生物黑炭是作物秸秆等有机物质及其衍生物在厌氧条件下高温裂解形成的一种多孔富碳、高度芳香化、高比表面积的稳定固态物质^{[1, 2]}，将其施入土壤可改善土壤理化性质、提高作物产量、降低农业面源污染、减缓重金属毒性和减排温室气体^{[3, 4, 5, 6, 7]}。国内外大量研究表明，生物黑炭对土壤二氧化碳（CO₂）和氧化亚氮（N₂O）排放的影响与生物黑炭性质（种类和烧制温度）、植被类型、气候条件、土壤类型及其养分含量和施用年限等因素有密切关系，不同温室气体的排放对生物黑炭的响应也不同^[8]。彭华等^[9]研究表明，稻田施用生物黑炭（水稻秸秆）后N₂O的排放量降低了37.61%；张斌等^[10]通过2年田间试验发现，施氮条件下生物黑炭连续两年显著降低了土壤 N₂O 的排放，其降幅可达66%；刘学玉等^[11]通过田间试验也发现，水稻秸秆炭化后还田可显著降低N₂O排放量，降幅为16.6%~18.2%，但对CO₂排放量无明显差异；Zhang等^[12]研究表明，稻田施用生物黑炭（水稻秸秆）20 t·hm^-2和40 t·hm^-2后，CO₂和CH₄排放量略有增加，N₂O排放量分别降低了10.7%和41.8%，单位产量的全球增温潜势（GWP）降低9.6%~23.8%；Case等^[13]研究也发现，通气条件下砂壤土施用生物黑炭（橡树）22 t·hm^-2，3种温度条件下土壤N₂O排放量降低超过50%；Spokas等^[14]通过向玉米和大豆轮作地施入锯末生物黑炭（24~270 t·hm^-2），发现该生物炭可抑制土壤CO₂和N₂O的排放，且抑制作用随生物炭添加量的增加而愈加明显；王英惠等^[15]研究认为，添加低温（<400 ℃）生物黑炭促进土壤有机碳矿化，而高温（>400 ℃）生物黑炭则抑制有机碳矿化；王战磊等^[16]研究也发现，板栗林施用生物黑炭一个月内促进CO₂的排放，周年内与对照处理无显著差异，但显著增加板栗林的土壤呼吸温度敏感性（Q₁₀）。由此可见，生物黑炭控制不同类型土壤温室气体排放潜力的差异较大，尚需进一步验证。

茶园是我国南方丘陵山地主要的土地利用类型之一，2013年种植面积达257.99万hm2，其中福建约占全国面积的9%^[17]。自然土壤植茶后，受茶树自身物质循环及高强度经营措施的影响，茶园土壤出现明显酸化现象^{[18, 19]}，可刺激土壤释放更多的N₂O，且高氮栽培模式更加剧了酸性茶园土壤N₂O的排放^{[20, 21]}。已有研究表明茶园土壤N₂O的排放系数为2.83%，远高于其他生态系统^[22]。目前有关生物黑炭在茶园的应用已有少量的报道^[23]，但主要集中在对酸化茶园的改良，鲜见有关其对茶园土壤CO₂和N₂O排放的研究。本课题组前期有关生物黑炭对茶园土壤酸化改良的研究结果表明^[24]，0~64 t·hm^-2范围内土壤改良效果随施用量的增加而增大，且8 t·hm^-2和16 t·hm^-2处理促进了茶树生长。本文采用室内培养实验的方法，研究生物黑炭（茶树枝废弃物厌氧制备）添加对茶园土壤CO₂和N₂O排放的影响，以期为评价生物黑炭在茶园土壤碳氮循环中的作用提供科学依据。 1 材料与方法 1.1 土壤和生物黑炭

