生物質(zhì)炭施用對不同深度稻田土壤有機碳礦化的影響

王佳盟，劉偉，劉志偉，劉秀霞，吳秀蘭，卞榮軍，鄭聚鋒*，李戀卿，潘根興

（1.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)業(yè)資源與生態(tài)環(huán)境研究所，南京210095；2.江蘇省有機固體廢棄物資源化協(xié)同創(chuàng)新中心，南京210095）

由于大氣CO2濃度升高而引起的全球變暖已受到世界各國政府和科學(xué)家的廣泛關(guān)注。據(jù)估計，全球土壤（＜1 m）有機碳庫儲量約1 550 Pg，是大氣碳庫的2倍，陸地植被碳庫的2.5倍[1-2]。作為陸地生態(tài)系統(tǒng)最活躍的碳庫，由于土壤有機碳儲量巨大，其微小變化都可能對大氣CO2濃度產(chǎn)生重大影響。土壤有機碳礦化是土壤向大氣碳輸入的重要而活躍的途徑，并對外界環(huán)境變化的響應(yīng)極為敏感[3-4]。土壤性質(zhì)、農(nóng)業(yè)管理措施、土地利用方式與環(huán)境條件等因素均顯著影響土壤有機碳轉(zhuǎn)化過程，進而影響土壤有機碳庫的動態(tài)[5-8]。但目前這些研究主要集中在土壤表層。近年來的研究發(fā)現(xiàn)，表層（＜0.3 m）土壤有機碳儲量約占3 m深土壤有機碳庫儲量的33%，超過77%的有機碳儲存在30 cm以下的深層土壤中[1]。作為陸地碳循環(huán)的關(guān)鍵組成部分[9]，深層土壤有機碳的動態(tài)不可避免地受到人類活動的影響[10]。因此，要準確評估土壤有機碳在區(qū)域和全球碳循環(huán)所起的作用，需要清楚地了解深層土壤碳庫的變化[11]。

生物質(zhì)炭是生物質(zhì)在無氧或者部分缺氧的情況下高溫?zé)峤馓炕纬傻母叨确枷慊袡C物質(zhì)，具有碳含量豐富、穩(wěn)定性高的特點，以及減少土壤溫室氣體排放的作用，其土壤應(yīng)用被認為是土壤固碳的一個重要選擇途徑[12-14]。目前，已有眾多文獻研究了生物質(zhì)炭施用對土壤有機碳動態(tài)的影響，如Zhang等[15]報道在麥-玉輪作系統(tǒng)中施用生物質(zhì)炭可以顯著增加表層土壤有機碳和水溶性有機碳（DOC）等組分含量；Liu等[16]對施用生物質(zhì)炭的土壤滲濾液測定表明，自然降雨期間，生物質(zhì)炭不僅可以增加表層土壤DOC含量，同時還促進DOC向深層土壤遷移；付琳琳等[17]在稻田施用玉米秸稈炭3 a后發(fā)現(xiàn)易氧化態(tài)有機碳等活性有機碳組分在土壤中的分配比例顯著降低。除此以外，生物質(zhì)炭施用還能夠改變微生物的活性和多樣性，從而影響土壤有機碳的穩(wěn)定性[18-19]。上述研究表明生物質(zhì)炭施用可以改變土壤有機碳組分和移動性，并可能影響深層土壤有機碳動態(tài)。然而，目前這些研究還相對不足。因此，本研究選擇太湖地區(qū)施用生物質(zhì)炭2 a后的水稻土為對象，采集不同深度的土壤研究有機碳礦化特征，以揭示生物質(zhì)炭施用對深層土壤有機碳穩(wěn)定性的影響。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況與試驗設(shè)計

田間試驗開始于2016年5月，地點位于江蘇省宜興市徐舍鎮(zhèn)宜豐村（31°41′N，119°73′E）。該地屬于亞熱帶季風(fēng)氣候，年均溫為15.7℃，年均降水量為1 246.3 mm，土壤類型是由太湖地區(qū)第四紀湖積物發(fā)育的典型脫潛型水稻土-烏泥土，種植制度為稻-麥輪作。供試水稻土的基本理化性質(zhì)為：全氮含量1.87 g·kg-1，容重1.32 g·cm-3，速效磷19.53 mg·kg-1，速效鉀129.77 mg·kg-1，pH 5.70。

