趙光昕，劉杏認(rèn)，張晴雯，田秀平

（1.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所，北京 100081；2.天津農(nóng)學(xué)院農(nóng)學(xué)與資源環(huán)境學(xué)院，天津 300384）

隨著人類社會發(fā)展，溫室氣體大量排放引發(fā)了一系列的氣候問題，如全球變暖、臭氧層破壞等。IPCC第五次報告指出，人為造成的溫室氣體排放對全球氣候的影響無可置疑，自人類工業(yè)化以來全球氣溫平均升高了0.85℃（0.65～1.06℃），并且還在持續(xù)上升[1]。N2O是除CO2和CH4外的第三大溫室氣體，不同的是N2O在大氣層中的駐留時間長達(dá)114年，其百年增溫潛勢是CO2的298倍，對全球變暖的貢獻(xiàn)率達(dá)到了8%，并表現(xiàn)出累積增長的趨勢，而且N2O在大氣平流層中與臭氧發(fā)生光化學(xué)反應(yīng)，對臭氧層造成了破壞[2]。據(jù)估算，大氣中70%以上的N2O排放均來自于土壤生態(tài)系統(tǒng)[3]，我國是世界上氮肥施用最多的國家之一，年均需求量占世界化肥消費(fèi)量的1/3以上，氮肥不合理施用現(xiàn)象非常普遍，平均施氮300 kg·hm-2，遠(yuǎn)高于世界平均水平[4]，并且肥料利用率低，具有環(huán)境污染等風(fēng)險。研究表明[5]，農(nóng)業(yè)活動產(chǎn)生的N2O排放是人類活動N2O排放的主要來源，占人類活動N2O排放量的84%，占全球N2O排放量的39%～52%[6]。近年來，伴隨我國糧食產(chǎn)量的不斷提高，為追求高產(chǎn)，農(nóng)民采用了更高的氮肥投入，大量的氮素為土壤硝化和反硝化作用提供了充足的底物，對農(nóng)田N2O排放產(chǎn)生巨大影響。中華人民共和國氣候變化第二次國家信息通報顯示，在我國，農(nóng)田施用氮肥造成的N2O排放占全年總排放量的52.9%[7]。因此，采取適當(dāng)?shù)臏p排措施，在未來幾十年減緩全球溫室氣體的排放有著相當(dāng)大的潛力。

生物炭是一種由生物質(zhì)材料（主要包括作物秸稈、木屑等）炭化形成的碳含量豐富、孔隙多、比表面積大、離子交換能力強(qiáng)、理化性質(zhì)穩(wěn)定的粉末狀有機(jī)物質(zhì)[8-9]。用農(nóng)田廢棄物秸稈等制備生物炭不僅減少了燃燒秸稈帶來的生態(tài)污染，還使生物炭成為一種可大面積推廣的有前景的固氮減排技術(shù)。近年來生物炭的研究受到廣泛關(guān)注，其在改良土壤質(zhì)地、提高作物養(yǎng)分利用率及土壤氮素轉(zhuǎn)化方面均有積極作用[10-12]。目前已有大量研究表明[13-16]，農(nóng)田施用生物炭后，生物炭顆粒能夠根據(jù)自身特性與土壤顆?；ハ嘧饔脧亩绊懲寥赖幕纠砘再|(zhì)，如提高土壤全碳、全氮含量和土壤pH值。農(nóng)田土壤N2O的產(chǎn)生主要由硝化和反硝化作用的兩個主要微生物過程決定，施用生物炭能夠降低土壤中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量，對硝化反硝化作用進(jìn)行限速，從而影響N2O的排放[17]。生物炭還通過調(diào)節(jié)土壤的理化性質(zhì)從而改變土壤微生物的生存環(huán)境，通過影響微生物間接影響土壤中氮素的吸收釋放等[18]。多數(shù)研究表明農(nóng)田土壤施用生物炭減少了N2O排放[19-22]，另有部分研究表明生物炭對N2O排放無影響[23-24]，可能原因是不同的土壤環(huán)境條件如土壤類型、水分條件及土壤溫度等不同，生物炭制備材料與熱解溫度和施用量的不同也得出了不同的研究結(jié)果。

