生物質(zhì)炭施加對新成水稻土碳組分及其分解的影響

莊 碩，陳鴻洋，張 明，崔 軍,3①，方長明②

(1.復(fù)旦大學(xué)生物多樣性與生態(tài)工程教育部重點實驗室，上海 200438；2.環(huán)境保護部南京環(huán)境科學(xué)研究所生態(tài)保護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實驗室/ 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)定有機化合物為主，比表面積大，吸附性強[1-2]。生物質(zhì)炭中有機碳的難分解性一直受到關(guān)注，在土壤中存留期可達數(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)，如提升土壤有機質(zhì)水平，增強土壤的持水性能和營養(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)炭施加對土壤系統(tǒng)的影響已成為當(dāng)前土壤科學(xué)研究的熱點之一，對此的全面深入了解是未來大規(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)炭對土壤碳穩(wěn)定關(guān)鍵過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質(zhì)水平，并可能提升土壤中原有有機碳(native soil organic carbon，nSOC)，即有機碳中非生物質(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)定有機質(zhì)或一些活性碳組分的損失[9,12]。生物質(zhì)炭對土壤碳過程的影響與生物質(zhì)炭-土壤礦質(zhì)的相互作用有關(guān)，如生物質(zhì)炭可能促進土壤團聚體的形成，從而增強團聚體對nSOC或生物質(zhì)炭本身的包裹[13]，即增加土壤對有機碳的物理保護作用[14]；生物質(zhì)炭可能與土壤礦質(zhì)形成某種形式的有機-無機復(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分子[17]，進而影響nSOC穩(wěn)定性。整體而言，生物質(zhì)炭對土壤碳過程的影響具有較強的不確定性。

欲表征生物質(zhì)炭對土壤碳穩(wěn)定的影響，可以通過物理或化學(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應(yīng)于不同的碳穩(wěn)定機制[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研究土壤有機碳組分的主流方法。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)炭對這些不同土壤碳組分及其分解動態(tài)的影響，以探討生物質(zhì)炭是否促進了土壤碳穩(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。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)場于20世紀60年代由灘涂圍墾形成。選取前哨農(nóng)場典型稻-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 田間試驗設(shè)計及土壤采集

為了區(qū)分生物質(zhì)炭來源的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)分兩者對土壤碳組分及其分解的貢獻。所施加的生物質(zhì)炭購自無錫明燕集團有限公司，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)炭購回后用脫粒機粉碎并過2 mm孔徑篩，用旋耕機使生物質(zhì)炭均勻分布于深度為15 cm的耕層中。田間試驗設(shè)置3個處理(每個處理設(shè)置4個重復(fù)樣方)：(1)對照(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]。

土壤樣品采集時間為生物質(zhì)炭施加后1 a，即1個水稻-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，在每個處理的4個樣方中共設(shè)置12～18個取樣點，但各取樣點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。將來自4～6個取樣點的土壤(分布于1～2個樣方)合并成1個混合樣；以上過程重復(fù)3次，每個處理形成3個混合樣。土樣帶回實驗室后混合均勻，過2 mm孔徑篩，剔除肉眼可見的石礫、植物根系和土壤動物等，取少量土壤測定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)粒徑團聚體；(3)用篩分儀(Analysette 3，F(xiàn)ritsch，德國)將上述過篩后的土-水懸液過20 μm孔徑篩，留在篩上的為20～50 μm粒徑粉粒(c_S)；(4)將上述通過篩分儀的土-水懸液進行高速離心(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)?！啊北硎緹o此項。

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)，直接測定其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CK和BH處理進行。

1.5 土壤有機碳及其同位素組成分析

由于所用土壤含有一定量碳酸鹽，在對土壤組分的有機碳和碳同位素組成進行分析之前，必須預(yù)先去除土壤中的無機碳。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)測定穩(wěn)定性碳同位素組成(δ13C精度：±0.20‰)；土壤有機碳含量由與同位素質(zhì)譜儀偶聯(lián)的元素分析儀測定得到。

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為國際標(biāo)準品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分別為土壤總有機碳、生物質(zhì)炭和nSOC的δ13C，‰；fBC和fnSOC分別為土壤總有機碳中生物質(zhì)炭和nSOC質(zhì)量比例，%。

基于土壤全土或某組分的有機碳含量及其中生物質(zhì)炭的比例，可以計算出其中生物質(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)過程中，某時間段內(nèi)土壤呼吸所產(chǎn)生的CO2量計算方法為

(4)

