硝化作用是土壤氮转化的重要环节，决定着土壤中氮素损失途径，是造成氮素大气及水体环境污染的重要原因^{[1, 2]}。硝化作用进行速度及程度受到诸如土壤pH值、水分、温度、有效磷、有机质等诸多土壤性质的综合影响^[3]。生物质炭是在厌氧或绝氧条件下对生物材料进行裂解，产生的含碳丰富的固体物质^[4]，因其带有的碱性物质、丰富的养分及特殊的孔隙结构等而在土壤改良，尤其是酸性土壤改良方面具有极大的潜力^{[5, 6]}。生物质炭施入土壤，能显著改变与硝化作用密切相关的土壤性质，如提高土壤pH值，增加土壤有机质、有效氮、速效磷及速效钾含量^{[7, 8]}。

海南地处热带，丰富的水热资源使土壤矿物分解彻底，物质淋溶强烈，形成既酸又瘦且保肥力低的砖红壤^[9]。目前，生物质炭施用对土壤改良的研究多集中于亚热带的红壤区^{[7, 8, 10, 11]}，且在进行生物质炭对土壤性质的研究时不涉及水分对其作用效果的影响。基于此，本文以热带地区的砖红壤为研究对象，研究不同水分下生物质炭对其性质的影响，水分下生物质炭对其性质以及硝化作用的影响。试验结果可为利用生物质炭改良砖红壤性质及评价其可能的氮环境效应提供理论依据。

供试土壤为0~20 cm的表土，采于海南省儋州市，土壤类型为花岗岩母质发育的砖红壤。采集的土壤经室内风干后，除去植物根系及石砾，过2 mm筛后用于培养试验；另取部分风干土进行土壤基本理化性质分析。土壤理化性质如下：pH值为4.92，有机碳为8.92 g·kg^-1，碱解氮为73.89 mg·kg^-1，速效磷为42.89 mg·kg^-1，速效钾为123.89 mg·kg^-1。

试验用生物质炭由中国科学院南京土壤研究所提供，该生物质炭为400 ℃下由玉米秸秆经厌氧热解制备而成。生物质炭pH值为9.21，C和N含量分别为49.31%和2.12%。

将添加生物质炭（B）和不加生物质炭（CK）的土壤分别在75%田间持水量和淹水下进行培养。生物质炭的添加用量为风干土质量的1.5%。75%田间持水量是模拟旱地土壤环境，淹水是模拟水田环境，要求培养期间土表水层始终保持2 cm。如此形成B+75%田间持水量、B+淹水、CK+75%田间持水量和CK+淹水4个处理，每处理3次重复。

培养试验在塑料桶内进行（直径20 cm×高25 cm）。称风干土4 kg置于塑料桶内，根据处理要求称取过2 mm筛的生物质炭，使之与土壤充分混匀，将塑料桶放置在室内常温培养，培养期间采用称质量法保持土壤含水量不变。

2个月后采集各处理的培养土，一部分土样经室内风干、研磨过筛后进行土壤理化性质分析，另取部分土壤进行硝化作用的培养试验。硝化培养试验的操作如下：取上述培养过的风干土200 g放入300 mL烧杯中，按150 mg N·kg^-1风干土的量加入尿素溶液，充分混匀后调节土壤水分，使土壤水分含量达到田间持水量的75％。将烧杯置于25 ℃恒温、恒湿培养箱中培养，于培养的第4、9、16、23、30 d取土，测定土壤中NH₄⁺-N和NO₃^--N含量。培养过程中，用保鲜膜覆住培养用烧杯口，用橡皮筋扎住，膜顶用针扎几个小洞。培养期间采用称重法补充水分。

土壤基本理化性质参照文献[12]的土壤农化分析进行，其中土壤pH值采用pH计测定（2.5∶1水土浸提）；土壤有机碳采用重铬酸钾-浓硫酸外加热法测定；土壤碱解氮采用扩散法测定；土壤速效磷采用NH₄F-HCl浸提，分光光度计比色法测定；土壤速效钾采用中性乙酸铵浸提，火焰光度法测定。

土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N测定采用2 mol·L-1的KCl浸提（液土比5∶1），连续流动分析仪（CFA，AA3型，德国生产）测定。