目前，施用生物炭對溫室氣體的減排效應(yīng)研究多集中在對生物炭的不同類型、試驗地不同土壤條件等方面的研究[25-27]，而缺乏對于生物炭的減排潛力的完整評價，限制了生物炭的廣泛應(yīng)用。IPCC將N2O排放系數(shù)定義為氮肥施入土壤后N2O累積排放量與施氮量之比，用百分?jǐn)?shù)表示[1]，N2O排放系數(shù)能更好地評估所施入氮的N2O排放比例，有助于揭示生物炭的減排規(guī)律。本研究選擇華北地區(qū)農(nóng)田土壤作為研究對象，遵循當(dāng)?shù)爻Ｒ?guī)的夏玉米的生長周期同步進(jìn)行盆栽實驗，利用靜態(tài)暗箱法對夏玉米季等量生物炭對不同施氮量的減排效應(yīng)進(jìn)行了系統(tǒng)量化研究，為生物炭的固氮減排和降低環(huán)境污染的潛力提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實驗時間、地點

實驗于2015年6月16日至9月25日進(jìn)行，實驗采用的土壤取自山東省淄博市桓臺縣華北集約農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗站0～20 cm土壤，土壤類型為砂姜潮濕雛形土，pH值為7.62，有機(jī)質(zhì)含量為10.8 g·kg-1，全氮含量為0.7 g·kg-1，堿解氮含量為48.0 mg·kg-1，速效磷含量為11.5 mg·kg-1，速效鉀含量為210.1 mg·kg-1。

1.2 生物炭的基本性質(zhì)

生物炭購于遼寧金和福農(nóng)業(yè)開發(fā)有限公司，該生物炭為玉米秸稈在360℃厭氧條件下裂解24 h得到的黑色粉末，生物炭密度為0.297 g·cm-3，pH值為8.2，含碳量為65.7%，含氮量為0.9%，有效磷含量為0.08%，有效鉀含量為1.6%。

1.3 實驗設(shè)計

本實驗共設(shè)4個處理，每個處理3次重復(fù)，具體施肥處理見表1，其中N1處理尿素用量折合為每盆1.94 g，N2處理尿素用量為每盆3.88 g，N3處理尿素用量為每盆5.82 g，各處理均施用過磷酸鈣1.76 g，硫酸鉀0.4 g。每盆裝土10 kg，生物炭用量為1.5 kg。本課題組前期研究表明生物炭用量為15%（與土壤質(zhì)量比）時，減排效果最佳[28]。氮肥梯度設(shè)置參考華北平原冬小麥-夏玉米輪作體系，年施氮量約為550～600 kg·hm-2[29]。實驗開始于6月16日，將取自田間的土壤過篩，將稱好的土壤與生物炭和肥料混勻后裝盆，每盆留苗3株，供試玉米品種為鄭單958，放置于田間進(jìn)行野外培養(yǎng)，盡量與田間條件保持一致。培養(yǎng)過程中，于7月8日灌水一次，每盆灌水2 L。

表1 不同施肥處理Table 1 Treatments of different N application levels

1.4 氣體樣品的采集和測定

氣體樣品的采集采用靜態(tài)暗箱法。盆缽由不銹鋼板制作而成，內(nèi)圓直徑為20 cm,盆缽上口有1.5 cm深的凹型槽，用于采樣時注水密封，盆缽底部有若干直徑為2 cm的小孔以滲漏降水。為使盆缽?fù)寥罍囟扰c大田溫度一致并減小盆缽間的溫度差異，盆缽的4/5高度埋入土壤。采集氣體時將圓筒型采樣箱套在盆缽凹型槽內(nèi)，將水注入凹槽加以密封。相應(yīng)的采樣箱為圓筒型，高50 cm，箱體直徑與盆缽凹槽直徑一致。箱體外側(cè)包有一層海綿，然后覆蓋一層鋁箔以減小采樣時因太陽輻射所引起的箱內(nèi)溫度變化。氣樣用帶有三通閥開關(guān)的塑料針筒采集，各盆缽每次采樣3個，采樣時間為上午9：00—11：00，分別于罩箱后0、10、20 min采集，樣品量為50 mL。采用安捷倫氣相色譜儀（Agilent 7890A）測定N2O氣體濃度，電子捕獲檢測器（ECD）檢測N2O濃度。2015年6月18日第一次采集氣體樣品，以后每隔5～7 d采樣一次，直到9月25日實驗結(jié)束。

