外源鈣添加對(duì)有機(jī)物料改良濱海鹽堿土固碳潛力的影響*

史文竹 孫 禧 邵旭升 熱由索姆 王艮梅 張煥朝 項(xiàng) 劍

（南京林業(yè)大學(xué)南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心 南京林業(yè)大學(xué)林學(xué)院 南京 210037）

自第一次工業(yè)革命以來(lái)，人類活動(dòng)導(dǎo)致大氣CO2濃度顯著增加，當(dāng)前已達(dá)200萬(wàn)年來(lái)的最高值，引起的溫室效應(yīng)嚴(yán)重威脅人類經(jīng)濟(jì)社會(huì)可持續(xù)發(fā)展（IPCC, 2021）。陸地生態(tài)系統(tǒng)高強(qiáng)度的CO2排放與溫室效應(yīng)息息相關(guān)（Tanget al., 2021）。Deng等（2017）研究認(rèn)為增加陸地生態(tài)系統(tǒng)中的碳儲(chǔ)存量是緩解溫室效應(yīng)的潛在對(duì)策。土壤作為陸地生態(tài)系統(tǒng)最大的碳儲(chǔ)存庫(kù)（Lugatoet al., 2021），其1 m深度的碳儲(chǔ)存量約為2 500 Gt C，包括1 550 Gt的土壤有機(jī)碳（soil organic carbon, SOC）和950 Gt的土壤無(wú)機(jī)碳（soil inorganic carbon, SIC）（Lal, 2004）。據(jù)報(bào)道，全球鹽堿土面積達(dá)9.5億hm2（張建鋒等, 2005），在發(fā)揮生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)和調(diào)節(jié)氣候變化方面發(fā)揮著重要作用（Rezapouret al., 2017）。濱海鹽堿土作為一種重要土壤類型，在全球土壤碳循環(huán)中起著重要作用。相較其他類型土壤，濱海鹽堿土有機(jī)質(zhì)匱乏、初級(jí)生產(chǎn)力低下（張倩等, 2019），有著極大固碳潛力。因此，研究濱海鹽堿土壤碳循環(huán)對(duì)增加陸地生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)存、減少溫室氣體排放有重大意義。

目前，關(guān)于濱海鹽堿土的改良措施包括物理、化學(xué)、水利和生物等四大措施（殷厚民等, 2017）。其中，施用有機(jī)物料改良鹽堿土是有效的措施之一。添加有機(jī)物料能迅速有效地限制土壤鹽分、提升地力，近年來(lái)已成為鹽堿土改良的研究熱點(diǎn)（劉國(guó)輝等, 2023）。生物炭、秸稈和有機(jī)肥3種有機(jī)物料由于來(lái)源廣泛、易于獲取且成本低廉，目前被逐步應(yīng)用于濱海鹽堿土改良（劉國(guó)輝等，2023；趙維彬等，2023；王睿彤等，2012）。土壤有機(jī)碳庫(kù)大小取決于SOC增加和損失的平衡（Rahmanet al., 2017）。有機(jī)物料在改善鹽堿土理化性質(zhì)的同時(shí)能促進(jìn)土壤有機(jī)碳積累，增加SOC含量；但外源碳的施用往往會(huì)刺激土壤CO2的產(chǎn)生和排放，增加SOC損失（何甜甜等, 2021）。因此，有機(jī)物料改良鹽堿土對(duì)土壤碳庫(kù)的影響及其固碳效益，是亟待研究的問(wèn)題之一。

一直以來(lái)，人類向大氣排放的CO2仍有相當(dāng)一部分去向不甚明確，故有研究推測(cè)未知碳匯存在的可能性較大（王效科等, 2002）。以往研究認(rèn)為，土壤無(wú)機(jī)碳庫(kù)基本是一個(gè)“死庫(kù)”（李彥等, 2016），主要由碳酸鹽（CaCO3等）、土壤溶液中的CO32-、HCO3-和土壤空氣中的CO2等組成。然而，鹽生荒漠土壤的CO2負(fù)通量報(bào)道，證實(shí)了土壤無(wú)機(jī)碳庫(kù)有可能作為未知碳匯參與全球碳循環(huán)（Hastingset al., 2005; Wohlfahrtet al., 2008; Xieet al., 2009）。有研究證實(shí)，干旱氣候帶的鹽堿土壤能以無(wú)機(jī)形式吸收大氣CO2（Liet al.,2015）。與干旱地帶鹽堿土相似，濱海鹽堿土因其較高的pH值和鹽度也可能存在CO2的無(wú)機(jī)吸收過(guò)程（王筱彤, 2019; 蘇培璽, 2022）。Taillardat等（2018）在越南濱海濕地的研究發(fā)現(xiàn)，一部分缺失的碳匯可通過(guò)孔隙水排放和潮汐交換過(guò)程以溶解性無(wú)機(jī)碳（DIC）形式從紅樹林濕地轉(zhuǎn)移到海洋，說(shuō)明濱海濕地鹽堿土壤可能有CO2無(wú)機(jī)吸收過(guò)程的存在。