硝化率计算公式为：硝化率（％）=[NO₃^--N]×100％/（[NH₄⁺-N]+[NO₃^--N]）。

利用Microsoft Excel 2010来进行试验基础数据的处理。采取SPSS 19.0软件进行数据方差分析，差异性水平为0.05。

土壤性质和养分对添加生物质炭的响应因培养水分差异而表现不同（表 1）。75%田间持水量下，相对于CK，生物质炭显著提高土壤pH值，增加有机碳、碱解氮、速效磷和速效钾的质量分数。淹水培养下，添加生物质炭显著提高了土壤有机碳、速效磷和速效钾质量分数，但土壤pH值和碱解氮质量分数则显著低于CK。相较于同一水分下的CK，75%田间持水量条件下土壤性质的改善程度要优于淹水条件对土壤性质的改善，75%田间持水量下，pH值的提升幅度、有机碳、速效磷和速效钾质量分数的增幅都显著高于淹水条件下的土壤。淹水本身可以提高土壤pH值，淹水条件下CK土壤的pH值显著高于田间持水量下的土壤。此外，淹水还导致土壤速效磷质量分数的下降。

表 1 不同处理对土壤理化性质的影响 Table 1 Effects of different treatments on soil physical and chemical properties

表选项

各处理土壤铵态氮质量分数变化较为相似，都随着培养的进行而逐渐下降，但不同处理铵态氮质量分数的降幅及达到稳定的时间存在着差异（图 1）。添加生物质炭土壤，不管是75%田间持水量还是淹水，其铵态氮最终的质量分数都趋于0，降幅都显著高于对应的CK，尤其是75%田间持水量下，添加生物质炭与不添加生物质炭之间铵态氮浓度在培养后期的差异最大。CK在淹水条件下比75%田间持水量下更能降低土壤铵态氮质量分数。

图 1 硝化过程中土壤铵态氮的变化 Figure 1 Changes of soil NH4+-N concentration in nitrification process

图选项

从铵态氮质量分数变化趋势来看，75%田间持水量下添加生物质炭的土壤，培养到16 d时，铵态氮质量分数已不再下降，该处理的铵态氮质量分数从最高值到最低值所用时间最短；其次为生物质炭+淹水处理处理，土壤培养到23 d后，其铵态氮质量分数趋于最低值；CK处理，包括75%田间持水量及淹水处理，其铵态氮质量分数到试验培养结束时还没有达到稳定值，仍呈现出继续下降的趋势。

土壤硝态氮质量分数变化与铵态氮的相反，随着培养的进行，硝态氮质量分数逐渐升高，达到最大值后，然后趋于稳定，但不同处理硝态氮质量分数的增幅及增速不同（图 2）。75%田间持水量下，添加生物质炭的土壤硝态氮浓度增幅最大，其次为淹水的添加生物质炭的土壤。水分差异造成CK土壤硝态氮质量分数的差异，淹水的增幅大于75%田间持水量的。土壤硝态氮达到稳定所需时间以75%田间持水量下添加生物质炭的土壤最短，培养到16 d时既已达到最高值，后趋于平衡，且该处理硝态氮质量分数在整个培养期间始终显著高于其他处理。淹水添加生物质炭的土壤，硝态氮质量分数在培养到23 d时达到最高，然后在此最大值上下波动。CK+75%田间持水量及CK+淹水的土壤硝态氮质量分数到培养结束时，其硝态氮质量分数仍没有的达到最大的稳定值，尤其是淹水+CK，其硝态氮质量分数达到最大需要的时间要长于75%田间持水量+CK。因此，硝态氮质量分数变化趋势显示，增速最快的为生物质炭+75%田间持水量，其次为生物质炭+淹水，CK+75%田间持水量和CK+淹水则最慢。

图 2 硝化过程中土壤硝态氮的变化 Figure 2 Changes of NO3--N concentration in nitrification process

图选项

土壤硝化率的变化与土壤硝态氮的变化相似，随着培养的进行先增加，然后趋于稳定，但不同处理硝化率的增幅、稳定值以及达到稳定值的时间存在着差异（图 3）。添加生物质炭的土壤在75%田间持水量培养，土壤硝化率从培养开始在所有处理中最大，该状态一直持续到培养的23 d。淹水土壤的硝化率在培养的前段时间显著低于75%田间持水量下的土壤，且添加生物质炭与不添加的土壤之间差异不显著；当培养至9 d后，添加生物质炭和不添加生物质炭的土壤硝化率都迅速增加，尤其是添加生物质炭的土壤，在一周时间内，硝化率从16%迅速增加到95%，培养到23 d时，已经达到99.68%，与75%田间持水量下添加生物质炭的土壤相当。2种水分培养下的不添加生物质的土壤硝化率有明显差异，培养的前半段时间里，淹水土壤的硝化率显著低于75%田间持水量下的土壤，后半段时间则相反，淹水土壤硝化率高于75%田间持水量下的土壤。因此，添加生物质炭的土壤，土壤铵态氮硝化完全，基本都能转化成硝态氮，且硝化速率较快；而没有添加生物质炭的土壤，硝化率在80%左右，显著低于添加生物质炭的土壤，且耗时长。