1.5 土壤樣品的采集和測定

在采集氣體樣品的同時，采集少量土壤樣品，一部分4℃下保存用于測定土壤微生物量氮（MBN），土壤礦質(zhì)氮和土壤水分，一部分室溫下風(fēng)干用于測定土壤pH。土壤MBN采用氯仿熏蒸-K2SO4提取法，首先稱取2份10 g的鮮土置于培養(yǎng)箱中25℃培養(yǎng)10 d，培養(yǎng)過程中將密閉容器內(nèi)的土壤樣品調(diào)節(jié)到40%左右的田間持水量，并在其中放置裝有NaOH溶液的小燒杯，用于吸收土壤培養(yǎng)過程中釋放的CO2。培養(yǎng)結(jié)束后，取出各處理中一份土壤用氯仿進(jìn)行熏蒸，另外一份土壤不進(jìn)行熏蒸作為對照，避光放置24 h后用0.5 mol·L-1K2SO4振蕩0.5 h后過濾（土水比=1∶4）放入離心管中，提取液先過濾膜再使用 multi N/C 2100/2100STOC分析儀（Jena，德國）測定；土壤礦質(zhì)氮采用CaCl2浸提-AA3流動分析儀測定；土壤含水量采用烘干法進(jìn)行測定；土壤pH值用pH計測定。

1.6 數(shù)據(jù)處理與分析

N2O排放通量的計算公式見式（1）：

式中：F為N2O排放通量，μg·m-2·h-1；ρ為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下N2O氣體密度，為1.977 g·L-1；h為箱高，m為采樣箱內(nèi)N2O濃度變化率，μg·h-1；θ為采樣箱內(nèi)的平均溫度，℃。

N2O累積排放量的計算公式見式（2）：

式中：M為土壤N2O累積排放量，μg·m-2；F為N2O排放通量，μg·m-2·h-1；i為采樣次數(shù)；ti+1-ti為采樣間隔時間，d。

N2O排放系數(shù)的計算公式見式（3）：

式中：FN和FCK分別為施用氮肥和不施氮肥的N2O累積排放量，kg·hm-2；N為氮肥施用量，kg·hm-2。

土壤孔隙含水量（WFPS）計算公式見式（4）：

式中：Wg為土壤質(zhì)量含水率，BD為土壤容重，并假定土壤密度為 2.65 g·cm-3。

土壤MBN計算公式見式（5）：

式中：N熏蒸和N未熏蒸分別表示熏蒸土壤和未經(jīng)熏蒸土壤的浸提液中全氮的濃度，μg·g-1；KE為轉(zhuǎn)換系數(shù)，均取值0.45；MBN為每單位干土所含微生物量氮的量，μg·g-1。

利用Microsoft Office Excel 2016進(jìn)行數(shù)據(jù)整理，在Origin 8.5中進(jìn)行繪圖。利用SPSS 22.0進(jìn)行數(shù)據(jù)分析，采用單因素方差分析和LSD法比較不同處理間的差異，利用Pearson相關(guān)系數(shù)檢驗判斷N2O排放通量與土壤硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、含水量、pH等影響因子之間的相關(guān)性及顯著性水平，顯著性差異為P＜0.05，極顯著差異為P＜0.01。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤理化指標(biāo)的變化

