藍(lán) 妮， 王 純， 王維奇，b

(福建師范大學(xué) a.地理研究所;b.生態(tài)地理過程教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，福建福州 350007)

0 引言

由于對全球氣候變暖的日益關(guān)注，有關(guān)稻田溫室氣體排放在調(diào)節(jié)中所起的作用研究不斷增加。甲烷和氧化亞氮的單分子增溫潛勢分別為二氧化碳的25和298倍［1］，是重要的溫室氣體類型。隨著世界人口的不斷增加，糧食的需求量將逐年升高，其中，對供給世界60%以上人口的主要糧食稻米需求更為迫切［2］，隨之而來的稻田甲烷與氧化亞氮排放量也將迅速增加，這將會(huì)加速全球氣候變暖。因此，協(xié)調(diào)糧食生產(chǎn)需求與溫室氣體排放增加的矛盾，實(shí)現(xiàn)糧食供給量的提高與溫室氣體減排同步進(jìn)行，意義重大［3］。

爐渣與生物炭可改良稻田土壤并增加水稻產(chǎn)量，使其在稻田溫室氣體減排中的應(yīng)用得到國際學(xué)者們的廣泛關(guān)注［4-5］。目前，關(guān)于爐渣與生物炭對稻田甲烷與氧化亞氮排放的影響研究都是獨(dú)立開展的，現(xiàn)有的獨(dú)立研究結(jié)果顯示，爐渣在日本、韓國的溫帶地區(qū)、中國的亞熱帶地區(qū)均可減少稻田的甲烷排放，這與爐渣中含有異化鐵抑制甲烷產(chǎn)生有關(guān)［6-8］，但對于氧化亞氮的影響則尚無定論，有研究指出爐渣施加對稻田氧化亞氮排放的影響并不顯著［8］，更有研究指出爐渣的施加增加了稻田氧化亞氮排放［6］。然而生物炭對稻田甲烷和氧化亞氮的影響研究結(jié)論恰恰相反，對于生物炭對氧化亞氮的影響，無論是在德國的農(nóng)田土壤、美國北部的草原、農(nóng)田(燕麥、大豆、玉米)、森林以及垃圾場覆蓋土壤，還是中國的稻田、菜地均得出了一致的結(jié)論，即生物炭施加可以有效的減少氧化亞氮排放［3，9-13］，對于甲烷排放的影響則沒有定論，相關(guān)研究主要是集中在我國中亞熱帶開展，僅有的研究結(jié)果表明，在中國江蘇的水稻田，生物炭的施加增加了稻田甲烷排放［13-14］，同樣是在中國江蘇水稻田的研究，生物炭的施加減少了甲烷排放［15］，主要是通過增強(qiáng)甲烷氧化菌活性而實(shí)現(xiàn)的，在對中國江西水稻田的研究也得出了一致的結(jié)論［16］。然而兩種物質(zhì)的混合施加對稻田甲烷和氧化亞氮的影響研究尚未見報(bào)道，對于這一科學(xué)問題的深入探討，突顯其重要的理論與實(shí)踐價(jià)值。

基于此，本研究選擇福建省水稻研究所吳鳳綜合實(shí)驗(yàn)站為研究樣點(diǎn)，開展?fàn)t渣與生物炭添加對稻田甲烷與氧化亞氮產(chǎn)生的影響研究，可為篩選福建稻田合適的溫室氣體減排策略提供參考，也可填補(bǔ)國際上在該領(lǐng)域研究的不足。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)與采樣點(diǎn)

研究區(qū)位于閩江河口區(qū)福州平原的南分支—烏龍江的北岸，屬亞熱帶季風(fēng)氣候，年均氣溫為19.6℃，年均降水量為1 392.5 mm，蒸發(fā)量為1 413.7 mm，相對濕度為77.6%，地貌主要為沖海積平原，地表平坦，海拔3～5 m，零星分布剝蝕丘陵地貌［17］。實(shí)驗(yàn)區(qū)位于福建省水稻研究所吳鳳綜合試驗(yàn)基地(26.1°N，119.3°E)內(nèi)［18］，該試驗(yàn)基地共有稻田 7 hm2［19］。土壤耕作層有機(jī)碳含量 18.11 g/kg、全氮 1.28 g/kg、全磷1.07 g/kg。實(shí)驗(yàn)區(qū)內(nèi)主要實(shí)行早稻—晚稻—蔬菜的輪作制度。

