2024, Vol. 61
表1(Table 1)
2. 中国科学院大学, 北京 100049
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
在过去的二十年中，设施蔬菜种植在中国迅速推广[1]。由于不受季节和天气影响，设施大棚始终能够保持优越的湿度、温度和光照条件，因此设施栽培较传统的露地栽培具有更高的生产力。设施土壤的健康程度直接影响着设施农业的发展[2]。然而为了满足庞大的蔬菜市场需求，设施蔬菜种植通常复种指数较高，投入大量的化肥并频繁灌溉[3-5]，导致设施土壤酸化和次生盐渍化现象普遍发生[6]，这不仅极大地改变土壤理化性质，还导致严重的土传病害和作物减产[5，7-8]。因此，设施土壤退化已经成为制约我国设施栽培可持续发展的瓶颈 [5，9-11]。
硝酸盐（NO3–−N）和硫酸盐（SO42–）是长江中下游地区次生盐渍化温室土壤的主要盐分离子[12]。使用化学和生物方法去除土壤中过度累积的NO3–−N已有广泛研究，其中一种有效方法是为土壤创造还原环境去除[13-14]。目前关于设施土壤过量硫酸盐的去除仍鲜有研究，当环境pH大于7时，SO42–几乎无法以气态形式去除[15]，SO42–在还原环境下主要转化为无机吸附态和无机硫化物及有机形态（酯键硫、碳键硫和微生物生物量硫）而保留于土壤中。吸附态SO42–受土壤pH影响，当pH > 6时SO42–的吸附量很小[16]。硫酸盐还原菌（Sulfate reducing bacteria，SRB）主要负责SO42–在厌氧条件下的转化。土壤氧化还原电位（Eh）、pH、温度和有机碳是SRB生存的调控因子。氧化还原电位越低，SO42–还原反应越完全[17]。当土壤pH在6.5~7.5之间时，SRB活性最高，一旦土壤pH低于5.5或高于9.0，SRB增殖将受到抑制[18-19]。SRB生存的最适环境温度为30~35 ℃。SRB将还原SO42–至S2−的过程中以碳源作为电子供体，因此大量易分解的有机碳源有利于SRB繁殖，促进SO42–转化为其他形态的硫[20]。
在仅有的少量研究中显示，向退化土壤中添加足量的水和碳源可为SO42–的还原创造厌氧环境[20-22]。在Meng等 [21，23]的研究中，为达到预期效果，有机质的添加量需设置在5 g·kg−1以上。土壤中的NO3–−N和SO42–在添加5 g·kg−1紫花苜蓿和土壤淹水相结合的处理中有显著减少。Zhu等[22]的研究显示，100%田间最大持水量（WHC）并添加10 g·kg−1的玉米秸秆可改善土壤理化性质并有效抑制土传病原菌。在以往研究中，研究者侧重于仅采用某一种有机物料研究其对NO3–−N和SO42–的去除及抑制土传病原菌的效果，目前仍缺乏有机物料品种及添加量的筛选原则，这将会影响修复方法的最终效果。本研究旨在（1）通过淹水并添加不同C、N、S比例及添加量的有机物料为退化土壤创造厌氧环境，探索不同类型和添加量有机物料对NO3–−N和SO42–的去除效果及形态转化的影响；（2）确定有机物料品种及其用量的选用原则。
1 材料与方法 1.1 供试材料供试土壤于2019年5月26日采集自上海市闵行区紫燕蔬菜种植基地北区的大棚内（31°4' N，121°26' E）。该地块种植温室作物已有7年，次生盐渍化情况突出，作物产量下降，已出现连作障碍。主要作物为茄子（Solanum melongena L.）、辣椒（Capsicum annuum L.）、生菜（Lactuca sativa var. ramose Hort.）、西蓝花（Brassica oleracea var. italica Plenck）和芫荽（Coriandrum sativum L.）。在该田块采集0~20 cm土壤样品，将10个棚的土壤样品在阴凉干燥处晾干后，除去石头和植物根系等杂质后，充分混匀并过2 mm筛。
原始土壤的基础理化性质：pH 7.3，电导率（EC）0.77 mS·cm−1，NO3–−N 233 mg·kg−1，NH4+−N 6.55 mg·kg−1，水溶性硫酸根153 mg·kg−1，吸附性硫酸根18.8 mg·kg−1，盐酸可溶性硫69.1mg·kg−1，有机硫235 mg·kg−1，全硫476 mg·kg−1，全氮1.68 g·kg−1，全碳20.4 g·kg−1。
