2024, Vol. 45
2. 中国农业科学院研究生院, 北京 100081;
3. 山东省农业技术推广中心, 济南 250003
, DONG Yan-hong3 , XIAO Xin1,2 , XU Yan-li1 , KUAN Shuai1 , SONG Wen-jing1 , DONG Jian-xin1 , ZHENG Xue-bo1
2. Graduate School of Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China;
3. Shandong Agricultural Technology Extension Center, Jinan 250003, China
基于联合国政府间气候变化专门委员会（IPCC）最新评估, 全球温室气体排放量可能导致全球气候于2030年突破温升1.5℃的阈值, 实现持续减排刻不容缓[1]. 而土壤碳库作为全球最大最稳定的陆地碳库, 其碳储存能力分别是大气碳库（760 Gt）和生物碳库（560 Gt）的3.3倍和4.5倍, 提高土壤碳储量和降低土壤碳排放是减缓CO2浓度升高的重要途径, 其经济可行和环境友好的优点受到国际社会公认[2]. 对土壤有机碳分解能力和固碳潜力的调控可通过长期施氮, 进而增加土壤氮素有效性加以实现[3]. 目前关于不同氮输入形式及输入量对土壤碳排放影响的相关报道中, 氮输入量对碳排放的影响不一, 有研究发现适量的氮输入可通过促进土壤酶活性增加土壤CO2和CH4排放[4, 5]；而过量氮输入会抑制土壤微生物活性, 进而抑制土壤CO2排放[6].
生物炭因较易获得、经济高效和环境友好等特性, 常被用作土壤改良剂, 其有着巨大比表面积、发达孔隙结构和大量含氧官能团, 进而可高效吸附氨氮[7], 因而生物炭负载氨氮可作为氮输入形式的绝佳选择之一. 已有研究证明[8~10], 生物炭的碳封存作用能够明显增加土壤碳含量, 降低土壤碳排放量, 其减缓温室效应的潜力巨大. 薛利红等[11]研究表明, 生物炭负载铵态氮这一新型的氮输入方式可实现氮资源由水体到农田的安全有效迁移. 同时, 马晓刚等[12]研究发现生物炭负载氨氮可显著减少氧化亚氮和氨气的排放, 且其减排效果显著优于传统的生物炭化肥配施. 此外, 生物炭由酒糟和沼渣制备而成, 还可实现农业废弃生物质资源的高效利用[13]. 即生物炭负载铵态氮这一施肥方式, 既可减少农田氮肥投入, 又降低了环境治理的成本, 对推动国家化肥零增长和农田面源污染防治战略极为有利. 先前研究多关注于生物炭负载氨氮对土壤碳排放量的影响, 但土壤中涉及碳氮循环关键酶及微生物的影响鲜有报道. 施加生物炭负载氨氮后, 土壤中相关酶及微生物的变化是否会干预土壤碳排放进程有待明确.
基于此, 本研究通过室内培养试验, 对比不施肥、单施化学氮肥、生物炭配施化学氮肥和生物炭负载氨氮这4种处理间土壤碳排放量、酶活性及微生物群落的差异, 探讨了生物炭负载氨氮这一氮输入形式对土壤碳排放的影响, 以期为生物炭负载氨氮未来大规模农田应用提供理论基础和数据支撑.
1 材料与方法 1.1 室内土壤培养试验本试验采用室内培养试验, 于2022年6月在中国农业科学院烟草研究所的全自动恒温恒湿培养箱内进行. 供试土壤取自中国农业科学院青岛烟草资源与环境野外科学观测试验站（36°26′N, 120°34′E）0 ~ 20 cm土层土壤, 土壤风干后, 过2 mm筛备用. 供试土壤类型为棕壤, 试验开展前土壤基本化学性质见表 1.
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表 1 土壤基本化学性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of soil |
供试沼渣制备：山东省青岛市平度中试与产业化示范基地（36°28′N, 119°35′E）, 厌氧发酵底物酱香型白酒酒糟取自贵州仁怀市酒厂, 反应器体积为500 m3, 具体运行指数为：运行温度35 ~ 37℃, 停留时间40 d. 然后将酒糟沼渣进行去离子水洗涤、烘干（105℃, 24 h）和粉碎后（0.5 ~ 1.0 cm）备用.
