生物炭對(duì)鹽漬化土壤周年溫室氣體排放及凍融效應(yīng)的影響*

張如鑫, 屈忠義,2, 楊 威, 劉祖汀, 王麒源, 王麗萍**

(1.內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)水利與土木建筑工程學(xué)院 呼和浩特 010018; 2.內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)寒旱區(qū)灌溉排水研究所 呼和浩特 010018)

大氣中溫室氣體濃度的升高目前被認(rèn)為是導(dǎo)致全球氣候變暖的主要原因之一, 內(nèi)蒙古作為我國(guó)的糧食主產(chǎn)區(qū), 1961年以來(lái)內(nèi)蒙古10年的平均增溫達(dá)到0.36 ℃, 明顯高于同期全球(0.12 ℃)和全國(guó)(0.23℃)的增溫幅度, 是我國(guó)氣候變暖最顯著的地區(qū)之一。一方面, 河套灌區(qū)屬于我國(guó)干旱、半干旱地區(qū), 土壤鹽漬化程度高、分布面積廣。鹽漬化土壤通過(guò)影響微生物活性進(jìn)而影響土壤溫室氣體排放和吸收過(guò)程,此過(guò)程在干旱、鹽漬化地區(qū)長(zhǎng)期普遍存在。另一方面, 凍融對(duì)土壤鹽漬化的影響十分顯著, 是土壤鹽堿化獨(dú)特的形成機(jī)制, 且凍融所形成的鹽漬化土壤會(huì)對(duì)作物生長(zhǎng)發(fā)育產(chǎn)生巨大的威脅, 其中灌區(qū)土壤凍融期伴隨著初凍期、凍結(jié)期和融解期等多個(gè)過(guò)程,其變化直接關(guān)系土壤理化性質(zhì)和微生物活性, 而這些因素與土壤溫室氣體的排放密切相關(guān), 據(jù)報(bào)道凍融期土壤溫室氣體排放量在全年總排放量占有較大的比重。因此, 研究河套灌區(qū)鹽漬化土壤周年溫室氣體排放規(guī)律及凍融效應(yīng)問(wèn)題對(duì)于改善土壤性質(zhì)、提高作物生產(chǎn)力、減緩環(huán)境壓力具有重要意義。

生物炭作為一種新型環(huán)境功能材料, 在自然條件下較為穩(wěn)定, 具有改善土壤理化性質(zhì)、固碳減排等作用, 被廣泛應(yīng)用于農(nóng)田土壤。成功等針對(duì)小麥()-玉米()輪作系統(tǒng)發(fā)現(xiàn),施用16 t·hm的小麥秸稈生物炭降低了土壤氧化亞氮(NO)、二氧化碳(CO)年排放總量和甲烷(CH)的年吸收總量, 分別為38.7%、14.4%和50.1%。Barracosa等通過(guò)盆栽試驗(yàn)也發(fā)現(xiàn)生物炭與礦物相結(jié)合可使NO排放量降低36%, 全球增溫潛勢(shì)(global warming potential, GWP)值降低26%。但也有一些報(bào)道認(rèn)為, 生物炭在溫室氣體減排方面具有一定的副作用, 原因可能是土壤類(lèi)型、生物炭施加量、生物炭種類(lèi)等其他環(huán)境因素不同而存在差異。Uchida等以野豌豆()為研究對(duì)象, 發(fā)現(xiàn)施加稻殼生物炭并沒(méi)有減少NO累積排放量, 反而提前了土壤NO排放峰值。魏甲彬等研究冬季稻田也發(fā)現(xiàn),施入水稻殼生物炭會(huì)顯著增加潮泥土壤CO排放,但在水稻()生育期的提高效果不顯著。隨著凍融交替過(guò)程中農(nóng)田土壤溫室氣體排放量的明顯增加, 凍融期溫室氣體排放問(wèn)題逐漸受到重視。劉翔等研究發(fā)現(xiàn), 生物炭的添加會(huì)增加凍融過(guò)程中的土壤CO排放量, 但同時(shí)促進(jìn)了土壤CH的吸收和NO的減排。Gao等研究同樣發(fā)現(xiàn), 在凍融作用下, 生物炭能夠通過(guò)影響土壤水熱條件促進(jìn)土壤CO排放。以上研究大多通過(guò)短期試驗(yàn)研究生物炭對(duì)土壤溫室氣體排放的影響, 但有研究表明, 生物炭對(duì)溫室氣體排放的影響隨施用時(shí)間會(huì)發(fā)生改變, 生物炭在生物和微生物的長(zhǎng)期影響下會(huì)被老化, 其理化性質(zhì)會(huì)發(fā)生改變。Spokas發(fā)現(xiàn), 3年陳化后的生物炭較新施加的生物炭的CH氧化能力更高, 但其抑制土壤NO排放的能力有所下降。而吳震等研究水稻小麥輪作系統(tǒng)卻發(fā)現(xiàn), 陳化后的生物炭比新生物炭更能顯著降低土壤綜合溫室效應(yīng)和溫室氣體強(qiáng)度?？梢?jiàn), 不同生物炭在不同時(shí)期對(duì)不同土壤類(lèi)型的溫室效應(yīng)具有不同的影響。

