盧曉蓉，尹 艷，馮競仙，馬紅亮，高 人，尹云鋒

杉木凋落物及其生物質(zhì)炭對土壤原有有機(jī)碳礦化的影響*

盧曉蓉，尹 艷，馮競仙，馬紅亮，高 人，尹云鋒?

（濕潤亞熱帶山地生態(tài)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地，福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，福州 350007）

利用13C同位素技術(shù)和培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，研究不同添加量（0、10、20、30、40、50 g?kg–1）杉木凋落物和生物質(zhì)炭（Biochar，BC，350℃熱解）對土壤原有有機(jī)碳（原SOC）礦化及外源碳自身分解的影響。實(shí)驗(yàn)進(jìn)行28 d，培養(yǎng)溫度為25℃，水分保持為60%土壤持水量（Water holding capacity，WHC）。結(jié)果表明：凋落物及BC添加顯著提高了土壤總CO2累積排放量（<0.05），且凋落物的影響更為明顯；來源于外源碳及原SOC的CO2累積排放量均隨添加量的增加而增加。培養(yǎng)結(jié)束時，凋落物碳（LR-C）分解率為5.71%～13.68%，生物質(zhì)炭碳（BC-C）分解率僅0.34%～0.50%，凋落物和BC處理下原SOC分解率分別為對照土壤的6.42倍～13.58倍與2.06倍～3.94倍?；貧w分析發(fā)現(xiàn)，2種外源碳處理下原SOC分解率與添加量均呈極顯著的線性關(guān)系（<0.01）；LR-C分解率亦隨添加量的增加而增加；但BC-C分解率則與添加量呈顯著的開口向上的拋物線關(guān)系（<0.05），并在10 g?kg–1添加量時達(dá)到最大。相關(guān)分析表明，短期內(nèi)BC分解受微生物活動的影響較小，在土壤中更加穩(wěn)定。因此，將凋落物制備為BC后施入更有利于杉木人工林土壤有機(jī)碳固存。

凋落物；生物質(zhì)炭；原有有機(jī)碳；分解率；人工林

土壤有機(jī)碳（SOC）礦化是陸地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)過程中的重要環(huán)節(jié)，也是溫室氣體的主要來源之一[1]。因此，研究SOC礦化過程，對于了解生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)及全球變化具有重要意義[2]。諸多研究表明，影響SOC礦化的因素主要包括土壤性質(zhì)（有機(jī)質(zhì)含量、pH、質(zhì)地、溫度、濕度等）、土地利用方式、外源碳的質(zhì)量和數(shù)量以及微生物活性等[3-4]。在森林生態(tài)系統(tǒng)中，凋落物是SOC的重要來源，其分解及相關(guān)過程均會影響大氣中CO2濃度和土壤碳庫穩(wěn)定[5]。凋落物通過微生物的分解作用產(chǎn)生CO2，同時亦對土壤原有有機(jī)碳（原SOC）的礦化產(chǎn)生重要影響[6]。如史學(xué)軍等[5]利用室內(nèi)91 d培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，4種凋落物（青岡櫟oerst.、麻櫟carr.、馬尾松lamb.、狗牙根pers.）添加均顯著促進(jìn)了黃棕壤有機(jī)碳的礦化。而王曉峰等[7]利用81 d的培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，杉木凋落物顯著改變了土壤有機(jī)碳的分解速率，從而產(chǎn)生激發(fā)效應(yīng)，并且深層（40～45 cm）土壤有機(jī)碳分解對杉木凋落物的響應(yīng)高于表層（0～5 cm）土壤。研究表明，大氣CO2濃度升高，氮沉降等全球變化將會提高植物凈初級生產(chǎn)力[8]，相應(yīng)地進(jìn)入土壤中的凋落物亦會增加。

