伍旖旎, 許 依, 傅童成, 易自力, 薛帥*

(1. 作物種質(zhì)創(chuàng)新與資源利用重點實驗室， 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)生物科學(xué)技術(shù)學(xué)院， 湖南 長沙 410128； 2. 中國農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院，北京， 100193； 3. 芒屬植物生態(tài)應(yīng)用技術(shù)湖南省工程實驗室， 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)， 湖南 長沙 410128； 4. 國家能源非糧生物質(zhì)原料研發(fā)中心湖南分中心， 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)， 湖南 長沙 410128)

如今，我國人均耕地資源缺乏，承載力已達(dá)上限，糧食安全面臨威脅。在此背景下，國家頒布并實施了“藏糧于地、藏糧于技”戰(zhàn)略。其中，改良資源豐富的邊際土地可作為實施“藏糧于地”戰(zhàn)略的重要策略[1]。改良能使部分環(huán)境惡劣程度相對較輕的邊際土地具備中低等地產(chǎn)能水平，以保障國家糧食安全。貧瘠紅壤作為一種重要邊際土地類型，主要分布在我國南方地區(qū)，面積約有1.6億畝。和西北荒漠地、北方鹽堿地等邊際土壤類型相比，貧瘠紅壤主要特點是高度風(fēng)化、水土流失嚴(yán)重、土壤有機(jī)質(zhì)匱乏，而其光溫水條件較為充足，是改良難度最小，潛力最大的邊際土地類型[2]。

植物改良與其他改良方法相比，具有成本低、易操作、無二次污染等優(yōu)點，可使邊際土地土壤有機(jī)質(zhì)大量積累，土壤肥力與生產(chǎn)潛力大幅提高。理論上，芒草(Miscanthusspp.)、柳枝稷(PanicumvirgatumL.)等高大禾草在較為貧瘠的條件下依然能產(chǎn)生較高的生物量[3]。然后通過地上莖稈、落葉及地下老化根莖的腐爛將光合固定的碳輸入土壤，從而增加土壤有機(jī)質(zhì)的含量[4-5]。另外，有研究表明，芒草根系統(tǒng)可以富集固氮微生物，進(jìn)而增加土壤中的氮含量；其根系中的解磷、解鉀微生物的富集可以增加土壤中的有效磷和速效鉀含量[6-8]。芒草產(chǎn)生的生物質(zhì)還可以轉(zhuǎn)化為生物能源(比如生物乙醇)、化工產(chǎn)品(比如低聚木糖、納米纖維等)等增加植物改良的經(jīng)濟(jì)效益[9-11]。筆者所在課題組已經(jīng)證明種植芒草可以改良鹽堿土，促使鹽堿土壤的pH值、電導(dǎo)率降低，土壤有機(jī)質(zhì)、總鉀含量增加，還可以改變土壤微生物群落的組成豐度，富集有益菌以促進(jìn)土壤脫鹽[12]。由此可見，芒草是一種改良邊際性土地的優(yōu)勢植物類型。

土壤有機(jī)碳是土壤質(zhì)量的核心，維系著糧食安全、氣候變化等關(guān)于人類生存發(fā)展的諸多要素[1]。土壤有機(jī)碳的含量主要取決于土壤中有機(jī)物料的投入與降解，即碳輸入與碳輸出。其中，大部分外來有機(jī)物料如生物殘體、有機(jī)肥料等被微生物降解生成CO2(即礦化)，是微生物活動所利用碳源的主要來源，也是植物可利用養(yǎng)分的主要來源；而只有一部分不易被分解的成分以土壤有機(jī)質(zhì)的形式儲藏于土壤之中，形成了土壤中的碳固存量[13]。施氮是利用改良后邊際土壤不可或缺的農(nóng)藝措施，但人為添加氮后會迅速改變土壤中的C/N結(jié)構(gòu)，從而影響土壤固定碳的重新釋放[14]。與此同時，在以往的實地研究中，施氮對陸地生態(tài)系統(tǒng)(森林、草原、荒漠、濕地以及受人工干預(yù)的農(nóng)田)的土壤有機(jī)碳礦化有著不同的影響，包括促進(jìn)[15]、抑制[14]和無影響[16]三種情況，主要取決于氮輸入后對土壤碳氮的存在形式與比值、植物根生長量與周轉(zhuǎn)、土壤微生物群落結(jié)構(gòu)、微生物生物量與活性的影響[17]?；诖耍驹囼灁M在人工施氮條件下，將經(jīng)長期種植芒屬植物改良后的貧瘠紅壤進(jìn)行室內(nèi)定溫礦化培養(yǎng)，探究氮肥對芒屬植物修復(fù)后的邊際土地中固定的土壤礦化影響以及驅(qū)動機(jī)制，為南方貧瘠酸性紅壤的改良修復(fù)后的田間管理提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 土壤樣品采集及礦化培養(yǎng)