本研究选取了不同碳、氮、硫含量的有机物料进行效果比较，分别为葡萄糖、玉米秸秆、大豆秸秆、紫花苜蓿、萝卜叶子和油菜秸秆。其中玉米秸秆、大豆秸秆和油菜秸秆购自江苏东海先进农场，紫花苜蓿采自江苏省扬州大学试验基地，萝卜叶子购于江苏省徐州沛县河口工业园。除葡萄糖外，所有有机物料均于55 ℃烘干后，用粉碎机粉碎并过0.15 mm筛。有机物料的总碳（TC）、总氮（TN）和总硫（TS）含量见表 1。
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表 1 五种有机物料的总碳、总氮、总硫含量及碳/氮（C/N）和碳/硫（C/S） Table 1 Total carbon(TC), total nitrogen(TN), total sulfur(TS)content and carbon /nitrogen(C/N)and carbon / sulfur(C/S)of the five kinds of organic material |
试验共设置一种土壤水分含量（淹水）和6种有机物料添加（葡萄糖、玉米秸秆、大豆秸秆、紫花苜蓿、萝卜叶子和油菜秸秆），每种有机物料分别设置两种碳添加量（2 g·kg−1和8 g·kg−1），同时设置不添加有机物料的淹水处理作为对照（CK），共计13个处理，每个处理设3个重复（表 2）。将120 g土壤样品与有机物料充分混匀后装入150 mL聚氯乙烯（PVC）小白瓶中，压实至土壤容重后加水130 mL至淹水状态，水层高度约1.5 cm，盖紧瓶盖。每个处理设三个重复并按破坏性试验来准备样品，共计195瓶。将小白瓶随机放置于35 ℃恒温培养箱中培养14 d，隔天稍微拧松瓶盖排气后再拧紧，并按期取样。
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表 2 不同物料及添加量的处理分组 Table 2 Treatment groups with different organic materialss and adding amounts |
在试验开始的第1、3、5、7、14天分别测定土壤氧化还原电位（Eh），并于第3、7、14天测定Eh后进行破坏性采样。用注射器吸取土壤上部水溶液至接近土表，每个样品吸取等量的水溶液于干净的离心管中，4 ℃冰箱保存待测。接着将瓶中土壤混匀后，采集新鲜土壤样品用于后续指标测定。采集的新鲜土壤样品一部分立即用于测定含水率，其余分别用自封袋密封后暂存于4 ℃冰箱中尽快检测。
1.3 测试方法pH、EC、NH4+−N、NO3–−N、TC、TN和TS的测定：pH采用土水比1︰2.5在180 r·min−1震荡20 min后用梅特勒pH/Eh计（Mettler S220K，Schwerzenbach，瑞士）测定[24]。土壤电导率（EC）采用土水比1︰5在180 r·min−1震荡20 min后用定量滤纸过滤，滤液用梅特勒电导率仪（Mettler FE30 Plus，Greifensee，瑞士）测定[25]。NH4+−N和NO3–−N含量采用土与2 mol·L−1 KCl溶液质量比1︰10，250 r·min-1震荡1 h后静置过滤，滤液用流动分析仪（San + + System，Breda，荷兰）测定[26]。TC、TN和TS用全自动CNS分析仪（Elementar Vario Max，Hanau，德国）测定[27]。
土壤硫形态的测定：不同形态的无机硫采用连续提取的方法[28-29]，水溶性硫酸根SO42–采用土水比1︰10，250 r·min−1震荡30 min，4 000 r·min−1离心15 min，上清液用注射器过0.22 μm滤膜至1.5 mL色谱瓶中，用阴离子色谱（Thermo Fisher Scientific ICS−5000+，Waltham，Massachusetts，美国）测定土壤样品中硫酸根离子浓度[30]。离心后的土壤样品用0.016 mol·L−1 KH2PO4溶液在土水比1︰10下，250 r·min−1震荡30 min，4 000 r·min−1离心15 min，滤液用注射器过0.22 μm滤膜至1.5 mL色谱瓶中，用阴离子色谱测定土壤样品中吸附性硫酸根离子浓度。离心后的土壤样品用10 mL蒸馏水转移至蒸馏瓶中，加入10 mL 2 mol·L−1 HCl并立即用硅脂封口，通氮气微沸蒸馏30 min，同时盐酸挥发性硫用0.05 mol·L−1 NaOH吸收，蒸馏结束后，用2滴30% H2O2氧化吸收液中的S2−至SO42–。蒸馏结束后，蒸馏瓶中HCl消煮液过滤后的滤液和NaOH吸收液用电感耦合等离子体-原子发射光谱（ICP−AES，Perkin Elmer，Optima 2000DV，Shelton，CT，美国）分别测定盐酸可溶性硫和盐酸挥发性硫的含量。
