孫嬌，梁錦秀，孔德杰，郭鑫年，魏永東，周濤*

（1. 寧夏農(nóng)林科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，寧夏 銀川750002；2. 寧夏農(nóng)林科學(xué)院農(nóng)業(yè)生物技術(shù)研究中心，寧夏 銀川750002；3. 寧夏回族自治區(qū)鹽池縣科學(xué)技術(shù)局，寧夏 鹽池751500）

寧夏風(fēng)沙土總面積達(dá)60 萬hm2，主要分布在中部干旱地帶。風(fēng)沙土土壤貧瘠、漏水漏肥、生物功能退化，急需建立瘠薄風(fēng)沙土地力快速提升的培肥措施。利用秸稈直接還田或炭化還田均能顯著提升土壤碳庫、促進(jìn)碳氮磷轉(zhuǎn)化，是提升土壤生產(chǎn)力的重要手段［1］。土壤微生物驅(qū)動(dòng)著土壤有機(jī)碳礦化和養(yǎng)分循環(huán)轉(zhuǎn)化，對(duì)維持土壤肥力至關(guān)重要［2］。土壤微生物分泌的胞外酶更是土壤有機(jī)質(zhì)分解的關(guān)鍵媒介，其活性與作物產(chǎn)量和土壤碳（C）、氮（N）、磷（P）的有效性密切相關(guān)［3］。因此，明確C、N、P 在風(fēng)沙土壤、微生物、胞外酶之間的循環(huán)特征及其相互作用關(guān)系對(duì)評(píng)估生物炭與秸稈還田對(duì)土壤肥力的影響具有重要的意義。

生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)是一門研究生態(tài)系統(tǒng)化學(xué)元素和能量平衡對(duì)生態(tài)系統(tǒng)交互作用影響的科學(xué)。C、N、P 作為養(yǎng)分循環(huán)的核心要素，C/N/P 生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征可反映土壤、微生物、酶之間相互關(guān)系，是聯(lián)系分子水平與生態(tài)系統(tǒng)化學(xué)過程的有效工具［4］。我國土壤C/N/P 比值約為60∶5∶1［5］，農(nóng)田土壤C/N 在7～13［6］。南方農(nóng)田土壤微生物生物量化學(xué)計(jì)量比值約為70∶6∶1［7］。土壤化學(xué)計(jì)量比的改變會(huì)直接導(dǎo)致微生物生物量化學(xué)計(jì)量比的改變［8］。由于土壤微生物群落組成與代謝活動(dòng)的復(fù)雜性，微生物與土壤化學(xué)計(jì)量比之間的關(guān)系仍不明確。

通常認(rèn)為，土壤碳轉(zhuǎn)化的胞外酶包括β-葡糖苷酶（β-glucosidase，BG）、α-纖維素酶（α-D-cellobiohydrolase，CBH）等；氮轉(zhuǎn)化酶包括β - 乙酰葡糖胺糖苷酶（β -acetylgucosaminidase，NAG）、亮氨酸氨基肽酶（L-leucine aminopeptidase，LAP）等；磷轉(zhuǎn)化酶主要為磷酸單酯酶（alkaline phosphatase，AKP）。胞外酶比值（CBH+BG）/（NAG+LAP）/AKP 即酶化學(xué)計(jì)量比，能夠反映微生物群落的代謝功能、環(huán)境中養(yǎng)分的生物循環(huán)，可用來衡量土壤養(yǎng)分資源和微生物的限制狀況，是土壤養(yǎng)分循環(huán)的重要指標(biāo)［9?10］。在全球尺度上，土壤（CBH+BG）/（NAG+LAP）/AKP 遵循1∶1∶1 的關(guān)系［11］。但在局域尺度上，受土壤質(zhì)地、環(huán)境、生物等影響，土壤胞外酶化學(xué)計(jì)量比存在顯著差異［11］。有研究認(rèn)為，土壤胞外酶化學(xué)計(jì)量比與土壤化學(xué)計(jì)量比之間可能存在動(dòng)態(tài)平衡關(guān)系［12］。土壤微生物生物量C/P 與胞外酶化學(xué)計(jì)量比極顯著負(fù)相關(guān)［13］。