生物質(zhì)炭（Biochar，BC）是生物質(zhì)在厭氧或者部分厭氧條件下經(jīng)高溫裂解產(chǎn)生的多孔芳香類物質(zhì)，具有惰性，可在土壤中存在成百上千年[9]。BC輸入可改善土壤肥力，減少溫室氣體排放和增加土壤碳固持[10]，國際上已將施用BC作為土壤改良的有效措施及碳封存的重要技術(shù)[11]。王富華等[12]研究表明BC（油菜秸稈，500℃熱解）與秸稈配施顯著提高紫色土團(tuán)聚體有機(jī)碳含量，且隨著施用量增加，有機(jī)碳含量呈升高趨勢。在我國亞熱帶地區(qū)，杉木是一種重要的速生造林樹種，但由于杉木特有的生態(tài)學(xué)特性和連栽等措施導(dǎo)致人工林土壤肥力下降[13]。如在人工林經(jīng)營初期，若將采伐剩余物和凋落物部分制成BC，并將其返還土壤，可避免直接火燒造成的環(huán)境污染和水肥流失等問題，亦有可能改善人工林土壤肥力，提高人工林土壤的固碳潛力[14]。凋落物為易分解碳源，而BC為較難分解碳源，杉木人工林原SOC礦化對2種類型外源碳輸入的響應(yīng)有何異同？而原SOC礦化與添加量之間是否存在一定的數(shù)量關(guān)系？基于上述問題，本研究以杉木人工林土壤為研究對象，利用13C標(biāo)記的杉木凋落物及其制備的BC作為2種不同類型外源碳，采用室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)結(jié)合穩(wěn)定性同位素技術(shù)，研究凋落物和BC不同添加量對其自身分解及土壤原SOC礦化的影響，為人工林土壤固碳管理與生物質(zhì)資源有效利用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

土壤樣品取自福建省建甌市萬木林自然保護(hù)區(qū)內(nèi)杉木人工林，樹齡約36 a，海拔350 m，西北坡向，坡度27°。該區(qū)屬中亞熱帶季風(fēng)氣候，年均氣溫19.4℃，年均降水量1 731 mm，土壤為花崗巖發(fā)育的普通山地紅壤。根據(jù)“S”型多點(diǎn)取樣，去除表層凋落物后取0～20 cm土壤，剔除石塊和可見植物殘體與根系，新鮮土壤樣品過2 mm篩置于冰箱4℃冷藏備用。

利用13C脈沖標(biāo)記的杉木凋落物作為供試材料，標(biāo)記方法參照尹云鋒等[15]。去離子水沖洗干凈后60℃烘干，粉碎機(jī)粉碎過2 mm篩后用于培養(yǎng)和BC制備。BC生產(chǎn)設(shè)備采用管式爐（O-KTF1200，江蘇前錦爐業(yè)），將凋落物適量置于錫箔紙中放置爐中封閉，制備溫度為350℃，通入氮?dú)鈪捬鯚峤? h，冷卻的BC樣品過2 mm篩后充分混勻備用。供試土壤、杉木凋落物及BC基本性質(zhì)參見表1。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

采用雙因素實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)，外源碳類型（凋落物、BC）和添加量（0、10、20、30、40、50 g?kg–1）。實(shí)驗(yàn)處理：土壤（S）、土壤+10 g?kg–1凋落物（SL1）、土壤+20 g?kg–1凋落物（SL2）、土壤+30 g?kg–1凋落物（SL3）、土壤+40 g?kg–1凋落物（SL4）、土壤+50 g?kg–1凋落物（SL5）、土壤+10 g?kg–1BC（SB1）、土壤+20 g?kg–1BC（SB2）、土壤+30 g?kg–1BC（SB3）、土壤+40 g?kg–1BC（SB4）、土壤+50 g?kg–1BC（SB5），每個處理4個重復(fù)。

表1 供試土壤、凋落物、生物質(zhì)炭的基本性質(zhì)

