N₂O是大气中重要的温室气体之一, 100 a时间尺度内其单位质量的温室气体效应是CO₂的298倍, 是CH₄的11.9倍^[1].土壤是N₂O排放的主要来源, 占大气N₂O总排放量的65%^[2].土壤微生物参与的硝化反硝化过程是土壤N₂O排放的主要途径^[3~5], 农田氮(N)肥施用后土壤中无机氮含量增加, 在微生物作用下土壤N₂O排放显著增加^{[6, 7]}.因此, 合理施用氮肥对于减少农田N₂O排放量十分重要.

我国是一个产茶大国, 茶树种植面积达到305万hm², 主要分布在贵州、云南、四川、湖北、福建、浙江、安徽和湖南等地区^[8].近年来, 由于盲目追求茶叶产量, 茶叶生产中偏施氮肥的现象日益严重, 如在一些茶叶主产区, 单位面积的氮肥用量高达740 kg·hm^-2[9].高量施用氮肥, 一方面导致土壤存留较高的NH₄⁺-N和NO₃^--N, 刺激N₂O排放；另一方面, 过量施用氮肥导致茶园土壤酸化, 而酸性土壤可导致大量N₂O排放^[10], 且N₂O的排放量随pH下降而上升^[11].有研究表明, 茶园土壤N₂O-N年排放量可高达17 kg·hm^{-2 [12]}, 茶园已成为N₂O的重要排放源.因此, 减少茶园土壤N₂O排放对于减少农业源N₂O排放具有重要意义.

施肥方式和农田生态管理对土壤氮素循环有重要影响.化肥深施处理能够改变表层土壤硝化和反硝化微生物的活性^[13], 同时由于深度的增加, 下层产生的N₂O在向空气中排放的过程中可能会被进一步还原成N₂, 从而减少N₂O排放.白三叶草是一种常见的间作绿肥品种, 根系主要分布在地下10 cm左右, 具有发达的根瘤菌, 能固定空气中的氮素.白三叶草和茶树一样, 喜湿、耐荫, 在pH值为4.5~8.5的土壤均可生长.茶树是典型的喜铵植物, 由于硝酸还原酶活性低, 所以对硝态氮的利用率仅为铵态氮的1/4左右^[14], 豆科植物对硝态氮的吸收与转化作用较强, 与茶树能很好地协调氮素, “争肥”矛盾最小^[15], 可以降低茶园硝态氮含量, 调节茶园土壤过度酸化和硝态氮对环境的污染, 提高茶园氮素利用率.目前已有研究指出果园中种植白三叶草, 可以有效抑制杂草生长, 具有蓄水保墒作用；同时土壤中的有机质含量, 含氮量显著增加, 大大提高了土壤的肥力^[16].然而, 有关氮肥深施及间种白三叶草对茶园N₂O的减排效果还鲜见报道.本研究以亚热带丘陵区典型茶园为研究对象, 设置常规施肥、化肥深施及间种白三叶草处理, 开展3种不同施肥方式下N₂O排放量周年观测研究, 并同步观测土壤及环境因子动态和茶叶产量, 通过明确不同施肥措施下茶园N₂O排放通量, 解析相关影响因子, 以期为评价不同施肥方式引起的综合环境效应及筛选茶园减少N₂O排放的施肥方式提供理论依据.

田间试验在位于湖南省长沙县的中国科学院长沙农业环境观测研究站的茶园基地(113°20′E, 28°35′N, 海拔105 m)进行.试验区多年平均气温17.5℃, 多年平均降雨量为1515 mm, 降雨多集中在每年3~8月份, 无霜期约为300 d.试验地土壤类型为花岗岩母质发育而来的红壤, 为沙壤土(黏粒含量为24.5%), 0~20 cm耕层土壤基本理化性质为：全氮含量0.74 g·kg^-1, 全磷含量0.35 g·kg^-1, 有机碳含量9.65 g·kg^-1, 容重1.27 g·cm^-3, pH为4.16.

