不同类型茶园土壤N2O排放速率及其影响因素

范利超，邹振浩，韩文炎

不同类型茶园土壤N2O排放速率及其影响因素

范利超，邹振浩，韩文炎*

中国农业科学院茶叶研究所，浙江 杭州 310008

对不同生产力（高、中、低产）和种植年限（10、45、100 a）的茶园及与其相邻林地土壤N2O的排放速率进行了田间原位测定，并探究其与土壤pH、有机碳、总氮、水溶性有机碳氮、微生物生物量碳氮（MBN）、铵态氮和硝态氮等土壤理化性质的关系。结果表明，不同类型茶园间的土壤理化性质有显著差异，且各土壤理化性质之间有一定相关性；不同类型茶园的平均N2O排放速率（以N计）为3.14 mg·m-2·h-1，其中100 a茶园N2O的排放速率（以N计）为4.47 mg·m-2·h-1，显著高于其他茶园；茶园N2O排放速率是林地的3.1~7.2倍。Mantel检验表明N2O的排放速率与水溶性有机碳、有机碳、总氮及微生物碳氮呈显著正相关（<0.05），线性回归和结构方程模型表明MBN是茶园土壤N2O排放速率的最显著影响因子。

茶园；土壤；N2O；田间原位测定；微生物生物量氮

氧化亚氮（N2O）是地球生态系统中最主要的温室气体之一，其综合增温潜势是二氧化碳（CO2）的296倍。工业革命以来，大气中N2O和CO2的浓度持续增加。尤其是近年来，大气中N2O的浓度以每年平均(0.86±0.05)μg·L-1的速率逐年显著增加[1]，不仅会破坏臭氧层加剧全球变暖，对生态系统的稳定构成威胁，而且进一步加剧了全球氮沉降，是土壤酸化和营养元素流失的重要影响因素。土壤是大气N2O最重要的排放源，每年从土壤中排放的N2O量大约为10.2 Tg，占大气N2O总体量的65%[2]。土壤N2O的产生主要是由硝化作用和反硝化作用这2个微生物过程控制[3]，而土壤硝化和反硝化作用受多种因素影响，如CO2浓度，土壤温、湿度和氮库储量等[4-6]。氮添加（如无机氮肥施用）可以快速增加底物的浓度和有效性，其中铵态氮（NH4+-N）和硝态氮（NO3--N）是土壤硝化作用和反硝化作用的直接底物，其含量变化是土壤N2O产生的最直接影响因素。多个田间试验表明，增加CO2浓度和土壤温度可以显著影响土壤含水量和微生物活性[5-7]，因为土壤含水量的变化可以改变土壤中氧气的浓度，进而影响土壤硝化作用和反硝化作用的相对贡献比例[3]。此外，土壤微生物蕴含着土壤中的重要活性养分，例如微生物生物量氮（MBN）是土壤有机氮库的重要活性成分，因此是影响土壤质量和N2O排放的重要因子[8-9]。

农业土壤是N2O排放的重要来源，其年排放量为4.2 Tg，占全球陆地生态系统N2O总排放量的41%[10]。其中，茶园土壤具有较高的硝化和反硝化作用，是土壤N2O重要的排放源之一[11-13]。茶园生产以采摘鲜叶为主，施用氮肥可以提高茶叶产量。茶叶具有较高的经济效益，茶农对茶叶产量的过度追求，促使氮肥过量施用，因此茶园土壤氮素含量逐年增加[14-16]，从而导致其N2O排放增加。茶园土壤N2O排放受多种因素的影响[17-18]，如茶园的施肥管理水平[19]和种植年限[14]等。茶叶是我国重要的经济作物，目前我国有20个省份近306万hm2茶园[20]，因此茶园土壤N2O的排放量不容忽视。本研究以茶园附近林地土壤为对照，选取了不同生产力水平（高、中、低产）和不同种植年限（10、45、100 a）的茶园，进行了茶园土壤N2O排放速率的田间原位测定，并结合土壤理化性质分析茶园土壤N2O排放速率的影响因素，以期为茶园科学施肥和低碳环保生态型茶园构建提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区域及试验样地

