生較強抑制作用。

在生物質炭較低添加水平下(BC0.8和BC2.4),土壤DOC含量平均下降了12.6%—27.5%,且下降幅度與生物質炭添加水平成反比。生物炭過量添加條件下(BC8.0),土壤DOC含量則增加了24.9%,這與相同處理下土壤MBC含量變化規律相反,但其表征的意義相同, DOC作為土壤微生物可以直接利用的碳源,其含量的顯著增加,表明微生物活性在生物質炭過量輸入時受到了顯著的抑制。

在秸稈碳輸入條件下,土壤DOC與MBC含量變化規律相同,當秸稈碳在較低輸入水平時(BC0.8和BC2.4),土壤DOC與MBC平均含量相對于對照顯著增加了21.7%—48.6%,表明較低秸稈添加量促進了土壤微生物對碳源的利用效率；然而當秸稈碳過量添加時(BC8.0),土壤DOC與MBC平均含量相對于對照則增加了約4倍以上,土壤中秸稈碳源的分解潛力依然較大。

圖4 外源碳輸入下小麥不同生育期土壤微生物量碳和溶解性有機碳含量Fig.4 Microbial biomass carbon and dissolved organic carbon contents affected by exogenous carbon applications in different wheat growth stages

2.3 外源碳輸入對土壤轉化酶活性及其動力學參數的影響

外源碳輸入下,小麥各生育期土壤轉化酶活性變化如表1所示。在小麥生育期初期,土壤轉化酶活性相對于對照顯著增加了6.9%—41.5%,且增加幅度隨生物質炭添加量的增加而增大(BC0.8

不同外源碳輸入后土壤轉化酶動力學參數的變化進一步驗證了以上試驗結果(表2)。相對于對照,不同生物質炭添加水平下Km下降了15.3%—19.7%(BC2.4

表1 外源碳輸入下小麥不同生育期土壤轉化酶活性/(μg g-1 h-1)

BC0.8、BC2.4、BC8.0分別為生物質炭在0.8%、2.4%、8.0%水平下添加;Str1.0、Str3.0、Str10.0分別為秸稈在1.0%、3.0%、10.0%水平下添加;CK為對照處理

表2 外源碳輸入下土壤轉化酶動力學參數

Km、Vmax、k分別為米氏常數、最大反應速率、速率常數

2.4 外源碳輸入對小麥光合作用與產量的影響

生物質炭或秸稈碳添加下小麥的凈光合速率,與外源碳類型緊密相關(圖5)。生物質炭輸入顯著提高了小麥凈光合速率(18.9%—66.1%),且增幅隨生物質炭添加量的增加而增大。生物質炭適量輸入條件下(BC0.8和BC2.4),相對于對照,小麥產量分別顯著增加了14.9%和19.1%,而生物質炭過量輸入條件下,小麥產量變化則不顯著。

秸稈碳源輸入條件下,隨秸稈添加量的增加,小麥凈光合速率顯著低于生物質炭添加處理,且隨著秸稈輸入量的增加,小麥凈光合速率逐漸降低(圖5)。秸稈的適量輸入條件下(Str1和Str3),小麥凈光合速率分別顯著增加了26.0%—29.9%和18.7%—22.4%,而秸稈的過量輸入(Str10)則顯著降低了小麥的凈光合速率(20.4%)。秸稈碳源僅在較低量輸入條件下(Str1),顯著提高了小麥產量(6.0%),而隨著秸稈添加量的逐漸增大,小麥產量則顯著降低了(37.3%—90.1%),表明秸稈僅在1%的少量輸入時可以有效增加小麥產量,而其較大量添加則會抑制小麥生長和產量的增長。

圖5 外源碳輸入對小麥產量及不同生育期凈光合速率的影響Fig.5 Wheat yield and net photosynthetic rate in different wheat growth stages affected by exogenous carbon applications

2.5 外源碳輸入下土壤結構體分布與作物生長指標間相關性

生物質炭和秸稈碳輸入條件下,土壤水穩性團聚體、MBC、DOC與土壤轉化酶活性、小麥凈光和速率、小麥產量間相關性如表3所示。其中,生物質炭添加條件下,土壤WSA>2 mm與土壤轉化酶活性極顯著正相關；土壤MBC與小麥產量極顯著正相關；土壤WSA 0.25—2 mm與小麥產量呈顯著正相關關系。秸稈碳添加條件下,土壤MBC、DOC與小麥產量呈極顯著負相關關系；土壤WSA>2 mm與小麥產量極顯著負相關；小麥凈光和速率與土壤WSA 0.05—0.25 mm呈顯著負相關關系。