酒糟沼渣生物炭制备：马弗炉（KSL-1200, 合肥科晶材料技术有限公司）热解, 热解温度700℃, 升温速率5℃·min-1, 停留时间60 min, 惰性保护气体为N2（99.999%, 气体流速0.5 dm3·min-1）. 热解完成, 待马弗炉降至室温后（N2保护）取出生物炭, 研磨后过0.25 mm筛, 干燥器中储存备用. 标记为BC.
生物炭负载氨氮的制备：负载溶液为NH4Cl（1 000 mg·L-1）, 调节溶液pH为7.0. 生物炭用量为40 g·L-1, 恒温振荡箱（25℃, 140 r·min-1）振荡48 h, 离心（4 000 r·min-1, 10 min）、过滤后风干48 h. 生物炭NH4+-N负载量通过计算吸附前后溶液中NH4+-N的浓度差获得. 本试验所用生物炭NH4+-N的负载量为3.197 5 mg·g-1, 并将负载NH4+-N生物炭标记为BC-N.
本试验共设置4个处理：①不施肥的空白对照, 记作CK；②单施化学氮肥（分析纯NH4Cl）, 记作CF；③生物炭配施化学氮肥, 即酒糟沼渣生物炭（BC）+分析纯NH4Cl处理, 记为BF；④生物炭负载氨氮[生物炭负载氨氮（BC-N）, 负载溶液为NH4Cl], 即BN. 上述处理中的氮含量根据田间施氮量计算并保持一致（BF处理添加20.56 mg NH4Cl）；生物炭量由生物炭负载氨氮处理确定, 保证BF和BN处理的生物炭量一致（BC和BC-N用量为1.68 g）.
具体操作如下：取100 g风干土装填至500 mL广口瓶, 水分补充至田间最大持水量的30%, 25℃暗室预培养20 d, 凡士林密封、封口膜封口. 将供试物料与土壤充分混合, 水分补充至田间最大持水量的60%. 将混合好的土样置于广口瓶内, 并在广口瓶内放置装有10 mL 2 mol·L-1 NaOH的15 mL离心管和装有5 mL H2O的10 mL离心管, 在相同条件下设置3个未添加土样的空白对照. 土壤呼吸和水分的保持：0 ~ 14 d, 每3 d更换一次NaOH溶液, 并加水保持恒重；19 ~ 30 d, 每7 d更换一次NaOH并加水保持恒重, 共6次；于暗室25℃预培养30 d, 破坏性取样, 测定CO2排放量和碳循环关键酶活性以及宏基因组测序.
1.2 土壤碳排放的测定土壤碳排放采用静态碱液吸收法[14]测定, 具体如下：取15 mL离心管中的5 mL NaOH置于150 mL三角瓶, 立即加入5 mL 2 mol·L-1 BaCl2和1~2滴酚酞试剂, 用0.1 mol·L-1 HCl滴定至红色消失, 记录所用HCl体积并计算土壤CO2释放量. 计算公式见式（1）[14].
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(1) |
式中, V0为滴定空白所用的HCl体积（mL）, V为滴定样品所用的HCl体积（mL）, ρ（HCl）为盐酸浓度（mol·L-1）, M为22 mg·mmol-1, SW为干土重（g）.
1.3 土壤酶活性测定6种土壤碳循环关键酶：β-葡萄糖苷酶（S-β-GC）、β-木糖苷酶（S-XYS）、N-乙酰-β-D-葡萄糖苷酶（S-NAG）、纤维素二糖水解酶（S-C1）、过氧化物酶（S-POD）和多酚氧化酶（S-PPO）的活性均采用96孔酶标板荧光分析法测定[15, 16].
1.4 土壤微生物群落的宏基因组测序本研究基于Illumina HiSeq X-ten高通量测序平台, 采用全基因组鸟枪法（WGS）策略, 将提取获得的土壤菌群宏基因组的总DNA随机打断为短片段, 并构建合适长度的插入片段文库, 对以上文库进行双端测序, 利用QIIME软件对数据进行分析以获得土壤中全部微生物的基因序列, 最后利用非冗余蛋白序列集与非冗余蛋白质的氨基酸序列数据库（NR）进行注释及分析. 宏基因组测序于上海美吉生物医药科技有限公司进行.
1.5 数据处理本试验数据采用Microsoft Excel 2016进行整理. 用SAS 9.4软件进行方差分析和主成分分析（PCA）, 显著性检验采用最小显著差异（LSD）法（P = 0.05）, 用Origin 9.5软件制图；利用SPSS 21.0统计分析软件进行相关性分析；用Canoco5.0软件进行冗余分析（RDA）.
