C. Y. Chiu，G. Tian　著　張水勤　袁　亮　趙秉強(qiáng)*　譯

（1 臺(tái)灣中央研究院生物多樣化研究中心 臺(tái)北 11529 2 美國芝加哥大都會(huì)水再生利用區(qū)環(huán)境監(jiān)測(cè)研究部監(jiān)測(cè)研究司略興研發(fā)室 西塞羅 IL 60804 3 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所 北京 100081）

運(yùn)用核磁共振技術(shù)揭示生物固體修復(fù)土壤中胡敏酸的化學(xué)結(jié)構(gòu)

C. Y. Chiu1，G. Tian2著張水勤3袁亮3趙秉強(qiáng)3*譯

（1 臺(tái)灣中央研究院生物多樣化研究中心 臺(tái)北 11529 2 美國芝加哥大都會(huì)水再生利用區(qū)環(huán)境監(jiān)測(cè)研究部監(jiān)測(cè)研究司略興研發(fā)室 西塞羅 IL 60804 3 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所 北京 100081）

應(yīng)用核磁共振技術(shù)表征長期施用2個(gè)水平生物固體的土壤中提取的胡敏酸特征，以評(píng)估生物固體修復(fù)土壤中有機(jī)碳的穩(wěn)定性。同時(shí)，量化土壤中富里酸、胡敏酸和Fe/Al氧化物含量。土壤樣品采集于2004年，于伊利諾斯州西南部的富爾頓縣選取7個(gè)地塊進(jìn)行取樣，取樣地塊生物固體的累積施用量分別為0（對(duì)照）、554（低施用量）和1066 mg/hm2（高施用量）。結(jié)果表明，生物固體的施用增加了土壤富里酸與胡敏酸的含量，但是生物固體修復(fù)的土壤和對(duì)照土壤的FA/HA比值沒有差異。此外，生物固體的施用不影響水溶性有機(jī)碳的含量，卻能增加土壤有機(jī)復(fù)合體中Fe/Al含量，降低其C/Fe和C/Al比例。13C核磁共振波譜結(jié)果表明，隨著生物固體的施用土壤胡敏酸中烷基碳增加和芳香碳降低，且施用量越高，變化程度越大；土壤胡敏酸碳結(jié)構(gòu)也從氧烷基主導(dǎo)變?yōu)橥榛鲗?dǎo)。生物固體的施用不能降低土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性，相反，能夠增加土壤腐殖質(zhì)的穩(wěn)定性。

非晶型Fe/Al氧化物 生物固體 碳化學(xué)結(jié)構(gòu) 胡敏酸 美國中西部 核磁共振 土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性

隨著生物固體土壤施用量的增加，已開展了大量生物固體施用對(duì)土壤有機(jī)碳動(dòng)態(tài)影響的研究，這些研究均證實(shí)生物固體的施用能夠增加土壤有機(jī)碳含量。Tian等研究指出，生物固體施用引起土壤有機(jī)碳含量增加可能源于殘留的生物固體碳和作物殘留碳向土壤有機(jī)碳轉(zhuǎn)化的增強(qiáng)作用。盡管多年后土壤分解殘留的生物固體碳不屬于易分解的組分，但它依舊比腐殖化的土壤有機(jī)碳更容易遭受腐殖化的影響。來源于作物殘?bào)w的新累積土壤有機(jī)碳沒有土壤原始的有機(jī)碳穩(wěn)定。因此，可以做出以下假設(shè)，生物固體的施用可能會(huì)降低土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性。

土壤腐殖質(zhì)由富里酸（FAs）、胡敏酸（HAs）和胡敏素構(gòu)成。富里酸為結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單、水溶性較強(qiáng)的低分子量組分；反之，胡敏酸為結(jié)構(gòu)復(fù)雜、水溶性較差的高分子量組分。Qualls經(jīng)過1年的培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)研究，結(jié)果表明富里酸分解速度是胡敏酸的2倍，新形成的腐殖質(zhì)趨向于富里酸，它可能是腐植酸的前體。因此，生物固體施用降低土壤有機(jī)碳的假設(shè)可通過FA/HA比例反映出來。水溶性有機(jī)碳含量可提供相似的信息。

