2016, Vol. 37
2. 陕西省土地工程建设集团有限责任公司, 西安 710075
, GENG Zeng-chao1
, WANG Qiang1 , SHANG Jie2 , CAO Sheng-lei1 , ZHOU Feng1 , LI Xin1 , LIU Fu-yi1 , ZHANG Ping1
2. College of Science, Northwest A & F University, Yangling 712100, China
近年来，由温室气体排放增加导致的全球变暖以及气候变化成为了全球各界普遍关注的焦点. 据估算，从1880~2012年，全球平均气温上升了0.65~1.06℃[1]. 温室气体的大量增加被认为是全球变暖的主要原因[2]. 农业活动作为主要的排放源，在2010年，排放的CO2量占总人为活动排放CO2量的11%，在2012年达到了5.4 Gt ·a-1(以 CO2 eq 计)[3]. 农业活动对N2O的贡献率大约为60%[2]，而中国的蔬菜种植系统是其主要的排放源. 科学家预测，如果所有国家在现有排放基础上不加以控制，到本世纪末，全球气温将上升1.4~5.8℃[2]. 因此，为了减少农业土壤温室气体的排放，调节土壤与大气之间的气体交换，急需制定出合理而有效的农田管理方式.
生物炭作为一种土壤改良剂[4]，不仅可以改善土壤理化性质[5~7]、 提高肥料利用率[8]、 增加作物产量[9]，还能减少农业土壤温室气体的排放[10~12]. 但是，也有一些研究表明，生物炭还田对农田土壤温室气体减排以及作物增产没有作用或有副作用[13, 14]. 导致结果不一致的原因可能是生物炭性质、 土壤类型、 施肥方法、 作物种类以及其它一些环境因素的差异[14, 15].
目前关于生物炭减排的研究有很多，但是，关于生物炭对关中塿土温室气体减排的研究还比较少[16]. 生物炭作为一种减缓气候变化的方法以及长期的碳固存机制，应该在不同土壤类型和不同气候环境下进行研究. 另外，生物炭的性质至关重要，目前大多数研究施用的生物炭是以作物秸秆和粪肥为原材料的[10, 17]，以林业废弃物为原料的研究较少，并且这些研究大部分为室内培养[12, 15]. 本试验采用苹果树枝条生物炭，研究其对塿土土壤理化性质以及温室气体排放的影响，以期为生物炭在增汇减排方面的推广应用提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 试验材料试验地位于陕西省杨凌示范区西北农林科技大学试验田，北纬34°16′，东经108°04′，海拔458.6 m. 该地区属温带大陆性易旱气候区，年均日照时数2 196 h，年均气温11~13℃ ，无霜期210 d，年均降雨量500~700 mm. 土壤类型为褐土类，塿土亚类，红油土属，黄土母质，系统分类为土垫旱耕人为土，属石灰性土壤. 研究所用生物炭为陕西亿鑫生物能源科技开发有限公司在裂解炉、 限氧环境下(450 ℃)由废弃果树树干、 枝条热裂解所得，磨细过1 mm筛，备用. 供试作物选用辣椒(黑风品种).
试验开始时土壤基础理化性质为：总有机质12.64 g ·kg-1，全氮0.71 g ·kg-1，全磷0.43 g ·kg-1，全钾19.64 g ·kg-1，硝态氮18.20 mg ·kg-1，铵态氮15.90 mg ·kg-1，速效磷12.38 mg ·kg-1，速效钾193.00 mg ·kg-1，pH 7.33(土水比为1 ∶2.5)，容重1.30 g ·cm-3. 生物炭基础理化性质：C 72.38%，N 1.19%，O 23.81%，H 2.62%，硝态氮0.52 mg ·kg-1，铵态氮1.86 mg ·kg-1，比表面积86.70 m2 ·g-1，pH 10.43(土水比为1 ∶10).
1.2 试验设计生物炭于2012年4月一次性撒施于土壤表层并与耕层(0~20cm)土壤混匀，参照文献[9]以及试验团队前期的盆栽试验[18]选择其用量为5个水平：对照B0(0 t ·hm-2)、 B20(20 t ·hm-2)、 B40(40 t ·hm-2)、 B60(60 t ·hm-2)、 B80(80 t ·hm-2)，采用随机区组设计，3次重复，小区面积为1.35 m×3.50 m，小区之间设0.5 m的隔离保护带. 在辣椒移栽前以及整个辣椒生长期均未做任何施肥处理，辣椒于2015年4月25号种植，辣椒种植密度为每公顷52 000株.