明確秸稈和生物炭的土壤改良潛力，特別是對(duì)風(fēng)沙土的固碳培肥潛力，需要充分了解土壤、微生物、酶的化學(xué)計(jì)量關(guān)系。為此，本研究以寧夏賀蘭山東路風(fēng)沙土壤為研究對(duì)象，通過田間試驗(yàn)方法分析秸稈、生物炭等施用對(duì)土壤、微生物、胞外酶及其化學(xué)計(jì)量比的影響，探討土壤?微生物?胞外酶之間化學(xué)計(jì)量的協(xié)變性，以期為農(nóng)田養(yǎng)分調(diào)控和土壤可持續(xù)利用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1. 1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)于2017?2019 年在寧夏永寧縣黃羊?yàn)┺r(nóng)場進(jìn)行（E 106°01′，N 38°34′），海拔1129 m，屬溫帶大陸性氣候區(qū)。 年均降水量180～220 mm，蒸發(fā)量1500 mm 左右，日照時(shí)數(shù)2322. 3 h，輻射量512. 2 kJ·cm?2，年均氣溫8. 3 ℃，無霜期145 d。供試土壤為風(fēng)沙土，耕層土壤pH 值8. 4、全鹽0. 3 g·kg?1、有機(jī)碳3. 4 g·kg?1、全氮0. 3 g·kg?1、堿解氮22 mg·kg?1、速效磷7. 6 mg·kg?1、氧化鉀40 mg·kg?1。

1. 2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)以迪卡159 號(hào)玉米（Zea mays）為研究材料，采用完全隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，在施氮（尿素，含N 46%）、磷（硫酸一銨，含N 12%、P2O561%）、鉀肥（氯化鉀，含K2O 60%）的基礎(chǔ)上設(shè)置對(duì)照（CK）、低量生物質(zhì)碳（biochar I，BCI）、中量生物炭（biochar II，BCII）、高量生物炭（biochar III，BCIII）、低量秸稈（straw I，SI）、中量秸稈（straw II，SII）、高量秸稈（straw III，SIII）共7 個(gè)處理。每個(gè)處理3 次重復(fù)，共計(jì)21 個(gè)小區(qū)，各小區(qū)面積為5 m×8 m。所用生物炭以玉米秸稈為原料燒制，由寧夏玉泉實(shí)業(yè)生物科技有限公司提供；該生物炭總C、N、P、K 濃度分別為467. 0 g·kg?1、13. 4 g·kg?1、2. 5 g·kg?1和29. 8 g·kg?1。玉米秸稈總C、N、P、K 濃度分別為450. 1 g·kg?1、7. 9 g·kg?1、0. 8 g·kg?1和12. 9 g·kg?1。生物炭與秸稈等碳量投入，均于玉米播種前一天全部撒施后用旋耕入土；氮、磷、鉀肥隨水滴入。肥料施用量如表1 所示。

表1 不同處理肥料施用量Table 1 Different fertilizer application

玉米于4 月20?23 日播種，9 月20?22 日收獲，生育期150～155 d。種植采用寬窄行種植方式，寬行行距60 cm，窄行行距40 cm，在窄行鋪設(shè)滴管帶。玉米種植株距22 cm，密度8. 2×104株·hm?2。采用機(jī)井水滴灌，灌水定額約5200 m3·hm?2，整個(gè)生育期滴灌10～12 次，各處理同等灌水量。

1. 3 土樣采集與分析

1. 3. 1 土樣采集 于2019 年9 月底玉米收獲期在各小區(qū)采集0～20 cm 土壤樣品，每個(gè)小區(qū)用土鉆進(jìn)行“S”型6 點(diǎn)取樣，過2 mm 篩后混合為一個(gè)樣品，放入便攜式冰盒中并立即帶回實(shí)驗(yàn)室。土樣分為兩部分，一部分儲(chǔ)存在4 ℃冰箱中，用于土壤酶活性、土壤微生物生物量的測定；另一部分置于陰涼通風(fēng)處風(fēng)干，用于理化性質(zhì)測定。

