陳桂香, 王維奇,b,c, 曾從盛,b,c

(福建師范大學(xué) a.地理科學(xué)學(xué)院;b.濕潤(rùn)亞熱帶生態(tài)地理過(guò)程教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室;c.亞熱帶濕地研究中心，福州 350007)

0 引 言

土壤有機(jī)碳庫(kù)作為生態(tài)系統(tǒng)碳庫(kù)中最具動(dòng)態(tài)的碳庫(kù)之一，其較小的波動(dòng)就可能引起大氣CO2濃度及全球碳平衡的變化[1]。人類農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)，尤其是土壤耕作管理對(duì)碳循環(huán)具有重要影響，因而稻田生態(tài)系統(tǒng)土壤固碳、溫室氣體排放已成為當(dāng)今農(nóng)業(yè)土壤碳循環(huán)的研究熱點(diǎn)[2-4]。

根據(jù)土壤有機(jī)碳(SOC)對(duì)外界因素的敏感性、周轉(zhuǎn)速率等性質(zhì)可以分為活性有機(jī)碳庫(kù)和惰性有機(jī)碳庫(kù)[5]，其中對(duì)植物和微生物而言活性較高，具有易分解、周轉(zhuǎn)速率快等特性的那部分有機(jī)碳被稱為活性有機(jī)碳庫(kù)，其中土壤微生物生物量碳(MBC)、易氧化態(tài)有機(jī)碳(EOC)和溶解性有機(jī)碳(DOC)是活性有機(jī)碳重要的組分[6]，有機(jī)碳活性組分在土壤有機(jī)碳總量中所占比例很小，卻直接參與土壤生物化學(xué)轉(zhuǎn)化過(guò)程，對(duì)農(nóng)田土壤碳庫(kù)動(dòng)態(tài)平衡具有重要意義。此外，土壤有機(jī)碳的礦化作為土壤中重要的動(dòng)態(tài)過(guò)程，直接影響土壤養(yǎng)分元素的供應(yīng)與溫室氣體的產(chǎn)生[7]。因此，認(rèn)識(shí)土壤中有機(jī)碳組分及其礦化的特征對(duì)農(nóng)田土壤管理、溫室氣體減排具有重要的指導(dǎo)意義。

近年來(lái)，有關(guān)工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過(guò)程中產(chǎn)生的廢棄物(爐渣)、生物炭對(duì)稻田產(chǎn)量、溫室氣體排放以及土壤碳庫(kù)循環(huán)影響研究日益受到關(guān)注[8]。其中，生物炭是由農(nóng)林廢棄物等有機(jī)物料在厭氧條件下熱裂解產(chǎn)生的含碳豐富的固態(tài)穩(wěn)定物質(zhì)，具有發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)、巨大的比表面積和很強(qiáng)的吸附能力等特性[9]。隨著全球?qū)r(nóng)業(yè)生產(chǎn)過(guò)程中固碳減排的關(guān)注，生物炭逐漸與農(nóng)田土壤碳截留及農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展相聯(lián)系[10-11]。而爐渣來(lái)源于鋼鐵工業(yè)的廢棄物，富含硅、鈣、鋁、鐵等成分，已被許多學(xué)者用于改善土壤硅素肥力狀況，提高水稻產(chǎn)量的重要有機(jī)肥料之一[12]。已有研究報(bào)道認(rèn)為，爐渣和生物炭均為堿性物質(zhì)，適合作為肥力較低且酸性較強(qiáng)的南方紅壤改良劑[13]。然而，關(guān)于爐渣與生物炭對(duì)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(duì)CO2排放影響的研究較為匱乏，此外，生物炭和爐渣對(duì)稻田土壤有機(jī)碳組分影響的研究也還鮮見(jiàn)報(bào)道?；诋?dāng)前有關(guān)爐渣和生物炭的研究都是單獨(dú)開(kāi)展的，僅有的研究結(jié)果也存在一定的爭(zhēng)議[1,9,14-15]。那么，爐渣與生物炭混施后，其是否可以通過(guò)改變土壤碳的穩(wěn)定性，進(jìn)而減緩稻田CO2排放，也有待于進(jìn)一步研究。因此，很有必要開(kāi)展?fàn)t渣和生物炭施加后稻田土壤活性有機(jī)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(shí)驗(yàn)站紅壤水稻田為研究對(duì)象，開(kāi)展?fàn)t渣與生物炭施加對(duì)稻田土壤有機(jī)碳組分及CO2排放的影響研究，以期為工農(nóng)業(yè)廢棄物在稻田管理中的運(yùn)用和土壤改良劑的選擇提供科學(xué)參考，對(duì)科學(xué)管理土壤養(yǎng)分和正確評(píng)價(jià)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于福建省福州市水稻研究所吳鳳綜合試驗(yàn)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(fēng)氣候，年平均氣溫19.6 ℃，年降水量1 392.5 mm，相對(duì)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(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)與樣品采集

