王吉元，夏浩，李宇軒，王響玲，2，姜存?zhèn)}，2

1.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院/微量元素研究中心，武漢 430070；

2.石河子大學(xué)農(nóng)學(xué)院/新疆生產(chǎn)建設(shè)兵團(tuán)綠洲生態(tài)農(nóng)業(yè)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，石河子 832000

氮素是植物生長所必需的營養(yǎng)元素，而土壤中95%以上的氮是有機(jī)態(tài)氮，需要通過礦化過程轉(zhuǎn)化為無機(jī)態(tài)氮才能被植物吸收利用［1］。硝化作用是土壤氮素轉(zhuǎn)化的另一重要途徑，與土壤中銨態(tài)氮的進(jìn)一步轉(zhuǎn)化以及氮素的損失息息相關(guān)［2］。我國的酸性土壤廣泛分布于長江以南地區(qū)，由于酸性土壤的養(yǎng)分貧瘠，需要大量施用氮肥來滿足作物的生長，這不僅會(huì)導(dǎo)致土壤酸化嚴(yán)重，還會(huì)造成土壤中氮素的損失［3-4］。因此，如何在改善酸性土壤肥力的同時(shí)提高氮肥利用率、減少氮素?fù)p失，是亟需解決的問題。

生物炭是以農(nóng)業(yè)廢棄物（秸稈、木材、牲畜糞便等）為原料在缺氧條件下高溫?zé)峤獾漠a(chǎn)物［5］，不同原料所制備的生物炭在其表面結(jié)構(gòu)、元素組成等性質(zhì)上表現(xiàn)出較大的差異［6］。由于生物炭具有高度穩(wěn)定性、高C/N 比等特點(diǎn)，關(guān)于生物炭對(duì)氮素循環(huán)影響的研究越來越多［7-8］。土壤氮素的礦化作用與土壤pH、C/N 比等性質(zhì)有關(guān)［9］，因此，生物炭的加入能夠通過改變土壤理化性質(zhì)來影響土壤氮素的轉(zhuǎn)化。在陳玉真等［10］的研究中，短期內(nèi)施加生物炭能夠刺激微生物的活性，增加無機(jī)態(tài)氮的固定，從而抑制土壤氮素的礦化作用和硝化作用。與之相反，在潘鳳娥等［11］的研究中，生物炭的添加促進(jìn)了土壤硝化作用，這可能是所用的生物炭種類和土壤類型不同導(dǎo)致的。此外，土壤中的酶是參與生物化學(xué)反應(yīng)的催化劑，其活性與土壤養(yǎng)分循環(huán)狀況和養(yǎng)分含量息息相關(guān)［12］。乙酰氨基葡萄糖胺酶（NAG）、氨單加氧酶（AMO）、羥胺氧化還原酶（HAO）及亞硝酸氧化還原酶（NXR）是土壤氮素礦化過程和自養(yǎng)硝化過程的關(guān)鍵酶［13］，其活性在一定程度上能夠反映土壤氮素轉(zhuǎn)化狀況。

生物炭在改變土壤理化性質(zhì)的同時(shí)能夠影響氮素的轉(zhuǎn)化。前期研究多集中于單一類型生物炭改良土壤及對(duì)氮素循環(huán)的影響，而同一條件下施用不同原料生物炭對(duì)土壤氮素轉(zhuǎn)化及理化性質(zhì)的影響是否存在顯著差異，土壤氮素轉(zhuǎn)化過程與理化性質(zhì)和酶活性的變化是否存在聯(lián)系，相應(yīng)研究報(bào)道較少。因此，本研究通過室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，測(cè)定土壤礦態(tài)氮含量、理化性質(zhì)及C、N 循環(huán)相關(guān)酶活性，探究不同原料生物炭對(duì)土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響及改良酸性紅壤的效應(yīng)，以期為生物炭選擇利用及酸性土壤改良提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試酸性紅壤采自湖北省咸寧市賀勝橋鎮(zhèn)（114°42′E，29°99′N），選取0～20 cm 耕層土壤。土壤經(jīng)自然風(fēng)干，除去石塊及植物殘?bào)w后過孔徑2 cm篩，混勻備用。其基本理化性質(zhì)：pH 5.29，有機(jī)質(zhì)5.49 g/kg，銨態(tài)氮3.60 mg/kg，硝態(tài)氮5.93 mg/kg，速效磷4.40 mg/kg，速效鉀116.20 mg/kg。供試生物炭是河南立澤環(huán)?？萍加邢薰痉謩e以水稻秸稈、稻殼以及園林雜木為原料在500 ℃下制備的，基本性質(zhì)見表1。

