2023, Vol. 44
, WANG Zi-jun , CHEN Yun-zhong , WANG Yu-qin , ZHU Qi-lin , HU Tian-yi , HU Yu-jie , WU Yan-zheng
, MENG Lei , TANG Shui-rong
氧化亚氮(N2O) 是重要的温室气体, 对全球变暖的贡献率达到8%, 其全球增温潜势约为二氧化碳的298倍, 在大气中的持留时间较长(约114 a), 对臭氧层持续造成破坏[1, 2].农业生态系统是N2O的重要排放源, 农业上合成氮(N) 肥的广泛使用, 造成了60%的全球N2O排放[3].海南岛属于热带地区, 其良好的湿热条件使得物质循环强烈, 造成土壤贫瘠且保肥能力差, 肥料利用率低[4].近些年, 海南地区稻-菜种植模式的耕作土壤面积日益增加, 在施肥方面, 瓜菜施用的化肥远远超出作物所需[5].为提高作物产量和增加收益, 每季瓜菜都伴随多次施肥, 造成氮肥的大量盈余, 残留的大量氮肥加剧N2O的排放[6].添加外源生物炭是农业土壤减少温室气体排放、增强土壤碳固存、提高土壤肥力和提高作物生产力的新策略[7].特别是在热带地区, 生物炭的应用能够作为一种环境友好的土壤管理方式, 以达到减少农业土壤N2O排放的目的[8, 9].
生物炭的应用能改变土壤的物理化学性质和微生物作用过程, 从而影响N2O的产生过程[1, 10].有研究结果证实, 生物炭可以通过增加土壤通气性、土壤pH值和氮底物吸附等过程, 减少N2O的排放量[11~13].除了土壤理化性质外, 生物炭对N2O的排放的影响还受到参与氮循环过程的微生物的调控[14].Ji等[15]和陈晨等[16]的试验结果表明, 生物炭增加nosZ基因丰度可能是减少N2O排放的主要原因.Lin等[7]研究却表明, 水稻土壤中添加生物炭促进了氨氧化细菌amoA基因丰度, 从而促进了N2O排放.陈晨等[16]在菜地土壤中施用生物炭增加amoA、nirS和nirK基因丰度从而间接促进N2O排放, 但同时增加nosZ基因丰度直接促进N2O还原, 综合效应表现为降低菜地土壤N2O排放.Liu等[17]在小麦玉米轮作系统中发现在作物生长的大部分时期, 添加生物炭nirK、nirS和nosZ基因的丰度随着生物炭的添加而明显增加, 在不同时期的(nirK+nirS)/nosZ不同, 进而导致N2O的排放量不同.因此, 添加生物炭对N2O排放影响的相关微生物及其动态过程的作用机制, 还需要深入研究.在培养试验过程中一般只有一次外源氮肥添加, 而在盆栽试验和田间试验过程中, 作物生长一般伴随多次施肥过程, 特别是海南冬季瓜菜种植过程中多次施肥过程比较普遍[18].在多次施肥的管理措施下, 土壤环境条件的变化可以改变生物炭对土壤参与氮循环过程的硝化和反硝化微生物和酶的影响, 进而导致土壤N2O排放的变化[19, 20].在种植一季蔬菜的过程中, 需要对N2O排放的相关过程进行微生物动态分析, 仅仅是最后一次采样或者中间一次采样, 可能无法表征整个生长过程的微生物动态变化.此外, 研究生物炭添加下微生物的动态过程变化的研究较少, 了解生物炭添加下冬季瓜菜种植过程中的微生物动态过程变化, 将更有利于解析生物炭添加对N2O排放的作用机制.
生物炭由于其稳定的结构在土壤改良特别是减排方面发挥了重要作用, 但对热带地区蔬菜土壤N2O排放及其微生物随施肥的动态变化仍需深入探究.基于此, 本研究设置盆栽试验, 通过测定土壤N2O排放及其氮转化基因丰度的动态变化, 探究生物炭在热带地区土壤的环境效应及其潜在机制, 以期为生物炭在热带地区土壤改良提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 供试材料本试验在海南大学海甸校区农科试验基地进行, 栽培装置主体为高30 cm, 直径20 cm的圆柱桶.供试土壤为水稻土, 是滨海沉积物母质发育的砂壤土, pH值为6.39 (土壤与水质量比为1∶2.5), ω(有机质)为19.60 g·kg-1, ω(碱解氮)为113.97 mg·kg-1, ω(速效磷) 为66.17 mg·kg-1, ω(速效钾) 为362.62 mg·kg-1.供试作物为牛角椒, 品种“超恒1号”, 于2020年9月30日播种, 11月16日定植于栽培桶内, 翌年2月25日采收.供试生物炭由玉米秸秆在400℃经厌氧热解制备而成, pH值为7.58 (生物炭与水质量比为1∶2.5), ω(有机质) 为85.34 g·kg-1, ω(全氮) 为1.79 g·kg-1, ω(全钾) 为22.90 mg·kg-1, 阳离子交换量为46.92 cmol·kg-1, 比表面积为3.75 m2·g-1.