過去幾十年，運(yùn)用13C NMR技術(shù)確定有機(jī)材料化學(xué)結(jié)構(gòu)發(fā)展迅速，然而其在土壤有機(jī)碳方面的應(yīng)用仍然需要進(jìn)一步研究。NMR光譜已揭示了土壤有機(jī)碳含有4個(gè)碳的功能基團(tuán)：烷基碳（脂類、蠟類和脂肪族烴）、氧烷基碳（碳水化合物）、芳香碳（木質(zhì)素和多酚）和羧基碳（多肽類和有機(jī)酸）。以上4種基團(tuán)中有3種與土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性有關(guān)：氧烷基碳含量低或烷基碳和芳香碳含量高意味著土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性的增加。一般情況下，生物固體烷基碳含量較高，長期施用生物固體可能會(huì)使土壤有機(jī)碳中烷基碳含量增加，最終增加土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性。然而，生物固體處理土壤的碳化學(xué)結(jié)構(gòu)信息依舊缺乏，因此以上假說還沒有得到證實(shí)。

Fe/Al氧化物在土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定過程中起到了至關(guān)重要的作用。由于土壤有機(jī)碳帶負(fù)電，而三氧化二物帶正電，一些易分解的氧烷基碳能夠被吸附于三氧化二物上，以減少微生物有機(jī)體的進(jìn)入。Boudot等假設(shè)不溶的鐵和鋁氫氧化物降低了有機(jī)組分溶解性的損失，減少了土壤有機(jī)碳的分解性能。由于生物固體在非晶型的Fe/Al氧化物中富集，長期的生物固體施用能夠增加土壤非晶型Fe/Al含量，從而導(dǎo)致土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性增加。與土壤有機(jī)碳結(jié)合的鐵和鋁的豐度使得檢測(cè)生物固體施用時(shí)鐵和鋁氧化物對(duì)土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性的影響成為可能。

因此，本研究旨在通過測(cè)定腐殖質(zhì)組成、碳功能基團(tuán)含量和Fe/Al豐度，評(píng)價(jià)美國中西部玉米種植帶土壤生物固體施用對(duì)土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性的復(fù)雜影響。

1　 材料與方法

1.1處理

研究區(qū)位于美國伊利諾斯州的富爾頓縣，根據(jù)美國氣象中心數(shù)據(jù)（NCDC），該地區(qū)年平均氣溫為10.4 ℃，年降雨量1013 mm。隨著露天土壤的再生利用，生物固體施用于未開采的農(nóng)田土壤以此維持土壤肥力。1972-1984年，6種生物固體修復(fù)的土壤（F19、F21、F22、F35、F36和F40）以液態(tài)生物固體的形式進(jìn)行施用，1984年平均累計(jì)施用量達(dá)554 mg/hm2（干重），從1985-2002年，F(xiàn)35和F36處理分別于1991年、1998年和2002年額外施用3次生物固體，取樣時(shí)總累計(jì)施用量達(dá)1066 mg/hm2（干重）。F19、F21、F22和F40處理僅在初期施入554 mg/hm2，被認(rèn)為是“低量生物固體”處理。F35和F36處理有液體生物固體、風(fēng)干生物固體的施入，總施入量達(dá)1066 mg/hm2，被認(rèn)為是“高量生物固體”處理。F83處理作為對(duì)照處理，未有生物固體施入，但每年施用氮磷鉀分別約為300、100、100 kg/hm2。對(duì)照土壤的類型由Udollic Endoaqualfs和Typic Endoaquolls組成。生物固體修復(fù)的土壤類型包括Udollic Endoaqualfs（F19和F22）、Mollic Hapludalfs（F21）、Typic Hapludalfs（F35）、Aquic Argiudolls（F36）和Typic Endoaquolls/Alfic Udarents（F40）。大部分地塊面積為10～20 hm2，表層土壤pH為中性，質(zhì)地變化較大，主要是從粉質(zhì)砂壤土到粉質(zhì)黏壤土。主要種植作物為玉米、小麥和大豆輪作，不定期種植冬季覆蓋作物——黑麥草或者在生物固體施用的當(dāng)年休耕。

所有的生物固體均產(chǎn)自芝加哥，由污水處理污泥于35 ℃厭氧消解15天及以上而制得。厭氧消解液態(tài)的生物固體運(yùn)至試驗(yàn)點(diǎn)，農(nóng)田施用前在持水池中貯存數(shù)月乃至數(shù)年。生產(chǎn)風(fēng)干的生物固體，厭氧消解的液態(tài)或脫水的生物固體貯存于瀉湖18個(gè)月后用病菌進(jìn)一步還原至甲等水平。然后挖出瀉湖中的材料，并平鋪在臺(tái)面上攪拌，直至獲得大約65%的固體。液態(tài)生物固體中有機(jī)質(zhì)（通常報(bào)道為揮發(fā)性固體，是生物固體熟化的指示指標(biāo)）含量約為44%，風(fēng)干生物固體約為33%；液態(tài)生物固體中Fe和Al總量平均值分別為4.4%和1.3%，風(fēng)干生物固體中分別約為2.8%和1.2%。風(fēng)干生物固體中鐵含量低于液態(tài)，主要是由于自1993年US EPS，s 40 CFR 503條例頒布后，污水中金屬濃度一般較低。生物固體施入表層土壤。

