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  土壤学报  2021, Vol. 58 Issue (6): 1540-1551  DOI: 10.11766/trxb202005110231
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马芸芸, 周伟, 何莉莉, 等. 秸秆生物质炭对稻田土壤剖面N2O和N2浓度的影响. 土壤学报, 2021, 58(6): 1540-1551.
MA Yunyun, ZHOU Wei, HE Lili, et al. Effect of Application of Straw-derived Biochar on Concentrations of N2O and N2 in Paddy Soil Profile. Acta Pedologica Sinica, 2021, 58(6): 1540-1551.

基金项目

国家自然科学基金项目(41771338、41807088、41807096)资助

通讯作者Corresponding author

赵旭, E-mail: zhaoxu@issas.ac.cn 王林权, E-mail: linquanw@nwsuaf.edu.cn

作者简介

马芸芸(1994-), 女, 甘肃静宁人, 硕士研究生, 主要从事淹水稻田土壤剖面反硝化规律的研究。E-mail: 1264101423@qq.com
秸秆生物质炭对稻田土壤剖面N2O和N2浓度的影响
马芸芸1,2, 周伟2, 何莉莉3, 赵旭2, 王林权1    
1. 西北农林科技大学资源环境学院, 陕西杨凌, 712100;
2. 土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所), 南京 210008;
3. 浙江省农业科学院环境资源与土壤肥料研究所, 杭州 310021
摘要:氧化亚氮(N2O)和氮气(N2)是淹水稻田土壤剖面反硝化过程的重要气态产物,可通过土水界面向大气排放,也可随水向下淋溶。秸秆生物质炭施入稻田后会改变土壤理化及微生物学性质,影响反硝化过程及N2O和N2产排。依托2010年夏建立的连续秸秆生物质炭还田的稻麦轮作农田试验,通过埋设淋溶管收集土壤剖面溶液,采用气相色谱和膜进样质谱分别定量溶液中N2O和exN2(反硝化产生N2量),观测2018和2019年水稻季不同秸秆生物质炭施用量(CK:每季0 t·hm-2;1BC:每季2.25 t·hm-2;5BC:每季11.3 t·hm-2;10BC:每季22.5 t·hm-2)0~1 m土壤剖面溶液中N2O和exN2浓度的时空变化,评估长期施用秸秆生物质炭对稻田土壤剖面反硝化作用及其主要气态氮产物exN2随水流失的影响。结果表明,两个稻季CK处理N2O浓度以60 cm处较高,exN2浓度则随土壤深度增加呈降低趋势。秸秆生物质炭处理能降低剖面N2O和exN2浓度,以10BC处理最为明显。其中,N2O浓度降低以60 cm处较大,exN2浓度降低随土壤深度增加而加大。施用秸秆生物质炭对土壤剖面溶液无机氮(NO3-+NH4+)含量无明显影响,但5BC和10BC处理增加了可溶性有机碳(DOC)和溶解氧(DO)浓度以及氧化还原电位(Eh)。CK处理下土壤剖面溶液N2O和exN2浓度变化与DOC、硝态氮(NO3-)及DO有关;秸秆生物质炭处理下则主要受DO和Eh控制。exN2淋溶量(按1 m深度计算)CK处理下为2.3~5.5 kg·hm-2,相当于无机氮和有机氮(DON)淋溶量的32%~34%,5BC和10BC处理则降低为1.7~3.7 kg·hm-2和1.1~1.9 kg·hm-2。综上,反硝化产生N2随水淋溶量不容忽视,秸秆生物质炭还田可改善淹水稻田土壤剖面的通气状况,增加DO,提高Eh,进而有效减少深层反硝化及其主要气态产物exN2随水流失的风险。
关键词稻田剖面反硝化    秸秆生物质炭    N2直接定量法    气态氮淋溶    
Effect of Application of Straw-derived Biochar on Concentrations of N2O and N2 in 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
Abstract: 【Objective】Nitrous oxide (N2O) and nitrogen (N2) are important gaseous products of denitrification in soil profile of flooded rice field, which may be discharged directly into the atmosphere through soil-water interface, or leached into groundwater and eventually into the atmosphere. Application of biochar can alter denitrification process in the paddy field by changing physicochemical and microbiological properties of the paddy soil and then affect the generation and emission of N2 and N2O in the field.【Method】In this study, based on a long-term (since 2010) rice-wheat rotation field experiment on biochar amendment. Soil solutions (0-1 m depth) were collected through specially designed piezometers imbedded in the paddy soil. And concentrations of dissolved N2O and exN2 (N2 produced by denitrification) in soil solution were determined by gas chromatography and membrane inlet mass spectronmeter. The experiment was designed to have 4 treatments (CK: each season 0 t·hm–2; 1BC: each season 2.25 t·hm–2; 5BC: each season 11.3 t·hm–2; 10BC: each season 22.5 t·hm–2) for the two rice seasons in 2018 and 2019, and aimed to investigate spatial and temporal variations of N2O and exN2 concentrations in soil solution as affected by biochar application rate. The effects of long-term application of biochar on denitrification in paddy soil profile and the exN2, which was the main gaseous nitrogen product, was washed away by water were evaluated.【Result】The concentration of N2O is higher in the soil 60 cm in depth in CK and exN2 concentration decreased with soil depth. N2O and exN2 concentrations in profile decreased with rising biochar application rate, thus being the lowest in treatment 10BC. Among them N2O concentration decreased the most significantly in the soil 60 cm in depth and exN2 concentration decreased with increasing soil depth. Biochar amendments had no obvious effect on inorganic nitrogen (+NH4+) in the soil profile, but increased the concentrations of soluble organic carbon (DOC), dissolved oxygen(DO)and redox potential (Eh) in 5BC and 10BC. The variations of N2O and exN2 was related to DOC, and DO in CK, and to DO and Eh in the biochar treatments. The leaching amount of exN2 (calculated by 1 m depth) is 2.3-5.5 kg·hm–2 in CK, which was equivalent to 32%~34% of the leaching amount of inorganic nitrogen and organic nitrogen (DON), while it was reduced to 1.7-3.7 kg·hm–2 and 1.1-1.9 kg·hm–2 in 5BC and 10BC.【Conclusion】All the findings show that the leaching amount of N2 produced by denitrification with water can not be ignored, the amendment of biochar can improve aeration of the soil profile and increase DO and Eh, thus inhibiting denitrification and reducing the risk of leaching loss of its main gaseous products, exN2.
Key words: Denitrification in rice field profile    Straw-derived biochar    N2 direct measuring method    Gaseous nitrogen leaching    

