施用生物炭对农田土壤N2O的减排效应

2018-12-25赵光昕刘杏认张晴雯田秀平

农业环境科学学报 2018年12期

赵光昕，刘杏认，张晴雯，田秀平

（1.中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所，北京 100081；2.天津农学院农学与资源环境学院，天津 300384）

随着人类社会发展，温室气体大量排放引发了一系列的气候问题，如全球变暖、臭氧层破坏等。IPCC第五次报告指出，人为造成的温室气体排放对全球气候的影响无可置疑，自人类工业化以来全球气温平均升高了0.85℃（0.65～1.06℃），并且还在持续上升[1]。N2O是除CO2和CH4外的第三大温室气体，不同的是N2O在大气层中的驻留时间长达114年，其百年增温潜势是CO2的298倍，对全球变暖的贡献率达到了8%，并表现出累积增长的趋势，而且N2O在大气平流层中与臭氧发生光化学反应，对臭氧层造成了破坏[2]。据估算，大气中70%以上的N2O排放均来自于土壤生态系统[3]，我国是世界上氮肥施用最多的国家之一，年均需求量占世界化肥消费量的1/3以上，氮肥不合理施用现象非常普遍，平均施氮300 kg·hm-2，远高于世界平均水平[4]，并且肥料利用率低，具有环境污染等风险。研究表明[5]，农业活动产生的N2O排放是人类活动N2O排放的主要来源，占人类活动N2O排放量的84%，占全球N2O排放量的39%～52%[6]。近年来，伴随我国粮食产量的不断提高，为追求高产，农民采用了更高的氮肥投入，大量的氮素为土壤硝化和反硝化作用提供了充足的底物，对农田N2O排放产生巨大影响。中华人民共和国气候变化第二次国家信息通报显示，在我国，农田施用氮肥造成的N2O排放占全年总排放量的52.9%[7]。因此，采取适当的减排措施，在未来几十年减缓全球温室气体的排放有着相当大的潜力。

生物炭是一种由生物质材料（主要包括作物秸秆、木屑等）炭化形成的碳含量丰富、孔隙多、比表面积大、离子交换能力强、理化性质稳定的粉末状有机物质[8-9]。用农田废弃物秸秆等制备生物炭不仅减少了燃烧秸秆带来的生态污染，还使生物炭成为一种可大面积推广的有前景的固氮减排技术。近年来生物炭的研究受到广泛关注，其在改良土壤质地、提高作物养分利用率及土壤氮素转化方面均有积极作用[10-12]。目前已有大量研究表明[13-16]，农田施用生物炭后，生物炭颗粒能够根据自身特性与土壤颗粒互相作用从而影响土壤的基本理化性质，如提高土壤全碳、全氮含量和土壤pH值。农田土壤N2O的产生主要由硝化和反硝化作用的两个主要微生物过程决定，施用生物炭能够降低土壤中铵态氮和硝态氮含量，对硝化反硝化作用进行限速，从而影响N2O的排放[17]。生物炭还通过调节土壤的理化性质从而改变土壤微生物的生存环境，通过影响微生物间接影响土壤中氮素的吸收释放等[18]。多数研究表明农田土壤施用生物炭减少了N2O排放[19-22]，另有部分研究表明生物炭对N2O排放无影响[23-24]，可能原因是不同的土壤环境条件如土壤类型、水分条件及土壤温度等不同，生物炭制备材料与热解温度和施用量的不同也得出了不同的研究结果。

目前，施用生物炭对温室气体的减排效应研究多集中在对生物炭的不同类型、试验地不同土壤条件等方面的研究[25-27]，而缺乏对于生物炭的减排潜力的完整评价，限制了生物炭的广泛应用。IPCC将N2O排放系数定义为氮肥施入土壤后N2O累积排放量与施氮量之比，用百分数表示[1]，N2O排放系数能更好地评估所施入氮的N2O排放比例，有助于揭示生物炭的减排规律。本研究选择华北地区农田土壤作为研究对象，遵循当地常规的夏玉米的生长周期同步进行盆栽实验，利用静态暗箱法对夏玉米季等量生物炭对不同施氮量的减排效应进行了系统量化研究，为生物炭的固氮减排和降低环境污染的潜力提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 实验时间、地点