1.2 试验设计盆栽试验共设3个处理, 即不施氮肥的空白对照(CK)、常规施肥对照(CON) 和添加2%生物炭(B) 处理(相当于田间施用条件下的40 t·hm-2).每个处理设4个重复, 共12盆, 随机区组排列.辣椒定植前7 d在每盆中装入5 kg干土, B处理同时施加生物炭混匀后装盆, 并加水活化一周.于定植前1 d混入基肥, 所用肥料为15-15-15复合肥, 定植后20 d施入第1次追肥, 随后每15 d追肥一次, 共5次, 所用肥料为13-10-20硫基复合肥, CK处理的磷、钾肥使用过磷酸钙和硫酸钾肥等量补足.具体施肥方案见表 1.试验期间各项农艺管理措施一致, 肥料以水溶液的形式施用在土壤表面, 辣椒每天根据土壤湿度情况进行灌溉.
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表 1 盆栽试验施肥方案1)/mg·kg-1 Table 1 Fertilization schemes of incubation experiment/mg·kg-1 |
1.3 气体的采集和测定
使用静态箱法收集气体[4], 盆栽培养桶桶口外装有55 cm×55 cm的采气底座, 底座边缘设有2.5 cm宽的水槽, 用于密封采气箱.采气箱尺寸为50 cm×50 cm×50 cm, 侧边开有采气孔, 箱子顶端插有温度计.采气前, 先向水槽中加水形成密闭环境, 将采样箱置于底座凹槽内, 再将内置风扇打开, 使箱体内部及底座周边空气充分流动.于盖上采气箱的0、30和60 min抽取30 mL气体, 注入抽成真空的20 mL顶空瓶中.采气时间为08:00~11:00, 采集频率为一周一次, 施肥后第1 d和4 d加密采样.采集的气体带回实验室由气相色谱仪(岛津GC-2014) 分析, N2O检测器为电子捕获检测器(ECD), 载气为氩甲烷, 检测器温度300℃.标准气体由中国计量科学研究院提供.
于采气后(辣椒移栽后第2 d) 采集土壤样品, 频率为一周一次, 最后一次追肥(65 d) 后, 只采取第68 d和第95 d的土壤, 土壤样品采取0~20 cm处土壤, 每次采土约为20 g, 共10次采样, 所有采样土壤为总土重的4%, 土壤采样对植物生长几乎不会有影响.用靛酚蓝比色法(625 nm) 和紫外双波长法(275 nm和220 nm) 分别测定NH4+-N和NO3--N含量.按小区分批采收成熟辣椒果实, 称取鲜质量, 累加计产.
根据B处理和CON处理土壤N2O的排放情况以及先前的研究结果[10], 用于微生物检测的土壤采样时间为施肥2 d以后(第1、22、39、58和67 d).土壤微生物DNA的提取采用mobio DNA easy Power Soil® Kit土壤微生物DNA强力提取试剂盒, 每个样品称取鲜土0.5 g, 按照试剂盒说明书流程提取土壤DNA.提取后使用微量紫外分光光度计(NanoDrop 2000, USA) 测定核酸浓度及质量, 并置于-20℃保存备用.
1.4 荧光定量qPCR本试验采用土壤中氨氧化古菌(AOA) 氨氧化基因(Arch-amoA)、氨氧化细菌(AOB) 氨氧化基因(Bacteria-amoA)、亚硝酸还原酶基因(nirK、nirS)和一氧化氮还原酶基因(nosZ), 所用引物分别为Arch-amoA 26F/Arch-amoA 417R、amoA-1F/amoA-2R、nirK-1F/nirK-5R、nirS-cd3aF/nirS-R3cd和nosZ-F/nosZ-1662R[21].定量分析采用SYBRGREEN法, 反应体系为20 μL, 包括10 μL 2×T5 Fast qPCR Mix (SYBR Green I), 10 μmol·L-1正反向引物各1 μL, 1 μL DNA模板, 并加入7 μL无菌水.用10-8~10-1梯度的标准质粒作为模板进行荧光定量PCR扩增, 最后根据扩增曲线计算基因丰度[10].
1.5 数据处理与分析N2O排放通量计算见式(1).
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(1) |
式中, FN2O为排放通量, 单位为μg·(m2·h)-1; ρ为标准状态下N2O的密度(kg·m-3); h为采样箱高度(m); Δc/Δt为采样过程中箱内气体摩尔分数变化速率(μg·h-1); T为采样时箱内平均温度(℃).
累积排放量(f, kg·hm-2) 计算见式(2).
