尿素和生物質(zhì)炭對(duì)茶園土壤pH值及CO2和CH4排放的影響

蔣夢(mèng)蝶，何志龍 ，孫 赟，周 維 ，胡榮桂 ，2，林 杉*

（1.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，武漢 430070；2.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境生態(tài)中心，武漢 430070）

茶樹是我國(guó)重要的經(jīng)濟(jì)作物，我國(guó)茶樹的種植面積和茶葉產(chǎn)量均居世界首位[1]。截止到2012年，我國(guó)茶園種植總面積已突破200萬(wàn)hm2，茶葉產(chǎn)量接近200萬(wàn)t，并仍保持著較高的增長(zhǎng)速率。茶樹屬多年生草本植物，由于茶農(nóng)對(duì)茶葉產(chǎn)量和品質(zhì)的追求，會(huì)定期施加大量肥料。茶園的特殊管理模式，肥料的大量施用，使得茶園成為一個(gè)有別于其他農(nóng)業(yè)系統(tǒng)的特殊的生態(tài)系統(tǒng)。茶樹起源于西南地區(qū)，對(duì)生長(zhǎng)環(huán)境有著特殊的要求，具有喜酸怕堿的生長(zhǎng)習(xí)性，土壤pH值在4~6.5之間茶樹才能正常生長(zhǎng)。由于茶樹的聚鋁性加上肥料的大量使用，茶園土壤逐漸酸化，有些酸化嚴(yán)重的地區(qū)土壤pH值甚至達(dá)到4以下，嚴(yán)重制約了茶樹的生長(zhǎng)。據(jù)調(diào)查，重慶市80%以上的茶園地區(qū)土壤pH處于非最佳范圍內(nèi)，福建茶園土壤pH值小于4的占到30%左右，而江西省茶園土壤pH值均在4.5以下[2]，其他省份茶園土壤酸化情況也十分嚴(yán)重，已經(jīng)到了嚴(yán)重制約我國(guó)茶產(chǎn)業(yè)發(fā)展的地步。

生物質(zhì)炭是有機(jī)物料在限氧條件下經(jīng)高溫?zé)峤猱a(chǎn)生的一種富碳難溶性固態(tài)有機(jī)物質(zhì)[3]。其作為土壤改良劑和固碳物質(zhì)受到科技工作者的廣泛關(guān)注[4]。生物質(zhì)炭中的灰化堿等堿性物質(zhì)可提高土壤pH值，一定程度上起到緩解土壤酸化作用，另外，生物質(zhì)炭對(duì)增強(qiáng)土壤肥力、減緩農(nóng)業(yè)面源污染也具有積極作用[5-6]。我國(guó)是秸稈生產(chǎn)大國(guó)，農(nóng)業(yè)部數(shù)據(jù)顯示我國(guó)秸稈年產(chǎn)生量已達(dá)9億t，其中小麥秸稈是我國(guó)常見的一種生物質(zhì)材料，把小麥秸稈制成生物質(zhì)炭施加到土壤中可緩解土壤酸化問(wèn)題并有效利用生物質(zhì)材料。以往研究關(guān)于向土壤中添加生物質(zhì)炭后對(duì)土壤溫室氣體排放的影響至今尚無(wú)定論，增加或減少某一種或多種溫室氣體排放或無(wú)影響[7-8]。而以往的研究多為單一因素對(duì)茶園土的影響，對(duì)肥料與生物質(zhì)炭等的復(fù)合作用效果仍然不清楚。因此，本試驗(yàn)以湖北咸寧地區(qū)植茶年限為50年的茶園土壤為研究材料，在施氮和不施氮的情況下，探討添加不同比例的生物質(zhì)炭對(duì)茶園土壤改良和溫室氣體排放的影響，以期為試驗(yàn)土壤采集地確定合適的生物質(zhì)炭添加比例，為酸化茶園土壤改良和固碳減排提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤和生物質(zhì)炭

供試土壤取自湖北省咸寧市（29°02′~30°18′N，133°31′~144°58′E）賀勝橋鎮(zhèn)，植茶年限 50 年左右的茶園。當(dāng)?shù)囟嗄昶骄鶜鉁?6.8℃，多年平均降水量1 577.4 mm，氣候溫和，降水充沛，屬于中亞熱帶向北亞熱帶過(guò)渡的氣候區(qū)。采集茶園0~20 cm表層土壤，剔除根系有機(jī)殘?bào)w和石子后帶回實(shí)驗(yàn)室，同時(shí)取環(huán)刀土測(cè)量容重。取部分鮮土樣用于測(cè)定土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮等指標(biāo)，其余土樣風(fēng)干后磨細(xì)過(guò)2 mm篩，用于室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)。供試土壤基本理化性質(zhì)：全碳24.20 g·kg-1，總氮 1.37 g·kg-1，容重 1.31 g·cm-3，pH 4.44。

