2022, Vol. 43
2. 陕西省循环农业工程技术研究中心, 杨凌 712100;
3. 山西农业大学有机旱作农业研究院, 太谷 030800
, LIU Zhen-yuan1,2 , SONG Jia-jie1,2 , LI Na3 , YU Qi1,2 , HAO Jia-qi1,2 , XU Hong-wei1,2 , CHENG Bo-hao1,2 , WANG Xing1,2 , FENG Yong-zhong1,2
2. Research Center of Recycle Agricultural Engineering and Technology of Shaanxi Province, Yangling 712100, China;
3. Shanxi Institute of Organic Dryland Farming, Shanxi Agricultural University, Taigu 030800, China
人为温室气体排放导致的气候变化对农业生产和农民生计具有严重的潜在威胁, 因此温室气体减排日益成为社会公众关注的焦点[1].氧化亚氮(N2O)作为重要的温室气体之一, 在100年时间尺度上的全球增温潜势(GWP)是CO2的298倍[2].农田土壤是N2O最主要的排放源之一, 其排放量高达(3.3±1.1)Tg·a-1, 约占全球土壤N2O排放总量33%[3].通过创新和优化农田管理手段来减少农田土壤源N2O排放是促进农业温室气体减排的重要方式.
秸秆还田作为维持耕地土壤肥力和提高土壤固氮能力的有效方法[4], 其提高土壤SOC储量来减少大气CO2的生态效应会被其诱导的土壤N2O排放所抵消.目前国内外关于秸秆还田对N2O排放的影响研究较多, 尚无统一的结论.有研究表明在稻麦轮作系统中加入新鲜小麦秸秆能有效减少N2O排放, 麦秸还田旋耕效果最佳[5], 也有研究表明秸秆还田促进N2O还原为N2进而减少N2O排放[6], 还有研究表明秸秆还田增加土壤微生物固氮潜力, 降低硝化和反硝化作用进而减少N2O排放[7]. Li等[4]对不同地理位置、气候、土壤条件和农业管理策略下作物秸秆还田对土壤N2O排放的影响进行了Meta分析, 表明秸秆还田显著增加N2O排放29.7%.
生物炭作为固碳减排和土壤污染控制与修复的土壤改良剂受到广泛的关注.Shakoor等[8]对全球农田在土壤生物炭与温室气体排放之间的相互作用进行Meta分析, 表明生物炭显著缓解玉米农田土壤N2O排放.但是国内外研究表明, 生物炭显著增加土壤N2O排放[9], 也有研究表明生物炭降低N2O排放的作用是暂时的, 并不能降低N2O累积排放量.尽管越来越多的研究试图揭示生物炭缓解农田温室气体排放的潜力, 但是不同类型的生物炭在热解温度、原料、碳氮比和pH等方面存在差异, 导致生物炭的减排效应未达成一致[10].农田N2O排放是众多因素综合作用的结果, 过去的研究主要集中在生成机制、单个或几个影响因素上, 对于夏玉米N2O排放的总体排放规律、评价标准和解决方案的研究仍需加强.
关中平原是中国重要的粮食生产基地, 占陕西省粮食总产量的2/3以上, 农作物秸秆是农业生产的必然产物, 农民一般选择田间焚烧以节省人力投入, 但是会造成大气污染, 降低土壤肥力[11].如何创新秸秆利用模式, 在保证粮食产量的同时, 减少N2O排放是当前关中地区农业科学研究的重点内容之一.因此, 本研究基于关中平原麦玉轮作体系设置田间定位试验, 分析秸秆还田配施生物炭对麦玉轮作模式下夏玉米农田土壤N2O排放和活性氮组分, 结合作物产量进行综合评价, 探索出有效的固氮减排及增产增效措施, 以期为农田土壤N2O减排调控提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 试验地概况本试验位于关中平原西北农林科技大学曹新庄试验农场(34°18′N, 108°05′E, 海拔520 m).该地区属半干旱半湿润地区, 年均气温12.9℃, 年均降水量660 mm, 日照时数2 163.5 h, 年均蒸发量993.2 mm, 湿润指数0.6.根据中国土壤系统分类, 土壤质地为粉砂质黏壤土, 土壤类型为塿土.其0~20 cm土层土壤的基本性质为: ω(SOC)7.8 g·kg-1, ω(TN)0.4 g·kg-1, ω(TP)0.5 g·kg-1, ω(AP)9.9 mg·kg-1, ω(AK)143.4 mg·kg-1, pH 8.3.
