劉志偉 ，劉 娟 ，吳家森 ，李永夫 ，姜培坤

（1. 浙江農(nóng)林大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院、碳中和學(xué)院，亞熱帶森林培育國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，臨安 311300；2. 浙江農(nóng)林大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院、碳中和學(xué)院，浙江省森林生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)與固碳減排重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，臨安 311300）

0 引 言

大氣中CO2、CH4和N2O 等溫室氣體濃度增加而導(dǎo)致的全球變暖成為世界性的環(huán)境問題，其中N2O 和CH4的增溫潛勢分別是CO2的298 倍和25 倍左右[1]。中國在聯(lián)合國大會上提出中國CO2排放量力爭在2030 年達(dá)到峰值，在2060 年達(dá)成“碳中和”的目標(biāo)[2]。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)是生態(tài)系統(tǒng)中CH4和N2O 的重要來源之一，分別占全球人為排放CH4和N2O 的50%和43%以上[3]。稻麥輪作制度是中國東南部典型的種植制度之一。據(jù)估計(jì)，稻麥輪作占中國糧食生產(chǎn)總面積的8.2%，其中糧食產(chǎn)量和溫室氣體排放量分別占9.8%和15.0%[4]。如何通過減排增匯實(shí)現(xiàn)“碳中和、碳達(dá)峰”已經(jīng)成為當(dāng)前氣候變化研究的熱點(diǎn)。

自然土壤的酸化伴隨在土壤發(fā)生和發(fā)育的整個(gè)過程，近些年來大量的人為活動進(jìn)一步加速了土壤酸化的進(jìn)程[5]。由土壤酸化導(dǎo)致農(nóng)業(yè)土壤退化的問題日益嚴(yán)重，中國主要的農(nóng)作物產(chǎn)區(qū)的土壤pH 值在1980—2000 年間平均下降了0.5 個(gè)單位[6]。生物炭是秸稈等生物質(zhì)在厭氧或無氧條件下經(jīng)過高溫?zé)峤猱a(chǎn)生的一種富含碳的固態(tài)產(chǎn)物[7]。研究表明，生物炭的施用能提高土壤碳、氮含量，改善土壤微生物群落結(jié)構(gòu)，提高農(nóng)作物產(chǎn)量[8]。研究發(fā)現(xiàn)生物炭添加能夠抑制土壤N2O 和CH4排放[9]，但作為一種難降解富含碳的物質(zhì)，生物炭在土壤中可穩(wěn)定地存在數(shù)百甚至千年[10]，且對農(nóng)田溫室氣體排放的影響會隨施用時(shí)間而發(fā)生改變[11-12]。朱爽閣等[11]通過田間定位試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)陳化生物炭能降低土壤N2O 排放，其抑制作用隨陳化時(shí)間延長而減弱。WU 等[12]通過6a 田間試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)生物炭施入初期對土壤CH4排放沒有顯著影響，但是試驗(yàn)后期，陳化生物炭顯著降低了土壤 CH4的排放。稻麥輪作系統(tǒng)包括灌溉水稻和旱地小麥，土壤環(huán)境不同會導(dǎo)致施用生物炭的影響也不一致[13-14]。ZHOU 等[13]在稻麥輪作的研究中發(fā)現(xiàn)，施加生物炭能夠顯著降低麥季N2O 排放量，但對稻季的N2O 排放無顯著影響。ZHANG等[14]在太湖地區(qū)的稻麥輪作中研究發(fā)現(xiàn)，生物炭在20和40 t/hm2施用條件下對麥季GWP 和GHGI 均有顯著降低作用，而稻季則無顯著影響。因此在稻麥輪作這種復(fù)雜的環(huán)境中陳化生物炭對溫室氣體排放的影響有待進(jìn)一步研究。

腐殖酸是動植物遺?。ㄖ饕侵参锏倪z?。┙?jīng)過微生物的分解和轉(zhuǎn)化以及地球化學(xué)的一系列過程形成和積累起來的一類大分子有機(jī)物質(zhì)[15]。腐殖酸具有較大的表面積和內(nèi)部電荷，可以作為土壤改良劑改善土壤理化性質(zhì)，提高土壤pH 值和有機(jī)碳含量，緩解土壤酸化，提升土壤肥力，提高作物產(chǎn)量[16-18]。腐殖酸作為土壤改良劑對農(nóng)業(yè)溫室氣體排放的研究較少，SUN 等[19]研究發(fā)現(xiàn)，土壤中腐殖酸的添加促進(jìn)了N2O 排放，對CH4排放產(chǎn)生顯著影響。

本文以浙江稻麥輪作系統(tǒng)為研究對象，研究生物炭與腐殖酸單獨(dú)施用與配合施用對CH4和N2O 排放影響；同時(shí)結(jié)合作物產(chǎn)量評估該生態(tài)系統(tǒng)綜合溫室效應(yīng)和溫室氣體強(qiáng)度，旨在綜合評價(jià)施用生物炭和腐殖酸對稻麥輪作系統(tǒng)溫室氣體排放的長期效應(yīng)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