生物質(zhì)炭由小麥秸稈在缺氧環(huán)境中600℃熱裂解2 h制備而成，過(guò)2 mm篩。生物質(zhì)炭基本理化性質(zhì)：有機(jī)碳 415.27 g·kg-1，總氮 11.80 g·kg-1，pH 8.63。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)于2016年3—4月進(jìn)行。通過(guò)添加生物質(zhì)炭和尿素來(lái)研究生物質(zhì)炭和氮肥對(duì)茶園土壤pH值、CO2和CH4排放的影響。試驗(yàn)共設(shè)置施氮（N1，150 mg N·kg-1干土）和不施氮（N0）2個(gè)施氮水平；生物質(zhì)炭設(shè)不施、低、中和高4個(gè)水平（記為B0、B1、B2、B3），分別為 0、10、30、50 g·kg-1，分別相當(dāng)于田間施用量的 0、22.5、67.5、112.5 t·hm-2。共組成 8 個(gè)處理，分別為：氮肥和生物質(zhì)炭均不施的對(duì)照（CK）、不施氮低生物質(zhì)炭（N0B1）、不施氮中生物質(zhì)炭（N0B2）、不施氮高生物質(zhì)炭（N0B3）、施氮不施生物質(zhì)炭（NB0）、施氮低生物質(zhì)炭（NB1）、施氮中生物質(zhì)炭（NB2）、施氮高生物質(zhì)炭（NB3）。

稱350 g風(fēng)干過(guò)篩土樣，置于一組規(guī)格為1000 mL培養(yǎng)瓶中，并調(diào)節(jié)土壤含水量至40%土壤孔隙含水率（WFPS）后置于恒溫箱暗培養(yǎng)7 d，以活化土壤微生物并消除干濕效應(yīng)[9]，培養(yǎng)溫度設(shè)置為25±1℃；預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后生物質(zhì)炭和氮肥按照設(shè)計(jì)比例與活化土壤充分?jǐn)嚢杌旌?，調(diào)節(jié)土壤含水量至60%WFPS。用中間帶有兩個(gè)小孔的硅橡膠塞塞住瓶口，其中一孔中插入套有三通閥軟管的玻璃管，作為氣體取樣口和交換口，另一孔中插入綁有氣球的玻璃管，用于平衡培養(yǎng)瓶中的壓強(qiáng)。檢查密封性后將培養(yǎng)瓶放入恒溫培養(yǎng)箱中好氧培養(yǎng)47 d，每隔1 d用稱重法補(bǔ)充因蒸發(fā)散失的水分，以保持土壤含水量的恒定。每個(gè)處理設(shè)6個(gè)重復(fù)，3個(gè)用于溫室氣體的采集測(cè)定，3個(gè)用于土壤-N、-N含量和土壤pH值等指標(biāo)的動(dòng)態(tài)變化分析，并于試驗(yàn)的第 1、3、5、9、13、19、25、32、39、47 d采集土樣測(cè)定。

在培養(yǎng)的第 1、2、3、4、5、6、9、10、11、12、13、15、17、19、22、25、28、31、40、47 d 采集氣體樣品。采樣前，培養(yǎng)瓶敞口30 min，使得培養(yǎng)瓶中氣體和大氣間充分交換，之后密閉培養(yǎng)瓶，并采集培養(yǎng)瓶上部空間氣體，作為初始?xì)怏w濃度，記錄采樣時(shí)間，密閉靜置培養(yǎng)1 h后，反復(fù)推拉注射器以混勻瓶中氣體，然后立即抽氣并移至預(yù)真空的集氣瓶中，再次記錄采樣時(shí)間。

1.3 氣體及土壤樣品分析

CO2和CH4濃度由氣相色譜儀（Agilent 7890A）測(cè)定；硝態(tài)氮、銨態(tài)氮采用1 mol·L-1KCl振蕩浸提，流動(dòng)分析儀測(cè)定（德國(guó)Seal Analytical AA3）；土壤pH采用酸度計(jì)電位法測(cè)定（1∶2.5土水比）；土壤DOC含量采用超純水振蕩浸提，德國(guó)Elementer Vario TOC儀測(cè)定[10]；土壤MBC含量采用氯仿熏蒸0.5 mol·L-1K2SO4溶液浸提測(cè)定[10]；容重采用環(huán)刀法[11]測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)計(jì)算與統(tǒng)計(jì)

CO2和CH4排放通量計(jì)算公式：

式中：F為CO2（mg·kg-1·h-1）和CH4排放通量（μg·kg-1·h-1），正值為排放，負(fù)值為吸收；ρ為標(biāo)準(zhǔn)狀況下氣體的密度；V是培養(yǎng)瓶頂空體積，L；m為土樣干重，g；Δc/Δt為在一特定時(shí)間內(nèi)的氣體濃度變化速率；T為絕對(duì)溫度；α 分別為 CO2換算到 C（12/44）、CH4換算到 C（12/16）的轉(zhuǎn)換因子。