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(2) |
式中, n和i为采样次数, t为采样天数(d).
使用SPSS 20.0和Origin 2018进行数据统计分析与制图, 所有试验测定4个重复, 试验数据均为4个平行样品测定的平均值±标准差.单因素方差分析作显著性检验, 处理间差异采用Duncan多重比较法; 采用Pearson法对各变量间相关性进行分析, 显著性水平为0.05.
2 结果与分析 2.1 生物炭对辣椒产量的影响如图 1所示, 与CK相比, CON处理和B处理显著提高了辣椒产量.相比CON, B处理显著提高了18.0%的辣椒产量(P < 0.05).
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不同小写字母表示不同施肥处理间差异显著(P < 0.05) 图 1 不同处理对辣椒产量的影响 Fig. 1 Effects of different treatments on pepper yield |
由图 2可知, CK处理的NH4+-N和NO3--N含量几乎不变且维持在较低水平, CON和B处理土壤NH4+-N和NO3--N含量变化趋势基本一致且大部分时期存在显著差异, 仅在个别时期差异不明显.CON处理的ω(NH4+-N) 在第23 d前逐渐增加且在第23 d达到195.49 mg·kg-1, 在第30 d下降至107.90 mg·kg-1, 在第40 d达到最大值291.86 mg·kg-1后逐渐降低; B处理的ω(NH4+-N) 在第9 d时由第2 d的115.86 mg·kg-1下降至78.69 mg·kg-1, 在第23 d增加至238.19 mg·kg-1, 在第30 d下降至172.99 mg·kg-1, 在第40 d达到最大值313.92 mg·kg-1后逐渐降低.仅在第9 d时, CON处理的NH4+-N含量显著高于B处理(P < 0.05); 在第16、51和68 d时, CON和B处理的NH4+-N含量没有明显差异; 在第2、23、30、40、59和95 d时, 即大部分时期B处理的NH4+-N含量要显著高于CON处理(P < 0.05).
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不同小写字母表示同一采样时间不同施肥处理间差异显著(P < 0.05) 图 2 不同处理下土壤NH4+-N和NO3--N含量动态变化 Fig. 2 Dynamic changes in NH4+-N and NO3--N under different treatments |
CON和B处理的ω(NO3--N) 第2 d开始逐渐增加, 在第16 d达到511.08 mg·kg-1和539.13 mg·kg-1, 在第40 d下降至94.20 mg·kg-1和170.04 mg·kg-1.在51 d时, CON处理的ω(NO3--N) 再次升高至442.09 mg·kg-1后逐渐降低; 而B处理的ω(NO3--N) 在59 d达到峰值为400.45 mg·kg-1而后逐渐降低.在第2、9和51 d时, CON处理的NO3--N含量显著高于B处理(P < 0.05); 仅在第23 d时, CON和B处理的NO3--N含量没有明显差异; 在第16、30、40、59、68和95 d时, B处理的NO3--N含量要显著高于CON处理(P < 0.05), 即大部分时期, B处理的NO3--N含量要高于CON处理.
2.3 N2O排放通量和累积排放量的变化如图 3所示, CK处理的土壤N2O排放维持在较低且平稳水平.除CK处理外, CON和B处理均有明显的排放峰, 且峰值都是出现在施肥后, 之后随着培养时间延长迅速回落.施用基肥后, CON的N2O排放通量达到最大值, 为231.10 μg·(m2·h)-1.在第4次追肥前, B处理的N2O排放通量均低于CON处理.第4次追肥后, B处理的N2O排放通量超过了CON处理.
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↓从左到右依次表示基肥、追肥、追肥、追肥、追肥和追肥 图 3 不同处理下N2O排放通量动态变化 Fig. 3 Dynamic changes in N2O fluxes in different treatments |
施肥显著提高了土壤的N2O累积排放量(图 4), 在辣椒的生长周期内, CK、CON和B处理的N2O累积排放量分别为30.94、197.22和161.13 mg·m-2.生物炭处理显著减少了整个生长周期内的N2O排放总量, 与CON处理相比, B处理的N2O排放总量显著减少了18.3% (P < 0.05).随着施肥次数的增加, B处理的减排率逐渐下降, 依次为40.1%、38.6%、41.1%、37.9%、27.4%和18.3%.
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不同小写字母表示不同施肥处理间差异显著(P < 0.05) 图 4 不同累计施肥次数下各处理的N2O累积排放量和生物炭减排率 Fig. 4 Cumulative N2O emissions and biochar emission reduction ratio of each treatment in different cumulative fertilization times |
由图 5可知, 辣椒种植期间, AOA丰度持续增加[图 5(a)], 仅在68 d时下降, 辣椒移栽前期, B处理要高于其他处理, 且和CON处理存在显著差异(P < 0.05), 在第59 d后, 各个处理的AOA丰度差异不明显.各处理土壤AOB丰度呈现先升后降的趋势, AOB丰度在基肥施用后持续增加, 在第2次追肥后达到峰值(移栽40 d).与CK对比, CON和B处理显著提高了辣椒移栽后土壤AOB基因丰度(P < 0.05), 而B处理较CON处理的AOB丰度较高(23 d和40 d).辣椒移栽第59 d后, B和CON处理的AOB丰度水平基本一致[图 5(b)].
