外源钙添加对有机物料改良滨海盐碱土固碳潜力的影响*

史文竹 孙 禧 邵旭升 热由索姆 王艮梅 张焕朝 项 剑

（南京林业大学南方现代林业协同创新中心 南京林业大学林学院 南京 210037）

自第一次工业革命以来，人类活动导致大气CO2浓度显著增加，当前已达200万年来的最高值，引起的温室效应严重威胁人类经济社会可持续发展（IPCC, 2021）。陆地生态系统高强度的CO2排放与温室效应息息相关（Tanget al., 2021）。Deng等（2017）研究认为增加陆地生态系统中的碳储存量是缓解温室效应的潜在对策。土壤作为陆地生态系统最大的碳储存库（Lugatoet al., 2021），其1 m深度的碳储存量约为2 500 Gt C，包括1 550 Gt的土壤有机碳（soil organic carbon, SOC）和950 Gt的土壤无机碳（soil inorganic carbon, SIC）（Lal, 2004）。据报道，全球盐碱土面积达9.5亿hm2（张建锋等, 2005），在发挥生态系统服务和调节气候变化方面发挥着重要作用（Rezapouret al., 2017）。滨海盐碱土作为一种重要土壤类型，在全球土壤碳循环中起着重要作用。相较其他类型土壤，滨海盐碱土有机质匮乏、初级生产力低下（张倩等, 2019），有着极大固碳潜力。因此，研究滨海盐碱土壤碳循环对增加陆地生态系统碳储存、减少温室气体排放有重大意义。

目前，关于滨海盐碱土的改良措施包括物理、化学、水利和生物等四大措施（殷厚民等, 2017）。其中，施用有机物料改良盐碱土是有效的措施之一。添加有机物料能迅速有效地限制土壤盐分、提升地力，近年来已成为盐碱土改良的研究热点（刘国辉等, 2023）。生物炭、秸秆和有机肥3种有机物料由于来源广泛、易于获取且成本低廉，目前被逐步应用于滨海盐碱土改良（刘国辉等，2023；赵维彬等，2023；王睿彤等，2012）。土壤有机碳库大小取决于SOC增加和损失的平衡（Rahmanet al., 2017）。有机物料在改善盐碱土理化性质的同时能促进土壤有机碳积累，增加SOC含量；但外源碳的施用往往会刺激土壤CO2的产生和排放，增加SOC损失（何甜甜等, 2021）。因此，有机物料改良盐碱土对土壤碳库的影响及其固碳效益，是亟待研究的问题之一。

一直以来，人类向大气排放的CO2仍有相当一部分去向不甚明确，故有研究推测未知碳汇存在的可能性较大（王效科等, 2002）。以往研究认为，土壤无机碳库基本是一个“死库”（李彦等, 2016），主要由碳酸盐（CaCO3等）、土壤溶液中的CO32-、HCO3-和土壤空气中的CO2等组成。然而，盐生荒漠土壤的CO2负通量报道，证实了土壤无机碳库有可能作为未知碳汇参与全球碳循环（Hastingset al., 2005; Wohlfahrtet al., 2008; Xieet al., 2009）。有研究证实，干旱气候带的盐碱土壤能以无机形式吸收大气CO2（Liet al.,2015）。与干旱地带盐碱土相似，滨海盐碱土因其较高的pH值和盐度也可能存在CO2的无机吸收过程（王筱彤, 2019; 苏培玺, 2022）。Taillardat等（2018）在越南滨海湿地的研究发现，一部分缺失的碳汇可通过孔隙水排放和潮汐交换过程以溶解性无机碳（DIC）形式从红树林湿地转移到海洋，说明滨海湿地盐碱土壤可能有CO2无机吸收过程的存在。

