生物质炭是在无氧或缺氧条件下以生物质为原料经过高温裂解生成的一种高度芳香化的多孔固体物质。与新鲜植物残体返还土壤相比，生物质炭能够减少CO₂的大气排放，具有“碳负效应”，因而被认为是土壤固碳的潜在有效措施之一^[1-3]。水稻是我国种植面积最大的农作物之一，每年水稻秸秆产量约为8×10⁸ t^[4]。利用水稻秸秆制备生物质炭不仅容易获取原料，也是利用生物质生产能源的途径之一。

生物质炭的分解包括生物和非生物过程，前者包括生物同化和呼吸作用，后者包括化学氧化、光化学氧化和溶解作用^[5-6]。Zimmermann等^[7]使用新鲜和老化生物质炭分别在30 ℃、40 ℃、50 ℃和60 ℃下进行室内培养，除高温（50 ℃和60 ℃）条件下老化生物质炭的分解由非生物过程主导外，新鲜生物质炭的分解以及低温条件下老化生物质炭的分解都是生物过程占主导。生物质炭包含易分解碳和难分解碳。众多研究者利用双一级动力学模型对生物质炭分解过程进行拟合，研究了生物质炭的2个碳库的分解速率和平均停留时间（mean residence time，MRT）。其中，难分解碳库的MRT的变化范围较大，从数十年、数百年至数千年^[8-10]。Wang等^[11]利用24项研究中生物质炭来源的CO₂排放进行元分析（meta-analysis），通过双指数模型计算得到的生物质炭的快速碳库和慢速碳库的MRT分别为108 d和556 a。然而，目前关于生物质炭分解的报道主要是室内实验的结果，野外原位试验相对缺乏。

制备温度是影响生物质炭理化性质的重要因素之一。随制备温度的升高，生物质炭的芳香化程度、比表面积、C/N、pH等主要理化性质均提高^[12-14]。一般而言，高温制备生物质炭的稳定性高于低温制备生物质炭^[9]。前人对亚马逊富含黑炭的人为土的研究表明，生物质炭的化学组成是影响其稳定性的重要因素^[15-16]。而且，非芳香碳的比例和芳香碳的缩合程度可以用来预测生物质炭在土壤中的稳定性^[9]。但是，野外条件下土壤温度、水分等环境条件对生物质炭稳定性的影响还缺乏报道。

中国的森林碳汇主要来自人工林的贡献^[17]。在气候变化的背景下增强人工林土壤碳累积可能是弥补CO₂排放的一种有效措施，对于保障我国在世界碳贸易谈判中的发言权、维持全球及区域气候稳定、以及实现我国提出的“碳达峰”和“碳中和”目标具有重要意义。榉树作为一种常见的景观树种，在我国北亚热带地区具有较大的栽培面积。本研究依托于南京林业大学下蜀林场，以水稻为原料在300 ℃和500 ℃下制备两种生物质炭，利用¹³C稳定同位素示踪技术开展野外原位试验，旨在研究不同温度制备水稻生物质炭在榉树人工林土壤的稳定性，探究生物质炭的稳定性与自身理化性质以及土壤温度、水分的关系。研究结果可以为深入探讨生物质炭稳定性的理论研究提供基础，并为合理施用生物质炭的实践提供依据。

1 材料与方法 1.1 研究区概况

研究区位于江苏省句容市下蜀镇南京林业大学下蜀林场（31°59′N，119°14′E）。该区地处北亚热带季风气候区，四季分明，降水充沛，日照充足，日平均温度高于10 ℃的植物生长期为226 d，总积温4 860 ℃，年均日照时间2 157 h，年均降水量为1 056 mm。林场位于呈东西走向的宁镇山脉东段的武岐山、空青山南侧。林场内的土壤以黄棕壤和山地黄棕壤为主^[18]。