1.2土壤取樣和加工

于2004年春天取0～15 cm耕層土壤樣品。每個(gè)地塊分為2部分，根據(jù)面積大小每部分取20～40個(gè)點(diǎn)，組成一個(gè)混合土樣。為避免土壤的空間分布差異，在整個(gè)地塊取樣時(shí)采取隨機(jī)布點(diǎn)的方式。每個(gè)地塊的2部分土樣最終混合成一個(gè)樣。樣品風(fēng)干后，過2 mm篩；取部分土樣過0.25 mm篩，用來測(cè)定土壤有機(jī)碳。

1.3實(shí)驗(yàn)室分析

1.3.1碳和Fe/Al

土壤有機(jī)碳含量用濕式燃燒法（Walkley和Black，1934）測(cè)定。總的游離鐵和鋁氧化物含量用連二亞硫酸鹽-檸檬酸-重碳酸鹽（DCB）方法（Mehra和Jackson，1960）測(cè)定。非晶型的鐵和鋁的氧化物含量用草酸銨（pH 3）浸提（McKeague和Day，1966）測(cè)定。有機(jī)結(jié)合態(tài)的鐵和鋁含量用焦磷酸鈉（pH 10）提?。↙oveland和Digby，1984）。

1.3.2土壤有機(jī)碳組分的提取

土壤水溶性有機(jī)碳用Millipore Milli-Q水以土水比1∶30的比例連續(xù)浸提，然后以200 rpm的速度在室溫下振蕩6 h。提取液在10000×g的速度離心15 min，上清液濾過Whatman No. 42濾膜。

腐殖質(zhì)用堿液浸提。非腐殖質(zhì)成分用0.1 M HCl去除，然后進(jìn)行FA和HA的進(jìn)一步提取，即用0.1 M NaOH（土和浸提液比例為1∶10），室溫下于氮?dú)猸h(huán)境中提取4 h。上清堿液以10000×g的速度離心10 min后進(jìn)行分離。離心過程重復(fù)3次直至溶液顏色變淺。將所有的提取液混合。

上清液倒出后，用6 M HCl酸化至pH為1，且在室溫下保存24 h以沉淀胡敏酸。上清液為富里酸溶液，沉淀為胡敏酸，以8000×g速度離心15 min后進(jìn)行分離。胡敏酸用HCl-HF混合液進(jìn)行純化，然后用蒸餾水徹底洗滌，溶于0.1 M NaOH。

可溶性有機(jī)碳，富里酸和胡敏酸組分均通過TOC Analyzer-O.I. Analytical 1010用加熱過硫酸鹽氧化法分析其有機(jī)碳總量。部分胡敏酸組分冷凍干燥，用于進(jìn)行核磁表征。

1.3.3固態(tài)13C交叉極化-魔角旋轉(zhuǎn)（CPMAS）核磁

胡敏酸組分C組成用固態(tài)13C交叉極化-魔角旋轉(zhuǎn)（CPMAS）核磁進(jìn)行測(cè)定。樣品量為0.25 g。用配有7 mm直徑樣品管的Bruker DSX 400 MHz核磁光譜儀進(jìn)行測(cè)定。數(shù)據(jù)獲得條件如下所示：掃描頻率100.46 MHz，掃描速度7000 Hz，接觸時(shí)間6 ms和緩沖延遲時(shí)間1 s。每個(gè)樣品約掃描5000次。總的信號(hào)強(qiáng)度和每個(gè)碳功能基團(tuán)的比例按以下化學(xué)位移區(qū)域劃分：0～50 ppm（烷基碳），50～90 ppm（氧烷基碳），90～110 ppm（二氧烷基碳），110～165 ppm（芳香碳）和165～190 ppm（羧基碳）。甲氧基碳（50～60 ppm）在氧烷基碳區(qū)域有一個(gè)寬的肩峰。本研究中將二氧烷基碳含量加到烷氧基碳中。通過計(jì)算光譜區(qū)面積得到不同碳的官能團(tuán)相對(duì)含量，并以該區(qū)域占總光譜區(qū)域的面積百分比表示。