為避免不同處理間13CO2相互污染問題，本實(shí)驗(yàn)對培養(yǎng)過程中產(chǎn)生的CO2收集方法做了改進(jìn)，采用堿吸收結(jié)合采氣法，在不同培養(yǎng)時段更換堿液可以保證所有樣品均在密閉好氧條件下進(jìn)行，而在特定時間采集氣體可以方便CO2濃度及其13C豐度的測定。具體步驟為：稱取過2 mm篩的新鮮土壤（相當(dāng)于40.00 g烘干土）和相應(yīng)添加量的凋落物或BC，分別混合均勻置于60 mL塑料杯中，另取2個60 mL塑料杯分別內(nèi)置20 mL去離子水和20 mL 1 mol?L–1NaOH溶液，將3個塑料杯置于1 L帶有橡膠塞培養(yǎng)瓶中，培養(yǎng)溫度為25℃。由于BC分解緩慢且其顯著變化主要體現(xiàn)在培養(yǎng)前期（2周或4周內(nèi)），故培養(yǎng)時間選擇28 d。在培養(yǎng)第0、1、3、5、7、14、21、28 d采集氣體。氣體采集時，將裝有土壤樣品的塑料杯轉(zhuǎn)移至1 L采氣瓶中，同時設(shè)置4個空白采氣瓶測定CO2背景值，采氣瓶瓶口帶有橡皮塞、玻璃管、膠塞等裝置便于采集氣體，連接處均涂抹704硅膠密封。2 h后用注射器抽取20 mL氣體注入已抽真空的20 mL采氣瓶中密封保存。采氣結(jié)束后通過稱重法調(diào)節(jié)水分維持60%土壤持水量（WHC），然后將裝有土壤樣品的塑料杯轉(zhuǎn)移至原來的培養(yǎng)瓶中，更換新的堿液后繼續(xù)密閉培養(yǎng)。

1.3 分析方法

pH利用便攜式pH計(jì)（STARTER 300，美國）測定，土壤pH測定的水土比例為2.5︰1，凋落物和BC的pH測定選擇水與凋落物或BC的比例為15︰1；土壤、凋落物和BC的碳、氮含量采用元素分析儀（Elementar Vario EL III，Elementar，德國）測定，溶解性有機(jī)碳（DOC）含量采用總碳分析儀（TOC-V CPH，日本）測定；BC的碳酸鹽測定采用容量滴定法；CO2濃度使用氣相色譜儀（GC-2010，Shimadzu，日本）測定；樣品13C豐度利用穩(wěn)定同位素質(zhì)譜儀（MAT 253，Thermo Fisher，德國）測定；土壤微生物含量采用磷脂脂肪酸（Phospholipid fatty acid，PLFA）法，用氣相色譜儀（Agilent 6890 N，美國）結(jié)合微生物識別系統(tǒng)（MIDI Inc.，Newark，DE，美國）測定提取的甲基酯化脂肪酸（Fatty acid methyl eaters，F(xiàn)AME）含量[16]。

1.4 計(jì)算方法

CO2排放速率計(jì)算方法參照Lang等[17]，具體如下：

=V×（s–b）×M×（273/（273+T）×22.4）//（1）

式中，代表CO2排放速率，mg?kg–1?h–1；V為采氣瓶中氣體體積，L；s和b分別代表土樣和空白采氣瓶中CO2濃度，mg?kg–1；T為培養(yǎng)溫度，℃；M代表CO2分子量，g?mol–1；代表土樣質(zhì)量（干物質(zhì)量），g；代表采氣瓶密封時間，h。

區(qū)分CO2中2種碳源方法參照Keith等[18]，具體如下：

a=t×（t–s）/（a–s） （2）

s=t–a（3）

式中，a代表來源于凋落物或BC的CO2排放速率，mg?kg–1?h–1；s為來源于原SOC的CO2排放速率，mg?kg–1?h–1；t為土壤總CO2排放速率，mg?kg–1?h–1；t為不同處理CO2的13C值，‰；s代表SOC的δ13C值，‰；a為凋落物或BC的δ13C值，‰。

