莊 碩，陳鴻洋，張 明，崔 軍,3①，方長(zhǎng)明②

(1.復(fù)旦大學(xué)生物多樣性與生態(tài)工程教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200438；2.環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所生態(tài)保護(hù)與氣候變化研究中心，江蘇 南京 210042；3.鹽城師范學(xué)院江蘇省鹽土生物資源研究重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/ 江蘇灘涂生物農(nóng)業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 鹽城 224002)

生物質(zhì)炭是生物質(zhì)在無(wú)氧或缺氧條件下的熱解產(chǎn)物，其化學(xué)組成以芳香烴等結(jié)構(gòu)復(fù)雜的穩(wěn)定有機(jī)化合物為主，比表面積大，吸附性強(qiáng)[1-2]。生物質(zhì)炭中有機(jī)碳的難分解性一直受到關(guān)注，在土壤中存留期可達(dá)數(shù)百至千年尺度[3]。因此，一些學(xué)者提出可將地球上的一般生物質(zhì)轉(zhuǎn)化為生物質(zhì)炭，從而起到固定大氣中CO2、緩解全球氣候變化[4-5]的作用。將生物質(zhì)炭施入土壤，可改善土壤理化性質(zhì)，如提升土壤有機(jī)質(zhì)水平，增強(qiáng)土壤的持水性能和營(yíng)養(yǎng)固持能力，提高作物產(chǎn)量[6-7]。因此，將生物質(zhì)熱解轉(zhuǎn)化為生物質(zhì)炭并用作土壤添加劑，可能具有緩解全球氣候變化、改良土壤的雙重作用。生物質(zhì)炭施加對(duì)土壤系統(tǒng)的影響已成為當(dāng)前土壤科學(xué)研究的熱點(diǎn)之一，對(duì)此的全面深入了解是未來(lái)大規(guī)模應(yīng)用生物質(zhì)炭的前提。

到目前為止，關(guān)于生物質(zhì)炭對(duì)土壤碳穩(wěn)定關(guān)鍵過(guò)程的影響還存在較大的不確定性[5,8-11]，這制約了生物質(zhì)炭的大規(guī)模推廣應(yīng)用。有研究認(rèn)為，生物質(zhì)炭施入土壤后，不僅以其自身的難分解性而迅速地提升土壤有機(jī)質(zhì)水平，并可能提升土壤中原有有機(jī)碳(native soil organic carbon，nSOC)，即有機(jī)碳中非生物質(zhì)炭部分的穩(wěn)定性，從而抑制nSOC分解[5,10]，提高土壤SOC含量。但也有研究提出，施加生物質(zhì)炭減少了土壤中穩(wěn)定有機(jī)質(zhì)或一些活性碳組分的損失[9,12]。生物質(zhì)炭對(duì)土壤碳過(guò)程的影響與生物質(zhì)炭-土壤礦質(zhì)的相互作用有關(guān)，如生物質(zhì)炭可能促進(jìn)土壤團(tuán)聚體的形成，從而增強(qiáng)團(tuán)聚體對(duì)nSOC或生物質(zhì)炭本身的包裹[13]，即增加土壤對(duì)有機(jī)碳的物理保護(hù)作用[14]；生物質(zhì)炭可能與土壤礦質(zhì)形成某種形式的有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體[15-16]；生物質(zhì)炭表面還可能直接吸附土壤腐殖酸等有機(jī)分子[17]，進(jìn)而影響nSOC穩(wěn)定性。整體而言，生物質(zhì)炭對(duì)土壤碳過(guò)程的影響具有較強(qiáng)的不確定性。

欲表征生物質(zhì)炭對(duì)土壤碳穩(wěn)定的影響，可以通過(guò)物理或化學(xué)分組方法，將施加生物質(zhì)炭后的土壤分為不同組分；進(jìn)一步分析nSOC和生物質(zhì)炭在各組分中的分布[7,13-14,18]，還可以研究所獲得的土壤碳組分的分解動(dòng)態(tài)[19]。不同的物理或化學(xué)分組方法獲得的土壤碳組分可能對(duì)應(yīng)于不同的碳穩(wěn)定機(jī)制[20-21]，相比之下，物理分組方法由于破壞性小而成為近些年來(lái)研究土壤有機(jī)碳組分的主流方法。為此，筆者采用土壤物理分組方法，從田間施加生物質(zhì)炭1 a后的水稻土中分離出不同的碳組分，分析生物質(zhì)炭對(duì)這些不同土壤碳組分及其分解動(dòng)態(tài)的影響，以探討生物質(zhì)炭是否促進(jìn)了土壤碳穩(wěn)定。