1.4 数据处理土壤NH4+−N、NO3–−N和水溶性硫酸根（SO42–）的含量为土壤样品和上覆水中的含量之和。不同处理组之间的差异采用方差分析（ANOVA，Analysis of Variance），用最小显著差异法（LSD）和邓肯检验（DUNCAN）在P < 0.05条件下揭示组间差异性。分析软件为SPSS 22.0。OriginPro 2021进行制图。
2 结果 2.1 土壤Eh、EC和pH的变化添加有机物料处理的土壤Eh在第1天均已快速降至接近0 mV且均显著低于CK（302 mV）（P < 0.001）。至第5天土壤Eh再次大幅下降，与CK的118 mV相比，除GLU2处理（−116 mV）外，其余处理均降至−200 mV以下。之后所有处理Eh均持续下降，至第14天降至最低，除GLU2处理（−271 mV）和MZS1处理（−295 mV）外，其余添加有机物料的处理均下降至−300 mV以下，显著低于对照组CK（P < 0.001），土壤呈强还原状态（图 1a）。
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Note：In the legend，CK，GLU，MZS，SBS，ALF，RDL and RPS represent Control，Glucose，Maize straw，Soybean straw，Alfalfa，Radish leaf and Rape straw，respectively. The numbers 1 and 2 denote the added amount of 2 g·kg-1和8 g·kg-1. Note：In the legend，CK，GLU，MZS，SBS，ALF，RDL and RPS represent Control，Glucose，Maize straw，Soybean straw，Alfalfa，Radish leaf and Rape straw，respectively. The numbers 1 and 2 denote the added amount of 2 g·kg-1和8 g·kg-1. 图 1 淹水还原处理过程中有机物料品种和施用量对土壤Eh（a）、EC（b）和pH（c）的影响 Fig. 1 Effects of organic material varieties and amended amounts on soil Eh(a), EC(b)and pH(c)during the flooding period |
至处理第3天，与CK（0.62 mS·cm−1）相比，所有添加有机物料的处理EC均有显著下降（P < 0.05）。其中以RDL2处理降幅最大，降至0.30 mS·cm−1，降幅达52%；RPS1处理降幅最小，降至0.57 mS·cm−1，降幅8.06%。至培养的第14天，与原始土壤相比，所有处理EC均明显下降，其中MZS、SBS、ALF和RDL的处理在两个添加量的条件下均能将EC降至0.30~0.32 mS·cm−1，与原始土壤（0.80 mS·cm−1）相比降幅达59%~61%。RPS1处理降低EC的能力弱于其他处理组，至培养结束时其EC值0.42 mS·cm−1，略高于CK处理（0.40 mS·cm−1）（图 1b）。
在14 d的培养过程中，添加8 g·kg−1有机物料的土壤pH经历了先降低后逐渐升高的过程，而添加2 g·kg−1的土壤pH则由第3天和第7天的基本持平至培养结束时与原始土相比略有升高。其中，第3天GLU2处理的pH变化幅度最大，由7.30降至5.23，GLU1、MZS2和ALF2处理次之，分别为6.60、6.66和6.25。第7天时，pH开始逐渐回升，而GLU1（6.89）、GLU2（5.77）和ALF2处理（6.31）仍显著低于其他处理。培养第14天，GLU1和ALF2处理的pH快速回升，与其他处理间无显著差异（P > 0.05），而GLU2处理的土壤的pH仍保持较低并显著低于其他处理（P < 0.001）（图 1c）。有机物料的添加量和品种对土壤pH和EC有极显著影响（P < 0.001，表 3），而pH和EC之间无显著的相关性（P > 0.05，图 2）。