1.2 供试材料

供试生物质炭以¹³C标记水稻秸秆为原料。2016年5月，在南京林业大学下蜀林场开展水稻盆栽试验。9月份水稻进入灌浆期后，利用¹³C脉冲标记法对水稻进行¹³C标记^[19]。标记完成后收获水稻，70 ℃烘至恒重。剪成3~5 cm长，使用专业炭化炉（专利批号200920232191.9）在300 ℃和500 ℃制备生物质炭，制备方法详见Lu等^[20]。

采用CHNS/O元素分析仪（PE 2400系列Ⅱ，铂金埃尔默公司，美国）测定生物质炭的全碳（TC）和全氮（TN），采用滴定法测生物质炭无机碳（IC）^[21]，通过生物质炭全碳（TC）和无机碳（IC）的差值计算有机碳含量，采用靛酚蓝比色法和紫外分光光度法测定铵态氮（${\text{NH}}_4^ + $）和硝态氮（${\text{NO}}_3^ - $），使用pH计（雷磁PHSJ-4F，仪电科学仪器股份有限公司，上海）测定pH。通过760 ℃下燃烧6 h测定生物质炭的灰分含量^[22]。使用热重分析仪（Q600 SDT，TA公司，美国）在氮气环境（100 cm³·min^-1）下测定生物质炭的挥发组分含量。热重分析仪的升温程序如下：室温下以10 K·min^-1的速度加热到378 K并保持15 min，以30 K·min^-1的速率继续升温到1 223 K并保持20 min^[23]。使用南京大学的AV Ⅲ 400 MHz核磁共振仪（Bruker公司，瑞士），利用直接极化魔角旋转（DPMAS）技术测定生物质炭的有机碳（OC）功能团。生物质炭的OC功能团划分为烷基碳、O/N-烷基碳、芳基碳和羰基碳^[24]。

1.3 试验设计

试验共设2个处理，分别为向榉树人工林土壤中添加300 ℃和500 ℃制备的生物质炭，记为B300和B500。每个处理设置3个重复。2016年11月，在林场内选取长势均一的榉树人工林。该榉树林的株行距是2.5 m×2.5 m，总面积约为640 m²，立地条件均一。在林中选取1个9.5 m×9.5 m的区域作为样地。样地土壤pH 6.37，全碳8.6 g·kg^-1，全氮0.7 g·kg^-1。随机将样地分为6个2.5 m×2.5 m的小样方，在其中心位置，钻取直径9 cm、高20 cm的土壤，剔除植物根系并过4 mm筛，混合均匀。

取1 100 g（以烘干土计）已过筛土壤回填至1个底部带有纱布（200目）且上部带有凹槽的PVC柱（内径8 cm、外径9 cm、高20 cm）。每个PVC柱的生物质炭添加量为11.0 g（过60目筛，土壤质量的1%），相当于22 t·hm^-2的田间施用量（20 cm深，土壤容重1.10 g·cm^-3计）。样地内共布置6个PVC柱，稳定一周后开始气体样品采集。第1次采样时间为2016年11月12日，记为0 d。此后基本每周采集1次气体样品，共采集26次（因天气原因第2、3次采气的时间间隔为13 d），最后1次采集样品的时间为2017年5月13日，即182 d。

1.4 样品采集与分析

采用静态箱法采集土壤所排放的气体样品。静态箱由PVC材料制成，分为顶箱（外径11.0 cm、高15.0 cm）和上部带凹槽（外径12.3 cm）的底座（即PVC柱）两部分。在顶箱的顶部有一开孔，用螺丝固定一块有机玻璃（聚甲基丙烯酸甲酯）材料制作的圆片进行覆盖，圆片上有一个黄色硅胶垫密封的采气孔。为了避免顶箱受太阳照射后升温，顶箱外包裹一层隔热石棉，最外层再用铝箔包裹。顶箱内安装有一直径50 mm的直流风扇，采样期间由一块电池驱动用于混合箱内气体。每次采集样品前，先向底座凹槽中注入适量蒸馏水，再将顶箱放置在凹槽中确保不漏气，接通风扇电源，接着用30 mL注射器将静态箱内气体混匀3次，然后采集25 mL箱内气体并注入预先抽真空的气体样品瓶中。之后向静态箱内注入同等体积（25 mL）的高纯氮气以免产生负压。每次采样固定在上午的10:00至11:30进行，每个PVC柱采集4针，每针间隔0.5 h，即分别在静态箱密闭0、0.5、1和1.5 h后采集气体^[25]。每次采集气体时使用AZS-100土壤温湿度测定仪（澳作公司，北京）测定5 cm深度处的土壤温度和水分含量。气体样品采完后将其带回实验室进行分析，CO₂浓度和CO₂-δ¹³C分别使用气相色谱仪（7890B，安捷伦公司，美国）和稳定同位素比质谱仪（Delta V Advantage，赛默飞世尔，美国）进行测定。

