Resumen

Un estudio de incubación corto plazo se llevó a cabo para investigar el efecto de la adición de biochar al suelo en CO2 las emisiones, la biomasa microbiana, carbono soluble del suelo (C) de nitrógeno (N) y nitrato de nitrógeno (NON). Cuatro tratamientos del suelo fueron investigados: sólo suelo (control); suelo + 5% biochar; paja de trigo + 0,5% del suelo; suelo + 5% biochar + 0,5% de paja de trigo. El biochar utilizado se obtuvo de madera por pirólisis a 500◦C. Periódico mediciones de la respiración del suelo, la biomasa microbiana, C soluble orgánico, N y NO3-N Se realizaron durante todo el experimento (84 días). Sólo el 2,8% de la biochar añadido C fue respirado, mientras que el 56% de la paja de trigo añadido C se descompuso. CO neta total 2 emitida por la respiración del suelo sugirió que el trigo paja no tuvo ningún efecto de cebado en el biochar C descomposición. Por otra parte, la paja del trigo aumentó significativamente microbiana C y N y, al mismo tiempo disminuyeron N. orgánico soluble Por otro lado, el biochar hizo no influir en la biomasa microbiana ni N. orgánico soluble Por lo tanto, es posible concluir que el biochar era una C fuente muy estable y podría ser una estrategia eficaz a largo plazo para secuestrar C en los suelos. Además, la Además de los residuos de cultivos junto con el biochar podría reducir activamente el potencial de lixiviación de N del suelo por los medios de inmovilización N

I. INTRODUCCIÓN:

Las estrategias de manejo para aumentar el carbono (C) hundirse en la agricultura suelos culturales han recibido mucha atención desde la de KiotoProtocolo fue firmado en 1997. Las prácticas de labranza convencionales acelerador eRate la descomposición de residuos orgánicos ( Bauer e t al., 2006 ) y, Para mejorar la calidad del suelo y aumentar el carbono orgánico del suelo (SOC), las prácticas de labranza de conservación, como mínimo o no laboreo, se recomienda por lo general. Sin embargo, el aumento de asociado SOC ATED con mínimo o no se espera las prácticas de labranza para afectar principalmente los primeros 5 cm de capa de suelo, mientras que las grandes entradas de C orgánico son necesarias para un aumento significativo en SOC ( Novak et al., 2009 ). Otra forma posible de aumentar el contenido de SOC es agregar biochar ( Lehmann et al., 2006; Lehmann, 2007b ) . El biochar es el co-producto de la pirólisis de la biomasa y es considerado como un químicamente y piscina biológicamente estable C ( Schmidt un nd Noack, 2000 ) . Producciónde biochar y su almacenamiento en los suelos se han sugerido como un medio de disminuir los cambios climáticos que permitan la captura de carbono a largo plazo en (suelos Lehmann et al., 2006; Lehmann, 2007a, b;. Woolf et al, 2010 ).

