不同生物質炭對酸化茶園土壤N2O和CO2排放的影響

孫 贇，何志龍，林 杉*，張水清，2*，柳維揚

不同生物質炭對酸化茶園土壤N2O和CO2排放的影響

孫 贇1，何志龍1，林 杉1*，張水清1，2*，柳維揚3

（1.華中農業大學資源與環境學院/農業部長江中下游耕地保育重點實驗室，武漢 430070；2.河南省農業科學院植物營養與資源環境研究所，鄭州 450002；3.塔里木大學植物科學學院，新疆 阿拉爾 843300）

為了研究不同生物質炭對酸化茶園土壤溫室氣體排放的影響，采用原料為小麥秸稈、柳樹枝、椰殼3種生物質炭，通過室內培養試驗來探究不同生物質炭對茶園土壤性質及N2O、CO2排放特征的影響。試驗中生物質炭添加量為20 g·kg-1，同時設置了施氮肥處理，采用尿素作為外加氮源，施氮量為100 mg·kg-1。結果表明，施加生物質炭提高了酸化茶園土壤pH值，柳樹枝生物質炭處理土壤pH值最高為6.71，顯著高于其他處理。不同生物質炭對土壤DOC含量的影響效果存在差異，柳樹枝生物質炭使土壤DOC平均含量增加了95.6%，椰殼生物質炭使土壤DOC含量降低36.1%，小麥秸稈生物質炭則影響不顯著。生物質炭通過抑制土壤硝化和反硝化作用降低土壤N2O的排放，椰殼生物質炭降低N2O排放比例達91.7%，減排效果最顯著。在施氮條件下柳樹枝生物質炭對土壤N2O的減排效果顯著低于小麥秸稈和椰殼生物質炭。土壤CO2的排放通量與pH值、DOC含量均呈極顯著正相關，生物質炭促進了土壤CO2的排放，柳樹枝生物質炭處理CO2的排放顯著高于其他處理。此外，外加氮源降低了土壤pH值，增加了土壤N2O的排放，但是對土壤DOC含量變化無顯著影響。

生物質炭；N2O排放；CO2排放；pH；可溶性有機碳

近年來，由溫室氣體排放增加造成的氣候變暖問題引發持續關注，在過去100多年里，全球平均氣溫上升了0.65～1.06℃[1]。CO2作為最主要的溫室氣體對全球變暖的貢獻約為55%，而N2O增溫潛勢是CO2的296倍，并且工業化以來大氣中N2O的濃度從270 nL·L－1增加到 319 nL·L－1[2]。土壤是 N2O 的主要排放來源，農業生產過程中大量施用氮肥促進了N2O的排放，據統計農業活動對大氣中N2O的貢獻率超過60%[3]。茶樹是我國南方主要經濟作物，種植面積大，但是存在管理模式不當等問題，過量施肥造成土壤酸化，降低氮肥的利用效率，同時增加土壤碳氮排放[4]。因此，需要合理的土壤改良劑來改善茶園土壤性質，減少溫室氣體排放。

生物質炭是生物質資源在厭氧或缺氧條件下，經熱裂解炭化產生的高度芳香化結構的難溶性固態物質[5]。生物質炭呈堿性，表面含有豐富的含氧官能團可以與H+結合，能夠減輕土壤酸化，可作為優異的土壤改良劑[6]。對生物質炭最初的研究是利用其較高的含碳量，以實現土壤碳封存的目的，但是在研究過程中發現生物質炭能夠提高氮肥的使用效率，減少土壤中N2O的排放[7－8]。土壤溫室氣體的排放受到土壤pH以及有機碳、硝態氮、銨態氮含量等因素的影響[9]。研究表明，生物質炭通過影響土壤碳庫與氮庫特征從而影響土壤溫室氣體的排放[10]。

不同原料的生物質炭在結構性質上有很大的差異，并且對土壤溫室氣體排放的影響也不同[11]。研究中，甘蔗渣生物質炭抑制土壤碳氮的排放[12]，核桃殼生物質炭對土壤N2O排放無顯著影響[13]，松木生物質炭沒有顯著減低土壤溫室氣體排放[14]，而蘋果樹枝生物質炭降低了土壤增溫潛勢[15]。目前有關生物質炭對土壤溫室氣體減排的研究較多，但是針對茶園土壤的應用研究還是不夠全面。因此，本試驗采用原料為小麥秸稈、柳樹枝、椰殼3種生物質炭，來探究不同生物質炭對茶園酸化土壤的性質及溫室氣體排放的影響，以期為區域茶園土壤改良及溫室氣體減排提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

土壤采自武漢市華中農業大學茶園基地（30°28′N，114°22′E），該區域屬中亞熱帶季風氣候，溫暖濕潤，日照充足。茶園種植年限在20年以上，土壤母質為花崗巖。用五點采樣法布點，采集土壤表層0～20 cm處的土樣，剔除可見碎石、動植物殘體等雜質，混勻后帶回實驗室，取部分鮮樣儲存于－4℃條件下待用，其余土壤自然風干后過2 mm篩，用于培養試驗。土壤基本理化性質見表1。

