姜亞男，李夢婷，吳良泉，楊文浩,*，邢世和

不同添加量生物炭對酸性土壤鎂吸附解吸特性的影響

姜亞男1，李夢婷1，吳良泉1，楊文浩1,2*，邢世和2

(1. 福建農(nóng)林大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院國際鎂營養(yǎng)研究所，福州 350002；2. 土壤生態(tài)系統(tǒng)健康與調(diào)控福建省高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，福州 350002)

為研究不同生物炭對酸性土壤鎂吸附-解吸特性的影響，采集南方典型酸性缺鎂土壤，開展等溫吸附、動力吸附、解吸等試驗(yàn)進(jìn)行探究。結(jié)果表明：隨著平衡液濃度的增加，土壤鎂的吸附量與解吸量增加。施用生物炭后，隨生物炭添加量的增加，土壤鎂吸附量降低；外源鎂濃度不同時(shí)，生物炭對土壤鎂吸附的影響不同，當(dāng)外源鎂濃度在60~200 mg·L-1時(shí)，少量生物炭添加促進(jìn)土壤鎂的吸附；施用生物炭后吸附分配系數(shù)降低，與CK對照處理相比，添加生物炭的T1-0.5%、T2-1%、T3-2%、T4-4%處理土壤對鎂的吸附分配系數(shù)平均值分別降低0.08、0.98、2.98、6.08 kg·L-1；對試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行擬合，發(fā)現(xiàn)Langmuir和Freundlich方程均能較好的擬合不同生物炭添加量后土壤鎂吸附熱力過程，且各處理擬合方程回歸系數(shù)2均為0.99。采用的土壤對鎂吸附速率較快，在10 min左右便基本達(dá)到平衡；對試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行準(zhǔn)一級動力方程、準(zhǔn)二級動力方程以及顆粒內(nèi)擴(kuò)散方程擬合，發(fā)現(xiàn)3種動力方程的擬合效果均不理想。當(dāng)平衡液濃度大于20 mg·L-1后，相較于對照處理，添加生物炭促進(jìn)了土壤鎂的解吸；隨著生物炭施用量的增加，土壤鎂解吸量減少，一定量的生物炭添加能夠提高鎂的解吸率，解吸率大小總體表現(xiàn)為：T4> T1 > T2 > T3 > CK；T4處理鎂的平均解吸率最高為14.70%，其次為T1處理11.02%，CK對照處理的平均解吸率最低為10.52%。施用生物炭后，土壤鎂的吸附能力受到一定的抑制，解吸能力提高，鎂釋放量增加，鎂的吸附能力與釋放能力都隨生物炭添加量的增加而下降。

酸性土壤；鎂；吸附解吸；生物炭

鎂是作物生長的必需元素，是合成葉綠素的核心原子，直接參與植物的光合作用、蛋白質(zhì)合成等多種生理過程[1]。當(dāng)下，隨著氮磷鉀化肥用量的增加、有機(jī)肥用量的減少以及土壤復(fù)種指數(shù)的提高，作物產(chǎn)量不斷提高，土壤中鎂的消耗日益嚴(yán)重，植物缺鎂現(xiàn)象顯現(xiàn)，并對作物產(chǎn)量和品質(zhì)產(chǎn)生重要的影響[2-3]植物中的鎂主要來源于土壤，白由路等[4]調(diào)查發(fā)現(xiàn)，我國土壤中有效鎂含量基本上呈北高南低的趨勢，其中有54%的土壤因?yàn)橛行фV含量低而需要不同程度補(bǔ)充鎂肥，而這些地區(qū)主要集中在我國南方地區(qū)。南方地區(qū)由于高溫多雨的氣候，導(dǎo)致土壤中鹽基離子（主要為鈣、鎂）大量淋失，土壤有效鎂缺乏，土壤以交換性酸含量增加，導(dǎo)致土壤酸化現(xiàn)象嚴(yán)重[5]。因此，探究酸性土壤中鎂的吸附解吸過程、提高酸性土壤鎂有效性具有重要意義。