Secuestro a largo plazo en los suelos de biochar C se estima  considerando un tiempo de residencia medio de biochar C más de 1000 años y tan grande como 10.000 años ( Swift, 2001 ) . Un altamente condensado aromático núcleo es responsable de la naturaleza recalcitrante de biocarbón y por lo tanto su longevidad ( Glaser e t al., 2001; Liang et al., 2008; Schmidt y Noack, 2 000; Sombroek et al., 2003 ). El biochar, sin embargo, va a sufrir cambios estructurales, principalmente oxidación de la superficie, en períodos relativamente cortos de tiempo (es decir, meses; Cheng et al., 2006; Liang et al., 2006 ) y pueden ser utilizados para algunos medida por microbios como fuente C. En concreto, los bio-aceites residuales y los compuestos volátiles adsorbidos sobre la superficie biochar inmediata diatamente siguientes pirólisis parecen ser los principales sustratos disponibles en el corto plazo para apoyar el crecimiento microbiano y el metabolismo ( Ogawa, 1 994; Steiner et al., 2008 ) , a pesar de que algunos de estos residuos son reportados a ser tóxico para las plantas como se muestra por McClellan et al. (2007) . Los estudios de incubación de laboratorio han demostrado que 0,26-0,79% del biochar C total se pierde durante 60 días de incubación ( Hamer et al., 2004 ) . Además, el biochar también podría afectar el volumen de negocios las tasas de los residuos de cultivos. Por ejemplo, Liang et al. (2010) r eported que residuos de caña de azúcar se incorporaron en los agregados del suelo más suelos brasileños rápidamente en biochar ricos que en los pobres resultantes biochar en menor mineralización de C total. Zimmerman et al. (2011) comparado además de biochars produce a temperaturas diferentes a los suelos con diferentes contenidos de SOM y observó que la mineralización de C era menos de lo esperado (priming negativo) en suelos con caracteres producidos a temperaturas entre 525 y 650 °C Pérdida de C. Por último deriva de C de biochar podría ocurrir a través de la erosión de la superficie o por lixiviación como C orgánico disuelto (DOC, Rumpel et al., 2006a, b;. Hockaday et al, 2007; G uggenberger et al., 2008 ) . Biochar compuestos derivados de tales como se identificaron estructuras aromáticas en los lixiviados en suelo y agua del río ( Hockaday e t al., 2007 ) se estimaron alrededor y 09.07% del total de carbono orgánico (TOC) como DOC en las aguas superficiales de la Bahía de Chesapeake y Delaware Bay ( Mannino un nd Harvey, 2004 ) hasta 8.17% de TOC en el Río Santa Clara ( Masiello un Druffel nd, 2001) . La información sobre la tasa de rotación y la estabilidad de biochar bajo diferentes condiciones del suelo es escasa y todavía poco conocidos, y hay una creciente necesidad de estudios que evalúan esta propiedad en presencia de diferentes fuentes de C orgánicoPor otra parte, se informó biochar para aumentar la fertilidad del suelo, así como, como consecuencia, los rendimientos de los cultivos ( Baronti e t al, 2010;.. Glaser et al, 2002; L Ehmann et al., 2003; Oguntunde et al., 2004 ) . Específicamente, Cheng et al. (2008a) i nvestigated edad vs. biochar nueva producción y observamos el aumento de oxígeno (O) para la relación C y el

número de car- grupos funcionales carboxılicos fenólicos y en el tiempo, que proporcionaban cargada más negativamente los sitios y, por tanto, mayor intercambio catiónico la capacidad. Por último, el pH del suelo aumentó en general después de la adición de biochar, la mejora de la absorción de P ( Yamato et al., 2006 ) , la estructura del suelo y el agua capacidad de retención ( Chan et al., 2007; Gaskin et al., 2007 ). El papel potencial de biochar en la reducción de las pérdidas de N y su efecto sobre la actividad microbiana que hay que investigar más a fondo, sobre todo cuando se considera la posibilidad de grandes aplicaciones de biochar en los sistemas agronómicos para el propósito de aumentar SOC. Hasta la fecha poco se sabe sobre los efectos de biochar en el nitrógeno del suelo (N) de ciclo y microorganismos del suelo. Yanai e t al. (2007) un nd Singh et al. (2010) h ave muestra que el biochar disminuyó el óxido nitroso (N2O) las emisiones debido a su capacidad para absorber agua. En particular, Singh et al. (2010) planteado la hipótesis de que la reducción de N2Las emisiones de S y lixiviación de amonio se determinó por el aumento de biocarbón capacidad de absorción de nutrientes debido a las reacciones de oxidación más altos en su superficie con el tiempo. Se informaron efectos positivos de biochar por micorrizas ( Warnock et al., 2007 ) y simbiontes fijadores de N ( Rondón e t al., 2007 ) . La adición de biochar obtiene a partir de diferencia fuentes tes también determinaron cambios significativos de la microbiana composición de la comunidad: el biochar con muy baja relación C: N favorecida hongos, mientras que el biocarbón obtenido a partir de glucosa (sin N) promovió. Las bacterias Gram-negativas ( Steinbeiss e t al., 2009 ). En este estudio se investigaron los efectos de la adición de biochar y residuos de los cultivos sobre el potencial de mineralización de C y N del suelo lixiviación ing potencial. Aunque la C añadió con biocarbón debe ser bastante recalcitrante a la degradación, la incorporación de residuos de cosecha podría pro- Mote la actividad microbiana y la descomposición de biochar C en última instancia, la reducción de su estabilidad. Por lo tanto, los objetivos del presente estudio fueron (i) evaluar la estabilidad de biochar cuando se añade a el suelo solo o en combinación con los residuos de cultivos, y (ii) eva- luar el efecto de la adición de biochar en suelo N potencial de lixiviación por medio de cambios en la biomasa microbiana total, el C soluble orgánico, N, y nitrato-nitrógeno (NO3-N).