圖1為土壤理化指標(biāo)的變化趨勢。各處理土壤5 cm地溫如圖1（a）所示，整體波動范圍基本一致，各處理之間無顯著性差異。圖1（b）顯示出各處理土壤WFPS的變化趨勢基本一致，隨灌水及降雨等外界因素進(jìn)行波動，各處理之間無顯著差異。各處理土壤pH值的整體變化趨勢大致相同，見圖1（c），隨實驗時間的推移土壤pH均逐漸上升。其中N1、N2和N3處理對比CK處理分別提高了0.01～0.33、0.07～0.38和0.01～0.45（P＜0.05），N1、N2、N3處理之間差異不顯著。

圖1 不同處理土壤溫度、土壤含水量、土壤pH值、-N含量、-N含量和MBN含量的變化Figure 1 Variation of soil temperature,soil water content,soil pH,soil -N,-N and MBN concentrations under different treatments

續(xù)圖1不同處理土壤溫度、土壤含水量、土壤pH值、-N含量-N含量和MBN含量的變化Continued figure 1 Variation of soil temperature,soil water content,soil pH,soil-N,-N and MBN concentrations under different treatments

土壤MBN的變化趨勢如圖1（f）所示，各處理MBN的總體變化趨勢基本一致。7月8日灌水后，各處理的MBN值在7月9日出現(xiàn)峰值，實驗后期MBN波動頻繁但波動幅度不大。N3處理的MBN量相比其他處理始終保持最高水平，各處理曲線基本一致，具有一定的規(guī)律性。其大小順序為N3＞N2＞N1＞CK，其中N1處理是CK處理的1.21～2.45倍（P＜0.05），N2處理是CK處理的0.98～2.18倍（P＜0.01），N3處理是CK處理的1.56～4.53倍（P＜0.01）。此外，N3與N1、N2之間也存在顯著性差異（P＜0.05）。7月16日后，土壤MBN持續(xù)處于較低水平，直至8月20日隨著土壤WFPS的升高，各處理在8月20日前后出現(xiàn)新的峰值。

2.2 N2O排放通量的時間變化

圖2為土壤N2O排放通量的變化曲線。實驗前期一個月內(nèi)，各處理的N2O排放劇烈，其中N2處理和N3處理的N2O排放通量較為接近，遠(yuǎn)高于其他處理。CK和N1處理的N2O排放通量在6月18日即達(dá)到最高值，CK處理在出現(xiàn)最高值后N2O排放通量表現(xiàn)出持續(xù)下降的趨勢，且均低于其他處理。CK、N1、N2和N3處理的最高排放通量依次為749.8、1 651.4、1 993.1 μg·m-2·h-1和1 762.4 μg·m-2·h-1。7月2日各處理N2O排放通量均表現(xiàn)出不同程度的降低，7月8日灌水后，除CK處理外，各施氮處理均在7月9日時出現(xiàn)第二個N2O排放峰，之后各處理的N2O排放通量的動態(tài)變化趨于一致，均降至較低水平，各施氮處理相比對照已無差異。通過對盆栽實驗N2O排放通量進(jìn)行單因素方差分析發(fā)現(xiàn)，N1處理對比CK處理差異不顯著，N2和N3處理N2O排放通量對比CK處理差異極顯著（P＜0.01），其中N2處理是CK處理的0.56～64.68倍，N3處理是CK處理的0.53～67.16倍。

2.3 N2O的累積排放量及排放系數(shù)

圖2 不同處理N2O排放通量的變化Figure 2 Variation of N2O emission fluxes under different treatments

圖3為各處理的N2O累積排放量，分別為1.80、4.60、6.88 kg·hm-2和7.23 kg·hm-2，與CK處理對比，N1、N2、N3分別顯著提高了 148.5%、284.3% 和303.9%（P＜0.05），其中N2、N3處理的累積排放量之間差異不顯著（P＞0.05），但均與N1達(dá)到顯著水平（P＜0.05）。

本實驗結(jié)果顯示，在施用生物炭的條件下，不同施氮處理的排放系數(shù)分別為1.33%（N1）、1.27%（N2）、0.91%（N3），表現(xiàn)為隨施氮量遞增而下降的趨勢，其中N3處理對比N1處理排放系數(shù)降低了31.6%，N2處理對比N1處理排放系數(shù)降低了4.5%。

