2019, Vol. 27
2. 四川农业大学农学院/农业部西南作物生理生态与耕作重点实验室 成都 611130;
3. 国家开放大学 北京 100039
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
草地是陆地生态系统的重要组成部分, 约占陆地总面积的25%~33%, 对外界自然环境的变化反应敏感[1]。相关研究测算, 草地中约固存266.3 Gt的碳, 总量约占陆地生态系统的12.7%, 且绝大部分固存在土壤中[2], 由于普遍分解较慢, 其作为碳汇的能力显著。我国草地资源丰富, 面积3.92亿hm2, 占国土面积的41.14%, 大于耕地和林地的总和, 是世界第二草地大国[3], 且主要分布在西北的新疆、西藏、青海、内蒙古和甘肃等省区。川西北藏区地处青藏高原东南缘, 属我国长江、黄河源头, 是长江、黄河流域重要的生态安全屏障, 面积24.59万km2, 包括四川省甘孜藏族自治州全部(18个县)、阿坝藏族羌族自治州全部(13个县)和凉山彝族自治州木里藏族自治县, 共计32个县, 占四川省总面积的51.6%, 是全国第二大藏区。川西北藏区植被主要以高寒草甸和湿地类型为主, 受全球气候变化和草原超载放牧、湿地开沟排水等多种因素影响, 草地遭到严重破坏, 土地退化沙化加剧, 沙化虽处于初中期阶段, 但已明显向中期发展, 并呈继续恶化的趋势。尽管川西北高寒土壤具有较高的碳储量, 但从1970年以来, 由于不合理放牧, 导致土壤中的碳大量流失[4]。另一方面, 随着农牧业生产水平的提高, 当地包括牛羊粪、秸秆、食用菌渣等农业废弃物剩余量越来越多, 因此, 将这些农牧废弃物作为土壤改良剂施入土壤, 可有效改善土壤理化性质[5-6], 提升土壤肥力[7], 增加土壤微生物活性[8], 最终达到土壤培肥、抗旱保水、增产增收的效果。这不仅可以避免直接废弃或焚烧造成的环境污染, 还可为资源的可持续利用做出贡献[9], 对促进川西北藏区生态环境可持续发展意义重大。将农牧废弃物颗粒化、炭化还田是农牧废弃物资源化循环利用的有效技术手段之一, 也是土壤改良的新途径[10]。研究表明秸秆制作成颗粒后可显著提升其腐解速率, 从而提升养分释放速率, 还能通过增加有机碳输入量, 补偿土壤碳矿化损失, 提高土壤有机碳含量, 从而为土壤微生物的代谢活动提供丰富的碳源[11]。菌渣作为有机物料还田后, 一部分作为土壤有机碳的来源被土壤固定下来, 另一部分被固定的碳通过微生物的周转, 又被以CO2形式释放到大气中, 从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剂的施用并没有显著提高土壤CO2的释放[14]。这可能是由于土壤呼吸受土壤类型、湿度以及温度等限制的原因, 进而导致研究结果的差异。而生物炭施入土壤后具有巨大的固碳增汇潜力, 不少学者已经证实生物炭不仅能改善土壤理化性质和土壤结构、提高作物产量和品质, 还能增强土壤“碳汇”功能和减少温室气体的排放[15]。
从2009年开始, 关于高寒草地生态系统碳循环已开展了大量监测和模拟研究[16], 且更多关注气候变化、氮沉降和人类活动如放牧强度等对碳循环的影响方面, 而对于施入生物质改良剂对高寒草地沙化土壤呼吸、土壤有机碳固定和活性有机碳库的影响及原因的研究鲜有报道。因此, 本文采用等质量成分配比, 选用秸秆、菌渣、生物炭为主要原料, 配比微生物菌剂、聚丙烯酰胺和无机养分制备成不同生物质改良剂, 研究其对川西北地区高寒草地沙化土壤有机碳与呼吸特征的影响。为合理利用农业有机废弃物快速治理沙化土壤, 促进高寒草地土壤固碳提供理论依据。
1 材料与方法 1.1 试验地概况试验地位于四川省阿坝州红原县瓦切乡(31°50′~33°22′N, 101°51′~103°23′N)。供试土壤为风沙土, 0~20 cm土壤养分含量为全氮0.13 g·kg-1、硝态氮4.24 mg·kg-1、速效钾33.47 mg·kg-1、有机碳1.03 g·kg-1。试验地为大陆性高原寒温带季风气候, 海拔3 210~4 857 m, 年平均气温为1.4 ℃, 多年平均降水量749.1 mm, 80%集中在5—9月, 2017年气象数据如图 1所示。
|
图 1 2017年研究区试验期间(5—9月)的降雨量和气温 Fig. 1 Rainfall and temperature during the experiment period (May-September) in 2017 in the study area |
采用等质量成分配制生物质改良剂, 供试材料及配方见表 1, 改良剂养分含量见表 2。供试的3种改良剂主要分别以秸秆、平菇菌渣和牛粪为主要原料, 通过添加枯草芽孢杆菌剂、聚丙烯酰胺、尿素(含氮量46%)、硫酸钾(K2O含量50%)和过磷酸钙(P2O5含量12%), 再通过造粒机加工制成秸秆和菌渣土壤改良剂以及在600 ℃条件下使用热解炭化炉进行热解炭化制得生物炭改良剂。供试秸秆为玉米秸秆, 是从四川农业大学农场收集的风干秸秆, 秸秆风干后粉碎至长度/粒径 < 2 mm; 供试菌渣为平菇菌渣(将其风干后过5 mm筛); 供试枯草芽孢杆菌剂(有效活菌数量≥0.2亿·g-1)、尿素(含氮量46%)、硫酸钾(K2O含量50%)和过磷酸钙(P2O5含量12%)由成都盖尔盖司生物科技有限公司提供; 聚丙烯酰胺(阴离子型, 分子量2 600万, 水溶性有机高分子聚合物)由山东宝莫生物化工股份有限公司提供。供试生物炭为风干后的牛粪过5 mm筛, 热解时间为1 h, 冷却后取出, 储存于干燥器中, 由浙江农林大学提供。供试黑麦草品种为‘特高’一年生黑麦草(Lolium multiflorum Lam.), 于2017年5月中旬播种, 9月中旬收获。
|
表 1 试验用不同生物质改良剂配方 Table 1 Formulations of the tested soil biomass amendments |
|
|
表 2 试验用不同生物质改良剂养分含量 Table 2 Nutrients contents of biomass amendments used in the experiment |
试验在田间微区进行, 微区面积为6 m2(长3 m、宽2 m), 随机区组排列。微区于2017年5月设置, 每个微区四周用PVC板隔断, PVC板埋深50 cm, 开始试验前每个微区内沙土用耙子来回荡平, 保持条件一致。
采用两因素随机区组试验设计, 改良剂种类设秸秆改良剂(JG)、菌渣改良剂(JZ)、生物炭(SWT)3种, 施用量设6 t·hm-2(JG1、JZ1、SWT1)、18 t·hm-2(JG3、JZ3、SWT3)2个水平, 以空白处理(CK)为对照, 共7个处理, 重复3次, 21个微区。土壤改良剂作为底肥全部一次性基施, 并与0~10 cm土层混合均匀。于2017年5月中旬播种, 在每个试验微区内条播种植黑麦草, 播种深度3~5 cm, 行距20 cm, 每公顷用种量75 kg, 微区间栽培管理措施一致。