2021年1月于試驗基地采集芒屬植物根際土壤樣品：以“S”型隨機(jī)選取5棵植株挖出，抖動其根系，對仍附著在根和根莖上的土壤進(jìn)行采集并充分混合，然后人工去除土壤內(nèi)的枯枝落葉和根系殘茬，過2 mm網(wǎng)篩后，使用四分法采集4個重復(fù)總共收集200 g根際土壤樣品。所采集的芒屬植物為湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)培育的‘湘雜芒1號’，于2011年在湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)芒屬植物實驗基地(27°51′ N，113°10′ E)種植，詳情參考侯維等人前期研究[2]。種植后，每年的11月底至12月初收獲地上部生物質(zhì)并將其移出。在2012年生長季節(jié)后，不進(jìn)行任何其他田間管理措施。

土壤有機(jī)碳礦化培養(yǎng)試驗采用室內(nèi)恒溫培養(yǎng)，堿液吸收法測定。將經(jīng)上述處理后的新鮮土樣稱取30.0 g，置于250 mL廣口培養(yǎng)罐底部，用NH4Cl溶液和去離子水設(shè)置空白(Control，CK)、低氮(Low nitrogen，LN)、高氮(High nitrogen，HN)三個氮添加水平，分別對應(yīng)于0，52，208 mg N·kg-1soil，相當(dāng)于在全國各地水稻目標(biāo)產(chǎn)量4.5～10.5 t·hm-2的基礎(chǔ)上其大田施氮量為0 kg·hm-2，75 kg·hm-2，300 kg·hm-2[18]，且調(diào)節(jié)全土含水量至田間飽和持水量的70%。每個處理重復(fù)4次，密封并置于25℃恒溫培養(yǎng)箱中預(yù)培養(yǎng)5 d(遮光)以恢復(fù)微生物活性，之后將盛有5 mL 1 mol·L-1NaOH溶液的小玻璃杯放入培養(yǎng)罐中，繼續(xù)密封并置于25℃恒溫培養(yǎng)箱中遮光培養(yǎng)。在培養(yǎng)后的第1，3，5，7，14，21，30，40，50 d更換堿液玻璃杯，并對置換出來的杯內(nèi)堿液進(jìn)行滴定。取1 mL堿液于小燒杯中，加入1 mL 1 mol·L-1BaCl2溶液，再滴加適量的酚酞指示劑，后用0.2 mol·L-1標(biāo)準(zhǔn)HCl溶液滴定直至紅色消失。根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)HCl溶液滴定量計算培養(yǎng)期內(nèi)全土有機(jī)碳礦化量(Cumulative mineralization，CM，單位：mg C·kg-1dry soil)。試驗培養(yǎng)周期為60 d。

1.2 土壤理化性質(zhì)分析

將經(jīng)礦化培養(yǎng)試驗后的根際土壤樣品進(jìn)行理化性質(zhì)分析。采用FiveEasyTMplus臺式pH計-FE28(Mettler Toledo，瑞士)測定土壤pH值。采用重鉻酸鉀氧化法測定總有機(jī)碳(Total organic carbon，TOC，單位：g·kg-1)。采用自動凱氏定氮儀K9840(海能，深圳)測定全氮(Total nitrogen，TN，單位：g·kg-1)；采用氯仿熏蒸浸提法(TOC總有機(jī)碳/總氮分析儀-multi N/C 3100，耶拿，德國)測定微生物生物量(Microbial biomass，MB，單位：mg·kg-1)和微生物生物量氮(Microbial biomass nitrogen，單位：mg·kg-1)；在MB和MBN分析中測定未熏蒸樣品中的可溶性有機(jī)碳(Dissolved organic carbon，DOC，單位：mg·kg-1)和可溶性有機(jī)氮(Dissolved organic nitrogen，DON，單位：mg·kg-1)；采用可見分光光度計UV-8000(元析,上海)測定銨態(tài)氮(Ammonium nitrogen，NH4+-N，單位：mg·kg-1)和硝態(tài)氮(Nitrate-nitrogen，NO3--N，單位：mg·kg-1)。