CO2和CH4累積排放量計(jì)算公式：

式中：M 為土壤氣體累積排放量（mg·kg-1或 μg·kg-1）；F 為氣體排放通量（μg·kg-1·h-1或 mg·kg-1·h-1），i為采樣次數(shù)；t為采樣時(shí)間，d。

實(shí)驗(yàn)結(jié)果均以3次重復(fù)的平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤來(lái)表示，實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)用Excel軟件進(jìn)行處理后，使用SPSS16.0軟件進(jìn)行單因素方差分析，采用Pearson方法分析CO2和CH4排放通量與環(huán)境因子以及CO2和CH4累積排放量與生物質(zhì)炭添加量之間的相關(guān)性，顯著性水平P=0.05，并用Origin8.0軟件進(jìn)行圖形繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤pH值變化特征

培養(yǎng)期間，添加生物質(zhì)炭后土壤pH值隨著生物質(zhì)炭添加量的增加而提高（圖1），土壤pH平均值（表1）顯著高于對(duì)照CK（P<0.05）。隨著試驗(yàn)時(shí)間的延長(zhǎng)，各處理土壤pH值逐漸降低，最終趨于平緩。施加氮肥后，土壤pH先升高并于試驗(yàn)的第5 d達(dá)到峰值，之后快速下降直至試驗(yàn)結(jié)束時(shí)仍保持較高的降速。氮肥添加及與生物質(zhì)炭共施顯著提高了土壤平均pH值（P<0.05）。試驗(yàn)結(jié)束時(shí)處理 N0B1、N0B2、N0B3、NB0、NB1、NB2和NB3土壤pH值較對(duì)照組CK分別提高了0.04、0.33、0.74、0.31、0.32、0.53、0.69 個(gè)單位。

2.2 土壤礦質(zhì)態(tài)氮含量變化特征

2.3 土壤可溶性有機(jī)碳（DOC）和微生物量碳（MBC）變化特征

圖2 土壤-N含量動(dòng)態(tài)變化Figure 2 Temporal dynamics of soil

表1 不同處理土壤pH值和、DOC、MBC平均含量Table 1 The average content of ,DOC,MBC and pH for different treatments soil

表1 不同處理土壤pH值和、DOC、MBC平均含量Table 1 The average content of ,DOC,MBC and pH for different treatments soil

注：不同英文字母表示處理間差異顯著（P<0.05）。Note：Different letters indicate the significant difference（P<0.05）of different treatments.

處理 土壤pH 銨態(tài)氮NH+4-N/mg·kg-1 硝態(tài)氮NO-3-N/mg·kg-1 可溶性有機(jī)碳/mg·kg-1 微生物量碳/mg·kg-1 CK 4.69±0.02a 117.51±5.55c 70.71±2.10a 18.24±5.41ab 23.25±1.01a N0B1 4.87±0.03b 84.74±3.03b 76.97±3.02abc 13.59±1.28a 26.14±4.67ab N0B2 5.22±0.07d 69.96±5.67ab 80.67±4.07bc 18.92±1.11ab 22.27±4.87a N0B3 5.75±0.03f 63.82±2.12a 81.93±2.50c 28.76±2.51b 28.76±8.27ab NB0 5.03±0.04c 250.36±17.40e 70.66±1.82a 50.76±4.38c 28.90±2.59ab NB1 5.33±0.01e 234.39±12.36e 73.24±4.21a 58.35±7.68c 27.61±8.78ab NB2 5.71±0.06f 204.67±19.12d 74.84±2.74ab 79.97±6.00d 34.48±0.29bc NB3 6.01±0.08g 195.47±12.36d 88.68±5.37d 94.82±12.12e 41.23±1.81c

圖3所示各處理組中土壤DOC含量在培養(yǎng)試驗(yàn)的第1 d出現(xiàn)最大值，之后快速下降，在試驗(yàn)的中后期基本穩(wěn)定，一直處于較低水平。添加生物質(zhì)炭提高了土壤中DOC的含量，并且生物質(zhì)炭添加量越大效果越明顯，但未達(dá)到顯著水平（P<0.05）。施肥處理土壤中DOC含量顯著（P<0.05）高于對(duì)應(yīng)的不施肥處理。CK、N0B1、N0B2、N0B3、NB0、NB1、NB2 和 NB3 處理組土壤 DOC 平均含量分別為 18.24、13.59、18.92、28.76、50.76、58.35、79.97、94.82 mg·kg-1（表1）。

各處理中土壤MBC含量動(dòng)態(tài)變化趨勢(shì)相似，前期MBC含量呈波動(dòng)式變化特征，試驗(yàn)的中期各處理組MBC含量快速下降直至培養(yǎng)的第32 d，之后至試驗(yàn)結(jié)束土壤中MBC含量基本保持穩(wěn)定且一直處于較低水平。CK、N0B1、N0B2、N0B3、NB0、NB1、NB2 和NB3處理組土壤MBC平均含量分別為23.25、26.14、22.27、28.76、28.90、27.61、34.48、41.23 mg·kg-1（表1）。單施中低量生物質(zhì)炭對(duì)土壤MBC含量影響較小，而單施氮肥以及生物質(zhì)炭與氮肥共施可顯著提高土壤中MBC含量（P<0.05）。