表1 生物炭的基本性質(zhì)Table 1 Basic properties of biochar

1.2 試驗(yàn)處理

試驗(yàn)在塑料盒中進(jìn)行，每盒裝200 g 風(fēng)干土（過孔徑1 cm 篩）。先將土壤加水至飽和持水量，靜置熟化7 d 后，將土壤、肥料和生物炭按處理混勻開始培養(yǎng)。試驗(yàn)設(shè)5 個(gè)處理：CK（不施生物炭，不施肥）、F（單施化學(xué)肥料）、B1（3%水稻秸稈生物炭+化學(xué)肥料）、B2（3%水稻殼生物炭+化學(xué)肥料）、B3（3%木屑生物炭+化學(xué)肥料），每個(gè)處理重復(fù)3 次?；瘜W(xué)肥料施用量為：每盒尿素0.086 g、磷酸氫二鈉0.233 g、氯化鉀0.076 g，即N、P、K 含量分別為0.200、0.100、0.200 g/kg。試驗(yàn)于2021 年4 月9 日至6 月5 日在華中農(nóng)業(yè)大學(xué)盆栽場(chǎng)進(jìn)行。分別在培養(yǎng)的第1、5、10、20、35、50 天進(jìn)行取樣，取樣時(shí)先取一部分土壤鮮樣，放于-20 ℃冰箱保存，用于土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和酶活性的測(cè)定；剩余土樣進(jìn)行風(fēng)干，將風(fēng)干土樣分別研磨后過0.850 mm 和0.150 mm 孔徑篩，放入自封袋保存，用于土壤pH、有機(jī)質(zhì)等理化性質(zhì)的測(cè)定。

1.3 測(cè)定方法

生物炭pH 采用pH 計(jì)法測(cè)量（水土質(zhì)量比5∶1）；用元素分析儀測(cè)定生物炭中C、N 含量。生物炭中礦質(zhì)元素測(cè)定參考林慶毅等［14］的方法：取0.2 g 生物炭于坩堝中，先用馬弗爐500 ℃加熱4 h 后再用25 mL 1 mol/L HCl 浸提。用火焰光度法測(cè)定Na+和K+含量，用原子吸收光譜儀測(cè)定Ca2+、Mg2+含量。

土壤基本理化性質(zhì)參照《土壤農(nóng)化分析》［15］的方法測(cè)定：土壤pH 值采用pH 計(jì)法測(cè)量（水土質(zhì)量比2.5∶1）；土壤有機(jī)質(zhì)用重鉻酸鉀容量法-外加熱法測(cè)定；土壤全氮使用酸消煮后流動(dòng)分析儀測(cè)定；土壤銨態(tài)氮與硝態(tài)氮用1 mol/L KCl 浸提，流動(dòng)分析儀測(cè)定；采用0.5 mol/L NaHCO3浸提，鉬銻抗比色法測(cè)定土壤速效磷；采用NH4OAc 浸提，火焰光度法測(cè)定土壤速效鉀。氮素礦化積累量、氮素凈礦化速率（Rm）和凈硝化速率（Rn）的計(jì)算參考李平等［16］的研究。

