设施菜地过量化肥投入和高强度的种植模式，导致土壤硝态氮(NO₃^–-N)积累严重，且土壤呈酸性，严重威胁设施蔬菜生产安全^[1-2]。强还原土壤灭菌(Reductive soil disinfestation，RSD)处理作为一种环境友好型方法，通过添加有机物料和淹水覆膜措施在短时间内创造土壤强还原环境，进而通过促进反硝化过程去除积累在土壤中的硝酸盐，达到土壤脱盐的目的^[3-5]。RSD处理过程中，即土壤处在厌氧还原条件下，当大量外源有机碳施入后，土壤富集的硝酸盐(次生盐渍化主要盐分)以反硝化为主要途径去除，NO₃^–-N还原为气态氮产物NO、N₂O、N₂排放到大气，加剧N₂O排放风险^[6]。在满足改良效果的前提下，降低NO₃^–-N淋失和温室气体N₂O排放风险，保证去除多余硝酸盐的同时尽可能减少氮素损失，是应用和推广RSD方法修复退化设施菜地土壤亟待解决的问题。

应用RSD处理退化菜地土壤的过程中，需要厘清土壤NO₃^–-N去除的三大去向：参与土壤氮循环、淋失和气态氮损失。RSD处理造成土壤厌氧还原条件，大量外源有机碳施入后可以增加土壤微生物活性，土壤NO₃^–-N同化转化为铵态氮(NH₄⁺-N)和有机态氮^[7-9]。有研究发现，在NO₃^–-N富集的菜地土壤上，以黑麦草(C/N 38，施用量为C 2 500 ~ 7 500 kg/hm²)作为RSD技术的有机物料可显著增加土壤NH₄⁺-N含量，土壤NO₃^–-N显著下降^[10]。但也有研究分析了RSD处理过程中施用秸秆(C/N 80)和秸秆黑炭(C/N 74)的土壤NO₃^–-N去除效果，却发现土壤NH₄⁺-N、NO₃^–-N含量均呈显著下降趋势^[11-12]。可见，不同C/N外源有机物料对土壤NO₃^–-N的去除效率存在差异，且NO₃^–-N转化为NH₄⁺-N供后续作物利用的含量也不一致。此外，淹水或土壤水分饱和条件下，渗漏性较强的土壤采用RSD处理有可能发生NO₃^–-N的淋失。而对于气态损失，有研究发现，RSD处理过程中N₂O排放量可达到常规土壤的950倍~ 2 554倍^[13]；在水稻秸秆、玉米秸秆、花生秸秆、甘蔗渣、大豆秸秆等不同有机物料施用下的RSD处理过程中，除甘蔗渣外，其他有机物料均会增加土壤N₂O排放风险^[13]。另外，RSD处理过程向土壤提供了外源有机碳，其可通过提高土壤CH₄底物供应量，刺激土壤原有机碳的矿化等途径促进CH₄排放^[14]。综上可知，RSD技术去除硝酸盐积累的过程中可能会存在NO₃^–-N的淋失和温室气体N₂O的排放等负面影响，但通过选择适宜C/N的外源有机物料，可以实现去除富集NO₃^–-N的同时，有利于氮的保蓄，降低氮素损失和污染风险。此外，连作障碍土壤往往呈酸性。土壤pH作为土壤的重要理化指标，可以通过影响土壤氮素转化过程改变土壤NO₃^–-N含量。研究表明，淹水厌氧条件下，不同pH的土壤氮矿化速率存在显著差异^[15]；土壤硝化速率会随着土壤pH降低而降低，且到pH 4.5左右时接近于0^[16]。可见，淹水厌氧条件下土壤有机质和pH均会影响土壤NO₃^–-N去除效率，但目前关于RSD处理过程中不同有机物料C/N和土壤pH调控组合下对土壤及土面水NH₄⁺-N、NO₃^–-N含量和温室气体排放综合效果的报道相对较少。

基于此，本研究探讨了RSD处理下不同有机物料C/N和土壤pH调控下土壤NO₃^–-N去向差异，筛选既能消除土壤硝酸盐富集，又能以铵态氮保蓄土壤氮素，同时能降低氮素环境污染风险的RSD改进方法，以期为退化设施菜地土壤修复和养分高效利用提供理论依据。