1.2 生物質炭

本試驗中選用的小麥秸稈是我國北方主要農業廢棄物，柳樹枝是木材加工的剩余枝條，椰子殼是來自南方熱帶地區農業副產品。3種原料均在500℃無氧裂解條件下制成生物質炭，分別用B1、B2、B3表示，經碾磨后過0.3 mm篩作為供試材料。生物質炭的基本理化性質如表2所示。

1.3 培養試驗

試驗設置8個處理：無外源添加物處理（CK），添加小麥秸稈生物質炭（B1）、柳樹枝生物質炭（B2）、椰殼生物質炭（B3），只施氮肥處理（N）、施氮肥和小麥秸稈生物質炭（N+B1）、施氮肥和柳樹枝生物質炭（N+B2）、施氮肥和椰殼生物質炭（N+B3）。培養試驗的每個培養瓶中裝入300 g土壤（干土），生物質炭添加量為20 g·kg-1，采用尿素作為試驗外加氮源，施氮量為100 mg·kg-1。每個處理做6次重復，其中3個用來采集氣體，另3個進行破壞性取樣測定土壤理化指標。

表2 生物質炭基本理化性質Table 2 Physicochemical properties of the biochars

將過篩后土壤的孔隙含水率（WFPS）調節至40%后活化7 d，消除干濕效應并激活微生物?；罨Y束后按照試驗設計將生物質炭、尿素和土壤裝入1 L的廣口培養瓶中混勻，加水調節至70%WFPS，每隔1 d通過測重法保持含水量，用保鮮膜覆蓋瓶口，同時在保鮮膜上留下小孔以便于氣體交換，在25℃下恒溫培養53 d。

1.4 樣品采集及測定方法

在 試 驗 第 1、2、3、4、6、8、10、12、14、16、20、25、32、39、46、53 d 采集土壤氣體。采樣日上午 9：30 進行氣體采集，采樣前保持瓶口暢通以與周圍空氣充分交換，之后用帶有兩支玻璃管的橡膠塞密封瓶口，其中一支管連接密封氣球置于瓶內，用來調節采樣瓶內的氣壓，另一支管連接導氣管用來采集瓶內氣體。橡膠塞完全密閉培養瓶后用夾子密封導氣管，保證整個裝置不漏氣，同時開始計時，1 h后用帶有三通閥的注射器從導氣管抽取30 mL氣體。在試驗第1、4、8、12、16、20、25、32、39、46、53 d 采集培養瓶中土壤用于分析土壤理化指標，采樣時用取樣器均勻采取表面到底部的土壤以避免土層深度的影響。

采集后的氣體樣品用改進的氣相色譜儀（Agilent 7890A）分析，N2O濃度用電子捕獲檢測器（ECD）測定，檢測器溫度為300℃，色譜柱為80/100目Porapak Q填充柱，柱箱溫度為55℃，用高純N2作為載氣，流速為25 cm3·min-1。CO2濃度用氫火焰離子檢測器（FID）測定，溫度200℃，色譜柱為60/80目Porapak Q填充柱，柱箱溫度為55℃，高純N2作載氣，載氣流速為25 cm3·min-1，鎳作催化劑，空氣和高純H2流速分別為 400 cm3·min-1和 40 cm3·min-1。通過標準氣體和待測氣體的峰面積比值來計算出樣品的濃度，標準氣體由國家標準物質中心提供。采用1 mol·L-1KCl浸提土壤1 h，用靛酚藍比色法（625 nm）和紫外雙波長（220 nm和275 nm）分光光度計法測定土壤NH+4-N和NO-3-N含量。土壤可溶性有機碳（DOC）含量測定：加水浸提土樣2 h，水土（鮮土）質量比5∶1，之后用0.45 μm濾膜進行過濾，濾液采用德國Elementer Vario TOC儀液體模塊測定。土壤全碳測定：將烘干土樣過100目篩，用錫紙包裹，采用德國Ele menter Vario TOC儀固體模塊測定。土壤微生物量碳（MBC）采用氯仿熏蒸法測定。pH采用電位法測定，土壤水土質量比 2.5∶1，生物質炭為 10∶1。全氮（TN）測定采用半微量凱氏法。土壤機械組成用比重計法測定。

1.5 數據統計與分析

N2O 排放通量（μg N2O-N·kg-1·h-1）和 CO2排放通量（mg CO2-C·kg-1·h-1）按照下列公式計算：

式中：F為氣體排放通量；ρ為標準狀態下N2O-N或CO2-C 的密度，分別為 1.258 kg·m-3和 0.535 kg·m-3；Δc/Δt為單位時間內培養瓶內氣體濃度增加量，N2O和 CO2濃度單位分別為 μg·kg-1·h-1和 mg·kg-1·h-1；V為培養瓶中氣體的有效空間體積，m3；W為培養瓶內干土質量，kg。