II. Materiales y métodos

2.1 Diseño experimental

Un estudio de incubación se llevó a cabo utilizando un suelo agrícola clasificado como Cromi-Endoskeletic Cambisol ( FAO, 2006 ) con el 27% arena, 58% de limo, 15% de arcilla, capacidad de campo = 29% (v / v) y marchitamiento

punto de = 11% (v / v). Cuatro tratamientos del suelo fueron comparados: sólo (1) del suelo (Control); (2) + 5% del suelo biocarbón (biochar g por g de suelo, B); (3) suelo + 0,5% paja de trigo (paja de trigo g por g de suelo, R); (4) suelo + 5% biochar + 0,5% paja de trigo (BR). Las tasas de residuos de cultivos y el biochar aplicados al suelo podría considerarse equivalente a 18 t ha -1 y 180 t ha -1, Para la cosecha residuos y el biochar, suponiendo, respectivamente, una densidad de 1,2 g cm-3 y una profundidad de 0,3 m del suelo. Estas tasas de aplicación eran mucho más alta en comparación con los importes a tanto alzado de los residuos de cultivos dejados después de tasas de cosecha o biochar recomendado actualmente en agricultura tura (por ejemplo, 20-60 t ha-1 para biochar, Baronti e t al., 2010 ) , pero fueron elegidos para enfatizar sus posibles efectos sobre el suelo y permitir la detección de cambios apreciables en todos los parámetros aquí evaluado. El experimento se realizó con un total de 60 macetas (10.4 cm de diámetro, 8 cm de altura), a 15 repeticiones por tratamiento. Air- paja biochar y el trigo seca se molió y se tamizó a 200 m con el fin de aumentar el área de: relación de volumen y maximizar interacción ciones con las partículas del suelo y microbios. Posteriormente, el biochar y / o paja de trigo se mezclaron homogéneamente a un equivalente de 200 g suelo de seca por maceta, previamente tamizados a 2 mm (tratamientos fueron aplicado individualmente por maceta). Durante el estudio de la incubación, el suelo contenido de agua se mantuvo en valores cerrados a los iniciales (19%, w / w) mediante la ponderación de las macetas regularmente y añadiendo desionizada agua cuando sea necesario.

Tabla 1: Total de carbono (C), nitrógeno (N) contenido y relación C: N del suelo, paja de trigo y biochar utilizado en el experimento. Medios (SE) de tres repeticiones

C (g kg-1) N (g kg-1) C: N proporciónsuelo 22 (1) 2,3 (0,1) 9,3 (0,1)

La paja de trigo 575 (29) 4,4 (0,2) 129,6 (3,2)

El biochar 870 (8) 12,5 (0,2) 69,6 (0,3)

2.2. El biochar, paja de trigo y caracterización de suelos

El biochar utilizado en el experimento fue un carbón de leña comercial (Lakeland Productos monte bajo, Inglaterra) obtenido de la pirolisis de bosques talados (haya, avellano, roble, abedul) en una transportables horno de anillo (215