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试土壤采自江苏省南京市江宁区汤山街道连作20余年的设施蔬菜大棚(31°55′37″ N，119°02′59″ E)0 ~ 15 cm土层。采样时间为2022年夏季蔬菜收获后。采集的土壤，剔除石块和植物根系，风干过2 mm筛以供室内培养试验。供试不同C/N有机物料选用麦麸(C/N 20)、紫云英绿肥(C/N 30)、芦苇(C/N 60)、麦秆(C/N 90)。土壤pH调控通过加入生石灰(CaO 99%，分析纯)实现。为避免水分、物料形态等造成的结果误差，所有有机物料均于60 ℃烘干，粉碎过0.25 mm筛。供试土壤和物料基本性质如表 1所示。

1.2 试验方法

试验设置了土壤pH和有机物料C/N 2个因素，其中pH设置3个水平，分别为pH7、pH8、pH9记为P7、P8、P9，以不调控pH (土壤pH≈5)为对照(P5)。不同土壤pH初始值通过生石灰按照不同添加比例进行调节。同一土壤pH条件下，有机物料C/N设置4个梯度，分别为C/N 20、C/N 30、C/N 60、C/N 90分别记为C20、C30、C60、C90。具体试验设计如表 2所示。

试验操作流程简述如下：称取相当于烘干土重50 g的风干土样于250 mL培养瓶中(每个处理重复3次)，30 ℃预培养7 d激发微生物活性；正式培养阶段，添加1.0 g有机物料并将其与土壤充分混匀(2%，m/m)；加入生石灰调节pH至目标土壤pH；稳定1 h后，按照质量比1∶1均匀加入蒸馏水使土壤形成约1 cm淹水层；随后，用氦气替换培养瓶内空气保持瓶内外气压相当，并将样品置于30 ℃恒温培养箱内连续培养360 h，分别在培养4、12、24、48、72、96、120、168、240、360 h时采集气体样品，用于测定CH₄、N₂O和CO₂排放速率。培养过程中共取气样10次，每次气样采集时，打开培养瓶瓶塞通风15 min后盖上瓶塞；将培养瓶放入30 ℃恒温培养箱静置4 h后，用25 mL注射器抽吸3次混匀瓶内气体后，采集25 mL气样注入20 mL气瓶中，用于测定CH₄、N₂O和CO₂浓度。气样采集完成后，回填相同体积的氦气。同时，在培养24、72、120、240、360 h时进行土样破坏性采集(将培养瓶内的土壤混匀后取出)，用于测定土壤NH₄⁺-N、NO₃^–-N含量，并且在土样采集前收集土面水，测定其NH₄⁺-N、NO₃^–-N含量。

土壤和土面水NH₄⁺-N和NO₃^–-N含量利用连续流动分析仪(Skalar san++，荷兰)进行测定；土壤以及物料全碳、全氮含量采用元素分析仪(Elementar Vario EL III，德国)测定；CH₄、N₂O和CO₂浓度采用配备FID检测器的气相色谱(GC-2010，日本)测定。

1.3 数据处理与统计分析

CH₄、N₂O和CO₂排放速率及累积排放量计算参见公式(1)、(2)。

$ F=\rho \times \Delta C / \Delta t \times 273.15 /(273.15+T) \times V / m $

(1)

$ M=\Sigma\left(F_i+F_{i-1}\right) / 2 \times\left(t_i-t_{i-1}\right) \times 24 $

(2)

式中：F为CH₄、CO₂和N₂O的排放速率，mg/(kg·h)和μg/(kg·h)；ρ为CH₄、CO₂和N₂O标准状态下密度；ΔC/Δt为培养瓶内CH₄、CO₂和N₂O浓度增加量；T为培养温度，℃；V为培养瓶中气体有效空间体积，m³；m为烘干土质量，kg；M为CH₄、CO₂和N₂O累积排放量，单位均为mg/kg；t为采样时间(d)；t_i–t_i–1为两次采样时间间隔。

