豬糞炭對茶園土壤硝化過程及微生物酶活性的影響

何莉莉，黃佳佳，劉玉學，呂豪豪 ，汪玉瑛，楊生茂，3*

（1.浙江省農業科學院環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研究中心，杭州 310021；3.浙江工業大學環境學院，杭州 310014）

茶葉是我國重要的經濟作物，到2018年底我國茶葉種植面積約298.6萬hm2，占世界茶園總量的47%[1]。茶樹為喜酸性植物，最適宜生長pH為4.0～6.5，長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年對江蘇省21個典型茶場定位監測發現，42.8%的茶園土壤pH低于4.0。在生產管理中常采取一定的措施來中和土壤酸性，使之更適宜茶樹生長，如增施有機肥、適量施用石灰等。茶葉生產中偏施氮肥的現象日益嚴重，在一些茶葉主產區，氮肥的施用量高達740 kg·hm-2，但茶園平均氮素利用率僅為30%左右，高量的氮肥施入導致土壤留存較高的和，這些形態的氮大部分可通過硝化和反硝化作用以N2O的形式排放到環境中。研究發現，稻田和其他作物土壤的N2O排放系數分別為0.31%和0.62%，而茶園土壤的N2O排放系數高達2.90%[3]。因此，采取有效措施以減緩茶園土壤進一步酸化和降低溫室氣體排放是保障茶園可持續發展所面臨的重要課題。

近幾年來，生物質炭（Biochar，BC）作為一種新型的土壤改良劑在農業上得到了廣泛重視。生物質炭是有機物原料在完全或者部分缺氧條件下，經過高溫熱解（通常＜700℃）產生的一類難溶、富碳、高度芳香化和高穩定性的有機物質。根據生物質材料的來源，生物質炭可以分為木炭、竹炭、秸稈炭、稻殼炭、動物糞便炭等[4]。生物質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，并且對環境介質中的有機污染物有超強的吸附能力，從而可為植物生長提供良好的環境；其含有的養分元素可直接輸入土壤，其表面電荷和官能團也有利于土壤養分的保留。因此，分布在熱帶亞熱帶地區的強酸性土壤是生物質炭改良修復的主要對象[5]。陳玉真等[6]研究發現添加生物質炭可提高茶園酸性紅壤和黃壤pH高達1.20個和1.34個單位；然而，土壤pH的增加一般會伴隨較強的硝化作用，茶樹喜銨厭硝，易于吸收銨態氮，硝化過程不利于茶園對氮的吸收[7]。Dai等[8]發現生物質炭能夠顯著提高土壤pH并促進土壤的硝化作用，且兩者之間有顯著的正相關關系（r=0.98，P＜0.05）。Ball等[9]研究發現，施入生物質炭能夠增加酸性土壤中氨氧化細菌的豐度，進而提高土壤硝化速率。崔靜雅[10]發現施入10%BC的茶園土壤凈硝化速率顯著小于未施加BC的對照處理（P＜0.05），這可能是大量生物質炭釋放出的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照處理并無顯著差異，這可能是由于pH改變對硝化的促進作用與釋放出ɑ松萜的抑制作用相抵消引起的。因此，生物質炭對土壤硝化作用的影響可能與生物質炭的制備原料、熱解溫度和土壤性質有關，開展生物質炭對茶園土壤硝化特征的研究將有助于我們采取針對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，對人類生存環境產生重要影響。土壤N2O產生的生物源主要來自于土壤微生物推動的硝化作用和反硝化作用[11]。生物質炭的多孔隙結構是土壤微生物良好的棲息環境，而且可以導致土壤孔隙率增加，同時增加土壤氧氣含量，這可能會抑制厭氧反硝化過程及N2O和N2的排放[12]；也有報道指出生物質炭對N2O的產生沒有任何影響；而Bruun等[13]研究表明，土壤中添加生物質炭，CO2和N2O排放量都明顯提高。不同結果之間的差異，可能與生物質炭的施加量、施加年限及土壤性質有關。作為土壤環境中最活躍的有機組分之一，土壤酶來源于土壤中動植物和微生物細胞的分泌物及殘體分解物，其中微生物是主要來源。生物質炭對土壤酶活性的影響不盡相同，據報道，施加小麥秸稈生物質炭可以提高茶園土壤微生物的數量，增強β-葡萄糖苷酶、脲酶和堿性磷酸酶活性[14]；樹枝條生物質炭可以提高壤土和砂土中與N、P循環相關的酶活性，卻降低壤土中與C循環有關的酶活性[15]。但其具體的作用機制和途徑還有待進一步深入研究。

