2018, Vol. 26
2. 中国科学院大学 北京 100049;
3. 四川省农业厅成都土壤肥料测试中心 成都 610041
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. Chengdu Soil Fertilizer Testing Center, Sichuan Provincial Agricultural Department, Chengdu 610041, China
氧化亚氮(N2O)是大气中重要的温室气体, 对气候和环境具有严重影响。IPCC(2013)评估报告指出, 大气中N2O浓度正以(3.26±0.13)∙10-11 mol∙L-1∙a-1的速度稳定增长, 并且农业排放的N2O占全球人为排放源的59%以上[1]。其中, 土地利用方式变化和土地管理措施是影响农业土壤N2O排放的重要因素[1]。土地利用方式变化会引起环境因子和生物因素的改变[2], 导致土壤氮循环的关键过程发生变化, 影响土壤N2O的产生与排放[3]。研究表明, 森林或者草地转变为农田后, 土壤N2O排放通量显著增加[4]。其中, 翻耕过程会改善土壤孔隙度、温度和水分条件[5], 促进有机质分解, 提高土壤有机氮矿化能力[6], 但长期翻耕会减弱土壤氮固持能力, 具有降低土壤有机氮含量的趋势[7]。Chatskikh等[8]研究发现, 常规耕作下土壤N2O排放量约为免耕的2倍。氮肥施用能够改变土壤中的NH4+-N、NO3--N含量以及两者的比例关系, 改变土壤环境[9], 刺激土壤微生物生长[10]等, 从而影响土壤氮转化过程, 对土壤N2O排放产生影响。氮肥对土壤N2O排放的影响主要取决于氮肥种类、施用量和施肥方式等[11]。
四川盆地丘陵区是四川省乃至全国重要的粮食主产基地之一, 该区域主要以林地与农地镶嵌的农林复合生态系统为主。在退耕还林与解决粮食需求的共同驱动下, 耕地与林地之间经常发生相互转变。目前, 针对该区域土壤N2O排放特征展开了较多研究, 但主要涉及农田、林地生态系统及施肥方式对N2O排放的影响[11-14], 对土地利用方式转变影响土壤N2O排放关注较少。柯韵等[15]以坡耕地和退耕年限为15 a、30 a的林地为研究对象, 探讨了退耕还林对紫色土坡耕地土壤N2O排放的影响, 发现紫色土坡耕地退耕还林可显著减少土壤N2O排放。然而, 该区域过去与现在均存在毁林开荒、毁林种果等现象, 而林地转变为耕地对土壤N2O排放的影响还缺乏系统研究, 土壤N2O排放特征改变的机理还不得而知。因此, 本文以林地改耕地(对比翻耕、翻耕及施肥)的土地利用方式转变为研究对象, 对林地向耕地转变过程中土壤N2O排放进行监测与对比, 以期探讨土地利用方式转变对紫色土N2O排放的影响与土壤学机制, 为四川盆地丘陵区土壤氮素循环研究和土地利用决策提供基础数据和科学依据。
1 材料与方法 1.1 试验区概况该研究依托于中国科学院盐亭紫色土农业生态试验站(105°27＇E, 31°16＇N)。试验站位于四川盆地中部丘陵区的四川省盐亭县林山乡, 海拔460 m, 具有典型的四川盆地亚热带湿润季风气候特征。气候温和, 四季分明, 年均温17.3 ℃; 多年平均降雨量836 mm, 年内分配不均, 主要集中于夏季(65.5%); 无霜期294 d。该区土壤为蓬莱镇组钙质紫色土, 农作物一年两熟, 主要以小麦(Triticum aestivum)-玉米(Zea mays)轮作为主。
试验点位于站内桤木(Alnus cremastogyne)柏木(Cupressus funebris)混交林试验地, 混交林生态系统经过长时间(> 30 a)演替, 大部分桤木已死亡, 现已逐渐演化为纯柏木林。林分平均胸径(平均胸径 > 3 cm)为11.4 cm, 平均树高(平均胸径 > 3 cm)为12.3 m, 保留密度(平均胸径 > 3 cm)为1 595株∙hm-2。林下灌木主要有黄荆(Vitex negundo)、马桑(Coriaria sinica)等, 草本多为禾本科(Gramineae)、莎草科(Cyperaceae)等植物。
