2021, Vol. 40
海南岛是我国唯一的热带岛屿省份，岛上光热资源充足，土壤类型丰富[1]。燥红壤是海南典型的种植土壤，尽管土壤矿物风化淋溶程度低，但由于生物循环强烈使得有机质消耗大于累积，导致土壤养分贫瘠，且保肥性能差[2]。海南燥红壤区是热带水果香蕉、火龙果和芒果等主产区，为保证产量，通常需要施用大量氮肥，这在一定程度上增加了大气和水环境压力，同时加速了土壤酸化进程[3]。近年来，改良土壤酸度、增强土壤养分吸持能力成为海南土壤改良的主要目标。研究表明，生物炭能中和土壤酸度[4-5]，提高土壤保水保肥能力和阳离子交换量[6-7]，增加土壤孔隙度，并能改善土壤结构[8]。土壤性质改变，土壤温室气体排放也随之发生改变[9]，尤其是N2O和CO2排放[10]。此外，生物炭还能影响微生物群落结构、活性和丰度等，从而改变N2O和CO2的产生途径[11]。
生物炭对温室气体排放的影响有很大的不确定性。有研究认为，施用生物炭能够增加土壤孔隙率，改善土壤通气性，从而降低反硝化细菌数量及反硝化相关酶的活性[12-13]，同时生物炭能够吸附土壤NH4+-N和NO3--N，抑制硝化和反硝化的进行[11]，从而出现施用生物炭后土壤N2O排放减少的现象[14-15]。但也有研究显示，施用生物炭没有影响土壤N2O排放[16]，甚至还增加了N2O的排放[17-18]。生物炭对土壤有机碳矿化的激发效应可能影响土壤CO2排放[10, 17]。生物炭施用能增加土壤有机碳抵抗微生物的降解，降低土壤CO2排放，从而发挥了较好的碳固持作用[14-15]；同时，生物炭可将土壤有机碳吸附到其外表面，抑制其降解，降低土壤有机碳的可利用性，实现了生物炭的“负激发效应” [19]。但也有研究认为，生物炭添加通过改善土壤环境，增强微生物活性，激发土壤有机碳矿化[17-18]。研究结果的不一致可能是由于土壤类型和环境条件的差异所致。
目前，有关生物炭引起海南燥红壤N2O排放变化的研究还鲜有报道，对于生物炭添加后如何改变土壤化学性质和微生物活性进而影响土壤氮素循环的问题仍需进一步研究。为明确燥红壤N2O和CO2排放对生物炭施用的响应，本试验以海南燥红壤为研究对象，以玉米秸秆生物炭为原料，通过室内培养试验研究施用生物炭对海南燥红壤N2O和CO2排放的影响，以期为燥红壤区施用生物炭改良土壤，同时降低温室气体排放提供理论依据。
1 材料与方法 1.1 试验区概况供试土壤采自海南省乐东黎族自治县尖峰镇（18°39′N，108°47′E），该地为热带季风气候，年均温24~26 ℃，日照时数2 572~2 714 h，年降雨量为850~ 1 000 mm，降雨主要集中在5—10月，占全年降雨量的85% [2]。土壤类型为浅海沉积岩发育的燥红壤。按照随机多点混合原则，采集耕层（0~20 cm）土壤，剔除其中石块、根茬和动物残体等杂物，带回实验室内进行风干，过筛备用。土壤基本化学性质为：pH 4.89，有机质3.29 g·kg-1，全氮0.41 g·kg-1，速效钾50.64 mg·kg-1，速效磷275.31 mg·kg-1。
1.2 试验材料供试生物炭为玉米秸秆在400 ℃时通过厌氧热解制备，经烘干和粉碎，过60目筛以备用。生物炭基本化学性质具体测定方法如下：将生物炭按1∶20质量分数溶于去离子水中，振荡90 min，静置30 min后用pH计测定溶液pH；全碳和全氮使用元素分析仪测定；全钾采用NaOH熔融，火焰光度计测定；全磷采用HClO4-H2SO4消解，紫外分光光度计测定。生物炭基本化学性质为：pH 8.66，全碳636.45 g·kg-1，全氮17.32 g·kg-1，全钾3.10 g·kg-1，全磷40.70 g·kg-1，C/N 36.75。
1.3 试验处理与操作试验设4个处理，分别为空白对照（不添加生物炭，记为CK）以及生物炭处理（添加量分别为干土质量的2%、4%和6%，分别记为B1、B2和B3）。
