張曉麗, 孔凡磊, 劉曉林, 胡立峰, 李玉義**

生物質(zhì)改良劑對川西北地區(qū)高寒草地沙化土壤有機(jī)碳特征的影響*

張曉麗1, 孔凡磊2, 劉曉林2, 胡立峰3, 李玉義1**

(1. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所 北京 100081; 2. 四川農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院/農(nóng)業(yè)部西南作物生理生態(tài)與耕作重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 成都 611130; 3. 國家開放大學(xué) 北京 100039)

川西北高寒草原特殊的地理環(huán)境、氣候條件以及過度人為放牧導(dǎo)致草地沙化問題突出。為了探討不同生物質(zhì)改良劑對高寒草地沙化土壤有機(jī)碳特征的影響, 采用隨機(jī)區(qū)組試驗(yàn)設(shè)計方法, 設(shè)置3種生物質(zhì)改良劑[秸稈類(JG)、菌渣類(JZ)、生物炭類(SWT)], 2個施用水平(6 t·hm-2和18 t·hm-2), 以空白處理(CK)為對照, 研究高寒草地沙化土壤總有機(jī)碳、活性有機(jī)碳和呼吸特征的變化。結(jié)果表明: 1)施用生物質(zhì)改良劑顯著提高了土壤有機(jī)碳(TOC)、微生物量碳(MBC)和易氧化有機(jī)碳(EOC)含量, 且提高效果隨改良劑施用量的增加而增強(qiáng)。與CK相比, JG、JZ、SWT處理0~10 cm TOC含量分別平均提高60.66%、39.22%、34.99%, 且JG處理顯著高于JZ和SWT處理; MBC含量在0~10 cm則表現(xiàn)為JZ>JG>SWT>CK, 且處理間差異達(dá)顯著水平; EOC含量表現(xiàn)為JG處理最高, 在0~10 cm、10~20 cm土層處分別比對照提高108.82%、79.26%。2)不同生物質(zhì)改良劑處理中, EOC/TOC表現(xiàn)為JG>JZ>SWT>CK, MBC/TOC表現(xiàn)為JZ>JG>SWT>CK, 且不同處理間差異顯著。3)施用不同改良劑均顯著提高了土壤呼吸速率, 且隨改良劑施用量的增加, 土壤呼吸速率顯著增加。與CK相比, 施用6 t·hm-2的JG、JZ、SWT的土壤呼吸速率平均提高103.42%、86.31%、18.83%, JZ和JG處理的土壤呼吸速率顯著高于SWT和CK處理。相關(guān)性分析表明, 土壤水分與土壤呼吸速率呈顯著正相關(guān)關(guān)系, TOC、MBC以及EOC與土壤呼吸速率呈極顯著正相關(guān)關(guān)系。4)施入不同改良劑均顯著提高了土壤呼吸總量、土壤微生物呼吸總量和凈生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力(NEP值), 均表現(xiàn)出較強(qiáng)的碳匯潛力, JG處理的NEP值較JZ和SWT處理分別顯著提高56.45%和122.12%, 且各處理間差異顯著, 說明秸稈改良劑具有較高的碳匯強(qiáng)度。該研究可為川西北藏區(qū)補(bǔ)充完善高寒草地沙化土壤制定科學(xué)有效的土壤碳調(diào)控管理措施提供依據(jù)。

高寒草地; 沙化土壤; 生物質(zhì)改良劑; 土壤有機(jī)碳; 微生物量碳; 易氧化有機(jī)碳; 土壤呼吸; 碳平衡

草地是陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分, 約占陸地總面積的25%~33%, 對外界自然環(huán)境的變化反應(yīng)敏感[1]。相關(guān)研究測算, 草地中約固存266.3 Gt的碳, 總量約占陸地生態(tài)系統(tǒng)的12.7%, 且絕大部分固存在土壤中[2], 由于普遍分解較慢, 其作為碳匯的能力顯著。我國草地資源豐富, 面積3.92億hm2, 占國土面積的41.14%, 大于耕地和林地的總和, 是世界第二草地大國[3], 且主要分布在西北的新疆、西藏、青海、內(nèi)蒙古和甘肅等省區(qū)。川西北藏區(qū)地處青藏高原東南緣, 屬我國長江、黃河源頭, 是長江、黃河流域重要的生態(tài)安全屏障, 面積24.59萬km2, 包括四川省甘孜藏族自治州全部(18個縣)、阿壩藏族羌族自治州全部(13個縣)和涼山彝族自治州木里藏族自治縣, 共計32個縣, 占四川省總面積的51.6%, 是全國第二大藏區(qū)。川西北藏區(qū)植被主要以高寒草甸和濕地類型為主, 受全球氣候變化和草原超載放牧、濕地開溝排水等多種因素影響, 草地遭到嚴(yán)重破壞, 土地退化沙化加劇, 沙化雖處于初中期階段, 但已明顯向中期發(fā)展, 并呈繼續(xù)惡化的趨勢。盡管川西北高寒土壤具有較高的碳儲量, 但從1970年以來, 由于不合理放牧, 導(dǎo)致土壤中的碳大量流失[4]。另一方面, 隨著農(nóng)牧業(yè)生產(chǎn)水平的提高, 當(dāng)?shù)匕ㄅＱ蚣S、秸稈、食用菌渣等農(nóng)業(yè)廢棄物剩余量越來越多, 因此, 將這些農(nóng)牧廢棄物作為土壤改良劑施入土壤, 可有效改善土壤理化性質(zhì)[5-6], 提升土壤肥力[7], 增加土壤微生物活性[8], 最終達(dá)到土壤培肥、抗旱保水、增產(chǎn)增收的效果。這不僅可以避免直接廢棄或焚燒造成的環(huán)境污染, 還可為資源的可持續(xù)利用做出貢獻(xiàn)[9], 對促進(jìn)川西北藏區(qū)生態(tài)環(huán)境可持續(xù)發(fā)展意義重大。將農(nóng)牧廢棄物顆粒化、炭化還田是農(nóng)牧廢棄物資源化循環(huán)利用的有效技術(shù)手段之一, 也是土壤改良的新途徑[10]。研究表明秸稈制作成顆粒后可顯著提升其腐解速率, 從而提升養(yǎng)分釋放速率, 還能通過增加有機(jī)碳輸入量, 補(bǔ)償土壤碳礦化損失, 提高土壤有機(jī)碳含量, 從而為土壤微生物的代謝活動提供豐富的碳源[11]。菌渣作為有機(jī)物料還田后, 一部分作為土壤有機(jī)碳的來源被土壤固定下來, 另一部分被固定的碳通過微生物的周轉(zhuǎn), 又被以CO2形式釋放到大氣中, 從而增加土壤呼吸速率和磷酸酶活性[12-13]。但也有研究表明菌渣改良劑的施用并沒有顯著提高土壤CO2的釋放[14]。這可能是由于土壤呼吸受土壤類型、濕度以及溫度等限制的原因, 進(jìn)而導(dǎo)致研究結(jié)果的差異。而生物炭施入土壤后具有巨大的固碳增匯潛力, 不少學(xué)者已經(jīng)證實(shí)生物炭不僅能改善土壤理化性質(zhì)和土壤結(jié)構(gòu)、提高作物產(chǎn)量和品質(zhì), 還能增強(qiáng)土壤“碳匯”功能和減少溫室氣體的排放[15]。