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(a)、(b)、(c)、(d) 和(e) 分别表示AOA、AOB、nirS、nirK和nosZ基因的拷贝数, (f) 表示(nirK+nirS)/nosZ的值 图 5 不同处理下硝化和反硝化微生物的基因拷贝数变化 Fig. 5 Gene copies of nitrifying and denitrifying microorganisms under different treatments |
生物炭处理对不同反硝化细菌丰度的影响不同, 如图 5(d)所示, 相比CK, 在辣椒移栽第59 d前, B处理的nirK丰度与CK无明显差异.59 d后, B处理的nirK丰度呈现先升后降的趋势.CON处理的nirK丰度在40 d达到峰值后有缓慢下降的趋势.除第2 d外, B处理相比CON提高了不同时期的nirS基因丰度[图 5(c)].生物炭添加降低了nosZ的平均基因丰度, 在第二次追肥后, 生物炭处理的nosZ基因的拷贝数要少于其他处理[图 5(e)].各处理的(nirK+nirS)/nosZ值总体呈现下降的趋势.辣椒移栽初期, B处理的(nirK+nirS)/nosZ值低于CON处理, 但在40 d时, B处理的比值要显著高于CON处理, 随后二者水平逐渐一致, 无显著性差异[P>0.05, 图 5(f)].
2.5 N2O排放与功能基因及土壤无机氮的关系如图 6所示, N2O的排放通量与nosZ基因丰度呈显著负相关关系(P < 0.05), 与AOA和AOB基因丰度呈极显著负相关关系(P < 0.01), 与NH4+-N呈显著负相关关系(P < 0.05).NH4+-N与AOB呈极显著正相关关系(P < 0.01), 与nirS和(nirK+nirS)/nosZ呈显著正相关关系(P < 0.05).NO3--N与(nirK+nirS)/nosZ基因丰度呈显著负相关关系(P < 0.05), 与AOB呈极显著负相关关系(P < 0.01).
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1.NH4+-N, 2. NO3--N, 3. N2O排放通量, 4. AOA-amoA, 5. AOB-amoA, 6. nirK, 7. nirS, 8. nosZ, 9. (nirK+nirS)/nosZ; *表示显著相关(P < 0.05), **表示极显著相关(P < 0.01), 黄色表示正相关, 紫色表示负相关 图 6 N2O排放与功能基因(AOA、AOB、nirK、nirS和nosZ) 及土壤无机氮的相关性 Fig. 6 Pairwise correlations between N2O emission and functional genes (AOA, AOB, nirK, nirS, and nosZ) and soil inorganic nitrogen |
本研究表明, 在施用氮肥的基础上, 添加生物炭能够显著增加辣椒的产量(18.0%).有研究表明, 多次施氮显著增加了植株的生物量, 多次施肥的效果随着作物生长时间的延续而逐渐显现[22].有研究表明, 添加秸秆生物炭能够显著提高水稻土的有效磷含量, 对砂土的有效磷的提升效果要好于黏土和壤土[23].此外, 生物炭的多孔结构以及其含有大量营养物质, 可以改善土壤条件, 促进作物对养分(氮和磷等) 的吸收和利用, 提高作物的产量[24~26].在本研究中, B处理的NH4+-N和NO3--N含量在大部分时期都要高于CON处理, 生物炭提高了NH4+-N和NO3--N含量, 生物炭的添加, 为微生物提供充足的底物, 增加了微生物的矿化作用, 进而增加了NH4+-N的含量[27], 促进了硝化过程；此外, 根据“石灰效应”理论, 生物炭对酸性土壤硝化作用的影响更为强烈[28, 29], 结合辣椒不同时间段对硝态氮吸收的差异, 从而导致部分时间硝态氮含量升高[30, 31].B处理显著提高辣椒的产量(图 1), 可能是生物炭促进辣椒对NO3--N的吸收[32], 这也是移栽初期(第1 d和9 d) B处理的NO3--N含量低于CON处理的原因.在51 d时, B处理的NH4+-N和NO3--N含量要低于CON处理, 这是因为施肥后土壤NH4+-N和NO3--N含量迅速增加, 而生物炭能够吸附固定土壤中的NH4+-N和NO3--N[33].在此之后, 二者的NH4+-N含量迅速下降, 且B处理的NH4+-N要高于CON处理, B处理的NO3--N含量再次升高, 可能是生物炭促进硝化作用, 也可能是生物炭所吸附的氮素重新释放到土壤中[34].
