豬糞炭對(duì)茶園土壤硝化過(guò)程及微生物酶活性的影響

何莉莉，黃佳佳，劉玉學(xué)，呂豪豪 ，汪玉瑛，楊生茂，3*

（1.浙江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院環(huán)境資源與土壤肥料研究所，杭州 310021；2.浙江省生物炭工程技術(shù)研究中心，杭州 310021；3.浙江工業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，杭州 310014）

茶葉是我國(guó)重要的經(jīng)濟(jì)作物，到2018年底我國(guó)茶葉種植面積約298.6萬(wàn)hm2，占世界茶園總量的47%[1]。茶樹為喜酸性植物，最適宜生長(zhǎng)pH為4.0～6.5，長(zhǎng)期的茶樹種植和大量的氮肥添加加劇了茶園土壤的酸化。張倩等[2]于2008—2010年對(duì)江蘇省21個(gè)典型茶場(chǎng)定位監(jiān)測(cè)發(fā)現(xiàn)，42.8%的茶園土壤pH低于4.0。在生產(chǎn)管理中常采取一定的措施來(lái)中和土壤酸性，使之更適宜茶樹生長(zhǎng)，如增施有機(jī)肥、適量施用石灰等。茶葉生產(chǎn)中偏施氮肥的現(xiàn)象日益嚴(yán)重，在一些茶葉主產(chǎn)區(qū)，氮肥的施用量高達(dá)740 kg·hm-2，但茶園平均氮素利用率僅為30%左右，高量的氮肥施入導(dǎo)致土壤留存較高的和，這些形態(tài)的氮大部分可通過(guò)硝化和反硝化作用以N2O的形式排放到環(huán)境中。研究發(fā)現(xiàn)，稻田和其他作物土壤的N2O排放系數(shù)分別為0.31%和0.62%，而茶園土壤的N2O排放系數(shù)高達(dá)2.90%[3]。因此，采取有效措施以減緩茶園土壤進(jìn)一步酸化和降低溫室氣體排放是保障茶園可持續(xù)發(fā)展所面臨的重要課題。

近幾年來(lái)，生物質(zhì)炭（Biochar，BC）作為一種新型的土壤改良劑在農(nóng)業(yè)上得到了廣泛重視。生物質(zhì)炭是有機(jī)物原料在完全或者部分缺氧條件下，經(jīng)過(guò)高溫?zé)峤猓ㄍǔ＃?00℃）產(chǎn)生的一類難溶、富碳、高度芳香化和高穩(wěn)定性的有機(jī)物質(zhì)。根據(jù)生物質(zhì)材料的來(lái)源，生物質(zhì)炭可以分為木炭、竹炭、秸稈炭、稻殼炭、動(dòng)物糞便炭等[4]。生物質(zhì)炭的多孔特性和高的比表面積有利于土壤聚集水分、提高孔隙度、降低容重，并且對(duì)環(huán)境介質(zhì)中的有機(jī)污染物有超強(qiáng)的吸附能力，從而可為植物生長(zhǎng)提供良好的環(huán)境；其含有的養(yǎng)分元素可直接輸入土壤，其表面電荷和官能團(tuán)也有利于土壤養(yǎng)分的保留。因此，分布在熱帶亞熱帶地區(qū)的強(qiáng)酸性土壤是生物質(zhì)炭改良修復(fù)的主要對(duì)象[5]。陳玉真等[6]研究發(fā)現(xiàn)添加生物質(zhì)炭可提高茶園酸性紅壤和黃壤pH高達(dá)1.20個(gè)和1.34個(gè)單位；然而，土壤pH的增加一般會(huì)伴隨較強(qiáng)的硝化作用，茶樹喜銨厭硝，易于吸收銨態(tài)氮，硝化過(guò)程不利于茶園對(duì)氮的吸收[7]。Dai等[8]發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭能夠顯著提高土壤pH并促進(jìn)土壤的硝化作用，且兩者之間有顯著的正相關(guān)關(guān)系（r=0.98，P＜0.05）。Ball等[9]研究發(fā)現(xiàn)，施入生物質(zhì)炭能夠增加酸性土壤中氨氧化細(xì)菌的豐度，進(jìn)而提高土壤硝化速率。崔靜雅[10]發(fā)現(xiàn)施入10%BC的茶園土壤凈硝化速率顯著小于未施加BC的對(duì)照處理（P＜0.05），這可能是大量生物質(zhì)炭釋放出的ɑ松萜抑制了硝化作用所致；施入1%BC、2%BC、5%BC的茶園土壤凈硝化速率與對(duì)照處理并無(wú)顯著差異，這可能是由于pH改變對(duì)硝化的促進(jìn)作用與釋放出ɑ松萜的抑制作用相抵消引起的。因此，生物質(zhì)炭對(duì)土壤硝化作用的影響可能與生物質(zhì)炭的制備原料、熱解溫度和土壤性質(zhì)有關(guān)，開展生物質(zhì)炭對(duì)茶園土壤硝化特征的研究將有助于我們采取針對(duì)性的措施控制茶園土壤硝化和酸化。