從2009年開始, 關(guān)于高寒草地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)已開展了大量監(jiān)測和模擬研究[16], 且更多關(guān)注氣候變化、氮沉降和人類活動如放牧強(qiáng)度等對碳循環(huán)的影響方面, 而對于施入生物質(zhì)改良劑對高寒草地沙化土壤呼吸、土壤有機(jī)碳固定和活性有機(jī)碳庫的影響及原因的研究鮮有報道。因此, 本文采用等質(zhì)量成分配比, 選用秸稈、菌渣、生物炭為主要原料, 配比微生物菌劑、聚丙烯酰胺和無機(jī)養(yǎng)分制備成不同生物質(zhì)改良劑, 研究其對川西北地區(qū)高寒草地沙化土壤有機(jī)碳與呼吸特征的影響。為合理利用農(nóng)業(yè)有機(jī)廢棄物快速治理沙化土壤, 促進(jìn)高寒草地土壤固碳提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地位于四川省阿壩州紅原縣瓦切鄉(xiāng)(31°50′~33°22′N, 101°51′~103°23′N)。供試土壤為風(fēng)沙土, 0~20 cm土壤養(yǎng)分含量為全氮0.13 g·kg-1、硝態(tài)氮4.24 mg·kg-1、速效鉀33.47 mg·kg-1、有機(jī)碳1.03 g·kg-1。試驗(yàn)地為大陸性高原寒溫帶季風(fēng)氣候, 海拔3 210~4 857 m, 年平均氣溫為1.4 ℃, 多年平均降水量749.1 mm, 80%集中在5—9月, 2017年氣象數(shù)據(jù)如圖1所示。

圖1 2017年研究區(qū)試驗(yàn)期間(5—9月)的降雨量和氣溫

1.2 供試材料

采用等質(zhì)量成分配制生物質(zhì)改良劑, 供試材料及配方見表1, 改良劑養(yǎng)分含量見表2。供試的3種改良劑主要分別以秸稈、平菇菌渣和牛糞為主要原料, 通過添加枯草芽孢桿菌劑、聚丙烯酰胺、尿素(含氮量46%)、硫酸鉀(K2O含量50%)和過磷酸鈣(P2O5含量12%), 再通過造粒機(jī)加工制成秸稈和菌渣土壤改良劑以及在600 ℃條件下使用熱解炭化爐進(jìn)行熱解炭化制得生物炭改良劑。供試秸稈為玉米秸稈, 是從四川農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)場收集的風(fēng)干秸稈, 秸稈風(fēng)干后粉碎至長度/粒徑<2 mm; 供試菌渣為平菇菌渣(將其風(fēng)干后過5 mm篩); 供試枯草芽孢桿菌劑(有效活菌數(shù)量≥0.2億?g-1)、尿素(含氮量46%)、硫酸鉀(K2O含量50%)和過磷酸鈣(P2O5含量12%)由成都蓋爾蓋司生物科技有限公司提供; 聚丙烯酰胺(陰離子型, 分子量2 600萬, 水溶性有機(jī)高分子聚合物)由山東寶莫生物化工股份有限公司提供。供試生物炭為風(fēng)干后的牛糞過5 mm篩, 熱解時間為1 h, 冷卻后取出, 儲存于干燥器中, 由浙江農(nóng)林大學(xué)提供。供試黑麥草品種為‘特高’一年生黑麥草(Lam.), 于2017年5月中旬播種, 9月中旬收獲。

表1 試驗(yàn)用不同生物質(zhì)改良劑配方

表2 試驗(yàn)用不同生物質(zhì)改良劑養(yǎng)分含量

1.3 試驗(yàn)設(shè)計

試驗(yàn)在田間微區(qū)進(jìn)行, 微區(qū)面積為6 m2(長3 m、寬2 m), 隨機(jī)區(qū)組排列。微區(qū)于2017年5月設(shè)置, 每個微區(qū)四周用PVC板隔斷, PVC板埋深50 cm, 開始試驗(yàn)前每個微區(qū)內(nèi)沙土用耙子來回蕩平, 保持條件一致。

采用兩因素隨機(jī)區(qū)組試驗(yàn)設(shè)計, 改良劑種類設(shè)秸稈改良劑(JG)、菌渣改良劑(JZ)、生物炭(SWT)3種, 施用量設(shè)6 t·hm-2(JG1、JZ1、SWT1)、18 t·hm-2(JG3、JZ3、SWT3)2個水平, 以空白處理(CK)為對照, 共7個處理, 重復(fù)3次, 21個微區(qū)。土壤改良劑作為底肥全部一次性基施, 并與0~10 cm土層混合均勻。于2017年5月中旬播種, 在每個試驗(yàn)微區(qū)內(nèi)條播種植黑麥草, 播種深度3~5 cm, 行距20 cm, 每公頃用種量75 kg, 微區(qū)間栽培管理措施一致。

