2020, Vol. 41
2. 江苏省农业科学院农业资源与环境研究所, 农业农村部长江下游平原农业环境重点实验室, 南京 210014;
3. 江苏大学环境与安全工程学院, 镇江 212001;
4. 江苏省林业科学研究院, 南京 211153
, XUE Li-hong2,3 , HUA Yun2 , LI De-tian2 , XIE Fei4 , FENG Yan-fang2,3
, SUN Qing-ye1 , YANG Lin-zhang2
2. Key Laboratory of Agro-Environment in Downstream of Yangtze Plain, Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Institute of Agricultural Resources and Environment, Jiangsu Academy of Agricultural Sciences, Nanjing 210014, China;
3. School of Environmental and Safety Engineering, Jiangsu University, Zhenjiang 212001, China;
4. Jiangsu Academy of Forestry, Nanjing 211153, China
氮肥的应用极大提升了粮食作物的产量, 但过量施用也会导致严重的环境问题[1, 2].有研究表明, 化肥的氮素损失多在30%~70%之间, 其中以氨气(NH3)形式挥发到空气中(即NH3挥发)是土壤氮损失的主要途径之一[3].水稻是世界最主要的粮食作物之一, 而稻田是大气中NH3的主要人为源之一[4].有研究表明, NH3挥发可占稻田施氮量的15%~40%[5], 造成巨大的经济损失.而进入大气中的NH3在生态系统N循环中起着重要作用, 不但会诱发大气雾霾[6], 助推温室效应[7], 而且NH3通过干湿沉降会引起水体富营养化等一系列环境问题[1].因此, 实现稻田NH3挥发减排具有重要的经济和生态意义.
近年来, 生物质炭作为一种土壤改良剂和固碳减排措施, 其在农业中的环境效应引起了大量关注[8~11].生物质炭的常见制备方式包括高温限氧热解(pyrolysis)[12]和水热碳化(hydrothermal carbonization, HTC)[13]等手段.常规高温限氧热解生物质炭(pyrochar)在农业生产领域的应用研究较为广泛[14~16].然而, 有研究表明, pyrochar由于pH普遍偏高, 不合理施加会导致农田氨挥发排放量增加[8, 17].
通过水热法制备的炭基材料称为水热炭(hydrochar), 是在较低温度(180~375℃)和自生压力条件下, 以水为溶剂和反应介质, 将生物质碳化获得的富碳产物[13].相比常规热解生物质炭, 水热炭具有以下特点：①在碳化过程中, 水热炭制备所需的原料不受水分含量的限制, 无须脱水处理；生产过程无烟气产生, 对大气环境的负面影响较小；制备温度较低, 能耗较少, 炭产率较高[18].②在炭材料性质方面, 水热炭通常呈弱酸性；其表面具有丰富的含氧官能团；含有丰富的可溶性有机成分[19, 20].以上特点可能会影响土壤N转化, 进而影响水热炭在稻田氨挥发减排中的效用.
在此, 本研究将水热炭施加到稻田土壤中, 通过水稻全生育期土柱试验体系, 考察水热炭对稻田氨挥发的影响.为了进一步考察水热炭对稻田氨挥发减排作用的机制, 并探索水热炭中的有机溶出物的释放对稻田氨挥发的影响, 本研究添加了水洗水热炭(water-washed hydrochar)作为对比处理, 考察对稻田氨挥发的影响.
本研究的主要目标包括：①将水热炭及水洗水热炭在水稻土柱试验体系中施用, 考察其对稻田氨挥发排放通量和累积排放量的影响；②考察不同水热炭对单位水稻产量氨挥发排放量的影响；③考察水热炭对稻田氨挥发排放的影响机制.通过本研究, 可以实现多重环境效益, 如稻田氨挥发减排、农林废弃物资源化、土壤固碳等多重效果, 以期为实现稻田氨挥发减排背景下的农业有机废弃物资源化提供理论和数据支持.
