近年来，生物炭（Biochar）由于其自身高度的稳定性和高含碳量受到了多方的关注^[1-2]。生物炭应用于土壤中通过碳-负效应可以近乎永久性地将大气中的碳固定起来，被认为是一种对陆地生态系统中的CO₂起到长期碳汇作用的新方法^[3-5]。生物炭作为一种新型材料，在进入土壤后，能够改善土壤的物理性质^[6]，增加土壤养分等效应^[7-9]，将对林业生态系统进行固碳减排产生重要的影响。但是许多研究发现，生物炭的添加增加了累计矿化量^[10]或加速了本地土壤有机碳的矿化^[11-12]，降低了生物炭的固碳潜力。如生物炭在进入土壤初期会在较短时间内出现表面性氧化，或生物炭的少量活性物质可以被微生物作为有效碳源所利用。同时，生物炭本身携带的养分和活性物质进入土壤后可能在短期内促进微生物的增长和代谢^[13-16]，在某种程度上可能降低生物炭的稳定性。然而，Hilscher等^[11]发现，添加草类生物炭到瑞士壤土中加快了CO₂矿化，但添加松木生物炭到相同的土壤中并没有增加CO₂释放。同时，Spokas等^[17]通过室内培养实验发现，来自16种不同原料物质的生物炭分别添加到农业土壤中后，土壤有机碳矿化速率有提高也有降低，且有生物炭添加后并未对土壤有机碳矿化速率产生影响。

土壤碳、氮含量作为土壤性状的重要指标，也是土壤质量评价和土地可持续利用管理必须考虑的重要指标。相对于生物炭对土壤碳循环方面的影响，生物炭对氮循环的影响研究较少，且同样未取得一致性的结果，如生物炭的添加降低^{[10, 18]}或增加^[19-20]了土壤净氮矿化量。张阿凤^[21]认为农业土壤在添加生物炭后其氮氧化物的排放量显著降低，但也有研究发现，生物炭的添加会加快土壤中氮氧化物的释放^[22]。以上不一致的研究结果可能与生物炭和试验土壤的土壤特征有关，如土壤的碳、氮含量，生物炭的原料和制作方法等有关^[23-25]。

杉木（Cunninghamia lanceolata）是我国中亚热带地区重要的速生造林和用材林树种，以其良好的材质受到了广泛的青睐。然而多代连栽和森林采伐会导致土壤碳氮的损失，尤其在采伐后的几年里，有机物分解引起的碳输出超过输入，使得林地土壤成为净碳源^[26]。多年来，人工林经营和林木加工过程中产生了大量的采伐剩余物和林木加工废弃物（比如木屑），理论上，将这些剩余物和废弃物加工成生物炭后添加到土壤中，不但可以减少环境污染和资源浪费，更重要的是能够提高土壤的碳含量和固碳潜力。但是，鉴于生物炭性质以及试验土壤的多样性，在考虑大面积施用生物炭到杉木林之前，必须对杉木生物炭在碳、氮循环影响以及其对微生物活动的影响方面进行深入研究。需要注意的是，杉木林中存在定期或不定期的凋落物进入到土壤中，故在研究生物炭对杉木人工林土壤影响的过程中，凋落物是必须考虑的一个因素^[27]。有研究表明，土壤中活性物质的存在（如秸秆、葡萄糖等）将会促进微生物的活动进而加快生物炭的降解，从而影响其稳定性和固碳潜力^{[9, 28]}。

本文以杉木人工林土壤为研究对象，设置单独添加生物炭、添加生物炭和凋落物、单独添加凋落物的处理，进行为期90 d的室内模拟培养，实验目的是：（1）分析生物炭单独添加或与凋落物共同添加后对土壤碳、氮矿化的影响机制。（2）通过对土壤碳矿化速率、土壤氮矿化量、土壤微生物生物量和可溶性有机碳的研究来评估生物炭添加对土壤固碳和固氮的潜力。

1 材料与方法 1.1 试验土壤取样

土样于2015年10月采自福建南平莘口林场（117°27~118°14′E，26°07′~27°13′N）的杉木中龄林0~20 cm表层土，土壤为粉砂岩发育的红壤土。采用蛇形布点法进行采样，土壤取回后剔除可见碎石、动植物残体等杂质，之后过2 mm筛，混匀后立即储存在4 ℃条件下待用。

