曹 明，潘鳳娥，伍延正，孟 磊，何秋香，柯用春

(1.三亞市南繁科學(xué)技術(shù)研究院，海南 三亞 572000；2.海南大學(xué) 熱帶作物學(xué)院，海南 ?？?570228)

作為重要的溫室效應(yīng)氣體，N2O 增溫潛勢巨大[1]，此外，N2O 還能消耗臭氧層中的臭氧，引起臭氧層“空洞”[2]。N2O 排放主要來自農(nóng)田和熱帶土壤[1]。為獲得作物高產(chǎn)，投入的大量氮肥加劇了海南農(nóng)田土壤N2O 排放[3]。有研究結(jié)果表明：生物炭施入海南土壤，能中和土壤酸性，顯著提高土壤pH，同時增加土壤碳氮含量[4-5]。此外，許多研究發(fā)現(xiàn)：生物炭分別添加到海南代表性地帶性土壤磚紅壤及燥紅土中能顯著促進硝化作用，降低N2O 排放[5-8]。因此，生物炭應(yīng)用于熱區(qū)土壤，既有助于土壤質(zhì)量提升，又能實現(xiàn)N2O 減排。大量研究表明：除了田間試驗和培養(yǎng)試驗的條件不同外，例如溫度和降雨等，添加生物炭對N2O 排放的抑制效果往往要低于培養(yǎng)試驗的結(jié)果[9]；另一個重要的差異是培養(yǎng)試驗大部分為添加生物炭后一次性施肥的結(jié)果[6-8]，而田間條件下的N2O 排放是以整個作物生長季進行計量[10-11]，明確添加生物炭后分次施肥對土壤N2O排放的影響，能夠更好地闡明生物炭對熱區(qū)土壤N2O 的減排效果及機理。

因此，通過室內(nèi)培養(yǎng)試驗，研究添加生物炭對先后2 次施氮后磚紅壤性質(zhì)及N2O 排放的影響，可為正確評價生物炭對N2O 減排效應(yīng)及生物炭合理應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗用土壤為采自海南西北部花崗巖母質(zhì)發(fā)育而來的磚紅壤，地理坐標(biāo)為E109°29′，N19°30′。采集0～20 cm 土壤帶回實驗室，除去植物根及礫石，風(fēng)干后過2 mm 篩備用。土壤理化性質(zhì)為：土壤pH 為4.88，有機碳含量6.07 g/kg，全氮含量 0.58 g/kg，堿解氮含量86.92 mg/kg，速效磷含量43.94 mg/kg，速效鉀含量92.65 mg/kg，陽離子交換量(CEC)含量3.40 cmol/kg。

供試生物炭為玉米秸稈在400 ℃裂解制備，其pH 為8.66，碳含量為636.45 g/kg，氮含量為17.32 g/kg。生物炭粉碎過2 mm 篩后備用。

1.2 試驗設(shè)計

按生物炭與烘干土質(zhì)量比的0、1%和2%添加生物炭，分別記作CK、B1和B2。稱取200.00 g 土(以烘干土計)置于烘干大燒杯內(nèi)，按比例加入生物炭，混合均勻后轉(zhuǎn)移到250 mL錐形瓶內(nèi)，調(diào)節(jié)土壤水分40%田間持水量后，置于25 ℃恒溫箱中預(yù)培養(yǎng)7 d。隨后將尿素溶于水中，按m(N)∶m(干土)=150 mg∶1 kg 比例，均勻加入土壤中，補充水分至75%田間持水量后，將錐形瓶放入30 ℃恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)繼續(xù)培養(yǎng)。培養(yǎng)至180 d，第2 次加入尿素，方法同第1 次。整個培養(yǎng)過程中，錐形瓶口用扎孔的保鮮膜封住，用稱重法維持土壤水分恒定。每處理設(shè)置6 個重復(fù)，3 個重復(fù)進行采集氣體，另外3 個重復(fù)用于土壤NH4+、NO3-及pH 等的測定。

1.3 氣體采樣及測定方法

加尿素后的第1、2、4、6、8、11、15、19、23、27、31、35、40、45、50、55 和60 天采集氣體進行N2O 分析。采樣前，用高純空氣向錐形瓶內(nèi)吹數(shù)分鐘，隨后將硅膠塞和704 膠密封瓶口。密封開始及40 min 后，分別用10 mL 注射器通過三通閥采集瓶內(nèi)氣體，直接注入氣相色譜儀(島津GC-2014)測定N2O 排放量。

1.4 土壤指標(biāo)測定方法

分別在每次加尿素的第7、14、19、23、28、45、49、55 和60 天進行土壤NH4+、NO3-含量測定。待測土壤用2 mol/L KCl 進行浸提(液土質(zhì)量比5∶1)，濾液中NH4+-N 含量采用靛酚藍比色法(625 nm)測定，NO3--N 含量采用雙波長(220 nm 和275 nm)紫外分光光度法測定。

