2017, Vol. 37
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2. 渭南市果业技术推广中心, 渭南 714000
2. Fruit-tech Extension Center of Weinan, Weinan 714000
温室气体浓度不断增加是气候变暖的主要原因，而N2O和CH4是公认的重要的温室气体.研究发现，农田土壤对温室气体起着源和汇的作用(贺京等，2011)，因此，农业生产在温室气体排放中占有重要的地位(Flessa et al., 2002).农作物是能量、物质和养分的重要载体，中国作为农业大国，每年产生各类农作物秸秆约6亿t以上(Wang et al., 2006)，合理处理和利用这些秸秆是当今急需解决的问题.研究发现，秸秆还田可以降低土壤容重，提高土壤养分、阳离子交换量及pH等，增强土壤的保肥能力(汤文光等，2015；索龙等，2015).
强还原灭菌法(Reductive Soil Disinfestation，RSD)是利用秸秆修复生物退化土壤的方法(蔡祖聪等，2015)，该方法是在严重土传病害发生的土壤中添加大量有机物料，然后翻耕、灌水至土壤水饱和，再覆膜以阻隔土壤与大气的气体交换，从而快速创造土壤强还原环境，短期内杀灭土传病原菌，消除连作障碍，以提高作物产量(李亮亮等，2016；朱同彬等，2013).强还原灭菌法不但可以修复严重生物退化的菜地土壤，还可以改善土壤性质(柯用春等，2014；王光飞等，2016).强还原方法虽然可以处理掉大量秸秆，但该方法实施过程中通过添加大量秸秆并淹水形成的强还原环境及对土壤性质的影响等都可能影响到温室气体的产生与排放.目前，有关秸秆还田对温室气体排放影响的研究主要集中在非淹水时的秸秆还田量及还田方式等方面(杨旭等，2015)，而利用秸秆进行强还原灭菌改良土壤时对温室气体排放的影响研究较少，尤其是在热带地区.秸秆品种不同，其成分不同，因而对土壤温室气体排放的影响也不尽相同.
海南地处热带，土壤资源具有区域特色.虽然强还原方法已应用于生物退化严重土壤的修复，并取得了很好的效果(柯用春等，2014)，但目前缺乏该方法实施过程中，针对温室气体排放等环境效应的评价.基于此，本文利用室内培养试验，选用海南常见的2种禾本科作物秸秆和2种豆科作物秸秆为材料，利用室内培养模拟试验，研究土壤CH4和N2O的排放，并评价其综合温室效应.以期为指导秸秆合理施用以减少温室气体排放提供理论依据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 供试材料供试土壤采自海南省万宁市龙滚镇(19°06′N，110°52′E)，为多年种植辣椒的土壤，采集深度为0~20 cm.土壤类型为海洋沉积物发育成的砖红壤.采集的土壤经风干后，剔除根系和砾石，过2 mm筛备用.供试土壤基本理化性质为：pH=4.45，有机质16.22 g·kg-1，全氮1.21 g·kg-1，速效磷156.01 mg·kg-1，速效钾288.96 mg·kg-1.
试验设大豆秸秆、花生秸秆、甘蔗渣、水稻秸秆(均按土重的1.5%添加)及空白(CK)5个处理，每个处理重复12次，其中，3个重复用于测定气体，3个重复用于测定硝态氮与铵态氮变化，3个重复用于测定Eh变化，3个重复用于测定pH变化.大豆秸秆、花生秸秆、水稻秸秆和甘蔗渣的氮含量分别为0.80%、1.44%、0.82%、0.39%，碳含量分别为44.06%、40.70%、40.19%、46.74%.本试验不添加无机氮肥.
2.2 培养试验操作过程称取100 g(以干土计)土置于250 mL锥形瓶中，按处理要求添加相应量的粉碎物料，将物料与土壤混匀，用去离子水调节土壤水分至45%田间持水量后，将锥形瓶置于30 ℃恒温培养箱中预培养7 d.预培养结束后，加去离子水，使水面淹过土壤表面2 cm，再置于30 ℃恒温培养箱内培养25 d.培养过程中，用保险膜封住锥形瓶瓶口.培养过程中用称重法维持土壤水分恒定.