1.2 土壤樣品的采集與添加物制備

2012年7月，在福建省農(nóng)科院吳鳳綜合實(shí)驗(yàn)區(qū)選擇相對平整的稻田，隨機(jī)選取3個(gè)重復(fù)采樣點(diǎn)，采集0～15 cm土壤，將采回的鮮土風(fēng)干并研磨(挑除比較大的根物質(zhì)與雜質(zhì))，過100目篩，將土壤樣品充分混合均勻，待實(shí)驗(yàn)備用。

生物炭制備是在350℃下經(jīng)O-KTF1200管式爐(江蘇宜興市前錦爐業(yè))燒制而成，爐渣、水稻秸稈、生物炭粉碎過1 mm孔篩。添加物中秸稈、生物碳、爐渣的總碳含量分別為 317.10、402.57、6.19 g/kg，總氮含量分別為11.79、13.38、10.33 g/kg，速效磷含量分別為 2.27、3.77、0.07 g/kg。

1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.3.1 甲烷與氧化亞氮的產(chǎn)生潛力

稱取相當(dāng)于烘干土重10 g的風(fēng)干土放入120 mL的培養(yǎng)瓶，再分別加入爐渣、秸稈、生物炭及爐渣與生物炭混合物，添加物為2%的土壤重量［20-21］，并設(shè)置對照，加入蒸餾水使培養(yǎng)瓶內(nèi)土水比為1∶2，晃動(dòng)培養(yǎng)瓶使土壤成泥漿狀，每個(gè)培養(yǎng)樣品設(shè)置3個(gè)重復(fù)，共5個(gè)處理。用硅橡膠塞塞住瓶口，瓶塞周圍以704膠密封，在塞住瓶口的硅橡膠塞的兩邊打兩個(gè)孔，插入玻璃管，一根較長，插入泥漿中，作為N2進(jìn)口;另一根較短，稍稍插入培養(yǎng)瓶即可，作為N2出口和氣體取樣口。每次測定CH4和N2O產(chǎn)生潛力時(shí)，通過N2進(jìn)口用高純N2以300 ml/min的流速?zèng)_洗3 min，造成充分的厭氧培養(yǎng)條件，將培養(yǎng)瓶放入28℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，分別在第 1、3、7、14、21、28、35、42、49、56 d 測定甲烷與氧化亞氮產(chǎn)生潛力，甲烷與氧化亞氮產(chǎn)生潛力通過分析密閉培養(yǎng)一定時(shí)間后培養(yǎng)瓶內(nèi)氣相甲烷與氧化亞氮濃度的變化求得［22］。

1.3.2 氣樣分析

甲烷和氧化亞氮?dú)怏w濃度分別由兩臺(tái)日本島津公司生產(chǎn)的GC-2014氣相色譜儀測定。甲烷測定檢測器為FID(氫離子火焰化檢測器)，檢測條件為柱溫70℃，檢測器溫度200℃，載氣流速30 mL/min;氧化亞氮測定檢測器為電子捕獲檢測器，檢測條件為柱溫70℃，檢測器溫度320 ℃，載氣流速30 mL/min［23］。

甲烷和氧化亞氮產(chǎn)生潛力計(jì)算公式為:式中:P為氣體產(chǎn)生潛力 (μg/(g·d));dc/dt為培養(yǎng)箱內(nèi)氣相氣體濃度單位時(shí)間變化(μmol/(mol·d));VH為培養(yǎng)瓶內(nèi)上部空間體積(L);Ws為干土質(zhì)量(g);MW為氣體的相對分子質(zhì)量(g);MV為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下氣體摩爾體積(22.4 L/mol);T為培養(yǎng)瓶內(nèi)溫度(K)。

1.4 數(shù)據(jù)處理

應(yīng)用Excel 2003和SPSS 13.0統(tǒng)計(jì)分析軟件對測定數(shù)據(jù)進(jìn)行整理。原始數(shù)據(jù)的平均值及標(biāo)準(zhǔn)差的計(jì)算采用Excel 2003，采用SPSS 13.0 中One—Way ANOVA對不同處理甲烷和氧化亞氮產(chǎn)生、累積與綜合增溫潛勢的差異性進(jìn)行檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 爐渣與生物炭添加對稻田甲烷產(chǎn)生潛力的影響