本试验采用随机区组设计, 共有3个处理：分别为常规处理、氮肥深施处理和间种白三叶草处理, 在文中3种处理分别用CON、DP和EE表示. CON处理施氮量450 kg·(hm²·a)^-1, 基肥在冬天施入105 kg·hm^-2菜籽饼(以氮计), 沟施深度为10 cm, 追肥在春天施入345 kg·hm^-2尿素(以氮计). DP处理施氮量450 kg·hm^-2, 基肥在冬天施入105 kg·hm^-2菜籽饼(以氮计), 沟施深度为20 cm, 追肥在春天施入345 kg·hm^-2尿素(以氮计). EE处理施氮量405 kg·hm^-2(考虑到白三叶草具有固氮能力, 间种白三叶草处理施氮量较常规处理减少45 kg·hm^-2, 占总施氮量的10%), 基肥在冬天施入105 kg·hm^-2菜籽饼(以氮计), 沟施深度为10 cm, 追肥在春天施入300 kg·hm^-2尿素(以氮计)；茶树行间种植白三叶草(Trifolium repens Linn.), 于2014年3月播种, 播种量为4.5 kg·hm^-2.本试验中基肥施用在每年11~12月, 追肥施用在2~3月.各处理3次重复, 共9个小区, 每个小区面积为60 m²(10 m × 6 m).一年中采集茶叶5次, 通过烘干计算茶叶干重.一个典型的茶垄是1.0 m宽, 0.9 m高的茶树荫(中间种植两棵茶树)和0.5 m宽的茶树陇间隔(图 1)^[17].

图 1

Fig. 1

图 1 静态箱在茶树垄间的安装位置纵切面 Fig. 1 Diagrams of the vertical transect of the static closed-chamber in the tea field

N₂O排放采用静态箱气相色谱法(GC)测定.静态箱由箱体和底座两部分组成.采样箱长为0.8 m, 宽0.8 m, 高1.2 m, 内含两个小风扇, 用来确保箱内气体混合均匀.顶箱上装有温度传感器用于测定箱内气温, 箱体侧壁还开了一个小孔, 用以安装气压平衡管.每个茶行具有4个特征位置点, 即一个茶树行间点、一个施肥点、一个茶树下点和一个茶树中点.每个小区放置两个底座, 一个底座要罩入3个特征位置：施肥点、茶树下和茶树中[图 1(a)]；另一个底座也要罩入3个特征位置：茶树行间、茶树下和茶树中[图 1(b)]^[17].底座不再移动, 每个处理都有3个重复.从2014年1月起进行野外观测, 至2016年12月采样结束.气体采样的时间一般在上午09:00~11:00之间进行, 采样频率为每周一次.特殊时段如施肥后或者雨后加密为每周2~3次.基于前人研究^{[12, 18]}, 罩箱以后, 每次采样共采集5个样品, 每隔6 min抽取一个气体样品, 持续30 min, 在此时间段内N₂O浓度呈现线性增加, 根据N₂O浓度随时间变化的斜率即可计算出N₂O排放通量, 该方法具有较好地准确性和重现性.采用气相色谱仪(Agilent 7890A, 美国)测定N₂O浓度, 每天的N₂O-N排放量依据文献[19]方法来计算.每年的N₂O-N排放计算公式^[12]：

(1)

式中, f 为每天的N₂O-N排放量[μg·(m²·h)^-1]；DOY_i为1 a中的天数(1~365 d)；n为每年N₂O排放观测次数.

在采样箱周围2~3 m半径的范围内采集深度在0~20 cm的土壤样品.采集的鲜土通过手动混匀, 然后分成两部分.一部分用来测定土壤体积含水量(SWC), 将新鲜土样在105℃下, 烘干24 h测定, 根据重量含水量与土壤容重的乘积计算得到SWC.土壤充水孔隙度(WFPS)采用下式来计算^[18]：

(2)

式中, .另一部分样品用来测定铵态氮(NH₄⁺-N)、硝态氮(NO₃^--N)和可溶性有机碳(DOC), 铵态氮(NH₄⁺-N)、硝态氮(NO₃^--N)的测定用0.5 mol·L^-1的K₂SO₄浸提, 振荡1 h后用定性滤纸过滤, 用流动分析注射仪进行测定(Fiastar 5000, FOSS, Hillerød, 丹麦)NH₄⁺-N和NO₃^--N, 滤液进一步用0.45 μm滤膜过滤后用TOC-TN分析仪(Shimadzu Corp., Kyoto, 日本)进行测定DOC.

气体样品采集的同时用温度计(JM624, 中国)记录土壤表层5 cm深处温度, 采用小型气象站记录日降雨量.

