大气中温室气体浓度的不断增加，导致全球气候持续变暖，其中最重要的温室气体有二氧化碳(CO₂)、甲烷(CH₄)、氧化亚氮(N₂O)^[1]。大气中CO₂浓度的增加主要是由于化石燃料的使用和耕地利用的改变，CH₄和N₂O浓度的增加则主要是由农业活动引起^[2]。据估计，大气中每年有5%—20%的CO₂、15%—30%的CH₄、80%—90%的N₂O来源于土壤，农田土壤是温室气体重要的排放源^[3]。因此，减少农田土壤温室气体的排放对减缓气候恶化具有重要的作用^[4]。

近年来，生物黑炭(biochar)日益受到国内外研究学者的普遍关注，它是在完全或部分缺氧以及高温下通过热解将木材、草、玉米秸秆或其他农作废弃物炭化产生的一类高度芳香化难溶性固态物质，富含碳并具有高度稳定性。生物黑炭将植物固定的有机碳转化为惰性碳，使其不被微生物迅速矿化，达到固碳减排的作用^{[5, 6]}。大量文献资料表明，生物黑炭施入土壤可减少温室气体的排放^{[7, 8, 9]}，对缓解全球变暖有非常重要的意义^{[10, 11]}。然而，目前对生物黑炭的研究缺乏广泛而深入的应用机理研究，大多数研究均采用高低水平设置，不具有科学系统性，存在较大盲区，且生物黑炭对减少温室气体综合温室效应方面的研究也鲜有报道。因此，本试验利用土柱室内模拟的方法，通过添加0%、0.5%、2%、4%、6%、8%生物黑炭于旱地土壤中，研究不同生物黑炭添加量对旱地土壤主要温室气体的排放及其环境效益的影响，以期为旱地土壤合理的生物黑炭施用量提供科学依据。

供试土壤采自湖南省长沙市长沙县榔梨镇(28°11′0.72″ N，113°06′23.79″ E)蔬菜基地的耕作层(0—20 cm)，地属亚热带大陆性季风气候，年平均气温为17.2℃，年降雨量为1360 mm，土壤母质为第四纪红壤，质地以砂壤为主。土样采集后风干，挑去肉眼可以看见的细根和石块后过5 mm筛保存备用。供试土壤的基本理化性质为pH5.18，有机质14.66 g/kg，全氮1.61 g/kg，全磷0.81 g/kg，碱解氮123.62 mg/kg，速效磷45.22 mg/kg，土壤容重1.11 g/cm³。

原材料为玉米秸秆，在500—550℃下限氧烧制而成，研磨后过2 mm筛。

生物黑炭基本性质：pH10.08，C含量51.8%，H含量2.65%，N含量1.11%，O含量45.2%，S含量0.39%。

室内模拟土柱装置为内径10 cm，高度32 cm的PVC圆柱管，管顶和管底分别有一个配套的螺口盖子。顶部螺口盖子中间打孔后插入一根塑料管连通土柱内气体与三通阀，便于采集气体，顶盖只在每次模拟降雨后采集气体时盖上(用于密封)，管底的螺旋盖一直保持旋紧状态，且底盖中央开有一个2 cm的孔，用以连接配套的塑料管以便柱内液体流出。圆柱管底部铺有2 cm厚，粒径为1—2 mm，经2.0 mol/L H₂SO₄浸泡过夜并用蒸馏水洗净的干燥石英砂，砂粒与底盖接触面及与土壤接触面分别铺有一层大小与底盖面积一致的200目尼龙网。每个土柱内装填的生物黑炭和土壤混合物质量均为1.82 kg，为保持各处理土壤容重一致(土壤容重为1.11 g/cm³)，通过慢慢压实土柱，将不同处理的土柱均保持在20cm高度。土柱分两层装入(从下到上填装土柱)，先装5—20 cm土层，后装0—5 cm土层，其中5—20 cm土层为土壤与生物黑炭充分混匀后慢慢压实装入，0—5 cm土层是土壤与生物黑炭充分混匀，再添加尿素混匀后慢慢压实装入^[12]。模拟土柱示意图如图 1所示。