研究表明，玄武岩矿粉可促进土壤对大气CO2的无机封存（Kellandet al., 2020）。玄武岩能快速风化，主要成分为硅酸钙，风化释放的Ca2+可与大气中CO2反应形成无机碳，从而减少大气CO2浓度（Beerlinget al., 2020; Kantolaet al., 2017）。此外，土壤无机碳形成的过程、速率和数量受土壤中众多因素调控（Ferdushet al., 2021）。当土壤呈碱性且存在过剩的Ca2+等阳离子时，形成的DIC则可能会与Ca2+反应析出碳酸盐矿物并直接沉淀在土壤中（Zamanianet al.,2016）。目前，对施用玄武岩或硅酸钙封存大气CO2的研究大多针对酸性或中性的农田土壤，而滨海盐碱土一方面具有较高pH值，可能存在无机吸收CO2的过程，另一方面地理位置独特，雨水和海浪带来丰富的Ca2+，能为CO2封存创造条件（Carmiet al., 2019）。基于此，笔者推测滨海盐碱土施用硅酸钙后可能具有更高的无机碳封存量，这可能会对有机物料改良滨海盐碱土过程中的固碳效益产生积极作用。本研究以江苏盐城滨海盐碱土为对象，选择玉米秸秆生物炭+鸡粪和水稻秸秆+鸡粪2种有机物料组合进行添加，以硅酸钙和氢氧化钙作为外源钙（氢氧化钙用于探究较高pH值下的外源钙施用），探究外源钙添加下的土壤CO2排放、有机碳和无机碳含量的变化规律，为滨海盐碱土改良利用与固碳潜力提升提供理论支撑。

1 材料与方法

1.1 试验材料

供试土壤采自江苏耐盐树种种质资源圃，地处亚热带与暖湿带的过渡带，年均气温14.1 ℃，常年降水量1 042.2 mm，年均日照2 238.9 h。采用S型采样法采集表层（0～20 cm）土壤，将土壤充分混匀后于室温下风干磨细去除残茬，过2 mm孔径筛保存备用。试验所用生物炭为玉米秸秆生物炭，鸡粪为商品有机肥，秸秆为收获后的水稻秸秆。供试土壤和有机物料的基本理化性质如表1所示。

表1 供试土壤和有机物料的基本理化性质Tab. 1 Properties of the tested soil and organic materials

1.2 培养方法

培养试验有机物料组合为：生物炭+鸡粪施用类型（BM），秸秆+鸡粪施用类型（SM）。以氢氧化钙和硅酸钙作为钙源，按照等钙量原则，分别设置：不同用量硅酸钙的处理（Ca1、Ca2），不同用量氢氧化钙的处理（Ca3、Ca4），施用硅酸钙和氢氧化钙的处理（Ca5），并以不施用任何硅酸钙和氢氧化钙的处理（CK）为对照，每个处理3重复，硅酸钙和氢氧化钙的具体用量见表2。

表2 不同处理硅酸钙和氢氧化钙用量①Tab. 2 Dosage of CaSiO3 and Ca(OH)2 for different treatments

试验开始前每个处理称取风干土100 g（烘干质量）于250 mL广口瓶中（每种处理设置3个250 ml广口瓶），按照含碳量2.15 g·kg-1的标准（依据采样地秸秆全量还田量）分别添加秸秆+鸡粪和生物炭+鸡粪至土壤中。然后，按照各处理的设置加入硅酸钙和氢氧化钙，充分混匀后加入去离子水，水分含量调节为70%田间持水量，用保鲜膜封口，在保鲜膜上扎3～4个小孔利于通气。将广口瓶置于25 ℃下避光培养30天，每隔3天对样品进行补水，以补充因蒸发而引起的水分损失。

1.3 CO2排放通量的测定

分别于培养后的第1、3、7、11、15、22、30天测定CO2排放通量。采用岛津GC-2014B气相色谱仪测定CO2浓度。CO2排放通量测定时将培养瓶的保鲜膜换成硅胶塞形成密闭环境，随后从培养瓶中抽取1 mL气体以测定CO2浓度。密封培养3h后进行第2次测定。

通过当天2次测定的CO2浓度差值与间隔时间计算各处理的CO2排放通量，公式如下：

式中：F为CO2排放通量(mg·kg-1h-1)，ρ是标准状态下CO2的密度（g·L-1），dC为两次测定的CO2浓度差(10-6)，dt为两次测气之间的间隔时间(h)，V代表培养瓶的有效体积(mL)，T表示培养温度(℃)，W为土壤样品质量(kg)。