1.2 试验设计本试验于2018~2020年在小麦-玉米轮作体系下进行, 采取完全随机区组设计, 包括秸秆不还田(S0), 秸秆还田(S), 秸秆还田+生物炭(SB)共3个处理, 各处理均设3次重复, 共9个小区, 每个小区面积36 m2(8 m×4.5 m).利用秸秆还田机将前茬作物秸秆全部打碎成为3~10 cm的碎片, 之后通过旋耕使其还田入土约15 cm深, 前茬作物为冬小麦, 玉米和小麦秸秆还田量分别为8 000 kg·(hm2·a)-1和5 000 kg·(hm2·a)-1.玉米和小麦秸秆粉碎后分别撒入6 t·hm-2和2 t·hm-2生物炭, 进行旋耕, 使生物炭与土壤混合.试验所用生物炭比表面积86.7 m2·g-1, ω(SOC)723.8 g·kg-1, ω(TN)11.9 g·kg-1, ω(AP)387.8 mg·kg-1, ω(AK) 1 023.1 mg·kg-1, pH 10.4.各小区施肥量为N 225 kg·hm-2、P2 O5 140 kg·hm-2和K2 O 120 kg·hm-2.氮磷钾肥料混合在一起, 在秸秆还田3 d后作为基肥人工撒施.夏玉米品种为蠡玉18号, 于2019年6月12日和2020年6月12日进行播种, 于2019年9月27日和2020年9月26日收获, 行距70 cm, 株距25 cm, 播种深度5 cm.其他管理措施与当地农户保持一致.
1.3 测试方法采用铝盒烘干称重法测定土壤0~10 cm和10~20 cm含水量, 采用直接地温计测定土壤5 cm温度.玉米收获时, 选取两行玉米(1 m), 人工脱粒测量重量换算成单位面积产量(t·hm-2).土壤N2O排放通量采用静态箱-气相色谱法进行测定, 采样箱由不锈钢箱体(50 cm×50 cm×50 cm)和底座(50 cm×50 cm×5 cm)组成, 在夏玉米播种后, 立即插入小区中央植株行间位置的土壤中, 并保证土壤和底座上的凹槽之间没有缝隙.箱体外覆反光材料, 降低采气过程中外部环境对箱体内部变化的影响, 采样时间为上午09:00~11:00, 在施氮后每2 d采集1次, 10 d后每周采集1次, 降雨后连续加测, 直到N2O排放速率恢复稳定.具体采气方法、仪器说明、及N2O排放通量、N2O累积排放量和单产N2O排放量计算公式参考文献[12].采用“5点取样法”采集0~10和10~20 cm土层土样, 根据文献[13]的方法, 测定土壤pH值(土∶去离子水=1 ∶5), 用连续流动分析仪(0.001AUFS, Auto Analyzer 3AA3, Germany, )测定土壤无机氮(NO3--N和NH4+-N)和总氮(TN)含量, 使用自动TOC-TN分析仪(TOC-LCPH, TOC Analyze SHIMADZU, Japan)测定土壤可溶性有机氮(DON)和微生物量氮(MBN)含量.
1.4 数据分析采用Excel 2016和SPSS 25.0软件对试验数据进行统计分析.不同处理之间采用LSD法进行多重比较, 显著水平为0.05.采用R语言和Canoco 5软件进行相关性分析和冗余分析.采用Origin 2021进行数据的可视化.
2 结果与分析 2.1 秸秆还田配施生物炭对土壤N2O排放的影响结果显示, S较S0显著增加土壤N2O累积排放量65.8%~132.2%; SB较S显著降低土壤N2O累积排放量24.0%~27.3%(图 1).各处理夏玉米土壤N2O排放的动态变化规律显示, 秸秆还田后10 d土壤N2O排放通量出现峰值; 秸秆还田后30 d, 各处理土壤N2O排放通量较低.各处理土壤N2O排放通量最大为S[2 519.2 mg·(m2·h)-1], 在N2O排放通量峰值时, S较S0高83.6%~611.6%; SB较S显著降低N2O排放通量45.1%~69.6%(图 2).结果显示, 各处理土壤5 cm温度和0~20 cm含水量与N2O排放通量不存在显著的相关性(图 3).