1.2 试验设计在试验地内选取立地条件相对一致的样地(坡度约为5°), 将林地改为耕地, 并设置翻耕不施肥的耕地(CL-T)、翻耕及施肥的耕地(CL-TF)2个处理, 以林地为对照(CK), 每种处理设置3个空间重复, 小区面积为3 m×3 m, 随机区组分布。2016年7月中旬开始林地向耕地的转变, 去除林地地上部分的植物以及地下部分的根系, 将土壤分层回填修建试验小区, 并砍伐小区周围一定范围内的树木, 防止枯枝落叶等凋落物对试验的影响。
耕地小区的耕作模式, 按当地传统的冬小麦-夏玉米轮作模式。小麦于2016年10月26日播种, 2017年5月11日收获; 玉米于2017年5月30日播种, 2017年9月15日收获。CL-T小区只翻耕, 不施加肥料。CL-TF小区翻耕并按照如下标准施加肥料:小麦季氮肥(碳酸氢铵, 纯N计)130 kg·hm-2、磷肥(过磷酸钙, P2O5计)90 kg·hm-2、钾肥(氯化钾, K2O计)36 kg·hm-2; 玉米季氮肥(碳酸氢铵, 纯N计)150 kg·hm-2、磷肥和钾肥与小麦季施用量相同。小麦、玉米均采用基肥一次性于播种前人工施入, 翻耕和施肥同步进行, 翻耕方式为人工锄耕, 深度为20 cm。小麦播种方式为撒播, 玉米以株×行距=40×50 cm的密度穴播。林地小区毗邻耕地, 自然生长无任何人工管理措施。
1.3 气体采集与分析方法在每个试验小区坡底, 距离小区边缘0.5 m处布设气体采集装置, 采用静态暗箱-气相色谱法观测N2O的排放通量。每个采样点于上午9:00—11:00采集气体, 耕地气体采集时间间隔为7 min, 林地气体采集时间间隔为15 min, 每个采样点共采集5针样品。采集的气样避光保存在60 mL医用注射器内, 于24 h内分析完成。采样频率为每周2次, 翻耕、施肥和降雨事件后加密采样。小麦季观测期为2016年10月27日至2017年5月26日, 玉米季观测期为2017年6月1日至2017年9月30日, 为一个完整的冬小麦-夏玉米生长季。小麦季和玉米季采样箱构造详见文献[12]描述, 气体采样方法、数据分析方法与文献[12]一致。
1.4 相关指标测定在采集气体的同时, 测定相关土壤环境因子。用MP-406便携式水分测定仪在小区内随机多点测定土壤5 cm深度处土壤体积含水率(%), 并利用土壤容重将其转换为土壤充水孔隙率(WFPS); 采样箱内气体温度、土壤温度(5 cm)使用JM 624型便携式测温计测定; 降水量、大气压等资料利用试验站内的气象站获得。每次采集气体的同时, 同步采集0~10 cm表层土壤样品以分析土壤含水量和无机氮(NO3−-N、NH4+-N)含量。土壤含水量采用重量法测定; 土壤无机氮(NO3--N、NH4+-N)含量采用0.5 mol·L-1 K2SO4浸提-AA3流动分析仪测定(水土比为5︰1)。
林地转变为耕地前采集林地0~10 cm土壤样品, 2017年9月15日玉米收获后采集耕地0~10 cm表层土壤样品用于测定土壤基本理化性质。土壤理化性质主要参照《土壤农业化学分析方法》中的有关方法[16]测定:土壤容重采用环刀法测定, 土壤质地采用吸管法测定, 土壤pH采用pH计法(水土比2.5︰1), 土壤全氮、有机碳采用元素分析仪测定, 土壤全磷采用NaOH熔融-原子吸收光谱法测定, 土壤全钾采用NaOH熔融-钼锑抗比色法测定。
1.5 数据处理与分析利用Excel 2010进行相关数据计算, Origin 9.0绘图, SPSS 20.0进行相关分析和方差分析, 处理间差异采用Duncan多重比较法。