图 3 硝化过程中土壤矿质氮硝化率的变化 Figure 3 Changes of nitrification rate in nitrification process

图选项

生物质炭对土壤pH值影响，因培养水分不同而异。75%田间持水量下，添加生物质炭能显著提高土壤pH值，淹水时，相对于CK，生物质炭对土壤pH值作用效果不明显（表 1）。75%田间持水量下，添加生物质炭提高土壤pH值，与生物质炭中含有机官能团和碳酸盐等碱性物质有关^[13]。生物质炭添加到土壤中，可以中和土壤酸性，提高土壤pH值^{[14, 15]}。淹水过程中，MnO₂、FeOOH、SO₄^2-等还原会消耗土壤H⁺，土壤pH值升高^[16]。生物质炭的多孔结构增加了土壤孔隙度^[17]，其土壤中容纳的空气增加，淹水后形成的土壤还原状况可能弱于淹水的CK，由此还原性物质消耗的H⁺量少，尽管生物质炭能提高土壤pH值，但其作用效果可能仍小于淹水CK土壤，使得其pH值显著低于淹水CK的。淹水CK土壤pH值提升高于淹水添加生物质炭的土壤，更利于淹水CK土壤有机氮的矿化，使得其碱解氮质量分数显著增加。淹水导致的还原性物质大量增加，尤其是Fe、Mn等还原性物质能固定土壤中的部分P，使得土壤速效磷浓度显著低于75%田间持水量下的土壤（表 1）。因此，生物质炭能显著提高土壤pH值和有机碳含量以及N、P、K养分元素的有效性，但水分条件差异可导致生物质炭的作用效果不同。在短期内，淹水相对于生物质炭而言，更能提高土壤pH值，但对土壤有效磷的作用显著弱于75%田间持水量下的土壤。因此，在应用生物质炭改良土壤时，可根据改良目的来调整合适的土壤水分。

尿素水解速率及水解后的NH₄⁺的硝化速率是决定添加尿素土壤中的铵态氮和硝态氮质量分数重要因素。添加生物质炭的土壤，最终的铵态氮质量分数最低，而硝态氮质量分数相较高（图 1~图 2），表明生物质炭具有促进铵态氮向硝态氮转化，即硝化作用的效果，这也从硝化率的变化趋势得到证实（图 3）。生物质炭促进硝化作用可能有如下机理：一是生物质炭提高土壤pH值。一定范围内，硝化作用速率随pH值升高而加快^[18]；二是生物质炭改善土壤通透性^[17]，而硝化微生物是好氧型的；三是生物质炭为微生物提供基质及养分^[19]。淹水下，添加生物质炭的土壤pH值低于CK的，但由于硝化作用的影响因素是多个因素共同作用的结果。综合而言，加生物质炭的硝化条件是优于不加生物质炭的，所以其硝化进行的彻底，土壤中铵态氮基本完全转化成硝态氮。

从事硝化作用的硝化细菌是好气型微生物，其活性受土壤中氧分压的强烈影响，而氧分压又受土壤水分控制。土壤含水量为田间持水量的50%~60%时，土壤中硝化作用最强^[3]。硝化培养起始阶段，培养土壤因淹水，其中的硝化微生物活性受抑，尿素水解产生的铵离子的硝化受阻，铵态氮质量分数增加。随着培养进行，硝化微生物开始大量繁殖，活性增强，硝化速率增加，铵离子转化成硝酸根离子，铵态氮质量分数大幅下降，硝酸氮质量分数大幅增加。

因此，生物质炭能够促进硝化作用，但不同水分下，土壤硝态氮质量分数差别很大。75%田间持水量下，添加生物质炭的土壤中有大量硝态氮的积累。硝态氮易于随水流出地表，进入地下水或地表水。海南砖红壤地区降雨丰沛，氮肥用量高。利用生物质炭改良砖红壤时，硝态氮被淋失的风险极大。淹水条件下，添加生物质炭的土壤硝态氮质量分数则显著低于75%田间持水量下添加生物质炭的土壤，尽管两处理的铵态氮质量分数在培养后期基本一致。造成淹水添加生物质炭土壤硝态氮质量分数不高的原因可能源于淹水的土壤较高的pH值，促进了氨挥发^[20]，从而减少了硝化作用中转化为硝态氮的底物数量。

生物质炭能显著提高土壤pH值和有机碳含量以及N、P、K养分元素的有效性。水分条件差异影响生物质炭的作用效果。淹水更能提高砖红壤的pH值，显著降低了磷的有效性。

生物质炭可促进硝化作用的进行，硝化进程加速，硝化率提高。75%田间持水量下，添加生物质炭有硝态氮淋失的风险，而淹水条件下，则有氨挥发的可能。