研究表明，玄武巖礦粉可促進(jìn)土壤對(duì)大氣CO2的無(wú)機(jī)封存（Kellandet al., 2020）。玄武巖能快速風(fēng)化，主要成分為硅酸鈣，風(fēng)化釋放的Ca2+可與大氣中CO2反應(yīng)形成無(wú)機(jī)碳，從而減少大氣CO2濃度（Beerlinget al., 2020; Kantolaet al., 2017）。此外，土壤無(wú)機(jī)碳形成的過(guò)程、速率和數(shù)量受土壤中眾多因素調(diào)控（Ferdushet al., 2021）。當(dāng)土壤呈堿性且存在過(guò)剩的Ca2+等陽(yáng)離子時(shí)，形成的DIC則可能會(huì)與Ca2+反應(yīng)析出碳酸鹽礦物并直接沉淀在土壤中（Zamanianet al.,2016）。目前，對(duì)施用玄武巖或硅酸鈣封存大氣CO2的研究大多針對(duì)酸性或中性的農(nóng)田土壤，而濱海鹽堿土一方面具有較高pH值，可能存在無(wú)機(jī)吸收CO2的過(guò)程，另一方面地理位置獨(dú)特，雨水和海浪帶來(lái)豐富的Ca2+，能為CO2封存創(chuàng)造條件（Carmiet al., 2019）?；诖耍P者推測(cè)濱海鹽堿土施用硅酸鈣后可能具有更高的無(wú)機(jī)碳封存量，這可能會(huì)對(duì)有機(jī)物料改良濱海鹽堿土過(guò)程中的固碳效益產(chǎn)生積極作用。本研究以江蘇鹽城濱海鹽堿土為對(duì)象，選擇玉米秸稈生物炭+雞糞和水稻秸稈+雞糞2種有機(jī)物料組合進(jìn)行添加，以硅酸鈣和氫氧化鈣作為外源鈣（氫氧化鈣用于探究較高pH值下的外源鈣施用），探究外源鈣添加下的土壤CO2排放、有機(jī)碳和無(wú)機(jī)碳含量的變化規(guī)律，為濱海鹽堿土改良利用與固碳潛力提升提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試土壤采自江蘇耐鹽樹種種質(zhì)資源圃，地處亞熱帶與暖濕帶的過(guò)渡帶，年均氣溫14.1 ℃，常年降水量1 042.2 mm，年均日照2 238.9 h。采用S型采樣法采集表層（0～20 cm）土壤，將土壤充分混勻后于室溫下風(fēng)干磨細(xì)去除殘茬，過(guò)2 mm孔徑篩保存?zhèn)溆?。試?yàn)所用生物炭為玉米秸稈生物炭，雞糞為商品有機(jī)肥，秸稈為收獲后的水稻秸稈。供試土壤和有機(jī)物料的基本理化性質(zhì)如表1所示。

表1 供試土壤和有機(jī)物料的基本理化性質(zhì)Tab. 1 Properties of the tested soil and organic materials

1.2 培養(yǎng)方法

培養(yǎng)試驗(yàn)有機(jī)物料組合為：生物炭+雞糞施用類型（BM），秸稈+雞糞施用類型（SM）。以氫氧化鈣和硅酸鈣作為鈣源，按照等鈣量原則，分別設(shè)置：不同用量硅酸鈣的處理（Ca1、Ca2），不同用量氫氧化鈣的處理（Ca3、Ca4），施用硅酸鈣和氫氧化鈣的處理（Ca5），并以不施用任何硅酸鈣和氫氧化鈣的處理（CK）為對(duì)照，每個(gè)處理3重復(fù)，硅酸鈣和氫氧化鈣的具體用量見(jiàn)表2。

