试验地位于重庆市江津区先锋镇(29°7′13″N，106°13′3″E)，地处江津区中部. 江津区紫色土约占耕地面积的78.5%，主要地形为丘陵，属亚热带季风湿润气候区，年平均气温18.4 ℃. 四季分明，年降雨量930 mm，无霜期341 d. 供试土壤的基本理化性质：pH值4.35、有机质9.89 g/kg、全磷0.88 g/kg、全氮1.15 g/kg、有效磷90.67 mg/kg、速效钾485.4 mg/kg、硝态氮8.05 mg/kg、铵态氮3.15 mg/kg. 土壤为沙溪庙组母质发育而成的灰棕紫泥土.

供试4种改良剂的有机碳、全氮质量分数等基本理化性质如表 1所示.

生物质灰渣为酒糟在800~900 ℃有氧灼烧而成，电导率(EC)为4.81 mS/cm，TN占比0.08%，P₂O₅占比0.8%，酸缓冲容量335.21 mmol/(kg·pH)，呈强碱性，干燥疏松. 生物炭由稻壳在400~500 ℃条件下限氧热解制备，EC为6.39 mS/cm，TN占比0.5%，P₂O₅占比0.1%，酸缓冲容量151.72 mmol/(kg·pH)，结构疏松多孔. 有机肥主要由羊粪发酵而来，EC为2.37 mS/cm，TN占比0.57%，P₂O₅占比1.29%，酸缓冲容量247.86 mmol/(kg·pH).

试验施用的氮、磷、钾肥分别为尿素(N 46%)、过磷酸钙(P₂O₅ 12%)和硫酸钾(K₂O 52%).

本试验开展时间为2021年5月-2022年6月，设置6个处理：①不施肥(CK)、②单施化肥(F)、③石灰+化肥(SF)、④有机肥+化肥(OM)、⑤生物炭+化肥(BF)、⑥酒糟灰渣+化肥(JZ)，每个处理选择5株树冠和树势相近的花椒树作为供试植株，各处理均设置3个重复，随机区组排列. 于施肥前15 d将石灰、有机肥、生物炭和酒糟灰渣等改良材料施入土壤，采用环状撒施的方法在距树干0.5 m位置环施石灰，随即翻耕，与土壤混匀；有机肥则采用在花椒树左右两侧沟施方法；生物炭和酒糟灰渣均先撒施于地表，再翻耕，与土壤混匀，所有改良剂均一次性施入土壤. 施肥时间根据当地施肥习惯确定，除CK处理外，其余施肥处理遵循“等氮等磷”原则，各处理具体施肥和改良剂施用量如表 2所示.

试验期间分别于2021年5月10日、10月24日和2022年3月7日、6月7日采集土样，第一次取土用于测定土壤的基本理化性质，第二、三次于0~20 cm表层土壤用环刀进行取样，用于测定土壤全氮和矿质氮组分，第四次花椒收获后采集土样，分别于树干滴水线内采集表层土壤(0~20 cm)，将同一处理的5株花椒树干两侧土样采用四分法均匀混合成一个样品，约4 kg. 采集后的土壤样本分为两个部分，一部分存放于4 ℃冰箱冷藏，进行土壤酶活性、矿质氮组分质量分数的测定，各指标的测定均在48 h内完成. 另一部分土壤挑出碎石、植物根系残渣后风干过筛，用于后续其他土壤理化性质的测定.

土壤理化指标均采用鲍士旦《土壤农化分析》中的方法^[18]测定：pH值采用水土比5∶1玻璃电极pH值计测定；有机质采用重铬酸钾—浓硫酸外加热法测定；全氮采用凯氏定氮法测定；有效磷采用0.5 mol/L碳酸氢钠浸提，钼锑抗比色法测定；速效钾采用火焰光度法测定.

土壤氮组分均采用鲜土测定，测定结果以鲜基表示.

可溶性有机氮(DON)：称取5.0 g土壤置于50 mL离心管中，在25 ℃下以5∶1的水土比振荡4 h，离心20 min(速率3 500 r/min)，过滤(0.45 μm滤膜)，采用氢氧化钠—过硫酸钾法提取，分光光度计测定水溶性总氮(DTN)质量分数. 水溶性有机氮质量分数计算：水溶性有机氮=水溶性总氮-铵态氮-硝态氮^[19]. 土壤硝态氮采用2 mol/L KCl浸提1 h，紫外分光光度法测定；铵态氮采用靛酚蓝比色法测定^[20].