1 材料与方法 1.1 水热炭材料制备和表征试验选取林业副产物杨树锯末为水热炭的原材料, 在高压水热反应釜中制备水热炭(SHC), 水热反应温度为260℃, 压力为8 MPa.水洗水热炭(W-SHC)是通过使用去离子水浸渍SHC 1 h, 其中炭:水=1:10(体积比), 搅拌30 min；然后通过抽滤、烘干获得.不同水热炭的理化性质如表 1所示.
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表 1 试验所用水热炭的基本理化性质1) Table 1 Basic physical and chemical properties of hydrochars in laboratory |
为了表征水热炭的多孔特性, 用扫描电子显微镜(SEM；ZEISS EVO-MA 10, 德国)和原子力显微镜(AFM；Innova, VeECO, BrukerAXSPvt. Ltd.)对水热炭结构和形貌进行了表征.炭材料比表面积(SSA), 孔容, 孔径采用NOVA 1200分析仪测定, 参数通过Brunauer-Emmett-Teller(BET)方法计算.
1.2 水稻土柱试验本试验所用的水稻品种为江苏省农业科学院选育的南粳46, 该水稻品种在我国苏南地区广泛种植.本研究水稻土柱制备过程是将在江苏省宜兴市周铁镇稻田取的0~20、20~40和40~60 cm这3个深度的土壤分别混匀后分层添加到土柱里.水热炭是和0~20 cm表土的土壤混匀后施加到土柱里；其余底土部分没有施加水热炭处理, 经过了不低于12个月的稳定处理.
供试土壤的基本性质如下：pH 6.42 (土壤:水=1:2.5), 有机质含量2.92%, 全氮1.72 g·kg-1, 有效磷23.09 mg·kg-1, 速效钾159.28 mg·kg-1, CEC 22.61 cmol·kg-1.
本研究设置3个处理：水热炭(SHC)、水洗水热炭(W-SHC)和同时设置了不加水热炭的对照处理(CKU).水热炭处理施加量为0.5%(质量分数), 每个处理设3个重复.氮肥分3次施加, 分别在6月30日、7月15日和8月13日施肥, 即基肥(BF)、第一次追施氮肥(分蘖肥, SF1)和第二次追施氮肥(穗肥, SF2). 3次氮肥施加量分别为96、96和48 kg·hm-2.本试验所用氮肥为尿素.全部处理的磷钾肥均在基肥时一次性施入, 其中磷肥(P2O5)和钾肥(K2O)用量分别为96 kg·hm-2和192 kg·hm-2.试验采用直径为30 cm, 有效高度为50 cm的土柱.日常水分管理采用自来水灌溉, 田面水水层保持在3~5 cm.每个土柱装入35 kg的水稻土, 施炭处理由水热炭与土壤按施加比例统一混合后装入土柱.本试验于2018年6月29日移栽(3穴·盆-1及3株·穴-1), 同年11月9日收获.
1.3 稻田NH3挥发测定氨挥发通量采用密闭式连续气流封闭-硼酸吸收法收集测定[14].使用0.01mol·L-1 H2SO4反滴定吸收了NH3的硼酸吸收液.NH3的累积挥发量为观测期间日排放量之和.单位产量下的氨挥发排放量(yield-scale ammonia volatilization)为氨挥发排放累积量与产量的比值[21].
1.4 田面水pH、NH4+-N和NO3--N测定与氨挥发采集试验同步, 在每天下午15:00采集田面水以测定pH、NH4+-N和NO3--N.田面水pH测量使用pH3310SET2(德国)原位测定.田面水NH4+-N和NO3--N采用荷兰SKALAR SAN++SYSTEM流动分析仪测定.
1.5 土壤脲酶活性测定采用苯酚钠-次氯酸钠比色法测定土壤脲酶活性.称取风干土样5 g于容量瓶中, 加入甲苯, 10%尿素溶液和柠檬酸缓冲液(pH 6.7), 在37℃恒温箱中培养24 h.培养结束后, 将溶液用滤纸过滤于三角瓶中.吸取3 mL滤液于50 mL容量瓶中, 然后加入4 mL苯酚钠, 3 mL次氯酸钠, 定容. 1 h内在分光光度计于578 nm处进行比色测定.土壤脲酶活性以1 g土壤中NH4+-N的毫克数表示.