CO2累積排放量計(jì)算方法如下：

=∑（F-1+F）/2×（t–t–1）×24 （4）

式中，代表CO2累積排放量，mg?kg–1；F–1為第–1次采樣時的CO2排放速率，mg?kg–1? h–1；F代表第次采樣時的CO2排放速率，mg?kg–1?h–1；t為第次采樣時間，d；t1是第–1次采樣時間，d。

分解率計(jì)算方法如下：

=×m×（12/44）/×100% （5）

式中，代表外源碳或原SOC的分解率，%；為來源于外源碳或原SOC的CO2累積排放量，mg?kg–1；m代表土樣質(zhì)量，kg；代表外源碳或者原SOC的總碳量，mg。

土壤微生物PLFA含量測定用峰面積和內(nèi)標(biāo)曲線法，以正十九烷酸甲酯（19︰0）為內(nèi)標(biāo)，參照劉波等[19]方法。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)

實(shí)驗(yàn)所有數(shù)據(jù)用Excel 2013進(jìn)行整理，統(tǒng)計(jì)學(xué)分析和作圖采用SPSS 19.0、OriginPro 9.0軟件，處理間差異采用鄧肯（Duncan）多重比較法，圖表數(shù)據(jù)均為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差（=4）。

2 結(jié) 果

2.1 不同處理對不同來源CO2累積排放量的影響

如圖1所示，相較對照土壤（S），凋落物及BC添加顯著提高了土壤總CO2累積排放量（∑CO2），且前者的作用更明顯。分析不同來源∑CO2可知，來源于凋落物的∑CO2（LR-CO2）顯著大于其對應(yīng)BC處理（BC-CO2）的，為其8.29倍～25.41倍。此外，2種外源碳添加條件下來源于原SOC的∑CO2（SOC-CO2）均顯著大于S處理的，凋落物處理為S處理的6.50倍～13.74倍，而BC處理為S處理的2.08倍～3.98倍?；貧w分析顯示，2種來源的∑CO2與添加量均呈極顯著線性關(guān)系（<0.01），且隨著添加量的增加，來源于凋落物（或BC）分解與原SOC礦化的∑CO2均呈升高的趨勢。并且，凋落物處理的回歸方程斜率遠(yuǎn)大于相應(yīng)BC處理的（圖2）。

2.2 不同處理對凋落物碳、生物質(zhì)炭碳和原SOC分解率的影響

培養(yǎng)結(jié)束時，凋落物碳（LR-C）分解率介于5.71%～13.68%之間，而生物質(zhì)炭碳（BC-C）分解率僅為0.34%～0.50%（表2），并且LR-C分解率均顯著高于相應(yīng)BC-C的（<0.01）。此外，凋落物和BC添加亦顯著促進(jìn)了原SOC分解，分別為對照處理的6.42倍～13.58倍與2.06倍～3.94倍。回歸分析表明，添加量與BC-C分解率呈顯著開口向上的拋物線關(guān)系（<0.05），與LR-C分解率則呈極顯著的線性關(guān)系（<0.01）；而在2種外源碳添加條件下，添加量與原SOC分解率也呈現(xiàn)極顯著的線性關(guān)系（<0.01），且凋落物處理的回歸方程斜率明顯高于BC處理（圖3）。