微生物量氮(MBN)：称取预培养后的新鲜土壤于烧杯中，置于真空抽滤器中用去乙醇氯仿在25 ℃的培养箱中避光熏蒸24 h. 然后反复抽滤数次以去除氯仿，将熏蒸的土壤样品用0.5 mol/L K₂SO₄溶液振荡浸提，同时以相同方法提取未熏蒸土壤，浸提液采用紫外分光光度计测定. 微生物量氮计算：

式中：E_N为熏蒸和未熏蒸土壤含氮量的差值；K_EN为转换系数，取值0.45^[21].

颗粒有机氮(PON)：称取过2 mm筛的风干土于三角瓶中，加入100 mL 5 g/L的六偏磷酸钠溶液，振荡16 h，将土壤悬浮液过0.053 mm筛并反复用蒸馏水冲洗至滤液澄清. 将所有留在筛子上方的物质在55 ℃下烘干72h后称质量，计算其占整个土壤样品的百分比，并测定烘干样品中的全氮质量分数，将烘干样品中的土壤全氮质量分数换算成对应的颗粒态氮质量分数^[22].

土壤纤维素酶(S-CL)、过氧化物酶(S-POD)和乙酰氨基肽酶(S-NAG)均采用分光光度法测定，具体操作参照苏州科铭生物技术有限公司生产的土壤纤维素酶活性测定试剂盒说明书、土壤过氧化物酶活性测定试剂盒说明书和土壤乙酰氨基肽酶活性测定试剂盒说明书.

试验数据利用Excel 2016软件计算和整理后，采用SPSS 23.0软件对数据进行one-way ANOVA统计分析，采用Duncan新复极差法(p＜0.05)检验样品之间的差异是否有统计学意义，相关性分析采用Pearson法，显著性水平设置为p＜0.05，采用Canoco 5.0软件进行主成分和冗余分析，采用Origin 2022软件作图.

由图 1a可以看出，几种改良剂的施用均显著影响土壤pH值变化(p＜0.05)，其中以酒糟灰渣+化肥(JZ)和石灰+化肥(SF)处理土壤pH值增幅较大. 相较于CK处理，JZ处理和SF处理土壤pH值分别提高了3.39和2.25. 各处理土壤pH值从高到低依次为：酒糟灰渣+化肥(JZ)、石灰+化肥(SF)、有机肥+化肥(OM)、生物炭+化肥(BF)、单施化肥(F)、不施肥(CK).

不同处理间土壤全氮质量分数差异有统计学意义(图 1b)，各处理质量分数从大到小依次为：有机肥+化肥(OM)、单施化肥(F)、石灰+化肥(SF)、生物炭+化肥(BF)、酒糟灰渣+化肥(JZ)、不施肥(CK). 与CK处理相比，施用改良剂使土壤全氮质量分数提高了20.22%~61.45%. OM处理的全氮质量分数最高(1.49 g/kg)，且与施用其他改良剂处理之间差异有统计学意义(p＜0.05). 另外，相较于CK处理，JZ处理(1.11 g/kg)全氮质量分数提高了20.22%，且该处理与BF处理、SF处理之间差异无统计学意义(p＞0.05).

施用不同改良剂对土壤活性有机氮组分具有显著影响(p＜0.05)(图 2). 作为土壤有机氮库的源泉，颗粒有机氮(PON)在微生物的作用下向其他组分转化. 改良剂的施用均增加了土壤PON的质量分数，其中以JZ处理、OM处理和F处理增幅最大，相比CK处理分别增加了102.20%，101.45%和97.93%，且这3个处理间差异无统计学意义(p＞0.05). 各处理土壤微生物量氮(MBN)和土壤溶解性有机氮(DON)质量分数从高到低依次为：单施化肥(F)、有机肥+化肥(OM)、生物炭+化肥(BF)、酒糟灰渣+化肥(JZ)、石灰+化肥(SF)、不施肥(CK). 相比CK处理，F处理、OM处理、BF处理和JZ处理土壤MBN质量分数分别提高了44.28%，19.08%，17.92%和13.95%. 其中OM处理、BF处理和JZ处理土壤MBN质量分数差异无统计学意义(p＞0.05). 土壤DON质量分数变化趋势与MBN质量分数变化趋势相似，F处理和OM处理较CK处理土壤DON质量分数显著增加(p＜0.05)，增幅分别为72.35%和57.61%. 而JZ处理和SF处理虽然较CK处理土壤DON质量分数略有增加，但这3个处理间差异无统计学意义(p＞0.05).