1.3 土壤样品的采集与测定分别在辣椒种植前、 开花期、 结果期和收获后在每个小区采用随机布点的方法用土钻(直径5 cm)采集0~20 cm的混合土壤样品，每个处理3个重复，各取1 kg左右新鲜土样放于冰箱中保鲜，其余风干过1 mm筛备用. 在辣椒移栽前(4月下旬)测定土壤水稳性团聚体，土壤水稳性团聚体用湿筛法测定；土壤微生物量碳采用氯仿熏蒸、 硫酸钾浸提法；硝铵态氮含量采用1 mol ·L-1 KCl浸提-连续流动分析仪法.
1.4 气体样品的采集与测定气体样品采用静态暗箱法采集并于当天用Agilent7890A气相色谱仪进行测定，CO2在375℃通入H2先经过Ni催化转化为CH4后再进入检测器分析，CH4用氢火焰离子化检测器(FID)测定，N2O用电子捕获检测器(ECD)测定[19]. 采气箱规格为50 cm×50 cm×50 cm，采样时间为上午08:00~11:00，采样频率为每10 d一次，下雨天除外. 取气前1 min盖上箱体并用水密封，打开风扇电源，风扇运行使箱内气体混合均匀. 以此为0时刻，用50 mL医用注射器连续采集0~10 min~20 min~30 min共4针气样，然后带回试验室测定. 另外，在采气的同时测定箱温、 气温和土温.
1.5 数据处理综合增温潜势(GWP)按照单位质量CH4和N2O的全球增温潜势在100 a时间尺度上分别为CO2的25倍和298倍计算不同处理的综合增温潜势[20]，即：
| $GWP=25{{R}_{C{{H}_{4}}}}+298{{R}_{{{N}_{2}}O}}$ |
式中，GWP为综合增温潜势(以CO2-eq计，kg ·hm-2)；RCH4为CH4整个试验期内累积排放量(kg ·hm-2)；RN2O为N2O整个试验期内累积排放量(kg ·hm-2).
试验数据的整理采用Microsoft Excel 2007，图形的绘制采用Origin 9.0，单因素方差分析和多重比较(采用最小显著差法)采用SPSS 18.0.
2 结果与讨论 2.1 生物炭对土壤温度、 团聚体、 NO3--N、 NH4+-N和微生物量碳的影响土壤温度主要受大气温度的影响，在整个试验观察期内(图 1)，土壤最高温度和大气日平均最高温度分别为31.9℃和30.0℃. 当日平均气温处于上升阶段时(4月25日~8月1日)，施炭处理的温度低于对照处理；相反，当日平均气温处于下降阶段时(9月1~23日)，施炭处理的温度则高于对照处理.
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图 1 施用生物炭对土壤温度的影响 Fig. 1 Effects of biochar on soil temperature |
0~20 cm的土壤团聚体分布如表 1，从中可以看出，除了<0.25 mm的团聚体，生物炭的施用显著 增加了土壤中>0.25 mm的团聚体含量，尤其是>5 mm、 5~2 mm和1~0.5 mm的团聚体含量. 且土壤中>0.25 mm的团聚体含量与生物炭施用量呈正相关关系.
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表 1 不同生物炭用量对土壤水稳性团聚体的影响1)/% Table 1 Effects of different dosages of biochar on distribution of water-stable aggregates/% |
从图 2中可以看出，在整个辣椒生长季，土壤NO3--N含量呈下降趋势. 在辣椒种植前，施炭处理NO3--N含量显著高于对照处理且NO3--N含量与生物炭施用量呈正相关关系. 在辣椒开花期和辣椒结果期，当生物炭施用量大于等于40 t ·hm-2时，土壤NO3--N含量显著高于对照处理，在辣椒开花期，土壤NO3--N含量与生物炭施用量呈正相关关系，而在辣椒结果期，B60处理NO3--N含量显著高于其他各处理. 在辣椒收获后，B20、 B40和B60显著高于对照处理，且B40效果最好. 对于土壤NH4+-N，在整个生长季均表现为施炭处理显著高于对照处理，且B20、 B40、 B60和B80分别比对照高4.1%~21.1%、 9.1%~27.2%、 17.1%~31.9%和23.5%~72.9%. 另外，在辣椒结果期，各处理中土壤NH4+-N含量均低于其他3个时期.