1. 3. 2 分析測定 土壤C、N、P、AN、AP 分別采用低溫外熱重鉻酸鉀氧化比色法、元素分析儀（vario MAX CN，Elementar）、HClO4?H2SO4消煮?鉬銻抗比色法、全自動(dòng)定氮儀（Kjeltec8400，Sweden）、碳酸氫鈉?鉬銻抗顯色法測定［14］。

土壤微生物量采用氯仿熏蒸?浸提法，用全自動(dòng)有機(jī)碳分析儀（TOC?VCPH/CPN，Shimadzu，日本）測定微生物生物量碳（microbial biomass carbon，MBC），用連續(xù)流動(dòng)分析儀（San++，Skalar，荷蘭）測定微生物生物量氮（microbial biomass nitrogen，MBN），用鉬銻抗比色法測定微生物生物量磷（microbial biomass phosphorus，MBP）［15］。

參照Marxa 等［16］的熒光光度法測定土壤酶活性。本研究采用多功能酶標(biāo)儀（SynergyH4，BioTek）測定5 種酶活性（表2）。

表2 土壤酶種類、縮寫以及底物Table 2 The abbreviations of types and substrates of soil enzyme

1. 4 數(shù)據(jù)處理

利用Excel 2007 和SPSS 19. 0 對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)與分析，采用單因素方差分析（one-way ANOVA）和最小顯著差數(shù)法（LSD）進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)。采用Origin 9. 0 和Excel 2007 進(jìn)行制作圖表。

2 結(jié)果與分析

2. 1 秸稈及生物炭還田對(duì)土壤碳氮磷濃度及其化學(xué)計(jì)量特征的影響

與對(duì)照相比，秸稈還田后土壤SOC、TP、AN、AP 濃度分別增加了8. 3%、3. 3%、45. 1%、51. 9%，生物炭還田后土壤SOC、TP、AN、AP 濃度分別增加了8. 7%、6. 0%、67. 7%、34. 3%。秸稈與生物炭還田對(duì)土壤TN 濃度影響不顯著。隨著秸稈和生物炭還田量的增加，土壤SOC、TP、AN、AP 濃度呈顯著增加的趨勢。且等碳量還田條件下生物炭優(yōu)于秸稈處理，在高量生物炭還田后土壤SOC、TP、AN、AP 濃度分別增加了11. 7%、10. 4%、52. 0%、27. 1%。土壤C/N、C/P、N/P、AN/AP 變化范圍在10. 1～10. 9、7. 4～8. 2、0. 7、2. 7～3. 4。土壤C/N 隨秸稈和生物炭還田量增加變化不顯著。土壤C/P、N/P、AN/AP 隨秸稈還田量增加呈顯著增加的趨勢；而隨生物炭還田量的增加土壤N/P、AN/AP 顯著降低，土壤C/P 呈降低趨勢但未達(dá)到顯著水平（表3）。

表3 秸稈及生物炭還田下土壤碳、氮、磷濃度及其化學(xué)計(jì)量比Table 3 Soil C，N and P concentration and their stoichiometric ratio under biochar and straw treatments