N2O和CO2累積排放量通過相鄰2次采樣的氣體平均排放通量與排放時間的乘積累加計算得出，計算公式如下：

式中：M代表土壤N2O和CO2累積排放量，μg·kg-1和mg·kg-1；F 代表土壤 N2O 和 CO2通量，μg·kg-1·h-1和mg·kg-1·h-1；i代表采樣次數；t代表培養時間，d。

采用Excel 2010對數據進行預處理，利用SPSS 22進行單因素方差分析（One-way ANOVA）和Duncan多重比較檢驗法分析處理間的差異，用Spearman相關研究法進行數據間的相關性分析，顯著性水平設置為0.05。用Origin 8.5進行繪圖。

2 結果與分析

2.1 土壤N2O排放變化情況

圖1土壤N2O通量的動態變化Figure 1 Temporal dynamics of soil N2O flux

圖1 是試驗期間土壤N2O通量隨時間的變化情況。培養過程中，前期N2O排放通量較高，之后逐漸下降，到培養結束時達到平穩狀態。各處理之間表現出不同程度的差異，在施氮和未施氮處理中添加生物質炭都顯著降低了N2O的排放峰值，秸稈和椰殼生物質炭對N2O的減排作用較為明顯。從N2O排放通量變化來看，整體呈現先上升后下降的趨勢，除B2處理是第1 d排放量最高外，其他處理都是在第2 d或第3 d 達到峰值，N 處理的峰值最高，為 6.20 μg·kg-1·h-1。在CK和B2處理中添加氮素，N2O的排放峰值顯著提高，而對于B1和B3處理，添加氮素對N2O的排放峰值影響不顯著。

從N2O累積排放通量來看（圖2），處理N的N2O累積排放量最高，而B3處理排放量最低。未添加生物質炭處理中，N處理N2O排放量顯著高于CK處理，表明添加氮素促進了土壤N2O的排放。未加氮處理中，添加生物質炭顯著降低土壤N2O的排放，3種生物質炭間N2O累積排放量沒有顯著差異；在施氮處理中，添加生物質炭也顯著降低土壤N2O的排放，但是3種生物質炭的減排效果出現顯著差異，N+B2處理N2O累積排放量顯著高于N+B1、N+B3處理，柳樹枝生物質炭減排效果降低。培養試驗期間，B3處理減排效果最佳，與對照相比減少了91.7%，添加氮肥后，椰殼炭同樣到達最佳減排效果。

圖2不同處理土壤N2O累積排放量Figure 2 Cumulative emission of soil N2O in different treatments

2.2 土壤CO2排放變化情況

圖3 是試驗期間CO2通量隨時間的變化情況。CO2排放通量整體呈下降趨勢，前期排放量高，各處理間呈現差異，后期排放量降低并達到平穩狀態，處理之間差異不顯著。與N2O的排放情況不同，添加生物質炭增加了土壤CO2的排放。B2和N+B2處理中CO2通量峰值顯著高于其他處理，N+B2處理峰值最高為6.42 mg·kg-1·h-1。在施氮和未施氮條件下添加柳樹枝和椰殼生物質炭處理CO2通量均在第1 d達到峰值，并且N+B2處理CO2與N2O排放峰值不同步，可能的原因是柳樹枝生物質炭中可溶性有機碳含量高，分解迅速，而B3和N+B3處理CO2與N2O排放峰值不同步可能是由椰殼炭的吸附性能造成的。

圖3 土壤CO2通量動態變化Figure 3 Temporal dynamics of soil CO2flux

圖4 不同處理土壤CO2累積排放量Figure 4 Cumulative emission of soil CO2in different treatments

從CO2累積排放量看（圖4），培養期間N+B2處理CO2累積排放量最高為1 023.16 mg·kg-1，CK處理排放量最低為255.44 mg·kg-1。未加氮肥處理中，添加生物質炭顯著增加土壤CO2的排放量，其中柳樹枝生物質炭對土壤CO2排放的促進作用最大，B1和B3處理土壤CO2排放量也顯著高于CK處理，但是兩者間差異不顯著。添加氮肥處理中，只有柳樹枝炭顯著促進了土壤CO2排放，N+B1和N+B3處理土壤CO2排放量與N處理之間沒有顯著性差異。

2.3 土壤pH變化情況

添加生物質炭后，土壤pH提高，柳樹枝生物質炭處理pH值要顯著高于其他處理，對土壤的影響最大，培養過程中B2處理pH值最高為6.71（圖5）。培養初期CK處理pH值最低，N+B2處理最高，隨著培養進行，各處理土壤pH值呈下降趨勢，施氮肥處理pH值下降更快，在培養結束時，除B2外，施用同種生物質炭條件下加氮處理pH值要低于未加氮對照處理，N處理pH值最低，為3.93。

圖5不同處理土壤pH的動態變化Figure 5 Temporal dynamics of soil pH value in different treatments