土壤中鎂的化學(xué)行為非常復(fù)雜，一些化學(xué)過程的改變都會影響土壤中有效鎂的含量，進(jìn)而影響對植物的鎂供應(yīng)水平。土壤中的鎂參與最多的物理化學(xué)過程就是被土壤吸附解吸及固定，土壤中鎂的有效性與土壤吸附作用密切相關(guān)，鎂的吸附?jīng)Q定被吸附的鎂與水溶態(tài)鎂的平衡，進(jìn)而控制鎂的供給。一定條件下，土壤吸附作用會降低鎂的有效性，從而降低土壤中鎂的淋洗[6]。影響土壤吸附解吸特性的因素有很多，如pH值、有機(jī)質(zhì)含量、顆粒組成、CEC等[7-8]。隨土壤pH的升高，土壤對鎂的電性吸附增加，從而鎂的吸附能力增強(qiáng)[9]；另外土壤pH升高土壤對鎂的固定作用增強(qiáng)，會使鎂發(fā)生專性吸 附[10]；有機(jī)質(zhì)帶有大量負(fù)電荷，可以增加對于鎂的吸附，當(dāng)土壤中的有機(jī)質(zhì)被去除后，一部分鐵、鋁化合物被釋放出來，因?yàn)檎姾芍g的相斥作用，鎂離子的吸附量減少[9]；當(dāng)土壤膠體表面帶有的負(fù)電荷越多，由于陽離子與負(fù)電荷之間的靜電作用力，吸附的陽離子數(shù)量就越多[11]。

生物炭是一種富含碳的堿性物質(zhì)，它結(jié)構(gòu)穩(wěn)定、多孔、具有較大的比表面積，表面帶有大量負(fù)電荷和較高的電荷密度，能夠吸附土壤中的陽離子[12]。由于生物炭具有良好的吸附作用，以及其能夠改良土壤酸性、增強(qiáng)土壤肥力的功能，使其作為一種良好的土壤添加劑應(yīng)用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中。將生物炭添加到重金屬污染土壤中，可提高土壤pH，降低污染物的有效性[13-14]。周建斌等[15]研究表明，添加棉桿生物炭后可降低土壤中鎘的生物有效性，且不同量生物炭的添加會和不同金屬離子產(chǎn)生不同的吸附效果[16]。也有研究[17]表明，生物炭可以通過影響磷的吸附解吸行為，從而影響磷的生物有效性。郎印海等[18]研究結(jié)果表明，在土壤中加入柚子皮生物炭，能夠降低土壤對磷的吸附量。

目前國內(nèi)外已有大量關(guān)于生物炭對于Cd、Pd、Zn、Cu等重金屬鈍化的研究[15-16]，以及對土壤N、P的吸附解吸行為的影響[17-19]，但關(guān)于生物炭對于土壤鎂吸附解吸特性的影響鮮見報(bào)道。南方地區(qū)土壤酸化現(xiàn)象嚴(yán)重、有效鎂含量低且鎂的淋失現(xiàn)象嚴(yán)重，出現(xiàn)很多作物缺鎂現(xiàn)象。由于土壤中鎂的物理化學(xué)過程影響著土壤中鎂的有效性，因此，為了有效發(fā)揮鎂對于作物生長發(fā)育的作用，提高作物產(chǎn)量與質(zhì)量，有必要探究添加生物炭對土壤鎂的吸附-解吸特性的影響，旨在為減少酸性土壤鎂的淋洗、提高土壤鎂的儲藏量與供應(yīng)能力提供科學(xué)依據(jù)和技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理

1.1.1 生物炭的制備 試驗(yàn)采用的生物炭是以食用菌廢菌棒為原料，采用限氧控溫炭化法制備所得。制備生物炭的步驟為：粉碎、干燥、熱解、過篩。首先將采集的秀珍菇廢菌棒剪碎，放于紙質(zhì)信封中在85 ℃的溫度下烘至恒重，烘干粉碎后備用。將處理好的秀珍菇廢菌棒放置于坩堝中，加蓋密封后放置于熱解爐中，在確保裝置氣密性良好后，設(shè)定程序進(jìn)行500 ℃厭氧燒制2 h。熱解結(jié)束后，取出坩堝，將生物炭放置于干燥器中冷卻。最后將冷卻好的生物炭研磨過1 mm篩，封裝備用。

經(jīng)測定，生物炭的基本理化性質(zhì)如下：pH 9.47，全氮12.9 mg·g-1，全磷40.01 mg·g-1，全鉀13.6 mg·g-1，全鎂17.38 mg·g-1，全鈣120.65 mg·g-1。

1.1.2 土壤的采集與處理 供試土壤采自福建省平和縣蜜柚園酸性低鎂土壤（基本理化性質(zhì)見表1）。平和縣位于福建省漳州市，氣候濕熱，降雨量充沛，土壤類型以山地紅壤為主。供試土壤為酸性低鎂土壤，將土壤自然風(fēng)干，除去小石子和枯枝落葉后，過1 mm 篩，備用。

表 1 供試土壤基本化學(xué)性質(zhì)

1.1.3 土壤基本理化性質(zhì)測定 土壤及淋洗液pH用pH計(jì)測定（水土比為2.5∶1）；土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀-硫酸加熱法測定；土壤堿解氮采用氫氧化鈉水解法；土壤有效磷采用氟化銨-鹽酸浸提方法，ICP-OES測定；土壤速效鉀采用乙酸銨交換法，火焰光度計(jì)測定；土壤交換性鈣、交換性鎂含量采用乙酸銨交換法，ICP-OES測定；土壤交換性鋁采用氯化鉀交換法，ICP-OES測定；淋洗液pH采用pH計(jì)測定；淋洗液鎂濃度采用ICP-OES測定[20]。生物炭全氮、全磷、全鉀[21]；生物炭全鎂及全鈣采用硝酸-高氯酸消解，ICP-OES測定[22]。