表3 外源碳輸入下土壤結構體與作物生長指標間相關系數(n=9)

Table 3 Correlation coefficients between soil water-stable aggregate distribution and crop growth indicators in exogenous carbon applied treatments (n=9)

生物質炭輸入處理 Biochar applied treatments>2 mm土壤水穩性團聚體0.25—2 mm土壤水穩性團聚體0.05—0.25 mm土壤水穩性團聚體<0.05 mm土壤水穩性團聚體微生物量碳溶解性有機碳土壤轉化酶活性Soil invertase activity 0.7961??0.5634-0.41620.57820.3126 0.2487凈光合速率Net photosynthetic rate-0.59840.26380.3155-0.23610.1277-0.3357小麥產量Wheat yield0.16390.7448?0.10250.5422 0.8169?? 0.5418秸稈碳輸入處理 Straw applied treatments>2 mm土壤水穩性團聚體0.25—2 mm土壤水穩性團聚體0.05—0.25 mm土壤水穩性團聚體<0.05 mm土壤水穩性團聚體微生物量碳溶解性有機碳土壤轉化酶活性Soil invertase 0.18850.45570.42100.24870.26170.4551凈光合速率Net photosynthetic rate0.13520.4267-0.6797?0.2231-0.1146-0.3458小麥產量Wheat yield-0.9407??0.22710.61650.7246?-0.8697??-0.8697??

*P<0.05; **P<0.01

3 討論

生物質炭相對于秸稈等傳統有機物,具有更高的物理化學穩定性,對土壤結構性狀的影響也更加持久[17-18]。本研究中,生物質炭和秸稈的輸入都顯著增加了土壤中>0.25 mm的大顆粒土壤團聚體的形成,但生物質炭對土壤結構的影響更加“溫和”,即時在生物質炭較大量輸入時,土壤中也未產生>2 mm的較大顆粒土壤團聚體,而是形成以>0.25 mm大顆粒團聚體為主的土壤結構體。生物質炭輸入下土壤結構體的電鏡掃描結果表明,生物質炭所具有的豐富孔隙結構導致其與土壤顆粒的相互作用也是穩定的,這種相互作用即使在濕篩過程水流的破碎作用下,依然可以捕捉到兩者的結合。除此之外,本研究相關性分析結果表明生物質炭輸入條件下,土壤0.25—2 mm大顆粒團聚體的產生有助于土壤結構的改善與小麥產量的增加；而秸稈的過量添加則會產生過大土壤團聚體的累積,導致土壤結構惡化與小麥產量的降低,這也進一步驗證了上面的推論。秸稈碳源的輸入則導致土壤結構體主要形成以>2 mm的較大顆粒土壤團聚體為主,土壤孔隙變大；另一方面,有機物質具有疏水性,使得產生的土壤結構體更加不易破碎,在灌溉或降雨條件下,極易產生土壤水分和養分的淋失現象,在連年秸稈輸入量較大的土壤上甚至會造成黃苗或死苗的現象。土壤團聚體是由礦物質與有機質在電荷和范德瓦爾斯力作用下凝聚而成,其形成過程受土壤中有機物質的影響較大[19]。生物質炭由于自身所蘊含的高陽離子換量與芳香族物質,在添加進土壤后,可以有效促進土壤礦質顆粒與生物質炭顆粒的吸附聚合。Lin等人的研究發現,這種凝聚作用是由生物質炭表面芳香族物質形成的“陽離子橋”產生[20]。通過電境掃描的進一步觀測發現,在>0.25 mm的大顆粒團聚體中,即使在濕篩水流的沖刷下,也無法完全破壞生物質炭與土壤礦質顆粒的吸附聚合作用,而其他粒級的土壤團聚體中則無法觀測到以上現象。這表明生物質炭對土壤結構的改變,主要通過形成>0.25 mm的大顆粒團聚體而實現,該形態是生物質炭與土壤礦質顆粒形成的穩定態,更有助于土壤中有機物質的固定。而秸稈碳源的大量有機質添加帶來的疏水性,使得團聚體的可濕性降低,更難被礦化[21-22],形成了>2mm粒級更大的土壤結構體。

