爐渣與生物炭施加對稻田土壤活性有機碳組分及礦化的影響

陳桂香, 王維奇,b,c, 曾從盛,b,c

(福建師范大學 a.地理科學學院;b.濕潤亞熱帶生態地理過程教育部重點實驗室;c.亞熱帶濕地研究中心，福州 350007)

0 引 言

土壤有機碳庫作為生態系統碳庫中最具動態的碳庫之一，其較小的波動就可能引起大氣CO2濃度及全球碳平衡的變化[1]。人類農業生產活動，尤其是土壤耕作管理對碳循環具有重要影響，因而稻田生態系統土壤固碳、溫室氣體排放已成為當今農業土壤碳循環的研究熱點[2-4]。

根據土壤有機碳(SOC)對外界因素的敏感性、周轉速率等性質可以分為活性有機碳庫和惰性有機碳庫[5]，其中對植物和微生物而言活性較高，具有易分解、周轉速率快等特性的那部分有機碳被稱為活性有機碳庫，其中土壤微生物生物量碳(MBC)、易氧化態有機碳(EOC)和溶解性有機碳(DOC)是活性有機碳重要的組分[6]，有機碳活性組分在土壤有機碳總量中所占比例很小，卻直接參與土壤生物化學轉化過程，對農田土壤碳庫動態平衡具有重要意義。此外，土壤有機碳的礦化作為土壤中重要的動態過程，直接影響土壤養分元素的供應與溫室氣體的產生[7]。因此，認識土壤中有機碳組分及其礦化的特征對農田土壤管理、溫室氣體減排具有重要的指導意義。

近年來，有關工農業生產過程中產生的廢棄物(爐渣)、生物炭對稻田產量、溫室氣體排放以及土壤碳庫循環影響研究日益受到關注[8]。其中，生物炭是由農林廢棄物等有機物料在厭氧條件下熱裂解產生的含碳豐富的固態穩定物質，具有發達的孔隙結構、巨大的比表面積和很強的吸附能力等特性[9]。隨著全球對農業生產過程中固碳減排的關注，生物炭逐漸與農田土壤碳截留及農業的可持續發展相聯系[10-11]。而爐渣來源于鋼鐵工業的廢棄物，富含硅、鈣、鋁、鐵等成分，已被許多學者用于改善土壤硅素肥力狀況，提高水稻產量的重要有機肥料之一[12]。已有研究報道認為，爐渣和生物炭均為堿性物質，適合作為肥力較低且酸性較強的南方紅壤改良劑[13]。然而，關于爐渣與生物炭對稻田溫室氣體排放的研究多集中于CH4和N2O等溫室氣體的研究，而對CO2排放影響的研究較為匱乏，此外，生物炭和爐渣對稻田土壤有機碳組分影響的研究也還鮮見報道。基于當前有關爐渣和生物炭的研究都是單獨開展的，僅有的研究結果也存在一定的爭議[1,9,14-15]。那么，爐渣與生物炭混施后，其是否可以通過改變土壤碳的穩定性，進而減緩稻田CO2排放，也有待于進一步研究。因此，很有必要開展爐渣和生物炭施加后稻田土壤活性有機碳組分及CO2排放的影響研究。本研究選擇福建省水稻研究所吳鳳綜合實驗站紅壤水稻田為研究對象，開展爐渣與生物炭施加對稻田土壤有機碳組分及CO2排放的影響研究，以期為工農業廢棄物在稻田管理中的運用和土壤改良劑的選擇提供科學參考，對科學管理土壤養分和正確評價農業生產提供依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于福建省福州市水稻研究所吳鳳綜合試驗站(25°59′44.12″N，119°38′35.50″E)，選取紅壤水稻田作為研究樣地。該研究樣地屬亞熱帶海洋性季風氣候，年平均氣溫19.6 ℃，年降水量1 392.5 mm，相對濕度為77.6%，土壤偏酸性，其pH約為6.52。水稻種植制度為雙季稻，早稻(4月中旬～7月中旬)和晚稻(8月上旬～11月上旬)[16]。