1.4 數(shù)據(jù)分析

低量生物固體修復(fù)土壤是否與對(duì)照差異顯著采用零假設(shè)單因子t檢驗(yàn)法進(jìn)行檢驗(yàn)。由于生物固體施用土壤特性的相應(yīng)比例是希望隨著生物固體施用比例的增加而降低，高量生物固體處理可能不同于低量生物固體處理。因此，在高量和低量生物固體處理差異顯著性檢驗(yàn)方面，本文使用不等方差學(xué)生t檢驗(yàn)。P＜0.05被視為差異顯著性的標(biāo)準(zhǔn)。

2　 結(jié)果與討論

2.1HA/FA和水溶性有機(jī)碳

用生物固體修復(fù)的土壤富里酸和胡敏酸含量均高于對(duì)照處理（表1），這反映了隨著生物固體的施用，土壤中有腐殖質(zhì)的形成。盡管施用高量生物固體的處理土壤FA/HA比例相對(duì)較高，但生物固體修復(fù)土壤與對(duì)照土壤相比，F(xiàn)A/HA比例并沒有顯著差異。施用低量生物固體的處理是從1985年停止的，約為檢測(cè)年份的20年前；而高量生物固體施用的處理是在2002年最后一次施用的，為取樣的2年前。因此本研究的結(jié)果表明，新施用生物固體的土壤可能會(huì)具有較高含量的FA/HA比值；但隨著生物固體的降解，F(xiàn)A/HA比例將接近對(duì)照處理。生物固體施用對(duì)可溶性土壤有機(jī)碳的影響與其對(duì)FA/HA比值的影響相似。

如第1段所述，F(xiàn)A/HA比值是腐殖質(zhì)穩(wěn)定性的表征。故FA/HA結(jié)果意味著施用生物固體后土壤腐殖質(zhì)的穩(wěn)定性會(huì)短暫降低；但隨生物固體施用的終止，穩(wěn)定性會(huì)得到改善，達(dá)未修復(fù)前的水平。土壤水溶性有機(jī)碳結(jié)果與以上結(jié)論一致。

表1　生物固體施用對(duì)土壤有機(jī)碳含量和土壤腐殖物質(zhì)組成的影響Tab.1 Effect of biosolids application on soil organic carbon （SOC） concentration and composition of humic substances in soil

2.2NMR

從生物固體修復(fù)和對(duì)照土壤中提取的胡敏酸的固相13C CPMAS NMR光譜如圖1所示。所有波譜均在化學(xué)位移23、30、56、73、105、130、148 、173 ppm處出現(xiàn)化學(xué)位移的峰。生物固體修復(fù)和對(duì)照土壤核磁光譜圖在烷基碳和芳香碳的峰處出現(xiàn)差異（圖1）。生物固體修復(fù)的土壤烷基碳峰強(qiáng)于對(duì)照土壤，而芳香碳的趨勢(shì)與此相反。

胡敏酸碳功能團(tuán)的分布計(jì)算結(jié)果如表2?？梢钥闯觯羲嵬榛己头枷闾己烤鶎?duì)生物固體施用有響應(yīng)。生物固體施用明顯地增加了胡敏酸烷基碳的含量，且含量越高增加得越多；胡敏酸的芳香碳含量隨著生物固體的施用而降低；生物固體施用后氧烷基和羧基碳含量保持不變。因此，生物固體的施用使土壤胡敏酸從氧烷基碳主導(dǎo)轉(zhuǎn)化為烷基碳主導(dǎo)。

生物固體修復(fù)土壤烷基碳含量的增加有以下幾種解釋：在污水處理過程中，O2或者空氣通入水流而進(jìn)行曝氣，使腐生細(xì)菌或其他細(xì)菌吃掉了可溶有機(jī)質(zhì)，這些細(xì)菌的數(shù)量通過污泥（廢活性污泥）的歸還部分保持不變。因此，沉淀池內(nèi)污泥中有機(jī)質(zhì)含有使生物固體固有烷基碳官能團(tuán)富集的細(xì)菌代謝物。本研究中生物固體的長期施用將大量增加土壤中烷基碳的量，進(jìn)而導(dǎo)致土壤胡敏酸中烷基碳含量較高。通過用葡萄糖（烷基碳）開展土壤培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，檢測(cè)其13C CPMAS NMR光譜。Hopkins和Chudek研究發(fā)現(xiàn)，碳水化合物的微生物代謝作用導(dǎo)致烷基碳的累積。Tian等研究結(jié)果表明，生物固體的施用增強(qiáng)了土壤微生物活性。因此，增加的烷基碳部分也可能是由于生物固體促進(jìn)了土壤微生物的過程。

