在这篇综述中，将会讨论以下关键问题：（i）生物炭如何影响土壤微生物活动，尤其是土壤碳（C）矿化，营养循环和酶活性？（ii）微生物如何对受污染土壤中生物炭的改良作出反应？（iii）生物炭作为生长促进剂对土壤微生物的作用是什么？许多研究表明，生物炭的施用可显著改变微生物群落组成，从而提高土壤微生物的生物量。用生物炭改良土壤改变了微生物的生存环境，直接或间接影响了微生物的代谢活动，并改变了土壤微生物群落的多样性和丰富度。但是，生物炭的化学性质（尤其是pH和营养物含量）以及诸如孔径，孔体积和比表面积之类的物理特性在确定生物炭对微生物性能的功效中起着重要作用，因为生物炭为微生物提供了合适的栖息地。生物碳对微生物活动刺激的作用方式是复杂的，并受生物炭的性质以及土壤条件的影响。

生物炭根据原料类型、热解条件、和改性技术（例如激活，电磁改性和酸/碱处理）具有多种理化特性。生物炭的化学和物理特性已有大量研究成果，然而人们对生物炭对土壤生物学功能的影响却知之甚少。理解生物炭对土壤生物学功能的影响需要对其进行长期监控和调查生物炭改良土壤的生物学特性。生物炭施用会对土壤生物的性质产生复杂的影响，包括土壤中非生物和生物因子之间的直接/间接交互及过程。在过去的几十年中，研究表明，施用生物炭可通过增强土壤微生物功能活动和改变群落结构来改善土壤生物学特性。此外，还研究了受其他土壤生物和植物影响的生物炭对土壤生物学特性的影响。由于土壤微生物在土壤生态系统功能和服务中起着重要的作用，（例如驱动生物地球化学循环，抑制病原体以及保持土壤质量和健康），下一步生物炭研究的重点应该侧重于理解生物炭施用对土壤生物群与土壤健康的长期影响。有必要探索生物炭在未来环境变化下改善土壤质量的能力。

土壤是细菌、真菌、线虫、藻类、古细菌、放线菌、噬菌体和原生动物等微生物的家园。这些微生物参与了许多有益的土壤功能，例如养分循环利用，有机物分解，土壤结构形成，植物生长促进剂的分泌，有机污染物的降解以及病虫害的抑制。在评估生物炭对土壤生物学特性的影响时，土壤微生物功能活动和群落结构可被视为有用的指标。一些参数，例如基础呼吸，氮（N）矿化，N₂固定和酶（例如，脱氢酶）活性可用于确定土壤中的微生物功能活性。磷脂脂肪酸（PLFA），变性梯度凝胶电泳（DGGE），温度梯度凝胶电泳（TGGE），聚合酶链反应（PCR）以及DNA和RNA分析是确定微生物群落结构的一些有用方法。

在Lehmann等（2011）的综述之后，许多研究报告了生物炭引起的土壤微生物特性的变化，包括微生物生物量，群落组成和多样性，特定的官能团和生物地球化学过程。然而，很难得出关于生物炭调节土壤微生物结构和功能机理的结论。这是由于生物炭特性、土壤类型和影响微生物特性的实验条件范围广泛。生物炭的理化特性在应用后极大地影响了土壤生物学特性。例如，研究发现在生物炭改良土壤中，土壤pH，溶解有机碳含量，碳氮比（C：N）和K 浓度的增加会改变不同土壤中的微生物群落结。此外，Farrell等（2013年）报道称，生物炭的应用改善了土壤中的不稳定碳含量和pH值，并改变了土壤微生物群落结构。生物炭的高度多孔结构为微生物定居提供了栖息地，从而使其能够在土壤环境中生长。但是，生物炭对土壤生物学特性中性/负面影响也有记载。例如Elzobair等（2016）发现将生物炭应用于旱成土对土壤细胞外酶活性、微生物群落结构、微生物生物量以及丛枝菌根真菌的根定殖均无影响。作者认为，生物炭对微生物群落的影响在很大程度上取决于生物炭的施用量，生物炭和土壤类型。微生物功能和群落结构的变化只有在生物炭的施用量足够高能显著改变土壤水分保持能力、pH条件和/或养分浓度的情况下才会发生，这是影响土壤微生物多样性和组成的最关键因素。例如，将生物炭施用量从0.5 %增加到5.0 %（w / w）会降低土壤中PLFA的总含量和细菌的相对丰度。此外，有人建议施用少量生物炭（0.5 %（w / w））可以增加土壤细胞外酶的活性，例如β-D-纤维二糖苷酶，β-葡萄糖苷酶和N-乙酰基-β-葡萄糖苷酶。