1.2 研究方法

1.2.1實驗設計與樣品采集

本研究用的爐渣來源于福建金星鋼鐵公司，其成分中含有SiO2(40.7%)、CaO(34.9%)、Fe2O3(4.8%)、MgO(0.6%)和K2O(0.6%)；生物炭采用炭化爐和亞高溫缺氧干餾技術制備，制備溫度為450 ℃，其成分中含有C(56.6%)、N(1.4%)、P(1.0%)、K(1.8%)、Mg(1.0%)、Fe(0.2%)、S(0.5%)和Ca(0.5%)等元素，其中爐渣和生物炭均為堿性物質，pH分別為(11.97±0.01)和(10.34±0.02)。

于2015年水稻插秧前(4月19日)，分別設置爐渣、生物炭、爐渣+生物炭和對照4個樣地，每個樣地3個重復，每個重復小區面積為10 m×10 m，為排除相互影響，各小區之間用田埂隔開，并用0.5 cm厚、45 cm高的PVC板隔離防護，施加方式為施加物與土壤均勻混合，混合深度約為0～30 cm。其中4個處理分別為：對照組(0 Mg·hm-2爐渣+0 Mg·hm-2生物炭)、爐渣(8 Mg·hm-2爐渣)、生物炭(8 Mg·hm-2生物炭)和爐渣+生物炭(8 Mg·hm-2爐渣+8 Mg·hm-2生物炭)。在2015年7月12日水稻收獲后采集不同處理樣地0～30 cm原狀土柱，分為0～15 cm(犁耕層)和15～30 cm(非犁耕層)兩層。樣品采集完后放入自封袋，帶回實驗室，充分混合并揀去可見的活體根系，于4 ℃溫度下保存。

1.2.2土壤有機碳及其活性組分測定

采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容重法測定SOC含量[17]；土壤MBC采用氯仿-硫酸鉀熏蒸浸提法[17]，EOC含量采用333 mmol·L-1KMnO4氧化比色法測定[17]，DOC含量用去離子水浸提和TOC-VCPH分析儀測定[18]。

1.2.3土壤有機碳礦化速率測定

采用密閉培養法和氣相色法相結合測定土壤有機碳礦化速率：稱取各處理鮮土20.0 g，放入120 mL帶篩的廣口瓶中，將土壤樣品均勻平鋪于瓶底，用蒸餾水調節土壤濕度至土壤飽和持水量的60%，每個處理3個重復。密封時均用硅膠塞塞住瓶口，同時用適合的硅膠塞塞緊軟管通口，作為氣體采樣口。將裝置好的培養瓶放入23.5 ℃恒溫培養箱中培養56 d，分別在第1、3、5、7、14、28和56 d用氣相色譜儀測定土壤CO2濃度。期間每個階段抽氣前，用高純度N2對每個培養瓶進行沖洗(約3 min)后密封、用氣密針從培養瓶內抽取10 mL氣體，作為測定初始值并及時補充10 mL高純度N2，在培養24 h后，再次抽10 mL氣體并補充同體積高純度N2，培養期間采用稱重法保持土壤含水量的恒定。

1.3 數據處理與分析

采用SPSS19.0軟件對數據進行方差分析和顯著性檢驗，其中顯著性差異p<0.05。采用Origin 8.0作圖。

本文用土壤有機碳礦化速率和累積礦化量兩個指標作為土壤有機碳礦化差異的評價指標。其中土壤有機碳(CO2-C)礦化速率計算式為：

其中:F為CO2-C礦化速率,μg·(g·d)-1;Δc/Δt為培養瓶內單位時間內(24 h)濃度的變化量,μg·(d·g)-1;V為培養瓶體積,L;m為干土質量,g;M/22.4是標準氣體質量密度,g·L-1;T為培養溫度,℃。土壤有機碳(CO2-C)累積礦化量則為培養時間內有機碳礦化速率的累加(μg·g-1)。

此外，由于培養時間為56 d，土壤有機碳礦化主要為活性有機碳分解，因此采用一級動力學方程模擬分析不同處理下土壤有機碳礦化動態[19]：

Cm=Co(1-e-kt)