2.4 土壤礦質氮含量變化情況

圖6 是試驗期間土壤礦質氮含量隨時間的變化情況。外加氮源能夠顯著影響土壤中硝態氮和銨態氮含量變化。未加氮處理中，土壤礦質氮主要來自原有機質礦化，沒有其他氮源，土壤NH+4-N含量不高，并且培養過程中含量也在緩慢下降。在添加氮肥處理中，由于尿素分解釋放大量NH+4-N，土壤NH+4-N含量急劇上升，在前期含量高于未施氮處理。隨著試驗的進行，礦質氮類型在發生變化，土壤NH+4-N含量逐漸下降，到培養結束，基本達到穩定狀態，除N處理NH+4-N含量較高為21.6 mg·kg-1，其他處理都是在較低的水平。

圖6 土壤NH+4-N和NO-3-N含量動態變化Figure 6 Temporal dynamics of soil NH+4-N and NO-3-N contents

由于土壤中礦質氮類型的轉化，土壤NO-3-N含量變化趨勢與NH+4-N相反呈上升狀態。在培養開始時，各處理土壤NO-3-N含量基本一致，隨著試驗進行，NO-3-N含量不斷增加，到試驗結束達到平穩狀態，施氮處理土壤NO-3-N含量要高于未施氮處理，其中N+B2處理NO-3-N含量最高，為194.1 mg·kg-1。

2.5 土壤DOC含量變化情況

如圖7所示，土壤中的含量隨著培養進行均呈現下降趨勢，培養開始時，B2處理中DOC含量最高為105.1 mg·kg-1。不同生物質炭處理存在顯著差異，與CK處理相比，B2處理顯著增加了土壤中DOC含量，B3處理中DOC含量要低于CK處理，B1處理中DOC含量與CK處理之間無顯著差異。整個培養過程中，B2處理DOC平均含量相對于CK處理增加了95.6%，而B3處理DOC則降低了36.1%。在添加相同生物質炭條件下，施氮肥與未施氮肥處理土壤DOC含量差異不顯著，表明施氮肥對土壤DOC含量無影響。

2.6 土壤MBC情況

圖7 土壤DOC含量動態變化Figure 7 Temporal dynamics of soil DOC contents

圖8不同處理土壤MBC含量Figure 8 Soil MBC content in different treatments

圖8 是培養試驗末期不同處理土壤MBC含量，范圍為 59.8～146.4 mg·kg－1，其中 B2 處理土壤MBC含量最高。在施氮和未施氮處理中，只有柳樹枝生物質炭顯著增加了土壤MBC含量，椰殼炭處理土壤MBC含量低于未添加生物質炭處理，但是差異不顯著。

2.7 土壤氣體排放與影響因子的關系

從表3可以得出，生物質炭類型對CO2、N2O、pH、DOC、MBC的影響有顯著差異，施氮肥對CO2、N2O、pH的影響顯著，對DOC、MBC的影響不顯著，生物質炭類型與施氮交互作用對CO2、N2O、pH影響顯著。

表3 各因素及其交互作用對土壤性質和氣體排放影響的顯著性分析Table 3 Statistical analysis for the effects of biochar type，N，and their interactions on soil properties and gas emissions

從表4可以得出，CO2排放通量與土壤DOC、pH呈極顯著正相關關系，與NO－3－N含量呈極顯著負相關關系，而與NH+4－N含量不相關。N2O排放通量與土壤DOC、NH+4－N呈極顯著正相關關系，與NO－3－N呈極顯著負相關，而與pH無顯著相關關系。

3 討論

3.1 生物質炭對土壤性質的影響

土壤有機碳含量是評價土壤肥力的關鍵指標，其中DOC是土壤活性有機碳的重要組成部分，能夠被土壤微生物直接利用，對土壤中各元素的循環、遷移具有重要影響[16]。研究表明生物質炭能夠通過兩方面提高土壤DOC含量：一方面生物質炭可能導致土壤原有機碳中弱酸性官能團的去質子化，提高活性有機碳的親水性從而增加了土壤有機碳的溶解性；另一方面生物質炭本身可以釋放出大量活性物質[17－18]。Laird等[19]的研究也發現，生物質炭中含有一部分活性成分，施入土壤后可釋放出各種有機分子，在很大程度上影響土壤DOC含量。本研究中柳樹枝生物質炭中DOC含量高，添加到土壤后，這部分活性有機碳進入土壤，不僅提高了土壤中DOC含量，而且對土壤性質產生了很大的影響。與柳樹枝炭不同，本研究中椰殼生物質炭中DOC含量低，施用后降低了土壤DOC含量，此外很多研究中證實以椰子殼作為原料制成的生物質炭吸附性能強，吸附固定了土壤有機碳中可溶解的部分，從而減少了DOC含量[20]。本試驗也設置了施氮肥處理，但是添加氮素后土壤DOC含量沒有顯著變化。有研究表明，施用化學肥料能夠對土壤DOC產生一定的影響，但是化學肥料的施用對土壤DOC的影響遠小于外源有機物的添加[21]。

