尿素和生物質炭對茶園土壤pH值及CO2和CH4排放的影響

蔣夢蝶，何志龍 ，孫 赟，周 維 ，胡榮桂 ，2，林 杉*

（1.華中農業大學資源與環境學院，武漢 430070；2.華中農業大學環境生態中心，武漢 430070）

茶樹是我國重要的經濟作物，我國茶樹的種植面積和茶葉產量均居世界首位[1]。截止到2012年，我國茶園種植總面積已突破200萬hm2，茶葉產量接近200萬t，并仍保持著較高的增長速率。茶樹屬多年生草本植物，由于茶農對茶葉產量和品質的追求，會定期施加大量肥料。茶園的特殊管理模式，肥料的大量施用，使得茶園成為一個有別于其他農業系統的特殊的生態系統。茶樹起源于西南地區，對生長環境有著特殊的要求，具有喜酸怕堿的生長習性，土壤pH值在4~6.5之間茶樹才能正常生長。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，有些酸化嚴重的地區土壤pH值甚至達到4以下，嚴重制約了茶樹的生長。據調查，重慶市80%以上的茶園地區土壤pH處于非最佳范圍內，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重，已經到了嚴重制約我國茶產業發展的地步。

生物質炭是有機物料在限氧條件下經高溫熱解產生的一種富碳難溶性固態有機物質[3]。其作為土壤改良劑和固碳物質受到科技工作者的廣泛關注[4]。生物質炭中的灰化堿等堿性物質可提高土壤pH值，一定程度上起到緩解土壤酸化作用，另外，生物質炭對增強土壤肥力、減緩農業面源污染也具有積極作用[5-6]。我國是秸稈生產大國，農業部數據顯示我國秸稈年產生量已達9億t，其中小麥秸稈是我國常見的一種生物質材料，把小麥秸稈制成生物質炭施加到土壤中可緩解土壤酸化問題并有效利用生物質材料。以往研究關于向土壤中添加生物質炭后對土壤溫室氣體排放的影響至今尚無定論，增加或減少某一種或多種溫室氣體排放或無影響[7-8]。而以往的研究多為單一因素對茶園土的影響，對肥料與生物質炭等的復合作用效果仍然不清楚。因此，本試驗以湖北咸寧地區植茶年限為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炭對茶園土壤改良和溫室氣體排放的影響，以期為試驗土壤采集地確定合適的生物質炭添加比例，為酸化茶園土壤改良和固碳減排提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 供試土壤和生物質炭

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，植茶年限 50 年左右的茶園。當地多年平均氣溫16.8℃，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渡的氣候區。采集茶園0~20 cm表層土壤，剔除根系有機殘體和石子后帶回實驗室，同時取環刀土測量容重。取部分鮮土樣用于測定土壤銨態氮和硝態氮等指標，其余土樣風干后磨細過2 mm篩，用于室內培養試驗。供試土壤基本理化性質：全碳24.20 g·kg-1，總氮 1.37 g·kg-1，容重 1.31 g·cm-3，pH 4.44。

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

1.2 實驗設計

室內培養試驗于2016年3—4月進行。通過添加生物質炭和尿素來研究生物質炭和氮肥對茶園土壤pH值、CO2和CH4排放的影響。試驗共設置施氮（N1，150 mg N·kg-1干土）和不施氮（N0）2個施氮水平；生物質炭設不施、低、中和高4個水平（記為B0、B1、B2、B3），分別為 0、10、30、50 g·kg-1，分別相當于田間施用量的 0、22.5、67.5、112.5 t·hm-2。共組成 8 個處理，分別為：氮肥和生物質炭均不施的對照（CK）、不施氮低生物質炭（N0B1）、不施氮中生物質炭（N0B2）、不施氮高生物質炭（N0B3）、施氮不施生物質炭（NB0）、施氮低生物質炭（NB1）、施氮中生物質炭（NB2）、施氮高生物質炭（NB3）。

