添加玉米秸稈及其生物質(zhì)炭對(duì)磚紅壤N2O排放的影響

潘鳳娥，胡俊鵬，索　龍，王小淇，季雅嵐，孟　磊（海南大學(xué)農(nóng)學(xué)院，?？?70228）

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添加玉米秸稈及其生物質(zhì)炭對(duì)磚紅壤N2O排放的影響

潘鳳娥，胡俊鵬，索龍，王小淇，季雅嵐，孟磊*
（海南大學(xué)農(nóng)學(xué)院，?？?70228）

摘要：為比較秸稈和生物質(zhì)炭對(duì)土壤氧化亞氮排放的影響，利用室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)研究生物質(zhì)炭、秸稈添加對(duì)土壤性質(zhì)、硝化作用及N2O排放的影響。試驗(yàn)設(shè)生物質(zhì)炭、秸稈和空白3個(gè)處理，試驗(yàn)培養(yǎng)條件為30℃和75%田間持水量。結(jié)果表明，添加秸稈和生物質(zhì)炭顯著提高土壤pH、有機(jī)碳和速效K含量，其中秸稈對(duì)土壤pH的增加作用更為突出。與對(duì)照（1 604.82±168.93 μgN2O-N·kg-1）相比，添加秸稈和生物質(zhì)炭減少N2O排放量分別為58.0%和65.6%，但二者減排機(jī)理不同；秸稈對(duì)N2O的減排因生物的氮固定，降低了硝化反應(yīng)底物的有效性，生物質(zhì)炭對(duì)N2O減排可能源于硝化過(guò)程中較低的N2O產(chǎn)生比例。由于生物質(zhì)炭顯著促進(jìn)土壤硝化速率，而產(chǎn)生較多的NO-3，使得熱帶地區(qū)磚紅壤硝態(tài)氮的淋失風(fēng)險(xiǎn)增大。

關(guān)鍵詞：生物質(zhì)炭；秸稈；初期補(bǔ)氮；硝化作用；N2O

潘鳳娥，胡俊鵬，索龍,等.添加玉米秸稈及其生物質(zhì)炭對(duì)磚紅壤N2O排放的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016, 35（2）：396-402.

氧化亞氮（N2O）是一種重要的溫室氣體，在100年時(shí)間尺度上，其增溫潛勢(shì)是二氧化碳（CO2）的298 倍[1]。此外，N2O還能與平流層中臭氧反應(yīng)，造成臭氧層的損耗[2]。據(jù)估計(jì)，大氣中90%的N2O來(lái)自生物源，其中超過(guò)50%來(lái)自農(nóng)田和自然植被覆蓋的土壤，兩者每年分別產(chǎn)生N2O-N 6.3 Tg和6.0 Tg[3]。土壤N2O主要產(chǎn)生于微生物參與的硝化與反硝化過(guò)程[4]，土壤N2O排放受到土壤溫度、土壤pH、土壤有機(jī)質(zhì)含量、土壤水分狀況以及土壤C/N比等土壤性質(zhì)的巨大影響[5]。

生物質(zhì)炭是指有機(jī)物料在完全或部分缺氧的情況下經(jīng)高溫（300～700℃）熱解炭化產(chǎn)生的一類高度芳香化難溶性固態(tài)物質(zhì)[6]。目前，針對(duì)生物質(zhì)炭的研究大都集中在生物質(zhì)炭的性質(zhì)、吸附能力以及施用后對(duì)土壤性質(zhì)改良和土壤N2O排放的影響等方面。生物質(zhì)炭可以顯著提高土壤pH和CEC，改善土壤通氣性[7-8]，這些性質(zhì)與N2O產(chǎn)生與排放有著密切關(guān)系。大量研究表明生物質(zhì)炭可以顯著減少土壤N2O的排放[9-11]，但也有研究發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭對(duì)土壤N2O沒(méi)有明顯作用甚至促進(jìn)排放[12-13]。作物秸稈是生物質(zhì)炭制備原料之一，施入土壤同樣影響土壤性質(zhì)。秸稈還田可降低土壤容重[14]，提高土壤團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體的含量，起到疏松土壤、增強(qiáng)粘質(zhì)土的通性等作用，并能增強(qiáng)土壤蓄水保水性能[15]。這些性質(zhì)同樣與N2O的產(chǎn)生與排放有著密切關(guān)系。石生偉等[16]認(rèn)為秸稈還田可以顯著減少土壤N2O的排放，但另一些試驗(yàn)[17]則表明秸稈還田后土壤N2O排放增加。不管是生物質(zhì)炭還是秸稈，都能改變土壤性質(zhì)，由此相應(yīng)影響土壤N2O的排放，且結(jié)果不盡相同。

目前鮮有研究比較生物質(zhì)炭與秸稈兩種物料施用對(duì)N2O排放影響，以熱帶磚紅壤為研究對(duì)象的更是稀少。傳統(tǒng)的耕作操作中，一般是將前茬作物收獲后的秸稈等物料直接還田，同時(shí)補(bǔ)施氮肥。土壤有機(jī)物料和氮肥的加入，相應(yīng)影響到N2O排放，但涉及到這方面N2O排放狀況未引起充分重視，尚未見(jiàn)相關(guān)的報(bào)道。本文利用室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，比較添加秸稈和生物質(zhì)炭后花崗巖母質(zhì)磚紅壤N2O的排放情況，研究結(jié)果對(duì)于指導(dǎo)秸稈還田和生物質(zhì)炭施用具有重要意義。