称取供试土样（以干土计）100.00 g，置于250 mL锥形瓶中，用胶头滴管均匀滴加相应量去离子水，调节土壤水分达到田间持水量的35%，恒温培养箱中预培养3 d，温度为30 ℃。预培养结束后，按不同处理要求加入生物炭，培养1 d，再加入1 mL含量为30 mg尿素（分析纯）溶液，再次调节土壤含水量至田间持水量的65%，保鲜膜封口且用针扎几个小孔，置于恒温培养箱中培养25 d，温度设置为30 ℃。在整个过程中，用称重法维持土壤水分恒定。不同处理分别设置6个重复，其中3个重复用于测定N2O和CO2排放通量，另外3个用于测定矿质氮含量。
1.4 气体采集与分析采集气体时，去掉保鲜膜后将锥形瓶放于通风橱内，抽气20 min，用硅橡胶塞封住瓶口，用704胶密封瓶口和瓶塞间间隙，随即用25 mL注射器分别在密封锥形瓶后0 min及40 min时从橡胶塞中间取样口进行采气。气体采集分别在试验用土加入尿素后1、3、6、9、11、15、17、20 d和22 d进行。测定气体样品中N2O和CO2浓度时，N2O浓度用装有63Ni电子捕获检测器（ECD）的气相色谱仪（岛津GC-2014）测定，色谱柱和检测器的温度分别为50 ℃和300 ℃，用高纯N2作为反吹气，载气为95% 氩气和5% 甲烷，流速为25 mL·min-1。CO2浓度用气相色谱仪（岛津GC-2014）测定，检测器为氢火焰离子检测器（FID），色谱柱和检测器的温度分别为50 ℃和300 ℃，高纯H2作载气，载气流速为25 mL·min-1。
1.5 土壤分析指标与方法土壤中NO3--N和NH4+-N含量测定在试验用土加入尿素后的第2、5、8、14、18 d和21 d进行。测定方法如下：用2 mol·L-1 KCl溶液（液土比5∶1）对土壤进行浸提，室温180 r·min-1下振荡30 min，用定量滤纸过滤。NH4+-N采用靛酚蓝比色法（625 nm）测定，NO3--N采用紫外双波长（220 nm和275 nm）分光光度法测定。在进行土壤基本化学性质测定时，土壤pH测定参照《土壤农业化学分析方法》中的电位法（水土比为2.5∶1），其余指标参照《土壤农化分析》进行测定，有机碳采用重铬酸钾-硫酸消化法进行测定，0.2 mol·L-1 FeSO4溶液滴定；土壤全氮采用半微量开氏法进行测定，1/2 H2SO4标准溶液滴定；有效磷采用1 mol·L-1 NH4F溶液和0.5 mol·L-1 HCl溶液进行浸提，钼蓝比色法测定；速效钾使用1 mol·L-1 NH4OAc溶液（pH=7）浸提，火焰光度计测定。
1.6 数据处理N2O和CO2排放通量计算公式为：
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式中：F为N2O或CO2排放通量，μg·kg-1·h-1（以N计）或mg·kg-1·h-1（以C计）；ρ为标准状态下N2O-N或CO2-C的密度，分别为1.25 kg·m-3和0.536 kg·m-3；Δc/Δt为单位时间内锥形瓶内N2O-N或CO2-C浓度增加量，10-9·h-1或10-6·h-1；V为锥形瓶内顶部空间体积，m3；T为培养温度，℃；W为培养烘干土质量，kg。
N2O和CO2累积排放量计算公式为：
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式中：M为N2O或CO2累积排放量，μg·kg-1（以N计）或mg·kg-1（以C计）；F为N2O或CO2排放通量，μg·kg-1·h-1（以N2O-N计）或mg·kg-1·h-1（以CO2-C计）；t为采样时间，d；i为采样次数；n为总测定次数；ti+1-ti为2次采样的间隔天数。
硝态氮占铵硝总量比例通过NO3--N含量除以NH4+-N含量和NO3--N含量之和得出。数据采用Excel 2010和SPSS 19.0软件进行整理和分析，采用LSD和Duncan多重比较法检验其显著性，显著性水平为P < 0.05。采用Origin 2018进行作图。