本研究在浙江省杭州市中国农业科学院茶叶研究所（120°09′E，30°14′N）的茶园种植区开展，该地区处于亚热带季风气候区，全年平均气温为17.4℃，月平均低温出现在1月，为1.7℃，年平均降雨量为1 533 mm[21]。供试土壤的成土母质为安山斑岩，土壤为红壤[22]。本研究共选取5块不同种植年限及不同生产力水平的茶园和1块附近的林地。其中3块不同生产力水平的茶园是根据茶叶产量和施肥量来区分[21]，分别为：（1）高产茶园，西湖龙井茶叶产量约为280 kg·hm-2·a-1，施N（主要为尿素，以N计）量为900 kg·hm-2·a-1，有机肥（厩肥或饼肥）施用量为2 250 kg·hm-2·a-1；（2）中产茶园，西湖龙井茶叶产量约为200 kg·hm-2·a-1，施N（主要为尿素，以N计）量为600 kg·hm-2·a-1，有机肥（厩肥或饼肥）施用量为1 120 kg·hm-2·a-1；（3）低产茶园，西湖龙井茶叶产量约为150 kg·hm-2·a-1，施N（主要为尿素，以N计）量为300 kg·hm-2·a-1，有机肥（厩肥或饼肥）施用量为1 120 kg·hm-2·a-1。不同生产力水平茶园的种植年限均为45 a。另有2块不同种植年限茶园，分别为10 a和100 a，其茶叶产量和施肥量与中产茶园相同[20]。茶园附近自然林地视为未施肥处理的0 a茶园种植背景土壤，主要为荷木（）、樟树（）和苦槠树（）的混合林[22]。茶园的其他田间管理相同，且各样地间距离不超过1 km。供试茶园及相邻林地的详细情况见参考文献[20,23]。

1.2 N2O排放的田间原位测定及测量方法

N2O田间原位测定方法采用静态箱-抽气法[24]，即在每个试验样地随机选择9个测量点，将气箱（体积为1.0×103cm3，气箱底面积为84.9 cm2）扣在测量点的土层表面，使气箱与土壤形成一个密闭的气室，然后在扣箱后5、20 min和35 min分别用低压气密真空管抽取15 mL气体。在测量开始的前一天除去测量点地表的杂草并尽可能减少对土壤的扰动。田间取样是在田间施肥1个月后开展，排除了施肥之后的短暂温室气体排放高峰期。取样时间为2014年10月，该月份平均气温与研究区域年平均气温相当，可推测其间的温室气体排放速率趋于全年平均排放速率。气体的气样中N2O和CO2浓度用气相色谱仪测定（GC-14A，日本岛津），N2O和CO2浓度为1次进样测定，检测器为63Ni电子捕获器（ECD）[18,25]。

1.3 土壤样品采集与分析方法

土壤样品在气样采集结束后立即采集，9个测量点随机分成3组，形成3个混合土样。土壤从0~20 cm土层用手持式土钻采集。采集的土样过2 mm筛后装入密封袋储存于4℃冰箱，用于水溶性碳、氮，微生物生物量碳、氮和硝态氮及铵态氮的测定。部分样品自然风干测定土壤pH，少量风干土样研磨后过0.15 mm筛用于测定土壤有机碳和全氮含量。土样测量的详细方法参考文献[18,25-26]。土壤有机碳和全氮测定采用VarioMax CN自动分析仪（Elementar公司）；土壤pH值测定使用玻璃电极法（DRION 3 STAR pH计，Thermo公司）；土壤微生物生物量碳、氮采用氯仿熏蒸-K2SO4法提取；水溶性有机碳、氮含量测定采用TOC分析仪（Multi N/C 2100，Analytikjena公司）。土壤水溶性有机氮含量是土壤水溶性总氮与铵态氮和硝态氮之和的差值。硝态氮和铵态氮含量测定用流动注射分析仪（Flow Access 12.0，Skakar公司）。