2 结果与分析 2.1 土壤基本理化性质的变化试验期间, 林地转变为耕地, 土壤基本理化性质发生了不同程度的变化。CL-T、CL-TF较CK土壤容重降低, 土壤孔隙度增加(表 1)。土壤颗粒组成发生明显改变: CL-T、CL-TF土壤砂粒含量明显下降, 粉粒含量明显增加。土壤pH未发生明显改变(P > 0.05), 但土壤养分含量发生了不同程度的变化, 其中CL-T、CL-TF土壤全氮、有机碳含量明显减少, 较CK分别减少59.00%、54.57%和56.10%、48.55%;而土壤全磷、全钾含量则分别有不同程度的增加(表 1)。
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表1 不同处理下土壤基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of topsoil in different treatments |
试验期间, 不同土地利用方式下土壤无机氮(NH4+-N、NO3--N)含量变化如图 1所示。林地转变为耕地, CL-T、CL-TF土壤无机氮含量较CK显著增加(P < 0.01)。CL-T小麦季、玉米季土壤无机氮含量分别在翻耕后第7 d、第6 d达到最大值为7.40 mg∙kg-1、17.17 mg∙kg-1, 高峰期持续约2周。CL-TF由于小麦季施肥方式为撒施, 氮肥迅速水解并在表土迁移扩散, 土壤无机氮含量在施肥后第5 d达到最大值269.03 mg∙kg-1; 而玉米季肥料为穴施, 氮肥水解后在土壤中的迁移扩散较慢, 土壤无机氮含量在施肥后第3 d达到最大值52.07 mg∙kg-1。
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图 1 不同处理下的土壤无机氮动态变化特征 Figure 1 Dynamic changes of soil inorganic N contents in different treatments CK:林地; CL-T:林地转为耕地, 翻耕不施肥; CL-TF:林地转为耕地, 翻耕并施肥。 CK: forestland; CL-T: cropland converted from forestland with tillage; CL-TF: cropland converted from forestland with tillage and fertilization. |
试验期间, 气温变化范围为4.0~31.2 ℃, 平均温度17 ℃; 降雨量为568.0 mm, 较当地多年平均降雨量减少约32%, 且冬小麦季降雨量(占全年降雨量的38.1%)明显少于夏玉米季(占全年降雨量的61.9%)。土壤温度(5 cm)随气温季节性变化, 变化范围为6.1~30.0 ℃; 土壤充水孔隙率(WFPS)受降雨影响呈不规则变化, 最大值为50.2%, 最小值为13.5%。CL-T、CL-TF、CK的土壤温度和土壤WFPS均无显著差异(P > 0.05)(图 2)。
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图 2 试验期间不同处理下土壤环境因子动态变化 Figure 2 Dynamic changes in soil environmental factors during experimental period in different treatments CK:林地; CL-T:林地转为耕地, 翻耕不施肥; CL-TF:林地转为耕地, 翻耕并施肥。 CK: forestland; CL-T: cropland converted from forestland with tillage; CL-TF: cropland converted from forestland with tillage and fertilization. |