利用Excel进行相关数据计算, Origin绘图, SPSS进行皮尔森相关分析和单因素方差分析.

采样点降雨主要发生在春夏季节, 3~8月降雨量平均占到全年的71%(图 2). 2014、2015和2016年3 a的降雨量分别为1 283、1 413和1 602 mm, 其中2014年降雨量最小, 2016年最高.土壤温度以夏季最高, 春秋次之, 冬季最低. 2014、2015和2016年3 a采样期间平均土壤温度分别为17.4、17.6和17.6℃, 年际间差异较小(图 2).

图 2

Fig. 2

图 2 试验点3 a降雨量与土壤温度(5 cm) Fig. 2 Precipitation and 5 cm soil temperature during 2014-2016 at the sampling site

土壤表层0~20 cm含水量全年呈现明显的季节动态变化, 与降雨量的季节变化较为一致(图 3). CON、DP和EE在3 a间的平均土壤WFPS相差不大, 土壤WFPS的变化范围在20%~60%之间. WFPS受降雨量影响, 春夏雨季出现高峰值, 秋旱季出现低谷值, 3 a中WFPS均在8~10月呈现一个低谷时期. 2016年各处理的最大WFPS高于前两年最大含水量.各处理之间没有显著差异, 且时间变化趋势比较一致.

图 3

Fig. 3

图 3 不同处理0~20 cm土壤充水孔隙度变化 Fig. 3 Soil water filling pore space dynamics for the treatments

土壤NH₄⁺-N含量动态受施肥影响大. 3个处理中, 土壤NH₄⁺-N的含量都在施肥后增加, 在其他期间含量则相对较低, 呈现明显的动态特征. EE处理中, 在茶树非生长季节中也能看到几个铵态氮的峰值. 3 a的观测内, 2014年和2016年高铵态氮含量持续时间较长, 2015年持续时间较短(图 4). 3 a观测期内, CON处理的NH₄⁺-N在1.5~256.4 mg·kg^-1之间, 3 a均值为36.2 mg·kg^-1；DP处理的NH₄⁺-N在1.4~311.3 mg·kg^-1之间, 3 a均值为27.9 mg·kg^-1；EE处理的NH₄⁺-N在1.0~449.5 mg·kg^-1之间, 3 a均值为43.4 mg·kg^-1. EE的铵态氮含量要高于其他两个处理. NO₃^--N含量明显低于NH₄⁺-N含量.与土壤NH₄⁺-N相同, 进入春季后, 随着氮肥施用和气温的回升, 土壤NO₃^--N含量上升, 冬季为低含量时期, 均出现明显的波谷(图 4).观测期内, CON、DP和EE处理土壤NO₃^--N含量分别在0.6~40.6、0.7~42.6和0.9~48.0 mg·kg^-1之间. 3 a的平均硝态氮含量分别为8.8、8.5和9.6 mg·kg^-1干土, EE处理的硝态氮含量高于CON处理和DP处理.在研究期间的DOC变化可以看出, EE处理在2014、2015年进入春季时均出现一次明显的峰值(图 4). CON、DP和EE处理中, 3 a平均的DOC含量分别为120.8、118.1和122.4 mg·kg^-1干土, 各处理土壤DOC含量差异较小.

图 4

Fig. 4

图 4 不同处理土壤NH4+-N, NO3--N和DOC含量变化 Fig. 4 Dynamics of soil NH4+-N, NO3--N, and DOC contents for the treatments

3种不同处理下, N₂O的排放在3 a内呈现明显的季节动态变化特征(图 5). 3~9月气温相对较高, 是茶叶生长的季节, N₂O排放量相对较高, 其他时间为低排放期.化肥施用显著影响土壤的N₂O排放过程, 在春季第一次施肥后一个月内出现排放峰值, 之后逐渐降低, 10月~次年2月出现最低排放值.而施用有机肥后2个月内N₂O排放并未出现显著增加.如图 2所示, 2015年N₂O排放峰值最低, 2016年的排放峰值最高.