2 结果与分析 2.1 土壤性质变化土壤pH、有机碳含量、全氮含量和速效钾含量随生物炭添加量的增多而增加（表 1）。相较于CK，B1、B2和B3土壤pH值分别提高了19.6%、31.1% 和32.9%，土壤有机质含量分别增加了67.4%、181.9%和246.6%，全氮含量分别增加了38.6%、65.9% 和90.9%，速效钾含量分别增加了696.0%、1 139.3% 和1 764.7%，均达到显著性差异。而不同处理土壤有效磷含量则无显著变化。
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表 1 不同处理土壤性质 Table 1 Soil properties under different treatments |
随培养进行，各处理土壤铵态氮含量呈下降趋势，而硝态氮含量呈现出升高的趋势（图 1）。不同处理铵态氮含量高低表现为CK>B3>B2>B1，而硝态氮含量高低表现为CK>B1>B2>B3。不同阶段铵态氮减少程度不同，硝态氮增加幅度也不一致，至培养结束时，CK、B1、B2和B3处理铵态氮含量分别减少了67.7%、91.0%、88.0% 和81.8%，硝态氮含量分别增加了504.2%、294.7%、389.2%和457.7%。
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图 1 施用生物炭对土壤铵态氮和硝态氮含量的影响 Figure 1 Effects of biochar application on NH4+-N and NO3--N contents in soils |
随培养时间延长，各处理土壤硝态氮占铵硝总量比例不断增加（图 2）。除B1处理土壤硝态氮占铵硝总量比例高于CK处理外，B2和B3处理土壤硝态氮占铵硝总量比例总体上均低于CK处理，且生物炭添加量越多，硝态氮占铵硝总量比例越低。和CK相比，B1处理土壤硝态氮占铵硝总量比例增加了7.7~33.5个百分点，至培养结束时，B2处理土壤硝态氮占铵硝总量比例开始高于CK处理。
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图 2 施用生物炭对土壤硝态氮占铵硝总量比例的影响 Figure 2 Effects of biochar application on the proportion of nitrate nitrogen to ammonium nitrate in soils |
不同处理N2O排放通量如图 3a所示，各处理间N2O排放通量的变化大致呈现出一致趋势，即随培养的进行，N2O排放通量先升高后降低。试验前15 d，各处理N2O排放剧烈，且处理之间差异较为明显，之后各处理N2O排放通量均降至较低水平且各处理间N2O排放通量基本相同。生物炭的施用延后了N2O排放通量出峰值时间，CK、B1、B2和B3的峰值分别出现在第3、6、6 d和9 d。达最高峰时B2处理排放通量最大，为6.78 μg·kg-1·h-1，显著高于其他处理，CK处理排放通量峰值最小，为1.39 μg·kg-1·h-1。
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不同小写字母代表处理间达到显著性差异（P < 0.05）。下同 Different lowercase letters represent significant differences among treatments(P < 0.05). The same below 图 3 施用生物炭对N2O排放通量以及排放总量的影响 Figure 3 Effects of biochar application on N2O emission flux and total emission |
生物炭添加在短期内对N2O排放具有一定的促进作用（图 3b）。B1、B2和B3处理下土壤N2O累积排放量分别为790.39、940.77 μg·kg-1和466.28 μg·kg-1，与CK相比，B1、B2和B3处理土壤N2O累积排放量分别增加了399.2%、494.2% 和194.5%，均与对照处理有显著性差异。