目前在生物炭對(duì)土壤溫室氣體排放影響方面,多數(shù)學(xué)者針對(duì)的是草地、酸性農(nóng)田、濕地以及水田等非鹽漬化土壤的生態(tài)系統(tǒng), 且主要集中在作物生長(zhǎng)期、播種期、凍融期以及室內(nèi)試驗(yàn)等不連續(xù)的試驗(yàn)周期, 針對(duì)施入生物炭對(duì)鹽漬化土壤周年溫室氣體排放的影響研究鮮有報(bào)道。鑒于此, 本文在內(nèi)蒙古自治區(qū)巴彥淖爾市五原縣“五萬(wàn)畝鹽漬土壤改良示范區(qū)”進(jìn)行小區(qū)田間試驗(yàn), 探究施加生物炭對(duì)鹽漬化土壤周年溫室氣體排放的影響, 為改善河套灌區(qū)鹽漬化土壤性質(zhì)、剖析周年溫室氣體排放機(jī)制、提出適宜的減排措施提供科學(xué)依據(jù)和技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況和試驗(yàn)材料

試驗(yàn)于2019年11月-2021年4月在內(nèi)蒙古巴彥淖爾市五原縣“五萬(wàn)畝鹽漬土壤改良示范區(qū)”(40°46′30″～41°16′45″N, 107°35′70″～108°37′50″E)進(jìn)行。該地位于內(nèi)蒙古河套平原腹地, 屬于典型的溫帶大陸性氣候, 氣候干燥, 土壤封凍期長(zhǎng), 且冬春季土壤鹽分表聚現(xiàn)象嚴(yán)重。多年平均氣溫6.1 ℃, 極端最低氣溫-36.7 ℃, 年均降雨量177 mm, 無(wú)霜期117～136 d。年均輻射量6418 MJ·m, 全年日照時(shí)數(shù)3231 h。凍融期日照時(shí)數(shù)占全年的44%。平均最低地溫-12.3 ℃(1月), 凍土深度為100～130 cm, 土壤11月初進(jìn)入初凍期, 凍層全部融化在翌年4月中旬左右。

試驗(yàn)開(kāi)始前選取5個(gè)1 m×1 m樣方, 去除表層植物碎屑等雜物, 使用直徑為50 mm螺旋鉆采集0～20 cm的土樣。樣品均勻混合后裝進(jìn)密封袋, 24 h內(nèi)帶回實(shí)驗(yàn)室, 經(jīng)自然風(fēng)干, 過(guò)2 mm篩備用。土壤質(zhì)地為粉質(zhì)壤土, pH為8.87, 電導(dǎo)率值為1.88 mS·m, 含鹽量為3.59 g·kg, 陽(yáng)離子交換量(CEC)為7.56 cmol·kg,有 機(jī) 質(zhì)12.33 g·kg, 速 效 磷7.53 mg·kg, 速 效 鉀351.50 mg·kg, 堿解氮58.91 mg·kg, 砂粒16.70%, 粉粒79.03%, 黏粒4.27%。供試生物炭為遼寧金和福農(nóng)業(yè)開(kāi)發(fā)有限公司的玉米秸稈生物炭產(chǎn)品, 該生物炭在360 ℃厭氧條件下熱解處理制備而成, pH為8.75, 速 效 磷307.52 mg·kg, 速 效 鉀786.50 mg·kg,堿解氮401.94 mg·kg, 碳含量364.07 g·kg, 氮含量7.56 g·kg, 磷含量0.17 g·kg, 碳氮比81.57。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

根據(jù)課題組多年探究生物炭對(duì)田間土壤理化性質(zhì)、溫室氣體排放、作物產(chǎn)量的影響, 綜合得出生物炭施用量為15 t·hm和30 t·hm對(duì)土壤固碳減排、保水保肥、作物增產(chǎn)等方面效果最佳。因此本試 驗(yàn) 設(shè) 置3種 生 物 炭 水 平: 0 t·hm(CK)、15 t·hm(B15)和30 t·hm(B30), 每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù), 共9個(gè)小區(qū), 完全隨機(jī)區(qū)組排列。小區(qū)四周設(shè)置2 m寬的保護(hù)行。試驗(yàn)小區(qū)面積為160 m(40 m×4 m), 2019年10月15日將生物炭均勻撒施在試驗(yàn)小區(qū)上, 使用旋耕機(jī)將其與20 cm土層土壤均勻混合, 并在每個(gè)小區(qū)安裝取氣基座和土壤溫度傳感器, 取氣基座安放在行與行的中間位置, 并保證每次取樣前基座內(nèi)除土壤外無(wú)積雪、植株等其他物質(zhì), 之后不再施加生物炭。

試驗(yàn)田2020年4月25日進(jìn)行春季灌水壓鹽, 灌溉定額為225 m·hm, 灌水方式為地面灌溉。播前進(jìn)行人工耕翻, 深度約30 cm, 并施入磷酸二胺(N質(zhì)量分?jǐn)?shù)18%, P質(zhì)量分?jǐn)?shù)46%) 450 kg·hm和復(fù)合肥(N質(zhì)量分?jǐn)?shù)15%, P質(zhì)量分?jǐn)?shù)15%, K質(zhì)量分?jǐn)?shù)15%)337.5 kg·hm作為底肥。供試作物為當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶普遍種植的‘902’葵花品種, 采用覆膜種植, 人工點(diǎn)播, 行距60 cm, 株距50 cm。病蟲(chóng)草害化學(xué)防治以及其他田間管理措施同當(dāng)?shù)刈魑锔弋a(chǎn)管理一致。