注：不同大寫字母表示處理間CO2累積排放量來源于凋落物或生物質(zhì)炭的差異顯著（P<0.05）；不同小寫字母表示處理間CO2累積排放量來源于原SOC的差異顯著（P<0.05）。 S：土壤；SL1：土壤+10 g?kg–1凋落物；SL2：土壤+20 g?kg–1凋落物；SL3：土壤+30 g?kg–1凋落物；SL4：土壤+40 g?kg–1凋落物；SL5：土壤+50 g?kg–1凋落物；SB1：土壤+10 g?kg–1BC；SB2：土壤+20 g?kg–1BC；SB3：土壤+30 g?kg–1BC；SB4：土壤+40 g?kg–1BC；SB5：土壤+50 g?kg–1BC；LR-CO2：來源于凋落物的CO2累積釋放量；BC-CO2：來源于生物質(zhì)炭的CO2累積釋放量；SOC-CO2：來源于原SOC的CO2累積釋放量。下同。Note：Different uppercase letters indicate significant difference at P<0.05 level between treatments in cumulative CO2 emission from litter or biochar；Different lowercase letters indicate significant difference at P<0.05 level between treatments in cumulative CO2 emission from native SOC. S stands for control（soil without any addition）；SL1，for soil added with 10 g?kg–1 litter；SL2，for soil added with 20 g?kg–1 litter；SL3，for soil added with 30 g?kg–1 litter；SL4，for soil added with 40 g?kg–1 litter；SL5，for soil added with 50 g?kg–1 litter；SB1，for soil added with 10 g?kg–1 BC；SB2，for soil added with 20 g?kg–1 BC；SB3，for soil added with 30 g?kg–1 BC；SB4，for soil added with 40 g?kg–1 BC；SB5，for soil added with 50 g?kg–1 BC；LR-CO2，for cumulative amount of the CO2 derived from litter；BC-CO2，for cumulative amount of the CO2 derived from biochar，and SOC-CO2，for cumulative amount of the CO2 derived from native SOC. The same below.

2.3 不同來源的CO2累積排放量和分解率的影響因素

如圖4所示，2種外源碳添加條件下土壤微生物PLFA總量均高于對照S處理，且凋落物處理顯著大于相對應(yīng)BC處理的。由表3可見，相關(guān)分析表明，凋落物處理中來源于凋落物的CO2累積排放量及LR-C分解率與土壤pH、全碳、全氮、C/N比以及土壤PLFA總量均呈極顯著正相關(guān)（<0.01），而來源于原SOC的CO2累積排放量及原SOC分解率除與pH相關(guān)性不顯著外，與其他指標(biāo)均呈極顯著的正相關(guān)（<0.01）；而BC處理中來源于原SOC的CO2累積排放量和原SOC分解率與土壤基本性質(zhì)均呈極顯著正相關(guān)（<0.01），來源于BC的CO2累積排放量與土壤pH、全碳、全氮、C/N比呈極顯著正相關(guān)（<0.01），而BC-C分解率則與上述指標(biāo)呈顯著或極顯著負(fù)相關(guān)（表3），但兩者與土壤PLFA總量的關(guān)系均未達(dá)顯著水平。

圖2 不同來源CO2累積排放量與凋落物碳、生物質(zhì)炭碳添加量之間的關(guān)系

表2 凋落物碳、生物質(zhì)炭和土壤原SOC分解率

注：同列不同小寫字母表示不同添加量處理差異顯著（<0.05），同行不同大寫字母表示凋落物和生物質(zhì)炭處理間差異顯著（<0.01）。Note：Different lowercase letters within the same column indicate significant difference among different addition rates at<0.05 level. Different uppercase letters within the same line indicate significant difference between litter and biochar treatments at<0.01 level.

圖3 凋落物碳和生物質(zhì)炭碳分解率及原SOC分解率與添加量的關(guān)系

圖4 不同處理對土壤微生物磷脂脂肪酸（PLFA）總量的影響

表3 CO2累積排放量、分解率與土壤基本性質(zhì)的相關(guān)系數(shù)

**<0.01，*<0.05. ①Decomposition rate of litter carbon，②Decomposition rate of native SOC，③Decomposition rate of biochar carbon.