由图 2可知，JZ处理PON占全氮(TN)比例相较CK处理的提高最为显著(p＜0.05)，增加了45.95%. OM处理较CK处理略微下降，但两处理间差异无统计学意义(p＞0.05). 对于MBN/TN，相比CK处理，以SF处理降幅最大，且SF处理与JZ处理间差异无统计学意义(p＞0.05). 除了F处理，其他处理相较CK处理土壤DON占全氮(TN)比例均有下降趋势. 其中以SF处理、JZ处理和OM处理下降幅度最大，且这3个处理间差异无统计学意义(p＞0.05).

土壤矿质氮组分随时间不断变化，是需要长期监测的动态过程. 由图 3可知，改良剂施入土壤后，硝态氮组分均具有先升高后下降再升高的趋势. 2022年3月各处理土壤硝态氮质量分数相较于2021年10月下降了6.80%~57.93%，其中以BF处理降幅最大，较2022年3月下降了10.88 mg/kg. 至2022年6月，各处理土壤硝态氮质量分数又有所增加，增幅为2.72%~17.81%，其中SF处理和BF处理增幅最大. 土壤铵态氮质量分数随时间推移呈下降趋势，从2021年10月到2022年6月降低了7.03%~68.03%，其中SF处理减少了14.04 mg/kg，降幅较大. 相比CK处理，配施改良剂均显著提高了土壤中矿质氮组分的质量分数(p＜0.05)(图 3)，其中SF处理和JZ处理硝态氮和铵态氮质量分数均高于其他处理. 相较于CK处理，JZ处理和SF处理土壤硝态氮质量分数提高了129.91%~267.62%和143.05%~324.66%. 截至2022年6月，JZ处理土壤硝态氮和铵态氮质量分数较CK处理分别提高了1.63倍和5.43倍. 各处理铵态氮质量分数从高到低依次为：酒糟灰渣+化肥(JZ)、有机肥+化肥(OM)、单施化肥(F)、石灰+化肥(SF)、生物炭+化肥(BF)、不施肥(CK). 其中JZ处理土壤铵态氮质量分数较对照增加了17.62 mg/kg，提升最为显著.

由表 3可知，施用不同改良剂对土壤胞外酶活性具有显著影响(p＜0.05). 与对照处理(CK)相比，所有处理土壤的纤维素酶(S-CL)、过氧化物酶(S-POD)及乙酰氨基肽酶(S-NAG)活性均提高. 其中JZ处理的S-CL和S-POD活性最高，较CK处理分别提高了134.72%和96.27%，但该处理S-NAG活性与CK处理差异无统计学意义(p＞0.05). 单施化肥(F)处理与有机肥+化肥(OM)处理的S-NAG活性提高较显著(p＜0.05)，较CK处理分别提高了190.63%和75.59%.

如图 4所示，S-POD活性与土壤TN、PON、硝态氮和铵态氮质量分数呈显著正相关，与MBN质量分数呈显著负相关. S-CL活性与土壤PON、硝态氮和铵态氮质量分数呈显著正相关，与MBN质量分数呈显著负相关. S-NAG活性与土壤TN、DON、MBN质量分数呈显著正相关.

冗余分析结果(图 5)显示，土壤酶活性对土壤氮组分的总解释率达到了80.76%，第一轴解释了变量的44.39%，第二轴解释了变量的36.37%. 本试验所研究的3种酶活性对于土壤氮组分的影响都有统计学意义(p＜0.05)，其中以S-NAG活性对土壤氮组分影响最为显著，解释率达到了37.8%，而S-POD和S-CL活性对土壤氮组分解释率分别为35.3%和14.2%.