反硝化是指硝态氮(${\rm{NO}}_3^ - $)或亚硝态氮(NO2)经还原转化为NOx、N2O等气态氮氧化物和氮气(N2)的过程,是氮素生物地球化学循环的重要环节。反硝化发生需要满足如下条件:${\rm{NO}}_3^ - $作为底物、严格厌氧环境、电子供体以及与反硝化有关的微生物。由于硝态氮和微生物普遍存在于农田土壤,因此,对于农田土壤而言,反硝化主要依赖于厌氧条件和电子供体。由于缺乏严格的厌氧环境和足量的溶解有机碳(DOC)做电子供体,旱地土壤反硝化会受到抑制[12]。农田表层土壤由于碳源充足、微生物活性高,反硝化速率高于底层土壤[3-4]。但有越来越多的证据表明在农田底土中也有显著的反硝化作用[5],甚至有底层土壤反硝化活性远高于表层土壤的报道[6]。底层土壤是农田氮素,尤其是移动性较强的${\rm{NO}}_3^ - $向下淋溶的必经之路,因此在降水充沛、地下水位较高的南方河网地区农田底层土壤中,${\rm{NO}}_3^ - $的反硝化过程被认为是阻止农田氮进入地下水的重要屏障[7]。然而,土壤深层反硝化产生的N2O和N2除向上扩散离开农田系统外,也可随水向下迁移流失[8]。在农田氮淋溶观测研究中通常以对水环境产生直接影响的无机氮(NH4+${\rm{NO}}_3^ - $)和有机氮为主,而对反硝化产生的溶解性N2O和N2关注甚少。由于水稻生长季节稻田需要长时间保持淹水环境,导致根系下形成还原性土层,有利于反硝化作用,因而反硝化是稻田氮损失的重要途径。水稻土氧化还原层的分异,使得进入农田的肥料NH4+硝化转为${\rm{NO}}_3^ - $后,往往可淋至土壤剖面更深的还原层发生反硝化作用产生N2O和N2[9]。明确土壤剖面溶液反硝化气态产物分布特征及其变化规律有助于准确定量稻田反硝化过程及其氮去除能力,也可为客观评价农田氮素淋溶损失提供依据。

由于反硝化的最终产物N2在大气中含量高达78%,因此直接测定来自土壤反硝化过程产生的N2存在困难[10]。除N2外,反硝化过程中间产物之一的N2O会导致温室效应和破坏臭氧层,而稻田也是N2O排放的重要来源[11]。测定土壤溶液中N2O和反硝化产生N2量(Excess N2,下文中用exN2表示)的方法是一直以来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内培养实验,田间原位研究较少。近年来,随着膜进样质谱方法的成熟应用,使得快速、准确测定水中溶解性N2成为可能。由于土壤的阻滞和水压的作用使得稻田土壤溶液中的气体扩散缓慢,因此可通过测定土壤溶液中溶解性N2量,再减去自然溶解性N2量,得到反硝化产生N2量,该法被称为N2直接定量法[7]