1.2 生物炭的制备

选取来自同一片杉木人工林的杉木枝条为生物炭制备原料，枝条采回后先用去离子水洗净，在室温下风干后粉碎过1 mm筛。将过筛后的原料装填入50 mL的陶瓷坩埚中，装满压实后加盖，置于马弗炉中进行厌氧热解，热解温度设定为550 ℃，升温速率为20 ℃·min^-1，热解持续时间为4 h^[29]。热解结束待其自然冷却至室温后置于棕色广口瓶中待测。

1.3 凋落物的收集

同时收集杉木林地面的叶片凋落物，只有叶片完整、相对新鲜的杉木叶片凋落物才能用于此次实验。叶片取回后用去离子水洗净，在80 ℃条件下烘干后粉碎过1 mm筛，置于棕色瓶中待用。

1.4 培养实验

实验共设置了4个处理，分别为：土壤（Soil，CK）、土壤+1%生物炭（Soil+biochar，SB）、土壤+杉木叶片凋落物（Soil+ litter，SL）、土壤+1%生物炭+杉木叶片凋落物（Soil+biochar+litter，SBL）。

培养方法如下：称取相当于50 g干土重的鲜土（过2 mm筛），分别放置在500 mL的玻璃梅森瓶中（直径8 cm、高11.2 cm），密封后置于恒温培养箱（25 ℃）中进行7 d预培养，促使土壤微生物快速适应新环境，土壤湿度调整为田间持水量的40%。预培养结束后，按照实验处理方式将生物炭和/或杉木凋落物与土壤均匀混合（生物炭和凋落物的添加量均为土壤干重的1%）。不同土壤处理后被置于恒温培养箱中进行为期90 d的暗培养，每周按照田间持水量的70%，定期添加去离子水。在培养的第1、2、3、4、7、10、16、23、29、35、41、47、53、59、65、71、77、83、89、92 d时取样测定土壤有机碳的矿化量，同时计算土壤有机碳矿化速率（CO₂ mg·kg^-1·d^-1）、有机碳累积矿化量（CO₂ mg·kg^-1）。分别在培养的第0、30、60、90 d进行破坏性取样，测定不同处理土壤的无机氮含量（NH₄⁺+NO₃^-）、可溶性有机碳含量（DOC）、微生物生物量碳（SMBC）和微生物生物量氮（SMBN）含量。整个实验共60瓶土样，每个处理14个重复，其中4个重复用于跟踪测定CO₂含量变化，其余重复用于进行后期的破坏性取样。

1.5 样品测定

CO₂释放量测定采用碱性吸收法^[30]，土壤、生物炭和凋落物的全碳、全氮含量采用碳氮元素分析仪测定。pH采用电位法测定，其中水与生物炭/凋落物比例为10:1，水与土壤的比例为2.5:1。生物炭碳酸盐含量采用气量法测定^[29]，全磷含量采用钼锑抗比色法测定。土壤铵态氮（NH₄⁺-N）和硝态氮（NO₃^--N）含量用2 mol·L^-1 KCl溶液按照1:10的土液比进行浸提，离心过滤后用连续流动分析仪（Skala San++，荷兰）测定。土壤、生物炭和凋落物的基本性质见表 1。

土壤微生物生物量碳（SMBC）和微生物生物量氮（SMBN）用氯仿熏蒸灭菌-K₂SO₄浸提法测定。浸提液中的有机碳和总氮浓度利用总有机碳分析仪加TN单元（SHIMADZU TOC-VCPH/CPN Analyzer日本岛津）进行测定。不同处理未熏蒸土壤提取液有机碳含量测定值为土壤可溶性有机碳含量。

SMBC和SMBN分别由下式求得：

SMBC=EC/KEC

SMBN=EN/KEN

式中：EC、EN分别为熏蒸与未熏蒸土样浸提液中有机碳、氮的差值；KEC和KEN为转换系数，其值分别为0.45和0.54。

1.6 数据处理与分析

CO₂排放量（mg·g^-1）=1/2（V₂-V₁）×n×44/m

式中：V₁为不同处理下滴定所消耗的HCl溶液体积，mL；V₂为空白实验滴定所消耗的HCl溶液体积，mL；n为HCl溶液的物质的量，mol·L^-1；44为CO₂摩尔质量，g·mol^-1；m为土样质量，g。