1 材料與方法

1.1 研究地概況

研究地位于上海市崇明島(31°27′～31°5l′ N，121°09′～121°54′ E)東端的前哨農(nóng)場(chǎng)。崇明島屬北亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，年均溫為15.3 ℃，降水量為1 003.7 mm。前哨農(nóng)場(chǎng)于20世紀(jì)60年代由灘涂圍墾形成。選取前哨農(nóng)場(chǎng)典型稻-麥輪作農(nóng)田，其種植水稻年限已逾40 a。土壤類型為粉砂質(zhì)水稻土。

1.2 田間試驗(yàn)設(shè)計(jì)及土壤采集

為了區(qū)分生物質(zhì)炭來(lái)源的SOC與nSOC，生物質(zhì)炭用C4植物玉米秸稈制備；由此，基于生物質(zhì)炭與土壤nSOC(來(lái)源于C3植物)穩(wěn)定性碳同位素組成的差異，可區(qū)分兩者對(duì)土壤碳組分及其分解的貢獻(xiàn)。所施加的生物質(zhì)炭購(gòu)自無(wú)錫明燕集團(tuán)有限公司，由玉米(C4植物)芯在350～550 ℃條件下用干餾法燒制而成。生物質(zhì)炭購(gòu)回后用脫粒機(jī)粉碎并過(guò)2 mm孔徑篩，用旋耕機(jī)使生物質(zhì)炭均勻分布于深度為15 cm的耕層中。田間試驗(yàn)設(shè)置3個(gè)處理(每個(gè)處理設(shè)置4個(gè)重復(fù)樣方)：(1)對(duì)照(CK)，不施加生物質(zhì)炭；(2)生物質(zhì)炭施加率為40 t·hm-2(BL)；(3)生物質(zhì)炭施加率為100 t·hm-2(BH)。添加試驗(yàn)在2014年6月25日水稻播種前完成。生物質(zhì)炭施加于夏季水稻種植前，而稻田灌溉水及夏季暴雨引起的表面徑流作用，使得生物質(zhì)炭顆?？赡艽嬖诹魇22]。

土壤樣品采集時(shí)間為生物質(zhì)炭施加后1 a，即1個(gè)水稻-小麥輪作周期后。用土壤取樣器(直徑為8 cm，取樣深度為15 cm)取樣，在每個(gè)處理的4個(gè)樣方中共設(shè)置12～18個(gè)取樣點(diǎn)，但各取樣點(diǎn)非均勻分布于各樣方中，這是由于土壤翻耕造成生物質(zhì)炭在田間分布不均，僅在生物質(zhì)炭露出土表較明顯的地方取樣。將來(lái)自4～6個(gè)取樣點(diǎn)的土壤(分布于1～2個(gè)樣方)合并成1個(gè)混合樣；以上過(guò)程重復(fù)3次，每個(gè)處理形成3個(gè)混合樣。土樣帶回實(shí)驗(yàn)室后混合均勻，過(guò)2 mm孔徑篩，剔除肉眼可見的石礫、植物根系和土壤動(dòng)物等，取少量土壤測(cè)定pH、全碳(TC)含量和全氮(TN)含量等理化指標(biāo)；其余土壤貯存于4 ℃ 條件下備用。生物質(zhì)炭處理后的土壤性質(zhì)見表1。

1.3 土壤碳分組流程

所用土壤碳分組程序參考SIX等[23]和STEMMER等[24]的研究。分組流程概述如下：(1)取過(guò)2 mm孔徑篩土壤(田間濕度)50 g，加入去離子水100 mL，低能量(50 J·s-1)超聲振蕩2 min；(2)用濕篩法，將超聲振蕩后的土壤依次過(guò)250和50 μm孔徑篩，留在篩上的土壤分別為>250～2 000 μm(mAgg)和>50～250 μm(μAgg)粒徑團(tuán)聚體；(3)用篩分儀(Analysette 3，F(xiàn)ritsch，德國(guó))將上述過(guò)篩后的土-水懸液過(guò)20 μm孔徑篩，留在篩上的為20～50 μm粒徑粉粒(c_S)；(4)將上述通過(guò)篩分儀的土-水懸液進(jìn)行高速離心(7 500 r·min-1，離心半徑為5.5 cm)，離心所得組分為<20 μm粒徑土壤顆粒(μ_S+C)；(5)取上述各步驟所得土壤組分適量(1～2 g)，加入NaI 重液(1.85 g·cm-3)，輕微搖動(dòng)混勻，離心(2 000 r·min-1，離心半徑為11 cm)5 min；沉淀于管底的為重組分(HF)，浮于液面上的為輕組分(游離的顆粒有機(jī)物，fPOM)。