采用熒光微孔板酶檢測(cè)技術(shù)［17］測(cè)定土壤β-D-葡萄糖苷酶（β-G）、β-纖維二糖苷酶（CBH）、N-乙酰氨基葡萄糖胺酶（NAG）活性，均以熒光物質(zhì)4-羥甲基-7-香豆素（MUB）作為標(biāo)準(zhǔn)物。每個(gè)處理在96 孔板上設(shè)置樣品孔、空白對(duì)照、陰性對(duì)照、淬火對(duì)照和參考對(duì)照，25 ℃黑暗條件下培養(yǎng)4 h 后用酶標(biāo)儀測(cè)定熒光值，激發(fā)波長和檢測(cè)波長分別為365和450 nm。采用江蘇酶標(biāo)生物有限公司的Elisa試劑盒測(cè)定土壤氨單加氧酶（AMO）、羥胺氧化還原酶（HAO）、亞硝酸氧化還原酶（NXR）活性。

1.4 數(shù)據(jù)處理

所有數(shù)據(jù)采用Excel 軟件進(jìn)行整理統(tǒng)計(jì)，SPSS 20.0 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析，運(yùn)用單因素方差和Duncan’s 檢驗(yàn)進(jìn)行處理間的差異顯著性檢驗(yàn)（α=0.05），并用Origin 2021 和Adobe Illustrator 軟件制圖，數(shù)據(jù)表示為“平均值±標(biāo)準(zhǔn)差”（n=3）。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同原料生物炭對(duì)土壤基本性質(zhì)的影響

由表2 可知，培養(yǎng)50 d 后，與CK 處理相比，F(xiàn) 處理土壤pH 降低了0.54 個(gè)單位。施加生物炭后土壤pH 顯著提高（P＜0.05），與F處理相比，B1、B3處理土壤pH 分別提高了0.64和0.20個(gè)單位，而B2處理無顯著差異。結(jié)果表明，施加化學(xué)肥料導(dǎo)致酸性土壤進(jìn)一步酸化，水稻秸稈生物炭和木屑生物炭能夠緩解施肥導(dǎo)致的土壤酸化，而稻殼生物炭改善土壤pH 的效果較弱。

表2 不同處理的土壤基本性質(zhì)Table 2 Basic soil properties in different treatments

CK 處理培養(yǎng)50 d 后土壤有機(jī)質(zhì)含量為18.78 g/kg，F(xiàn) 處理使土壤有機(jī)質(zhì)含量提高了32.4%。與F處理相比，B1、B2、B3處理有機(jī)質(zhì)含量分別提高了123.8%、70.0%、86.4%，施加生物炭顯著提高了土壤有機(jī)質(zhì)含量（P＜0.05），且不同生物炭提高土壤有機(jī)質(zhì)的效果具有顯著性差異，水稻秸稈生物炭的效果高于木屑生物炭和稻殼生物炭，這可能與水稻秸稈生物炭的本身含碳量較高有關(guān)。

施加化學(xué)肥料后土壤總氮含量從0.36 g/kg提升至0.51 g/kg，B2和B3處理的總氮含量與F 處理無顯著差異，B1處理土壤總氮含量顯著提高。與CK 處理相比，F(xiàn)處理使土壤C/N比降低了7.4%，但二者之間無明顯差異。生物炭與肥料配施可以顯著提高土壤C/N 比（P＜0.05），與F 處理相比，B1、B2、B3處理使土壤C/N比提高了75.0%、70.1%、88.2%。與CK相比，F(xiàn) 處理使土壤速效磷和速效鉀含量分別提高了25.0%和176.6%，B1、B2、B3處理進(jìn)一步增加了施肥土壤中速效磷和速效鉀含量，且不同生物炭處理之間存在顯著差異（P＜0.05），水稻秸稈生物炭（B1）處理效果最佳。