1.4 数据处理

运用IBM SPSS 19.0进行单因素方差分析（One-way ANOVA）比较不同样地间的土壤理化性质，包括土壤pH，有机碳（SOC），总氮（TN），水溶性有机碳（DOC）、有机氮（DOC、DON），微生物生物量碳、氮（MBC、MBN），铵态氮（NH4+-N）和硝态氮（NO3--N）以及N2O和CO2排放速率的差异（<0.05），文中N2O的排放速率均以N计，CO2的排放速率以C计。运用Canoco for Windows（version 5.0，http://www.canoco5.com）进行主成分分析（PCA）和冗余分析（RDA）综合比较不同土壤理化性质对N2O和CO2排放速率的影响。运用R v.3.5.3对土壤理化与性质进行Spearman相关分析，以及采用Mental检验[27]分析N2O和CO2排放速率与土壤理化性质的相关性。运用IBM SPSS 19.0和IBM SPSS Amos 25 Graphics分别进行线性回归分析（Linear regression）和构建结构方程模型（Structural equation model）。运用SigmaPlot 14.0对单因素方差分析和线性回归分析的结果进行作图。

2 结果与分析

2.1 土壤基本理化性质

由图1可知，试验茶园土壤pH在3.5~4.0，显著低于林地土壤pH（图1-A）。茶园土壤DOC含量为114~258 mg·kg-1，其中高产、10 a和100 a茶园土壤DOC显著高于中产、低产茶园和林地（图1-B）。茶园土壤DON含量为66.1~91.3 mg·kg-1，显著高于林地，是其2.9~4.1倍（图1-C）。高产茶园SOC含量为27.9 g·kg-1，显著高于其他样地，而低产茶园SOC显著低于其他茶园和林地（图1-D）。与SOC相同，高产茶园总氮含量为2.9 g·kg-1，显著高于其他样地，而低产茶园总氮显著低于其他茶园和林地（图1-E）。茶园C/N为8.8~10.5，而林地C/N为13.2，显著高于茶园（图1-F）。茶园土壤NO3--N含量为22~33 mg·kg-1，显著高于林地，而NH4+-N含量在林地和茶园之间无显著差异（图1-G和图1-H)。100 a茶园MBC含量最高，为28.4 mg·kg-1，而低产茶园MBC最低；林地、10 a茶园及中产茶园间MBC无显著差异（图1-I）。100 a茶园MBN含量为6.9 mg·kg-1，显著高于其他样地，而10 a茶园及低产茶园MBN相对较低；林地与中产茶园的MBN无显著差异（图1-J）。

基于茶园和林地土壤基本理化性质的PCA（83%）表明，低产茶园土壤与其他茶园土壤显著不同，而其余茶园土壤较为相近（PC1，46.8%），林地土壤与各茶园土壤显著不同（PC2，36.2%）（图2）。

2.2 茶园和林地N2O及CO2的排放速率

100 a茶园N2O的排放速率要显著高于其他茶园和林地，其值为4.47 mg·m-2·h-1；其次是10 a茶园（2.32 mg·m-2·h-1）和高产茶园（1.63 mg·m-2·h-1）；中产茶园、低产茶园和林地间无显著差异（图3-B）。与N2O不同，100 a茶园的CO2排放速率与林地和低产茶园无显著差异，10 a茶园、高产茶园和低产茶园CO2排放速率显著高于100 a茶园（图3-A）。但是，N2O的排放速率与CO2的排放速率之间无显著的相关性（＞0.05）。