cm de diámetro, que sostienen alrededor de 2 toneladas de madera dura), a temperaturas de aproximadamente 500◦C. El biochar no era expuesto a cualquier tratamiento de envejecimiento antes de la aplicación al suelo (por ejemplo, compostaje, vapor de agua o tratamiento de oxidación). Sub-muestras de suelo, paja de trigo, y el biochar se analizaron para el total de C y N con un CN analizador elemental (serie NA-15002, Carlo Erba Instrumento mentos, Milán, Italia; Tabla 1) . Soluble en agua C y N de biochar y paja de trigo (1:20 biochar o relación paja / agua trigo) También se determinó con un Shimadzu TOC-V analizador (Shimadzu Corp., Kyoto, Japón) se combina con un módulo de TNM-1 para la determinación de N. Biochar C soluble en agua y N eran iguales a 1,2 y 0,03 mg g-1, respectivamente (relación C: N de 41,3), mientras que soluble en agua de la paja de trigo C y N fuera igual a 18.3 y 1.4 mg g-1, Respectivamente (relación C: N de 13.2). El contenido total de fósforo (P), potasio (K), azufre (S), calcio (Ca), magnesio (Mg) en el biocarbón se determinó por una ICP espectrómetro óptico (Varian Inc., Vista MPX) usando escandio como estándar interno. Antes de este análisis, se tamizó en biochar 2 mm y se secó al horno a 105◦C durante 24 h. Las muestras secas fueron el ácido digerido con un horno de microondas (CEM, MARSXpress) de acuerdo con el método EPA 3052 ( USEPA, 1995 ) y después la solución se filtró (0,45 m PTFE). El biochar utilizado en este estudio con contenida 23% de carbono negro y tenía un contenido total de P, K, S, Ca y Mg igual a 0,5, 4,3, 1,1, 2,6 y 2,8 g kg-1, Respectivamente, y un pH de 7,2 (relación 1: / agua 2.5 biochar). El biochar tenía un O: C ratio de 0,13 e hidrógeno a carbono (H: C) relación de 0,50.

2.3. La respiración del suelo La respiración del suelo se evaluó a través de un intercambio de gases portátil ma tem (LI-6400, LI-COR, Inc., Lincoln, NE) con el suelo LI-6400-09 Colorado 2 cámara de flujo. Colorado 2 flujos se midieron en tres repeticiones por tratamiento del suelo utilizando collares de PVC de 0,1 m de diámetro, adaptado para encajar perfectamente el CO2 cámara. El período de observación fue de 84 días. La respiración del suelo se midió dos veces al día durante la primera semana, una vez al día durante las siguientes tres semanas y, como el flujo de salida disminuido, cada dos días y finalmente la semana (un total de 44 medición Ment períodos). Para cada maceta, CO suelo 2 Se calcularon las tasas de flujo de salida con un promedio de tres mediciones consecutivas. Las tasas de aumento de CO2 concentración se refiere a un valor objetivo (antes del despliegue CO2 Ambiente concentración). El CO2 concentración en el cámara se modula de forma automática mediante la circulación de aire a través de una columna de cal sodada entre las mediciones. La temperatura del aire era grabado en cada fecha de medición, así como el peso olla para cuantifi- la pérdida de agua ficar. La

temperatura del aire se mantiene constante alrededor de la media valores (± DE) de 22,2 ± 1,5◦C durante los primeros 37 días (882 h), entonces aumento de los valores medios de 26,5 ± 1,5◦C debido a un problema con el aire acondicionado (datos no mostrados).

2.4. La biomasa microbiana y el suelo soluble C, N y NO3-N Contenido

Biomasa microbiana del suelo, C soluble, N y NO3-N Contenido fueron cuantificado usando 48 macetas con los mismos tratamientos de suelo descritos anterior después de 3, 7, 14, y 21 días desde el comienzo de la incubación, en todo el período en que la tasa de respiración fue la más alta. En cada fecha de muestreo, tres repeticiones por tratamiento del suelo eran destructivamente muestreado.A partir de cada maceta, cuatro submuestras de suelo de suelo húmedo correspondiente a aproximadamente 5 g de suelo seco se cocionado. Biomasa microbiana del suelo se determinó por el cloroformo método de fumigación-extracción (modificado después de Vance e t al., 1987 ). Dos submuestras de suelo se extrajeron con 20 ml de 0,5 MK2SO4 y, después de agitar durante 30 min a 150 rpm, el extracto se filtró con Whatman GF / C filtros de microfibra de vidrio (1,2 m). Los otros dos sub muestras, tarados en tubos de 50 ml, fueron fumigadas por un modificadoprocedimiento ( Jenkinson y Powlson, 1976; Margon y Fornasier, 2008) : 300 l de cloroformo se añadieron al suelo, tubos fueron inmediatamente tapó y mano agita vigorosamente durante unos segundos a vaporizar el fumigante y se mantiene a 20◦C durante 10 min. En lo sucesivo, los tubos eran destapado y evacuado en un desecador utilizando una de dos etapas bomba de membrana (KNF, LABOPORT, Alemania) hasta que el fumigante se completamente eliminado. La cantidad de cloroformo y el tiempo necesario para obtener el total de lisis de células microbianas era preliminar ajustada con una curva de dosis-respuesta ( Jenkinson y Powlson, 1976 ) . La procedimiento ajustado produjo aproximadamente 78% de la C obtenerse con la fumigación durante 24 h (  Vance e t al., 1987 ) . Soluble C y N en los extractos de suelo se determinaron con un analizador de V-TOC Shimadzu (Shimadzu Corp., Kyoto, Japón) se combina con un módulo de TNM-1 para la determinación N. Del mismo extractos de suelo, NO3-N Fue también determinado por absorción UV a 220 nm ( APHA, 1980 ) . Microbiano biomasa C y N se calculan a partir de la diferencia entre el fumigar y no fumigar extractos de suelo.