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表 3 淹水还原处理过程中有机物料用量对土壤性质的影响 Table 3 Effects of organic amendment application rate on soil properties during the flooding period |
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注：SOL-S：水溶性硫酸根。 Note：SOL-S represent soluble sulfate. 图 2 土壤各性质之间的相关性分析 Fig. 2 The correlation analysis among soil properties |
14 d的培养过程中，NO3–−N的变化趋势（图 3a）与EC相似，在培养的第3天，所有添加有机物料的处理土壤中NO3–−N由处理前的233 mg·kg−1降至2 mg·kg−1以下，近乎被完全去除，该效果一直持续至培养结束。而CK处理与原始土壤相比，NO3–−N含量有所下降，但仍显著高于添加有机物料的处理组。不同物料添加量的处理间，对NO3–−N的去除效果无显著差异（P > 0.05）。
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图 3 淹水还原处理过程中有机物料品种和用量对土壤NO3--N（a）和NH4+-N（b）的影响 Fig. 3 Effects of organic material varieties and amended amounts during the flooding period on soil NO3--N(a)and NH4+-N(b) |
与原始土壤相比，所有处理在14 d培养期间NH4+−N的含量均有上升。其中以RDL2和ALF2处理的增幅最大，增速最快，RDL1和ALF1处理次之。至第3天，RDL2处理的NH4+−N含量由原始土壤的6.55 mg kg−1快速升至383 mg·kg−1，增长了57倍；ALF2处理的NH4+−N含量升至226 mg·kg−1，增长了34倍。至第14天，RDL2和ALF2处理的NH4+−N含量分别升至494和346 mg·kg−1。而GLU2处理对NH4+−N含量的提升效果最弱，为35.8 mg·kg−1，显著低于其他处理（P < 0.05）（图 3b）。
土壤NO3–−N和NH4+−N的变化与土壤pH的变化呈显著的正相关关系（P < 0.05，图 3）。有机物料的种类和添加量对土壤NH4+−N的变化有极显著影响（P < 0.001），而对土壤NO3–−N无显著影响（P > 0.05，表 3）。
2.3 土壤各形态硫及总硫含量变化与EC变化趋势相似，在培养第3天，土壤中水溶性硫酸根含量除RPS1处理以外，其他添加有机物料物料的处理与CK相比均有显著下降，其中以添加8 g·kg−1的处理SBS2、ALF2和RDL2处理的降幅最大，分别由109 mg·kg−1降至8.56、11.8和6.72 mg·kg−1，显著低于其他处理（P < 0.05，图 4a）。至第7天时，各处理土壤中的水溶性硫酸根含量持续下降，RPS1处理仍显著高于其他处理，但与第3天相比，已由176 mg·kg−1降至147 mg·kg−1，略低于初始值153 mg·kg−1。值得注意的是，此阶段GLU1处理的水溶性硫酸根含量下降速度最快，由第3天的92.7 mg·kg−1降至11.1 mg·kg−1，降幅达88%。添加2 g·kg−1处理的土壤中水溶性硫酸根也在此阶段快速下降。至第14天，所有添加有机物料的处理土壤中水溶性硫酸根均低于CK，除RPS1以外，所有处理的降低幅度均达到显著水平（P < 0.05）。其中，以GLU1、MZS1、MZS2和ALF2处理对土壤中水溶性硫酸根的去除效果最为显著，分别降至12.5、16.6、13.6和15.9 mg·kg−1。与原始土壤相比，除RPS1和GLU2处理的降幅稍弱，分别是58%和72%，其他添加有机物料的处理对土壤中水溶性硫酸根的降幅均大于85%，均能够有效降低土壤的硫酸根含量，且添加2 g·kg−1与8 g·kg−1在培养结束时有相似的效果，而添加8 g·kg−1的处理能够在更短时间内达到最低值（图 4a）。土壤水溶性硫酸根的变化与土壤EC呈显著正相关关系，而与土壤NH4+−N呈显著负相关关系（P < 0.05，图 2）。有机物料的添加量和物料种类及二者产生的交互作用均对土壤中水溶性硫酸根的变化产生极显著影响（P < 0.001，表 3）。