3 討 論

3.1 不同處理對凋落物和BC分解的影響

目前，對來源于新鮮有機(jī)物質(zhì)及BC的CO2累積排放量與其添加量的關(guān)系研究亦有報道：如Shahzad等[20]添加玉米秸稈（0、3、6、12、24 g?kg–1）到土壤中，發(fā)現(xiàn)來源于秸稈的CO2累積排放量隨添加量增加呈上升趨勢；而Smith等[21]研究表明來源于BC（500℃熱解柳枝稷，添加量為0、11.2、22.4、44.8 t?hm–2）的CO2累積排放量亦隨添加量增加而增加。在本研究中，來源于凋落物或BC的CO2累積排放量呈現(xiàn)了類似趨勢，并且來源于凋落物的CO2累積排放量顯著大于BC的，其原因在于凋落物含有更多易分解物質(zhì)，對微生物刺激作用更為明顯（圖4），進(jìn)而促進(jìn)了凋落物的分解。來源于凋落物的CO2累積排放量和LR-C分解率均與微生物PLFA總量呈極顯著正相關(guān)，進(jìn)一步證實(shí)凋落物的分解主要與微生物活動有關(guān)；但本研究中BC-C分解率與土壤pH、TC、TN、C/N均呈顯著負(fù)相關(guān)，而來源于BC的CO2累積排放量與土壤微生物PLFA總量的相關(guān)性也不顯著，其原因在于BC處理的CO2累積排放量并非完全來自微生物的降解，也可能來自無機(jī)碳（表1）。BC中無機(jī)碳主要以碳酸鹽形式存在[22]，具有較強(qiáng)的堿性，與土壤中酸性物質(zhì)反應(yīng)，進(jìn)而釋放CO2[23]。

外源碳的分解速率與其數(shù)量和質(zhì)量以及土壤性質(zhì)、微生物等因素有關(guān)[24]。Maestrini等[25]將450℃熱解黑麥草產(chǎn)生的BC添加至森林土壤中，培養(yǎng)5個月后BC分解率為4.3%。而Naisse等[26]經(jīng)過336 d的室內(nèi)培養(yǎng)，發(fā)現(xiàn)黑麥草碳分解率為25%，但BC僅為0.4%～0.6%。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果與上述研究基本一致，培養(yǎng)28 d后凋落物碳分解率（5.71%～13.68%）亦顯著高于BC分解率（0.34%～0.50%）。其原因在于BC高度碳化且芳香環(huán)和烷基結(jié)構(gòu)緊密堆積，這種穩(wěn)定性機(jī)制使其不易被微生物分解，并且BC可以與土壤黏粒或粉粒形成團(tuán)聚體，從而提高其穩(wěn)定性[27]。Jiang等[28]量化了BC分解率與其添加量關(guān)系，將BC（550℃，橡木）以0、10、50、100、200 g?kg–1土壤質(zhì)量比添加至4種土壤中進(jìn)行30個月的培養(yǎng)，發(fā)現(xiàn)BC的損失均隨著添加量增加而增加。本研究也證實(shí)，凋落物碳分解率隨添加量增加而增加，但BC分解率卻未呈現(xiàn)這一趨勢，在10 g?kg–1添加量時即達(dá)到最大，其原因在于BC具有大量的孔隙結(jié)構(gòu)能有效隔離微生物及其產(chǎn)生的胞外酶[29]，添加量增加時大量BC的“隔離微生物”起主要作用，使其分解率下降。同時，添加量增加后土壤pH、全碳和全氮含量也相應(yīng)提高，這不利于BC分解（表3）。

