孔隙結(jié)構(gòu)對(duì)水稻土溫室氣體排放的影響①

孫鈺翔，張廣斌，房 煥，張中彬，廖超林，周 虎*

孔隙結(jié)構(gòu)對(duì)水稻土溫室氣體排放的影響①

孫鈺翔1,2，張廣斌2，房 煥3，張中彬2，廖超林1*，周 虎2*

(1湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，長(zhǎng)沙 410128；2土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所)，南京 210008； 3河海大學(xué)農(nóng)業(yè)工程學(xué)院，南京 210098)

土壤結(jié)構(gòu)影響水分和氣體的運(yùn)動(dòng)和土壤生物活動(dòng)，進(jìn)而影響稻田溫室氣體排放。為探明土壤結(jié)構(gòu)對(duì)水稻生長(zhǎng)過程中溫室氣體排放的影響，選取江蘇宜興的湖白土和江西進(jìn)賢的紅壤性水稻土進(jìn)行盆栽試驗(yàn)。設(shè)置不攪動(dòng)(NP)、攪動(dòng)(PD)和攪動(dòng)后掰土回填(RP)3個(gè)處理。應(yīng)用X射線CT成像技術(shù)分析不同處理土壤孔隙結(jié)構(gòu)，通過靜態(tài)箱法測(cè)定水稻生長(zhǎng)過程中的溫室氣體排放。結(jié)果顯示，PD處理降低了土壤大孔隙度和孔隙連通性，而NP及RP處理的大孔隙較多且連通度高。湖白土PD處理的CH4排放量分別是NP處理的2.5倍和RP處理的14.6倍，相關(guān)分析表明湖白土CH4的排放與大孔隙度呈顯著負(fù)相關(guān)，表明大孔隙度升高會(huì)降低CH4排放。紅壤性水稻土NP處理的CH4排放最高，可能是由于NP處理≤30 μm的孔隙度最低，促進(jìn)了CH4的排放；PD處理提高了N2O排放，相關(guān)分析表明N2O排放總量和直徑30 ~ 1 000 μm孔隙呈顯著負(fù)相關(guān)。兩種土壤RP處理全球增溫潛勢(shì)(GWP)強(qiáng)度以及CH4總排放量均顯著低于NP和PD處理。研究結(jié)果表明土壤孔隙結(jié)構(gòu)的改變影響稻田溫室氣體的排放，通過改變耕作方式調(diào)節(jié)土壤結(jié)構(gòu)可能是稻田CH4和N2O減排的途徑之一。

孔隙結(jié)構(gòu)；顯微CT；甲烷；氧化亞氮；全球增溫潛勢(shì)

全球氣候變暖是國(guó)際社會(huì)普遍關(guān)注的問題，大氣中的CO2、CH4和N2O等溫室氣體的濃度增高是造成氣候變暖的主要原因。其中，CH4和N2O氣體對(duì)溫室效應(yīng)的貢獻(xiàn)率分別達(dá)15% 和5%[1]。稻田是CH4和N2O的主要排放源之一[2]，中國(guó)作為世界上最大的水稻生產(chǎn)國(guó)，每年稻田CH4的排放量占世界稻田CH4總排放量的18%[3]，N2O的排放量占農(nóng)田總排放的7.0% ~ 11.0%[4]。因此，研究稻田CH4和N2O的排放規(guī)律，對(duì)于控制和降低農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中溫室氣體的排放，進(jìn)而緩解溫室效應(yīng)有著重要的意義。

土壤孔隙結(jié)構(gòu)在溫室氣體產(chǎn)生、運(yùn)輸和釋放過程中起著重要作用[5-6]。土壤孔隙的數(shù)量、大小和形態(tài)等直接影響土壤中水分和氣體的運(yùn)動(dòng)、土壤氧化還原電位以及土壤微生物的活動(dòng)，進(jìn)而影響CH4和N2O的產(chǎn)生與排放[7-8]。Regina等[9]指出土壤中的大孔隙(≥30 μm)越多或者微孔隙(≤2 μm)越少，年均CH4氧化速率越高。Mangalassery等[10]研究表明在沙壤土和黏壤土中土壤孔隙特征(例如總孔隙度和孔徑)顯著影響土壤中CH4的排放，但對(duì)N2O的排放沒有影響。而Rochette等[11]認(rèn)為土壤的孔隙度增加會(huì)對(duì)重黏土的N2O排放通量造成影響。