式中：Cm為t時刻土壤有機碳累積礦化量，mg·g-1；C0為土壤有機碳的潛在礦化勢，mg·g-1；t為培養天數，d；k為有機碳礦化常數，d-1。

2 結果分析

2.1 爐渣與生物炭施加對土壤活性有機碳組分含量的影響

圖1所示為不同處理下土壤活性有機碳組分分布特征圖，由圖可見，爐渣和生物炭施加對SOC及其活性組分含量的影響不盡一致。其中，爐渣施加對土壤犁耕層SOC無顯著影響(p>0.05)，而生物炭、爐渣+生物炭施加顯著增加了土壤犁耕層SOC含量(p<0.05)，其增加比例分別約為37.81%和17.60%，但在非犁耕層，各處理下SOC含量無顯著差異(p>0.05)。不同施加處理后，犁耕層土壤MBC含量均顯著增加(p<0.05)，其中生物炭施加后MBC增加比例最大，為51.90%，而非犁耕層MBC無顯著變化(p>0.05)。另外，不同施加處理后，土壤EOC含量總體上有所降低(p<0.05)，其中犁耕層爐渣施加下降比例最大。爐渣+生物炭總體上顯著增加了土壤DOC含量(p<0.05)，且在犁耕層表現最明顯，而生物炭對DOC總體上沒有顯著影響(p>0.05)。

2.2 爐渣與生物炭施加對土壤有機碳礦化速率的影響

不同施加處理后土壤有機碳礦化速率如圖2所示。為期56 d的培養，各施加處理后土壤有機碳礦化速率在培養初期最高，而后隨著培養時間延長表現出先快速降低再緩慢下降的趨勢。爐渣、爐渣+生物炭總體上抑制了犁耕層土壤有機碳礦化，在前期(1～7 d)最為明顯，而生物炭施加對土壤有機碳礦化速率影響不顯著；在非犁耕層，各施加處理下土壤有機碳礦化速率總體小于對照組。此外，各施加處理下土壤有機碳礦化速率均表現為犁耕層高于非犁耕層。

2.3 爐渣與生物炭施加對土壤有機碳累積礦化量的影響

土壤有機碳分解所釋放CO2的速率均在前期較大，但隨著培養時間的延長，礦化速率趨于平穩(見圖3)。為期56 d培養，犁耕層中對照、生物炭、爐渣和爐渣+生物炭施加有機碳礦化累積量分別為：154.42，151.56，109.91，110.98 μg·g-1，對照、生物炭處理后土壤有機碳累積礦化量顯著高于爐渣、爐渣+生物炭處理(p<0.05)；而非犁耕層土壤累積礦化量表現為對照的累積礦化量(79.43 μg·g-1)高于爐渣(68.39 μg·g-1)、生物炭(71.57 μg·g-1)和爐渣+生物炭(69.70 μg·g-1)(p<0.05)。

圖1 爐渣與生物炭施加條件下土壤活性有機碳庫組分分布特征(不同小寫字母表示同一土層差異顯著)

(a)犁耕層

(b)非犁耕層

圖2 爐渣與生物炭施加條件下土壤CO2-C礦化速率變化特征

(a) 犁耕層

(b) 非犁耕層

圖3 爐渣與生物炭施加條件下土壤CO2-C累積礦化量變化特征

4種處理對不同土層土壤有機碳的累積礦化都符合一級動力學指數方程，均達到較好的效果(R2>0.902 4，見表1)。由表可見，不同土層對照處理C0(潛在礦化勢)最大，其k值也較大，爐渣、爐渣+生物炭處理C0較小，k值也較小。

表1 爐渣與生物炭施加對水稻土壤有機碳累積礦化的影響

2.4 土壤有機碳礦化指標與活性有機碳組分的相關關系

不同施加處理下水稻田土壤有機碳組分與土壤有機碳累積礦化量、潛在礦化勢(C0)和礦化常數(k)Pearson相關關系(見表2)顯示，土壤有機碳累積礦化量、C0分別與SOC、EOC呈顯著或極顯著正相關(p<0.05)，k與SOC呈極顯著負相關關系(p<0.01)，有機碳礦化指標與其他組分間均無顯著相關性。