將試驗(yàn)研究期劃分3個(gè)階段: 第1年凍融期(1 a凍融期, stage Ⅰ)、作物生長(zhǎng)期(stage Ⅱ)和第2年凍融期(2 a凍融期, stage Ⅲ)。為更準(zhǔn)確分析凍融期各個(gè)階段土壤溫室氣體排放量的差異, 參考往年氣象數(shù)據(jù), 特將凍融期具體劃分3個(gè)階段: 初凍期、凍結(jié)期和融解期。日最低溫開(kāi)始達(dá)到0 ℃以下, 土壤表層開(kāi)始凍結(jié)至日最高溫達(dá)到0 ℃以下階段為初凍期;當(dāng)日最高溫均持續(xù)低于0 ℃, 凍結(jié)鋒面快速向下移動(dòng)至最大凍結(jié)深度, 且積雪不再消融階段為凍結(jié)期; 當(dāng)春季日最高溫達(dá)到0 ℃以上積雪開(kāi)始融化, 土層開(kāi)始雙向解凍至全部解凍階段為融解期。具體試驗(yàn)階段劃分如圖1所示。

圖1 試驗(yàn)期劃分的階段及其對(duì)應(yīng)日期(年-月-日)Fig. 1 Stages of the trial period and their corresponding dates (year-month-day)

1.3 測(cè)定指標(biāo)與方法

采用靜態(tài)暗箱-氣相色譜法進(jìn)行溫室氣體(CH、CO和NO)定位觀測(cè)。采集時(shí)間為上午9:00-12:00。采集頻率設(shè)定為: 凍結(jié)期由于氣候寒冷取樣艱難, 故約每20 d取一次; 初凍期和融解期由于氣候晝夜溫差較大, 土壤處于凍融狀態(tài), 土壤溫室氣體排放波動(dòng)較大, 因此采集氣體頻率設(shè)定約為每10 d一次; 作物生長(zhǎng)期則按照葵花的生長(zhǎng)階段取樣(苗期、現(xiàn)蕾期、開(kāi)花期、灌漿期、成熟期)。靜態(tài)箱由不銹鋼制成,厚度為1 mm, 包括頂箱和基座兩部分, 頂箱規(guī)格為40 cm×40 cm×40 cm, 底座的規(guī)格為40 cm×40 cm×15 cm。采樣箱內(nèi)裝有小型風(fēng)扇, 采樣時(shí)通電持續(xù)轉(zhuǎn)動(dòng), 以充分混勻箱內(nèi)氣體。在試驗(yàn)初期安放地箱，每個(gè)試驗(yàn)小區(qū)3個(gè)地箱(3個(gè)重復(fù))，并保證地箱內(nèi)的土壤不受擾動(dòng)。氣體樣品采用Picarro G2308分析儀(美國(guó)Picarro公司)測(cè)定CO、CH、NO含量。

箱體內(nèi)所測(cè)樣品的濃度()計(jì)算公式為:

式中:為標(biāo)氣濃度,為樣品峰面積,為標(biāo)氣峰面積。

溫室氣體排放通量()計(jì)算公式為:

式中:為時(shí)間內(nèi)箱內(nèi)氣體質(zhì)量和混合比濃度的變化,為箱內(nèi)氣體密度,為箱底面積、體積、氣室高度。

溫室氣體累積排放量()計(jì)算式為:

式中:為測(cè)量次數(shù);F、F為第、+1次采樣時(shí)溫室氣體的排 放通量, mg·m·h;t、t為第+1次采樣的時(shí)間間隔, d。

綜合增溫潛勢(shì)(GWP)是將各種溫室氣體的增溫潛勢(shì)換算為CO當(dāng)量。100 a時(shí)間尺度的綜合增溫效應(yīng)計(jì)算式為:

土壤樣品采用土芯法采集, 使用手持式動(dòng)力取樣器采集深度0～20 cm土層土壤, 每10 cm為一層,每個(gè)處理重復(fù)3次。土樣采集時(shí)間及頻率與取氣一致。凍融期有積雪覆蓋時(shí), 選取積雪厚度一致區(qū)域取樣, 取樣前用鏟子將表層積雪清理干凈, 取樣結(jié)束后將積雪再次覆蓋。取出原狀土后立即將土壤樣本放入鋁盒內(nèi), 使用烘干法測(cè)定土壤質(zhì)量含水率、采用pH計(jì)測(cè)定(土水比, 1∶2.5)土壤pH、采用電導(dǎo)率儀測(cè)定(土水比為1∶5)土壤電導(dǎo)率, 采用紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)以及火焰光度計(jì)測(cè)定土壤速效磷和速效鉀含量。采用土壤溫度傳感器(TM-03, 邯鄲市若騰電子科技有限公司)對(duì)0～20 cm土層土壤溫度進(jìn)行監(jiān)測(cè), 在每個(gè)小區(qū)中間各布設(shè)一個(gè)土壤溫度傳感器,監(jiān)測(cè)時(shí)間間隔設(shè)定為每4 h一次, 試驗(yàn)期末讀取數(shù)據(jù)。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2010和SPSS 25.0 [運(yùn)用LSD法進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)(＜0.05)]進(jìn)行整理分析, 使用Origin 9.1軟件進(jìn)行作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 試驗(yàn)期溫度、降水、積雪厚度和土壤水熱變化

