胡立煌，史文竹，項 劍，王艮梅，張煥朝

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

鹽堿土是在各種自然環(huán)境及人為活動因素的綜合作用下，鹽類直接參與土壤形成過程，并以鹽(堿)化過程為主導(dǎo)作用而形成的土壤[1]。我國鹽堿土總面積約為9.9×107hm2，其中濱海鹽堿土占比近40%[2]。受氣候變化和人為活動的影響，濱海鹽堿土退化嚴(yán)重，已成為制約我國生態(tài)環(huán)境建設(shè)和經(jīng)濟發(fā)展的突出問題[3]。因此，如何有效地解決鹽堿地改良問題，使其成為能夠被利用的土地資源，成為目前的研究熱點之一。有機物料添加作為一種經(jīng)濟有效的措施在鹽堿土改良中占有十分重要的地位。研究表明秸稈還田能有效降低濱海鹽土全鹽含量和pH值，增加土壤有機質(zhì)含量、土壤微生物數(shù)量和酶活性[4]。糞肥能直接為植物提供營養(yǎng)，其含有大量的酸性物質(zhì)，施入鹽堿土后能明顯降低土壤pH值，且糞肥還能提高土壤膠體的吸鹽能力，從而降低土壤有效鹽分的比例[5]。近年來，生物炭在鹽堿土改良中發(fā)揮著越來越重要的作用，因其具有多孔結(jié)構(gòu)，且比表面積大，用作土壤調(diào)理劑可降低土壤容重[6]，改善土壤與孔隙結(jié)構(gòu)[7]，提高土壤通透性[8]。并且其對離子交換吸附的能力能將鹽堿土中的Na+代換出來，增加Na+淋洗量，從而降低土壤鹽分[9]。因此，利用有機物料進行鹽堿土改良，不僅能將農(nóng)業(yè)固體廢棄物資源化，而且能增加土壤養(yǎng)分和有機質(zhì)含量，改善土壤結(jié)構(gòu)，提升土壤肥力[10]。

氮是植物生長發(fā)育必不可少的大量營養(yǎng)元素，而鹽堿土因其養(yǎng)分貧瘠，在綜合改良利用的同時往往需要投入大量氮肥。研究表明，過量的氮肥易造成氧化亞氮(N2O)排放量增加、水體富營養(yǎng)化及硝酸鹽大量淋溶進入地下水等環(huán)境污染問題[11]。有機物料添加會影響氮轉(zhuǎn)化，從而對氮利用效率及其環(huán)境效應(yīng)產(chǎn)生重要影響。一方面，有機物料會增加土壤微生物數(shù)量和活性，提高微生物利用礦質(zhì)態(tài)氮的能力，使得更多的硝態(tài)氮和銨態(tài)氮被暫時性地固定下來，減少了硝化底物的濃度，從而抑制土壤硝化作用[12]。同時，土壤鹽分含量、pH值等的變化也會影響鹽堿土無機氮轉(zhuǎn)化。研究表明，當(dāng)土壤鹽分含量低于17.00‰時，隨著鹽分含量的升高，土壤硝化作用逐漸增強，使得硝態(tài)氮含量增加，銨態(tài)氮含量不斷降低[13]；但較高的鹽分會抑制鹽堿土中脲酶的水解速率，土壤硝化速率隨著鹽分的增加而降低，而反硝化速率則逐步升高[14]。此外，隨鹽堿土pH值的升高，土壤凈氮礦化速率逐步降低，土壤銨態(tài)氮含量呈下降趨勢，但土壤硝化作用增強，硝態(tài)氮含量呈增加趨勢[15]。