3.2 不同處理對原SOC礦化的影響

研究表明，外源碳輸入對土壤原SOC礦化存在抑制作用（負(fù)激發(fā)效應(yīng)）、促進(jìn)作用（正激發(fā)效應(yīng)）或無影響[30]。導(dǎo)致這種截然不同結(jié)論與土壤性質(zhì)、培養(yǎng)條件、植物類型以及外源碳的類型、數(shù)量與質(zhì)量有關(guān)。苗淑杰等[31]利用35 d的培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，玉米秸稈不同添加量（10、50、90 g?kg–1）均顯著抑制了原SOC的礦化，且在50 g?kg–1添加量時抑制作用最強(qiáng)，其原因在于外加大量玉米秸稈釋放出較多易被分解的碳抑制了微生物對原SOC的利用。尹艷等[14]將不同溫度制備的BC（350、550和750℃，杉木與木荷凋落物）添加至杉木人工林土壤中培養(yǎng)112 d后發(fā)現(xiàn)，所有BC處理均顯著抑制了土壤原SOC礦化。這種抑制作用的機(jī)制可能是BC具有大量的孔隙結(jié)構(gòu)與巨大的比表面積，將土壤有機(jī)質(zhì)吸附至其孔隙內(nèi)或外表面上，可降低有機(jī)質(zhì)的可利用率[29]。但Farrell等[32]通過80 d的培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，2種BC（450℃，小麥秸稈和桉樹枝）的添加均促進(jìn)了土壤原SOC礦化。Cui等[33]將水稻秸稈及其制備的BC（400℃）分別添加至土壤中進(jìn)行200 d的培養(yǎng)后，發(fā)現(xiàn)秸稈及BC均促進(jìn)了原SOC礦化，且秸稈處理來源于原SOC的CO2排放量大于BC處理的。本研究結(jié)論與其一致，相較對照土壤，凋落物及BC處理均提高了原SOC的礦化，且凋落物促進(jìn)效果更明顯。隨著添加量增加，促進(jìn)效果越明顯，原因是原SOC的分解與微生物活性呈顯著正相關(guān)（表3）。凋落物或BC的添加提高了土壤微生物活性（圖4），且凋落物對土壤微生物PLFA的影響更為明顯，而微生物產(chǎn)生的胞外酶存在土壤中，在其催化作用下降解外源碳的同時也可能降解了土壤原SOC[34]，引發(fā)“共代謝”作用。

王曉峰等[7]通過13C標(biāo)記杉木凋落物進(jìn)行室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，81 d培養(yǎng)結(jié)束時SOC分解率為3.6%～6.0%。而Zhang等[35]通過Meta分析表明在添加外源碳（植物殘體及小分子物質(zhì)）的實(shí)驗(yàn)中，SOC平均分解率增加26.5%。本實(shí)驗(yàn)則發(fā)現(xiàn)，凋落物及BC添加條件下SOC分解率為0.64%～4.21%，并且隨著添加量的增加而增加，進(jìn)一步表明外源碳輸入并未減緩微生物對原SOC的利用，反而會促進(jìn)其分解。原因可能在于凋落物與BC的易分解物質(zhì)為微生物提供了生長所需的碳源及其他養(yǎng)分[23]，BC的多孔結(jié)構(gòu)還為其提供了適宜的場所，增加了原SOC的微生物可利用性，從而加速原SOC礦化。

4 結(jié) 論

利用短期實(shí)驗(yàn)結(jié)合同位素13C示蹤技術(shù)發(fā)現(xiàn)，相較于對照土壤，凋落物或BC單獨(dú)添加對原SOC礦化的促進(jìn)作用隨著添加量的增加而增加，且前者的影響更為明顯。杉木人工林原SOC的分解率與添加量之間均呈線性關(guān)系；凋落物碳分解率與添加量之間呈線性關(guān)系，但生物質(zhì)炭分解率并未呈現(xiàn)這一趨勢，在添加量為10 g?kg–1時即達(dá)到最大值。同凋落物相比，短期內(nèi)BC的分解受微生物活動的影響較小，生物有效性更低，在土壤中更穩(wěn)定，有關(guān)的微生物學(xué)機(jī)制尚需進(jìn)一步研究。

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Effects of Chinese Fir Litter and Its Biochar Addition on Mineralization of Native Soil Organic Carbon

LU Xiaorong, YIN Yan, FENG Jingxian, MA Hongliang, GAO Ren, YIN Yunfeng?

