秸稈生物質(zhì)炭對稻田土壤剖面N2O和N2濃度的影響*

馬蕓蕓，周 偉，何莉莉，趙 旭?，王林權(quán)?

秸稈生物質(zhì)炭對稻田土壤剖面N2O和N2濃度的影響*

馬蕓蕓1，2，周 偉2，何莉莉3，趙 旭2?，王林權(quán)1?

（1. 西北農(nóng)林科技大學資源環(huán)境學院，陜西楊凌，712100；2. 土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點實驗室（中國科學院南京土壤研究所），南京 210008；3. 浙江省農(nóng)業(yè)科學院環(huán)境資源與土壤肥料研究所，杭州 310021）

稻田剖面反硝化；秸稈生物質(zhì)炭；N2直接定量法；氣態(tài)氮淋溶

由于反硝化的最終產(chǎn)物N2在大氣中含量高達78%，因此直接測定來自土壤反硝化過程產(chǎn)生的N2存在困難[10]。除N2外，反硝化過程中間產(chǎn)物之一的N2O會導致溫室效應和破壞臭氧層，而稻田也是N2O排放的重要來源[11]。測定土壤溶液中N2O和反硝化產(chǎn)生N2量（Excess N2，下文中用exN2表示)的方法是一直以來研究稻田反硝化的有效手段。由于研究方法的限制，稻田剖面反硝化的研究多是室內(nèi)培養(yǎng)實驗，田間原位研究較少。近年來，隨著膜進樣質(zhì)譜方法的成熟應用，使得快速、準確測定水中溶解性N2成為可能。由于土壤的阻滯和水壓的作用使得稻田土壤溶液中的氣體擴散緩慢，因此可通過測定土壤溶液中溶解性N2量，再減去自然溶解性N2量，得到反硝化產(chǎn)生N2量，該法被稱為N2直接定量法[7]。

生物質(zhì)炭是近些年來新興起的功能性物質(zhì)，施用生物質(zhì)炭能夠提高土壤pH，改善土壤物理性狀，其中部分可降解組分還可被微生物利用，因此生物質(zhì)炭施入到土壤會改變微生物主導的反硝化過程。已有的生物質(zhì)炭對土壤反硝化影響研究多集中在其對地表N2O、N2排放通量的影響。例如Obia等[12]認為生物質(zhì)炭可以改變酸性土壤的pH，進而抑制酸性土壤的N2O凈產(chǎn)生，并增加N2的產(chǎn)量。Chintala等[13]用乙炔抑制法研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭能夠降低N2O的排放及總的（N2O+N2）-N的排放。還有研究發(fā)現(xiàn)新鮮的生物質(zhì)炭可以抑制異養(yǎng)硝化作用，而老化的生物質(zhì)炭通過增加羧基和羥基的官能團密度來增強硝化-反硝化作用[14]，可見生物質(zhì)炭對土壤反硝化的影響與土壤性質(zhì)、老化時間等密切相關。上述研究均基于短期培養(yǎng)試驗，并未考慮田間狀況下可能發(fā)生的其他因素，比如生物質(zhì)炭老化、生物質(zhì)炭-土壤-植物之間的相互作用。此外稻田水分下滲量大，大量的物質(zhì)會隨水下滲，從而影響耕層以下土壤的理化性質(zhì)及微生物活性。生物質(zhì)炭能夠影響耕層土壤反硝化的能力已經(jīng)得到了證實[15]，但其對耕層以下土壤反硝化過程的影響尚不明確，考慮到深層土壤反硝化對減少地下水硝酸鹽污染至關重要，因此有必要開展田間試驗，研究秸稈生物質(zhì)炭對稻田剖面反硝化的影響。

鑒于此，本研究開展了為期2年的野外原位觀測實驗，測定了不同處理稻田剖面土壤溶液中反硝化產(chǎn)物N2O和exN2的時空變異規(guī)律及其影響因素，以明確長期秸稈生物質(zhì)炭還田對稻田土壤剖面反硝化能力的影響。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗地位于中國科學院常熟農(nóng)業(yè)生態(tài)實驗站宜興面源污染防控技術研發(fā)與示范基地（31°07′N～31°37′N，119°31′E～120°03′E），距離太湖西北岸約1 km。屬于亞熱帶季風氣候區(qū)，年均氣溫15.7℃，年均降雨量1 177 mm。當?shù)亟邓透邷刂饕性谙募荆?018年8月份月均降水量高達255 mm，7月份月均氣溫高達29.4℃。