1.4 測定指標(biāo)與方法

1.4.1 土壤呼吸速率、溫度、水分測定

黑麥草播種后在行間平放高22 cm、內(nèi)徑20 cm的PVC環(huán), 嵌入土壤20 cm, 測定行間土壤呼吸。為了減少對土壤的擾動, 試驗(yàn)期間PVC環(huán)固定不動, 測定前清除圈內(nèi)雜草和凋落物。在黑麥草播種后分別于苗期(7月19日)、拔節(jié)期(8月9日)、孕穗期(9月10日)測定, 選擇上午9:00—11:00時段用Li-8100A(Li-Cor, USA)開路式土壤碳通量測定系統(tǒng)測定土壤呼吸速率[17]。土壤呼吸測定的同時, 用P/N-8100-201 Omega土壤溫度探頭測定0~10 cm土層土壤溫度; 用土鉆按S形曲線多點(diǎn)采集法在黑麥草苗期(7月19日)與孕穗期(9月10日)取0~10 cm、10~20 cm土壤, 用烘干稱量法測定土壤水分含量。

1.4.2 土壤總有機(jī)碳、微生物量碳、易氧化有機(jī)碳測定

于2017年9月10日(孕穗期)用土鉆采集0~20 cm耕層土壤, 在每個小區(qū)內(nèi)按S形曲線多點(diǎn)采樣, 將土壤樣品分成兩部分, 一部分風(fēng)干后挑出碎石、植物根系殘?jiān)⑦^濾2 mm篩測定土壤總有機(jī)碳和易氧化有機(jī)碳; 另一部分過2 mm篩并保存于4 ℃用以測定土壤微生物量碳。參考鮑士旦標(biāo)準(zhǔn)方法, 總有機(jī)碳(TOC)采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法測定[18], 易氧化有機(jī)碳(EOC)采用高錳酸鉀氧化法測定[19], 微生物量碳(MBC)采用氯仿熏蒸浸提法測定[20]。

1.4.3 草地生態(tài)系統(tǒng)碳平衡測算

用凈生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力(NEP)表示生態(tài)系統(tǒng)的碳平衡: NEP=NPPC–m[21]。其中, NPP為凈初級生產(chǎn)力, 本研究中以植物地上部與根部的總固碳量作為NPP[20], 即NPPC;m為土壤微生物異氧呼吸碳釋放量,m=as×0.865,as為植物生長季土壤呼吸釋放總碳量[22]。NEP為正值時, 表示該系統(tǒng)是大氣CO2的吸收“匯”, 反之為排放“源”。據(jù)估算, 植物利用光合作用合成1 g有機(jī)質(zhì)需要吸收碳0.45 g, 由此可計算出初級生產(chǎn)力NPP固碳量(NPPC)。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用Excel和DPS軟件處理數(shù)據(jù), 應(yīng)用最小顯著差異法(LSD)進(jìn)行多重比較, 采用雙變量相關(guān)分析法計算各項(xiàng)理化性質(zhì)兩兩間的Pearson相關(guān)系數(shù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同生物質(zhì)改良劑對土壤有機(jī)碳、微生物量碳和易氧化有機(jī)碳的影響

2.1.1 土壤總有機(jī)碳(TOC)

TOC是衡量土壤肥力的一個重要指標(biāo), 其不僅影響著土壤的物理性質(zhì), 也影響著土壤的保肥供肥能力。由圖2A可知, 施用不同生物質(zhì)改良劑后, 土壤TOC含量顯著高于對照, 且不同改良劑處理對土壤TOC含量提高幅度有差異, 表現(xiàn)為JG>JZ>SWT, 除了SWT與JZ處理間無顯著差異外, 其他各處理間均有顯著差異(<0.05)。土壤TOC含量均隨土層深度的增加而減小, 施用改良劑顯著提高了土壤TOC含量, 且隨改良劑施用量增加土壤TOC含量呈增加趨勢。與CK相比, 施用JG、JZ、SWT改良劑處理0~10 cm土壤TOC含量分別平均提高60.66%、39.22%、34.99%; 10~20 cm土壤TOC含量分別平均提高48.16%、36.39%、26.33%(<0.05)。從改良劑種類看, 0~10 cm、10~20 cm土壤TOC含量均表現(xiàn)為JG>JZ>SWT, 且JG處理顯著高于JZ和SWT處理。

圖2 不同生物質(zhì)改良劑對高寒草地沙化土壤總有機(jī)碳(A)、微生物量碳(B)和易氧化有機(jī)碳(C)的影響

CK: 空白處理; JG1:6 t·hm-2秸稈; JZ1: 6 t·hm-2菌渣; SWT1: 6 t·hm-2生物炭; JG3:18 t·hm-2秸稈; JZ3: 18 t·hm-2菌渣; SWT3: 18 t·hm-2生物炭。不同小寫字母表示不同生物質(zhì)改良劑處理間差異顯著(<0.05)。CK: blank treatment; JG1: 6 t·hm-2straw; JZ1: 6 t·hm-2slag; SWT1: 6 t·hm-2biochar; JG3: 18 t·hm-2straw; JZ3: 18 t·hm-2slag; SWT3: 18 t·hm-2biochar. Different lowercase letters mean significant differences among different biomass amendments at 0.05 level.