供试土壤取自福建省农业科学院茶叶研究所试验基地（119°57′E，22°22′N），年均气温为19.3 ℃，年均降雨量为1646 mm，属于中亚热带季风气候，采样时间为2014年2月。样地具体情况为，红壤茶园：坡度为30~35°，坡向为阳坡，海拔91 m，等高梯级茶园，茶树品种为金观音，种植年限约为15年，施肥以化肥为主，按春、秋和冬三季分批次施入；黄壤茶园：坡度为25~30°，坡向为半阳坡，海拔145 m，等高梯级茶园，茶树品种为金观音，种植年限约为10年，管理措施与红壤茶园基本一致。按照“S”型多点混合采集 0~20 cm 表层土样，同时取 3个环刀土，带回实验室，用于测定土壤容重和水分等。风干后剔除土壤中可见植物残体及土壤动物，磨细过2 mm筛，充分混匀，用四分法分成两份，一份用于室内培养试验，另一份用于基本理化性质测定。

生物黑炭由茶树修剪枝条在350~550 ℃下厌氧烧制（河南省商丘市三利新能源有限公司制备）。供试土壤和黑炭的主要理化性状见表 1。

表 1 土壤和生物黑炭基本理化性状 Table 1 Physical and chemical properties of soils and biochar

表选项

称150 g微风干土分别置于一组规格为250 mL培养瓶中，生物黑炭按照设计比例充分混合，然后调节土壤含水量至60%田间持水量（WHC）。本试验共设H0、H1、H2、H3、H4五个处理，生物黑炭用量分别为0、3.56、7.11、14.22、28.44 g·kg^-1，相当于田间试验用量的0、8、16、32、64 t·hm^-2（与本课题组茶园田间试验施用量一致）。用塑料封口膜封口，25 ℃恒温培养46 d，并在塑料封口薄膜上扎小孔若干以便于通气，从而保证有氧环境，每3~4 d用称重法补充因蒸发损失的土壤水分。培养第2、4、6、10、14、18、25、32、39、46 d采集气体样品。取样前用带有三通阀的橡胶塞密封，培养24 h后抽取瓶中气样；其中反硝化试验先充入占培养瓶自由体积10%的乙炔气体^[25]，然后密闭通气口，同样密闭培养24 h后抽取气体。不通乙炔的为N₂O排放量，通乙炔的为反硝化损失，所有处理均设计3次重复。采样前，反复抽气，并采集培养瓶上部空间气体样本，作为初始气体浓度，记录采样时间。培养实验结束后，测定土壤中NH₄⁺-N、NO₃^--N含量和pH。 1.3 测定方法与数据分析

土壤和生物黑炭各项理化指标的测定均采用常规方法测定^[26]，具体如下：土壤pH采用pH计测定（土水比1∶2.5）、土壤有机碳采用重铬酸钾外加热法、土壤NHNH₄⁺-N采用靛酚蓝比色法、土壤NO₃^--N采用双波长比色法。培养期间CO₂（FID检测器）和N₂O（ECD检测器）浓度采用中国科学院大气物理所改装过的美国Agilent公司生产的GC7890A测定。单位时间内温室气体排放通量和总排放量参照丁洪等^[27]的计算方法，平均排放速率为累积排放量和时间的比值。

文中所有图和数据处理采用SPSS 16.0和Excel 2003软件，表格和绘图分别采用Excel 2003和GraphPad Prism 5软件制作完成，采用邓肯氏新复极差法进行差异显著性检测（P<0.05）。 2 结果与分析

2.1 添加生物黑炭对茶园土壤CO₂排放的影响

添加不同量的生物黑炭后，红壤和黄壤茶园土壤CO₂排放速率随时间变化呈现基本一致的趋势（图 1）。随着培养时间的延长，土壤CO₂排放速率前期迅速下降，培养至 4 d 时红壤茶园各处理CO₂排放速率下降了77%~86%，黄壤茶园则下降了62%~80%；各处理土壤CO₂排放速率在4~14 d较低且稳定，此后略有上升。统计结果表明，两种茶园土壤各处理CO₂平均排放速率的大小顺序均为H4>H3>H2>H0>H1，H0和H1之间差异不显著，H3和H4处理显著高于H0。因此，低量生物黑炭（H1）的输入对茶园土壤CO₂排放无显著影响，而高量生物黑炭处理（H3、H4）则促进了土壤CO₂排放速率。

