不同水分對半干旱地區砂壤土溫室氣體排放的短期影響

李平 ，魏瑋 ，郎漫 *

（1.南京信息工程大學，江蘇省農業氣象重點實驗室，南京 210044；2.南京信息工程大學應用氣象學院，南京 210044）

CO2、N2O 和 CH4是 3 種重要的溫室氣體，在所有溫室氣體中CO2的增溫效應貢獻為60%，工業革命后大氣中CO2濃度持續遞增，2018 年大氣中CO2濃度為407.8 μL·L-1[1]，預計到 2100 年將達到 540～970 μL·L-1[2]。大氣中 N2O 和 CH4的濃度雖然沒有 CO2高，但是其百年尺度上的增溫效應分別是CO2的310 倍和21 倍，對溫室效應的貢獻分別為7.9%和14.3%[3]。受人類活動影響，大氣中N2O 和CH4的濃度正在以每年約0.3%和0.8%的速度增長，2018 年大氣中N2O 和CH4濃度為 331.1 nL·L-1和 186.9 nL·L-1[1]，預計到2100年將分別增加38～44 nL·L-1和190～197 nL·L-1[2]。土壤作為大氣中溫室氣體的主要排放源，灌溉、施肥、耕作方式等都會通過影響土壤理化性質而對溫室氣體排放產生影響[4-5]，其中土壤水分含量是一個重要影響因素。

土壤排放的N2O 主要經由硝化和反硝化過程產生，不同水分含量下兩個過程發生的強度及N2O 排放量有很大差異。土壤含水量通過影響土壤中氧氣分壓而影響土壤硝化過程產生的N2O 量，在一定水分含量范圍內，硝化速率及N2O 排放量隨水分含量的增加顯著增加[6]；之后水分含量進一步增加，土壤氧壓下降反而會降低硝化速率并增加N2O 占硝化氮的比例[7]。Wrage 等[8]指出，水分含量變化會使土壤功能微生物群體發生改變。水分含量增加導致的土壤氧氣含量減少有助于硝化細菌反硝化過程的發生，從而排放大量N2O[9]。土壤水分含量對反硝化過程的影響存在一個臨界值，大于這個臨界值時，反硝化速率隨水分含量的增加而顯著增加。Davidson[10]指出，60%的孔隙含水量（WFPS）值是反硝化過程大量產生N2O 的臨界值，WFPS 大于60%時，硝化速率逐漸減弱，反硝化速率逐漸增加并開始排放大量N2O；進一步增加水分含量，N2O逐漸還原為N2，N2O排放量也隨之降低。

土壤中的微生物大部分為好氣性微生物，微生物通過呼吸作用釋放CO2的量受土壤水分含量影響。有研究表明，厭氧條件下CO2排放量是好氧條件下的80%[11]。這可能是因為厭氧條件下能進行呼吸的土壤微生物數量很少[12]，或者厭氧條件抑制了一些酶的合成及化學反應，使得微生物可利用的碳源減少[13]。但也有研究報道，厭氧條件下短期內土壤CO2排放量比好氧條件下高約50%，可能來源于某些不能被微生物利用的含碳化合物的分解釋放[14]。

黑龍江省半干旱地區地廣人稀，土地資源豐富，是我國重要的商品糧基地。區域內土壤類型多樣，分布復雜，其中砂壤土是一種重要的農業耕作土壤[21]。由于降雨偏少且分布不均勻，土壤風蝕狀況嚴重，該地區的土壤肥力不斷下降，生產力較低[22]，土壤水分狀況成為限制當地農作物高產的主要因素。為了提高作物產量，農業生產中需進行灌溉和大量施用氮肥，這勢必會對土壤溫室氣體排放造成影響。此外，雖然半干旱地區土壤的含水量通常較低，但短期強降雨仍有可能導致某些低洼地區的土壤出現短期淺層淹水狀態。然而，目前有關東北半干旱地區砂壤土不同水分含量下溫室氣體排放規律的研究尚未見報道。因此，本研究以黑龍江省半干旱地區的砂壤土為對象，通過室內培養試驗研究不同水分條件（60%WHC、100% WHC、淹水）下土壤N2O、CO2和CH4的排放規律，以期為半干旱地區耕作土壤的溫室氣體減排和水分管理提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 土樣采集