图 5

Fig. 5

图 5 不同处理N2O的季节排放动态 Fig. 5 N2O fluxes in 2014-2016 for the treatments

3个处理中, N₂O排放与WFPS、NH₄⁺-N和NO₃^--N在不同的土壤温度段呈现不同的相关性.本研究中根据N₂O排放对土壤温度的响应将土壤温度分为大于15℃与小于15℃两部分, 分别对不同土壤温度段N₂O排放的影响因子进行相关分析.在土壤温度小于15℃时, N₂O的排放与土壤温度呈显著正相关性(r为0.27~0.31, P < 0.05), 而与其它的环境因子的相关性没有明显的显著关系, 主要的限制因子是温度.在大于15℃时, N₂O的排放与土壤温度呈显著负相关, 且与NH₄⁺-N、NO₃^--N(除EE处理外)和WFPS有着极显著的正相关.对于3个处理CON、DP和EE, N₂O排放与NO₃^--N的相关性呈依次减弱的趋势. 3个处理与DOC都呈负相关, 除了DP之外, 其他两个处理与DOC有显著的负相关关系.在CON处理中, N₂O排放与监测的土壤环境因子都呈显著相关, 在DP处理中, N₂O排放与NH₄⁺-N、NO₃^--N和WFPS有显著相关性, 而EE处理与NH₄⁺-N、WFPS和DOC有显著相关性(表 1).

表 1 (Table 1)

表 1 不同处理N2O排放与土壤环境因子的皮尔森相关系数1) Table 1 Correlations of N2O emissions with soil and environmental properties under different treatments 温度/℃ 处理 土壤温度 WFPS NH4+-N NO3--N DOC < 15 DP 0.28* 0.16 0.077 0.038 0.15 EE 0.27* 0.16 0.084 0.046 0.16 CON -0.25* 0.45** 0.46** 0.28** -0.29** >15 DP -0.22* 0.40** 0.48** 0.23* -0.18 EE -0.24* 0.42** 0.47** 0.2 -0.22* 1)*表示P < 0.05; **表示P < 0.01

表 1 不同处理N2O排放与土壤环境因子的皮尔森相关系数1) Table 1 Correlations of N2O emissions with soil and environmental properties under different treatments

从2014~2016年, CON、DP和EE的N₂O-N累计排放总量为23.0、22.9和20.9 kg·hm^-2.各处理3 a的N₂O累积排放量未表现出显著差异, 但总量表现出CON>DP>EE(表 2). CON处理中, 2015年累积排放量最小, 2014年和2016年排放量相近, 3 a之间无显著差异性(P>0.05). DP处理2014年和2015年累积排放量差别较小, 2016年累积排放量明显升高, 且显著高于CON和EE处理(P < 0.05). EE处理2014年排放量最高, 2015年排放量最低.

表 2 (Table 2)

表 2 不同处理土壤N2O年累积排放量、茶叶年产量及单位茶叶产量的N2O排放量1) Table 2 Annual cumulative N2O emissions, tea yields, and yield-scaled N2O emission for the treatments 测定指标 年份 CON DP EE N2O累积排放/kg·hm-2 2014 8.67±1.29 a 6.96±0.52 a 8.48±0.70 a 2015 5.83±0.61 a 5.89±0.59 a 5.10±0.40 a 2016 8.47±0.50 b 10.09±0.89 a 7.35±0.63 b 3 a均值 7.66 7.65 6.98 茶叶产量/t·hm-2 2014 3.00±0.30 a 3.31±0.33 a 2.99±0.45 a 2015 3.77±0.83 a 4.51±0.37 a 3.78±0.92 a 2016 3.36±0.73 a 4.23±0.31 a 3.62±0.14 a 3 a均值 3.38 4.02 3.34 单位产量N2O排放/kg·t-1 2014 2.93±0.53 a 2.11±0.06 a 2.94±0.70 a 2015 1.65±0.48 a 1.32±0.18 a 1.40±0.22 a 2016 2.60±0.40 a 2.39±0.13 a 2.03±0.13 a 3 a均值 2.39 1.94 2.12 1)同行相同字母表示差异不显著(P>0.05)

表 2 不同处理土壤N2O年累积排放量、茶叶年产量及单位茶叶产量的N2O排放量1) Table 2 Annual cumulative N2O emissions, tea yields, and yield-scaled N2O emission for the treatments

对于CON、DP和EE这3个处理来说, 茶叶的年平均产量为3.38、4.02和3.34 t·hm^-2, DP处理年平均产量最高. 3 a的茶叶产量在3个处理之间没有显著差异. CON、EE处理中, 年际间N₂O排放量与茶叶产量的变化成相反的趋势, 例如2015年的N₂O排放量相对较低, 而茶叶的产量是3 a中较高的. DP处理中, 对于N₂O的年累积排放量是2014年和2015年的相对较低, 2016年的排放量就相对较高；年产量除了第一年的产量较低外, 后两年的年产量都相对较高(表 2).