對(duì)于稻田土壤，耕作、打漿等土壤管理措施會(huì)破壞土壤的孔隙結(jié)構(gòu)，改變土壤中微生物生境，從而直接或間接地影響稻田的CH4和N2O產(chǎn)生和擴(kuò)散[12]。有研究指出減少對(duì)土壤的擾動(dòng)，保護(hù)土壤結(jié)構(gòu)，能夠降低土壤CH4的排放[13]，但是對(duì)N2O排放的影響結(jié)論不一[13-15]。以往的研究主要通過表觀的測(cè)定來衡量耕作方式的改變對(duì)CH4和N2O排放的影響，但是土壤孔隙結(jié)構(gòu)與溫室氣體排放的關(guān)系并不明確。本研究通過盆栽試驗(yàn)，模擬不同耕作方式下不同土壤孔隙結(jié)構(gòu)，進(jìn)而研究不同水稻土孔隙結(jié)構(gòu)下CH4和N2O排放規(guī)律，為采取合理的稻田土壤管理措施、減少溫室氣體排放提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試水稻土為湖白土和紅壤性水稻土。湖白土采自中國(guó)科學(xué)院常熟農(nóng)業(yè)生態(tài)實(shí)驗(yàn)站宜興基地(119°54′E、31°16′N)，紅壤性水稻土采自位于江西省進(jìn)賢縣的江西省紅壤研究所實(shí)驗(yàn)地(116°20′E、28°15′N)，樣品均為耕層土壤(0 ~ 20 cm)。土壤樣品在室溫下風(fēng)干，挑去根系后過5 mm篩備用。供試土壤的基本性質(zhì)見表1。供試水稻品種為IR64，屬于秈型常規(guī)水稻。

表1 供試土壤的基本性質(zhì)

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

采用PVC管(內(nèi)徑19.5 cm，高度40 cm)填裝土柱。設(shè)置3個(gè)處理，分別為不攪動(dòng)(NP)、攪動(dòng)(PD)和攪動(dòng)后掰土回填(RP)，創(chuàng)造出不同孔隙結(jié)構(gòu)。每個(gè)處理設(shè)置6個(gè)重復(fù)。其中，NP處理將過5 mm篩的風(fēng)干土分層填裝到土柱中，填裝高度為30 cm，容重為1.1 g/cm3。PD處理將土壤樣品填裝到土柱中，填裝方法與NP處理相同，然后加水飽和，浸泡48 h后用攪拌器(JB-1000型大功率攪拌器)攪動(dòng)10 min(轉(zhuǎn)速為500 r/min)。RP處理將土壤樣品先填裝于15 L的鐵桶中，填裝、飽和及攪拌同PD處理一致，然后排水，待土壤落干時(shí)，掰成<5 mm的土塊，回填到土柱中，容重為1.1 g/cm3。

盆栽試驗(yàn)在中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所溫室內(nèi)進(jìn)行。將水稻種子放置于培養(yǎng)皿中，保持濕潤(rùn)狀態(tài)，在培養(yǎng)箱中(35 ℃)催芽2 d。選取出芽接近的種子進(jìn)行直播(置于土壤表層)，每個(gè)土柱播5顆種子，待水稻出苗后間苗，保留兩株長(zhǎng)勢(shì)接近的植株。水稻出苗后土柱保持淹水(2 cm)，每天澆水，保持各個(gè)處理淹水高度一致。水稻分蘗初期(種植35 d)施入分蘗肥(施用尿素3 kg/hm2)，水稻分蘗后期(種植48 d)進(jìn)行排水5 ~ 7 d，種植77 d后將地上部收獲。

1.3 N2O和CH4的采集和測(cè)定

在水稻生長(zhǎng)過程中采用靜態(tài)箱-氣相色譜法測(cè)定溫室氣體排放通量。采氣箱為直徑35 cm、高50 cm的PVC材質(zhì)圓柱體(圖1)。為了方便采氣，每個(gè)土柱上配一個(gè)底座以供在收集氣體時(shí)使氣箱保持水封(圖1)。在水稻的生育期內(nèi)每7 d采集一次氣體樣品。采集時(shí)間為早上8:50—11:30，在罩箱后的0、12、24和36 min共取4次氣樣。靜態(tài)箱密閉后用兩通針將氣體導(dǎo)入18 ml真空玻璃瓶中，每次采集時(shí)間不少于20 s，保證氣體樣品足量。采集氣樣的同時(shí)記錄氣箱溫度。樣品CH4和N2O濃度用帶氫火焰離子化檢測(cè)器(FID)和63Ni電子捕獲檢測(cè)器(ECD)的安捷倫氣相色譜(Agilent 7890B)測(cè)定。根據(jù)4次樣品中氣體濃度的差值，通過線性擬合計(jì)算濃度增長(zhǎng)斜率，根據(jù)以下公式計(jì)算氣體排放通量[15]。