实验于2015年6月16日至9月25日进行，实验采用的土壤取自山东省淄博市桓台县华北集约农业生态试验站0～20 cm土壤，土壤类型为砂姜潮湿雏形土，pH值为7.62，有机质含量为10.8 g·kg-1，全氮含量为0.7 g·kg-1，碱解氮含量为48.0 mg·kg-1，速效磷含量为11.5 mg·kg-1，速效钾含量为210.1 mg·kg-1。

1.2 生物炭的基本性质

生物炭购于辽宁金和福农业开发有限公司，该生物炭为玉米秸秆在360℃厌氧条件下裂解24 h得到的黑色粉末，生物炭密度为0.297 g·cm-3，pH值为8.2，含碳量为65.7%，含氮量为0.9%，有效磷含量为0.08%，有效钾含量为1.6%。

1.3 实验设计

本实验共设4个处理，每个处理3次重复，具体施肥处理见表1，其中N1处理尿素用量折合为每盆1.94 g，N2处理尿素用量为每盆3.88 g，N3处理尿素用量为每盆5.82 g，各处理均施用过磷酸钙1.76 g，硫酸钾0.4 g。每盆装土10 kg，生物炭用量为1.5 kg。本课题组前期研究表明生物炭用量为15%（与土壤质量比）时，减排效果最佳[28]。氮肥梯度设置参考华北平原冬小麦-夏玉米轮作体系，年施氮量约为550～600 kg·hm-2[29]。实验开始于6月16日，将取自田间的土壤过筛，将称好的土壤与生物炭和肥料混匀后装盆，每盆留苗3株，供试玉米品种为郑单958，放置于田间进行野外培养，尽量与田间条件保持一致。培养过程中，于7月8日灌水一次，每盆灌水2 L。

表1 不同施肥处理Table 1 Treatments of different N application levels

1.4 气体样品的采集和测定

气体样品的采集采用静态暗箱法。盆钵由不锈钢板制作而成，内圆直径为20 cm,盆钵上口有1.5 cm深的凹型槽，用于采样时注水密封，盆钵底部有若干直径为2 cm的小孔以渗漏降水。为使盆钵土壤温度与大田温度一致并减小盆钵间的温度差异，盆钵的4/5高度埋入土壤。采集气体时将圆筒型采样箱套在盆钵凹型槽内，将水注入凹槽加以密封。相应的采样箱为圆筒型，高50 cm，箱体直径与盆钵凹槽直径一致。箱体外侧包有一层海绵，然后覆盖一层铝箔以减小采样时因太阳辐射所引起的箱内温度变化。气样用带有三通阀开关的塑料针筒采集，各盆钵每次采样3个，采样时间为上午9：00—11：00，分别于罩箱后0、10、20 min采集，样品量为50 mL。采用安捷伦气相色谱仪（Agilent 7890A）测定N2O气体浓度，电子捕获检测器（ECD）检测N2O浓度。2015年6月18日第一次采集气体样品，以后每隔5～7 d采样一次，直到9月25日实验结束。

1.5 土壤样品的采集和测定

在采集气体样品的同时，采集少量土壤样品，一部分4℃下保存用于测定土壤微生物量氮（MBN），土壤矿质氮和土壤水分，一部分室温下风干用于测定土壤pH。土壤MBN采用氯仿熏蒸-K2SO4提取法，首先称取2份10 g的鲜土置于培养箱中25℃培养10 d，培养过程中将密闭容器内的土壤样品调节到40%左右的田间持水量，并在其中放置装有NaOH溶液的小烧杯，用于吸收土壤培养过程中释放的CO2。培养结束后，取出各处理中一份土壤用氯仿进行熏蒸，另外一份土壤不进行熏蒸作为对照，避光放置24 h后用0.5 mol·L-1K2SO4振荡0.5 h后过滤（土水比=1∶4）放入离心管中，提取液先过滤膜再使用 multi N/C 2100/2100STOC分析仪（Jena，德国）测定；土壤矿质氮采用CaCl2浸提-AA3流动分析仪测定；土壤含水量采用烘干法进行测定；土壤pH值用pH计测定。