整個(gè)觀測期內(nèi)，對照、爐渣、生物炭、生物炭+爐渣處理表現(xiàn)為土壤甲烷產(chǎn)生潛力隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加而不斷降低，但秸稈添加處理表現(xiàn)為先增加后降低的趨勢。對照處理甲烷產(chǎn)生潛力最大值出現(xiàn)在第3 d(0.0229 μg/(g·d))，最小值出現(xiàn)在第 35 d(0.0017 μg/(g·d));爐渣處理甲烷產(chǎn)生潛力最大值出現(xiàn)在第1 d(0.013 9 μg/(g·d))，最小值則出現(xiàn)在第 35 d(0.001 4 μg/(g·d));秸稈處理甲烷產(chǎn)生潛力最大值出現(xiàn)在第14 d(8.778 9 μg/(g·d))，最小值則出現(xiàn)在第1 d(0.069 4 μg/(g·d));生物炭處理甲烷產(chǎn)生潛力最大值出現(xiàn)在第1 d(0.022 5 μg/(g·d))，最小值則出現(xiàn)在第49 d(0.002 6 μg/(g·d));爐渣 +生物炭處理甲烷產(chǎn)生潛力最大值出現(xiàn)在第1 d(0.022 9 μg/(g·d))，最小值則出現(xiàn)在第 42 d(0.001 8 μg/(g·d))。

對照、爐渣、秸稈、生物炭及爐渣+生物炭處理下的稻田土壤甲烷產(chǎn)生潛力依次為0.001 7～0.022 9、0.001 4 ～ 0.013 9、0.069 4 ～ 8.778 9、0.002 5 ～0.022 5、0.001 8 ～0.022 9 μg/(g·d)，平均產(chǎn)生潛力分別為 0.007 1、0.004 9、1.505 1、0.079 0、0.080 0 μg/(g·d)，甲烷產(chǎn)生潛力表現(xiàn)為:秸稈＞爐渣+生物炭＞生物炭＞對照＞爐渣，爐渣的添加顯著降低了甲烷的產(chǎn)生潛力(P＜0.05)，約減少了31%，而其他處理并未減少稻田土壤甲烷產(chǎn)生(見圖1)。

2.2 爐渣與生物炭添加對稻田氧化亞氮產(chǎn)生潛力的影響

圖1 土壤甲烷產(chǎn)生潛力

整個(gè)觀測期內(nèi)，爐渣、秸稈處理表現(xiàn)為土壤氧化亞氮產(chǎn)生潛力隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加而不斷降低，但對照、生物炭、爐渣+生物炭添加處理則表現(xiàn)為先增加后降低的趨勢。對照處理氧化亞氮產(chǎn)生潛力最大值出現(xiàn)在第1 d(0.021 6 μg/(g·d))，最小值出現(xiàn)在第 56 d(0.000 1 μg/(g·d));爐渣處理氧化亞氮產(chǎn)生潛力最大值出現(xiàn)在第1 d(0.010 4 μg/(g·d))，最小值則出現(xiàn)在第56 d(0.000 1 μg/(g·d));秸稈處理氧化亞氮產(chǎn)生潛力最大值出現(xiàn)在第1 d(0.006 9 μg/(g·d))，最小值在第56 d(0.000 1 μg/(g·d));生物炭處理氧化亞氮產(chǎn)生潛力最大值出現(xiàn)在第28 d(0.010 9 μg/(g·d))，最小值則出現(xiàn)在第 49 d(0.000 1 μg/(g·d));爐渣+生物炭處理氧化亞氮產(chǎn)生潛力最大值出現(xiàn)在第28 d(0.018 5 μg/(g·d))，最小值則出現(xiàn)在第 56 d(0.000 1 μg/(g·d))。

對照、爐渣、秸稈、生物炭及爐渣+生物炭處理下的稻田土壤氧化亞氮產(chǎn)生潛力分別是0.000 1～0.021 6、0.000 1 ～0.104、0.000 1 ～0.006 9、0.000 1 ～0.109、0.000 1 ～0.018 4 μg/(g·d)，平均產(chǎn)生潛力分別為 0.003 5、0.001 6、0.001 1、0.002 1、0.002 9 μg/(g·d)，氧化亞氮產(chǎn)生潛力表現(xiàn)為對照＞爐渣+生物炭＞生物炭＞爐渣＞秸稈，爐渣+生物炭、生物炭、爐渣、秸稈處理氧化亞氮產(chǎn)生潛力分別減少了17%、40%、54%和69%，其中，生物炭、爐渣、秸稈處理氧化亞氮產(chǎn)生潛力與對照存在顯著差異(P＜0.05)，見圖2。