綜上所述，有機物料在改良鹽堿土鹽分和pH值等的同時也會影響土壤氮的轉(zhuǎn)化，但其影響效果因有機物料類型的不同而不同。為探究濱海鹽堿土改良中適宜的有機物料及不同有機物料的生態(tài)環(huán)境效益，筆者以江蘇濱海鹽堿土為對象，通過室內(nèi)培養(yǎng)試驗研究單施氮肥和氮肥配施不同有機物料對濱海鹽堿土氮轉(zhuǎn)化的影響，從土壤環(huán)境健康的角度評價不同有機物料對鹽堿土改良的綜合效益，以期為鹽堿土改良利用的綜合生態(tài)效應(yīng)評估和可持續(xù)發(fā)展提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自江蘇省大豐沿海農(nóng)業(yè)科技示范園(32°59′40″ N, 120°49′43″ E)，該地屬于亞熱帶與暖濕帶的過渡地帶，年平均氣溫14.1 ℃，年無霜期213 d，年降水量1 042.2 mm，年均日照時數(shù)2 238.9 h，土壤質(zhì)地為海相沉積物發(fā)育而成的砂質(zhì)壤土，全鹽量和pH值分別為1.80‰和8.92。于2019年4月在示范園內(nèi)油菜與田菁輪作地 (約2 000 m2)采集表層土壤(0～20 cm)，采用“S”型采樣法采集土樣，每次采集10個點的混合土壤樣品，共采集10次。將土壤充分混勻后于室溫下風(fēng)干磨細去除殘茬，過2 mm孔徑篩保存?zhèn)溆?，土壤理化性質(zhì)測定結(jié)果見表1。

表1 供試土壤及有機物料的基本理化性質(zhì)

試驗所用生物炭為水稻秸稈生物炭，購自湖北金日生態(tài)能源股份有限公司，w(有機碳)為55.10%，w(全氮)為1.12%，pH值為9.96，C/N比為49.2。試驗所用雞糞為商品有機肥，購自東臺田娘有機肥料股份有限公司，雞糞w(有機碳)為20.20%，w(全氮)為1.36%，pH值為6.8，C/N比為14.9。試驗所用秸稈為當(dāng)?shù)厮臼斋@后的新鮮秸稈地上部分，秸稈w(有機碳)為40.20%，w(全氮)為0.72%，pH值為7.2，C/N比為55.8。將秸稈、雞糞、生物炭于80 ℃下烘干12 h[16]，粉碎過1 mm孔徑篩備用。

1.2 培養(yǎng)方法

試驗共設(shè)置7個處理：不施氮肥的對照處理(CK)，單施氮肥處理(N)，氮肥配施生物炭處理(N+B)，氮肥配施雞糞處理(N+M)，氮肥配施秸稈處理(N+S)，氮肥配施生物碳和雞糞處理(N+BM)，氮肥配施秸稈和雞糞處理(N+SM)，每個處理18個重復(fù)。試驗開始前，稱取相當(dāng)于烘干土質(zhì)量100 g的風(fēng)干土于250 mL廣口瓶中，加入去離子水使水分含量達到70%田間持水量，25 ℃預(yù)培養(yǎng)7 d以激活土壤微生物。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，分別將生物炭、雞糞、秸稈按照6 000 kg·hm-2(2.15 g·kg-1，以C計)加入土壤中(添加量以秸稈全量還田計算)，其中N+BM和N+SM處理中的有機物料為每種施用3 000 kg·hm-2(以C計)，充分混勻后加入硫酸銨溶液，使土壤w(銨態(tài)氮)達150 mg·kg-1，CK處理加入等量去離子水，同時調(diào)節(jié)水分含量為80%田間持水量，用保鮮膜封口，并扎3～4個小孔以利于通氣，將廣口瓶至于25 ℃下黑暗培養(yǎng)60 d。每隔3 d對樣品補水，以補充因蒸發(fā)而引起的水分損失。于培養(yǎng)后1、5、10、20、40、60 d分別隨機選取3瓶土樣用于測定土壤無機氮含量，將瓶內(nèi)土壤取出，充分混勻后稱取10 g相當(dāng)于烘干土的土壤于浸提瓶內(nèi)，加入50 mL 2 mol·L-1KCl溶液，振蕩(220 r·min-1)1 h后離心(3 000 r·min-1)10 min，離心半徑為15.6 cm，過濾后濾液用于測定 NH4+-N、NO3--N濃度。

1.3 分析方法

土壤pH值采用V(水)∶m(土)=5∶1的電位法測定；土壤有機碳含量采用重鉻酸鉀外加熱法測定；土壤全氮含量采用凱氏定氮法測定；田間持水量采用內(nèi)室環(huán)刀法測定；NH4+-N含量采用靛酚藍比色法測定；NO3--含量N采用紫外分光光度法測定[16-17]。

1.4 數(shù)據(jù)處理

凈硝化速率(N)、凈氮礦化量(M)和凈氮礦化速率(S)計算公式為

N=(Ct-C1)/(t-t1)，

(1)

M=Gt-G1，

(2)

S=M/(t-t1)。

(3)