生物質炭可以改善土壤性質，與大多數研究結果一致，添加生物質炭增加了酸化土壤pH值[6]。一方面，生物質炭中含有大量堿基離子，使生物質炭呈堿性，可以增加酸性土壤pH值。另一方面，生物質炭表面含有豐富的-COO-（-COOH）和-O-（-OH）等含氧官能團，可以與土壤中致酸離子結合，從而改善酸性土壤的酸堿狀況[22]。本試驗采用茶園土壤，由于茶樹特殊的生長習性，土壤中鋁離子含量逐年增加，鋁離子水解產生H+，使茶園土壤不斷酸化[23]。由于生物質炭中有機質含量高，表面的含氧官能團可以與鋁離子形成穩定的配合物或螯合物，從而提高酸化茶園土壤的pH[24]。試驗中3種生物質炭處理在不同程度上提高了土壤的pH值，其中柳樹枝生物質炭對土壤pH的提高效果要優于秸稈和椰殼生物質碳，可能的原因是柳樹枝生物質炭中DOC含量高，有機陰離子含量更加豐富。研究表明，有機陰離子能夠通過脫羧反應中和土壤中的H+，因此添加生物質炭可顯著提高茶園土壤pH，此外，土壤pH的變化受到生物質炭中有機陰離子含量和解離程度的影響[25]。

表4 土壤氣體排放與土壤性質因子的相關性（n=11）Table 4 Correlation between soil gas emissions and soil properties（n=11）

3.2 生物質炭對土壤N2O排放的影響

大多數研究表明，在土壤中添加生物質炭可以減少N2O排放[8]。本研究中3種不同原料的生物質炭都顯著降低了土壤N2O的排放。土壤中N2O的產生主要是受硝化和反硝化作用兩種機制控制，硝化和反硝化作用的進行需要硝化菌和反硝化菌等多種相關微生物的參與[26]。反硝化作用是在無氧條件下NO-3被反硝化菌逐步還原成N2的過程，脫硝過程中會有中間產物N2O產生[27]。此次研究中土壤N2O通量與硝態氮含量呈負相關關系，硝態氮含量越高，N2O通量越低，表明添加生物質炭抑制了土壤反硝化過程產生N2O。Rogovska等[28]研究也表明，生物質炭增加土壤通氣性，抑制反硝化作用的進行，從而降低土壤N2O排放。土壤反硝化作用過程中產生的NO、N2O和N2的相對量還與土壤pH、通氣狀況和有機質含量等有關[29]。在土壤中施入生物質炭能提高土壤的pH（圖5），這會影響參與反硝化過程相關酶活性。同時，反硝化作用進行還需要微生物有足夠的可利用碳源，生物質炭可以通過改變土壤DOC含量，直接影響反硝化過程[30]。

本試驗中施肥采用的是酰胺態氮肥，通過土壤中礦質氮含量變化發現硝化作用強烈，并且N2O通量與銨態氮含量呈顯著正相關，表明在這種土壤條件下N2O的產生主要是由硝化作用引起。硝化作用產生N2O的途徑有兩種：一是氨氧化成亞硝酸階段，有副產物N2O產生；二是亞硝酸被氧化為硝酸階段，在氧氣不足的條件下發生歧化反應產生N2O[27]。此次試驗添加生物質炭后土壤N2O排放顯著降低。有研究也發現生物質炭能夠增加土壤的通氣性，提高氧氣含量，通過影響土壤硝化作用減少土壤N2O的排放[31]。研究表明，土壤中參與硝化作用的氨氧化細菌（AOB）和氨氧化古菌（AOA）等微生物的活性受到土壤pH、活性有機碳含量等因素的影響[32]。生物質炭可以通過吸附作用減少微生物活動所需要的活性碳源底物，影響氨氧化菌等異養微生物的活性，從而抑制硝化作用的進行[33]。本試驗中，椰殼生物質炭具有良好的吸附性能，對硝化作用的影響更大，因此椰殼生物質炭對土壤N2O的減排作用優于柳樹枝和秸稈炭。此外，硝化作用同時受到底物的影響，在添加氮肥的處理中，土壤中高含量的銨態氮為硝化作用提供了充足底物，N2O的排放均有所增加。土壤硝化和反硝化作用都受到土壤活性碳源的影響，而柳樹枝生物質炭處理中DOC含量高，微生物可利用的碳源充足，并且在高氮條件下硝化和反硝化底物不受限制，因此在施氮肥后，柳樹枝生物質炭對N2O的抑制作用有所降低[34]。