图 1 模拟土柱示意图 Fig.1 The sketch map of simulated soil column

图选项

试验共设置7个处理：(1)不施肥(CK)；(2)单施尿素(CF)；(3)施用尿素+添加生物黑炭量为土壤全重(干重)的0.5%(BC0.5)；(4)施用尿素+添加生物黑炭量为土壤全重(干重)的2%(BC2)；(5)施用尿素+添加生物黑炭量为土壤全重(干重)的4%(BC4)；(6)施用尿素+添加生物黑炭量为土壤全重(干重)的6%(BC6)；(7)施用尿素+添加生物黑炭量为土壤全重(干重)的8%(BC8)。每个处理设4个重复。其中施肥量与当地常规施肥量一致，即每个土柱加0.512 g尿素(CK除外)，施氮量相当于300 kg/hm²。

模拟降雨时，在模拟土柱的表土放置一张大小适宜的滤纸，并用注射器缓缓加入蒸馏水，使蒸馏水均匀通过土体下渗，每次模拟降雨结束后将滤纸全部取出。土柱装好后的前7d，每天在土柱上端用注射器缓缓注入78 mL的去离子水，折合降雨量为10 mm，历时1 h，让尿素在土壤中充分反应。从第7天正式开始模拟降雨，每隔7d降1次雨，参照当地平均降雨量和平均降雨强度，每次降雨205 mL，折合降雨量26.1 mm。在试验开展的第1，4，8，11，15，18天采集气样，之后每隔7d采集1次，共模拟降雨10次，历时67d。

采用密闭室法采集气体样品，在PVC土柱顶端用螺口的盖子密封，形成一个密闭性气体空间，用带有三通阀的20 mL注射器从土柱顶端取样口采集气体样品，采气前，先来回抽动几次，使土柱中气体充分混匀，再按照0、10、20、30 min时间间隔定量采集10 mL气体样品，同时测定第1针采气和最后一针采气的温度。采样时间为9：00—10：00。

气样采集完毕后，立即用气相色谱分析仪(GC580)测定气样CO₂ 、CH₄和N₂O排放通量。CO₂和CH₄测定检测器为FID，柱温为40℃，检测器温度为375℃，以N₂作为载气，H₂作为燃气。N₂O测定检测器为ECD，柱温为40℃，检测器温度为350℃，以高纯N₂作为载气。通过标准气体和待测气体的峰面积来计算待测气体浓度。

气体通量计算公式为： F=ρ×V/A×ΔC/Δt×273/(273+T)

式中,F为气体排放通量(mg m^-2 h^-1或 μg m^-2 h^-1)；ρ为标准状态下气体的密度(ρ_(CO2)=1.965 kg/m³，ρ_(CH4)=0.714 kg/m³，ρ_(N2O)=1.98 kg/m³)；V为模拟土柱密封气体体积(m³)；A为模拟土柱内土壤表面积(m²)；ΔC为气体浓度差；Δt为时间间隔(h)；T为采样时土柱内温度(℃)。

气体累计排放量计算公式为： M=∑(F_i+1+F_i)/2×(t_i+1-t_i)×24

式中,M为土壤气体累计排放量(kg/hm²或 g/hm²)；F为气体排放通量(mg m^-2 h^-1或μg m^-2 h^-1)，i为采样次数，t为采样时间(d)。

综合温室效应(GWP) 按照单位质量CH₄和N₂O的全球增温潜势在100a时间尺度上分别为CO₂的25倍和298倍计算不同处理的综合温室效应(GWP)^[14]，即：

GWP=25R_(CH4)+298R_(N2O)

式中,GWP为室内模拟土柱培养期内CH₄和N₂O排放的综合温室效应(kgCO₂-e/hm²)，R_(CH4)和R_(N2O)分别为模拟土柱培养期内CH₄和N₂O的排放总量(kg/hm²)。

表观分解率(%) 添加生物黑炭处理CO₂-C排放总量减去纯施化肥CO₂-C排放总量占添加生物黑炭碳量的百分数；

投入固碳比 投入生物黑炭碳量与固定于土壤中碳量之间比值；

投入减排比 投入生物黑炭量与由纯施化肥产生CH₄和N₂O的综合效益减去不同生物黑炭添加量产生的CH₄和N₂O的综合效益的比值。

所有试验数据采用Microsoft Excel 2003进行整理，不同处理间差异采取SPSS10.0软件进行单因素方差分析，LSD法进行显著性检验(P < 0.05)，所有结果数据均以平均值±标准差的形式来表达。