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不同小写字母表示不同处理间差异达到显著水平(P<0.05) 图 2 施用生物炭对土壤硝铵态氮、 微生物量碳的影响 Fig. 2 Effects of biochar on soil NO3--N,NH4+-N and microbial biomass carbon |
对于土壤微生物量碳，在辣椒的各生长期内均表现为施炭处理显著高于对照处理，且土壤微生物量碳含量与生物炭施用量呈正相关关系，B20、 B40、 B60和B80在整个试验期内分别增加了9.3%~15.5%、 9.3%~38.3%、 21.4%~44.9%和26.2%~52.6%. 这说明施用生物炭显著增加了土壤微生物的活性. 在辣椒开花期之前，土壤微生物量碳呈增加趋势，而在辣椒开花期之后，土壤微生物量碳含量显著降低. 这可能是辣椒结果之后对营养的需求量增大，作物与微生物之间对养分的竞争性增加，导致了微生物活性的降低.
2.2 生物炭对土壤温室气体排放的影响土壤温室气体的排放是短期可变的，并且容易受耕作措施的影响. 图 3为整个试验期内CO2的排放动态. 从中可以看出，在辣椒盛花期之前，各处理之间CO2的排放量没有差异. 而在辣椒盛果期之后，施用生物显著提高了CO2排放量，与对照相比，B20、 B40、 B60和B80在整个试验期内分别增加了8.5%、 15.0%、 26.7%和26.9%. 在整个试验期内，CO2出现了3个排放高峰期，分别在7月1号、 8月1号和8月21号，且CO2排放曲线与温度的变化是一致的(图 1和图 3).
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图 3 施用生物炭对土壤温室气体排放通量的影响 Fig. 3 Effects of biochar on soil greenhouse gas fluxes |
在整个试验期内，N2O排放总体呈下降趋势. N2O最低排放量出现在辣椒最后一次收获前，这可能是因为辣椒对NO3--N的吸收以及生物炭对其的吸附固定造成的. 在整个试验期内，B0、 B20、 B40、 B60和B80的N2O排放量分别在6.81~12.98、 5.24 ~14.71、 3.55~17.65、 7.04~16.22以及 2.99~16.88 μg ·(m2 ·h)-1之间波动. 在辣椒盛花期之前，施炭处理的N2O排放量高于对照处理，之后则相反.
对于CH4，从图 3中可以看出，在整个试验期内其排放值均为负值且在辣椒盛花期之后有所降低，这就意味着塿土对CH4具有汇的作用，且这种作用受植物生长的影响. B20、B40，B60 和 B80的平均排放通量分别为-0.023、 -0.024、 -0.025和-0.024 mg ·(m2 ·h)-1，是对照处理的1.07、 1.14、 1.16 和1.16倍.
2.3 生物炭对温室气体累积排放量的影响从表 2中可以看出，从B0处理的(6 976.23±100)kg ·hm-2到B80处理的(8 605.51±78)kg ·hm-2，施用生物炭显著提高了CO2累积排放量，与对照相比提高了6.73%~23.35%. 另外，B20和B40之间，以及B60和B80之间均没有显著差异(P>0.05)且排放规律一致，但是B60和B80处理CO2累积排放量显著高于B20和B40(P<0.05). 这说明，生物炭施用量越高，对CO2排放的贡献越大.
对于N2O，B20、 B40、 B60和B80的累积排放量分别为337.85、 340.76、 398.89 和380.01 g ·hm-2，与对照之间形成了显著性差异(P<0.05). 与对照相比，B20和B40的累积排放量分别降低了4.28% 和3.45%，而B60和B80则分别增加了13.02% 和7.67%.
从表 2中可以看出，生物炭对CH4累积排放量的影响主要表现为，将其施入土壤后可以增加塿土对CH4汇的作用. 与对照相比，施用生物炭后，土壤对CH4的吸收增加了3.62%~14.17%. 除了B20之外，其他各处理与对照之间形成了显著性差异(P<0.05)，但处理之间差异不显著(P>0.05).
从综合增温潜势可以看出，生物炭对土壤综合增温潜势的影响与生物炭施用量有关，与对照相比，B20和B40显著降低了土壤的综合增温潜势(P<0.05)，而B60和B80则显著增加了土壤的综合增温潜势(P<0.05).