如圖2所示, 2019-2021年試驗(yàn)區(qū)日最高、最低氣溫分別出現(xiàn)在7月和1月, 總體趨勢(shì)為凍融期先降低后上升, 作物生長(zhǎng)期先上升后下降, 整體呈現(xiàn) “谷-峰-谷-峰”4個(gè)層次。試驗(yàn)期間累計(jì)降雨125 mm,主要集中在作物生長(zhǎng)期(7、8月), 其中2020年8月11日出現(xiàn)一次強(qiáng)降雨, 降雨量達(dá)35.0 mm。通過(guò)測(cè)定試驗(yàn)期積雪厚度發(fā)現(xiàn), 降雪主要集中在1月初, 其中1 a凍融期的降雪幅度比2 a凍融期明顯增多。試驗(yàn)期土壤含水率受降雨量和積雪融化水的影響。10 cm和20 cm土層土壤含水率在1 a凍融期分別為16.74%和19.21%, 在作物生長(zhǎng)期分別為22.35%和23.13%,在2 a凍融期分別為15.41%和17.54%?？傮w來(lái)看,3個(gè)時(shí)期的20 cm土層土壤含水率均高于10 cm土層土壤含水率。各土層土壤溫度變化趨勢(shì)與氣溫大致相同, 且初凍期和凍結(jié)期20 cm土壤溫度高于10 cm土壤溫度, 而融解期和生長(zhǎng)期則相反。

圖2 試驗(yàn)期研究區(qū)氣溫、降水、積雪厚度和表層土壤溫度(Ts)和含水率(Ms)的變化Fig. 2 Changes of air temperature, precipitation and thickness of snow, and surface soil temperature (Ts) and moisture (Ms) during the experimental period in the study area

2.2 土壤理化性質(zhì)

與CK相比, 生物炭處理均提高了土壤pH、電導(dǎo)率、含水率、溫度和速效磷、鉀含量(表1), 此影響效果經(jīng)過(guò)兩年土壤凍融作用后仍然存在。生物炭顯著提高了1 a凍融期、作物生長(zhǎng)期和2 a凍融期的土壤電導(dǎo)率(＜0.05), 其中, 與CK相比, B15處理使1 a凍融期、作物生長(zhǎng)期和2 a凍融期的土壤電導(dǎo)率分別增加26.92%、31.71%和80.57%, B30處理分別增加39.23%、25.85%和63.51%。B30處理較CK顯著增加了3個(gè)時(shí)期的土壤速效磷和速效鉀含量(＜0.05), 速效磷增幅為26.67%～36.77%, 速效鉀增幅為12.17%～25.05%。分析各時(shí)期土壤含水率和溫度發(fā)現(xiàn), 生物炭處理僅對(duì)2 a凍融期的土壤含水率具有顯著提高的效果, 對(duì)土壤溫度也僅在1 a凍融期和2 a凍融期有顯著影響, 可以看出生物炭的施入對(duì)各時(shí)期土壤水熱狀況的影響效果具有一定的差異性。整個(gè)試驗(yàn)期土壤pH在8.05～8.56間波動(dòng), 與CK相比, 生物炭處理均提高了土壤pH, 但效果不顯著。可見(jiàn)無(wú)論是在凍融期還是作物生長(zhǎng)期, 生物炭的添加均改變了土壤各理化指標(biāo), 但效果顯著與否可能受環(huán)境以及生物炭老化等眾多因素的影響。

表1 不同生物炭用量下不同時(shí)期0-20 cm土壤理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of 0–20 cm soil in different periods under different biochar rates

2.3 施加生物炭對(duì)土壤溫室氣體排放的影響

2.3.1 CO排放通量

如圖3所示, 各處理不同采樣時(shí)期土壤CO通量具有明顯的季節(jié)變化規(guī)律, 凍融期較低, 作物生長(zhǎng)期較高, 整體與溫度變化規(guī)律相似, 呈現(xiàn)“谷-峰-谷-峰”勢(shì)態(tài)。初凍期(2019年11月14日-12月16日和2020年11月2日-12月2日)和 凍 結(jié)期(2019年12月16日-2020年 月2月22日 和2020年12月2日-2021年3月1日)溫度低, CO通量由于凍結(jié)作用而固定于凍層中, 整體處于較低水平; 隨溫度上升,融 解 期(2020年2月22日-4月15日 和2021年3月1日-4月1日)和作物生長(zhǎng)期(2020年5月27日-9月17日) CO被釋放出來(lái), 土壤CO通量處于排放高峰期。施加生物炭后土壤CO平均排放通量均低于CK。作物生長(zhǎng)期各處理間差異顯著(＜0.05),B15和B30較CK分 別 降 低9.71%和14.88%; 1 a凍融期CK、B15、B30的CO排放通量分別為71.63 mg·m·h、69.21 mg·m·h和65.30 mg·m·h, 2 a凍 融 期 分 別 為44.02 mg·m·h、40.56 mg·m·h和40.62 mg·m·h, 與CK相比, 生物炭處理降低幅度分別為3.38%～8.84%和7.71%～7.85%, 但處理間無(wú)顯著性差異。通過(guò)對(duì)比兩年凍融期土壤CO平均通量發(fā)現(xiàn), 2 a凍融期各處理CO平均通量較1 a凍融期降低39.26%, 可能是因?yàn)榈?年冬季降雪較多, 積雪覆蓋使土壤保溫效果增強(qiáng), 從而使土壤CO排放升高。

