氧化亚氮(N₂O)是一种重要的温室气体，在100年时间尺度上，其增温潜势是二氧化碳(CO₂)的298倍^[1]。此外，N₂O还能与平流层中臭氧反应，造成臭氧层的损耗^[2]。据估计，大气中90%的N₂O来自生物源，其中超过50%来自农田和自然植被覆盖的土壤，两者每年分别产生N₂O-N 6.3 Tg和6.0 Tg^[3]。土壤N₂O主要产生于微生物参与的硝化与反硝化过程^[4]，土壤N₂O排放受到土壤温度、土壤pH、土壤有机质含量、土壤水分状况以及土壤C/N比等土壤性质的巨大影响^[5]。

生物质炭是指有机物料在完全或部分缺氧的情况下经高温(300~700 ℃)热解炭化产生的一类高度芳香化难溶性固态物质^[6]。目前，针对生物质炭的研究大都集中在生物质炭的性质、吸附能力以及施用后对土壤性质改良和土壤N₂O排放的影响等方面。生物质炭可以显著提高土壤pH和CEC，改善土壤通气性^{[7, 8]}，这些性质与N₂O产生与排放有着密切关系。大量研究表明生物质炭可以显著减少土壤N₂O的排放^{[9, 10, 11]}，但也有研究发现生物质炭对土壤N₂O没有明显作用甚至促进排放^{[12, 13]}。作物秸秆是生物质炭制备原料之一，施入土壤同样影响土壤性质。秸秆还田可降低土壤容重^[14]，提高土壤团聚体和微团聚体的含量，起到疏松土壤、增强粘质土的通性等作用，并能增强土壤蓄水保水性能^[15]。这些性质同样与N₂O的产生与排放有着密切关系。石生伟等^[16]认为秸秆还田可以显著减少土壤N₂O的排放，但另一些试验^[17]则表明秸秆还田后土壤N₂O排放增加。不管是生物质炭还是秸秆，都能改变土壤性质，由此相应影响土壤N₂O的排放，且结果不尽相同。

目前鲜有研究比较生物质炭与秸秆两种物料施用对N₂O排放影响，以热带砖红壤为研究对象的更是稀少。传统的耕作操作中，一般是将前茬作物收获后的秸秆等物料直接还田，同时补施氮肥。土壤有机物料和氮肥的加入，相应影响到N₂O排放，但涉及到这方面N₂O排放状况未引起充分重视，尚未见相关的报道。本文利用室内培养试验，比较添加秸秆和生物质炭后花岗岩母质砖红壤N₂O的排放情况，研究结果对于指导秸秆还田和生物质炭施用具有重要意义。

供试土壤样品采自海南儋州宝岛新村附近农田(19°30′N，109°29′E)，土壤为花岗岩母质发育的砖红壤，土层采集深度范围为0~20 cm。采集的土壤经风干后，去除植物根系和石砾，过2 mm筛备用。土壤基本理化性质为：pH 4.88、有机碳6.07 g·kg^-1、全氮0.58 g·kg^-1、碱解氮86.9 mg·kg^-1、速效磷43.94 mg·kg^-1、速效钾92.65 mg·kg^-1。

供试生物质炭由玉米秸秆在400 ℃经厌氧热解制备而成，其pH8.66，碳含量636.45 g·kg^-1，氮含量17.32 g·kg^-1，C/N36.75。玉米秸秆pH为6.52，碳含量459.09 g·kg^-1，氮含量6.32 g·kg^-1，C/N72.64。生物质炭和秸秆都经烘干、粉碎，过2 mm筛备用。

试验设3个处理，分别为生物质炭(Biochar，以干土质量的1%计)、玉米秸秆(Straw，以干土质量的2.75%计，即与生物质炭等氮量)及空白(Control，不添加有机物料)，每个处理重复3次。