2.1.2 土壤微生物量碳(MBC)

MBC只占土壤有機(jī)碳庫的一小部分, 但在一定程度上影響著植物的營養(yǎng)、土壤有機(jī)質(zhì)和養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化與循環(huán), 代表著土壤養(yǎng)分的活性部分, 反映了土壤肥力狀況且對環(huán)境變化非常敏感, 可作為土壤質(zhì)量和有機(jī)碳變化的早期預(yù)測指標(biāo)。由圖2B可知, 施用改良劑和增加改良劑施用量均可顯著增加土壤MBC含量, 且不同改良劑處理間存在顯著差異。與CK相比, JG、JZ、SWT處理0~10 cm土壤MBC含量分別平均提高576.1%、751.3%、324.8%(<0.05), 10~20 cm土壤微生物量碳含量分別平均提高210.3%、308.3%、115.8%(<0.05)。從施用量上看, 高施用量0~10 cm、10~20 cm土層的MBC含量較低施用量分別平均顯著提高26.13%、17.64%(<0.05)。從改良劑種類看, 各施用量和土層土壤MBC含量均表現(xiàn)為JZ>JG>SWT。可見不管施用量的高低, 菌渣改良劑提高土壤MBC含量的效果最好。

2.1.3 土壤易氧化有機(jī)碳(EOC)

EOC是土壤中移動快、不穩(wěn)定、易于氧化和礦化的具有較高微生物活性的有機(jī)碳, 是土壤活性有機(jī)碳的重要組成部分, 是土壤碳庫短期變化的指示因子。由圖2C可知, 施用生物質(zhì)改良劑和增加改良劑施用量均可顯著增加土壤EOC含量, 不同改良劑對土壤EOC含量的影響存在顯著差異, 且各處理EOC變化趨勢不同。與CK相比, JG、JZ、SWT處理在0~10 cm土壤EOC含量分別平均提高108.82%、59.13%、50.94%(<0.05), 在10~20 cm土壤EOC含量分別平均提高79.26%、60.26%、45.30%(<0.05)。從施用量上看, 高施用量0~10 cm、10~20 cm土壤EOC較低施用量分別平均提高27.23%、23.84%。從生物質(zhì)改良劑種類看, 除在0~10 cm表現(xiàn)為JG1>SWT1>JZ1外, 各施用量和土層土壤EOC含量均表現(xiàn)為JG>JZ>SWT?？偟膩碚f, 施用秸稈改良劑對提高EOC含量效果最顯著, 其次為菌渣, 而生物炭效果最差。

2.2 不同生物質(zhì)改良劑還田對土壤活性有機(jī)碳分配比例的影響

由表3可知, 不同改良劑處理土壤活性碳組分與有機(jī)碳的比值不同。其中JG處理的EOC/TOC最高, SWT處理最低。在0~10 cm土層中, JG較CK、JZ和SWT處理分別平均顯著增加29.64%、14.18%和15.75%(<0.05), 在10~20 cm土層較CK、JZ和SWT分別平均增加20.54%、2.54%和5.17% (<0.05)?？梢姴煌牧紕┻€田, 均能顯著改變EOC在TOC中所占的比例, 從而改變土壤質(zhì)量。而MBC/TOC表現(xiàn)為JZ>JG>SWT>CK, 各施用改良劑處理均顯著高于CK(<0.05), 且各處理間差異顯著(<0.05)。說明不同改良劑還田均可以改變土壤微生物的種群和數(shù)量, 加快非活性有機(jī)碳向活性有機(jī)碳轉(zhuǎn)變, 提高有機(jī)碳的有效性。

表3 不同生物質(zhì)改良劑施用下高寒草地沙化土壤活性碳組分的分配比率

CK: 空白處理; JG1:6 t·hm-2秸稈; JZ1: 6 t·hm-2菌渣; SWT1: 6 t·hm-2生物炭; JG3:18 t·hm-2秸稈; JZ3: 18 t·hm-2菌渣; SWT3: 18 t·hm-2生物炭。EOC/TOC: 易氧化有機(jī)碳占總有機(jī)碳的比例; MBC/TOC: 微生物量碳占總有機(jī)碳的比例。同列不同小寫字母代表同一土層不同改良劑處理間差異顯著(<0.05)。CK: blank treatment; JG1: 6 t·hm-2straw; JZ1: 6 t·hm-2slag; SWT1: 6 t·hm-2biochar; JG3: 18 t·hm-2straw; JZ3: 18 t·hm-2slag; SWT3: 18 t·hm-2biochar. EOC/TOC: ratio of labile organic carbon to total organic carbon; MBC/TOC: ratio of microbial biomass carbon to total organic carbon. Different lowercase letters in the same column of the same soil depth mean significant differences among different treatments at 0.05 level.

2.3 不同生物質(zhì)改良劑對土壤呼吸速率、水分、溫度的影響

2.3.1 土壤呼吸速率

不同生物質(zhì)改良劑及施用量對沙化土壤呼吸速率影響顯著。從圖3A可以看出, 隨著時間推進(jìn)土壤呼吸速率呈增加趨勢, 施用改良劑顯著提高了土壤呼吸速率, 施用量增加土壤呼吸速率顯著提高, 且不同改良劑對土壤呼吸速率的影響存在明顯差異(<0.05)。與CK相比, JG1、JZ1、SWT1處理土壤呼吸速率3個時期平均提高103.42%、86.31%、18.83%, JG3、JZ3、SWT3處理平均提高201.47%、190.46%、55.75%, 除了苗期(7月19日)、拔節(jié)期(8月9日)SWT1與CK處理間無顯著差異外, 其他各處理間均有顯著差異(<0.05)。從改良劑種類看, 黑麥草苗期和拔節(jié)期土壤呼吸速率表現(xiàn)為JZ>JG>SWT, 而孕穗期(9月10日)則表現(xiàn)為JG>JZ> SWT。

2.3.2 土壤水分

從圖3B可以看出, 施用生物質(zhì)改良劑均提高了0~20 cm土壤水分含量, 隨改良劑施用量的增加土壤水分含量顯著增加。與CK相比, JG、JZ、SWT處理0~10 cm土壤平均水分含量在苗期和孕穗期分別提高24.21%、29.89%, 10~20 cm土壤平均水分含量在苗期和孕穗期兩個時期分別顯著提高28.52%、17.36%(<0.05)。從改良劑施用量上看, 高施用量較低施用量0~10 cm土壤水分含量平均提高25.14%, 10~20 cm土壤水分含量平均顯著提高14.44% (<0.05)。從改良劑種類看, 兩個時期0~10 cm土壤含水率均表現(xiàn)為SWT>JG>JZ, 而10~20 cm土壤含水率兩個時期表現(xiàn)不同。