式(1)～(3)中，N為凈硝化速率，mg·kg-1·d-1(以NO3--N計)；Ct和C1分別為培養(yǎng)第t天和第1天時 NO3--N的含量，mg·kg-1；M為凈氮礦化量，mg·kg-1(以N計)；Gt和G1分別為培養(yǎng)第t天和1天時NH4+-N與NO3--N含量之和，mg·kg-1；S為凈氮礦化速率，mg·kg-1·d-1；t為培養(yǎng)天數(shù)，d；t1為第1天。

以上計算方法參照李平等[16]和李光敏等[18]，所有數(shù)據(jù)均為3次重復(fù)的平均值。采用 Origin 2018軟件作圖，SPSS 13.0 軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，采用單因素方差分析和最小顯著差異法 (LSD)進行不同處理之間的多重比較，分析不同有機物料處理在α=0.05和α=0.01水平下的差異顯著性。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤中銨態(tài)氮含量的動態(tài)變化

不同處理土壤中銨態(tài)氮含量的動態(tài)變化如圖1所示。

N+B—氮肥配施生物炭處理；N+S—氮肥配施秸稈處理；N+M—氮肥配施雞糞處理；N+BM—氮肥配施生物炭和雞糞處理；N+SM—氮肥配施秸稈和雞糞處理；N—單施氮肥處理；CK—對照處理。

整個培養(yǎng)期間，土壤銨態(tài)氮含量均表現(xiàn)為隨時間而逐漸下降的變化規(guī)律。培養(yǎng)后期各處理土壤w(銨態(tài)氮)較起始時減少53.20%～80.12%，N+B、N+S、N+M、N+BM、N+SM、N和CK處理分別為42.24、24.12、16.01、24.01、24.68、22.79和14.48 mg·kg-1。培養(yǎng)結(jié)束時，除了N+M處理土壤銨態(tài)氮含量與CK處理無明差異之外，其余各施肥處理土壤銨態(tài)氮含量均顯著高于CK處理(P<0.05)。此外，就施肥處理而言，N+B處理土壤銨態(tài)氮含量顯著高于N處理(P<0.01)，而N+M處理則顯著低于N處理(P<0.01)，其余各處理間無顯著差異。

2.2 土壤中硝態(tài)氮含量的動態(tài)變化

試驗中各處理土壤硝態(tài)氮含量的變化如圖2所示。土壤硝態(tài)氮含量在前20 d內(nèi)均迅速上升，然后上升速度逐漸緩慢。在培養(yǎng)結(jié)束時各處理土壤硝態(tài)氮含量與CK處理相比均極顯著增加(P<0.01)。培養(yǎng)結(jié)束時，CK處理的土壤w(硝態(tài)氮)為19.20 mg·kg-1，而N、N+B、N+SM和N+M處理則分別高達89.87、67.61、99.15和111.73 mg·kg-1。N+B、N+M、N+SM處理土壤硝態(tài)氮平均含量與N處理差異極顯著(P<0.01)，而N+S和N+BM處理與N處理相比則無顯著差異。試驗期間各處理土壤硝態(tài)氮平均含量的大小規(guī)律表現(xiàn)為N+M處理> N+SM處理> N處理> N+B處理> CK處理。

N+B—氮肥配施生物炭處理；N+S—氮肥配施秸稈處理；N+M—氮肥配施雞糞處理；N+BM—氮肥配施生物炭和雞糞處理；N+SM—氮肥配施秸稈和雞糞處理；N—單施氮肥處理；CK—對照處理。

2.3 不同施肥處理土壤的硝化速率

不同施肥處理對土壤硝化作用的影響非常顯著(圖3)。與CK處理相比，施用氮肥顯著提高了土壤的硝化速率，培養(yǎng)60 d后N處理的平均硝化速率為1.33 mg·kg-1·d-1，是CK處理的8.87倍，差異極顯著(P<0.01)。在施用氮肥的基礎(chǔ)上添加雞糞會進一步促進硝化作用，N+M處理的土壤平均硝化速率為1.75 mg·kg-1·d-1，分別是CK和N處理的11.67和1.32倍；N+SM處理的土壤平均硝化速率為1.48 mg·kg-1·d-1，分別是CK和N處理的9.87和1.11倍。與N處理相比，N+S和N+BM處理的土壤硝化速率均無明顯差異；但N+B處理則會降低土壤的硝化速率，其硝化速率(1.00 mg·kg-1·d-1)比N處理下降了24.81%。