生物质炭是近些年来新兴起的功能性物质,施用生物质炭能够提高土壤pH,改善土壤物理性状,其中部分可降解组分还可被微生物利用,因此生物质炭施入到土壤会改变微生物主导的反硝化过程。已有的生物质炭对土壤反硝化影响研究多集中在其对地表N2O、N2排放通量的影响。例如Obia等[12]认为生物质炭可以改变酸性土壤的pH,进而抑制酸性土壤的N2O净产生,并增加N2的产量。Chintala等[13]用乙炔抑制法研究发现,生物质炭能够降低N2O的排放及总的(N2O+N2)-N的排放。还有研究发现新鲜的生物质炭可以抑制异养硝化作用,而老化的生物质炭通过增加羧基和羟基的官能团密度来增强硝化-反硝化作用[14],可见生物质炭对土壤反硝化的影响与土壤性质、老化时间等密切相关。上述研究均基于短期培养试验,并未考虑田间状况下可能发生的其他因素,比如生物质炭老化、生物质炭-土壤-植物之间的相互作用。此外稻田水分下渗量大,大量的物质会随水下渗,从而影响耕层以下土壤的理化性质及微生物活性。生物质炭可影响耕层土壤反硝化的能力已经得到了证实[15],但其对耕层以下土壤反硝化过程的影响尚不明确,考虑到深层土壤反硝化对减少地下水硝酸盐污染至关重要,因此有必要开展田间试验,研究秸秆生物质炭对稻田剖面反硝化的影响。

鉴于此,本研究开展了为期2年的野外原位观测实验,测定了不同处理稻田剖面土壤溶液中反硝化产物N2O和exN2的时空变异规律及其影响因素,以明确长期秸秆生物质炭还田对稻田土壤剖面反硝化能力的影响。

1 材料与方法 1.1 研究区概况

试验地位于中国科学院常熟农业生态实验站宜兴面源污染防控技术研发与示范基地(31°07'N-31°37'N,119°31'E-120°03'E),距离太湖西北岸约1 km。属于亚热带季风气候区,年均气温15.7 ℃,年均降雨量1 177 mm。当地降水和高温主要集中在夏季,2018年8月份月均降水量高达255 mm,7月份月均气温高达29.4 ℃。

1.2 供试材料

供试土壤类型为发育于湖泊沉积物上的水稻土(潜育水耕人为土),采用稻麦轮作,耕层土壤(0~20 cm)基本理化性质如下:pH6.05,有机碳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 %。

供试生物质炭制备原材料为水稻秸秆,通过基于沼气能源的秸秆生物炭化炉在5 ℃ min–1的热解速率,最高温度为500 ℃限氧条件下8 h制成。秸秆生物质炭的基本性质如下:pH9.16,灰分131 g·kg–1,CEC18.9 cmol·kg–1,TOC 620 g·kg–1,碱度210 cmol· kg–1,全氮全磷分别为13.3 g·kg–1和4.40 g·kg–1,比表面积51.3 m2·g–1,有效钾、钙、钠、镁分别为13.4、4.06、5.41、1.24 g·kg–1

1.3 试验设计

试验设置4个处理:(1)对照处理(CK),不施秸秆生物质炭;(2)低倍秸秆生物质炭处理(1BC),秸秆生物质炭每季施加量为2.25 t·hm–2;(3)中倍量秸秆生物质炭处理(5BC),秸秆生物质炭每季施加量为11.3 t·hm–2;(4)高倍量秸秆生物质炭处理(10BC),秸秆生物质炭每季施加量为22.5 t·hm–2。每个处理重复3次,共计12个小区,随机区组排列,小区面积为24 m2。该地区每季秸秆生产量约为7.5 t·hm–2,秸秆生物质炭炭化炉的产率为30 %,1BC、5BC和10BC处理相当于将7.5 t·hm–2(1倍)、37.5 t·hm–2(5倍)和75 t·hm–2(10倍)作物秸秆炭化还田。秸秆生物质炭以撒施的方式均匀施入田中,并翻耕入土。各处理均按当地常规施肥量,氮肥(尿素)用量(以N计)稻季施250 kg·hm–2,麦季为200 kg·hm–2,按3:4:3的比例分别在稻麦移栽或直播、分蘖期和拔节期施用。磷、钾肥(磷酸二氢钙和氯化钾,以P2O5和K2O计)每季均按照60 kg·hm–2水平基施。