每一階段培養(yǎng)結(jié)束后，取土測定其他理化性質(zhì)，參考《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[12]。pH 采用電位法(水土質(zhì)量比2.5∶1)測定；有機碳用重鉻酸鉀—硫酸消化法測定；土壤總氮用半微量凱氏定氮法測定；速效磷用鉬藍比色法測定；速效鉀采用火焰光度計測定；陽離子交換量用乙酸銨交換—蒸餾法測定。

1.5 數(shù)據(jù)計算及處理

N2O 排放通量和排放總量參照參考潘鳳娥等[8]的方法計算。數(shù)據(jù)分析與處理采用Microsoft Excel 2010 和SPSS 19.0 (處理間差異比較采用Duncan 多重比較)，作圖采用Origin 2016。

2 結(jié)果與分析

2.1 添加生物炭對土壤理化性質(zhì)的影響

如表1 所示：土壤有機碳和全氮含量隨生物炭添加量增加而增加，尤其是有機碳，不同生物炭添加量處理間差異達到顯著水平(P＜0.05)。同一處理下，培養(yǎng)到60 與225 d 時的土壤有機碳和全氮含量的差異不顯著。相較于培養(yǎng)前土壤pH值，施氮對土壤有明顯的酸化作用。如CK、B1和B2第1 次加氮培養(yǎng)60 d 后，土壤pH 分別為4.10、4.25 和4.66，第2 次施氮培養(yǎng)到225 d 時，各處理降至3.70、3.72 和4.38。添加高量生物炭的土壤pH 顯著高于CK (P＜0.05)，表明生物炭能緩解施氮對土壤的酸化作用，且該作用效果較長。生物炭添加亦可顯著提高土壤有效磷和速效鉀的含量(P＜0.05)，生物炭用量越多，增加幅度越大。同時，添加生物炭能提高土壤陽離子交換量(CEC)，而同一處理第2 次施氮降低了土壤CEC。

表1 土壤培養(yǎng)第60 和225 天時基本理化性質(zhì)Tab.1 Soil basial physio-chemical properties of different treatments at 60th day and 225th day in the incubation study

2.2 添加生物炭對土壤礦質(zhì)氮含量的影響

2 次施氮后，土壤NH4+-N 變化趨勢有較大差異(圖1)。第1 次施氮，土壤起始NH4+-N 含量最高，隨后逐漸降低。培養(yǎng)到第60 天時，B1和B2處理的土壤NH4+-N 含量已分別降至1.32 mg/kg和0.32 mg/kg，顯著低于CK (P＜0.05)。CK 處理的NH4+-N 含量始終高于生物炭處理，但B1和B2處理之間的NH4+-N 含量差異不顯著。第2 次施氮時，隨著培養(yǎng)時間增加，土壤NH4+-N 含量先增加到峰值，后逐漸降低。添加生物炭能顯著縮短NH4+-N 含量起峰時間，生物炭用量越多，其用時越少。升高過程中，NH4+-N 含量大小表現(xiàn)為B2＞B1＞CK，降低過程則相反。

土壤NO3--N 含量變化不同于NH4+-N，且前后2 次施氮后的變化趨勢也存在差異(圖1)。第1 次施肥后，所有處理土壤NO3--N 含量均快速增加，后逐漸放緩；在45～50 d 后，生物炭處理出現(xiàn)下降。NO3--N 含量在快速上升期時處理間差異不明顯，而在緩慢增長期時處理間差異增大，土壤NO3--N 含量大小為B2＞B1＞CK。第2 次施氮培養(yǎng)，初始土壤NO3--N 含量均處于較高水平。隨后，添加生物炭土壤NO3--N 含量緩慢上升，最后趨于穩(wěn)定，而CK 則略有下降，而后趨于穩(wěn)定，到后期又略有升高。但CK 處理NO3--N 含量低于添加生物炭處理，而B1和B2處理間NO3--N 含量相當(dāng)。

2.3 添加生物炭對土壤N2O 排放速率的影響

由圖2 可知：第1 次施氮后，各處理N2O 排放速率變化趨勢基本一致。表現(xiàn)為初始緩慢增加，處理之間無差異，第10 天迅速上升，處理之間差異顯著(P＜0.05)。至第19 天，各處理N2O排放均達到峰值，且峰值差異顯著(P＜0.05)，峰值N2O 含量大小為CK＞B1＞B2。達到峰值后，土壤N2O 排放速率開始下降。第41 天時，B1和B2的N2O 排放速率接近0，而CK 的排放速率仍達到1.25 μg/(kg·h)(按N2O-N 的量計，下同) 直到第60 天，CK 才降為0.002 μg/(kg·h)。