供試土壤采自黑龍江省齊齊哈爾市泰來縣。齊齊哈爾市位于黑龍江省西部，地處45°53′～48°56′N、122°24′～126°41′E，海拔高度在200～500 m。該地區屬溫帶半干旱大陸性季風氣候，四季特點明顯，春季干旱多風，夏季炎熱多雨，秋季短暫霜早，冬季干冷漫長。年平均氣溫2.3 ℃，年平均降水量454 mm，降雨多集中在6—9 月，占全年降水量的85%以上。土壤類型以砂壤土為主。

采樣地點常年種植玉米，年均施肥量約為120 kg N·hm-2。于2019年秋季玉米收獲后取樣，采用S形多點采樣法采集0～20 cm 耕層土壤，將新鮮土樣去除植物殘體并混勻后過2 mm 篩，于4 ℃下保存用于培養試驗。另將一部分土壤風干后磨細過篩用于基本理化性質分析。土壤理化性質為：土壤pH 值7.27，田間最大持水量（WHC）為39.3%，有機碳和全氮含量分別為14.6 g·kg-1和1.13 g·kg-1，碳氮比為12.9，水溶性有機碳和水溶性有機氮含量分別為154 mg·kg-1和16.4 mg·kg-1，銨態氮和硝態氮含量分別為1.78 mg N·kg-1和9.68 mg N·kg-1，砂粒、粉粒和黏粒含量分別為80.5%、11.1%和8.4%。

1.2 土壤培養

試驗設置 3 個水分處理：60% WHC（WFPS 為50%）、100%WHC（WFPS 為84%）和淹水。稱取相當于30 g烘干土質量的新鮮土樣于45個250 mL三角瓶中，用移液管向三角瓶中均勻加入NH4NO3溶液使得添加氮濃度為60 mg N·kg-1，在添加氮溶液的同時分別調節水分含量至設定含水量，淹水處理添加40 mL水（上覆水約5 mm）。將三角瓶用錫箔封口，并在錫箔上扎4～5 個洞以利于通氣，然后將三角瓶置于25 ℃恒溫培養箱中黑暗培養7 d。培養期間蒸發損失的水分通過稱重法用滴管添加以維持設定含水量。7 d 培養期間每個水分處理每日隨機選取3 瓶土壤用于采集培養瓶上部空間氣體以測定N2O、CO2和CH4濃度。取氣時去除錫箔，用帶取氣孔的硅膠塞塞住瓶口并用704 膠密封，將取氣孔與真空泵相連，抽取真空2 min，然后通入室內空氣至平衡氣壓狀態，如此反復3 次使得三角瓶內空氣中N2O 濃度與室內空氣相同，采集氣體樣品并以此時濃度為樣品的初始濃度。采氣時，用20 mL 注射器反復抽取3 次以混勻瓶內氣體，然后抽取20 mL 氣體樣品注入預先抽好真空的18.5 mL 取氣瓶中。密閉4 h 后再次采氣。在第1、3、5、7 d 氣體采集后，向三角瓶中加入 75 mL 2 mol·L-1KCl 溶液振蕩提取1 h，過濾后測定濾液中的濃度。

1.3 測定項目與方法

土壤pH 采用電位法測定（水土比為2.5∶1）；土壤最大持水量的測定參照文獻中[23]的方法；土壤黏粒、粉粒和砂粒含量采用吸管法測定；土壤有機碳采用重鉻酸鉀外加熱容量測定；土壤全氮采用開氏法測定；土壤水溶性有機碳和水溶性有機氮經去離子水浸提（液土比為5∶1）過濾后用有機碳氮分析儀測定；土壤無機氮經2 mol·L-1KCl 溶液浸提（液土比為2.5∶1）過濾后用流動分析儀測定；N2O、CO2和CH4濃度采用島津氣相色譜儀測定。