CO2累计排放量的计算公式为：

式中：M为CO2累计排放量(mg·kg-1)，F为CO2排放通量(mg·kg-1h-1)，i表示测气次数，t为间隔天数。

1.4 SOC、SIC变化量及碳固定量计算

SOC、SIC变化量及碳固定量的计算公式如下：

式中：SOC1和SIC1分别表示培养结束时的SOC和SIC含量，SOC0和SIC0分别表示培养开始时的SOC和SIC含量，ΔSOC和ΔSIC分别表示试验期间SOC和SIC的变量，ΔC表示碳固定量，以上指标单位均为g·kg-1。

1.5 其他指标测定

土壤pH值测定采用水土比5∶1的电位法测定（测定盐土pH值时水土比采用5∶1）；SOC采用高温外加热重铬酸钾氧化法测定；SIC采用气量法测定。以上指标测定具体步骤参考《土壤农业化学分析方法》（鲁如坤, 2000），土壤可溶性有机碳（dissolved organic carbon, DOC）和可溶性无机碳（dissolved inorganic carbon, DIC）采用水浸提-有机碳分析仪法测定，仪器型号为德国Analytik Multi N/C 3100，其中DIC含量采用差减法计算，即由浸提液中总碳（total carbon, TC）含量减去总有机碳（total organic carbon, TOC）含量得出。

1.6 数据处理

原始数据采用Microsoft Excel 2021整理和计算，数据表示为具有标准误差的3次重复的平均值。采用SPSS 20对数据进行统计分析，采用双因素方差分析和最小显著差异法（least significant difference, LSD）进行不同处理间的多重比较。采用Origin 2023作图。

2 结果与分析

2.1 土壤基本理化性质变化

培养后，有机物料和外源钙的施用对土壤pH值均影响显著，其中外源钙的施用对pH值的影响达到了极显著水平；但两者配施对pH值的影响未达显著水平（图1a）。添加硅酸钙和氢氧化钙处理的土壤pH值为8.31～8.86，而BM和SM中CK处理分别为8.05和8.14。其中，生物炭+鸡粪时，硅酸钙处理的土壤pH值与CK间差异不明显；氢氧化钙处理的土壤pH值较CK显著增加，以Ca4处理土壤pH值最高，为8.86。秸秆+鸡粪时，所有钙添加处理pH值均显著高于CK；其中以Ca3、Ca4处理最高，显著高于硅酸钙处理土壤，分别为8.81和8.72。

图1 不同处理的土壤理化性质Fig. 1 Soil physicochemical properties under different treatments

培养结束时，SOC含量受到有机物料和有机物料与外源钙配施的显著影响，外源钙对其影响不明显（图1b）。不同有机物料组合下SOC含量分别为7.40～10.49 g·kg-1（BM）和6.49～8.69 g·kg-1（SM）。秸秆+鸡粪配施的处理中，除Ca2处理外，所有外源钙添加处理的SOC含量均高于CK处理，但并不显著，Ca1处理SOC含量最高，为8.69 g·kg-1。有机物料为生物炭+鸡粪时，SOC含量最低的是Ca1和Ca3处理，为7.39 g·kg-1和7.87 g·kg-1，显著低于CK处理，其余处理SOC含量为9.42～10.49 g·kg-1，与CK处理差异均不明显。

有机物料、外源钙以及两者配施均极显著影响了培养后SIC含量（图1c）。有机物料为秸秆+鸡粪时各处理SIC含量明显高于有机物料为生物炭+鸡粪的各处理，其SIC含量分别为0.20～18.38 g·kg-1（SM）和0.56～10.40 g·kg-1（BM）。与CK相比，外源钙添加处理的SIC含量均显著增加。在秸秆+鸡粪和生物炭+鸡粪添加的情况下，不同外源钙添加处理SIC含量呈相似的变化趋势：硅酸钙添加的Ca1和Ca2处理SIC含量较为接近，但均低于添加氢氧化碳处理的SIC含量；SIC含量最大的均为Ca4处理，分别达18.38 g·kg-1（SM）和10.40 g·kg-1（BM）。