3.2 生物炭对N2O排放的影响本研究表明, 施加生物炭能够显著减少N2O的排放量, 且随着施肥次数的增加, 其减排效果依然高达18.3%.在第一次追肥前, 生物炭限制了土壤中氮的可用性[35], 从而减少土壤硝化菌和反硝化菌可用的无机氮库, 并最终减少农业土壤中的N2O排放[12].在59 d后, B处理的N2O排放通量要高于CON处理, Lehmann等[36]研究认为, 施肥量的增加会削弱生物炭对N的固持效果, 更多的N源会增加N2O的排放量.B处理的NO3--N含量比CON处理高也表明生物炭所吸附的氮素可能重新释放到土壤中供植物根系吸收利用, 潜在增加硝化过程N2O产生风险[37, 38].相关性分析表明NH4+-N和NO3--N分别与N2O的通量呈显著负相关(P < 0.05) 和没有显著相关性, 因此, 推测本研究氮肥施用后, 无机氮不再是产生N2O的限制性因素, 受生物炭影响的N2O相关微生物可能在调节N2O排放中发挥关键作用[15].
在辣椒的整个生长时期以及多次施肥的施肥管理措施下, 生物炭对土壤N2O排放相关的微生物过程产生动态影响, 特别是对反硝化基因(nirK、nirS和nosZ) 的影响, 与CON处理相比, 在不同的生长时期, 生物炭产生的效应不同.施氮显著提高了辣椒移栽后土壤AOB-amoA基因丰度, 且NH4+-N与AOB的基因丰度呈极显著正相关关系(P < 0.01), 施加生物炭增加其含量, 但对AOA的丰度无影响, 已经证实生物炭诱导的土壤pH值和其他物理化学性质的变化可以提高AOA和AOB-amoA基因的丰度, 生物炭的应用也可以提高土壤C∶N值, 改善微生物活性, 进一步提高AOB的优势[39, 40].Ji等[15]在研究氮肥及施加生物炭对中国东南地区的水稻土、沿海盐碱土和酸性红壤的N2O排放的影响时发现生物炭改良后, 无论土壤类型如何, 生物炭的添加都显著提高AOB-amoA基因的丰度, AOB数量的增加可能导致对土壤N2O排放的刺激作用.但AOA-amoA和AOB-amoA基因与N2O排放呈极显著负相关(P < 0.01, 图 6), 可以推测, 反硝化作用可能是主导本研究中N2O的产生途径.Duan等[41]研究也表明, 反硝化过程在酸性菜地土壤N2O排放过程中占有主导地位.
NO2-还原酶(由nirS或nirK基因编码) 和N2O还原酶(nosZ) 可部分决定N2O净产量水平[42].在第0~23 d, B处理的(nirK+nirS)/nosZ的值要低于CON处理, 这是本研究中生物炭减少N2O排放的主要原因.有研究表明, 在作物生长前期, 生物炭可以通过降低反硝化的N2O产量来减少反硝化产生的N2O排放量[43].然而, 在40 d时, B处理的(nirK+nirS)/nosZ值显著高于CON处理, 此时B处理的N2O排放通量却小于CON处理, 可能是微生物对N2O产生的响应具有一定的滞后效应[44, 45].在59 d和68 d时, B处理和CON处理的(nirK+nirS)/nosZ值没有显著差异, B处理和CON处理的N2O排放通量差异逐渐减小.大量研究表明, N2O通量和(nirK+nirS)/nosZ具有相关性[17, 46, 47], 但本研究的相关性分析没有观察到这样的关系, 可能跟微生物的动态变化, 以及上述的一定滞后效应有关.因此, 本研究的结果表明, 在辣椒种植的多次施肥过程中, 动态监测相关的微生物变化, 能够更好地解析N2O排放的机制.
4 结论(1) 生物炭提高了辣椒产量(18.0%); 随着氮肥施用次数增加, 生物炭处理的减排效果减弱, 甚至促进N2O的排放, 但在辣椒的生长周期中, 生物炭能够显著减少N2O的排放量(18.3%).因此, 在农业生产中, 添加2%生物炭能够达到减排增产的效果.