2.3 茶园和林地N2O及CO2的排放速率与土壤理化性质的相关性

不同土壤理化性质之间存在显著的相关性（图4）。DON与NO3--N和MBN显著正相关，而与C/N显著负相关；MBC与SOC及TN显著正相关；MBN与DON、SOC、TN以及MBC均显著正相关（图4）。N2O的排放速率与DOC、SOC、TN、MBC和MBN有显著相关性（＜0.05），其中N2O的排放速率与MBN的相关性最高（Mantel’s＞0.5，＜0.001），而CO2的排放速率与所有土壤理化性质指标之间均无显著相关性（＞0.05，图4）。RDA进一步表明，N2O的排放速率受到多个土壤理化性质的显著影响；其中N2O在RDA1（39.3%）上，与MBN、MBC、SOC、DOC、TN有显著的正相关关系，而NO3--N对N2O的贡献低于上述因子，NH4+-N贡献率几乎为0（图5）。土壤pH与N2O的排放速率呈显著的负相关（图5）。CO2的排放速率仅与C/N呈负相关，而与其他土壤理化性质无明显相关性（图5）。线性回归分析表明，MBN、DOC及TN均与N2O的排放速率呈显著正相关，但MBN的2最大，其次是DOC，TN最小。结构方程模型分析表明，影响N2O排放速率的最重要因素为MBN（图6）。

注：不同小写字母表示在0.05水平上差异显著。Forest为林地，10a为10年茶园。45a-HP为45年高产茶园，45a-MP为45年中产茶园，45a-LP为45年低产茶园，100a为100年茶园。下同

图2 不同类型茶园和林地土壤间的主成分分析

注：A为土壤CO2的排放速率，B为N2O的排放速率。不同小写字母表示在0.05水平上差异显著

注：SOC为有机碳，TN为总氮，DOC为水溶性有机碳，DON为水溶性有机氮，MBC为微生物生物量碳、MBN为微生物生物量氮，NO3--N为硝态氮，NH4+-N为铵态氮

图5 不同类型茶园和林地之间的冗余分析

注：虚线是线性相关分析的95%置信区间

3 讨论与结论

茶园不同施肥管理水平和种植年限显著改变了土壤的理化性质（图1），从而影响了土壤硝化和反硝化作用，使N2O的排放速率在不同类型茶园中有显著差异（图3）。不同施肥管理水平的茶园土壤N2O排放速率随着氮肥施用量的减少而降低，表明氮肥施用量是影响土壤N2O排放速率的重要人为因素，但均与林地土壤N2O的排放速率无显著差异。而与中产茶园施肥量相同的10 a和100 a茶园的N2O排放速率显著高于林地，表明茶园种植年限是影响N2O排放速率的显著因子。由于45 a茶园的N2O排放速率均显著低于10年和100 a茶园，而高产茶园的施肥量高于10年和100 a茶园，进一步表明茶园施肥量与种植年限之间的相互作用共同控制茶园土壤N2O的排放速率。

N2O是土壤硝化作用和反硝化作用的共同产物，但是相关研究表明，在热带和亚热带的酸性土壤（包括茶园土壤）中，反硝化作用对其贡献并不显著[28]。这可能是由于：（1）反硝化作用在厌氧条件下进行，需要较低的氧化还原电位，而茶园土壤中氧化能力较强，较高的土壤氧化还原电位抑制了茶园土壤中的反硝化作用[29]；（2）茶园土壤的pH较低（pH＜4，图1-A），而反硝化微生物活性的最佳pH范围是6~8，严重酸化的茶园土壤环境抑制了反硝化微生物的生长和活性[30]；（3）即使在底物充足的条件下，反硝化作用驱动的N2O排放速率显著低于硝化作用[31]。因此，茶园土壤N2O的排放来源主要是硝化作用。在有氧条件下，NH4+和NO3-、N2O分别是亚硝化细菌和硝化细菌进行硝化作用的底物和产物，但是在不同类型茶园和林地中NH4+的含量并无显著差异（图1-H），同时NH4+和NO3-与N2O的排放速率均无显著相关性（图4）。该结果表明茶园土壤中的NH4+和NO3-浓度并不是N2O排放速率的显著指标。传统理论认为，土壤硝化速率与土壤pH呈显著正相关关系，即在pH偏低的酸化土壤中，硝化速率应降低，从而导致NO3-的含量很低[32]。但是在pH显著低于林地的茶园土壤中，NO3-的含量反而显著高于林地（图1-G）。这种现象在茶园中普遍存在[17-18,33-34]，主要是由于：（1）茶园土壤施氮量较高，平均（以N计）为533 kg·hm-2·a-1，上限高达2 600 kg·hm-2·a-1[33]；（2）茶树为典型的喜铵厌硝型植物，大量氮肥的施用导致较高含量的NH4+在茶园土壤中，NH4+优先被茶树利用导致NO3-的积累[34]；（3）酸性土壤中存在大量耐酸性硝化微生物，即使在较低pH的土壤环境下，依然有较高的硝化活性[35-36]。此外，Huang等[36]研究表明茶园土壤中较高的NO3-含量可以显著促进N2O的排放速率。