土壤条件在确定生物炭改良土壤中的微生物群落组成方面起着关键作用。例如Awad等（2018）观察到在氧化条件下生物炭处理过的土壤中PLFA生物量较低，而在还原条件下土壤中PLFA生物量却增加了。如果生物炭不能提供足够的不稳定的碳或氮底物，并且生物炭的施用量不足以影响土壤的pH值，则可能不会刺激微生物群落。

2.生物炭作为土壤生物区系的促进剂

土壤理化条件的改变可能通过改变其栖息地而对土壤微生物群落结构和功能产生正向或负向影响。这些土壤特性的变化是土壤微生物的直接和主要的生长促进剂。改良土壤性质，例如增加土壤pH值，土壤保水能力以及养分（例如，碳，氮，磷，钾，镁和钙）可以促进土壤微生物的生长。生物碳中可用的营养成分和浓度受原料和制备条件（例如制备温度和保留时间）的控制。通常，提高制备温度会增加生物炭的pH值、总表面积、碳氧比（C：O）和碳氮比（C：N），同时减少溶解的有机物和碳含量。此外，生物炭还通过提供不稳定的碳底物供微生物降解来支持微生物群落。

生物炭的高度多孔性及其高表面区域是土壤生物区系的有利栖息地。生物炭的比表面积和孔隙率在很大程度上取决于原料的类型以及制备温度。高温会在热分解过程中促进有机物和水的挥发从而导致大孔径。另外，参与微生物代谢的水分子和可溶性物质（例如酸，醇，醛，酮和糖）将被存储在中孔和微孔中。因此，生物炭可能会调节某些微生物的丰度和活性，从而可以利用生物炭的物理特性。

表面积是另一个重要的影响土壤微生物生长的生物炭特性。它通常高于相应的原料以及土壤。与慢速热解相比，快速热解会增加生物炭的表面积。因此，取决于热解温度和原料的类型，增加的孔隙率和表面积为微生物定殖提供了更大的途径。生物炭比表面积和孔隙率的增加与不同土壤类型的持水量增加有关，从而改善了微生物活动和生长的保水能力。此外，研究表明生物炭的表面积增加和高孔隙度为土壤微生物提供了潜在的栖息地。

土壤化学性质，特别是土壤pH值是土壤微生物丰度和活性的决定因素之一，如果向土壤中添加足够量的生物炭，则土壤化学性质可能被生物炭显著改变。生物炭表面上带负电荷的羟基、羧基和酚基使它们呈碱性。另外，生物炭中的碳酸盐、碳酸氢盐和硅酸盐可以与土壤-水中的氢离子结合。它降低了H 的浓度，因此增加了pH值。生物炭的碱度也与制备温度呈正相关，与原料类型也呈正相关。因此，生物炭的施用通常会增加土壤的pH。玉米秸秆衍生的生物炭的添加提高了土壤的pH值和电导率（EC），并减少了氮的淋失，因此观察到细菌群落组成的变化。此外，发现生物炭施用量与生物炭改良土壤中的细菌多样性呈正相关。但是，Luo（2017）等报道说玉米秸秆生物炭的添加并未增加土壤pH，可能是因为添加速率不足以改变土壤化学性质。此外，Luo（2017）等人发现由于竹棍生物炭的添加，沙质壤土中的微生物种群增加。Chen等人发现生物炭中的高pH，EC和有效K 可以改善微生物定殖所需的土壤特性。

生物炭施用到土壤后土壤养分含量的升高可以促进土壤生物的活性/生长。例如，在粉壤土上施用30 t/公顷的玉米秸秆生物炭可增加土壤有机碳、总氮和总磷，从而增加了土壤养分的利用率。