本试验中所有数据均利用Excel 2019和SPSS 24.0进行处理与统计分析，其中通过双因素方差分析(Two-way ANOVA)评估不同土壤pH和外源物料C/N组合调控下水–土–气界面NO₃^–-N去向的差异性，采用单因素方差分析(One-way ANOVA)评价同一pH下不同C/N有机物料处理和同一C/N有机物料下不同pH处理对设施土壤硝酸盐去除效果和途径的影响，以及不同处理对土壤及土面水铵态氮、硝态氮含量和温室气体排放量的影响，并采用LSD法进行显著性检验。利用Origin 2019进行作图。

2 结果与分析 2.1 不同土壤pH和外源有机物料碳氮比调控组合下土壤硝态氮去向差异

RSD处理对土壤NO₃^–-N去向的影响主要包括土、水、气三个界面。本研究的RSD处理主要包括淹水条件下不同pH和外源有机物料C/N的调控组合，由表 3可知，培养结束(360 h)时，pH调控对土壤和土面水NO₃^–-N含量均无显著影响，土壤NO₃^–-N含量41.94 ~ 44.33 mg/kg，土面水NO₃^–-N含量5.48 ~ 8.34 mg/kg。对于NH₄⁺-N，高pH环境会显著增加土壤和土面水NH₄⁺-N含量。以pH 9为例，pH 9处理的土壤NH₄⁺-N平均含量分别较pH 5(CK)、pH 7、pH 8处理增加16.8、9.17、12.99 mg/kg；土面水NH₄⁺-N平均含量则分别较pH 5、pH 7、pH 8处理增加16.12、1.50、5.78 mg/kg。温室气体N₂O排放量是土壤NO₃^–-N去除过程中重要的环境风险评价指标，由表 4可见，pH 5、pH 7、pH 8、pH 9处理土壤N₂O累积排放量分别为1 345.20、1 777.50、1 918.80、1 805.40 μg/kg。此外，高pH处理下，CH₄和CO₂排放量显著增加。由此可见，调控土壤pH虽不能直接降低土壤NO₃^–-N含量和提高其去除效率，但可以增加土壤NH₄⁺-N含量。

不同C/N有机物料对土壤和土面水的NH₄⁺-N、NO₃^–-N含量以及温室气体排放均有显著影响。高C/N有机物料处理的土壤NO₃^–-N和NH₄⁺-N含量均显著高于低C/N有机物料处理，说明高C/N有机物料处理可以增加土壤NH₄⁺-N存蓄能力。其中，C/N 60有机物料处理土壤NO₃^–-N和土面水NO₃^–-N含量均显著高于其他处理，分别为54.56 mg/kg和9.38 mg/kg。此外，对于N₂O排放量，C/N 60有机物料处理下土壤N₂O累积排放量为2883.00 μg/kg，而C/N 20处理N₂O累积排放量仅为392.10 μg/kg。值得注意的是，C/N 60有机物料处理土壤NO₃^–-N去除效果最差，且N₂O排放量最高；C/N 90有机物料处理的土壤NH₄⁺-N含量却显著高于其他处理。

在相同pH水平下不同C/N有机物料添加对土壤、土面水NH₄⁺-N、NO₃^–-N和温室气体(CH₄、CO₂、N₂O)排放均有显著影响。由表 3可知，无论pH是否调节，C/N 20有机物料处理的土壤NH₄⁺-N含量均低于其他处理(P < 0.05)，其中，除pH 9条件下外，同一pH条件下土壤NH₄⁺-N含量均呈现随有机物料C/N增加而上升的趋势。pH 9条件下，C20P9、C30P9、C60P9、C90P9处理土壤NH₄⁺-N含量大多则分别为56.83、73.33、90.90、78.87 mg/kg。对于土壤NO₃^–-N，高C/N有机物料处理土壤NO₃^–-N含量显著低于低C/N处理(P < 0.05)，这表明相同pH条件下施用高C/N的外源有机物料更有利于土壤NO₃^–-N去除和NH₄⁺-N保蓄，且以C90P5处理效果最佳，其土壤NO₃^–-N含量仅为31.17 mg/kg。对于土面水，相较pH调控处理，未调控pH时不同C/N有机物料添加对土面水NO₃^–-N无显著影响，土面水的氮大多以NH₄⁺-N形式存在。当pH调控至7以上，高C/N有机物料处理土面水NO₃^–-N含量低于低C/N有机物料处理(C/N 20)，且土壤NH₄⁺-N含量高于低C/N有机物料处理(C/N 20)。对于温室气体排放，除CH₄排放外，土壤CO₂、N₂O排放量均随土壤pH增加而增加。其中，不同pH水平下，施用不同C/N外源有机物料对土壤N₂O排放量的影响并不一致：当pH < 7时，低C/N有机物料处理增加土壤N₂O排放风险；当pH > 7时，高C/N有机物料处理的土壤N₂O排放风险更高。综合来看，低pH条件下，施用高C/N有机物料更有利于土壤NH₄⁺-N存蓄和NO₃^–-N去除，且能兼顾N₂O减排风险。