表2 不同處理硅酸鈣和氫氧化鈣用量①Tab. 2 Dosage of CaSiO3 and Ca(OH)2 for different treatments

試驗(yàn)開(kāi)始前每個(gè)處理稱取風(fēng)干土100 g（烘干質(zhì)量）于250 mL廣口瓶中（每種處理設(shè)置3個(gè)250 ml廣口瓶），按照含碳量2.15 g·kg-1的標(biāo)準(zhǔn)（依據(jù)采樣地秸稈全量還田量）分別添加秸稈+雞糞和生物炭+雞糞至土壤中。然后，按照各處理的設(shè)置加入硅酸鈣和氫氧化鈣，充分混勻后加入去離子水，水分含量調(diào)節(jié)為70%田間持水量，用保鮮膜封口，在保鮮膜上扎3～4個(gè)小孔利于通氣。將廣口瓶置于25 ℃下避光培養(yǎng)30天，每隔3天對(duì)樣品進(jìn)行補(bǔ)水，以補(bǔ)充因蒸發(fā)而引起的水分損失。

1.3 CO2排放通量的測(cè)定

分別于培養(yǎng)后的第1、3、7、11、15、22、30天測(cè)定CO2排放通量。采用島津GC-2014B氣相色譜儀測(cè)定CO2濃度。CO2排放通量測(cè)定時(shí)將培養(yǎng)瓶的保鮮膜換成硅膠塞形成密閉環(huán)境，隨后從培養(yǎng)瓶中抽取1 mL氣體以測(cè)定CO2濃度。密封培養(yǎng)3h后進(jìn)行第2次測(cè)定。

通過(guò)當(dāng)天2次測(cè)定的CO2濃度差值與間隔時(shí)間計(jì)算各處理的CO2排放通量，公式如下：

式中：F為CO2排放通量(mg·kg-1h-1)，ρ是標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下CO2的密度（g·L-1），dC為兩次測(cè)定的CO2濃度差(10-6)，dt為兩次測(cè)氣之間的間隔時(shí)間(h)，V代表培養(yǎng)瓶的有效體積(mL)，T表示培養(yǎng)溫度(℃)，W為土壤樣品質(zhì)量(kg)。

CO2累計(jì)排放量的計(jì)算公式為：

式中：M為CO2累計(jì)排放量(mg·kg-1)，F(xiàn)為CO2排放通量(mg·kg-1h-1)，i表示測(cè)氣次數(shù)，t為間隔天數(shù)。

1.4 SOC、SIC變化量及碳固定量計(jì)算

SOC、SIC變化量及碳固定量的計(jì)算公式如下：

式中：SOC1和SIC1分別表示培養(yǎng)結(jié)束時(shí)的SOC和SIC含量，SOC0和SIC0分別表示培養(yǎng)開(kāi)始時(shí)的SOC和SIC含量，ΔSOC和ΔSIC分別表示試驗(yàn)期間SOC和SIC的變量，ΔC表示碳固定量，以上指標(biāo)單位均為g·kg-1。

1.5 其他指標(biāo)測(cè)定

土壤pH值測(cè)定采用水土比5∶1的電位法測(cè)定（測(cè)定鹽土pH值時(shí)水土比采用5∶1）；SOC采用高溫外加熱重鉻酸鉀氧化法測(cè)定；SIC采用氣量法測(cè)定。以上指標(biāo)測(cè)定具體步驟參考《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》（魯如坤, 2000），土壤可溶性有機(jī)碳（dissolved organic carbon, DOC）和可溶性無(wú)機(jī)碳（dissolved inorganic carbon, DIC）采用水浸提-有機(jī)碳分析儀法測(cè)定，儀器型號(hào)為德國(guó)Analytik Multi N/C 3100，其中DIC含量采用差減法計(jì)算，即由浸提液中總碳（total carbon, TC）含量減去總有機(jī)碳（total organic carbon, TOC）含量得出。

1.6 數(shù)據(jù)處理

原始數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2021整理和計(jì)算，數(shù)據(jù)表示為具有標(biāo)準(zhǔn)誤差的3次重復(fù)的平均值。采用SPSS 20對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，采用雙因素方差分析和最小顯著差異法（least significant difference, LSD）進(jìn)行不同處理間的多重比較。采用Origin 2023作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤基本理化性質(zhì)變化

培養(yǎng)后，有機(jī)物料和外源鈣的施用對(duì)土壤pH值均影響顯著，其中外源鈣的施用對(duì)pH值的影響達(dá)到了極顯著水平；但兩者配施對(duì)pH值的影響未達(dá)顯著水平（圖1a）。添加硅酸鈣和氫氧化鈣處理的土壤pH值為8.31～8.86，而BM和SM中CK處理分別為8.05和8.14。其中，生物炭+雞糞時(shí)，硅酸鈣處理的土壤pH值與CK間差異不明顯；氫氧化鈣處理的土壤pH值較CK顯著增加，以Ca4處理土壤pH值最高，為8.86。秸稈+雞糞時(shí)，所有鈣添加處理pH值均顯著高于CK；其中以Ca3、Ca4處理最高，顯著高于硅酸鈣處理土壤，分別為8.81和8.72。