對(duì)不同處理土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)進(jìn)行主成分分析（圖1），PC1 和PC2 的貢獻(xiàn)率分別為17.9% 和72.4%。CK 處理與F 處理在PC1 上有明顯分離，說明施加化肥對(duì)土壤的理化性質(zhì)有顯著影響。F 處理與B1、B2、B3處理在PC1 上均存在一定距離，同時(shí)，B1與B2、B3在PC1上也存在明顯分離，表明生物炭能夠改變施肥土壤的理化性質(zhì)，且不同生物炭處理之間的土壤性質(zhì)存在顯著差異。

圖1 不同處理土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)的主成分分析Fig.1 Principal component analysis of physico-chemical properties of soil in different treatments

2.2 不同原料生物炭對(duì)土壤氮素礦化作用和硝化作用的影響

整個(gè)培養(yǎng)期，CK 處理中NH4+-N 與NO3--N 含量無明顯變化，其他處理土壤NH4+-N 均呈現(xiàn)出先上升后降低的趨勢(shì)（圖2A），而NO3--N 含量在培養(yǎng)時(shí)間上的變化與NH4+-N 相反（圖2B）。尿素施入土壤后，前期（0～10 d）以NH4+-N 的形式釋放出來，隨后釋放出的NH4+-N 通過硝化作用轉(zhuǎn)變?yōu)镹O3--N 的形式。培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，F(xiàn) 處理NH4+-N 含量顯著提高（P＜0.05），而施加生物炭后顯著降低。與F 處理相比，B1、B2、B3處理中NH4+-N 含量分別降低了95.6%、74.5%、46.9%。與CK 相比，F(xiàn)、B1、B2、B3處理土壤NO3--N 含量顯著提高（P＜0.05），分別達(dá)到106.30、117.96、86.38、122.08 mg/kg。與F 處理相比，B1、B2處理中NO3--N 含量分別提高了11.0%和15.2%，而B3處理降低了18.7%，表明水稻秸稈生物炭和木屑生物炭施用后能固持土壤硝態(tài)氮。

由圖2C 可知，除CK 外的其他處理土壤礦質(zhì)氮積累量均隨時(shí)間先升高后降低，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，與F 處理相比，B1、B2、B3處理礦化氮積累量顯著降低（P＜0.05），分別為30.81、21.15、120.69 mg/kg，表明生物炭的添加能夠抑制土壤礦態(tài)氮的積累。培養(yǎng)期間，土壤NH4+-N/NO3--N在5 d后迅速下降并在35 d后趨于穩(wěn)定（圖2D），說明土壤硝化作用主要發(fā)生在培養(yǎng)前中期（5～35 d），同時(shí)生物炭與肥料配施使土壤NH4+-N/NO3--N 顯著降低（P＜0.05），促進(jìn)了銨態(tài)氮向硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)化。

圖2 不同處理土壤銨態(tài)氮含量（A）、硝態(tài)氮含量（B）、礦質(zhì)態(tài)氮累積量（C）和銨硝比（D）的動(dòng)態(tài)變化Fig.2 Dynamic changes of soil ammonium nitrogen（A），nitrate nitrogen（B），cumulative amount of mineral nitrogen（C）and the ratio of NH4+-N/NO3--N（D）in different treatments

由圖3A 可知，CK 處理氮素凈礦化速率在培養(yǎng)期間無明顯變化，其他處理均呈現(xiàn)出先陡增后降低的趨勢(shì)。圖3B 顯示，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)F 處理平均凈礦化速率為2.49 mg/（kg·d），與CK 處理相比顯著提高（P＜0.05），B1、B2、B3處理平均凈礦化速率為0.46、0.31 和1.79 mg/（kg·d），與F 處理相比分別降低了81.5%、87.6%和28.1%。結(jié)果表明，生物炭與肥料配施抑制了土壤氮素礦化作用，且不同生物炭處理之間存在顯著差異（P＜0.05）。