1.2 供試材料

供試土壤類型為發(fā)育于湖泊沉積物上的水稻土（潛育水耕人為土），采用稻麥輪作，耕層土壤（0～20 cm）基本理化性質(zhì)如下：pH 6.05，有機碳15.4 g·kg–1，全氮1.79 g·kg–1；砂粒（>0.05 mm)8.3%，粉粒（0.002～0.05 mm）81.5%，黏粒（<0.02 mm）10.2%。

供試生物質(zhì)炭制備原材料為水稻秸稈，通過基于沼氣能源的秸稈生物炭化爐在5℃·min–1的熱解速率，最高溫度為500℃限氧條件下8 h制成。秸稈生物質(zhì)炭的基本性質(zhì)如下：pH 9.16，灰分131 g·kg–1，CEC18.9 cmol·kg–1，TOC 620 g·kg–1，堿度210 cmol· kg–1，全氮全磷分別為13.3 g·kg–1和4.40 g·kg–1，比表面積51.3 m2·g–1，有效鉀、鈣、鈉、鎂分別為13.4、4.06、5.41、1.24 g·kg–1。

1.3 試驗設計

試驗設置4個處理：（1）對照處理（CK），不施秸稈生物質(zhì)炭；（2）低倍秸稈生物質(zhì)炭處理（1BC），秸稈生物質(zhì)炭每季施加量為2.25 t·hm–2；（3）中倍量秸稈生物質(zhì)炭處理（5BC），秸稈生物質(zhì)炭每季施加量為11.3 t·hm–2；（4）高倍量秸稈生物質(zhì)炭處理（10BC），秸稈生物質(zhì)炭每季施加量為22.5 t·hm–2。每個處理重復3次，共計12個小區(qū)，隨機區(qū)組排列，小區(qū)面積為24 m2。該地區(qū)每季秸稈生產(chǎn)量約為7.5 t·hm–2，秸稈生物質(zhì)炭炭化爐的產(chǎn)率為30%，1BC、5BC和10BC處理相當于將7.5 t·hm–2（1倍）、37.5 t·hm–2（5倍）和75 t·hm–2（10倍）作物秸稈炭化還田。秸稈生物質(zhì)炭以撒施的方式均勻施入田中，并翻耕入土。各處理均按當?shù)爻Ｒ?guī)施肥量，氮肥（尿素）用量（以N計）稻季施250 kg·hm–2，麥季為200 kg·hm–2，按3︰4︰3的比例分別在稻麥移栽或直播、分蘗期和拔節(jié)期施用。磷、鉀肥（磷酸二氫鈣和氯化鉀，以P2O5和K2O計）每季均按照60 kg·hm–2水平基施。

生物質(zhì)炭還田始于2010年水稻季，在2018和2019年兩個稻季進行觀測。2018年稻季在7月初施基肥后插秧，7月和8月中旬分別進行第一次追肥和第二次追肥，10月下旬收獲。2019稻季為6月中旬施基肥后移栽，2019年7月和8月中旬分別進行第一次追肥和第二次追肥，10月下旬收獲。作物生長季的田間管理措施與當?shù)剞r(nóng)民的大田常規(guī)管理措施相同。

1.4 土壤剖面溶液采集

1.5 溶解性N2O和N2測定

地下水中來自反硝化產(chǎn)生的N2濃度參照Weymann等[16]所推薦的計算方法，計算過程如下：

式中，exN2代表反硝化產(chǎn)生的N2濃度，計算中該值會出現(xiàn)零是由于外界高溫水的進入造成的稀釋效應，或者是土壤水中CH4或者CO2等氣體飽和度過高，出現(xiàn)了氣泡現(xiàn)象，會帶走大量的N2，目前的方法無法定量這一過程造成的N2損失，所以以零計。N2T表示地下水樣品中溶解性N2的濃度，由膜進樣質(zhì)譜儀MIMS（Membrane inlet mass spectronmeter，Bay Instruments，Easton，MD，美國）測定。Ar為惰性氣體，水環(huán)境中Ar 溶解度一般只受溫度和鹽度的控制，其濃度非常穩(wěn)定，N2源于物理過程（水氣平衡）和生物過程（主要為反硝化），因此可以通過測定水樣中N2/Ar計算水樣中真實的N2濃度；N2EQ表示N2自然溶解度，可根據(jù)Weiss[17]推導的N2溶解度方程計算得到；N2EA表示源自其他途徑來源的N2，例如地下水補給過程中代入的N2，可根據(jù)地下水中Ar的濃度進行估算，方法參照Weymann等[16]，具體如下：

式中，ArT表示地下水中Ar的濃度，由MIMS測定；ArEQ表示地下水中Ar的自然溶解度，可根據(jù)Weiss[17]推導的Ar溶解度方程計算得到；N2atm和Aratm分別表示自然大氣中N2和Ar的摩爾濃度。