1.6 数据处理与分析

N2O排放通量的计算公式见式（1）：

式中：F为N2O排放通量，μg·m-2·h-1；ρ为标准状态下N2O气体密度，为1.977 g·L-1；h为箱高，m为采样箱内N2O浓度变化率，μg·h-1；θ为采样箱内的平均温度，℃。

N2O累积排放量的计算公式见式（2）：

式中：M为土壤N2O累积排放量，μg·m-2；F为N2O排放通量，μg·m-2·h-1；i为采样次数；ti+1-ti为采样间隔时间，d。

N2O排放系数的计算公式见式（3）：

式中：FN和FCK分别为施用氮肥和不施氮肥的N2O累积排放量，kg·hm-2；N为氮肥施用量，kg·hm-2。

土壤孔隙含水量（WFPS）计算公式见式（4）：

式中：Wg为土壤质量含水率，BD为土壤容重，并假定土壤密度为 2.65 g·cm-3。

土壤MBN计算公式见式（5）：

式中：N熏蒸和N未熏蒸分别表示熏蒸土壤和未经熏蒸土壤的浸提液中全氮的浓度，μg·g-1；KE为转换系数，均取值0.45；MBN为每单位干土所含微生物量氮的量，μg·g-1。

利用Microsoft Office Excel 2016进行数据整理，在Origin 8.5中进行绘图。利用SPSS 22.0进行数据分析，采用单因素方差分析和LSD法比较不同处理间的差异，利用Pearson相关系数检验判断N2O排放通量与土壤硝态氮、铵态氮、含水量、pH等影响因子之间的相关性及显著性水平，显著性差异为P＜0.05，极显著差异为P＜0.01。

2 结果与分析

2.1 土壤理化指标的变化

图1为土壤理化指标的变化趋势。各处理土壤5 cm地温如图1（a）所示，整体波动范围基本一致，各处理之间无显著性差异。图1（b）显示出各处理土壤WFPS的变化趋势基本一致，随灌水及降雨等外界因素进行波动，各处理之间无显著差异。各处理土壤pH值的整体变化趋势大致相同，见图1（c），随实验时间的推移土壤pH均逐渐上升。其中N1、N2和N3处理对比CK处理分别提高了0.01～0.33、0.07～0.38和0.01～0.45（P＜0.05），N1、N2、N3处理之间差异不显著。

图1 不同处理土壤温度、土壤含水量、土壤pH值、-N含量、-N含量和MBN含量的变化Figure 1 Variation of soil temperature,soil water content,soil pH,soil -N,-N and MBN concentrations under different treatments

续图1不同处理土壤温度、土壤含水量、土壤pH值、-N含量-N含量和MBN含量的变化Continued figure 1 Variation of soil temperature,soil water content,soil pH,soil-N,-N and MBN concentrations under different treatments

土壤MBN的变化趋势如图1（f）所示，各处理MBN的总体变化趋势基本一致。7月8日灌水后，各处理的MBN值在7月9日出现峰值，实验后期MBN波动频繁但波动幅度不大。N3处理的MBN量相比其他处理始终保持最高水平，各处理曲线基本一致，具有一定的规律性。其大小顺序为N3＞N2＞N1＞CK，其中N1处理是CK处理的1.21～2.45倍（P＜0.05），N2处理是CK处理的0.98～2.18倍（P＜0.01），N3处理是CK处理的1.56～4.53倍（P＜0.01）。此外，N3与N1、N2之间也存在显著性差异（P＜0.05）。7月16日后，土壤MBN持续处于较低水平，直至8月20日随着土壤WFPS的升高，各处理在8月20日前后出现新的峰值。