1.5 数据处理

土壤CO₂通量的计算公式如下^[26]：

$ F = \rho \frac{V}{A} \times \frac{P}{{{P_0}}} \times \frac{{{T_0}}}{T} \times \frac{{d{C_t}}}{{dt}} $

(1)

式中，F为被测气体的CO₂-C排放通量（mg·m^-2·h^-1），ρ为标准状态下CO₂-C的密度（0.54 kg·m^-3），A为箱体底面积（m²），V为箱体体积（m³），$\frac{{d{C_t}}}{{dt}}$为单位时间静态箱内被测气体浓度的变化量（10^-6·h^-1），T₀（273.15 K）和P₀（1.01×10⁵ Pa）分别为标准状态下空气的绝对温度和压强，T（K）和P（Pa）为取样时静态箱内空气的绝对温度和压强。

土壤CO₂累积排放量的计算公式如下：

$ T = \sum\nolimits_{i = 1}^n {({F_{i + 1}} + {F_i})} /2 \times ({t_{i + 1}} - {t_i}) \times 24 \times 0.001 $

(2)

式中，T为CO₂-C累积排放量（g·m^-2），F为土壤CO₂-C排放通量（mg·m^-2·h^-1），t为采样时间（d），i为采样次数，n为总采样次数，t_i+1 - t_i为相邻两次采样的间隔天数（d）。

生物质炭来源的CO₂-C通量（F_soil，mg·m^-2·h^-1）的计算公式如下：

$ {F_{{\text{soil}}}} = F \times {f_{\text{b}}} $

(3)

式中，F为添加生物质炭的土壤CO₂-C通量（mg·m^-2·h^-1），f_b为来自生物质炭的CO₂通量占总CO₂通量的比例，其通过以下公式计算^[27]：

$ {f_{\text{b}}} = (\delta - {\delta _{\text{s}}})/({\delta _{\text{b}}} - {\delta _{\text{s}}}) $

(4)

式中，δ_b为生物质炭OC-δ¹³C（‰），δ_s为土壤本身OC-δ¹³C（‰），δ为添加生物质炭的土壤所排放的CO₂-δ¹³C（‰），其是根据Keeling Plot原理通过线性拟合而得出：

$ {\delta ^{13}}{{\text{C}}_{{\text{air}}}} = M(1/c) + \delta $

(5)

式中，δ¹³C_air为箱内气体CO₂-δ¹³C（‰），c为箱内气体CO₂浓度（10^-6），M为响应系数，即线性拟合的斜率。

利用双指数模型对生物质炭的累积分解量进行拟合^[28]，公式如下：

$ {C_{{\text{B}}t}} = C \times (1 - {e^{ - {K_{1t}}}}) + (100 - C)(1 - {e^{ - {K_{2t}}}}) $

(6)

式中，C_Bt为t时刻生物质炭累积分解的百分比（%），C和（100-C）分别为易分解组分和难分解组分的含量（%），K_1t（d^-1）和K_2t（a^-1）分别为易分解组分和难分解组分的分解速率常数。K_1t和K_2t的倒数即为生物质炭中易分解组分和难分解组分的MRT。