1.2 試驗(yàn)方法

試驗(yàn)前稱取5份土壤樣品1 kg，分別加入土壤質(zhì)量0%、0.5%、1%、2%和4%的秀珍菇廢菌棒生物炭，標(biāo)號為CK、T1-0.5%、T2-1%、T3-2%和T4-4%。將土壤與生物炭混合均勻后備用。

1.2.1 吸附熱力學(xué)試驗(yàn) 稱取1.00 g土與生物炭混合樣品至離心管，分別加入30 mL Mg2+的濃度為0、10、20、40、60、80、120、160和200 mg·L-1的MgSO4標(biāo)準(zhǔn)溶液，同時(shí)加入2～3滴甲苯抑制微生物活性。將樣品恒溫振蕩（180 r·min-1，25℃）24 h，離心，過濾后吸取10 mL溶液用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES）測定待測液鎂濃度。根據(jù)加入外源鎂的濃度以及平衡液鎂濃度計(jì)算土壤對鎂的吸附量，然后用吸附量與平衡液鎂濃度作Langmuir、Freundlich吸附等溫曲線。

1.2.2 吸附動力學(xué)試驗(yàn) 稱取1.00 g土與生物炭混合樣品至離心管，分別加入30 mL Mg2+的濃度為60 mg·L-1的MgSO4標(biāo)準(zhǔn)溶液，每個離心管中加入2～3滴甲苯抑制微生物活性。將樣品恒溫振蕩（180 r·min-1，25℃）2、4、6、8、10、12、15、20和30 min，離心，過濾后吸取10 mL溶液用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES）測定待測液鎂濃度。根據(jù)樣品的振蕩時(shí)間作鎂的吸附動力學(xué)特征趨勢圖，然后用吸附量與平衡液鎂濃度作準(zhǔn)一級吸附動力學(xué)方程、準(zhǔn)二級吸附動力學(xué)方程、顆粒內(nèi)擴(kuò)散方程模擬鎂的吸附動力學(xué)。

1.2.3 生物炭對土壤鎂解吸的影響 去除已經(jīng)完成吸附試驗(yàn)的離心管中的上清液，向離心管中加入30 mL 0.01 mol·L-1CaCl2溶液，加入2～3滴甲苯抑制微生物活性，將所有樣品恒溫振蕩（180 r·min-1，25℃）24 h，離心，過濾后吸取10 mL溶液用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES）測定待測液鎂濃度，得到土壤鎂的解吸量。

1.3 數(shù)據(jù)分析與處理

1.3.1 不同量生物炭處理下對土壤鎂的吸附總量e(mg·kg-1)計(jì)算 計(jì)算公式如下：

e=×(0–e) /（1）

式中，e為吸附量（mg·kg-1）；為初始溶液濃度體積（mL）；0為初始液濃度（mg·L-1）；e為平衡液濃度（mg·L-1）；為烘干土重（g）。

1.3.2 吸附熱力學(xué)方程與吸附動力學(xué)方程 Langmuir 方程：

e/e= 1 /( KLm) +e/m（2）

式中：e為平衡吸附量，mg·g-1；KL是有關(guān) Langmuir 方程的吸附常數(shù)；m為最大吸附量，mg·g-1。

Freundlich 方程：

lge=nlge+lgKF（3）

式中：KF為與吸附能力有關(guān)的 Freundlich 常數(shù)；n 為與吸附劑吸附強(qiáng)度有關(guān)的常數(shù)。

準(zhǔn)一級吸附動力學(xué)方程：

ln(e–t) = lne–k1（4）

式中：t為時(shí)刻的吸附量mg·g-1；為吸附反應(yīng)時(shí)間，min；k1為吸附速率常數(shù)，min-1。

準(zhǔn)二級吸附動力學(xué)方程：

/t= 1 /k2e2+/e（5）

式中：k2為吸附速率常數(shù)，g·(mg·min)-1。

顆粒內(nèi)擴(kuò)散方程：

t=k31/2+c （6）

式中：k3為吸附速率常數(shù)，g·(mg·min)-1；c為與邊界層厚度有關(guān)的常數(shù)。

1.3.3 不同量生物炭處理下對土壤鎂的解吸總量d(mg·kg-1)計(jì)算

計(jì)算公式如下：

d=d×/（7）

式中，d為解吸量(mg·kg-1)；d為平衡液濃度(mg·L-1)。

1.3.4 數(shù)據(jù)處理 采用SPSS（21. 0）軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)（最小顯著差異（LSD）法），采用Excel 2016軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行處理和繪圖，用Origin 8.5軟件對Langmuir等溫吸附方程進(jìn)行擬合。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同用量生物炭添加對土壤鎂吸附熱力學(xué)的影響