1.6 土壤氨氧化基因丰度土壤氨氧化基因丰度测定采用FastDNAⓇSPIN Kit, 从土壤样品中提取DNA.然后采用实时定量聚合酶链反应(q-PCR)技术, 对AOA基因和AOB基因的丰度进行定量分析.
1.7 数据处理与分析用Microsoft Excel 2010进行数据统计分析, 用SPSS 21.0统计软件进行方差分析, 采用Duncan检验进行差异显著性分析(P＜0.05).使用Origin 8.0和Microsoft Excel 2010软件进行绘图.
2 结果与分析 2.1 不同水热炭表面特性不同水热炭的表面特征如图 1所示.通过不同炭材料的扫描电镜图(SEM)[图 1(a)和1(b)]可以发现, SHC颗粒表面比较平整光滑, 且孔径较小, 形状不规则；W-SHC颗粒表面呈较为规则的网状孔隙结构, 孔径相比SHC有所增大；结果表明, 水热炭经过水洗处理, 表面孔隙率得到了明显提高.通过不同炭材料的原子力显微镜(AFM)图像[图 1(c)和1(d)]可以发现, 水热炭经过水洗处理, 表面粗糙度得到了明显提高.通过不同炭材料表面元素分布的SEM-mapping图像[图 1(e)和1(f)]可以发现, 水洗水热炭相比锯末水热炭, 表面O、Si、Al和Fe等元素分析均有明显增加, C元素相对含量有所下降.
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(a)和(b)分别为SHC和W-SHC的扫描电镜(SEM)图像；(c)和(d)分别为SHC和W-SHC的原子力显微镜(AFM)图像；(e)和(f)分别为SHC和W-SHC表面元素分布的SEM-mapping图像 图 1 水热炭(SHC)和水洗水热炭(W-SHC)的表面结构特征 Fig. 1 Characterizations of sawdust hydrochar (SHC) and water-washed hydrochar (W-SHC) |
水稻氨挥发主要发生在水稻生长的肥期中, 有大量的研究表明, 水稻肥期的氨挥发损失量显著高于非肥期, 占全生育期氨挥发损失量的86%~91%[6], 是氨挥发损失的主要时期[22], 因此氨挥发测定在基肥和两次追肥后的7 d内.以这3个肥期的氨挥发排放通量和累积量来研究不同水热炭的施加对稻田氨挥发排放的影响.在水热炭和水洗水热炭处理下, 施用氮肥及两次追肥后稻田土壤中氨挥发情况见图 2.
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分别在水稻移植后第1、16和44 d施用基肥, 蘖肥和穗肥；误差线表示3个平行间的SD值(n=3);氨挥发通量数据以N计 图 2 稻田土壤添加不同水热炭在基肥期、蘖肥期和穗肥期的NH3挥发通量 Fig. 2 NH3 volatilization flux of paddy soil with different hydrochars in base fertilizer period, first supplemental fertilizer period, and second supplemental fertilizer period |
如图 2(a)所示, 在施用基肥(BF)后的7 d内, 各处理之间的NH3挥发变化趋势相似：在施肥后第1~4 d, NH3挥发通量快速增加, 在第4 d达到峰值, 然后再逐渐下降.基础施肥后CKU处理NH3挥发排放通量峰值为7.30 kg·(hm2·d)-1.基础施肥后的第1~2 d, SHC处理和W-SHC处理NH3挥发排放通量均低于CKU；而在施肥后前4 d, SHC处理NH3挥发排放通量最低；在施肥后第5~6 d, SHC处理NH3挥发排放通量均高于CKU；第7 d处于中间水平.水热炭的施加, 对施肥前期氨挥发排放有消减作用；但是到了后期, 氨挥发排放通量差异不明显.