圖1 不同處理的土壤理化性質(zhì)Fig. 1 Soil physicochemical properties under different treatments

培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，SOC含量受到有機(jī)物料和有機(jī)物料與外源鈣配施的顯著影響，外源鈣對(duì)其影響不明顯（圖1b）。不同有機(jī)物料組合下SOC含量分別為7.40～10.49 g·kg-1（BM）和6.49～8.69 g·kg-1（SM）。秸稈+雞糞配施的處理中，除Ca2處理外，所有外源鈣添加處理的SOC含量均高于CK處理，但并不顯著，Ca1處理SOC含量最高，為8.69 g·kg-1。有機(jī)物料為生物炭+雞糞時(shí)，SOC含量最低的是Ca1和Ca3處理，為7.39 g·kg-1和7.87 g·kg-1，顯著低于CK處理，其余處理SOC含量為9.42～10.49 g·kg-1，與CK處理差異均不明顯。

有機(jī)物料、外源鈣以及兩者配施均極顯著影響了培養(yǎng)后SIC含量（圖1c）。有機(jī)物料為秸稈+雞糞時(shí)各處理SIC含量明顯高于有機(jī)物料為生物炭+雞糞的各處理，其SIC含量分別為0.20～18.38 g·kg-1（SM）和0.56～10.40 g·kg-1（BM）。與CK相比，外源鈣添加處理的SIC含量均顯著增加。在秸稈+雞糞和生物炭+雞糞添加的情況下，不同外源鈣添加處理SIC含量呈相似的變化趨勢(shì)：硅酸鈣添加的Ca1和Ca2處理SIC含量較為接近，但均低于添加氫氧化碳處理的SIC含量；SIC含量最大的均為Ca4處理，分別達(dá)18.38 g·kg-1（SM）和10.40 g·kg-1（BM）。

培養(yǎng)后僅有機(jī)物料對(duì)土壤DOC含量有極顯著影響，其余因素的影響均不顯著（圖1d）。培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，生物炭+雞糞施用時(shí)土壤DOC含量為102.07～158.30 mg·kg-1，低于施用秸稈+雞糞時(shí)的152.24～183.86 mg·kg-1。生物炭+雞糞施用的各處理中，Ca5土壤DOC含量最高，為158.30 mg·kg-1，顯著高于其余處理。其余處理土壤DOC含量與CK處理之間差異不明顯。施用秸稈+雞糞的情況下，各處理的土壤DOC含量差異均不明顯。

有機(jī)物料、外源鈣及兩者配施均顯著影響培養(yǎng)后土壤DIC含量，其中有機(jī)物料對(duì)土壤DIC含量的影響達(dá)極顯著水平（圖1e）。培養(yǎng)后，生物炭+雞糞施用的土壤DIC含量（160.43～193.54 mg·kg-1）低于秸稈+雞糞施用的土壤DIC含量（182.07～236.48 mg·kg-1）。外源鈣的添加均降低了土壤DIC含量。有機(jī)物料為生物炭+雞糞時(shí)，Ca4處理土壤DIC含量為193.54 mg·kg-1，較CK高但差異不明顯。其余處理土壤DIC含量為160.43～178.38 mg·kg-1，較CK低但差異不顯著。施用秸稈+雞糞時(shí)，除Ca1處理，其余處理土壤DIC含量均低于CK處理。其中，Ca3、Ca4和Ca5處理土壤DIC含量為182.07～186.82 mg·kg-1，顯著低于CK處理。Ca2處理DIC含量為201.45 mg·kg-1，較CK處理低但差異不明顯。培養(yǎng)結(jié)束時(shí)外源鈣添加在大多數(shù)情況下導(dǎo)致了土壤DIC含量降低（圖1e）。