2.2 N2O排放通量的时间变化

图2为土壤N2O排放通量的变化曲线。实验前期一个月内，各处理的N2O排放剧烈，其中N2处理和N3处理的N2O排放通量较为接近，远高于其他处理。CK和N1处理的N2O排放通量在6月18日即达到最高值，CK处理在出现最高值后N2O排放通量表现出持续下降的趋势，且均低于其他处理。CK、N1、N2和N3处理的最高排放通量依次为749.8、1 651.4、1 993.1 μg·m-2·h-1和1 762.4 μg·m-2·h-1。7月2日各处理N2O排放通量均表现出不同程度的降低，7月8日灌水后，除CK处理外，各施氮处理均在7月9日时出现第二个N2O排放峰，之后各处理的N2O排放通量的动态变化趋于一致，均降至较低水平，各施氮处理相比对照已无差异。通过对盆栽实验N2O排放通量进行单因素方差分析发现，N1处理对比CK处理差异不显著，N2和N3处理N2O排放通量对比CK处理差异极显著（P＜0.01），其中N2处理是CK处理的0.56～64.68倍，N3处理是CK处理的0.53～67.16倍。

2.3 N2O的累积排放量及排放系数

图2 不同处理N2O排放通量的变化Figure 2 Variation of N2O emission fluxes under different treatments

图3为各处理的N2O累积排放量，分别为1.80、4.60、6.88 kg·hm-2和7.23 kg·hm-2，与CK处理对比，N1、N2、N3分别显著提高了 148.5%、284.3% 和303.9%（P＜0.05），其中N2、N3处理的累积排放量之间差异不显著（P＞0.05），但均与N1达到显著水平（P＜0.05）。

本实验结果显示，在施用生物炭的条件下，不同施氮处理的排放系数分别为1.33%（N1）、1.27%（N2）、0.91%（N3），表现为随施氮量递增而下降的趋势，其中N3处理对比N1处理排放系数降低了31.6%，N2处理对比N1处理排放系数降低了4.5%。

2.4 N2O排放通量与各因素的相关性分析

N2O排放通量与土壤理化性质之间的Pearson相关性分析见表2。N2O的排放通量与土壤-N浓度、WFPS、土壤MBN之间均存在极显著正相关关系（P＜0.01），其中CK处理的-N浓度与N2O排放通量间未达到显著性水平（P＞0.05），可能的原因是CK处理土壤中氮素含量较低，-N浓度与N2O排放通量间未表现出显著相关性，而施氮处理的-N浓度与N2O排放通量间则表现出了极显著的相关关系。N2O的排放通量与土壤pH呈极显著负相关关系（P＜0.01），与土壤-N浓度以及5 cm地温无显著相关关系（P＞0.05）。

图3 不同处理N2O累积排放量Figure 3 N2O cumulative emissions under different treatments

3 讨论

3.1 生物炭对土壤理化性质的影响

本研究表明，N2O的排放通量与土壤表层温度（5 cm地温）不具有显著相关性，原因可能是实验进行时间为6月至9月，温度普遍较高，此时土壤温度并不是硝化反硝化作用的限制因素。WFPS与N2O排放量呈极显著正相关关系，并且相关性系数最大，甚至高于矿质氮含量。说明夏玉米季N2O排放通量受土壤水分的影响显著，WFPS影响着土壤中空气的流通，WF⁃PS越大，土壤易形成厌氧环境，进而促进土壤中微生物的反硝化作用，导致N2O排放增加，是土壤N2O排放的重要环境因素。

本实验结果表明，在生物炭的影响下，不同处理的土壤pH均表现为随时间的推移而逐渐升高，且施氮处理高于对照。可能的原因是，生物炭施入土壤中对氮素的转化和固持具有一定的作用。研究表明[30]，尿素水解产生、NH3和 CO2，会使土壤水溶液显碱性，可能是导致本实验施氮处理土壤pH高于不施氮处理的原因，并且由于生物炭本身含有多种碱性成分，施入土壤后能对酸根离子产生吸附作用[31]，导致土壤pH在整个实验周期中持续升高。相关分析显示，N2O排放量与土壤pH呈现出极显著负相关。有研究表明，适宜的碱性条件能够降低硝化反硝化过程N2O产量，且高pH值条件下N2O产生速率最小，由于N2O还原酶争夺点的能力较弱，缺少电子供体不利于N2O的还原[32]。