CL-T、CL-TF土壤N2O排放通量较CK均显著增加(P < 0.01), 且二者在林地转变为耕地初期均有不同程度的N2O排放峰(图 3)。CL-T、CL-TF在玉米季出现了3个明显的N2O排放峰, 均是由温度和降雨事件(2017年6月14—15日降雨48.0 mm; 2017年7月5—6日降雨34.2 mm; 2017年7月18日降雨37.8 mm)促发的。CK在小麦季和玉米季的土壤N2O排放通量均值分别为2.52 μg(N)·m-2·h-1和4.60 μg(N)·m-2·h-1; CL-T在小麦季和玉米季的土壤N2O排放通量均值分别为3.55 μg(N)·m-2·h-1和11.63 μg(N)·m-2·h-1; CL-TF在小麦季和玉米季的土壤N2O排放通量均值分别为6.26 μg(N)·m-2·h-1和22.16 μg(N)·m-2·h-1。可见N2O排放通量玉米季显著高于小麦季(P < 0.01)。
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图 3 不同处理下的土壤N2O排放通量的动态变化 Figure 3 Dynamic changes of soil N2O emission fluxes in different treatments CK:林地; CL-T:林地转为耕地, 翻耕不施肥; CL-TF:林地转为耕地, 翻耕并施肥。 CK: forestland; CL-T: cropland converted from forestland with tillage; CL-TF: cropland converted from forestland with tillage and fertilization. |
CK土壤N2O全年累积排放量为0.271 kg(N)·hm-2, 小麦季和玉米季分别为0.134 kg(N)·hm-2和0.138 kg(N)·hm-2。CL-T土壤N2O全年累积排放量为0.515 kg(N)·hm-2, 小麦季和玉米季分别为0.178 kg(N)·hm-2和0.337 kg(N)·hm-2。CL-TF土壤N2O全年累积排放量为0.957 kg(N)·hm-2, 小麦季和玉米季分别为0.295 kg(N)·hm-2和0.662 kg(N)·hm-2。虽然小麦季的时间长于玉米季, 但由于冬春季温度显著低于夏秋季, 故土壤N2O累积排放量并未高于玉米季。CL-T、CL-TF的土壤N2O全年累积排放量较CK分别增长89.8%、253.0%(P < 0.05), 其中小麦季分别增长33.4%、120.8%, 玉米季分别增长144.7%、381.3%(表 2)。由此可见, 林地转变为耕地, 短期内显著提高了土壤N2O的排放(P < 0.05)。
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表2 不同处理下土壤N2O累积排放量 Table 2 Accumulative soil N2O emission flux in different treatments |
该研究结果表明, 林地转变为耕地, N2O排放通量显著提高, 并在转变初期出现明显的N2O排放峰。土地利用转变经过一个完整轮作周期, 耕地N2O累积排放量显著增加, 翻耕不施肥、翻耕及施肥分别增加89.8%、253.0%。这与Liu等[17]、Cheng等[18]和 lvaro-Fuentes等[19]的研究结果大致相同, 森林开垦为农业用地[17]、马尾松(Pinus massoniana)林地转变为农田[18]和地中海林地转变为农田[19]后土壤N2O排放分别增加了185.1%、15.8%和99.3%。但这些研究是在土地利用方式转变多年后开展的, 并未对转变过程中的N2O排放特征进行探讨。我们的研究结果表明, 在林地转变为耕地初期, 即对土壤N2O排放存在显著的激发效应。