稱350 g風干過篩土樣，置于一組規格為1000 mL培養瓶中，并調節土壤含水量至40%土壤孔隙含水率（WFPS）后置于恒溫箱暗培養7 d，以活化土壤微生物并消除干濕效應[9]，培養溫度設置為25±1℃；預培養結束后生物質炭和氮肥按照設計比例與活化土壤充分攪拌混合，調節土壤含水量至60%WFPS。用中間帶有兩個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，用于平衡培養瓶中的壓強。檢查密封性后將培養瓶放入恒溫培養箱中好氧培養47 d，每隔1 d用稱重法補充因蒸發散失的水分，以保持土壤含水量的恒定。每個處理設6個重復，3個用于溫室氣體的采集測定，3個用于土壤-N、-N含量和土壤pH值等指標的動態變化分析，并于試驗的第 1、3、5、9、13、19、25、32、39、47 d采集土樣測定。

在培養的第 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，培養瓶敞口30 min，使得培養瓶中氣體和大氣間充分交換，之后密閉培養瓶，并采集培養瓶上部空間氣體，作為初始氣體濃度，記錄采樣時間，密閉靜置培養1 h后，反復推拉注射器以混勻瓶中氣體，然后立即抽氣并移至預真空的集氣瓶中，再次記錄采樣時間。

1.3 氣體及土壤樣品分析

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

1.4 數據計算與統計

CO2和CH4排放通量計算公式：

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，負值為吸收；ρ為標準狀況下氣體的密度；V是培養瓶頂空體積，L；m為土樣干重，g；Δc/Δt為在一特定時間內的氣體濃度變化速率；T為絕對溫度；α 分別為 CO2換算到 C（12/44）、CH4換算到 C（12/16）的轉換因子。

CO2和CH4累積排放量計算公式：

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；t為采樣時間，d。

實驗結果均以3次重復的平均值±標準誤來表示，實驗數據用Excel軟件進行處理后，使用SPSS16.0軟件進行單因素方差分析，采用Pearson方法分析CO2和CH4排放通量與環境因子以及CO2和CH4累積排放量與生物質炭添加量之間的相關性，顯著性水平P=0.05，并用Origin8.0軟件進行圖形繪制。

2 結果與分析

2.1 土壤pH值變化特征

培養期間，添加生物質炭后土壤pH值隨著生物質炭添加量的增加而提高（圖1），土壤pH平均值（表1）顯著高于對照CK（P<0.05）。隨著試驗時間的延長，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先升高并于試驗的第5 d達到峰值，之后快速下降直至試驗結束時仍保持較高的降速。氮肥添加及與生物質炭共施顯著提高了土壤平均pH值（P<0.05）。試驗結束時處理 N0B1、N0B2、N0B3、NB0、NB1、NB2和NB3土壤pH值較對照組CK分別提高了0.04、0.33、0.74、0.31、0.32、0.53、0.69 個單位。

2.2 土壤礦質態氮含量變化特征

2.3 土壤可溶性有機碳（DOC）和微生物量碳（MBC）變化特征

圖2 土壤-N含量動態變化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 銨態氮NH+4-N/mg·kg-1 硝態氮NO-3-N/mg·kg-1 可溶性有機碳/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含量在培養試驗的第1 d出現最大值，之后快速下降，在試驗的中后期基本穩定，一直處于較低水平。添加生物質炭提高了土壤中DOC的含量，并且生物質炭添加量越大效果越明顯，但未達到顯著水平（P<0.05）。施肥處理土壤中DOC含量顯著（P<0.05）高于對應的不施肥處理。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含量動態變化趨勢相似，前期MBC含量呈波動式變化特征，試驗的中期各處理組MBC含量快速下降直至培養的第32 d，之后至試驗結束土壤中MBC含量基本保持穩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）。單施中低量生物質炭對土壤MBC含量影響較小，而單施氮肥以及生物質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