表1生物質(zhì)炭和土壤的基本理化性質(zhì)及同位素組成

Table1Basicphysio-chemicalpropertiesandisotopiccompositionofsoilandbiochar

供試材料w(粉粒)/%w(黏粒)/%pH值w(全碳)/(g·kg-1)w(全氮)/(g·kg-1)δ13C/‰生物質(zhì)炭——9.63±0.1357.2±0.280.88±0.0313.28±0.32土壤 CK2.17±1.13a82.40±3.49a7.90±0.04a14.61±0.70c1.28±0.03c-26.18±0.11cBL2.65±0.81a83.74±2.12a7.89±0.03a21.28±1.07b1.47±0.01b-24.56±0.13bBH3.01±0.91a84.85±3.53a7.86±0.04a32.58±1.19a1.64±0.01a-20.68±0.15a

CK為不施加生物質(zhì)炭處理，BL為生物質(zhì)炭施加率為40 t·hm-2，BH為生物質(zhì)炭施加率為100 t·hm-2。δ13C為穩(wěn)定性碳同位素豐度。就不同處理土壤而言，同列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同處理間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。“—”表示無(wú)此項(xiàng)。

收集以上所得土壤組分，取部分烘干、稱重，用于土壤碳含量及碳穩(wěn)定同位素分析；剩余土壤在室溫條件下晾至近田間濕度(60%～70%)后，貯存于4 ℃ 條件下備用。

1.4 土壤組分培養(yǎng)

稱取上述分組所得土壤組分(田間濕度)適量(除mAgg組分稱取2 g以外，其余組分皆稱取10 g)，置于150 mL(mAgg)和500 mL(μAgg、c_S、μ_S+C)培養(yǎng)瓶中，用去離子水調(diào)節(jié)至60%最大持水量。用丁基橡膠塞密封培養(yǎng)瓶，瓶塞上插入三通閥，用于在培養(yǎng)過(guò)程中抽取氣體。所有樣品在25 ℃條件下預(yù)培養(yǎng)5 d。

土壤呼吸產(chǎn)生的CO2及穩(wěn)定性碳同位素豐度(δ13C)測(cè)定：在正式培養(yǎng)第1～3、4～7、8～14和15～28 天，將培養(yǎng)瓶密閉，每次密閉開始和結(jié)束時(shí)分別從培養(yǎng)瓶中取15 mL頂空氣體，取氣后立即向培養(yǎng)瓶中注入同樣體積的無(wú)CO2空氣。將所取15 mL氣體樣品注入同位素碳分析儀PICARRO(G220-1,Istapic CO2/CH4，美國(guó))，直接測(cè)定其CO2濃度和δ13C。每次密閉后，將瓶塞打開以通入新鮮空氣，避免造成土壤厭氧環(huán)境。以上培養(yǎng)僅針對(duì)CK和BH處理進(jìn)行。

1.5 土壤有機(jī)碳及其同位素組成分析

由于所用土壤含有一定量碳酸鹽，在對(duì)土壤組分的有機(jī)碳和碳同位素組成進(jìn)行分析之前，必須預(yù)先去除土壤中的無(wú)機(jī)碳。為此，參考RAMNARINE等[25]所用的鹽酸熏蒸法，取0.2 g土壤置于瓷舟中，與約50 mL鹽酸一起放入真空干燥器內(nèi)；用氣泵對(duì)真空干燥器抽真空，使鹽酸沸騰，然后密閉真空干燥器。熏蒸24 h后取出土壤，將土壤轉(zhuǎn)移至濾紙上，用抽濾法充分洗滌，使土壤pH接近中性。所得土壤烘干并研磨，用同位素質(zhì)譜儀(MAT 253，Thermo Finnigan，美國(guó))測(cè)定穩(wěn)定性碳同位素組成(δ13C精度：±0.20‰)；土壤有機(jī)碳含量由與同位素質(zhì)譜儀偶聯(lián)的元素分析儀測(cè)定得到。

1.6 數(shù)據(jù)分析

土壤穩(wěn)定性碳同位素豐度(δ13C，‰)計(jì)算公式為

δ13C,sample=(Rsample/RV-PDB-1)×1 000。

(1)

式(1)中，Rsample為樣品的13C/12C比值；RV-PDB為國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)品V-PDB(Vienna Pee Dee Belemnite standard)的13C/12C比值[26]。

土壤中生物質(zhì)炭和nSOC的質(zhì)量比例計(jì)算公式為

δ13C,TSOC=fBC×δ13C,BC+fnSOC×δ13C,nSOC,

(2)

fBC+fnSOC=1。

(3)

式(2)～(3)中，δ13C,TSOC、δ13C,BC和δ13C,nSOC分別為土壤總有機(jī)碳、生物質(zhì)炭和nSOC的δ13C，‰；fBC和fnSOC分別為土壤總有機(jī)碳中生物質(zhì)炭和nSOC質(zhì)量比例，%。