試驗(yàn)地點(diǎn)為浙江省杭州市臨安區(qū)於潛鎮(zhèn)（30°25’ N，119°45’ E），地處浙江省西北部，屬于亞熱帶季風(fēng)性氣候。年平均降水量約為1 614 mm，降雨大多發(fā)生在4 月份至10 月份期間，年平均降水日158 d，年平均氣溫16.6 ℃，年平均無霜期241 d，年日照時(shí)數(shù)達(dá)1 900 h 以上，土壤類型屬于潛育性水稻土。試驗(yàn)周期內(nèi)日降雨量和氣溫的動態(tài)變化見圖1。

圖1 2021—2022 年水稻-小麥輪作周期內(nèi)日降雨量和氣溫的動態(tài)變化Fig.1 Dynamic changes in daily precipitation and temperature during the rice and wheat annual rotation cycle in 2021-2022

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與田間管理

本試驗(yàn)為雙因素（生物炭和腐殖酸）的田間試驗(yàn)，各處理的生物炭和腐殖酸添加量見表1。本試驗(yàn)所用生物炭為江蘇省華豐農(nóng)業(yè)生物工程有限公司提供，以水稻秸稈為原料，采用600 ℃熱解炭化制成。腐殖酸為安徽省無為縣花卉肥料廠提供。生物炭和腐殖酸在施加前均過2 mm 篩處理，其基本理化性質(zhì)見表2。生物炭和腐殖酸于2020 年7 月11 日一次性施加到土壤0～20 cm 耕作層，手工充分混勻。每個(gè)處理3 次重復(fù)，試驗(yàn)共18 個(gè)小區(qū)，每個(gè)試驗(yàn)小區(qū)大小為5 m × 5 m，隨機(jī)排列，每個(gè)小區(qū)設(shè)獨(dú)立的灌排水口。

表1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)Table 1 Field experimental treatments(t·hm-2)

表2 生物炭和腐殖酸基本理化性質(zhì)Table 2 Basic physical and chemical properties of biochar and humic acid used

自2020 年7 月開始，所有小區(qū)在移栽水稻或種植小麥前一天施入化肥作為基肥，稻季氮肥（以N 計(jì)）、磷肥（以P2O5計(jì)）、鉀肥（以K2O 計(jì)）分別為270、75、150 kg/hm2，基肥和分蘗肥的氮肥用量均為135 kg/hm2，基肥采用當(dāng)?shù)剞r(nóng)民常用復(fù)合肥（N : P2O5∶K2O 為17∶10∶17），追肥采用尿素和氯化鉀。麥季氮肥（以N計(jì)）、磷肥（以P2O5計(jì)）、鉀肥（以K2O 計(jì)）分別為115、72、38 kg/hm2，基肥和分蘗肥的氮肥用量分別為81 和34 kg/hm2，基肥采用當(dāng)?shù)剞r(nóng)民常用復(fù)合肥（N∶P2O5∶K2O 為18∶16∶6），追肥采用尿素和硫酸鉀。所有處理的施肥量、施肥方式、田間病蟲害管理措施同當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶習(xí)慣常規(guī)管理一致?；嗜鍪┯谕寥辣韺硬⒕鶆蚍?，追肥均勻撒施于土壤表層。

本研究觀測期間，水稻于2021 年7 月8 日移栽，11 月11 日收獲，全生育期共 128 d，稻麥輪作田間管理措施依據(jù)當(dāng)?shù)爻Ｒ?guī)進(jìn)行，水稻生長前期保持淹水，分蘗期后排水曬田，之后恢復(fù)灌溉，保持土壤濕潤，后期逐漸排干水分，于2021 年7 月17 日追肥；小麥于2021 年11 月27 日播種，2022 年5 月25 日收獲，全生育期共180 d，追肥時(shí)間為2022 年3 月14 日。

1.3 樣品采集與測定

氣體樣品采樣時(shí)間為2021 年7 月16 日至2022 年5 月25 日，利用靜態(tài)暗箱觀測法采集。水稻和小麥生長期內(nèi)平均采樣間隔時(shí)間為7 和14 d，施肥后適當(dāng)增加采樣頻率，采樣時(shí)間集中在08:00-11:00。采樣箱規(guī)格為50 cm×50 cm×50 cm（作物生長前期）或50 cm×50 cm×100 cm（作物生長后期）。采集氣體時(shí)，在底座凹槽內(nèi)加水，以保證頂箱嵌入底座時(shí)密封。采樣箱封箱0、10、20 和30 min 后用60 mL 注射器抽取箱內(nèi)氣體樣品，返回實(shí)驗(yàn)室后立即用氣相色譜儀（Shimadzu, GC-2014，日本）測定。CH4檢測器為FID，溫度為200 ℃，燃?xì)鉃闅錃猓細(xì)鉃榭諝?；N2O 檢測器為ECD，檢測器溫度250 ℃，分離柱溫度55 ℃，載氣為氮?dú)狻?/p>