式(4)中，R為土壤組分CO2產(chǎn)生量，μg·g-1；22.4為標(biāo)準狀態(tài)下氣體摩爾體積，L·mol-1；T為取氣樣時培養(yǎng)瓶內(nèi)絕對溫度，298.15 K；T0為標(biāo)準狀態(tài)下空氣絕對溫度，273.15 K；ΔC為培養(yǎng)瓶內(nèi)CO2質(zhì)量濃度在某時間段內(nèi)增加值，mg·m-3；V為培養(yǎng)瓶內(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)生量隨時間累加而得到。

在土壤碳組分培養(yǎng)過程中，某密閉時間段內(nèi)土壤呼吸的δ13C計算公式為

(5)

式(5)中，δ13C,R為某密閉時間段內(nèi)土壤呼吸的δ13C，‰；δ13C1、δ13C0分別為密閉后、密閉前培養(yǎng)瓶內(nèi)氣體的δ13C，‰；C1、C0分別為密閉后、密閉前培養(yǎng)瓶內(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，各粒級中<20 μm的細粉黏粒組分(μ_S+C)質(zhì)量含量最高(平均為49%)；其后依次為>50～250 μm粒級的微團聚體(μAgg，平均為22%)和20～50 μm粒級的粗粉粒(c_S，平均為23%)；>250～2 000 μm粒級的大團聚體(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土壤組分的分布(F=0.25，P=0.78；圖1)。

mAgg為>250～2 000 μm粒徑團聚體，μAgg為>50～250 μm粒徑團聚體，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聚體(mAgg、μAgg)及< 20 μm粒級(μ_S+C)土壤組分的有機碳含量(圖1)。對于mAgg 和μ_S+C，各處理有機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)；對于μAgg，各處理有機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粒徑團聚體，μAgg為>50～250 μm粒徑團聚體，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。

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

2.3 按密度分離對土壤組分中生物質(zhì)炭含量的影響

為了解各粒級中生物質(zhì)炭與土壤礦質(zhì)結(jié)合的緊密程度，對各粒級土壤組分用NaI重液(密度為1.85 g·cm-3)按密度進行分離，并對分離后的土壤組分的同位素組成和有機碳含量進行分析。結(jié)果(圖3)表明，按密度分離后，大團聚體(mAgg)中生物質(zhì)炭含量降低最明顯，其他各粒級生物質(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，為土壤總有機碳含量的3.8%～4.6%。

對大團聚體和微團聚體按密度分離后的輕組

分(fPOM,團聚體外游離的顆粒有機物)和重組分(HF，即除去fPOM后的剩余部分)進行分析。δ13C的計算結(jié)果(圖4)表明，兩種團聚體組分的生物質(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)于其總有機碳含量的7%～15%。事實上，就全土而言，生物質(zhì)炭主要存在于fPOM中(圖2、圖4)。BL處理兩個粒級團聚體fPOM中生物質(zhì)炭含量合計占全土生物質(zhì)炭總量的82%，BH處理的這一比例為85%。大團聚體中fPOM生物質(zhì)炭含量遠高于微團聚體。

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

mAgg為>250～2 000 μm粒徑團聚體，μAgg為>50～250 μm粒徑團聚體，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，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，兩個粒級團聚體的土壤呼吸高于其他兩個組分，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)。尤其對于mAgg組分，生物質(zhì)炭施加使呼吸累積量增加163%(圖5)；對于μ_S+C和c_S組分，土壤呼吸量僅有微弱增加。與其他3個組分不同的是，微團聚體(μAgg)土壤累積呼吸量在不同處理間并無顯著差異(F=0.07，P>0.05；圖5)。

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

對土壤培養(yǎng)產(chǎn)生的CO2碳同位素組成進行分析。方差分析結(jié)果(表2)表明，CO2的δ13C在CK和BH處理間基本無顯著差異。根據(jù)式(2)～(3)，可以認為筆者研究中土壤CO2均主要來自原有有機碳(nSOC)。僅μAgg組分所產(chǎn)生CO2的δ13C呈現(xiàn)CK(-26.85‰)> BH(-27.42‰)的趨勢。這可能是由于實驗操作或數(shù)據(jù)處理過程中產(chǎn)生的誤差所致，而非生物質(zhì)炭的真實效應(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。總之，以上結(jié)果表明各處理土壤碳組分所產(chǎn)生的CO2基本來自nSOC，生物質(zhì)炭本身分解極其微弱，其對CO2釋放的貢獻可以忽略不計。

2.5 生物質(zhì)炭對土壤組分易氧化碳含量的影響

對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)計量變異來源生物質(zhì)炭處理培養(yǎng)時間交互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粒徑團聚體，μAgg為>50～250 μm粒徑團聚體，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粒徑團聚體，μAgg為>50～250 μm粒徑團聚體，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定其對土壤碳穩(wěn)定的影響狀況。生物質(zhì)炭進入土壤后，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)作為團聚體的黏合劑(binding agent)，促進土壤團聚體的形成而被團聚體所包裹[13]；(3)生物質(zhì)炭顆粒與土壤礦質(zhì)通過靜電力、氫鍵和離子橋等作用力，形成有機-無機復(fù)合體[16]。筆者通過土壤顆粒分組，并結(jié)合對團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這兩個粒級團聚體以外(圖2、圖4)；僅有3%～7%的生物質(zhì)炭與團聚體結(jié)合較為緊密，可能已進入團聚體內(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)形式存在于團聚體外。