基于土壤全土或某組分的有機(jī)碳含量及其中生物質(zhì)炭的比例，可以計(jì)算出其中生物質(zhì)炭含量。下文中所有生物質(zhì)炭含量的表示均基于全土而非土壤組分的質(zhì)量。

在土壤碳組分培養(yǎng)過(guò)程中，某時(shí)間段內(nèi)土壤呼吸所產(chǎn)生的CO2量計(jì)算方法為

(4)

式(4)中，R為土壤組分CO2產(chǎn)生量，μg·g-1；22.4為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下氣體摩爾體積，L·mol-1；T為取氣樣時(shí)培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)絕對(duì)溫度，298.15 K；T0為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下空氣絕對(duì)溫度，273.15 K；ΔC為培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)CO2質(zhì)量濃度在某時(shí)間段內(nèi)增加值，mg·m-3；V為培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)空氣體積，L；M為培養(yǎng)土樣的干重，g。土壤組分的呼吸累積量由CO2產(chǎn)生量隨時(shí)間累加而得到。

在土壤碳組分培養(yǎng)過(guò)程中，某密閉時(shí)間段內(nèi)土壤呼吸的δ13C計(jì)算公式為

(5)

式(5)中，δ13C,R為某密閉時(shí)間段內(nèi)土壤呼吸的δ13C，‰；δ13C1、δ13C0分別為密閉后、密閉前培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)氣體的δ13C，‰；C1、C0分別為密閉后、密閉前培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)CO2質(zhì)量濃度，mg·m-3。

采用單因素方差分析方法分析生物質(zhì)炭施加對(duì)土壤理化性質(zhì)、不同組分碳含量及同位素組成以及土壤呼吸及同位素組成的影響。所有統(tǒng)計(jì)分析均用SPSS 19.0軟件完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤組分分布及碳含量

土壤物理分組結(jié)果顯示，各粒級(jí)中<20 μm的細(xì)粉黏粒組分(μ_S+C)質(zhì)量含量最高(平均為49%)；其后依次為>50～250 μm粒級(jí)的微團(tuán)聚體(μAgg，平均為22%)和20～50 μm粒級(jí)的粗粉粒(c_S，平均為23%)；>250～2 000 μm粒級(jí)的大團(tuán)聚體(mAgg)質(zhì)量含量最低，平均僅為6%。生物質(zhì)炭的施加未顯著改變各粒級(jí)土壤組分的分布(F=0.25，P=0.78；圖1)。

mAgg為>250～2 000 μm粒徑團(tuán)聚體，μAgg為>50～250 μm粒徑團(tuán)聚體，c_S為20～50 μm粒徑粗粉粒，μ_S+C為<20 μm粒徑土壤顆粒。

然而，生物質(zhì)炭的施加顯著增加了土壤團(tuán)聚體(mAgg、μAgg)及< 20 μm粒級(jí)(μ_S+C)土壤組分的有機(jī)碳含量(圖1)。對(duì)于mAgg 和μ_S+C，各處理有機(jī)碳含量由高到低依次為BH、BL和CK(mAgg：F=50.01，P<0.01；μ_S+C：F=12.85，P<0.05)；對(duì)于μAgg，各處理有機(jī)碳含量由高到低依次為BH>BL≈CK(F=17.79，P<0.01)。

2.2 土壤不同組分中生物質(zhì)炭含量

土壤不同組分的δ13C及生物質(zhì)炭含量見圖2。

mAgg為>250～2 000 μm粒徑團(tuán)聚體，μAgg為>50～250 μm粒徑團(tuán)聚體，c_S為20～50 μm粒徑粗粉粒，μ_S+C為<20 μm粒徑土壤顆粒。

對(duì)土壤各組分的穩(wěn)定性碳同位素分析表明，生物質(zhì)炭的施加顯著改變了各碳組分的δ13C，且各處理所有組分中δ13C由大到小依次均為BH、BL和CK(F=120.47，P<0.01；圖2)，即生物質(zhì)炭的施加使所有組分更易于富集13C。

基于同位素及有機(jī)碳分析的計(jì)算結(jié)果(圖2)顯示，生物質(zhì)炭含量以土壤大團(tuán)聚體(mAgg)為最高，其中BL、BH處理該粒級(jí)生物質(zhì)炭平均含量分別為3.9和15.5 g·kg-1，分別占該粒級(jí)總有機(jī)碳含量的55%和90%；微團(tuán)聚體與細(xì)粉黏粒組分中生物質(zhì)炭含量?jī)H次于mAgg；生物質(zhì)炭含量以c_S組分(20～50 μm)為最低。各粒級(jí)土壤組分中，生物質(zhì)炭含量均隨施加率的增加而增加。