圖1 各處理土壤NH4+-N 和NO3--N 含量變化Fig.1 The dynamic of NH4+-N and NO3--N contents of each treatment

培養(yǎng)到第180 天時進行第2 次施氮，土壤N2O排放速率變化與第1 次施氮后有所不同(圖2)。CK 處理N2O 排放速率相對穩(wěn)定，一直維持在較低排放水平[低于0.1 μg/(kg·h)]。B1和B2土壤N2O 排放速率則緩慢上升。但相較于第1 次施氮后的N2O 排放，B1和B2的峰值下降明顯，且較快達到峰值，如B1在施氮后13 d 已達到峰值[0.78 μg/(kg·h)]，B2在第8 天時已達到峰值[0.98 μg/(kg·h)]。其后，B1和B2的N2O 排放速率緩慢下降，施氮27 d 后，降到與CK 一致水平。

2.4 添加生物炭對土壤N2O 累計排放量的影響

第1 次施氮后，B1和B2處理60 d 內(nèi)土壤N2O累積排放量分別較CK 降低了65.96%和89.22%，且B1和B2間存在顯著差異(P＜0.05)。第2 次施氮的結(jié)果與第1 次相反，即添加生物炭促進了N2O 排放。B1和B2的N2O 累積排放量分別較CK 提高202%和407%，且B1和B2處理間差異顯著(P＜0.05)。綜合2 次施氮后N2O 排放總量，相較于CK，B1和B2的N2O 排放總量的降幅分別為54.34%和70.40% (表2)。

3 討論

生物炭含有大量碳和一定量的氮，施入土壤相應(yīng)增加了土壤碳和氮含量[4-5]。生物炭能提高土壤pH，源于其含有大量的堿性物質(zhì)，如碳酸鹽等[13]。生物炭施入酸性土壤，中和土壤酸度，顯著提高土壤pH[4-5]。在一定pH 范圍內(nèi)，pH 值與土壤有效磷呈顯著正相關(guān)[14]。此外，生物炭含有鹽基離子，施入土壤能豐富其養(yǎng)分含量[15]。例如，生物炭表面富含羧基、羰基等官能團能改善磷和鉀供應(yīng)[16]，生物炭施于土壤中，也能顯著提高CEC。

圖2 不同處理對土壤添加尿素后N2O 的排放速率(按N2O-N 的量計)的影響Fig.2 Effects of different treatments on the emission rates of N2O (in terms of N2O-N amount)in soil after urea fertilizer addition

表2 不同處理對土壤N2O 累積排放量(按N2O-N 的量計)的影響Tab.2 Effects of different treatments on the cumulative emissions of N2O (in terms of N2O-N amount) in soil

生物炭雖能顯著減少土壤N2O 總排放量，但比較前后2 次施氮土壤N2O 排放總量發(fā)現(xiàn)：生物炭僅大幅度降低第1 次施氮后的N2O 排放，卻促進了第2 次施氮后的N2O 排放(表2)。季雅嵐等[7]研究發(fā)現(xiàn)：300 ℃下制備的生物炭明顯促進N2O 排放，500 和700 ℃等較高溫度制備的生物炭則顯著降低N2O 排放?？赡苁堑蜏刂苽涞纳锾亢写罅恳追纸馕镔|(zhì)[17]，能消耗土壤O2，而利于N2O 生成。高溫制備的生物炭穩(wěn)定性強，具有較大的比表面積和較強的物理吸附性[17]，具有吸附N2O 的能力。此外，較高熱解溫度制備的生物炭可能導(dǎo)致土壤孔隙率增加，抑制厭氧反硝化過程[18]，最終有效抑制土壤N2O 的產(chǎn)生。但CASE等[19]認(rèn)為：生物炭盡管能增加土壤孔隙度，改善土壤通透性，但對N2O 減排貢獻并不大，添加生物炭增加土壤的物理和生物吸附，造成參與N2O反應(yīng)底物量的減少，才是N2O 減排的原因。土壤CEC 值反映了土壤陽離子吸附狀況。B1和B2土壤CEC 相對于CK 分別增加了0.56 cmol/kg 和0.93 cmol/kg (表1)，盡管其中可能有生物炭施入帶入的鹽基離子，但施入尿素水解產(chǎn)生大量NH4+可利用質(zhì)量效應(yīng)占據(jù)的吸附位點，從圖1 中可大概反映出CK 與B1、B2的NH4+-N 含量差異在20～50 mg/kg 之間，但生物炭用量差異沒有顯著造成該部分吸附氮的差異。WANG 等[20]將花生殼炭添加到酸性土壤中，發(fā)現(xiàn)能降低酸性土壤的硝化作用，源于花生殼生物炭中含有的酚類化合物能抑制氨氧化細(xì)菌(AOB)數(shù)量，從而阻止了產(chǎn)N2O 過程的進行，實現(xiàn)了N2O 減排，但該結(jié)果不能用于解釋本試驗。盡管生物炭可以吸附大量的NH4+，從圖1 第1 次施肥后土壤NH4+-N 和NO3--N含量的變化可推斷出生物炭施用于磚紅壤中，能顯著促進硝化作用。可能是生物炭添加改善了影響硝化作用的pH[21]，使得其適于硝化微生物生長，最終使得添加生物炭的土壤NH4+轉(zhuǎn)化為NO3-的效率增高。B1和B2處理在第1 次施肥后，土壤NH4+-N 含量低于CK 處理；B1和B2土壤NO3--N含量顯著高于CK 處理，而B2又顯著高于B1處理(圖1)。生物炭可增加土壤氨氧化菌數(shù)量，促進土壤硝化過程及N2O 產(chǎn)生[22]。同時，生物炭與提升亞硝酸還原酶基因(nirK)，氧化亞氮還原酶基因(nosZ)等反硝化基因數(shù)量有關(guān)，如果土壤局部區(qū)域存在反硝化作用，便可將N2O 繼續(xù)還原為N2[23]，由此降低N2O 排放。本試驗的土壤水分也適合于反硝化過程發(fā)生，從而導(dǎo)致第1 次施氮后實現(xiàn)了生物炭減排N2O 的現(xiàn)象。