本研究用的爐渣來(lái)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(shù)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(zhì)，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(shè)置爐渣、生物炭、爐渣+生物炭和對(duì)照4個(gè)樣地，每個(gè)樣地3個(gè)重復(fù)，每個(gè)重復(fù)小區(qū)面積為10 m×10 m，為排除相互影響，各小區(qū)之間用田埂隔開(kāi)，并用0.5 cm厚、45 cm高的PVC板隔離防護(hù)，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(gè)處理分別為：對(duì)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(shí)驗(yàn)室，充分混合并揀去可見(jiàn)的活體根系，于4 ℃溫度下保存。

1.2.2土壤有機(jī)碳及其活性組分測(cè)定

采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容重法測(cè)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(cè)定[17]，DOC含量用去離子水浸提和TOC-VCPH分析儀測(cè)定[18]。

1.2.3土壤有機(jī)碳礦化速率測(cè)定

采用密閉培養(yǎng)法和氣相色法相結(jié)合測(cè)定土壤有機(jī)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(diào)節(jié)土壤濕度至土壤飽和持水量的60%，每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。密封時(shí)均用硅膠塞塞住瓶口，同時(shí)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(yǎng)瓶放入23.5 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)56 d，分別在第1、3、5、7、14、28和56 d用氣相色譜儀測(cè)定土壤CO2濃度。期間每個(gè)階段抽氣前，用高純度N2對(duì)每個(gè)培養(yǎng)瓶進(jìn)行沖洗(約3 min)后密封、用氣密針從培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)抽取10 mL氣體，作為測(cè)定初始值并及時(shí)補(bǔ)充10 mL高純度N2，在培養(yǎng)24 h后，再次抽10 mL氣體并補(bǔ)充同體積高純度N2，培養(yǎng)期間采用稱重法保持土壤含水量的恒定。

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析

采用SPSS19.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析和顯著性檢驗(yàn)，其中顯著性差異p<0.05。采用Origin 8.0作圖。

本文用土壤有機(jī)碳礦化速率和累積礦化量?jī)蓚€(gè)指標(biāo)作為土壤有機(jī)碳礦化差異的評(píng)價(jià)指標(biāo)。其中土壤有機(jī)碳(CO2-C)礦化速率計(jì)算式為：

其中:F為CO2-C礦化速率,μg·(g·d)-1;Δc/Δt為培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)單位時(shí)間內(nèi)(24 h)濃度的變化量,μg·(d·g)-1;V為培養(yǎng)瓶體積,L;m為干土質(zhì)量,g;M/22.4是標(biāo)準(zhǔn)氣體質(zhì)量密度,g·L-1;T為培養(yǎng)溫度,℃。土壤有機(jī)碳(CO2-C)累積礦化量則為培養(yǎng)時(shí)間內(nèi)有機(jī)碳礦化速率的累加(μg·g-1)。

此外，由于培養(yǎng)時(shí)間為56 d，土壤有機(jī)碳礦化主要為活性有機(jī)碳分解，因此采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程模擬分析不同處理下土壤有機(jī)碳礦化動(dòng)態(tài)[19]：

Cm=Co(1-e-kt)

式中：Cm為t時(shí)刻土壤有機(jī)碳累積礦化量，mg·g-1；C0為土壤有機(jī)碳的潛在礦化勢(shì)，mg·g-1；t為培養(yǎng)天數(shù)，d；k為有機(jī)碳礦化常數(shù)，d-1。

2 結(jié)果分析

2.1 爐渣與生物炭施加對(duì)土壤活性有機(jī)碳組分含量的影響

圖1所示為不同處理下土壤活性有機(jī)碳組分分布特征圖，由圖可見(jiàn)，爐渣和生物炭施加對(duì)SOC及其活性組分含量的影響不盡一致。其中，爐渣施加對(duì)土壤犁耕層SOC無(wú)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(wú)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(wú)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(xiàn)最明顯，而生物炭對(duì)DOC總體上沒(méi)有顯著影響(p>0.05)。