氧烷基官能團(tuán)主要由纖維素、半纖維素組成，它們不具有抗細(xì)菌分解的能力。烷基碳官能團(tuán)被認(rèn)為是最穩(wěn)定的碳。Chen和Chiu研究結(jié)果表明，高山土壤細(xì)粒度部分主要累積的是烷基碳抗氧化材料。烷基碳和芳香碳結(jié)構(gòu)是木炭中占主導(dǎo)地位的有機(jī)碳。一些烷基碳具有較高的分子移動(dòng)性，這影響著隨生物固體施用的化合物的應(yīng)用。根據(jù)K?gel-Knabner等的研究結(jié)果，可移動(dòng)的烷基比其剛性部分更容易降解。Smith等通過對(duì)生物固體處理烷基碳的檢測(cè)發(fā)現(xiàn)，烷基碳含量隨著厭氧消化的不斷進(jìn)行而顯著降低。Piterina等也發(fā)現(xiàn)了類似的結(jié)果，即施用生物固體過程降低烷基碳含量。本研究中，生物固體的施用經(jīng)受了厭氧消化，這可能會(huì)有助于易變的烷基的分解。此外，自生物固體施用后，低量生物固體處理加權(quán)平均時(shí)間為25年，而高量施用的年限為18年，這給易變的烷基足夠的分解時(shí)間。因此，觀測(cè)到的大部分烷基碳都應(yīng)是剛性結(jié)構(gòu)，這一點(diǎn)需要進(jìn)一步研究證實(shí)。因此，生物固體的施用使腐植酸中氧烷基碳主導(dǎo)向烷基主導(dǎo)發(fā)生轉(zhuǎn)變，增強(qiáng)了胡敏酸的穩(wěn)定性。Lorenz等強(qiáng)調(diào)，土地利用與管理方式使土壤有機(jī)碳庫增加應(yīng)包括地下生物量中脂肪族化合物比例的增加，生物固體應(yīng)是實(shí)現(xiàn)此目的的理想候選物。由于生物固體芳香碳含量低于烷基碳含量，生物固體碳向胡敏酸的轉(zhuǎn)化將稀釋胡敏酸中芳香碳的濃度。由于芳香有機(jī)物有助于胡敏酸抗分解，芳香碳含量的降低也降低了胡敏酸的穩(wěn)定性。總之，在生物固體施用條件下，胡敏酸的穩(wěn)定性保持不變。

表2　生物固體施用對(duì)土壤中胡敏酸官能團(tuán)分布的影響Tab.2 Distribution of C functional groups of soil humic acids as affected by biosolids application %

2.3Fe/Al

生物固體的施用極大地增加了土壤中自由鐵氧化物的含量，并且施用生物固體修復(fù)的土壤中非晶型鐵含量也顯著高于對(duì)照（表3）。土壤有機(jī)質(zhì)帶的是負(fù)電荷，而鐵氧化物帶的是正電荷。在特定條件下，有機(jī)質(zhì)和鐵氧化物能緊密結(jié)合在一起。由于非晶型鐵氧化物具有較大的比表面積，有機(jī)質(zhì)-鐵結(jié)合物中的鐵主要是該種形態(tài)的鐵。用生物固體修復(fù)的土壤中，鐵多數(shù)以非晶型形態(tài)存在，這有利于鐵與土壤有機(jī)質(zhì)的結(jié)合，從而導(dǎo)致高含量的鐵與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合（表3）。本研究結(jié)果表明，施用生物固體降低了土壤C/Fe值，這意味著生物固體的施用不但增加了鐵與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合的總量，而且增加了有機(jī)質(zhì)中鐵的含量。土壤有機(jī)質(zhì)具有較高的鐵強(qiáng)度，可能會(huì)增加土壤有機(jī)質(zhì)的穩(wěn)定性。生物固體鋁對(duì)土壤有機(jī)碳化學(xué)鍵的貢獻(xiàn)也值得注意，但施用生物固體修復(fù)土壤后，土壤C/Al值與對(duì)照土壤的差異遠(yuǎn)低于C/Fe值。