实际上，在考虑生物炭改良后的土壤中生物群落的性能时，生物炭的施用剂量和土壤类型很重要。Abujabhah等（2018）报告指出，添加生物炭对三种不同质地土壤的细菌多样性影响很大。此外，该研究的结果表明，土壤类型和生物炭含量会影响土壤中群落结构和氮循环细菌的数量。尽管如此，Luo等人（2017）指出与细菌多样性相比，大量使用生物炭具有更大的增加真菌生长的潜力。Treseder和Allen（2002）发现，通过添加生物碳来添加营养素可以促进贫营养土壤中AMF的生长。此外，生物炭改变了土壤中的氮磷比，因此改变了真菌的根定殖率。相反，Nie等（2018）发现真菌种群随着生物炭的施用而减少，这可能归因于通过生物炭施用增加的磷输入。

3生物炭对土壤微生物活性和群落结构的影响

3.1土壤呼吸与有机碳矿化

诸如生物炭和堆肥等有机改良剂可能会改变土壤系统和有机碳矿化率。然而，与其他形式的有机物改良剂（例如植物残渣，堆肥和动物粪便）相比，诸如生物炭的改良剂增加了固定有机碳（OC）。因此，可以通过向土壤中添加生物炭来控制CO₂的释放，这是陆生植物固定的CO₂返回大气的主要途径。低温快速热解产生的生物炭可能导致生物质不完全热解，这使得生物炭更容易降解。因此，不完全热解的生物炭具有更多的不稳定碳，并且土壤微生物对不稳定碳的利用加速了生物炭的分解。高温下缓慢热解产生的生物炭性能导致生物质完全热解，原因是停留时间更长。

生物炭应用有很多好处，包括改善土壤和水质，减轻气候变化，能源生产和废物管理；然而，最初，将生物炭应用于土壤是为了长期固存土壤中的碳。最近，研究强调了生物炭施用对土壤OC矿化的影响。Junna等人（2014）注意到在高温（600°C）下生产的小麦秸秆生物炭的OC矿化速率低于低温（300°C）和小麦秸秆本身的OC矿化速率。该研究发现，添加生物炭减少了小麦秸秆矿化。但是，这项研究没有揭示生物炭改变土壤中秸秆矿化的实际机制和过程。有趣的是Pokharel和Chang发现粪便颗粒和木屑产生的生物炭对块状和根际土壤CO₂排放的影响不同。长期使用生物炭可能会增加土壤中的碳存储量，因为复杂的芳香族和脂肪族化合物可抵抗微生物降解。关于这一点，Xu等人（2018a）记录了在某些情况下，生物炭改良过的土壤中存在负的底吸作用，并且没有明显的C矿化作用。这些报告的发现暗示，由于生物炭引起的土壤理化性质的变化，生物炭的应用将改变生物炭改良过的土壤中的微生物功能和相关的OC矿化代谢。

生物炭以复杂的方式与天然土壤有机质（SOM）相互作用。生物炭可能具有正面或负面的启动作用或对天然SOM没有影响。这取决于原料类型、热解温度和土壤有机质水平。有机物含量较高的土壤由于添加了生物炭而提供了天然SOM的积极引发作用，反之亦然。生物炭具有较高的固碳潜力，并且对天然SOM具有长期影响。

生物炭对土壤的影响之一是其在改良土壤的干湿循环中对生物有效性水分动态的影响。由于孔隙率和表面积高，增加的水利用率可能会通过提供更好的栖息地来促进干旱时期微生物的生存，从而增强微生物活动和呼吸作用。由于营养物质的供应有限以及微生物的失活或死亡，干旱期间微生物的呼吸减少了。相反，底物/养分的可用性更高，底物的扩散限制降低，导致微生物活化并随后利用了现成的碳。

确定生物炭对土壤中氮的气态损失的影响很重要，因为NH₃和N₂O的排放会对环境造成许多影响。例如，Thangarajan等（2018）最近研究了生物炭和双氰胺（DCD，一种化学硝化抑制剂）对经过有机改良剂处理的土壤中氮转化和氮损失的影响。结果表明，通过DCD处理可将N₂O排放量减少75%，同时增加NH₃排放量。但是，生物炭从土壤中排放的N₂O和NH₃分别减少了23%和43%。这些发现表明生物炭有可能最大程度地减少由NH₃挥发和N₂O排放引起的N损失。