培養期間，各處理CO2排放通量隨著培養試驗的進行，均表現出快速下降至較低水平，之后至實驗結束基本保持穩定的變化趨勢（圖4）。與CK處理相比，添加生物質炭、氮肥及生物質炭與氮肥共施均顯著促進初期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排放通量變化趨勢與CO2排放通量變化趨勢相似，隨著培養試驗的進行，土壤CH4排放通量快速下降至較低水平后保持穩定至試驗結束。生物質炭及生物質炭與氮肥共施提高了初期CH4的排放通量，N0B1、N0B2、N0B3、NB1、NB2 和 NB3 在培養試驗的第1d出現排放峰值，分別為0.17、0.35、0.55、0.10、0.23、0.34 μg·kg-1·h-1，而對照組 CK 和單施氮肥處理組NB0在整個培養期間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炭添加量間的關系

圖3 土壤DOC和MBC含量動態變化Figure 3 Temporal dynamics of soil DOC and MBC

圖4 土壤CO2和CH4排放通量動態變化Figure 4 Temporal dynamics of CO2and CH4fluxes

與對照組CK相比，添加生物質炭顯著促進了土壤CO2的排放，生物質炭添加量越高，CO2累積排放量增加效果越明顯，不同生物質炭添加比例間土壤CO2累積排放量差異顯著（P<0.05）。施氮后進一步提高了CO2累積排放量且顯著高于對應的未施氮處理組（圖 5）。實驗結束時 N0B1、N0B2、N0B3、NB0、NB1、NB2和NB3處理組CO2累積排放量分別為對照組CK 的 1.55、1.99、2.51、1.43、1.93、2.45、2.81 倍。

對照組CK和氮肥處理組土壤CH4累積排放量較小，與對照組相比，單施低量生物質炭（N0B1）對CH4累積排放量影響較小，未達到顯著水平（P>0.05），而添加中（N0B1）高（N0B1）量生物質炭可顯著增加CH4的累積排放量（P<0.05）。生物質炭與氮肥共施可抑制CH4的排放，CH4累積排放量低于相應的單施生物質炭處理組。各處理組CH4累積排放量大小順序為：N0B3>B2>NB3>NB2>N0B1>NB1>CK>NB0。

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

3 討論

添加生物質炭顯著提高了土壤平均pH值（P<0.05），試驗中N0B1、N0B2和N0B3處理土壤平均pH值較對照CK分別增加了0.18、0.53、1.06個單位。開始階段土壤中有機氮的礦化、有機陰離子的脫羧作用和生物質炭中灰化堿的釋放綜合作用，生物質炭處理土壤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。試驗結束時，生物質炭處理土壤pH值仍高于對照CK，短期內生物質炭對改良酸化土壤提高土壤pH值具有積極作用。施氮后，尿素水解過程中消耗大量的H+，導致土壤pH值在培養前期呈上升趨勢，當與生物質炭共施時，生物質炭中的堿性物質與氮肥共同作用，土壤pH值得到進一步提高，之后，由于尿素水解產生的NH+4在轉化為亞硝酸鹽或硝酸鹽的過程中產生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個單位。試驗結果與周細紅等[14]的研究結果一致，施用尿素短期內顯著提高了土壤pH值。但值得注意的是本試驗培養時間較短，因為若是延長培養時間，尿素的酸化作用可能會體現出來。

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排放與環境因子的相關性Table 2 Correlation between CO2and CH4emissions and environmental factors for tea garden soil

生物質炭處理后均于試驗初期排放大量CH4，高量（N0B3）生物質炭處理CH4累積排放量顯著（P<0.05）大于中（N0B2）低（N0B1）量生物質炭處理，對照CK在整個試驗期間CH4排放通量均處于較低水平。有研究報道，施加生物質炭可增加土壤中甲烷氧化菌的豐度，提高甲烷氧化菌和產甲烷菌的豐度比[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。而本試驗結果表明，添加生物質炭顯著促進了CH4的排放。生物質炭中的灰化堿等堿性物質可提高土壤pH值，而土壤pH值的升高可增強產甲烷菌的活性[17]，促進土壤排放CH4，試驗結果顯示CH4排放通量與土壤pH之間呈顯著的正相關關系（表2）；氨和甲烷都能夠競爭單氧化酶（MMO）上的活性結合點，高濃度的氨可驅離結合位點上的CH4，降低CH4的氧化量，添加生物質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CH4的氧化抑制作用[18]。另外，生物質炭中存在諸如重金屬等有毒有害化學物質，可抑制土壤中甲烷氧化菌的活性[19]，生物質炭施加到土壤中造成土壤水分分布不均，局部出現厭氧環境[20]，同樣有利于CH4的排放。但也有研究表明，生物質炭對土壤CH4排放的影響不顯著[21-22]，不同的試驗結果可能由具體試驗所用生物質炭的原材料、熱解溫度、施加量或土壤性質間的差異引起的。試驗中，氮肥與生物質炭共施抑制了CH4的排放。有研究發現施加氮肥會影響CH4氧化菌的群落結構[23]，可能是因為施加氮肥促進了CH4的氧化或對產甲烷菌的生長產生了抑制作用[24]，從而減少了CH4累積排放量。