2.3.3 土壤溫度

從圖3C可以看出, 施用生物質(zhì)改良劑顯著降低了0~10 cm土壤溫度, 改良劑施用量增加也同樣降低了土壤溫度。與CK相比, JG、JZ、SWT處理在苗期、拔節(jié)期、孕穗期土壤溫度分別平均降低1.19 ℃、1.03 ℃、2.90 ℃(<0.05)。高施用量改良劑的土壤溫度較低施用量在苗期、拔節(jié)期和孕穗期3個時期分別平均降低0.15 ℃、0.28 ℃、0.55 ℃(<0.05)。從改良劑種類看, 土壤溫度總體表現(xiàn)為SWT>JZ>JG, 但除8月9日(拔節(jié)期)高施用量JG處理顯著低于SWT, 其他時期均未達(dá)到顯著水平(<0.05)。

2.4 土壤呼吸速率與其影響因素的關(guān)系

高寒草地沙化土壤呼吸速率與各影響因素的相關(guān)性分析表明(表4), 土壤水分、有機(jī)碳、微生物量碳、易氧化有機(jī)碳與土壤呼吸速率均呈顯著正相關(guān)關(guān)系(<0.05), 以土壤易氧化有機(jī)碳與土壤呼吸速率的相關(guān)系數(shù)最大, 其次為土壤微生物量碳、有機(jī)碳和水分, 而土壤溫度與土壤呼吸速率呈極顯著負(fù)相關(guān)(<0.05)。影響土壤呼吸速率的各因素間也存在著極顯著負(fù)相關(guān)或正相關(guān)關(guān)系, 可見影響土壤呼吸速率的不同因素間的關(guān)系比較密切, 土壤溫度與土壤水分、總有機(jī)碳、微生物量碳和易氧化有機(jī)碳呈極顯著負(fù)相關(guān)(<0.05); 土壤水分與土壤有機(jī)碳、微生物量碳和易氧化有機(jī)碳呈極顯著或顯著正相關(guān)(<0.05)。

圖3 不同生物質(zhì)改良劑對不同時期高寒草地沙化土壤呼吸速率(A)、土壤水分(B)和土壤溫度(C)的影響

CK: 空白處理; JG1:6 t·hm-2秸稈; JZ1: 6 t·hm-2菌渣; SWT1: 6 t·hm-2生物炭; JG3:18 t·hm-2秸稈; JZ3: 18 t·hm-2菌渣; SWT3: 18 t·hm-2生物炭。不同小寫字母代表不同改良劑處理間差異顯著(<0.05)。CK: blank treatment; JG1: 6 t·hm-2straw; JZ1: 6 t·hm-2slag; SWT1: 6 t·hm-2biochar; JG3: 18 t·hm-2straw; JZ3: 18 t·hm-2slag; SWT3: 18 t·hm-2biochar. Different lowercase letters mean significant differences among different biomass amendments at 0.05 level.

表4 高寒草地沙化土壤呼吸速率與各影響因素的相關(guān)分析

*表示顯著相關(guān)(<0.05), **表示極顯著相關(guān)(<0.01)。* and ** represents significant correlations at< 0.05 and< 0.01, respectively.

2.5 不同生物質(zhì)改良劑處理下土壤呼吸總量、微生物呼吸總量與碳平衡

由表5可知, 不同生物質(zhì)改良劑處理的固碳量表現(xiàn)為JG>JZ>SWT, 其均值分別為5 646.14 kg(C)·hm-2、5 094.19 kg(C)·hm-2和716.41 kg(C)·hm-2。JG處理的固碳量較JZ和SWT處理分別高10.83%和19.71%, 這可能與不同改良劑輸入外源碳的含量有關(guān)系, JG、JZ和SWT的外源輸入碳含量平均分別為3 155.88 kg(C)·hm-2、2 017.20 kg(C)·hm-2和1 420.80 kg(C)·hm-2, 且JG改良劑的輸入碳較JZ和SWT分別高25.25%和41.50%。從表5還可以看出, 不同生物質(zhì)改良劑處理中, 土壤呼吸總量(土壤微生物呼吸和根呼吸)均值表現(xiàn)為JG>JZ>SWT, 分別較CK提高151.68%、140.51%、38.35%, 除JZ與JG處理間無顯著差異外, 其他各處理間均存在顯著差異; 不同改良劑處理下土壤微生物呼吸總量均值表現(xiàn)為JG>JZ>SWT, 較CK處理分別增加151.68%、140.51%、38.35%, 且JG較JZ和SWT處理分別增加4.64%和81.91%, 其中JG和JZ處理間差異不顯著。不同改良劑處理的NEP值均為正值, 表明施用不同生物質(zhì)改良劑后草地生態(tài)系統(tǒng)能夠固定大氣中的CO2, 表現(xiàn)為碳“匯”。不同生物質(zhì)改良劑處理的NEP值總體表現(xiàn)為: JG>JZ>SWT, 且JG處理分別比JZ和SWT處理顯著提高56.45%和122.12%, 且各處理間差異顯著。說明秸稈改良劑具有較高的碳匯強(qiáng)度。因此, 在川西北高寒草地沙化土壤施用秸稈改良劑對增強(qiáng)土壤碳匯的效果最顯著。

表5 不同改良劑處理下的高寒草地沙化土壤呼吸總量、微生物呼吸總量與碳平衡

同行不同字母表示不同處理間在0.05水平差異顯著。在進(jìn)行凈初級生產(chǎn)力固碳量計算時, 取45%作為作物植株與根系的平均有機(jī)碳含量; 土壤微生物呼吸占土壤總呼吸量的86.5%。Different letters in the same line indicate significant differences among treatments at 0.05 level. NPPC=NPP×45%, 45% is the average organic carbon content of crop plants and roots. Soil microbial respiration accounts for 86.5% of total soil respiration.