1.4 結果計算與統計分析

凈硝化速率計算公式如下：

式中：n為凈硝化速率，mg N·kg-1·d-1；t為培養時間，為土壤硝態氮含量，mg N·kg-1。

N2O、CO2和CH4氣體排放速率計算公式如下：

盡管該句在語義上表達了一個完整的語義真值命題(5a)，但它不是說話者想交際的命題，交際命題是具體化的語用擴展意義(5b)。因說話者沒有明示傳達小王弄傷的是誰的手指，這個概念是說話者意圖的一部分，需要在給定的語境下，以擴展的方式來獲取，它不對應于句內任何語義成分。因為話語(5b)里沒有需要語義填補的槽位，擴展不是語言控制的，是自由的純語用過程，是概念上的強化，不是邏輯上的強化。

式中：F為氣體排放速率，μg N2O-N·kg-1·h-1/mg CO2-C·kg-1·h-1/μg CH4-C·kg-1·h-1；ρ為標準狀態下 N2ON、CO2-C 和CH4-C 的密度為單位時間內培養瓶內氣體濃度增加量，×10-6·h-1或×10-9·h-1；V為培養瓶上部空間有效體積，m3；T為培養溫度，℃；W為培養瓶內烘干土質量，kg。氣體累積排放量采用相鄰兩次取樣的氣體排放速率平均值與時間乘積后加權累積計算得出。

N2O排放比率計算公式如下：

式中：R為 N2O 排放比率，%；FN2O為培養期間 N2O 的平均排放速率，mg N2O-N·kg-1·d-1；n為培養期間土壤凈硝化速率，mg N·kg-1·d-1。

全球增溫潛勢（Global warming potential，GWP）計算公式如下[24]：

式中：GWP為3種溫室氣體的全球增溫潛勢，mg CO2-eq·kg-1；FCO2為CO2累積排放量，mg CO2-C·kg-1；FCH4-C為 CH4累積排放量，mg CH4-C·kg-1；FN2O-N為 N2O-N累積排放量，mg N2O-N·kg-1。

文中數據為3 次重復的平均值，采用Origin 軟件作圖，采用SPSS 13.0 軟件進行統計分析。凈硝化速率、氣體排放速率和累積排放量、N2O 排放比率、全球增溫潛勢用Duncan（SSR）方法分析不同水分處理在P＜0.05和P＜0.01水平下的差異顯著性。

2 結果與分析

2.1 N2O排放速率和累積排放量

不同水分含量對土壤N2O 排放速率具有顯著影響，N2O 排放速率隨水分含量的增加而顯著增加（圖1a）。3 個水分條件下土壤N2O 排放速率的動態變化趨勢相同，都表現為隨著培養的進行先增加至峰值后再降低，60% WHC 處理的排放速率峰值出現在培養后的第5 d，100% WHC 和淹水處理的排放速率峰值出現在培養后的第3 d。整個培養期間60% WHC 處理的 N2O 平均排放速率為 0.014 mg N2O-N·kg-1·d-1，100% WHC 和淹水處理的N2O 平均排放速率分別為0.109 mg N2O-N·kg-1·d-1和 0.419 mg N2O-N·kg-1·d-1，是60%WHC處理的7.8倍和29.9倍（P＜0.01）。至培養結束，60%WHC、100%WHC和淹水處理的N2O累積排放量分別為0.098、0.763、2.932 mg N2O-N·kg-1，各處理間差異極顯著（P＜0.01）（圖1b）。

60%WHC和100%WHC條件下土壤凈硝化速率分別為2.21 mg N·kg-1·d-1和2.04 mg N·kg-1·d-1，兩者沒有顯著差異（P＞0.05），但均顯著高于淹水條件下的凈硝化速率（0.88 mg N·kg-1·d-1）（P＜0.05）（圖 2）。N2O 排放比率隨著水分含量的增加而顯著增加，土壤水分含量為60% WHC 時，N2O 排放比例僅為0.64%，水分含量增加至100%WHC 和淹水時，N2O 排放比率顯著增加至5.35%和47.5%（P＜0.01）（圖2）。