圖1是不同生物炭添加量下對土壤吸附鎂的等溫吸附曲線。由于土壤對鎂的吸附，從而吸附平衡時(shí)平衡液的鎂濃度低于初始液鎂的濃度。從圖1中可以看出，隨著初始液鎂濃度的增高，鎂的吸附量增加。本研究選擇添加的生物炭量分別為0.5%、1%、2%和4%，當(dāng)外源鎂濃度不同時(shí)，生物炭對土壤鎂吸附的影響不同。與對照處理相比，低濃度平衡液處理生物炭的添加抑制了鎂的吸附；當(dāng)平衡液濃度增加后，T1-0.5%、T2-1%處理土壤鎂吸附量逐漸大于對照處理。鎂的吸附量與生物炭添加量有關(guān)，T4-4%處理4%生物炭施用量下鎂的吸附量最低，隨著生物炭添加量的增加，鎂吸附量降低。

為了進(jìn)一步探索添加不同用量生物炭對于土壤鎂吸附的影響，試驗(yàn)采用Langmuir和Freundlich方程來對不同生物炭添加量下土壤鎂吸附進(jìn)行方程擬合，相應(yīng)的方程擬合參數(shù)如表2所示。Langmuir模型假定吸附劑表面均勻且各向同性，吸附質(zhì)在吸附劑表面各個位置所受到的吸附作用力一致，吸附為單分子層；而Freundlich模型則主要描述不均勻表面吸附劑的吸附機(jī)理，而且能在非常廣的濃度范圍內(nèi)解釋吸附試驗(yàn)結(jié)果[23]。擬合結(jié)果顯示，Langmuir和Freundlich方程均能較好的擬合不同生物炭添加量后土壤鎂吸附熱力過程。首先各處理擬合方程回歸系數(shù)2均為0.99，達(dá)到顯著相關(guān)水平，說明生物炭添加后土壤對于鎂的吸附是多層吸附。經(jīng)過Langmuir方程擬合后發(fā)現(xiàn)，m隨生物炭的添加量的增加而減少，說明生物炭的施用抑制了土壤鎂的吸附，CK處理最大吸附量最高，可達(dá)到268 062.37 mg·g-1，隨著生物炭添加量的增加，最大吸附量降低，T4-4%處理最大吸附量為19 628.91 mg·kg-1。

CK. 不施肥；T1-0.5%. 添加0.5%生物炭；T2-1%. 添加1%生物炭；T3-2%. 添加2%生物炭；T4-4%. 添加4%生物炭。下同。

Figure 1 Effects of different biochar additions on magnesium adsorption isotherms

吸附分配系數(shù)（）是衡量元素與土壤之間的親和力指標(biāo)，值越高，說明固相通過吸附保留的金屬越多，其土壤儲藏鎂的能力越強(qiáng)。從表3中可以看出，添加生物炭后土壤鎂吸附分配系數(shù)降低，并且隨著生物炭添加量的增加，吸附分配系數(shù)降低。與CK對照處理相比，添加生物炭的T1-0.5%、T2-1%、T3-2%和T4-4%處理土壤對鎂的吸附分配系數(shù)平均值分別降低0.08、0.98、2.98和6.08 kg·L-1。

表2 不同生物炭添加量對土壤中鎂吸附等溫線擬合參數(shù)的影響

表3 不同處理土壤的鎂溶液梯度中各吸附分配系數(shù)

圖2 不同生物炭添加量對鎂吸附動力學(xué)的影響

Figure 2 Effects of different biochar addition on magnesium adsorption kinetics

2.2 不同用量生物炭添加對土壤鎂吸附動力學(xué)影響

不同量生物炭添加后土壤鎂吸附動力學(xué)研究如圖2所示，相應(yīng)的擬合參數(shù)如表4所示。圖2表明，生物炭添加前后土壤對于鎂的吸附動力學(xué)特征趨勢相似，土壤對于溶液中鎂的吸附明顯發(fā)生在15 min內(nèi)，吸附速率很快，在10 min左右便基本達(dá)到平衡。當(dāng)外源鎂濃度為60 mg·L-1時(shí)，與對照處理相比一定量的生物炭添加后，提高了土壤鎂的吸附，如T1-0.5%、T2-1%處理鎂的吸附量大于對照CK處理，但T4-4%處理添加4%的生物炭后，土壤鎂的吸收受到抑制，最大吸附量小于對照處理。