2 结果与分析 2.1 生物炭负载氨氮对土壤碳排放的影响由图 1（a）可知, CK、CF和BN处理土壤呼吸速率在第6 d达到了高峰, 随后逐渐趋于平稳. 与其他处理相比, BF处理土壤呼吸速率在第3 d显著提高, 之后呈缓慢降低趋势, 可能是由于生物炭的物理结构可为微生物的生命活动提供良好的场所, 且速效铵态氮肥能够被微生物快速利用. 由图 1（b）可知, 各处理30 d的CO2累计排放量降序排列为：BF > BN > CF > CK. 与CF相比, BF显著提高了累计碳排放量, 增幅为66.24%；与BF相比, BN显著降低了累计碳排放量, 降幅为35.28%. 结果表明, 与其他处理相比, BF处理提高了土壤碳排放；与BF处理相比, BN处理降低了土壤碳排放.
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不同字母表示处理间土壤累计碳排放量差异显著（P < 0.05） 图 1 不同氮输入形式下的土壤CO2排放 Fig. 1 Soil CO2 emissions in different forms of nitrogen input |
由图 2可知, 与CF相比, BF和BN的S-β-GC活性显著增加, 增幅分别为14.3%和20.25%；CF、BF和BN的S-NAG活性差异不显著；各处理的S-XYS和S-C1活性差异不显著；与CF和BF相比, BN的S-POD活性显著增加, 增幅分别为36.72%和36.19%；与CF和BF相比, BN的S-PPO活性显著增加, 增幅分别为90.36%和61.36%. 结果表明, BN处理提高了S-β-GC、S-POD和S-PPO活性.
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不同字母表示处理间土壤累计碳排放量差异显著（P < 0.05） 图 2 不同氮输入形式下的土壤碳循环酶 Fig. 2 Soil carbon cycling enzymes under different nitrogen input forms |
本文通过宏基因组测序关注了生物炭负载氨氮对土壤微生物群落影响, 各处理组土壤微生物群落的α多样性指数（Chao值和Simpson值）如图 3（a）所示. Chao值越高, 表明物种数越高. 由图 3（a）可知, 各处理的Chao值大小分别为：BF（30 670） > CK（30 470） > CF（30 430） > BN（30 370）, 组间差异不显著. 与CF相比, BF提高了Chao值；与CF和BF相比, BN降低了Chao值. Simpson值越高, 表明微生物群落多样性越低. 由图 3（b）可知, 各处理的Simpson值大小分别为：CF（0.030 08） > CK（0.029 16） > BN（0.028 8） > BF（0.026 13）, 其中BF处理使Simpson值显著降低, 而BN处理则使其显著提高. 结果表明, BF处理提高了微生物群落丰富度和群落多样性, BN处理降低了微生物群落丰富度.
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*表示线两端的处理间差异显著（P < 0.05）, **表示线两端的处理间差异显著（P < 0.01） 图 3 不同氮输入形式下的土壤微生物α-多样性指数 Fig. 3 Soil microbial alpha diversity under different nitrogen input forms |
由图 4（a）可知, 在门水平上, 相对丰度前10的为：放线菌门（Actinobacteria）、变形菌门（Proteobacteria）、酸杆菌门（Acidobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）、浮霉菌门（Planctomycetota）、疣微菌门（Verrucomicrobia）、厚壁菌门（Firmicutes）、拟杆菌门（Bacteroidota）和硝化螺旋菌门（Nitrospirae）. 与CF相比, BF和BN均提高了变形菌门、酸杆菌门、芽单胞菌门、疣微菌门、拟杆菌门、硝化螺旋菌门的相对丰度, 增幅分别为27.77%和13.52%、13.23%和13.59%、44.23%和35.86%、50.08%和23.84%、19.54%和26.50%、3.53%和5.58%；BF和BN均降低了放线菌门、绿弯菌门、厚壁菌门的相对丰度, 降幅分别为15.45%和8.58%、11.38%和9.47%、1.92%和6.63%. 与BF相比, BN降低了变形菌门、芽单胞菌门、浮霉菌门和疣微菌门的相对丰度, 降幅分别为11.16%、5.81%、8.69%和17.48%；BN提高了放线菌门和拟杆菌门的相对丰度, 增幅分别为8.12%和5.83%. 由图 4（b）可知, 在属水平上, 相对丰度前10的为：unclassified_c__Actinomycetia、unclassified_o__Solirubrobacterales、unclassified_c__Thermoleophilia、类诺卡氏属（Nocardioides）、鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）、链丝菌属（Streptomyces）、unclassified_c__Acidobacteriia、unclassified_ p__Acidobacteria、慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium）和unclassified_ f__Gemmatimonadaceae. 与CF相比, BF和BN提高了鞘氨醇单胞菌属、unclassified_c__Acidobacteriia、unclassified_ p__Acidobacteria、unclassified_ f__Gemmatimonadaceae的相对丰度, 增幅分别为11.91%和49.36%、20.03%和17.49%、40.29%和30.15%、34.14%和28.93%；BF和BN降低了unclassified_o__Solirubrobacterales、链丝菌属、慢生根瘤菌属的相对丰度, 降幅分别为22.10%和13.27%、25.19% 和16.62%、10.74%和7.73%. 与BF相比, BN提高了unclassified_c__Actinomycetia（7.06%）、unclassified_o__Solirubrobacterales（11.33%）、unclassified_ c__Thermoleophilia（7.68%）、类诺卡氏属（11.94%）、鞘氨醇单胞菌属（33.47%）和链丝菌属（11.46%）的相对丰度.