如图 2(b)所示, 分蘖肥(SF1)施加后, 所有处理均在第2 d达到氨挥发排放的峰值, 然后迅速下降；从监测的第5d开始, 氨挥发排放量处于较低水平.SF1肥期氨挥发排放的峰值出现的时间比BF基肥期早2 d.在峰值出现的当天(即监测的第2 d), CKU的氨挥发排放量最高, SHC的氨挥发减排效果最明显.在SF1氨挥发排放监测期内, 水热炭处理NH3挥发峰值在13.06~21.20 kg·(hm2·d)-1之间.
如图 2(c)所示, 穗肥(SF2)施加后, NH3挥发峰值不突出；在穗肥后的前4d, SHC处理和W-SHC处理NH3挥发通量均低于CKU, 其中SHC处理NH3挥发通量最低, 肥期后几天各处理之间差异不明显.
以上结果表明, NH3挥发集中发生在施肥后的2~4 d内, 之后氨挥发通量迅速降低.而控制氨挥发排放的重点, 则应集中在这个时间段内.此外, 水热炭及其改良产物的加入对NH3挥发通量的动态变化模式没有显著影响, 峰值出现时间也未受到明显的影响.
2.3 NH3挥发累积损失量基肥和两次追肥后的NH3挥发累积排放量见表 2.本研究表明, 所有施肥处理NH3挥发累积排放量在61.24~90.62 kg·(hm2·d)-1之间, 占稻季施氮肥量的25.51%~37.76%.其中, SF1期NH3挥发损失明显高于BF期和SF2期.在BF期, SHC处理NH3挥发排放总量低于CKU, 但统计不显著(P >0.05).在SF1和SF2期, SHC处理NH3挥发排放总量显著低于CKU(P＜0.05), 相比CKU, 氨挥发分别减排29.82%和50.09%.W-SHC处理在SF1期NH3挥发排放总量显著低于CKU(P＜0.05), 减排了21.60%.
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表 2 不同水热炭对稻田氨累积挥发量的影响1) Table 2 Effect of different hydrochars on cumulative NH3 volatilization in paddy field |
对于3个肥期NH3挥发累积排放量, SHC处理的NH3挥发减排效果最好, 相比CKU, 减少了32.42%.W-SHC处理NH3挥发累积排放量比CKU减少了10.14%.两种水热炭处理均在不同程度上减少了稻田NH3挥发排放.
2.4 单位产量的NH3挥发累积排放量综合考虑田间管理措施对NH3挥发和作物产量的影响, 是评价集约化农业系统管理实践的重要内容.目前很多研究报道主要关注氨挥发累积排放量[23, 24]；但对于农业生产来说, 其首要目标是保障作物产量, 因此考察单位产量的NH3挥发量, 这在实际应用时更具有现实意义[17].图 3(a)显示了不同水热炭处理的水稻籽粒产量, 其中施加了不同水热炭的处理其籽粒产量显著高于不施加水热炭的CKU处理.基于水稻籽粒产量和氨挥发累积量, 本研究进而计算得到了单位产量NH3挥发累积排放量[图 3(b)].所有施炭处理单位产量NH3挥发累积排放量均显著低于CKU(P＜0.05), 其中SHC处理对单位产量NH3挥发减排效果最好, 相比CKU减少了47.61%.W-SHC处理对单位产量NH3挥发减排效果弱于SHC处理, 这点和NH3挥发排放累积量结果一致.
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(a)不同水热炭处理水稻产量；(b)不同水热炭处理水稻单位产量的NH3挥发累积排放量；直方柱上方英文小写字母不同表示处理间差异显著(P＜0.05) 图 3 不同水热炭处理水稻产量及单位产量的NH3挥发累积排放量 Fig. 3 Rice yield and yield-scale cumulative emissions of NH3 volatilization of different hydrochar treatments |
氨挥发排放受到稻田田面水pH的直接影响. 3个肥期田面水的pH值见表 3.结果表明, 施加水热炭处理的田面水pH普遍低于CKU；特别是在BF期, SHC处理和W-SHC处理田面水平均pH值分别比CKU低0.10~0.13个单位.随着水热炭施加时间的增加, 水热炭对田面水pH的扰动减弱乃至消除.