2.5. El análisis estadístico

Los análisis de varianza (ANOVA) se realizaron en SAS 9.1 (SAS Institute Inc., Cary, NC, EE.UU.) utilizando el procedimiento descrito mixta en Littell et

al. (2006) . El ANOVA incluido el tratamiento y el tiempo de suelo (En su caso) como factores fijos y su interacción. Respiratorias flujos se analizaron mediante un diseño repetido de medición (RM-ANOVA). Todas las variables se revisaron para la distribución normal con la prueba de Shapiro-Wilk. Los efectos del tratamiento significativos (P <0,05) o interacciones se exploraron más a través de un tratamiento a posteriori comparación utilizando los mínimos cuadrados medios de prueba con Bonferroni ajuste para comparaciones múltiples.

III. Resultados

3.1 La respiración del suelo

La respiración del suelo aumentó en todos los tratamientos del suelo a partir de 67 h hasta aproximadamente cinco días desde el comienzo del experimento y disminuyó después (tiempo significativo P <0,0001, Fig. 1) . Aunque el patrón de respiración del suelo fue similar entre los tratamientos, el pico máximo (91-139 h desde el comienzo de la experienciación) fue significativamente mayor en la presencia de paja de trigo, con o sin el biochar (un análisis a posteriori de la significativa tiempo × suelo interacción tratamiento, p <0,0001, figuras. 1 y 2). La frecuencia respiratoria en suelo con biochar sólo no fueron significativamente diferentes de los de el suelo control ( Figs. 1 y 2). A pesar de cantidades similares de respirado C en el suelo con residuos de cultivos, con o sin el biochar, tratamientos con sólo residuos de los cultivos tuvo la mayor proporción de perdida inicial C por la respiración ( Tabla 2) . En cuanto a dormitorios, la CO neto total 2 respirado (BR respirado C - C de control respirado, a partir de la Tabla 2) fue menor que la suma de CO2 neto respirado por B (B respirado C - Control respirado C) y R (R respirado C - C de control respirado) y no fue significativamente diferente de R que sugiere la ausencia de un fuerte efecto de cebado de residuos de cosecha sobre la descomposición del biochar y / o fresco orgánico materia de protección por el biochar.

Fig. 1. La respiración del suelo durante el experimento. Significa ± SE de tres repeticiones.3

 

La biomasa microbiana

Efectos de diferentes tratamientos sobre el microbiana C eran evidentes a partir de siete

días de incubación en adelante ( Fig. 3) . La adición de biochar sólo no tuvo influencia

significativa en el microbiana C, mientras que

Además de los residuos de cultivos se incrementó significativamente (a posteriori anal-

analysis de la interacción significativa de tiempo × tratamiento del suelo, P

<0,0001,Fig. 3 una ), con efectos intermedios en co-presencia de biocarbón. MicroBIAL N

fue significativamente diferente entre los tratamientos que ya están después de tres días

de incubación. De manera similar a la microbiana C, después de de siete días de

incubación microbiana N en el suelo con biochar sólo era similar al control. La

incorporación de residuos de cosecha, con o sin biochar, determinado el microbiana más

alta de N (un análisis a posteriori de la interacción significativa de tiempo × tratamiento del

suelo, P <0,0001, Fig. 3   b)  .