土壤微生物通过分泌的细胞外和/或细胞内酶促进或催化土壤中的许多生物地球化学过程。土壤酶是土壤质量的重要指标，因为它们与微生物活性以及营养物质的生物地球化学循环直接相关。通过改善土壤生物特性，例如增强酶的活性，可通过生物炭改良剂来恢复退化的土壤质量。例如，评估生物炭改良/未改良土壤中脱氢酶活性的变化是评估退化土壤恢复程度的良好指标。在不同的土壤条件下，使用不同类型的生物炭观察到生物炭改良过的土壤中的脱氢酶活性增加。在生物炭处理过的土壤中脱氢酶活性的增加可以归因于添加了不稳定的有机物以及生物炭中挥发性物质含量较高。

用生物炭改良的潮土中增加了参与土壤碳和硫循环的某些细胞外酶（例如β-葡萄糖苷酶，β-D纤维二糖苷酶，β-木糖苷酶，α-葡萄糖苷酶和硫酸酯酶）的活性。但是，这种效果取决于生物炭的添加速度。例如，施用少量玉米生物炭（0.5%[(w / w)] 提高了土壤中的酶活性，而施用大量玉米生物炭（1.0、2.5和5.0 %[w / w]）则降低了土壤中的酶活性。此外，Demisie等人（2014）发现，使用0.5 %（w / w）的橡木和竹生物炭可提高退化的红壤中的脱氢酶活性。研究表明，仅在用竹生物炭改良的土壤中，β-葡萄糖苷酶活性增加了0.5 %和1.0 %；此外，在不同施用量下，用橡木生物炭（0.5 %和2.0 %）和竹生物炭（0.5 %）改良的土壤中脲酶活性增加。然而，关于生物炭如何调节土壤酶活性以及这种相互作用涉及哪些过程仍有待研究。

Teutscherova等（2018）报道生物炭的石灰作用降低了在降解的酸性土壤中的铝毒性，同时伴随着脱氢酶活性的增加。但是，对于经生物炭改性的强淋溶土，观察到β-葡萄糖苷酶，β-氨基葡萄糖苷酶和磷酸酶活性降低。这可以归因于酶吸附在生物炭表面，使其无法进行酶活性，例如，超过 99 %的β-葡萄糖苷酶被栗木生物炭表面吸附。但是，由于生物炭、土壤条件和土壤环境中的土壤酶种类繁多，因此很难得出关于生物炭与土壤酶活性之间因果关系的结论。生物炭对土壤酶活性的净影响可以是间接的（例如微生物合成）和直接的（例如表面吸附）。尽管微生物在土壤中发挥了有益作用，但土壤传播的病原体仍会对植物的生长产生不利影响。Jaiswal等（2018）揭示生物炭可以固定和灭活降解Fusarium oxysporum f. sp. radicislycopersici产生的代谢产物的酶，从而降解细胞壁，从而保护农作物免受土壤病原体侵害。总的来说，这些研究表明，经过生物炭改良的土壤中的土壤酶活性取决于生物炭的化学组成、生物炭施用率、土壤类型和土壤酶的性质。

3.3土壤微生物群落结构

截至目前，已对生物炭改良的土壤中微生物群落结构进行了低、中至高分辨率的研究，包括PLFA，qPCR，DGGE，TGGE以及DNA和RNA分析。用PLFA对生物炭处理过的酸性土壤进行了微生物群落评估；与对照土壤相比， 431天后观察到PLFA有所增加。事实证明，较高的生物炭表面积可以吸附水、养分和可溶性碳，进而促进微生物定殖。此外，PLFA显示革兰氏阳性细菌使用350°C产生的生物炭中的碳作为底物，而不是700°C的生物炭。因此，该研究表明生物炭的热解温度是控制土壤微生物群落结构的重要因素，而与土壤pH无关。相比之下，其他几项研究也观察到生物炭施用于土壤后PLFA含量下降。如Wang等人所示（2015年），随着玉米生物炭施用量的增加，真菌和细菌的相对丰度和PLFA含量降低。这可以用生物炭的碱性来解释，该碱性在短期内倾向于抑制土壤微生物的活动，从而减少群落组成。由于土壤pH值是决定微生物群落结构和某些功能基团演变的关键因素，因此观察到生物炭的改变影响了土壤微生物群落结构和功能也就不足为奇了。Gomez等人（2014年）注意到，随着生物炭施用量的增加，三种不同土壤中的PLFA浓度降低。作者告诫说，较高的生物炭负载率可能会改变土壤结构特性，而添加有毒化合物会对土壤微生物产生负面影响。但是，这种负面影响也可能取决于土壤状况。如Awad等人所揭示（2018），生物炭的应用减少了在高氧化还原电位下使用PLFA分析测得的总生物量，而增加的PLFA总生物量导致氧化还原电位低。在较高的氧化还原电势下有效碳降低和pH值升高是造成这些生物量变化的原因。