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注：本试验中未测出盐酸挥发性硫。 Note：There was no detected hydrochloride acid volatile sulfur in this experiment. 图 4 淹水还原处理过程中有机物料品种和用量对土壤不同硫形态（a. 水溶性硫酸根，b. 吸附性硫酸根，c. 盐酸可溶性硫酸根，d. 有机硫，e. 总硫）的影响 Fig. 4 Effects of organic material varieties and amended amounts during the flooding period on soil sulfur in different forms(a. soluble sulfate, b. adsorbed sulfate, c. hydrochloride acid soluble sulfate, d. organic sulfur, e. total sulfur) |
各处理中的吸附性硫酸根在培养过程中经历了先下降后回升的过程（图 4b）。至培养第3天，所有处理的吸附性硫酸根含量与原始土壤相比均有下降，其中，以MZS1、RPS1和RPS2处理下降最为显著，由原始土壤的18.8 mg·kg−1分别降至5.44、6.01和4.45 mg·kg−1。至第7天，所有添加2 g·kg−1有机物料的处理及油菜秸秆2处理的土壤均经历了吸附态硫酸根含量回升的过程。其中，以RPS1、RDL1和RPS2处理的回升最为显著，分别上升了8.57、9.56和15.9 mg·kg−1。至第14天，添加萝卜叶子和油菜秸秆的处理在两个添加量下的吸附性硫均显著高于其他处理，而RDL2和RPS2处理的土壤中吸附性硫含量分别高出原始土壤28%和37%。其余处理土壤中的吸附性硫酸根含量在培养结束时均低于10 mg·kg−1。整个培养过程中，土壤吸附性硫酸根的变化与土壤NO3–−N的含量呈显著负相关关系（P < 0.05，图 2）。物料的添加量对土壤吸附性硫的变化未产生显著影响（P > 0.05），而物料种类对其有极显著影响（P < 0.001，表 3）。
盐酸可溶性硫在培养过程中也经历了先下降后上升的过程（图 4c）。在培养的第3天，所有处理与原始土壤相比，盐酸可溶性硫均显著下降（P < 0.05），其中以葡萄糖1处理的盐酸可溶性硫降幅最大，降低了36%。至第7天各处理土壤中盐酸可溶性硫含量开始回升，以ALF2、RPS1和RPS2处理的回升速度最快，分别由第3天的45.4、50.1和50.9回升至56.7、61.7和64.4 mg·kg−1。MZS1和MZS2处理在此阶段仅略有上升，增量低于5 mg·kg−1。至第14天，各处理中，SBS1、SBS2与MZS2处理中盐酸可溶性硫的含量最高，分别高出原始土壤8.89、10.5和6.64 mg·kg−1。盐酸可溶性硫含量与物料添加量之间未呈现显著关系（P > 0.05）。培养过程中盐酸可溶性硫的变化与土壤pH、EC和NH4+−N呈显著正相关关系，而与土壤EC呈显著负相关（P < 0.05，图 2），物料添加量和物料品种对土壤盐酸可溶性硫的变化未产生显著影响（P > 0.05，表 3）。
除GLU2和RPS1处理以外，所有处理的有机硫含量均显著高于原始土壤和CK（P < 0.05）（图 4d）。在培养的第3天，除RPS1处理外，所有添加有机物料的处理，有机硫含量均显著提升，其中以添加8 g·kg−1有机物料的MZS2、SBS2和ALF2处理土壤中有机硫含量提升最快，分别在原始土壤259 mg·kg−1的基础上提升了59%、61%和65%。而油菜秸秆1处理的有机硫则呈现先下降后回升的趋势，第3天降至232 mg·kg−1，至第7天逐渐回升至246 mg·kg−1，略低于原始土壤。第14天时，所有添加有机物料处理的土壤中有机硫含量均高于CK，除GLU2和RPS1处理以外均达到显著水平（P < 0.05），ALF2处理的有机硫含量增幅最大，由259 mg·kg−1升至402 mg·kg−1，各处理之间差异不显著（P > 0.05）。培养过程中土壤有机硫的变化与土壤pH、EC、NO3–−N和水溶性硫酸根的含量呈显著负相关，而与土壤NH4+−N呈显著正相关关系（P < 0.05，图 2）。有机物料的添加量和种类及其交互作用均对土壤有机硫产生极显著影响（P < 0.001，表 3）。