1.4 测定指标与方法 1.4.1 土壤呼吸速率、温度、水分测定黑麦草播种后在行间平放高22 cm、内径20 cm的PVC环, 嵌入土壤20 cm, 测定行间土壤呼吸。为了减少对土壤的扰动, 试验期间PVC环固定不动, 测定前清除圈内杂草和凋落物。在黑麦草播种后分别于苗期(7月19日)、拔节期(8月9日)、孕穗期(9月10日)测定, 选择上午9:00—11:00时段用Li-8100A(Li-Cor, USA)开路式土壤碳通量测定系统测定土壤呼吸速率[17]。土壤呼吸测定的同时, 用P/N-8100-201 Omega土壤温度探头测定0~10 cm土层土壤温度; 用土钻按S形曲线多点采集法在黑麦草苗期(7月19日)与孕穗期(9月10日)取0~10 cm、10~20 cm土壤, 用烘干称量法测定土壤水分含量。
1.4.2 土壤总有机碳、微生物量碳、易氧化有机碳测定于2017年9月10日(孕穗期)用土钻采集0~20 cm耕层土壤, 在每个小区内按S形曲线多点采样, 将土壤样品分成两部分, 一部分风干后挑出碎石、植物根系残渣并过滤2 mm筛测定土壤总有机碳和易氧化有机碳; 另一部分过2 mm筛并保存于4 ℃用以测定土壤微生物量碳。参考鲍士旦标准方法, 总有机碳(TOC)采用重铬酸钾容量法-外加热法测定[18], 易氧化有机碳(EOC)采用高锰酸钾氧化法测定[19], 微生物量碳(MBC)采用氯仿熏蒸浸提法测定[20]。
1.4.3 草地生态系统碳平衡测算用净生态系统生产力(NEP)表示生态系统的碳平衡: NEP=NPPC-Rm[21]。其中, NPP为净初级生产力, 本研究中以植物地上部与根部的总固碳量作为NPP[20], 即NPPC; Rm为土壤微生物异氧呼吸碳释放量, Rm=Ras×0.865, Ras为植物生长季土壤呼吸释放总碳量[22]。NEP为正值时, 表示该系统是大气CO2的吸收“汇”, 反之为排放“源”。据估算, 植物利用光合作用合成1 g有机质需要吸收碳0.45 g, 由此可计算出初级生产力NPP固碳量(NPPC)。
1.5 数据处理采用Excel和DPS软件处理数据, 应用最小显著差异法(LSD)进行多重比较, 采用双变量相关分析法计算各项理化性质两两间的Pearson相关系数。
2 结果与分析 2.1 不同生物质改良剂对土壤有机碳、微生物量碳和易氧化有机碳的影响 2.1.1 土壤总有机碳(TOC)TOC是衡量土壤肥力的一个重要指标, 其不仅影响着土壤的物理性质, 也影响着土壤的保肥供肥能力。由图 2A可知, 施用不同生物质改良剂后, 土壤TOC含量显著高于对照, 且不同改良剂处理对土壤TOC含量提高幅度有差异, 表现为JG > JZ > SWT, 除了SWT与JZ处理间无显著差异外, 其他各处理间均有显著差异(P < 0.05)。土壤TOC含量均随土层深度的增加而减小, 施用改良剂显著提高了土壤TOC含量, 且随改良剂施用量增加土壤TOC含量呈增加趋势。与CK相比, 施用JG、JZ、SWT改良剂处理0~10 cm土壤TOC含量分别平均提高60.66%、39.22%、34.99%; 10~20 cm土壤TOC含量分别平均提高48.16%、36.39%、26.33%(P < 0.05)。从改良剂种类看, 0~10 cm、10~20 cm土壤TOC含量均表现为JG > JZ > SWT, 且JG处理显著高于JZ和SWT处理。
|
图 2 不同生物质改良剂对高寒草地沙化土壤总有机碳(A)、微生物量碳(B)和易氧化有机碳(C)的影响 Fig. 2 Effects of different biomass amendments on soil organic carbon (A), microbial biomass carbon (B) and labile organic carbon (C) contents in alpine desertification grassland CK:空白处理; JG1: 6 t·hm-2秸秆; JZ1: 6 t·hm-2菌渣; SWT1: 6 t·hm-2生物炭; JG3: 18 t·hm-2秸秆; JZ3: 18 t·hm-2菌渣; SWT3: 18 t·hm-2生物炭。不同小写字母表示不同生物质改良剂处理间差异显著(P < 0.05)。CK: blank treatment; JG1: 6 t·hm-2 straw; JZ1: 6 t·hm-2 slag; SWT1: 6 t·hm-2 biochar; JG3: 18 t·hm-2 straw; JZ3: 18 t·hm-2 slag; SWT3: 18 t·hm-2 biochar. Different lowercase letters mean significant differences among different biomass amendments at 0.05 level. |
MBC只占土壤有机碳库的一小部分, 但在一定程度上影响着植物的营养、土壤有机质和养分的转化与循环, 代表着土壤养分的活性部分, 反映了土壤肥力状况且对环境变化非常敏感, 可作为土壤质量和有机碳变化的早期预测指标。由图 2B可知, 施用改良剂和增加改良剂施用量均可显著增加土壤MBC含量, 且不同改良剂处理间存在显著差异。与CK相比, JG、JZ、SWT处理0~10 cm土壤MBC含量分别平均提高576.1%、751.3%、324.8%(P < 0.05), 10~20 cm土壤微生物量碳含量分别平均提高210.3%、308.3%、115.8%(P < 0.05)。从施用量上看, 高施用量0~10 cm、10~20 cm土层的MBC含量较低施用量分别平均显著提高26.13%、17.64%(P < 0.05)。从改良剂种类看, 各施用量和土层土壤MBC含量均表现为JZ > JG > SWT。可见不管施用量的高低, 菌渣改良剂提高土壤MBC含量的效果最好。
2.1.3 土壤易氧化有机碳(EOC)EOC是土壤中移动快、不稳定、易于氧化和矿化的具有较高微生物活性的有机碳, 是土壤活性有机碳的重要组成部分, 是土壤碳库短期变化的指示因子。由图 2C可知, 施用生物质改良剂和增加改良剂施用量均可显著增加土壤EOC含量, 不同改良剂对土壤EOC含量的影响存在显著差异, 且各处理EOC变化趋势不同。与CK相比, JG、JZ、SWT处理在0~10 cm土壤EOC含量分别平均提高108.82%、59.13%、50.94%(P < 0.05), 在10~20 cm土壤EOC含量分别平均提高79.26%、60.26%、45.30%(P < 0.05)。从施用量上看, 高施用量0~10 cm、10~20 cm土壤EOC较低施用量分别平均提高27.23%、23.84%。从生物质改良剂种类看, 除在0~10 cm表现为JG1 > SWT1 > JZ1外, 各施用量和土层土壤EOC含量均表现为JG > JZ > SWT。总的来说, 施用秸秆改良剂对提高EOC含量效果最显著, 其次为菌渣, 而生物炭效果最差。