3.3 生物質炭對土壤碳排放的影響

生物質炭含碳量高，施加到土壤中可以增加土壤有機碳含量，但是生物質炭是否促進土壤有機碳礦化一直存在爭議。Jiang等[35]的研究中生物質炭抑制了土壤有機碳的分解，降低了CO2的排放。而一些研究則表明添加生物質炭可在短期內增加土壤CO2的排放[36-37]。Luo等[38]在土壤中添加350℃條件下制備的芒草生物質炭，結果表明其促進了土壤有機碳的礦化，增加CO2的排放。本研究中，添加生物質炭增加了土壤CO2的排放，但是3種不同原料的生物質炭對土壤碳排放的影響存在差異，柳樹枝生物質炭對土壤CO2排放的促進作用要顯著高于秸稈和椰殼炭。在施加生物質炭的土壤中，土壤排放的CO2主要來源有兩部分，一部分是由土壤原有機碳分解而排放，另一部分則來自于生物質炭中活性有機碳的礦化。通過對不同處理土壤性質變化的分析發現，土壤DOC含量與CO2通量之間呈顯著正相關關系，并且大量研究也表明，土壤中CO2的排放主要取決于DOC含量變化[39]。本試驗中柳樹枝生物質炭處理中DOC含量高于其他處理，是造成土壤CO2排放顯著增加的原因。從土壤中向大氣中釋放的CO2來自土壤微生物對DOC的分解，土壤微生物的活性與數量是土壤有機質分解快慢的重要影響因素[40]。由于茶園土壤的酸化，可能會影響到微生物的活性，添加生物質炭，提高土壤pH，使微生物的活性增強，促進呼吸作用[41]。在培養結束時，土壤MBC含量出現差異，柳樹枝生物質炭處理中MBC增加，土壤中微生物數量高于其他處理，因此，土壤CO2排放顯著增加。

4 結論

（1）施加生物質炭有利于提高酸化茶園土壤pH值，柳樹枝生物質炭提高土壤pH的效果要優于小麥秸稈和椰殼炭。3種不同原料生物質炭對土壤DOC含量的影響效果存在差異，柳樹枝生物質炭顯著提高土壤DOC含量，椰殼生物質炭降低土壤DOC含量，小麥秸稈炭則影響不顯著。

（2）生物質炭降低土壤N2O的排放，其中椰殼生物質炭對土壤N2O的減排效果最佳，在施氮條件下柳樹枝生物質炭對土壤N2O的減排效果顯著低于小麥秸稈和椰殼生物質炭。

（3）土壤CO2排放通量與DOC含量、pH呈極顯著正相關關系，生物質炭促進了土壤CO2的排放，柳樹枝生物質炭處理CO2的排放顯著高于其他處理。

（4）施氮肥降低了土壤pH值，增加了土壤N2O的排放，但是對土壤DOC含量變化幾乎無影響。

致謝：試驗所用的土壤采自華中農業大學園藝林學學院趙華老師做長期定位試驗的茶園基地，對趙老師在土壤采集過程中提供的幫助，特此感謝。

[1]Stocker T F,Qin D,Plattner G-K,et al.Climate change 2013：The physical science basis：Contribution of working group I to the fifth assessment report of the Intergovernmental Panel on Climate Change[M].Cambridge University Press,2014.

[2]Intergovernmental panel on climate change（IPCC）.The physical science basis[M].Cambridge University Press,2013.

[3]Pachauri R K,Allen M R,Barros V R,et al.Climate change 2014：Synthesis report.Contribution of Working GroupsⅠ,ⅡandⅢto the fifth assessment report of the Intergovernmental Panel on Climate Change[M].IPCC,2014.

[4]Qu Z,Wang J G,Alm?y T,et al.Excessive use of nitrogen in Chinese agriculture results in high N2O/（N2O+N2）product ratio of denitrification,primarily due to acidification of the soils[J].Global Change Biology,2014,20（5）：1685-1698.

[5]Lehmann J.A handful of carbon[J].Nature,2007,447（7141）：143-144.

[6]Dai Z M,Zhang X J,Tang C,et al.Potential role of biochars in decreasing soil acidification：A critical review[J].Science of the Total Environment,2017,581/582：601-611.

[7]Case S D C,McNamara N P,Reay D S,et al.Biochar suppresses N2O emissions while maintaining N availability in a sandy loam soil[J].Soil Biology and Biochemistry,2015,81：178-185.

[8]Cayuela M L,Zwieten L V,Singh B P,et al.Biochar′s role in mitigating soil nitrous oxide emissions：A review and meta-analysis[J].Agriculture Ecosystems&Environment,2014,191：5-16.

[9]Mukherjee A,Lal R,Zimmerman A R.Effects of biochar and other amendments on the physical properties and greenhouse gas emissions of an artificially degraded soil[J].Science of the Total Environment,2014,487：26-36.

[10]肖永恒,李永夫,王戰磊,等.竹葉及其生物質炭輸入對板栗林土壤N2O通量的影響[J].植物營養與肥料學報,2016,22（3）：697-706.

XIAO Yong-heng,LI Yong-fu,WANG Zhan-lei,et al.Effects of bamboo leaves and their biochar additions on soil N2O flux in a Chinese chestnut forest[J].Journal of Plant Nutrition and Fertilize,2016,22（3）：697-706.

[11]袁 帥,趙立欣,孟海波,等.生物炭主要類型、理化性質及其研究展望[J].植物營養與肥料學報,2016,22（5）：1402-1417.

YUAN Shuai,ZHAO Li-xin,MENG Hai-bo,et al.The main types of biochar and their properties and expectative researches[J].Journal of Plant Nutrition and Fertilizer,2016,22（5）：1402-1417.