式中，為氣體排放通量(單位：CH4為mg/(m2·h)，N2O為μg/(m2·h))，為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下氣體的密度(CH4為0.714 kg/m3，N2O為1.25 kg/m3)，是采樣箱的凈高度(m)，d/d為單位時(shí)間內(nèi)采樣箱內(nèi)氣體的濃度變化率，為采樣過程中采樣箱內(nèi)的平均溫度(°C)。

溫室氣體全球增溫潛勢(shì)(GWP)按下式計(jì)算[2]。

GWP = CH4排放量×25+N2O排放量×298(2)

1.4 CT掃描與圖像處理

在水稻種植前，用PVC環(huán)刀(直徑3 cm，高度3 cm)采集表層土樣。每個(gè)處理隨機(jī)挑選3個(gè)土柱，每個(gè)土柱采集3個(gè)重復(fù)。利用X射線顯微CT (NanotomS，GE，Sensing and Inspection Technologies，GmbH，Wunstorf，德國(guó))掃描土柱。電壓設(shè)置為90 kV，電流90 μA，曝光時(shí)間1.25 s，空間分辨率為0.016 mm。土柱固定于樣品臺(tái)上，從0到360° 勻速旋轉(zhuǎn)，在此過程中采集1 000幅投影圖像。利用Datosx2/Rec軟件進(jìn)行圖像重建，之后利用VG Studio Max2.2軟件生成2 302張8位灰度圖像。利用ImageJ軟件進(jìn)行圖像處理和分析。選擇三維圖像中部的直徑和高度為1 800體元(28.8 mm)的圓柱區(qū)域作為感興趣區(qū)域(region of interest, ROI)，ROI實(shí)際大小為651 mm2× 28.8 mm。利用目視法進(jìn)行圖像二值化，然后利用BoneJ插件的Volume Fraction計(jì)算孔隙度，利用Thickness插件計(jì)算孔隙大小分布。將二值化圖像導(dǎo)入Matlab中，根據(jù)公式(3)計(jì)算孔隙連通度[16]。

式中：PC為土壤孔隙連通度(其區(qū)間為0 ~ 1，當(dāng)PC=1時(shí)表明孔隙都屬于同一孔隙；當(dāng)PC=0時(shí)則表明孔隙分散，互不相通)，PV為孔隙體積，為孔隙數(shù)量。

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)分析

利用SPSS 25對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。處理之間參數(shù)顯著性差異采用單因素方差分析(One-way ANOVA)，應(yīng)用最小差異顯著法(LSD)進(jìn)行多重比較，顯著水平為<0.05。相關(guān)分析采用皮爾森(Pearson)雙側(cè)檢驗(yàn)法。

2 結(jié)果

2.1 兩種土壤不同處理的土壤孔隙結(jié)構(gòu)

圖2為不同處理土壤的二值圖像(ROI區(qū)域內(nèi)黑色部分代表土壤基質(zhì)，白色部分代表孔隙)。與NP處理相比，PD處理孔隙減少，主要為圓形孔隙且連通性較差。而RP處理和NP處理沒有差異。同湖白土相比，紅壤性水稻土的PD處理大孔隙更少。

通過對(duì)CT圖像的定量分析，可以得到圖像分辨率范圍內(nèi)的大孔隙信息(表2)。湖白土的NP和RP處理之間的大孔隙度差異不顯著，但均顯著高于PD處理(<0.05)。紅壤性水稻土大孔隙度各處理間為NP>RP>PD。兩種土壤PD處理的孔隙連通度均顯著低于其他處理(<0.05)，說明攪動(dòng)降低了大孔隙度及其連通性。湖白土NP處理直徑≤30 μm、30 ~ 100 μm和100 ~ 500 μm孔隙的孔隙度均顯著高于PD和RP處理(<0.05)；RP處理直徑500 ~ 1 000 μm孔隙的孔隙度顯著高于NP和PD處理(<0.05)。對(duì)于紅壤性水稻土，NP處理直徑100 ~ 500 μm和≥1 000 μm孔隙的孔隙度顯著高于RP和PD處理；RP處理直徑500 ~ 1 000 μm孔隙的孔隙度顯著高于NP和PD處理(<0.05)。