圖3 不同生物炭用量下試驗(yàn)期土壤CO2排放通量差異Fig. 3 Differences of soil CO2 emission fluxes during the experimental period under different biochar rates

2.3.2 CH排放通量

炮彈鬼叫著飛過(guò)來(lái)時(shí)，五連長(zhǎng)底柱眼皮都沒(méi)抬一下，從一九三七年淞滬保衛(wèi)戰(zhàn)一直打到一九四二年衢州會(huì)戰(zhàn)，侗族漢子底柱成了團(tuán)里出名的老兵油子。打了六年仗，底柱身邊的兄弟死了一茬又一茬，一起打淞滬的現(xiàn)在一個(gè)也不剩，說(shuō)也怪，別人死的死，傷的傷，逃的逃，走的走，偏偏他底柱六年毫發(fā)無(wú)損，眼瞅著鬼子的子彈都打著他了，卻不是被鋼盔擋住就是被手榴彈擋住，就說(shuō)手里這支漢陽(yáng)造吧，188團(tuán)一八八團(tuán)上上下下誰(shuí)人不識(shí)？見(jiàn)到槍就知道底柱來(lái)了：一發(fā)零點(diǎn)五八彈頭大半根扎在槍托上，只露出半截屁股，屁股已被底柱大手磨得寒光閃閃。

如圖4所示, 在融解期和作物生長(zhǎng)期個(gè)別階段均出現(xiàn)了土壤CH排放峰, 這可能是因?yàn)榉e雪融化、土壤解凍以及夏季降雨使土壤處于濕潤(rùn)狀態(tài), 形成了產(chǎn)生CH所需要的厭氧環(huán)境, 促進(jìn)了土壤CH排放。其余時(shí)期各處理土壤均以吸收CH為主。處理CK、B15、B30土壤CH平均通量在1 a凍融期分別為-1.92 μg·m·h、-3.09 μg·m·h、-3.46 μg·m·h,作物長(zhǎng)期分別為-1.47 μg·m·h、-1.92 μg·m·h、-2.13 μg·m·h, 2a凍融期分別為-3.20 μg·m·h、-3.47 μg·m·h、-4.58 μg·m·h。與CK相 比, 3個(gè)階段生物炭處理降低土壤CH排放通量幅度分別為61.03%～80.58%、30.13%～44.89%、8.66%～43.15%。其中, 各處理在1 a凍融期和作物生長(zhǎng)期差異達(dá)顯著性水平。分析兩年凍融期土壤CH平均通量發(fā)現(xiàn), 在1 a凍融期, 生物炭處理與CK處理間均達(dá)顯著性差異,而2 a凍融期僅B30處理與CK差異達(dá)顯著水平, 可以看出生物炭處理抑制CH排放的能力有所減弱,且2 a凍融期各處理吸收CH強(qiáng)度大于1 a凍融期。

圖4 不同生物炭用量下試驗(yàn)期土壤CH4排放通量差異Fig. 4 Difference of Soil CH4 emission flux during the experimental period under different biochar rates

如圖5所示, NO排放主要集中在融解期(2020年2月22日-4月15日 和2021年3月1日-4月1日)和作物生長(zhǎng)期(2020年5月27日-9月17日)。通常在土壤水分充足時(shí)土壤NO排放達(dá)到峰值, 最大峰值出現(xiàn)在春灌后-播種前期(2020年5月27日), 其中CK處理的NO排放峰值超過(guò)80 μg·m·h,其余峰值出現(xiàn)在2020年3月16日和2021年3月4日(大面積積雪融化后)以及2020年8月21日(強(qiáng)降雨后)。此外, 初凍期(2019年11月14日-12月16日和2020年11月2日-12月2日)和凍結(jié)期(2019年12月16日-2020年月2月22日和2020年12月2日-2021年3月1日)由于土壤水分和溫度均較低, 土壤NO排放量較小, 1 a、2 a凍融期NO排放量分別在-7.87～5.66 μg·m·h和-7.84～7.53 μg·m·h間波動(dòng)。分析各時(shí)期土壤NO平均通量發(fā)現(xiàn), 施加生物炭抑制了土壤NO排放, 與CK相比, 1 a凍融期B15和B30分別降低23.14%和63.69%, 作物生長(zhǎng)期分別降低19.29%和31.23%, 2 a凍融期分別降低41.27%和88.78%, 各處理間均達(dá)到顯著性差異。分析兩年凍融期土壤NO平均通量發(fā)現(xiàn), 2 a凍融期土壤NO排放量大于1 a凍融期, 說(shuō)明土壤凍融作用對(duì)NO排放影響較小。

圖5 不同生物炭用量下試驗(yàn)期土壤N2O排放通量差異Fig. 5 Difference of Soil N2O emission flux during the experimental period under different biochar rates

