外源鈣添加對有機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 劍

（南京林業(yè)大學南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心 南京林業(yè)大學林學院 南京 210037）

自第一次工業(yè)革命以來，人類活動導致大氣CO2濃度顯著增加，當前已達200萬年來的最高值，引起的溫室效應嚴重威脅人類經(jīng)濟社會可持續(xù)發(fā)展（IPCC, 2021）。陸地生態(tài)系統(tǒng)高強度的CO2排放與溫室效應息息相關(guān)（Tanget al., 2021）。Deng等（2017）研究認為增加陸地生態(tài)系統(tǒng)中的碳儲存量是緩解溫室效應的潛在對策。土壤作為陸地生態(tài)系統(tǒng)最大的碳儲存庫（Lugatoet al., 2021），其1 m深度的碳儲存量約為2 500 Gt C，包括1 550 Gt的土壤有機碳（soil organic carbon, SOC）和950 Gt的土壤無機碳（soil inorganic carbon, SIC）（Lal, 2004）。據(jù)報道，全球鹽堿土面積達9.5億hm2（張建鋒等, 2005），在發(fā)揮生態(tài)系統(tǒng)服務和調(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，濱海鹽堿土有機質(zhì)匱乏、初級生產(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)對增加陸地生態(tài)系統(tǒng)碳儲存、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、水利和生物等四大措施（殷厚民等, 2017）。其中，施用有機物料改良鹽堿土是有效的措施之一。添加有機物料能迅速有效地限制土壤鹽分、提升地力，近年來已成為鹽堿土改良的研究熱點（劉國輝等, 2023）。生物炭、秸稈和有機肥3種有機物料由于來源廣泛、易于獲取且成本低廉，目前被逐步應用于濱海鹽堿土改良（劉國輝等，2023；趙維彬等，2023；王睿彤等，2012）。土壤有機碳庫大小取決于SOC增加和損失的平衡（Rahmanet al., 2017）。有機物料在改善鹽堿土理化性質(zhì)的同時能促進土壤有機碳積累，增加SOC含量；但外源碳的施用往往會刺激土壤CO2的產(chǎn)生和排放，增加SOC損失（何甜甜等, 2021）。因此，有機物料改良鹽堿土對土壤碳庫的影響及其固碳效益，是亟待研究的問題之一。

一直以來，人類向大氣排放的CO2仍有相當一部分去向不甚明確，故有研究推測未知碳匯存在的可能性較大（王效科等, 2002）。以往研究認為，土壤無機碳庫基本是一個“死庫”（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負通量報道，證實了土壤無機碳庫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，干旱氣候帶的鹽堿土壤能以無機形式吸收大氣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的無機吸收過程（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孔隙水排放和潮汐交換過程以溶解性無機碳（DIC）形式從紅樹林濕地轉(zhuǎn)移到海洋，說明濱海濕地鹽堿土壤可能有CO2無機吸收過程的存在。

研究表明，玄武巖礦粉可促進土壤對大氣CO2的無機封存（Kellandet al., 2020）。玄武巖能快速風化，主要成分為硅酸鈣，風化釋放的Ca2+可與大氣中CO2反應形成無機碳，從而減少大氣CO2濃度（Beerlinget al., 2020; Kantolaet al., 2017）。此外，土壤無機碳形成的過程、速率和數(shù)量受土壤中眾多因素調(diào)控（Ferdushet al., 2021）。當土壤呈堿性且存在過剩的Ca2+等陽離子時，形成的DIC則可能會與Ca2+反應析出碳酸鹽礦物并直接沉淀在土壤中（Zamanianet al.,2016）。目前，對施用玄武巖或硅酸鈣封存大氣CO2的研究大多針對酸性或中性的農(nóng)田土壤，而濱海鹽堿土一方面具有較高pH值，可能存在無機吸收CO2的過程，另一方面地理位置獨特，雨水和海浪帶來豐富的Ca2+，能為CO2封存創(chuàng)造條件（Carmiet al., 2019）?；诖?，筆者推測濱海鹽堿土施用硅酸鈣后可能具有更高的無機碳封存量，這可能會對有機物料改良濱海鹽堿土過程中的固碳效益產(chǎn)生積極作用。本研究以江蘇鹽城濱海鹽堿土為對象，選擇玉米秸稈生物炭+雞糞和水稻秸稈+雞糞2種有機物料組合進行添加，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、有機碳和無機碳含量的變化規(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干磨細去除殘茬，過2 mm孔徑篩保存?zhèn)溆?。試驗所用生物炭為玉米秸稈生物炭，雞糞為商品有機肥，秸稈為收獲后的水稻秸稈。供試土壤和有機物料的基本理化性質(zhì)如表1所示。