N2O是主要的溫室氣體之一，能破壞大氣平流層中的臭氧層，對(duì)人類生存環(huán)境產(chǎn)生重要影響。土壤N2O產(chǎn)生的生物源主要來(lái)自于土壤微生物推動(dòng)的硝化作用和反硝化作用[11]。生物質(zhì)炭的多孔隙結(jié)構(gòu)是土壤微生物良好的棲息環(huán)境，而且可以導(dǎo)致土壤孔隙率增加，同時(shí)增加土壤氧氣含量，這可能會(huì)抑制厭氧反硝化過(guò)程及N2O和N2的排放[12]；也有報(bào)道指出生物質(zhì)炭對(duì)N2O的產(chǎn)生沒(méi)有任何影響；而Bruun等[13]研究表明，土壤中添加生物質(zhì)炭，CO2和N2O排放量都明顯提高。不同結(jié)果之間的差異，可能與生物質(zhì)炭的施加量、施加年限及土壤性質(zhì)有關(guān)。作為土壤環(huán)境中最活躍的有機(jī)組分之一，土壤酶來(lái)源于土壤中動(dòng)植物和微生物細(xì)胞的分泌物及殘?bào)w分解物，其中微生物是主要來(lái)源。生物質(zhì)炭對(duì)土壤酶活性的影響不盡相同，據(jù)報(bào)道，施加小麥秸稈生物質(zhì)炭可以提高茶園土壤微生物的數(shù)量，增強(qiáng)β-葡萄糖苷酶、脲酶和堿性磷酸酶活性[14]；樹枝條生物質(zhì)炭可以提高壤土和砂土中與N、P循環(huán)相關(guān)的酶活性，卻降低壤土中與C循環(huán)有關(guān)的酶活性[15]。但其具體的作用機(jī)制和途徑還有待進(jìn)一步深入研究。

我國(guó)養(yǎng)豬業(yè)迅速發(fā)展伴隨的環(huán)境污染問(wèn)題，給我國(guó)農(nóng)業(yè)固體廢棄物處置和環(huán)境保護(hù)帶來(lái)了巨大挑戰(zhàn)，豬糞資源化利用途徑迫在眉睫。利用慢速熱裂解畜禽糞便制備生物質(zhì)炭，既可保留其含有的多種營(yíng)養(yǎng)元素，也可消除糞便中的病菌、寄生蟲等，是當(dāng)前規(guī)?；B(yǎng)豬場(chǎng)徹底消除糞污污染和實(shí)現(xiàn)畜禽糞便無(wú)害化利用的重要途徑[16]。因此，本文利用室內(nèi)好氣培養(yǎng)試驗(yàn)，研究豬糞高溫裂解產(chǎn)生的豬糞炭對(duì)茶園土壤的硝化作用、N2O排放和土壤酶活性的影響，旨在為生物質(zhì)炭在茶園土壤改良中的應(yīng)用及應(yīng)對(duì)環(huán)境效應(yīng)研究提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料試驗(yàn)