圖2 土壤氧化亞氮產(chǎn)生潛力

2.3 爐渣與生物炭添加對稻田甲烷和氧化亞氮綜合溫室效應(yīng)的影響

為了更好地評價(jià)爐渣與生物炭添加對稻田溫室效應(yīng)的影響，運(yùn)用溫室效應(yīng)潛勢綜合估算甲烷和氧化亞氮兩種溫室氣體對大氣的潛在增溫效應(yīng)，以進(jìn)一步闡明爐渣與生物炭添加對稻田溫室效應(yīng)是促進(jìn)還是抑制。以二氧化碳為參照氣體，100 a時(shí)間尺度的綜合溫室效應(yīng)計(jì)算公式［1］為:

式中:PGW為綜合增溫潛勢值(μg CO2-eq g－1);RN2O為觀測期(56 d)的氧化亞氮累積釋放量(μg/g)，RCH4為為觀測期(56 d)的甲烷累積釋放量(μg/g)。

表3為5個(gè)不同處理下稻田土壤在觀測期內(nèi)甲烷和氧化亞氮累積釋放量及其溫室效應(yīng)。從表3可以看出，秸稈、爐渣+生物炭處理甲烷是稻田溫室效應(yīng)主要貢獻(xiàn)者，對照、爐渣和生物炭處理則以氧化亞氮是其溫室效應(yīng)的主要貢獻(xiàn)者。爐渣處理下的甲烷累積釋放量和溫室效應(yīng)與對照相比顯著降低(P＜0.05)，比對照處理低 1.27 μg/g 和 31.94 μg CO2-eq g－1;爐渣、秸稈、生物炭處理下的氧化亞氮累積釋放量和溫室效應(yīng)與對照相比顯著降低(P＜0.05)，分別比對照處理低1.07 μg/g 和 318.34 μg CO2-eq g－1、1.33 μg/g 和394.58 μg CO2-eq g－1、0.79 μg/g 和 233.70 μg CO2-eq g－1。從綜合溫室效應(yīng)來看，爐渣、生物炭炭處理綜合溫室效應(yīng)與對照相比顯著降低(P＜0.05)，分別減少了51%和32%。

表3 不同處理方式下稻田甲烷和氧化亞氮的累積釋放量及其溫室效應(yīng)

3 討論

3.1 爐渣與生物炭添加對稻田甲烷產(chǎn)生潛力的影響

對照、爐渣、生物炭、爐渣+生物炭處理表現(xiàn)為土壤甲烷產(chǎn)生潛力隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加而不斷降低，主要是因?yàn)殡S著培養(yǎng)時(shí)間的變化，土壤甲烷產(chǎn)生底物逐漸減少，稻田甲烷產(chǎn)生潛力逐漸降低有關(guān)［24］。秸稈添加處理表現(xiàn)為先增加后降低的趨勢，這可能與秸稈添加后逐漸分解為土壤產(chǎn)甲烷菌提供了豐富的產(chǎn)甲烷基質(zhì)在初期促進(jìn)了甲烷產(chǎn)生［25］，但隨后隨著分解過程中碳輸入的減少，甲烷產(chǎn)生潛力也逐漸降低。