图 1 培养期间生物黑炭处理后茶园土壤CO2排放的变化 Figure 1 Flux rates of CO2 from soils after treatments with biochar during incubation

图选项

从图 2可以看出，不同生物黑炭施用条件下茶园土壤的N₂O排放速率随时间的变化与CO₂变化趋势基本一致，黄壤的平均排放速率高于红壤。第一次测定时红壤茶园土壤N₂O排放速率为1.88~4.12 μg·kg^-1·d^-1，H2、H3和H4处理的土壤N₂O排放速率显著低于H0处理（P<0.05），但H1、H2和H3处理间差异不显著（P>0.05）；此后各处理间N₂O的排放速率稳定在较低水平。H0、H1、H2、H3、H4处理整个培养期间的平均速率分别为0.67、0.49、0.40、0.42、0.24 μg·kg^-1·d^-1，基本呈现随生物黑炭添加量的增加而降低的趋势，施用生物黑炭处理均显著低于H0，H2和H3之间差异不显著（P>0.05）。

图 2 培养期间生物黑炭处理后茶园土壤N2O 排放的变化 Figure 2 Flux rates of N2O from soils after treatments with biochar during incubation

图选项

黄壤茶园土壤N₂O排放速率第一次测定值在2.41~6.25 μg·kg^-1·d^-1之间，H0处理显著高于生物黑炭处理，但各生物黑炭处理间差异不显著；至第6 d时各处理间差异不显著，此后随着培养时间的延长各处理间N₂O的排放速率趋于稳定；H0、H1、H2、H3、H4处理整个培养期间的平均速率分别为0.84、0.54、0.51、0.39、0.33 μg·kg^-1·d^-1，呈现随生物黑炭添加量的增加而降低的趋势，生物黑炭处理显著低于H0（P<0.05），H3和H4处理显著低于H1和H2处理（P<0.05）。 2.3 添加生物黑炭对茶园土壤反硝化速率的影响

如图 3所示，不同生物黑炭施用条件下茶园土壤的反硝化速率（以N₂O-N计）有明显的时间变化，且红壤的反硝化速率高于黄壤。各处理均在首次测定时（第2 d）达到峰值后迅速下降，红壤茶园土壤反硝化速率H0、H1和H2之间差异不显著（P>0.05），H3和H4处理显著低于H0处理（P<0.05）；H0、H1、H2、H3、H4处理的红壤茶园在整个培养期间平均反硝化速率分别为0.47、0.43、0.34、0.32、0.25 μg·kg^-1·d^-1，即随生物黑炭添加量的增加而降低，H0和H1处理间差异不显著（P>0.05），其他处理均显著低于H0（P<0.05）。生物黑炭对黄壤茶园土壤反硝化速率影响与红壤基本一致，H0、H1、H2、H3、H4处理的黄壤茶园在整个培养期间平均反硝化速率分别为0.42、0.36、0.33、0.19、0.20 μg·kg^-1·d^-1，随生物黑炭添加量的增加而降低，生物黑炭处理均显著低于H0（P<0.05）。

图 3 培养期间生物黑炭处理后茶园土壤反硝化速率的变化 Figure 3 Denitrification rates of soils after treatments with biochar during incubation 1012

图选项

由表 2可知，添加低量生物黑炭（H1）对茶园土壤CO₂累积排放量影响不显著（P >0.05），高量生物黑炭（H3、H4）处理则促进了土壤CO₂累积排放量。对于红壤茶园而言，H3和H4处理显著增加了24%和42%（P<0.05）。黄壤茶园CO₂累积排放量均低于红壤，H2、H3、H4处理显著增加了20%、42%和47%（P<0.05）。