供試土壤采自浙江名茶產(chǎn)區(qū)安吉市的黃茶茶園基地（30°40′N，119°33′E），此區(qū)屬中亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，年均氣溫15℃，年均降雨量1 500 mm。樣地具體情況：坡度30～35℃，坡向?yàn)殛?yáng)坡，海拔65.9 m。種植年限約15 a，施肥以化肥-有機(jī)肥為主，其他茶園管理措施正常。按照“S”型多點(diǎn)混合采集0～20 cm表層土壤，將新鮮土樣充分混勻后，一部分裝入無(wú)菌自封袋，儲(chǔ)存于4℃冰箱中；另一部分室內(nèi)自然風(fēng)干供土壤基本化學(xué)性質(zhì)測(cè)定。土壤基本理化性質(zhì)：有機(jī)質(zhì)10.23 g·kg-1，全氮9.20 g·kg-1，速效磷3.91 mg·kg-1，速效鉀142.30 mg·kg-1，pH 4.03，土壤容重1.13 g·cm-3。生物質(zhì)炭以豬糞炭為原材料，在550℃下厭氧燒制而成。豬糞炭的主要理化性狀：有機(jī)碳360.0 g·kg-1，全氮23.8 g·kg-1，全磷12.1 g·kg-1，全鉀24.3 g·kg-1，pH 8.6。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 硝化潛力研究試驗(yàn)

供試土壤的硝化活性采用35 d的好氣培養(yǎng)、破壞性取樣方法測(cè)定。試驗(yàn)設(shè)置4個(gè)處理，每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)：（1）硫酸銨（CK+N）；（2）硫酸銨+1%豬糞炭（低量生物質(zhì)炭，BC1+N）；（3）硫酸銨+2%豬糞炭（中量生物質(zhì)炭，BC2+N）；（4）硫酸銨+5%豬糞炭（高量生物質(zhì)炭，BC5+N）。施氮量為110 mg N·kg-1，相當(dāng)于大田施肥250 kg N·hm-2（按每公頃20 cm深土壤質(zhì)量為2.25×106kg計(jì)算）。具體試驗(yàn)：稱取15 g（烘干基質(zhì)量）風(fēng)干土樣置于250 mL三角瓶中，用去離子水調(diào)節(jié)至土壤最大持水量（WHC）的40%，具塞，30℃恒溫預(yù)培養(yǎng)1周，以穩(wěn)定及活化土壤中的微生物。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，向培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)均勻加入0.5 mL一定濃度的（NH4）2SO4溶液，再用去離子水調(diào)節(jié)含水量至60%WHC。之后，所有培養(yǎng)瓶蓋上封口膜，并用針孔均勻扎5個(gè)孔，保證通氣。繼續(xù)在30℃恒溫培養(yǎng)箱黑暗培養(yǎng)，每隔2～3 d補(bǔ)足揮發(fā)的水分，以保證瓶?jī)?nèi)的水分不發(fā)生變化。在培養(yǎng)的第0、1、7、15、21、27、35 d分別取每個(gè)處理的3個(gè)重復(fù)，按照5∶1水土比加入2 mol·L-1的KCl溶液（已加水量考慮在內(nèi)），在25℃、250 r·min-1恒溫振蕩1 h，定量濾紙過(guò)濾，收集濾液于塑料瓶中，用于測(cè)定土壤pH及、的濃度[17]。若樣品不能及時(shí)測(cè)定，于4℃下冷藏，一周內(nèi)完成測(cè)定。、的濃度用Skalar連續(xù)連動(dòng)分析儀（Skalar SAN，Netherlands）測(cè)定。

1.2.2 N2O的采集與測(cè)定

分別在加入氮肥溶液后的第 1、3、5、9、11、14、17、21 d和35 d采集氣體樣品。每次采氣前先去掉每個(gè)處理3個(gè)培養(yǎng)瓶的封口膜，將培養(yǎng)瓶用帶丁基橡膠塞采氣口的特殊硅橡膠塞蓋緊并在瓶塞周圍涂抹704膠以密封瓶口。將每個(gè)培養(yǎng)瓶連接到真空泵上，從采氣口將三角瓶抽成真空后通入室內(nèi)空氣，重復(fù)3次，每次3 min，使瓶?jī)?nèi)氣體濃度與大氣濃度平衡，并采集培養(yǎng)瓶上部氣體樣本，作為初始?xì)怏w濃度，記錄采樣時(shí)間。之后將采氣口用704膠密封，置于30℃恒溫培養(yǎng)箱黑暗密閉24 h，用連有三通閥的25 mL螺口式注射器采集第二針氣體。每次采氣前用注射器反復(fù)抽取瓶?jī)?nèi)氣體3次以混勻氣體。所采氣體用氣相色譜分析儀（GC-ECD，Agilent 7890A）測(cè)定濃度。