2. 2 秸稈及生物炭還田對(duì)土壤微生物生物量碳氮磷含量及其化學(xué)計(jì)量特征的影響

與對(duì)照相比，秸稈和生物炭還田后土壤MBC、MBN、MBP 含量均顯著增加（P<0. 05）。其中，秸稈還田后土壤MBC、MBN、MBP 含量分別增加了25. 8%、54. 9%、36. 5%；生物炭還田后分別增加了24. 0%、110. 0%、125. 4%。隨著還田量的增加，生物炭處理的土壤MBC、MBN 含量呈顯著增加的趨勢；而秸稈處理的土壤MBC、MBN 含量在中等還田量下最高。土壤MBP 隨著秸稈與生物炭還田量增加均呈顯著降低的趨勢。除了低量和中量生物炭還田后土壤MBC 含量低于秸稈處理，等碳量還田條件下生物炭處理的土壤MBC、MBN、MBP 含量顯著高于秸稈處理。 所有處理中高量生物炭還田后的土壤MBC、MBN、MBP 含量最高，較對(duì)照分別增加了39. 1%、171. 4%、114. 3%。 土壤MBC/MBN、MBC/MBP、MBN/MBP 變化范圍分別為15. 3～29. 6、16. 7～55. 5、0. 8～2. 0。除了高量秸稈還田后土壤MBC/MBP 和MBN/MBP 顯著高于對(duì)照，秸稈和生物炭還田導(dǎo)致土壤MBC/MBN、MBC/MBP、MBN/MBP 顯著降低。 且隨著秸稈和生物炭還田量的增加，土壤MBC/MBP、MBN/MBP 呈顯著增加的趨勢。而土壤MBC/MBN 隨生物炭還田量增加呈顯著降低的趨勢，在中量秸稈還田后土壤MBC/MBN 顯著低于其他處理（圖1）。

圖1 秸稈及生物炭還田下土壤微生物生物量碳、氮、磷含量及其化學(xué)計(jì)量比Fig. 1 Soil microbial biomass C，N and P content and their stoichiometric ratio under biochar and straw treatments

2. 3 秸稈及生物炭還田對(duì)土壤胞外酶活性及其化學(xué)計(jì)量特征的影響

與對(duì)照相比，秸稈和生物炭還田后土壤BG、CBH、NAG、LAP 活性均顯著增加，土壤AKP 活性顯著降低。其中，秸稈還田后土壤BG、CBH、NAG、LAP 活性分別增加了13. 5%、15. 5%、13. 0%、34. 7%；生物炭還田后分別增加了17. 1%、30. 5%、26. 4%、23. 6%。 土壤AKP 活性在秸稈和生物炭還田后分別比對(duì)照降低了25. 8%、6. 8%。隨著生物炭還田量增加土壤各胞外酶活性均呈顯著增加的趨勢。而除了高量秸稈還田后土壤BG 活性最高外，中量秸稈還田土壤的各胞外酶活性均顯著高于其他還田量。所有處理中高量生物炭還田后土壤胞外酶活性最高，與對(duì)照相比土壤BG、CBH、NAG、LAP 活性分別增加了42. 6%、59. 4%、36. 0%、58. 0%。土壤胞外酶（BG+CBH）/（NAG+LAP）、（BG+CBH）/AKP、（NAG+LAP）/AKP 分別在0. 2～0. 3、0. 3～0. 6、1. 3～2. 1。秸稈與生物炭還田后土壤胞外酶化學(xué)計(jì)量比顯著高于對(duì)照。除了中量生物炭還田后土壤（NAG+LAP）/AKP顯著低于低量生物炭還田處理，隨著秸稈和生物炭還田量的增加，土壤胞外酶化學(xué)計(jì)量比呈顯著增加的趨勢。等炭量還田條件下秸稈處理的土壤胞外酶化學(xué)計(jì)量比顯著高于生物炭處理（圖2）。

圖2 秸稈及生物炭還田下土壤酶活性及其化學(xué)計(jì)量比Fig. 2 Soil enzyme activity and their stoichiometric ratio under biochar and straw treatments

2. 4 土壤與微生物、胞外酶之間碳氮磷含量及其化學(xué)計(jì)量特征的相關(guān)性分析

相關(guān)性分析結(jié)果表明（表4），秸稈還田后土壤AN 與BG、LAP、NAG、MBC、（BG+CBH）/AKP、（NAG+LAP）/AKP、MBN/MBP 極顯著正相關(guān)，與MBN 顯著正相關(guān)，與AKP 極顯著負(fù)相關(guān)。土壤N/P 與（BG+CBH）/（NAG+LAP）極顯著正相關(guān)。 土壤AN/AP 與BG、LAP、MBC、（BG+CBH）/AKP 極顯著正相關(guān)，與NAG、（NAG+LAP）/AKP 顯著正相關(guān)，與AKP 極顯著負(fù)相關(guān)。