1　材料與方法

1.1供試材料

供試土壤樣品采自海南儋州寶島新村附近農(nóng)田（19。30'N，109。29'E），土壤為花崗巖母質(zhì)發(fā)育的磚紅壤，土層采集深度范圍為0～20 cm。采集的土壤經(jīng)風(fēng)干后，去除植物根系和石礫，過(guò)2 mm篩備用。土壤基本理化性質(zhì)為：pH 4.88、有機(jī)碳6.07 g·kg-1、全氮0.58 g·kg-1、堿解氮86.9 mg·kg-1、速效磷43.94 mg·kg-1、速效鉀92.65 mg·kg-1。

供試生物質(zhì)炭由玉米秸稈在400℃經(jīng)厭氧熱解制備而成，其pH8.66，碳含量636.45 g·kg-1，氮含量17.32 g·kg-1，C/N36.75。玉米秸稈pH為6.52，碳含量459.09 g·kg-1，氮含量6.32 g·kg-1，C/N72.64。生物質(zhì)炭和秸稈都經(jīng)烘干、粉碎，過(guò)2 mm篩備用。

1.2試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)3個(gè)處理，分別為生物質(zhì)炭（Biochar，以干土質(zhì)量的1%計(jì)）、玉米秸稈（Straw，以干土質(zhì)量的2.75%計(jì)，即與生物質(zhì)炭等氮量）及空白（Control，不添加有機(jī)物料），每個(gè)處理重復(fù)3次。

稱取200.00 g（以干土計(jì)）土樣置于250 mL錐形瓶中，按處理要求添加物料，將物料與土壤混勻后，用去離子水調(diào)節(jié)土壤水分至75%田間持水量，將錐形瓶置于30℃恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)預(yù)培養(yǎng)7 d。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，加入1 mL含30 mgN的尿素（分析純）溶液，折合加入150 mgN·kg-1干土，同時(shí)補(bǔ)充水分至75%田間持水量，再置于30℃恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)培養(yǎng)60 d。培養(yǎng)過(guò)程中，用保鮮膜封住錐形瓶瓶口，并用針扎幾個(gè)小孔，以進(jìn)空氣。培養(yǎng)過(guò)程中用稱重法維持土壤水分恒定。此外，另設(shè)相同3個(gè)處理（各3次重復(fù)），測(cè)礦質(zhì)氮含量動(dòng)態(tài)變化，操作同上。

1.3氣體采樣及測(cè)定方法

在加入尿素后的第1、2、4、6、7、11、15、19、23、26、29、37、41、45、49、55、60 d采集氣體。采樣時(shí)，向瓶?jī)?nèi)吹入數(shù)分鐘高純空氣以驅(qū)除瓶?jī)?nèi)氣體，隨后迅速用硅膠塞塞住瓶口，并用704膠密封瓶口和塞子之間的空隙。在密封錐形瓶后0及40 min分別用25 mL注射器通過(guò)硅橡膠塞的中間取樣口采集瓶中氣體，直接注入氣相色譜儀（島津GC-2014）測(cè)定氣體樣品中N2O和CO2濃度。

N2O和CO2排放通量的計(jì)算公式如下：F=ρ×△C/△t×273.15/（273.15 + T）×V/m

式中：F為N2O和CO2排放通量，μgN2O-N·kg-1·h-1和mgCO2-C·kg-1·h-1，ρ是標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下N2O和CO2的密度，kg·m-3；△C/△t是錐形瓶?jī)?nèi)N2O和CO2濃度變化率，10-9N2O-N·h-1和10-6CO2-C·h-1；V是錐形瓶頂部空間體積，m3；T為環(huán)境氣溫，℃；m是培養(yǎng)土烘干質(zhì)量，kg。

土壤N2O和CO2累積排放量的計(jì)算公式如下：

式中：M為N2O和CO2累積排放量，μgN2O-N·kg-1和mgCO2-C·kg-1；F為土壤N2O和CO2排放通量，μgN2O-N·kg-1·h-1和mgCO2-C·kg-1·h-1；t為采樣時(shí)間，d；i為采樣次數(shù)；n為總測(cè)定次數(shù)；ti-ti-1為2次采樣的間隔天數(shù)。

1.4土壤采樣及測(cè)定方法

土壤NH+4-N和NO-3-N質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別于加入尿素后的第7、14、19、23、28、45、49、55、60 d測(cè)定。先用2 mol·L-1KCl浸提土壤（液土比5：1），過(guò)濾后對(duì)濾液中的NH+4-N采用靛酚藍(lán)比色法（625 nm）進(jìn)行測(cè)定，NO-3-N采用紫外雙波長(zhǎng)（220 nm和275 nm）分光光度法測(cè)定。硝化率的計(jì)算公式為：