生物质炭还田始于2010年水稻季,在2018和2019年两个稻季进行观测。2018年稻季在7月初施基肥后插秧,7月和8月中旬分别进行第一次追肥和第二次追肥,10月下旬收获。2019稻季为6月中旬施基肥后移栽,2019年7月和8月中旬分别进行第一次追肥和第二次追肥,10月下旬收获。作物生长季的田间管理措施与当地农民的大田常规管理措施相同。

1.4 土壤剖面溶液采集

为了采集不同深度土壤溶液,特别设计了一种土壤淋溶液采集装置并于2018年水稻种植前将装置埋入稻田。该采集装置包括采集口、集液管和5根长度不同的采集管,采集管包括抽液管和通气管,集液管设于采集口底端,有5个隔板与集液管无缝衔接并从顶端开始分段设于集液管内部,隔板中有采集管管孔,集液管管壁有小孔底部呈锥状密闭,采集管贯穿采集口和集液管内部,每组采集管及其对应隔板和所述对应隔板与下一隔板的上部形成一个采集单元,该装置可分层收集0~20 cm、20~40 cm、40~60 cm、60~80 cm和80~100 cm的土壤溶液,各层次不会交叉污染,占地面积小。于2018年6月份开始采样,约10 d 1次,施肥后适当加密采样。具体采集方法如下:提前一天将采样管中旧水排空,确保采集新鲜土壤溶液。遇稻田烤田或排水期,则提前1 d进行灌水。利用可调速蠕动泵(Kamoer,卡川尔流体科技(上海)有限公司)采集土壤溶液,流速控制在30~50 mL·min–1,以免产生气泡干扰分析结果。预先在7 mL取样瓶(Sampling bottle,Labco Limited,英国)加入40 µL饱和ZnCl2,然后将硅胶管伸入取样瓶底部采样,让水样缓慢流入,直至瓶口冒出半滴时立即拧紧盖子密封,避免空气进入污染水样。各处理相应土层溶液取3个平行水样,采集好的样品放入4℃冰箱冷藏保存,用于测定地下水中溶解性N2和Ar含量。另取100 mL水样装入塑料瓶中冷冻保存后尽快运往实验室,用于测定溶解性N2O、DOC、${\rm{NO}}_3^ - $和NH4+含量。水样采集的同时,用便携式多功能水质分析仪(Portable multi-function water quality analyzer,YSI professional plus,美国)测定水样温度、pH、氧化还原电位(Eh)、电导率(EC)和溶解氧(DO)。

1.5 溶解性N2O和N2测定

地下水中来自反硝化产生的N2浓度参照Weymann等[16]所推荐的计算方法,计算过程如下:

${\rm{ex}}{{\rm{N}}_{\rm{2}}}{\rm{ = }}{{\rm{N}}_{{\rm{2T}}}} - {{\rm{N}}_{{\rm{2EQ}}}}{\rm{ - }}{{\rm{N}}_{{\rm{2EA}}}}$

式中,exN2代表反硝化产生的N2浓度,计算中该值会出现零是由于外界高温水的进入造成的稀释效应,或者是土壤水中CH4或者CO2等气体饱和度过高,出现了气泡现象,会带走大量的N2,目前的方法无法定量这一过程造成的N2损失,所以以零计。N2T表示地下水样品中溶解性N2的浓度,由膜进样质谱仪MIMS(Membrane inlet mass spectronmeter,Bay Instruments,Easton,MD,美国)测定。Ar为惰性气体,水环境中Ar溶解度一般只受温度和盐度的控制,其浓度非常稳定,N2源于物理过程(水气平衡)和生物过程(主要为反硝化),因此可以通过测定水样中N2/Ar计算水样中真实的N2浓度;N2EQ 表示N2自然溶解度,可根据Weiss[17]推导的N2溶解度方程计算得到;N2EA表示源自其他途径来源的N2,例如地下水补给过程中带入的N2,可根据地下水中Ar的浓度进行估算,方法参照Weymann等[16],具体如下:

${{\rm{N}}_{{\rm{2EA}}}}{\rm{ = }}\frac{{\left( {{\rm{A}}{{\rm{r}}_{\rm{T}}}{\rm{ - A}}{{\rm{r}}_{{\rm{EQ}}}}} \right){\rm{ \times }}\left( {\frac{{{{\rm{N}}_{{\rm{2EQ}}}}}}{{{\rm{A}}{{\rm{r}}_{{\rm{EQ}}}}}}{\rm{ + }}\frac{{{{\rm{N}}_{{\rm{2atm}}}}}}{{{\rm{A}}{{\rm{r}}_{{\rm{atm}}}}}}} \right)}}{{\rm{2}}}$