筆者研究及HERATH等[18]的結(jié)果與BRODOWSKI等[14]報道的較多黑炭(>20%)積累于土壤團聚體內(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)十年的耕作過程中，而當(dāng)前的生物質(zhì)炭施加試驗大多僅持續(xù)數(shù)年。

值得注意的是，筆者的研究結(jié)果也顯示，在細粉黏粒組分(<20 μm)所含的生物質(zhì)炭中，有52%～75%不能通過按密度分離的方法與土壤礦質(zhì)分開，表明在該粒級中生物質(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)、有機物發(fā)生疏水或親水性的相互作用，形成有機-無機復(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，尚需進一步研究。

3.2 生物質(zhì)炭對新成土發(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)過程中所產(chǎn)生的CO2基本來自非生物質(zhì)炭的部分，即土壤原有有機碳(nSOC)，生物質(zhì)炭本身的分解極其微弱(表2)。這與以往研究所報道的生物質(zhì)炭在土壤中的分解動態(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態(tài)主要反映了nSOC的分解對生物質(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了土壤大團聚體、粗粉粒和細粉黏粒組分的碳分解，尤其是大團聚體粒級的累積呼吸量增加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]。大團聚體中nSOC分解的增加應(yīng)主要來自團聚體外游離的顆粒有機物(fPOM)的分解。這是因為大團聚體重組分的nSOC碳含量并未因生物質(zhì)炭施加而顯著改變；相反，BH處理大團聚體粒級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碳含量減少約13%。生物質(zhì)炭促進土壤游離顆粒有機物分解的機制尚不清楚，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，增強了土壤微生物活性[9]。生物質(zhì)炭的施加還減少了土壤細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)炭可能也促進了該組分中微生物活性及nSOC分解。

3.3 生物質(zhì)炭施加對新成土發(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促進土壤團聚體的形成[13-14]，從而增強土壤碳的穩(wěn)定而產(chǎn)生長期的固碳效應(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聚體的良好黏合劑。一般土壤團聚體的最初形成，是由于有機物分解所釋放的黏性有機分子(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物表面[30-31]。然而，生物質(zhì)炭中97%的有機物極難分解，活性物質(zhì)含量平均僅為3%左右；這部分活性有機物的分解較難產(chǎn)生大量黏附土壤顆粒的位點。部分研究觀測到的生物質(zhì)炭對團聚體形成的促進效應(yīng)可能是過渡性的[13,32]。

雖然生物質(zhì)炭單獨施加可能對土壤團聚體形成的影響有限，生物質(zhì)炭與其他有機物混施對團聚體形成的促進作用卻可能強于有機物單施[27]。未來可通過田間長期定位試驗，比較生物質(zhì)炭單獨施加、生物質(zhì)炭與其他活性有機物(如秸稈、廄肥等)混施對新成土發(fā)育的稻田土中團聚體形成與碳穩(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)不僅未顯著促進土壤團聚體的形成，還導(dǎo)致土壤中原有游離顆粒有機物、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碳的穩(wěn)定性。然而，由于生物質(zhì)炭的施加時間尚短，這一效應(yīng)將在多長時間尺度上持續(xù)仍值得進一步驗證。如ZIMMERMAN等[33]就認為，生物質(zhì)炭在施加后的短期內(nèi)會加速土壤原有有機碳的分解，但在此階段之后，將促進土壤碳的長期穩(wěn)定。盡管如此，在未來如果生物質(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，單獨施加生物質(zhì)炭對土壤碳穩(wěn)定的促進作用不明顯，且可能會加速土壤原有有機碳的分解，至少在短期內(nèi)對其無影響甚至呈負反饋作用。

4 結(jié)論

通過土壤碳分組的方法，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)形式松散附著于團聚體表面；少部分被土壤團聚體所包裹，或與土壤細粉黏粒組分形成某種有機-無機復(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，難以被檢測到，證明生物質(zhì)炭本身具有極強的化學(xué)穩(wěn)定性。然而，生物質(zhì)炭卻在不同程度上促進了土壤各物理組分原有有機碳的分解，導(dǎo)致游離顆粒有機物、易氧化碳等活性碳組分的損失。總之，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)未顯著促進土壤碳穩(wěn)定，反之可能加速其原有有機碳的分解。