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表 3 不同处理肥期稻田田面水的pH值1) Table 3 Floodwater pH of different treatments for rice fields in three fertilizer stages |
2.6 田面水NH4+-N和NO3--N浓度
图 4显示了田面水中NH4+-N和NO3--N浓度的动态变化, 与观察到的NH3挥发通量变化模式相似(图 2).由图 4(a)可以看出, 所有处理的田面水NH4+-N含量在基肥后1~2 d均迅速到达峰值, 然后逐渐下降.说明氨挥发排放与田面水NH4+-N浓度存在同步性.总体上, 水热炭施加对田面水NH4+-N和NO3--N浓度的峰值出现时间影响不明显.NH4+-N浓度在BF和SF1期(平均值分别为21.82~30.49mg·L-1和17.52~19.58 mg·L-1)明显高于SF2期(平均值为2.76~3.04 mg·L-1).在BF和SF1期的前1~2 d, 所有施炭处理田面水中NH4+-N浓度均低于CKU；在肥期的后几天, 所有施炭处理田面水中NH4+-N浓度普遍高于CKU.SF1和SF2期, 不同水热炭处理间无显著性差异.
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误差线表示3个重复间的SD值(n=3) 图 4 水热炭及水洗水热炭对3个肥期(对应水稻移栽后第1、16和44 d施肥)的田面水氨氮和硝氮浓度的影响 Fig. 4 Effect of hydrochar and water-washing hydrochar on concentration of NH4+-N and NO3--N in three fertilizer fields (corresponding to fertilization on days 1, 16, and 44 after rice transplanted) |
由图 4(b)可以看出, 所有处理田面水NO3--N含量在水稻移栽后第20天前后达到峰值.在BF期, SHC处理田面水NO3--N浓度最低.而在SF1期, 所有施炭处理田面水NO3--N浓度显著高于CKU, 在SF2期, 各处理之间的差异不明显.田面水NO3--N浓度随着NH4+-N浓度的降低而有升高趋势, 且在分蘖肥(SF1)比较明显.
2.7 土壤氨氧化基因丰度和脲酶含量考虑到穗肥期表层土壤已经趋于稳定, 施加的水热炭在土壤里也已基本达到稳定, 不同水热炭对土壤微生物的影响也更稳定, 本研究采集穗肥期表层鲜土(0~20 cm)的土样, 测定土壤氨氧化功能基因相对丰度和脲酶活性.由图 5(a)可知, SHC处理和W-SHC处理增加了氨氧化古菌(archaeal amoA, AOA)的拷贝数, 同时SHC处理显著增加了氨氧化细菌(bacterial amoA, AOB)的拷贝数(P＜0.05), 与CKU相比, 增加了22.00%.由图 5(b)可知, SHC处理显著降低了土壤脲酶活性, 与CKU相比, 减少了26.51%(P＜0.05).W-SHC处理与CKU相比, 无显著性差异(P>0.05).W-SHC处理土壤脲酶活性显著高于SHC处理, 这表明水热炭经过水洗处理施入土壤后, 相比SHC, 增加了土壤脲酶活性.
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AOA和AOB分别代表氨氧化古菌和氨氧化细菌；SHC与W-SHC分别代表水热炭和水洗水热炭, 直方柱上方英文小写字母不同表示处理间差异显著(P＜0.05) 图 5 土壤氨氧化基因丰度和土壤脲酶活性 Fig. 5 Soil ammonia-oxidizing gene abundance and soil urease activity |
稻田氨挥发是田面水中游离的NH4+转换为气态NH3并挥发到空气中的过程, 与田面水中NH4+-N浓度及pH值等密切相关[25].本研究对田面水pH的监测结果表明, SHC处理和W-SHC处理田面水的pH在不同程度上低于CKU处理；田面水pH在SF1期达到最高值, 而NH3挥发累积排放量也在SF1期最高.在SF1期, SHC处理田面水pH均值相对其他处理最低, 这和氨挥发累积排放量结果一致.这在一定程度验证了NH3挥发受田面水pH影响, 且NH3挥发排放量随着田面水pH的升高而增加.有研究也表明, 常规生物质炭施加使NH3挥发排放增加了14%, 这可能与田面水pH的升高有关[14].