表2 不同處理土壤大孔隙度、孔隙連通度及孔隙大小分布

注：NP：不攪拌處理，PD：攪拌處理，RP：攪拌后掰土回填處理；同列小寫字母不同表示同一土壤不同處理間差異顯著(<0.05)，下表同。

2.2 兩種土壤不同處理的CH4排放通量

水稻生長(zhǎng)期的CH4排放通量如圖3。水稻播種后1 ~ 14 d(幼苗期)的CH4排放量較低，兩種土壤各處理間均沒有顯著差異(>0.05)。56 ~ 77 d(排水期后重新淹水)的CH4排放量同樣較低，紅壤性水稻土各處理間沒有顯著差異，但是湖白土PD處理的排放量顯著高于NP和RP處理(<0.05)。CH4排放主要集中在水稻生長(zhǎng)的15 ~ 55 d(分蘗期到排水期)，占整個(gè)觀測(cè)期間排放量的 88.5% ~ 99.6%。湖白土NP、PD和RP處理均在培育第48 天(排水后第一次采樣)CH4排放出現(xiàn)峰值，分別為4.83、6.93、0.56 mg/(m2·h)。15 ~ 48 d CH4排放通量表現(xiàn)為PD>(NP>RP)；49 ~ 55 d為PD>(NP、RP)。紅壤性水稻土CH4排放通量顯著高于湖白土處理(<0.05)，其15 ~ 55 d內(nèi)趨勢(shì)為(NP、PD)>RP。

兩種土壤不同處理的CH4平均排放通量和總排放量見表3，相同處理下紅壤性水稻土均顯著高于湖白土(<0.05)。湖白土PD處理CH4平均排放通量和總排放量均顯著高于NP處理，RP處理顯著低于其他處理(<0.05)；PD處理CH4的總排放量分別是NP和RP處理的2.5倍和14.6倍。而紅壤性水稻土NP和PD處理間CH4平均排放通量和總排放量沒有顯著差異，均顯著高于RP處理(<0.05)；NP和PD處理的CH4總排放量分別是RP處理的17.4倍和13.7倍。

表3 不同處理水稻土CH4和N2O的平均排放通量和總排放量及全球增溫潛勢(shì)

2.3 兩種土壤不同處理的N2O排放通量

N2O的排放峰不規(guī)則且變異性大(圖4)。在種植后1 ~ 7 d各處理出現(xiàn)峰值，之后保持淹水狀態(tài)時(shí)各處理的N2O排放較低。35 d施入肥料(尿素)后紅壤性水稻土各處理均出現(xiàn)了一個(gè)短暫的峰值。排水后到復(fù)水(48 ~ 55 d)期間湖白土各處理的N2O排放量大，復(fù)水后(56 ~ 77 d)各處理N2O排放維持在較低水平。

湖白土各處理間N2O平均排放通量和總排放量均沒有顯著差異(表3)(<0.05)，而紅壤性水稻土PD處理則顯著高于NP和RP處理(<0.05)(表3)。紅壤性水稻土NP處理的N2O平均排放通量和總排放量均是湖白土NP處理的50%，而湖白土PD處理的N2O平均排放通量和總排放量均是紅壤性水稻土PD處理的49%。

2.4 兩種土壤不同處理的全球增溫潛勢(shì)

由表3可見，觀測(cè)期內(nèi)湖白土排放的CH4和N2O所產(chǎn)生的全球增溫潛勢(shì)(GWP)以PD處理的最高，為CO2-eq 852kg/hm2；紅壤性水稻土NP處理最高，為CO2-eq 9 475 kg/hm2。不同處理的GWP大小同CH4總排放量順序相同，湖白土為PD>NP>RP，紅壤性水稻土為NP>PD>RP。由于種植期的N2O排放相對(duì)較少，因此CH4對(duì)全球增溫潛勢(shì)影響最大，占比為50.7% ~ 99.8%。在兩種土壤上，RP處理的CH4和N2O排放總量及其全球增溫潛勢(shì)均為最低。