2.3 按密度分離對(duì)土壤組分中生物質(zhì)炭含量的影響

為了解各粒級(jí)中生物質(zhì)炭與土壤礦質(zhì)結(jié)合的緊密程度，對(duì)各粒級(jí)土壤組分用NaI重液(密度為1.85 g·cm-3)按密度進(jìn)行分離，并對(duì)分離后的土壤組分的同位素組成和有機(jī)碳含量進(jìn)行分析。結(jié)果(圖3)表明，按密度分離后，大團(tuán)聚體(mAgg)中生物質(zhì)炭含量降低最明顯，其他各粒級(jí)生物質(zhì)炭含量也有不同程度的下降。在mAgg、μAgg和c_S這3個(gè)組分中，按密度分離后的生物質(zhì)炭含量相當(dāng)于分離前的4%、21%和35%。

按密度分離使得細(xì)粉黏粒組分(μ_S+C)生物質(zhì)炭含量降低幅度最小，僅為25%～48%。按密度分離后，mAgg、μAgg和c_S組分中生物質(zhì)炭的碳含量均低于土壤總有機(jī)碳含量的2%；μ_S+C組分中生物質(zhì)炭的碳含量最高，為土壤總有機(jī)碳含量的3.8%～4.6%。

對(duì)大團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體按密度分離后的輕組

分(fPOM,團(tuán)聚體外游離的顆粒有機(jī)物)和重組分(HF，即除去fPOM后的剩余部分)進(jìn)行分析。δ13C的計(jì)算結(jié)果(圖4)表明，兩種團(tuán)聚體組分的生物質(zhì)炭均主要分布于fPOM中(占fPOM碳含量的65%～93%)，且fPOM中生物質(zhì)炭含量隨施加率的增加而增加。HF中生物質(zhì)炭含量極低，僅相當(dāng)于其總有機(jī)碳含量的7%～15%。事實(shí)上，就全土而言，生物質(zhì)炭主要存在于fPOM中(圖2、圖4)。BL處理兩個(gè)粒級(jí)團(tuán)聚體fPOM中生物質(zhì)炭含量合計(jì)占全土生物質(zhì)炭總量的82%，BH處理的這一比例為85%。大團(tuán)聚體中fPOM生物質(zhì)炭含量遠(yuǎn)高于微團(tuán)聚體。

由圖4可知，生物質(zhì)炭施加有降低大團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體fPOM中nSOC含量的趨勢(shì)。這對(duì)于大團(tuán)聚體尤其明顯，BH處理該組分fPOM中nSOC含量為0.9～1.1 g·kg-1，明顯低于對(duì)照土壤nSOC(1.6～3.7 g·kg-1)。然而，對(duì)于HF而言，生物質(zhì)炭施加對(duì)nSOC含量的影響趨勢(shì)不明顯。

mAgg為>250～2 000 μm粒徑團(tuán)聚體，μAgg為>50～250 μm粒徑團(tuán)聚體，c_S為20～50 μm粒徑粗粉粒，μ_S+C為<20 μm粒徑土壤顆粒；BL和BH分別指生物質(zhì)炭施加率為40和100 t·hm-2。

CK為不施加生物質(zhì)炭，BL和BH分別指生物質(zhì)炭施加率為40和100 t·hm-2。

2.4 土壤不同組分的分解動(dòng)態(tài)

圖5顯示，土壤呼吸在各組分間有顯著差異。培養(yǎng)28 d時(shí)，CK處理各碳組分土壤呼吸累積量由大到小依次為μAgg>mAgg≈μ_S+C≈c_S(F=15.89，P<0.01)，BH處理各碳組分土壤呼吸累積量由大到小依次為mAgg>μAgg>μ_S+C≈c_S(F=32.22，P<0.01)?？梢?，總體而言，兩個(gè)粒級(jí)團(tuán)聚體的土壤呼吸高于其他兩個(gè)組分，20～50 μm碳組分平均呼吸累積量在所有碳組分中為最低。

生物質(zhì)炭的施加顯著增加了各碳組分的土壤呼吸累積量(F=22.84，P<0.01)。尤其對(duì)于mAgg組分，生物質(zhì)炭施加使呼吸累積量增加163%(圖5)；對(duì)于μ_S+C和c_S組分，土壤呼吸量?jī)H有微弱增加。與其他3個(gè)組分不同的是，微團(tuán)聚體(μAgg)土壤累積呼吸量在不同處理間并無(wú)顯著差異(F=0.07，P>0.05；圖5)。

mAgg為>250～2 000 μm粒徑團(tuán)聚體，μAgg為>50～250 μm粒徑團(tuán)聚體，c_S為20～50 μm粒徑粗粉粒，μ_S+C為<20 μm粒徑土壤顆粒。