采集氣體的同時(shí)，用溫度計(jì)記錄箱內(nèi)溫度變化情況，用地溫計(jì)測定地下5 cm 的土壤溫度。采氣后采集0～20 cm 土層土壤樣品對土壤含水量、pH 值，NH4+-N 和NO3--N 含量進(jìn)行測定。土壤含水量采用烘干法測定，pH 值采用pH 計(jì)法測定（水土比 2.5∶1）；用靛酚藍(lán)比色法（625 nm）和紫外雙波長法（275 和220 nm）測定土壤NH4+-N 和NO3--N 含量。水稻和小麥?zhǔn)斋@前，采集測定0～20 cm 土層的土壤基本理化性質(zhì)：pH 值采用pH 計(jì)法測定（水土比 2.5∶1）；環(huán)刀法測定土壤容重；重鉻酸鉀-硫酸消化法測定有機(jī)質(zhì)；凱氏定氮法測定全氮。水稻和小麥在生理成熟期收獲，并測定作物產(chǎn)量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

CH4和N2O 排放通量根據(jù)公式（1）計(jì)算。

式中F為CH4或N2O 的排放通量，mg/(m2·h)；ρ為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下氣體流動時(shí)的密度，kg/m3；h為采樣箱的高度，m；dc/dt為采樣過程中箱內(nèi)氣體摩爾分?jǐn)?shù)變化速率，μL/(L·h)；T為采樣過程中采樣箱內(nèi)的平均溫度， ℃。

CH4和 N2O 累積排放量根據(jù)公式（2）計(jì)算。

式中f為CH4或N2O 的累積排放通量，mg/m2；n為采樣總次數(shù)；i為采樣次數(shù)，(ti+1-ti)為兩次采樣時(shí)間的間隔天數(shù)，d。

在100 a 尺度上綜合溫室效應(yīng)[1]（GWP），計(jì)算見式（3）。

式中XGWP為綜合溫室效應(yīng)，以CO2排放量計(jì)，kg/hm2。ECH4是CH4累積排放量，kg/hm2；EN2O表示N2O 累積排放量，kg/hm2；25 和298 分別為CH4、N2O 轉(zhuǎn)換為CO2排放量的系數(shù)。

溫室氣體排放強(qiáng)度是單位產(chǎn)量的溫室氣體排放強(qiáng)度（GHGI）計(jì)算見式（4）。

式中XGHGI為溫室氣體排放強(qiáng)度，kg/kg；XGWP為綜合溫室效應(yīng)，kg/hm2；Y為作物產(chǎn)量，kg/hm2。

運(yùn)用Excel 2013 進(jìn)行原始數(shù)據(jù)的計(jì)算，利用SPSS 22 進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，用Origin 2018 軟件作圖。采用雙因素方差法分析生物炭和腐殖酸對土壤基本理化性質(zhì)、CH4和N2O 累積排放量、水稻產(chǎn)量、綜合溫室效應(yīng)GWP 和GHGI 的影響，用 LSD 法檢驗(yàn)不同處理間差異的顯著性，采用Pearson 相關(guān)性分析處理CH4和N2O 排放通量與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性。本文中所有圖表中的數(shù)據(jù)均是3次重復(fù)的平均值。除特殊說明外，顯著性水平a=0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤理化性質(zhì)和產(chǎn)量

生物炭一般為堿性，其灰分含有的鈣、鎂、鉀、鈉等鹽基離子可以交換土壤中的H+及交換性Al3+，降低其在土壤中的含量，提高土壤pH 值，可作為改良劑緩解土壤酸化[20]。由表3 可知，生物炭顯著提高了麥季土壤pH 值（P＜0.05）。生物炭比表面積大，具有極強(qiáng)的吸附性，能夠吸附土壤中的有機(jī)分子，并通過表面催化活性促進(jìn)有機(jī)小分子聚合形成土壤有機(jī)質(zhì)[21]。由表3 可知，生物炭顯著提高了稻麥兩季土壤有機(jī)碳含量（P＜0.05）。研究表明，腐殖酸中含有大量的有機(jī)膠體和有機(jī)質(zhì)，可以作為土壤改良劑或者肥料增加土壤有機(jī)質(zhì)含量，提高土壤養(yǎng)分含量[22]。由表3 可知，腐殖酸顯著提高了稻季土壤有機(jī)碳含量（P＜0.05）。本試驗(yàn)中，腐殖酸處理對麥季土壤pH 值、容重、有機(jī)碳和全氮含量均無顯著影響，可能是腐殖酸的改良效果持續(xù)時(shí)間有限，隨著施用時(shí)間的增加，腐殖酸對土壤的影響逐漸減弱所致，一般需要持續(xù)施用才能達(dá)到較好的改良效果，也可能是大田的緩沖作用以及大田環(huán)境的多變性所致，具體原因和機(jī)制還需后續(xù)試驗(yàn)進(jìn)行驗(yàn)證。