整个培养期内，各处理CO₂排放通量(F_CO2)变化趋势基本一致(图 2)。各处理F_CO2均呈先增加后降低的趋势，其中CF、CK、BC0.5、BC2、BC4、BC6、BC8分别在培养第1、3、3、3、7、10、10天达到峰值，峰值分别为33.60、29.92、38.75、35.59 、33.25、 34.63和37.58 mg CO₂-C m^-2 h^-1。由此说明尿素能在短时间内激发土壤CO₂的产生，生物黑炭的添加能延迟CO₂排放达到峰值的时间，且添加量越多，时间延迟越长。培养第31天，BC0.5、BC2、BC4、BC6和BC8的F_CO2均达到观测期内最低水平，分别为9.81、11.26、8.98、11.39和11.72 mg CO₂-C m^-2 h^-1，而CK和CF的F_CO2均在第52天达到最低值，分别为7.87和9.20 mg CO₂-C m^-2 h^-1，之后各处理F_CO2均有小幅增加，并在较低的水平内波动。

图 2 生物黑炭对CO2排放通量的影响 Fig.2 The effects of biochar on CO2 flux CK：不施肥No fertilization;CF：单施尿素 Urea application;BC0.5：施用尿素+添加生物黑炭量为0.5% Urea application and 0.5% biochar addition;BC2：施用尿素+添加生物黑炭量为2% Urea application and 2% biochar addition;BC4：施用尿素+添加生物黑炭量为4% Urea application and 4% biochar addition;BC6：施用尿素+添加生物黑炭量为6% Urea application and 6% biochar addition;BC8：施用尿素+添加生物黑炭量为8% BC8: Urea application and 8% biochar addition

图选项

7种处理CH₄排放通量(FCH₄)均处于较低水平，其值在-0.141—0.193 mg CH₄-C m^-2 h^-1之间波动(图 3)。培养前40d，各处理FCH₄多为负值，对大气CH₄有微弱的吸收，表现为CH₄汇；40d后，各处理CH₄排放通量均略有增加，并均达到各自的峰值，其峰值大小顺序为：CF(0.193 mg CH₄-C m^-2 h^-1) >BC2(0.115 mg CH₄-C m^-2 h^-1) >BC0.5(0.108 mg CH₄-C m^-2 h^-1) >CK(0.056 mg CH₄-C m^-2 h^-1) >BC4(0.054 mg CH₄-C m^-2 h^-1)=BC8(0.054 mg CH₄-C m^-2 h^-1) >BC6(0.045 mg CH₄-C m^-2 h^-1)。

各处理N₂O排放通量(F_N2O)在培养期内的变化趋势基本一致(图 3)，均在前期迅速增至峰值(第10天)后快速下降，其峰值大小为BC0.5(74.66 μg N₂O-N m^-2 h^-1) >CF(71.50 μg N₂O-N m^-2 h^-1) >BC2(41.14 μg N₂O-N m^-2 h^-1) >BC4(27.07 μg N₂O-N m^-2 h^-1) >BC6(26.03 μg N₂O-N m^-2 h^-1) >BC8(21.24 μg N₂O-N m^-2 h^-1) >CK(5.23 μg N₂O-N m^-2 h^-1)，在第17天及之后几乎呈现零排放，因此，旱地土壤N₂O的排放主要集中在施肥后17d。

图 3 生物黑炭对CH4和N2O排放通量的影响 Fig.3 The effects of biochar on CH4 and N2O flux

图选项

整个培养期内，各处理CO₂累积排放量(∑CO₂)大小为：BC8> BC6> BC4> BC2> BC0.5> CF> CK(表 1)。CK的∑CO₂较CF减少4.22%，说明在旱地土壤上施用化肥可促进土壤CO₂的排放，但二者差异不显著；BC0.5、BC2、BC4、BC6和BC8的∑CO₂均显著高于CK和CF(P < 0.05)，表明生物黑炭能显著增加土壤CO₂排放，且∑CO₂随生物黑炭添加量的增加而增加。生物黑炭添加百分数(x)与∑CO₂(y)之间满足线性方程(图 4)：y=12.591x+235.02(R²=0.834，n=24)。

