小麥秸稈生物質(zhì)炭添加對(duì)第四紀(jì)紅壤CO2和N2O排放的影響

劉杰云，邱虎森，王聰，湯宏,，沈健林*，付金沐，吳金水

（1. 宿州學(xué)院環(huán)境與測(cè)繪工程學(xué)院，安徽 宿州 234000；2. 中國(guó)科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過(guò)程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖南 長(zhǎng)沙 410125；3. 凱里學(xué)院環(huán)境與生命科學(xué)學(xué)院，貴州 凱里 556011）

生物質(zhì)炭是指生物質(zhì)在部分或者完全缺氧的條件下經(jīng)熱解炭化產(chǎn)生的一類(lèi)難溶性芳香族化合物[1-2]。研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭具有發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)、巨大的比表面積、高度的穩(wěn)定性、較強(qiáng)的吸附性、堿性等性質(zhì)，因此，可在增加土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量、提高作物產(chǎn)量、改善土壤理化性狀、增加土壤肥力等方面發(fā)揮重要的作用[3]。生物質(zhì)炭穩(wěn)定性較強(qiáng)，可長(zhǎng)期儲(chǔ)存于土壤中，并通過(guò)在土壤有機(jī)碳庫(kù)中的緩慢循環(huán)，在減緩全球碳循環(huán)及氣候變化中發(fā)揮重要作用[4-5]。此外，生物質(zhì)炭添加到土壤后，能明顯改變土壤的理化性狀及微生物學(xué)性質(zhì)，進(jìn)而影響溫室氣體（GHG）的排放[4]。因此，隨著研究的深入，生物質(zhì)炭在農(nóng)田溫室氣體減排中的研究受到了土壤學(xué)家、環(huán)境學(xué)家等的廣泛關(guān)注。

目前，已有大量有關(guān)生物質(zhì)炭對(duì)農(nóng)田溫室氣體排放影響的研究，但研究結(jié)果卻不甚相同[4,6]。如在亞熱帶典型的雙季稻田（麻沙泥水稻土）中添加小麥秸稈生物質(zhì)炭（24和48 t/hm2），由于土壤pH的增加，與對(duì)照相比，生物質(zhì)炭添加當(dāng)年，稻田CH4排放降低了約40%，但增加了土壤異養(yǎng)呼吸和N2O排放[7]。而劉玉學(xué)等[8]在浙江省海寧市水稻田（黃松田水稻土）中添加水稻秸稈生物質(zhì)炭和生活垃圾生物質(zhì)炭（3.75 t/hm2），結(jié)果發(fā)現(xiàn)，兩種生物質(zhì)炭對(duì)土壤CO2、CH4和N2O排放均有降低作用。除水稻田外，旱作和水旱輪作生態(tài)系統(tǒng)也是CO2和N2O的重要排放源。Zhang 等[9]的研究表明，小麥秸稈生物質(zhì)炭（20和40 t/hm2）添加到玉米地（潮土）中，N2O排放較對(duì)照降低了21%～51%，此降低作用歸因于生物質(zhì)炭的添加，增加了土壤孔隙結(jié)構(gòu)[10]，從而抑制了反硝化細(xì)菌的活性，增加了N2O還原酶的活性。李露等[11]對(duì)江蘇省南京市由第四紀(jì)黃土母質(zhì)發(fā)育的黃棕壤水旱輪作體系中添加小麥秸稈生物質(zhì)炭，20 t/hm2的施用量對(duì)稻季和麥季的GHG排放均未產(chǎn)生顯著影響，但施用40 t/hm2的生物質(zhì)炭時(shí)降低了稻季8.6%的CH4排放，麥季20.9%和11.3%的N2O和CH4排放。生物質(zhì)炭對(duì)GHG的不同影響可能與土壤性質(zhì)、生物質(zhì)炭性質(zhì)等有關(guān)[12]。

目前，國(guó)內(nèi)有關(guān)生物質(zhì)炭添加對(duì)農(nóng)田溫室氣體排放影響的研究大多集中在南方稻田土壤和北方的旱地土壤上，對(duì)南方紅壤旱地土壤的研究卻相對(duì)較少。為此，本研究選取我國(guó)南方地區(qū)比較典型的第四紀(jì)紅色粘土母質(zhì)發(fā)育的紅壤為供試土壤，以小麥秸稈生物質(zhì)炭為供試材料進(jìn)行培養(yǎng)，通過(guò)測(cè)定培養(yǎng)期間CO2和N2O的排放量及土壤理化性質(zhì)，分析其變化動(dòng)態(tài)，擬探明生物質(zhì)炭添加對(duì)土壤溫室氣體排放的影響及其影響因素，為紅壤旱地溫室氣體減排提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤與生物質(zhì)炭