1.2.3 土壤酶活性測(cè)定

取培養(yǎng)結(jié)束后的土壤，風(fēng)干過(guò)40目篩，進(jìn)行土壤水解酶和氧化還原酶活性的測(cè)定。其中，土壤水解酶的測(cè)定主要包括：FDA水解酶以無(wú)色的熒光素二乙酸為基質(zhì)，采用比色法測(cè)定其活性，以每克土壤每天釋放1 μmol熒光素為1個(gè)酶活單位[18]；脲酶活性的測(cè)定采用靛酚藍(lán)比色法，以尿素為基質(zhì)，測(cè)定其活性，以每克土壤每天釋放1 μg NH3為1個(gè)酶活單位[19]；酸性磷酸酶的活性采用磷酸苯二鈉比色法測(cè)定，在酸性條件下，以磷酸苯二鈉為基質(zhì)，在磷酸酶的作用下，以水解基質(zhì)所生成的苯酚的量表示[19]。氧化還原酶的測(cè)定主要包括：過(guò)氧化氫酶的活性采用紫外分光光度法測(cè)定，以每20 min內(nèi)每克土壤分解的過(guò)氧化氫的微摩爾數(shù)表示[20]；土壤脫氫酶活性的測(cè)定以氯化三苯基四氮唑（TTC）為氧化劑，測(cè)定被還原生成的三苯基甲臜（TF），以每克土壤樣品每天催化產(chǎn)生1 μg的TF為一個(gè)酶活性單位[21]；土壤多酚氧化酶的活性以鄰苯三酚為基質(zhì)，采用比色法測(cè)定，以每克土壤產(chǎn)生1 mg紫色沒(méi)食子定義為1個(gè)酶活單位[21]。

1.3 數(shù)據(jù)處理

土壤凈硝化速率計(jì)算公式為：

式中：N 為凈硝化速率，mg N·kg-1·d-1；（）t2和（）t1分別為t2和t1時(shí)NO-3的含量，mg N·kg-1。

N2O的排放速率根據(jù)密閉24 h前后測(cè)定的三角瓶?jī)?nèi)氣體N2O濃度差值計(jì)算[22]。

式中：F指N2O的排放速率，ng N·kg-1·h-1；ρ指N2O在標(biāo)準(zhǔn)狀況下的密度，1.25 kg N2O-N·m-3；ΔC指培養(yǎng)前后N2O的濃度差，10-6L·L-1；V為培養(yǎng)瓶的有效體積，m3；T指培養(yǎng)使用的溫度，℃；W指培養(yǎng)用干土的質(zhì)量，kg；E指N2O的累積排放量，μg N·kg-1；fi和fi+1指在培養(yǎng)時(shí)間ti和ti+1時(shí)的N2O排放速率，ng N·kg-1·h-1。

采用SSPS 20.0軟件進(jìn)行單因素方差分析和相關(guān)性分析，用LSD法分析處理間在0.05水平的差異顯著性。圖表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。

2 結(jié)果與分析

2.1 豬糞炭對(duì)茶園土壤凈硝化速率的影響

培養(yǎng)期間內(nèi)各處理NH+4-N濃度變化如圖1A。從培養(yǎng)的第1 d開始，各處理NH+4-N濃度均呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，下降幅度的順序?yàn)锽C5+N＞BC2+N＞BC1+N＞CK+N。其中，在培養(yǎng)的前7 d，BC5+N處理的NH+4-N濃度下降約41.0 mg N·kg-1，并在培養(yǎng)的第21 d濃度達(dá)到最小值，隨后基本保持穩(wěn)定的趨勢(shì)。培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，BC5+N的NH+4-N濃度最小，約為35.7 mg N·kg-1，其他處理之間的NH+4-N濃度差異不大，范圍為50.3～54.1 mg N·kg-1。