對(duì)土壤培養(yǎng)產(chǎn)生的CO2碳同位素組成進(jìn)行分析。方差分析結(jié)果(表2)表明，CO2的δ13C在CK和BH處理間基本無(wú)顯著差異。根據(jù)式(2)～(3)，可以認(rèn)為筆者研究中土壤CO2均主要來(lái)自原有有機(jī)碳(nSOC)。僅μAgg組分所產(chǎn)生CO2的δ13C呈現(xiàn)CK(-26.85‰)> BH(-27.42‰)的趨勢(shì)。這可能是由于實(shí)驗(yàn)操作或數(shù)據(jù)處理過(guò)程中產(chǎn)生的誤差所致，而非生物質(zhì)炭的真實(shí)效應(yīng)。由于生物質(zhì)炭本身的δ13C高于nSOC，生物質(zhì)炭如存在較強(qiáng)的分解，理論上應(yīng)使施加生物質(zhì)炭后的土壤更易于富集13C?？傊?，以上結(jié)果表明各處理土壤碳組分所產(chǎn)生的CO2基本來(lái)自nSOC，生物質(zhì)炭本身分解極其微弱，其對(duì)CO2釋放的貢獻(xiàn)可以忽略不計(jì)。

2.5 生物質(zhì)炭對(duì)土壤組分易氧化碳含量的影響

對(duì)土壤各組分短期培養(yǎng)后的KMnO4-易氧化碳含量的分析表明，土壤組分間易氧化碳含量差異顯著，呈mAgg >μ_S+C≈μAgg>c_S的順序(表3)。生物質(zhì)炭對(duì)mAgg、μAgg和 c_S組分易氧化碳含量的影響均不顯著，但卻顯著降低μ_S+C組分易氧化碳含量(F=7.73，P<0.05)。

表2土壤培養(yǎng)過(guò)程中CO2碳同位素組成的雙因素方差分析

Table2Two-wayANOVAofδ13Cofdifferentsoilfractionsduringincubation

土壤組分統(tǒng)計(jì)量變異來(lái)源生物質(zhì)炭處理培養(yǎng)時(shí)間交互mAggF1.29135.9261.058P0.273***0.394μAggF5.25593.6400.161P****0.921c_SF2.505154.6750.381P0.133***0.768μ_S+CF0.346608.0491.400P0.565***0.279

mAgg為>250～2 000 μm粒徑團(tuán)聚體，μAgg為>50～250 μm粒徑團(tuán)聚體，c_S為20～50 μm粒徑粗粉粒，μ_S+C為<20 μm粒徑土壤顆粒。*表示P<0.05，***表示P<0.001。

表32種處理土壤不同組分易氧化碳含量

Table3ContentsofKMnO4-oxidizablecarbonofsoilfractionsunderCKandBHtreatments

處理不同組分KMnO4-易氧化碳含量/ (mg·g-1)mAggμAggc_Sμ_S+CCK1.11±0.09a0.58±0.02a0.16±0.01a0.79±0.04aBH1.11±0.19a0.63±0.03a0.20±0.01a0.40±0.08b

mAgg為>250～2 000 μm粒徑團(tuán)聚體，μAgg為>50～250 μm粒徑團(tuán)聚體，c_S為20～50 μm粒徑粗粉粒，μ_S+C為<20 μm粒徑土壤顆粒，CK為不施加生物質(zhì)炭處理，BH為生物質(zhì)炭施加率為100 t·hm-2。

3 討論

3.1 生物質(zhì)炭與新成土發(fā)育的稻田土壤礦質(zhì)的結(jié)合形式

生物質(zhì)炭與土壤礦質(zhì)的結(jié)合形式?jīng)Q定其對(duì)土壤碳穩(wěn)定的影響狀況。生物質(zhì)炭進(jìn)入土壤后，可能的存在形式包括：(1)以游離生物質(zhì)炭顆粒形式存在[18,27]；(2)作為團(tuán)聚體的黏合劑(binding agent)，促進(jìn)土壤團(tuán)聚體的形成而被團(tuán)聚體所包裹[13]；(3)生物質(zhì)炭顆粒與土壤礦質(zhì)通過(guò)靜電力、氫鍵和離子橋等作用力，形成有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體[16]。筆者通過(guò)土壤顆粒分組，并結(jié)合對(duì)團(tuán)聚體組分的按密度分離方法得到的結(jié)果表明，生物質(zhì)炭施入新成土發(fā)育的稻田土1 a后，大部分(76%～90%)以游離顆粒碳形式附著于>250～2 000和>50～250 μm這兩個(gè)粒級(jí)團(tuán)聚體以外(圖2、圖4)；僅有3%～7%的生物質(zhì)炭與團(tuán)聚體結(jié)合較為緊密，可能已進(jìn)入團(tuán)聚體內(nèi)。這與HERATH等[18]的研究結(jié)果一致，他們基于同位素分析，同樣發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭施加295 d后，77%～94%的生物質(zhì)炭以游離顆粒態(tài)形式存在于團(tuán)聚體外。