1.3 數(shù)據(jù)處理

土壤有機(jī)碳礦化量、激發(fā)效應(yīng)、相對激發(fā)相應(yīng)、微生物代謝熵由公式1—4求得。

Cm=CHCl×(V0-V1)×30/m×1000

(1)

PE=Cn-Cc

(2)[14]

RPE=PE/Cc

(3)

qCO2=MR/MB

(4)

式中，Cm為土壤有機(jī)碳礦化量，單位：mg C·kg-1dry soil；CHCl為標(biāo)準(zhǔn)鹽酸溶液濃度，單位：mol·L-1；V0為滴定空白的鹽酸消耗量，單位：mL；V1為滴定堿液的鹽酸消耗量，單位：mL；m為根際土壤樣品的重量，單位：g；30為常數(shù)；1000為單位轉(zhuǎn)換系數(shù)；PE為激發(fā)效應(yīng)，Priming effect，單位：mg C·kg-1dry soil，若為正值則是正激發(fā)效應(yīng)(即促進(jìn)土壤有機(jī)碳礦化)，反之則是負(fù)激發(fā)效應(yīng)(即抑制土壤有機(jī)碳礦化)；Cn為施氮處理礦化量，單位：mg C·kg-1dry soil；Cc為對照礦化量，單位：mg C·kg-1dry soil；RPE為相對激發(fā)效應(yīng)，Relative PE，單位：%；qCO2為微生物代謝熵，The metabolic quotient，單位：mg C·mg-1biomass C·d-1；MR為礦化速率，Mineralization rate，單位：mg C·kg-1·d-1；MB為微生物生物量，Microbial biomass，單位：mg·kg-1。

采用公式5擬合土壤有機(jī)碳礦化量速率、激發(fā)效應(yīng)、相對激發(fā)效應(yīng)，采用公式6擬合土壤累積礦化量。擬合值準(zhǔn)確性使用均方根誤差和擬合度進(jìn)行評價(公式7和公式8)。

y=a-bln(x+c)

(5)

y=a(1-e-kx)

(6)

(7)

(8)

式中，a，b，c均為模型擬合系數(shù)；RMSE為均方根誤差，root mean square error；R2為擬合度，R-squared；Ct為模擬值，C0為實測值，Cavg為平均值。

試驗數(shù)據(jù)采用IBM SPSS Statistics 22.0進(jìn)行夏皮洛-威爾克檢驗(Shapiro-Wilk test)即正態(tài)性檢驗，正態(tài)性檢驗結(jié)果表明，各數(shù)據(jù)檢驗的P值均大于0.05，說明與正態(tài)性沒有顯著差異，成正態(tài)性分布(附表1)。在此基礎(chǔ)上，對試驗數(shù)據(jù)進(jìn)行了單因素方差分析(one-way ANOVA)和Duncan差異顯著性檢驗(P<0.05)。用OriginLab Origin 2021作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同施氮量處理對芒草長期定植后的土壤有機(jī)碳礦化過程的影響