2.3 气体采样及测定方法在加水后的0.5、2、4、7、12、16、19、23、25 d采集气体.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缝隙.在锥形瓶密封后的0及20 min，分别用15 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CH4浓度.
2.4 气体排放通量及综合温室效应计算N2O和CH4排放通量的计算公式见式(1)，其累积排放量计算公式(潘凤娥等，2016)见式(2)；以CO2为参照，100 a时间尺度的综合温效应计算公式(IPCC，2007)见式(3).
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式中，F为N2O和CH4排放通量，单位分别为μg·kg-1·h-1(以N2O-N计，下同)和mg·kg-1·h-1(以CH4-C计，下同)；ρ为标准状态下的N2O和CH4密度(kg·m-3)；ΔC/Δt为锥形瓶内N2O和CH4浓度变化率，单位分别为10-9 h-1和10-6h-1；V为锥形瓶顶部空间体积(m3)；T为环境气温(℃)；m为烘干培养土质量(kg)；M为N2O和CH4累积排放量，单位分别为μg·kg-1和mg·kg-1；t为采样时间(d)；i为采样次数；ti-ti-1为2次采样的间隔时间(d)；GWP为综合增温潜势(g·kg-1)(以CO2计，下同)；MN2O为培养期间N2O累积排放量(mg·kg-1)；MCH4为培养期间CH4累积排放量(mg·kg-1).
2.5 土壤性质测定方法土壤性质分析参考《土壤农业化学分析方法》(鲁如坤，2000)，其中，有机碳采用重铬酸钾-硫酸法测定，全氮采用半微量凯氏定氮法测定，速效磷采用钼蓝比色法测定，速效钾采用1 mol·L-1NH4OAc溶液(pH=7) 浸提，火焰光度计测定.
培养过程中土壤Eh、pH和矿质氮分别在淹水后的第1、3、5、11、25 d测定，其中，Eh采用DMP-2 mV计(QuarkLtd，Nanjing，China)测定，pH采用电位法(水土比2.5:1) 测定, NH4+-N和NO3--N含量分别采用靛酚蓝比色法(625 nm)和紫外双波长(220 nm和275 nm)分光光度法测定.
2.6 数据处理利用Microsoft Excel2010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.
3 结果(Results) 3.1 土壤理化性质的变化添加秸秆物料并淹水能提高土壤有机质和全氮含量(表 1).相较于CK，大豆秸秆、花生秸秆、甘蔗渣和水稻秸秆处理的土壤有机质含量分别增加了25.47%、35.16%、81.80%和53.91%，全氮含量分别增加了18.10%、15.24%、16.19%和26.67%.从有机物料类型比较发现，对土壤有机质提升效果最为明显的是甘蔗渣，其次为水稻和花生秸秆，而大豆秸秆的效果相对较差；对土壤全氮的影响各有机物料之间没有显著差异.
| 表 1 培养结束后的土壤性质 Table 1 Soil characteristics after laboratory incubation study |
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有机物料处理显著降低了土壤速效磷含量(表 1)，其中，大豆秸秆、花生秸秆和水稻秸秆的作用最为明显，但这3种处理之间的差异不明显，其次为甘蔗渣处理.有机物料对速效钾的作用效果与对速效磷的作用相反.各处理都提高了速效钾的含量，其中以水稻和花生秸秆的提升作用最为显著，其次为大豆秸秆，而甘蔗渣的效果不明显.