硝化率（%）=[NO-3-N]/（[NH+4-N]+[NO-3-N]）×100。

培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，測(cè)定培養(yǎng)土的基本理化性質(zhì)，參考《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[18]，其中：pH采用電位法（水土比2.5：1）測(cè)定；有機(jī)碳采用重鉻酸鉀-硫酸消化法測(cè)定；土壤總氮采用半微量凱氏定氮法測(cè)定；速效P采用鉬藍(lán)比色法測(cè)定；速效K采用1 mol·L-1NH4OAc溶液（pH=7）浸提，火焰光度計(jì)測(cè)定；陽(yáng)離子交換量乙酸銨交換-蒸餾法測(cè)定。

1.5數(shù)據(jù)處理

利用Microsoft Excel 2007進(jìn)行基礎(chǔ)數(shù)據(jù)處理，方差分析利用SPSS19.0軟件完成，處理間差異采用Duncan多重比較法，差異性水平為0.05。

2　結(jié)果與分析

2.1秸稈和生物質(zhì)炭對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

添加生物質(zhì)炭培養(yǎng)60 d后，顯著提高了土壤有機(jī)碳、有效磷和速效鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)，相較對(duì)照，土壤有機(jī)碳、有效磷和速效鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別增加了82%、29%、579%，添加生物質(zhì)炭使土壤pH提高了0.13個(gè)單位，與對(duì)照的差異達(dá)顯著水平。添加秸稈的土壤，其有機(jī)碳、全氮、速效鉀和pH較對(duì)照也分別增加了89%、41%、778%和1.27個(gè)單位，尤其是速效鉀和pH增幅更突出，其值也顯著高于生物質(zhì)炭處理。添加生物質(zhì)炭和秸稈對(duì)土壤CEC均沒(méi)有顯著的影響（表1）。

表1　培養(yǎng)結(jié)束后的土壤性質(zhì)Table 1 Soil characteristics after laboratory incubation study（mean±standard deviation）

2.2秸稈和生物質(zhì)炭對(duì)土壤N2O及CO2排放的影響

秸稈和生物質(zhì)炭均顯著減少了土壤N2O的排放（圖1A、圖1B）。各處理土壤N2O排放速率均在培養(yǎng)第7 d后開始升高，并在第19 d左右出現(xiàn)峰值，其中生物質(zhì)炭處理和秸稈處理的峰值分別為1.72±0.08 μgN2O-N·kg-1·h-1和1.90±0.63 μgN2O-N·kg-1·h-1，二者之間差異不顯著，但兩處理都顯著低于對(duì)照的3.54±0.30 μg N2O-N·kg-1·h-1。隨后各處理土壤N2O排放速率隨培養(yǎng)時(shí)間延續(xù)而下降，培養(yǎng)到第41 d時(shí)，添加生物質(zhì)炭和秸稈的處理，其N2O排放速率分別僅為0.07±0.01 μgN2O-N·kg-1·h-1和0.22±0.15 μgN2O-N· kg-1·h-1，而對(duì)照的N2O排放速率還很高，為1.25±0.17 μgN2O-N·kg-1·h-1，直到培養(yǎng)結(jié)束（60 d）對(duì)照才降為0.002±0.03 μgN2O-N·kg-1·h-1（圖1A）。培養(yǎng)60 d，生物質(zhì)炭和秸稈處理的土壤N2O累積排放量分別為552.32±19.76 μgN2O-N·kg-1和674.13±164.16 μgN2ON·kg-1，與對(duì)照的1 604.82±168.93 μgN2O-N·kg-1相比，分別減少了65.6%和58.0%，而生物質(zhì)炭與秸稈之間的差異不顯著（圖1B）。

添加生物質(zhì)炭沒(méi)有顯著改變土壤CO2排放，其排放速率的動(dòng)態(tài)變化均與對(duì)照相似，整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中CO2排放速率都小于0.47±0.02 mgCO2-C·kg-1·h-1，累積排放量為119.16±6.80 mgCO2-C·kg-1，與對(duì)照的118.98±8.87 mgCO2-C·kg-1沒(méi)有顯著差異。秸稈處理的土壤CO2排放速率顯著高于對(duì)照，培養(yǎng)到第4 d時(shí)出現(xiàn)排放峰值，峰值為5.17±0.50 mgCO2-C·kg-1·h-1，累積排放為2 929.52±380.29 mgCO2-C·kg-1，顯著高于對(duì)照和生物質(zhì)炭處理（圖1C、圖1D）。

2.3秸稈和生物質(zhì)炭對(duì)土壤礦質(zhì)氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