我國養豬業迅速發展伴隨的環境污染問題，給我國農業固體廢棄物處置和環境保護帶來了巨大挑戰，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炭，既可保留其含有的多種營養元素，也可消除糞便中的病菌、寄生蟲等，是當前規模化養豬場徹底消除糞污污染和實現畜禽糞便無害化利用的重要途徑[16]。因此，本文利用室內好氣培養試驗，研究豬糞高溫裂解產生的豬糞炭對茶園土壤的硝化作用、N2O排放和土壤酶活性的影響，旨在為生物質炭在茶園土壤改良中的應用及應對環境效應研究提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 材料試驗

供試土壤采自浙江名茶產區安吉市的黃茶茶園基地（30°40′N，119°33′E），此區屬中亞熱帶季風氣候區，年均氣溫15℃，年均降雨量1 500 mm。樣地具體情況：坡度30～35℃，坡向為陽坡，海拔65.9 m。種植年限約15 a，施肥以化肥-有機肥為主，其他茶園管理措施正常。按照“S”型多點混合采集0～20 cm表層土壤，將新鮮土樣充分混勻后，一部分裝入無菌自封袋，儲存于4℃冰箱中；另一部分室內自然風干供土壤基本化學性質測定。土壤基本理化性質：有機質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 試驗方法

1.2.1 硝化潛力研究試驗

供試土壤的硝化活性采用35 d的好氣培養、破壞性取樣方法測定。試驗設置4個處理，每個處理3個重復：（1）硫酸銨（CK+N）；（2）硫酸銨+1%豬糞炭（低量生物質炭，BC1+N）；（3）硫酸銨+2%豬糞炭（中量生物質炭，BC2+N）；（4）硫酸銨+5%豬糞炭（高量生物質炭，BC5+N）。施氮量為110 mg N·kg-1，相當于大田施肥250 kg N·hm-2（按每公頃20 cm深土壤質量為2.25×106kg計算）。具體試驗：稱取15 g（烘干基質量）風干土樣置于250 mL三角瓶中，用去離子水調節至土壤最大持水量（WHC）的40%，具塞，30℃恒溫預培養1周，以穩定及活化土壤中的微生物。預培養結束后，向培養瓶內均勻加入0.5 mL一定濃度的（NH4）2SO4溶液，再用去離子水調節含水量至60%WHC。之后，所有培養瓶蓋上封口膜，并用針孔均勻扎5個孔，保證通氣。繼續在30℃恒溫培養箱黑暗培養，每隔2～3 d補足揮發的水分，以保證瓶內的水分不發生變化。在培養的第0、1、7、15、21、27、35 d分別取每個處理的3個重復，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），在25℃、250 r·min-1恒溫振蕩1 h，定量濾紙過濾，收集濾液于塑料瓶中，用于測定土壤pH及、的濃度[17]。若樣品不能及時測定，于4℃下冷藏，一周內完成測定。、的濃度用Skalar連續連動分析儀（Skalar SAN，Netherlands）測定。

1.2.2 N2O的采集與測定

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處理3個培養瓶的封口膜，將培養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。將每個培養瓶連接到真空泵上，從采氣口將三角瓶抽成真空后通入室內空氣，重復3次，每次3 min，使瓶內氣體濃度與大氣濃度平衡，并采集培養瓶上部氣體樣本，作為初始氣體濃度，記錄采樣時間。之后將采氣口用704膠密封，置于30℃恒溫培養箱黑暗密閉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抽取瓶內氣體3次以混勻氣體。所采氣體用氣相色譜分析儀（GC-ECD，Agilent 7890A）測定濃度。