由圖3C 可知，CK 處理氮素凈礦化速率在培養(yǎng)期間無明顯變化，其他處理均呈現(xiàn)先穩(wěn)步上升后迅速增加的趨勢(shì)，且B1和B3處理在35～50 d 階段呈下降趨勢(shì)。圖3D顯示，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，CK處理平均凈硝化速率僅為0.10 mg/（kg·d），F(xiàn)處理為2.06 mg/（kg·d），是CK處理的20.6倍，與F處理相比，B1、B3處理的平均硝化速率顯著提高（P＜0.05），分別為2.31 和2.39 mg/（kg·d），而B2處理平均硝化速率為1.68 mg/（kg·d），與F 處理相比降低了18.5%。結(jié)果表明，生物炭與肥料配施可以顯著影響土壤硝化作用，水稻秸稈生物炭和木質(zhì)生物炭能夠提高土壤硝化速率，而添加水稻殼生物炭對(duì)硝化作用具有抑制效果。

圖3 不同處理土壤氮素凈礦化速率和硝化速率Fig.3 Net mineralization rate and nitrification rate of soil nitrogen in different treatments

2.3 不同原料生物炭對(duì)土壤酶活性的影響

土壤氮素礦化途徑（圖4）中，施加化學(xué)肥料能夠刺激NAG 活性，F(xiàn) 處理NAG 活性相對(duì)于CK 處理提高了34.3%，施加生物炭后顯著抑制了NAG 活性，與F 處理相比，B1、B2、B3處理分別使NAG 活性降低了19.1%、27.7%和10.6%。土壤氮素硝化途徑中，F(xiàn)處理AMO 和NXR 活性與CK 處理無明顯差異，但顯著降低了HAO 活性，與F 處理相比，B1使AMO 活性降低了11.6%，HAO 活性提高了9.8%，B2使AMO活性降低了18.8%，HAO 活性提高了19.7%，B3對(duì)3種酶均無顯著影響。在土壤碳素循環(huán)途徑中，與CK處理相比，F(xiàn) 處理對(duì)β-G 活性無顯著影響，但CBH 活性相對(duì)于CK 處理降低了55.6%，與F 處理相比，B1處理使β-G 活性和CBH 活性分別提高了33.3%和150.0%，B2處理對(duì)β-G 活性和CBH 活性無顯著影響，B3處理使β-G 活性和CBH 活性分別提高了73.8%和250.0%。

圖4 不同處理土壤中C、N循環(huán)相關(guān)酶活性Fig.4 Activity of C and N cycle-related enzymes of soil in different treatments

結(jié)果表明，生物炭與肥料配施顯著影響了土壤氮素轉(zhuǎn)化過程中的酶活性，且不同原料生物炭處理之間存在顯著性差異（P＜0.05），同時(shí)施加生物炭還刺激了碳循環(huán)相關(guān)的酶活性，促進(jìn)了土壤碳素循環(huán)。

對(duì)土壤氮素礦化速率和硝化速率與各指標(biāo)進(jìn)行相關(guān)性分析（圖5），結(jié)果表明，土壤氮素礦化速率（Rm）不僅與土壤pH 和礦態(tài)氮含量密切相關(guān)，而且受到土壤NAG 和HAO 活性的影響，土壤有機(jī)質(zhì)、總氮、速效磷及速效鉀含量均與硝化速率（Rn）呈正相關(guān)關(guān)系，NH4+-N 是硝化作用的底物，與pH 呈顯著負(fù)相關(guān)，因此，土壤pH 能夠間接影響硝化作用。此外，AMO、HAO 和NXR 是硝化作用過程中3 種關(guān)鍵酶，其活性與土壤有機(jī)質(zhì)、總氮、速效鉀含量有關(guān)。因此，施加生物炭能夠通過影響土壤理化性質(zhì)進(jìn)而對(duì)土壤氮素轉(zhuǎn)化產(chǎn)生影響。

圖5 土壤氮素礦化速率和硝化速率與各指標(biāo)間的相關(guān)性分析Fig.5 Correlation analysis between soil nitrogen mineralization rate，nitrification rate and various indexes