2.5 土壤CO2排放通量与累积排放量的变化不同处理CO2排放通量和累积排放量如图 4所示，不同处理CO2排放通量具有相似的排放模式，随培养时间的延长先升高后降低再升高。整个培养期内，土壤CO2排放通量变化介于0.005~0.325 mg·kg-1·h-1之间，CK、B1、B2和B3处理分别在第3、6、3、3 d出现最高值，均在第20 d出现最低值。达最高峰时，B3处理排放通量最大，显著高于其他处理，为0.325 mg·kg-1·h-1，B1处理排放通量最小，为0.185 mg·kg-1·h-1。
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图 4 施用生物炭对CO2排放通量以及排放总量的影响 Figure 4 Effects of biochar application on CO2 flux and total emission |
与CK相比，添加生物炭处理的CO2累积排放量显著升高（图 4b）。CO2排放量随生物炭添加量升高先增加后趋于稳定。CK、B1、B2、B3的CO2累积排放量分别为26.78、50.24、67.84、66.32 mg·kg-1。相较于CK，B1、B2和B3的土壤CO2累积排放量分别增加了87.6%、153.3% 和147.6%，且差异显著。添加生物炭的处理之间，B2和B3的土壤CO2累积排放量显著高于B1，但B2与B3之间没有显著差异。
2.6 生物炭添加量与N2O和CO2累积排放量的关系将生物炭添加量与N2O和CO2累积排放量进行拟合，其关系见图 5。根据其关系式可得如下结果：当生物炭添加量为3.4% 时，N2O累积排放量最大；当生物炭添加量为5.2%时，CO2累积排放量最大。
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图 5 生物炭施加量与N2O和CO2累积排放量的关系 Figure 5 Relationship between biochar application and cumulative emissions of N2O and CO2 |
N2O、CO2排放通量与不同处理土壤铵态氮和硝态氮含量的关系见表 2。CK、B1、B2和B3处理N2O排放通量与土壤铵态氮含量呈极显著正相关，CK、B1的N2O排放通量与土壤硝态氮含量呈极显著负相关，B2与N2O排放通量显著负相关，B3处理土壤硝态氮含量与N2O排放通量呈负相关关系，但不显著；CK、B1、B2和B3处理CO2排放通量与土壤铵态氮含量均呈极显著正相关，和硝态氮含量均呈极显著负相关。
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表 2 N2O、CO2排放通量与不同处理土壤铵态氮和硝态氮含量关系 Table 2 Relationship between N2O and CO2 emission fluxes and NH4+-N and NO3--N contents in soils treated with different treatments |
不同处理土壤有机碳、全氮和速效钾含量均随着生物炭添加量的增加而提高（表 1）。土壤全氮和速效钾含量升高的原因是生物炭中含有大量N、P、K、Ca、Mg等营养元素[20]，也可能是生物炭有助于解钾菌生长，增加其活性，促进矿物钾分解，增加土壤钾含量[21]。生物炭含有丰富的—COO—（—COOH）和—O—（—OH）等含氧官能团[20]，施入土壤后，可以提高土壤pH，这与NOVAK等[4]和BIEDERMAN等[5]的研究一致。生物炭添加对土壤磷含量无显著影响，可能是生物炭自身含有的磷以稳定形态存在[22]，燥红壤中解磷菌活性不受生物炭添加的影响[23]。