如圖1A所示，在試驗培養(yǎng)的第1～5 d，高氮處理下的土壤有機(jī)碳礦化速率大于低氮處理2.72%～28.59%，但在培養(yǎng)的第7 d開始，高氮處理下的土壤有機(jī)碳礦化速率小于低氮處理2.54%～24.76%。總體上，土壤有機(jī)碳礦化速率隨著培養(yǎng)時間增加而逐漸下降且下降趨勢趨于平緩，呈現(xiàn)對數(shù)曲線關(guān)系，施氮處理降低了土壤有機(jī)碳礦化速率，且施氮量越高，土壤有機(jī)碳礦化速率越低。礦化培養(yǎng)第7 d時，不同施氮量處理下的土壤有機(jī)碳礦化速率分別為21.60(CK)，22.93(LN)，22.35(HN) mg C·kg-1dry soil·d-1，且各處理間不存在顯著差異。從礦化培養(yǎng)的7 d后開始，各處理之間的土壤有機(jī)碳礦化速率開始逐漸產(chǎn)生顯著差異(P<0.01)，且整體呈現(xiàn)對照>低氮>高氮趨勢。在第60 d時，礦化速率分別降至12.04(CK)，7.77(LN)，6.57(HN) mg C·kg-1dry soil·d-1，與第7 d相比，降低了44.26%，66.11%，71.95%。和對照相比，60 d后低氮與高氮處理下土壤有機(jī)碳礦化速率分別降低了35.47%和45.43%(圖1A)。

不同施氮量處理下的土壤累積礦化量也是以第7 d為分界點：在第7 d前，處理間無明顯差異；在第7 d后，處理間開始產(chǎn)生顯著差異，呈現(xiàn)對照>低氮>高氮(圖1-B)。第60 d與第7 d相比，不同施氮量處理下的土壤累積礦化量分別增加了84.26%(CK)，80.01%(LN)，75.52%(HN)(圖1-B)。60 d低氮與高氮處理下的土壤有機(jī)碳總礦化量較對照組分別降低了19.04%和27.85%，且高氮顯著低于低氮處理下土壤有機(jī)碳總礦化量的10.88%(圖2)。

圖1 不同施氮量對芒屬植物長期定植后的根際土壤有機(jī)碳礦化過程的影響

圖2 不同施氮量對芒草長期定植后的土壤礦化培養(yǎng)60 d后根際土壤有機(jī)碳總礦化量的影響

在試驗培養(yǎng)的前7 d，施氮處理下的土壤有機(jī)碳呈正激發(fā)效應(yīng)，但在培養(yǎng)的第7 d開始，施氮處理下的土壤有機(jī)碳礦化呈顯著的負(fù)激發(fā)效應(yīng)。大體上施氮對土壤固碳呈正作用，隨著施氮量的增加，激發(fā)和相對激發(fā)相應(yīng)均會顯著降低(P<0.01)(圖3)。60 d后低氮與高氮處理下的土壤有機(jī)碳激發(fā)效應(yīng)分別降至為-42.67和-54.67 mg C·kg-1dry soil，相對激發(fā)效應(yīng)分別降至-35.44%和-45.40%。其一級反應(yīng)方程土壤有機(jī)碳礦化量速率、累積礦化量、激發(fā)效應(yīng)、相對激發(fā)效應(yīng)的均方根誤差(Root mean square error，RMSE)與擬合度(R-squared，R2)如表1所示。其中，土壤有機(jī)碳礦化速率均方根誤差的值為0.752 1～1.950 6，說明該組實測值的離散程度較低；土壤有機(jī)碳累積礦化量的R2的值為0.996 2～0.999 8，約近于1，說明一級反應(yīng)方程對累積礦化量實測值的擬合程度好。