水體中溶解的N2O根據(jù)Terry等[18]的方法測定。用注射器抽取5 mL水樣，打入已抽真空的20 mL玻璃瓶中（日本國立農(nóng)業(yè)環(huán)境研究所提供），并設置5個空白對照瓶打入5 mL的去離子水，通入當?shù)乜諝猓蛊渑c外界大氣平衡，隨后放入4℃冰箱平衡24 h，抽取瓶內(nèi)上部空氣注入電子捕獲（ECD)檢測器的氣相色譜（安捷倫–7890A)中測定N2O濃度。計算公式如下：

式中，N2Odiss表示地下水中N2O的濃度；N2Oh表示平衡后測出真空玻璃瓶空氣中N2O的濃度；N2Oa表示外界空氣中N2O濃度；Hvol表示加入水樣后玻璃中空氣的體積，為15 mL；α表示溫度是4℃時，N2O的本生系數(shù)，為1.128 96；Wvol表示吸取水樣體積，為5 mL。

1.6 氮淋溶量估算

氮素淋溶損失量按照1 m深度計算[19]，為1 m處土壤溶液氮濃度與淋溶水量的乘積。在稻田淹水條件下，淋溶水體積可根據(jù)測得的水分垂直下滲速率估計。本研究中實測得到CK、1BC、5BC和10BC處理小區(qū)的平均水分垂直下滲速率分別為3.42± 0.16、3.43±0.23、3.61±0.18和3.54±0.12 mm·d–1。各處理氮素淋溶量計算公式為：

式中，為氮素淋溶量（kg·hm–2），為1 m處剖面溶液中氮平均濃度（mg·L–1），為水稻移栽至收獲之間的淹水天數(shù)（d），為稻田淹水下連續(xù)3 d測得的土壤水分垂直下滲速率平均值，2018年和2019年間稻田淹水時長分別為98 d和103 d。

1.7 其他觀測指標和分析

1.8 數(shù)據(jù)處理

所有數(shù)據(jù)用Microsoft excel 2016（Microsoft)軟件整理并用Origin 2016作圖。用IBM SPSS 22.0軟件（IBM SASS Statistics，Stanford University，USA)進行統(tǒng)計分析。圖表所列數(shù)據(jù)均為相應處理3次重復的均值，使用最小顯著性差異法（LSD)對數(shù)據(jù)均值進行多重比較，誤差棒為相應處理3次重復的標準誤（Standard Deviation）。

2 結(jié) 果

2.1 不同剖面深度土壤溶液中N2O濃度時空變化

長期秸稈生物質(zhì)炭還田不同程度改變了水稻生長期土壤剖面的N2O濃度，滲漏水中N2O濃度變化范圍在0.00～3.64 μg·L–1，其最高值出現(xiàn)在2019年不添加秸稈生物炭CK處理60 cm深度，各處理峰值出現(xiàn)的時間不盡相同（圖1）。

如圖2，CK處理的深層土壤溶液中N2O濃度高于耕層20 cm，峰值出現(xiàn)在60 cm處。秸稈生物質(zhì)炭處理剖面N2O濃度變化較小，2018年1BC、5BC和10BC峰值分別在80 cm、20 cm和80 cm處，2019年1BC、5BC和10BC分別在100 cm、60 cm和80 cm處。

相較于CK處理，中、高倍量秸稈生物質(zhì)炭（5BC和10BC）還田降低了深層土壤剖面N2O濃度，其中2018年5BC和10BC在60～100 cm和40～100 cm處，2019年5BC和10BC在60 cm和40～60 cm深度的降幅達到差異顯著水平（<0.05）。

2.2 不同剖面深度土壤溶液中反硝化產(chǎn)生N2濃度的時空變化

如圖3所示，2年間不同剖面深度的土壤溶液中exN2濃度呈現(xiàn)脈沖式變化，其范圍在0.00～4.72 mg·L–1，施肥和烤田之后exN2濃度均出現(xiàn)峰值，最高峰出現(xiàn)在2018年CK處理第二次追肥3 d后的20 cm深度。

如圖4所示，隨著剖面深度的增加，CK處理exN2濃度有降低趨勢，其中2019年的底層exN2濃度顯著低于耕層（<0.05）。5BC和10BC處理有降低土壤剖面exN2濃度的趨勢，2018的降幅顯著大于2019年。低倍秸稈生物質(zhì)炭（1BC）對exN2濃度影響不明顯。5BC和10BC處理2年間exN2濃度均在表層20 cm處最高，底層100 cm處最低，兩個深度差異顯著（<0.05）。