2.5 土壤孔隙結(jié)構(gòu)與溫室氣體排放的關(guān)系

相關(guān)分析表明(表4)，湖白土各處理的CH4排放總量與大孔隙度和500 ~ 1 000 μm孔隙顯著負(fù)相關(guān)(<0.05)；N2O排放總量與孔隙連通度和≤30 μm孔隙顯著正相關(guān)(<0.05)。紅壤性水稻土CH4排放總量與孔隙連通度和≤30 μm孔隙均呈極顯著負(fù)相關(guān)(<0.01)，與500 ~ 1 000 μm孔隙呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.05)；N2O排放總量與大孔隙度、100 ~ 500 μm和500 ~ 1 000 μm孔隙呈極顯著負(fù)相關(guān)(<0.01)，與30 ~ 100 μm孔隙呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.05)。

表4 孔隙連通度及孔隙大小分布與CH4和N2O總排放量的相關(guān)性

注：** 表示相關(guān)性達(dá)<0.01顯著水平，* 表示相關(guān)性達(dá)<0.05顯著水平。

3 討論

稻田CH4和N2O的排放在水稻生長(zhǎng)季內(nèi)總體呈現(xiàn)不同的規(guī)律。本研究中水稻生長(zhǎng)過程中CH4排放集中在水稻培育的15 ~ 55 d，約占整個(gè)生育季排放量的88.5% ~ 99.6%(圖3)。該階段稻田長(zhǎng)期處于淹水狀態(tài)，水層限制了空氣和土壤中孔隙的氣體交流，從而導(dǎo)致大氣中的氧氣難以進(jìn)入土壤，造成土壤中形成缺氧的環(huán)境。厭氧環(huán)境為產(chǎn)甲烷古菌合成CH4創(chuàng)造了有利條件。同時(shí)厭氧環(huán)境減少了甲烷排放過程中甲烷氧化菌的氧化，因此CH4排放量高[17]。而本研究中N2O的排放峰不規(guī)則且變異性大(圖4)，這可能是因?yàn)橥寥乐挟a(chǎn)生的N2O很快消散到大氣中而在土壤中沒有明顯的停留時(shí)間，具有較大的不確定性[18]。在排水后到復(fù)水期(48 ~ 55 d)湖白土各處理的N2O大量排放，這是因?yàn)楦蓾窠惶孢^程促進(jìn)了N2O排放[19-20]。

土壤孔隙結(jié)構(gòu)是土壤中水分和氣體運(yùn)動(dòng)的通道和土壤微生物的生境，孔隙結(jié)構(gòu)的改變可能影響土壤溫室氣體的產(chǎn)生與排放[5-8]。本研究通過模擬試驗(yàn)形成3種土壤孔隙結(jié)構(gòu)。其中，PD處理破壞了大團(tuán)聚體和大孔隙結(jié)構(gòu)，形成了孤立的球形孔隙，顯著降低了土壤的大孔隙度和孔隙連通度(表2)，與李奕等[21]和Fang等[22]研究結(jié)果一致。NP處理由于土壤擾動(dòng)少，保護(hù)了土壤團(tuán)聚體和大孔隙結(jié)構(gòu)，而RP處理攪動(dòng)后掰土回填過程中形成了新的大孔隙，因此這兩個(gè)處理的大孔隙度和孔隙連通性在兩種土壤中均較高。不同擾動(dòng)處理對(duì)紅壤性水稻土和湖白土孔隙結(jié)構(gòu)的影響存在差異，這可能是由土壤質(zhì)地的差異造成的。

CH4排放與大孔隙度呈顯著負(fù)相關(guān)(表4)，說明土壤中的大孔隙度增加會(huì)降低CH4排放。湖白土PD處理大孔隙度顯著低于其他處理(表2)，土壤大孔隙的減小有利于厭氧環(huán)境的形成，促進(jìn)土壤中CH4產(chǎn)生[10]，因而PD處理的CH4總排放顯著高于其他處理(<0.05)(表3)。另一方面，由于氣體在大孔隙中擴(kuò)散更快，土壤大孔隙度的增加使土壤中好氧微生物可利用更多的氧氣作用于有機(jī)物，從而減少CH4的排放[7-9]。土壤大孔隙增加的同時(shí)也會(huì)增加土壤的孔隙連通度，土壤的孔隙連通度的增加也會(huì)改善土壤中通氣性，因而抑制產(chǎn)甲烷古菌[23]。本研究中RP處理的孔隙連通度均顯著高于PD處理，相關(guān)性分析也表明CH4排放與孔隙連通度呈極顯著負(fù)相關(guān)(表4)。各處理中RP處理CH4總排放量顯著低于NP和PD處理(<0.05)(表3)，說明RP處理能夠通過增加孔隙度和孔隙連通度降低CH4的排放。