表3　生物固體施用對(duì)土壤中鐵、鋁形態(tài)的影響Tab.3 Species of Fe and Al in soil as affected by biosolids application

3　 結(jié)論

土壤長期施用生物固體不改變其FA/HA比值，但卻能主導(dǎo)使土壤中胡敏酸的碳結(jié)構(gòu)從氧烷基向具有少了芳香組分的烷基轉(zhuǎn)化。它的施用能夠使與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合的Fe/Al增加?？傊?，長期施用生物固體可增強(qiáng)土壤有機(jī)質(zhì)的穩(wěn)定性。然而，本研究沒有進(jìn)行中間周轉(zhuǎn)時(shí)期土壤顆粒碳的測(cè)定，這可能也會(huì)影響整個(gè)土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性。

（略）

譯自：Applied Soil Ecology，2011，49：76～80。

腐植酸，爭(zhēng)做綠色農(nóng)資的排頭兵

工業(yè)綠色發(fā)展是生態(tài)文明建設(shè)的重要內(nèi)容，也是工業(yè)轉(zhuǎn)型升級(jí)的必由之路。2016年7月13日，在“石油和化工行業(yè)綠色發(fā)展大會(huì)”上，工信部節(jié)能與綜合利用司楊鐵生副司長強(qiáng)調(diào)，到2020年將建設(shè)千家綠色示范工廠和百家綠色示范園區(qū)。目前，首批51家示范園區(qū)已經(jīng)建成，其中石化行業(yè)有19家。楊司長特別對(duì)煉油、石化、化肥、農(nóng)藥、涂料等重點(diǎn)行業(yè)提出了要求，按照廠房集約化、原料無害化、生產(chǎn)潔凈化、廢物資源化、能源低碳化原則進(jìn)行改造。

腐植酸具有天然、綠色、環(huán)保、低碳的自然屬性。從原料來源——生產(chǎn)過程——產(chǎn)品特點(diǎn)，完全符合工信部設(shè)立的綠色農(nóng)資的生產(chǎn)要求。

希望全國腐植酸肥料、農(nóng)藥生產(chǎn)企業(yè)，抓住機(jī)遇，爭(zhēng)做我國綠色農(nóng)資開發(fā)應(yīng)用的排頭兵。

（中腐協(xié)技術(shù)開發(fā)部 供稿）

Chemical Structure of Humic Acids in Biosolids-amended Soils as Revealed by NMR Spectroscopy

C.Y. Chiu1， G. Tian2write， Zhang Shuiqin3， Yuan Liang3， Zhao Bingqiang3*translate
（1 Biodiversity Research Center， Academic Sinica， Taibei， 11529 2 Environmental Monitoring and Research Division， Monitoring and Research Department， Metropolitan Water Reclamation District of Greater Chicago， Lue-Hing R&D Laboratory， Cicero， IL 60804 3 Institute of Agricultural Resources and Regional Planning， CAAS， Beijing， 100081）

We used NMR spectroscopy to characterize humid acids extracted from soils that had received long-term application of 2 levels of biosolids to evaluate the soil organic matter （SOM） stability in biosolids-amended soils. The study also quantif ed fulvic acids （FAs）， humic acids （HAs） and Fe/Al oxides. The soils were collected in 2004 from 7 f elds， in Fulton County， southwestern Illinois， which received biosolids at a cumulative rate of 0 （control）， 554 mg/hm2（low biosolids） and 1066 mg/hm2（high biosolids）. The application of biosolids increased both FA and HA contents， but biosolids-amended soil and control soil did not differ in FA/HA ratio. Biosolids application had no effect on water-soluble organic carbon content. Biosolids application increased the presence of Fe/Al in the SOM complex and lowered its C/Fe and C/Al ratios.13C NMR spectra showed increased alkyl C and decreased aromatic C content in soil HAs with the application of biosolids， and the extent of such changes was higher with high than low biosolids treatment. Under biosolids application，the soil HAs’ C structure shifts from O-alkyl-dominant to alkyl-dominant. Biosolids application does not decrease SOMstability but rather increases the stability of soil humic substances.

amorphous Fe and Al oxides； biosolids； carbon chemical structure； humic acids； midwest United States；NMR； soil organic carbon stabilization

TQ314.1，O482.53+2

A

1671-9212（2016）04-0034-06

2015-09-23

張水勤，女，1988年生，在讀博士研究生，主要從事肥料資源利用研究。*通訊聯(lián)系人：趙秉強(qiáng)，男，研究員，E-mail：bqzhao@163.com。