3.3. Soluble suelo C, N y NO3 Contenido -N

Teniendo en cuenta el suelo C soluble, BR mostró los valores más altos, seguido de B y

R, y finalmente el control ( Fig. 4   a  , P <0,0001).

Contrariamente a la CO2 emitida por la respiración, después de 3, 7 y 14 días de

incubación, el suelo C soluble neta en BR (= C soluble de BR - C soluble control) fue

mayor que la suma de C soluble neto de R y B, show- ing un efecto sinérgico de los

residuos de cultivos y el biochar en la formación de compuestos solubles C. Como era de

esperar, el total de N soluble en el suelo era más bajo en BR y R ( Fig. 4   b  , p <0,0001),

debido al mayor inmovilidad N bilización en la presencia de residuos de los cultivos a lo

largo de los 21 días período de incubación. Por lo tanto, la adición de residuos de cosecha

determinado un cambio significativo hacia una mayor relación C: N en el suelo soluble

fracción (C: N de 6 en BR y R vs C: N de 2 de control y B, P <0,0001).  El NO3 Contenido

de N, que es la fracción de la solución soluble N más susceptibles a la lixiviación, fue muy

reducido por el presencia de residuos ( Fig. 4   c  , P <0,0001) e igual a 46 y el 63% de

Fig. 3. microbiana de carbono (a) y nitrógeno (b) en diferentes fechas de muestreo a partir

de la a partir del periodo de incubación. Significa ± SE de tres repeticiones. Tratamientos:

con- control; B, el biochar; R, paja de trigo; BR, el biochar + paja de trigo. Para cada

parámetro, letras diferentes indican tratamiento significa significativamente diferentes a P

<0,05.el N soluble total en I y BR, respectivamente, frente a aproximadamente el 86% en

el control y B.

4. DiscusiónLa incorporación de residuos de cosecha determinado mayor respiración del suelo tasas

debido al hecho de que la paja de trigo contenía fácilmente descomposición materia

orgánica capaz. Con otras palabras, Novak et al. (2010) mostró que switchgrass añade a

la tierra no era fácilmente mineralizado. En este caso, CO2 las mediciones de flujo

se registraron a los 25 y 67 días de la adición de switchgrass al suelo. Por lo tanto

diferente TIMING ción de medidas podría ser responsable de los diferentes

resultados

Tabla 2Carbono total inicial (C), respirado C (en gramos y porcentaje del total inicial C) y C restante estimado para cada tratamiento (inicial C - respirado C). Significa ± SE de tres repeticiones.Tratamientos: Control; B, el biochar; R, paja de trigo; BR, el biochar + paja de trigo.Total inicial C (g C)Respirado C (g C)Restante C (g C)Porcentaje de respirado C inicial (%)Control4,35 (0.006) dun0,34 (0,056) bb4,01 (0,063) cc7,80 (1.309) bdB13.06 (0.001) b0,58 (0,064) ab12,48 (0,066) b4,46 (0,494) bR4,93 (0,003) c0,67 (0,054) una4,26 (0,056) c13,50 (1.096) unaBR13,66 (0.003) una0,82 (0,060) una12,84 (0.056) una6,01 (0,438) bLos números seguidos por la misma letra dentro de la columna no son significativamente diferentes a P <0,05.unP <0,0001bP = 0,002c

P <0,0001dP = 0,001

Página 5C. Zavalloni et al. / Aplicada Ecología del Suelo 50 (2011) 45-5149Fig. 4. total del suelo de carbono soluble (a), nitrógeno (b) y nitrato de nitrógeno (NO3-N)

(C) a de muestreo diferentes fechas desde el principio del período de incubación. Significa

± SE de tres repeticiones. Tratamientos: Control; B, el biochar; R, paja de trigo; BR, el

biochar + trigo paja. Para cada parámetro, letras diferentes indican tratamiento significa

significativamente diferentes a P <0,05.

obtenido por Novak et al. (2010) s esde bajo nuestras condiciones, el CO2 se observó el

pico de flujo de salida de entre 4 y 6 días después de la adición

de los residuos de biochar y de los cultivos ( Fig. 1).