隨著培養(yǎng)時(shí)間的延續(xù)，各處理土壤NH+4-N含量下降，而NO-3-N含量增加（圖2A、圖2B）。秸稈處理的土壤，其NH+4-N質(zhì)量分?jǐn)?shù)培養(yǎng)之初迅速降低，培養(yǎng)第14 d時(shí)即降至3.24 mg·kg-1，隨后一直維持較低的水平，整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中都顯著低于對(duì)照（圖2A）。秸稈處理的硝態(tài)氮，其質(zhì)量分?jǐn)?shù)也不高，尤其是培養(yǎng)的前期（培養(yǎng)第7～23 d），NO-3-N質(zhì)量分?jǐn)?shù)在3.04～4.29 mg·kg-1之間波動(dòng)，之后盡管迅速上升，但到60 d時(shí)也僅為37.02 mg·kg-1，一直顯著低于對(duì)照（圖2B）。生物質(zhì)炭處理的土壤，NH+4-N變化趨勢(shì)與對(duì)照相似，隨培養(yǎng)的進(jìn)行而逐漸下降，但NH+4-N質(zhì)量分?jǐn)?shù)大都低于對(duì)照，如培養(yǎng)結(jié)束（60 d）時(shí)，生物質(zhì)炭處理NH+4-N質(zhì)量分?jǐn)?shù)僅為1.32 mg·kg-1，顯著低于對(duì)照的32.95 mg·kg-1（圖2A）；添加生物質(zhì)炭土壤的NO-3-N質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨培養(yǎng)進(jìn)行而上升，且大都高于對(duì)照，培養(yǎng)到第23 d時(shí)，其與CK的差異達(dá)到顯著水平，到第49 d時(shí)，NO-3-N質(zhì)量分?jǐn)?shù)達(dá)到高峰（224.00 mg·kg-1），然后緩慢下降，到60 d時(shí)降為193.51 mg·kg-1（圖2B）。

圖1　添加尿素后不同處理N2O、CO2的排放速率和累積排放Figure 1 Emission rates and cumulative emissions of N2O and CO2in different treatments after urea fertilizer addition

圖2　添加尿素后不同處理土壤的NH+4-N and NO-3-N含量的動(dòng)態(tài)變化Figure 2 Dynamic changes of NH+4-N and NO-3-N concentrations in different treatments after urea addition

2.4秸稈和生物質(zhì)炭對(duì)土壤硝化率的影響

各處理土壤的硝化率都隨著培養(yǎng)時(shí)間延續(xù)而逐步增高，最后基本保持不變，但不同處理間硝化進(jìn)行的速度和程度有很大差別（圖3）。培養(yǎng)第19 d時(shí)，添加秸稈的土壤硝化率就已達(dá)到73.62%，顯著高于對(duì)照的33.76%和生物質(zhì)炭處理的41.29%，隨后添加秸稈的硝化速度放緩。生物質(zhì)炭處理的土壤，在培養(yǎng)前期的硝化程度很低，與對(duì)照差異不明顯，直到第14 d后，增速開始超過(guò)對(duì)照，培養(yǎng)到第19 d已經(jīng)顯著超過(guò)對(duì)照。這種快速增長(zhǎng)趨勢(shì)持續(xù)到培養(yǎng)的第48 d，然后放慢，最終生物質(zhì)炭處理土壤的硝化率與秸稈處理的一致，土壤NH+4-N基本完全轉(zhuǎn)化成NO-3-N，硝化率幾乎達(dá)到100%。

圖3　添加尿素后不同處理土壤硝化率的動(dòng)態(tài)變化Figure 3 Dynamics of nitrification rates in different treatments after urea fertilizer addition

3　討論

75%田間持水量是土壤中水分和通氣比較協(xié)調(diào)的條件，宜于土壤硝化微生物的生長(zhǎng)活動(dòng)，此時(shí)土壤N2O的產(chǎn)生主要以硝化作用為主[19]。在培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，生物質(zhì)炭和秸稈的硝化率都達(dá)到將近100%，顯著高于對(duì)照。硝化程度高可能源于加入的秸稈與生物質(zhì)炭改良了土壤的屬性，尤其是提高了與硝化作用相關(guān)的pH值[20]和有機(jī)碳含量[21]，使得土壤環(huán)境更適于硝化微生物的生長(zhǎng)。對(duì)照則因?yàn)榕c硝化相關(guān)的土壤屬性沒(méi)有改良，硝化受到抑制，所以硝化程度低。

一定范圍內(nèi)，土壤硝化率與土壤pH值呈顯著正相關(guān)，硝化程度隨土壤pH升高而升高[22]。研究表明[23-24]，秸稈和生物質(zhì)炭均能顯著提高土壤pH，從而提高土壤硝化率。本試驗(yàn)在培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，添加秸稈和生物質(zhì)炭均顯著提高了土壤pH，也相應(yīng)地提高了土壤硝化率。土壤硝化速率與pH呈顯著正相關(guān)[25]，達(dá)到最大硝化速率需要的時(shí)間與土壤pH呈顯著負(fù)相關(guān)[26]。秸稈處理和生物質(zhì)炭處理在培養(yǎng)結(jié)束時(shí)的硝化程度相似，但前期的硝化過(guò)程卻存在著顯著的差異。相對(duì)于生物質(zhì)炭處理而言，秸稈處理土壤硝化進(jìn)程更快，達(dá)到最大硝化速率所需時(shí)間更少，可能與秸稈處理的pH更高有關(guān)。因此，秸稈和生物質(zhì)炭都能提高土壤pH，從而使硝化進(jìn)程加速，其中秸稈的作用效果更突出，但其最終的硝化程度沒(méi)有差異。