2.2 不同土壤pH和外源有机物料碳氮比调控组合下土壤NH₄⁺-N、NO₃^–-N变化规律

土壤NH₄⁺-N和NO₃^–-N是作物生长发育的主要氮源。总体来看，无论何种pH和外源有机物料C/N，土壤NH₄⁺-N含量均随着培养时间的推移而逐步增加，而土壤NO₃^–-N含量明显下降，但不同处理间的变化趋势有明显差异。其中，当不调控pH时(pH5)，C/N 30、C/N 60、C/N 90有机物料处理土壤NH₄⁺-N含量上升速率要显著高于C/N 20有机物料处理(图 1A)。当土壤pH增加至7或8时，C/N 90有机物料处理的土壤NH₄⁺-N含量增加速率显著高于其他处理，但C/N 20、C/N 30、C/N 60有机物料处理间的NH₄⁺-N含量变化速率无显著差异(图 1B ~ 1C)。然而，土壤pH调节至9时，土壤NH₄⁺-N含量变化速率与外源有机物料C/N的关系并不紧密，C20P9处理土壤NH₄⁺-N含量增加速率最高，为0.11 mg/(kg·h)；C60P9处理土壤NH₄⁺-N含量增加速率最小，为0.06 mg/(kg·h)。另外，C90P8处理土壤NH₄⁺-N含量增加速率显著高于其他处理，为0.13 mg/(kg·h)。

对于土壤NO₃^–-N，高C/N有机物料处理(C/N > 30)土壤NO₃^–-N含量下降速率均显著低于低C/N有机物料处理(C/N < 30)。当未调控pH时，C20P5、C30P5、C60P5、C90P5处理土壤NO₃^–-N含量下降速率分别为0.24、0.23、0.14、0.22 mg/(kg·h)；当土壤pH调节至7时，C20P7、C30P7、C60P7、C90P7处理土壤NO₃^–-N含量下降速率分别为0.25、0.23、0.18、0.28mg/(kg·h)；当土壤pH为8或9时，不同C/N有机物料处理也呈现类似变化趋势及差异。

2.3 不同土壤pH和外源有机物料碳氮比调控组合下土面水NH₄⁺-N、NO₃^–-N变化规律

土面水的NH₄⁺-N、NO₃^–-N变化可以较好地模拟RSD技术营造的淹水环境对土‒水界面氮损失的影响。对于土面水NH₄⁺-N，无论是否进行pH调控，施用不同C/N有机物料后，土面水NH₄⁺-N含量均显著上升(图 2A ~ 2D)。其中，当土壤pH为5、7、9时，C/N 20有机物料处理土面水NH₄⁺-N累积速率均显著高于其他处理，分别为0.11、0.13、0.13 mg/(kg·h)，这表明当土壤pH为5、7、9时，施用低C/N有机物料会增加土面水NH₄⁺-N含量。值得注意的是，当pH为8时，C/N 20有机物料处理土面水NH₄⁺-N含量增加速率最慢，为0.06 mg/(kg·h)；C/N 90有机物料处理土面水NH₄⁺-N含量增加速率最快，为0.09 mg/(kg·h)。