表2水稻土壤有機碳礦化指標與土壤活性有機碳及其組分的相關系數

有機碳礦化指標SOCMBCEOCDOC累積礦化量0．634??-0．0260．498?-0．304潛在礦化勢(C0)0．757??0．0530．415?-0．222礦化常數(k)-0．571??-0．107-0．046-0．168

*表示在0.05水平下顯著相關，**表示在0.01水平下顯著相關

3 討 論

3.1 爐渣與生物炭施加對稻田土壤SOC及其活性有機碳組分的影響

前人研究中，爐渣與生物炭的施加在一定程度上增加了土壤SOC含量[16,20]，本研究表明，生物炭、爐渣+生物炭施加總體上增加了犁耕層SOC，特別是生物炭施加更為明顯，這與生物炭中富含碳有很大關系，本研究中施加的生物炭中碳含量為56.6%，這是生物炭施加后引起土壤碳含量增加的主要原因之一。另外，生物炭施加可以改善微生物附著性，提高微生物活性，以促進大分子有機物質的分解成SOC[21]。土壤有機碳活性組分(MBC、EOC和DOC)是土壤SOC的重要組成部分，受SOC影響，也可以一定程度表征SOC含量的變化[22]。本研究結果顯示，各施加處理均顯著增加了犁耕層土壤MBC含量，尤其是生物炭施加最為明顯，這與前人[23-24]研究結果相似。這可能與施加物本身的性質有很大關系，一方面，爐渣和生物炭均為堿性物質，能夠提高土壤pH[16]，進而增加土壤微生物活性[16]，微生物活性提高,可增加活性有機碳含量，同時在pH值較高的土壤中，活性有機碳更容易移動，也可增加活性有機碳含量[25]；另一方面，生物炭主要以碳為主，可以補充土壤有機物含量，為微生物活動提供充足的碳源，這一定程度提高了微生物活性，增加MBC含量。此外，生物炭富含孔隙，可以充當微生物的培養基，進而提高土壤微生物數量和活性[26]，這也使得施加生物炭后土壤中MBC含量增加比爐渣更明顯。EOC是土壤中移動快、不穩定、易氧化和礦化的有機碳組分[15]，本研究的不同施加處理后，土壤EOC含量總體上有所降低，這可能與爐渣和生物炭的施加促進了微生物的生長，進而促進了土壤中不穩定組分被快速分解并形成CO2，從而降低EOC含量[11]。而DOC是微生物分解有機質的代謝產物，也是土壤微生物生長的主要能量來源，在提供土壤養分方面具有重要作用[23]。本研究結果表明，爐渣+生物炭施加后，土壤DOC含量有所增加，而爐渣也顯著提高了犁耕層土壤DOC含量，而生物炭對DOC含量總體上無顯著影響，這表明，爐渣可以一定程度上增加土壤DOC含量，這與王純等[23]研究結果相一致，這主要是因為爐渣可以提高根系氧化能力和根系活力以增加發根量，使根系分泌的有機物較多，進而使得土壤DOC含量增加。

3.2 爐渣與生物炭施加對土壤有機碳礦化速率的影響

土壤有機碳礦化是指土壤中的有機態碳素在微生物的作用下礦化釋放CO2等氣體的過程，通常用來表示有機碳分解的快慢。本研究顯示爐渣和生物炭對稻田土壤有機碳礦化具有一定抑制作用，且爐渣、爐渣+生物炭施加后有機碳礦化抑制作用較為明顯。這可能與爐渣、生物炭等添加物質為堿性物質有很大關系:①添加物可以改善土壤酸性環境，提高土壤pH，促進土壤溶液對CO2的吸收[27];②添加物具有較強的穩定性和較高的吸附性[28]，有機碳活性組分結果也顯示，爐渣和生物炭施加總體上降低了EOC含量，使得土壤中易氧化和礦化的有機碳組分含量降低，這可能是導致抑制有機碳礦化的另一重要原因;③爐渣、爐渣+生物炭施加后，有機碳礦化的抑制作用更加明顯，這主要歸因于爐渣中富含氧化鐵，氧化鐵的化學結合態可以增加土壤碳庫穩定性，降低土壤活性有機碳數量進而降低土壤碳礦化[29]，通常用k(礦化常數)反映土壤固碳能力大小，k值越大，表明有機碳越不穩定，土壤的固碳能力越弱[30]。本研究中C0和k也表明爐渣、爐渣+生物炭處理后土壤有機碳礦化受到一定的抑制，土壤固碳能力增加。這一結果也很好地表明工業廢棄物爐渣施加對南方酸性稻田土壤固碳和溫室氣體減排具有重要作用。目前，多數的研究認為，土壤有機碳礦化與活性有機碳之間密切相關[20]，本研究也證實了這一點，本研究顯示土壤有機碳累積礦化量、C0與SOC、EOC均有顯著的正相關關系，這主要受土壤EOC不穩定、易被礦化的性質所影響[15]，在礦化過程中易礦化組分優先被礦化分解成CO2，另外與SOC呈極顯著相關關系，也進一步佐證了土壤有機碳累積礦化量或C0與有機碳礦化底物的數量之間關系密切[31]。