N2O的排放速率与MBC、MBN显著相关（图4），且线性相关和结构方程模型分析结果表明，MBN是N2O排放速率的最显著指标（图6）。这是因为硝化和反硝化过程是微生物介导的生物化学反应过程，MBC和MBN是土壤微生物量的绝对表征，而且MBN是土壤氮库中有生命活性的部分，是土壤氮素矿化的驱动力。这同时强调了土壤微生物氮库在土壤氮循环中的重要作用。Yao等[37]的研究结果表明，在茶园土壤中随着pH降低，氮素氧化相关的古菌和细菌数量呈指数型增加。本研究中MBN的含量在100 a茶园中是林地的3.3倍，表明极低pH的茶园土壤环境没有使土壤微生物量减少，反而有大量的微生物种群适应了茶园土壤酸性环境。同时，林地MBC与MBN的比值是100 a茶园的2.2倍，表明茶园微生物的生物化学计量学偏向于氮素增多，即在适应酸性环境的微生物种群中有更多的微生物将参与硝化反应和其他土壤氮循环过程。另外，N2O的排放速率与DOC、SOC以及TN有显著的相关性（图4），这是由于土壤微生物的生长离不开必要的碳氮底物，充足的碳氮底物可以促进微生物的快速生长，其中包括硝化作用相关的微生物。

茶园土壤有较高的氮素含量（图1-E），同时有丰富的氮素循环相关的微生物[35,37]。这是茶园土壤成为N2O排放源的重要原因。100 a茶园N2O的排放速率为4.47 mg·m-2·h-1，是林地N2O排放速率的7.2倍；中产和低产茶园的N2O排放速率与林地无显著差异（图3-B），可能是由于较低的茶园施肥量导致DOC、SOC和TN等土壤微生物底物有效性较低，从而使土壤微生物量（MBN）降低，最终使茶园土壤的N2O排放速率与林地相当。但是，不同类型茶园土壤的平均N2O排放速率为3.14 mg·m-2·h-1，依然是林地N2O排放速率的3.1倍。范利超等[18]通过室内培养试验表明茶园土壤N2O的排放量是林地的2.4倍；Han等[33]研究表明，茶园土壤N2O的年排放量最高可达11.78 kg·hm-2·a-1，是林地的1.57~11.33倍。Inubushi等[38]研究表明，N2O排放速率无明显的季节变化，而CO2的排放速率有明显的季节变化。这是由于N2O排放速率主要是土壤湿度和土壤营养元素的有效性决定，而CO2的排放速率主要由土壤温度影响[20-21,23]。与此相同，本研究发现，土壤理化性质显著影响N2O的排放速率，而CO2几乎与所测的土壤理化性质都没有显著相关性（图4、图5），表明N2O的排放速率与CO2的排放速率没有显著相关性。然而，Cantarel等[5]和Dijkstra等[6]研究表明，增加CO2浓度和提高温度均显著增加N2O的排放速率。N2O的排放速率最终是由微生物过程控制，本研究表明，MBN是影响N2O排放速率的最显著因子（图6）。因此，在保障茶叶产量的前提下，应选择易于被茶园吸收利用的氮肥；根据茶树生长的特征优化茶园施肥位置、施肥时间和施肥量，提高茶树的氮肥吸收利用率，减少氮损失；合理的田间水分管理，减低茶园土壤的硝化作用以及完善水肥耦合措施。

