生物炭对酸度不同的三种土壤中的磷吸附和解吸过程的影响。外文翻译资料

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生态工程 62 (2014) 54-60

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生态工程

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生物炭对酸度不同的三种土壤中的磷吸附和解吸过程的影响。

Gang Xua,1, JunNa Suna,c,1, HongBo Shaoa,b,lowast;, Scott X. Changa,d

a 中国科学院（cas）,烟台海岸研究所（YIC）沿海生物与生物资源利用重点实验室.264003, 中华人民共和国.

b 青岛科技大学生命科学学院（QUEST），266042, 中华人民共和国.

c 北京中国科学院研究生院（cas）, 100049, 中华人民共和国.

d加拿大艾伯塔省埃德蒙顿阿尔伯塔大学地球科学大楼,可再生能源部,4-42 T6G 2E3.

文章信息 概要

文章历史:

于2013年6月14日接收

于2013年10月10日接收修订版

于2013年10月21日收录

于2013年11月17日上传网络

关键词:

生物炭

P 可利用性

吸收

解吸

土壤肥力

许多温室和田间试验反应了生物炭施用后土壤中磷（P）可利用性的变化情况. 然而，这些变化所依据的机制仍然难以理解。这项研究评估了四种生物炭施用率（0，1％，5％和10％，w / w）对酸度不同的三种土壤中的磷吸附和解吸过程的影响. 结果表明，生物炭的施用对于磷吸附的影响很大程度上受到土壤酸度的影响. 随着生物炭施用量的增加，磷的吸附作用在酸性土壤中很大程度上增强，但在碱性土壤中略有减弱。.在不同生物炭应用率的试验土壤中磷的吸收均显著增加。无机磷分组结果显示，生物炭明显增加了钙限制的磷并略微增强了铝保留的磷. 然而，生物炭的添加减少了Fe限制的磷. 这些变化表明，添加生物炭增加的p吸附源于Ca诱导的P吸附或沉淀，并且受Fe和Al氧化物的影响较小. 生物炭的应用被发现可通过改变土壤的磷吸附和解吸能力来改变磷的可利用性，其影响力取决于土壤酸度，土壤的酸度对于大规模改善土壤生产力具有重要意义

copy; 2013 Elsevier B.V. 版权所有.

1.介绍

生物炭可能通过碳封存来抵御气候变化（Lehmann，2007a,b；Woolf等人，2010；Liu等人，2012）以及改善土壤性质比如养分利用（Glaser 等人，2002； Sohi 等人，2010）。 据报道，添加到土壤中的生物炭能够提高P的生物利用度并有利于植物生长（Lehmann 等人，2003；DeLuca 等人，2009）。生产生物炭时的温度不会影响其在土壤中的应用，都能提高土壤溶液中可提取磷的含量。 Tryon（1948）曾报道了生物炭施用于沙土或黏土后有效磷的显着改善。 然而，生物炭并不总是增加土壤P的可利用性。在土壤柱实验中，生物炭的施用显著增加了土壤中的P滞留量，并降低了渗滤液中的P含量（Novak 等人，2009）。 生物炭的添加暂时减少了两种土壤类型中有效磷：在一种土壤中P的可利用性有所改善并且没有显著影响另外添加额外P的土壤（Nelson 等人，2011； Sandeep 等人，2013）。因此，生物炭对P可利用性的影响通常是不一致的。值得注意的是，生物炭施于土壤中改变P可利用性的机制仍然未知（Lehmann，2007a，b）。生物炭可能直接或间接影响P循环中的生物和非生物成分（DeLuca等人，2009）。 生物炭含有大量的P；因此可溶性P的直接释放可能增强P的可利用性，特别是对于短期使用（Chan等人，2007； Atkinson等人，2010）。此外，应用生物炭降低土壤酸度，随之改变土壤中金属离子（Al³ ，Fe³ 和Ca² ）与P的络合，这对于通过土壤中的吸附和解吸反应确定磷的可利用性来说至关重要。（Wang 等人，2012； Yuan 等人，2011 a，b）。生物炭还能直接吸附阳离子如Al³ ，Fe³ 和Ca² ，导致土壤中P的吸附或沉淀延迟。有机分子吸附在生物炭表面会降低其在土壤中与Al³ ，Fe³ 和Ca² 螯合的能力。很少有报道谈到生物炭对土壤中P循环的直接或间接影响，特别是生物炭添加到土壤后的对磷吸附和解吸过程的作用。(Nelson 等，Sohi 等,2009)。必须阐明生物炭和土壤之间的相互作用的性质以及P可利用性的增强机制（Atkinson 等，2010）。该研究提出，生物炭通过降低土壤PH来降低磷吸收或提高磷解吸过程，另外还能通过改变与P相互作用的阳离子（Al³ ，Fe³ 和Ca² ）的活性或可利用性，从而提高P的可利用性。进行相关吸附解吸的实验来支持我们假设， 吸附的P依次分级以检验得出土壤中P的残留因素。