从单位产量的N₂O排放来看, 虽然3 a中各处理间并未表现出显著差异, 但由于深施提高了茶叶产量、间种白三叶草降低了N₂O排放, 单位产量的N₂O排放3 a中以DP和EE处理相对较低(表 2).

根据本研究不同处理N₂O排放与土壤环境因子皮尔森相关分析, 气温、降雨和施肥导致的土壤环境因子变化对茶园土壤N₂O排放有着显著影响.有研究表明, 土壤温度、土壤水分、土壤可利用的C、N和有机物质的添加等因素可以通过影响硝化、反硝化过程, 从而影响N₂O生物释放^[6].本研究结果也表明, 土壤温度、土壤充水孔隙度、土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N含量与N₂O的排放都有较显著的相关性.林衣东^[20]的研究表明, 温度通过影响微生物的代谢活动和硝化和反硝化速率从而影响N₂O的释放.郑循华等^[5]的研究也表明, N₂O排放的适宜温度范围为15~25℃, 当温度低于15℃时N₂O排放明显下降, 说明15℃可能是N₂O排放的重要调节温度点.本研究结果也表明, 当土壤温度低于15℃时, 土壤N₂O排放较低(图 5), N₂O排放主要与土壤温度成正相关, 而与其他土壤环境因子无显著相关, 表明此时土壤温度是N₂O排放的决定因子.蔡延江等^[21]的研究表明, 在一定温度范围内, N₂O的排放速率通常随土壤温度升高而增加.

在本文研究温度大于15℃时, 土壤N₂O排放并未随着温度的升高而呈现上升的趋势, 反而呈现负相关, 但与WFPS、土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N含量呈显著正相关.已有研究表明, SWC会通过影响N₂O在土壤中的流通和氧化还原状况, 改变NH₄⁺-N和NO₃^--N在土壤中的分布以及微生物的活性, 并作用在硝化和反硝化过程中来影响土壤N₂O的排放.在含水量较低时, N₂O主要通过硝化过程, N₂O排放量随土壤含水量的增大而增加.含水量高时则主要来自反硝化过程^[20].在CON和EE处理中, 施肥后提供了足够的氮源, 微生物反应所需的底物不是限制性因子, 在温度适宜的条件下, SWC的增加有利于土壤N₂O排放. DP处理中, 在施肥深度增加的条件下, 土壤含水量主要是通过改变土壤通气情况, 从而影响到O₂的有效性和土壤中N₂O从产生部位向大气中的扩散过程, 对N₂O排放产生影响^[21].氧气含量随着土壤深度的增加而降低, 同时高土壤含水量可以刺激反硝化作用, 增加N₂O产生.通过对温度大于15℃时土壤因子之间的相关性分析发现, 土壤温度与土壤WFPS呈显著负相关, 表明温度升高导致田间蒸散发增加从而减少了土壤含水量, 从而不利于N₂O排放.此外, 温度大于15℃时, 土壤温度也与土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N含量呈负相关, 这可能是由于温度升高后, 茶树生长迅速, 加大了对土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N的吸收, 从而减少土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N含量, 导致N₂O排放减少.