與CH4不同，N2O排放在兩種土壤中和土壤孔隙之間關(guān)系存在差異。紅壤性水稻土PD處理N2O總排放量顯著高于其他處理(表3)，這可能是因?yàn)橥寥罃噭?dòng)破壞了大孔隙和大團(tuán)聚體，降低孔隙度形成缺氧環(huán)境，同時(shí)暴露了更多土壤有機(jī)物，造成較高的反硝化速率及時(shí)長(zhǎng)，促進(jìn)N2O的產(chǎn)生和排放[24-26]。而湖白土PD處理N2O排放并沒有顯著增加，可能是因?yàn)楹淄罰D處理大孔隙度(4.7%)高于紅壤性水稻土處理(2.4%)，且與其他處理間的差異相對(duì)較小。此外，兩種土壤質(zhì)地存在較大差異，可能是造成N2O排放呈現(xiàn)不同規(guī)律的另一個(gè)原因[27-28]。Ball[7]指出通過增加土壤孔隙度，或許可以減少N2O排放，原因是隨著孔隙的增大，能更多地運(yùn)輸氧氣，水氣條件能更好地滿足好氧微生物生長(zhǎng)[28]，從而抑制了土壤中的硝化和反硝化作用，使得N2O排放降低。本研究中紅壤性水稻土N2O排放總量與大孔隙度呈顯著負(fù)相關(guān)(表4)也證實(shí)這一點(diǎn)。Kravchenko 等[29]研究也指出N2O排放和30 ~ 120 μm的孔隙度呈顯著負(fù)相關(guān)，我們研究發(fā)現(xiàn)的N2O排放總量與直徑30 ~ 100 μm的孔隙度呈顯著負(fù)相關(guān)(表4)的結(jié)果與此一致。但是，本研究中湖白土并未呈現(xiàn)明顯的規(guī)律，說明土壤結(jié)構(gòu)對(duì)N2O排放的影響很復(fù)雜，需要針對(duì)具體的土壤進(jìn)行深入分析。

由于水稻種植期常處于淹水狀態(tài)，N2O排放相對(duì)較少，因此CH4對(duì)全球增溫潛勢(shì)影響最大，CH4對(duì)全球增溫潛勢(shì)貢獻(xiàn)占比為50.7% ~ 99.8%。本研究中RP處理的全球增溫潛勢(shì)顯著低于其他處理(表3)，可能是因?yàn)镽P處理顯著增加了500 ~ 1 000 μm的孔隙(表2)，抑制了土壤中CH4的排放，相關(guān)分析也表明兩種水稻土500 ~ 1 000 μm的孔隙度和CH4總排放量均呈顯著負(fù)相關(guān)。本研究證實(shí)，土壤孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)生變化會(huì)影響溫室氣體排放，土壤孔隙連通度和孔隙大小分布是影響土壤溫室氣體排放的重要因素之一。通過增大土壤大孔隙度是減緩溫室氣體排放的可能途徑。今后需要深入研究土壤孔隙結(jié)構(gòu)的改變影響溫室氣體排放的內(nèi)在機(jī)制，為調(diào)控土壤結(jié)構(gòu)進(jìn)而減少溫室氣體排放提供理論依據(jù)。

4 結(jié)論

稻田土壤經(jīng)攪動(dòng)后大孔隙度和孔隙連通性降低，而重新填裝處理的大孔隙較多且連通性高。湖白土攪拌處理促進(jìn)了CH4排放，而紅壤性水稻土攪拌處理則顯著增加了N2O排放。兩種水稻土重新填裝處理的CH4和N2O排放和全球增溫潛勢(shì)(GWP)均是最低。湖白土CH4排放同土壤大孔隙度顯著負(fù)相關(guān)，而紅壤性水稻土N2O排放和大孔隙度顯著負(fù)相關(guān)。結(jié)果表明土壤孔隙結(jié)構(gòu)同水稻土溫室氣體排放具有密切關(guān)系，但是在不同土壤中呈現(xiàn)規(guī)律并不一致，內(nèi)在機(jī)制需要進(jìn)一步研究。

[1] Guo J P, Zhou C D. Greenhouse gas emissions and mitigation measures in Chinese agroecosystems[J]. Agricultural and Forest Meteorology, 2007, 142(2/3/4): 270–277.