2.2 不同生物质改良剂还田对土壤活性有机碳分配比例的影响由表 3可知, 不同改良剂处理土壤活性碳组分与有机碳的比值不同。其中JG处理的EOC/TOC最高, SWT处理最低。在0~10 cm土层中, JG较CK、JZ和SWT处理分别平均显著增加29.64%、14.18%和15.75%(P < 0.05), 在10~20 cm土层较CK、JZ和SWT分别平均增加20.54%、2.54%和5.17% (P < 0.05)。可见不同改良剂还田, 均能显著改变EOC在TOC中所占的比例, 从而改变土壤质量。而MBC/TOC表现为JZ > JG > SWT > CK, 各施用改良剂处理均显著高于CK(P < 0.05), 且各处理间差异显著(P < 0.05)。说明不同改良剂还田均可以改变土壤微生物的种群和数量, 加快非活性有机碳向活性有机碳转变, 提高有机碳的有效性。
|
|
表 3 不同生物质改良剂施用下高寒草地沙化土壤活性碳组分的分配比率 Table 3 Fractions of active carbon in soil total organic carbon under application of different biomass amendments in alpine desertification grassland |
不同生物质改良剂及施用量对沙化土壤呼吸速率影响显著。从图 3A可以看出, 随着时间推进土壤呼吸速率呈增加趋势, 施用改良剂显著提高了土壤呼吸速率, 施用量增加土壤呼吸速率显著提高, 且不同改良剂对土壤呼吸速率的影响存在明显差异(P < 0.05)。与CK相比, JG1、JZ1、SWT1处理土壤呼吸速率3个时期平均提高103.42%、86.31%、18.83%, JG3、JZ3、SWT3处理平均提高201.47%、190.46%、55.75%, 除了苗期(7月19日)、拔节期(8月9日)SWT1与CK处理间无显著差异外, 其他各处理间均有显著差异(P < 0.05)。从改良剂种类看, 黑麦草苗期和拔节期土壤呼吸速率表现为JZ > JG > SWT, 而孕穗期(9月10日)则表现为JG > JZ > SWT。
|
图 3 不同生物质改良剂对不同时期高寒草地沙化土壤呼吸速率(A)、土壤水分(B)和土壤温度(C)的影响 Fig. 3 Effects of different biomass amendments on soil respiration rate (A), soil water content (B) and soil temperature (C) in different time in alpine desertification grassland CK:空白处理; JG1: 6 t·hm-2秸秆; JZ1: 6 t·hm-2菌渣; SWT1: 6 t·hm-2生物炭; JG3: 18 t·hm-2秸秆; JZ3: 18 t·hm-2菌渣; SWT3: 18 t·hm-2生物炭。不同小写字母代表不同改良剂处理间差异显著(P < 0.05)。CK: blank treatment; JG1: 6 t·hm-2 straw; JZ1: 6 t·hm-2 slag; SWT1: 6 t·hm-2 biochar; JG3: 18 t·hm-2 straw; JZ3: 18 t·hm-2 slag; SWT3: 18 t·hm-2 biochar. Different lowercase letters mean significant differences among different biomass amendments at 0.05 level. |
从图 3B可以看出, 施用生物质改良剂均提高了0~20 cm土壤水分含量, 随改良剂施用量的增加土壤水分含量显著增加。与CK相比, JG、JZ、SWT处理0~10 cm土壤平均水分含量在苗期和孕穗期分别提高24.21%、29.89%, 10~20 cm土壤平均水分含量在苗期和孕穗期两个时期分别显著提高28.52%、17.36%(P < 0.05)。从改良剂施用量上看, 高施用量较低施用量0~10 cm土壤水分含量平均提高25.14%, 10~20 cm土壤水分含量平均显著提高14.44% (P < 0.05)。从改良剂种类看, 两个时期0~10 cm土壤含水率均表现为SWT > JG > JZ, 而10~20 cm土壤含水率两个时期表现不同。
2.3.3 土壤温度从图 3C可以看出, 施用生物质改良剂显著降低了0~10 cm土壤温度, 改良剂施用量增加也同样降低了土壤温度。与CK相比, JG、JZ、SWT处理在苗期、拔节期、孕穗期土壤温度分别平均降低1.19 ℃、1.03 ℃、2.90 ℃(P < 0.05)。高施用量改良剂的土壤温度较低施用量在苗期、拔节期和孕穗期3个时期分别平均降低0.15 ℃、0.28 ℃、0.55 ℃(P < 0.05)。从改良剂种类看, 土壤温度总体表现为SWT > JZ > JG, 但除8月9日(拔节期)高施用量JG处理显著低于SWT, 其他时期均未达到显著水平(P < 0.05)。
2.4 土壤呼吸速率与其影响因素的关系高寒草地沙化土壤呼吸速率与各影响因素的相关性分析表明(表 4), 土壤水分、有机碳、微生物量碳、易氧化有机碳与土壤呼吸速率均呈显著正相关关系(P < 0.05), 以土壤易氧化有机碳与土壤呼吸速率的相关系数最大, 其次为土壤微生物量碳、有机碳和水分, 而土壤温度与土壤呼吸速率呈极显著负相关(P < 0.05)。影响土壤呼吸速率的各因素间也存在着极显著负相关或正相关关系, 可见影响土壤呼吸速率的不同因素间的关系比较密切, 土壤温度与土壤水分、总有机碳、微生物量碳和易氧化有机碳呈极显著负相关(P < 0.05);土壤水分与土壤有机碳、微生物量碳和易氧化有机碳呈极显著或显著正相关(P < 0.05)。
|
|
表 4 高寒草地沙化土壤呼吸速率与各影响因素的相关分析 Table 4 Correlation analysis between soil respiration rate and its influencing factors in alpine desertification grassland |
由表 5可知, 不同生物质改良剂处理的固碳量表现为JG > JZ > SWT, 其均值分别为5 646.14 kg(C)·hm-2、5 094.19 kg(C)·hm-2和716.41 kg(C)·hm-2。JG处理的固碳量较JZ和SWT处理分别高10.83%和19.71%, 这可能与不同改良剂输入外源碳的含量有关系, JG、JZ和SWT的外源输入碳含量平均分别为3 155.88 kg(C)·hm-2、2 017.20 kg(C)·hm-2和1 420.80 kg(C)·hm-2, 且JG改良剂的输入碳较JZ和SWT分别高25.25%和41.50%。从表 5还可以看出, 不同生物质改良剂处理中, 土壤呼吸总量(土壤微生物呼吸和根呼吸)均值表现为JG > JZ > SWT, 分别较CK提高151.68%、140.51%、38.35%, 除JZ与JG处理间无显著差异外, 其他各处理间均存在显著差异; 不同改良剂处理下土壤微生物呼吸总量均值表现为JG > JZ > SWT, 较CK处理分别增加151.68%、140.51%、38.35%, 且JG较JZ和SWT处理分别增加4.64%和81.91%, 其中JG和JZ处理间差异不显著。不同改良剂处理的NEP值均为正值, 表明施用不同生物质改良剂后草地生态系统能够固定大气中的CO2, 表现为碳“汇”。不同生物质改良剂处理的NEP值总体表现为: JG > JZ > SWT, 且JG处理分别比JZ和SWT处理显著提高56.45%和122.12%, 且各处理间差异显著。说明秸秆改良剂具有较高的碳汇强度。因此, 在川西北高寒草地沙化土壤施用秸秆改良剂对增强土壤碳汇的效果最显著。