为了进一步分析肥期田面水pH和NH3挥发之间的关系, 本研究用Growth模型拟合了3个肥期田面水每日的pH数据和每日的NH3挥发通量数据, 且该模型通过了显著性检验.由图 6可知, 随着田面水pH的升高, NH3挥发排放量也逐渐增加且增加的速率也越来越快.当田面水pH在7.00~7.50范围内, NH3挥发增长缓慢, 当pH增加0.5个单位, NH3挥发排放量仅增加了1.21 kg·(hm2·d)-1.而当田面水pH在7.50~8.00范围内, NH3挥发增长加快, 当pH增加0.5个单位, NH3挥发排放量增加了2.55 kg·(hm2·d)-1.虽然田面水pH同样是增加0.5个单位, 但是NH3挥发排放增量却相差2倍以上.由表 3结果可知, 本研究所有处理田面水pH在BF和SF1期均高于7.50, 且水稻氨挥发排放主要集中在前两个肥期, 因此SHC处理和W-SHC处理田面水pH的降低对稻田氨挥发排放起到了消减作用.
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BF、SF和SF2分别代表水稻基肥期、第一次补充施肥(蘖肥期)和第二次补充施肥(穗肥期) 图 6 肥期田面水pH与稻田NH3挥发的拟合模型 Fig. 6 Models to describe relation of floodwater pH and NH3 volatilization rate in paddy field |
综上所述, 若想有效控制稻田氨挥发排放, 需考察土水体系的基础pH.对于较高基础pH的稻田生态系统, 即偏碱性土水体系, 通过在肥期关键节点(比如施肥后2~4 d)短期调节土水体系pH, 对于稻田氨挥发减排效果更加突出, 可以实现“事半功倍”的效果.而对于中性和偏酸性土壤, 通过调节土水体系pH减少稻田氨挥发排放, 则可能“事倍功半”, 氨挥发减排效果相对有限.因此, 针对不同水稻体系, 需要针对性的技术措施, 以实现稻田氨挥发的有效消减.
田面水中NH4+-N浓度影响氨挥发的排放.本研究表明, 在BF期1~4 d, W-SHC处理田面水NH4+-N浓度最低, SHC处理田面水NH4+-N浓度也低于CKU, 田面水NH4+-N浓度的下降也可能导致NH3挥发排放量的降低.田面水NH4+-N浓度受水热炭的吸附能力的影响.有研究表明, 水热炭具有很强的氨捕获能力, 吸附能力强[26].水热炭表面具有较高的芳构化程度和丰富的含氧基团, 特别是羧基官能团的大量存在, 可能对NH4+具有一定的吸附作用[19].Cai等[27]的研究结果也表明, 水热炭具有良好地NH4+吸附性能, 这在一定程度上可能影响NH3挥发排放量, Liu等[28]的研究结果也表明, 水热炭具有良好的吸附性能.水热炭经过水洗处理, 比表面积和孔容孔径均有显著提高(表 1), 对田面水中NH4+的吸附固持能力也可能随之提高, 从而使NH4+固定在土壤中, 降低NH3挥发排放量.