3.2 培养过程中土壤pH与Eh变化淹水导致土壤Eh先迅速下降，下降到一定值后(除甘蔗渣外)，逐渐趋于稳定，但不同处理间Eh的降幅和降速存在差异(图 1a).大豆秸秆处理土壤的Eh降速最快，培养1 d后就下降到0 mV，之后持续降低，直到11 d后，其Eh降至-190 mV后趋于稳定.花生和与水稻秸秆处理的土壤Eh变化相似，前期快速下降，5 d后分别降低至-196.67 mV和-175 mV后趋于稳定.甘蔗渣处理土壤的Eh变化趋势不同于其他处理，前5 d的降速较快，从197.67 mV降到94.33 mV，而后20 d的降速较慢，从37.67 mV降到-143.67 mV.CK的Eh变化趋势与大豆、花生和水稻秸秆处理的变化趋势类似，但淹水培养到第5 d时，其Eh只降低到85 mV，之后大致维持在这一数值附近，直至培养结束.
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| 图 1 不同处理土壤的Eh(a)和pH(b)变化情况 Fig. 1 Variation of Eh (a) and pH (b) values in soils of different treatments |
添加有机物料后淹水显著提高土壤pH，但有机物料种类不同，其土壤pH的增幅不同(图 1b)，其中，大豆、花生和水稻秸秆处理土壤的pH变化类似，前期升高到某一值后基本稳定在该值附近直至培养结束；甘蔗渣处理土壤的pH变化是先缓慢上升然后迅速后降，培养11 d后土壤pH提高至6.30，接着培养25 d后又迅速降低至4.74.
3.3 土壤铵态氮和硝态氮含量变化淹水后，各处理土壤铵态氮(NH4+-N)含量随培养的进行而下降，但不同处理之间的降幅有差异(图 2a)，降幅大小顺序大致为大豆秸秆>花生秸秆>水稻秸秆> CK>甘蔗渣.
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| 图 2 各处理土壤NH4+-N(a)和NO3--N(b)含量的动态变化 Fig. 2 Dynamic changes of NH4+-N (a) and NO3--N (b) concentrations in different treatments |
土壤硝态氮(NO3--N)含量变化因处理不同而不同(图 2b)：玉米、大豆和花生秸秆处理土壤的硝态氮变化趋势相似，培养数天，土壤硝态氮已消耗殆尽，尤其是大豆和花生秸秆处理，培养到3 d时，土壤几乎检测不到硝态氮的存在；甘蔗渣处理土壤硝态氮含量在前期下降至130.88 mg·kg-1(以N计)后，维持在该值附近变化；CK处理土壤硝态氮含量在培养的前5 d缓慢降低，之后持续升高.
3.4 土壤N2O和CH4排放量变化土壤N2O排放通量在培养前期较高或迅速升高，随后下降(图 3a).大豆秸秆和花生秸秆处理培养到0.5 d时，土壤N2O排放通量最大，分别为101和136 μg·kg-1·h-1，随后迅速下降；水稻秸秆和甘蔗渣处理及CK培养2 d时，土壤N2O排放通量最大，分别为248.76、109.01和109.14 μg·kg-1·h-1，之后随培养时间持续下降.除大豆秸秆处理外，其他物料处理在培养4 d后，其N2O排放通量相对稳定，且均低于CK处理的排放.大豆秸秆处理土壤N2O排放通量在后期有所提高，但与其他秸秆处理的排放通量并无显著差异.
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| 图 3 各处理的土壤N2O(a)和CH4 (b)排放速率 Fig. 3 Emission rates of N2O (a) and CH4 (b) in different treatments |
土壤CH4排放通量因处理不同而有很大差异(图 3b).大豆秸秆处理土壤在整个培养期都有CH4排放，但培养的前段时间排放通量很低，12 d后排放通量开始增加，至19 d时达到最大值，为(4.71±1.89) mg·kg-1·h-1，之后又下降.花生秸秆和水稻秸秆处理土壤的CH4排放通量变化相似，在培养前段时间几乎无排放，至12 d时，土壤CH4开始排放，之后排放通量持续上升，培养结束时，花生秸秆和水稻秸秆处理土壤CH4排放通量分别达到(19.75±8.18) 和(7.55±1.19) mg·kg-1·h-1.整个培养期内，花生秸秆处理土壤CH4排放通量均高于水稻秸秆处理.甘蔗渣处理和CK处理在整个培养期几乎无CH4排放.