添加生物黑炭后，两种茶园土壤N₂O排放总量和反硝化损失量均出现不同程度的降低，且随生物黑炭添加量的增加而降低。红壤茶园土壤N₂O排放总量显著下降了26%~63%，反硝化总损失量下降了9%~46%，但H0与H1之间差异不显著（P>0.05），与H2、H3、H4之间差异显著。黄壤茶园土壤N₂O排放总量显著下降了33%~59%（P<0.05），反硝化损失量下降了16%~54%（P<0.05）。

表 2 生物黑炭处理后茶园土壤CO₂、N₂O 排放量和反硝化损失量（以N₂O-N 计）的变化 Table 2 CO₂ and N₂O emission fluxes and N₂O loss via denitrification of soils in treatments with biochar

表选项

土壤CO₂排放是土壤微生物代谢活动的结果，其很大程度上取决于土壤中养分物质的供应。培养前期土壤中含有较多易分解的单糖和蛋白质等活性有机物质，土壤微生物酶活性强，导致CO₂排放速率较大；随着培养时间的延长，土壤中以难分解的纤维素、木质素等占据主导地位，微生物活动相对缓和，CO₂排放速率趋于稳定^[28]。本研究中，所有处理CO₂排放速率变化趋势一致，CO₂排放速率呈现出培养前期快后期慢的趋势，这与多数的研究结果一致^{[29, 30]}。红壤茶园土壤CO₂累积排放量要高于黄壤，这与红壤有机碳含量要高于黄壤有关，且红壤C/N也高于黄壤，说明微生物可利用的碳源较多，微生物量碳周转加速^[31]，从而表现出高的CO₂累积量。

大量研究表明，向土壤中施入生物黑炭后，能够快速、大幅度地提高土壤有机碳含量，被视为最具有潜力的碳捕获与封存措施^[32]。然而，添加生物黑炭能影响土壤中有机碳组分和微生物活性^{[33, 34]}，进而对土壤原有有机碳的分解产生影响，但其作用是促进、无影响还是抑制尚存争议。本研究中，低量生物黑炭（H1）对土壤CO₂释放速率无影响（P>0.05），而高量的生物黑炭（H3和H4）则显著促进土壤CO₂释放速率与累积排放量（P<0.05）。这与赵次娴等^[35]研究添加蔗渣生物黑炭对农田土壤有机碳矿化的影响结果相似：低量生物黑炭（0.1%蔗渣）降低水田和旱地土壤有机碳矿化速率，高量生物黑炭（0.5%）则促进土壤有机碳矿化。生物黑炭具有大量的孔隙结构和巨大的比表面积，能将土壤有机质吸附到其孔隙内或外表面上，可有效隔离微生物及其产生的胞外酶与孔隙内有机质的接触，在包封和吸附保护作用下，进而抑制有机碳分解，降低CO₂释放速率。但同时，由于生物黑炭具有较好的理化性状（表 1），施入土壤后能改善土壤透气性和阳离子交换量（CEC），增加土壤钾、磷、钙等矿质元素含量，还可提高土壤微生物数量和酶活性等^{[36, 37]}，这些均可促进原土有机碳的分解，增加CO₂释放。当茶园土壤添加低量生物黑炭（H1）时，由其携带进入土壤的易分解有机碳和速效养分含量较少，pH值和矿质态氮变幅有限（表 3），对土壤有机碳分解的促进作用小于生物黑炭的包封作用和吸附保护。随着生物黑炭施用量的增加，由其携带进入土壤的易分解有机碳和速效养分含量随之增多，微生物活性和数量显著增加，从而使土壤CO₂累积排放量显著增加（P<0.05）。另外，生物黑炭烧制温度和来源不同也可能是影响土壤CO₂排放速率的另一个原因。罗煜等^[35]研究发现，向酸性和碱性两种土壤添加生物黑炭（芒草）后会显著促进有机碳分解，产生明显的正激发效应，且施入低温烧制的生物黑炭（BC350）的土壤更加明显。本研究中添加的生物黑炭由茶树枝条在350~550 ℃下厌氧烧制，低温制备生物黑炭芳香性较差，且残留一定的有机质，不稳定性强，施入土壤后更易分解^[39]；高温裂解的生物黑炭孔隙发达，能将更多的微生物附着在孔隙内，对土壤中易矿化有机碳保护性增强，从而降低有机碳的分解^[40]。生物黑炭的激发效应还因土壤而异，酸性土壤的相对激发效应远高于碱性土壤^[41]。本研究中两种茶园土壤pH分别为4.37和4.18（表 1），高量生物黑炭（H3和H4）处理后土壤pH值增加0.8~1.34，可能会改变微生物活性和群落结构，从而促进有机碳矿化。