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表 2 施用生物炭对土壤温室气体累积排放量及综合增温潜势的影响1) Table 2 Effects of biochar on cumulative greenhouse gas emissions and global warming potential |
2.4 各指标之间的相关性分析
表 3为各指标之间的相关性分析，从中可以看出，生物炭施用量、 土壤CO2平均排放通量、 微生物量碳、 硝铵态氮、 土壤温度以及土壤中大团聚体含量之间均呈极显著正相关关系. 这说明施用生物炭可以改善土壤理化性质，同时也提高了土壤中CO2的排放量，这可能与生物炭对土壤微生物的影响有关系. CH4平均排放通量与N2O平均排放通量和大团聚体含量之间呈显著负相关关系，而与其它各指标之间关系不显著.
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表 3 各指标之间的相关系数1) Table 3 Correlation coefficients among different indexes |
3 讨论 3.1 生物炭对土壤温度及团聚体的影响
土壤温度对植物生长发育[21]、 微生物的活性[22]、 有机质的分解以及养分的矿化[23]具有重要的作用，而植物的生长发育、 微生物的活性、 有机质的分解以及养分的矿化反过来影响着土壤温室气体的排放. 土壤温度主要受太阳辐射、 大气温度、 风速、 蒸散作用以及土壤性质的影响[24]. 本研究结果表明，生物炭可以缓解土壤温度的变化. 这是由于生物炭对土壤导热率和反射比的综合作用造成的[25]. 生物炭通过改变土壤含水量、 容重、 土壤颜色、 地表状况、 有机质含量、 质地和矿物成分而降低了土壤的导热率和反射比[26, 27]，从而形成对土壤温度变化的缓解作用.
本研究结果表明，施用生物炭显著增加了土壤中大团聚体(>0.25 mm)的含量而降低了土壤中微团聚体(<0.25 mm)的比例，这与Liu等[6]的研究结果一致. 向土壤中施加生物炭后，由于其较强的稳定性可以在很大程度上抵抗来自外界的物理、 化学以及生物的影响，减少了胶粒之间的分离，增加了团聚体颗粒之间的凝聚作用[28]，从而增加了团聚体的稳定性. 另外，土壤大团聚体的形成受生物因素的影响，例如：真菌菌丝、 微生物合成副产物等[29]. 而生物炭能够增加土壤微生物的活性[5]，这也是生物炭增加土壤大团聚体的含量及稳定性的一个重要原因[30]. 另外，生物炭显著增加了土壤微生物类群的数量以及土壤有机质含量，其增幅与生物炭施用量呈正相关关系[31, 32]，且生物炭具有与土壤颗粒形成土壤团聚体和有机无机复合体的活性功能，因此，土壤中大团聚体含量与生物炭施用量呈正相关关系.
3.2 生物炭对土壤硝铵态氮及微生物量碳的影响NO3--N是土壤中最难被土壤颗粒所吸附的一种氮素形态，容易造成氮素淋失，导致养分损失. 本研究结果表明，施用生物炭显著增加了土壤中NO3--N的含量，这主要是因为生物炭表面具有大量正负电荷及高电荷密度的特性[33]，能吸附固定土壤中的NO3-，从而减少了NO3--N的淋失. 另外，在辣椒结果期之后土壤中NO3--N含量显著降低，这主要是因为辣椒结果之后对氮素需求的增大以及没有后期氮肥补充的原因. 在通气良好的土壤中，NH4+-N会很快通过硝化作用转化成NO3--N[34]，从而降低土壤中NH4+-N的含量. 本研究表明，施用生物炭显著提高了土壤中NH4+-N的含量，一方面是因为，生物炭对NH4+具有较强的吸附作用[35]，从而延缓了NH4+-N向NO3--N的转换；另一方面，生物炭本身含有一定量的NH4+-N，且随着生物炭施用量的增加，带入土壤中的NH4+-N含量相应地增加.
土壤微生物量碳在一定程度上可以反映土壤中微生物的生物量及其活性. 从本研究结果中可以看出，施用生物炭显著提高了土壤中微生物量碳的含量，这是因为生物炭疏松多孔的性质能够为微生物提供适应的生境[7]，提高了土壤中微生物的活性，增加了微生物对养分的同化作用. 辣椒结果期之后，土壤中氮素含量显著降低，导致土壤中C/N增大，作物与微生物之间对养分的竞争性增强，从而使土壤中微生物的活性降低.