2.4 土壤CO2和CH4的排放

2.4.1 土壤CO2和CH4排放通量變化特征

培養(yǎng)期間，各處理CO2排放通量隨著培養(yǎng)試驗(yàn)的進(jìn)行，均表現(xiàn)出快速下降至較低水平，之后至實(shí)驗(yàn)結(jié)束基本保持穩(wěn)定的變化趨勢(shì)（圖4）。與CK處理相比，添加生物質(zhì)炭、氮肥及生物質(zhì)炭與氮肥共施均顯著促進(jìn)初期CO2的排放，CO2排放通量明顯增大。各處理組CO2排放峰值均出現(xiàn)在第 1 d，CK、N0B1、N0B2、N0B3、NB0、NB1、NB2 和 NB3 排放峰值分別為 0.77、2.72、5.09、6.85、1.43、2.74、4.02、5.51 mg·kg-1·h-1，第 9 d 后各處理CO2排放通量均較低且各處理間差異縮小。

各處理組CH4排放通量變化趨勢(shì)與CO2排放通量變化趨勢(shì)相似，隨著培養(yǎng)試驗(yàn)的進(jìn)行，土壤CH4排放通量快速下降至較低水平后保持穩(wěn)定至試驗(yàn)結(jié)束。生物質(zhì)炭及生物質(zhì)炭與氮肥共施提高了初期CH4的排放通量，N0B1、N0B2、N0B3、NB1、NB2 和 NB3 在培養(yǎng)試驗(yàn)的第1d出現(xiàn)排放峰值，分別為0.17、0.35、0.55、0.10、0.23、0.34 μg·kg-1·h-1，而對(duì)照組 CK 和單施氮肥處理組NB0在整個(gè)培養(yǎng)期間CH4排放通量一直處于較低水平。

2.4.2 土壤CO2和CH4累積排放量及其與生物質(zhì)炭添加量間的關(guān)系

圖3 土壤DOC和MBC含量動(dòng)態(tài)變化Figure 3 Temporal dynamics of soil DOC and MBC

圖4 土壤CO2和CH4排放通量動(dòng)態(tài)變化Figure 4 Temporal dynamics of CO2and CH4fluxes

與對(duì)照組CK相比，添加生物質(zhì)炭顯著促進(jìn)了土壤CO2的排放，生物質(zhì)炭添加量越高，CO2累積排放量增加效果越明顯，不同生物質(zhì)炭添加比例間土壤CO2累積排放量差異顯著（P<0.05）。施氮后進(jìn)一步提高了CO2累積排放量且顯著高于對(duì)應(yīng)的未施氮處理組（圖 5）。實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí) N0B1、N0B2、N0B3、NB0、NB1、NB2和NB3處理組CO2累積排放量分別為對(duì)照組CK 的 1.55、1.99、2.51、1.43、1.93、2.45、2.81 倍。

對(duì)照組CK和氮肥處理組土壤CH4累積排放量較小，與對(duì)照組相比，單施低量生物質(zhì)炭（N0B1）對(duì)CH4累積排放量影響較小，未達(dá)到顯著水平（P>0.05），而添加中（N0B1）高（N0B1）量生物質(zhì)炭可顯著增加CH4的累積排放量（P<0.05）。生物質(zhì)炭與氮肥共施可抑制CH4的排放，CH4累積排放量低于相應(yīng)的單施生物質(zhì)炭處理組。各處理組CH4累積排放量大小順序?yàn)椋篘0B3>B2>NB3>NB2>N0B1>NB1>CK>NB0。

茶園土壤CO2和CH4排放通量與各指標(biāo)間的相關(guān)性分析結(jié)果如表2所示。CO2排放通量與土壤pH值、DOC含量、MBC含量和-N含量間均表現(xiàn)出極顯著的相關(guān)關(guān)系（P<0.01）；CH4排放通量則與土壤pH值、DOC和-N之間關(guān)系顯著（P<0.05）。pH、DOC和-N是CO2和CH4的共同影響因子。