在不同土壤条件下使用各种生物炭类型，可以使用高分辨率技术进一步研究微生物群落组成的变化。使用16S rRNA和18S rRNA基因评估了用生物炭处理过的水稻土的细菌和真菌群落结构和丰度，使用末端限制性片段长度多态性（T-RFLP）结合克隆文库分析，DGGE和qPCR分析对其进行了表征。研究发现，随着生物炭的改性，细菌16S rRNA的基因拷贝数增加，而真菌18S rRNA的基因拷贝数减少。此外，真菌18S rRNA基因的DGGE条带显示较高的生物炭施用量（40 t/公顷）抑制了一些与子囊菌和球菌相关的条带。这项研究得出的结论是，土壤pH值的提高和土壤肥力的提高可能有助于增加细菌群落的多样性，而生物碳的高度稳定的有机碳限制了真菌用于其代谢底物的可用性。为了鉴定细菌多样性和群落结构的变化，在生物炭改良过的土壤中进行了DNA提取、16S rRNA基因片段的PCR扩增以及DNA测序。研究表明，细菌的多样性随着生物炭施用量的增加而增加。但是，某些门的相对丰度降低了，而另一些则增加了。上述研究中的不同发现可能归因于几个因素。在经过生物炭改良的土壤中，具有降解稳定碳化合物能力的微生物可能占主导地位。此外，由于随着生物炭的改良碱度的增加，嗜酸性微生物（例如细菌酸性细菌门）趋于减少。然而，施用生物炭后增加土壤水分往往会减少一些例如Gemmatimonade的微生物，，因为它们更喜欢干旱的土壤条件。

各种研究的上述结果表明，生物炭具有随时间、土壤条件和生物炭类型而在不同程度上改变微生物群落结构的潜力。

3.4土壤微生物对污染土壤中生物炭改良剂的响应

许多研究表明，将生物炭掺入土壤中有助于减少土壤中各种污染物的情况。众所周知，生物炭具有通过各种机制（例如络合，吸附，沉淀，共沉淀和离子交换）将有机/无机污染物固定在土壤中的能力。这些过程改变了生物炭改良土壤中的土壤化学性质。然而，在受污染的土壤中生物炭是否能改善或延缓其生物活性尚不为人所知。因此，重要的是要确定土壤微生物对受污染土壤中生物炭改良剂的响应。