对于土面水中的NO₃^–-N，无论哪种土壤pH情境，施用中高C/N(C/N > 20)有机物料后土面水NO₃^–-N含量均呈现明显下降趋势；而施用低C/N(C/N 20)外源有机物料后土面水NO₃^–-N变化对不同pH的响应并不一致：当pH为5、7、9时，C/N 20有机物料处理土面水NO₃^–-N含量变化平稳，处于0.96 ~ 1.68 mg/kg；但当pH为8时，C/N 20有机物料处理土面水NO₃^–-N含量变化从培养24 h时的11.24 mg/kg降低至360 h时的5.15 mg/kg。单就土面水NO₃^–-N而言，不同pH条件下的最佳外源有机物料并不一致，其中在pH 5、pH 7、pH 8条件下，C30P5、C30P7处理土面水NO₃^–-N含量下降最明显，从培养24 h到360 h分别下降了9.96、4.06 mg/kg；但在pH 9的情境下，C90P9处理的NO₃^–-N含量最低，仅为5.40 mg/kg。

2.4 不同土壤pH和外源有机物料碳氮比调控组合下温室气体变化规律

图 3反映了不同土壤pH和外源物料C/N调控组合下土壤CH₄、CO₂和N₂O温室气体变化规律。对于CH₄，所有处理的CH₄排放均在培养96 h以后发生，且无论何种pH水平，C/N 90有机物料处理CH₄排放速率均显著高于其他处理，说明高有机物料C/N不利于CH₄减排。C90P5、C90P7、C90P8、C90P9处理CH₄排放速率分别为1.28、3.27、4.71、6.57 mg/(kg·h)(图 3A ~ 3D)，说明碱性环境会增加土壤CH₄排放风险。值得注意的是，在调高pH后，施用中低C/N(20、30、60)的有机物料可以减少碱性环境带来的CH₄排放风险。

所有处理CO₂排放速率均呈现明显的先增加后平稳再增加的趋势。pH 7、pH 8和pH 9水平下，各C/N有机物料处理的CO₂排放速率均显著高于pH 5水平下各处理结果(图 3E ~ 3H)。其中，在pH 5 ~ 7时，C20P5、C30P7处理在培养结束时(360 h)的CO₂排放速率分别为16.17、30.47 mg/(kg·h)，明显低于其他高C/N比有机物料处理；在pH 8 ~ 9时，C90P8、C90P9处理的CO₂排放速率最低，分别为31.18、29.73 mg/(kg·h)，而C60P8、C60P9处理的CO₂排放速率最高，分别为38.52、40.42 mg/(kg·h)。

N₂O是土壤NO₃^–-N的主要气态去向。由图 3I ~3H可知，所有处理的土壤N₂O排放均呈现先增加后下降的趋势，且培养24 h左右达到峰值。总体来看，不论哪种pH水平，C/N 60有机物料处理的N₂O峰值排放速率均为最高。此外，施用有机物料的土壤N₂O减排效果受pH影响差异显著：当土壤pH为5时，C20P5、C30P5、C90P5处理减缓土壤N₂O排放的效果无显著差异；当土壤pH为7 ~ 9时，低C/N有机物料处理更有利于减缓N₂O排放。例如，当土壤pH为9时，C20P9处理的N₂O峰值排放速率仅为2.4 μg/(kg·h)，远低于其他处理。综合来看，调高pH后，低C/N有机物料处理更有利于降低N₂O排放风险。

综上所述，不同pH水平条件下，不同C/N外源有机物料施用对土壤CH₄、CO₂和N₂O减排的影响效果有所差异。

3 讨论

本研究表明，提高土壤pH并不会显著改善土壤NO₃^–-N去除效果，但高pH水平下土壤NH₄⁺-N存蓄能力明显上升，土壤N₂O排放风险明显增加。土壤pH是影响土壤硝化作用的重要因素，pH下降，土壤硝化作用会受到强烈抑制^[17]，pH 4.5 ~ 5.5为最适pH范围，不影响氮素供应。可见，土壤NH₄⁺-N含量随pH增加可能是由于矿化过程受土壤pH的变化影响相对较弱所致。RSD处理过程中，土壤处于厌氧状态，硝化过程总体十分微弱，大量NH₄⁺-N累积在土壤中。且RSD过程中的厌氧环境也有利于DNRA(硝酸盐异化还原为铵)过程的发生，pH显著影响了DNRA过程，提高了土壤NH₄⁺-N含量^[18]。此外，试验过程中有机物料的加入也会促进DNRA过程^[6]，从而改善土壤NH₄⁺-N存蓄能力。