供試土壤為第四紀(jì)紅色粘土母質(zhì)發(fā)育的旱地紅壤，取自中國(guó)科學(xué)院桃源農(nóng)業(yè)生態(tài)研究試驗(yàn)站（111°27′E，28°55′N(xiāo)），主要農(nóng)作物為玉米。土壤樣品采用多點(diǎn)采樣的方法，將土壤表層的枯枝落葉清除，用鐵鍬取耕層（0～15 cm）土壤。將土壤風(fēng)干，撿出可見(jiàn)石頭、動(dòng)植物殘?bào)w等，過(guò)2 mm篩，混合均勻。培養(yǎng)前，將土壤濕度調(diào)至40%的田間持水量（40%WHC，此土壤濕度為生物最適宜生長(zhǎng)水分條件），在25 ℃條件下預(yù)培養(yǎng)一周。

生物質(zhì)炭選用由小麥秸稈制成的生物質(zhì)炭，產(chǎn)自河南三利新能源有限公司，其熱解溫度約為500 ℃。培養(yǎng)前將其粉碎，過(guò)2 mm篩。供試土壤和生物質(zhì)炭的基本性質(zhì)見(jiàn)表1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與方法

根據(jù)生物質(zhì)炭不同施用量，設(shè)5個(gè)處理：1）空白對(duì)照（CK），不添加生物質(zhì)炭；2）添加土重0.5%（w/w，下同）的生物質(zhì)炭（BC0.5）；3）添加1%的生物質(zhì)炭（BC1）；4）添加2%的生物質(zhì)炭（BC2）；5）添加2.5%的生物質(zhì)炭（BC2.5）。這些添加量在田間條件下分別相當(dāng)于0、12、24、48和60 t/hm2。每個(gè)處理24個(gè)重復(fù)，其中4個(gè)重復(fù)用于氣樣采樣，其余20個(gè)重復(fù)用于培養(yǎng)后2、5、10、30和60 d破壞性采集土壤樣品（每次4個(gè)重復(fù)）。

取200 g土（烘干基），根據(jù)不同處理生物質(zhì)炭添加量，分別加入土壤中，充分混勻，置于1 L的培養(yǎng)瓶中，塞上橡膠塞，保持密閉狀態(tài)，于25 ℃條件下培養(yǎng)，共培養(yǎng)60 d。采氣和采土分開(kāi)進(jìn)行，采氣裝置另設(shè)4個(gè)空瓶，每次采樣都與氣體采集同步進(jìn)行，以扣除大氣背景值。采氣培養(yǎng)瓶橡膠塞打孔，放入三通閥并用膠水進(jìn)行密封，用橡膠管連接三通閥，用于連接注射器采氣。培養(yǎng)裝置整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中用稱(chēng)重法來(lái)補(bǔ)充水分，保持土壤含水量不變（40%WHC）。

表1 供試土壤和生物質(zhì)炭的基本理化性質(zhì)Table 1 The basic properties of soil and biochar for the incubation experiment

1.3 樣品采集與測(cè)定方法

氣體采集與測(cè)定：在培養(yǎng)的第1、2、3、4、5、7和10 d采樣，之后每隔5 d采一次氣樣。采樣時(shí)，用30 mL的注射器從密閉的培養(yǎng)瓶中抽出30 mL 氣體，注入12 mL的真空瓶中。每次采完樣品后，敞口半小時(shí)，使瓶?jī)?nèi)空氣與外界充分交換。氣體用氣相色譜儀（Agilent 7890A，Agilent Technologies，美國(guó)）測(cè)定。

土壤樣品采集與測(cè)定：在培養(yǎng)的第2、5、10、30和60 d分別進(jìn)行破壞性采集土壤樣品。采集樣品放入4 ℃冰箱內(nèi)，并在一周之內(nèi)完成分析測(cè)試。取80 mL 0.5 M K2SO4加到30 g土中，震蕩1 h后過(guò)濾。濾液用連續(xù)流動(dòng)測(cè)定儀（Tecator FIA Star 5000 Analyzer，F(xiàn)oss Tecator，瑞典）測(cè)定土壤中的銨態(tài)氮（NH4+-N）和硝態(tài)氮（NO3--N）含量；取濾液用TOC儀（TOC-VWP，Shimadzu Corporation，日本）測(cè)定土壤中的可溶性有機(jī)碳（DOC）的含量。土壤pH值采用蒸餾水（土水比1∶2.5）浸提30 min，用Mettler-toledo320 pH 計(jì)（中國(guó)）測(cè)定。土壤含水量采用鋁盒法測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)計(jì)算與統(tǒng)計(jì)分析

