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(jī)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(jī)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(jī)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(jī)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(jī)碳轉(zhuǎn)化過程，進(jìn)而影響土壤有機(jī)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(jī)碳儲量約占3 m深土壤有機(jī)碳庫儲量的33%，超過77%的有機(jī)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(jī)碳的動態(tài)不可避免地受到人類活動的影響[10]。因此，要準(zhǔn)確評估土壤有機(jī)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(jī)物質(zhì)，具有碳含量豐富、穩(wěn)定性高的特點(diǎn)，以及減少土壤溫室氣體排放的作用，其土壤應(yīng)用被認(rèn)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(xiàn)研究了生物質(zhì)炭施用對土壤有機(jī)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(jī)碳和水溶性有機(jī)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(jìn)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(jī)碳等活性有機(jī)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(jī)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(jī)碳組分和移動性，并可能影響深層土壤有機(jī)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(jī)碳礦化特征，以揭示生物質(zhì)炭施用對深層土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性的影響。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況與試驗(yàn)設(shè)計

田間試驗(yàn)開始于2016年5月，地點(diǎn)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(jì)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(yàn)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(jī)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(jī)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(jī)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?zhǔn)斋@后采集。在每個小區(qū)內(nèi)按照5點(diǎn)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(diǎn)對應(yīng)層次的土樣充分混合，并嚴(yán)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(yàn)。

1.3 室內(nèi)礦化試驗(yàn)

土壤有機(jī)碳礦化試驗(yàn)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(zhǔn)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(bǔ)充水分以維持土壤水分濕度。在整個試驗(yàn)培養(yǎng)期間，每次氣體采集之前，先向培養(yǎng)瓶中充入標(biāo)準(zhǔn)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(jìn)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(yàn)。待培養(yǎng)試驗(yàn)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(jī)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(jī)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(biāo)準(zhǔn)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(jī)碳的礦化量進(jìn)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(jī)碳的潛在礦化量，mg C·kg-1；k為土壤有機(jī)碳的礦化速率常數(shù)，d-1；t為培養(yǎng)時間，d。

試驗(yàn)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(jìn)行，采用Oringin 9.0軟件進(jìn)行圖表繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理下土壤有機(jī)碳含量的剖面分布

從不同處理有機(jī)碳的剖面分布來看（表1），土壤0～40 cm內(nèi)土壤有機(jī)碳含量迅速降低，不同層次間土壤有機(jī)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(jī)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(jī)碳含量并無顯著差異。

表1不同處理下土壤有機(jī)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(jī)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(dá)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(jī)碳的總礦化量，0～10、10～20、20～30 cm和30～40 cm土層有機(jī)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(jī)碳礦化量無顯著差異。相似地，從有機(jī)碳的礦化率來看（圖2B），不同處理間的變化均與土壤有機(jī)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(jī)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(jī)碳的礦化動態(tài)?？傮w來看，不同深度和不同處理的土壤有機(jī)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(jī)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(jī)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(jī)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(dá)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(jī)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(jī)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(jī)碳含量[12，25]。例如方明等[26]采用盆栽試驗(yàn)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(jī)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(yàn)研究玉米秸稈炭施用對紅壤有機(jī)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(jī)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(jī)碳含量（表1），但從剖面有機(jī)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(jī)碳穩(wěn)定性較高，在短期會大量滯留于土壤，并經(jīng)土壤團(tuán)聚化被物理保護(hù)[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(jìn)入深層土壤較為困難，使深層土壤有機(jī)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(jìn)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(yuǎn)距離僅為8 cm，由此可見，生物質(zhì)炭進(jìn)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(jī)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(jī)碳穩(wěn)定性的影響

土壤有機(jī)碳礦化是由酶介導(dǎo)、微生物驅(qū)動的過程[31]，其礦化強(qiáng)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(qiáng)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(jī)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(jī)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(jī)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(jī)碳總量，但降低了0～40 cm土層有機(jī)碳的礦化強(qiáng)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(jī)碳礦化強(qiáng)度降低的機(jī)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(jìn)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(jī)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(jī)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(tuán)聚體，可以對土壤有機(jī)質(zhì)進(jìn)行保護(hù)，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(jī)碳礦化強(qiáng)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(jìn)入深層土壤[41]，從而對微生物產(chǎn)生一定的毒性，進(jìn)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(qiáng)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(jī)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(jìn)一步降低了有機(jī)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(jī)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(jìn)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(jī)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(jī)碳礦化強(qiáng)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(jī)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。