筆者研究及HERATH等[18]的結(jié)果與BRODOWSKI等[14]報(bào)道的較多黑炭(>20%)積累于土壤團(tuán)聚體內(nèi)的現(xiàn)象不同，這可能是由于BRODOWSKI等[14]觀察到的現(xiàn)象發(fā)生于數(shù)十年的耕作過(guò)程中，而當(dāng)前的生物質(zhì)炭施加試驗(yàn)大多僅持續(xù)數(shù)年。

值得注意的是，筆者的研究結(jié)果也顯示，在細(xì)粉黏粒組分(<20 μm)所含的生物質(zhì)炭中，有52%～75%不能通過(guò)按密度分離的方法與土壤礦質(zhì)分開，表明在該粒級(jí)中生物質(zhì)炭與土壤礦質(zhì)的結(jié)合較為緊密。生物質(zhì)炭可能與土壤礦質(zhì)、有機(jī)物發(fā)生疏水或親水性的相互作用，形成有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體[16]。如GLASER等[15]用掃描電鏡觀察發(fā)現(xiàn)，黑炭可嵌入鐵、鋁氧化物形成的結(jié)核中。筆者研究中是否形成了生物質(zhì)炭-礦質(zhì)復(fù)合體，尚需進(jìn)一步研究。

3.2 生物質(zhì)炭對(duì)新成土發(fā)育的稻田土壤碳組分分解的影響

13C同位素分析表明，土壤組分培養(yǎng)過(guò)程中所產(chǎn)生的CO2基本來(lái)自非生物質(zhì)炭的部分，即土壤原有有機(jī)碳(nSOC)，生物質(zhì)炭本身的分解極其微弱(表2)。這與以往研究所報(bào)道的生物質(zhì)炭在土壤中的分解動(dòng)態(tài)是一致的。如LUO等[28]發(fā)現(xiàn)，將C4植物材料制備的生物質(zhì)炭添加入土壤(C3)后培養(yǎng)，1個(gè)月后生物質(zhì)炭本身的分解速率已經(jīng)很低。KUZYAKOV等[3]及筆者所在課題組將14C標(biāo)記的生物質(zhì)炭與土壤混合培養(yǎng)，同樣發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭的分解最遲在3個(gè)月后已經(jīng)變得極其微弱[29]。筆者所培養(yǎng)的土壤中，生物質(zhì)炭已經(jīng)施入水稻土1 a，其自身的分解微弱是可以預(yù)料的。

因此，筆者研究中不同處理各碳組分的分解動(dòng)態(tài)主要反映了nSOC的分解對(duì)生物質(zhì)炭施加的響應(yīng)。筆者發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭的施加不同程度地促進(jìn)了土壤大團(tuán)聚體、粗粉粒和細(xì)粉黏粒組分的碳分解，尤其是大團(tuán)聚體粒級(jí)的累積呼吸量增加163%(圖5)。這一結(jié)果表明生物質(zhì)炭促進(jìn)了nSOC的分解，即引起土壤碳分解的正激發(fā)效應(yīng)[10-11]。大團(tuán)聚體中nSOC分解的增加應(yīng)主要來(lái)自團(tuán)聚體外游離的顆粒有機(jī)物(fPOM)的分解。這是因?yàn)榇髨F(tuán)聚體重組分的nSOC碳含量并未因生物質(zhì)炭施加而顯著改變；相反，BH處理大團(tuán)聚體粒級(jí)fPOM組分中nSOC含量顯著低于未施加生物質(zhì)炭的土壤(圖4)。SINGH等[9]在瑞士某溫帶森林土壤中也發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭施加使土壤中游離顆粒有機(jī)碳含量減少約13%。生物質(zhì)炭促進(jìn)土壤游離顆粒有機(jī)物分解的機(jī)制尚不清楚，可能是由于生物質(zhì)炭為土壤微生物提供了更多適宜空間，增強(qiáng)了土壤微生物活性[9]。生物質(zhì)炭的施加還減少了土壤細(xì)粉黏粒組分中易氧化碳含量(表3)，這與該組分CO2累積產(chǎn)生量的增加是一致的，表明生物質(zhì)炭可能也促進(jìn)了該組分中微生物活性及nSOC分解。

3.3 生物質(zhì)炭施加對(duì)新成土發(fā)育的稻田土壤碳穩(wěn)定的短期效應(yīng)