土壤有機(jī)質(zhì)含量與土壤硝化作用緊密相關(guān)。土壤有機(jī)質(zhì)高，有助于微生物的繁殖生長(zhǎng)[27]，從而促進(jìn)硝化作用的進(jìn)行，提高土壤硝化程度。在自然條件下，大部分土壤易分解的有機(jī)碳含量很低，微生物的活性比較低。王德科等[28]、房彬等[29]研究發(fā)現(xiàn)，秸稈和生物質(zhì)炭施入土壤能顯著提高土壤有機(jī)碳含量。本試驗(yàn)中，秸稈和生物質(zhì)炭處理的有機(jī)碳含量均顯著高于對(duì)照，但兩處理間差異不顯著。秸稈和生物質(zhì)炭提高土壤硝化率可能是因?yàn)榻斩捄蜕镔|(zhì)炭提高了土壤有機(jī)碳含量，提高了微生物活性，促進(jìn)硝化作用的進(jìn)行。

盡管秸稈與生物質(zhì)炭處理的硝化程度高，但N2O排放卻顯著低于對(duì)照。從礦質(zhì)氮含量變化來(lái)看，兩處理對(duì)減少N2O排放的機(jī)制可能不同。秸稈處理在培養(yǎng)初期銨態(tài)氮含量劇烈下降，但是硝態(tài)氮含量沒(méi)有增加，一直處于較低的水平，沒(méi)有明顯變化（圖2A、圖2B），說(shuō)明秸稈處理的N2O排放減少是因氮的生物固定而降低了參與硝化作用的銨態(tài)氮底物的量。這與Case等研究結(jié)果一致[30]。土壤銨態(tài)氮含量下降的主要原因一般有兩種，一是硝化作用，二是生物固定。本試驗(yàn)中，硝態(tài)氮含量在培養(yǎng)初期沒(méi)有明顯的變化，說(shuō)明銨態(tài)氮的劇烈下降并不是由硝化作用引起的，主要是由微生物固定引起。張亞麗等[31]研究表明，碳/氮比大的秸稈施入土壤后，土壤礦質(zhì)氮被微生物固定，使得礦質(zhì)氮含量降低。本試驗(yàn)中，添加玉米秸稈的土壤在培養(yǎng)過(guò)程中秸稈帶入大量氮素營(yíng)養(yǎng)的同時(shí)帶入了更多的碳，使得土壤中的C/N比遠(yuǎn)高于微生物活動(dòng)對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的C/N比要求，刺激了微生物活性，促使土壤微生物從土壤中吸收更多的礦質(zhì)態(tài)氮以滿足其分解秸稈過(guò)程中對(duì)N的養(yǎng)分需求[20]，使得土壤中的礦質(zhì)態(tài)氮含量特別是銨態(tài)氮含量迅速降低。土壤CO2的排放是微生物活動(dòng)的結(jié)果，秸稈處理所表現(xiàn)出的CO2排放高峰（圖1C）亦可反映其微生物劇烈活動(dòng)的特點(diǎn)。活躍的微生物固定了大部分土壤銨態(tài)氮，導(dǎo)致硝化作用的底物減少，使得土壤的N2O排放顯著減少。

生物質(zhì)炭處理的土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量動(dòng)態(tài)變化與秸稈處理不同，說(shuō)明其N2O減排機(jī)制與秸稈不同。本試驗(yàn)的培養(yǎng)過(guò)程中，生物質(zhì)炭處理土壤的CO2排放速率和排放總量與對(duì)照基本一致，說(shuō)明生物質(zhì)炭很穩(wěn)定。這也從添加生物質(zhì)炭土壤中的礦質(zhì)氮含量變化上得到驗(yàn)證。生物質(zhì)炭處理土壤的銨態(tài)氮含量迅速降低，同時(shí)硝態(tài)氮含量升高并于第23 d之后顯著高于對(duì)照，說(shuō)明生物質(zhì)炭能顯著促進(jìn)硝化作用的進(jìn)行，并且該處理參加硝化作用的礦質(zhì)氮的量要多于對(duì)照（圖2A、圖2B），參與N2O生成反應(yīng)的底物多。因此，生物質(zhì)炭處理的N2O排放量理應(yīng)高于對(duì)照，但試驗(yàn)結(jié)果卻相反，生物質(zhì)炭N2O排放總量顯著低于對(duì)照。Zwieten等[32]認(rèn)為生物質(zhì)炭減少土壤N2O的排放可能是生物質(zhì)炭吸收了土壤排放出的N2O。如果是通過(guò)生物質(zhì)炭的吸附作用來(lái)實(shí)現(xiàn)添加生物質(zhì)炭減少N2O排放，則生物質(zhì)炭用量越多，其減排幅度越大。高德才等[33]的研究發(fā)現(xiàn)，旱地土壤添加生物質(zhì)炭量為2%時(shí)，顯著減少N2O的排放，當(dāng)生物質(zhì)炭量添加增加到4%及以上時(shí)，N2O排放的降幅基本穩(wěn)定。因此，不能利用生物質(zhì)炭的吸附作用來(lái)解釋其N2O的減排作用。張廣斌等[34]認(rèn)為添加生物質(zhì)炭提高了土壤陽(yáng)離子交換量，增加了土壤對(duì)NH+4的吸附，使得參與硝化過(guò)程的NH+4量減少，從而減少N2O的排放。但本研究的數(shù)據(jù)分析表明，添加生物質(zhì)炭的土壤礦質(zhì)氮含量不低于對(duì)照處理，培養(yǎng)的中后階段，其含量反而高于對(duì)照（圖2A、圖2B）。由此也說(shuō)明該理論不能解釋減排的原因，只能從N2O的產(chǎn)生過(guò)程入手，去分析其降低N2O排放的原因。其一是硝化過(guò)程中N2O排放，其二是反硝化過(guò)程中N2O的排放。Rondon等[35]認(rèn)為，生物質(zhì)炭中的某種成分抑制了NO-3-N向N2O轉(zhuǎn)化關(guān)鍵酶的活性，或者促進(jìn)N2O向N2轉(zhuǎn)化還原酶的活性；Lehmann等[36]則認(rèn)為可能是土壤通透性改善，抑制了反硝化的貢獻(xiàn)。但本研究的水分狀況決定了其N2O產(chǎn)生應(yīng)以硝化為主，生物質(zhì)炭不管是通過(guò)影響反硝化過(guò)程中關(guān)鍵酶，還是改變反硝化的適宜條件，其對(duì)N2O的減排都不至于達(dá)到如此高的地步。因此，只能從生物質(zhì)炭對(duì)硝化作用的影響去尋求其降低N2O排放的作用機(jī)理。Dempster等[37]研究發(fā)現(xiàn)，施入生物質(zhì)炭對(duì)土壤理化性質(zhì)的改變影響了硝化微生物的種群和活性，進(jìn)而影響硝化作用。本試驗(yàn)中，生物質(zhì)炭增加土壤NO-3量而減少N2O排放量，可能是生物質(zhì)炭對(duì)土壤性質(zhì)以及硝化微生物的改變有利于形成硝化作用的最終產(chǎn)物（NO-3），不利于形成中間產(chǎn)物（N2O），從而降低土壤硝化作用中N2O產(chǎn)生比例。此外，尚需考慮生物質(zhì)炭促進(jìn)硝化作用的氮淋失的風(fēng)險(xiǎn)。生物質(zhì)炭能使施入土壤的尿素快速轉(zhuǎn)化成NO-3，對(duì)于旱地土壤而言，反硝化條件因生物質(zhì)炭施用被限制而減少了NO-3向N2O、NOx及N2途徑的轉(zhuǎn)化，使得土壤中積累大量的NO-3，土壤對(duì)硝態(tài)氮的保蓄差，加之熱帶磚紅壤地區(qū)降水充沛，將使硝態(tài)氮被淋出土壤的風(fēng)險(xiǎn)增大。