表1 土壤有機(jī)碳礦化量速率、累積礦化量、激發(fā)效應(yīng)、相對激發(fā)效應(yīng)擬合方程的均方根誤差與擬合度

圖3 高氮和低氮處理對芒屬植物長期定植后的根際土壤有機(jī)碳礦化過程的影響

2.2 不同施氮量處理對礦化培養(yǎng)土壤理化性質(zhì)的影響

不同施氮量處理下礦化培養(yǎng)后土壤理化性質(zhì)差異如表2所示。施氮對土壤微生物生物量與微生物生物量氮的比值(MB/MBN)無顯著影響，但對土壤pH值、總氮(TN)、總有機(jī)碳(TOC)、可溶性有機(jī)碳(DOC)、可溶性有機(jī)氮(DON)、可溶性有機(jī)碳與可溶性有機(jī)氮的比值(DOC/DON)、微生物生物量(MB)、微生物生物量氮(MBN)、銨態(tài)氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3--N)以及微生物代謝熵(qCO2)有顯著影響(P<0.05)。隨著施氮量的增加，土壤pH值、DOC、qCO2呈現(xiàn)下降趨勢，減幅分別為10.46%～14.07%，63.00%～68.36%，38.21%～46.44%。土壤TOC在低氮與高氮處理下無顯著差異，但與對照處理下的土壤有顯著差異(P<0.05)；土壤TN與DOC/DON在對照與低氮處理下無顯著差異，但與高氮處理下的土壤具顯著差異，其中高氮組TN增加，DOC/DON下降。相較于對照組，土壤DON與NO3--N在低氮處理下顯著降低，高氮處理下顯著上升。不同施氮量處理下土壤MB，MBN與NH4+-N均顯著上升，且在低氮水平達(dá)到最高值，分別為272.62 mg·kg-1，42.59 mg·kg-1和33.14 mg·kg-1。

表2 不同施氮量對長期定植芒草根際土壤礦化培養(yǎng)后(60 d)理化性質(zhì)的影響

分析不同施氮量處理下土壤理化指標(biāo)及有機(jī)碳總礦化量之間的相關(guān)性發(fā)現(xiàn)(表3)，供試土壤有機(jī)碳總礦化量(TM)與土壤pH值、總氮(TN)、可溶性有機(jī)碳(DOC)、微生物代謝熵(qCO2)之間均存在著極顯著正相關(guān)性關(guān)系(P<0.01)，且作線性擬合得出最佳理論曲線及方程(圖4)，擬合度為0.82～0.91；而與可溶性有機(jī)氮(DON)、可溶性有機(jī)碳與可溶性有機(jī)氮的比值(DOC/DON)、微生物生物量(MB)、微生物生物量氮(MBN)、銨態(tài)氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3--N)之間無顯著相關(guān)性關(guān)系。土壤NH4+-N與NO3--N之間存在著顯著負(fù)相關(guān)性關(guān)系(P<0.05)，而土壤DOC，DON，MBN之間均無顯著相關(guān)性關(guān)系，其中的土壤NH4+-N與DOC，DON，MBN之間呈現(xiàn)顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)，土壤NO3--N與DON之間呈現(xiàn)顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)。

表3 土壤理化性質(zhì)之間、土壤有機(jī)碳總礦化量與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性

圖4 土壤有機(jī)碳總礦化量與土壤pH值、可溶性有機(jī)碳、微生物代謝熵、總氮的并置擬合圖

3 討論

本論文研究施氮對芒草修復(fù)后的貧瘠紅壤土壤礦化過程的影響，發(fā)現(xiàn)在試驗培養(yǎng)第1—5 d，高氮處理下的土壤有機(jī)碳礦化速率高于低氮處理2.72%～28.59%，且呈正激發(fā)效應(yīng)，但在培養(yǎng)的第7 d開始，高氮處理下的土壤有機(jī)碳礦化速率低于低氮處理2.54%～24.76%，呈顯著的負(fù)激發(fā)效應(yīng)。與對照組相比，60 d低氮與高氮處理下土壤有機(jī)碳礦化速率分別降低了35.47%和45.43%，土壤有機(jī)碳累積礦化量分別降低了19.04%和27.85%?？赡苁怯捎诠┰嚫H土壤中氮量受限，培養(yǎng)前期氮素處理對此起到緩解的作用，短時間內(nèi)表現(xiàn)為土壤有機(jī)碳礦化速率增加，進(jìn)而施氮對土壤礦化呈正激發(fā)效應(yīng)。隨著培養(yǎng)時間的延長，土壤中易被利用的碳被大量消耗的同時，高氮與土壤中易被利用的碳反應(yīng)也變得結(jié)構(gòu)復(fù)雜化不易分解[19]，兩者共同影響導(dǎo)致土壤中易被利用的碳含量降低，微生物碳源進(jìn)而受到限制，所以在培養(yǎng)的第7 d后土壤有機(jī)碳礦化速率降低，呈現(xiàn)負(fù)激發(fā)效應(yīng)。Zang等人對小麥(TriticumaestivumL.)根際土進(jìn)行不同施氮量處理培養(yǎng)56 d后，土壤有機(jī)碳累積礦化量與對照(不加氮)相比下降了27%～42%，和本研究結(jié)果趨勢一致[14]。但其他研究也有發(fā)現(xiàn)施氮對土壤礦化會出現(xiàn)促進(jìn)、抑制和無影響三種情況。對此差異，Zang等人分析了13項研究中施氮對土壤激發(fā)效應(yīng)的影響，包括158項不同土壤類型和利用方式的試驗結(jié)果，表明大多數(shù)研究發(fā)現(xiàn)激發(fā)效應(yīng)隨施氮量的升高而呈指數(shù)下降[14]。除此之外，也有研究認(rèn)為施氮或會降低了酸性土壤pH值[20-21]、qCO2，從而改變了土壤理化性質(zhì)，使土壤微生物呼吸速率降低[22]，抑制土壤有機(jī)碳的礦化。綜上所述，在芒草改良后的土壤進(jìn)行農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動時，依然需要嚴(yán)格控制施氮量，以維持改良后的土壤質(zhì)量。