称取200.00 g(以干土计)土样置于250 mL锥形瓶中，按处理要求添加物料，将物料与土壤混匀后，用去离子水调节土壤水分至75%田间持水量，将锥形瓶置于30 ℃恒温培养箱内预培养7 d。预培养结束后，加入1 mL含30 mgN的尿素(分析纯)溶液，折合加入150 mgN·kg^-1干土，同时补充水分至75%田间持水量，再置于30 ℃恒温培养箱内培养60 d。培养过程中，用保鲜膜封住锥形瓶瓶口，并用针扎几个小孔，以进空气。培养过程中用称重法维持土壤水分恒定。此外，另设相同3个处理(各3次重复)，测矿质氮含量动态变化，操作同上。

在加入尿素后的第1、2、4、6、7、11、15、19、23、26、29、37、41、45、49、55、60 d采集气体。采样时，向瓶内吹入数分钟高纯空气以驱除瓶内气体，随后迅速用硅胶塞塞住瓶口，并用704胶密封瓶口和塞子之间的空隙。在密封锥形瓶后0及40 min分别用25 mL注射器通过硅橡胶塞的中间取样口采集瓶中气体，直接注入气相色谱仪(岛津GC-2014)测定气体样品中N₂O和CO₂浓度。

N₂O和CO₂排放通量的计算公式如下：

F=ρ×ΔC/Δt × 273.15/(273.15 + T)×V/m

土壤N₂O 和CO₂累积排放量的计算公式如下：

土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N质量分数分别于加入尿素后的第7、14、19、23、28、45、49、55、60 d测定。先用2 mol·L^-1 KCl浸提土壤(液土比5∶1)，过滤后对滤液中的NH₄⁺-N采用靛酚蓝比色法(625 nm)进行测定，NO₃^--N采用紫外双波长(220 nm和275 nm)分光光度法测定。硝化率的计算公式为：

硝化率(％)= [NO₃^--N]/([NH₄⁺-N]+[NO₃^--N])×100。

培养结束时，测定培养土的基本理化性质，参考《土壤农业化学分析方法》^[18]，其中：pH采用电位法(水土比2.5∶1)测定；有机碳采用重铬酸钾-硫酸消化法测定；土壤总氮采用半微量凯氏定氮法测定；速效P采用钼蓝比色法测定；速效K采用1 mol·L^-1 NH4OAc溶液(pH=7)浸提，火焰光度计测定；阳离子交换量乙酸铵交换-蒸馏法测定。

利用Microsoft Excel 2007进行基础数据处理，方差分析利用SPSS19.0软件完成，处理间差异采用Duncan多重比较法，差异性水平为0.05。

添加生物质炭培养60 d 后，显著提高了土壤有机碳、有效磷和速效钾质量分数，相较对照，土壤有机碳、有效磷和速效钾质量分数分别增加了82%、29%、579%，添加生物质炭使土壤pH提高了 0.13个单位，与对照的差异达显著水平。添加秸秆的土壤，其有机碳、全氮、速效钾和pH较对照也分别增加了89%、41%、778%和1.27个单位，尤其是速效钾和pH增幅更突出，其值也显著高于生物质炭处理。添加生物质炭和秸秆对土壤CEC均没有显著的影响(表 1)。

表 1 培养结束后的土壤性质 Table 1 Soil characteristics after laboratory incubation study（mean 依standard deviation）

表选项

秸秆和生物质炭均显著减少了土壤N₂O的排放(图 1A、图 1B)。各处理土壤N₂O排放速率均在培养第7 d后开始升高，并在第19 d左右出现峰值，其中生物质炭处理和秸秆处理的峰值分别为1.72±0.08 μgN₂O-N·kg^-1·h^-1和1.90±0.63 μgN₂O-N·kg^-1·h^-1，二者之间差异不显著，但两处理都显著低于对照的3.54±0.30 μg N₂O-N·kg^-1·h^-1。随后各处理土壤N₂O排放速率随培养时间延续而下降，培养到第41 d时，添加生物质炭和秸秆的处理，其N₂O排放速率分别仅为0.07±0.01 μgN₂O-N·kg^-1·h^-1和0.22±0.15 μgN₂O-N·kg^-1·h^-1，而对照的N₂O排放速率还很高，为1.25±0.17 μgN₂O-N·kg^-1·h^-1，直到培养结束(60 d)对照才降为0.002±0.03 μgN₂O-N·kg^-1·h^-1(图 1A)。培养60 d，生物质炭和秸秆处理的土壤N₂O累积排放量分别为552.32±19.76 μgN₂O-N·kg^-1和674.13±164.16 μgN₂O-N·kg^-1，与对照的1 604.82±168.93 μgN₂O-N·kg^-1相比，分别减少了65.6%和58.0%，而生物质炭与秸秆之间的差异不显著(图 1B)。