然而，在高pH环境下土壤N₂O累积排放量明显增加，但不同pH土壤NO₃^–-N含量却无显著差异，这可能是由于以下两方面原因：pH过低时反硝化过程受到抑制，土壤N₂O排放量降低；pH过低时，土壤硝化作用受到抑制，用于反硝化的NO₃^–-N底物相对较少，抑制反硝化过程，从而导致土壤NO₃^–-N无显著差异。该结果与Meng等^[17]研究结果并不一致。Meng等^[7]研究结果表明，增加土壤pH会促进土壤NO₃^–-N去除，但对于NH₄⁺-N和有机氮的增加无显著影响，且N₂O累积排放量显著降低。这可能与不同试验所设置的pH梯度不同有关。本研究中，当pH为5、7、9时，C/N 20有机物料处理土面水NO₃^–-N含量变化平稳，一直处于0.96 ~ 1.68 mg/kg；但当pH为8时，C/N 20有机物料处理土面水NO₃^–-N含量变化从培养24 h时的11.24 mg/kg降低至360 h时的5.15 mg/kg，这间接表明了土壤pH对土壤NO₃^–-N去除的重要性。

本研究发现，不同C/N外源有机物料对土壤NO₃^–-N去除和温室气体减排的作用效果并不一致。就NH₄⁺-N的保蓄而言，施用较高C/N有机物料更有利于NH₄⁺-N的保存，但是同时也会增加N₂O排放风险。这与前人的研究结果相似，其在培养试验中也发现，随着淹水条件下黑麦草添加量的增加，土壤NO₃^–-N含量迅速降低，NH₄⁺-N含量升高，但是同时会伴随大量的N₂O排放^[10]。本研究中，无论是否进行pH调控，施用不同C/N有机物料后，土面水NH₄⁺-N含量均显著上升，土面水NO₃^–-N含量均呈现明显下降趋势，其原因是RSD处理过程中土壤NH₄⁺-N含量增加，且此时土壤pH上升至碱性，碱性条件下不利于土壤NH₄⁺-N的保蓄，使得土面水中的NH₄⁺-N含量增加，这加剧了氨排放风险。一般认为，反硝化是消除土壤NO₃^–-N的主要途径，N₂O和N₂是主要产物^[17]。本试验处在淹水条件下，创造了强厌氧环境，外源有机物料添加促进了反硝化作用，从而导致N₂O大量排放。同时，反硝化作用还受NO₃^–-N含量的影响，本试验中选用的土壤为NO₃^–-N含量较高的土壤，添加高C/N有机物料后，促进了反硝化作用，从而导致了N₂O的大量排放。低C/N有机物料活性越强，DNRA过程和微生物对NO₃^–-N的同化作用的刺激越强，碳有效性的提高导致微生物活性的增强，有效促进了微生物对无机氮的利用和固持，土壤的NO₃^–-N去除效果显著^{[7-8, 19]}。