表3 不同處理2021—2022 年稻麥輪作土壤理化性質(zhì)和產(chǎn)量的變化Table 3 Variation in soil physicochemical properties and yield under different treatments during rice-wheat rotation cycle in 2021-2022

研究表明，生物炭的施用能促進(jìn)作物根系生長，進(jìn)而提高作物吸收養(yǎng)分的能力，增加作物產(chǎn)量[23]。研究發(fā)現(xiàn)，腐殖酸可以通過改善植物根系，提高作物對土壤養(yǎng)分的吸收利用，促進(jìn)作物產(chǎn)量的提高[24]。在本試驗(yàn)中，經(jīng)過1a 陳化后的生物炭和腐殖酸均未對水稻和小麥產(chǎn)量產(chǎn)生顯著影響（P＞0.05），生物炭和腐殖酸配施顯著增加了小麥產(chǎn)量增幅為1.0%～5.0%（P＜0.05），對水稻產(chǎn)量沒有顯著影響（表3）。生物炭添加對農(nóng)作物產(chǎn)量的影響較為復(fù)雜，與生物炭類型、試驗(yàn)地土壤性質(zhì)、種植作物種類等因素相關(guān)，也有研究表明，與小麥等旱地作物相比，生物炭添加對水稻產(chǎn)量的影響有限[25]。

2.2 CH4 排放

CH4和N2O 排放情況如圖2 所示。稻麥輪作期內(nèi)不同處理稻季CH4排放通量變化趨勢相近，生物炭處理對CH4排放通量無顯著影響（P＞0.05），腐殖酸處理顯著降低了CH4排放通量（P＜0.05）。B0F2、B1F0、B1F1和B1F2 處理CH4排放通量的峰值均在水稻移栽后第28天出現(xiàn)，分別為42.99、55.82、41.75和43.21 mg/(m2·h)，B0F0 和B0F1 的峰值均出現(xiàn)在移栽后第35 天，分別為50.40 和52.13 mg/(m2·h)，隨后減少且維持較低排放水平（圖2a）。

水稻生長期間B0F0、B0F1、B0F2、B1F0、B1F1 和B1F2 的CH4平均排放通量分別為：17.96、13.38、14.15、16.50、11.78 和13.18 mg/(m2·h)。生物炭處理對稻季土壤CH4累積排放量沒有顯著影響（P＞0.05），腐殖酸處理顯著降低了CH4累積排放量(P＜0.05)，腐殖酸和生物炭對CH4累積排放量不存在顯著交互作用（P＞0.05）（表4）。麥季不同處理的CH4排放通量的變化規(guī)律基本一致，生物炭和腐殖酸處理對CH4排放通量均沒有顯著影響（P＞0.05）。B0F0、B0F2、B1F0、B1F1 和B1F2處理的峰值均在小麥播種后第112 天出現(xiàn)，峰值分別為2.78、3.43、1.93、2.10 和2.88 mg/(m2·h)，B0F1 的峰值均出現(xiàn)在小麥播種后第122 天，為1.72 mg/(m2·h)，隨后減少且維持較低排放水平（圖2a）。小麥生長期間B0F0、B0F1、B0F2、B1F0、B1F1 和B1F2 的CH4平均排放通量分別為：1.14、0.66、0.86、0.65、0.70 和0.85 mg/(m2·h)。生物炭和腐殖酸處理均顯著降低了麥季CH4累積排放量(P＜0.05)，腐殖酸和生物炭之間對CH4累積排放量存在顯著交互作用(P＜0.05) （表4）。

表4 不同處理2021—2022 年稻麥輪作周期內(nèi)CH4 和N2O 通量、CH4 和N2O 累積排放量、CH4 和N2O 對GWP 的貢獻(xiàn)、GWP 和GHGITable 4 Flux and cumulative emissions of CH4 and N2O, contributions of CH4 and N2O to GWP, GWP, and GHGI under different treatments during rice-wheat rotation cycle in 2021-2022

稻季各處理CH4累積排放量的變化范圍為229.11～343.05 kg/hm2，麥季各處理的CH4累積排放量的變化范圍為20.41～40.04 kg/hm2，稻麥兩季CH4累積排放量變化范圍為252.58～383.09 kg/hm2。CH4排放主要集中在稻季，占稻麥輪作系統(tǒng)周年CH4總排放量的89.5%～94.0%，而麥季CH4排放量僅占總排放量的6.0%～10.5%。在整個(gè)稻麥輪作周期內(nèi)，生物炭和腐殖酸均顯著降低了CH4累積排放量（P＜0.05），生物炭和腐殖酸對稻麥輪作周期內(nèi)CH4累積排放量的影響不存在顯著交互作用（P＞0.05）（表4）。與B0F0 相比，單獨(dú)施用生物炭或腐殖酸以及二者混施均降低了土壤CH4累積排放量，降幅分別為11.1%、21.8%～25.8%和24.7%～34.1%。