表4 不同生物炭添加量對土壤中鎂吸附動力學(xué)擬合參數(shù)的影響

圖3 不同生物炭添加量對鎂解吸的影響

Figure 3 Effect of biochar addition on magnesium desorption

吸附動力學(xué)主要用來描述吸附劑吸附溶質(zhì)隨時(shí)間變化的過程，為進(jìn)一步了解生物炭用量對土壤鎂動力吸附的影響，通過準(zhǔn)一級動力方程、準(zhǔn)二級動力方程以及顆粒內(nèi)擴(kuò)散方程對試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行方程擬合。結(jié)果發(fā)現(xiàn)3種動力方程的擬合效果均不理想，相較于其他兩種方程，準(zhǔn)二級動力方程效果較好。

2.3 不同用量生物炭添加對土壤鎂吸附解吸影響

土壤對于鎂的解吸是吸附作用的逆過程，在保持土壤鎂素的平衡中起到重要作用。圖3為不同生物炭添加量下，土壤鎂的解吸變化曲線。從圖中可以看出，隨著初始液濃度的上升，土壤對于鎂的解吸量增加。添加一定量的生物炭后，會促進(jìn)土壤鎂的解吸，但隨著生物炭添加量的增加，鎂的吸附量呈遞減的趨勢。T1-0.5%處理鎂的解吸量最大，當(dāng)初始液濃度低于40 mg·L-1時(shí)，T2-1%、T3-2%處理鎂的解吸量小于CK對照處理，當(dāng)初始液濃度大于40 mg·L-1時(shí)，T2-1%、T3-2%處理鎂的解吸量高于CK對照處理。T4-4%處理4%生物炭添加后，抑制了土壤中鎂素的釋放。

表5為不同生物炭添加量下土壤鎂的解吸率。土壤鎂的解吸速率（RMg）是土壤中鎂的解吸量與吸附量的百分比，可以反映土壤中鎂的釋放能力。從圖表中可以看出，隨著外源鎂濃度的提高，土壤鎂的解吸率降低；一定量的生物炭添加能夠提高鎂的解析率，解吸率大小總體表現(xiàn)為：

T4-4%>T1-0.5%>T2-1%>T3-2%>CK

表5 不同生物炭添加量處理下土壤中添加不同外源鎂溶液濃度梯度的解吸率

T4-4%處理鎂的平均解吸率最高為14.70%，其次為T1-0.5%處理11.02%，CK對照處理的平均解吸率最低為10.52%，添加生物炭后提高了土壤鎂的釋放能力。

3 討論與結(jié)論

土壤對鎂的吸附-解吸作用控制了土壤供鎂和對鎂的緩沖能力，影響土壤吸附-解吸特性的因素有很多，例如pH值、有機(jī)質(zhì)含量、顆粒組成和CEC等[7-8]。生物炭施用能夠改良土壤性質(zhì)，從而對土壤鎂吸附-解吸過程產(chǎn)生影響。目前，關(guān)于生物炭對土壤鎂素吸附-解吸過程影響的研究鮮見報(bào)道，但是對于土壤養(yǎng)分吸附作用的研究較多且結(jié)論不一。郎印海等[18]發(fā)現(xiàn)，將柚皮生物炭施用于土壤后，能夠抑制土壤對磷的吸附；李仁英等[24]將4種不同來源生物炭施用于土壤發(fā)現(xiàn)，當(dāng)外源磷濃度小于90 mg·L-1時(shí)，生物炭對土壤磷吸附影響不大；當(dāng)外源磷濃度大于90 mg·L-1時(shí)，小麥秸稈生物炭與花生殼生物炭抑制土壤對磷的吸附，水稻秸稈生物炭與玉米秸稈生物炭促進(jìn)土壤對磷的吸附。一方面，生物炭作為一種多孔隙且具有發(fā)達(dá)比表面積的物質(zhì)會對土壤養(yǎng)分產(chǎn)生一定的吸附作用[25]；另一方面，生物炭自身也攜帶了大量的可溶性養(yǎng)分，會對結(jié)果產(chǎn)生一定的影響[26]。