图 1 添加尿素后不同处理N2O、CO2的排放速率和累积排放 Figure 1 Emission rates and cumulative emissions of N2O and CO2 in different treatments after urea fertilizer addition

图选项

添加生物质炭没有显著改变土壤CO₂排放，其排放速率的动态变化均与对照相似，整个培养过程中CO₂排放速率都小于0.47±0.02 mgCO₂-C·kg^-1·h^-1，累积排放量为119.16±6.80 mgCO₂-C·kg^-1，与对照的118.98±8.87 mgCO₂-C·kg^-1没有显著差异。秸秆处理的土壤CO₂排放速率显著高于对照，培养到第4 d时出现排放峰值，峰值为5.17±0.50 mgCO₂-C·kg^-1·h^-1，累积排放为2 929.52±380.29 mgCO₂-C·kg^-1，显著高于对照和生物质炭处理(图 1C、图 1D)。

随着培养时间的延续，各处理土壤NH₄⁺-N含量下降，而NO₃^--N含量增加(图 2A、图 2B)。秸秆处理的土壤，其NH₄⁺-N质量分数培养之初迅速降低，培养第14 d时即降至3.24 mg·kg^-1，随后一直维持较低的水平，整个培养过程中都显著低于对照(图 2A)。秸秆处理的硝态氮，其质量分数也不高，尤其是培养的前期(培养第7~23 d)，NO₃^--N质量分数在3.04~4.29 mg·kg^-1之间波动，之后尽管迅速上升，但到60 d时也仅为37.02 mg·kg^-1，一直显著低于对照(图 2B)。生物质炭处理的土壤，NH₄⁺-N变化趋势与对照相似，随培养的进行而逐渐下降，但NH₄⁺-N质量分数大都低于对照，如培养结束(60 d)时，生物质炭处理NH₄⁺-N质量分数仅为1.32 mg·kg^-1，显著低于对照的32.95 mg·kg^-1(图 2A)；添加生物质炭土壤的NO₃^--N质量分数随培养进行而上升，且大都高于对照，培养到第23 d时，其与CK的差异达到显著水平，到第49 d时，NO₃^--N质量分数达到高峰(224.00 mg·kg^-1)，然后缓慢下降，到60 d时降为193.51 mg·kg^-1(图 2B)。

图 2 添加尿素后不同处理土壤的NH4+ and NO3-含量的动态变化 Figure 2 Dynamic changes of NH4+ and NO3- concentrations in different treatments after urea addition

图选项

各处理土壤的硝化率都随着培养时间延续而逐步增高，最后基本保持不变，但不同处理间硝化进行的速度和程度有很大差别(图 3)。培养第19 d时，添加秸秆的土壤硝化率就已达到73.62%，显著高于对照的33.76%和生物质炭处理的41.29%，随后添加秸秆的硝化速度放缓。生物质炭处理的土壤，在培养前期的硝化程度很低，与对照差异不明显，直到第14 d后，增速开始超过对照，培养到第19 d已经显著超过对照。这种快速增长趋势持续到培养的第48 d，然后放慢，最终生物质炭处理土壤的硝化率与秸秆处理的一致，土壤NH₄⁺-N基本完全转化成NO₃^--N，硝化率几乎达到100%。

图 3 添加尿素后不同处理土壤硝化率的动态变化 Figure 3 Dynamics of nitrification rates in different treatments after urea fertilizer addition