图4 生物黑炭添加百分比与CO2累积排放量的关系 Fig.4 Relationships between the adding percentage of biochar and CO2 cumulative flux

图选项

各处理CH₄累积排放量(∑CH₄)大小顺序为：CF >BC0.5 >BC2 >BC6 >BC8 >BC4 >CK(表 2)，其中CF的∑CH₄显著高于CK，在旱地土壤上施用尿素能显著增加CH₄的排放；BC0.5、BC2、BC4、BC6和BC8的∑CH₄均极显著小于CF(P < 0.01)，说明在施用尿素的旱地土壤上添加生物黑炭可显著减少CH₄的排放；其中BC0.5的∑CH₄极显著(P < 0.01)大于BC2、BC4、BC6、BC8，其∑CH₄较CF只减少了48.43%，而BC2、BC4、BC6和BC8的∑CH₄较CF减少了102.85—132.91%，表明当生物黑炭添加量为0.5%时，生物黑炭对∑CH₄的降低作用较小，远小于生物黑炭添加量大于2%的处理。

各处理N₂O累积排放量(∑N₂O)大小为：BC0.5 >CF >BC2 >BC4 >BC6 >BC8 >CK。CF的∑N₂O极显著高于CK(P < 0.01)，说明尿素极显著促进N₂O排放；BC0.5的∑N₂O极显著高于CF(P < 0.01)，添加少量生物黑炭会明显促进N₂O的排放；CF的∑N₂O极显著高于BC2、BC4、BC6和BC8，BC2的∑N₂O又极显著高于BC4、BC6和BC8，所以，当生物黑炭添加量达到2%以上时，即可显著减少N₂O排放，当生物黑炭添加量达到4%及以上时，N₂O排放降幅稳定在54.28%—56.72%之间。

培养前17d，各处理(CK,CF,BC0.5,BC2,BC4,BC6,BC8)N₂O排放量占总∑N₂O的百分数分别为12.57%、86.41%、92.29%、84.07%、77.60%、74.89%和68.63%，BC0.5前17d N₂O排放量占总∑N₂O的比例最高，说明少量生物黑炭的添加能在短时间内促使土壤释放出大量N₂O；而当生物黑炭添加比例达到2%时，随着生物黑炭添加量的继续增加，前17d N₂O排放量占总∑N₂O的比例逐渐减少，表明生物黑炭的添加不仅能降低N₂O的排放量，还能降低N₂O产生的强度，延长土壤N分解消耗的时间。

BC0.5，BC2，BC4，BC6，BC8的生物黑炭表观分解率均明显小于BC0.5(表 3)，并随着生物黑炭添加量的增加，生物黑炭表观分解率逐渐减少，当达到4%及以上时，其表观分解率稳定在0.43%—0.53%之间。从投入与固碳比角度考虑，随着生物黑炭添加量的增加，逐渐减少，当生物黑炭添加量达到2%及以上时，其投入固碳比较小，并稳定在1.004—1.007之间，由此表明当生物黑炭添加量达2%及以上时，即可达到较好的固碳效果。

由图 5可知，CF的GWP最高，远远高于CK的GWP，施肥是导致旱地土壤CH₄和N₂O综合温室效应增加的主要原因。CF的GWP大于BC0.5，但二者之间差异不显著，说明施用少量生物黑炭对减少施氮旱地土壤CH₄和N₂O综合温室效应的效果并不明显。而BC2、BC4、BC6和BC8的GWP值均极显著低于CF(P < 0.01)，较CF的降幅分别为60.41%、76.97%、72.26%和75.51%，BC4、BC6和BC8的GWP极显著低于BC2，说明当生物黑炭添加量为2%以上时，即可显著减少CH₄和N₂O的GWP，当生物黑炭添加量达到4%及以上时，CH₄和N₂O的GWP降幅稳定在72.26%—76.97%之间。从投入减排比角度考虑，随着生物黑炭添加量的增加，投入减排比呈先降低后升高的趋势(图 6)，其中以添加2%的生物黑炭投入减排比最小，添加0.5%的生物黑炭的投入减排比最大。