3 討論

3.1 不同生物質(zhì)改良劑對高寒草地沙化土壤有機(jī)碳和活性有機(jī)碳的影響

本研究結(jié)果表明, 添加不同生物質(zhì)改良劑可顯著增加土壤有機(jī)碳含量, 這是因?yàn)榻斩?、菌渣和生物炭改良劑中本身就含有較高的有機(jī)碳。另外, 生物質(zhì)改良劑的施入能夠促進(jìn)作物生長和根系發(fā)育, 使根系分泌物增加, 進(jìn)而增加土壤中有機(jī)碳的含量[23]。本研究結(jié)果還表明, 施入秸稈改良劑處理的土壤有機(jī)碳含量增加幅度最大, 與試驗(yàn)開始前土壤有機(jī)碳含量(1.03 g?kg-1)相比, 增加27.18%, 這是因?yàn)榻斩捀牧紕┛梢源龠M(jìn)土壤中水穩(wěn)性團(tuán)粒結(jié)構(gòu)的形成, 從而加速了土壤有機(jī)碳的積累; 另外秸稈改良劑中含有較多易分解利用的組分, 可以促進(jìn)植物生長, 進(jìn)而增加了植物對土壤有機(jī)碳庫的輸入。而菌渣和生物炭改良劑的土壤有機(jī)碳含量與試驗(yàn)開始前相比僅分別增加12.69%和7.21%, 這與前人研究表明的生物炭和菌渣較秸稈更能促進(jìn)土壤有機(jī)碳積累的結(jié)果不一致, 這是因?yàn)榍叭说难芯拷Y(jié)果都是基于不同生物質(zhì)改良劑等碳量施入原則, 而本研究的結(jié)果是建立在改良劑等質(zhì)量施入原則, 且秸稈改良劑本身的含碳量遠(yuǎn)高于菌渣和生物炭。但就3種改良劑單位碳對有機(jī)碳的貢獻(xiàn)而言, 生物炭最大(13.13%), 菌渣次之(12.10%), 秸稈最低(10.65%), 生物炭的貢獻(xiàn)分別比菌渣和秸稈高8.53%和23.34%。因此, 就本研究結(jié)果而言, 在等質(zhì)量施入原則基礎(chǔ)上秸稈改良劑較菌渣和生物炭改良劑更能增加川西北地區(qū)高寒草地沙化土壤有機(jī)碳含量。

土壤微生物量碳(MBC)是土壤有機(jī)碳轉(zhuǎn)化的活性庫或源, 是碳素循環(huán)和周轉(zhuǎn)的媒介且能表征土壤受外界影響后土壤有機(jī)碳的變化狀況, 是衡量土壤微生物活性的重要指標(biāo)[24]。本研究結(jié)果表明, 施用生物質(zhì)改良劑和增加改良劑施用量均可顯著增加MBC含量, 與土壤TOC不同的是, 土壤MBC含量表現(xiàn)為JZ>JG>SWT, 這與李有兵等[23]的研究結(jié)果一致。這是因?yàn)樯锾扛牧紕┲幸椎V化的有機(jī)碳較少, 所以為微生物提供的能源物質(zhì)較少, 從而微生物活動較弱, 因此微生物量碳含量較低[10]; 而秸稈改良劑腐解產(chǎn)生的碳、氮組分可為微生物提供物質(zhì)和能量來源, 促進(jìn)微生物活動和繁殖, 因此能夠增加土壤微生物量碳含量[23]; 菌渣改良劑還田可直接為微生物提供大量碳源和能源, 使微生物數(shù)量增多, 活性增強(qiáng), 因此微生物量碳含量最高[25]。

土壤易氧化有機(jī)碳(EOC)是土壤活性有機(jī)碳庫的重要組成部分, 可為土壤中生物的生命活動提供動力, 而且土壤中碳儲量的變化主要發(fā)生在土壤中EOC的部分[26]。本研究結(jié)果表明施用秸稈改良劑EOC平均含量明顯高于菌渣改良劑和生物炭改良劑和對照CK處理, 這主要是因?yàn)榻斩捲诟爝^程中由于微生物的作用含有較多的易氧化有機(jī)碳[27-28], 施入土壤后促進(jìn)土壤微生物活性提高, 加快土壤有機(jī)碳內(nèi)部周轉(zhuǎn), 同時促進(jìn)植物根系的發(fā)育及根系分泌物的增加, 從而產(chǎn)生更多的EOC[27]。

3.2 不同生物質(zhì)改良劑對土壤活性有機(jī)碳分配比例的影響

土壤活性有機(jī)碳占土壤有機(jī)碳的比例可在一定程度上反映土壤有機(jī)碳的質(zhì)量和穩(wěn)定性。該分配比例越高表示有機(jī)碳活性越高, 越易被作物和微生物吸收利用, 有機(jī)碳周轉(zhuǎn)越快; 該比值越低表示有機(jī)碳能長期穩(wěn)定儲存[29]。本研究結(jié)果表明, EOC/TOC在各處理中的表現(xiàn)依次為JG>JZ>SWT, 這說明秸稈改良劑的施入可促進(jìn)易氧化有機(jī)碳的分配, 提高土壤有機(jī)碳活性與土壤養(yǎng)分的有效性; 而生物炭改良劑的施入降低了易氧化有機(jī)碳的分配比例, 促進(jìn)了緩效性和惰性有機(jī)碳庫的積累, 有利于土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定保存。土壤微生物量碳與土壤有機(jī)碳的比值(MBC/TOC)稱為微生物熵, 該值的變化可以較好地反映土壤碳庫的容量和活性, 施入不同改良劑能夠顯著提高土壤微生物熵[30]。本研究結(jié)果表明, 生物炭改良劑處理的微生物熵顯著低于菌渣和秸稈改良劑, 說明秸稈和菌渣還田可顯著增加易被微生物直接利用的碳源和能源, 從而加快了土壤微生物量碳的周轉(zhuǎn)速度, 這有利于微生物固定有機(jī)碳, 進(jìn)而提高土壤有機(jī)碳含量; 而生物炭中的有機(jī)碳多以高度芳香化的惰性碳為主, 具有極高的生物化學(xué)穩(wěn)定性, 施入土壤后受微生物作用很小、周轉(zhuǎn)速度慢且微生物熵值小, 可長期穩(wěn)定存在, 因此, 秸稈改良劑的施用可有效增加土壤中有機(jī)碳的含量。