表4 秸稈還田下土壤與微生物、胞外酶之間C、N、P 含量及其化學(xué)計(jì)量特征的相關(guān)性分析Table 4 Correlation analysis of C，N and P contents and their stoichiometric characteristics among soil，microbial and enzyme under straw treatments

生物炭還田后土壤SOC 與MBC 極顯著正相關(guān)，與LAP、NAG、MBN、（BG+CBH）/AKP、（NAG+LAP）/AKP 顯著正相關(guān)，與MBC/MBN 顯著負(fù)相關(guān)。土壤TP 與BG、CBH、LAP、NAG、MBC、MBN、（BG+CBH）/AKP 極顯著正相關(guān)，與（NAG+LAP）/AKP、MBN/MBP 顯著正相關(guān)，與MBC/MBN 極顯著負(fù)相關(guān)。土壤AN 與CBH、LAP、NAG、MBC、MBN、MBP、（BG+CBH）/AKP、（NAG+LAP）/AKP 極顯著正相關(guān)，與BG 顯著正相關(guān)，與MNC/MBN、MBC/MBP 極顯著負(fù)相關(guān)。土壤AP 與BG、CBH、LAP、NAG、MBC、MBN、（BG+CBH）/AKP 極顯著正相關(guān)，與（NAG+LAP）/AKP 顯著正相關(guān)，與MBC/MBN 極顯著負(fù)相關(guān)。土壤AN/AP 與MBP 極顯著正相關(guān)，與（NAG+LAP）/AKP 顯著正相關(guān)，與MBC/MBP 極顯著負(fù)相關(guān)，與AKP 顯著負(fù)相關(guān)（表5）。

表5 生物炭還田下土壤與微生物、胞外酶之間C、N、P 含量及其化學(xué)計(jì)量特征的相關(guān)性分析Table 5 Correlation analysis of C，N and P contents and their stoichiometric characteristics among soil，microbial and enzyme under biochar treatments

3 討論

3. 1 秸稈及生物炭還田對(duì)土壤碳氮磷濃度及其化學(xué)計(jì)量特征的影響

土壤養(yǎng)分狀況與植物生長發(fā)育、營養(yǎng)代謝等密切相關(guān)。根據(jù)全國第二次土壤普查養(yǎng)分分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，試驗(yàn)土壤SOC、TN、AN、AP 濃度均處于六級(jí)水平。本研究中，隨著秸稈和生物炭還田量的增加，土壤SOC、TP、AN、AP濃度呈顯著增加的趨勢。生物炭是含碳豐富的有機(jī)物料，還田后不僅能增加土壤有機(jī)碳濃度，還能改善土壤養(yǎng)分狀況［17］。另外，生物炭提高了作物根系生物量，引起土壤有機(jī)碳與養(yǎng)分濃度的增加［18］。秸稈還田后土壤微生物活性增強(qiáng)，釋放大量養(yǎng)分到土壤中，提高了土壤有機(jī)質(zhì)和土壤肥力［19］。而在等碳量還田條件下生物炭處理優(yōu)于秸稈。秸稈變?yōu)樯锾亢笃潆姾擅芏容^高，能強(qiáng)烈吸附土壤養(yǎng)分，增加了養(yǎng)分利用效率［20］。等碳量還田條件下秸稈炭化還田對(duì)提高土壤養(yǎng)分濃度的效果比秸稈直接還田更明顯［21］。由于本研究中的供試土壤過于貧瘠，致使土壤SOC、TP、AN、AP 濃度在高量生物炭還田后最高。