[12]Deng W G,Van Zwieten L M,Lin Z M,et al.Sugarcane bagasse biochars impact respiration and greenhouse gas emissions from a latosol[J].Journal of Soils and Sediments,2017,17（3）：632-640.

[13]Suddick E C,Six J.An estimation of annual nitrous oxide emissions and soil quality following the amendment of high temperature walnut shell biochar and compost to a small scale vegetable crop rotation[J].Science of the Total Environment,2013,465：298-307.

[14]Angst T E,Six J,Reay D S,et al.Impact of pine chip biochar on trace greenhouse gas emissions and soil nutrient dynamics in an annual ryegrass system in California[J].Agriculture,Ecosystems&Environment,2014,191：17-26.

[15]王月玲,耿增超,王 強,等.生物炭對塿土土壤溫室氣體及土壤理化性質的影響[J].環境科學,2016,37（9）：3634-3641.

WANG Yue-ling,GENG Zeng-chao,WANG Qiang,et al.Influence of biochar on greenhouse gases emissions and physico-chemical properties of loess soil[J].Environmental Science,2016,37（9）：3634-3641.

[16]Liu H Y,Williams A P,Allen C D,et al.Rapid warming accelerates tree growth decline in semi-arid forests of Inner Asia[J].Global Change Biology,2013,19（8）：2500-2510.

[17]Wit H A D,Groseth T,Mulder J.Predicting aluminum and soil organic matter solubility using the mechanistic equilibrium model WHAM[J].Soil Science Society of America Journal,2001,65（4）：1089-1100.

[18]Wang D Y,Griffin D E,Parikh S J,et al.Impact of biochar amendment on soil water soluble carbon in the context of extreme hydrological events[J].Chemosphere,2016,160：287-292.

[19]Laird D A,Fleming P,Davis D D,et al.Impact of biochar amendments on the quality of a typical midwestern agricultural soil[J].Geoderma,2010,158（3/4）：443-449.

[20]Wan A W A K G,Rebitanim N Z,Salleh M A M,et al.Carbon dioxide adsorption on coconut shell biochar[M]//Progress in clean energy,2015：683-693.

[21]Zhou Z C,Gan Z T,Shangguan Z P,et al.Effects of long-term repeated mineral and organic fertilizer applications on soil organic carbon and total nitrogen in a semi-arid cropland[J].European Journal of Agronomy,2013,45：20-26.

[22]袁金華,徐仁扣.生物質炭的性質及其對土壤環境功能影響的研究進展[J].生態環境學報,2011,20（4）：779-785.

YUAN Jin-hua,XU Ren-kou.Progress of the research on the properties of biochar and their influence on soil environmental functions[J].Ecology and Environmental Sciences,2011,20（4）：779-785.

[23]Hu X F,Chen F S,Wine M L,et al.Increasing acidity of rain in subtropical tea plantation alters aluminum and nutrient distributions at the root-soil interface and in plant tissues[J].Plant and Soil,2017,417（1/2）：261-274.

[24]Paz-Ferreiro J,Lu H,Fu S,et al.Use of phytoremediation and biochar to remediate heavy metal polluted soils：A review[J].Solid Earth,2014,5（1）：65-75.

[25]Wang L,Butterly C R,Wang Y,et al.Effect of crop residue biochar on soil acidity amelioration in strongly acidic tea garden soils[J].Soil Use and Management,2014,30（1）：119-128.

[26]Di H J,Cameron K C,Podolyan A,et al.Effect of soil moisture status and a nitrification inhibitor,dicyandiamide,on ammonia oxidizer and denitrifier growth and nitrous oxide emissions in a grassland soil[J].Soil Biology and Biochemistry,2014,73：59-68.

[27]Wrage N,Velthof G L,Van Beusichem M L,et al.Role of nitrifier denitrification in the production of nitrous oxide[J].Soil biology and Biochemistry,2001,33（12）：1723-1732.

[28]Rogovska N,Laird D,Cruse R,et al.Impact of biochar on manure carbon stabilization and greenhouse gas emissions[J].Soil Science Society of America Journal,2011,75（3）：871-879.

[29]Cayuela M L,Sánchez-Monedero M A,Roig A,et al.Biochar and denitrification in soils：When,how much and why does biochar reduce N2O emissions?[J].Scientific Reports,2013,3：1732.

[30]Obia A,Cornelissen G,Mulder J,et al.Effect of soil pH increase by biochar on NO,N2O and N2production during denitrification in acid soils[J].PloS One,2015,10（9）：e0138781.

[31]Clough T J,Condron L M.Biochar and the nitrogen cycle：Introduction[J].Journal of Environmental Quality,2010,39（4）：1218-1223.

[32]Gannes V D,Eudoxie G,Hickey W J.Impacts of edaphic factors on communities of ammonia-oxidizing archaea,ammonia-oxidizing bacteria and nitrification in tropical soils[J].PloS One,2014,9（2）：e89568.