土壤pH值是土壤重要的化学性质之一，对于土壤养分有效性、土壤微生物群落结构及作物生长有着重要影响^[23]. 本研究中几种改良剂均提高了土壤pH值，其中以施用酒糟灰渣和施用石灰效果最为显著(图 1). 该结果与Christofoletti等^[24]和Fuess等^[25]的研究结果相反，但与由乐林等^[20]的研究结果一致. 究其原因，可能与酒糟灰渣的原材料和制备方法存在差异有关. 在本试验中，高温有氧灼烧制备的酒糟灰渣由于其碱性较高(pH=12.63)，能直接降低土壤酸度，另外，在生物质灰渣施入土壤后，灰分中的氧化物与二氧化碳反应形成碳酸氢盐. 碳酸氢盐与铝离子及质子反应后导致土壤交换位点的质子数量下降及铝离子的水解反应减少^[26]，土壤pH值由此升高. 石灰作为改良酸性土壤最常用的改良剂，与上述过程不同的是，虽然其无法分解产生有机质，但石灰的添加可以有效中和土壤中的活性酸和潜性酸，并降低交换性Al³⁺含量和提高交换性Ca²⁺含量，从而缓解土壤酸化^[27]. 另外，生物炭、有机肥和酒糟灰渣施入土壤后可以增加土壤的酸缓冲容量，使土壤抗酸化能力增强，外源有机物料施入土壤后碳源的矿化、羟基离子的产生和碱性阳离子的释放也有利于对土壤酸沉降缓冲性能的提高^[28]. Hamid等^[28]研究表明，施用石灰、有机肥和生物炭等改良剂使酸性淤积土的pH值较对照提高了0.36~0.97；肖乃川等^[29]对酸性土壤施用改性酒糟生物炭，结果显示，改良后土壤pH值较对照提高了1.7~2.3. 综上所述，酒糟灰渣和石灰均具有调节土壤pH值的作用，在改良酸性土壤方面，酒糟灰渣可作为一种替代石灰的改良材料.

氮素是影响作物生长发育和产量最为关键的营养元素之一，其质量分数高低直接影响系统初级生产力^[30]. 本研究中，与CK处理相比，施用改良剂土壤中全氮质量分数均有所增加(图 2b)，这与Gong等^[31]和Yang^[32]等田间长期定位施肥试验结果一致. 试验设计时遵循等氮原则，但各处理土壤全氮质量分数差异有统计学意义(图 2b)，究其原因，可能因为不同改良剂导致土壤氮库变化的原因存在差异，具体可以分为两大类：①酒糟灰渣和石灰虽然氮素质量分数较低，但施用后能显著降低土壤酸度，同时改善土壤结构，促进作物生长，进而导致输入到土壤中的凋落物增多，提高土壤氮库质量分数^[33]. ②有机肥、生物炭及酒糟灰渣中有机含氮化合物质量分数较高，施用后不仅能直接补充土壤氮库，增加土壤全氮质量分数^[34]，还能改善土壤生态环境，提高土壤质量和肥力水平^[35]. 在土壤—作物体系中，外源氮素进入土壤后主要有3个基本去向：作物吸收、土壤残留和氮素损失. 单施化肥后一部分氮素被作物吸收，其余部分将通过各种途径损失，几乎没有净残留^[34]，与此相反，外源有机氮在土壤中残留率高达49.0%~53.0%，酒糟灰渣、生物炭等改良剂有机质质量分数较高，残留的有机肥氮不仅能增加土壤有机质质量分数，还可贮备部分养分供下季作物吸收利用，进一步促进土壤氮库的累积，是提高土壤供氮能力的重要途径. 李双来等^[36]田间试验表明，化肥配施有机肥相较于单施化肥能显著提高土壤全氮质量分数，使土壤全氮增加了10.22 t/hm²；杨昕等^[37]以坡耕地烤烟土壤为研究对象，施用生物质炭、木质素、聚丙烯酰胺等改良剂后发现，土壤全氮质量分数在添加生物质炭、聚丙烯酰胺和秸秆处理下增加了4.6%~35.9%.