本研究土壤C/N、C/P 的變化范圍在10. 1～10. 9、7. 4～8. 2。低于中國土壤C/N 和C/P 的平均值11. 9 和61［5］。土壤C/N 為25 對(duì)微生物生長最為有利。土壤C/N 與土壤有機(jī)質(zhì)分解速率成反比關(guān)系，土壤C/N 較低時(shí)，滿足微生物生長之余的N 素就會(huì)釋放到土壤中［22］。土壤C/P<200，土壤微生物在礦化土壤有機(jī)質(zhì)中釋放磷的潛力較大，土壤MBP 對(duì)土壤有效磷庫有補(bǔ)充作用［23］。說明試驗(yàn)土壤主要受到C 限制。土壤N/P 作為養(yǎng)分限制的有效指標(biāo)，可用來判斷土壤是否受到養(yǎng)分限制［24］。本研究土壤N/P 為0. 7，明顯低于全國土壤N/P 的平均值5. 2［5］。說明土壤N 受限制程度大于P。本研究中，土壤C/P 隨秸稈還田量增加呈顯著增加的趨勢。說明秸稈還田對(duì)促進(jìn)土壤C、N、P 平衡有積極作用。土壤N/P、AN/AP 隨秸稈還田量增加呈顯著增加的趨勢，而隨生物炭還田量的增加顯著降低。說明秸稈促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)釋放N 的速率大于P，而生物炭更能促進(jìn)P 的釋放。

3. 2 秸稈及生物炭還田對(duì)土壤微生物生物量碳氮磷含量及其化學(xué)計(jì)量特征的影響

本研究表明秸稈和生物炭還田后土壤MBC、MBN、MBP 含量均顯著高于對(duì)照，這與前人研究結(jié)果一致［25］。秸稈為微生物生長提供了大量的碳源和能源［26］。而生物炭具有疏松多孔結(jié)構(gòu)，可為微生物生長與繁殖提供必要的水分和空氣。微生物量增加又促進(jìn)生物炭的氧化降解，改善了土壤理化性質(zhì)，進(jìn)一步促進(jìn)了土壤微生物量的快速增加［27］。等碳量生物炭還田后土壤MBN、MBP 顯著高于秸稈還田處理。與秸稈還田相比，施用高量生物炭有利于增加土壤MBN 含量［28］。但也有研究認(rèn)為，生物炭比秸稈具有更高的穩(wěn)定性，導(dǎo)致生物炭處理的土壤微生物量較低［25］。生物炭與秸稈對(duì)土壤微生物量的影響可能與土壤類型密切相關(guān)，風(fēng)沙土土壤結(jié)構(gòu)性差，生物炭的多孔性可能更有利于微生物的生長。因此，隨著生物炭還田量增加土壤MBC、MBN 含量呈顯著增加的趨勢。土壤MBP 隨生物炭還田量增加呈顯著降低的趨勢。這與采樣日期有關(guān)，在玉米收獲期土壤MBP 含量顯著降低［29］。也可能是由于施用生物炭加劇了土壤微生物代謝的磷限制［30］。

土壤MBC/MBN、MBC/MBP、MBN/MBP 決定了微生物活動(dòng)的方向及有機(jī)質(zhì)養(yǎng)分的釋放［31］。本研究中，土壤MBC/MBN、MBC/MBP、MBN/MBP 分別在15. 3～29. 6、16. 7～55. 5、0. 8～2. 0 之間，高于中國土壤MBC/MBN 平均值7. 6，而低于中國土壤MBN/MBP 平均值5. 6［32］。說明本研究土壤的MBN 含量較低。土壤MBC/MBP 與全球土壤MBC/MBP 平均值42. 4 接近［32］。土壤MBC/MBN 隨生物炭還田量增加呈顯著降低的趨勢，而土壤MBN/MBP 顯著增加。有機(jī)物料投入為土壤帶來了有機(jī)氮源，滿足了微生物對(duì)氮素的需求［33］。另外，有研究認(rèn)為貧瘠土壤中的主導(dǎo)微生物群落為真菌（MBC/MBN 在10 左右），而肥沃土壤中細(xì)菌（MBC/MBN 在4 左右）占主導(dǎo)優(yōu)勢［34］。MBC/MBN 比值的降低反映了生物炭還田對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)造成了影響。隨著秸稈和生物炭還田量的增加，土壤MBC/MBP 呈顯著增加的趨勢。土壤MBC/MBP 一般在7～30，MBC/MBP 高表明土壤微生物對(duì)土壤有效磷有同化趨勢，且微生物與植物競爭吸收土壤有效磷，固磷能力較強(qiáng)［35］。