[2] IPCC. Climate change 2013: The physical science basis. Contribution of working group I to the fifth assessment report of the intergovernmental panel on climate change[R]. Cambridge: Cambridge University Press, 2013.

[3] Zhang G B, Ma J, Yang Y T, et al. Variations of stable carbon isotopes of CH4emission from three typical rice fields in China[J]. Pedosphere, 2017, 27(1): 52–64.

[4] Zou J W, Huang Y, Zheng X H, et al. Quantifying direct N2O emissions in paddy fields during rice growing season in mainland China: Dependence on water regime[J]. Atmospheric Environment, 2007, 41(37): 8030–8042.

[5] Babujia L C, Hungria M, Franchini J C, et al. Microbial biomass and activity at various soil depths in a Brazilian oxisol after two decades of no-tillage and conventional tillage[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2010, 42(12): 2174–2181.

[6] López-Garrido R, Deurer M, Madejón E, et al. Tillage influence on biophysical soil properties: The example of a long-term tillage experiment under Mediterranean rainfed conditions in South Spain[J]. Soil and Tillage Research, 2012, 118: 52–60.

[7] Ball B C. Soil structure and greenhouse gas emissions: A synthesis of 20 years of experimentation[J]. European Journal of Soil Science, 2013, 64(3): 357–373.

[8] Skiba U, Ball B. The effect of soil texture and soil drainage on emissions of nitric oxide and nitrous oxide[J]. Soil Use and Management, 2002, 18(1): 56–60.

[9] Regina K, Pihlatie M, Esala M, et al. Methane fluxes on boreal arable soils[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2007, 119(3/4): 346–352.

[10] Mangalassery S, Sj?gersten S, Sparkes D L, et al. The effect of soil aggregate size on pore structure and its consequence on emission of greenhouse gases[J]. Soil and Tillage Research, 2013, 132: 39–46.

[11] Rochette P, Angers D A, Chantigny M H, et al. Nitrous oxide emissions respond differently to No-till in a loam and a heavy clay soil[J]. Soil Science Society of America Journal, 2008, 72(5): 1363–1369.

[12] Zheng X H, Han S H, Huang Y, et al. Re-quantifying the emission factors based on field measurements and estimating the direct N2O emission from Chinese croplands[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2004, 18(2): 1–19.

[13] 白小琳, 張海林, 陳阜, 等. 耕作措施對(duì)雙季稻田CH4與N2O排放的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2010, 26(1): 282–289.

[14] Yao Z S, Zhou Z X, Zheng X H, et al. Effects of organic matter incorporation on nitrous oxide emissions from rice-wheat rotation ecosystems in China[J]. Plant and Soil, 2010, 327(1/2): 315–330.

[15] 蔡祖聰, 徐華, 馬靜. 稻田生態(tài)系統(tǒng)CH4和N2O排放[M].合肥: 中國(guó)科學(xué)技術(shù)大學(xué)出版社, 2009.

[16] Bottinelli N, Zhou H, Capowiez Y, et al. Erratum to: Earthworm burrowing activity of two non-Lumbricidae earthworm species incubated in soils with contrasting organic carbon content (Vertisol vs. Ultisol)[J]. Biology and Fertility of Soils, 2018, 54(1): 173.

[17] Wang M X, Li J. CH4emission and oxidation in Chinese rice paddies[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2002, 64(1/2): 43–55.

[18] Chapuis-Lardy L, Wrage N, Metay A, et al. Soils, a sink for N2O? A review[J]. Global Change Biology, 2007, 13(1): 1–17.

[19] 梁國(guó)慶, 周衛(wèi), 夏文建, 等. 優(yōu)化施氮下稻-麥輪作體系土壤N2O排放研究[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2010, 16(2): 304–311.

[20] 潘曉健, 劉平麗, 李露, 等. 氮肥和秸稈施用對(duì)稻麥輪作體系下土壤剖面N2O時(shí)空分布的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2015, 52(2): 364–371.