土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N是硝化反应和反硝化反应最直接的底物, 茶园土壤N₂O排放与NH₄⁺-N和NO₃^--N的含量均呈显著相关关系, 说明了底物对于硝化反应和反硝化反应具有重要作用.本研究EE处理NH₄⁺-N和NO₃-N含量高于CON处理, 特别是NH₄⁺-N有明显的提升.可能一方面是因为具有发达的根瘤菌, 能大量固定空气中的氮素.另一方面还能通过自身的生长和繁殖将一些营养元素、水分固定在土壤中, 从而使土壤中N素含量明显提高.有研究表明, 有机肥的施加一方面能固定土壤中的有效氮, 降低N₂O的释放, 一方面有机肥的施加能为反硝化细菌提供能量, 促使N₂O进一步还原为N₂^[22].在本研究EE处理中NH₄⁺-N和NO₃^--N与N₂O的相关性比CON、DP处理要低, 可能也是因为EE处理中白三叶草的加入, 土壤活性有机碳增加, 使硝化、反硝化细菌获得能量, 促进N₂O能进一步还原为N₂.因此, EE处理与CON、DP处理相比较, N₂O排放与NO₃^--N的相关性不显著.以往的基于培养试验的研究结果表明, 土壤DOC含量与N₂O排放有显著的正相关关系^[23], 因为DOC是微生物的重要碳源, 对硝化及反硝化细菌的生长均有促进作用, 从而能促进N₂O排放.本研究中, 通过相关分析表明, 土壤DOC与土壤NH₄⁺-N含量有极显著负关系, 这可能与茶叶生长过程中吸收NH₄⁺-N, 导致土壤NH₄⁺-N含量下降, 同时根系分泌有机酸, 从而使得土壤DOC含量增加有关.而土壤NH₄⁺-N含量与N₂O排放呈极显著正相关, 从而使得土壤DOC含量与N₂O排放表现出负相关.本研究中土壤NH₄⁺-N含量变幅较大, 而土壤DOC含量相对较高且变幅较小, 表明茶园土壤NH₄⁺-N含量相对于土壤DOC含量是土壤N₂O排放的主导因素.

本研究结果表明, 间种白三叶草并未显著降低N₂O排放.白三叶草是一种常见的间作绿肥品种, 具有发达的根瘤菌, 能大量固定空气中的氮素, 增加土壤中的含氮量^{[24, 25]}.虽然本研究中间种白三叶草处理氮肥用量较对照减少10%, 但土壤NH₄⁺-N、NO₃^--N含量并未较对照出现下降.而NH₄⁺-N、NO₃^--N含量是影响N₂O排放的重要因子, 从而使得间种白三叶草处理N₂O排放并未较对照有显著降低.但考虑到生产氮肥过程中也会产生大量的温室气体排放, 如果将减少化学氮肥用量导致的温室气体减排考虑在内, 间种白三叶草仍具有一定的温室气体减排潜力.

本研究中深施化肥处理3 a中土壤N₂O排放以及单位产量N₂O排放与常规处理相比较, 无显著性差异.朱兆良指出^[26], 氮肥深施有利于降低农田中化肥氮损失、提高氮肥利用率, 可显著减少氮素氨挥发损失.茶树是喜氮作物, 化肥深施后可以维持较高的土壤氮含量, 满足茶树和微生物的生长需求, 从而提高产量.从本研究的结果来看, 氮肥深施处理较对照在一定程度上增加了茶叶产量, 但不显著, 这可能与本研究中氮肥用量较高, 氮肥深施所减少的氮肥损失对促进茶叶产量有限.硝化和反硝化微生物的分布热点主要集中在土壤表层^[27].一些研究发现, 深施处理能够改变表层土壤硝化和反硝化微生物的活性^[13], 同时由于深度的增加、土壤还原性增强, 反硝化产物中N₂的比例增加, 从而减少N₂O排放.本研究中DP处理在2014年减少了N₂O的排放, 但在2016年N₂O排放却较CON处理出现较大增加.这可能是由于肥料深施后, 肥料养分相对在下层集中^[28], 而下层含水量相对较高, 在降雨量较高的年份(2016年), 会使得硝化反硝化导致的N₂O排放增加. Chu等^[29]的研究发现, 深施化肥处理增加了N₂O排放, 主要是深施处理增加了土壤的含水量.鉴于氮肥不减量的情况下氮肥深施并未降低土壤N₂O排放, 今后有必要加强研究氮肥深施配合减氮对茶园N₂O排放的影响.

本研究通过3 a的田间试验表明, 亚热带丘陵茶园具有较高的N₂O排放, N₂O-N年累积排放量高达5.1~10.1 kg·hm^-2. N₂O排放主要发生在春夏季, 当土壤温度低于15℃, 其排放主要与土壤温度成正相关.而当温度高于15℃, 则主要与土壤含水量、土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N含量成正相关.茶园间种白三叶草和氮肥深施未降低N₂O排放, 氮肥深施在降雨量较高年份增加了茶园N₂O排放.间种白三叶草和肥料深施未显著影响茶叶产量.