由圖1B看出，所有處理的土壤硝化作用微弱，除BC5+N處理的平均凈硝化速率為0.31 mg N·kg-1·d-1，其他處理的凈硝化速率均小于0.10 mg N·kg-1·d-1。培養(yǎng)結(jié)束后，BC1+N和BC2+N處理的土壤凈硝化速率與CK+N處理相比均無(wú)顯著差異，而BC5+N處理則顯著增加了茶園土壤的凈硝化速率（P＜0.05）。

2.2 培養(yǎng)期內(nèi)各處理pH的動(dòng)態(tài)變化

由于培養(yǎng)試驗(yàn)在密閉系統(tǒng)中進(jìn)行，因此硝化作用的致酸效應(yīng)使所有處理的pH呈現(xiàn)逐漸下降的趨勢(shì)（圖2）。培養(yǎng)的第1 d，CK+N處理的pH為3.36，之后逐漸下降到3.26，約在培養(yǎng)的第28 d保持穩(wěn)定不變。與CK+N相比，3種豬糞炭處理減緩了pH的下降，且隨著豬糞炭施加量的增加效果更為明顯；在培養(yǎng)的第1 d，BC1+N、BC2+N和BC5+N的pH分別比CK+N高0.09、0.18個(gè)和0.40個(gè)單位；培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，3種豬糞炭處理pH分別比CK+N高0.13、0.23個(gè)和0.33個(gè)單位。

2.3 培養(yǎng)期內(nèi)各處理N2O的動(dòng)態(tài)排放

如圖3所示，N2O累積排放量隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)而逐漸增加。與CK+N處理相比，所有豬糞炭處理組的N2O累積排放量都顯著降低，且BC5+N處理的N2O累積排放量最低，降幅約62.4%；低量豬糞炭顯著降低土壤N2O累積排放量約41.2%～58.7%。CK+N處理在前3 d的N2O累積排放量已達(dá)到57.2 μg N·kg-1，豬糞炭處理組最大僅為16.4 μg N·kg-1；CK+N處理組在培養(yǎng)結(jié)束時(shí)N2O累積排放量高達(dá)109.1 μg N·kg-1，豬糞炭處理組最高為43.3 μg N·kg-1；且豬糞炭處理組的N2O排放模式相似，在培養(yǎng)結(jié)束時(shí)N2O排放趨向平穩(wěn)，而CK+N處理組仍呈現(xiàn)上升趨勢(shì)。

圖1 35 d培養(yǎng)期內(nèi)-N濃度的動(dòng)態(tài)變化及土壤的平均凈硝化速率Figure 1 The dynamic concentrations of-N and the average net nitrification rates during 35-day incubation

圖2 35 d培養(yǎng)期內(nèi)土壤pH的動(dòng)態(tài)變化Figure 2 The dynamic changes of soil pH during 35-day incubation

2.4 豬糞炭對(duì)茶園土壤氧化還原類和水解類酶活性的影響

圖3 35 d培養(yǎng)期內(nèi)N2O的累積排放量Figure 3 The cumulative N2O emissions during 35-day incubation

圖4 35 d培養(yǎng)結(jié)束后土壤氧化還原類酶和水解類酶的活性Figure 4 The activities of soil redox enzymes and hydrolysis enzymes after 35-day incubation

從圖4A～圖4C可以看出，豬糞炭施加導(dǎo)致不同處理間土壤氧化還原類酶的活性呈現(xiàn)不同的變化趨勢(shì)。其中，豬糞炭處理顯著降低土壤過(guò)氧化氫酶的活性，且隨著豬糞炭施加量的增加呈現(xiàn)遞減的趨勢(shì)，BC5+N處理顯著降低土壤過(guò)氧化氫酶的活性高達(dá)88.0%。BC1+N處理顯著增加了土壤多酚氧化酶活性，其他豬糞炭處理均顯著降低了多酚氧化酶活性。與CK+N相比，BC1+N和BC5+N處理顯著增加了土壤脫氫酶活性，增幅為39.4%～63.2%。土壤水解類酶主要包括FDA水解酶、脲酶和酸性磷酸酶（圖4D～圖4F）。豬糞炭施加不同程度地提高了土壤FDA水解酶和脲酶活性，且均以BC5+N處理增幅最大，其活性分別高達(dá)52.93 μmol·g-1·d-1和218.8 μg·g-1·d-1，說(shuō)明豬糞炭的添加改善了茶園土壤的微生物活性，促進(jìn)其氮素、磷素及有機(jī)質(zhì)的轉(zhuǎn)化，提高了土壤質(zhì)量。豬糞炭施加對(duì)土壤酸性磷酸酶活性的影響并不顯著。