2.4 生物炭對(duì)GWP及葵花產(chǎn)量的影響

如表2所示, 生物炭的施入對(duì)兩年凍融期土壤CO累積排放量無(wú)顯著影響; 作物生長(zhǎng)期各處理間達(dá)顯著性差異, 與CK相比, B15和B30分別降低9.86%和14.37%。各時(shí)期CH累積排放量均為負(fù)值,說(shuō)明凍融期和作物生長(zhǎng)期土壤均以吸收CH為主,與對(duì)照相比, 生物炭處理在1 a凍融期和作物生長(zhǎng)期抑制CH累積排放量均達(dá)顯著性差異, 而在2 a凍融期僅B30處理達(dá)顯著性差異, 說(shuō)明生物炭具有促進(jìn)土壤吸收大氣CH的作用。整個(gè)試驗(yàn)期, 生物炭處理抑制土壤NO排放效果顯著, 其中3個(gè)時(shí)期的NO累積排放量大小均為CK＞B15＞B30。通過(guò)計(jì)算100 a尺度下增溫潛勢(shì)發(fā)現(xiàn), 生物炭可顯著降低凍融期和作物生長(zhǎng)期綜合增溫潛勢(shì)。1 a、2 a凍融期的GWP值均為負(fù)值, 說(shuō)明在凍融期各處理土壤不具有增溫效應(yīng), 且生物炭處理GWP值均顯著低于CK, 增溫潛勢(shì)大小順序?yàn)镃K＞B15＞B30; 作物生長(zhǎng)期, B15和B30的GWP值較CK分別降低15.74%和30.19%。就葵花產(chǎn)量而言, 與CK比, B15和B30顯著提高葵花產(chǎn)量, 增幅分別為6.51%和9.44%。

表2 不同生物炭用量下不同時(shí)期溫室氣體累積排放量、綜合增溫潛勢(shì)(GWP)和葵花產(chǎn)量Table 2 Greenhouse gas cumulative emissions, global warming potential (GWP) and sunflower yield in different periods under different biochar rates

2.5 溫室氣體排放與環(huán)境因子的相關(guān)性

溫室氣體與環(huán)境因子的相關(guān)關(guān)系如表3所示。整個(gè)試驗(yàn)期的土壤CO通量與10 cm土壤溫度有極顯著正相關(guān)性(＜0.01), 相關(guān)系數(shù)達(dá)0.80, 同時(shí)與20 cm土壤溫度和10 cm土壤水分均呈顯著正相關(guān)關(guān)系(＜0.05), 相關(guān)系數(shù)分別為0.70和0.55。NO通量與10 cm土壤溫度和20 cm土壤水分呈顯著正相關(guān)關(guān)系(＜0.05), 相關(guān)系數(shù)分別為0.58和0.59, 與其他因子無(wú)顯著關(guān)系。CH通量則與土壤溫度、水分、電導(dǎo)率、pH以及速效磷鉀均無(wú)顯著相關(guān)性。

表3 試驗(yàn)期溫室氣體排放通量與環(huán)境因子的相關(guān)性Table 3 Correlation between fluxes of greenhouse gases and environmental factors during the experimental period

3 討論

3.1 施加生物炭對(duì)鹽漬化土壤周年CO2排放通量的影響

微生物對(duì)土壤有機(jī)碳利用分解是產(chǎn)生土壤CO的主要原因, 土壤水分和溫度是土壤CO產(chǎn)生的重要環(huán)境因子。從整個(gè)試驗(yàn)期來(lái)看, 土壤CO排放通量具有明顯的階段性差異, 作物生長(zhǎng)期是CO排放高峰期, 而凍融期排放量較低。由于作物生長(zhǎng)期土壤溫度和水分較高, 土壤微生物利用作物根系分泌的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)及根表皮脫落物生長(zhǎng)迅速繁殖, 使土壤CO排放量上升, 而凍融期土壤溫度和水分較低,微生物活性較弱從而減緩了土壤CO排放速率。

本研究發(fā)現(xiàn)生物炭施入土壤中降低了試驗(yàn)期的土壤CO累積排放量, 主要原因是生物炭可以吸附土壤中的沉積物和土壤酶, 抑制有機(jī)碳轉(zhuǎn)化和微生物活性, 降低了CO的排放; 其次, 生物炭提高了土壤pH, 相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)土壤CO與pH呈負(fù)相關(guān)關(guān)系, pH升高在一定程度上也會(huì)抑制土壤CO排放。這與劉翔等和Gao等的研究認(rèn)為添加生物炭會(huì)增強(qiáng)土壤CO排放速率存在差異: 一方面原因是不同類(lèi)型土壤內(nèi)部有機(jī)質(zhì)等組成成分可能不同, 微生物類(lèi)型對(duì)土壤CO排放的影響存在差異; 另一方面原因是施加生物炭增強(qiáng)土壤CO排放僅存在短期效應(yīng), 初期生物炭本身含有大量土壤微生物利用的有機(jī)質(zhì), 從而提高土壤微生物的活性、增強(qiáng)了土壤呼吸作用, 后期生物炭促進(jìn)了一些難以被土壤微生物分解的大分子物質(zhì)形成, 如土壤腐殖質(zhì)、碳水化合物等, 降低了微生物對(duì)有機(jī)質(zhì)的利用量, 試驗(yàn)初期,在個(gè)別取樣段同樣監(jiān)測(cè)到生物炭處理的土壤CO通量高于CK處理的現(xiàn)象, 但后期整體低于CK處理。此外, 隨著生物炭添加量增大, 土壤的通氣狀況和營(yíng)養(yǎng)狀況得到進(jìn)一步改善, 土壤呼吸也隨著加強(qiáng), 高量生物炭也會(huì)促進(jìn)土壤CO排放。研究還發(fā)現(xiàn), 添加生物炭對(duì)不同時(shí)間尺度上的土壤CO排放呈現(xiàn)出不同的效果。生物炭在作物生長(zhǎng)期降低土壤CO累積排放量效果顯著, 而在1 a凍融期和2 a凍融期無(wú)顯著效果。蘇德麗研究350 ℃溫度條件下制備的生物炭(與本研究360 ℃制備的生物炭相近)發(fā)現(xiàn),在凍融循環(huán)過(guò)程中該生物炭的中值粒徑由198 μm減少到167 μm, 運(yùn)用相關(guān)模型擬合后發(fā)現(xiàn), 生物炭粒徑和吸附系數(shù)有著顯著的相關(guān)關(guān)系。因此推測(cè)本研究產(chǎn)生的結(jié)果可能是因?yàn)閮鋈谧饔脴O大影響了生物炭的吸附效果, 加之凍融期土壤溫度和水分波動(dòng)較小, 導(dǎo)致凍融期生物炭抑制土壤CO效果不明顯。由于影響土壤CO排放的環(huán)境因素較復(fù)雜, 因此在研究土壤CO排放時(shí)除長(zhǎng)時(shí)間監(jiān)測(cè)外, 還需考慮生物炭陳化對(duì)土壤CO排放的影響。