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图 1 2019~2020年各处理N2O累积排放量 Fig. 1 N2O cumulative emissions of different treatments from 2019 to 2020 |
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T1: 播种期~苗期, T2: 苗期~拔节期, T3: 拔节期~大喇叭口期, T4: 大喇叭口期~开花期, T5: 开花期~成熟期 图 2 2019~2020年作物生育期内各处理N2O排放通量季节变化特征 Fig. 2 Seasonal variation characteristics of N2O emission rate of different treatments during the growth period of summer maize from 2019 to 2020 |
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空白框表示两个指标之间不存在显著的相关性, 圆圈表示存在显著的相关性, 红色表示两个指标之间呈正相关, 蓝色表示两个指标之间呈负相关, 圆圈颜色深浅和大小表示相关性大小, 圆圈中的数字表示相关系数 图 3 土壤N2O排放通量与土壤理化性质的皮尔逊相关系数 Fig. 3 Pearson correlation coefficient between soil N2O emission rate and soil physicochemical properties |
各处理土壤硝态氮(NO3--N)含量在播种期~苗期(T1)和苗期~拔节期(T2)较高, 土壤ω(NO3--N)最高可达53.5 mg·kg-1(图 4, S处理), 在拔节期~大喇叭口期(T3)、大喇叭口期~开花期(T4)和开花期~成熟期(T5)较低, 土壤ω(NO3--N)最低可达6.9 mg·kg-1(S0处理).S较S0在T1和T2显著增加土壤NO3--N含量40.0%~53.1%, SB较S在T1和T2显著降低土壤NO3--N含量8.7%~31.7%.夏玉米全生育期土壤NO3--N含量平均值显示, S较S0显著增加土壤NO3--N含量41.2%~41.5%, SB较S显著降低土壤NO3--N含量25.8%~26.1%.各处理土壤NH4+-N含量在T1较高, 表现为: S>SB>S0, 不同处理之间差异显著(P＜0.05), ω(NH4+-N)最高可达45 mg·kg-1(S处理), 随着生育期的进行迅速下降, 在T3和T4土壤ω(NH4+-N)维持在3 mg·kg-1.夏玉米生育期土壤NH4+-N含量平均值显示, S较S0显著提高土壤NH4+-N含量24.1%~61.7%, SB较S显著降低了土壤NH4+-N含量11.3%~23.8%.土壤无机氮(SIN)为NO3--N和NH4+-N之和, NO3--N在SIN中所占比重较高, 因此土壤SIN与NO3--N的变化趋势一致.土壤N2O排放通量与土壤NH4+-N和SIN存在显著的正相关关系(P < 0.05), 相关系数分别为0.6和0.5(图 3).
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T1: 播种期~苗期, T2: 苗期~拔节期, T3: 拔节期~大喇叭口期, T4: 大喇叭口期~开花期, T5: 开花期~成熟期, Total: 夏玉米全生育期; 不同的小写字母表示作物生育时期各处理之间差异显著(P＜0.05) 图 4 2019~2020年夏玉米生育期内不同处理土壤硝态氮、铵态氮和无机氮含量 Fig. 4 Content of soil nitrate nitrogen, ammonium nitrogen, and inorganic nitrogen of different treatments during the growth period of summer maize from 2019 to 2020 |
各处理土壤可溶性有机氮(DON)含量在T1和T2较高, 土壤ω(DON)最高达55 mg·kg-1(图 5, S处理), 随着生育期的进行迅速下降, 土壤ω(DON)最低达9.9 mg·kg-1.S较S0显著增加土壤DON含量11.8%~14.4%, SB较S显著降低土壤DON含量7.4%~9%, SB土壤DON含量波动范围较小.不同处理微生物量氮(MBN)含量在T1和T2较高, 在T3和T5较低, 呈先增加后减少的趋势, 夏玉米生育期内土壤ω(MBN)最高达187.9 mg·kg-1(S), 最低达12.8 mg·kg-1(SB).S较S0显著增加土壤MBN含量35.5%~55.5%, SB较S显著降低土壤MBN含量10.3%~22.3%.土壤N2O排放通量与土壤DON和MBN存在显著的正相关关系, 相关系数分别为0.6和0.4(图 3).结果显示, 各处理土壤总氮(TN)含量表现为: SB＞S＞S0, S较S0显著提高土壤TN含量27.8%~33%, SB较S显著提高土壤TN含量9.1%~12.2%(图 6).环境因子(5 cm土壤温度、0~20 cm土壤含水量、土壤NO3--N、NH4+-N和DON)可以解释60.6%的MBN和N2O排放通量的变化(图 7).