(State Key Laboratory for Subtropical Mountain Ecology of the Ministry of Science and Technology and Fujian Province, School of Geographical Sciences, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China)

【】Understanding of how soil organic carbon (SOC) mineralization response to management practice and environment change is crucial for mitigating greenhouse gases emission and minimizing the impacts of forest ecosystems on climate. However, there is little information available about relationship of SOC mineralization with quantity of extraneous carbon. In this experiment, effects of addition of Chinese fir litter and its biochar (BC), on native SOC mineralization were investigated to provide certain scientific basis for building up soil fertility in Chinese fir plantations and utilizing biomass resources efficiently in subtropical China. 【】In this study, soil samples (0~20 cm topsoil layer) were collected from theplantation at the Wanmulin Nature Reserve of Fujian Province.13C-labeled litter (Chinese fir) and its biochar (pyrolysed at 350°C) were used as two different types of extraneous carbon (an easily decomposable carbon and a relatively stable carbon) in the indoor incubation experiment. The experiment consisted of 11 treatments, i.e. S (soil without any addition), SL1(soil added with 10 g?kg–1litter), SL2(soil added with 20 g?kg–1litter), SL3(soil added with 30 g?kg–1litter), SL4(soil added with 40 g?kg–1litter), SL5(soil added with 50 g?kg–1litter), SB1(soil added with 10 g?kg–1BC), SB2(soil added with 20 g?kg–1BC), SB3(soil added with 30 g?kg–1BC), SB4(soil added with 40 g?kg–1BC) and SB5(soil added with 50 g?kg–1BC). The carbon derived from different sources was distinguished with the13C isotope technique. The soil samples were incubated at 25°C with water holding capacity kept at 60% for 28 days. 【】Results showed that the addition of either litter or BC significantly increased the cumulative amount of CO2, and the effect of the litter treatments was more obvious than that of their corresponding BC treatments. Cumulative CO2derived from added litter or BC and native SOC increased with increasing quantity of the extraneous carbon. After 28 days of incubation, 5.71% –13.68% of the litter carbon (LR-C)was decomposed, whereas only 0.34%–0.50% of the biochar carbon (BC-C) was, and 6.42–13.58 times and 2.06–3.94 times as much of the native SOC in the litter and BC treatments, respectively, as that in Treatment S was decomposed. Regression analysis shows that there was a significant linear relationship between native SOC decomposition rate and quantity of the extraneous carbon added (<0.01). LR-C decomposition rate was positively related to addition rate of the extraneous carbon, while BC-C decomposition rate displayed a significant parabolic relationship (<0.05) and peaked when the addition rate was 10 g?kg–1(Treatment SB1). 【】Addition of litter and BC accelerated mineralization of native SOC and the effect increased with addition rates. Compared with decomposition of litter, that of BC was less affected by microbial activity due to its lower bioavailability and higher stability in the tested soil during the short incubation period. Therefore, it may be a management practice more conducive to enhancing soil carbon sequestration of the plantations in this region, to return biochar into the soil.

Litter; Biochar; Native soil organic carbon; Decomposition rate; Plantation

S714

A

10.11766/trxb201906040226

盧曉蓉，尹艷，馮競仙，馬紅亮，高人，尹云鋒. 杉木凋落物及其生物質(zhì)炭對土壤原有有機(jī)碳礦化的影響[J]. 土壤學(xué)報，2020，57（4）：943–953.

LU Xiaorong, YIN Yan, FENG Jingxian, MA Hongliang, GAO Ren, YIN Yunfeng.Effects of Chinese Fir Litter and Its Biochar Addition on Mineralization of Native Soil Organic Carbon[J]. Acta Pedologica Sinica，2020，57（4）：943–953.

* 國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（31470628，31770659）和教育部科學(xué)技術(shù)研究項(xiàng)目（213019A）資助Supported by the National Natural Science Foundation of China（Nos. 31470628 and 31770659）and the Research Project of Chinese Ministry of Education（No. 213019A）

，E-mail：yunfengyin@163.com

盧曉蓉（1994—），女，山西臨汾人，碩士研究生，主要從事森林生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)研究。E-mail：1270859070@qq.com

2019–06–04；

2019–09–09；

2019–10–29

（責(zé)任編輯：陳榮府）