田面水中NH4+-N浓度受微生物过程的影响, 其中土壤氨氧化基因丰度是影响田面水NH4+-N浓度的因素之一.氨氧化过程作为硝化反应的第一步, 是氮素循环的关键步骤[29].氨氧化基因(AOA和AOB)被认为是氨氧化过程的主要驱动力, 对NH3挥发有着重要的影响[30].氨氧化古菌(AOA)在土壤硝化作用中起着重要作用.相关分析表明, AOA丰度与NH3挥发密切相关[31].氨氧化细菌(AOB)在硝化反应中负责将NH4+转化成为NO2-, 对稻田微需氧/厌氧土壤环境中的氮转化做出了贡献[32].土壤氨氧化基因测试结果显示[图 5(a)], SHC处理和W-SHC处理均增加了AOA和AOB基因拷贝数, 但是SHC处理显著增加了氨氧化基因的拷贝数, 可以看出SHC处理对稻田氨氧化促进作用更加明显.这一点与水稻NH3挥发累积量的结果一致, SHC处理和W-SHC处理均减少了NH3挥发排放量, 但SHC处理对水稻NH3挥发的减排效果大于W-SHC处理.
另外, 土壤脲酶活性也是影响田面水NH4+-N浓度的一个重要因素.土壤脲酶能够促进土壤中的尿素水解, 转化为无机的氨和碳酸[33].通过脲酶抑制剂, 抑制土壤脲酶活性, 调控农田氮素供应, 已经成为一种成熟的技术手段[14], Abalos等[34]的研究也表明添加脲酶抑制剂对NH3排放有显著的减少作用.有研究表明, 常规生物质炭会抑制脲酶活性, 生物炭对脲酶活性的抑制可能是其表面自由基或自由基促使产生的活性氧簇与脲酶发生氧化反应的结果[35], Sun等[36]的研究也认为秸秆生物质炭降低了土壤的脲酶活性, 是NH3挥发减排的重要原因之一.土壤脲酶测试结果显示[图 5(b)], 与对照CKU相比, SHC处理土壤脲酶活性降低了26.51%, W-SHC处理无显著性差异.本研究水热炭处理显著降低了土壤脲酶活性, 表明水热炭也可实现类似脲酶抑制剂的作用, 减少NH3挥发的排放, 这与NH3挥发研究结果一致.水热炭经过水洗处理相对SHC处理显著提高了土壤脲酶活性, 这可能是由于水热炭水洗过程中有机溶出物的释放有关；Korai等[37]发现通过水洗去除水溶性成分可能会改变生物炭的化学成分, 从而可能会影响生物炭对作物的养分供应.这也从侧面印证, 导致土壤脲酶活性受到抑制的原因, 与水热炭可溶性有机成分有关.而关于水热炭溶出的有机成分的系统分析研究还有待进一步试验地考察.
稻田土壤氮素转化是一个复杂的过程[38], 除田面水pH和NH4+-N浓度外, 还与土壤pH、微生物和C/N等因素密切相关[39].关于水热炭施加对稻田氨挥发的影响机制还有待在更大的试验体系、更全面的施用量范围和更持久的观察条件下进一步验证.
4 结论(1) 水热炭添加显著降低了NH3挥发累积排放量和单位产量NH3挥发累积排放量, 其中, 水洗水热炭相较于原始锯末水热炭对氨挥发减排效果稍弱.
(2) 水热炭和水洗水热炭均明显降低了前期田面水pH和NH4+-N浓度.同时, 水热炭添加显著降低了土壤脲酶活性, 增加了土壤氨氧化基因(AOA和AOB)丰度；水洗水热炭对土壤脲酶活性和氨氧化基因无显著性影响.
(3) 水热炭通过水洗处理相对于未水洗的水热炭, 增加了土壤脲酶活性, 降低了土壤氨氧化基因丰度, 从而导致氨挥发减排效果弱化, 这可能和水热炭水洗过程中的有机溶出物的释放有关.而关于水热炭释放的可溶性有机成分的系统分析及其与土壤N转化的关系还有待进一步地试验验证, 以便更深入考察水热炭对稻田氨挥发减排作用的影响机制.
致谢: 感谢南京林业大学孙海军副教授对本文提供的建设性意见；感谢江苏省农业科学院侯朋福博士和张文超先生对本文的帮助.感谢江苏省农业科学院澳籍华人Zhenhua Zhang研究员和Tripti Mishra博士对本文的语言润色.
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