氣體排放通量計(jì)算方法為：

式中：F為CO2或N2O的排放通量（mg/(kg.d)或μg/(kg.d)）；C為氣相色譜儀測(cè)得的濃度值（mg/kg或μg/kg）；C0為空白瓶測(cè)得的濃度值（mg/kg或μg/kg）；M為CO2或N2O的分子質(zhì)量（g/mol）；V為培養(yǎng)瓶中氣體體積（L）；22.4×(273+25)/273為25 ℃條件下的摩爾體積（L/mol）；m為烘干土重（g）；T為采樣時(shí)間間隔（d）。

培養(yǎng)期間氣體的累積排放量計(jì)算方法為：

式中：Ec為CO2或N2O的累積排放量（mg/kg或μg/kg）；F為CO2或N2O的排放通量；ti為第i次采樣時(shí)間。

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析采用SPSS20（SPSS Inc. Chicago,IL）進(jìn)行單因素方差分析和相關(guān)性分析，統(tǒng)計(jì)顯著水平為P＜0.05或P＜0.01。

2 結(jié)果與分析

2.1 培養(yǎng)試驗(yàn)下土壤氮素形態(tài)、DOC含量及pH的動(dòng)態(tài)變化

生物質(zhì)炭添加降低了土壤NH4+-N和NO3--N含量（圖1）。在培養(yǎng)初期（前10 d），與CK處理相比，小麥秸稈生物質(zhì)炭的添加增加了土壤NH4+-N含量，且隨著生物質(zhì)炭添加量的增加而增加，之后，生物質(zhì)炭處理的NH4+-N含量緩慢降低，并保持相對(duì)穩(wěn)定，而CK處理則逐漸增加，30 d時(shí)，CK處理的NH4+-N含量為23.3 mg/kg，開(kāi)始高于生物質(zhì)炭處理，至培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，已明顯高于生物質(zhì)炭處理。培養(yǎng)期的前30 d，各處理的土壤NO3--N 含量較低，之后增加，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)為最高。與CK處理相比，生物質(zhì)炭添加降低了土壤NO3--N 濃度（60 d時(shí)的BC0.5和BC1處理除外）。

生物質(zhì)炭添加降低了土壤DOC含量，但增加了土壤pH值（圖1）。DOC含量在培養(yǎng)初期最高，隨后逐漸降低，但30 d時(shí)又出現(xiàn)峰值，之后持續(xù)降低。與CK處理相比，生物質(zhì)炭添加降低了土壤DOC含量，且隨著生物質(zhì)炭添加量的增加而降低。生物質(zhì)炭添加增加了土壤pH，且隨著生物質(zhì)炭添加量的增加而增加，在整個(gè)培養(yǎng)期間，CK處理的pH變化不大，而培養(yǎng)10 d 之后，生物質(zhì)炭處理逐漸降低，但仍高于CK處理。

2.2 生物質(zhì)炭對(duì)CO2和N2O排放的影響

與CK處理相比，生物質(zhì)炭處理的CO2排放先增后減。培養(yǎng)的前一周，尤其是前2 d，CO2排放通量最高，且BC0.5、BC1、BC2和BC2.5處理的CO2排放通量分別比CK處理高52%、97%、100%和155%（圖2）。之后，逐漸降低，且生物質(zhì)炭處理較CK處理降幅更大，15 d時(shí)，部分生物質(zhì)炭處理開(kāi)始低于CK處理，30 d時(shí)，所有的生物質(zhì)炭處理均低于CK處理，但各生物質(zhì)炭處理之間仍呈現(xiàn)出隨著添加量的增加而增加的趨勢(shì)。

圖1 培養(yǎng)期間各處理土壤、、DOC含量和pH的動(dòng)態(tài)變化Fig. 1 Dynamics of soil N,, DOC contents and pH during the 60 d incubation