土壤理化性質(zhì)是體現(xiàn)土壤綜合質(zhì)量的重要指標(biāo)[23]。本研究以氯化銨作氮素對土壤進(jìn)行處理，土壤pH值隨施氮量的增加而降低，這與前人的研究結(jié)果一致[24-25]。銨態(tài)氮可溶解在土壤溶液中，供植物直接吸收利用；也可被土壤膠體吸附呈交換態(tài)，通過硝化作用轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮并釋放出H+。與此同時，植物吸收NH4+的同時釋放H+以維持體內(nèi)的電荷平衡，從而酸化土壤[26]?？扇苄杂袡C(jī)碳(DOC)是土壤微生物最容易利用的碳源，微生物代謝熵(qCO2)是指每單位微生物CO2排放速率，兩者均隨施氮量的增加而降低。說明微生物從土壤中吸收的有機(jī)碳更多用于其自身的生長發(fā)育，而不是轉(zhuǎn)化為CO2排放[14]。

不同施氮量處理下土壤微生物生物量(MB)、微生物生物量氮(MBN)均顯著上升，且在低氮水平達(dá)到最高值，分別為272.62 mg·kg-1，42.59 mg·kg-1，比高氮處理高2.54%，6.16%，而MB/MBN無顯著差異。和對照組相比，低氮處理中的MB，MBN含量上升，結(jié)果與前人研究相似[27]。朱靈等[27]認(rèn)為這是由于在土壤本身氮素虧缺情況下，通過一定量的氮投入，使原本受氮素限制的土壤微生物含量與活性上升，因而使土壤MB，MBN含量在一定范圍內(nèi)上升。本研究中，高氮處理下MB，MBN含量明顯降低，這是由于土壤中氮含量超過一定范圍后，造成土壤酸化和土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)改變[28-29]，進(jìn)而改變土壤微生物的生長環(huán)境，阻礙施氮對土壤MB，MBN的正激發(fā)效應(yīng)。

目前關(guān)于施氮對土壤有機(jī)碳礦化影響的研究，其設(shè)定的最高施氮量為208 mg N·kg-1soil，暫未發(fā)現(xiàn)其氮閾值[14]。猜想若施氮量達(dá)到閾值的基礎(chǔ)上，再添加施氮量，其土壤有機(jī)碳礦化量為一定值，不再隨著施氮量的變化而變化，但仍需要更加詳細(xì)的試驗進(jìn)行驗證。

4 結(jié)論

施氮顯著降低了芒草改良后貧瘠紅壤土壤有機(jī)碳礦化量且隨著施氮量的升高而降低，呈現(xiàn)負(fù)激發(fā)效應(yīng)；施氮通過降低土壤pH值、土壤可溶性有機(jī)碳來抑制土壤有機(jī)碳礦化過程。隨著人為添加氮素的持續(xù)增加，修復(fù)后的邊際貧瘠紅壤有機(jī)碳的礦化作用會受到抑制，有利于土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定與積累。但對于改良修復(fù)后的貧瘠紅壤田間管理，施加少量氮肥更能豐富土壤微生物生物量，有利于作物生長；而施加大量氮肥反而導(dǎo)致土壤酸化，不利于耕作。