Los suelos con residuos de cosecha sólo tuvieron la mayor proporción de C

perdido por la respiración (día 0,68% -1 del C agregado) mientras que B mostró

muy bajas las tasas de respiración (día 0,03% -1 de la C añadido; Tabla 2).

Las bajas tasas de descomposición de biochar también fueron reportados por Hamer et

al. (2004) t sombrero estima durante 60 días las tasas de entre 0,05 y Día 0,013% -1 de la

C de biochar, dependiendo de la ori- biochar Ginebra. Del mismo modo, Kuzyakov

et al. (2009) d etermined que no sólo el tasa de descomposición de biochar fue baja pero

también disminuyó considerablemente después de los primeros dos a tres meses a partir

de su incorporación en el suelo (tasas iniciales de día 0,05% -1 y después de dos o tres

meses

Día 0,0013% -1). Tal disminución se debe probablemente a la poten- cial protección de

algunas partículas de biochar en los agregados del suelo, pero también a la utilización

preferencial continua de algunos biochar com- libra (es decir, compuestos volátiles, piezas

fuertemente oxidadas), que

son más degradables que otros ( Kuzyakov e t al., 2009 ).   Cheng

et al. (2008a, b) un lso mostró que la proporción de la fracción lábil

ción de biochar a disminuir progresivamente dando lugar a aumento de la vida media del

biochar restante durante la incubación.

La neta de CO2 publicado por el BR tratamiento fue inferior a la

la suma de CO 2publicado por B y R tratamientos, lo que sugiere no cebado

ing efecto de los residuos de cosecha sobre el biochar C descomposición y / o un efecto

estabilizador de biochar en la materia orgánica fresca. Este resultado es de acuerdo

con Steiner e t al. (2004) w hich mostró que Además ción de la materia altamente

descomponible orgánica (MO) y el biochar a suelo no estimuló la tasa de respiración, pero

determina una inmovilización de la OM mediante el aumento de la biomasa

microbiana. Por otra mano, Hamer et al. (2004) un nd Kuzyakov et al. (2009) encontrado

que adiciones de glucosa aceleran la mineralización biochar por varios veces. El efecto

acelerador terminado en unas pocas semanas después de que

el CO2 tasa de flujo de salida no difirió de la de control ( Kuzyakov et al.,

2009) . El efecto de cebado temporal de las adiciones de glucosa en descomposición

biochar se interpretó como una clara evidencia de co- metabolismo debido al mayor

crecimiento de la biomasa microbiana y el aumento concurrente en la producción de

enzimas ( Hamer et al., 2004 ).

Aunque en los estudios con adición de glucosa había un cebado ing efecto sobre la

mineralización biochar, la descomposición de un más químicamente complejo OM, como

el utilizado en este estudio, parece favorecer una mayor conservación de C soluble en el

suelo. Microbial C y N no fueron diferentes entre el suelo modificado con biochar y de

control; sólo la adición de paja de trigo promovió el crecimiento microbiano, de acuerdo

con los resultados anteriores muestran extremadamente baja disponibilidad microbiana de

C derivado de biochar

(Por ejemplo, Bruun et al, 2008;.. Kuzyakov et al, 2009 ) Bruun et. al. (2008) uso

14 Biochar marcado con C no mostró la asimilación microbiana de C derivado de

biocarbón después de 20 días de incubación y Kuzyakov et al.

(2009) observó que sólo hasta 2,5% de la C era de biocarbón incorporado en la biomasa

microbiana después de 624 días de incubación.

Sin embargo, es importante tener en cuenta que el biochar se capaz de adsorber muchos

nutrientes inorgánicos (por ejemplo, NH4+, HPO42-), Así como DOC y es que los

métodos de fumigación-extracción probables para evaluar microbiana actividad

microbiana subestima el C y N en el biochar modificada suelos ( Liang e t al., 2010; Thies

y Rillig, 2009 ) . Particularmente, fresco biochar, como la utilizada en el experimento

actual, podría tener una alta capacidad de adsorción y por lo tanto el C microbiana y N

puede han sido más alto que el observado en los tratamientos con biochar. Aunque C

deriva de biochar tiene baja disponibilidad microbiana capacidad, varios autores han

sugerido que su estructura porosa junto con su capacidad de adsorber materia orgánica

soluble, gases y nutrientes inorgánicos son propensos a proporcionar un hábitat muy

adecuado para microbios para colonizar ( Pietikäinen e t al., 2000; Saito y Marumoto,