随着培养时间的延长茶园土壤N₂O排放随时间的变化趋势与多数研究一致，随着培养时间的延长，土壤中可利用碳源和氮源的逐渐减少^[42]，硝化和反硝化作用的底物浓度减少，从而使得N₂O排放逐渐降至很低水平。比较2种茶园土壤N₂O排放量发现，黄壤要大于红壤茶园，这与黄壤茶园全氮和无机氮高于红壤有关。诸多研究表明，生物黑炭具有显著降低土壤N₂O排放的作用，Wang等^[43]研究发现，生物黑炭能够显著降低水稻土壤N₂O的排放速率，降幅可达51.4%~93.5%。本研究中，添加生物黑炭显著降低了两种茶园土壤N₂O排放总量和反硝化损失量，且随着生物黑炭添加量增加而降低，这与Singh等^[44]在淋溶土上的研究结果（23%~52%）相近。生物黑炭施用后茶园土壤pH显著增加了0.24~1.34个单位（表 3），pH升高增强了反硝化菌氧化亚氮还原酶的活性^[45]，促进更多的N₂O还原为N2，使得土壤反硝化过程中N2/N₂O比例上升，N₂O排放量显著降低，这对于强酸性茶园土壤可能尤为重要。生物黑炭的多孔结构、高比表面积会增加对土壤中NH^₄+的吸附^[46]，同时也降低了硝化作用产生的NO₃^-浓度（表 3），使得土壤溶液中可利用的无机氮减少^[47]，抑制土壤硝化过程，从而使土壤N₂O排放量显著降低。生物黑炭添加还会增加土壤通透性，不利于厌氧条件下氮素微生物的反硝化进程^[48]，从而减少N₂O的排放量。另外，生物黑炭添加带来的有害的物质（酚类物质）也可能会抑制土壤微生物的活性^[49]，本研究中的生物黑炭来源于茶树枝条，茶树枝条含有大量的茶多酚成分，这也许在一定程度上抑制了土壤N₂O的排放。

表 3 生物黑炭对土壤中pH 值、NH^₄+-N 和NO₃^-N 含量的影响 Table 3 Effects of biochar amendments on soil pH value and NH^₄+-N and NO₃^--N contents

表选项

（1）添加低量的生物黑炭（H1）对茶园土壤CO₂排放无显著影响；而高量的生物黑炭处理（H3、H4）则显著增加土壤CO₂排放量。

（2）生物黑炭添加后明显降低两种茶园土壤N₂O释放速率及反硝化速率，土壤N₂O排放总量降幅为26%~63%，反硝化损失量降幅9%~54%，且随着生物黑炭施用量增加而增大。

（3）生物黑炭施用能提高土壤pH，降低土壤无机氮含量（特别是NO-3-N含量），这可能是影响茶园土壤硝化-反硝化进程的重要因素，具体原因还需进一步研究。