2.2 CO2累積排放總量變化

外源鈣以及有機(jī)物料和外源鈣配施對(duì)土壤CO2累積排放有極顯著影響（圖2）。培養(yǎng)期間，僅添加有機(jī)物料的CK處理CO2累積排放量分別為264.00 mg·kg-1（BM） 和566.65 mg·kg-1（SM），而添加不同用量硅酸鈣、氫氧化鈣的處理CO2累積排放量為-316.99～86.16 mg·kg-1，說(shuō)明硅酸鈣和氫氧化鈣不同程度地降低了CO2排放。有機(jī)物料類型不同，但各處理CO2累積排放的變化趨勢(shì)相似。施用硅酸鈣的Ca1、Ca2處理的CO2累積排放量較CK顯著降低。添加氫氧化鈣各處理的CO2累積排放量在僅施用硅酸鈣各處理的基礎(chǔ)上進(jìn)一步降低。Ca4處理在不同有機(jī)物料添加的情況下CO2累積排放量均為最低，分別為-123.96 mg·kg-1（BM）和-316.99 mg·kg-1（SM）。

2.3 碳固定量的變化

生物炭+雞糞和秸稈+雞糞的施用均會(huì)導(dǎo)致SOC的損失，施用生物炭+雞糞的大部分情況下SOC的損失較施用秸稈+雞糞時(shí)更低（圖3）。無(wú)外源鈣添加的情況下，秸稈+雞糞施用后的SOC損失量為7.16 g·kg-1，較生物炭+雞糞施用的損失量（4.11 g·kg-1）高74.11%。硅酸鈣和氫氧化鈣的添加一般不會(huì)顯著影響SOC損失量。

圖3 不同處理的土壤SOC、SIC變化量及碳固定量Fig. 3 Changes of SOC, SIC and soil carbon sequestration under different treatments

生物炭+雞糞或秸稈+雞糞施用情況下，CK處理SIC含量培養(yǎng)前后幾乎無(wú)變化，但因SOC的消耗導(dǎo)致了土壤總碳量的減少（圖3）。與此同時(shí)，硅酸鈣和氫氧化鈣的添加均顯著增加SIC含量（圖1b，圖3），從而彌補(bǔ)了有機(jī)物料施用所導(dǎo)致的SOC損失，多數(shù)處理不同程度地增加了土壤總碳量，促進(jìn)了土壤固碳潛力的提升。其中，添加氫氧化鈣處理的土壤碳固定量較硅酸鈣處理高；Ca4處理土壤碳固定量在不同有機(jī)物料施用的情況下均最高，分別為6.80 g·kg-1（BM）和12.19 g·kg-1（SM）。

2.4 碳固定量與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性分析

由圖4可知，碳固定量與土壤pH值和SIC之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.001），與土壤CO2排放之間呈現(xiàn)極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.001），說(shuō)明無(wú)機(jī)碳固定對(duì)濱海鹽堿土固碳有著重要的貢獻(xiàn)。土壤CO2排放與土壤pH值和SIC之間呈現(xiàn)極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.001），與土壤DIC呈顯著正相關(guān)（P＜0.01），SIC與土壤pH值之間呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)（P＜0.001），亦即有機(jī)物料的添加增加了濱海鹽堿土CO2排放，但隨著外源鈣的加入，其中相當(dāng)一部分CO2可能會(huì)以無(wú)機(jī)碳的形式固定到土壤中。

圖4 碳固定量與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性分析Fig. 4 Correlation analysis between carbon storage and soil physical and chemical properties

3 討論

3.1 有機(jī)物料和外源鈣添加對(duì)土壤CO2排放的影響

土壤中動(dòng)植物和微生物呼吸以及有機(jī)質(zhì)分解的過(guò)程被認(rèn)為是土壤CO2排放的主要來(lái)源，其中土壤原有有機(jī)質(zhì)的分解和外源有機(jī)質(zhì)的分解統(tǒng)稱為有機(jī)質(zhì)的礦化（李銀坤等, 2014）。本研究中，秸稈+雞糞添加土壤CO2累積排放較生物炭+雞糞添加的土壤的CO2累計(jì)排放更高。一方面添加秸稈會(huì)促進(jìn)土壤微生物的生長(zhǎng)和相關(guān)土壤酶活性的大幅增加，激發(fā)SOC的分解（曹彬彬等, 2020）；另一方面，相較秸稈而言，生物炭中惰性有機(jī)碳成分含量更高，易礦化分解的有機(jī)碳含量較低，且生物炭還可以吸附土壤中的酶和有機(jī)碳，阻礙土壤的礦化作用的進(jìn)行（徐敏等,2018）。因此，秸稈+雞糞添加的土壤CO2累計(jì)排放量相對(duì)更高。