土壤总硫在培养过程中围绕原始值476 mg·kg−1波动（图 4e）。第3天时，GLU1和GLU2、MZS1、MZS2、SBS2、ALF2和RDL1与原始土壤相比总硫含量略有上升，其他处理略有下降，变化幅度低于23 mg·kg−1。所有添加有机物料处理的总硫含量均高于CK。至第7天时，GLU1、GLU2、MZS1和RDL1的总硫含量快速下降，降幅分别为8%、11%、6%和6%，至第14天时波动回升。除GLU2处理外，土壤中的总硫含量均高于CK（461 mg·kg−1），其中SBS1处理的总硫含量最高。土壤总硫在培养过程中与土壤有机硫呈显著正相关关系（P < 0.05），而与其他理化指标变化无相关性（P > 0.05，图 2）。有机物料的添加量和种类均对土壤总硫的变化产生显著影响，二者交互时对总硫的影响达到极显著水平（P < 0.001，表 3）。
3 讨论 3.1 有机物料添加和还原条件对土壤氮形态的影响土壤中的过量NO3–−N不能直接被植物和土壤微生物同化吸收[31]，因此期望通过为土壤创造还原环境将其从土壤中去除。NO3–−N的还原主要依靠微生物代谢过程来完成。NO3–−N还原过程的关键影响因子包括氧化还原状态、温度、pH和电子供体与受体的供应[32-34]。好氧环境会阻碍NO3–−N还原反应的发生；温度也是影响微生物活动和代谢的关键因素，通常最佳温度范围在25~30 ℃；有机物料，尤其是高C/N的有机物料分解后产生的有机化合物可为土壤中微生物的代谢过程提供充足的电子，同时，有机物料的添加为微生物提供了充足的碳源，从而加快NO3–−N还原的速度和效率[35]。因此，本试验选取了六种不同C/N的有机物料，并设置两种添加量。结果显示，在培养的第3天，添加有机物料处理的土壤中NO3–−N含量均已降至接近0 mg·kg−1的水平（图 3a），NO3–−N含量与物料的添加量和物料品种之间未呈现显著的相关关系（表 3）。本试验结果表明，NO3–−N的还原可能仅与土壤还原环境的程度有关。Myrold和Tiedje[36]指出Eh在低于200 mV时就可产生NO3–−N的还原。而本研究中，在试验的第3天添加有机物料的土壤Eh均已降至0 mV左右（图 1a），同时添加的有机物料为NO3–−N的还原提供了碳源和能量，因而在第3天时土壤中的NO3–−N就已近乎被完全去除。因此有机物料的品种和添加量对土壤中NO3–−N的去除不产生影响，在田间操作时可选用当地易获取的有机物料并将添加量设置为2 g·kg−1即可达到去除NO3–−N的效果。
本研究期望通过促进异化还原成铵（DNRA）过程为土壤保留更多的NH4+−N，从而避免一部分土壤氮素的损失。由于DNRA过程的发生需要较反硝化过程转移更多电子，因此，Tiedje[37]认为DNRA仅在高C/ NO3–的条件下才更容易发生，比如湿地土壤[38]。另有研究表明DNRA不需要过强的还原环境，且与反硝化过程相比，对氧气的敏感度更低[39]。而模型分析的结果显示，在目前已知的环境影响因子中，不存在仅影响DNRA而不影响其他氮素转化的因子[40]。在本试验条件下，NH4+−N也可由添加的有机物料和土壤有机氮矿化产生，且不能区分NH4+−N来源，因此无法评估有机物料种类对DNRA过程产生NH4+−N的影响。但本试验较好地反映了有机物料种类和添加量对NH4+−N产生量的综合影响。试验结果显示，RDL2处理提升土壤NH4+−N的幅度最大，在培养结束时提升至493 mg·kg−1（图 3b）。而萝卜叶子与其他物料相比的最大差别在于硫的含量远高于玉米秸秆、大豆秸秆和紫花苜蓿，而与相似硫含量的油菜秸秆相比，C/N远高于油菜秸秆。Brunet和Garcia−Gil[41]的研究表明H2S和S2−可为微生物的DNRA过程提供更多的电子，此外硫化物还可通过化学过程将NO3–−N转化为NH4+−N[42]。Burgin和Hamilton[43]提出，在高含碳量的环境中，硫化物可能是土壤NO3–−N去除的决定因素。因此，可能是由于萝卜叶子在厌氧分解过程中产生了能够参与DNRA过程的S2−，从而产生了更多的NH4+−N。由表 3可以看出，有机物料的种类和添加量均可对土壤的NH4+−N含量产生显著影响。物料种类的影响体现在物料的硫含量方面，而添加量的影响则体现在碳含量方面。由此可见，选择高含碳量和含硫量的有机物料，并设置添加量为8 g·kg−1将获得更好的效果。