本研究结果还显示，不考虑有机物料C/N时，高pH水平下土壤NH₄⁺-N存蓄能力明显上升，土壤N₂O排放风险明显增加；不考虑pH时，低C/N外源有机物料输入更有利于土壤NO₃^–-N去除，且还能减少温室气体排放。有研究表明，玉米秸秆(C/N 12.5)作为固相碳源、农田土壤为菌源的反硝化系统在120 h内可实现96.8% 的NO₃^–-N去除^[20]。但当综合考虑土壤pH和有机物料C/N时，本研究发现，当土壤pH为5时，施用高C/N有机物料更有利于土壤NH₄⁺-N存蓄和NO₃^–-N去除，且能兼顾N₂O减排。这可能是由于低pH条件下，高C/N有机物料分解周期更长，能为土壤微生物提供更久的能量，从而NH₄⁺-N存蓄能力增强^[21]。另外，高C/N只能反映有机物料中的碳和氮数量差异，不同有机物料的碳结构差异也会影响土壤NO₃^–-N去除效率^[22]。酸性土壤环境更有利于NH₄⁺-N保持^[17]，调节pH至碱性时，NH₄⁺-N虽然容易被土壤吸附固定，却可能会发生氨挥发损失，这也是低pH情况下高C/N有机物料更有利于土壤NH₄⁺-N存蓄和NO₃^–-N去除的原因。就N₂O排放，降低pH能够有效降低N₂O等温室气体的排放风险，但施用较高C/N有机物料会加快N₂O的排放速率。RSD过程会极大地促进土壤N₂O排放^[13]。这是由于微生物分解有机物质时会消耗大量的氧气，加上淹水覆膜又隔绝了空气，导致土壤Eh值在RSD修复过程中快速下降形成厌氧环境^[21]，而高氮的投入又为土壤反硝化提供了充足的底物，导致土壤N₂O在RSD过程中大量排放。由图 3可知，培养初期，设施蔬菜地积累的NO₃^–-N为反硝化过程提供了充足的底物，导致土壤N₂O大量排放，随着时间的推移，NO₃^–-N被消耗，pH过低时土壤硝化作用受到抑制，用于反硝化的NO₃^–-N底物相对较少，会抑制反硝化过程，N₂O产生量也随之减少。

对于CO₂排放，无植物参与的情况下，土壤CO₂排放主要来自于土壤微生物呼吸作用，而有机物料的加入，因其比表面积和孔隙度大，且含有多种养分元素，可为微生物的生长提供场所和能源，刺激了微生物的活性^[22]，使其大量繁殖，加速了有机质的分解和矿物质养分的转化，进而促进了土壤CO₂排放^[23-24]。本研究发现，不同pH水平下外源有机碳类型对土壤CO₂排放的影响并不统一，这可能与土壤微生物活动的环境限制密切相关。土壤处在过酸或者过碱环境，均会影响土壤微生物活性。有研究表明，外源物料的添加能显著增加土壤中有机质的矿化，并且矿化速率与土壤初始pH之间存在正相关性^[25]。土壤中有机碳的矿化主要是由于细菌的分解作用，而细菌群落主要受土壤pH的影响^[26]。本研究中，pH < 7时，C20P5处理在培养360 h时的CO₂排放速率最低，为16.17 mg/(kg·h)；pH > 7时，C90P9处理的CO₂排放速率最低，为29.73 mg/(kg·h)。RSD过程还可通过增加土壤有机质数量、刺激土壤原有机碳的矿化等途径促进CH₄排放^[14]。本研究发现，无论何种pH水平，C/N 90有机物料处理的CH₄排放速率均显著高于其他处理，说明高C/N外源有机物料不利于CH₄减排。综上所述，土壤pH和外源物料C/N对土壤NO₃^–-N的作用效果相对较为复杂，不同pH水平下不同C/N外源有机物料所表现的去除效果存在显著差异。就本研究结果来看，土壤pH较低时，施用高C/N有机物料更有利于土壤NH₄⁺-N存蓄和NO₃^–-N去除，且能兼顾N₂O减排，但其对土壤氮转化过程的影响仍有待进一步研究。

4 结论

高pH条件虽然不能直接降低土壤NO₃^–-N含量，且存在土壤N₂O排放风险，但土壤NH₄⁺-N含量明显上升；低C/N外源有机物料输入更有利于土壤NO₃^–-N去除，高C/N外源有机物料更有利于土壤NH₄⁺-N存蓄。不同处理土壤及土面水NH₄⁺-N、NO₃^–-N含量和温室气体排放动态变化趋势较为一致，但不同pH条件下的最佳外源有机物料C/N并不相同。综合来看，低pH土壤环境配合高C/N有机物料更有利于土壤NH₄⁺-N存蓄、NO₃^–-N去除和温室气体减排。