表2 N2O排放通量和不同处理与各因素间的Pearson相关系数Table 2 Pearson correlation coefficients between N2O fluxes and various factors in different treatments

土壤微生物量是植物营养物质的源和库，并积极参加养分循环，代表土壤养分的活性部分，因此土壤微生物量常被用于评价土壤质量[35]。本实验结果显示土壤MBN含量随施氮量的增加而增加，土壤MBN与N2O排放极显著正相关。可能的原因是生物炭施入土壤中增加了土壤中有机碳含量，提高了土壤的C/N，土壤微生物表现为N缺乏状态，N3处理施入高量氮肥后降低了土壤C/N，更适合微生物生长。研究表明，土壤微生物量较其他土壤理化性质更易迅速响应氮素的添加[35]。土壤MBN是微生物通过同化作用固定的土壤氮素的量，并且土壤MBN含量会在一定程度上随生物炭施用量的增加而增加，并且会比较稳定地储存于耕层土壤中，减少氮素的损失[36]。

3.2 生物炭对N2O排放的影响

本实验在施用等量生物炭情况下，各处理在实验初期有明显的N2O排放高峰，主要原因一方面是，施肥灌水之后，玉米还没出苗，几乎不会与土壤微生物竞争土壤中的营养物质[37]，氮肥输入导致土壤中总氮含量的激增[38]，为微生物活动提供了丰度的底物，而且由于在植物生长初期的低氮需求，导致过量的可利用氮最终转化为气态氮。另一方面，施肥后的灌水为土壤的硝化反硝化微生物提供了充足的水分，提高了N2O的生成与排放速率。

本研究与田间夏玉米季同步测定，整体来看土壤中氮肥施用量的增加使N2O排放通量及累积排放量上升，但N2和N3处理之间差异不显著，可能的原因是生物炭对速效养分的吸附。生物炭较大的比表面积，能够吸附更多导致N2O增排的-N、-N，从而减少N2O排放[39]。实验结果表明，不同施氮处理的累积排放量呈递增趋势，其中与大田平均施氮水平相当的N1处理的累积排放量为4.60 kg·hm-2，与其他在华北平原夏玉米季N2O累积排放量的研究结果基本一致[40]。

本研究结果显示在施用生物炭的条件下，不同施氮处理N2O的排放系数分别为1.33%、1.27%、0.91%，施用等量生物炭使N2O排放系数随施氮量增加反而降低，说明生物炭降低了氮素肥料施入土壤所产生N2O的比例，可能的原因是生物炭施入土壤中增加了土壤通透性有利于N2O发生非生物转化[41]，同时生物炭能够对土壤养分和水分起到保持作用，以及通过降低容重等促进植物和微生物的氮素固持[42]。大量研究表明，土壤N2O的排放量与氮肥施用量呈线性关系[43-46]，N2O排放系数随氮肥施用水平的增加而增加。Hinton等[45]研究显示N2O排放与施氮量呈线性关系，并且年度排放系数介于0.28%至1.35%之间。徐玉秀等[46]研究表明华北平原夏玉米-冬小麦田常规施肥水平的N2O排放系数为0.60%，减氮处理的N2O排放系数为0.56%。李保艳等[47]研究表明，小麦季排放系数为0.47%～0.59%，平均为0.55%，N2O总排放量与施氮量呈显著线性关系。由于夏季为一年中的排放高峰期，所以计算出的排放系数普遍高于其他研究中的全年排放系数。亦有研究表明，N2O排放和施氮量呈非线性相关关系，N2O排放量在加大氮投入的条件下增长缓慢[48]，可能的原因是土壤质地等环境条件存在差异，在施用生物炭条件下，大田土壤N2O排放系数变化规律还有待进一步验证。