采用独立样本t检验的方法对2种制备温度生物质炭的分解速率、MRT、累积分解量进行差异性比较，显著性水平设为P < 0.05。采用Pearson相关分析检验生物质炭的分解速率与土壤温度、水分之间的相关性。采用SPSS 22.0进行统计分析，采用Origin 2017绘制图表。

2 结果 2.1 制备温度对生物质炭理化性质的影响

300 ℃生物质炭的pH、OC：ON、灰分含量均低于500 ℃生物质炭，而TN、$ {\text{NO}}_{\text{3}}^ - {\text{ - N}} $和挥发组分含量均高于500 ℃生物质炭（表 1）。¹³C核磁共振的结果表明，300 ℃生物质炭含有更多烷基碳、O/N-烷基碳和羰基碳，而500 ℃生物质炭含有更多芳基碳（表 1）。

2.2 生物质炭的分解速率和累积分解量

试验经历秋季、冬季和春季的季节交替，土壤温度呈现明显的前期下降后期上升趋势，最高值（25.0 ℃）和最低值（7.3 ℃）分别出现在182 d和103 d，平均温度为14.7 ℃（图 1）。土壤体积含水量的变化范围为9.3%~14.0%（图 1），变异系数为9.9%。

以生物质炭来源的CO₂释放通量表征生物质炭的分解速率，300 ℃和500 ℃生物质炭的分解速率均呈现前期快速降低，之后相对稳定，而后期又有所升高的趋势（图 2a）。300 ℃生物质炭在0~19 d分解速率快速下降而500 ℃生物质炭在0~6 d分解速率快速下降（图 2a）。除19 d和54 d外，300 ℃生物质炭的分解速率始终大于500 ℃生物质炭（图 2a）。整个培养期间，300 ℃生物质炭的分解速率的最大值出现在0 d（18.5 mg·m^-2·h^-1），最小值出现在54 d（0.017 mg·m^-2·h^-1），平均值为2.80 mg·m^-2·h^-1。500 ℃生物质炭的分解速率的最大值出现在0 d（5.24 mg·m^-2·h^-1），最小值出现在139 d（0.019 mg·m^-2·h^-1），平均值为0.927 mg·m^-2·h^-1。相关性分析表明，300 ℃生物质炭的分解速率与土壤温度显著相关（r = 0.417，P = 0.034，n = 26），与土壤含水量的相关性不显著（r = -0.035，P = 0.866，n = 26）；500 ℃生物质炭的分解速率与土壤温度（r = 0.123，P = 0.549，n = 26）和土壤含水量（r = 0.108，P = 0.598，n = 26）的相关性均不显著。整个野外试验期间，300 ℃生物质炭的累积分解量低于500 ℃生物质炭，分别为10.5和3.65 g·m^-2（图 2b），分别占添加的生物质炭OC总量的0.82%和0.27%。

2.3 生物质炭的平均停留时间

双指数模型拟合的结果表明，与500 ℃生物质炭相比，300 ℃生物质炭拥有较高的易分解碳和较低的难分解碳（表 2），这与300 ℃生物质炭含有较高的热水提取DOC含量以及更高的烷氧碳和羰基碳含量是一致的。300 ℃生物质炭的易分解碳库和难分解碳库的MRT分别低于500 ℃生物质炭的相应碳库的MRT（表 2），表明300 ℃生物质炭的分解速率更快。难分解碳库占生物质炭OC库的99%以上，300 ℃和500 ℃生物质炭的难分解碳库的MRT分别是99.8 a和302 a（表 2）。