式中,ArT表示地下水中Ar的浓度,由MIMS测定;ArEQ表示地下水中Ar的自然溶解度,可根据Weiss[17]推导的Ar溶解度方程计算得到;N2atm和Aratm分别表示自然大气中N2和Ar的摩尔浓度。

水体中溶解的N2O根据Terry等[18]的方法测定。用注射器抽取5 mL水样,打入已抽真空的20 mL玻璃瓶中(日本国立农业环境研究所提供)中,并设置5个空白对照瓶打入5 mL的去离子水,通入当地空气,使其与外界大气平衡,随后放入4 ℃冰箱平衡24 h,抽取瓶内上部空气注入电子捕获(ECD)检测器的气相色谱(安捷伦-7890A)中测定N2O浓度。计算公式如下:

${{\rm{N}}_{\rm{2}}}{{\rm{O}}_{{\rm{diss}}}} = \frac{{\left( {{{\rm{N}}_{\rm{2}}}{{\rm{O}}_{\rm{h}}}{\rm{ - }}{{\rm{N}}_{\rm{2}}}{{\rm{O}}_{\rm{a}}}} \right){\rm{ \times }}{{\rm{H}}_{{\rm{vol}}}}{\rm{ + \mathsf{ α} \times }}{{\rm{N}}_{\rm{2}}}{{\rm{O}}_{\rm{h}}}{\rm{ \times }}{{\rm{W}}_{{\rm{vol}}}}}}{{{{\rm{W}}_{{\rm{vol}}}}}} $

式中,N2Odiss表示地下水中N2O的浓度;N2Oh表示平衡后测出真空玻璃瓶空气中N2O的浓度;N2Oa表示外界空气中N2O浓度;Hvol表示加入水样后玻璃中空气的体积,为15 mL;

α表示温度是4 ℃时,N2O的本生系数,为1.12896;Wvol表示吸取水样体积,为5 mL。

1.6 氮淋溶量估算

氮素淋溶损失量按照1 m深度计算[19],为1 m处土壤溶液氮浓度与淋溶水量的乘积。在稻田淹水条件下,淋溶水体积可根据测得的水分垂直下渗速率估计。本研究中实测得到CK、1BC、5BC和10BC处理小区的平均水分垂直下渗速率分别为3.42± 0.16、3.43±0.23、3.61±0.18和3.54±0.12 mm·d–1。各处理氮素淋溶量计算公式为:

$P = C \times t \times v \times {10^{ - 2}}$

式中,P为氮素淋溶量(kg·hm–2),C为1 m处剖面溶液中氮平均浓度(mg·L–1),t为水稻移栽至收获之间的淹水天数(d),v为稻田淹水下连续3 d测得的土壤水分垂直下渗速率平均值,2018年和2019年间稻田淹水时长分别为98 d和103 d。

1.7 其他观测指标和分析

供试土壤和秸秆生物质炭的基本理化性质分析方法参考《土壤农业化学分析方法》[20]。采集后的水样经定量滤纸过滤后,滤液用AA3连续流动分析仪(Skalar)测定NH4+${\rm{NO}}_3^ - $含量。剩余水样过0.45 μm滤膜,用TOC分析仪(multi N/C 3100,德国耶拿分析仪器股份公司)测定水样DOC浓度。

1.8 数据处理

所有数据用Microsoft excel 2016(Microsoft)软件整理并用Origin 2016作图。用IBM SPSS 22.0软件(IBM SASS Statistics,Stanford University,USA)进行统计分析。图表所列数据均为相应处理3次重复的均值,使用最小显著性差异法(LSD)对数据均值进行多重比较,误差棒为相应处理3次重复的标准误(Standard Deviation)。

2 结果 2.1 不同剖面深度土壤溶液中N2O浓度时空变化

长期秸秆生物质炭还田不同程度改变了水稻生长期土壤剖面的N2O浓度,渗漏水中N2O浓度变化范围在0.00 ~3.64 μg·L–1,其最高值出现在2019年不添加秸秆生物炭CK处理60 cm深度,各处理峰值出现的时间不尽相同(图 1)。

图 1 不同剖面深度土壤溶液中N2O浓度变化(实线箭头代表施肥日期,虚线箭头代表烤田日期,下同) Fig. 1 Variation of N2O concentration in leachate with soil depth(solid arrow represents date of fertilization, and dotted arrow date of field sunning exposure, the same as below)

图 2,CK处理的深层土壤溶液中N2O浓度高于耕层20 cm,峰值出现在60 cm处。秸秆生物质炭处理剖面N2O浓度变化较小,2018年1BC、5BC和10BC峰值分别在80 cm、20 cm和80 cm处,2019年1BC、5BC和10BC分别在100 cm、60 cm和80 cm处。