[1] Dlugokencky E. Global monitoring laboratory: NOAA/GML [EB/OL]. [2020-04-17]. www.esrl.noaa.gov/gmd/ccgg/trends _n2o.

[2] Styles R V, Seitzinger S P, Kroeze C. Global distribution of N2O emissions from aquatic systems: natural emissions and anthropogenic effects [J]. Chemosphere, 2000, 2(3/4): 267-279.

[3] Barnard R, Leadley P W, Hungate B A. Global change, nitrification, and denitrification: a review [J]. Global Biogeochemical Cycles, 2005, 19(1): GB1007. doi: 10.1029/2004GB002282.

[4] Deppe M, Well R, Giesemann A, et al. Soil N2O fluxes and related processes in laboratory incubations simulating ammonium fertilizer depots [J]. Soil Biology and Biochemistry, 2017, 104: 68-80.

[5] Cantarel A A, Bloor J M, Pommier T, et al. Four years of experimental climate change modifies the microbial drivers of N2O fluxes in an upland grassland ecosystem [J]. Global Change Biology, 2012, 18(8): 2520-2531.

[6] Dijkstra F A, Prior S A, Runion G B, et al. Effects of elevated carbon dioxide and increased temperature on methane and nitrous oxide fluxes: evidence from field experiments [J]. Frontiers in Ecology and the Environment, 2012, 10(10): 520-527.

[7] Luo G J, Kiese R, Wolf B, et al. Effects of soil temperature and moisture on methane uptakes and nitrous oxide emissions across three different ecosystem types [J]. Biogeosciences Discussions, 2013, 10(1): 3205-3219.

[8] 白军红, 邓伟. 朱颜明, 等. 霍林河流域湿地土壤碳氮空间分布特征及生态效应[J]. 应用生态学报, 2003, 14(9): 1494-1498. Bai J H, Deng W, Zhu Y M, et al. Spatial distribution characteristics and ecological effects of soil carbon and nitrogen in Huolin River catchment wetland [J]. Journal of Applied Ecology, 2003, 14(9): 1494-1498.

[9] 党亚爱, 李世清, 王国栋, 等. 黄土高原典型土壤全氮和微生物氮剖面分布特征研究[J]. 植物营养与肥料学报, 2007, 13(6): 1020-1027. Dang Y A, Li S Q, Wang G D, et al. Study on the profile distribution characteristics of total nitrogen and microbial nitrogen in typical soils of the Loess Plateau [J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2007, 13(6): 1020-1027.

[10] Chapuis L L, Wrage N, Metay A, et al. Soils, a sink for N2O: a review [J]. Global Change Biology, 2007, 13(1): 1-17.

[11] 韩文炎. 茶园土壤微生物量、硝化和反硝化作用研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2012. Han W Y. Study on soil microbial biomass, nitrification and denitrification in tea garden [D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2012.

[12] Huang Y, Li Y, Yao H. Nitrate enhances N2O emission more than ammonium in a highly acidic soil [J].Journal of Soils and Sediments, 2014, 14(1): 146-154.

[13] 黄莹. 茶园土壤N2O排放特征及其微生物机制研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2014. Huang Y. N2O emission characteristics and microbial mechanism of tea garden soil [D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2014.

[14] 薛冬, 姚槐应, 黄昌勇. 不同利用年限茶园土壤矿化、硝化作用特性[J]. 土壤学报, 2007, 44(2): 373-378. Xue D, Yao H Y, Huang C Y. Characteristics of soil mineralization and nitrification in tea garden with different utilization years [J].Journal of Soil Science, 2007, 44(2): 373-378.