田間試驗設(shè)置兩個處理，未施生物質(zhì)炭處理（CK）和生物質(zhì)炭處理（BC），小區(qū)面積為30 m2（5 m×6 m），每個處理設(shè)3次重復(fù)，完全隨機區(qū)組設(shè)計。施用的玉米秸稈生物質(zhì)炭在450℃下限氧燒制，于2016年5月水稻種植前按15 t·hm-2的用量一次性均勻施入土壤表層，通過機械翻耕使其與土壤均勻混合，研究所用生物質(zhì)炭的基本理化性質(zhì)為：有機碳含量為413.00 g·kg-1，全氮為7.97 g·kg-1，碳氮比為51.82，速效磷為2.36 mg·kg-1，pH為8.79。

1.2 土壤樣品采集與處理

土壤樣品于2018年5月在小麥收獲后采集。在每個小區(qū)內(nèi)按照5點法使用不銹鋼取樣器采集土壤樣品，采樣深度為80 cm，每間隔10 cm為一個采樣層次，共采集7個層次。將所選取的5個采樣點對應(yīng)層次的土樣充分混合，并嚴格挑除植物殘體與石塊；待樣品自然風(fēng)干后均分為兩部分：一部分用于土壤性質(zhì)的測定，另一部分用于室內(nèi)礦化培養(yǎng)試驗。

1.3 室內(nèi)礦化試驗

土壤有機碳礦化試驗采用室內(nèi)恒溫恒濕好氣培養(yǎng)法[20]。具體方法如下：稱取60 g過2 mm篩的風(fēng)干土置于500 mL廣口培養(yǎng)瓶中，然后準確加入一定量去離子水，調(diào)節(jié)土壤含水量至田間最大持水量的60%；將培養(yǎng)瓶口用瓶蓋密封，并在瓶蓋上插兩根長度分別為16 cm和7 cm的橡膠管；接著，在橡膠管上方套一個三通閥用作氣體樣品采集。將培養(yǎng)瓶置于25℃恒溫培養(yǎng)箱培養(yǎng)50 d，期間采用稱質(zhì)量法定期補充水分以維持土壤水分濕度。在整個試驗培養(yǎng)期間，每次氣體采集之前，先向培養(yǎng)瓶中充入標準空氣5 min以排除瓶內(nèi)原有氣體，再將培養(yǎng)瓶放入培養(yǎng)箱培養(yǎng)6 h，然后用帶有三通閥的注射器采集氣體樣品，注入真空瓶，采集頻率按既定的時間表進行。氣體樣品采用Agilent 7890 A氣相色譜儀測定。每個處理設(shè)置3個重復(fù)，同時以不添加土壤的培養(yǎng)瓶作為空白試驗。待培養(yǎng)試驗結(jié)束后，破壞性取樣測定土壤微生物量碳（MBC）。

1.4 土壤、生物質(zhì)炭性質(zhì)及微生物生物量碳測定

土壤和生物質(zhì)炭的有機碳和全氮含量使用CNS元素分析儀（German Elementar Company，2003）測定，pH和速效磷含量測定參照魯如坤[21]的方法。土壤微生物生物量碳（MBC）采用氯仿熏蒸-K2SO4提取方法[22]。簡要過程如下：稱取兩份25 g土壤樣品，一份不作熏蒸處理；另一份放入干燥器中，然后將其置于陰暗處用無醇氯仿熏蒸24 h。待熏蒸結(jié)束后，將熏蒸和未熏蒸的土壤樣品全部轉(zhuǎn)移到塑料瓶中，加入50 mL 0.5 mol·L-1K2SO4溶液，在振蕩機上振蕩30 min（25℃），過濾；濾液采用TOC（Jena Multi N/C 2100）測定。微生物生物量碳的換算系數(shù)為0.45。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

式中：F為CO2排放速率，mg·kg-1·h-1；ρ為標準狀況下CO2的密度，1.98 kg·m-3；V為培養(yǎng)瓶內(nèi)氣體體積，L；m為土壤質(zhì)量，kg；c1為密封時的氣體濃度，c2為采樣時氣體濃度，mg·kg-1；t1為密封時的時間，t2為采樣時的時間；T為培養(yǎng)溫度，℃；α為CO2氣體換算到C的轉(zhuǎn)化因子，12/44。