以往研究曾提出，生物質(zhì)炭或其他形式的黑炭可通過(guò)促進(jìn)土壤團(tuán)聚體的形成[13-14]，從而增強(qiáng)土壤碳的穩(wěn)定而產(chǎn)生長(zhǎng)期的固碳效應(yīng)[5]。然而，筆者研究表明至少在新成土發(fā)育的稻田土中施加1 a后，生物質(zhì)炭未顯著影響土壤團(tuán)聚體的形成。其他研究也有類似發(fā)現(xiàn)[18,27]。這些研究結(jié)果，一方面可能與生物質(zhì)炭的施加時(shí)間較短(一般僅數(shù)年)有關(guān)，更重要的，可能是由于生物質(zhì)炭本身并非是形成團(tuán)聚體的良好黏合劑。一般土壤團(tuán)聚體的最初形成，是由于有機(jī)物分解所釋放的黏性有機(jī)分子(如多糖或其他次生代謝物)、根系分泌物的黏附作用或菌絲纏繞等，使土壤顆粒包裹于有機(jī)物表面[30-31]。然而，生物質(zhì)炭中97%的有機(jī)物極難分解，活性物質(zhì)含量平均僅為3%左右；這部分活性有機(jī)物的分解較難產(chǎn)生大量黏附土壤顆粒的位點(diǎn)。部分研究觀測(cè)到的生物質(zhì)炭對(duì)團(tuán)聚體形成的促進(jìn)效應(yīng)可能是過(guò)渡性的[13,32]。

雖然生物質(zhì)炭單獨(dú)施加可能對(duì)土壤團(tuán)聚體形成的影響有限，生物質(zhì)炭與其他有機(jī)物混施對(duì)團(tuán)聚體形成的促進(jìn)作用卻可能強(qiáng)于有機(jī)物單施[27]。未來(lái)可通過(guò)田間長(zhǎng)期定位試驗(yàn)，比較生物質(zhì)炭單獨(dú)施加、生物質(zhì)炭與其他活性有機(jī)物(如秸稈、廄肥等)混施對(duì)新成土發(fā)育的稻田土中團(tuán)聚體形成與碳穩(wěn)定的效果。

筆者研究結(jié)果還顯示，生物質(zhì)炭的施加短期內(nèi)不僅未顯著促進(jìn)土壤團(tuán)聚體的形成，還導(dǎo)致土壤中原有游離顆粒有機(jī)物、易氧化碳等活性碳組分的損失。因此，總體而言，筆者研究中生物質(zhì)炭的施加降低了土壤原有有機(jī)碳的穩(wěn)定性。然而，由于生物質(zhì)炭的施加時(shí)間尚短，這一效應(yīng)將在多長(zhǎng)時(shí)間尺度上持續(xù)仍值得進(jìn)一步驗(yàn)證。如ZIMMERMAN等[33]就認(rèn)為，生物質(zhì)炭在施加后的短期內(nèi)會(huì)加速土壤原有有機(jī)碳的分解，但在此階段之后，將促進(jìn)土壤碳的長(zhǎng)期穩(wěn)定。盡管如此，在未來(lái)如果生物質(zhì)炭在農(nóng)業(yè)中的應(yīng)用常規(guī)化，其頻繁施加對(duì)土壤碳分解的短期正激發(fā)效應(yīng)仍不容忽視。綜上所述，筆者研究結(jié)果證實(shí)，單獨(dú)施加生物質(zhì)炭對(duì)土壤碳穩(wěn)定的促進(jìn)作用不明顯，且可能會(huì)加速土壤原有有機(jī)碳的分解，至少在短期內(nèi)對(duì)其無(wú)影響甚至呈負(fù)反饋?zhàn)饔谩?/p>

4 結(jié)論

通過(guò)土壤碳分組的方法，結(jié)合穩(wěn)定性碳同位素示蹤技術(shù)，揭示了生物質(zhì)炭在田間施加1 a后，生物質(zhì)炭顆粒主要以游離態(tài)形式松散附著于團(tuán)聚體表面；少部分被土壤團(tuán)聚體所包裹，或與土壤細(xì)粉黏粒組分形成某種有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體。在田間施加1 a后，生物質(zhì)炭的自身分解已經(jīng)極其微弱，難以被檢測(cè)到，證明生物質(zhì)炭本身具有極強(qiáng)的化學(xué)穩(wěn)定性。然而，生物質(zhì)炭卻在不同程度上促進(jìn)了土壤各物理組分原有有機(jī)碳的分解，導(dǎo)致游離顆粒有機(jī)物、易氧化碳等活性碳組分的損失?？傊?，筆者研究表明在新成土發(fā)育的稻田土中施加生物質(zhì)炭，短期內(nèi)未顯著促進(jìn)土壤碳穩(wěn)定，反之可能加速其原有有機(jī)碳的分解。