表1 供試土壤和有機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)試驗有機物料組合為：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）為對照，每個處理3重復，硅酸鈣和氫氧化鈣的具體用量見表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

試驗開始前每個處理稱取風干土100 g（烘干質(zhì)量）于250 mL廣口瓶中（每種處理設(shè)置3個250 ml廣口瓶），按照含碳量2.15 g·kg-1的標準（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天對樣品進行補水，以補充因蒸發(fā)而引起的水分損失。

1.3 CO2排放通量的測定

分別于培養(yǎng)后的第1、3、7、11、15、22、30天測定CO2排放通量。采用島津GC-2014B氣相色譜儀測定CO2濃度。CO2排放通量測定時將培養(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氣體以測定CO2濃度。密封培養(yǎng)3h后進行第2次測定。

通過當天2次測定的CO2濃度差值與間隔時間計算各處理的CO2排放通量，公式如下：

式中：F為CO2排放通量(mg·kg-1h-1)，ρ是標準狀態(tài)下CO2的密度（g·L-1），dC為兩次測定的CO2濃度差(10-6)，dt為兩次測氣之間的間隔時間(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累計排放量的計算公式為：

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

1.4 SOC、SIC變化量及碳固定量計算

SOC、SIC變化量及碳固定量的計算公式如下：

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

1.5 其他指標測定

土壤pH值測定采用水土比5∶1的電位法測定（測定鹽土pH值時水土比采用5∶1）；SOC采用高溫外加熱重鉻酸鉀氧化法測定；SIC采用氣量法測定。以上指標測定具體步驟參考《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》（魯如坤, 2000），土壤可溶性有機碳（dissolved organic carbon, DOC）和可溶性無機碳（dissolved inorganic carbon, DIC）采用水浸提-有機碳分析儀法測定，儀器型號為德國Analytik Multi N/C 3100，其中DIC含量采用差減法計算，即由浸提液中總碳（total carbon, TC）含量減去總有機碳（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整理和計算，數(shù)據(jù)表示為具有標準誤差的3次重復的平均值。采用SPSS 20對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，采用雙因素方差分析和最小顯著差異法（least significant difference, LSD）進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，有機物料和外源鈣的施用對土壤pH值均影響顯著，其中外源鈣的施用對pH值的影響達到了極顯著水平；但兩者配施對pH值的影響未達顯著水平（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，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，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，SOC含量受到有機物料和有機物料與外源鈣配施的顯著影響，外源鈣對其影響不明顯（圖1b）。不同有機物料組合下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。有機物料為生物炭+雞糞時，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）。有機物料為秸稈+雞糞時各處理SIC含量明顯高于有機物料為生物炭+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：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18.38 g·kg-1（SM）和10.40 g·kg-1（BM）。

培養(yǎng)后僅有機物料對土壤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，生物炭+雞糞施用時土壤DOC含量為102.07～158.30 mg·kg-1，低于施用秸稈+雞糞時的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，其中有機物料對土壤DIC含量的影響達極顯著水平（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。有機物料為生物炭+雞糞時，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，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)束時外源鈣添加在大多數(shù)情況下導致了土壤DIC含量降低（圖1e）。