3 討論

添加生物質(zhì)炭顯著提高了土壤平均pH值（P<0.05），試驗(yàn)中N0B1、N0B2和N0B3處理土壤平均pH值較對(duì)照CK分別增加了0.18、0.53、1.06個(gè)單位。開始階段土壤中有機(jī)氮的礦化、有機(jī)陰離子的脫羧作用和生物質(zhì)炭中灰化堿的釋放綜合作用，生物質(zhì)炭處理土壤pH值顯著增加，之后由于硝化作用釋放H+[12-13]以及土壤的緩沖作用，pH值逐漸下降。試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，生物質(zhì)炭處理土壤pH值仍高于對(duì)照CK，短期內(nèi)生物質(zhì)炭對(duì)改良酸化土壤提高土壤pH值具有積極作用。施氮后，尿素水解過(guò)程中消耗大量的H+，導(dǎo)致土壤pH值在培養(yǎng)前期呈上升趨勢(shì)，當(dāng)與生物質(zhì)炭共施時(shí)，生物質(zhì)炭中的堿性物質(zhì)與氮肥共同作用，土壤pH值得到進(jìn)一步提高，之后，由于尿素水解產(chǎn)生的NH+4在轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽或硝酸鹽的過(guò)程中產(chǎn)生H+，土壤pH值快速下降且下降速率快于不施加氮肥處理組。NB0、NB1、NB2和NB3處理組土壤平均pH值分別較CK增加了0.34、0.64、1.02、1.32個(gè)單位。試驗(yàn)結(jié)果與周細(xì)紅等[14]的研究結(jié)果一致，施用尿素短期內(nèi)顯著提高了土壤pH值。但值得注意的是本試驗(yàn)培養(yǎng)時(shí)間較短，因?yàn)槿羰茄娱L(zhǎng)培養(yǎng)時(shí)間，尿素的酸化作用可能會(huì)體現(xiàn)出來(lái)。

圖5 土壤CO2和CH4累積排放量Figure 5 Cumulative CO2and CH4emissions

表2 茶園土壤CO2和CH4排放與環(huán)境因子的相關(guān)性Table 2 Correlation between CO2and CH4emissions and environmental factors for tea garden soil

生物質(zhì)炭處理后均于試驗(yàn)初期排放大量CH4，高量（N0B3）生物質(zhì)炭處理CH4累積排放量顯著（P<0.05）大于中（N0B2）低（N0B1）量生物質(zhì)炭處理，對(duì)照CK在整個(gè)試驗(yàn)期間CH4排放通量均處于較低水平。有研究報(bào)道，施加生物質(zhì)炭可增加土壤中甲烷氧化菌的豐度，提高甲烷氧化菌和產(chǎn)甲烷菌的豐度比[15]，或增加土壤中氧氣含量直接或間接抑制了產(chǎn)甲烷菌的活性或提高甲烷氧化菌的活性[16]，從而降低CH4的排放量。而本試驗(yàn)結(jié)果表明，添加生物質(zhì)炭顯著促進(jìn)了CH4的排放。生物質(zhì)炭中的灰化堿等堿性物質(zhì)可提高土壤pH值，而土壤pH值的升高可增強(qiáng)產(chǎn)甲烷菌的活性[17]，促進(jìn)土壤排放CH4，試驗(yàn)結(jié)果顯示CH4排放通量與土壤pH之間呈顯著的正相關(guān)關(guān)系（表2）；氨和甲烷都能夠競(jìng)爭(zhēng)單氧化酶（MMO）上的活性結(jié)合點(diǎn)，高濃度的氨可驅(qū)離結(jié)合位點(diǎn)上的CH4，降低CH4的氧化量，添加生物質(zhì)炭可顯著降低土壤中-N含量，并提高-N的含量（表1），從而削弱了-N對(duì)CH4的氧化抑制作用[18]。另外，生物質(zhì)炭中存在諸如重金屬等有毒有害化學(xué)物質(zhì)，可抑制土壤中甲烷氧化菌的活性[19]，生物質(zhì)炭施加到土壤中造成土壤水分分布不均，局部出現(xiàn)厭氧環(huán)境[20]，同樣有利于CH4的排放。但也有研究表明，生物質(zhì)炭對(duì)土壤CH4排放的影響不顯著[21-22]，不同的試驗(yàn)結(jié)果可能由具體試驗(yàn)所用生物質(zhì)炭的原材料、熱解溫度、施加量或土壤性質(zhì)間的差異引起的。試驗(yàn)中，氮肥與生物質(zhì)炭共施抑制了CH4的排放。有研究發(fā)現(xiàn)施加氮肥會(huì)影響CH4氧化菌的群落結(jié)構(gòu)[23]，可能是因?yàn)槭┘拥蚀龠M(jìn)了CH4的氧化或?qū)Ξa(chǎn)甲烷菌的生長(zhǎng)產(chǎn)生了抑制作用[24]，從而減少了CH4累積排放量。