[15] 韩文炎, 阮建云, 林智, 等. 茶园土壤主要营养障碍因子及系列茶树专用肥的研制[J]. 茶叶科学, 2002, 22(1): 70-74. Han W Y, Ruan J Y, Lin Z, et al. Research on the main nutrient barrier factors of tea garden soil and series of special fertilizer for tea tree [J]. Journal of Tea Science, 2002, 22(1): 70-74.

[16] 韩文炎, 李强. 茶园施肥现状与无公害茶园施肥技术[J]. 中国茶叶, 2002, 6(24): 29-31. Han W Y, Li Q. Current situation of fertilization in tea garden and fertilization technology in pollution-free tea garden [J]. China Tea, 2002, 6(24): 29-31.

[17] 林衣东, 韩文炎. 不同土壤N2O排放的研究[J]. 茶叶科学, 2009, 29(6): 456-464. Lin Y D, Han W Y. Studies on N2O emissions from different soils [J]. Journal of Tea Science, 2009, 29(6): 456-464.

[18] 范利超, 韩文炎, 李鑫, 等. 茶园及相邻林地土壤N2O排放的垂直分布特征[J]. 应用生态学报, 2015, 26(9): 2632-2638. Fan L C, Han W Y, Li X, et al. Vertical distribution characteristics of N2O emission from tea garden and adjacent forest land [J]. Journal of Applied Ecology, 2015, 26(9): 2632-2638.

[19] Han W Y, Xu J M, Wei K, et al. Estimation of N2O emission from tea garden soils, their adjacent vegetable garden and forest soils in eastern China [J]. Environmental Earth Sciences, 2013, 70(6): 2495-2500.

[20] Fan L C, Han W Y. Soil respiration after forest conversion to tea gardens: a chronosequence study [J]. Catena, 2020, 190: 104532. doi: 10.1016/j.catena.2020.104532.

[21] Fan L C, Yang M Z, Han W Y. Soil respiration under different land uses in eastern China [J]. Plos One, 2015, 10(4): e0124198. doi: 10.1371/journal.pone.0124198.

[22] Han W Y, Kemmitt S J, Brookes P C. Soil microbial biomass and activity in Chinese tea gardens of varying stand age and productivity [J]. Soil Biology and Biochemistry, 2007, 39(7): 1468-1478.

[23] Fan L C, Han W Y. Soil respiration in Chinese tea gardens: autotrophic and heterotrophic respiration [J]. European Journal of Soil Science, 2018, 69(4): 675-684.

[24] Matthias A D, Yarger D N, Weinbeck R S. A numerical evaluation of chamber methods for determining gas fluxes [J]. Geophysical Research Letters, 1978, 5(9): 765-768.

[25] 范利超, 韩文炎, 李鑫, 等. 茶园与相邻林地土壤有机碳及基础呼吸的垂直分布特征[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(6): 1149-1157. Fan L C, Han W Y, Li X, et al. Vertical distribution characteristics of soil organic carbon and basal respiration in tea garden and adjacent forest land [J].Journal of Agricultural Environmental Science, 2015, 34(6): 1149-1157.

[26] 范利超, 杨明臻, 韩文炎. 温湿度和外源有机质对茶园土壤基础呼吸作用的影响[J]. 土壤通报, 2014, 45(6): 1383-1389. Fan L C, Yang M Z, Han W Y. Effects of temperature, humidity and exogenous organic matter on basic respiration of tea garden soil [J]. Soil Bulletin, 2014, 45(6): 1383-1389.

[27] Diniz-Filho J A F, Soares T N, Lima J S, et al. Mantel test in population genetics [J]. Genetics and Molecular Biology, 2013, 36(4): 475-485.

[28] Xu Y, Xu Z, Cai Z, et al. Review of denitrification in tropical and subtropical soils of terrestrial ecosystems [J]. Journal of Soils and Sediments, 2013, 13(4): 699-710.