有机氮作为土壤氮素的重要组成部分，是植物所需矿质氮的源和库^[38]. 在本研究结果中，施用改良剂处理土壤可溶性有机氮(DON)、微生物量氮(MBN)和颗粒有机氮(PON)和对照相比均提高了有机氮质量分数. 这与Cenini等^[39]的研究结果一致. 不施肥处理没有外源养分的输入，仅通过土壤自身养分和作物凋落物作为氮素来源，造成土壤全氮和DON质量分数最低，同时土壤微生物以氮素为活动底物，导致不施肥土壤微生物氮也处在最低水平^[40]. PON被认为是处于活性和缓效氮组分之间的中间体，土壤MBN和DON均由PON经微生物分解转化后形成^[41]. 本研究中OM处理和JZ处理的PON质量分数均显著高于CK处理，与前人结果^[42]相似. 其原因可能是在有机氮积累过程中，有机肥主要进入颗粒态氮库. 且颗粒有机氮最初的来源为植物残体，酒糟灰渣等有机物料加速了植物根茬的分解，从而导致了土壤中PON质量分数的增加^{[12, 41]}. DON和MBN虽然在土壤中的占比较小，但却是活性有机氮库的重要组分，其质量分数的轻微变化就可引起土壤氮素循环过程及土壤供氮能力的改变^[43]. 本研究结果显示，JZ处理DON和MBN的增幅小于单施化肥处理. 这与宋震震等^[12]的研究结果相反. 分析其原因，一方面可能是试验区本身土壤氮素质量分数比较高，而有机碳相对较少，因此酒糟灰渣等外源有机物料施入后，微生物代谢对碳的敏感性高于对氮素的敏感性^[44]. 另一方面，可以由冗余分析结果(图 5)看到，S-NAG活性对土壤DON及MBN的解释度有统计学意义，且该两种氮组分与S-NAG活性呈显著正相关，本研究中JZ处理S-NAG活性与对照差异无统计学意义，从而影响土壤氮素组分向MBN和DON转化.

土壤中有机氮向无机氮组分的转化是供给作物生长所需氮素的关键过程. 土壤矿质氮是作物摄入氮素的主要形式，其在土壤中累积量的高低代表着土壤氮素供应能力的强弱^[45]. 本研究各处理土壤硝态氮质量分数均具有先增加后减少再增加的趋势(图 3)，究其原因，首先施用氮肥补充土壤氮库后会在短期内显著提高土壤矿质氮质量分数^[46]，且施肥后花椒根系迅速伸展，增大土壤孔隙度，增强了土壤水分的下渗能力，土壤中微生物活性得到提高，进而促进了硝化作用，导致土壤矿质氮质量分数显著提高^[47]. 随时间推移，花椒生长吸收导致土壤硝态氮质量分数下降，地表落叶覆盖促进矿化作用，土壤温度进一步升高，微生物活动加强，硝化作用剧烈导致硝态氮质量分数增加^[48]. 相较CK处理，SF处理和JZ处理矿质氮质量分数提高最为显著. 一方面是由于SF处理和JZ处理显著提高了土壤全氮质量分数，从而增加了微生物反应的底物，促进了有机态氮向矿质氮的转化. 另一方面，土壤硝化菌对pH值变化敏感，最适pH值范围为8.0~8.4^[49]. 石灰和酒糟灰渣的施用提高了土壤pH值，改善了土壤结构，有利于硝化细菌的活动和增殖. 郎晓峰等^[50]研究中采用化肥混施中药渣等有机物料进行田间试验，使土壤微生物活性增强，显著促进了土壤矿质氮的转化；潘金华等^[51]以植烟旱地红壤为研究对象，施用硅藻土等无机碱性改良剂，提高土壤pH值的同时显著促进土壤氮矿化及硝化作用.