[33]Strauss E A,Lamberti G A.Regulation of nitrification in aquatic sediments by organic carbon[J].Limnology and Oceanography,2000,45（8）：1854-1859.

[34]Paul E A.Soil microbiology,ecology and biochemistry[M].Academic Press,2014.

[35]Jiang X Y,Haddix M L,Cotrufo M F.Interactions between biochar and soil organic carbon decomposition：Effects of nitrogen and low molecular weight carbon compound addition[J].Soil Biology and Biochemistry,2016,100：92-101.

[36]Smith J L,Collins H P,Bailey V L.The effect of young biochar on soil respiration[J].Soil Biology and Biochemistry,2010,42（12）：2345-2347.

[37]Cheng Y,Cai Z C,Chang S X,et al.Wheat straw and its biochar have contrasting effects on inorganic N retention and N2O production in a cultivated black chernozem[J].Biology and Fertility of Soils,2012,48（8）：941-946.

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

[39]Fenner N,Freeman C.Drought-induced carbon loss in peatlands[J].Nature Geoscience,2011,4（12）：895-900.

[40]Mueller P,Granse D,Nolte S,et al.Top-down control of carbon sequestration：Grazing affects microbial structure and function in salt marsh soils[J].Ecological Applications,2017,27（5）：1435-1450.

[41]Imparato V,Hansen V,Santos S S,et al.Gasification biochar has limited effects on functional and structural diversity of soil microbial communities in a temperate agroecosystem[J].Soil Biology and Biochemistry,2016,99：128-136.

Effects of different biochars on N2O and CO2emission from acidified tea field soil

SUN Yun1,HE Zhi-long1,LIN Shan1*,ZHANG Shui-qing1,2*,LIU Wei-yang3
（1.College of Recourses and Environment,Huazhong Agricultural University/Key Laboratory of Arable Land Conservation in Middle and Lower Reaches of Yangtze River,Ministry of Agriculture,Wuhan 430070,China;2.Institute of Plant Nutrition and Environmental Resources Science,Henan Academy of Agricultural Sciences,Zhengzhou 450002,China;3.College of Plant Science and Technology,Tarim University,Alar 843300,China）

An incubation experiment was conducted to determine the effects of the addition of three kinds of biochars（wheat straw,willow branches,and coconut shell）on acidified tea field soil properties and greenhouse gas emissions.In this experiment,the amount of biochar was 20 g·kg-1,whereas urea was used as an additional nitrogen source for nitrogen fertilizer treatment at the rate of 100 mg·kg-1.The results showed that biochar addition was beneficial to improve the pH value of acidified tea field soil,and the soil pH of the willow biochar addition treatment was 6.71,which was significantly higher than that of the other treatments.Significant differences were noted between the biochar treatments for soil dissolved organic carbon（DOC）content.Compared with that of the control treatment,the soil DOC content increased by 95.6%in the willow biochar treatment and decreased by 36.1%in the coconut shell biochar treatment,whereas no significant differencein DOC was noted in wheat straw biochar（P＞0.05）.The reduction of soil nitrification and denitrification rate caused by biochar application might have reduced soil N2O emissions,and the application of coconut shell biochar reduced N2O emissions to 91.7%,which was the most significant reduction.When combined with nitrogen application,willow biochar treatment caused significantly higher N2O emissions than those from the other biochar treatments.Compared with N2O emissions in wheat straw and coconut shell biochar treatments,the N2O emissions in willow biochar treatment were considerably more sensitive to nitrogen addition.Biochar addition promoted CO2emission from the soil,with the highest CO2emissions from the willow biochar treatment and soil CO2fluxes having significant positive correlation with pH value and DOC contents.Moreover,nitrogen addition reduced the soil pH value and increased N2O emission,but had no significant effect on soil DOC content.

biochar;N2O emission;CO2emission;pH;dissolved organic carbon

X511

A

1672-2043（2017）12-2544-09

10.11654/jaes.2017-0845

孫 贇，何志龍，林 杉，等.不同生物質炭對酸化茶園土壤N2O和CO2排放的影響[J].農業環境科學學報,2017,36（12）：2544-2552.

SUN Yun,HE Zhi-long,LIN Shan,et al.Effects of different biochars on N2O and CO2emission from acidified tea field soil[J].Journal of Agro-Environment Science,2017,36（12）:2544-2552.

2017－06－13 錄用日期：2017－09－01

孫 贇（1993—），男，河南南陽人，碩士研究生，主要從事農田溫室氣體研究。E－mail：290804185＠qq．com

* 通信作者：林 杉 E－mail：linshan＠mail．hzau．edu．cn；張水清 E－mail：zsq510＠163．com

國家自然科學基金項目（41201255，41561068）；國家重點研發計劃項目（2017YFD0301103，2016YFD0200109）；中央高?；究蒲谢痦椖浚?662016PY098）

Project supported：The National Natural Science Foundation of China（41201255，41561068）；The National Basic Research Program of China（2017YFD0-301103，2016YFD0200109）；The Fundamental Research Funds for the Central Universities（2662016PY098）