土壤代謝熵計算公式為[23]：

式中：qCO2為土壤代謝熵；CCO2為CO2-C排放量，mg·kg-1；Cmic為微生物生物量碳的含量，mg·kg-1。

應(yīng)用一級動力學(xué)方程對不同培養(yǎng)條件下土壤有機碳的礦化量進行擬合[24]：

式中：Ct為培養(yǎng)時間t（d）時的累積礦化量，mg C·kg-1；C0為土壤有機碳的潛在礦化量，mg C·kg-1；k為土壤有機碳的礦化速率常數(shù)，d-1；t為培養(yǎng)時間，d。

試驗所得數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2016處理，數(shù)據(jù)的方差分析及多重比較采用SPSS24.0和JMP 13.0軟件進行，采用Oringin 9.0軟件進行圖表繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理下土壤有機碳含量的剖面分布

從不同處理有機碳的剖面分布來看（表1），土壤0～40 cm內(nèi)土壤有機碳含量迅速降低，不同層次間土壤有機碳含量存在顯著差異；而40 cm以下各層次之間無顯著差異。從處理間的對比來看，在0～10 cm土層，施用生物質(zhì)炭處理的土壤有機碳含量顯著增加了15.8%，而在10～80 cm的土層中，不同處理間有機碳含量并無顯著差異。

表1不同處理下土壤有機碳含量剖面分布Table 1 Soil organic carbon content in soil profile under different treatments

2.2 不同深度土壤有機碳礦化動態(tài)

不同處理下不同深度土壤的CO2排放動態(tài)的趨勢基本一致（圖1）?？傮w而言，各處理不同深度的土壤在整個培養(yǎng)期的CO2排放速率變化大體可分為3個階段：在0～7 d土壤CO2排放速率處于迅速下降階段，而后在8～22 d緩慢降低，在23～50 d CO2排放速率基本達到穩(wěn)定狀態(tài)。從不同深度對比來看，CK和BC處理的土壤CO2排放速率均隨土壤深度的增加而逐漸降低。

從不同處理間的礦化量來看（圖2A），與CK處理相比，BC處理顯著降低了0～40 cm各層土壤有機碳的總礦化量，0～10、10～20、20～30 cm和30～40 cm土層有機碳礦化量降幅分別為23.9%、37.8%、25.9%和22.5%；而在40～80 cm深度范圍內(nèi)，兩處理間各土層有機碳礦化量無顯著差異。相似地，從有機碳的礦化率來看（圖2B），不同處理間的變化均與土壤有機碳產(chǎn)生速率的變化趨勢基本相同，即隨深度增加而降低；與CK處理相比，BC處理中0～10、10～20、20～30 cm和30～40 cm分別降低了32.7%、39.3%、27.3%和17.2%，而在40～80 cm，兩處理間無顯著差異。

圖1不同處理下不同深度土壤CO2釋放動態(tài)Figure 1 Dynamics of soil CO2 production at different depths under different treatments

圖2不同處理下不同深度土壤有機碳總礦化量和礦化率Figure 2 Total amounts and rates of soil organic carbon mineralization at different depths under different treatments

由表2可見，在50 d的培養(yǎng)期內(nèi)，一級動力學(xué)方程能夠較好地模擬土壤有機碳的礦化動態(tài)。總體來看，不同深度和不同處理的土壤有機碳潛在礦化量（C0）均存在明顯差異，變化范圍為147.04～868.18 mg·kg-1，這表明可礦化碳潛力隨深度的增加而降低，相應(yīng)地，有機碳礦化速率常數(shù)（k）在深度上表現(xiàn)了與之相似的變化趨勢，即隨深度增加而降低，其范圍在0.02～0.09 d-1。從不同處理間對比來看，BC處理的C0在0～40 cm深度內(nèi)顯著低于CK，具體來說，在0～10、10～20、20～30 cm和30～40 cm土壤層次的可礦化潛力分別顯著降低23.74%、37.57%、37.62%和15.95%，而在40～80 cm深

表2土壤有機碳礦化方程的一級動力學(xué)參數(shù)

Table 2 First-order kinetic parameters of soil organic carbon mineralization equation度范圍內(nèi)兩處理之間無顯著差異。