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图 4 不同氮输入形式下的土壤微生物门和属的相对丰度 Fig. 4 Relative abundances of soil microbial phyla and genera under different nitrogen input forms |
土壤微生物群落结构的主坐标分析（PCoA）结果如图 5（a）所示, 4个处理的PC1轴（67.07%）与PC2轴（13.58%）对微生物群落结构差异的总解释度为80.65%. PC1和PC2轴分离了CK、CF、BF和BN, 表明不同氮输入形式显著影响着微生物群落组成.
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图 5 不同氮输入形式下的土壤微生物主坐标分析及冗余分析 Fig. 5 Principal coordinate analysis (PCoA) and redundancy analysis (RDA) of soil microorganisms under different nitrogen input forms |
由图 5（b）可知, 前两个冗余分析（RDA）成分可解释的总变异为70.74%, RDA1解释了38.34%；RDA2解释了32.40%. RDA1的主要影响因子是S-C1（0.870）, RDA2的主要影响因子是S-PPO（0.942）, 从箭头长度以及与轴1和轴2之间的夹角来看, S-XYS（R2 = 0.516, P = 0.032）是对微生物群落结构影响最大的土壤因子, 其次是S-β-GC（R2 = 0.495, P = 0.037）和累计碳排放量（R2 = 0.526, P = 0.046）.
2.3.4 土壤微生物群落与土壤碳循环酶及累计碳排放量的相关性分析选取分类水平丰度前10的物种与环境因子（累计碳排放量及碳循环关键酶）分别进行门及属水平上微生物类群相对丰度与环境因子的相关性分析并绘制热图（图 6）. 由图 6（a）可知, 在门水平上, 放线菌门的相对丰度与S-β-GC显著相关；疣微菌门和拟杆菌门的相对丰度与S-β-GC和累计碳排放显著相关；绿弯菌门的相对丰度与S-C1呈极显著相关；浮霉菌门和厚壁菌门的相对丰度与S-C1显著相关；芽单胞菌门的相对丰度与S-β-GC呈极显著相关, 与累计碳排放量显著相关；硝化螺旋菌门的相对丰度与累计碳排放量显著相关；变形菌门的相对丰度与累计碳排放量呈极显著相关. 由图 6（b）可知, 在属水平上, Candidatus_Angelobacter和鞘氨醇单胞菌属的相对丰度与S-β-GC显著相关；unclassified_c__Acidobacteriia和unclassified_p__Acidobacteria的相对丰度与S-β-GC、累计碳排放显著相关；unclassified_c__Actinomycetia和unclassified_c__Thermoleophilia的相对丰度与S-XYS显著相关；unclassified_ f__Gemmatimonadaceae的相对丰度与S-β-GC呈极显著相关, 与累计碳排放量显著相关.