(2) 反硝化作用是本研究中N2O的主要产生途径.在辣椒生长初期, 生物炭通过减小(nirK+nirS)/nosZ值显著降低N2O的排放; 随着作物的生长和氮肥施用次数的增多, 生物炭处理的(nirK+nirS)/nosZ值高于其他处理, 进而导致辣椒生长后期生物炭处理的N2O通量高于常规施氮处理.
| [1] |
赵光昕, 刘杏认, 张晴雯, 等. 施用生物炭对农田土壤N2O的减排效应[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(12): 2872-2880. Zhao G X, Liu X R, Zhang Q W, et al. Effect of biochar on N2O emissions from agricultural soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2018, 37(12): 2872-2880. DOI:10.11654/jaes.2018-0699 |
| [2] | Hu M P, Chen D J, Dahlgren R A. Modeling nitrous oxide emission from rivers: a global assessment[J]. Global Change Biology, 2016, 22(11): 3566-3582. DOI:10.1111/gcb.13351 |
| [3] | Luo Z B, Lam S K, Fu H, et al. Temporal and spatial evolution of nitrous oxide emissions in China: assessment, strategy and recommendation[J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 223: 360-367. DOI:10.1016/j.jclepro.2019.03.134 |
| [4] |
王紫君, 王鸿浩, 李金秋, 等. 椰糠生物炭对热区双季稻田N2O和CH4排放的影响[J]. 环境科学, 2021, 42(8): 3931-3942. Wang Z J, Wang H H, Li J Q, et al. Effects of coconut chaff biochar amendment on methane and nitrous oxide emissions from paddy fields in hot areas[J]. Environmental Science, 2021, 42(8): 3931-3942. |
| [5] |
耿建梅, 蒋红香, 刘艳艳. 海南稻菜轮作休闲期适宜填闲作物初筛[J]. 土壤通报, 2019, 50(1): 76-80. Geng J M, Jiang H X, Liu Y Y. Selecting for suitable catch crop during the fallow period of rice-vegetable rotation in Hainan[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2019, 50(1): 76-80. DOI:10.19336/j.cnki.trtb.2019.01.12 |
| [6] | 吉清妹, 张文, 王敏, 等. 海南东北部地区蔬菜施肥现状与土壤养分状况[J]. 广东农业科学, 2011, 38(22): 61-63. DOI:10.3969/j.issn.1004-874X.2011.22.021 |
| [7] | Lin Y X, Ding W X, Liu D Y, et al. Wheat straw-derived biochar amendment stimulated N2O emissions from rice paddy soils by regulating the amoA genes of ammonia-oxidizing bacteria[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2017, 113: 89-98. DOI:10.1016/j.soilbio.2017.06.001 |
| [8] | Smith P. Soil carbon sequestration and biochar as negative emission technologies[J]. Global Change Biology, 2016, 22(3): 1315-1324. DOI:10.1111/gcb.13178 |
| [9] | Rittl T F, Oliveira D M S, Canisares L P, et al. High application rates of biochar to mitigate N2O emissions from a N-fertilized tropical soil under warming conditions[J]. Frontiers in Environmental Science, 2021, 8. DOI:10.3389/fenvs.2020.611873 |
| [10] |
符佩娇, 吉恒宽, 何秋香, 等. 氮肥分施次数及硝化抑制剂对盆栽玉米N2O排放的影响[J]. 环境科学, 2021, 42(9): 4538-4547. Fu P J, Ji H K, He Q X, et al. Effects of nitrogen fertilizer application times and nitrification inhibitor on N2O emission from potted maize[J]. Environmental Science, 2021, 42(9): 4538-4547. |
| [11] | Wu D, Raafat A, Pak E, et al. Dicer-microRNA pathway is critical for peripheral nerve regeneration and functional recovery in vivo and regenerative axonogenesis in vitro[J]. Experimental Neurology, 2012, 233(1): 555-565. DOI:10.1016/j.expneurol.2011.11.041 |
| [12] | He Y H, Zhou X H, Jiang L L, et al. Effects of biochar application on soil greenhouse gas fluxes: a meta-analysis[J]. GCB Bioenergy, 2017, 9(4): 743-755. DOI:10.1111/gcbb.12376 |
| [13] | Aamer M, Shaaban M, Hassan M U, et al. Biochar mitigates the N2O emissions from acidic soil by increasing the nosZ and nirK gene abundance and soil pH[J]. Journal of Environmental Management, 2020, 255. DOI:10.1016/j.jenvman.2019.109891 |
| [14] | Zhang Q Q, Wu Z, Zhang X, et al. Biochar amendment mitigated N2O emissions from paddy field during the wheat growing season[J]. Environmental Pollution, 2021, 281. DOI:10.1016/j.envpol.2021.117026 |
| [15] | Ji C, Li S Q, Geng Y J, et al. Differential responses of soil N2O to biochar depend on the predominant microbial pathway[J]. Applied Soil Ecology, 2020, 145. DOI:10.1016/j.apsoil.2019.08.010 |
| [16] |
陈晨, 许欣, 毕智超, 等. 生物炭和有机肥对菜地土壤N2O排放及硝化、反硝化微生物功能基因丰度的影响[J]. 环境科学学报, 2017, 37(5): 1912-1920. Chen C, Xu X, Bi Z C, et al. Effects of biochar and organic manure on N2O emissions and the functional gene abundance of nitrification and denitrification microbes under intensive vegetable production[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017, 37(5): 1912-1920. |