深度Depth/cm 0～10 10～20 20～30 30～40 40～50 50～60 60～80 CK C0/（mg·kg-1）868.18±25.50Aa 700.72±24.04Ab 483.43±23.77Ac 289.13±12.02Ad 218.35±6.91Ae 175.09±4.85Af 147.04±11.19Af k/d-1 0.09 0.06 0.03 0.05 0.05 0.04 0.02 R2 0.95 0.97 0.99 0.97 0.98 0.99 0.99 BC C0/（mg·kg-1）662.05±23.99Ba 437.46±13.61Bb 301.55±13.92Bc 243.00±8.24Bd 227.66±8.75Ade 171.61±8.55Af 151.43±5.42Af k/d-1 0.08 0.06 0.03 0.04 0.04 0.04 0.05 R2 0.94 0.98 0.99 0.99 0.99 0.98 0.99

2.3 不同處理下不同深度土壤微生物生物量碳和代謝熵的變化

由表3可知，施用生物質(zhì)炭對表層和深層土壤MBC的影響存在明顯差異，即與CK處理相比，BC處理顯著增加0～10 cm土壤MBC含量，增幅為11.3%，同時顯著降低10～40 cm土壤MBC含量。在深度上，不同處理下的MBC含量呈現(xiàn)相似的變化趨勢，即隨著土壤深度的增加MBC含量逐漸降低而后趨于穩(wěn)定。由表4雙因素方差分析可知，生物質(zhì)炭施用和土壤深度兩個因素均對MBC含量產(chǎn)生極顯著影響，且兩者之間的交互作用也與MBC含量極顯著相關(guān)。

土壤代謝熵可反映土壤微生物對碳源利用效率的高低，其值越大說明微生物在對土壤有機質(zhì)分解時將越多碳分配于呼吸作用，導(dǎo)致其對碳源的利用效率降低。由表3可知，與CK處理相比，BC處理顯著降低了0～40 cm各層土壤的代謝熵，降幅分別達到36.4%、47.6%、38.9%以及36.8%。在深度上，不同處理下層的土壤代謝熵均顯著低于表層0～10 cm土壤代謝熵，且10～80 cm各層間土壤代謝熵并無明顯差異（40～50 cm除外）。

表4土壤測定參數(shù)雙因素方差分析Table 4 Two-way ANOVA analysisof soil measurement parameters

3 討論

3.1 生物質(zhì)炭施用對水稻土深層有機碳動態(tài)的影響

已有眾多研究表明，由于生物質(zhì)炭本身有機碳穩(wěn)定性高，其農(nóng)田施用可以在短期內(nèi)顯著增加土壤表層有機碳含量[12，25]。例如方明等[26]采用盆栽試驗探討花生殼生物質(zhì)炭用于農(nóng)田土壤改良效果的研究表明，生物質(zhì)炭施用3個月后，紅壤和潮土表層土壤有機碳含量顯著高于對照和單施氮肥處理，增幅分別為3.4%～43.9%和10.6%～62.1%，包建平等[27]通過大田試驗研究玉米秸稈炭施用對紅壤有機碳組分和微生物活性的影響發(fā)現(xiàn)，玉米秸稈炭施用9個月后土壤表層有機碳含量較對照處理和單施玉米秸稈處理增加112.1%和85.4%。與已報道的結(jié)果相似，本研究中施用生物質(zhì)炭的處理顯著增加了表層土壤有機碳含量（表1），但從剖面有機碳的變化來看，施用生物質(zhì)炭對其在深層土壤的分布無顯著影響。這主要與稻田土壤剖面特征和生物質(zhì)炭的遷移程度有關(guān)。首先，生物質(zhì)炭本身所含有機碳穩(wěn)定性較高，在短期會大量滯留于土壤，并經(jīng)土壤團聚化被物理保護[18]。其次，生物質(zhì)炭施用可以增加作物產(chǎn)量與根系生物量，從而提高植物碳向表層土壤中的輸入[28-29]。再者，稻田土壤存在致密的犁底層，使生物質(zhì)炭在向下垂直遷移時受阻，因此，在短期內(nèi)，生物質(zhì)炭進入深層土壤較為困難，使深層土壤有機碳總量變化不大。Obia等[30]利用13C同位素方法，對不同質(zhì)地（紅砂土和砂壤土）土壤生物質(zhì)炭在土壤垂直和水平方向遷移特征進行的研究表明，經(jīng)過1 a后生物質(zhì)炭顆粒向下遷移最遠距離僅為8 cm，由此可見，生物質(zhì)炭進入土壤后，短期內(nèi)不易以游離態(tài)縱向遷移，尤其是稻田土壤在不被破壞犁底層的條件下，遷移更為困難。因此，生物質(zhì)炭表層施用對深層土壤總有機碳的影響并不顯著。