試驗(yàn)結(jié)果表明，添加生物質(zhì)炭顯著促進(jìn)了CO2的排放，且生物質(zhì)炭添加量越高，CO2累積排放量越大。土壤排放的CO2主要是由土壤中微生物的呼吸作用所產(chǎn)生，生物質(zhì)炭富含有機(jī)碳，添加到土壤中會(huì)影響土壤有機(jī)碳組分和微生物活性[25]進(jìn)而影響土壤中有機(jī)碳的分解和CO2的排放。目前，關(guān)于生物質(zhì)炭對(duì)CO2排放影響的觀點(diǎn)并不統(tǒng)一。有研究表明施用生物質(zhì)炭能降低CO2的排放[26]，而陳玉真等[27]的研究則得出添加低量生物質(zhì)炭對(duì)土壤CO2排放無(wú)顯著影響，高量生物質(zhì)炭顯著促進(jìn)CO2排放的結(jié)果；劉玉學(xué)等[16]將生物質(zhì)炭對(duì)土壤CO2排放的影響作了更為詳細(xì)的分時(shí)段分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)添加稻殼生物質(zhì)炭可促進(jìn)初期CO2的排放，但后期和整個(gè)試驗(yàn)期間CO2累積排放量并未表現(xiàn)出顯著差異。本試驗(yàn)中，生物質(zhì)炭對(duì)CO2排放的影響與劉玉學(xué)等的研究結(jié)果相似，施用生物質(zhì)炭顯著促進(jìn)了土壤初期CO2的排放，所不同的是整個(gè)試驗(yàn)期間CO2累積排放量也表現(xiàn)出了顯著差異。生物質(zhì)炭是生物質(zhì)經(jīng)高溫厭氧裂解而成的頑固性固態(tài)物質(zhì)，大部分短時(shí)間內(nèi)難被微生物利用，但生物質(zhì)在裂解過(guò)程中也會(huì)產(chǎn)生部分可被微生物利用的可溶性有機(jī)碳和諸如磷、鉀和鈣等速效養(yǎng)分，一定程度上會(huì)增強(qiáng)土壤中微生物的活性[28-30]。本試驗(yàn)中，添加生物質(zhì)炭對(duì)MBC含量的影響并不顯著，可能是因?yàn)橥寥乐械奈⑸镏皇窃诮M成結(jié)構(gòu)上變化較大，但對(duì)微生物的總量并無(wú)顯著的影響。同時(shí)，生物質(zhì)炭在裂解時(shí)會(huì)產(chǎn)生灰化堿等堿性物質(zhì)，引起土壤pH值的改變，進(jìn)而影響微生物的呼吸作用，改變CO2的排放。另外，有研究表明，當(dāng)生物質(zhì)炭施加到土壤中時(shí)，會(huì)對(duì)土壤中原有的炭產(chǎn)生激發(fā)效應(yīng)，促進(jìn)原有炭的分解[31]。生物質(zhì)炭雖含有一定量的可溶性有機(jī)碳，但當(dāng)生物質(zhì)炭施用量較少時(shí)，由生物質(zhì)炭攜帶的DOC的量小于其激發(fā)作用引起的土壤DOC分解的量時(shí)，土壤中DOC的含量則會(huì)有所降低。試驗(yàn)中添加中（N0B2）低（N0B1）量的生物質(zhì)炭時(shí)，土壤中DOC平均含量較對(duì)照組有所減少或基本保持不變，而當(dāng)生物質(zhì)炭施加比例達(dá)到5%時(shí)（N0B3），在一定程度上增加了土壤中DOC的含量。相關(guān)性分析結(jié)果表明，土壤中DOC和MBC含量以及土壤pH值與CO2排放通量間均有極顯著的正相關(guān)關(guān)系（P<0.01）。氮肥與生物質(zhì)炭共施與單施生物質(zhì)炭相比大幅度提高了土壤中DOC和MBC含量。單施生物質(zhì)炭導(dǎo)致土壤C/N過(guò)高，微生物由于氮素的匱乏，活性受到抑制，施氮為微生物提供了氮源，從而增強(qiáng)了微生物活性并促進(jìn)有機(jī)質(zhì)的礦化，另外尿素屬于小分子有機(jī)化合物，分解后也會(huì)產(chǎn)生CO2，二者共同作用，引起CO2排放量的增加。

4 結(jié)論

（1）添加生物質(zhì)炭顯著提高了茶園土壤pH值，且生物質(zhì)炭施加比例越大土壤pH值增加幅度越大，生物質(zhì)炭在改善酸化茶園土壤方面有較大潛力。施加尿素在短期內(nèi)顯著提高了土壤pH值，但試驗(yàn)中后期土壤酸化速度較快。

（2）生物質(zhì)炭顯著促進(jìn)了土壤CO2和CH4的排放，CO2和CH4的累積排放量隨生物質(zhì)炭施加量的增加而增加。氮肥促進(jìn)了有機(jī)質(zhì)的礦化，其本身分解也會(huì)產(chǎn)生CO2，二者共同顯著促進(jìn)了CO2的排放，但氮肥對(duì)CH4的排放無(wú)明顯影響。

（3）與單施生物質(zhì)炭相比，當(dāng)生物質(zhì)炭與尿素共施時(shí)顯著促進(jìn)了CO2的排放，但對(duì)CH4的排放具有一定的抑制作用。

生物質(zhì)炭提高土壤pH值的同時(shí)促進(jìn)了CO2和CH4的排放，當(dāng)茶園酸化狀況較輕時(shí)，可適當(dāng)施加低量生物質(zhì)炭，在緩解土壤酸化狀況的同時(shí)盡可能地降低溫室氣體的排放。

[1]馬建堂.中國(guó)統(tǒng)計(jì)現(xiàn)代化探索實(shí)踐發(fā)展[M].北京：中國(guó)統(tǒng)計(jì)出版社,2012.MA Jian-tang.China statistical modern exploration practice development[M].Beijing：China Statistical Publishing House,2012.