2年間表層20 cm處各處理差異不顯著，但耕層以下土層的差異明顯。相較于CK，2018年5BC在40 cm處和10BC處理在40～100 cm 處exN2濃度均顯著下降（<0.05）；2019年5BC在100 cm處，10BC處理在60～100 cm處exN2濃度均顯著降低（<0.05）。

2.3 不同剖面深度土壤溶液中DOC、、-N、DO和Eh分布特征

如圖5，2018年土壤剖面中各處理的DOC濃度無顯著差異（>0.05）；2019年各處理間差異顯著，10BC處理土壤溶液中DOC濃度最高，顯著高于CK和1BC處理（<0.05）。相比于CK，5BC土壤溶液中DOC濃度增加了14%～52%，10BC土壤溶液中DOC濃度增加了57%～85%。

如圖6，2018年DO值的變化范圍為2.43～3.33 mg·L–1，2019年為2.40～4.21 mg·L–1，最高值出現(xiàn)在2019年10BC處理。與CK相比，5BC和10BC處理增加了溶液DO濃度；對于相同的處理，隨著深度的增加，DO值呈增加的趨勢。

表1 不同剖面深度土壤溶液中和時間加權(quán)平均濃度

圖7為2年間滲漏水中氧化還原電位Eh值，2018年Eh值在–20～60 mv之間，2019年為–60～40 mv；其中10BC處理Eh值高于CK處理。2018年Eh值隨深度變化不明顯，2019年隨著深度的增加Eh值有增加的趨勢。

2.4 影響溶解性N2O和反硝化產(chǎn)生N2濃度變化的因素

表2 土壤溶液中exN2和N2O濃度與各因素的逐步回歸關系

注：不施秸稈生物質(zhì)炭為CK組，添加秸稈生物質(zhì)炭為1BC、5BC、10BC處理。Note：CK：no biochar；1BC，5BC and 10BC：biochar treatments.

3 討 論

本試驗大田觀測土壤20～100 cm剖面中溶解的氣態(tài)氮僅是反硝化的小部分。為完整探究秸稈生物質(zhì)炭長期施入對稻田反硝化的影響，需要對釋放到大氣中的N2O以及N2進行觀測，也要對田面水溶解態(tài)N2O及N2加以考慮，并結(jié)合現(xiàn)代分子生物學技術探究各脫氮過程的微生物學機理。

4 結(jié) 論

長期配施秸稈生物質(zhì)炭可減少稻田土壤剖面的N2O和exN2濃度，這種作用隨秸稈生物質(zhì)炭施加量和土壤剖面深度增加而顯著。添加秸稈生物質(zhì)炭增加了土壤溶解氧含量、提高了土壤剖面Eh，改變了反硝化發(fā)生的環(huán)境條件，是降低稻田剖面的反硝化作用及其主要產(chǎn)物N2O和exN2釋放的主要原因。長期施用中、高量秸稈生物質(zhì)炭可以降低稻田深層土壤反硝化作用，并最終減少溶解性氣態(tài)氮的淋溶損失。

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Effect of Application of Straw-derived Biochar on Concentrations of N2O and N2in Paddy Soil Profile

MA Yunyun1, 2, ZHOU Wei2, HE Lili3, ZHAO Xu2?, WANG Linquan1?

(1. College of Natural Resources and Environment, Northwest A&F University, Yangling, Shaanxi 712100, China; 2. State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 3. Institute of Environment, Resource, Soil and Fertilizer, Zhejiang Academy of Agricultural Sciences, Hangzhou 310021, China )

Denitrification in rice field profile; Straw-derived biochar; N2direct measuring method; Gaseous nitrogen leaching

S151.9

A

10.11766/trxb202005110231

馬蕓蕓，周偉，何莉莉，趙旭，王林權(quán). 秸稈生物質(zhì)炭對稻田土壤剖面N2O和N2濃度的影響[J]. 土壤學報，2021，58（6）：1540–1551.

MA Yunyun，ZHOU Wei，HE Lili，ZHAO Xu，WANG Linquan. Effect of Application of Straw-derived Biochar on Concentrations of N2O and N2in Paddy Soil Profile[J]. Acta Pedologica Sinica，2021，58（6）：1540–1551.

*國家自然科學基金項目（41771338、41807088、41807096）資助Supported by the National Natural Science Foundation of China（Nos. 41771338，41807088，41807096）

Corresponding author，E-mail：zhaoxu@issas.ac.cn；linquanw@nwsuaf.edu.cn

馬蕓蕓（1994—），女，甘肅靜寧人，碩士研究生，主要從事淹水稻田土壤剖面反硝化規(guī)律的研究。E-mail：1264101423@qq.com

2020–05–11；

2020–08–29；

2020–10–21

（責任編輯：盧 萍)