1.2.3 土壤酶活性測定

取培養結束后的土壤，風干過40目篩，進行土壤水解酶和氧化還原酶活性的測定。其中，土壤水解酶的測定主要包括：FDA水解酶以無色的熒光素二乙酸為基質，采用比色法測定其活性，以每克土壤每天釋放1 μmol熒光素為1個酶活單位[18]；脲酶活性的測定采用靛酚藍比色法，以尿素為基質，測定其活性，以每克土壤每天釋放1 μg NH3為1個酶活單位[19]；酸性磷酸酶的活性采用磷酸苯二鈉比色法測定，在酸性條件下，以磷酸苯二鈉為基質，在磷酸酶的作用下，以水解基質所生成的苯酚的量表示[19]。氧化還原酶的測定主要包括：過氧化氫酶的活性采用紫外分光光度法測定，以每20 min內每克土壤分解的過氧化氫的微摩爾數表示[20]；土壤脫氫酶活性的測定以氯化三苯基四氮唑（TTC）為氧化劑，測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生1 μg的TF為一個酶活性單位[21]；土壤多酚氧化酶的活性以鄰苯三酚為基質，采用比色法測定，以每克土壤產生1 mg紫色沒食子定義為1個酶活單位[21]。

1.3 數據處理

土壤凈硝化速率計算公式為：

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NO-3的含量，mg N·kg-1。

N2O的排放速率根據密閉24 h前后測定的三角瓶內氣體N2O濃度差值計算[22]。

式中：F指N2O的排放速率，ng N·kg-1·h-1；ρ指N2O在標準狀況下的密度，1.25 kg N2O-N·m-3；ΔC指培養前后N2O的濃度差，10-6L·L-1；V為培養瓶的有效體積，m3；T指培養使用的溫度，℃；W指培養用干土的質量，kg；E指N2O的累積排放量，μg N·kg-1；fi和fi+1指在培養時間ti和ti+1時的N2O排放速率，ng N·kg-1·h-1。

采用SSPS 20.0軟件進行單因素方差分析和相關性分析，用LSD法分析處理間在0.05水平的差異顯著性。圖表中數據為平均值±標準差。

2 結果與分析

2.1 豬糞炭對茶園土壤凈硝化速率的影響

培養期間內各處理NH+4-N濃度變化如圖1A。從培養的第1 d開始，各處理NH+4-N濃度均呈現下降趨勢，下降幅度的順序為BC5+N＞BC2+N＞BC1+N＞CK+N。其中，在培養的前7 d，BC5+N處理的NH+4-N濃度下降約41.0 mg N·kg-1，并在培養的第21 d濃度達到最小值，隨后基本保持穩定的趨勢。培養結束時，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。培養結束后，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 培養期內各處理pH的動態變化

由于培養試驗在密閉系統中進行，因此硝化作用的致酸效應使所有處理的pH呈現逐漸下降的趨勢（圖2）。培養的第1 d，CK+N處理的pH為3.36，之后逐漸下降到3.26，約在培養的第28 d保持穩定不變。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；在培養的第1 d，BC1+N、BC2+N和BC5+N的pH分別比CK+N高0.09、0.18個和0.40個單位；培養結束時，3種豬糞炭處理pH分別比CK+N高0.13、0.23個和0.33個單位。

2.3 培養期內各處理N2O的動態排放

如圖3所示，N2O累積排放量隨培養時間的延長而逐漸增加。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處理組在培養結束時N2O累積排放量高達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，在培養結束時N2O排放趨向平穩，而CK+N處理組仍呈現上升趨勢。

圖1 35 d培養期內-N濃度的動態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培養期內土壤pH的動態變化Figure 2 The dynamic changes of soil pH during 35-day incubation