3.2 施加生物炭對(duì)鹽漬化土壤周年CH4排放通量的影響

農(nóng)田土壤主要通過(guò)微生物厭氧發(fā)酵向大氣中排放CH。本研究發(fā)現(xiàn), 1 a凍融期、作物生長(zhǎng)期和2 a凍融期土壤CH排放通量均處于較低的排放水平,并且大多表現(xiàn)為吸收狀態(tài)。分析原因是鹽漬化土壤含鹽量較一般土壤高, 致使產(chǎn)甲烷細(xì)菌菌株活性會(huì)有所減弱, 而且也會(huì)降低土壤中的微生物活性, 從而抑制CH的產(chǎn)生。楊文柱等在內(nèi)蒙古河套灌區(qū)同樣發(fā)現(xiàn), 不同鹽堿程度的土壤均以吸收CH為主。從整個(gè)試驗(yàn)期來(lái)看, 生物炭處理均抑制了土壤CH的排放。生物炭本身具有較多的孔隙和具有使土壤中的氧化還原電位增加的能力, 從而改善了土壤的通透性和土壤C/N, 提高了甲烷氧化菌和嗜甲烷細(xì)菌的活性。同時(shí)本研究所用生物炭本身呈堿性(pH為8.75), 而產(chǎn)CH菌適合生存在酸性環(huán)境, 從而施加生物炭抑制了土壤CH的排放, 但CH產(chǎn)生環(huán)境中對(duì)產(chǎn)CH菌適宜的pH范圍因土壤類(lèi)型不同而不同, 并且CH排放通量與土壤pH間相關(guān)關(guān)系也不同。有研究發(fā)現(xiàn), CH排放受土壤pH和微生物量碳影響, 且CH排放與pH呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)。隨老化過(guò)程持續(xù)進(jìn)行, 生物炭pH降低, 則生物炭對(duì)CH減排效果有所削弱。本研究同樣發(fā)現(xiàn), 雖施加生物炭有效地抑制了土壤CH排放, 但抑制效果呈逐時(shí)期降低趨勢(shì), 通過(guò)分析土壤pH變化發(fā)現(xiàn), 施加生物炭雖提高了土壤pH, 但效果不顯著, 隨著生物炭施加時(shí)間推移, 生物炭提高土壤pH效果逐漸降低。因此推測(cè)本試驗(yàn)生物炭可能還未達(dá)到老化程度, 但從長(zhǎng)時(shí)間尺度來(lái)講, 生物炭對(duì)CH減排效果會(huì)有所削弱, 因此生物炭對(duì)土壤CH產(chǎn)生與排放的影響機(jī)制仍需進(jìn)一步探討。

3.3 施加生物炭對(duì)鹽漬化土壤周年N2O排放通量的影響

土壤產(chǎn)生和釋放NO是由于硝化作用和反硝化作用機(jī)制。試驗(yàn)表明, 凍融期各處理土壤NO通量均處于較低水平: 一方面因?yàn)辂}漬化土壤本身具有較高的pH, 使微生物NO還原酶降低, 抑制了土壤NO排放; 另一方面由于土壤溫度降低, 土壤中微生物的硝化與反硝化能力隨著土壤含水率減少而減弱, 使土壤NO通量逐漸降低。而在融解期和作物生長(zhǎng)期NO排放達(dá)到高峰, 類(lèi)似的研究結(jié)果在高寒草甸、落葉林等生態(tài)系統(tǒng)中同樣存在。其原因是大量的融化水、土壤解凍水以及作物生長(zhǎng)期雨水,使土壤處于厭氧環(huán)境, 主要以反硝化作用為主導(dǎo), 因此NO排放增多; 加之作物生長(zhǎng)過(guò)程中增加了土壤凋落物的輸入量, 為NO產(chǎn)生菌提供了更為豐富的底物, 更有效地提高了NO產(chǎn)生率。