培养后仅有机物料对土壤DOC含量有极显著影响，其余因素的影响均不显著（图1d）。培养结束时，生物炭+鸡粪施用时土壤DOC含量为102.07～158.30 mg·kg-1，低于施用秸秆+鸡粪时的152.24～183.86 mg·kg-1。生物炭+鸡粪施用的各处理中，Ca5土壤DOC含量最高，为158.30 mg·kg-1，显著高于其余处理。其余处理土壤DOC含量与CK处理之间差异不明显。施用秸秆+鸡粪的情况下，各处理的土壤DOC含量差异均不明显。

有机物料、外源钙及两者配施均显著影响培养后土壤DIC含量，其中有机物料对土壤DIC含量的影响达极显著水平（图1e）。培养后，生物炭+鸡粪施用的土壤DIC含量（160.43～193.54 mg·kg-1）低于秸秆+鸡粪施用的土壤DIC含量（182.07～236.48 mg·kg-1）。外源钙的添加均降低了土壤DIC含量。有机物料为生物炭+鸡粪时，Ca4处理土壤DIC含量为193.54 mg·kg-1，较CK高但差异不明显。其余处理土壤DIC含量为160.43～178.38 mg·kg-1，较CK低但差异不显著。施用秸秆+鸡粪时，除Ca1处理，其余处理土壤DIC含量均低于CK处理。其中，Ca3、Ca4和Ca5处理土壤DIC含量为182.07～186.82 mg·kg-1，显著低于CK处理。Ca2处理DIC含量为201.45 mg·kg-1，较CK处理低但差异不明显。培养结束时外源钙添加在大多数情况下导致了土壤DIC含量降低（图1e）。

2.2 CO2累积排放总量变化

外源钙以及有机物料和外源钙配施对土壤CO2累积排放有极显著影响（图2）。培养期间，仅添加有机物料的CK处理CO2累积排放量分别为264.00 mg·kg-1（BM） 和566.65 mg·kg-1（SM），而添加不同用量硅酸钙、氢氧化钙的处理CO2累积排放量为-316.99～86.16 mg·kg-1，说明硅酸钙和氢氧化钙不同程度地降低了CO2排放。有机物料类型不同，但各处理CO2累积排放的变化趋势相似。施用硅酸钙的Ca1、Ca2处理的CO2累积排放量较CK显著降低。添加氢氧化钙各处理的CO2累积排放量在仅施用硅酸钙各处理的基础上进一步降低。Ca4处理在不同有机物料添加的情况下CO2累积排放量均为最低，分别为-123.96 mg·kg-1（BM）和-316.99 mg·kg-1（SM）。

2.3 碳固定量的变化

生物炭+鸡粪和秸秆+鸡粪的施用均会导致SOC的损失，施用生物炭+鸡粪的大部分情况下SOC的损失较施用秸秆+鸡粪时更低（图3）。无外源钙添加的情况下，秸秆+鸡粪施用后的SOC损失量为7.16 g·kg-1，较生物炭+鸡粪施用的损失量（4.11 g·kg-1）高74.11%。硅酸钙和氢氧化钙的添加一般不会显著影响SOC损失量。

图3 不同处理的土壤SOC、SIC变化量及碳固定量Fig. 3 Changes of SOC, SIC and soil carbon sequestration under different treatments

生物炭+鸡粪或秸秆+鸡粪施用情况下，CK处理SIC含量培养前后几乎无变化，但因SOC的消耗导致了土壤总碳量的减少（图3）。与此同时，硅酸钙和氢氧化钙的添加均显著增加SIC含量（图1b，图3），从而弥补了有机物料施用所导致的SOC损失，多数处理不同程度地增加了土壤总碳量，促进了土壤固碳潜力的提升。其中，添加氢氧化钙处理的土壤碳固定量较硅酸钙处理高；Ca4处理土壤碳固定量在不同有机物料施用的情况下均最高，分别为6.80 g·kg-1（BM）和12.19 g·kg-1（SM）。