吸附等溫線能直接反映土壤對鎂的吸附特性，溶液中吸附質(zhì)通過擴(kuò)散作用到達(dá)吸附劑表面進(jìn)而被吸附劑所吸附，吸附劑表面吸附的吸附質(zhì)可以通過解吸從附劑中釋放出來，最終溶液中的吸附質(zhì)與吸附劑表面的吸附質(zhì)達(dá)到一個動態(tài)的平衡狀態(tài)，這一狀態(tài)可以用吸附等溫線來描述[23]。本研究采用Langmuir和Freundlich方程來對不同處理下土壤鎂吸附進(jìn)行方程擬合，且發(fā)現(xiàn)兩個等溫吸附方程均能很好的擬合不同生物炭添加量后土壤鎂吸附熱力過程，這說明施用生物炭的土壤對于鎂的吸附屬于多層吸附，且吸附表面存在不均一性，這與前人對磷的研究相似[18]。吸附分配系數(shù)（）是衡量元素與土壤之間的親和力指標(biāo)，值越高，說明固相通過吸附保留的金屬越多，其土壤儲藏鎂的能力越強(qiáng)。本試驗(yàn)中隨著生物炭添加量的增加，施用生物炭后土壤對鎂的最大吸附量降低，值逐漸降低，土壤對鎂的吸附能力減弱。施用生物炭對土壤吸附交換現(xiàn)象的影響較為復(fù)雜。本研究選擇添加的生物炭量分別為0.5%、1%、2%和4%，研究結(jié)果表明，隨著生物炭添加量的增加，土壤鎂的吸附量降低，可能的原因是：生物炭施用對土壤pH有顯著的提高作用，溶液中的Mg2+可能會進(jìn)入層間，形成水鎂石從而加強(qiáng)鎂的固定[27]；施用生物炭增加了土壤中有機(jī)質(zhì)的含量，有機(jī)質(zhì)在腐化過程中產(chǎn)生有機(jī)酸促進(jìn)了礦物態(tài)鎂的溶解[18]；生物炭自身帶有大量鎂素養(yǎng)分，隨著生物炭添加量的增加，溶液中溶解的鎂濃度增加，吸附位點(diǎn)減少[28]。同時(shí)，試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)當(dāng)外源鎂濃度不同時(shí)，生物炭添加對于土壤鎂吸附的影響不同（圖1），外源鎂濃度小于60 mg·L-1時(shí)，生物炭施用抑制了土壤鎂吸附，當(dāng)外源鎂濃度在60～200 mg·L-1時(shí)，少量生物炭的施用促進(jìn)鎂的吸附。土壤鎂的吸附解吸作用表征了土壤對鎂的緩沖，當(dāng)溶液中鎂濃度增加到一定程度后，土壤會進(jìn)行吸附，從而控制吸附的鎂與水溶性鎂之間的平衡[6,29]。本研究采用準(zhǔn)一級動力方程、準(zhǔn)二級動力方程以及顆粒內(nèi)擴(kuò)散方程對吸附動力學(xué)試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行方程擬合，發(fā)現(xiàn)擬合效果均不理想。結(jié)果可以推測試驗(yàn)采用的土壤對鎂的吸附速率較快，隨著時(shí)間的增加，很快達(dá)到吸附平衡。外源鎂濃度為60 mg·L-1時(shí)， T1-0.5%、T2-1%、T3-2%處理鎂的吸附量大于對照CK處理，促進(jìn)土壤鎂的吸附，這與等溫吸附試驗(yàn)結(jié)果相似。

土壤鎂的解吸是吸附作用的逆過程，土壤中離子的吸附與解吸共存，土壤鎂的解吸量和解吸率大小直接反映鎂在土壤中的供應(yīng)能力。本試驗(yàn)結(jié)果表明，隨著外源鎂濃度的增加，土壤鎂的解吸量增加，說明隨著外界鎂的施用量增加后，土壤對鎂的專性吸附點(diǎn)逐漸達(dá)到飽和狀態(tài)，易解吸的可交換鎂增多，故土壤對鎂的解吸量隨外源鎂濃度增加而增加[30]。當(dāng)平衡液濃度大于20 mg·L-1后，相較于對照處理，適量生物炭施用促進(jìn)了土壤鎂的解吸，且鎂的解吸率（RMg）增加，隨著生物炭施用量的增加，T4-4%處理土壤鎂解吸率（RMg）最高。這里土壤鎂解吸率的增加主要體現(xiàn)在鎂釋放量的增加，原因在于本試驗(yàn)施用的生物炭鎂含量很高，隨著施用量的增加，投入到土壤中的鎂增加，從而提高土壤溶液中溶解的鎂的含量。這與前人對于磷的研究結(jié)果相似，施用生物炭后，土壤對于磷的吸附能力受到抑制，但解吸能力增強(qiáng)，并顯著增加了全磷、水溶性磷、速效磷含量[24,31]。因此，本研究中施用的生物炭抑制土壤鎂吸附、促進(jìn)鎂的解吸對提高土壤鎂的有效性具有重要的作用。

熱力學(xué)試驗(yàn)表明：隨生物炭添加量的增加，土壤鎂吸附量降低；外源鎂濃度不同時(shí)，生物炭對土壤鎂吸附的影響不同，當(dāng)外源鎂濃度在60～200 mg·L-1時(shí)，少量生物炭添加促進(jìn)土壤鎂的吸附。