生物炭可能间接影响重金属污染土壤中的微生物群落结构和功能，因为重金属毒性可能抑制土壤微生物生长并改变土壤微生物群落结构。例如，Hu等人（2014年）揭示了总重金属和活性重金属与微生物的生物量碳/氮/ MBN之间的负相关。金属固定化还由于生物炭表面上存在足够的含O官能团来减少可生物利用的重金属。Nie等人（2018）在被Cu，Cd和Pb污染的土壤中进行了田间试验，以研究生物炭对重金属活性和土壤微生物活性的影响。与对照相比，施用速率为3.0 t/公顷的甘蔗渣衍生的生物炭，使土壤细菌种群增加了2.8倍。但是，真菌种群减少了，表明生物炭施用对真菌定殖有负面影响。Prayogo等（2014年）观察到生物炭改性增加了土壤中革兰氏阴性细菌和放线菌的数量。Chen等人（2013）发现麦秸生物炭减少了真菌基因的丰度，同时改变了真菌的群落结构。生物炭对细菌和真菌的反作用可能是由于生物炭中矿物质和有机化合物的含量较高，以及土壤pH值增加。此外，生物炭上有机碳和有机结合养分的吸附可能会阻碍土壤微生物的生长。Cui等人（2013年）还报道了土壤中的重金属（铅和镉）改变了微生物的多样性、活性和种群规模。生物炭的施用会改变土壤的pH值并降低重金属的生物利用度。与对照组相比，它使放线菌和真菌的种群分别增加了39 %和930 %。与未污染的土壤相比，被Cd和Pb污染的土壤中总PLFA浓度较大程度的降低表明金属对土壤微生物的毒性。然而，生物炭的施用减轻了土壤中的金属毒性，同时增加了PLFA的浓度，这表明受生物炭施用的影响，金属毒性降低，土壤微生物群落组成增强。通过施用在200 °C制备的蔬菜废弃物生物炭改善了被重金属污染的土壤，可由土壤微生物的丰度和相关的微生物活性增加来证明。相反，Igalavithana等人（2017b）报告说，在短期内，将通过伞形树（Maesopsiseminii）制成的生物炭应用于重金属污染的土壤对微生物丰度没有影响，该微生物含量通过FAME分析和脱氢酶活性确定。所得生物炭的低表面积和低挥发性物质含量降低了微生物群落，并改变了生物炭在土壤中的活性。

土壤中金属浓度升高会破坏微生物功能，从而对生态系统产生不利影响。因此，通过使用生物炭等改良剂改善土壤微生物性能将对整个生态系统健康产生积极影响。Mandal等（2017）观察到，粪便生物炭的应用使得掺六价铬的土壤中六价铬的还原作用增强。加入生物炭刺激土壤微生物群落有助于将Cr（VI）转化为毒性较小的Cr（III）。这主要是由于提供了碳和质子来支持土壤中的微生物活动。此外，由于铜储存在土壤微生物的金属耐受结构中，鸡粪衍生的生物炭被用于被铜污染的土壤中，以成功降低铜的生物利用度并增加土壤中的微生物活性。Ahmad等（2016年）观察到，在低温生产的生物炭可以增加被Pb和As污染的土壤中真菌、革兰氏阳性和革兰氏阴性细菌、放线菌和放线菌的丰度。也就是说，生物炭改变土壤pH、有机质含量和可用养分的能力对用生物炭改良的污染土壤中的微生物活性有很大影响。

基于PCR-DGGE的分析被用于研究生物炭对重金属污染沉积物中本土微生物群落组成的影响。正如16S rRNA测序分析所揭示的那样，生物炭的应用对本地微生物的性能产生了不利影响，导致丰度和多样性降低。尽管生物炭导致某些细菌种类消失，但依然观察到新细菌种类和属的出现。研究得出的结论是，尽管生物炭降低了对沉积物微生物的金属毒性，但生物炭可能会改变沉积物的理化特性，从而可能对本土微生物产生负面影响。Chen等人（2017b）进行了一项实验以评估生物炭对重金属污染的河流沉积物中细菌群落多样性的影响。从DGGE图谱中扩增的16S rDNA片段中可以看出，生物炭的应用在实验的早期阶段（1-5天）减少了DGGE图谱中的条带数量，表明细菌群落减少。但是，在以后的阶段（7-50天），频段显着增加。早期细菌群落的减少可归因于由生物炭诱导的微生物活动和生长引起的加速微生物演替。结果，优势微生物可能会占据空间并迅速消耗营养物质，从而抑制另一种微生物。另一方面，随着时间的流逝，生物炭引起的金属毒性降低以及环境条件的变化可能会导致后期细菌群落增加。

除无机污染物外，在土壤环境中还经常发现有机污染物，例如多氯联苯（PCB）、多环芳烃（PAH）、有机氯化物和硝基芳族化合物。生物炭还可以用于修复这些有机污染的土壤，从而降低其毒性、迁移率和生物利用度，这归因于生物炭施用可以引发以及调节微生物活性。Rhodes等（2010年）观察到，在被0.1 %活化生物炭改良的污染土壤中，菲减少了99 %以上，这是因为生物炭的添加加速了菲的微生物矿化作用，从而使菲在土壤中的排毒作用得以实现。此外，在用桉树属衍生生物炭改良的洋葱栽培土壤中观察到了毒死蜱和克百威的微生物辅助降解作用。这些影响可以用微生物生物量的增加来解释，这是由于生物炭增加了养分和有效有机化合物的供应，而生物炭是土壤微生物容易获得的能源。其他研究还发现，对源自硬木的生物炭进行改良可显著降低土壤中的PAH浓度，从而使较重的4环和5环PAH降低超过50 %，并使较轻的2环和3环PAH降低超过40 %。事实上，生物炭的物理化学性质变化是造成土壤中多环芳烃减少的原因。但是，由于生物炭对微生物活性的刺激，该过程还涉及微生物降解。