图 2 不同剖面深度土壤溶液中N2O时间加权平均浓度 Fig. 2 Time weighted average N2O concentration in leachate in soil profile relative to depth

相较于CK处理,中、高倍量秸秆生物质炭(5BC和10BC)还田降低了深层土壤剖面N2O浓度,其中2018年5BC和10BC在60~100 cm和40 ~100 cm处,2019年5BC和10BC在60 cm和40~60 cm深度的降幅达到差异显著水平(P < 0.05)。

2.2 不同剖面深度土壤溶液中反硝化产生N2浓度的时空变化

图 3所示,2年间不同剖面深度的土壤溶液中exN2浓度呈现脉冲式变化,其范围在0.00~4.72 mg·L–1,施肥和烤田之后exN2浓度均出现峰值,最高峰出现在2018年CK处理第二次追肥3 d后的20 cm深度。

图 3 不同剖面深度土壤溶液中exN2浓度变化 Fig. 3 Variation of exN2 concentration in leachate in soil profile relative to depth

图 4所示,随着剖面深度的增加,CK处理exN2浓度有降低趋势,其中2019年的底层exN2浓度显著低于耕层(P < 0.05)。5BC和10BC处理有降低土壤剖面exN2浓度的趋势,2018的降幅显著大于2019年。低倍秸秆生物质炭(1BC)对exN2浓度影响不明显。5BC和10BC处理2年间exN2浓度均在表层20 cm处最高,底层100 cm处最低,两个深度差异显著(P < 0.05)。

图 4 不同剖面深度土壤溶液中exN2时间加权平均浓度 Fig. 4 Time weighted average exN2 concentration in leachate in soil profile relative to depth

2年间表层20 cm处各处理差异不显著,但耕层以下土层的差异明显。相较于CK,2018年5BC在40 cm处和10BC处理在40~100 cm处exN2浓度均显著下降(P < 0.05);2019年5BC在100 cm处,10BC处理在60~100 cm处exN2浓度均显著降低(P < 0.05)。

2.3 不同剖面深度土壤溶液中DOC、${{\rm{NO}}_3^ -}-{\rm{N}} $、NH4+-N、DO和Eh分布特征

图 5,2018年土壤剖面中各处理的DOC浓度无显著差异(P > 0.05);2019年各处理间差异显著,10BC处理土壤溶液中DOC浓度最高,显著高于CK和1BC处理(P < 0.05)。相比于CK,5BC土壤溶液中DOC浓度增加了14%~52%,10BC土壤溶液中DOC浓度增加了57%~85%。

图 5 不同剖面深度土壤溶液中DOC时间加权平均浓度 Fig. 5 Time weighted average DOC concentration in leachate in soil profile relative to depth

不同深度的剖面土壤溶液中${\rm{NO}}_3^ - $-N和NH4+-N时间加权平均浓度如表 1所示。稻田土壤溶液中的矿质氮以NH4+-N为主,${\rm{NO}}_3^ - $-N含量较少。2019年土壤溶液中${\rm{NO}}_3^ - $-N和NH4+-N均低于2018年。2年间${\rm{NO}}_3^ - $-N和NH4+-N浓度变化范围分别为0~2.4 mg·L–1和0~18.1 mg·L–1。随着土壤深度的增加,${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度降低。相同深度各处理${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度差异不显著(P > 0.05)。

表 1 不同剖面深度土壤溶液中$NO_3^ - - N$和NH4+-N时间加权平均浓度 Table 1 Time weighted average${\rm{NO}}_3^ - $ and NH4+ concentrations in leachate in soil profile relative to depth

图 6,2018年DO值的变化范围为2.43~3.33 mg·L–1,2019年为2.40~4.21 mg·L–1,最高值出现在2019年10BC处理。与CK相比,5BC和10BC处理增加了溶液DO浓度;对于相同的处理,随着深度的增加,DO值呈增加的趋势。

图 6 不同剖面深度土壤溶液中溶解氧(DO)时间加权平均浓度 Fig. 6 Time weighted average DO concentration in leachate in soil profile relative to depth

图 7为2年间渗漏水中氧化还原电位Eh值,2018年Eh值在–20~60 mv之间,2019年为–60~40 mv;其中10BC处理Eh值高于CK处理。2018年Eh值随深度变化不明显,2019年随着深度的增加Eh值有增加的趋势。

图 7 不同剖面深度土壤溶液中Eh时间加权平均值 Fig. 7 Time weighted average Eh in leachate in soil profile relative to depth
2.4 影响溶解性N2O和反硝化产生N2浓度变化的因素