2.3 N2O 排放

稻麥輪作期內(nèi)不同處理稻田N2O 排放通量的變化趨勢相近，生物炭和腐殖酸處理對N2O 排放通量均沒有顯著影響（P＞0.05）。稻田B1F0、B1F1 和B1F2 處理的峰值均在水稻移栽后第8 天出現(xiàn)，峰值分別為0.190、0.142和0.135 mg/(m2·h)；B0F0、B0F1 和B0F2 處理的峰值分別出現(xiàn)在移栽后第20、13 和28 天，分別為0.036、0.092 和0.143 mg/(m2·h)，隨后減少且維持較低排放水平（圖2b）。水稻生長期間B0F0、B0F1、B0F2、B1F0、B1F1 和B1F2的N2O 平均排放通量分別為：0.020、0.034、0.030、0.038、0.032 和0.033 mg/(m2·h) （表4）。稻季N2O 的排放主要集中在水稻生長的前中期，其原因是稻田前期處于淹水狀態(tài)，土壤中以反硝化作用為主，前期基肥和追肥為微生物和植物生長提供了所需的營養(yǎng)物質(zhì)，為反硝化微生物營造更好的厭氧生存環(huán)境，因而N2O 排放量高，而分蘗期后排水曬田，硝化作用處于主導(dǎo)地位，N2O排放少。施用生物炭或腐殖酸對稻季N2O 累積排放量均未產(chǎn)生顯著影響（P＞0.05），生物炭和腐殖酸對稻季N2O 累積排放量存在顯著交互作用（P＜0.05）。在B0 水平下，添加腐殖酸顯著增加了N2O 累積排放量（P＜0.05），與B0F0 相比，B0F1和B0F2 處理的N2O 累積排放量分別增加了65.7%（P＜0.05）和40.9%（P＜0.05）。在F0水平下，添加生物炭顯著增加了N2O 累積排放量，與B0F0 對比，B1F0 的N2O 累積排放量升高了45.3%（P＜0.05）（表4）。麥季不同處理的N2O 排放通量的變化規(guī)律一致，生物炭和腐殖酸處理對N2O 排放通量均沒有顯著影響（P＞0.05），且兩者對N2O 排放的影響不存在顯著交互作用（P＞0.05）。B0F1、B1F0、B1F1 和B1F2處理的峰值均在小麥播種后第112 天d 出現(xiàn)，峰值分別為0.043、0.044、0.031 和0.046 mg/(m2·h)，B0F0 和B0F2處理的峰值出現(xiàn)在小麥播種后第26 天，分別為0.023 和0.021 mg/(m2·h)，隨后減少且維持較低排放水平（圖2b）。小麥生長期間B0F0、B0F1、B0F2、B1F0、B1F1 和B1F2 的N2O 平均排放通量分別為：0.012、0.014、0.009、0.016、0.010 和0.015 mg/(m2·h)（表4）。麥季前期N2O排放量較低，其原因可能是冬季降雨少和氣溫低，土壤中微生物活性相對較弱，土壤N2O 排放被限制，隨著氣溫回升土壤N2O 排放量逐漸增加，在追肥后達(dá)到峰值，隨后迅速減少至較低水平。由表4 可知，生物炭處理顯著增加了麥季N2O 的累積排放量（P＜0.05），腐殖酸處理對麥季N2O 累積排放量沒有顯著影響（P＞0.05），生物炭和腐殖酸對麥季N2O 累積排放量的影響存在顯著交互作用（P＜0.05）。在B0 和B1 水平下，添加腐殖酸對N2O累積排放量均無顯著影響（P＞0.05）。在F0 和F1 水平下，生物炭處理對N2O 累積排放量均無顯著影響（P＞0.05），在F2 水平下，生物炭顯著增加了N2O 累積排放量（P＜0.05），與B0F2 對比，B1F2 的N2O 累積排放量升高了42.9%（P＜0.05）（表4）。

研究發(fā)現(xiàn)長江中下游地區(qū)稻麥輪作中N2O 累積排放量為0.23～4.54 kg/hm2[26-27]，本試驗(yàn)中，在稻麥輪作周內(nèi)N2O 累積排放量為0.93～1.24 kg/hm2，處于這個(gè)范圍之內(nèi)。各處理排放的 N2O-N（0.93～1.24 kg/hm2）占總施氮量（385 kg/hm2）的0.24%～0.32%，處于全球農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的0.03%～2.00%的范圍內(nèi)[28]。