3.2 生物炭添加对土壤N2O和CO2排放的影响添加生物炭促进土壤N2O排放（图 3b）。铵态氮和硝态氮分别作为硝化和反硝化过程中N2O产生的底物，其含量变化会影响N2O的产生。前人研究表明，生物炭显著提高酸性土壤的pH（表 2），增加氨氧化古菌丰度和活性，从而促进土壤硝化过程，加速N2O排放[24]。本试验中，土壤N2O排放通量与铵态氮含量存在极显著正相关关系，与硝态氮含量存在显著负相关关系，说明硝化和反硝化作用是N2O产生的主要途径。与CK相比，B1处理硝态氮占铵硝总量比例高（图 2），随着生物炭添加量逐渐升高，硝态氮占铵硝总量比例逐渐降低，可能是由于生物炭对铵态氮的吸附作用[25]以及pH升高促进了土壤氨挥发[26]，铵态氮作为硝化过程的底物，其含量的变化直接影响硝态氮含量，进而影响硝态氮占铵硝总量比例。添加高量生物炭虽然降低了土壤硝态氮占铵硝总量比例，但均促进了N2O累积排放，其原因可能是pH与nirK基因型反硝化细菌丰度显著正相关，生物炭提高了土壤pH，继而引起土壤反硝化速率增加[27]，同时，pH < 7时，Nor、Nap和Nir酶活性增高，从而加剧反硝化过程，产生更多N2O[28]。其次，生物炭添加导致土壤有机碳分解，可溶性碳增多[29]，为硝化和反硝化过程中的微生物提供充足的底物，微生物数量及活性增加，使得土壤排放更多的N2O[30]。此外，微生物在分解生物炭中易降解组分时会消耗土壤孔隙中的大量O2，土壤微域的好氧环境发生改变，反硝化过程加强，形成土壤硝化和反硝化过程共存的环境，进而促进土壤N2O排放[31]。同时，生物炭能够为微生物提供适宜的生存环境，促进与氮循环相关功能微生物的繁殖，增加微生物数量，促进土壤N2O产生[32]。N2O排放量未随生物炭量的增加而持续升高，当生物炭添加量为4% 时，N2O排放量达到最大值，加入更多生物炭，土壤N2O排放也没有再升高，这与何飞飞等[26]的研究结果不一致，原因可能是生物炭投入量高导致土壤C/N失衡，微生物活性受阻，减缓有机质分解，抑制土壤N2O排放[33-34]。本试验中，随着生物炭添加量的增加，土壤N2O排放增加程度先增大后减小，即土壤中添加生物炭后，培养前期会促进N2O排放。
生物炭添加能够促进土壤CO2排放（图 4b）。研究表明，在一定范围内，培养初期土壤微生物呼吸速率和CO2释放总量会随生物炭施加量的升高而增大[35]。生物炭加入土壤，创造了利于微生物生存的环境，微生物活性增强，土壤呼吸增加，其中，氮素的转化过程主要是由微生物所驱动，而铵态氮和硝态氮作为土壤氮转化过程中的两种主要氮素形态，其含量也随微生物活性的增强而发生变化。刘玉学等[36]的研究结果表明，生物炭添加可以通过影响pH进而影响土壤有机质的分解速率。本研究中，土壤pH随生物炭添加量增加而升高，CO2累积排放量也随之升高，原因在于土壤pH的升高增强了硝化细菌和反硝化细菌的活性，导致微生物呼吸速率也随之增强[26]。同时，生物炭中含有的易降解组分能够优先被微生物分解利用，引发土壤微生物的共代谢作用，加速土壤本底有机碳的分解，增强土壤呼吸速率，即生物炭的“正激发效应” [9-10, 26]。此外，由于生物炭本身含碳量较大，加入土壤后，其自身的化学氧化作用也能促进土壤CO2排放。生物炭添加量过多时，CO2排放量增大程度反而减小，生物炭添加量为4%时，CO2累积排放量达到最大值。这与花莉等[37]、郭艳亮等[38]和刘杏认等[10]的研究不一致，原因可能是过高生物炭的加入导致土壤C/N失衡，相关功能微生物活性降低，呼吸强度减弱，因此CO2排放量减少[39]。还有研究表明，生物炭添加量大于40 t·hm-2时，土壤微生物的丰富度指数及对碳源的利用率均呈降低趋势，整体代谢活性降低[40]。本试验中，添加生物炭后，燥红壤改良效果明显，保肥性能提高，但综合投入成本和温室气体排放等问题仍有待研究。本研究得出生物炭添加量应低于3.4%（折算成田间添加量为68 t·hm-2）。
4 结论（1）生物炭处理可显著提高土壤pH，提高有机质、全氮和速效钾含量，但对土壤有效磷含量无显著影响。
（2）生物炭的施用延后了N2O排放通量出现峰值的时间，随生物炭施加量升高，土壤N2O排放量先升高后降低。
（3）生物炭可以促进土壤呼吸，CO2排放量增幅达87.6%~153.3%，随生物炭施加量增加，土壤CO2排放量先升高后趋于平稳。
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