3 討 論

3.1 不同生物炭影響土壤理化性質(zhì)的差異性分析

已有研究表明，長期施用大量化學(xué)肥料能導(dǎo)致土壤酸化、pH 值降低［18］。本研究中，施加化學(xué)肥料后使土壤pH 顯著降低，這是由于施肥促進(jìn)了土壤硝化作用的進(jìn)行，從而向土壤釋放更多的H+，加劇了土壤酸化。生物炭表面含有的堿性官能團(tuán)決定了其本身較高的pH 值，因此生物炭具有提高酸性土壤pH 的能力［19］，且生物炭改良土壤pH 的能力與本身碳酸鹽和有機(jī)酸含量有關(guān)［20］。水稻秸稈生物炭和木屑生物炭與肥料配施緩解了施用化學(xué)肥料造成的土壤酸化，而施用水稻殼生物炭對(duì)土壤pH 影響較小（表2）。這可能是因?yàn)樗窘斩捝锾亢湍拘忌锾烤哂懈嗟膲A性官能團(tuán)和較大的孔隙度，從而吸附了更多的H+。前人研究表明原材料是影響生物炭性質(zhì)的主要因素之一［21］，不同原料制備的生物炭在理化性質(zhì)、表面結(jié)構(gòu)等方面的特性是導(dǎo)致土壤pH具有顯著性差異的主要原因。

添加生物炭能夠明顯提高土壤有機(jī)質(zhì)、總氮、速效磷及速效鉀含量（表2），這是由于生物炭含有較高的碳含量、礦質(zhì)元素和有機(jī)官能團(tuán)［22］。3種原料生物炭對(duì)于土壤理化性質(zhì)的影響存在顯著差異，這可能與供試生物炭的自身特性有關(guān)，水稻秸稈生物炭的pH和礦質(zhì)元素含量遠(yuǎn)高于水稻殼生物炭和木質(zhì)生物炭（表1），這能夠更大刺激土壤養(yǎng)分循環(huán)相關(guān)的微生物和酶活性［23］。土壤中的酶具有催化和驅(qū)動(dòng)土壤養(yǎng)分循環(huán)的功能［24］，本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，3 種生物炭與肥料配施在一定程度上均刺激了土壤碳循環(huán)相關(guān)的β-G 和CBH 活性，促進(jìn)了土壤有機(jī)碳的分解，為微生物活動(dòng)提供了底物，有利于提高土壤微生物活性［25］。

3.2 不同生物炭影響土壤氮素轉(zhuǎn)化的差異性分析

施用化學(xué)氮肥通常會(huì)因“激發(fā)效應(yīng)”使土壤氮素礦化量增加［26］。本試驗(yàn)中，單施化學(xué)肥料顯著提高了土壤中的礦質(zhì)態(tài)氮含量和氮素凈礦化速率，這可能會(huì)導(dǎo)致土壤氮素?fù)p失的增加。Li 等［27］的研究表明，向土壤中添加有機(jī)物料能夠?qū)ν寥赖剞D(zhuǎn)化產(chǎn)生影響。本研究中，3 種生物炭處理的礦質(zhì)氮積累量和凈礦化速率相對(duì)于單施肥處理顯著降低（圖2，3）。這可能與生物炭能夠顯著提高土壤C/N 比有關(guān)，當(dāng)土壤C/N 比大于25∶1 時(shí)，可能會(huì)造成微生物缺乏氮素，土壤礦質(zhì)氮的生物固持作用大于礦化作用［20］。在Luo 等［28］的研究中也發(fā)現(xiàn)了相似的結(jié)果，添加蘆葦秸稈顯著提高了土壤C/N 比并抑制了土壤氮礦化。生物炭能夠刺激土壤微生物的活性和數(shù)量，這可能會(huì)增加微生物對(duì)無機(jī)氮的生物固持［29］，從而減少礦質(zhì)氮的積累。也有研究認(rèn)為生物炭的添加為土壤微生物提供了不穩(wěn)定碳源，進(jìn)而在短期內(nèi)出現(xiàn)土壤氮素固定的現(xiàn)象［30］。此外，多孔性的生物炭能夠吸附大量多酚化合物，土壤微生物可將其作為碳源，并增加對(duì)氮素的需求［31］。相關(guān)性分析表明（圖5），氮素礦化速率與無機(jī)氮含量和NAG 活性呈顯著正相關(guān)。NAG 是與氮素礦化有關(guān)的酶，能夠降解土壤中的幾丁質(zhì)釋放氨基葡萄糖。添加不同生物炭后均顯著降低了NAG 活性，從而抑制了土壤氮素的礦化作用（圖6）。另一方面，生物炭對(duì)NH4+具有吸附能力，不同原料制成的生物炭所表現(xiàn)出的吸附作用存在差異［32］，從而導(dǎo)致不同生物炭處理礦質(zhì)氮含量具有顯著差異。