2.4 豬糞炭對茶園土壤氧化還原類和水解類酶活性的影響

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

圖4 35 d培養結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，豬糞炭施加導致不同處理間土壤氧化還原類酶的活性呈現不同的變化趨勢。其中，豬糞炭處理顯著降低土壤過氧化氫酶的活性，且隨著豬糞炭施加量的增加呈現遞減的趨勢，BC5+N處理顯著降低土壤過氧化氫酶的活性高達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52.93 μmol·g-1·d-1和218.8 μg·g-1·d-1，說明豬糞炭的添加改善了茶園土壤的微生物活性，促進其氮素、磷素及有機質的轉化，提高了土壤質量。豬糞炭施加對土壤酸性磷酸酶活性的影響并不顯著。

3 討論

3.1 豬糞炭對茶園土壤硝化過程的影響

60%WHC是對土壤硝化作用比較有利的溫度和水分條件，此環境下茶園土壤在培養期內凈硝化速率為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菌有關[23]。土壤的硝化作用一般會受到土壤pH、含水率、溫度、底物NH+4的供應及硝化微生物活性的影響[24-25]。由于生物質炭的堿度和高pH，其添加能夠降低酸性土壤的酸度，改善紅壤的不利環境。本研究中，低、中量生物質炭的添加可提高茶園土壤pH約0.1個單位，但并未促進相應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。Yang等[26]認為生物質炭可對產生化學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70 d的果園沙壤土-生物質炭的室內培養試驗發現，生物質炭本身含有的酚類化合物可以降低氨氧化細菌的基因數量及豐度，從而降低土壤的硝化作用。本研究中，高量生物質炭添加顯著增加茶園土壤凈硝化速率約4倍，可能因為生物質炭增加土壤pH高達0.5個單位，從而極大促進了底物NH3的存在形態及可利用性，掩蓋了生物質炭對硝化作用的負面影響，具體的機理還有待研究。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氮素的吸收利用，該研究結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。農田土壤中，硝化和反硝化作用是N2O產生的主要途徑[13]。本試驗中的轉化過程是在好氣培養中進行的，因此，N2O的排放可能主要來自于土壤的硝化過程。試驗發現，豬糞炭施加對茶園土壤凈硝化速率的影響與其施加量有關，無法直接通過凈硝化速率分析N2O排放降低的原因。生物質炭含碳量豐富，具有高度的物理穩定性、生物化學抗分解性以及較大的比表面積、多孔結構等優良特性，不但能大幅度提升土壤碳庫，還有利于農田土壤固持養分，提高養分利用率，改善土壤微生態環境，從而對土壤N2O排放產生影響[28]。Cayuela等[29]認為與生物質炭氧化還原能力和吸附能力有關的H∶C是決定其降低N2O排放的重要因子。一般認為H∶C＜0.3（裂解溫度為200～700℃）時生物質炭降低N2O排放的能力更強。本試驗中豬糞炭的熱解溫度為550℃，具有較多的芳香結構和較小的H∶C，豬糞炭的施加降低了茶園土壤N2O的排放。Cheng等[30]認為生物質炭一般帶有負電荷，對陽離子有很強的吸附特性，從而影響土壤中化學物質的轉化。Yang等[26]認為生物質炭對NH+4∕NH3的吸附作用會降低硝化作用的底物可利用性，從而降低N2O的排放。Lehmann等[31]認為在低pH條件下土壤自養硝化細菌比較敏感，N2O還原酶的活性受到抑制，導致硝化反硝化產物中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，反硝化產物中N2O∕N2的比例減小。本研究中，培養結束時，與CK+N相比，豬糞炭的添加顯著增加土壤pH高達0.33個單位，從而顯著降低了土壤N2O累積排放量。下一步可加強N2O還原酶活性及基因多樣性對豬糞炭施加的響應研究，為指導茶園土壤溫室氣體N2O減排提供理論依據。

3.3 豬糞炭對茶園土壤微生物酶活性的影響

土壤是生態系統中物質循環與能量流動的重要場所，也是微生物參與生化反應的場所。土壤酶是生化反應的催化劑，幾乎參與土壤中所有營養元素的生物化學轉化過程，其活性的高低基本反映了該轉化過程的相對強度，可作為土壤微生物的活性指標。