2.2 CO2排放速率和累積排放量

不同水分條件下土壤的CO2排放速率均隨培養的進行逐漸降低（圖3a），說明土壤中易分解有效碳含量逐漸減少。土壤水分含量從60% WHC 增加到100% WHC 對CO2排放速率沒有顯著影響（P＞0.05），整個培養期間60%WHC 和100%WHC 處理的CO2平均排放速率分別為9.92 mg CO2-C·kg-1·d-1和10.1 mg CO2-C·kg-1·d-1。淹水促進了土壤中CO2的排放，各取樣時間淹水處理的CO2排放速率均顯著高于60%WHC 和100% WHC 處理（P＜0.05），整個培養期間淹水處理的CO2平均排放速率為12.7 mg CO2-C·kg-1·d-1。至培養結束，淹水處理的CO2累積排放量達到89.0 mg CO2-C·kg-1，顯著高于 60% WHC 和 100%WHC 處理（69.5 mg CO2-C·kg-1和 70.9 mg CO2-C·kg-1）（圖 3b）。

2.3 CH4排放速率和累積排放量

不同水分條件下土壤的CH4排放都表現為隨著培養時間的推進先增加后降低，峰值出現在培養后的第5 d（圖4a）。土壤水分從60% WHC 增加到100%WHC 對CH4排放沒有顯著影響（P＞0.05），整個培養期間60%WHC 和100%WHC 處理的CH4平均排放速率分別為2.99 μg CH4-C·kg-1·d-1和2.53 μg CH4-C·kg-1·d-1。淹水促進了土壤中CH4的排放，各取樣時間淹水處理的CH4排放速率均顯著高于60% WHC 和100% WHC 處理（P＜0.05），其平均排放速率達 5.14 μg CH4-C·kg-1·d-1。至培養結束，淹水處理的CH4累積排放量達到 36.0 μg CH4-C·kg-1，顯著高于 60%WHC 和 100% WHC 處理（20.9 μg CH4-C·kg-1和 17.7 μg CH4-C·kg-1）（圖4b）。

2.4 全球增溫潛勢

不同水分條件下土壤的全球增溫潛勢（GWP）如圖5 所示。60% WHC 處理土壤GWP 為296 mg CO2-eq·kg-1，而土壤水分含量增加到100%WHC 時，GWP增加到 578 mg CO2-eq·kg-1，是 60%WHC 處理的 1.95倍（P＜0.01）。淹水處理的GWP遠高于其余2個處理，達到 1 549 mg CO2-eq·kg-1，分別為 60% WHC 和100%WHC處理的5.23倍和2.68倍（P＜0.01）。

3 討論

3.1 N2O排放

硝化和反硝化作用是土壤排放N2O 的兩個主要過程，硝化作用的發生需要好氧條件，反硝化作用的發生需要厭氧條件[25]。本研究中土壤水分含量從60%WHC增加至100%WHC對凈硝化速率沒有顯著影響，但顯著促進了N2O 的排放，這與其他研究結果一致[26-27]。研究指出，當土壤水分含量大于60%WHC 時，硝化速率逐漸下降，反硝化作用開始發生，反硝化速率隨著水分含量的增加而顯著增加[28]。本研究所用土壤為砂壤土，砂粒含量高、黏粒含量低、通氣性能好，利于硝化作用的發生。因此，當土壤水分含量增加至100%WHC 時也沒有顯著影響硝化速率，說明在60%～100%WHC范圍內，水分含量不是影響硝化細菌活性的主要因素。但100%WHC 條件下N2O 排放速率是60%WHC 條件下的7.8倍，可能是因為在厭氧微區內發生了反硝化作用，從而導致N2O的大量排放。已有研究表明，硝化過程排放N2O的比例在0.02%～0.2%[29-30]。本研究中100% WHC 處理的土壤N2O 排放比例為5.35%，超過了前人報道的N2O 排放比率范圍，進一步證明培養過程中厭氧微區反硝化作用的發生。Cheng等[26]的研究發現，65%WHC條件下草地和林地土壤硝化作用對N2O 排放量的貢獻不到40%，土壤水分含量增加到100% WHC 時，硝化作用的貢獻率更低，土壤排放的N2O更多地來源于反硝化過程。本研究的淹水處理屬于淺層淹水條件，培養瓶中的土層厚度約為1 cm，水層厚度約為5 mm。有研究指出，土壤淺層淹水可使表層土體（5～8 mm）和接近瓶壁的土體處于好氣狀態，溶解在表面水層中的氧氣可以滲入到土壤孔隙中以滿足硝化微生物對氧氣的需求[31]。因此，本研究培養期間淹水處理土壤仍有硝化作用發生（圖2），但硝化速率相比60%WHC 條件下的好氧狀態降低了60%，說明淹水狀態很大程度上抑制了硝化作用的進行。淹水處理的土壤N2O 排放速率是60%WHC 處理的30 倍，說明淹水狀態降低了土壤的通透性，促進了反硝化作用的發生和N2O的大量排放。但Pihlatie等[32]研究發現，砂壤土由于其良好的通氣性，在100% WFPS 甚至淹水條件下土壤N2O的排放仍然主要來自硝化過程。因此，基于砂壤土的特殊物理性狀，有必要開展相關研究以明確土壤排放N2O 的具體機制。本研究中添加的氮溶液沒有進行15N 標記，不能量化硝化和反硝化過程對N2O排放的貢獻，后續還將針對不同水分含量下砂壤土N2O的排放途徑開展深入研究。