2.4 N2O排放通量與各因素的相關(guān)性分析

N2O排放通量與土壤理化性質(zhì)之間的Pearson相關(guān)性分析見表2。N2O的排放通量與土壤-N濃度、WFPS、土壤MBN之間均存在極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），其中CK處理的-N濃度與N2O排放通量間未達(dá)到顯著性水平（P＞0.05），可能的原因是CK處理土壤中氮素含量較低，-N濃度與N2O排放通量間未表現(xiàn)出顯著相關(guān)性，而施氮處理的-N濃度與N2O排放通量間則表現(xiàn)出了極顯著的相關(guān)關(guān)系。N2O的排放通量與土壤pH呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），與土壤-N濃度以及5 cm地溫?zé)o顯著相關(guān)關(guān)系（P＞0.05）。

圖3 不同處理N2O累積排放量Figure 3 N2O cumulative emissions under different treatments

3 討論

3.1 生物炭對土壤理化性質(zhì)的影響

本研究表明，N2O的排放通量與土壤表層溫度（5 cm地溫）不具有顯著相關(guān)性，原因可能是實驗進(jìn)行時間為6月至9月，溫度普遍較高，此時土壤溫度并不是硝化反硝化作用的限制因素。WFPS與N2O排放量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系，并且相關(guān)性系數(shù)最大，甚至高于礦質(zhì)氮含量。說明夏玉米季N2O排放通量受土壤水分的影響顯著，WFPS影響著土壤中空氣的流通，WF?PS越大，土壤易形成厭氧環(huán)境，進(jìn)而促進(jìn)土壤中微生物的反硝化作用，導(dǎo)致N2O排放增加，是土壤N2O排放的重要環(huán)境因素。

本實驗結(jié)果表明，在生物炭的影響下，不同處理的土壤pH均表現(xiàn)為隨時間的推移而逐漸升高，且施氮處理高于對照?？赡艿脑蚴牵锾渴┤胪寥乐袑Φ氐霓D(zhuǎn)化和固持具有一定的作用。研究表明[30]，尿素水解產(chǎn)生、NH3和 CO2，會使土壤水溶液顯堿性，可能是導(dǎo)致本實驗施氮處理土壤pH高于不施氮處理的原因，并且由于生物炭本身含有多種堿性成分，施入土壤后能對酸根離子產(chǎn)生吸附作用[31]，導(dǎo)致土壤pH在整個實驗周期中持續(xù)升高。相關(guān)分析顯示，N2O排放量與土壤pH呈現(xiàn)出極顯著負(fù)相關(guān)。有研究表明，適宜的堿性條件能夠降低硝化反硝化過程N(yùn)2O產(chǎn)量，且高pH值條件下N2O產(chǎn)生速率最小，由于N2O還原酶爭奪點的能力較弱，缺少電子供體不利于N2O的還原[32]。

表2 N2O排放通量和不同處理與各因素間的Pearson相關(guān)系數(shù)Table 2 Pearson correlation coefficients between N2O fluxes and various factors in different treatments

土壤微生物量是植物營養(yǎng)物質(zhì)的源和庫，并積極參加養(yǎng)分循環(huán)，代表土壤養(yǎng)分的活性部分，因此土壤微生物量常被用于評價土壤質(zhì)量[35]。本實驗結(jié)果顯示土壤MBN含量隨施氮量的增加而增加，土壤MBN與N2O排放極顯著正相關(guān)?？赡艿脑蚴巧锾渴┤胪寥乐性黾恿送寥乐杏袡C(jī)碳含量，提高了土壤的C/N，土壤微生物表現(xiàn)為N缺乏狀態(tài)，N3處理施入高量氮肥后降低了土壤C/N，更適合微生物生長。研究表明，土壤微生物量較其他土壤理化性質(zhì)更易迅速響應(yīng)氮素的添加[35]。土壤MBN是微生物通過同化作用固定的土壤氮素的量，并且土壤MBN含量會在一定程度上隨生物炭施用量的增加而增加，并且會比較穩(wěn)定地儲存于耕層土壤中，減少氮素的損失[36]。