[2]楊向德,石元值,伊?xí)栽?等.茶園土壤酸化研究現(xiàn)狀和展望[J].茶葉學(xué)報(bào),2015,56（4）：189-197.YANG Xiang-de,SHI Yuan-zhi,YI Xiao-yu,et al.Research progress and prospects on soil acidification at tea plantations[J].Acta Tea Sinica,2015,56（4）：189-197.

[3]Standardized product definition and product testing guidelines for biochar that is used in soil[J].IBI Biochar Standards,2012.

[4]何緒生,耿增超,佘 雕,等.生物炭生產(chǎn)與農(nóng)用的意義及國(guó)內(nèi)外動(dòng)態(tài)[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào),2011,27（2）：1-7.HE Xu-sheng,GENG Zeng-chao,SHE Diao,et al.Implications of production and agricultural utilization of biochar and its international dynamics[J].Transactions of the CSAE,2011,27（2）：1-7.

[5]Asai H,Samson B K,Stephan H M,et al.Biochar amendment techniques for upland rice production in Northern Laos：1.Soil physical properties,leaf SPAD and grain yield[J].Field Crops Research,2009,111（Suppl 1/2）：81-84.

[6]花 莉,張 成,馬宏瑞,等.秸稈生物質(zhì)炭土地利用的環(huán)境效益研究[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2010,19（10）：2489-2492.HUA Li,ZHANG Cheng,MA Hong-rui,et al.Environmental benefits of biochar made by agricultural straw when applied to soil[J].Ecology and Environmental Sciences,2010,19（10）：2489-2492.

[7]Wu F,Jia Z,Wang S,et al.Contrasting effects of wheat straw and its biochar on greenhouse gas emissions and enzyme activities in a Chernozemic soil[J].Biology and Fertility of Soils,2013,49（5）：555-565.

[8]Spokas K A,Reicosky D C.Impacts of sixteen different biochars on soil greenhouse gas production[J].Annals of Environmental Science,2009（1）.

[9]Dick J,Skiba U,Wilson J.The effect of rainfall on NO and N2O emissions from Ugandan agroforest soils[J].Phyton,2001,41（3）：73-80.

[10]Lin S,Iqbal J,Hu R,et al.Nitrous oxide emissions from yellow brown soil as affected by incorporation of crop residues with different carbonto-nitrogen ratios：A case study in central China[J].Archives of Environmental Contamination&Toxicology,2013,65（2）：183-192.

[11]鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社,2000：25-109.BAO Shi-dan.The method of soil agrochemistry analysis[M].Beijing：China Agriculture Press,2000：25-109.

[12]王 磊,汪 玉,楊興倫,等.有機(jī)物料對(duì)強(qiáng)酸性茶園土壤的酸度調(diào)控研究[J].土壤,2013,45（3）：430-436.WANG Lei,WANG Yu,YANG Xing-lun,et al.Use of crop residues to ameliorate soil acidity in a tea garden soil[J].Soils,2013,45（3）：430-436.

[13]Wrage N,Velthof G L,Beusichem M L V,et al.Role of nitrifier denitri－fication in the production of nitrous oxide[J].Soil Biology&Biochemistry,2001,33（1）：1723-1732.

[14]周細(xì)紅,曾清如,蔣朝輝,等.尿素施用對(duì)土壤pH值和模擬溫室箱內(nèi) NH3和 NO2濃度的影響[J].土壤通報(bào),2004,35（3）：374-376.ZHOU Xi-hong,ZENG Qing-ru,JIANG Zhao-hui,et al.Effects of urea on soil pH and the accumulation of NH3and NO2in a simulative greenhouse[J].Chinese Journal of Soil Science,2004,35（3）：374-376.

[15]Feng Y,Xu Y,Yu Y,et al.Mechanisms of biochar decreasing methane emission from Chinese paddy soils[J].Soil Biology&Biochemistry,2012,46（1）：80-88.

[16]劉玉學(xué),王耀鋒,呂豪豪,等.生物質(zhì)炭化還田對(duì)稻田溫室氣體排放及土壤理化性質(zhì)的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2013,24（8）：2166-2172.LIU Yu-xue,WANG Yao-feng,L譈Hao-hao,et al.Effects of biochar application on greenhouse gas emission from paddy soil and its physical andchemicalproperties[J].ChineseJournalofAppliedEcology,2013,24（8）：2166-2172.