多元线性回归结果表明,不添加秸秆生物质炭的处理${\rm{NO}}_3^ - $-N和DO对exN2浓度影响最大,二者共同解释变异的77%,DOC含量对N2O排放影响最大,可以解释变异的25 %;添加秸秆生物质炭处理的DO对exN2浓度影响最大,呈显著负相关,其次为${\rm{NO}}_3^ - $-N,二者可以解释变异的66 %;N2O受Eh值的影响最大,Eh值可以解释变异的30 %。

3 讨论

Fox等[21]发现exN2浓度与地下水反硝化速率之间有着很好的相关性,在反硝化速率最高的河岸地区exN2浓度较高,而在反硝化较弱的农田缓冲带地下水,exN2浓度较低。说明exN2可以真实地反映地下水反硝化的强弱,本研究表明土壤剖面exN2和N2O浓度存在明显的变异性,水稻土壤表层反硝化强烈,且随着深度的增加反硝化活性逐渐降低(图 1~图 4)。范晓晖和朱兆良[22]曾经对我国3种不同农田土壤剖面的反硝化活性进行了研究,认为反硝化活性在3种土壤中均表现出随深度加深而降低的趋势。CK处理exN2${\rm{NO}}_3^ - $-N影响最大,这是因为作为反硝化的底物,${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度对反硝化活性有着直接影响,并且土壤表层${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度高于底层,使得反硝化活性随着深度的增加而降低。当添加秸秆生物质炭后能够降低土壤剖面反硝化,随着秸秆生物质炭施加量的增加,反硝化降幅增大,这与He等[23]利用${\rm{NO}}_3^ - $-N消减法表征反硝化速率得到的多年秸秆炭化还田降低${\rm{NO}}_3^ - $-N的有效性及还原速率的结果一致。反硝化过程不仅在稻田上部淹水耕作层的还原层发生,在地下水分饱和的深层土壤同样存在。Cayuela等[24]研究发现在较好的反硝化条件下,秸秆生物质炭可持续减少农田土壤中N2O的排放,与本研究中CK处理深层土壤N2O高于秸秆生物质炭还田处理的结果一致,也与Zhou等[25]研究结果类似。2年间exN2浓度变异较大,这种变异除年际之间存在降雨、灌溉等因素影响外,还可能与秸秆生物质炭的施用量和老化有关。引起这种变异的原因十分复杂,但无论N2O和exN2浓度如何改变,相对于CK处理,2年间5BC和10BC处理对N2O和exN2浓度的影响趋势相一致。

厌氧条件、${\rm{NO}}_3^ - $和DOC含量是影响反硝化作用的关键因素。淹水稻田土壤会出现明显的氧化层和还原层分异,稻田反硝化过程不仅在上部淹水耕作层的还原层发生,而且也会在地下水分饱和的土壤层进行,在平原地区,地下饱和土层通常位于地表以下0.7~1.5 m处,其深度因地形、季节、降水和灌溉等多种因素而变化。研究发现exN2浓度在秸秆生物质炭添加和不添加的情况下有明显的差别,且随土壤深度增加更为明显。而作为反硝化底物的${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度在0.11~0.60 mg·L–1之间(表 1),其含量较低且浓度变化并不大,且各处理间在相同深度无明显差异,表明${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度不是影响各处理下剖面反硝化和exN2浓度差异的主要原因。DOC可以为反硝化细菌提供能量并且可以作为电子传递链中的电子供体,通常DOC含量与反硝化速率呈正相关,添加秸秆生物质炭使得DOC含量有所增加(图 5),但是底物的限制使得即使DOC有所增加,对反硝化的影响也并不十分明显,这种情况下N2O和exN2浓度的改变可能取决于另外一个因素,即溶解氧DO含量,DO含量的高低改变了氧化还原反应的条件,对反硝化作用产生了较大的影响。有研究表明,当DO大于2 mg·L–1时,反硝化过程便会受到抑制,当氧浓度越高时抑制反硝化的作用越强烈[26],本研究中的DO值位于2~4.5 mg·L–1之间(图 6),随着秸秆生物质炭的添加,DO值也随之增加,反硝化作用与DO呈显著负相关,秸秆生物质炭增加了土壤溶液DO含量使得反硝化活性降低,逐步回归分析表明当不添加秸秆生物质炭时硝态氮含量对exN2浓度的影响最大;添加秸秆生物质炭后,对exN2浓度影响最大的变为溶解氧DO(表 2)。对于生物质炭能改变溶解氧,前人也做过相应的研究,例如徐德福等[27]向人工湿地添加3种类型的生物质炭发现均能显著增加人工湿地的溶解氧含量,王宁等[28]研究显示进水后生物质炭潜流湿地和对照组DO均有降低,但生物质炭潜流湿地DO高于对照组。秸秆生物质炭本身具有较多的孔隙,施入土壤后,使土壤的孔隙大小发生改变,可能改变土壤的通透性,增加DO含量,从下渗速率看,秸秆生物质炭添加可以提高土壤水分的下渗速率,使得大气中进入水体的DO更加容易渗入下层,进而影响底层反硝化。此外秸秆生物质炭可以促进水稻根系的生长,增加根系泌氧量,这也会增加深层溶液中DO的含量,并随着水分下渗被带入下层。逐步回归结果表明不添加秸秆生物质炭时DOC含量对N2O排放影响最大,当添加秸秆生物质炭后N2O排放受氧化还原电位Eh影响最大,稻田中N2O的产生途径较为复杂,硝化与反硝化作用均能够产生N2O,与土壤的氧化还原状态密切相关。