3.2 有机物料添加和还原条件对土壤硫形态的影响本研究结果表明，淹水并添加有机物料可有效降低土壤中的SO42–含量，且添加量越大降低的速度越快（图 4）。SO42–的还原分为异化硫酸盐还原和同化硫酸盐还原两条路径[44]。以异化硫酸盐还原为主并由硫酸盐还原菌主导。硫酸盐还原菌（SRB）的生存条件受多种环境因子的影响，包括温度、Eh和pH。SRB生存的最适温度在35~37 ℃。有研究结果表明，在35 ℃培养温度下，SO42–在Eh降至0~190 mV环境下开始发生还原反应[45]，Eh越低还原反应越彻底。添加有机物料促进SRB的快速繁殖[46]，同时为土壤中的好氧微生物提供碳源以促进其消耗土壤中的氧气，进而使土壤的还原环境更为强烈。本试验中，添加有机物料处理的Eh在第7天时就已降至−200 mV以下，并持续降低至培养结束（图 1a），同时土壤的SO42–含量在第7天时出现显著下降，由初始的157 mg·kg−1最低降至7.61 mg·kg−1（图 4）。有机物料的添加量和种类对SO42–的含量产生显著影响，其中，玉米秸秆处理在两种添加量下与其他物料相比降低SO42–的效果均更为优越（图 4），玉米秸秆与其他秸秆相比，C/N和C/S均处于适中水平，过高的N和S含量会阻碍微生物对SO42–的固定。已有研究显示，还原过程中仅有微量的SO42–可以气态形式从土壤中脱除，那么由SO42–转化为除气态以外的其他硫形态是土壤中SO42–还原的主要路径[21]。施用有机物料可促进土壤中的SO42–同化成有机硫[47-48]。因此，本研究选用六种不同的C、N、S含量的有机物料，用以探索将SO42–转化成有机硫的最佳组合。研究结果表明有机硫和土壤中的水溶性SO42–存在显著的负相关关系（图 2），而吸附性硫和沉淀态硫与水溶性SO42–未呈现显著相关性（图 2），说明还原过程中减少的SO42–除少部分转化为吸附态和沉淀态，其余部分均转化为土壤有机硫。有机物料的添加量和种类均对土壤有机硫的含量产生显著影响（P < 0.001，表 3），同种有机物料添加8 g·kg−1有机物料的处理转化成有机硫的含量普遍高于添加2 g·kg−1的处理，而添加2 g·kg−1有机物料的各处理之间差异并不显著（图 4）。油菜秸秆和葡萄糖在降低土壤水溶性SO42–含量和提升有机硫含量方面的效果最弱（图 4），其中，油菜秸秆的C/N和C/S比在五种有机物料中均最低（表 1），而高C/N和C/S比例更有利于发生氮和硫的固定；由于含硫氨基酸的合成需要N元素的加入，而GLU2在提供了大量碳源的同时不能及时提供氮源，从而减缓了微生物利用SO42–生成有机硫的过程。硫的同化还原过程中首先形成硫酸酯（C−O−S）和氨基磺酸（C−N−S）等酯键硫形态的硫，这些有机硫化合物再进一步通过微生物的代谢作用生成半胱氨酸和蛋氨酸等碳键硫形态的硫，该形态更为稳定，不易在短期内再度被矿化为SO42–。因此淹水结束后硫的再矿化过程中，转化为有机硫形态的硫再度矿化形成SO42–的速度需要继续深入研究。
4 结论淹水并添加有机物料可快速促进土壤还原环境的生成，在培养的第3天就可达到厌氧环境。厌氧环境的形成促进了NO3–−N和SO42–的还原。不同C、N、S比例的有机物料对NO3–−N的去除效果无明显差异，去除率接近100%。因此，添加2 g·kg−1有机物料即可有效去除土壤中的过量NO3–−N。还原过程中减少的SO42–大部分转化成了有机硫。含硫量较高即C/S较低的有机物料会影响SO42–的去除效果，阻碍其生成有机硫，纯碳源（葡萄糖）也会由于不能提供微生物生长所必需的氮源而限制了SO42–的去除效果。C/S较高的有机物料如玉米秸秆、大豆秸秆在2 g·kg−1或8 g·kg−1均可有效降低土壤中SO42–的含量，添加量在8 g·kg−1时会有更多的SO42–转化成有机硫。
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