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1.S-β-GC, 2.S-NAG, 3.S-XYS, 4.S-C1, 5.S-PPO, 6.S-POD, 7.累计碳排放量 图 6 不同氮输入形式下的土壤微生物门和属的相关性分析 Fig. 6 Correlation analysis of soil microbial phyla and genera under different nitrogen input forms |
不同氮输入形式影响土壤呼吸、土壤累计碳排放量以及酶活性. 外源氮添加改变了土壤速效氮的含量, 影响了土壤微生物生长、活性、群落多样性等以及土壤酶活性[6]. 在本试验中, 生物炭配施化学氮肥处理与其余3种处理相比土壤呼吸增加显著, 可能是由于生物炭为微生物提供了场所, 速效氮肥为微生物提供了养分, 共同促进了其生命代谢活动. 前人研究表明[17, 18], 短期内生物炭的添加会促进土壤呼吸, 增加土壤累计碳排放量, 与本试验结果一致. 土壤累计碳排放量增加可能是由于添加生物炭改变了土壤的C/N, 促进了微生物的代谢[19]. 土壤呼吸速率在第6 d左右达到了高峰, 可能是试验处理时提高了土壤含水率和氮素含量, 给微生物的生命活动提供了养分和水分, 促进了微生物的代谢. 符云鹏等[20]研究表明, 秸秆生物炭、生物炭配施秸秆处理下土壤呼吸与土壤湿度呈正相关. 本研究表明, 生物炭负载氨氮, 与生物炭配施化学氮肥相比, 降低了累计碳排放量. 可能是由于生物炭负载氨氮通过含氧官能团络合、阳离子交换和静电吸引等作用机制将铵态氮肥吸附在生物炭表面或者内部[21], 缓慢的释放铵态氮肥. 与生物炭配施化学氮肥相比, 生物炭负载氨氮对铵态氮的吸附效率更高, 可以更好地减少铵态氮的损失[12]. 已有研究表明[22], 缓慢释放的氮肥与速效氮肥相比, 减缓了土壤微生物的呼吸.
土壤酶在土壤养分转化过程中起着重要作用[23], 能够反映微生物的代谢以及土壤理化性质[24, 25]. S-β-GC、S-NAG、S-C1和S-β-XYS是碳循环过程中的碳降解酶, 对土壤有机碳起着分解作用, 参与土壤有机质矿化分解过程[26~29]. 本试验结果表明, 与化学氮肥相比, 生物炭配施化学氮肥、生物炭负载氨氮均显著增加了S-β-GC活性, 且生物炭负载氨氮处理对其提高更为明显. 研究表明[30], 生物炭配施化学氮肥提高了S-β-GC活性, 与本试验结果一致. 生物炭提供了微生物的栖息地和碳源, 化肥的施加提供了氮源, 微生物为了利用养分进行生命活动, 分泌大量的胞外酶（碳降解酶）来获取所需的活性有机碳, 以此提高了S-β-GC活性. 与生物炭配施化学氮肥相比, 生物炭负载氨氮提高了S-β-GC, 可能是因为生物炭将负载的铵态氮以及微生物吸附在孔隙中, 持续不断、缓慢地为微生物供给养分, 为微生物的发育定殖提供了持续良好的环境[31]. 各处理间S-NAG、S-C1和S-β-XYS活性差异未达统计学显著性水平, 可能是由于培养时间较短, 后续试验可以考虑进行长期的培养试验, 也可能是由于没有引入植物这个变量, 使得土壤的变化十分缓慢, 后续试验可以考虑进行种植植物的长期培养试验, 更进一步地探究植物、土壤在生物炭负载氨氮输入下的影响. 氧化酶通过促进土壤中有机质的分解, 释放土壤养分, 消耗土壤中稳定的有机碳, 与有机质的转化密切相关, 包括S-POD和S-PPO等[32]. S-POD在土壤有机碳合成和分解中起重要作用[33]. S-PPO作为木质素降解酶, 参与腐殖质、芳香族有机化合物的分解[34, 35]. S-PPO和S-POD既能通过降解木质素, 促进活性有机碳的形成；又能氧化芳香族化合物, 与蛋白质、糖类生成复杂有机物, 促进活性有机碳的积累[36, 37]. 本试验结果表明, 与化学氮肥、生物炭配施化学氮肥相比, 生物炭负载氨氮显著提高了S-POD和S-PPO活性. 有研究表明[32], 生物炭的添加促进了氧化酶类（S-POD和S-PPO）的活性, 与本试验结果一致. 由于生物炭经过700 ~ 800℃的高温, 所保留的碳素基本均为稳定的难降解有机碳, 因此微生物想要利用生物炭中的碳素, 只能通过提高氧化酶活性, 从而分解利用难降解有机碳. 生物炭配施化学氮肥与化学氮肥相比, 促进了土壤呼吸且提高了碳降解酶的活性；而生物炭负载氨氮与生物炭配施化学氮肥相比, 抑制了土壤呼吸, 提高了碳降解酶的活性, 显著提高了S-POD和S-PPO的活性, 可能是通过氧化酶系促进了活性有机碳的积累, 减缓了土壤微生物的呼吸作用[35].