CK、BC0.5、BC1、BC2和BC2.5處理的CO2累積排放量分別為426、399、427、443和505.1 mg/kg（圖3）。與CK處理相比，BC2和 BC2.5處理的 CO2累積排放量分別增加了4%和18%（P＜0.05），而 BC0.5處理卻顯著降低 6%（P＜0.05）。BC1和CK處理之間無(wú)顯著差異。只考慮培養(yǎng)期的后45 d（圖4），各生物質(zhì)炭處理CO2累積排放量均顯著低于CK處理（P＜0.05），而B(niǎo)C2.5處理又顯著高于BC0.5、BC1和BC2處理（P＜0.05）。但BC0.5、BC1和BC2處理之間無(wú)顯著差異。

圖2 培養(yǎng)期間各處理土壤CO2和N2O排放通量的動(dòng)態(tài)變化Fig. 2 Dynamics of soil CO2 and N2O fluxes during the 60 d incubation

生物質(zhì)炭處理較CK處理在初期降低、后期增加了N2O排放（圖2）。N2O的排放高峰出現(xiàn)在培養(yǎng)期的前2 d，但生物質(zhì)炭處理的N2O排放通量低于CK處理，且隨著生物質(zhì)炭添加量的增加而降低。之后，各處理的N2O排放通量逐漸降低，而生物質(zhì)炭處理在第5 d之后又有所回升。至10 d時(shí)，各生物質(zhì)炭處理的N2O排放通量均高于CK處理，之后一直保持相對(duì)穩(wěn)定的狀態(tài)，而CK處理仍在緩慢降低，40 d后基本保持穩(wěn)定。

各處理培養(yǎng)期間N2O累積排放量分別為24.8、39.3、37.4、30.1 和 29.0 μg/kg（圖 3），生物質(zhì)炭添加顯著增加了N2O的排放（P＜0.05），但隨著生物質(zhì)炭添加量的增加而降低。其中，除BC0.5與BC1處理之間及BC2和BC2.5處理之間差異不顯著（P＞0.05），其他各處理之間均表現(xiàn)出顯著的差異性（P＜0.05）。

圖3 培養(yǎng)期間各處理土壤CO2、N2O的累積排放量Fig. 3 Cumulative emissions of soil CO2 and N2O during the 60 d incubation

圖4 培養(yǎng)15～60 d各處理土壤CO2的累積排放量Fig. 4 Cumulative emissions of soil CO2 during 15-60 d of the incubation

2.3 CO2和N2O排放與土壤因子及生物質(zhì)炭添加量之間的關(guān)系分析

不同培養(yǎng)時(shí)期，各土壤因子與CO2和N2O排放通量的相關(guān)性有較大差異（表2）。在培養(yǎng)的前10 d，CO2排放通量與土壤NH4+-N和pH均呈極顯著的正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），與土壤NO3--N和DOC呈極顯著的負(fù)相關(guān)（P＜0.01）。培養(yǎng)10～60 d，CO2排放通量?jī)H與土壤NH4+-N表現(xiàn)出極顯著的正相關(guān)（P＜0.01）。在培養(yǎng) 0～10 d，N2O 排放通量與土壤NH4+-N和pH呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01），與土壤和DOC呈極顯著的正相關(guān)（P＜0.01）。培養(yǎng)10～60 d，N2O排放通量?jī)H與土壤表現(xiàn)出極顯著的負(fù)相關(guān)（P＜0.01）。

表2 土壤CO2和N2O排放通量與土壤因子之間的相關(guān)性分析（n=20）Table 2 The correlations of soil CO2 and N2O fluxes and soil properties in two incubation periods (n=20)

生物質(zhì)炭處理的CO2和N2O累積排放量與添加量均呈線性相關(guān)（圖5）。除去CK處理，CO2累積排放量（y）隨生物質(zhì)炭添加量（x，x＞0）的增加而增加，二者之間呈較好的線性關(guān)系，滿足方程：y=47.72x+374.8（R2=0.81，P＜0.01，n=16）。生物質(zhì)炭添加增加了土壤N2O的累積排放量，但隨著添加量的增加而降低，因此，除去CK處理，N2O的累積排放量（y）與生物質(zhì)炭添加量（x，x＞0）之間呈較好的線性關(guān)系，滿足方程：y=-5.572x+42.29（R2=0.7849，P＜0.01，n=16）。