本研究表明生物質炭較低量添加可以提高土壤中微生物碳源的累積,然而當較高熱解溫度制備的生物炭質炭過量添加時,其自身理化性狀則會對微生物活性產生較強抑制作用。這與Demisie等的研究結果相一致,該研究發現當生物質炭在低量添加條件下,土壤中MBC的含量卻為最大[23]。與之不同,在秸稈碳輸入條件下,較低的秸稈添加量促進了土壤微生物對碳源的利用效率；當秸稈碳過量添加時,土壤中秸稈碳源的分解潛力較大,會產生秸稈自身降解與微生物代謝活動之間的顯著競爭作用。為了進一步驗證以上結論,本研究通過對不同外源碳輸入后土壤轉化酶活性及其動力學參數的變化規律研究發現：在小麥生長前期,生物質炭添加會產生對土壤轉化酶活性的激發作用。這歸因于生物質炭自身的多孔隙結構成為了微生物繁殖代謝的有利小環境,有益于土壤微生物活性的提高。而在生物質炭輸入后期隨著可被微生物直接利用碳源的逐步消耗,高熱解溫度制備的生物質炭所蘊含的芳香族等有害物質則會對微生物活性產生顯著的抑制[24-25]。另一方面,由土壤轉化酶動力學參數的變化規律可知,生物質炭輸入降低了土壤轉化酶-酶促反應速率,有機物質轉化循環變緩,碳素在土壤中的存留時間變長。而生物質炭的過量添加則會造成轉化酶催化能力(Vmax/Km)降低。相對于生物質炭,秸稈碳源的低量輸入,使得土壤轉化酶與底物的親和能力大幅增加,這歸因于秸稈碳相對于生物質炭,其分解過程可以產生更多的脂肪族易降解物質,增強了轉化酶與底物的結合。

生物質炭對小麥光合與產量的影響規律可以看出,生物質炭在2.4%水平的適量輸入,對小麥生長及產量的促進作用最強；而其過量添加則會造成生物質資源的大量浪費。這是由于生物質炭在少量輸入時,其化學結構特性有利于提高土壤對水分與養分的保持能力,尤其以氧化后的生物質炭更為突出[26]。當生物質炭過量添加時,土壤中N素供應與C輸入的高度不對稱,造成土壤有機物質轉化緩慢,作物生長受到抑制。秸稈碳適量輸入條件下,小麥的光合作用受到顯著促進,而過量輸入則會對作物生長造成顯著的抑制作用。這是由于在秸稈大量添加時,秸稈在分解過程中產生的腐殖酸物質,將尚未分解的有機物質牢牢束縛在了更大粒級的大顆粒團聚體中,土壤水分與養分向下流失嚴重,作物受干旱脅迫的風險加大,生長受到抑制。王法宏等人研究表明,過量的秸稈輸入,會加劇土壤中養分的消耗,降低養分的作物有效性[27]。土壤結構指標與小麥生長指標間的相關性分析結果進一步表明,生物質炭輸入會促進土壤轉化酶活性及>0.25 mm大顆粒團聚體的分布,從而改善土壤結構性狀與作物的生長。而秸稈碳輸入條件下,則會導致>2 mm粒級的大顆粒團聚體的形成,土壤結構性狀惡化,易造成土壤養分淋失現象,從而抑制作物生長和產量的提高。

4 結論

(1) 生物質炭對土壤結構的改善效果強于秸稈碳源。生物質炭輸入土壤后通過增加土壤>0.25 mm粒級的大顆粒團聚體改善土壤結構,而秸稈碳源的大量輸入則易促進土壤>2 mm的更大顆粒團聚體形成,使得土壤孔隙增大,造成土壤養分和水分的淋失,不利于土壤結構改善。

(2) 生物質炭添加初期對土壤轉化酶活性存在激發效應,而輸入后期降低了土壤轉化酶-酶促反應速率,有機物質轉化循環變緩,碳素在土壤中的存留時間變長；秸稈碳源在輸入土壤初期會呈現出自身降解與微生物活性之間的競爭關系,且不利于土壤中復雜有機物質的產生。

(3) 生物質炭和秸稈碳源的過量添加都會造成對作物生長的抑制作用。其中生物質炭過量輸入是基于對土壤有機質轉化過程的抑制,而秸稈碳源的過量輸入則是基于土壤結構的惡化和秸稈自身降解與微生物代謝之間的競爭關系。