3.2 CO2排放

在沒有種植作物的實驗室培養條件下，土壤中的CO2排放主要來自微生物呼吸[33]。因此，土壤微生物呼吸強度可以用來表征土壤微生物活性的大小。土壤微生物活性與土壤水分含量密切相關，干燥條件不利于土壤微生物的存活[34]。在一定水分含量范圍內，微生物活性隨著水分含量的增加而增加。蔡祖聰等[35]認為，不同水分環境下的土壤，其微生物所需的最佳水分含量不同。本研究中土壤水分含量從60%WHC增加至100%WHC對土壤微生物呼吸沒有產生顯著影響，說明在60%～100%WHC水分范圍內，水分不是影響砂壤土微生物活性的主要因素。Cheng 等[26]也發現，土壤水分從 65% WHC 增加至100% WHC 沒有引起林地和草地土壤微生物呼吸釋放CO2量的顯著變化，這與本研究結果一致。土壤微生物呼吸對水分含量的響應也與土壤類型有關[35]，對砂粒含量高、通氣性能好的砂壤土而言，當土壤水分含量為100%WHC 時，雖然水分充足，但土壤仍然處于好氧狀態[32]，并沒有顯著影響好氣微生物的種類和數量。目前，有關淹水厭氧條件影響土壤微生物呼吸的不同研究結果間差異較大。有研究報道[11]，厭氧條件會抑制微生物活性，減少CO2排放，因為厭氧條件下能夠進行呼吸的微生物種類很少，同時厭氧條件抑制了一些酶的合成和生物化學反應，使得微生物可利用的有效碳源減少。但Koike等[36]觀測到厭氧條件下短期內土壤仍會釋放大量CO2，隨后CO2排放量開始降低，且厭氧條件下CO2的排放量反而可能高于好氧條件下[14]。本研究中淹水處理屬于淺層淹水條件，大氣中的氧氣可以滲入土壤中，沒有完全處于厭氧狀態，此水分條件仍顯著促進了CO2的排放，這可能與土壤有效碳數量的變化有關。淹水條件導致一些土壤微生物死亡，死亡微生物釋放出來的溶解性有機碳為存活的微生物提供了大量有效碳，這種在能源上的巨大擾動顯著促進了微生物的生長和繁殖[37]，從而促進了微生物呼吸量的顯著增加。本研究結果與前人的研究結果一致[14，36]，但本研究的培養時間較短，有關淹水條件對微生物呼吸的長期影響還有待于進一步研究。