3 討論

3.1 生物質(zhì)炭添加對(duì)紅壤CO2排放的促進(jìn)作用

目前，已有不少的研究表明，生物質(zhì)炭添加可影響土壤CO2的排放[13-14]。在本研究中，小麥秸稈生物質(zhì)炭添加促進(jìn)了土壤CO2排放，且隨著生物質(zhì)炭添加量的增加，促進(jìn)作用越明顯。但該促進(jìn)作用主要表現(xiàn)在培養(yǎng)初期，這與Jones等[15]和Luo等[16]的研究結(jié)果一致。這可能是由于生物質(zhì)炭本身含有的可溶性有機(jī)碳分解造成的。生物質(zhì)炭添加到土壤中，CO2的排放來(lái)源主要有兩個(gè)部分，一部分來(lái)自土壤原有機(jī)質(zhì)的分解，另一部分則來(lái)自生物質(zhì)炭本身的分解。雖然，生物質(zhì)炭具有吸附性，可吸附土壤DOC，降低了土壤DOC含量，但生物質(zhì)炭本身含有部分可溶性有機(jī)碳，添加到土壤后會(huì)迅速被土壤微生物分解[15]，且這些可溶性有機(jī)碳分解很快，一般在培養(yǎng)的1～2 d內(nèi)被大部分分解[15]。此外，增加的CO2排放可能部分來(lái)源于生物質(zhì)炭本身無(wú)機(jī)碳的釋放。生物質(zhì)炭具有較強(qiáng)的堿性（本研究生物質(zhì)炭pH=9.3），當(dāng)添加到土壤后，增加土壤pH的同時(shí)，會(huì)迅速吸附土壤中的酸性物質(zhì)[15]。本研究的土壤為強(qiáng)酸性（pH=4.5），生物質(zhì)炭施入后，吸附土壤中的酸性物質(zhì)，而將其表面的無(wú)機(jī)碳中和，釋放出CO2。因此在本研究小麥秸稈生物質(zhì)炭添加初期，CO2排放的增加可能主要來(lái)源于生物質(zhì)炭本身可溶性有機(jī)碳的分解和無(wú)機(jī)碳的釋放。

圖5 土壤CO2和N2O累積排放量與生物質(zhì)炭添加量之間的關(guān)系Fig. 5 Correlations of soil CO2 and N2O cumulativeemissions and biochar application rates

培養(yǎng)10 d 之后，可能由于生物質(zhì)炭的吸附作用，降低了土壤CO2排放。生物質(zhì)炭具有較強(qiáng)的吸附作用，可吸附土壤中的有機(jī)質(zhì)及生物質(zhì)炭添加后本身釋放的有機(jī)碳，隔絕了土壤C與微生物的接觸，從而降低CO2的排放[17-18]。但隨著生物質(zhì)炭添加量的增加，CO2排放也逐漸增加。這可能是由于隨著生物質(zhì)炭添加量的增加，其本身的有機(jī)碳投入也隨之增加，因此，高添加量的生物質(zhì)炭處理本身含有的可溶性有機(jī)碳可能在初期并沒(méi)有完全分解，在培養(yǎng)后期，仍會(huì)有部分本身有機(jī)碳的分解，故而在本研究中，CO2的排放量表現(xiàn)出隨著生物質(zhì)炭添加量的增加而增加。但有關(guān)此方面的研究還較少，有待于進(jìn)一步的研究證明。

3.2 生物質(zhì)炭添加對(duì)紅壤N2O排放的影響因素

國(guó)內(nèi)外的研究已表明生物質(zhì)炭添加對(duì)土壤N2O排放的影響可能是促進(jìn)，也可能是降低，并不一致[1,10]。在本研究中，生物質(zhì)炭添加促進(jìn)了土壤N2O的排放，這與Mukherjee等[19]的研究不同。生物質(zhì)炭的C/N是影響N2O排放的一個(gè)重要因子[20]，高C/N的生物質(zhì)炭（C/N＞140）添加可降低土壤N2O排放，而低C/N的生物質(zhì)炭（C/N＜100）由于本身含有的N釋放進(jìn)入土壤，則可增加N2O排放[21]。本研究的生物質(zhì)炭C/N較低（小于80），N含量較高（TN含量為5.8 g/kg），尤其是無(wú)機(jī)氮（NH4+-N含量為109.9 mg/kg，NO3--N含量為3.6 mg/kg），可為土壤硝化和反硝化作用提供底物，故促進(jìn)了土壤N2O排放。此外，有研究表明，具有較高灰分含量的生物質(zhì)炭可促進(jìn)土壤N2O的排放[19]，而本研究的生物質(zhì)炭灰分含量高達(dá)37.2%，因此促進(jìn)了N2O排放。