图5 CH4和N2O综合温室效应 Fig.5 The total global warm potential of CH4 and N2O

图选项

图6 生物黑炭添加百分数与投入减排比关系 Fig.6 Relationships between the adding percentage of biochar and the ratio of inputted carbon accounting for emission reduction

图选项

整个培养期内，化肥处理的F_CO2最早达到峰值，其∑CO₂大于不施肥处理，但二者差异不显著，说明尿素只能在短期内促进CO₂的排放，这与武文明等^[15]的研究一致，其原因可能是施用尿素激发了土壤有机碳的矿化分解，随着时间的延长，激发效应减弱并消失。生物黑炭延迟CO₂达到峰值的时间，投入越多，延迟越长。本试验结果表明，旱地土壤生物黑炭添加比大于0.5%(5 t/hm²)时，即可显著增加CO₂的排放，且生物黑炭添加百分数(x)与∑CO₂(y)之间呈线性关系，而Karhu等^[16]和Knoblauch等^[17]的研究结果表明，当生物黑炭添加量小于10 t/hm²时，其对农田土壤土壤呼吸无明显影响，zhang等^[18]发现，当生物黑炭施用量在40 t/hm²时，可显著增加CO₂排放，Spokas等^[8]的研究得出，施用生物黑炭可降低土壤CO₂的排放。这些不同结论的得出可能是因为不同生物黑炭类型和不同土壤水分状况致使生物黑炭对CO₂排放既有促进作用亦有抑制作用^[18]，因此，未来还需要进一步深刻研究生物黑炭对土壤CO₂排放影响的作用过程与机理。

土壤CH₄的产生是产甲烷菌和甲烷氧化菌综合作用的结果^[19]，其中产甲烷菌为厌氧菌，甲烷氧化菌为好氧菌，因此，通气良好的旱地土壤抑制产甲烷菌的活性，导致CH₄排放较低。本试验各处理的F_CH4值均较小(-0.141—0.193 mg CH₄-C m^-2 h^-1)，这与张中杰^[20]在川中丘陵旱地的研究结果相似。尿素显著促进旱地土壤CH₄排放，原因可能是尿素抑制旱地甲烷氧化菌的活性，从而提高土壤CH₄的产生与排放^[21]。本试验结果表明，添加生物黑炭能降低CH₄排放，与前人研究结果一致^{[22, 23]}，且本试验进一步得出，当生物黑炭的添加量达到2%以上时，土壤表现为弱CH₄汇，CH₄排放基本被抑制，这与Rondon研究结果一致^[24]，原因可能是生物黑炭通过影响参与CH₄产生和吸收过程的微生物而减少CH₄的排放^[25]，也有可能是通过增加甲烷氧化菌种群结构的多样性，进而使CH₄氧化增加而导致CH₄的排放减少^[26]。但也有一些研究表明施用生物黑炭使CH₄的排放量增加^{[16, 27]}，其原因可能是生物质炭本身含有的某种有毒有害化学物质抑制了土壤甲烷氧化活性作用有关^[28]。