|
|
表 5 不同改良剂处理下的高寒草地沙化土壤呼吸总量、微生物呼吸总量与碳平衡 Table 5 Soil respiration, cumulative microbial respiration and carbon balance under different amendments treatments in alpine desertification grassland |
本研究结果表明, 添加不同生物质改良剂可显著增加土壤有机碳含量, 这是因为秸秆、菌渣和生物炭改良剂中本身就含有较高的有机碳。另外, 生物质改良剂的施入能够促进作物生长和根系发育, 使根系分泌物增加, 进而增加土壤中有机碳的含量[23]。本研究结果还表明, 施入秸秆改良剂处理的土壤有机碳含量增加幅度最大, 与试验开始前土壤有机碳含量(1.03 g·kg-1)相比, 增加27.18%, 这是因为秸秆改良剂可以促进土壤中水稳性团粒结构的形成, 从而加速了土壤有机碳的积累; 另外秸秆改良剂中含有较多易分解利用的组分, 可以促进植物生长, 进而增加了植物对土壤有机碳库的输入。而菌渣和生物炭改良剂的土壤有机碳含量与试验开始前相比仅分别增加12.69%和7.21%, 这与前人研究表明的生物炭和菌渣较秸秆更能促进土壤有机碳积累的结果不一致, 这是因为前人的研究结果都是基于不同生物质改良剂等碳量施入原则, 而本研究的结果是建立在改良剂等质量施入原则, 且秸秆改良剂本身的含碳量远高于菌渣和生物炭。但就3种改良剂单位碳对有机碳的贡献而言, 生物炭最大(13.13%), 菌渣次之(12.10%), 秸秆最低(10.65%), 生物炭的贡献分别比菌渣和秸秆高8.53%和23.34%。因此, 就本研究结果而言, 在等质量施入原则基础上秸秆改良剂较菌渣和生物炭改良剂更能增加川西北地区高寒草地沙化土壤有机碳含量。
土壤微生物量碳(MBC)是土壤有机碳转化的活性库或源, 是碳素循环和周转的媒介且能表征土壤受外界影响后土壤有机碳的变化状况, 是衡量土壤微生物活性的重要指标[24]。本研究结果表明, 施用生物质改良剂和增加改良剂施用量均可显著增加MBC含量, 与土壤TOC不同的是, 土壤MBC含量表现为JZ > JG > SWT, 这与李有兵等[23]的研究结果一致。这是因为生物炭改良剂中易矿化的有机碳较少, 所以为微生物提供的能源物质较少, 从而微生物活动较弱, 因此微生物量碳含量较低[10]; 而秸秆改良剂腐解产生的碳、氮组分可为微生物提供物质和能量来源, 促进微生物活动和繁殖, 因此能够增加土壤微生物量碳含量[23]; 菌渣改良剂还田可直接为微生物提供大量碳源和能源, 使微生物数量增多, 活性增强, 因此微生物量碳含量最高[25]。
土壤易氧化有机碳(EOC)是土壤活性有机碳库的重要组成部分, 可为土壤中生物的生命活动提供动力, 而且土壤中碳储量的变化主要发生在土壤中EOC的部分[26]。本研究结果表明施用秸秆改良剂EOC平均含量明显高于菌渣改良剂和生物炭改良剂和对照CK处理, 这主要是因为秸秆在腐熟过程中由于微生物的作用含有较多的易氧化有机碳[27-28], 施入土壤后促进土壤微生物活性提高, 加快土壤有机碳内部周转, 同时促进植物根系的发育及根系分泌物的增加, 从而产生更多的EOC[27]。
3.2 不同生物质改良剂对土壤活性有机碳分配比例的影响土壤活性有机碳占土壤有机碳的比例可在一定程度上反映土壤有机碳的质量和稳定性。该分配比例越高表示有机碳活性越高, 越易被作物和微生物吸收利用, 有机碳周转越快; 该比值越低表示有机碳能长期稳定储存[29]。本研究结果表明, EOC/TOC在各处理中的表现依次为JG > JZ > SWT, 这说明秸秆改良剂的施入可促进易氧化有机碳的分配, 提高土壤有机碳活性与土壤养分的有效性; 而生物炭改良剂的施入降低了易氧化有机碳的分配比例, 促进了缓效性和惰性有机碳库的积累, 有利于土壤有机碳的稳定保存。土壤微生物量碳与土壤有机碳的比值(MBC/TOC)称为微生物熵, 该值的变化可以较好地反映土壤碳库的容量和活性, 施入不同改良剂能够显著提高土壤微生物熵[30]。本研究结果表明, 生物炭改良剂处理的微生物熵显著低于菌渣和秸秆改良剂, 说明秸秆和菌渣还田可显著增加易被微生物直接利用的碳源和能源, 从而加快了土壤微生物量碳的周转速度, 这有利于微生物固定有机碳, 进而提高土壤有机碳含量; 而生物炭中的有机碳多以高度芳香化的惰性碳为主, 具有极高的生物化学稳定性, 施入土壤后受微生物作用很小、周转速度慢且微生物熵值小, 可长期稳定存在, 因此, 秸秆改良剂的施用可有效增加土壤中有机碳的含量。
3.3 不同生物质改良剂对高寒草地沙化土壤呼吸的影响土壤呼吸作为土壤碳库输出的一个关键环节, 是植物固定碳后, 又以CO2形式返回大气的主要途径, 是土壤碳排放的一个重要过程[31]。本研究结果表明, 等质量施用不同生物质改良剂下土壤呼吸速率均高于对照处理, 且改良剂施用量越大, 土壤呼吸速率越高。在黑麦草的整个生育期内, 土壤呼吸速率的表现依次为JG > JZ > SWT > CK, 这是因为改良剂的施入不仅增加了土壤碳库的活性组分, 而且促进了作物根系的发育, 并且使土壤微生物数量增加, 故而增加了根系以及微生物的呼吸[25]。秸秆改良剂处理中较高的土壤有机碳和易氧化有机碳是其土壤呼吸速率高的一个主要原因, 本研究结果表明的土壤呼吸速率与土壤有机碳和土壤易氧化有机碳呈极显著正相关也充分证明了这一观点。有研究表明施用菌渣改良剂会增加农田生态系统温室气体的排放, 且随着菌渣用量的增加, CO2的释放速率加快[32]。而秸秆改良剂可通过影响土壤微生物生物量和微生物群落以及改变土壤物理化学性质等提高土壤呼吸强度, 从而增加土壤CO2排放, 同时土壤中CO2的排放量随秸秆添加量的增加而增大[33-34]。施用生物炭能够改善土壤透气性, 能够提高土壤微生物量和酶活性, 加速原土有机碳的分解, 从而增加土壤呼吸速率[35], 随着生物炭施用量的增加土壤呼吸速率也显著增加[36]。这与本研究表明的施入生物炭改良剂的土壤呼吸速率最低的结果一致。所以这意味着生物炭改良剂可以在土壤中保存较长时间, 因此施用生物炭改良剂是一种较秸秆颗粒和菌渣还田更低碳的废弃物还田方式。