表 2 土壤溶液中exN2和N2O浓度与各因素的逐步回归关系 Table 2 Stepwise linear regression analysis of factors involved in exN2 and N2O concentration

反硝化是稻田氮损失的重要途径,反硝化产物或以气态形式进入大气,或随水淋溶到地下水。Fox等[21]将以溶解性气态氮形式损失的氮定义为“消失的氮(Missing nitrogen)”,认为这一部分氮对于评估区域氮素平衡十分重要。朱兆良[29]曾对我国农田化肥氮去向进行了评估,认为有13%的氮素去向不明,以溶解性气态氮流失的氮可能就是尚不明确的去向之一。因此明确“Missing nitrogen”的量将有助于准确估算区域氮素损失[30]。根据淹水稻田水分垂直下渗速率以及淹水天数,可计算水稻生长季淋溶水量,结合剖面溶液exN2浓度,我们计算了1 m深处溶解性反硝化气态产物随水淋溶量(图 8)。结果显示,CK处理无机氮(${\rm{NO}}_3^ - $-N和NH4+-N)和有机氮(DON)淋溶损失量为8.2~17.5 kg·hm–2,而溶解性气态氮(主要为exN2)随水淋溶量也可达2.3~5.5 kg·hm–2,占到总氮淋溶量(包括${\rm{NO}}_3^ - $-N、NH4+-N、DON和exN2淋溶量)的23%~25%。以往对于氮损失的研究多关注于无机氮及有机氮流失,而对反硝化气态产物随水淋溶风险关注不多。尽管反硝化主要产物为N2,气态氮流失不造成环境风险,但是从农学和氮损失角度来看,反硝化产生的溶解性气态氮的淋溶损失也应当引起重视。5BC和10BC处理稻田无机氮和有机氮淋溶损失为5.6~13.5 kg·hm–2和5.0~12.5 kg·hm–2,与CK相比,并没有显著差异,但是其溶解性气态氮随水淋溶量为1.7~3.7 kg·hm–2和1.1~1.9 kg·hm–2,显著低于CK处理。表明秸秆生物炭的添加可以降低稻田总氮淋溶损失量。此外,在稻田氮收支的研究中,对于淋溶氮损失,如果只关注无机态氮和有机态氮,将会低估稻田氮淋溶损失,也应考虑溶解性气态氮随水淋溶部分。

注:图中不同的小写字母表示各处理exN2浓度在0.05水平上的差异显著性。总氮淋溶量包括brrhzformula: 43:erhhz-N、NH4+-N、DON和exN2淋溶量。  Note: Different lowercase letters in the figure indicate the significant difference of exN2 concentration at 0.05 level in each treatment. Total nitrogen leaching loss includes brrhzformula: 44:erhhz-N, NH4+-N, DON and exN2. 图 8 2018和2019年稻季总氮淋溶损失量估值 Fig. 8 Estimate of total nitrogen leaching loss in the rice seasons of 2018 and 2019

本试验大田观测土壤20~100 cm剖面中溶解的气态氮仅是反硝化的小部分。为完整探究秸秆生物质炭长期施入对稻田反硝化的影响,需要对释放到大气中的N2O以及N2进行观测,也要对田面水溶解态N2O及N2加以考虑,并结合现代分子生物学技术探究各脱氮过程的微生物学机理。

4 结论

长期配施秸秆生物质炭可减少稻田土壤剖面的N2O和exN2浓度,这种作用随秸秆生物质炭施加量和土壤剖面深度增加而显著。添加秸秆生物质炭增加了土壤溶解氧含量、提高了土壤剖面Eh,改变了反硝化发生的环境条件,是降低稻田剖面的反硝化作用及其主要产物N2O和exN2释放的主要原因。长期施用中、高量秸秆生物质炭可以降低稻田深层土壤反硝化作用,并最终减少溶解性气态氮的淋溶损失。

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