3.5 土壤N2O和CH4累积排放量及其综合温室效应大豆秸秆、花生秸秆和甘蔗渣等处理的土壤N2O排放总量显著低于CK，而水稻秸秆处理与CK差异不显著(表 2).相较于CK，大豆秸秆、花生秸秆和甘蔗渣处理N2O排放总量分别减少了57.47%、44.29%和48.26%.除甘蔗渣处理外，其他处理土壤CH4排放总量均显著高于CK，尤其是花生处理，其CH4排放总量远远超过其他处理(表 2).
| 表 2 各处理的CH4和N2O累积排放量及其综合温室效应 Table 2 Accumulative CH4 and N2O emissions and their global warming potential from different treatments |
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综合温室效应(Global Warming Potential，GWP)以花生秸秆处理最高，且显著高于其他处理；其次为水稻秸秆和大豆秸秆处理，二者间差异不显著，但都显著高于CK和甘蔗渣处理，而甘蔗渣处理的GWP显著低于CK.
4 讨论(Discussion) 4.1 添加有机物料后淹水对土壤N2O排放的影响各处理土壤N2O排放峰出现在培养前期(图 3a).添加有机物料后淹水，N2O主要由反硝化过程产生，在此过程中N2O排放速率受硝态氮含量和还原强度影响.淹水初期土壤中的硝态氮含量相对较高，充足的底物刺激反硝化速率，进而促进N2O排放.随着培养时间的推移，各秸秆处理(除甘蔗渣外)的硝态氮被消耗(图 2b)，N2O产生量也相应减少.秸秆在腐解过程需要大量的氧，同时刺激了土壤微生物的活性，降低了土壤O2的供应(Bauhus et al., 1996；Wolf et al., 2000)，导致土壤Eh降低，土壤还原强度增加，有利于降低反硝化产物N2O/N2.Kralova等(1992)研究发现，土壤N2O排放量最大的Eh值为0 mV，进一步降低Eh使反硝化速率和N2排放量增加，N2O排放量减少.本研究中土壤Eh变化可以提供佐证，淹水1 d时，大豆秸秆处理的土壤Eh已接近0 mV，而淹水到3 d时，各秸秆处理(除甘蔗渣外)的土壤Eh已远低于0 mV(图 1a).此外，添加有机物料提高了土壤pH(图 1b)，土壤pH升高有利于N2O转化为N2(Daum et al., 1998).除了水稻秸秆外，其他秸秆处理土壤N2O排放量都显著低于CK.从矿质氮含量变化来看，甘蔗渣的减排机理可能异于大豆秸秆和花生秸秆处理.各处理土壤铵态氮含量持续降低，而硝态氮含量则因处理不同而有很大分异，其中，大豆秸秆、花生秸秆和水稻秸秆处理迅速耗竭，甘蔗渣处理则基本维持较高水平(图 2).铵态氮如此变化可能源于厌氧氨氧化(Mulder et al., 1995)及微生物的同化.甘蔗渣处理土壤的硝态氮含量维持在一个高于其他秸秆处理且相对稳定的值(图 2b)，由此推测，培养初期甘蔗渣处理的反硝化作用弱于其他处理，导致N2O产生量少于其他处理，而培养后期土壤Eh持续降低，也有利于N2O转化为N2.水稻秸秆处理的土壤硝态氮耗尽晚于大豆秸秆和花生秸秆处理(图 2b)，且土壤Eh在培养前期高于大豆和花生秸秆处理(图 1a).由此可推断，其进入强还原环境的时间晚于这两个处理，从而导致其初期土壤N2O排放量大于大豆和花生秸秆处理.