CO₂释放速率（mg·kg^-1·d^-1）=有机碳矿化量/Δt

式中：Δt为培养时间，d。

土壤CO₂累计排放量为从培养第1 d起到测定当日的CO₂排放总量。

土壤无机氮含量（mg·kg^-1）=土壤NO₃^--N含量（mg·kg^-1）+土壤NH₄⁺-N含量（mg·kg^-1）

土壤净氮矿化量（mg·kg^-1）=培养后土壤无机氮含量（mg·kg^-1）-培养前土壤无机氮含量（mg·kg^-1）

采用Microsoft Excel 2003进行数据处理，采用SPSS 18.0进行方差分析（ANOVA）和多重比较，用LSD法对处理间数据进行差异显著性分析。

2 结果与分析 2.1 不同添加物对土壤呼吸的影响

添加生物炭和/或杉木凋落物后土壤CO₂释放速率随培养时间的动态变化如图 1所示。培养期内，不同处理下土壤CO₂释放速率均表现为先剧烈增加然后逐渐降低最后趋于稳定的趋势，且呈现出明显的阶段性。培养开始的第2 d或第3 d矿化速率急剧上升，达到了整个培养期CO₂释放速率的最高峰，之后迅速下降，第二次的矿化高峰均发生在培养的第16 d左右，之后直至培养结束CO₂的释放速率减少且相对平稳。CK处理的矿化速率最高峰出现在培养后的第3 d，为0.122 mg·g^-1·d^-1，而SB、SBL和SL处理的矿化速率最高峰发生在培养后的第2 d，分别为0.095、0.179、0.206 mg·g^-1·d^-1。

与对照相比，施用凋落物的处理CO₂释放速率显著增加，尤其在培养初期更为明显（图 2）。培养第1 d，SBL和SL处理下土壤CO₂矿化速率分别为0.134、0.126 mg·g^-1·d^-1，显著高于（P < 0.01）无凋落物添加处理（SB和CK处理）；其次为SB处理，其矿化速率为0.08 mg·g^-1·d^-1，显著高于（P < 0.05）CK处理（0.023 mg·g^-1·d^-1）。培养第15 d后，凋落物处理的累计矿化量显著高于无凋落物处理的土壤累计矿化量，但CK与SB之间、SBL与SL之间无显著差异，并在之后的培养中仍保持该趋势。但培养第15 d时累计矿化量占到了90 d累计矿化量的39.4%~47.6%。

2.2 生物炭添加对土壤总有机碳（SOC）和可溶性有机碳（DOC）的影响

整个培养过程中，各处理的SOC含量相对于培养初期均未产生显著性差异，且无论土壤中是否存在凋落物，添加生物炭均显著增加了SOC含量（图 3）。然而，土壤在单独添加凋落物后，其随着培养的进行，SOC含量逐渐降低。这一结果说明，生物炭的添加显著提高SOC含量，即使在凋落物存在的情况下，生物炭的固碳效应也是明显的。

从图 4可以看出，随着培养的进行，不同处理的土壤DOC含量均呈现先增加，后减少，之后又增加的趋势。但不同处理在不同时间之间存在着显著差异。对不同处理的DOC含量进行方差分析后发现（表 2），生物炭和凋落物均对其产生极显著影响。在整个培养期内，SB处理中DOC含量都显著低于CK处理，尤其是第0 d；而SL处理的DOC含量显著高于CK处理，除了第90 d。但是，土壤在同时添加生物炭和凋落物的情况下，其土壤DOC含量相对CK处理在整个培养期中都没有显著差异。

2.3 生物炭的添加对土壤氮矿化的影响

整个培养过程中，各处理的总氮含量相对于培养初期均未产生显著性差异（图 5）。对不同时期不同处理的土壤总氮含量进行跟踪监测发现，在培养初期，生物炭和凋落物的添加均轻微增加了土壤总氮含量，随着培养的进行，90 d后，只有共同添加生物炭和凋落物的处理其总氮含量显著高于CK，土壤单独添加生物炭或凋落物，其总氮含量与CK处理相比均无显著差异。

随着培养的进行，土壤氮的矿化呈现出不同程度的增加，换言之，土壤的培养条件有利于土壤N的矿化（图 6）。相对于培养初期，培养结束后各处理土壤氮矿化量均产生显著差异（P < 0.01），且在培养的30~60 d期间氮矿化量显著提高（P < 0.01）。在培养开始（第0 d），不同处理间的N矿化量并没有统计学差异，但在90 d后，CK处理和SB处理的氮矿化量相较于第0 d分别增加了191%和207%，而SBL处理和SL处理分别增加了52.66%和59%，即凋落物处理的氮矿化量显著低于无凋落物的处理。另外，尽管在90 d后，SB处理的氮矿化量（47.06 μg·g^-1）与CK处理（48.06 μg·g^-1）相比并无显著差异，但是90 d前，SB处理的氮矿化量均低于CK处理。然而，在凋落物存在的情况下，是否添加生物炭对氮的矿化量在整个培养过程中并无显著影响。