4　結(jié)論

秸稈和生物質(zhì)炭的添加均顯著提高土壤pH、有機(jī)碳和速效K含量。添加秸稈和生物質(zhì)炭均顯著降低N2O的排放，但二者機(jī)制不同。秸稈對(duì)N2O的減排因生物的氮固定，降低了硝化反應(yīng)底物的有效性，生物質(zhì)炭對(duì)N2O的減排機(jī)制可能源于硝化過(guò)程中較低的N2O產(chǎn)生比例。土壤性質(zhì)的改善顯著促進(jìn)土壤硝化作用的進(jìn)行，土壤銨態(tài)氮幾乎全部轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，硝化率顯著高于對(duì)照，但生物質(zhì)炭施用加大了土壤NO-3淋失的風(fēng)險(xiǎn)。

參考文獻(xiàn)：

[1] Forster P, Ramaswamy V, Artaxo P, et al. Changes in atmospheric constituents and in radiative forcing//Chapter 2, Climate Change 2007[M]. The Physical Science Basis, 2007.

[2] Ravishankara A R, Daniel J S, Portmann R W. Nitrous Oxide（N2O）：The dominant ozone-depleting substance emitted in the 21st century[J]. Science, 2009, 326（5949）：123-125.

[3] Denman K L, Brasseur G, Chidthaisong A, et al. Couplings between changes in the climate system and biogeochemistry[J]. Climate Change, 2007：541-584.

[4] Opdyke M R, Ostrom N E, Ostrom P H. Evidence for the predominance of denitrification as a source of N2O in temperate agricultural soils based on isotopologue measurements[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2009, 23（4）. doi:10.102912009GB003523.

[5] Van Zwieten L, Kimber S, Morris S, et al. Influence of biochars on flux of N2O and CO2from Ferrosol[J]. Australian Journal of Soil Research, 2010, 48（7）：555-568.

[6] Brennan L, Owende P. Biofuels from microalgae：A review of technologies for production, processing, and extractions of biofuels and co-products[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2010, 14（2）：557-577.

[7] Mukherjee A, Lal R, Zimmerman A R. Effects of biochar and other amendments on the physical properties and greenhouse gas emissions of an artificially degraded soil[J]. Science of the Total Environment, 2014, 487：26-36.

[8] Liang B, Lehmann J, Solomon D, et al. Black carbon increases cation exchange capacity in soils[J]. Soil Science Society of America Journal, 2006, 70（5）：1719-1730.

[9] Mukherjee A, Lal R. Biochar impacts on soil physical properties and greenhouse gas emissions[J]. Agronomy, 2013, 3（2）：313-339.

[10] Saarnio S, Heimonen K, Kettunen R. Biochar addition indirectly affects N2O emissions via soil moisture and plant N uptake[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2013, 58：99-106.