2.2 CO2累積排放總量變化

外源鈣以及有機物料和外源鈣配施對土壤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，說明硅酸鈣和氫氧化鈣不同程度地降低了CO2排放。有機物料類型不同，但各處理CO2累積排放的變化趨勢相似。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)上進一步降低。Ca4處理在不同有機物料添加的情況下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+雞糞的施用均會導致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+雞糞時更低（圖3）。無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)前后幾乎無變化，但因SOC的消耗導致了土壤總碳量的減少（圖3）。與此同時，硅酸鈣和氫氧化鈣的添加均顯著增加SIC含量（圖1b，圖3），從而彌補了有機物料施用所導致的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)極顯著負相關(guān)（P＜0.001），說明無機碳固定對濱海鹽堿土固碳有著重要的貢獻。土壤CO2排放與土壤pH值和SIC之間呈現(xiàn)極顯著負相關(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，其中相當一部分CO2可能會以無機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 有機物料和外源鈣添加對土壤CO2排放的影響

土壤中動植物和微生物呼吸以及有機質(zhì)分解的過程被認為是土壤CO2排放的主要來源，其中土壤原有有機質(zhì)的分解和外源有機質(zhì)的分解統(tǒng)稱為有機質(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累計排放更高。一方面添加秸稈會促進土壤微生物的生長和相關(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，生物炭中惰性有機碳成分含量更高，易礦化分解的有機碳含量較低，且生物炭還可以吸附土壤中的酶和有機碳，阻礙土壤的礦化作用的進行（徐敏等,2018）。因此，秸稈+雞糞添加的土壤CO2累計排放量相對更高。

同時，土壤中添加外源鈣時，其CO2排放量不同程度下降。曹彬彬等（2020）研究也發(fā)現(xiàn)，無論添加秸稈與否，碳酸鈣添加會使得土壤CO2排放量降低，最高降幅可達35%。硅酸鈣的添加同時也能顯著降低土壤呼吸強度（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，生物炭疏松多孔、比表面積大且表面具有豐富的官能團，吸附土壤中陽離子的能力強，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，在不同有機物料施用情況下，外源鈣對土壤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)性未達到顯著水平（圖4）。以上結(jié)果說明硅酸鈣和氫氧化鈣并未直接抑制SOC的礦化，而是通過吸收SOC礦化產(chǎn)生的CO2達到增加土壤固碳量的效果。

3.2 有機物料和外源鈣添加對SOC的影響

有機物料的添加可以提升鹽堿土SOC含量，并形成大團聚體以進一步增加SOC的穩(wěn)定性（Liuet al.,2020；張月鮮等, 2022）。有機物料添加后SOC含量的減少可能與土壤有機碳的激發(fā)效應有關(guān)。由于有機物料添加產(chǎn)生的激發(fā)效應，促進SOC的分解，若新加入的SOC無法抵消分解損失量（曹彬彬等, 2020），就會導致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)效應的微生物主要可以分為2類：利用易分解有機碳快速生長繁殖的R-策略微生物；利用難分解有機碳緩慢生長的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補充氮素等養(yǎng)分，此時K-策略微生物主導了激發(fā)效應（Chenet al., 2014）。有機物料添加后，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，其能夠通過緩解酸性環(huán)境和養(yǎng)分短缺促進微生物的生長繁殖，顯著促進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SOC含量的影響不明顯（圖1）。

3.3 有機物料和外源鈣添加對土壤無機固碳的影響

土壤無機碳同化是指土壤將大氣或土壤CO2通過化學反應生成SIC固定的過程，以無機固碳能力來衡量（蘇培璽等, 2018）。本研究中，與培養(yǎng)結(jié)束時較低的SOC含量相比，外源鈣的施用顯著增加了濱海鹽堿土無機碳含量，抵消了因SOC礦化而導致的碳損失，增加了土壤總碳量（圖3），這可能是因為濱海鹽堿土的高pH值和外源鈣的輸入（Ferdushet al.,2021）。無機固碳能力與土壤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)，為土壤無機固碳創(chuàng)造了條件（蘇培璽等, 2018）。