4 結 語

本研究以福州平原紅壤水稻田土壤為研究對象，探討爐渣、生物炭和爐渣+生物炭施加對水稻成熟期土壤活性有機碳組分及礦化的影響，得到以下主要結論：

(1) 爐渣和生物炭施加對稻田土壤有機碳及活性組分具有不同程度的影響，其中生物炭、爐渣+生物炭施加顯著增加了犁耕層SOC含量；各施加處理均顯著增加了犁耕層土壤MBC含量，以生物炭施加后最為明顯，而爐渣，生物炭和爐渣+生物炭施加卻總體降低了土壤EOC含量，此外，爐渣和爐渣+生物炭施加增加了土壤DOC含量，而生物炭施加對其無明顯影響。

(2) 爐渣、生物炭和爐渣+生物炭施加總體上抑制了水稻土壤有機碳礦化，以爐渣和爐渣+生物炭施加抑制作用較為明顯。

(3) 這些結果表明，工業廢棄物爐渣對南方紅壤稻田酸性土壤固碳及溫室氣體減排具有積極作用。

參考文獻(References)：

[1] Tian N, Wang Y X, Weng B Q. Advances in estimating soil carbon storage[J]. Subtropical Agriculture Research, 2010, 6(3):193-198.

[2] Tokida T, Cheng W, Adachi M,etal. The contribution of entrapped gas bubbles to the soil methane pool and their role in methane emission from rice paddy soil in free-air [CO2] enrichment and soil warming experiments[J]. Plant and Soil, 2013, 364: 131-143.

[3] Yuan Q, Pump J, Conrad R. Straw application in paddy soil enhances methane production also from other carbon sources[J]. Biogeosciences, 2014, 11: 237-246.

[4] Singla A, Dubey S K, Singh A,etal. Effect of biogas digested slurry-based biochar on methane flux and methanogenic archaeal diversity in paddy soil[J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2014, 197: 278-287.

[5] Plaza-Bonilla D, Cantero-Martinez C, Wfias P,etal. Soil aggregation and organic carbon protection in a notillage chronosequence under Mediterranean conditions[J]. Geoderma, 2013, 193: 76-82.

[6] 趙 鑫, 宇萬太, 李建東, 等. 不同經營管理條件下土壤有機碳及其組分研究進展[J]. 應用生態學報, 2011, 17(11): 2203-2209.

[7] Kammann C, Ratering S, Eckhard C,etal. Biochar and hydrochar effect on greenhouse gas (carbon dioxide, nitrous oxide, and methane) fluxes from soils[J]. Journal of Environmental Quality, 2012, 41: 1052-1066.

[8] Case S D C, McNamara N P, Reay D S,etal. The effect of biochar addition on N2O and CO2emissions from a sandy loam soil-the role of soil aeration[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2012, 51: 125-134.

[9] 匡崇婷, 江春玉, 李忠佩, 等. 添加生物質炭對紅壤水稻土有機碳礦化和微生物生物量的影響[J]. 土壤, 2012, 44(4): 570-575.

[10] 陳溫福, 張偉明, 孟 軍. 農用生物炭研究進展與前景[J]. 中國農業科學, 2013, 46(16): 3324-3333.