3.2 生物炭负载氨氮对微生物群落的影响本研究发现与化学氮肥相比, 生物炭配施化学氮肥和生物炭负载氨氮提高了微生物群落丰富度. 先前研究表明添加生物炭提高了微生物群落的丰富度和多样性[38~40], 与本研究的结果相似. 与生物炭配施化学氮肥相比, 生物炭负载氨氮降低了微生物群落丰富度及微生物群落多样性, 引起了特定微生物数量的增多. 推测生物炭负载氨氮可为某些特定微生物的生长发育提供有利条件, 从而降低微生物群落的均匀度及多样性. 生物炭的添加对微生物多样性的影响存在不确定性, 可能是来源丰富的生物炭中养分含量和内部结构等的差异导致的[41, 42]. 与生物炭配施化学氮肥相比, 生物炭负载氨氮降低了变形菌门的相对丰度, 提高了放线菌门和酸杆菌门的相对丰度. 变形菌门属富营养型细菌[38, 43], 放线菌和酸杆菌门属于寡营养型细菌[44, 45], 生物炭负载氨氮将铵态氮吸附在内部缓慢释放铵态氮肥, 使得可供微生物利用的氮素浓度未持续在相对较高的水平上. 本研究表明不同氮输入形式显著影响着微生物群落的结构. S-XYS是对微生物群落结构影响最大的土壤因子, 其次是S-β-GC和累计碳排放量. S-XYS、S-β-GC和累计碳排放量均可用来表征有机碳的分解能力. 通过丰度前10的物种与环境因子之间的相关性分析发现, 在门水平上, 放线菌门、疣微菌门、拟杆菌门和芽单胞菌门的相对丰度与S-β-GC显著相关；疣微菌门、拟杆菌门、硝化螺旋菌门、变形菌门和芽单胞菌门的相对丰度与累计碳排放显著相关；绿弯菌门、浮霉菌门和厚壁菌门的相对丰度与S-C1显著相关. 在属水平上, Candidatus_Angelobacter、鞘氨醇单胞菌属、unclassified_ f__Gemmatimonadaceae、unclassified_c__Acidobacteriia和unclassified_p__Acidobacteria的相对丰度与S-β-GC显著相关；unclassified_c__Acidobacteriia、unclassified_p__Acidobacteria和unclassified_ f__Gemmatimonadaceae的相对丰度与累计碳排放显著相关；unclassified_c__Actinomycetia和unclassified_c__Thermoleophilia的相对丰度与S-XYS显著相关. 碳水化合物降解酶及累计碳排放与上述特定微生物物种显著相关.
4 结论（1）与单施化学氮肥相比, 生物炭配施化学氮肥显著提高了累计碳排放量, 生物炭负载氨氮未见显著性差异. 而与生物炭配施化学氮肥相比, 生物炭负载氨氮显著降低了累计碳排放量. 与单施化肥和生物炭配施化学氮肥相比, 生物炭负载氨氮显著提高了β-葡萄糖苷酶、过氧化物酶和多酚氧化酶活性.
（2）与单施化学氮肥相比, 生物炭配施化学氮肥提高了微生物群落丰富度和群落多样性, 生物炭负载氨氮降低了微生物群落丰富度. 不同处理下微生物组成相同, 与生物炭配施化学氮肥相比, 生物炭负载氨氮降低了变形菌门相对丰度, 提高了放线菌门和拟杆菌门相对丰度, 其中木糖苷酶是对微生物群落结构影响最大的土壤因子, 进一步相关性分析可知, 绿弯菌门相对丰度与纤维二糖水解酶活性呈极显著相关；芽单胞菌门相对丰度与β-葡萄糖苷酶活性呈极显著相关；变形菌门相对丰度与累计碳排放量呈极显著相关.
（3）综上所述, 生物炭负载氨氮较生物炭配施化学氮肥显著减少了累计碳排放量, 其减排效果更优. 未来需要针对生物炭负载氨氮对土壤碳排放、碳循环关键酶、微生物群落的变化开展长期研究, 对于明确生物炭负载氨氮对土壤固碳减排的影响具有重要意义.
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