3.3 不同生物質(zhì)改良劑對高寒草地沙化土壤呼吸的影響

土壤呼吸作為土壤碳庫輸出的一個關(guān)鍵環(huán)節(jié),是植物固定碳后, 又以CO2形式返回大氣的主要途徑, 是土壤碳排放的一個重要過程[31]。本研究結(jié)果表明, 等質(zhì)量施用不同生物質(zhì)改良劑下土壤呼吸速率均高于對照處理, 且改良劑施用量越大, 土壤呼吸速率越高。在黑麥草的整個生育期內(nèi), 土壤呼吸速率的表現(xiàn)依次為JG>JZ>SWT>CK, 這是因?yàn)楦牧紕┑氖┤氩粌H增加了土壤碳庫的活性組分, 而且促進(jìn)了作物根系的發(fā)育, 并且使土壤微生物數(shù)量增加, 故而增加了根系以及微生物的呼吸[25]。秸稈改良劑處理中較高的土壤有機(jī)碳和易氧化有機(jī)碳是其土壤呼吸速率高的一個主要原因, 本研究結(jié)果表明的土壤呼吸速率與土壤有機(jī)碳和土壤易氧化有機(jī)碳呈極顯著正相關(guān)也充分證明了這一觀點(diǎn)。有研究表明施用菌渣改良劑會增加農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體的排放, 且隨著菌渣用量的增加, CO2的釋放速率加快[32]。而秸稈改良劑可通過影響土壤微生物生物量和微生物群落以及改變土壤物理化學(xué)性質(zhì)等提高土壤呼吸強(qiáng)度, 從而增加土壤CO2排放, 同時土壤中CO2的排放量隨秸稈添加量的增加而增大[33-34]。施用生物炭能夠改善土壤透氣性, 能夠提高土壤微生物量和酶活性, 加速原土有機(jī)碳的分解, 從而增加土壤呼吸速率[35], 隨著生物炭施用量的增加土壤呼吸速率也顯著增加[36]。這與本研究表明的施入生物炭改良劑的土壤呼吸速率最低的結(jié)果一致。所以這意味著生物炭改良劑可以在土壤中保存較長時間, 因此施用生物炭改良劑是一種較秸稈顆粒和菌渣還田更低碳的廢棄物還田方式。

3.4 不同生物質(zhì)改良劑對高寒草地生態(tài)系統(tǒng)碳平衡的影響

本研究中, 生物炭改良劑的土壤碳累積排放量為337.92 kg(C)·hm-2, 明顯小于秸稈和菌渣改良劑, 其值分別為614.72kg(C)·hm-2和587.44kg(C)·hm-2, 且秸稈和菌渣之間的土壤碳累積排放量無顯著差異(<0.05)。就不同生物質(zhì)改良劑處理下的黑麥草地上和地下部分生物光合固碳而言, 根系的固碳量均最少, 說明植物主要是靠地上部分的生物量進(jìn)行光合碳固定的。生態(tài)系統(tǒng)凈初級生產(chǎn)力(NPP)是作物生長到成熟過程中地上植被、根系等固定的有機(jī)碳量。本研究中不同生物質(zhì)改良劑處理均不同程度地增加了NPP, 可見NPP不僅可以反映植被群落在自然環(huán)境條件下的生產(chǎn)能力, 表征陸地生態(tài)系統(tǒng)的質(zhì)量狀況, 而且還是調(diào)節(jié)生態(tài)過程和估算陸地碳“源/匯”的重要因子[37]。有研究表明, 土壤碳的固定受到土壤理化性質(zhì)、環(huán)境因子和農(nóng)業(yè)耕作措施等多種因素的影響[38]。在農(nóng)業(yè)耕作措施中, 不同有機(jī)物料還田的固碳潛力均強(qiáng)于無物料還田[39]。而本研究發(fā)現(xiàn), 生物炭改良劑處理的土壤CO2排放總量雖然顯著低于秸稈和菌渣改良劑處理, 但其NEP值卻最低, 所以從固碳角度考慮, 秸稈的固碳強(qiáng)度最好。這與一些研究結(jié)果一致[40-41]。本研究結(jié)果還表明, 各處理凈初級生產(chǎn)力固碳量表現(xiàn)為JG>JZ>SWT, 且各處理間差異顯著, 這可能與本研究中等質(zhì)量輸入不同改良劑的外源有機(jī)碳含量有關(guān), 因?yàn)樵诘荣|(zhì)量條件下各改良劑輸入碳含量的表現(xiàn)為JG>JZ>SWT, 其值分別為3 155.88 kg(C)·hm-2、2 017.20 kg(C)·hm-2和1 420.80 kg(C)·hm-2。本文采用等質(zhì)量成分配比, 研究秸稈、菌渣以及生物炭配比無機(jī)養(yǎng)分、微生物菌劑對高寒草地土壤有機(jī)碳組分及呼吸特征的影響, 但并未考慮改良劑等碳量或等氮量。所以就本研究結(jié)果而言, 雖然施用生物炭改良劑處理的CO2排放總量最低, 但其土壤有機(jī)碳、凈初級生產(chǎn)力以及凈生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力均最低。從土壤碳匯角度綜合考慮, 秸稈改良劑的碳匯效果最好, 因?yàn)槠洳粌H可以提高土壤有機(jī)碳活性, 改善土壤生物肥力, 而且凈生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力(NEP)最高。