2.4 碳固定量与土壤理化性质的相关性分析

由图4可知，碳固定量与土壤pH值和SIC之间呈极显著正相关（P＜0.001），与土壤CO2排放之间呈现极显著负相关（P＜0.001），说明无机碳固定对滨海盐碱土固碳有着重要的贡献。土壤CO2排放与土壤pH值和SIC之间呈现极显著负相关（P＜0.001），与土壤DIC呈显著正相关（P＜0.01），SIC与土壤pH值之间呈现极显著正相关（P＜0.001），亦即有机物料的添加增加了滨海盐碱土CO2排放，但随着外源钙的加入，其中相当一部分CO2可能会以无机碳的形式固定到土壤中。

图4 碳固定量与土壤理化性质的相关性分析Fig. 4 Correlation analysis between carbon storage and soil physical and chemical properties

3 讨论

3.1 有机物料和外源钙添加对土壤CO2排放的影响

土壤中动植物和微生物呼吸以及有机质分解的过程被认为是土壤CO2排放的主要来源，其中土壤原有有机质的分解和外源有机质的分解统称为有机质的矿化（李银坤等, 2014）。本研究中，秸秆+鸡粪添加土壤CO2累积排放较生物炭+鸡粪添加的土壤的CO2累计排放更高。一方面添加秸秆会促进土壤微生物的生长和相关土壤酶活性的大幅增加，激发SOC的分解（曹彬彬等, 2020）；另一方面，相较秸秆而言，生物炭中惰性有机碳成分含量更高，易矿化分解的有机碳含量较低，且生物炭还可以吸附土壤中的酶和有机碳，阻碍土壤的矿化作用的进行（徐敏等,2018）。因此，秸秆+鸡粪添加的土壤CO2累计排放量相对更高。

同时，土壤中添加外源钙时，其CO2排放量不同程度下降。曹彬彬等（2020）研究也发现，无论添加秸秆与否，碳酸钙添加会使得土壤CO2排放量降低，最高降幅可达35%。硅酸钙的添加同时也能显著降低土壤呼吸强度（张昀等, 2012）。有研究指出，较高的pH值和Ca2+含量能够抑制土壤CO2排放（Xieet al.,2009）。由于硅酸钙较氢氧化钙的pH值低，且水解产生的Ca2+少，故同等条件下，氢氧化钙处理吸收的土壤CO2更多。与此同时，生物炭疏松多孔、比表面积大且表面具有丰富的官能团，吸附土壤中阳离子的能力强，能够减少Ca2+在土壤溶液中的浓度（陈温福等, 2013; 屈忠义等, 2016），弱化抑制土壤CO2排放的能力。因此，在不同有机物料施用情况下，外源钙对土壤CO2排放的影响效果也不相同。

土壤DOC仅占SOC中很小的一部分，但却是最活跃的组分，在土壤碳循环中扮演着重要的角色（Rosset al., 1996）。土壤CO2排放与土壤DOC含量呈显著正相关（李彬彬等, 2018）。本研究中，外源钙的添加对SOC矿化量影响并不明显，且DOC与CO2累积排放量的相关性未达到显著水平（图4）。以上结果说明硅酸钙和氢氧化钙并未直接抑制SOC的矿化，而是通过吸收SOC矿化产生的CO2达到增加土壤固碳量的效果。

3.2 有机物料和外源钙添加对SOC的影响

有机物料的添加可以提升盐碱土SOC含量，并形成大团聚体以进一步增加SOC的稳定性（Liuet al.,2020；张月鲜等, 2022）。有机物料添加后SOC含量的减少可能与土壤有机碳的激发效应有关。由于有机物料添加产生的激发效应，促进SOC的分解，若新加入的SOC无法抵消分解损失量（曹彬彬等, 2020），就会导致SOC的损失（图3）。可以用微生物氮挖掘理论（microbial N-mining）解释，参与激发效应的微生物主要可以分为2类：利用易分解有机碳快速生长繁殖的R-策略微生物；利用难分解有机碳缓慢生长的K-策略微生物（Fontaineet al., 2003）。本研究中土壤本底养分含量较低且未同时补充氮素等养分，此时K-策略微生物主导了激发效应（Chenet al., 2014）。有机物料添加后，K-策略微生物被刺激，加速分解利用难分解的原SOC，导致原SOC矿化。