3.4 不同生物质改良剂对高寒草地生态系统碳平衡的影响本研究中, 生物炭改良剂的土壤碳累积排放量为337.92 kg(C)·hm-2, 明显小于秸秆和菌渣改良剂, 其值分别为614.72 kg(C)·hm-2和587.44 kg(C)·hm-2, 且秸秆和菌渣之间的土壤碳累积排放量无显著差异(P < 0.05)。就不同生物质改良剂处理下的黑麦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, 说明植物主要是靠地上部分的生物量进行光合碳固定的。生态系统净初级生产力(NPP)是作物生长到成熟过程中地上植被、根系等固定的有机碳量。本研究中不同生物质改良剂处理均不同程度地增加了NPP, 可见NPP不仅可以反映植被群落在自然环境条件下的生产能力, 表征陆地生态系统的质量状况, 而且还是调节生态过程和估算陆地碳“源/汇”的重要因子[37]。有研究表明, 土壤碳的固定受到土壤理化性质、环境因子和农业耕作措施等多种因素的影响[38]。在农业耕作措施中, 不同有机物料还田的固碳潜力均强于无物料还田[39]。而本研究发现, 生物炭改良剂处理的土壤CO2排放总量虽然显著低于秸秆和菌渣改良剂处理, 但其NEP值却最低, 所以从固碳角度考虑, 秸秆的固碳强度最好。这与一些研究结果一致[40-41]。本研究结果还表明, 各处理净初级生产力固碳量表现为JG > JZ > SWT, 且各处理间差异显著, 这可能与本研究中等质量输入不同改良剂的外源有机碳含量有关, 因为在等质量条件下各改良剂输入碳含量的表现为JG > JZ > SWT, 其值分别为3 155.88 kg(C)·hm-2、2 017.20 kg(C)·hm-2和1 420.80 kg(C)·hm-2。本文采用等质量成分配比, 研究秸秆、菌渣以及生物炭配比无机养分、微生物菌剂对高寒草地土壤有机碳组分及呼吸特征的影响, 但并未考虑改良剂等碳量或等氮量。所以就本研究结果而言, 虽然施用生物炭改良剂处理的CO2排放总量最低, 但其土壤有机碳、净初级生产力以及净生态系统生产力均最低。从土壤碳汇角度综合考虑, 秸秆改良剂的碳汇效果最好, 因为其不仅可以提高土壤有机碳活性, 改善土壤生物肥力, 而且净生态系统生产力(NEP)最高。
4 结论1) 采用等质量成分配比制备的秸秆、菌渣和生物炭改良剂, 施入土壤后均可显著提高土壤总有机碳、微生物量碳和易氧化有机碳含量, 且随改良剂施用量的增加而增加, 土壤有机碳、易氧化有机碳含量表现为秸秆改良剂处理最高, 土壤微生物量碳含量表现为菌渣改良剂处理最高, 而不同改良剂施入下, EOC/TOC表现为秸秆改良剂 > 菌渣改良剂 > 生物改良剂 > 对照, MBC/TOC表现为菌渣改良剂 > 秸秆改良剂 > 生物炭改良剂 > 对照, 且不同处理间差异显著(P < 0.05)。
2) 施用生物质改良剂对高寒草地沙化土壤呼吸速率影响显著, 且随改良剂施用量的增加土壤呼吸速率显著提高, 菌渣和秸秆改良剂处理的土壤呼吸速率显著高于生物炭改良剂。相关分析表明, 高寒沙地土壤呼吸速率与土壤水分呈显著正相关, 与有机碳、微生物量碳和易氧化有机碳含量呈极显著正相关。
从碳排放角度来看, 生物炭改良剂的CO2排放总量最低, 但从土壤碳汇角度而言, 秸秆改良剂的效果最好, 因为其不仅可以提高土壤有机碳活性, 改善土壤生物肥力, 而且净生态系统生产力(NEP)最高。
| [1] |
林慧龙, 王军, 徐震, 等. 草地农业生态系统中的碳循环研究动态[J]. 草业科学, 2005, 22(4): 59-62. LIN H L, WANG J, XU Z, et al. Research progress and trend of the carbon cycle in grassland agroecosystem[J]. Pratacultural Science, 2005, 22(4): 59-62. DOI:10.3969/j.issn.1001-0629.2005.04.016 |
| [2] |
RAICH J W, SCHLESINGER W H. The global carbon dioxide flux in soil respiration and its relationship to vegetation and climate[J]. Tellus B:Chemical and Physical Meteorology, 1992, 44(2): 81-99. DOI:10.3402/tellusb.v44i2.15428 |
| [3] |
中国生产力学会.中国草产业发展研究报告[C]//2007-2008中国生产力发展研究报告.北京: 中国统计出版社, 2009: 176-194 Chinese Association of Productivity Science. China grass industry development research report[C]//2007-2008 China Productivity Development Research Report. Beijing: China Statistics Press, 2009: 176-194 http://cpfd.cnki.com.cn/Article/CPFDTOTAL-ZGSC200903001011.htm |
| [4] |
赵亮, 李奇, 陈懂懂, 等. 三江源区高寒草地碳流失原因、增汇原理及管理实践[J]. 第四纪研究, 2014, 34(4): 795-802. ZHAO L, LI Q, CHEN D D, et al. Principles of alpine grassland ecosystems carbon sequestration and management practices on Sanjiangyuan regions, Qinghai-Tibetan Plateau[J]. Quaternary Sciences, 2014, 34(4): 795-802. DOI:10.3969/j.issn.1001-7410.2014.04.12 |
| [5] |
INNANGI M, NIRO E, D'ASCOLI R, et al. Effects of olive pomace amendment on soil enzyme activities[J]. Applied Soil Ecology, 2017, 119: 242-249. DOI:10.1016/j.apsoil.2017.06.015 |
| [6] |
张济世, 于波涛, 张金凤, 等. 不同改良剂对滨海盐渍土土壤理化性质和小麦生长的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2017, 23(3): 704-711. ZHANG J S, YU B T, ZHANG J F, et al. Effects of different amendments on soil physical and chemical properties and wheat growth in a coastal saline soil[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2017, 23(3): 704-711. |
| [7] |
RYALS R, KAISER M, TORN M S, et al. Impacts of organic matter amendments on carbon and nitrogen dynamics in grassland soils[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2014, 68: 52-61. DOI:10.1016/j.soilbio.2013.09.011 |