4 結(jié)論

1)采用等質(zhì)量成分配比制備的秸稈、菌渣和生物炭改良劑, 施入土壤后均可顯著提高土壤總有機(jī)碳、微生物量碳和易氧化有機(jī)碳含量, 且隨改良劑施用量的增加而增加, 土壤有機(jī)碳、易氧化有機(jī)碳含量表現(xiàn)為秸稈改良劑處理最高, 土壤微生物量碳含量表現(xiàn)為菌渣改良劑處理最高, 而不同改良劑施入下, EOC/TOC表現(xiàn)為秸稈改良劑>菌渣改良劑>生物改良劑>對照, MBC/TOC表現(xiàn)為菌渣改良劑>秸稈改良劑>生物炭改良劑>對照, 且不同處理間差異顯著(<0.05)。

2)施用生物質(zhì)改良劑對高寒草地沙化土壤呼吸速率影響顯著, 且隨改良劑施用量的增加土壤呼吸速率顯著提高, 菌渣和秸稈改良劑處理的土壤呼吸速率顯著高于生物炭改良劑。相關(guān)分析表明, 高寒沙地土壤呼吸速率與土壤水分呈顯著正相關(guān), 與有機(jī)碳、微生物量碳和易氧化有機(jī)碳含量呈極顯著正相關(guān)。

從碳排放角度來看, 生物炭改良劑的CO2排放總量最低, 但從土壤碳匯角度而言, 秸稈改良劑的效果最好, 因?yàn)槠洳粌H可以提高土壤有機(jī)碳活性, 改善土壤生物肥力, 而且凈生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力(NEP)最高。

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Effects of different biomass amendments on soil organic carbon characteristics in alpine desertification grassland of Northwest Sichuan*

ZHANG Xiaoli1, KONG Fanlei2, LIU Xiaolin2, HU Lifeng3, LI Yuyi1**

(1. Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China; 2. College of Agriculture, Sichuan Agricultural University / Key Laboratory of Crop Eco-physiology and Farming System in Southwest China, Chengdu 611130, China; 3. National Open University, Beijing 100039, China)

The special geographical environment, climatic conditions, and excessive artificial grazing in the alpine grassland of northwestern Sichuan have caused grassland desertification.To examine the effects of different biomass amendments on the soil organic carbon composition and respiration characteristics in alpine desertification grassland, we adopted a randomized block test design method and two factors field trials for setting biomass amendments and their application rates. The biomass amendments used were three kinds of straw (JG), slag (JZ), and biochar (SWT). The application rates were 6 t·hm-2(JG1, JZ1, SWT1) and 18 t·hm-2(JG3, JZ3, SWT3). We used blank treatment (CK) as a control to examine the effects of the different amendments on thetotal organic carbon, the activated organic carbon, and the respiratory characteristics in desertified soil. The findings demonstrated that: 1) application of the biomass amendments significantly increased the contents of soil organic carbon (TOC), microbial biomass carbon (MBC), and easily oxidized organic carbon (EOC), which became more obvious as the amounts of amendments were increased. Compared with CK, the organic carbon in the 0–10 cm soil layer increased averagely by 60.66%, 39.22%, and 34.99% with JG, JZ and SWT treatments, respectively; the soil MBC content was expressed as JZ > JG > SWT in the 0–10 cm soil layer, and the difference among treatments were significant. EOC content was the highest in JG treatment; in the 0–10 cm and 10–20 cm soil layers, it was increased averagely by 108.82% and 79.26%, respectively, compared with CK.2) Under different biomass amendments, EOC/TOC revealed that JG > JZ > SWT > CK, MBC/TOC revealed that JZ > JG > SWT > CK, and the differences among treatments were significant. 3) The application of different amendments increased the soil respiration rate significantly in proportion to the increased application rate of the amendment. Compared with CK, the soil respiration rates of JG1, JZ1, and SWT1 treatments increased by 103.42%, 86.31%, and 18.83%, respectively. The soil respiration rates were significantly higher under JZ and JG treatments compared with SWT and CK treatments.Correlation analysis revealed significant positive correlation of the soil respiration rate with soil water (< 0.05), and significant positive correlations with organic carbon, MBC, and EOC (< 0.01). 4) The application of different biomass amendments significantly increased soil respiration, soil microbial respiration, and net ecosystem productivity (NEP), both of which showed strong carbon sink potential. Under JG treatment, the NEP value was significantly higher than that underJZ and SWT treatments, by 56.45% and 122.12%, respectively, and there were significant differences among treatments. These findings suggested that the straw improver had higher carbon sink strength. This study can provide a basis for the development of scientific and effective soil carbon regulation and management measures for improving alpine grassland desertification soil in the northwestern Sichuan Basin in China.

Alpine grassland; Desertification soil; Biomass amendment; Soil organic carbon; Microbial biomass carbon; Easily oxidized organic carbon; Soil respiration; Carbon budget

張曉麗, 孔凡磊, 劉曉林, 胡立峰, 李玉義. 生物質(zhì)改良劑對川西北地區(qū)高寒草地沙化土壤有機(jī)碳特征的影響[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(中英文), 2019, 27(11): 1732-1743

ZHANG X L, KONG F L, LIU X L, HU L F, LI Y Y. Effects of different biomass amendments on soil organic carbon characteristics in alpine desertification grassland of Northwest Sichuan[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2019, 27(11): 1732-1743

* 國家科技支撐計劃課題(2015BAC05B05)資助

李玉義, 主要從事土壤改良、土壤耕作與合理耕層構(gòu)建等方面研究。E-mail: liyuyi@caas.cn

張曉麗, 主要從事土壤耕作與土壤改良等研究。E-mail: 1695952120@qq.com

2019-04-02

2019-07-22

*This study was supported by the National Science and Technology Support Program of China (2015BAC05B05).

, E-mail: liyuyi@caas.cn

Apr. 2, 2019;

Jul. 22, 2019

X71

2096-6237(2019)11-1732-12

10.13930/j.cnki.cjea.190248