3 討論

3.1 豬糞炭對(duì)茶園土壤硝化過(guò)程的影響

60%WHC是對(duì)土壤硝化作用比較有利的溫度和水分條件，此環(huán)境下茶園土壤在培養(yǎng)期內(nèi)凈硝化速率為0.098 mg N·kg-1·d-1。這表明盡管茶園土壤pH較低，但仍能進(jìn)行硝化作用，可能主要與茶園土壤中存在的嗜酸性氨氧化細(xì)菌有關(guān)[23]。土壤的硝化作用一般會(huì)受到土壤pH、含水率、溫度、底物NH+4的供應(yīng)及硝化微生物活性的影響[24-25]。由于生物質(zhì)炭的堿度和高pH，其添加能夠降低酸性土壤的酸度，改善紅壤的不利環(huán)境。本研究中，低、中量生物質(zhì)炭的添加可提高茶園土壤pH約0.1個(gè)單位，但并未促進(jìn)相應(yīng)處理土壤的凈硝化作用，BC1+N處理反而有降低土壤凈硝化速率的趨勢(shì)。Yang等[26]認(rèn)為生物質(zhì)炭可對(duì)產(chǎn)生化學(xué)吸附從而降低硝化作用的底物可利用性，降低土壤硝化作用，Wang等[27]通過(guò)70 d的果園沙壤土-生物質(zhì)炭的室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭本身含有的酚類化合物可以降低氨氧化細(xì)菌的基因數(shù)量及豐度，從而降低土壤的硝化作用。本研究中，高量生物質(zhì)炭添加顯著增加茶園土壤凈硝化速率約4倍，可能因?yàn)樯镔|(zhì)炭增加土壤pH高達(dá)0.5個(gè)單位，從而極大促進(jìn)了底物NH3的存在形態(tài)及可利用性，掩蓋了生物質(zhì)炭對(duì)硝化作用的負(fù)面影響，具體的機(jī)理還有待研究。由于茶樹是典型的喜銨厭硝植物，土壤硝化作用不利于茶樹對(duì)氮素的吸收利用，該研究結(jié)果表明適宜的豬糞炭施加既可以不刺激茶園土壤硝化作用，又能緩解土壤的進(jìn)一步酸化，可成為改良茶園土壤的重要手段之一。