在整個(gè)稻麥輪作周期內(nèi)，生物炭和腐殖酸N2O 累積排放量均無顯著影響（P＞0.05），生物炭和腐殖酸對稻麥輪作周期內(nèi)N2O 累積排放量的影響存在顯著交互作用（P＜0.05）（表4）。與B0F0 相比，單獨(dú)施用生物炭或腐殖酸以及二者混施均增加了土壤N2O 的累積排放量，增幅分別為33.3%、10.0%～30.1%和7.2%～23.7%。

2.4 綜合溫室效應(yīng)和溫室氣體排放強(qiáng)度

GWP 表示溫室氣體的綜合增溫效應(yīng)，GHGI 表示溫室氣體強(qiáng)度。通過對N2O 和CH4綜合增溫效應(yīng)、氣體貢獻(xiàn)率以及溫室氣體排放強(qiáng)度的計(jì)算，可以更直觀地評估生物炭和腐殖酸對本研究中溫室氣體排放與產(chǎn)量的綜合效益。在稻季，生物炭處理對GWP 沒有顯著影響（P＞0.05），而腐殖酸處理顯著降低了GWP（P＜0.01），生物炭和腐殖酸對GWP 沒有顯著交互作用（P＞0.05）。與B0F0 相比，單獨(dú)施用生物炭或腐殖酸以及二者混施均降低了稻季GWP，降幅分別為5.8%、19.5%～22.9%和23.5%～32.3%。稻季各處理GWP 變化范圍為5 899.8～8 708.9 kg/hm2，不同處理GWP 從大到小依次為：B0F0、B1F0、B0F2、B0F1、B1F2 和B1F1。CH4是稻季綜合溫室效應(yīng)的主要貢獻(xiàn)者，其對GWP 的貢獻(xiàn)率范圍為96.7%～98.5%，N2O 對GWP 貢獻(xiàn)率的變化范圍為1.5%～3.3%。在麥季中，生物炭和腐殖酸處理均顯著降低了GWP（P＜0.01），生物炭和腐殖酸對GWP 存在顯著的交互作用（P＜0.01）。麥季各處理的GWP 變化范圍為688.5～1 146.8 kg/hm2，不同處理GWP 從大到小依次為：B0F0、B1F2、B0F2、B0F、B1F1 和B1F0。CH4在麥季對綜合溫室效應(yīng)的貢獻(xiàn)率相較于稻季有所降低，其變化范圍為74.1%～87.3%，N2O 對GWP 貢獻(xiàn)率的變化范圍為12.7%～25.9%。在整個(gè)稻麥輪作周期內(nèi)，生物炭和腐殖酸處理均顯著降低了GWP（P＜0.05），生物炭和腐殖酸對GWP 沒有顯著交互作用（P＞0.05）。稻麥輪作周期內(nèi)GWP 的變化范圍為6 612.9～9 855.7 kg/hm2，不同處理GWP 從大到小依次為：B0F0、B1F0、B0F2、B1F2、B0F1 和B1F1。稻麥輪作周期內(nèi)各處理CH4對GWP 的貢獻(xiàn)率范圍為95.1%～97.2%，N2O 對GWP 貢獻(xiàn)率的變化范圍為2.8%～4.9%（表4）。

溫室氣體排放強(qiáng)度（GHGI）可以直觀地評估溫室氣體排放與產(chǎn)量的綜合效益。在本試驗(yàn)中，在整個(gè)稻麥輪作周期內(nèi)生物炭和腐殖酸添加對作物產(chǎn)量沒有顯著影響，GHGI 的降低要?dú)w因于CH4排放量的減少。稻麥輪作周期內(nèi)GHGI 變化范圍為0.50～0.78，生物炭和腐殖酸處理均顯著降低了GHGI （P＜0.01），生物炭和腐殖酸對GHGI 的影響不存在顯著交互作用（P＞0.05）。

與B0F0 相比，在稻麥輪作周期內(nèi)單獨(dú)施用生物炭或腐殖酸以及二者混施處理的GHGI 降幅分別為10.2%，17.3%～20.2%和27.2%～36.2%。B0F0、B0F1、B0F2、B1F0、B1F1 和B1F2 的GHGI 分別為0.78、0.62、0.64、0.70、0.50 和0.57，B1F1 處理最低（表4）。

2.5 環(huán)境因子

由表5 可知，在稻麥輪作周期內(nèi)，CH4和N2O 排放通量與土壤溫度和含水量均存在顯著相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），CH4排放通量與土壤pH 值均存在顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），N2O 排放通量與土壤pH 值沒有顯著相關(guān)性（P＞0.05）。在麥季中，CH4和N2O 排放通量與土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量均存在顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05）。

表5 2021—2022 年稻麥輪作周期內(nèi)CH4 和N2O 排放通量與環(huán)境因子的相關(guān)方程Table 5 Correlation equations between CH4 and N2O fluxes against environment parameters during rice-wheat rotation cycle in 2021-2022