4.2 有机物料添加并淹水对土壤CH4排放的影响厌氧条件下，土壤微生物协同作用，将土壤有机碳逐步降解为单糖，单糖再分解成酸，进而形成CH4(王跃思等，2003；冯虎元等，2004).一般来讲，产甲烷菌开始活动并放出CH4的Eh值为-150~-230 mV，临界Eh值为-150~-160 mV(Wang et al., 1993)，且排放量随着Eh的降低而增加(Wagner et al., 1997).大豆秸秆处理的Eh迅速降低，培养1 d时降低至0 mV，培养5 d时降低至-160 mV(图 1a).此时大豆秸秆处理的土壤CH4已经有排放，但排放通量极小.合理的解释为：培养初期，其土壤有机碳含量少；随着培养时间的推移，秸秆不断腐解，土壤的有机碳不断增加.研究发现，淹水条件下秸秆分解的有机酸峰值出现在15 d以后，而有机酸又可以被产甲烷菌利用产生CH4(单玉华等，2006；Gotoh et al., 1971).大豆秸秆处理在培养至19 d时，其排放通量达到最大，之后降低，这与有机碳含量有着密切的关系.花生秸秆处理与水稻秸秆处理培养5 d时，土壤Eh也分别降低至-196 mV和-175 mV，这两个处理的Eh已经达到产甲烷菌开始活动并释放CH4的范围，但仍无CH4排放.由此可见，还有其他因素影响着CH4的排放.有研究发现，硝态氮被全部消除时，土壤CH4排放才开始增加(刘燕等，2016).本研究中，添加水稻秸秆和花生秸秆处理的土壤铵态氮含量持续降低，土壤硝态氮在培养5 d时被完全消除，而此时仍没有CH4排放.由此可见，矿质氮不是限制CH4排放的因素.限制CH4排放的因素可能跟CH4产生的前体含量有关.研究发现，不同种类秸秆在不同腐解时期对微生物活性的影响不同，木质素、纤维素和多酚含量是影响植物残体分解的主要因素(Bending et al., 1999；Tian et al., 1995；Tian et al., 1992).随着时间的推移，秸秆腐解使土壤中的有机碳逐渐增多.培养至12 d时，两个处理开始有CH4排放，并且逐渐增多(图 3b)，这并不难理解.甘蔗渣处理土壤Eh下降缓慢，培养结束时，Eh降低至-143 mV(图 1a)，未能达到产甲烷菌活动并释放甲烷的范围.产甲烷菌的活性受土壤pH的影响很大，产甲烷菌最适pH值为6.5~7.5(Warnock et al., 2010)，pH过高或过低，其活性都会降低.甲烷氧化菌在土壤pH值为5.6~6.3时，活性随pH的增加而增加(Hustch et al., 1994).添加大豆秸秆、花生秸秆和水稻秸秆的土壤pH正处于适宜CH4产生的范围内(图 1b)，由此促进CH4排放.而添加甘蔗渣的土壤pH是更适于甲烷氧化菌的活动范围，该环境不但不利于CH4产生，反而能促进CH4的氧化，因此，其土壤在整个培养期间均无CH4排放.3个有CH4排放的处理，其累积排放量不同，这是由于植物材料不同，其含有的成分也不同，腐解过程中产生的有机酸种类和含量不尽相同.本研究中，花生秸秆最有利于CH4排放，其次为水稻秸秆.
5 结论(Conclusions)大豆秸秆、花生秸秆、甘蔗渣能显著降低N2O排放，而水稻秸秆则对N2O排放没有影响.然而，秸秆对CH4排放的影响与对N2O排放的影响不尽相同, 大豆秸秆、花生秸秆和水稻秸秆显著提高了CH4排放，进而促使综合温室效应增加，而甘蔗渣则对CH4排放没有显著影响.相较而言，甘蔗渣造成的综合温室效应显著低于CK，而大豆秸秆、水稻秸秆和花生秸秆的综合温室效应显著高于CK.甘蔗渣对土壤改良效果不佳，并且其不能快速创造强还原条件，不能提高pH与速效钾含量等.因此，甘蔗渣不是强还原灭菌法理想的材料.其他3种材料中，大豆秸秆的综合温室效应小，且改良土壤效果佳，因此，更适合作为强还原灭菌法的材料.
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