| [17] | Liu X R, Ren J Q, Zhang Q W, et al. Long-term effects of biochar addition and straw return on N2O fluxes and the related functional gene abundances under wheat-maize rotation system in the North China Plain[J]. Applied Soil Ecology, 2019, 135: 44-55. DOI:10.1016/j.apsoil.2018.11.006 |
| [18] |
胡玉麟, 汤水荣, 陶凯, 等. 优化施肥模式对我国热带地区水稻-豇豆轮作系统N2O和CH4排放的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(11): 5182-5190. Hu Y L, Tang S R, Tao K, et al. Effects of optimizing fertilization on N2O and CH4 emissions in a paddy-cowpea rotation system in the tropical region of China[J]. Environmental Science, 2019, 40(11): 5182-5190. |
| [19] | Edwards J D, Pittelkow C M, Kent A D, et al. Dynamic biochar effects on soil nitrous oxide emissions and underlying microbial processes during the maize growing season[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2018, 122: 81-90. DOI:10.1016/j.soilbio.2018.04.008 |
| [20] | Duan P P, Zhang Q Q, Zhang X, et al. Mechanisms of mitigating nitrous oxide emissions from vegetable soil varied with manure, biochar and nitrification inhibitors[J]. Agricultural and Forest Meteorology, 2019, 278. DOI:10.1016/j.agrformet.2019.107672 |
| [21] | Qin H L, Wang D, Xing X Y, et al. A few key nirK- and nosZ-denitrifier taxa play a dominant role in moisture-enhanced N2O emissions in acidic paddy soil[J]. Geoderma, 2021, 385. DOI:10.1016/j.geoderma.2020.114917 |
| [22] |
石伟琦, 孙光明, 陆新华, 等. 分次施氮对菠萝产量和品质的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2012, 18(6): 1524-1529. Shi W Q, Sun G M, Lu X H, et al. Effects of split application of nitrogen on yield and quality of pineapple[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2012, 18(6): 1524-1529. |
| [23] |
宋文涛, 田纪辉, 董宇豪, 等. 秸秆生物炭对水稻土和赤红壤磷素有效性及化学形态的影响[J]. 应用与环境生物学报, 2022, 28(6): 1422-1429. Song W T, Tian J H, Dong Y H, et al. Effects of straw biochar amendment on the availability and fractions of phosphorus in paddy soil and lateritic red soil[J]. Chinese Journal of Applied and Environmental Biology, 2022, 28(6): 1422-1429. |
| [24] | Liang B Q, Lehmann J, Sohi S P, et al. Black carbon affects the cycling of non-black carbon in soil[J]. Organic Geochemistry, 2010, 41(2): 206-213. DOI:10.1016/j.orggeochem.2009.09.007 |
| [25] |
王萌萌, 周启星. 生物炭的土壤环境效应及其机制研究[J]. 环境化学, 2013, 32(5): 768-780. Wang M M, Zhou Q X. Environmental effects and their mechanisms of biochar applied to soils[J]. Environmental Chemistry, 2013, 32(5): 768-780. |
| [26] | Liu Y, Li H D, Hu T S, et al. A quantitative review of the effects of biochar application on rice yield and nitrogen use efficiency in paddy fields: a meta-analysis[J]. Science of the Total Environment, 2022, 830. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.154792 |
| [27] |
尚杰, 耿增超, 陈心想, 等. 施用生物炭对旱作农田土壤有机碳、氮及其组分的影响[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(3): 509-517. Shang J, Geng Z C, Chen X X, et al. Effects of biochar on soil organic carbon and nitrogen and their fractions in a rainfed farmland[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2015, 34(3): 509-517. |
| [28] | Nelissen V, Rütting 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. DOI:10.1016/j.soilbio.2012.05.019 |
| [29] | Ball P N, Mackenzie M D, Deluca T H, et al. Wildfire and charcoal enhance nitrification and ammonium-oxidizing bacterial abundance in dry montane forest soils[J]. Journal of Environmental Quality, 2010, 39(4): 1243-1253. DOI:10.2134/jeq2009.0082 |
| [30] |
王翰琨, 吴永波, 刘俊萍, 等. 生物炭对土壤氮循环及其功能微生物的影响研究进展[J]. 生态与农村环境学报, 2022, 38(6): 689-701. Wang H K, Wu Y B, Liu J P, et al. A review of research advances in the effects of biochar on soil nitrogen cycling and its functional microorganisms[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2022, 38(6): 689-701. |
| [31] |