3 討 論

3.1 不同處理對CH4 排放的影響

生物炭對于CH4的作用效果受到添加量、熱解溫度、原料類型、土壤和植被類型等因素的影響，大量研究表明生物炭能夠抑制土壤CH4排放[9,29]。本試驗(yàn)中，經(jīng)過1 a 陳化后的生物炭顯著降低了稻麥輪作周期內(nèi)CH4累積排放量。生物炭添加導(dǎo)致CH4排放量降低的主要原因有：1）土壤pH 值升高。甲烷氧化菌在酸性環(huán)境中活性較強(qiáng)，而產(chǎn)甲烷菌則適合生活在中性或稍堿性環(huán)境中，且對pH 值變化很敏感[30]。在本研究中，由表2 可知，生物炭pH 值為8.51，施入后土壤的pH 值在5.29～5.65之間，提高了土壤的pH 值（表3），從土壤pH 值變化影響產(chǎn)甲烷菌活性這個(gè)角度來講，生物炭添加對甲烷氧化菌活性增強(qiáng)的程度比產(chǎn)甲烷菌的更大一些，因此使土壤 CH4的最終釋放量減小，從而減少了土壤 CH4的釋放。2）土壤通氣性增加。土壤CH4氧化消耗受到土壤氧氣和養(yǎng)分供應(yīng)的控制。生物炭疏松多孔，施加后可以改善土壤的通氣環(huán)境，提高土壤的透氣性和甲烷氧化活性[31]。3）土壤硝酸鹽含量增加。HU 等[32]認(rèn)為，硝酸鹽是土壤甲烷氧化菌的重要氮源，可以作為土壤中CH4氧化過程中的底物。而生物炭作為改良劑可以促進(jìn)土壤硝化作用，提高土壤硝酸鹽含量[33]。4）土壤有機(jī)碳含量增加。生物炭添加促進(jìn)土壤碳循環(huán)，表明生物炭增強(qiáng)了土壤對甲烷的氧化能力，增加甲烷氧化菌的活性和豐富度，進(jìn)而減少甲烷了的產(chǎn)生[34]。

腐殖酸是動植物遺骸經(jīng)過微生物分解、轉(zhuǎn)化和地球化學(xué)形成的有機(jī)物質(zhì)[15]。本試驗(yàn)中，經(jīng)過1 a 陳化后的腐殖酸顯著降低了輪作周期內(nèi)CH4累積排放量。有研究發(fā)現(xiàn)，腐殖酸能作為電子受體并抑制土壤中甲烷的排放[35]。SUN 等[19]研究發(fā)現(xiàn)，雖然腐殖酸的施用可以為產(chǎn)甲烷菌提供有機(jī)底物，但由于試驗(yàn)樣地較高的鹽分含量降低了土壤中微生物的活性和豐富度，從而導(dǎo)致腐殖酸的添加對甲烷排放沒有產(chǎn)生顯著影響。

3.2 不同處理對N2O 排放的影響

本試驗(yàn)中，經(jīng)過1 a 陳化后的生物炭有增加稻季N2O 累積排放量的趨勢，顯著提高了麥季N2O 的累積排放量。生物炭促進(jìn)N2O 排放量升高的主要原因有：1）土壤pH 值升高。LI 等[36]研究發(fā)現(xiàn)，生物炭改良土壤中N2O 排放的增加歸因于土壤pH 值升高促進(jìn)了土壤中硝化作用相關(guān)微生物的豐富度和活性增加，促進(jìn)了土壤硝化的進(jìn)程及N2O 的產(chǎn)生。在本試驗(yàn)中，生物炭添加顯著提高了麥季生長期內(nèi)土壤pH 值，這可能是生物炭促進(jìn)N2O 排放的主要原因。2）土壤含水量增加。生物炭添加下的較高含水量進(jìn)一步增加了異養(yǎng)硝化和反硝化對N2O排放的貢獻(xiàn)，生物炭的添加與氮肥結(jié)合進(jìn)一步促進(jìn)土壤反硝化作用，導(dǎo)致高土壤含水量下N2O 的排放增加[37]。在本試驗(yàn)中，生物炭顯著提高了麥季的土壤含水量，N2O 通量與土壤含水量呈顯著的正相關(guān)關(guān)系。3）土壤反硝化作用增強(qiáng)。CLOUGH 等[38]研究發(fā)現(xiàn)，生物炭增加了土壤反硝化作用的氮基質(zhì)可用性，促進(jìn)了N2O 排放。此外，生物炭表面的羧基官能團(tuán)會抑制土壤中N2O 還原酶電子的傳遞，導(dǎo)致土壤對N2O 還原能力減弱，N2O 的排放量相對增加[39]。