3 讨论

生物质炭的分解速率呈现前期迅速下降，之后保持相对较低水平的动态（图 2a），这表明生物质炭的分解遵循双阶段模式，与大部分的研究结果相一致^{[9-11, 29]}。试验前期，生物质炭中一些不稳定形态的碳可能会优先被土壤微生物作为碳源利用，这部分不稳定形态的碳在生物质炭中的含量较低，会在较短时间内被分解^[30]。生物质炭中含量高的烷基碳和芳香碳，具有较高的化学和生物学稳定性，这使得生物质炭在后期的分解缓慢^[31]。目前对生物质炭分解的研究主要是室内培养实验，得到的生物质炭MRT跨度非常大，从几十年到几万年^{[8, 32-35]}。仅有几项有关生物质炭分解的原位研究^{[32, 36-38]}（表 3），其中Ventura等^[36]得出气化生物质炭的MRT很低，只有24.3 a。本研究中300 ℃生物质炭的难分解碳库的MRT为99.8 a，略低于Rasse等^[37]报道的芒草生物质炭（600~700 ℃）在温带农田土壤125 a的MRT，这可能是因为本研究中生物质炭制备温度较低而引起的。本研究中500 ℃生物质炭的难分解碳库的MRT为302 a，高于Maestrini等^[38]报道的松木生物质炭（450 ℃）在温带森林土壤191 a的MRT，而低于Major等^[32]报道的芒果树生物质炭（400~600 ℃）在热带稀树草原土壤600 a的MRT，这可能主要是由研究地点、土壤类型等的差异而引起。

500 ℃生物质炭的MRT高于300 ℃生物质炭（表 2）。低温制备的生物质炭含有更多的易分解组分，含有较多无定型形态的碳，更易被土壤微生物利用^[38]。生物质炭的芳香化结构是其能够长期保持相对稳定的重要基础^{[31, 39]}。一些研究认为，H：C可以表征生物炭的芳香性。生物质炭的H：C比值越小，芳香性越强，结构越稳定^{[14, 40]}。300 ℃和500 ℃的H：C分别为0.060和0.011（表 1），证实生物质炭自身的化学组成对其稳定性影响显著。除生物质炭自身的性质外，生物质炭与土壤的交互作用也可能对其稳定性产生影响。高温制备生物质炭的pH较高，对土壤pH的提高可能会更大，从而改变土壤微生物的群落组成和结构^[41]，最终影响生物质炭分解的生物过程。此外，生物质炭添加至土壤后可能与土壤中的矿物形成有机-无机复合体^[42]，降低其被土壤微生物利用的可能性，从而延长其在土壤中的停留时间。

环境温度对生物质炭分解的影响尚未达成一致。部分研究认为，温度条件会影响生物质炭的分解^[43-44]。与之相反，也有研究认为环境温度对生物质炭的分解影响较小，而生物质炭本身的理化性质的影响更大^{[16, 45]}。本研究发现，300 ℃生物质炭的分解速率与土壤温度正相关，而对于500 ℃生物质炭则不存在相关性。生物质炭的分解主要是由土壤微生物所介导的过程。微生物对生物质炭的分解是在胞外酶作用下的酶促反应。一般而言，酶促反应的速率随土壤温度的升高而升高，这可能是300 ℃生物质炭分解速率随土壤温度升高的原因。易分解性不同的有机碳温度敏感性不同。一些研究认为，易分解碳的温度敏感性高于^[46]或类似于^[47]难分解碳。然而，大部分研究支持难分解碳的温度敏感性高于易分解碳^[48-51]，这是与化学反应的动力学理论相一致的。不同稳定性的生物质炭的温度敏感性由其碳结构所决定^[52]。因此，有机碳组成可能是导致2种生物质炭的稳定性与土壤温度的关系不一致的原因。

4 结论

通过182 d的野外原位试验，发现以水稻秸秆为原料在300 ℃和500 ℃制备的生物质炭的累积分解量均不到其有机碳含量的1%。双指数模型拟合表明，500 ℃和300 ℃生物质炭的难分解碳库的平均停留时间MRT分别为302 a和99.8 a，这与前者具有更高的芳香性相一致，从而证明了生物质炭的稳定性主要由其自身有机碳组成和结构而决定。生物质炭的稳定性与土壤温度的关系与生物质炭制备温度有关，300 ℃生物质炭与土壤温度的关系更密切。