[11] Nelissen V, Saha B K, Ruysschaert G, et al. Effect of different biochar and fertilizer types on N2O and NO emissions[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2014, 70：244-255.

[12] Clough T J, Bertram J E, Ray J, et al. Unweathered wood biochar impact on nitrous oxide emissions from a bovine-urine-amended pasture soil[J]. Soil Science Society of America Journal, 2010, 74（3）：852-860.

[13] Cheng Y, Cai Z-C, Chang S X, et al. Wheat straw and its biochar have contrasting effects on inorganic N retention and N2O production in a cultivated Black Chernozem[J]. Biology and Fertility of Soils, 2012, 48 （8）：941-946.

[14]慕平,張恩和,王漢寧,等.連續(xù)多年秸稈還田對(duì)玉米耕層土壤理化性狀及微生物量的影響[J].水土保持學(xué)報(bào), 2011, 25（5）：81-85.MU Ping, ZHANG En-he, WANG Han-ning, et al. Effects of continuous returning straw to maize tilth soil on chemical character and microbial biomass[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2011, 25（5）：81-85

[15]李瑋,喬玉強(qiáng),陳歡,等.秸稈還田和施肥對(duì)砂姜黑土理化性質(zhì)及小麥-玉米產(chǎn)量的影響[J].生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 34（17）：5052-5061. LI Wei, QIAO Yu-qiang, CHEN Huan, et al. Effects of combined straw and N application on the physicochemical properties of lime concretion black soil and crop yields[J]. Acta Ecologica Sinica, 2014, 34（17）：5052-5061.

[16]石生偉,李玉娥,秦曉波,等.晚稻期間秸稈還田對(duì)早稻田CH4和N2O排放以及產(chǎn)量的影響[J].土壤通報(bào), 2011, 42（2）：336-341. SHI Sheng-wei, LI Yu-e, QIN Xiao-bo, et al. Effect of rice straw incorporation of later rice season on CH4and N2O emission and grain yield from following early rice field[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2011, 42（2）：336-341.

[17] Huang Y, Zou J, Zheng X, et al. Nitrous oxide emissions as influenced by amendment of plant residues with different C：N ratios[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2004, 36（6）：973-981.

[18]魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000. LU Ru-kun. Methods of soil and agrochemical analysis[M]. Beijing：China Agricultural Science and Technology Press, 2000.

[19]劉若萱,賀紀(jì)正,張麗梅.稻田土壤不同水分條件下硝化/反硝化作用及其功能微生物的變化特征[J].環(huán)境科學(xué), 2014, 35（11）：4275-4283. LIU Ruo-xuan, HE Ji-zheng, ZHANG Li-mei. Response of nitrification/denitrification and their associated microbes to soil moisture change in paddy soil[J]. Environmental Science, 2014, 35（11）：4275-4283.

[20] Nelissen V, Rtting T, Huygens D, et al. Maize biochars accelerate short-term soil nitrogen dynamics in a loamy sand soil[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2012, 55：20-27.

[21] Deluca T, Mackenzie M, Gundale M, et al. Wildfire-produced charcoal directly influences nitrogen cycling in ponderosa pine forests[J]. Soil Science Society of America Journal, 2006, 70（2）：448-453.

[22]范曉暉,朱兆良.我國(guó)幾種農(nóng)田土壤硝化勢(shì)的研究[J].土壤通報(bào), 2002, 33（2）：124-125. FAN Xiao-hui, ZHU Zhao-liang. Potential of nitrification in the three soil profiles of China[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2002, 33（2）：124-125.

[23]何緒生,張樹清,佘雕,等.生物炭對(duì)土壤肥料的作用及未來(lái)研究[J].中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2011, 27（15）：16-25. HE Xu-sheng, ZHANG Shu-qing, SHE Diao, et al. Effects of biochar on soil and fertilizer and future research[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2011, 27（15）：16-25.

[24] Butterly C, Baldock J, Tang C. The contribution of crop residues to changes in soil pH under field conditions[J]. Plant and Soil, 2013, 366 （1/2）：185-198.

[25]蔡祖聰,趙維.土地利用方式對(duì)濕潤(rùn)亞熱帶土壤硝化作用的影響[J].土壤學(xué)報(bào), 2009, 46（5）：795-801. CAI Zu-cong, ZHAO Wei. Effects of land use types on nitrification in humid subtropical soils of China[J]. Soils, 2009, 46（5）：795-801.

[26]鮑俊丹,張妹婷,吳雄平,等. 13種土壤硝化過(guò)程中亞硝態(tài)氮的累積與土壤性質(zhì)的關(guān)系[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 28（9）：1952-1958. BAO Jun-dan, ZHANG Mei-ting, WU Xiong-ping, et al. Soil nitrite accumulation during nitrification and its relationship with soil properties in thirteen soils of China[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2009, 28（9）：1952-1958.

[27]魯順保,周小菊,芮亦超,等.森林類型對(duì)土壤有機(jī)質(zhì),微生物生物量及酶活性的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 22（10）：2567-2573. LU Shun-bao, ZHOU Xiao-ju, RUI Yi-chao, et al. Effects of forest type on soil organic matter, microbial biomass, and enzyme activities[J] Chinese Journal of Applied Ecology, 2011, 22（10）：2567-2573.