2002; W arnock et al., 2007 ). En contraste, Chan et al. (2007) r eported una disminución

en la actividad microbiana después de adiciones biochar. Estas con- resultados

contrastantes podría ser debido a los componentes químicos de la biochar utilizado. Chan

et al. (2007) utilizado un biochar con muy baja N contenido y una relación C: N de 200,

que es aproximadamente cuatro veces más alta que la relación C: N de la biochar

utilizado en este estudio. Conforme

a Hamer et al. (2004) , la estabilidad biochar está fuertemente correlacionada con

su relación C: N que está influenciada por la temperatura de pirólisis y por la estructura

química de la materia prima utilizada.

Soluble C orgánico fue significativamente mayor cuando el biochar y residuos de cultivos

se combinaron ( Fig. 4   a  ) lo que sugiere que los componentes en la superficie biochar se

descompone más fácilmente y / o des- esférico en la presencia de residuos de los cultivos

y se transforma en soluble

Formularios C. Labilidad biochar se ha encontrado para ser fuertemente corre- lada con la

cantidad relativa de componente alifático y volátil

( Zimmerman, 2 010;. Zimmerman et al, 2011 ) . Mayor cantidad de DOC debido a la

descomposición y / o desorción de biochar también se muestra en un estudio de la

incubación con el biochar producido a partir de madera en 400◦C y Schizophyllum

comuna, un hongo de pudrición de la madera. Después 84 días, la transformación de

biocarbón por el hongo era claramente demostrado por la liberación de DOC rica en

compuestos aromáticos ( Wengel et al., 2006 ) . Sin embargo no todos los estudios

muestran un aumento en DOC después de la degradación de la parte lábil de

biocarbón. Por ejemplo, usando 14 C etiquetada biochar, Kuzyakov et al. (2009) f ound

ningún DOC deriva del biochar y esto podría ser explicado sólo parcialmente por la

sensibilidad de su enfoque basado en específica 14 La actividad C de biochar y el método

analítico utilizado.

El aumento de la relación C: N de la fracción soluble del suelo junto con menor cantidad

de NO 3 N en presencia de residuos de cosecha ( Fig. 4) in-

Cates aumentó inmovilización microbiana del suelo disponible N.

Esta mayor inmovilización se puede explicar por la relación C: N de residuos de cultivos

añadido ( Tabla 1) . Según Kuzyakov et al. (2000) microbios inmovilizar N cuando los

residuos tienen una relación C: N mayor a 32 y tanto NO3 -N Y amonio se pueden

inmovilizar. En acuerdo con nuestros resultados , Novak et al. (2010) observado que en

suelos enmendados con pasto varilla, independientemente de adiciones biochar hubo una

disminución en NO3-N.

5. ConclusionesEl presente experimento mostró que la cantidad de C en el suelo respirado fue similar

entre el control y el suelo modificado con el biochar. Por lo tanto, se confirma además el

biochar en el suelo agrícola ser una posible estrategia para CO2 atmosférica

mitigación. More-Oever, biochar no influyó en la biomasa microbiana, pero nos quedamos

no es capaz de excluir a un cambio en la composición microbiana. Como pro- planteado

por Thies un Rillig nd (2009) , es probable que los microorganismos colonizando el

biochar fresco con compuestos volátiles después de pirolisis en sus superficies serán

diferentes de los que colonizar el biochar después

Estos compuestos han sido metabolizado. Los estudios futuros deben centrarse en los

cambios en la población de microorganismos en relación con la edad del biochar

utiliza. Finalmente, N soluble suelo y NO3-N Fueron no se ve afectado por la presencia de

biocarbón sólo mientras la adición de paja de trigo aumentó N inmovilización microbiana,

lo que disminuye el N del suelo potencial de lixiviación. Se necesitan más investigaciones

para mejor aclarar el efecto de la adición de biochar, producido a partir de diferentes tipo

de material de partida, a diferentes tipos de suelo y incluyendo su interacciones con

crecimiento de la planta.