試驗結果表明，添加生物質炭顯著促進了CO2的排放，且生物質炭添加量越高，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生，生物質炭富含有機碳，添加到土壤中會影響土壤有機碳組分和微生物活性[25]進而影響土壤中有機碳的分解和CO2的排放。目前，關于生物質炭對CO2排放影響的觀點并不統一。有研究表明施用生物質炭能降低CO2的排放[26]，而陳玉真等[27]的研究則得出添加低量生物質炭對土壤CO2排放無顯著影響，高量生物質炭顯著促進CO2排放的結果；劉玉學等[16]將生物質炭對土壤CO2排放的影響作了更為詳細的分時段分析，結果發現添加稻殼生物質炭可促進初期CO2的排放，但后期和整個試驗期間CO2累積排放量并未表現出顯著差異。本試驗中，生物質炭對CO2排放的影響與劉玉學等的研究結果相似，施用生物質炭顯著促進了土壤初期CO2的排放，所不同的是整個試驗期間CO2累積排放量也表現出了顯著差異。生物質炭是生物質經高溫厭氧裂解而成的頑固性固態物質，大部分短時間內難被微生物利用，但生物質在裂解過程中也會產生部分可被微生物利用的可溶性有機碳和諸如磷、鉀和鈣等速效養分，一定程度上會增強土壤中微生物的活性[28-30]。本試驗中，添加生物質炭對MBC含量的影響并不顯著，可能是因為土壤中的微生物只是在組成結構上變化較大，但對微生物的總量并無顯著的影響。同時，生物質炭在裂解時會產生灰化堿等堿性物質，引起土壤pH值的改變，進而影響微生物的呼吸作用，改變CO2的排放。另外，有研究表明，當生物質炭施加到土壤中時，會對土壤中原有的炭產生激發效應，促進原有炭的分解[31]。生物質炭雖含有一定量的可溶性有機碳，但當生物質炭施用量較少時，由生物質炭攜帶的DOC的量小于其激發作用引起的土壤DOC分解的量時，土壤中DOC的含量則會有所降低。試驗中添加中（N0B2）低（N0B1）量的生物質炭時，土壤中DOC平均含量較對照組有所減少或基本保持不變，而當生物質炭施加比例達到5%時（N0B3），在一定程度上增加了土壤中DOC的含量。相關性分析結果表明，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關系（P<0.01）。氮肥與生物質炭共施與單施生物質炭相比大幅度提高了土壤中DOC和MBC含量。單施生物質炭導致土壤C/N過高，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，從而增強了微生物活性并促進有機質的礦化，另外尿素屬于小分子有機化合物，分解后也會產生CO2，二者共同作用，引起CO2排放量的增加。

4 結論

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

（2）生物質炭顯著促進了土壤CO2和CH4的排放，CO2和CH4的累積排放量隨生物質炭施加量的增加而增加。氮肥促進了有機質的礦化，其本身分解也會產生CO2，二者共同顯著促進了CO2的排放，但氮肥對CH4的排放無明顯影響。

（3）與單施生物質炭相比，當生物質炭與尿素共施時顯著促進了CO2的排放，但對CH4的排放具有一定的抑制作用。

生物質炭提高土壤pH值的同時促進了CO2和CH4的排放，當茶園酸化狀況較輕時，可適當施加低量生物質炭，在緩解土壤酸化狀況的同時盡可能地降低溫室氣體的排放。

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