本研究也證實土壤施氮后出現(xiàn)明顯酸化。如第1 次施氮采氣結(jié)束后，CK、B1和B2土壤pH 由初始的4.88 分別降至4.10、4.25 和4.66，第2 次施氮采氣結(jié)束時，土壤pH 繼續(xù)降至3.70、3.72 和4.38 (表1)。原因在于酸化產(chǎn)生的H+占據(jù)了本來應(yīng)該吸附NH4+的吸附位點[24]，降低了生物炭對NH4+的吸附量，使得第2 次施氮培養(yǎng)結(jié)束后，生物炭添加與否都沒有造成土壤CEC 差異(表1)。而添加生物炭能明顯緩解酸性土壤的pH下降[25]。pH 在3.4～8.6 范圍時，土壤硝化作用強度隨pH 升高而增強[26]。添加生物炭土壤的pH 高于CK (表1)，因此土壤硝化作用強度高于CK，由此土壤NH4+大都能通過硝化作用轉(zhuǎn)化為NO3-。正是由于添加生物炭土壤參與硝化過程中的NH4+量高于CK，才使得其N2O 排放高于CK。添加生物炭越多，緩解酸性程度越大。B2酸化的程度弱于B1，使得B1硝化程度低于B2，導(dǎo)致B1土壤中存留的部分NH4+不能被硝化，由此造成B2的N2O 排放高于B1(圖1)。

第1 次施氮采氣結(jié)束后土壤中已存在大量NO3-，而第2 次施氮繼續(xù)培養(yǎng)后土壤硝態(tài)氮卻并未明顯提升(圖1)。早在20 世紀(jì)80 年代的研究已發(fā)現(xiàn)：有氧條件下可發(fā)生好氧反硝化作用，參與微生物因具有周質(zhì)硝酸鹽還原酶(Nap)而對氧不敏感，能在好氧條件下發(fā)生反硝化作用，其影響因素主要包括土壤有機質(zhì)和NO3-含量。本研究中第1 次施氮提供了大量NO3-，尤其B1和B2處理(圖1)，生物炭添加又相應(yīng)增加了土壤有機質(zhì)(表1)，因此營造了利于好氧反硝化發(fā)生的條件而促進該作用的進行。同時該條件下硝化—反硝化作用可以耦合發(fā)生，被認(rèn)為是氮損失的最主要途徑[27-28]。第2 次施氮后可利用的有機碳可能少于第1 次，加之pH 值也低于第1 次，由此降低了氧化亞氮還原酶的活性，使產(chǎn)生的N2O 不易被還原為N2[29]。同時由于好氧硝化和反硝化作用增加，導(dǎo)致第2 次施氮后添加生物炭土壤具有促進土壤N2O 排放的效果。

4 結(jié)論

生物炭能顯著提高土壤有機碳和氮含量，緩解土壤酸化，增加土壤速效磷和速效鉀的含量，增強土壤保肥性能。但施入生物炭對先后2 次施氮后N2O 排放的影響存在差異。第1 次施氮，生物炭促進了反硝化作用，加速N2O 向N2轉(zhuǎn)化，表現(xiàn)為減排；第2 次施氮，生物炭緩解了土壤酸化，導(dǎo)致更多NH4+參與硝化作用，減緩N2O 轉(zhuǎn)化為N2，表現(xiàn)為增排。綜合2 次施氮后N2O 排放情況，生物炭實現(xiàn)了土壤N2O 總量減排。