土壤理化性质的差异极大地影响了外源钙添加后SOC含量的变化（Yanet al., 2023）。相较pH值较低的酸性土壤，高pH值土壤中添加硅酸岩粉对SOC含量的影响不显著（Ramezanianet al., 2013）。酸性土壤施用硅酸岩粉后pH值增加是加速SOC矿化、增加CO2的主要原因，其能够通过缓解酸性环境和养分短缺促进微生物的生长繁殖，显著促进SOC矿化（Yanet al., 2023）。本研究土壤为滨海盐碱土，本身具有较高的pH值，因此外源钙的施用对SOC含量的影响不明显（图1）。

3.3 有机物料和外源钙添加对土壤无机固碳的影响

土壤无机碳同化是指土壤将大气或土壤CO2通过化学反应生成SIC固定的过程，以无机固碳能力来衡量（苏培玺等, 2018）。本研究中，与培养结束时较低的SOC含量相比，外源钙的施用显著增加了滨海盐碱土无机碳含量，抵消了因SOC矿化而导致的碳损失，增加了土壤总碳量（图3），这可能是因为滨海盐碱土的高pH值和外源钙的输入（Ferdushet al.,2021）。无机固碳能力与土壤pH值和钙离子含量密切相关（Xieet al., 2009; 苏培玺等, 2018）。相关性分析表明，SIC和碳固定量与土壤pH值存在显著正相关（图4）。滨海盐碱土本身具有较高的碱度，外源钙的添加使得土壤pH值和Ca2+含量进一步增加，以上为SIC的产生提供丰富的物质基础，为土壤无机固碳创造了条件（苏培玺等, 2018）。

本研究中，pH值与土壤CO2排放呈极显著负相关（图4），这是因为较高pH值利于CO2的溶解。当CO2溶解时，反应方向和反应产物取决于环境pH值的范围，随着pH值增加，反应向着消耗CO2的方向进行，导致更多CO2溶解生成DIC（CO32-和HCO3-）（Yanget al., 2021）。与此同时，碱性土壤环境提升了CaCO3的成核速率，有利于其形成微小晶体（Maet al.,2010）。我国西北内陆盐碱土相当一部分CO2被吸收后以DIC的形式存在于土壤中（Yanget al., 2021），而本研究结果却显示被吸收的CO2大多以不溶的SIC形式存在，两者之间存在差异（图1），其关键决定因素可能环境中是否存在足够Ca2+。美国和冰岛的学者向玄武岩中注入CO2后发现，短期内玄武岩中产生了大量的碳酸盐结核，固定了超过90%的注入碳（Mcgrailet al., 2017; Matteret al., 2016）。虽然滨海盐碱土和玄武岩存在较大差异，但它们有相似的环境条件，即在具有足够Ca2+的碱性环境下，碳酸钙为以无机过程固定的CO2的最终存在形式。

Ca2+的来源对土壤无机固碳过程的影响显著。来自成土碳酸盐的Ca2+对大气CO2的吸收和储存没有帮助。与滨海盐碱土相比，我国北方内陆碱化盐碱土富含碳酸盐，碳酸钙是其重要的胶结物质（陶漉等, 2021）。在富含碳酸钙的石灰性土壤上可能会发生碳酸盐溶解-再沉淀反应（Mongeret al., 2015）:

此过程中，CaCO3被溶解并产生Ca2+和HCO3-，随后重新沉淀为CaCO3。北方干旱环境中这种碳酸钙的溶解-再沉淀过程仅沿着土壤剖面重新分布无机碳，不会封存大气中的碳。因为，Ca2+来源于土壤中原先存在的CaCO3，在其溶解过程中消耗的CO2会在CaCO3再沉淀时释放出来（Mongeret al., 2015; Laudicinaet al., 2021）。来自非碳酸盐矿物原位风化的Ca2+或雨水和海浪中溶解的非碳酸盐矿物Ca2+则能实现大气CO2封存（Mongeret al., 2015）。然而在潮湿气候的土壤中，CaCO3溶解产生的Ca2+和2HCO3-不会保留在土壤中，而是通过淋溶等过程被输送到地下水或海洋中实现大气CO2封存。例如，在我国喀斯特地貌地区，碳酸钙的溶解能够每年封存12 Tg的碳（Yanet al., 2011）。类似地，在滨海地区，此过程也能够对大气CO2封存产生一定贡献。

此外，土壤CO2排放源的活性在土壤无机碳汇的形成过程中至关重要，这意味着微生物在土壤无机固碳中扮演重要角色（Zhouet al., 2023）。高CO2排放将导致土壤溶液与大气间气体分压差增大，空气中的CO2将不断被泵入土壤并溶解产生更多的DIC，DIC含量增加有助于SIC的产生（Yanget al., 2021）。本研究的结果部分支持了这一观点：CO2排放与DIC含量呈极显著正相关，而DIC含量与SIC含量之间相关性并不显著（图4）。这是因为，SIC的产生并不仅受DIC含量的调控，Ca2+含量、土壤pH值等均有可能影响这一反应的进行。

结合以上内容，外源钙添加后滨海盐碱土固碳可有以下2个过程。

1） CO2溶解阶段。大气或土壤中的CO2与土壤中的水相遇，溶解于土壤溶液中，反应产生碳酸等，化学反应式为：

2） HCO3-与Ca2+反应阶段。碳酸不稳定，分解形成的HCO3-与土壤溶液中的Ca2+反应，产生碳酸钙沉淀，化学反应式为：

随着HCO3-的逐渐反应和消耗，土壤和空气间的气体分压差增大，使得CO2的溶解无法到达饱和，促进其不断溶解和持续反应，进一步增大土壤无机碳固定（Wanget al., 2018）。

短期室内培养试验中外源钙的添加促进有机物料改良过程中滨海盐碱土无机固碳这一现象是毫无疑问的，然而此现象的长效稳定与否还不甚明确。一方面，依据上述反应，外源钙添加后滨海盐碱土固碳这一过程，尤其是反应第2阶段依赖Ca2+的参与。随着培养的进行，Ca2+的逐渐消耗可能会导致无机固碳作用逐渐减弱。另一方面，土壤产生和排放CO2的速率取决于SOC的分解速率。有机物料添加后SOC的分解可分为快速和慢速2大阶段：培养初期，土壤微生物在适宜的水分和充足的养分环境下迅速分解利用有机物料中易分解成分，排放大量CO2；易分解成分消耗殆尽后，微生物开始利用木质素、多酚等难分解组分，导致培养后期的土壤CO2趋于稳定并转入慢速阶段（李彬彬等，2018；周际海等，2018）。长期的固碳效益取决于CO2无机固定速率和排放速率之间的平衡，需要未来的研究界定。与此同时，除聚焦于长期效益的探究外，今后的研究还应关注在野外自然条件下的效果及不同碳库的动态变化。

4 结论

1） 秸秆+鸡粪施用的土壤CO2累积排放量较生物炭+鸡粪施用时高，但外源钙的添加均能够显著降低土壤CO2累积排放量，且氢氧化钙处理的CO2减排效果更好。

2） 有机物料的施用会导致土壤SOC的损失，外源钙添加不会显著影响SOC矿化但会显著增加土壤SIC含量，从而弥补有机物料添加所促进的SOC损失，增加土壤总碳量，实现土壤固碳的目的，适当增加氢氧化钙的添加量一定程度上可提高滨海盐碱土的固碳量。

3） 硅酸钙和氢氧化钙的添加并未直接抑制有机碳的矿化，减排作用主要是通过增加吸收矿化产生的CO2，并转化为碳酸钙的形式而固定。