生物炭因其自身的化學(xué)性質(zhì)與結(jié)構(gòu)特點(diǎn), 如較高的pH、巨大的比表面積及強(qiáng)吸附能力等, 直接或間接地影響硝化與反硝化過(guò)程, 從而影響土壤NO氣體排放。本研究中施加生物炭顯著減少了各時(shí)期的土壤NO累積排放量。其原因可能是生物炭能夠吸附土壤中的無(wú)機(jī)氮, 降低了NO底物的可用性,且生物炭巨大的表面積, 更容易吸附導(dǎo)致NO增排的NH-N、NO-N和磷酸鹽。也有研究表明, 施加生物炭會(huì)釋放出更多的有機(jī)官能團(tuán)和碳酸鹽, 導(dǎo)致土壤pH增加, 在一定程度上降低了NO排放。本試驗(yàn)施加生物炭未顯著提高鹽漬化土壤pH, 且土壤NO通量與pH并無(wú)顯著相關(guān)性, 說(shuō)明土壤pH的變化并不是影響土壤NO排放的主要因素。但本試驗(yàn)卻發(fā)現(xiàn), 施加生物炭顯著提高了各時(shí)期鹽漬化土壤電導(dǎo)率, 使土壤鹽分增加。根據(jù)已有研究表明,NO排放主要是在微生物的驅(qū)動(dòng)下進(jìn)行, 土壤鹽分增加會(huì)抑制土壤酶活性和參與反硝化作用微生物活性,從而降低了NO排放。隨著生物炭施入時(shí)間增加,生物炭經(jīng)過(guò)2年凍融作用以及作物生長(zhǎng)期降雨等自然老化后依然具有抑制土壤NO排放的作用, 這與de La等研究不一致, 該研究認(rèn)為生物炭在田間自然老化過(guò)程中芳香碳含量下降、表面的含氧基團(tuán)也會(huì)有所增加, 因此生物炭老化過(guò)程中NO減排效果會(huì)逐漸降低。分析原因可能是本試驗(yàn)周期內(nèi)的生物炭?jī)H是短時(shí)間尺度上的老化, 且土壤類(lèi)型、生物炭種類(lèi)等因素不同也會(huì)產(chǎn)生不同的結(jié)果。所以, 在今后的研究中需權(quán)衡生物炭老化進(jìn)度和土壤NO排放與不同土壤類(lèi)型、生物炭類(lèi)型以及不同環(huán)境因子之間的關(guān)系。

3.4 施加生物炭對(duì)鹽漬化土壤周年GWP和作物產(chǎn)量的影響

本研究發(fā)現(xiàn), 生物炭的施入可顯著降低鹽漬化土壤周年溫室氣體綜合增溫潛勢(shì): 一方面因?yàn)閱挝毁|(zhì)量CH和NO的全球增溫潛勢(shì)在100 a時(shí)間尺度上分別為CO的28倍和265倍, 通過(guò)表2可以看出施加生物炭均降低了土壤CH和NO累積排放量,從而使土壤GWP降低; 另一方面因?yàn)閮?nèi)蒙古河套灌區(qū)屬于干旱、半干旱地區(qū), 在旱地土壤中, 土壤NO累積排放量直接影響著GWP, 不同生物炭用量下不同時(shí)期間GWP的差異變化與土壤NO累積排放量差異一致, 因此施加生物炭對(duì)土壤具有一定的減排效果。研究還發(fā)現(xiàn), 施入生物炭顯著提高了河套灌區(qū)葵花的產(chǎn)量, 因?yàn)樯锾靠梢愿纳仆寥赖睦砘再|(zhì), 進(jìn)而提高作物對(duì)土壤中氮素營(yíng)養(yǎng)的吸收以及水肥利用效率, 從而提高作物產(chǎn)量。

4 結(jié)論

1)土壤周年CO排放通量具有明顯的階段性差異, 作物生長(zhǎng)期是CO排放高峰期, 而凍融期CO排放量處于較低水平。與對(duì)照相比, 不同時(shí)期的生物炭處理抑制鹽漬化土壤CO累積排放量效果存在一定性差異, 其中對(duì)作物生長(zhǎng)期土壤抑制效果顯著, 降幅達(dá)9.86%～14.37%, 但對(duì)1 a凍融期和2 a凍融期土壤抑制效果不顯著。

2)整體而言, 試驗(yàn)期鹽漬化土壤均以吸收CH為主, 且施加生物炭能夠促進(jìn)鹽漬化土壤吸收CH。但隨著生物炭施入時(shí)間的延長(zhǎng), 其降低土壤CH累積排放量的能力有所減弱, 降幅大小分別為2 a凍融期＜作物生長(zhǎng)期＜1 a凍融期, 效果呈逐時(shí)期降低趨勢(shì)。

3)不同處理周年NO排放通量的動(dòng)態(tài)變化基本一致, 排放高峰均出現(xiàn)在土壤融解期和作物生長(zhǎng)期,尤其作物生長(zhǎng)期排放量占整個(gè)試驗(yàn)期排放量近一半。與對(duì)照相比, 生物炭處理對(duì)鹽漬化土壤NO累積排放通量具有顯著抑制作用, 3個(gè)時(shí)期的NO累積排放量大小均為CK＞B15＞B30, 降幅達(dá)14.08%～59.26%。

4)生物炭可顯著降低鹽漬化土壤周年溫室氣體綜合增溫潛勢(shì), 且2年凍融期各處理的綜合增溫潛勢(shì)均為負(fù)值, 不具有增溫效應(yīng)。生物炭經(jīng)過(guò)凍融作用后, 依然能夠顯著提高葵花產(chǎn)量, 其中以B30處理增產(chǎn)效果較優(yōu), 增幅為9.44%。