土壤酶作为土壤肥力及土壤生物活性的重要来源物质，在土壤物质循环和能量转化中起着重要作用，其活性可以反映土壤中各种生物化学反应的方向和强度^[52-53]. 本研究表明，施用不同改良剂对土壤酶活性影响显著. 对于S-CL和S-POD的总体趋势是施用改良剂处理高于对照处理，这与前人研究结果一致^{[41, 54]}. S-CL和S-POD都参与土壤腐殖质及纤维素的降解过程^[55]. 本研究中JZ处理的S-CL及S-POD都显著高于其他处理(表 3)，这与周吉祥^[15]施用甲壳素等改良剂对沙质潮土的改良过程中试验结果相似. 其原因可能是酒糟灰渣等有机改良剂向土壤中输入了大量含有碳氮元素的有机物质，改善了土壤环境，刺激了微生物活动. 另外，可以看到化肥SF处理的S-CL和S-POD活性都仅次于就JZ处理，处于较高水平(表 3). 其原因可能是石灰和酒糟灰渣都为碱性的改良物料，施入土壤后提高了土壤pH值，而土壤pH值是S-CL和S-POD活性的主要影响因子^[56]，施用改良剂降低土壤酸度后两种酶活性与土壤pH值均呈显著负相关关系. S-NAG与氮循环密切相关，它主要被认为是一种甲壳素降解酶，其活性可以表征土壤氮素状况^[57]. 本研究发现，JZ处理相较施用其他改良剂处理S-NAG活性提高效果并不显著(表 3). 其原因可能在于，单施化肥没有引入外部碳源，而施用改良剂处理不仅补充了土壤氮库，也增加了土壤中的含碳化合物. 酒糟基生物质灰渣等有机物料在腐解过程中首先进行的是含碳化合物的分解，只有当有机物种的碳氮比值降低到一定程度时，蛋白质等其他含氮化合物才矿化. 另外，S-NAG是氮素转化中重要的水解酶. Sinsabaugh等^[56]在全球尺度对来自40个生态系统的土壤酶活性数据进行meta分析，发现所测定的酶活性都与土壤pH值相关. 大多数水解酶活性最适pH≈5，施用碱性改良剂后，土壤酸碱度趋于中性，超过了水解酶最适pH值范围，从而导致相较于F处理和CK处理的酸性土壤，S-NAG活性涨幅较小. 同样地，施用有机肥虽然为土壤引入外部碳源并与微生物竞争微生物氮素分解底物，但由于有机肥处理的土壤pH值低于酒糟处理，所以其S-NAG活性高于JZ处理.

土壤有机氮组分与酶活性的相关性可间接反映土壤氮组分与微生物之间关系. 本研究结果表明，土壤酶活性与土壤氮组分显著相关(图 4，图 5). 这与石丽红等^[58]和陆宇明等^[59]的研究结果一致. 本研究中土壤酶活性与土壤氮组分的正相关关系因酶和氮组分类型而异，这是由于不同有机氮组分的物质组成与不同类型酶功能有所差异^[60]. S-CL和S-POD都与矿质氮(硝态氮、铵态氮)组分呈显著正相关关系(图 4)，这可能是因为S-CL和S-POD降解有机质后，更多的养分被释放到土壤中，增加了土壤微生物活动的底物，从而促进有机氮向矿质氮的转化，增加了土壤中硝态氮和铵态氮的质量分数. 这也可以解释图 5中，S-CL和S-POD对氮组分的解释量均有统计学意义. S-NAG作为本研究中对土壤氮组分解释量最高的酶，其活性显著影响微生物量氮和溶解性氮素的质量分数，这与Wang等^[61]研究一致. S-NAG降解有机质补充土壤氮库的同时，直接提高了土壤DON的质量分数，而DON作为植物有效性氮的重要来源，与土壤微生物、根系分泌物等均有密切关系^[44].

与对照相比，施用酒糟灰渣及施用石灰可显著提高土壤pH值；施用有机肥显著增加了土壤氮库存量；施用酒糟灰渣和施用有机肥土壤PON质量分数显著提高；单施化肥及施用有机肥使土壤MBN和DON质量分数显著提高；施用酒糟灰渣和石灰处理土壤矿质氮质量分数提高最为显著；施用改良剂处理均提高了土壤胞外酶活性，其中施用酒糟灰渣+化肥处理S-CL和S-POD活性最高；单施化肥处理和有机肥+化肥处理的S-NAG活性提高较显著；冗余分析表明，胞外酶活性对活性氮组分解释率均有统计学意义，S-NAG活性对土壤氮组分解释率最高.

综上所述，酸性紫色土壤施用石灰、酒糟灰渣及有机肥中和土壤酸度效果最显著，同时可以提高土壤胞外酶活性，促进土壤氮组分的积累和活化，是酸性紫色土改良及养分管理的有效措施.