| [8] |
NINH H T, GRANDY A S, WICKINGS K, et al. Organic amendment effects on potato productivity and quality are related to soil microbial activity[J]. Plant and Soil, 2015, 386(1/2): 223-236. |
| [9] |
程功, 刘廷玺, 李东方, 等. 生物炭和秸秆还田对干旱区玉米农田土壤温室气体通量的影响[J]. 中国生态农业学报(中英文), 2019, 27(7): 1004-1014. CHENG G, LIU T X, LI D F, et al. Effects of biochar and straw on greenhouse gas fluxes of corn fields in arid regions[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2019, 27(7): 1004-1014. |
| [10] |
王梦雅, 符云鹏, 黄婷婷, 等. 等碳量添加不同有机物料对土壤有机碳组分及土壤呼吸的影响[J]. 中国烟草学报, 2018, 24(2): 65-73. WANG M Y, FU Y P, HUANG T T, et al. Effects of organic material application on organic carbon in and respiration of soil[J]. Acta Tabacaria Sinica, 2018, 24(2): 65-73. |
| [11] |
王婧, 张莉, 逄焕成, 等. 秸秆颗粒化还田加速腐解速率提高培肥效果[J]. 农业工程学报, 2017, 33(6): 177-183. WANG J, ZHANG L, PANG H C, et al. Returning granulated straw for accelerating decomposition rate and improving soil fertility[J]. Transactions of the CSAE, 2017, 33(6): 177-183. |
| [12] |
严红, 魏湜, 张雷, 等. 有机物料施用量对土壤CO2排放速率的影响[J]. 大连大学学报, 2005, 26(4): 46-50. YAN H, WEI S, ZHANG L, et al. Influence of organic material amount on CO2 released rate from the soil[J]. Journal of Dalian University, 2005, 26(4): 46-50. DOI:10.3969/j.issn.1008-2395.2005.04.012 |
| [13] |
MEDINA E, PAREDES C, BUSTAMANTE M A, et al. Relationships between soil physico-chemical, chemical and biological properties in a soil amended with spent mushroom substrate[J]. Geoderma, 2012, 173/174: 152-161. DOI:10.1016/j.geoderma.2011.12.011 |
| [14] |
黄小林.菌渣还田对农田温室气体排放的影响研究[D].雅安: 四川农业大学, 2012 HUANG X L. Effects of mushroom residues on GHS emissions from soils under rice-wheat rotation[D]. Ya'an: Sichuan Agricultural University, 2012 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10626-1013157649.htm |
| [15] |
徐国鑫, 王子芳, 高明, 等. 秸秆与生物炭还田对土壤团聚体及固碳特征的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(1): 355-362. XU G X, WANG Z F, GAO M, et al. Effects of straw and biochar return in soil on soil aggregate and carbon sequestration[J]. Environmental Science, 2018, 39(1): 355-362. |
| [16] |
秦彧, 宜树华, 李乃杰, 等. 青藏高原草地生态系统碳循环研究进展[J]. 草业学报, 2012, 21(6): 275-285. QIN Y, YI S H, LI N J, et al. Advance in studies of carbon cycling on alpine grasslands of the Qinghai-Tibetan Plateau[J]. Acta Prataculturae Sinica, 2012, 21(6): 275-285. |
| [17] |
殷文, 史倩倩, 郭瑶, 等. 秸秆还田、一膜两年用及间作对农田碳排放的短期效应[J]. 中国生态农业学报, 2016, 24(6): 716-724. YIN W, SHI Q Q, GUO Y, et al. Short-term response of farmland carbon emission to straw return, two-year plastic film mulching and intercropping[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2016, 24(6): 716-724. |
| [18] |
鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000: 147-195. LU R K. Methods for Chemical Analysis of Agricultural Soil[M]. Beijing: China Agricultural Science and Technology Press, 2000: 147-195. |
| [19] |
LOGINOW W, WISNIEWSKI W, GONET S S, et al. Fractionation of organic carbon based on susceptibility to oxidation[J]. Polish Journal of Soil Science, 1987, 20: 47-52. |
| [20] |