表3不同處理下土壤微生物生物量碳和代謝熵Table 3 Soil MBCand metabolic quotient under different treatments

3.2 生物質(zhì)炭施用對不同深度有機碳穩(wěn)定性的影響

土壤有機碳礦化是由酶介導(dǎo)、微生物驅(qū)動的過程[31]，其礦化強度取決于土壤可利用基質(zhì)的供應(yīng)與微生物利用效率的相對強度，可用于評估外界環(huán)境或人為因素變化對其產(chǎn)生的影響[32]。本研究表明深層有機碳礦化量與潛在可礦化碳均顯著低于表層土壤，這與王永慧等[33]研究不同地力玉米田淺層和深層土壤有機碳礦化特征的結(jié)果相似，這可能與深層土壤易分解的基質(zhì)降低有關(guān)[34]。而且深層土壤微生物代謝熵也明顯低于表層，這是在深層土壤中可利用基質(zhì)的限制下，土壤微生物提供自身生存的一種策略。Fontaine等[35]采用添加植物凋落物作為新鮮碳源的方法，也證明了深層土壤微生物具有高效利用基質(zhì)的能力。

本研究還表明生物質(zhì)炭施用影響了深層土壤有機碳的穩(wěn)定性。在2 a尺度上稻田施用生物質(zhì)炭雖然顯著增加了表層土壤有機碳總量，但降低了0～40 cm土層有機碳的礦化強度和微生物代謝熵，這表明生物質(zhì)炭作為外源輸入碳，大量滯留在表層，在空間（特別是垂直空間）上遷移程度低，從表面上看對深層土壤難以形成直接影響。因此，生物質(zhì)炭滯留的表層（0～10 cm）土壤和未直接接觸的深層（10～40 cm）有機碳礦化強度降低的機制存在差異。在表層土壤中，生物質(zhì)炭的存在，一方面改善了土壤的結(jié)構(gòu)性和通氣性[36]，并提高了植物根系的輸入，因而促進了微生物生物量增加。由于土壤環(huán)境改變，土壤微生物的群落組成和酶活性隨之發(fā)生改變，如脫氫酶的活性降低[37-39]，以及碳源利用率較高的真菌比例增加[23]，在此條件下，有機碳分解過程中分配于呼吸碳的比例降低，因而有利于土壤有機質(zhì)的保持。另一方面，生物質(zhì)炭具有表面積大和疏松多孔的特征，與土壤相互作用形成團聚體，可以對土壤有機質(zhì)進行保護，降低微生物的可利用性[18]。相對表層土壤而言，深層土壤不易受到生物質(zhì)炭的直接作用，有機碳礦化強度降低可能包含以下幾方面的原因：一是由于生物質(zhì)炭本身含有一定的多環(huán)芳烴，在土壤中施用可增加其在土壤中的含量[40]，在稻田水分充足的條件下，可隨水分遷移進入深層土壤[41]，從而對微生物產(chǎn)生一定的毒性，進而減少微生物生物量。二是如上所述，由于生物質(zhì)炭本身的生物穩(wěn)定性較高，本身特殊結(jié)構(gòu)與強大的吸附性能可吸附土壤中的可溶性碳，從而對其形成的固定作用，降低其在土壤剖面中的遷移能力和數(shù)量[42]，同時，由于土壤有機碳中可移動組分（如DOC）在遷移過程中可能被土壤礦物吸附固定，進一步降低了有機基質(zhì)對深層土壤微生物的供給，由此導(dǎo)致深層土壤微生物可利用碳隨深度而降低，從而降低深層土壤微生物量，作為對環(huán)境變化適應(yīng)的響應(yīng)，深層土壤中微生物將通過增加對基質(zhì)的利用效率來提高其生存策略，從而提高了深層土壤有機碳的生物穩(wěn)定性。但這些變化在短期內(nèi)對深層土壤的影響程度因深度而異，生物質(zhì)炭施用對深層土壤的長期效應(yīng)還有待進一步研究。

4 結(jié)論

稻田土壤在生物質(zhì)炭施用2 a后可顯著增加表層（0～10 cm）土壤有機碳含量，而對深層無顯著影響。然而，生物質(zhì)炭表層施用可顯著降低0～40 cm土壤有機碳礦化強度，并顯著降低深層土壤微生物量碳和代謝熵，從而增加深層土壤有機碳的穩(wěn)定性。因此，生物質(zhì)炭施用有助于增加稻田土壤的固碳潛力。