刘丽君, 朱启林, 李凯凯, 等. 添加生物炭对海南燥红壤N2O和CO2排放的影响[J]. 农业环境科学学报, 2021, 40(9): 2049-2056. Liu L J, Zhu Q L, Li K K, et al. Effects of biochar addition on N2O and CO2 emissions in Hainan dry red soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2021, 40(9): 2049-2056. |
| [32] | Nguyen T T N, Xu C Y, Tahmasbian I, et al. Effects of biochar on soil available inorganic nitrogen: a review and meta-analysis[J]. Geoderma, 2017, 288: 79-96. DOI:10.1016/j.geoderma.2016.11.004 |
| [33] |
刘国子, 杨凤根, 许斌. 生物炭对土壤氮素淋失影响的研究进展[J]. 中国水土保持科学, 2020, 18(4): 139-149. Liu G Z, Yang F G, Xu B. Advances in research on effects of biochar on soil nitrogen leaching[J]. Science of Soil and Water Conservation, 2020, 18(4): 139-149. |
| [34] |
武玉, 徐刚, 吕迎春, 等. 生物炭对土壤理化性质影响的研究进展[J]. 地球科学进展, 2014, 29(1): 68-79. Wu Y, Xu G, Lü Y C, et al. Effects of biochar amendment on soil physical and chemical properties: current status and knowledge gaps[J]. Advances in Earth Science, 2014, 29(1): 68-79. |
| [35] | Cayuela M L, Van Zwieten L, Singh B P, et al. Biochar's role in mitigating soil nitrous oxide emissions: a review and meta-analysis[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2014, 191: 5-16. |
| [36] | Lehmann J, da Silva J P Jr, Steiner C, et al. Nutrient availability and leaching in an archaeological Anthrosol and a Ferralsol of the central Amazon basin: fertilizer, manure and charcoal amendments[J]. Plant and Soil, 2003, 249(2): 343-357. |
| [37] |
朱云飞, 张琪, 黄一伦, 等. 生物炭与硝化抑制剂联合施用对热带菜地土壤硝化过程及N2O排放的影响[J]. 热带作物学报, 2021, 42(10): 3042-3048. Zhu Y F, Zhang Q, Huang Y L, et al. Effects of co-application of biochar and nitrification inhibitor on soil nitrification and N2O emissions in tropical vegetable soil[J]. Chinese Journal of Tropical Crops, 2021, 42(10): 3042-3048. |
| [38] | Laird D, Fleming P, Wang B Q, et al. Biochar impact on nutrient leaching from a Midwestern agricultural soil[J]. Geoderma, 2010, 158(3-4): 436-442. |
| [39] | Muñoz C, Ginebra M, Zagal E. Variation of greenhouse gases fluxes and soil properties with addition of biochar from farm-wastes in volcanic and non-volcanic soils[J]. Sustainability, 2019, 11(7). DOI:10.3390/su11071831 |
| [40] | Song Y J, Zhang X L, Ma B, et al. Biochar addition affected the dynamics of ammonia oxidizers and nitrification in microcosms of a coastal alkaline soil[J]. Biology and Fertility of Soils, 2014, 50(2): 321-332. |
| [41] | Duan P P, Song Y F, Li S S, et al. Responses of N2O production pathways and related functional microbes to temperature across greenhouse vegetable field soils[J]. Geoderma, 2019, 355. DOI:10.1016/j.geoderma.2019.113904 |
| [42] | Ji C, Li S Q, Geng Y J, et al. Decreased N2O and NO emissions associated with stimulated denitrification following biochar amendment in subtropical tea plantations[J]. Geoderma, 2020, 365. DOI:10.1016/j.geoderma.2020.114223 |
| [43] | Harter J, Weigold P, El-Hadidi M, et al. Soil biochar amendment shapes the composition of N2O-reducing microbial communities[J]. Science of the Total Environment, 2016, 562: 379-390. |
| [44] |
陈虎, 王莹, 吕永康. 污水微生物脱氮过程中N2O产生机理及影响因素研究进展[J]. 化工进展, 2016, 35(12): 4020-4025. Chen H, Wang Y, Lü Y K, et al. Progress on mechanisms and influence factors of N2O production in microbial nitrogen removal process from wastewater[J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2016, 35(12): 4020-4025. |
| [45] |
虞璐. 生物质炭对酸化土壤的改良效应及其对土壤硝化作用的影响[D]. 杭州: 浙江大学, 2019. Yu L. The effect of biochar on acidic soil amelioration and soil nitrification[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2019. |
| [46] | Geng Y J, Yuan Y M, Miao Y C, et al. Decreased nitrous oxide emissions associated with functional microbial genes under bio-organic fertilizer application in vegetable fields[J]. Pedosphere, 2021, 31(2): 279-288. |
| [47] |
刘杏认, 赵光昕, 张晴雯, 等. 生物炭对华北农田土壤N2O通量及相关功能基因丰度的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(8): 3816-3825. Liu X R, Zhao G X, Zhang Q W, et al. Effects of biochar on nitrous oxide fluxes and the abundance of related functional genes from agriculture soil in the North China Plain[J]. Environmental Science, 2018, 39(8): 3816-3825. |