2.2 爐渣與生物炭施加對(duì)土壤有機(jī)碳礦化速率的影響

不同施加處理后土壤有機(jī)碳礦化速率如圖2所示。為期56 d的培養(yǎng)，各施加處理后土壤有機(jī)碳礦化速率在培養(yǎng)初期最高，而后隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)表現(xiàn)出先快速降低再緩慢下降的趨勢(shì)。爐渣、爐渣+生物炭總體上抑制了犁耕層土壤有機(jī)碳礦化，在前期(1～7 d)最為明顯，而生物炭施加對(duì)土壤有機(jī)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(jī)碳礦化速率總體小于對(duì)照組。此外，各施加處理下土壤有機(jī)碳礦化速率均表現(xiàn)為犁耕層高于非犁耕層。

2.3 爐渣與生物炭施加對(duì)土壤有機(jī)碳累積礦化量的影響

土壤有機(jī)碳分解所釋放CO2的速率均在前期較大，但隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，礦化速率趨于平穩(wěn)(見(jiàn)圖3)。為期56 d培養(yǎng)，犁耕層中對(duì)照、生物炭、爐渣和爐渣+生物炭施加有機(jī)碳礦化累積量分別為：154.42，151.56，109.91，110.98 μg·g-1，對(duì)照、生物炭處理后土壤有機(jī)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(xiàn)為對(duì)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(jī)碳庫(kù)組分分布特征(不同小寫(xiě)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(duì)不同土層土壤有機(jī)碳的累積礦化都符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)指數(shù)方程，均達(dá)到較好的效果(R2>0.902 4，見(jiàn)表1)。由表可見(jiàn)，不同土層對(duì)照處理C0(潛在礦化勢(shì))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(duì)水稻土壤有機(jī)碳累積礦化的影響

2.4 土壤有機(jī)碳礦化指標(biāo)與活性有機(jī)碳組分的相關(guān)關(guān)系

不同施加處理下水稻田土壤有機(jī)碳組分與土壤有機(jī)碳累積礦化量、潛在礦化勢(shì)(C0)和礦化常數(shù)(k)Pearson相關(guān)關(guān)系(見(jiàn)表2)顯示，土壤有機(jī)碳累積礦化量、C0分別與SOC、EOC呈顯著或極顯著正相關(guān)(p<0.05)，k與SOC呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(p<0.01)，有機(jī)碳礦化指標(biāo)與其他組分間均無(wú)顯著相關(guān)性。

表2水稻土壤有機(jī)碳礦化指標(biāo)與土壤活性有機(jī)碳及其組分的相關(guān)系數(shù)

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

*表示在0.05水平下顯著相關(guān)，**表示在0.01水平下顯著相關(guān)

3 討 論

3.1 爐渣與生物炭施加對(duì)稻田土壤SOC及其活性有機(jī)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(guān)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(jìn)大分子有機(jī)物質(zhì)的分解成SOC[21]。土壤有機(jī)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(jié)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(jié)果相似。這可能與施加物本身的性質(zhì)有很大關(guān)系，一方面，爐渣和生物炭均為堿性物質(zhì)，能夠提高土壤pH[16]，進(jìn)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(jī)碳含量，同時(shí)在pH值較高的土壤中，活性有機(jī)碳更容易移動(dòng)，也可增加活性有機(jī)碳含量[25]；另一方面，生物炭主要以碳為主，可以補(bǔ)充土壤有機(jī)物含量，為微生物活動(dòng)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(dāng)微生物的培養(yǎng)基，進(jìn)而提高土壤微生物數(shù)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(dòng)快、不穩(wěn)定、易氧化和礦化的有機(jī)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(jìn)了微生物的生長(zhǎng)，進(jìn)而促進(jìn)了土壤中不穩(wěn)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(jī)質(zhì)的代謝產(chǎn)物，也是土壤微生物生長(zhǎng)的主要能量來(lái)源，在提供土壤養(yǎng)分方面具有重要作用[23]。本研究結(jié)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(duì)DOC含量總體上無(wú)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(jié)果相一致，這主要是因?yàn)闋t渣可以提高根系氧化能力和根系活力以增加發(fā)根量，使根系分泌的有機(jī)物較多，進(jìn)而使得土壤DOC含量增加。