圖6 不同原料生物炭對(duì)土壤理化性質(zhì)和氮素轉(zhuǎn)化的作用機(jī)制Fig.6 Effects of biochar from different feedstocks on soil physic-chemical properties and nitrogen transformation

目前關(guān)于生物炭對(duì)土壤硝化作用影響的結(jié)論并不統(tǒng)一。在低pH 的土壤中硝化作用較為敏感，土壤pH 的升高有利于硝化作用的進(jìn)行［33］。本研究結(jié)果顯示，土壤pH 與銨態(tài)氮含量呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（圖5），因此，施用生物炭能夠通過提高酸性土壤pH，促進(jìn)土壤銨態(tài)氮向硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)化。施用生物炭也可以通過提高土壤氨氧化菌（AOA、AOB）的豐度，來促進(jìn)土壤硝化作用［34］。β-G和CBH 是與土壤有機(jī)碳分解相關(guān)的酶，B1、B3處理β-G 和CBH 活性顯著提高，這可能會(huì)為硝化微生物提供更多的不穩(wěn)定碳源，從而促進(jìn)了硝化作用。Dempster 等［35］發(fā)現(xiàn)，生物炭對(duì)土壤理化性質(zhì)的改變能夠影響硝化微生物的活性。本研究中土壤的硝化速率與有機(jī)質(zhì)、總氮、速效磷以及速效鉀含量有關(guān)（圖5），所以不同生物炭對(duì)土壤養(yǎng)分含量的影響導(dǎo)致了硝化速率具有顯著性差異。同時(shí)，添加不同原料生物炭對(duì)氨氧化過程關(guān)鍵酶具有顯著影響（圖4），進(jìn)而影響土壤硝化作用，但3 種硝化酶均與平均凈硝化速率無顯著相關(guān)性。因此，本研究中土壤pH 及養(yǎng)分含量是影響硝化作用進(jìn)行的主要因素（圖6）。此外，反硝化作用是氮素?fù)p失的重要途徑，施加生物炭能夠?qū)Ψ聪趸饔卯a(chǎn)生影響［36］。水稻秸稈生物炭和木屑生物炭也可能是通過抑制反硝化作用的進(jìn)行來提高土壤硝態(tài)氮含量，從而提高了硝化速率。

總之，生物炭與肥料配施改變了酸性紅壤pH、養(yǎng)分含量、酶活性等理化性質(zhì)，從而影響了土壤中氮素的礦化作用和硝化作用，并且不同生物炭處理之間存在顯著差異。同一條件下，施用水稻秸稈生物炭對(duì)紅壤的改良效果高于木屑生物炭和稻殼生物炭；3 種生物炭均抑制了氮素的礦化作用，但對(duì)硝化作用的影響不一致，水稻秸稈炭和木屑炭能固持土壤硝態(tài)氮并提高硝化速率，而稻殼生物炭抑制了土壤硝化作用。土壤中氮素的轉(zhuǎn)化與土壤理化性質(zhì)息息相關(guān)，適合的生物炭與肥料配施有利于土壤氮素的固持，減少氮素的損失。