3.2 豬糞炭對(duì)茶園土壤N2O排放的影響

豬糞炭的添加顯著降低了茶園的N2O排放，且降低幅度隨著豬糞炭施加量的增加而增加。農(nóng)田土壤中，硝化和反硝化作用是N2O產(chǎn)生的主要途徑[13]。本試驗(yàn)中的轉(zhuǎn)化過(guò)程是在好氣培養(yǎng)中進(jìn)行的，因此，N2O的排放可能主要來(lái)自于土壤的硝化過(guò)程。試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，豬糞炭施加對(duì)茶園土壤凈硝化速率的影響與其施加量有關(guān)，無(wú)法直接通過(guò)凈硝化速率分析N2O排放降低的原因。生物質(zhì)炭含碳量豐富，具有高度的物理穩(wěn)定性、生物化學(xué)抗分解性以及較大的比表面積、多孔結(jié)構(gòu)等優(yōu)良特性，不但能大幅度提升土壤碳庫(kù)，還有利于農(nóng)田土壤固持養(yǎng)分，提高養(yǎng)分利用率，改善土壤微生態(tài)環(huán)境，從而對(duì)土壤N2O排放產(chǎn)生影響[28]。Cayuela等[29]認(rèn)為與生物質(zhì)炭氧化還原能力和吸附能力有關(guān)的H∶C是決定其降低N2O排放的重要因子。一般認(rèn)為H∶C＜0.3（裂解溫度為200～700℃）時(shí)生物質(zhì)炭降低N2O排放的能力更強(qiáng)。本試驗(yàn)中豬糞炭的熱解溫度為550℃，具有較多的芳香結(jié)構(gòu)和較小的H∶C，豬糞炭的施加降低了茶園土壤N2O的排放。Cheng等[30]認(rèn)為生物質(zhì)炭一般帶有負(fù)電荷，對(duì)陽(yáng)離子有很強(qiáng)的吸附特性，從而影響土壤中化學(xué)物質(zhì)的轉(zhuǎn)化。Yang等[26]認(rèn)為生物質(zhì)炭對(duì)NH+4∕NH3的吸附作用會(huì)降低硝化作用的底物可利用性，從而降低N2O的排放。Lehmann等[31]認(rèn)為在低pH條件下土壤自養(yǎng)硝化細(xì)菌比較敏感，N2O還原酶的活性受到抑制，導(dǎo)致硝化反硝化產(chǎn)物中N2O∕N2的比例較大，但隨著土壤pH的增加，N2O被還原的速度加快，反硝化產(chǎn)物中N2O∕N2的比例減小。本研究中，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，與CK+N相比，豬糞炭的添加顯著增加土壤pH高達(dá)0.33個(gè)單位，從而顯著降低了土壤N2O累積排放量。下一步可加強(qiáng)N2O還原酶活性及基因多樣性對(duì)豬糞炭施加的響應(yīng)研究，為指導(dǎo)茶園土壤溫室氣體N2O減排提供理論依據(jù)。

3.3 豬糞炭對(duì)茶園土壤微生物酶活性的影響

土壤是生態(tài)系統(tǒng)中物質(zhì)循環(huán)與能量流動(dòng)的重要場(chǎng)所，也是微生物參與生化反應(yīng)的場(chǎng)所。土壤酶是生化反應(yīng)的催化劑，幾乎參與土壤中所有營(yíng)養(yǎng)元素的生物化學(xué)轉(zhuǎn)化過(guò)程，其活性的高低基本反映了該轉(zhuǎn)化過(guò)程的相對(duì)強(qiáng)度，可作為土壤微生物的活性指標(biāo)。

茶園土壤酶活性的強(qiáng)弱與茶園土壤肥力水平密切相關(guān)。一般來(lái)說(shuō)，有利于提高土壤肥力水平的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)措施，特別是提高土壤有機(jī)質(zhì)含量的措施有利于提高土壤酶的活性。以往研究發(fā)現(xiàn)，除了生物質(zhì)炭自身含碳量較高，其還可以對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)本身的礦化產(chǎn)生負(fù)激發(fā)效應(yīng)，從而顯著增加土壤有機(jī)碳含量[32]。本研究中，土壤水解類酶中的脲酶和FDA水解酶的活性與生物質(zhì)炭的添加量成正比。一方面，豬糞炭的施加改善了茶園土壤的酸性環(huán)境，增加土壤肥力，為微生物提供了適宜的生存環(huán)境；生物質(zhì)炭的多孔性也為微生物的生存提供了適宜的載體，促進(jìn)了微生物的繁殖，刺激土壤酶活性的提高。另一方面，土壤脲酶能水解尿素產(chǎn)生NH+4，而生物質(zhì)炭可以促進(jìn)NH+4的氧化，加速NH+4的消耗，從而促進(jìn)脲酶水解過(guò)程的發(fā)生，增加脲酶的活性。脲酶活性的增加也可能與土壤有機(jī)碳的增加有關(guān)，汪洋等[33]的研究發(fā)現(xiàn)脲酶活性與土壤有機(jī)碳含量呈正相關(guān)，且與Nevins等[34]的研究結(jié)果一致。FDA水解酶是一種碳循環(huán)類酶，其活性與土壤活性有機(jī)碳的增加密切相關(guān)。生物質(zhì)炭本身是一類高度芳香化且含碳量較高的物質(zhì)，并表現(xiàn)出一定的化學(xué)或生物學(xué)惰性，但新鮮制備的生物質(zhì)炭含有5%～37%的易分解有機(jī)碳，其可以直接被微生物分解利用，從而促進(jìn)了相關(guān)酶的活性[35]。土壤磷酸酶的活性高低直接影響著土壤中有機(jī)磷的分解轉(zhuǎn)化及其生物有效性，是評(píng)價(jià)土壤磷素生物轉(zhuǎn)化方向與強(qiáng)度的指標(biāo)。土壤中磷酸酶活性具有酸堿敏感性，酸性磷酸酶活性在酸性環(huán)境中活性較強(qiáng)，其活性pH范圍一般在3.8～4.7之間[36]。本實(shí)驗(yàn)中，酸性茶園土壤35 d培養(yǎng)結(jié)束后，盡管豬糞炭的施加改善了土壤的酸性環(huán)境，但由于硝化作用對(duì)土壤造成的二次酸化使茶園土壤的pH范圍仍在3.3～4.5之間，各處理之間的酸性磷酸酶活性無(wú)顯著差異。陳玉真等[6]研究發(fā)現(xiàn)茶園土壤酸性磷酸酶活性與土壤pH、有效磷含量顯著負(fù)相關(guān)，且隨著生物質(zhì)炭施加量增加而下降。茶園土壤較低的pH，以及茶區(qū)通常高溫多雨，導(dǎo)致土壤中鹽基離子鉀、鈣、鎂含量等不斷減少，鋁、鐵、錳等元素則相對(duì)累積，從而對(duì)磷的吸附固定能力增強(qiáng)，造成茶園土壤有效磷含量普遍較低的現(xiàn)象[37]。下一步可加強(qiáng)生物質(zhì)炭與磷酸酶活性的研究，以改善茶園土壤的缺磷現(xiàn)象。