4.结论和未来研究方向

生物炭应用在改善不同土壤系统中土壤健康方面有着巨大的潜力，无论是否暴露于各种重金属和/或有机污染物的污染下。生物炭的物理化学特性（例如pH，EC，挥发性有机化合物，表面和结构特性以及元素组成）在影响土壤微生物群落结构方面起着重要作用。生物炭在土壤中的应用已被证明可以增强土壤微生物活性、多样性和丰度。特别是可以为微生物代谢活动提供有利的栖息地，并且其底物可增强微生物活动，从而促进某些具有生态重要性的功能，例如酶活性，元素循环，对污染土壤的去污力和植物生产力。根据使用目的，应考虑使用不同类型的生物炭（即原料类型和热解条件）来促进土壤健康和生产力。随着生物炭作为潜在的土壤改良剂，通过改变微生物的活性和功能来改善土壤健康，仍有许多方面需要研究。鉴于本综述中讨论的有关土壤中生物炭和微生物反应的当前知识，我们建议以下领域作进一步研究：

1.大多数研究已经评估了生物炭在改变土壤理化特性方面有提高土壤生产力的潜在价值。同样，研究这种富含碳的物质通过影响微生物多样性和功能来改善土壤健康的价值也很重要。

2.微生物与土壤和植物的相互作用可能有很大的不同，这取决于生物炭类型、土壤类型和微生物的组成，。因此，需要长期研究微生物与各种类型生物炭、不同生物炭施用量和不同植物物种之间的相互作用，以评估生物炭在不同条件下随时间对土壤微生物的影响程度。

3.迄今为止，对土壤中生物炭和微生物活性及其相互作用的研究主要集中在小型实验室培养和温室盆栽实验上。建议进行大规模的田间试验，以研究长期受生物炭作用和时间变化影响的土壤和植物与微生物的长期相互作用。

4.目前对生物炭及其对土壤微生物群落结构的影响（尤其是在受污染的土壤中）的研究主要是经验性的。将具有不同理化特性和施用率的生物炭添加到不同的土壤类型（土壤质地和母体材料）中，然后在一定时期后测量土壤微生物群落或酶活性。这种方法的主要局限性在于，预期结果的机制尚不清楚。在此综述以及更多文献的基础上，使用生物炭作为特定土壤微生物的生长促进剂以实现所需目标（如促进土壤养分循环）的进一步研究应使用定制的生物炭（选择生物炭原料和生产条件）。

5.许多研究表明，应用生物炭修复无机/有机污染土壤是有效的。仅有少数研究调查了施用生物炭后土壤微生物群落和活性的变化。重要的是要了解土壤修复过程中涉及了哪些特定的微生物及其作用机理。

6.生物炭通常单独用作土壤改良剂。实际上，生物炭具有不同孔径且高度多孔的结构。可以预先在生物炭中接种不同的土壤微生物，包括细菌和真菌。它不仅增加了所需的土壤微生物群的定殖率，而且还加快了它们在生物炭改良土壤中的有益作用，特别是对于清理被不同污染物污染的土壤。因此，在农作物生产系统中，生物炭作为微生物载体的价值，对于改善土壤健康和生产力有待研究。

7.单独研究生物炭对微生物群落中特定的土壤生物学特性或特定的土壤微生物的影响很难。可以采用诸如荧光原位杂交（FISH）和纳米级二次离子质谱（NanoSIMs）之类的先进尖端分析技术来帮助推进该领域的科学知识。

8.未来可以采用诸如PLFA，PCR，DGGE，TGGE和DNA和RNA分析等基于分子的高分辨率技术来检测科、属甚至物种水平，这将有助于更好地了解生物炭改良土壤中的微生物群落结构。