林地向耕地转变, 首先通过翻耕导致土壤团聚体破碎, 尤其以 > 2 mm的大团聚体破碎为主[20], 从而导致土壤颗粒组成的重新分配, 进而对土壤基本理化性质产生影响。结果显示, 林地转变为耕地, 土壤容重下降, 土壤孔隙度增加, 这与刘晓利等[21]的结果一致。但初期并未引起土壤温度和水分(WFPS)的显著改变(P > 0.05)。因此, 土壤温度和水分并非该区域林地向耕地转变引起N2O排放差异的驱动因素。而土壤无机氮含量在土地利用方式转变初期显著增加, 与林地对照相比, 出现了明显峰值。耕地(翻耕不施肥)土壤年均无机氮含量达10.03 mg∙kg-1, 较林地土壤(5.76 mg∙kg-1)显著增加了74.1%。项虹艳等[22]对紫色土耕地的研究结果表明, 土壤无机氮含量低于10.00 mg∙kg-1时, N2O排放通量较低, 与该结果一致。翻耕导致土壤无机氮含量显著增加, 促进了土壤N2O排放。但也有研究结果表明翻耕对N2O排放没有显著影响, 例如Petersen等[23]认为传统翻耕和保护性少耕不会影响N2O的排放总量, 这主要是因为耕作年限不同会影响土壤无机氮含量。其次, 施用氮肥显著增加土壤无机氮含量, 耕地(翻耕及施肥)土壤无机氮含量较林地显著增加了857.3%, 导致土壤N2O排放显著增加。此外, 有研究表明, 种植作物会通过根系呼吸作用和根系分泌物对土壤性质产生影响[24], 从而影响土壤N2O排放。而本研究结果表明, 林地转变为耕地初期, 小麦-玉米轮作并未对土壤N2O排放产生显著影响(数据未在图中绘出)。因此, 翻耕、施肥及其引起的土壤无机氮显著变化是导致林地转变为耕地初期土壤N2O排放变化的直接原因。
土地利用方式变化, 改变了土壤结构、土壤养分等土壤理化性质, 进而影响土壤氮转化过程, 对N2O排放产生影响[3]。林地转变为耕地, 翻耕改变土壤结构, 增加土壤孔隙度, 提高土壤通气性, 从而增强土壤微生物活性, 显著提高了耕地土壤氮矿化速率, 导致大量的氮素被释放出来[25]。Yang等[26]对西藏高原、李铭等[27]对丹江口库区的土地利用变化下土壤有机氮净矿化速率的研究结果表明, 耕地土壤矿化速率显著高于相邻林地。但林地转变为耕地后, 土壤中无机氮含量的增加主要来源于硝态氮含量的增加, 铵态氮含量较林地反而减少, 这是由于翻耕后土壤氮矿化能力的提高虽然增加铵态氮, 但由于紫色土微生物硝化作用强, 迅速将土壤铵态氮转变为硝酸盐, 使得土壤中积累了大量的硝态氮。Zhang等[28]对亚热带土壤硝态氮转化研究结果表明, 林地转变为农地提高了土壤硝化速率, 说明林地转变为耕地可能在短时间显著增加土壤氮矿化和硝化作用能力, 而硝态氮含量的增加进一步刺激了土壤反硝化作用, 促进N2O产生。因此, 林地转变为耕地在短时间内引起土壤N2O的激发排放, 可能源自土壤氮转化过程的变化造成土壤无机氮累积。但土地利用转变过程对土壤氮转化过程的影响, 特别是对形成N2O气体的硝化、反硝化过程的影响尚不明确, 有待未来开展土地利用变化过程的土壤氮转化速率的深入研究。
4 结论林地转变为耕地, N2O排放通量显著提高, 并在转变初期出现明显的N2O排放峰。土地利用转变经过一个完整的耕地小麦-玉米轮作周期, 耕地N2O累积排放量显著增加, 翻耕不施肥、翻耕及施肥分别显著增加89.8%、253.0%。翻耕导致土壤团聚体破碎, 土壤颗粒组成重新分配, 改变了土壤基本理化性质, 增强了微生物活性, 从而导致土壤无机氮含量显著增加, 而施用氮肥也直接增加了土壤无机氮含量。可见, 林地转变为耕地的过程中, 翻耕与施肥引起的土壤无机氮显著变化, 是导致土壤N2O激发排放的主要原因, 其核心机制可能源于翻耕和施肥等人为管理活动对原来林地土壤氮转化能力的改变, 实际上翻耕与施肥显著增加了土壤有机氮矿化能力。
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