[21] 李奕, 房煥, 彭顯龍, 等. 模擬攪漿對(duì)水稻土結(jié)構(gòu)和有機(jī)氮礦化的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2019, 56(5): 1171–1179.

[22] Fang H, Rong H, Hallett P D, et al. Impact of soil puddling intensity on the root system architecture of rice (L.) seedlings[J]. Soil and Tillage Research, 2019, 193: 1–7.

[23] Brewer P E, Calderón F, Vigil M, et al. Impacts of moisture, soil respiration, and agricultural practices on methano-genesis in upland soils as measured with stable isotope pool dilution[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2018, 127: 239–251.

[24] ?urovec O, Sitaula B K, ?ustovi? H, et al. Effects of tillage practice on soil structure, N2O emissions and economics in cereal production under current socio-economic conditions in central Bosnia and Herzegovina[J]. PLoS One, 2017, 12(11): e0187681. DOI:10.1371/journal.pone.0187681.

[25] Abdalla M, Osborne B, Lanigan G, et al. Conservation tillage systems: a review of its consequences for greenhouse gas emissions[J]. Soil Use and Management, 2013, 29(2): 199–209.

[26] van der Weerden T J, Kelliher F M, de Klein C A M. Influence of pore size distribution and soil water content on nitrous oxide emissions[J]. Soil Research, 2012, 50(2): 125.

[27] Keiluweit M, Gee K, Denney A, et al. Anoxic microsites in upland soils dominantly controlled by clay content[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2018, 118: 42–50.

[28] Kravchenko A N, Toosi E R, Guber A K, et al. Hotspots of soil N2O emission enhanced through water absorption by plant residue[J]. Nature Geoscience, 2017, 10(7): 496–500.

[29] Kravchenko A N, Guber A K, Quigley M Y, et al. X-ray computed tomography to predict soil N2O production via bacterial denitrification and N2O emission in contrasting bioenergy cropping systems[J]. GCB Bioenergy, 2018, 10(11): 894–909.

Effects of Pore Structure on Greenhouse Gas Emission of Paddy Soils

SUN Yuxiang1,2, ZHANG Guangbin2,FANG Huan3,ZHANG Zhongbin2,LIAO Chaolin1*, ZHOU Hu2*

(1 College of Resources and Environment, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China; 2 State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008; 3 College of Agricultural Engineering, Hohai University, Nanjing 210098)

Soil structure affects soil water and gas transportand soil biological activities, thus influence greenhouse gas (GHG) emission from soil. In this study, incubation experiment was conducted in two paddy soils (whitish paddy soil and red paddy soil) to study the effects of pore structures on GHG emissions under different treatments, i.e. non-puddling (NP), puddling (PD), and repacked after puddling (RP). Soil pore structure was determined by using the X-ray computed tomography and image analysis, and GHG emissions during rice growth period were measured by the static box method. The results showed that puddling significantly decreased soil macroporosity and pore connectivity, while NP and RP had more large pores with higher connectivity for both soils. PD promoted CH4emission from whitish paddy soil, which was 2.5 and 14.6 times of NP and RP, respectively. Correlation analysis showed CH4emission negatively correlated with macroporosity, indicating the increase of large porosity will reduce CH4emissions. NP had the highest CH4emission from red paddy soil, possibly due to the lowest porosity of ≤30 μm pores promoting CH4emission. NP significantly increased N2O emissions from red paddy soil, which was negatively correlated with the 30-1 000 μm pores. The global warming potential (GWP) of RP for both soils was significantly lower than other treatments. In conclusion, this study confirms that the change in soil pore structure greatly affected GHG emissions and maintaining a porous soil structure can reduce CH4emission and global warming potential.

Pore structure; Micro CT; CH4; N2O; GWP

S152

A

10.13758/j.cnki.tr.2021.01.021

孫鈺翔, 張廣斌, 房煥, 等. 孔隙結(jié)構(gòu)對(duì)水稻土溫室氣體排放的影響. 土壤, 2021, 53(1): 154–160.

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41877022)和國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2016YFD0300906)資助。

(clliao@163.cm; zhouhu@issas.ac.cn)

孫鈺翔(1995—)，男，湖南益陽人，碩士研究生，主要從事土壤物理結(jié)構(gòu)與農(nóng)田溫室氣體排放機(jī)理研究。E-mail: yxsun16@163.com