[11] Knoblauch C, Maarifat A A, Pfeiffer E M,etal. Degradability of black carbon and its impact on trace gas fluxes and carbon turnover in paddy soils. Soil Biology and Biochemistry[J], 2011, 43(9): 1768-1778.

[12] 劉鳴達, 張玉龍. 水稻土硅素肥力的研究現狀與發展[J]. 土壤通報, 2001, 32(4): 187-192.

[13] 袁金華, 徐仁扣. 生物質炭對酸性土壤改良作用的研究進展[J]. 土壤, 2012, 44(4): 541-547.

[14] Zhang A F, Bian R J, Pan G X,etal. Effects of biochar amendment on soil quality, crop yield and greenhouse gas emission in a Chinese rice paddy: A field study of 2 consecutive rice growing cycles[J]. Field Crops Research, 2012, 127: 153-160.

[15] 柯躍進, 胡學玉, 易 卿, 等. 水稻秸稈生物炭對耕地土壤有機碳及其CO2釋放的影響[J]. 環境科學, 2014, 35(1): 93-99.

[16] Wang W, Lai D Y F, Li S,etal. Steel slag amendment reduces methane emission and increases rice productivity in subtropical paddy fields in China[J]. Wetlands Ecology and Management, 2014, 22: 683-691.

[17] 魯如坤. 土壤化學農業分析方法[M]. 北京: 中國農業科技出版社, 2000.

[18] Song Y, Song C, Yang G,etal. Changes in labile organic carbon fractions and soil enzyme activities after marshland reclamation and restoration in the Sanjiang Plain in Northeast China[J]. Environmental Management, 2012, 50(3): 418-426.

[19] Curtin D, Beare MH, Scott CL,etal. Mineralization ofsoil carbon and nitrogen following physical disturbance:A laboratory assessment[J]. Soil Science Society of AmericaJournal, 2014, 78: 925-935.

[20] Van Zwieten L, Kimber S, Morris S,etal. Effects of biochar from slow pyrolysis of papermill waste on agronomic performance and soil fertility[J]. Plant and Soil, 2010, 327: 235-246.

[21] Steinbeiss S, Gleixner G, Antonietti M. Effect of biochar amendment on soil carbon balance and soil microbial activity[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2009, 41: 1301-1310.

[22] 高燈州, 曾從盛, 章文龍, 等. 閩江口濕地土壤有機碳及其活性組分沿水文梯度分布特征[J]. 水土保持學報, 2014, 28(6): 216-221.

[23] 王 純, 王維奇, 林德華, 等.施加鐵爐渣對福州平原稻田土壤養分動態的影響[J]. 水土保持學報, 2013, 27(2): 110-114.

[24] 章明奎, Bayou WD, 唐紅娟. 生物質炭對土壤有機質活性的影響[J]. 水土保持學報, 2012, 26(2): 127-131.

[25] 柳 敏, 宇萬太, 姜子紹, 等. 土壤活性有機碳[J]. 生態學雜志, 2006, 25(11): 1412-1417.

[26] Dou S, Zhou GY, Yang XY,etal. Biochar and its relation to humans carbon in soil: a short review[J]. Acta Pedologica Sinica, 2012. 49(4): 796-802.

[27] 趙 娜, 李鵬飛, 林德華, 等.爐渣對調節稻田土壤pH和鹽度的有效性分析[J]. 亞熱帶農業研究, 2010, 6(4): 264-266.

[28] 姜志翔, 鄭 浩, 李鋒民, 等. 生物炭碳封存技術研究進展[J]. 環境科學, 2013, 34(8): 3327-3333.

[29] Zhou P, Song GH, Pan GX,etal. Role of chemical protection by binding to oxyhydrates in SOC sequestration in three typical paddy soils under long-term agroecosystem experiments from south China[J]. Geoderma, 2009, 153: 52-60.

[30] 馬昕昕, 許明祥, 楊 凱. 黃土丘陵區刺槐林深層土壤有機碳礦化特征初探[J]. 環境科學, 2012, 33(11): 3893-3900.

[31] 張 浩, 呂茂奎, 江 軍, 等.侵蝕紅壤區植被恢復對表層與深層土壤有機碳礦化的影響[J]. 水土保持學報, 2016, 30(1): 244-249.