[28]王德科,吳紅燕,黃劍,等.秸稈還田對(duì)土壤理化性狀及小麥生長(zhǎng)的影響[J].現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技, 2013（15）：243, 245. WANG Deng-ke, WU Hong-yan, Huang Jian, et al. Effect of returning straw to soil on chemical character and wheat growth[J]. Modern Agricultural Sciences and Technology, 2013（15）：243, 245.

[29]房彬,李心清,趙斌,等.生物炭對(duì)旱作農(nóng)田土壤理化性質(zhì)及作物產(chǎn)量的影響[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2014, 23（8）：1292-1297. FANG Bin, LI Xin-qing, ZHAO Bin, et al. Influence of biochar on soil physical and chemical properties and crop yields in rainfed field[J]. E-cology and Environmental Sciences, 2014, 23（8）：1292-1297.

[30] Case S D, Mcnamara N P, Reay D S, et al. The effect of biochar addition on N2O and CO2emissions from a sandy loam soil：The role of soil aeration[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2012, 51：125-134.

[31]張亞麗,張娟,沈其榮,等.秸稈生物有機(jī)肥的施用對(duì)土壤供氮能力的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2002, 13（12）：1575-1578. ZHANG Ya-li, ZHANG Juan, SHEN Qi-rong, et al. Effect of combined application of bioorganic manure and inorganic nitrogen fertilizer on soil nitrogen supplying characteristics[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2002, 13（12）：1575-1578.

[32] Van Zwieten L, Singh B, Joseph S, et al. Biochar and emissions of non-CO2greenhouse gases from soil[J]. Biochar for Environmental Management：Science and Technology Earthscan, London, 2009：227-249.

[33]高德才,張蕾,劉強(qiáng),等.生物黑炭對(duì)旱地土壤CO2, CH4, N2O排放及其環(huán)境效益的影響[J].生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 35（11）：3615-3624. GAO De-cai, ZHANG Lei, LIU Qiang, et al. Effects of biochar on CO2, CH4, N2O emission and its environmental benefits in dryland soil[J]. Acta Ecologica Sinica, 2015, 35（11）：3615-3624.

[34]張廣斌,馬靜,馬二登,等.尿素施用對(duì)稻田土壤甲烷產(chǎn)生,氧化及排放的影響[J].土壤, 2010, 42（2）：178-183. ZHANG Guang-bin, MA Jing, MA Er-deng, et al. Effects of urea application on methane production, oxidation and emission from a paddy soil[J]. Soils, 2010, 42（2）：178-183.

[35] Rondon M A, Molina D, Hurtado M, et al. Enhancing the productivity of crops and grasses while reducing greenhouse gas emissions through bio-char amendments to unfertile tropical soils//Proceedings of the 18th World Congress of Soil Science, F, 2006 [C].

[36] Lehmann J, Gaunt J, Rondon M. Biochar sequestration in terrestrial ecosystems：A review[J]. Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change, 2006, 11（2）：395-419.

[37] Dempster D N, Gleeson D B, Solaiman Z M, et al. Decreased soil microbial biomass and nitrogen mineralisation with Eucalyptus biochar addition to a coarse textured soil[J]. Plant and Soil, 2012, 354（1/2）：311-324.

PAN Feng-e, HU Jun-peng, SUO Long, et al. Effect of corn stalk and its biochar on N2O emissions from latosol soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35（2）:396-402.

Effect of corn stalk and its biochar on N2O emissions from latosol soil

PAN Feng-e, HU Jun-peng, SUO Long, WANG Xiao-qi, JI Ya-lan, MENG Lei*
（Agricultural College, Hainan University, Haikou 570228, China）

Abstract：A 60-d incubation experiment was conducted to investigate the effects of corn stalk and its biochar additions on properties, nitrification and N2O emissions of latosol soil under 30℃and 75% field water holding capacity. Three treatments including biochar addition, stalk addition and control（CK）were used. At the end of the experiment, both biochar and stalk additions significantly increased soil pH, organic C, and available K content, with greater effects observed in stalk addition. Compared with CK（1604±169 μg N2O-N·kg-1）, stalk and biochar additions significantly reduced cumulative N2O emissions by 58.0% and 65.6%, respectively. However, the mechanisms by which N2O emissions reduced were different for biochar- and stalk-treated soils. N2O reduction in stalk-treated soil was attributed to decrease in the nitrification of NH+4pool caused by increased NH+4immobilization, while N2O reduction in biochar-treated soil was probably due to decreased N2O production ratio from nitrification. Biochar enhanced the nitrification rate and produced large NO-3content, thus increasing the risk of nitrate leaching in tropical latosol soil.

Keywords：biochar; corn stalk; initial nitrogen addition; nitrification; nitrous oxide

*通信作者：孟磊E-mail：menglei94@sohu.com

作者簡(jiǎn)介：潘鳳娥（1988—），女，廣西河池人，碩士研究生，主要研究方向?yàn)橥寥繡循環(huán)及耕地土壤改良。E-mail：panfenge@yeah.net

基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41261063）；海南省自然科學(xué)基金項(xiàng)目（314046）

收稿日期：2015-09-07

中圖分類號(hào)：X511

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1672-2043（2016）02-0396-07

doi:10.11654/jaes.2016.02.026