氧化還原酶是一類能夠催化土壤氧化還原反應(yīng)的酶類，與土壤有機(jī)質(zhì)的轉(zhuǎn)化、腐殖質(zhì)及其各組分的形成都密切相關(guān)。多酚氧化酶主要來(lái)源于土壤微生物、植物根系分泌物及動(dòng)植物殘?bào)w的分解物，是一種復(fù)合性酶，可將土壤中的有毒酚類物質(zhì)氧化為醌，而后形成類腐殖質(zhì)的大分子化合物[38]。研究發(fā)現(xiàn)，低量生物質(zhì)炭施加可顯著增加土壤多酚氧化酶的活性，而中、高量生物質(zhì)炭顯著降低其活性，高量生物質(zhì)炭的施加可能對(duì)多酚氧化酶分子產(chǎn)生吸附，從而抑制多酚氧化酶酶促反應(yīng)結(jié)合位點(diǎn)的形成，降低酶的活性。土壤過(guò)氧化物酶主要來(lái)源于土壤微生物，能夠氧化土壤有機(jī)物質(zhì)產(chǎn)生過(guò)氧化物，在腐殖質(zhì)的形成過(guò)程中具有重要作用[39]。過(guò)氧化氫酶的活性隨豬糞炭的添加而降低，從而使過(guò)氧化物被分解得更慢，保留得更久。土壤脫氫酶屬于胞內(nèi)酶，參與微生物呼吸過(guò)程的氧化磷酸化過(guò)程，故生物質(zhì)炭施加顯著增加土壤脫氫酶活性，這可能與土壤中微生物的活性及數(shù)量增加有關(guān)[40]。由此看出，豬糞炭施加可改善與土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化密切相關(guān)的酶活性，有利于茶園土壤生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)和重建，全面提升土壤質(zhì)量。

4 結(jié)論

（1）施加豬糞炭可以改善茶園土壤酸性環(huán)境，顯著提高土壤pH，且隨著豬糞炭施加量增加而增加。

（2）茶樹是典型的喜銨厭硝植物，強(qiáng)烈的硝化作用并不利于茶樹的生長(zhǎng)，低量豬糞炭施加并未促進(jìn)茶園土壤的硝化作用，且顯著降低土壤N2O累積排放量高達(dá)41.2%～58.7%。

（3）豬糞炭施加顯著提高FDA水解酶、脲酶及土壤脫氫酶活性，說(shuō)明適量豬糞炭的添加可以改善茶園土壤的酸堿環(huán)境和微生物活性，促進(jìn)其氮素、磷素及有機(jī)質(zhì)的轉(zhuǎn)化，提高土壤質(zhì)量。