3.3 生物炭对土壤温室气体排放的影响从本试验结果来看，施用生物炭能够增加土壤CO2的排放，并且这种增加作用与生物炭施用量呈正相关关系，这与Spokas等[11]的研究结果一致. 一方面，生物炭作为一种富碳材料，为微生物生长繁殖提供大量的碳源和能源，增加其对土壤有机质的分解作用；另一方面，生物炭由于其特殊结构，能够改善土壤理化性质和生物学特性[5]，增强了微生物活性，从而增加土壤CO2的排放. 从表 3中可以看出，土壤CO2平均排放通量与土壤中大团聚体的比例以及土壤温度呈极显著正相关关系. 有研究表明，土壤呼吸对温度具有一定的敏感性，且与温度呈正相关性[19]，因此，土壤CO2的排放具有明显的季节变化规律. 而对于土壤团聚体，Xie等[30]的研究发现，土壤有机质主要贮存在微团聚体(<0.25 mm)中，但是土壤微团聚体的碳氮比显著高于土壤大团聚体(>0.25 mm)[36]，较高的碳氮比能够抑制土壤微团聚体中有机质的分解. Gunina等[36]的这一研究发现很好地解释了土壤CO2平均排放通量与土壤中大团聚体的比例呈极显著正相关关系这一结果.
土壤N2O的排放主要由土壤中氮素含量的高低决定. 本研究在辣椒种植之前没有做施肥处理，因此，在整个试验期内，N2O的排放量均比较低. 以往的研究表明，施用生物炭降低了土壤N2O的排放[10, 12]. 而本研究结果显示，施用相对较少的生物炭(20 t ·hm-2和40 t ·hm-2)降低了土壤N2O的排放，这与前人的研究结果一致，然而，施用相对较多的生物炭(60 t ·hm-2和80 t ·hm-2)后，土壤N2O的排放反而增加了. 导致这一结果的原因可能是生物炭能够降低氮素在土壤中的移动性，另外，生物炭通过吸附土壤中的NO3-和NH4+，抑制土壤中反硝化作用的进行[37]，因此可以降低土壤N2O的排放；但是，向土壤中施入大量的生物炭后，由于生物炭中大量的活性碳以及其具有的空隙结构，使土壤中的好氧微生物大量繁殖，大量的好氧微生物导致土壤中出现了厌氧条件[38]. 另外，向土壤中施入大量生物炭能够增加其本身含有的矿物态氮的可利用性，从而刺激反硝化细菌在厌氧条件下的繁殖[15]，最终增加了土壤N2O的排放.
旱地农田能够抑制CH4的排放[39]. 本研究结果表明，生物炭的施用增加了这种抑制作用. 从表 3中可以看出，CH4平均排放通量与土壤中大团聚体的比例呈显著负相关关系. 这主要是因为土壤大团聚体形成的空隙结构能够为嗜甲烷细菌的繁殖提供适宜的环境[12, 17]. 施用生物炭导致土壤CH4汇的增加主要是因为，生物炭施入后增加了土壤的氧化还原电位，改善了土壤碳氮比，刺激了嗜甲烷细菌的活性[40]. 另外，生物炭对NH4+的吸附作用降低了NH4+对嗜甲烷细菌的竞争[35]，从而增加了CH4氧化的概率.
本研究结果表明，在100 a时间尺度上，施用20 t ·hm-2和40 t ·hm-2的生物炭显著降低了土壤的综合增温潜势，而施用60 t ·hm-2和80 t ·hm-2的生物炭则增加了土壤的综合增温潜势，这与生物炭对土壤N2O累积排放量的影响结果一致.
4 结论(1) 本研究结果表明，生物炭可以缓解土壤温度的变化，增加土壤大团聚体的数量，尤其是>5 mm、 5~2 mm和1~0.5 mm的团聚体数量.
(2) 施用生物炭能够显著提高土壤NO3--N、 NH4+-N以及土壤微生物量碳含量，且土壤中NH4+-N和土壤微生物量碳含量呈正相关关系.
(3) 本研究表明施用20 t ·hm-2和40 t ·hm-2的生物炭可以降低土壤N2O的排放和综合增温潜势，而当生物炭施用量大于等于60 t ·hm-2时反而增加了土壤N2O的排放和综合增温潜势；另外，施用生物炭还可以增加塿土对CH4的氧化作用. 但是施用生物炭能够增加土壤CO2的排放量且与生物炭施用量呈正相关关系.
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