VANCE E D, BROOKES P C, JENKINSON D S. An extraction method for measuring soil microbial biomass C[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1987, 19(6): 703-707. DOI:10.1016/0038-0717(87)90052-6 |
| [21] |
CAO M K, PRINCE S D, LI K R, et al. Response of terrestrial carbon uptake to climate interannual variability in China[J]. Global Change Biology, 2003, 9(4): 536-546. DOI:10.1046/j.1365-2486.2003.00617.x |
| [22] |
KUZYAKOV Y. Separating microbial respiration of exudates from root respiration in non-sterile soils:A comparison of four methods[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2002, 34(11): 1621-1631. DOI:10.1016/S0038-0717(02)00146-3 |
| [23] |
李有兵, 把余玲, 李硕, 等. 作物残体与其生物炭配施对土壤有机碳及其自身矿化率的提升[J]. 植物营养与肥料学报, 2015, 21(4): 943-950. LI Y B, BA Y L, LI S, et al. Combined addition of crop residues and their biochar increase soil organic C content and mineralization rate[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2015, 21(4): 943-950. |
| [24] |
YANO Y, MCDOWELL W H, ABER J D. Biodegradable dissolved organic carbon in forest soil solution and effects of chronic nitrogen deposition[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2000, 32(11/12): 1743-1751. |
| [25] |
李忠佩, 张桃林, 陈碧云. 可溶性有机碳的含量动态及其与土壤有机碳矿化的关系[J]. 土壤学报, 2004, 41(4): 544-552. LI Z P, ZHANG T L, CHEN B Y. Dynamics of soluble organic carbon and its relation to mineralization of soil organic carbon[J]. Acta Pedologica Sinica, 2004, 41(4): 544-552. DOI:10.3321/j.issn:0564-3929.2004.04.008 |
| [26] |
张瑞, 张贵龙, 姬艳艳, 等. 不同施肥措施对土壤活性有机碳的影响[J]. 环境科学, 2013, 34(1): 277-282. ZHANG R, ZHANG G L, JI Y Y, et al. Effects of different fertilizer application on soil active organic carbon[J]. Environmental Science, 2013, 34(1): 277-282. |
| [27] |
张杰, 黄金生, 刘佳, 等. 秸秆、木质素及其生物炭对潮土CO2释放及有机碳含量的影响[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(2): 401-408. ZHANG J, HUANG J S, LIU J, et al. Carbon dioxide emissions and organic carbon contents of fluvo-aquic soil as influenced by straw and lignin and their biochars[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2015, 34(2): 401-408. |
| [28] |
王宏燕, 许毛毛, 孟雨田, 等. 玉米秸秆与秸秆生物炭对2种黑土有机碳含量及碳库指数的影响[J]. 江苏农业科学, 2017, 45(12): 228-232. WANG H Y, XU M M, MENG Y T, et al. Influences of maize straw and straw biochar on organic carbon content and carbon pool management index of two kinds of black soils[J]. Jiangsu Agricultural Sciences, 2017, 45(12): 228-232. |
| [29] |
BRADLEY R L, FYLES J W. A kinetic parameter describing soil available carbon and its relationship to rate increase in C mineralization[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1995, 27(2): 167-172. DOI:10.1016/0038-0717(94)00160-3 |
| [30] |
李新华, 朱振林, 董红云, 等. 秸秆不同还田模式对玉米田温室气体排放和碳固定的影响[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(11): 2228-2235. LI X H, ZHU Z L, DONG H Y, et al. Effects of different return modes of wheat straws on greenhouse gas emissions and carbon sequestration of maize fields[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2015, 34(11): 2228-2235. DOI:10.11654/jaes.2015.11.027 |
| [31] |