[29] Zhang J, Cai Z, Cheng Y, et al. Denitrification and total nitrogen gas production from forest soils of Eastern China [J]. Soil Biology and Biochemistry, 2009, 41(12): 2551-2557.

[30] Parkin T B. Soil microsites as a source of denitrification variability [J]. Soil Science Society of America Journal, 1987, 51(5): 1194-1199.

[31] Barton L, Mclay C, Schipper L A, et al. Annual denitrification rates in agricultural and forest soils: a review [J]. Soil Research, 1999, 37(6): 1073-1094.

[32] Stark J M, Hart S C. High rates of nitrification and nitrate turnover in undisturbed coniferous forests [J]. Nature, 1997, 385(6611): 61-64.

[33] Han W Y, Xu J M, Yi X Y, et al. Net and gross nitrification in tea soils of varying productivity and their adjacent forest and vegetable soils [J].Soil Science and Plant Nutrition, 2012, 58(2): 173-182.

[34] 韩文炎, 徐建明. 茶园土壤NO3--N含量与净硝化速率的研究[J]. 茶叶科学, 2011, 31(6): 513-520. Han W Y, Xu J M. Study on NO3--N content and net nitrification rate of tea garden soil [J]. Journal of Tea Science, 2011, 31(6): 513-520.

[35] De Boer W, Kowalchuk G A. Nitrification in acid soils: micro-organisms and mechanisms [J]. Soil Biology and Biochemistry, 2001, 33(7/8): 853-866.

[36] Huang Y, Li Y Y, Yao H Y. Nitrate enhances N2O emission more than ammonium in a highly acidic soil [J]. Journal of Soils and Sediments, 2014, 14(1): 146-154.

[37] Yao H Y, Gao Y M, Nicol G W, et al. Links between ammonia oxidizer community structure, abundance, and nitrification potential in acidic soils [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2011, 77(13): 4618-4625.

[38] Inubushi K, Furukawa Y, Hadi A, et al. Seasonal changes of CO2, CH4and N2O fluxes in relation to land-use change in tropical peatlands located in coastal area of South Kalimantan [J]. Chemosphere, 2003, 52(3): 603-608.

Soil N2O Emission in Different Tea Gardens and Its Affecting Factors

FAN Lichao, ZOU Zhenhao, HAN Wenyan*

Tea Research Institute, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Hangzhou 310008, China

In this study, we measured the in-N2O emission rate in different types of tea gardens including productivity (high, medium and low) and planting years (10 a, 45 a and 100 a) and their adjacent forest, and analyzed the relationships between N2O emission rate and soil properties including pH, organic carbon, total nitrogen, water-soluble organic carbon and nitrogen, microbial biomass carbon and nitrogen, ammonium nitrogen, and nitrate nitrogen. The results show that different types of tea gardens had significant effects on the changes of soil properties, and there were significant correlations between the soil properties. The average N2O emission rate (N emission equivalents) in tea gardens was 3.14 mg·m-2·h-1, and the highest was in 100 a tea garden with the value of 4.47 mg·m-2·h-1. The N2O emission rates in tea gardens were 3.1-7.2 times higher than that in forest. Mantel test shows that the N2O emission rate was significantly and positively correlated with water-soluble organic carbon, organic carbon, total nitrogen, and microbial biomass carbon and nitrogen (<0.05). Linear regression and structural equation models show that microbial biomass nitrogen (MBN) was the most significant factor affecting the N2O emission rate in the tested fields.

tea garden, soils,N2O, in-measurement, soil microbial biomass nitrogen

S571.1；S153

A

1000-369X(2021)02-193-10

2020-04-17

2020-05-06

国家重点研发计划（2017YFE0107500）

范利超，男，博士研究生，主要从事土壤碳氮循环方面研究，flcxsy@126.com。*通信作者：hanwy@tricaas.com

(责任编辑：黄晨)