同時(shí)，土壤中添加外源鈣時(shí)，其CO2排放量不同程度下降。曹彬彬等（2020）研究也發(fā)現(xiàn)，無(wú)論添加秸稈與否，碳酸鈣添加會(huì)使得土壤CO2排放量降低，最高降幅可達(dá)35%。硅酸鈣的添加同時(shí)也能顯著降低土壤呼吸強(qiáng)度（張昀等, 2012）。有研究指出，較高的pH值和Ca2+含量能夠抑制土壤CO2排放（Xieet al.,2009）。由于硅酸鈣較氫氧化鈣的pH值低，且水解產(chǎn)生的Ca2+少，故同等條件下，氫氧化鈣處理吸收的土壤CO2更多。與此同時(shí)，生物炭疏松多孔、比表面積大且表面具有豐富的官能團(tuán)，吸附土壤中陽(yáng)離子的能力強(qiáng)，能夠減少Ca2+在土壤溶液中的濃度（陳溫福等, 2013; 屈忠義等, 2016），弱化抑制土壤CO2排放的能力。因此，在不同有機(jī)物料施用情況下，外源鈣對(duì)土壤CO2排放的影響效果也不相同。

土壤DOC僅占SOC中很小的一部分，但卻是最活躍的組分，在土壤碳循環(huán)中扮演著重要的角色（Rosset al., 1996）。土壤CO2排放與土壤DOC含量呈顯著正相關(guān)（李彬彬等, 2018）。本研究中，外源鈣的添加對(duì)SOC礦化量影響并不明顯，且DOC與CO2累積排放量的相關(guān)性未達(dá)到顯著水平（圖4）。以上結(jié)果說(shuō)明硅酸鈣和氫氧化鈣并未直接抑制SOC的礦化，而是通過(guò)吸收SOC礦化產(chǎn)生的CO2達(dá)到增加土壤固碳量的效果。

3.2 有機(jī)物料和外源鈣添加對(duì)SOC的影響

有機(jī)物料的添加可以提升鹽堿土SOC含量，并形成大團(tuán)聚體以進(jìn)一步增加SOC的穩(wěn)定性（Liuet al.,2020；張?jiān)迈r等, 2022）。有機(jī)物料添加后SOC含量的減少可能與土壤有機(jī)碳的激發(fā)效應(yīng)有關(guān)。由于有機(jī)物料添加產(chǎn)生的激發(fā)效應(yīng)，促進(jìn)SOC的分解，若新加入的SOC無(wú)法抵消分解損失量（曹彬彬等, 2020），就會(huì)導(dǎo)致SOC的損失（圖3）?？梢杂梦⑸锏诰蚶碚摚╩icrobial N-mining）解釋，參與激發(fā)效應(yīng)的微生物主要可以分為2類：利用易分解有機(jī)碳快速生長(zhǎng)繁殖的R-策略微生物；利用難分解有機(jī)碳緩慢生長(zhǎng)的K-策略微生物（Fontaineet al., 2003）。本研究中土壤本底養(yǎng)分含量較低且未同時(shí)補(bǔ)充氮素等養(yǎng)分，此時(shí)K-策略微生物主導(dǎo)了激發(fā)效應(yīng)（Chenet al., 2014）。有機(jī)物料添加后，K-策略微生物被刺激，加速分解利用難分解的原SOC，導(dǎo)致原SOC礦化。

土壤理化性質(zhì)的差異極大地影響了外源鈣添加后SOC含量的變化（Yanet al., 2023）。相較pH值較低的酸性土壤，高pH值土壤中添加硅酸巖粉對(duì)SOC含量的影響不顯著（Ramezanianet al., 2013）。酸性土壤施用硅酸巖粉后pH值增加是加速SOC礦化、增加CO2的主要原因，其能夠通過(guò)緩解酸性環(huán)境和養(yǎng)分短缺促進(jìn)微生物的生長(zhǎng)繁殖，顯著促進(jìn)SOC礦化（Yanet al., 2023）。本研究土壤為濱海鹽堿土，本身具有較高的pH值，因此外源鈣的施用對(duì)SOC含量的影響不明顯（圖1）。