本研究中，pH值與土壤CO2排放呈極顯著負相關(guān)（圖4），這是因為較高pH值利于CO2的溶解。當CO2溶解時，反應方向和反應產(chǎn)物取決于環(huán)境pH值的范圍，隨著pH值增加，反應向著消耗CO2的方向進行，導致更多CO2溶解生成DIC（CO32-和HCO3-）（Yanget al., 2021）。與此同時，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）。我國西北內(nèi)陸鹽堿土相當一部分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+。美國和冰島的學者向玄武巖中注入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，碳酸鈣為以無機過程固定的CO2的最終存在形式。

Ca2+的來源對土壤無機固碳過程的影響顯著。來自成土碳酸鹽的Ca2+對大氣CO2的吸收和儲存沒有幫助。與濱海鹽堿土相比，我國北方內(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發(fā)生碳酸鹽溶解-再沉淀反應（Mongeret al., 2015）:

此過程中，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-再沉淀過程僅沿著土壤剖面重新分布無機碳，不會封存大氣中的碳。因為，Ca2+來源于土壤中原先存在的CaCO3，在其溶解過程中消耗的CO2會在CaCO3再沉淀時釋放出來（Mongeret al., 2015; Laudicinaet al., 2021）。來自非碳酸鹽礦物原位風化的Ca2+或雨水和海浪中溶解的非碳酸鹽礦物Ca2+則能實現(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-不會保留在土壤中，而是通過淋溶等過程被輸送到地下水或海洋中實現(xiàn)大氣CO2封存。例如，在我國喀斯特地貌地區(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)，此過程也能夠?qū)Υ髿釩O2封存產(chǎn)生一定貢獻。

此外，土壤CO2排放源的活性在土壤無機碳匯的形成過程中至關(guān)重要，這意味著微生物在土壤無機固碳中扮演重要角色（Zhouet al., 2023）。高CO2排放將導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：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）。這是因為，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的進行。

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個過程。

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，反應產(chǎn)生碳酸等，化學反應式為：

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

隨著HCO3-的逐漸反應和消耗，土壤和空氣間的氣體分壓差增大，使得CO2的溶解無法到達飽和，促進其不斷溶解和持續(xù)反應，進一步增大土壤無機碳固定（Wanget al., 2018）。

短期室內(nèi)培養(yǎng)試驗中外源鈣的添加促進有機物料改良過程中濱海鹽堿土無機固碳這一現(xiàn)象是毫無疑問的，然而此現(xiàn)象的長效穩(wěn)定與否還不甚明確。一方面，依據(jù)上述反應，外源鈣添加后濱海鹽堿土固碳這一過程，尤其是反應第2階段依賴Ca2+的參與。隨著培養(yǎng)的進行，Ca2+的逐漸消耗可能會導致無機固碳作用逐漸減弱。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，微生物開始利用木質(zhì)素、多酚等難分解組分，導致培養(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）。長期的固碳效益取決于CO2無機固定速率和排放速率之間的平衡，需要未來的研究界定。與此同時，除聚焦于長期效益的探究外，今后的研究還應關(guān)注在野外自然條件下的效果及不同碳庫的動態(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） 有機物料的施用會導致土壤SOC的損失，外源鈣添加不會顯著影響SOC礦化但會顯著增加土壤SIC含量，從而彌補有機物料添加所促進的SOC損失，增加土壤總碳量，實現(xiàn)土壤固碳的目的，適當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碳的礦化，減排作用主要是通過增加吸收礦化產(chǎn)生的CO2，并轉(zhuǎn)化為碳酸鈣的形式而固定。