N+B—氮肥配施生物炭處理；N+S—氮肥配施秸稈處理；N+M—氮肥配施雞糞處理；N+BM—氮肥配施生物炭和雞糞處理；N+SM—氮肥配施秸稈和雞糞處理；N—單施氮肥處理；CK—對照處理。直方柱上方英文小寫字母不同表示各處理間凈硝化速率差異顯著(P<0.05)。

2.4 土壤凈礦化氮量和NH4+-N/NO3--N比的動態(tài)變化

試驗期間各處理土壤凈礦化氮量均隨著時間逐漸增加，NH4+-N/NO3--N比在培養(yǎng)開始后迅速下降，隨后緩慢下降并趨于穩(wěn)定(圖4)。與N處理相比，N+B處理顯著降低土壤凈礦化氮量(P<0.05)，并提高NH4+-N/NO3--N比，表明生物炭能抑制土壤有機氮的礦化、延緩銨態(tài)氮的硝化，減少土壤有機氮的損失。N+M和N+SM處理凈礦化氮量顯著高于N處理(P<0.05)，表明雞糞、秸稈加雞糞能促進土壤有機礦化氮和銨態(tài)氮硝化，增加土壤有機氮的損失。N+S、N+BM處理凈礦化氮量和NH4+-N/NO3--N比與N處理無顯著差異。

2.5 培養(yǎng)結(jié)束時不同處理的氮凈礦化速率和NH4+-N/NO3--N比

由圖5可知，培養(yǎng)期間N+M和N+SM處理的平均氮礦化速率均顯著高于N處理；而N+B處理的平均氮礦化速率顯著低于N處理；N+S和N+BM處理的平均氮礦化速率與N處理則無明顯差異。由此可見，生物炭能抑制土壤氮礦化作用，而雞糞則能促進土壤氮礦化作用。至培養(yǎng)結(jié)束時(60 d)，N+B、CK、N+BM、N+S、N+SM、N和N+M處理NH4+-N/NO3--N比分別為1.05、0.75、0.42、0.40、0.40、0.39和0.22。與CK處理相比，N+B處理顯著提高了NH4+-N/NO3--N比值，而其他施肥處理NH4+-N/NO3--N比值均顯著降低(P<0.05，圖5)。就施肥處理的NH4+-N/NO3--N比而言，N+B處理顯著高于N處理，N+M處理則顯著低于N處理(P<0.05)，其他處理與N處理相比無明顯差異。另外，N+B與N+M處理的NH4+-N/NO3--N比差異極顯著(P<0.01)。這表明生物炭的施用能夠維持較高水平的銨態(tài)氮含量，抑制土壤硝化作用；而雞糞的施用會促進土壤硝化作用，產(chǎn)生較多的硝態(tài)氮。

圖4 不同處理土壤凈礦化氮與NH4+-N/NO3--N比的動態(tài)變化

N+B—氮肥配施生物炭處理；N+S—氮肥配施秸稈處理；N+M—氮肥配施雞糞處理；N+BM—氮肥配施生物炭和雞糞處理；N+SM—氮肥配施秸稈和雞糞處理；N—單施氮肥處理；CK—對照處理。同一幅圖中直方柱上方英文小寫字母不同表示各處理間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

3 討論

3.1 雞糞、秸稈對土壤氮礦化和硝化作用的影響

土壤氮的礦化作用是以土壤微生物特別是土壤異養(yǎng)微生物為主導(dǎo)，將土壤有機氮轉(zhuǎn)化為可供植物吸收利用的無機氮的過程。當(dāng)向土壤中施用無機氮肥或有機物料時，會改變土壤的C/N比，使土壤氮礦化/同化過程的強度和時間發(fā)生重大變化，進而影響土壤無機氮的動態(tài)變化[19]。該研究中無論是雞糞還是氮肥均顯著提高濱海鹽堿土的凈礦化速率，這是由于外加碳、氮的激發(fā)效應(yīng)能促進土壤的礦化[20]，特別是銨態(tài)氮肥的施用可以增加微生物異養(yǎng)硝化作用需要的銨態(tài)氮，減少微生物固持的銨態(tài)氮量，從而激發(fā)硝化微生物活性，增加其氮礦化量，提高礦化速率[21]。另一方面，有機糞肥中含有大量易分解的有機碳、氮、磷等物質(zhì)，且在其分解礦化的過程中還會釋放出一部分水溶性有機碳，為微生物提供最直接的碳源，同時氮肥的配施為土壤微生物提供了充足的氮，促進了土壤微生物的快速繁殖[22]，進而增強了土壤原有氮的礦化作用。此外，有機糞肥本身在分解過程中因礦化作用產(chǎn)生大量礦質(zhì)態(tài)氮，也是其增強土壤氮礦化作用的一個重要原因[23]。