2.4 生物炭的添加对土壤微生物生物量的影响

添加生物炭对SMBC和SMBN的影响如图 7和图 8所示。随着培养的进行，各处理SMBC在第30 d均出现快速增长（P < 0.01），随后在第90 d显著降低（P < 0.01）。第30 d时添加生物炭均降低了SMBC，且SB处理与CK处理之间呈显著性差异。在整个培养周期中，除第30 d外，凋落物处理的SMBC含量均显著高于相应的无凋落物的处理，CK与SB之间，SBL与SL之间均无显著差异。

相比于SMBC，不同处理之间SMBN含量的变化趋势并不一致。无凋落物处理其SMBN含量在整个培养过程中持续降低，且与培养初期相比，90 d后无凋落物处理的SMBN含量呈现出显著差异（P < 0.01）。然而，凋落物处理下其SMBN含量在前30 d趋于稳定，随后下降（P < 0.05）。与SMBC相似，在整个培养过程中，添加凋落物处理其SMBN含量显著高于未添加凋落物的处理，无论是否添加凋落物，生物炭添加均未对SMBN产生显著影响，即CK和SB之间、SBL与SL之间在整个培养过程中，SMBN含量均无显著差异。

3 讨论 3.1 生物炭添加对土壤有机碳的影响

培养初期，土壤矿化速率的增加可能是由于培养条件有利于微生物的生长和活动，随着培养时间的延长，能为微生物提供的养分逐渐减少，也无外源养分物质的加入，矿化速率逐渐降低并趋于平稳。结果显示，土壤单独添加生物炭后并没有显著影响土壤CO₂的累计释放量。但是，大量文献证明^[31-32]，生物炭通常含有一定量的无机碳，主要以碳酸盐的形式存在，碳酸盐在进入酸性土壤后将被迅速转换为CO₂。本试验施用的生物炭其碳酸盐含量为0.72%（W/W），由于培养结束后各处理土壤并未发现无机碳的存在，故可以认定，生物炭中的碳酸盐在培养期间已全部转换为CO₂（0.072 mg·g^-1 soil）。培养结束后，SB处理的累计矿化量比CK处理多了0.006 78 mg·g^-1 soil，去除来自生物炭碳酸盐转化的CO₂总量，SB处理中来自土壤有机碳的CO₂累积量低于CK处理。尽管我们无法确定CO₂来自于土壤和生物炭的精确比例，但可以推断，生物炭的添加减少了本地土壤有机碳的矿化。

土壤无论是单独添加凋落物，或生物炭和凋落物的共同添加，其土壤累计矿化量在90 d之后相比于CK处理都有显著提高。这可能是由于凋落物通常包含大量的易降解成分，在进入土壤之后，易降解的物质被土壤中的微生物利用，促进了微生物的活动，由此加快了矿化作用。然而生物炭和凋落物共同添加到土壤后，其累计矿化量略低于土壤单独添加凋落物处理。基于生物炭中碳酸盐的存在，同样可以认定，生物炭的添加抑制了土壤有机碳和/或凋落物的矿化。事实上，生物炭添加对土壤矿化的影响受到了生物炭和土壤二者性质的共同影响。有研究发现，低温条件下制备产生的生物炭包含更多的活性物质，在进入土壤后更易促进土壤有机碳的矿化^{[28, 33-34]}。无论土壤中是否存在凋落物，生物炭的添加均未导致土壤累计矿化量的增加，同时生物炭的添加显著提高SOC含量。这一结果说明，即使在凋落物存在的情况下，生物炭的稳定性和固碳效应也是明显的。

可溶性有机碳（DOC）是高活性物质，可以为土壤微生物提供能量和养分，是微生物最重要的能量来源。本研究中，在单独添加凋落物到土壤后DOC含量显著升高，这一结果与土壤累计矿化量结果一致。但是无论土壤中是否存在凋落物，相对于相应的CK处理，添加生物炭都显著降低了DOC含量。这要归因于生物炭表面对DOC的吸附或DOC进入到生物炭微孔结构使其避免被微生物所降解，与Liang等^[24]和Lu等^[35]的研究结果一致。在土壤添加生物炭后，生物炭的这一吸附效应使土壤中被吸附的DOC部分不能被微生物利用，增加了土壤有机质的稳定性。培养初期，由于生物炭对土壤吸附作用导致土壤中微生物的可利用态碳含量显著降低，抑制了微生物的生长和繁殖。微生物生物量碳的结果也验证了这一推测。