培養(yǎng)初期，對(duì)照處理的N2O排放較高（高于生物質(zhì)炭處理），可能是在培養(yǎng)初期，土壤中有機(jī)質(zhì)和含N化合物含量較高，為土壤的硝化和反硝化作用提供了良好的環(huán)境[22]，因此N2O排放也較高。而生物質(zhì)炭處理中，由于其吸附性，可能吸附了土壤中的有機(jī)質(zhì)和含N化合物[23]，則參與硝化和反硝化作用的底物減少。在培養(yǎng)前10 d，土壤N2O排放與土壤NH4+-N呈顯著負(fù)相關(guān)，與NO3--N呈顯著正相關(guān)。由于生物質(zhì)炭本身含有部分NH4+-N，添加后增加了土壤NH4+-N濃度，但降低了土壤NO3--N含量，可能是由于生物質(zhì)炭的吸附作用，使得土壤中微生物所需底物減少，則土壤硝化作用和反硝化作用均降低。因此，在培養(yǎng)初期，生物質(zhì)炭處理的N2O排放低于對(duì)照處理，且隨著生物質(zhì)炭添加量的增加，吸附作用越強(qiáng)，則N2O排放的降低作用也越明顯。此外，生物質(zhì)炭添加增加了土壤pH，土壤pH的增加，可增加土壤氧化亞氮還原酶的活性[4]，從而促進(jìn)反硝化過(guò)程中N2O向N2的轉(zhuǎn)化[7]，故土壤pH增加也可能是生物質(zhì)炭降低N2O排放的一個(gè)原因。

培養(yǎng)10 d之后，可能由于有機(jī)質(zhì)的消耗，對(duì)照處理的N2O排放逐漸降低，而生物質(zhì)炭處理卻變化較小。因?yàn)樯镔|(zhì)炭吸附的C、N化合物可以被不斷的釋放，供微生物利用，為N2O排放的生物過(guò)程提供能量和底物。因此，在培養(yǎng)后期，與對(duì)照相比，生物質(zhì)炭處理促進(jìn)了N2O排放。此外，生物質(zhì)炭可通過(guò)改善土壤通氣性而影響N2O的排放[11]。Bateman和Baggs[24]的研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤孔隙含水量（WFPS）在35%～60%時(shí)，N2O的產(chǎn)生主要來(lái)自于硝化作用，當(dāng)WFPS高于70%時(shí)，N2O的產(chǎn)生主要來(lái)自于反硝化作用。本研究中的土壤含水量控制在40%WHC左右，因此N2O的排放主要來(lái)源于硝化作用。生物質(zhì)炭本身具有發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)，施入旱地土壤中，可增加土壤的通氣性，有利于土壤硝化作用的進(jìn)行。培養(yǎng)后期生物質(zhì)炭處理NH4+-N濃度低于對(duì)照，可能是硝化作用消耗了土壤中的NH4+-N（包括土壤原NH4+-N和生物質(zhì)炭本身含有的NH4+-N），因而可增加N2O的排放。在整個(gè)培養(yǎng)期間，N2O排放隨著生物質(zhì)炭添加量的增加而降低，二者呈現(xiàn)較好的線性負(fù)相關(guān)關(guān)系，這可能是由于初期生物質(zhì)炭添加量越大，其吸附作用越強(qiáng)，故而高生物質(zhì)炭添加的N2O減排效果優(yōu)于低生物質(zhì)炭添加量所致。

4 結(jié)論

研究表明，與對(duì)照相比，生物質(zhì)炭增加了第四紀(jì)紅壤pH值，但降低了NH4+-N、NO3--N 和DOC含量。經(jīng)過(guò)60 d培養(yǎng)，各處理的土壤CO2累積排放量為425～505 mg/kg。生物質(zhì)炭呈堿性，且本身含有部分可溶性碳，施入土壤后，此部分有機(jī)碳及無(wú)機(jī)碳迅速被分解和釋放，因此與對(duì)照相比，生物質(zhì)炭添加促進(jìn)了土壤CO2排放（0.5%生物質(zhì)炭處理顯著降低土壤CO2排放），但這種促進(jìn)作用主要表現(xiàn)在培養(yǎng)的前15 d。同時(shí)，由于生物質(zhì)炭孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)達(dá)，可增加土壤孔隙度，因而促進(jìn)了土壤硝化作用，導(dǎo)致NH4+-N向N2O轉(zhuǎn)化增加，與對(duì)照相比，生物質(zhì)炭促進(jìn)了土壤N2O排放16.9%～58.5%。鑒于生物質(zhì)炭施用到土壤后其本身降解緩慢，有關(guān)其施用后對(duì)土壤溫室氣體排放的長(zhǎng)期影響還有待進(jìn)一步研究。

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