3.2 爐渣與生物炭施加對(duì)土壤有機(jī)碳礦化速率的影響

土壤有機(jī)碳礦化是指土壤中的有機(jī)態(tài)碳素在微生物的作用下礦化釋放CO2等氣體的過(guò)程，通常用來(lái)表示有機(jī)碳分解的快慢。本研究顯示爐渣和生物炭對(duì)稻田土壤有機(jī)碳礦化具有一定抑制作用，且爐渣、爐渣+生物炭施加后有機(jī)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(zhì)為堿性物質(zhì)有很大關(guān)系:①添加物可以改善土壤酸性環(huán)境，提高土壤pH，促進(jìn)土壤溶液對(duì)CO2的吸收[27];②添加物具有較強(qiáng)的穩(wěn)定性和較高的吸附性[28]，有機(jī)碳活性組分結(jié)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(jī)碳組分含量降低，這可能是導(dǎo)致抑制有機(jī)碳礦化的另一重要原因;③爐渣、爐渣+生物炭施加后，有機(jī)碳礦化的抑制作用更加明顯，這主要?dú)w因于爐渣中富含氧化鐵，氧化鐵的化學(xué)結(jié)合態(tài)可以增加土壤碳庫(kù)穩(wěn)定性，降低土壤活性有機(jī)碳數(shù)量進(jìn)而降低土壤碳礦化[29]，通常用k(礦化常數(shù))反映土壤固碳能力大小，k值越大，表明有機(jī)碳越不穩(wěn)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(jī)碳礦化受到一定的抑制，土壤固碳能力增加。這一結(jié)果也很好地表明工業(yè)廢棄物爐渣施加對(duì)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(shù)的研究認(rèn)為，土壤有機(jī)碳礦化與活性有機(jī)碳之間密切相關(guān)[20]，本研究也證實(shí)了這一點(diǎn)，本研究顯示土壤有機(jī)碳累積礦化量、C0與SOC、EOC均有顯著的正相關(guān)關(guān)系，這主要受土壤EOC不穩(wěn)定、易被礦化的性質(zhì)所影響[15]，在礦化過(guò)程中易礦化組分優(yōu)先被礦化分解成CO2，另外與SOC呈極顯著相關(guān)關(guān)系，也進(jìn)一步佐證了土壤有機(jī)碳累積礦化量或C0與有機(jī)碳礦化底物的數(shù)量之間關(guān)系密切[31]。

4 結(jié) 語(yǔ)

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

(1) 爐渣和生物炭施加對(duì)稻田土壤有機(jī)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(duì)其無(wú)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(jī)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(jié)果表明，工業(yè)廢棄物爐渣對(duì)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(xiàn)(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(wàn)太, 李建東, 等. 不同經(jīng)營(yíng)管理?xiàng)l件下土壤有機(jī)碳及其組分研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 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(zhì)炭對(duì)紅壤水稻土有機(jī)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(nóng)用生物炭研究進(jìn)展與前景[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 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(dá), 張玉龍. 水稻土硅素肥力的研究現(xiàn)狀與發(fā)展[J]. 土壤通報(bào), 2001, 32(4): 187-192.

[13] 袁金華, 徐仁扣. 生物質(zhì)炭對(duì)酸性土壤改良作用的研究進(jìn)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(jìn), 胡學(xué)玉, 易 卿, 等. 水稻秸稈生物炭對(duì)耕地土壤有機(jī)碳及其CO2釋放的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 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(xué)農(nóng)業(yè)分析方法[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)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(jī)碳及其活性組分沿水文梯度分布特征[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2014, 28(6): 216-221.

[23] 王 純, 王維奇, 林德華, 等.施加鐵爐渣對(duì)福州平原稻田土壤養(yǎng)分動(dòng)態(tài)的影響[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2013, 27(2): 110-114.

[24] 章明奎, Bayou WD, 唐紅娟. 生物質(zhì)炭對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)活性的影響[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2012, 26(2): 127-131.

[25] 柳 敏, 宇萬(wàn)太, 姜子紹, 等. 土壤活性有機(jī)碳[J]. 生態(tài)學(xué)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(duì)調(diào)節(jié)稻田土壤pH和鹽度的有效性分析[J]. 亞熱帶農(nóng)業(yè)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(shù)研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境科學(xué), 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(qū)刺槐林深層土壤有機(jī)碳礦化特征初探[J]. 環(huán)境科學(xué), 2012, 33(11): 3893-3900.

[31] 張 浩, 呂茂奎, 江 軍, 等.侵蝕紅壤區(qū)植被恢復(fù)對(duì)表層與深層土壤有機(jī)碳礦化的影響[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2016, 30(1): 244-249.