在本試驗(yàn)中，經(jīng)過1 a 陳化后的腐殖酸有增加輪作周期內(nèi)N2O 累積排放量的趨勢。SUN 等[19]研究發(fā)現(xiàn)，在有無氮肥施用條件下，添加腐殖酸分別使N2O 累積排放量增加了4%和35%，原因是土壤氧化還原電位與N2O 排放呈顯著正相關(guān)，腐殖酸施入后增加了土壤氧化還原電位，進(jìn)而促進(jìn)了N2O 排放[40]。此外，CARPENTERBOGGS 等[41]研究發(fā)現(xiàn)，腐殖酸可以增強(qiáng)微生物的多樣性和活性，這可能進(jìn)一步促進(jìn)了土壤N2O 排放。

3.3 不同處理對GWP 和GHGI 的影響

在本試驗(yàn)中，稻季GWP 和GHGI 均顯著高于麥季，主要體現(xiàn)在稻季CH4排放量遠(yuǎn)高于麥季，這與稻田土壤處于淹水狀態(tài)相關(guān)。在整個(gè)稻麥輪作周期內(nèi)，經(jīng)過1 a陳化后的生物炭和腐殖酸均顯著降低了GWP 和GHGI。在稻田或者稻麥輪作系統(tǒng)中CH4排放量決定著綜合溫室效應(yīng)的大小[42]。在生物炭和腐殖酸經(jīng)過1 a 陳化后，稻季GWP 的降幅（5.8%～32.3%）相較于第一年（8.2%～43.6%）[43]呈現(xiàn)出降低的趨勢。說明生物炭和腐殖酸對綜合溫室效應(yīng)的影響隨著施用年限增加呈現(xiàn)出減弱的趨勢。在整個(gè)稻麥輪作周期內(nèi)，各處理的溫室氣體對GWP的貢獻(xiàn)率CH4始終占主導(dǎo)地位，均高于90%。生物炭和腐殖酸添加顯著降低了CH4對GWP 的貢獻(xiàn)率，二者之間存在顯著交互作用，因此，在稻麥輪作系統(tǒng)溫室氣體減排的研究中應(yīng)該重點(diǎn)關(guān)注CH4的排放。

根據(jù)已有研究結(jié)果，農(nóng)田土壤生物炭平均施用量為22.63 t/hm2，當(dāng)施用量范圍為10～20 t/hm2時(shí)綜合溫室效應(yīng)降低幅度最大[44]。從 Meta 分析結(jié)果的總趨勢來看，當(dāng)生物炭施用量不超過30 t/hm2時(shí)，GHGI 的減少量一般隨生物炭施用量的增加而增加，但當(dāng)生物炭施用量大于30 t/hm2時(shí)，產(chǎn)量尺度GHGI 的減少量呈下降趨勢[45]。這表明，生物炭帶來的環(huán)境效益和農(nóng)藝效益并不總是隨著生物炭施用量的增加而增加。在稻麥輪作周期內(nèi)，與B0F0 相比，單獨(dú)施用生物炭，腐殖酸以及二者混施處理的GHGI 降幅分別為10.2%、17.3%～20.2%和27.2%～36.2%，B1F1 處理（生物炭添加量為20 t/hm2，腐殖酸添加量為0.6 t/hm2）的GHGI 降幅最大（36.2%），具有最佳的減排效果和農(nóng)藝效益。

4 結(jié) 論

1）在土壤中經(jīng)1 a 陳化后，生物炭顯著增加了稻麥兩季土壤有機(jī)碳含量；腐殖酸增加了稻季土壤有機(jī)碳含量，對麥季土壤有機(jī)碳含量無顯著影響。單獨(dú)施用生物炭或腐殖酸對水稻和小麥產(chǎn)量均沒有顯著影響，生物炭和腐殖酸混施處理顯著提高了小麥產(chǎn)量（增幅為1.0%～5.0%），對水稻產(chǎn)量沒有顯著影響。

2）生物炭和腐殖酸均降低了土壤CH4排放，促進(jìn)了N2O 排放，生物炭和腐殖酸主要通過抑制土壤CH4排放顯著降低了稻麥輪作系統(tǒng)的綜合溫室效應(yīng)和溫室氣體排放強(qiáng)度，且兩者混施的效果優(yōu)于單獨(dú)施用生物炭或腐殖酸，B1F1 處理（生物炭添加量為20 t/hm2，腐殖酸添加量為0.6 t/hm2）的綜合溫室效應(yīng)和溫室氣體強(qiáng)度均為最低。

3）施用1 a 后的陳化生物炭和腐殖酸依然能夠降低稻麥輪作系統(tǒng)的綜合溫室效應(yīng)和溫室氣體排放強(qiáng)度，但其減排效應(yīng)隨著施用年限增加呈現(xiàn)了減弱趨勢。因此，未來應(yīng)基于原位田間試驗(yàn)補(bǔ)施生物炭和腐殖酸，在較長時(shí)間尺度上評價(jià)生物炭和腐殖酸的固碳減排潛力，為生物炭和腐殖酸的作用機(jī)理研究以及在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中的推廣應(yīng)用提供理論依據(jù)。