图选项

75%田间持水量是土壤中水分和通气比较协调的条件，宜于土壤硝化微生物的生长活动，此时土壤N₂O的产生主要以硝化作用为主^[19]。在培养结束时，生物质炭和秸秆的硝化率都达到将近100%，显著高于对照。硝化程度高可能源于加入的秸秆与生物质炭改良了土壤的属性，尤其是提高了与硝化作用相关的pH值^[20]和有机碳含量^[21]，使得土壤环境更适于硝化微生物的生长。对照则因为与硝化相关的土壤属性没有改良，硝化受到抑制，所以硝化程度低。

一定范围内，土壤硝化率与土壤pH值呈显著正相关，硝化程度随土壤pH升高而升高^[22]。研究表明^{[23, 24]}，秸秆和生物质炭均能显著提高土壤pH，从而提高土壤硝化率。本试验在培养结束时，添加秸秆和生物质炭均显著提高了土壤pH，也相应地提高了土壤硝化率。土壤硝化速率与pH呈显著正相关^[25]，达到最大硝化速率需要的时间与土壤pH呈显著负相关^[26]。秸秆处理和生物质炭处理在培养结束时的硝化程度相似，但前期的硝化过程却存在着显著的差异。相对于生物质炭处理而言，秸秆处理土壤硝化进程更快，达到最大硝化速率所需时间更少，可能与秸秆处理的pH更高有关。因此，秸秆和生物质炭都能提高土壤pH，从而使硝化进程加速，其中秸秆的作用效果更突出，但其最终的硝化程度没有差异。

土壤有机质含量与土壤硝化作用紧密相关。土壤有机质高，有助于微生物的繁殖生长^[27]，从而促进硝化作用的进行，提高土壤硝化程度。在自然条件下，大部分土壤易分解的有机碳含量很低，微生物的活性比较低。王德科等^[28]、房彬等^[29]研究发现，秸秆和生物质炭施入土壤能显著提高土壤有机碳含量。本试验中，秸秆和生物质炭处理的有机碳含量均显著高于对照，但两处理间差异不显著。秸秆和生物质炭提高土壤硝化率可能是因为秸秆和生物质炭提高了土壤有机碳含量，提高了微生物活性，促进硝化作用的进行。

尽管秸秆与生物质炭处理的硝化程度高，但N₂O排放却显著低于对照。从矿质氮含量变化来看，两处理对减少N₂O排放的机制可能不同。秸秆处理在培养初期铵态氮含量剧烈下降，但是硝态氮含量没有增加，一直处于较低的水平，没有明显变化(图 2A、图 2B)，说明秸秆处理的N₂O排放减少是因氮的生物固定而降低了参与硝化作用的铵态氮底物的量。这与Case等研究结果一致^[30]。土壤铵态氮含量下降的主要原因一般有两种，一是硝化作用，二是生物固定。本试验中，硝态氮含量在培养初期没有明显的变化，说明铵态氮的剧烈下降并不是由硝化作用引起的，主要是由微生物固定引起。张亚丽等^[31]研究表明，碳/氮比大的秸秆施入土壤后，土壤矿质氮被微生物固定，使得矿质氮含量降低。本试验中，添加玉米秸秆的土壤在培养过程中秸秆带入大量氮素营养的同时带入了更多的碳，使得土壤中的C/N比远高于微生物活动对土壤有机质的C/N比要求，刺激了微生物活性，促使土壤微生物从土壤中吸收更多的矿质态氮以满足其分解秸秆过程中对N的养分需求^[20]，使得土壤中的矿质态氮含量特别是铵态氮含量迅速降低。土壤CO₂的排放是微生物活动的结果，秸秆处理所表现出的CO₂排放高峰(图 1C)亦可反映其微生物剧烈活动的特点。活跃的微生物固定了大部分土壤铵态氮，导致硝化作用的底物减少，使得土壤的N₂O排放显著减少。