3.2 生物炭對N2O排放的影響

本實驗在施用等量生物炭情況下，各處理在實驗初期有明顯的N2O排放高峰，主要原因一方面是，施肥灌水之后，玉米還沒出苗，幾乎不會與土壤微生物競爭土壤中的營養(yǎng)物質(zhì)[37]，氮肥輸入導(dǎo)致土壤中總氮含量的激增[38]，為微生物活動提供了豐度的底物，而且由于在植物生長初期的低氮需求，導(dǎo)致過量的可利用氮最終轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮。另一方面，施肥后的灌水為土壤的硝化反硝化微生物提供了充足的水分，提高了N2O的生成與排放速率。

本研究與田間夏玉米季同步測定，整體來看土壤中氮肥施用量的增加使N2O排放通量及累積排放量上升，但N2和N3處理之間差異不顯著，可能的原因是生物炭對速效養(yǎng)分的吸附。生物炭較大的比表面積，能夠吸附更多導(dǎo)致N2O增排的-N、-N，從而減少N2O排放[39]。實驗結(jié)果表明，不同施氮處理的累積排放量呈遞增趨勢，其中與大田平均施氮水平相當(dāng)?shù)腘1處理的累積排放量為4.60 kg·hm-2，與其他在華北平原夏玉米季N2O累積排放量的研究結(jié)果基本一致[40]。

本研究結(jié)果顯示在施用生物炭的條件下，不同施氮處理N2O的排放系數(shù)分別為1.33%、1.27%、0.91%，施用等量生物炭使N2O排放系數(shù)隨施氮量增加反而降低，說明生物炭降低了氮素肥料施入土壤所產(chǎn)生N2O的比例，可能的原因是生物炭施入土壤中增加了土壤通透性有利于N2O發(fā)生非生物轉(zhuǎn)化[41]，同時生物炭能夠?qū)ν寥鲤B(yǎng)分和水分起到保持作用，以及通過降低容重等促進(jìn)植物和微生物的氮素固持[42]。大量研究表明，土壤N2O的排放量與氮肥施用量呈線性關(guān)系[43-46]，N2O排放系數(shù)隨氮肥施用水平的增加而增加。Hinton等[45]研究顯示N2O排放與施氮量呈線性關(guān)系，并且年度排放系數(shù)介于0.28%至1.35%之間。徐玉秀等[46]研究表明華北平原夏玉米-冬小麥田常規(guī)施肥水平的N2O排放系數(shù)為0.60%，減氮處理的N2O排放系數(shù)為0.56%。李保艷等[47]研究表明，小麥季排放系數(shù)為0.47%～0.59%，平均為0.55%，N2O總排放量與施氮量呈顯著線性關(guān)系。由于夏季為一年中的排放高峰期，所以計算出的排放系數(shù)普遍高于其他研究中的全年排放系數(shù)。亦有研究表明，N2O排放和施氮量呈非線性相關(guān)關(guān)系，N2O排放量在加大氮投入的條件下增長緩慢[48]，可能的原因是土壤質(zhì)地等環(huán)境條件存在差異，在施用生物炭條件下，大田土壤N2O排放系數(shù)變化規(guī)律還有待進(jìn)一步驗證。

4 結(jié)論

施用生物炭后，隨著施氮量的增加，土壤N2O的累積排放量逐漸增加，其中施用400 kg·hm-2和600 kg·hm-2尿素的N2、N3處理的累積排放量差異不顯著，而N2O排放系數(shù)表現(xiàn)為逐漸降低，N1、N2、N3的排放系數(shù)分別為1.33%、1.27%、0.90%。說明施用生物炭具有一定的減排潛力。

土壤N2O排放通量主要受土壤-N含量、WF?PS、土壤MBN和土壤pH調(diào)控。隨著施氮量的增加，土壤-N含量、土壤MBN顯著增加，說明生物炭對土壤氮素具有一定的吸附固持作用。