3.3 有機(jī)物料和外源鈣添加對(duì)土壤無(wú)機(jī)固碳的影響

土壤無(wú)機(jī)碳同化是指土壤將大氣或土壤CO2通過(guò)化學(xué)反應(yīng)生成SIC固定的過(guò)程，以無(wú)機(jī)固碳能力來(lái)衡量（蘇培璽等, 2018）。本研究中，與培養(yǎng)結(jié)束時(shí)較低的SOC含量相比，外源鈣的施用顯著增加了濱海鹽堿土無(wú)機(jī)碳含量，抵消了因SOC礦化而導(dǎo)致的碳損失，增加了土壤總碳量（圖3），這可能是因?yàn)闉I海鹽堿土的高pH值和外源鈣的輸入（Ferdushet al.,2021）。無(wú)機(jī)固碳能力與土壤pH值和鈣離子含量密切相關(guān)（Xieet al., 2009; 蘇培璽等, 2018）。相關(guān)性分析表明，SIC和碳固定量與土壤pH值存在顯著正相關(guān)（圖4）。濱海鹽堿土本身具有較高的堿度，外源鈣的添加使得土壤pH值和Ca2+含量進(jìn)一步增加，以上為SIC的產(chǎn)生提供豐富的物質(zhì)基礎(chǔ)，為土壤無(wú)機(jī)固碳創(chuàng)造了條件（蘇培璽等, 2018）。

本研究中，pH值與土壤CO2排放呈極顯著負(fù)相關(guān)（圖4），這是因?yàn)檩^高pH值利于CO2的溶解。當(dāng)CO2溶解時(shí)，反應(yīng)方向和反應(yīng)產(chǎn)物取決于環(huán)境pH值的范圍，隨著pH值增加，反應(yīng)向著消耗CO2的方向進(jìn)行，導(dǎo)致更多CO2溶解生成DIC（CO32-和HCO3-）（Yanget al., 2021）。與此同時(shí)，堿性土壤環(huán)境提升了CaCO3的成核速率，有利于其形成微小晶體（Maet al.,2010）。我國(guó)西北內(nèi)陸鹽堿土相當(dāng)一部分CO2被吸收后以DIC的形式存在于土壤中（Yanget al., 2021），而本研究結(jié)果卻顯示被吸收的CO2大多以不溶的SIC形式存在，兩者之間存在差異（圖1），其關(guān)鍵決定因素可能環(huán)境中是否存在足夠Ca2+。美國(guó)和冰島的學(xué)者向玄武巖中注入CO2后發(fā)現(xiàn)，短期內(nèi)玄武巖中產(chǎn)生了大量的碳酸鹽結(jié)核，固定了超過(guò)90%的注入碳（Mcgrailet al., 2017; Matteret al., 2016）。雖然濱海鹽堿土和玄武巖存在較大差異，但它們有相似的環(huán)境條件，即在具有足夠Ca2+的堿性環(huán)境下，碳酸鈣為以無(wú)機(jī)過(guò)程固定的CO2的最終存在形式。

Ca2+的來(lái)源對(duì)土壤無(wú)機(jī)固碳過(guò)程的影響顯著。來(lái)自成土碳酸鹽的Ca2+對(duì)大氣CO2的吸收和儲(chǔ)存沒(méi)有幫助。與濱海鹽堿土相比，我國(guó)北方內(nèi)陸堿化鹽堿土富含碳酸鹽，碳酸鈣是其重要的膠結(jié)物質(zhì)（陶漉等, 2021）。在富含碳酸鈣的石灰性土壤上可能會(huì)發(fā)生碳酸鹽溶解-再沉淀反應(yīng)（Mongeret al., 2015）:

此過(guò)程中，CaCO3被溶解并產(chǎn)生Ca2+和HCO3-，隨后重新沉淀為CaCO3。北方干旱環(huán)境中這種碳酸鈣的溶解-再沉淀過(guò)程僅沿著土壤剖面重新分布無(wú)機(jī)碳，不會(huì)封存大氣中的碳。因?yàn)?，Ca2+來(lái)源于土壤中原先存在的CaCO3，在其溶解過(guò)程中消耗的CO2會(huì)在CaCO3再沉淀時(shí)釋放出來(lái)（Mongeret al., 2015; Laudicinaet al., 2021）。來(lái)自非碳酸鹽礦物原位風(fēng)化的Ca2+或雨水和海浪中溶解的非碳酸鹽礦物Ca2+則能實(shí)現(xiàn)大氣CO2封存（Mongeret al., 2015）。然而在潮濕氣候的土壤中，CaCO3溶解產(chǎn)生的Ca2+和2HCO3-不會(huì)保留在土壤中，而是通過(guò)淋溶等過(guò)程被輸送到地下水或海洋中實(shí)現(xiàn)大氣CO2封存。例如，在我國(guó)喀斯特地貌地區(qū)，碳酸鈣的溶解能夠每年封存12 Tg的碳（Yanet al., 2011）。類似地，在濱海地區(qū)，此過(guò)程也能夠?qū)Υ髿釩O2封存產(chǎn)生一定貢獻(xiàn)。