侯亚红, 王磊, 付小花, 等. 土壤碳收支对秸秆与秸秆生物炭还田的响应及其机制[J]. 环境科学, 2015, 36(7): 2655-2661. HOU Y H, WANG L, FU X H, et al. Response of straw and straw biochar returning to soil carbon budget and its mechanism[J]. Environmental Science, 2015, 36(7): 2655-2661. |
| [32] |
祁乐, 高明, 周鹏, 等. 菌渣还田量对紫色水稻土净温室气体排放的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2827-2836. QI L, GAO M, ZHOU P, et al. Effects of mushroom residue application rates on net greenhouse gas emissions in the purple paddy soil[J]. Environmental Science, 2018, 39(6): 2827-2836. |
| [33] |
贺京, 李涵茂, 方丽, 等. 秸秆还田对中国农田土壤温室气体排放的影响[J]. 中国农学通报, 2011, 27(20): 246-250. HE J, LI H M, FANG L, et al. Influence of straw application on agricultural greenhouse gas emissions in China[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2011, 27(20): 246-250. |
| [34] |
强学彩, 袁红莉, 高旺盛. 秸秆还田量对土壤CO2释放和土壤微生物量的影响[J]. 应用生态学报, 2004, 15(3): 469-472. QIANG X C, YUAN H L, GAO W S. Effect of crop-residue incorporation on soil CO2 emission and soil microbial biomass[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2004, 15(3): 469-472. DOI:10.3321/j.issn:1001-9332.2004.03.022 |
| [35] |
江仁涛.川西北高寒草地退化/恢复对土壤团聚体及有机碳的影响[D].绵阳: 西南科技大学, 2018 JIANG R T. Effects of alpine degradation and restoration on soil aggregate and organic carbon in northwestern Sichuan[D]. Mianyang: Southwest University of Science and Technology, 2018 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10619-1018200823.htm |
| [36] |
宋延静, 龚骏. 施用生物质炭对土壤生态系统功能的影响[J]. 鲁东大学学报:自然科学版, 2010, 26(4): 361-365. SONG Y J, GONG J. Effects of biochar application on soil ecosystem functions[J]. Ludong University Journal:Natural Science Edition, 2010, 26(4): 361-365. DOI:10.3969/j.issn.1673-8020.2010.04.016 |
| [37] |
王轶虹, 史学正, 王美艳, 等. 2001-2010年中国农田生态系统NPP的时空演变特征[J]. 土壤学报, 2017, 54(2): 319-330. WANG Y H, SHI X Z, WANG M Y, et al. Spatio-temporal variation of NPP in cropland ecosystem of China during the years from 2001 to 2010[J]. Acta Pedologica Sinica, 2017, 54(2): 319-330. |
| [38] |
魏小波, 何文清, 黎晓峰, 等. 农田土壤有机碳固定机制及其影响因子研究进展[J]. 中国农业气象, 2010, 31(4): 487-494. WEI X B, HE W Q, LI X F, et al. Review on the mechanism of soil organic carbon sequestration and its influence factors in cropland soils[J]. Chinese Journal of Agrometeorology, 2010, 31(4): 487-494. DOI:10.3969/j.issn.1000-6362.2010.04.001 |
| [39] |
金琳, 李玉娥, 高清竹, 等. 中国农田管理土壤碳汇估算[J]. 中国农业科学, 2008, 41(3): 734-743. JIN L, LI Y E, GAO Q Z, et al. Estimate of carbon sequestration under cropland management in China[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2008, 41(3): 734-743. DOI:10.3864/j.issn.0578-1752.2008.03.014 |
| [40] |
李柘锦, 隋鹏, 龙攀, 等. 不同有机物料还田对农田系统净温室气体排放的影响[J]. 农业工程学报, 2016, 32(S2): 111-117. LI Z J, SUI P, LONG P, et al. Effects of different organic wastes application on net greenhouse gas emission in farmland system[J]. Transactions of the CSAE, 2016, 32(S2): 111-117. |
| [41] |
徐敏, 伍钧, 张小洪, 等. 生物炭施用的固碳减排潜力及农田效应[J]. 生态学报, 2018, 38(2): 393-404. XU M, WU J, ZHANG X H, et al. Impact of biochar application on carbon sequestration, soil fertility and crop productivity[J]. Acta Ecologica Sinica, 2018, 38(2): 393-404. |