茶園土壤酶活性的強弱與茶園土壤肥力水平密切相關。一般來說，有利于提高土壤肥力水平的農業生產措施，特別是提高土壤有機質含量的措施有利于提高土壤酶的活性。以往研究發現，除了生物質炭自身含碳量較高，其還可以對土壤有機質本身的礦化產生負激發效應，從而顯著增加土壤有機碳含量[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境，增加土壤肥力，為微生物提供了適宜的生存環境；生物質炭的多孔性也為微生物的生存提供了適宜的載體，促進了微生物的繁殖，刺激土壤酶活性的提高。另一方面，土壤脲酶能水解尿素產生NH+4，而生物質炭可以促進NH+4的氧化，加速NH+4的消耗，從而促進脲酶水解過程的發生，增加脲酶的活性。脲酶活性的增加也可能與土壤有機碳的增加有關，汪洋等[33]的研究發現脲酶活性與土壤有機碳含量呈正相關，且與Nevins等[34]的研究結果一致。FDA水解酶是一種碳循環類酶，其活性與土壤活性有機碳的增加密切相關。生物質炭本身是一類高度芳香化且含碳量較高的物質，并表現出一定的化學或生物學惰性，但新鮮制備的生物質炭含有5%～37%的易分解有機碳，其可以直接被微生物分解利用，從而促進了相關酶的活性[35]。土壤磷酸酶的活性高低直接影響著土壤中有機磷的分解轉化及其生物有效性，是評價土壤磷素生物轉化方向與強度的指標。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境中活性較強，其活性pH范圍一般在3.8～4.7之間[36]。本實驗中，酸性茶園土壤35 d培養結束后，盡管豬糞炭的施加改善了土壤的酸性環境，但由于硝化作用對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顯著差異。陳玉真等[6]研究發現茶園土壤酸性磷酸酶活性與土壤pH、有效磷含量顯著負相關，且隨著生物質炭施加量增加而下降。茶園土壤較低的pH，以及茶區通常高溫多雨，導致土壤中鹽基離子鉀、鈣、鎂含量等不斷減少，鋁、鐵、錳等元素則相對累積，從而對磷的吸附固定能力增強，造成茶園土壤有效磷含量普遍較低的現象[37]。下一步可加強生物質炭與磷酸酶活性的研究，以改善茶園土壤的缺磷現象。

氧化還原酶是一類能夠催化土壤氧化還原反應的酶類，與土壤有機質的轉化、腐殖質及其各組分的形成都密切相關。多酚氧化酶主要來源于土壤微生物、植物根系分泌物及動植物殘體的分解物，是一種復合性酶，可將土壤中的有毒酚類物質氧化為醌，而后形成類腐殖質的大分子化合物[38]。研究發現，低量生物質炭施加可顯著增加土壤多酚氧化酶的活性，而中、高量生物質炭顯著降低其活性，高量生物質炭的施加可能對多酚氧化酶分子產生吸附，從而抑制多酚氧化酶酶促反應結合位點的形成，降低酶的活性。土壤過氧化物酶主要來源于土壤微生物，能夠氧化土壤有機物質產生過氧化物，在腐殖質的形成過程中具有重要作用[39]。過氧化氫酶的活性隨豬糞炭的添加而降低，從而使過氧化物被分解得更慢，保留得更久。土壤脫氫酶屬于胞內酶，參與微生物呼吸過程的氧化磷酸化過程，故生物質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量增加有關[40]。由此看出，豬糞炭施加可改善與土壤養分轉化密切相關的酶活性，有利于茶園土壤生態系統的恢復和重建，全面提升土壤質量。

4 結論

（1）施加豬糞炭可以改善茶園土壤酸性環境，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，強烈的硝化作用并不利于茶樹的生長，低量豬糞炭施加并未促進茶園土壤的硝化作用，且顯著降低土壤N2O累積排放量高達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，說明適量豬糞炭的添加可以改善茶園土壤的酸堿環境和微生物活性，促進其氮素、磷素及有機質的轉化，提高土壤質量。