土壤硝化作用是NH4+-N在微生物參與下轉(zhuǎn)化為NO3--N的過程，施用氮肥和有機物料會改變土壤微生物的數(shù)量和活性，從而影響土壤硝化作用。研究表明，施用氮肥尤其是銨態(tài)氮肥對土壤硝化作用具有促進效應(yīng)[24]。這與該研究的結(jié)果一致：銨態(tài)氮肥的添加促進了土壤硝化作用，且添加不同有機物料對土壤硝化作用的影響存在著明顯差異。N+M處理在培養(yǎng)結(jié)束時與N處理相比銨態(tài)氮含量顯著降低，硝態(tài)氮含量顯著提高，平均硝化速率顯著上升，氮肥與有機糞肥配施會進一步促進土壤硝化作用，這與張曉賀[25]在鹽堿土上的研究結(jié)果一致。堿性土壤中參與硝化作用的微生物主要是氨氧化細菌(AOB)，有機糞肥施用顯著提升土壤AOB種群豐富度和豐度，并改變其群落結(jié)構(gòu)[26]。此外，硝化細菌等微生物數(shù)量及其種類的改變也會隨著有機肥的施用不斷增強，進而不斷提升土壤硝化作用強度[27]。

目前，關(guān)于氮肥配施秸稈對土壤硝化作用影響的報道較多，但結(jié)論不一。添加秸稈會導(dǎo)致黑土及紫色土氮的凈同化[28]，而范曉輝等[29]在紅壤和潮土、李貴桐等[30]在堿性土上的研究發(fā)現(xiàn)秸稈還田促進了土壤有機氮的礦化作用。因為C/N比與有機氮的礦化作用密切相關(guān)，添加秸稈對土壤礦化作用表現(xiàn)為凈礦化還是凈同化主要取決于所添加秸稈的C/N比。一般認為，當(dāng)有機物料C/N比大于30時，礦質(zhì)氮的生物固持作用大于有機氮的礦化作用，表現(xiàn)為礦質(zhì)氮的凈同化；而當(dāng)有機物料C/N小于20時，微生物不需要額外的礦質(zhì)氮，有機氮的礦化速率大于礦質(zhì)氮的生物同化速率，從而表現(xiàn)為凈礦化[31]。然而，該研究中N+S處理對土壤礦化作用無明顯影響，這可能是由于秸稈添加量較低，對土壤鹽堿度的影響有限，還不足以明顯影響土壤礦化作用。另一方面，秸稈增加了微生物對黑土無機氮的固持作用，使其轉(zhuǎn)化為微生物體氮，從而抑制了硝化作用[16]。但是，范曉暉等[29]研究發(fā)現(xiàn)，秸稈配施無機肥促進了南方紅壤和華北潮土的硝化作用，從而提高土壤礦質(zhì)氮含量。該研究中N+S處理對土壤硝化作用無明顯影響，這可能是由于秸稈添加量較低，導(dǎo)致秸稈作用被弱化。同時，添加秸稈對土壤硝化作用的影響還與土壤類型、pH值、秸稈種類以及土壤溫度和土壤含水率有關(guān)[32]。