生物质炭处理的土壤铵态氮和硝态氮含量动态变化与秸秆处理不同，说明其N₂O减排机制与秸秆不同。本试验的培养过程中，生物质炭处理土壤的CO₂排放速率和排放总量与对照基本一致，说明生物质炭很稳定。这也从添加生物质炭土壤中的矿质氮含量变化上得到验证。生物质炭处理土壤的铵态氮含量迅速降低，同时硝态氮含量升高并于第23 d之后显著高于对照，说明生物质炭能显著促进硝化作用的进行，并且该处理参加硝化作用的矿质氮的量要多于对照(图 2A、图 2B)，参与N₂O生成反应的底物多。因此，生物质炭处理的N₂O排放量理应高于对照，但试验结果却相反，生物质炭N₂O排放总量显著低于对照。Zwieten等^[32]认为生物质炭减少土壤N₂O的排放可能是生物质炭吸收了土壤排放出的N₂O。如果是通过生物质炭的吸附作用来实现添加生物质炭减少N₂O排放，则生物质炭用量越多，其减排幅度越大。高德才等^[33]的研究发现，旱地土壤添加生物质炭量为2%时，显著减少N₂O的排放，当生物质炭量添加增加到4%及以上时，N₂O排放的降幅基本稳定。因此，不能利用生物质炭的吸附作用来解释其N₂O的减排作用。张广斌等^[34]认为添加生物质炭提高了土壤阳离子交换量，增加了土壤对NH₄⁺的吸附，使得参与硝化过程的NH₄⁺量减少，从而减少N₂O的排放。但本研究的数据分析表明，添加生物质炭的土壤矿质氮含量不低于对照处理，培养的中后阶段，其含量反而高于对照(图 2A、图 2B)。由此也说明该理论不能解释减排的原因，只能从N₂O的产生过程入手，去分析其降低N₂O排放的原因。其一是硝化过程中N₂O排放，其二是反硝化过程中N₂O的排放。Rondon等^[35]认为，生物质炭中的某种成分抑制了NO₃^--N向N₂O转化关键酶的活性，或者促进N₂O向N2转化还原酶的活性；Lehmann等^[36]则认为可能是土壤通透性改善，抑制了反硝化的贡献。但本研究的水分状况决定了其N₂O产生应以硝化为主，生物质炭不管是通过影响反硝化过程中关键酶，还是改变反硝化的适宜条件，其对N₂O的减排都不至于达到如此高的地步。因此，只能从生物质炭对硝化作用的影响去寻求其降低N₂O排放的作用机理。Dempster等^[37]研究发现，施入生物质炭对土壤理化性质的改变影响了硝化微生物的种群和活性，进而影响硝化作用。本试验中，生物质炭增加土壤NO₃^-量而减少N₂O排放量，可能是生物质炭对土壤性质以及硝化微生物的改变有利于形成硝化作用的最终产物(NO₃^-)，不利于形成中间产物(N₂O)，从而降低土壤硝化作用中N₂O产生比例。此外，尚需考虑生物质炭促进硝化作用的氮淋失的风险。生物质炭能使施入土壤的尿素快速转化成NO₃^-，对于旱地土壤而言，反硝化条件因生物质炭施用被限制而减少了NO₃^-向N₂O、NO_x及N₂途径的转化，使得土壤中积累大量的NO₃^-，土壤对硝态氮的保蓄差，加之热带砖红壤地区降水充沛，将使硝态氮被淋出土壤的风险增大。

秸秆和生物质炭的添加均显著提高土壤pH、有机碳和速效K含量。添加秸秆和生物质炭均显著降低N₂O的排放，但二者机制不同。秸秆对N₂O的减排因生物的氮固定，降低了硝化反应底物的有效性，生物质炭对N₂O的减排机制可能源于硝化过程中较低的N₂O产生比例。土壤性质的改善显著促进土壤硝化作用的进行，土壤铵态氮几乎全部转化为硝态氮，硝化率显著高于对照，但生物质炭施用加大了土壤NO₃^-淋失的风险。