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T1: 播种期~苗期, T2: 苗期~拔节期, T3: 拔节期~大喇叭口期, T4: 大喇叭口期~开花期, T5: 开花期~成熟期, Total: 夏玉米全生育期; 不同的小写字母表示作物生育时期各处理之间差异显著(P＜0.05) 图 5 2019~2020年夏玉米生育期内不同处理土壤可溶性有机氮和微生物量氮含量 Fig. 5 Content of soil dissolved organic nitrogen and soil microbial biomass nitrogen of different treatments during the growth period of summer maize from 2019 to 2020 |
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不同的小写字母表示同一生长时期各处理之间差异显著(P＜0.05) 图 6 2019~2020年夏玉米土壤总氮含量 Fig. 6 Content of summer maize soil total nitrogen from 2019 to 2020 |
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蓝色箭头表现响应变量, 红色箭头表示解释变量 图 7 土壤N2O排放通量和微生物量氮对土壤理化性质的响应 Fig. 7 Response of soil N2O emission rate and microbial nitrogen to soil physicochemical properties |
结果表明, SB和S较S0显著提高夏玉米产量, 分别为13%~16.7%和7%~11.5%, 虽然SB较S提高夏玉米产量趋势不显著, 但是SB较S显著降低单位产量N2O累积排放量26.4%~29.2%(表 1).各处理玉米收获期土壤pH表现为: SB＞S0＞S, 不同处理之间差异显著P＜0.05.
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表 1 不同处理夏玉米产量、单位产量N2O累积排放量和土壤pH值1) Table 1 Summer maize grain yield, yield-scaled N2O intensity, and soil pH under different treatments |
3 讨论 3.1 秸秆还田配施生物炭对土壤N2O排放的影响
各处理土壤5 cm温度和0~20 cm含水量与土壤N2O排放通量不存在显著的相关性(图 3), 这可能是由于夏玉米生育期内温度较高, 温度不是主导因子, 对土壤微生物的活性影响较小, 土壤0~20 cm含水量可以解释34.2%的土壤N2O排放通量和MBN的变化(图 7).N2O排放通量动态变化规律显示为先增加后减少最后维持稳定, 施肥后土壤总氮激增[14], 为土壤反硝化作用提供底物, 玉米还未出苗不与土壤微生物竞争物质和能量[15], 增加土壤N2O排放, 在秸秆还田后10 d土壤N2O排放通量达到峰值.小麦秸秆粉碎后碎屑粒径较细(3~5 cm)与土壤接触面大, 腐解消耗氧气多, 腐解产生的养分有利于微生物快速繁殖消耗大量氧气, 为反硝化作用提供适宜的厌氧条件[16]; 生物炭一方面具有较大的比表面积和多孔结构, 能够降低土壤容重, 改善土壤通气状况[17], 另一方面生物炭具有较高的C/N比, 多为环状结构, 具有芳香性不易被氧化, 且具有很强的吸附性, 可供微生物利用的有效碳含量低, 因此可以抑制土壤硝化反硝化作用[18], 秸秆还田配施生物炭显著降低秸秆还田诱发的土壤N2O排放, 在N2O排放通量达到峰值时, 生物炭具有削峰的作用.土壤N2O还原酶争夺电子的能力较弱, 缺少电子供体不利于N2O的还原, 秸秆还田降低土壤pH, 抑制N2O还原酶活性[19], N2O转化为N2的过程被抑制; 秸秆还田配施生物炭(pH 10.4)提高土壤pH, 降低硝化反硝化过程N2O产生速率和产量[20], 这与华北地区秸秆还田增加夏玉米土壤N2O排放18%~31%, 施用40 t·hm-2的生物炭降低夏玉米土壤N2O排放结论相一致[21, 22].此外, 有研究表明稻田里添加7.5~48 t·hm-2生物炭增加土壤N2O排放13%~82%[23], 这与本研究的结论不一致, 可能是生物炭在不同类型土壤和种植系统中产生的影响不同导致.
3.2 土壤N2O排放对土壤活性氮组分的响应本研究各处理土壤SIN、NH4+-N、MBN和DON含量均与土壤N2O排放通量存在显著的正相关关系(图 3).NO3--N和NH4+-N是硝化和反硝化作用的反应底物, 其含量的大小不仅会影响反应速率, 还会影响产物中N2O所占比例.夏玉米生长前期对于氮素的需求不高, 过量的活性氮以气态氮(N2O和NH3)形式排放; 生物炭较大的比表面积将NH4+等阳离子通过含氧官能团吸附表面, 多孔结构延缓气体排放, 短期固定土壤NH4+-N[23], 土壤NH4+-N可以解释21.5%的土壤N2O排放通量和MBN的变化(图 7).此外, 有室内培养试验表明施用生物炭减少土壤N2O排放却增加土壤NO3--N累积, 造成氮素淋失[24], 这与本研究的结论不一致, 可能是生物炭的材料和试验环境复杂程度不同导致.