3.2 生物炭對土壤氮礦化和硝化作用的影響

生物炭作為土壤添加劑用于濱海濕地鹽堿土改良，不僅能夠吸附土壤中的游離NH3、NH4+和NO3-[33]，減少無機N的損失，還可以改善土壤的理化性質(zhì)(如保水性、pH值、CEC等)和微生物群落結(jié)構(gòu)，進而影響土壤生態(tài)系統(tǒng)中N的轉(zhuǎn)化[34]，對土壤N的生物地球化學(xué)循環(huán)過程產(chǎn)生影響。該研究中生物炭對土壤硝化作用的影響與有機肥截然相反，生物炭通過固持銨態(tài)氮、降低硝化過程中的有效底物顯著抑制硝化作用。SUN等[35]研究表明，小麥秸稈生物炭會抑制濱海鹽堿土的硝化作用，使土壤中銨態(tài)氮含量增加22.9%～45.7%，硝態(tài)氮含量降低3.8%～13.0%。張瑤[36]對內(nèi)蒙古河套地區(qū)鹽堿土的改良試驗中也發(fā)現(xiàn)生物炭的類似效果。SHI等[37]通過培養(yǎng)試驗發(fā)現(xiàn)，生物炭兼具抑制酸性土壤硝化和再酸化的雙重效果。盡管如此，何飛飛等[38]研究卻發(fā)現(xiàn)，生物炭提高了酸性菜地土壤最大硝化速率，降低達到最大硝化速率的時間和最大硝化潛勢。綜上所述，生物炭對堿性土壤的硝化作用具抑制作用，而對酸性土壤的硝化作用影響尚不明確。有研究指出，隨著pH值的增加，土壤硝化作用變強[13]。一般而言，生物炭呈堿性反應(yīng)，加入土壤后會提高土壤的pH值，這可能是生物炭能提高酸性土壤最大硝化速率的重要原因之一。此外，生物炭的添加會吸附土壤銨態(tài)氮、降低氨氧化細菌種群數(shù)量，從而抑制酸性土壤硝化作用[39]。該研究中添加生物炭后土壤硝化作用明顯減弱，可能是因為生物炭對銨態(tài)氮的吸附作用和對微生物活性的綜合影響，從而降低了硝化底物的含量，同時也降低了氨氧化微生物的豐度和活性，進而抑制土壤硝化作用，降低氮肥添加后鹽堿土的硝化強度。

另一方面，生物炭因其自身的特性而難以在短期內(nèi)被礦化利用[40]，但仍能影響土壤生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部及外部物質(zhì)循環(huán)。該研究中生物炭對土壤氮礦化產(chǎn)生明顯的抑制作用。這與LUO等[41]對黃河三角洲濱海土壤有機氮礦化的影響研究結(jié)果一致，生物炭的添加顯著降低了土壤凈氮累積礦化量，抑制了土壤有機氮的礦化；而蘆葦秸稈增強了土壤礦質(zhì)氮的生物固持作用。土壤氮的礦化與氮的供應(yīng)密切相關(guān)[42]，土壤氮礦化速率與土壤總氮含量呈正相關(guān)關(guān)系，總氮含量高的土壤通常具有較高的礦化速率[43]。生物炭添加后土壤銨態(tài)氮的固持明顯增強，導(dǎo)致土壤硝化微生物可利用的底物濃度較低，降低了土壤硝化作用，從而抑制了土壤礦化作用[44]。

值得注意的是，濱海鹽堿土全氮含量普遍較低，土壤反硝化底物相對不足，而土壤硝化作用增強會使得NO3--N含量增加，從而為反硝化作用提供充足的底物。研究表明，貧氮系統(tǒng)中土壤硝化-反硝化的耦合作用機制能夠促進土壤NO3--N反硝化還原成N2O排放到大氣中[45]，從而顯著降低土壤無機氮尤其是NO3--N含量，使得土壤硝化速率降低。同時，鹽堿土較高的pH值和鹽分含量有利于氨揮發(fā)，MANDAL等[46]研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤pH值超過8時，羥基離子的增加使得土壤氨揮發(fā)量較高。因此，濱海鹽堿土有機物料改良實踐過程中N2O的排放和氨揮發(fā)也不應(yīng)被忽視。

4 結(jié)論

添加不同有機物料對濱海鹽堿土氮硝化作用和礦化作用均具有顯著影響。施用氮肥后土壤氮硝化和礦化作用顯著增強；而配施雞糞會進一步促進土壤氮硝化和礦化作用，生物炭則抑制了施氮后土壤氮的硝化作用和礦化作用。在濱海鹽堿土的改良利用中，添加雞糞增加了土壤無機氮含量，且以硝態(tài)氮為主，盡管提供了更多的植物可利用氮，卻增加了硝酸鹽環(huán)境污染的風(fēng)險；添加生物炭能夠固持較多的銨態(tài)氮，從而抑制土壤氮硝化作用，降低硝酸鹽淋失的環(huán)境污染風(fēng)險，減少土壤氮的損失。因此，從土壤氮素轉(zhuǎn)化的角度來看，生物炭配合有機糞肥施用是濱海鹽堿土改良的一種較為有效的環(huán)境友好型措施。