動力吸附試驗(yàn)表明：本研究采用的土壤對鎂的吸附速率較快，隨著時(shí)間的增加，很快達(dá)到吸附平衡；少量生物炭的添加后，土壤鎂吸附量大于對照處理，這與等溫吸附試驗(yàn)結(jié)果相似。

解吸試驗(yàn)表明：當(dāng)平衡液濃度大于20 mg·L-1后，相較于對照處理，添加生物炭促進(jìn)了土壤鎂的解吸；隨著生物炭施用量的增加，土壤鎂解析量減少。

綜上所述，本試驗(yàn)添加生物炭后，能夠抑制土壤鎂的吸附，促進(jìn)鎂的釋放，且鎂的吸附能力和釋放能力都與生物炭添加量有關(guān)，因此若將生物炭應(yīng)用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，需要注意生物炭的用量，以此達(dá)到合理高效利用的目的。

[1] BOHN T, WALCZYK T, LEISIBACH S, et al. Chlorophyll-bound magnesium in commonly consumed vegetables and fruits: relevance to magnesium nutrition[J]. J Food Sci, 2006, 69(9): S347-S350.

[2] LI C P, QI Y P, ZHANG J, et al. Magnesium- deficiency-induced alterations of gas exchange, major metabolites and key enzymes differ among roots, and lower and upper leaves ofseedlings[J]. Tree Physiol, 2017, 37(11): 1564-1581.

[3] 徐暢, 高明. 土壤中鎂的化學(xué)行為及生物有效性研究進(jìn)展[J]. 微量元素與健康研究, 2007, 24(5):51-54.

[4] 白由路, 金繼運(yùn), 楊俐蘋. 我國土壤有效鎂含量及分布狀況與含鎂肥料的應(yīng)用前景研究[J]. 土壤肥料, 2004(2): 3-5.

[5] 徐仁扣. 土壤酸化及其調(diào)控研究進(jìn)展[J]. 土壤, 2015, 47(2): 238-244.

[6] 金昆. 土壤對鎂的吸附解吸特性研究[D]. 重慶: 西南大學(xué), 2008.

[7] 李虎, 賀婧, 劉沖, 等. 農(nóng)田灰鈣土中有機(jī)質(zhì)和碳酸鈣對Zn吸附-解吸行為的影響[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015, 35(6): 1786-1793.

[8] LI Z, HOFMANN A, WOLTHERS M, et al. Reversibility of cadmium sorption to calcite revisited[J]. J Colloid Interface Sci, 2012, 368(1): 434-442.

[9] 王龍, 王子芳, 金昆,等. pH和有機(jī)質(zhì)對三種不同土壤鎂吸附特性的影響[J]. 西南大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2009, 31(7): 150-155.

[10] 李學(xué)垣. 土壤化學(xué)及實(shí)驗(yàn)指導(dǎo)[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社, 1997.

[11] 黃昌勇. 土壤學(xué)[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社, 2000.

[12] 陳志良, 袁志輝, 黃玲,等. 生物炭來源、性質(zhì)及其在重金屬污染土壤修復(fù)中的研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2016, 25(9): 1528-1533.

[13] LEHMANN J, STEPHEN J. Biochar for environmental management: science, technology and implementation [M]. Abingdon: Routledge, 2015.

[14] YUAN J H, XU R K. The amelioration effects of low temperature biochar generated from nine crop residues on an acidic Ultisol[J]. Soil Use Manag, 2011, 27(1): 110-115.

[15] 周建斌, 鄧叢靜, 陳金林, 等. 棉稈炭對鎘污染土壤的修復(fù)效果[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2008, 17(5): 1857-1860.

[16] 林雪原, 荊延德, 鞏晨, 等. 生物炭吸附重金屬的研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境污染與防治, 2014(5): 83-87.

[17] 代銀分, 李永梅, 范茂攀, 等. 不同原料生物炭對磷的吸附解吸能力及其對土壤磷吸附解析的影響[J]. 山西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2016, 36(5): 345-351.

[18] 郎印海, 王慧, 劉偉. 柚皮生物炭對土壤中磷吸附能力的影響 [J]. 中國海洋大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2015, 45(4): 78-84.

[19] 尹秀玲, 張璐, 賈麗, 等. 玉米秸稈生物炭對暗棕壤性質(zhì)和氮磷吸附特性的影響[J]. 吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2016, 38(4): 439-445.

[20] 鮑士旦, 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社, 2000.

[21] 任嫦天, 王曉云, 王偉玲, 等. 微波、電熱板和石墨消解-ICP-AES在有機(jī)肥檢測中的應(yīng)用[J]. 技術(shù)與市場, 2015(1): 45-47.

[22] 謝濤, 龍智翔, 周琳, 等. ICP-AES法測定微量元素葉面肥料中的金屬元素[J]. 廣西科學(xué)院學(xué)報(bào), 2010(3): 92-93.