MBN作为土壤有机氮的重要组成部分, 对养分的供给与转化起着重要作用, 反映土壤微生物活性.秸秆还田后, 提高土壤有机质含量, 秸秆作为基质直接参与土壤硝化过程, 满足土壤硝化细菌对底物和能量的需要, 促进硝化作用, 增加土壤N2O排放[25]; 生物炭的高C/N比破坏土壤原有的微生物碳氮平衡, 吸附土壤中游离的NO3--N和NH4+-N至孔隙或表面, 降低小分子化合物的可利用性, 降低土壤硝化反硝化细菌的活性, 土壤MBN含量降低, 从而降低土壤N2O排放[26].此外, 在山东进行的麦玉轮作试验表明, 生物炭增加了土壤微生物量氮导致土壤N2O排放增加, 这与本研究的结论不一致, 可能是土壤质地和性质不同导致[27].
DON是土壤有机氮中最活跃的组分之一, 不仅可以作为一些植物的直接氮源, 也能反映土壤的矿化能力[28], 且易随水流失, 造成环境污染[29], 因此土壤DON在保持土壤肥力、维持氮库平衡和生态环境方面具有重要的意义.尿素(酰胺态氮肥)施入土壤促进秸秆腐解为土壤微生物提供丰富的营养物质, 土壤微生物分解土壤有机物释放DON, 从而提高土壤DON含量; 生物炭不仅可以将土壤DON吸附到其表面或土壤胶体内[30], 而且较高的C/N比可以使微生物在分解生物炭中易降解的有机碳时消耗土壤中的N[31], 减少可供微生物吸收利用的土壤DON含量, 降低土壤N2O排放.
TN是表征土壤质量的重要指标, 反映土壤肥力的水平[32].秸秆还田不仅提高对土壤氮素的吸附, 而且秸秆和生物炭能够释放自身的氮素, 瞬间提高土壤氮素含量, 此外, 生物炭丰富的孔隙结构和巨大的比表面积可以吸附和固持土壤氮素, 减少土壤氮素淋溶损失.
3.3 秸秆还田配施生物炭对夏玉米产量和单位产量N2O排放的影响通过控制氮的来源和减缓硝化、反硝化作用是减少土壤N2O排放的途径, 但前提是不能降低农业总产量.S较S0显著增加夏玉米产量, 同时也显著增加单产N2O累积排放量, 不利于农业的可持续发展.虽然SB较S增加夏玉米产量的趋势不显著, 但是显著降低单位产量N2O累积排放量(表 1), 生物炭在提高土壤总氮和减少土壤N2O排放方面表现出良好的有效性和可持续性[33].综合考虑, 秸秆还田配施生物炭(SB)能在保证高产的前提下减少N2O排放, 对满足日益增长的粮食需求和应对日益恶化的气候变化具有重要的意义.本研究着重于生物炭对氮素循环的影响, 生物炭施入土壤后表面孔隙结构的变化所导致的退化, 对于土壤动物(蚯蚓为主)和植物根系的影响还有待进一步研究.
4 结论(1) 夏玉米生育期内农田N2O排放峰值出现在秸秆还田后10 d, SB较S显著降低土壤N2O排放通量45.1%~69.6%, 秸秆还田配施生物炭能够缓解秸秆还田诱发的土壤N2O排放, 生物炭具有削峰的作用, 秸秆还田30 d后土壤N2O排放通量处于较低的水平.
(2) 土壤NH4+-N、SIN、MBN和DON是秸秆还田配施生物炭影响土壤N2O排放的主导因子, 其含量与土壤N2O排放通量存在显著的正相关关系(P < 0.05).
(3) SB较S显著提高夏玉米产量和土壤TN, 分别为10%~16.7%和39.4%~49.2%, 显著降低土壤N2O累积排放量和单位产量N2O累积排放量, 分别为24%~27.3%和26.4%~29.2%.秸秆还田配施生物炭具有优良的增产减排效应, 是关中平原麦玉轮作体系的绿色生产新模式.
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