土壤中N₂O主要是在微生物的参与下，通过硝化与反硝化过程产生的。本试验得出，在旱地土壤上施用尿素可显著增加N₂O的排放，与张玉铭等^[29]和王重阳等^[30]的研究一致，这主要由于土壤中充足的氮素为土壤硝化与反硝化微生物提供丰富的氮源。因此在农业生产中，减少化肥施用是减少农田N₂O排放的重要途径之一。大量研究表明^{[18, 22, 23, 27, 31]}，生物黑炭的添加可以显著降低农田N₂O的排放，本试验进一步得出，旱地土壤生物黑炭添加量为2%时即可显著减少N₂O排放，当生物黑炭添加量达到4%(40 t/hm²)及以上时，N₂O的排放降幅稳定在54.28%—56.72%之间，张斌等^[32]和zhang等^[33]的研究结果表明当生物黑炭用量为40 t/hm²时，N₂O的排放降幅达53.6%—65.7%和50.7%—56.0%，与本试验研究结果十分接近。对于该现象的原因，张广斌等^[34]认为添加生物黑炭提高了土壤的阳离子交换量，进而增加了NH₄⁺的吸附，使得土壤中无机氮减少，抑制了硝化过程的进行，从而减少N₂O的产生，Rondon等^[22]认为是由于生物质炭含有的某种组分抑制了NO₃^--N向N₂O转化关键酶的活性，或是促进了N₂O向N₂转化还原酶的活性，Lehmann等^[7]则认为可能是由于生物黑炭施入土壤后土壤容重降低，通气性改善，加上生物黑炭的高C/N，限制了氮素的微生物转化和反硝化，从而改变了农田生态系统的氮循环。目前，关于生物黑炭减少N₂O排放的机理研究还处于起步阶段，尚无统一结论，未来需对此进行深刻而系统的研究。值得一提的是，本试验研究结果表明，当生物黑炭添加量为0.5%(5 t/hm²)时，会显著促进N₂O的排放，原因有可能是添加的少量生物黑炭促进硝化细菌的活性，产生更多的NO₃^--N，为N₂O的产生提供充足的底物，因此，在生产实践中应避免添加少量生物黑炭。

生物黑炭是在限氧或厌氧条件下高温热解碳化后产生的一类高度芳香化富含碳的且非常稳定的固态物质^[35]，它在土壤中的平均停留时间可达1000a^[36]，被认为是一种非常有效的碳汇途径^[9]，且Lehmann等^[7]提出，生物黑炭技术潜在可行增汇量可达9.5 Pg。因此，生物质炭化还田可能成为人类应对全球气候变化的一条重要途径^{[9, 37, 38]}。本试验研究得出，当生物黑炭添加量达到2%及以上时，其分解率和投入与固碳比均较小，具有较好的固碳效果，与前人研究结果较一致^{[39, 40]}。CH₄和N₂O是重要的温室气体，单位质量CH₄和N₂O的全球增温潜势在100a时间尺度上分别为CO₂的25倍和298倍，本试验得出，施肥是可显著增加旱地土壤CH₄和N₂O综合温室效应，而在旱地土壤施肥条件下，生物黑炭添加量为2%时，即可显著减少CH₄和N₂O的综合温室效应，降幅达到60.41%，当添加量达到4%及以上时，CH₄和N₂O的综合温室效应降幅稳定在72.26%—76.97%之间，张斌等^[32]研究也得出，在施氮条件下，高用量生物质炭(40 t/hm²)能显著降低CH₄和N₂O的综合温室效应。当生物黑炭添加量是2%时，其投入与减排比最小，因此从生物黑炭投入与减排比的角度考虑，当生物黑炭添加量为2%时即可达到生物黑炭投入最少，CH₄和N₂O的综合温室效应减少最多。

我国具有丰富的生物质废弃物，其中各种农作物秸秆总产量每年高达7亿t，每年约有1/4的秸秆被露天燃烧，造成了大量碳以CO₂形式进入环境导致温室效应的加剧。因此，利用生物质废弃物制备生物黑炭被认为是一种非常有前景并能够实现碳封存和减缓气候变暖目的的管理策略^[41]，本试验基于生物黑炭投入与固碳和减排比的角度综合考虑，在今后的农业生产中，推荐生物黑炭施用量为2%(20 t/hm²)，其固碳减排效果俱佳。

(1)CO₂排放随着生物黑炭添加量的增加而增加，且生物黑炭添加百分比(x)与∑CO₂(y)之间满足线性方程：y=12.591x+235.02(R²=0.834，n=24)；而添加生物黑炭能显著降低旱地土壤CH₄和N₂O的排放，当生物黑炭的添加量达到2%以上时，基本抑制了CH₄的排放且显著减少N₂O的排放，其中少量的生物黑炭可促进N₂O的排放；

(2)施肥是导致旱地土壤CH₄和N₂O综合温室效应的主要原因，在旱地土壤上，添加少量生物黑炭(5 t/hm²)的环境效益不明显，综合考虑生物黑炭的固碳效益和减排效益，农业生产中推荐最优生物黑炭施用量为20 t/hm²。