表1 The physical and chemical properties of experimental soils and biochar (soil classification according to USDA soil taxonomy (2010)).

2.材料与方法

2.1 土壤和生物

不同pH值的土壤采集于中国山东省东部，距地表深度为10厘米处，分别为：棕土（BWS），黑土（BAS）和潮土（FAS）。两种pH值相对较低的土壤样品（BWS和BAS）采集于烟台一所10年历史的种植园（121°26，E，37°28，N）。 pH值较高的土壤（FAS）取样于黄河三角洲新形成的湿地中（118°07，E，36°55，N）的草地（Suaeda salsa）。 土壤的物理化学性质在表1中有详细描述。一般来说，BWS和BAS是相对较高有机物含量和有效磷的土壤。相比之下，FAS是具有低有机质含量和有效P的粉砂壤土，但是具有较高含量的交换的高Ca和Mg（表1）。

生物炭由中国河南省三立新能源公司生产。它由小麦秸秆在中国河南三立新能源公司的耐火砖立式窑中于350-550℃烧制而成。土壤和生物炭的物理化学性质如表1所示。将2毫克研磨后的土壤样品置于FTIR-4100仪器（日本Jasco生产）的KBr颗粒容器中，以分辨率4厘米、间隔1厘米规格扫描4000至400立方厘米体积，平均扫描10次来测量红外光谱（FTIR）， 用一种简单的方法可将生物炭片与土壤颗粒分离，并结合运用扫描电子显微照片（SEM）与能量分散X射线（EDX）进行分析。此研究中，生物炭研磨通过0.15mm筛并与土壤均匀混合， 生物炭在土壤中的施加比例设定为10, 50 和100 g kg^minus;1。

2.2 P在土壤或施加生物炭的土壤中的吸附解吸过程

将2g土壤或土壤 - 生物混合物样品置于50ml离心管中，并向其中加入20ml 0.01mol / L的KCl溶液，溶液中添加KH₂PO₄，含磷量为40、60、80、100、120、160和240 mg L^-1。 同时向样品中加入两滴氯仿以抑制微生物生长。 室温下在终端振荡器中进行24小时平衡。 将样品以3620转离心10分钟，通过0.45mm膜滤器过滤，并用Tu-1810分光光度仪（PERSEE，Beijing，China）分析P，使用抗坏血酸钼蓝法（Murphy和Riley，1962）。通过P的初始添加量与平衡溶液中的量之间的差值确定吸附的P（Ps）。 在本研究中所有吸附数据都表示为数学形式。P吸附数值通过以下的Langmuir方程确定：

【其中C是在24小时平衡（mg L^-1）后残留在溶液中的P的浓度，S是P吸附的总量（mg kg-1），S_m是吸附最大值（mg kg^-1），K_L是与结合强度有关的常数（Lair 等，2009）】

土壤的最大P缓冲容量（MBC）由Langmuir常数S_m和K_L的乘积计算。 MBC给出了不稳定固相土壤溶液中P浓度变化阻力指数（Lair 等，2009）。采用一批以上吸附实验处理后的样品进行解吸实验。吸附后，采用三种浓度的P（20、100和240 mg L^-1）样品进行解吸实验。去除吸附实验后的样品的上清液之后，称量每个管以估计残留溶液的体积并考虑该溶液中的P的量。然后将残余物与20ml的0.01M KCl溶液混合以用于P解吸。将管振荡24小时，离心，测定上清液的P含量。解吸过程重复3次，每次测定土壤中P的残留量。

2.3 无机P依次分组

为了研究生物炭改变P吸附的机理，在用240 mg L^-1 P溶液处理土壤样品后，分离由Al、Fe和Ca保留的无机P。 按照Jiang和Gu（1989）所述的方法进行依次分组。 该过程中将土壤样品使用（1）0.25M NaHCO<s

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