[23] 張樸. 生物炭對磷吸附特性及小麥生長的影響[D]. 南京: 南京信息工程大學(xué), 2017.

[24] 李仁英, 吳洪生, 黃利東, 等. 不同來源生物炭對土壤磷吸附解吸的影響[J]. 土壤通報(bào), 2017, 48(6), 1398-1403.

[25] 陳溫福, 張偉明, 孟軍. 農(nóng)用生物炭研究進(jìn)展與前景[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2013,46(16): 3324-3333.

[26] 才吉卓瑪. 生物炭對不同類型土壤中磷有效性的影響研究[D]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院, 2013.

[27] FARINA M P W, SUMNER M E, PLANK C O, et al. Exchangeable Aluminum and pH as Indicators of Lime Requirement for Corn[J]. Soil Sci Soc Am J, 1980, 44(5): 1036.

[28] 榮立杰, 趙蘭坡, 呂岳, 等. 不同母質(zhì)黑鈣土對鋅的吸附-解吸特性[J]. 吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2017, 39(1): 49-54.

[29] 李映強(qiáng). 土壤中鎂的生物有效性及其動力學(xué)性質(zhì)[J]. 熱帶亞熱帶土壤科學(xué), 1998(3): 236-238.

[30] NAIDU R, BOLAN N S, KOOKANA R S, et al. Ionic-strength and pH effects on the sorption of cadmium and the surface charge of soils[J]. Eur J Soil Sci, 1994, 45(4): 419-429.

[31] 蘇倩, 侯振安, 趙靚, 等. 生物碳對土壤磷素和棉花養(yǎng)分吸收的影響[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2014, 20(3): 642-650.

Effect of biochar on magnesium adsorption and desorption characteristics of acidic soil

JIANG Yanan1, LI Mengting1, WU Liangquan1, YANG Wenhao1,2, XING Shihe2

(1. College of Resources and Environment,International Magnesium Institute, Fujian Agriculture and Forestry University, Fuzhou 350002; 2. University Key Laboratory of Soil Ecosystem Health and Regulation in Fujian Province, Fuzhou 350002)

To explore the effects of different biochar on the adsorption and desorption of magnesium by acid soil, typical acid magnesium-deficient soils in south China were collected, test in isothermal adsorption, dynamic adsorption, and desorption were conducted. The results showed that the adsorption and desorption of soil magnesium increased with the increasing equilibrium solution concentration. After the application of biochar, the adsorption amounts of soil magnesium decreased with the increase of biochar. With different concentrations of exogenous magnesium, biochar had different effects on soil magnesium adsorption. When the concentration of exogenous magnesium was in the range of 60-200 mg·L-1, the small amount of biochar added could promote the magnesium adsorption by soil. After biochar application, the adsorption and distribution coefficientwas reduced. Compared with CK control treatment, the average value of the adsorption and distribution coefficientof magnesium in the soil treated with biochar at T1-0.5%,T2-1%,T3-2% and T4-4% was reduced by 0.08, 0.98, 2.98, and 6.08 kg·L-1, respectively. By fitting the experimental results, it was found that both Langmuir and Freundlich equations could well fit the thermodynamic process of soil magnesium adsorption after addition of different amounts of biochar, and the regression coefficient2of each fitting equation was 0.99. The adsorption rate of magnesium by the soil adopted in this paper was fast, and the equilibrium basically reached in about 10 min. The quasi-first-order dynamic equation,quasi-second-order dynamic equation and intra-particle diffusion equation were not well fitted to the test results. When the equilibrium solution concentration was greater than 20 mg·L-1, the addition of biochar promoted the desorption of soil magnesium compared with the control treatment. With the increase of biochar application amount, the soil magnesium desorption amount decreased. A certain amount of biochar addition could improve the desorption rates of magnesium. The total desorption rate was as follows: T4> T1 > T2 > T3 > CK. The average desorption rate of magnesium treated with T4 was the highest at 14.70%, followed by T1 at 11.02%, and the average desorption rate of CK was the lowest at the rate of 10.52%.After applying biochar, it inhibited the adsorption the capacity of soil magnesium, improved the desorption capacity, and increased the magnesium release. The adsorption and release capacities of magnesium decreased with the increase of biochar contents.

acid soil; magnesium; adsorption desorption; biochar

S153

A

1672-352X (2021)01-0128-07

10.13610/j.cnki.1672-352x.20210319.006

2021-3-23 10:06:30

[URL] https://kns.cnki.net/kcms/detail/34.1162.S.20210319.1504.012.html

2020-05-19

國際鎂營養(yǎng)研究所開放基金IMI2018-10資助。

姜亞男，碩士研究生。E-mail：1639558499@qq.com

楊文浩，博士，講師。E-mail：a199905@163.com