本研究中，僅表現(xiàn)為爐渣施加能顯著抑制甲烷的產(chǎn)生，這與其他研究指出的爐渣能有效抑制甲烷的產(chǎn)生相符合［6-8，26-27］。本實(shí)驗(yàn)選用的爐渣中，F(xiàn)e2O3的含量為4.8%，可能主要是基于其中富含電子受體中貢獻(xiàn)較大的Fe3+，相當(dāng)于增加了土壤中的電子受體含量，這將會(huì)抑制甲烷的產(chǎn)生，主要是基于:①鐵電子受體將底物的濃度降低到甲烷產(chǎn)生菌不能利用的程度［28］;②鐵電子受體將氧化還原電位提高到了超過甲烷產(chǎn)生菌的適應(yīng)范圍［29-30］;③鐵電子受體對甲烷產(chǎn)生菌的毒害作用［31］;④鐵電子受體的還原菌組群與產(chǎn)甲烷菌競爭乙酸和電子供體［32］，即通過其相應(yīng)的還原菌與甲烷產(chǎn)生菌之間競爭底物，提高環(huán)境中的氧化還原電位和毒害作用，從而抑制甲烷產(chǎn)生微生物的活性來完成。此外，新近的研究表明，鐵可作為電子受體在厭氧環(huán)境下以甲烷作為電子受體，發(fā)生還原作用［33］，這與本實(shí)驗(yàn)Fe3+可能由于發(fā)生還原反應(yīng)從而增加了Fe2+說明還原作用較強(qiáng)相符合。與此同時(shí)，爐渣是堿性物質(zhì)，添加后可增加土壤中的pH，甲烷產(chǎn)生菌最適生境為中性環(huán)境，爐渣施加后較高的pH降低了產(chǎn)甲烷菌活性進(jìn)而影響著甲烷產(chǎn)生［27］。

3.2 爐渣與生物炭添加對稻田氧化亞氮產(chǎn)生潛力的影響

爐渣、秸稈處理表現(xiàn)為土壤氧化亞氮產(chǎn)生潛力隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加而不斷降低，但對照、生物炭、爐渣+生物炭添加處理則表現(xiàn)為先增加后降低的趨勢，隨著底物的減少，各處理氧化亞氮產(chǎn)生潛力降低。

本研究結(jié)果表明，爐渣的施加抑制了氧化亞氮的產(chǎn)生，這與其他研究相符合，且認(rèn)為爐渣施加后pH增高是導(dǎo)致氧化亞氮產(chǎn)生降低的主要原因之一，較高的pH會(huì)導(dǎo)致硝化菌和反硝化菌難以生存或活性較低，土壤中硝化作用、反硝化作用及生物轉(zhuǎn)化過程降低，從而抑制了稻田氧化亞氮的產(chǎn)生。生物炭同樣可以抑制氧化亞氮的產(chǎn)生，可能是由于生物炭具有較大的比表面積，較強(qiáng)的的吸附作用，吸附氣體分子、有機(jī)質(zhì)和氮源等;秸稈處理下抑制了氧化亞氮的產(chǎn)生，可能是由于與秸稈的施加，提高了土壤的C/N比值，而微生物對土壤中C、N的利用有一定的比例范圍，一旦C/N比值變大，勢必引起微生物對N源的爭奪利用，N素利用就比較充分，同時(shí)也減少了硝化、反硝化過程的中間產(chǎn)物 N2O 的生成［34］。

4 結(jié)論

(1)對于福州稻田土壤而言，在整個(gè)培養(yǎng)周期內(nèi)，爐渣的添加可顯著抑制甲烷的產(chǎn)生潛力，并降低其溫室效應(yīng);

(2)生物炭、爐渣以及秸稈均能明顯的抑制福州稻田土壤的氧化亞氮產(chǎn)生潛力，并降低其溫室效應(yīng);

(3)從外源物質(zhì)添加對福州稻田土壤溫室氣體產(chǎn)生潛力的綜合效應(yīng)來看，與對照相比，爐渣、生物炭的添加均顯著的降低了稻田溫室氣體綜合增溫潛勢。

結(jié)合本研究的研究結(jié)果，我們發(fā)現(xiàn)，爐渣單獨(dú)添加可有效降低稻田土壤溫室氣體產(chǎn)生的綜合增溫潛勢，生物炭與其制備原材料秸稈相比，具有較強(qiáng)的降低稻田土壤溫室氣體產(chǎn)生的綜合溫室效應(yīng)的作用，但爐渣與生物炭混合添加的處理中，則并未顯著減緩稻田土壤溫室氣體產(chǎn)生的綜合溫室效應(yīng)。因此，在今后稻田管理中，不同添加物作為稻田溫室氣體減排劑的使用需慎重考慮。

致謝:本研究在野外采樣和室內(nèi)分析過程中得到福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院楊柳明老師、彭園珍老師以及潘婷、曾冬萍、張禮宏等同學(xué)的幫助，在此一并表示感謝。

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