在土壤共同添加生物炭和凋落物的处理中，在整个培养期其DOC含量相较于CK处理均无显著差异，但其有机碳累计矿化量显著高于CK处理。在该处理中，尽管生物炭的吸附效应导致DOC含量降低，但凋落物中的易降解成分促进土壤微生物的生长和繁殖，微生物可能会通过调整微生物群落结构来优先降解土壤中添加的凋落物，在整个培养期中土壤共同添加生物炭和凋落物处理的SMBC含量相较于单独添加凋落物处理（图 6）的土壤均无显著差异。所以在短期内，生物炭对DOC的吸附效应并未显著影响土壤的矿化。培养第30 d，土壤在添加生物炭后其微生物生物量碳相对于相应的CK处理显著降低。然而，在随后的培养中，SB处理中的SMBC含量与CK处理并无显著差异，可能是SB处理中微生物逐渐通过改变自身群落结构来适应新的碳环境。这一结果说明，生物炭对DOC的吸附作用可能导致培养初期微生物的增长和繁殖受到一定的抑制，对DOC部分的吸附机制（尤其是在培养初期）可能是本实验出现生物炭抑制土壤有机碳矿化从而产生固碳效应的重要原因^[36-37]。

3.2 生物炭对土壤氮矿化和固氮的影响

培养结束后，单独添加生物炭的处理其土壤氮的矿化量与CK处理几乎相等。但是，在第30 d和第60 d时，氮矿化量均低于CK处理。一方面可能是由于本实验所使用的生物炭包含少量的活性物质，生物炭在进入土壤后，这些活性物质在被微生物利用的过程中可以导致土壤中有效氮被固定。然而，随着生物炭中活性物质被逐渐耗尽且无外源物质的加入，使得生物炭进入土壤对土壤氮的固定呈现出短期效应。另一方面，有研究发现，低于600 ℃热解温度产生的生物炭对NH₄⁺有一定的吸附力，也是造成氮矿化微弱降低的另一原因^[38]，无论是否存在生物炭，土壤添加凋落物都显著降低了土壤氮的矿化量。凋落物含有大量的易降解物质供微生物分解利用，凋落物能否被有效地分解并为生物群落提供能源和养分物质，氮是最重要的制约因素之一。在凋落物分解初期，微生物在利用凋落物有机质的过程中通过固定土壤有效氮来促进自身的繁殖，将土壤中的有效氮通过微生物本身利用形成了固氮模式从而避免氮被矿化。在培养过程中，凋落物处理中SMBN含量显著高于无凋落物处理的含量，在凋落物存在的情况下，生物炭的添加并没有显著影响土壤氮的矿化。这是由于在凋落物和生物炭同时存在时，微生物会优先利用凋落物作为碳源，短期内添加生物炭并未显著影响土壤氮的矿化。但是在对不同处理下的土壤进行总氮含量的跟踪监测时发现，在培养结束后，只有同时添加生物炭和凋落物的处理其总氮含量显著高于CK处理，其余处理总氮含量并无显著变化。这说明在凋落物的存在下，添加生物炭可产生显著的固氮效应，而土壤在单独添加凋落物后可能促进了土壤中的氮通过其他形式的释放，如N2O，这需要进一步进行研究验证。

4 结论

（1） 生物炭单独添加或与杉木凋落物共同施用到土壤中并未显著改变培养期有机碳累计矿化量。但因生物炭中存在的一定量碳酸盐和活性物质进入土壤后将转化为CO₂，所以生物炭无论是单独施用或与凋落物共同被添加到土壤中，均抑制了土壤有机碳和/或凋落物的降解。

（2） 单独添加凋落物显著提高了土壤可溶性有机碳，但添加生物炭均显著降低了土壤可溶性有机碳含量。这主要源于生物炭对土壤可溶性有机碳的吸附效应，这种效应或许是生物炭抑制土壤有机碳和/或凋落物降解的重要原因之一。

（3） 在培养过程中，单独添加生物炭降低了土壤氮的矿化；无论是否存在生物炭，添加凋落物均显著降低了土壤氮的矿化。

致谢 福建农林大学林学院2013级水保专业本科生邓明明、童凯、施家意参与了野外取样和室内分析，福建农林大学莘口教学林场提供外业支持，特此感谢!