3. 3 秸稈及生物炭還田對(duì)土壤胞外酶活性及其化學(xué)計(jì)量特征的影響

與對(duì)照相比，秸稈和生物炭還田后土壤BG、CBH、NAG、LAP 活性均顯著增加。這主要與秸稈和生物炭還田后改善了土壤理化性質(zhì)有關(guān)，一般而言土壤酶活性與土壤養(yǎng)分含量正相關(guān)［36］。土壤P 的有效性與AKP 活性呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，而土壤N 對(duì)AKP 的產(chǎn)生有促進(jìn)作用［37］。由于本研究中各處理間土壤N 含量差異不顯著，秸稈和生物炭還田后土壤AP 濃度的顯著增加最終導(dǎo)致了AKP 活性的顯著降低。

本研究的土壤胞外酶（BG+CBH）/（NAG+LAP）、（BG+CBH）/AKP、（NAG+LAP）/AKP 分別在0. 2～0. 3、0. 3～0. 6、1. 3～2. 1。 低于全球尺度（BG+CBH）/（NAG+LAP）、（BG+CBH）/AKP 的平均值1. 41 和0. 62，而高于（NAG+LAP）/AKP 的平均值0. 44［11］。土壤（BG+CBH）/（NAG+LAP）為1∶1 時(shí)，表明C、N 等速礦化。由此得出本試驗(yàn)土壤N、P 礦化速率大于C 礦化速率。另外，在土壤N/P 低的條件下，微生物受P 限制小，導(dǎo)致微生物通過增加（NAG+LAP）/AKP 進(jìn)行適應(yīng)［36］。秸稈與生物炭還田后土壤胞外酶化學(xué)計(jì)量比顯著高于對(duì)照。說明秸稈與生物炭還田促進(jìn)了土壤有機(jī)質(zhì)C 礦化酶的增加，促進(jìn)了土壤C 的礦化。

4 結(jié)論

試驗(yàn)土壤SOC、TN、AN、AP 濃度均處于六級(jí)水平。隨著秸稈和生物炭還田量的增加，土壤SOC、TP、AN、AP 濃度均顯著增加，且等碳量還田條件下生物炭優(yōu)于秸稈。秸稈與生物炭還田對(duì)土壤TN 濃度影響不顯著。土壤C/N、C/P、N/P、AN/AP 變化范圍在10. 1～10. 9、7. 4～8. 2、0. 7、2. 7～3. 4。說明土壤主要受到C 限制，且N 受限制程度大于P。土壤N/P、AN/AP 隨秸稈還田量增加呈顯著增加的趨勢，而隨生物炭還田量的增加顯著降低。說明秸稈還田后促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)釋放N 的速率大于P，而生物炭還田更能促進(jìn)P 的釋放。除了低、中量生物炭還田后土壤MBC 含量低于秸稈外，生物炭還田后土壤MBC、MBN、MBP 含量顯著高于等碳量秸稈還田。而秸稈還田土壤MBC/MBN、MBC/MBP、MBN/MBP 高于等碳量生物炭還田。另外，秸稈還田后土壤胞外酶化學(xué)計(jì)量比顯著高于生物炭還田。相關(guān)性分析表明，秸稈還田后土壤AN 與BG、LAP、NAG、MBC、（BG+CBH）/AKP、（NAG+LAP）/AKP、MBN/MBP 極顯著正相關(guān)，與AKP 極顯著負(fù)相關(guān)。生物炭還田后土壤AP 與BG、CBH、LAP、NAG、MBC、MBN、（BG+CBH）/AKP 極顯著正相關(guān)，與MNC/MBN 極顯著負(fù)相關(guān)。綜上，生物炭還田有利于提高土壤養(yǎng)分濃度和微生物生物量，而秸稈還田更有利于維持土壤養(yǎng)分平衡。