3.3 CH4排放

土壤中CH4的排放是在厭氧條件下產甲烷菌以CO2無機物或者乙酸等有機物為底物的還原過程[38]，土壤水分變化對CH4排放具有重大影響[39]。土壤中CH4的排放是CH4產生、氧化與傳輸的綜合結果，水分含量的變化會同時影響CH4產生和氧化過程[15]。本研究中60% WHC 水分處理為好氣條件，不利于CH4的產生，因為產CH4菌是嚴格厭氧細菌，短時間暴露于空氣即可死亡，但試驗中仍然監測到了CH4的微量排放，這可能是土壤顆粒間形成的厭氧微區所致。在添加氮溶液及調節水分過程中，不可能達到理論上的均勻一致，土壤顆粒間的部分孔隙可能被水分填滿飽和形成了利于CH4排放的微域厭氧環境[40]。一些前人研究也曾報道好氣條件下土壤CH4的微量排放[40-42]，這與本研究結果一致。值得注意的是，雖然旱作土壤的好氧條件不利于CH4的排放，但實際農業生產中，在玉米生長期間，短時間內的強降雨或不合理灌溉都可能導致旱作土壤內部的部分區域形成厭氧微區，進而導致CH4的排放。與60% WHC 處理相比，土壤水分含量增加到100% WHC 時并沒有顯著促進CH4的排放。如前所述，由于砂壤土特殊的質地結構，水分含量達到100% WHC 時土壤仍然具有良好的通氣性，因此在60%～100%WHC水分范圍內，水分含量的變化可能對土壤氧化還原電位和氣體傳輸擴散沒有產生顯著影響，進而使得產CH4菌和CH4氧化菌的活性與60%WHC 條件下無異，但具體原因還需進行深入研究。相對于60%WHC和100%WHC處理，淹水處理顯著促進了CH4的排放，一方面，淹水條件降低了氧化還原電位，促進了產CH4菌的生長和繁殖，同時淹水導致CH4和氧氣的運動速度減慢，使CH4氧化菌的活性因氧氣有效性降低而受到抑制，從而促進 CH4排放[19，43]；另一方面，淹水處理透氣性較差，導致了一些好氣微生物的死亡，死亡微生物釋放出來的溶解性有機碳為產CH4菌提供了營養基質和能量[37]，進而促進了CH4的排放。此外，淹水抑制了硝化作用的進行（圖2），銨態氮的大量存留抑制了CH4的氧化，從而促進了CH4的排放。有研究指出，長期使用銨態氮肥可導致CH4氧化能力降低數倍至數十倍[44]。因此，淹水條件下土壤CH4排放速率的增加可能是水分和銨態氮綜合作用的結果。

砂壤土是黑龍江省半干旱地區的重要耕作土壤，由于年降雨量偏少，土壤水分匱乏，灌溉是提高土壤水分含量的主要途徑。然而，本研究結果表明土壤水分含量的增加促進了溫室氣體的排放，尤其是短期內淺層淹水會同時促進N2O、CO2和CH4的大量排放，顯著增加全球增溫潛勢。因此，農業生產中，在進行田間灌溉時要注意控制灌溉水量，同時也要避免強降雨對低洼地區造成的短期淹澇。需要強調的是，本研究是在室內培養條件下進行的，與田間實際環境條件有一定差異。田間土壤溫室氣體排放可能受水分、溫度、作物等多種因素的綜合影響，本培養試驗沒有考慮作物的影響，試驗結果僅適用于土壤層面。因此，今后還需開展田間原位監測試驗以深入系統地研究水分對砂壤土溫室氣體排放的影響。

4 結論

（1）土壤水分含量從60% WHC 增加到100%WHC 對砂壤土的凈硝化速率沒有顯著影響，但顯著促進了N2O 的排放。相比水分不飽和條件（60%WHC），淹水處理顯著抑制了土壤硝化作用，但N2O平均排放速率增加了29.9倍。

（2）土壤水分含量從60% WHC 增加到100%WHC對砂壤土的CO2和CH4排放速率沒有顯著影響，淹水處理則顯著促進了土壤CO2和CH4的排放。

（3）半干旱地區降雨較少，在通過灌溉調節田間水分含量或者遇到強降雨時應注意短期淹澇對土壤溫室氣體排放的顯著影響。