[17]韋 夢(mèng),馬 蘭,胡越航,等.高溫下兩種不同pH水稻土甲烷產(chǎn)生及古菌群落的比較[J].生態(tài)學(xué)雜志,2015,34（6）：1667-1674.WEI Meng,MA Lan,HU Yue-hang,et al.Comprison of methane production and archaeal community of two rice paddy soils with different pH under high temperature[J].Chinese Journal of Ecology,2015,34（6）：1667-1674.

[18]許 欣,陳 晨,熊正琴.生物炭與氮肥對(duì)稻田甲烷產(chǎn)生與氧化菌數(shù)量和潛在活性的影響[J].土壤學(xué)報(bào),2016,53（6）：1517-1527.XU Xin,CHEN Chen,XIONG Zheng-qin.Effects of biochar and nitrogen fertilizer amendment on abundance and potential activity of methanotrophs and methanogens in paddy field[J].Acta Pedologica Sinica,2016,53（6）：1517-1527.

[19]Spokas K A,Koskinen W C,Baker J M,et al.Impacts of woodchip biochar additions on greenhouse gas production and sorption/degradation of two herbicides in a Minnesota soil[J].Chemosphere,2009,77（4）：574-581.

[20]Malghani S,Gleixner G,Trumbore S E.Chars produced by slow pyrolysis and hydrothermal carbonization vary in carbon sequestration potential and greenhouse gases emissions[J].Soil Biology&Biochemistry,2013,62（5）：137-146.

[21]Wu F,Jia Z,Wang S,et al.Contrasting effects of wheat straw and its biochar on greenhouse gas emissions and enzyme activities in a Chernozemic soil[J].Biology and Fertility of Soils,2013,49（5）：555-565.

[22]Zhang A,Liu Y,Pan G,et al.Effect of biochar amendment on maize yield and greenhouse gas emissions from a soil organic carbon poor calcareous loamy soil from Central China Plain[J].Plant and Soil,2012,351（1）：263-275.

[23]丁維新,蔡祖聰.氮肥對(duì)土壤氧化大氣甲烷影響的機(jī)制[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào),2001,17（3）：30-34.DING Wei-xin,CAI Zu-cong.Mechanisms of nitrogen fertilizer suppressing atmospheric methane oxidation by methanotrophs in soils[J].Rural Eco-Environment,2001,17（3）：30-34.

[24]丁維新,蔡祖聰.氮肥對(duì)土壤氧化甲烷的影響研究[J].中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào),2003,11（2）：50-53.DING Wei-xin,CAI Zu-cong.Effect of nitrogen fertilizers on methane oxidation in soils by methanotrophs[J].Chinese Journal of Eco-Agriculture,2003,11（2）：50-53.

[25]陳心想,耿增超,王 森,等.施用生物炭后塿土土壤微生物及酶活性變化特征[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2014,33（4）：751-758.CHEN Xin-xiang,GENG Zeng-chao,WANG Sen,et al.Effects of biochar amendment on microbial biomass and enzyme activities in loess soil[J].Journal of Agro-Environment Science,2014,33（4）：751-758.

[26]柯躍進(jìn),胡學(xué)玉,易 卿,等.水稻秸稈生物炭對(duì)耕地土壤有機(jī)碳及其 CO2釋放的影響[J].環(huán)境科學(xué),2014,35（1）：93-99.KE Yue-jin,HU Xue-yu,YI Qing,et al.Impacts of rice straw biochar on organic carbon and CO2release in arable soil[J].Environmental Science,2014,35（1）：93-99.

[27]陳玉真,王 峰,尤志明,等.添加生物黑炭對(duì)茶園土壤CO2、N2O排放的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2015,34（5）：1009-1016.CHEN Yu-zhen,WANG Feng,YOU Zhi-ming,et al.Effects of biochar on CO2and N2O emissions from tea garden soils[J].Journal of Agro-Environment Science,2015,34（5）：1009-1016.

[28]胡雲(yún)飛,李榮林,楊亦揚(yáng).生物炭對(duì)茶園土壤CO2和N2O排放量及微生物特性的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2015,26（7）：1954-1960.HU Yun-fei,LI Rong-lin,YANG Yi-yang,et al.Effects of biochar on CO2and N2O emissions and microbial properties of tea garden soils[J].Chinese Journal of Applied Ecology,2015,26（7）：1954-1960.

[29]Bruun S,Jensen E S,Jensen L S.Microbial mineralization and assimilation of black carbon：Dependency on degree of thermal alteration[J].Organic Geochemistry,2008,39：839-845.

[30]Cross A,Sohi S P.The priming potential of biochar products in relation to labile carbon contents and soil organic matter status[J].Soil Biology and Biochemistry,2011,43：2127-2134.

[31]Luo Y,Durenkamp M,Nobili M D,et al.Short term soil priming effects and the mineralisation of biochar following its incorporation to soils of different pH[J].Soil Biology&Biochemistry,2011,43（11）：2304-2314.