此外，土壤CO2排放源的活性在土壤無(wú)機(jī)碳匯的形成過(guò)程中至關(guān)重要，這意味著微生物在土壤無(wú)機(jī)固碳中扮演重要角色（Zhouet al., 2023）。高CO2排放將導(dǎo)致土壤溶液與大氣間氣體分壓差增大，空氣中的CO2將不斷被泵入土壤并溶解產(chǎn)生更多的DIC，DIC含量增加有助于SIC的產(chǎn)生（Yanget al., 2021）。本研究的結(jié)果部分支持了這一觀點(diǎn)：CO2排放與DIC含量呈極顯著正相關(guān)，而DIC含量與SIC含量之間相關(guān)性并不顯著（圖4）。這是因?yàn)?，SIC的產(chǎn)生并不僅受DIC含量的調(diào)控，Ca2+含量、土壤pH值等均有可能影響這一反應(yīng)的進(jìn)行。

結(jié)合以上內(nèi)容，外源鈣添加后濱海鹽堿土固碳可有以下2個(gè)過(guò)程。

1） CO2溶解階段。大氣或土壤中的CO2與土壤中的水相遇，溶解于土壤溶液中，反應(yīng)產(chǎn)生碳酸等，化學(xué)反應(yīng)式為：

2） HCO3-與Ca2+反應(yīng)階段。碳酸不穩(wěn)定，分解形成的HCO3-與土壤溶液中的Ca2+反應(yīng)，產(chǎn)生碳酸鈣沉淀，化學(xué)反應(yīng)式為：

隨著HCO3-的逐漸反應(yīng)和消耗，土壤和空氣間的氣體分壓差增大，使得CO2的溶解無(wú)法到達(dá)飽和，促進(jìn)其不斷溶解和持續(xù)反應(yīng)，進(jìn)一步增大土壤無(wú)機(jī)碳固定（Wanget al., 2018）。

短期室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)中外源鈣的添加促進(jìn)有機(jī)物料改良過(guò)程中濱海鹽堿土無(wú)機(jī)固碳這一現(xiàn)象是毫無(wú)疑問(wèn)的，然而此現(xiàn)象的長(zhǎng)效穩(wěn)定與否還不甚明確。一方面，依據(jù)上述反應(yīng)，外源鈣添加后濱海鹽堿土固碳這一過(guò)程，尤其是反應(yīng)第2階段依賴Ca2+的參與。隨著培養(yǎng)的進(jìn)行，Ca2+的逐漸消耗可能會(huì)導(dǎo)致無(wú)機(jī)固碳作用逐漸減弱。另一方面，土壤產(chǎn)生和排放CO2的速率取決于SOC的分解速率。有機(jī)物料添加后SOC的分解可分為快速和慢速2大階段：培養(yǎng)初期，土壤微生物在適宜的水分和充足的養(yǎng)分環(huán)境下迅速分解利用有機(jī)物料中易分解成分，排放大量CO2；易分解成分消耗殆盡后，微生物開(kāi)始利用木質(zhì)素、多酚等難分解組分，導(dǎo)致培養(yǎng)后期的土壤CO2趨于穩(wěn)定并轉(zhuǎn)入慢速階段（李彬彬等，2018；周際海等，2018）。長(zhǎng)期的固碳效益取決于CO2無(wú)機(jī)固定速率和排放速率之間的平衡，需要未來(lái)的研究界定。與此同時(shí)，除聚焦于長(zhǎng)期效益的探究外，今后的研究還應(yīng)關(guān)注在野外自然條件下的效果及不同碳庫(kù)的動(dòng)態(tài)變化。

4 結(jié)論

1） 秸稈+雞糞施用的土壤CO2累積排放量較生物炭+雞糞施用時(shí)高，但外源鈣的添加均能夠顯著降低土壤CO2累積排放量，且氫氧化鈣處理的CO2減排效果更好。

2） 有機(jī)物料的施用會(huì)導(dǎo)致土壤SOC的損失，外源鈣添加不會(huì)顯著影響SOC礦化但會(huì)顯著增加土壤SIC含量，從而彌補(bǔ)有機(jī)物料添加所促進(jìn)的SOC損失，增加土壤總碳量，實(shí)現(xiàn)土壤固碳的目的，適當(dāng)增加氫氧化鈣的添加量一定程度上可提高濱海鹽堿土的固碳量。

3） 硅酸鈣和氫氧化鈣的添加并未直接抑制有機(jī)碳的礦化，減排作用主要是通過(guò)增加吸收礦化產(chǎn)生的CO2，并轉(zhuǎn)化為碳酸鈣的形式而固定。