在农田系统中, 秸秆还田不仅是土壤有机碳(soil organic carbon, SOC)输入的主要来源, 也是作物养分吸收的重要贡献源^[1~4].外源秸秆新碳的输入不一定可以提高SOC水平, 这是由于秸秆碳与SOC耦合矿化, 在短期内促进内源SOC的分解, 这种现象被称作“激发效应”(priming effects, PE)^{[5, 6]}.因此, SOC变化是由外源新碳净输入和内源SOC分解作用平衡的结果, 若秸秆碳对SOC的贡献低于PE引起的SOC额外释放, 就说明残留的秸秆碳不能维持SOC库的平衡; 反之, 残留的秸秆碳可以维持SOC库的平衡^[7].目前关于秸秆碳对SOC释放和形成的贡献影响研究已取得很大地进展, 但是两者很少同时研究, 导致无法比较土壤残留秸秆碳量和PE释放碳量的大小, 因此不能定量分析秸秆新碳对SOC库的补偿效应.

土壤内外有机碳的周转受其C/N计量比的控制, 单独施用高C/N比(>40:1)的秸秆可能会增加土壤微生物对无机氮素的需求^[8], 促进SOC的分解^{[2~4, 9]}; 相反, 秸秆还田配施氮肥改善了外源底物的C/N计量比, 满足微生物的C/N计量学需求, 导致微生物更倾向于分解外源底物, 进而减少内源SOC的矿化, 增加SOC的稳定性^{[3, 4]}.与单独施用秸秆相比, 秸秆配施氮肥到底是增加还是减少SOC的固持是很难预测的, 有待于进一步量化.

SOC含量背景值很大, SOC水平的短期变化, 不能通过直接测定SOC含量来量化, 而是间接定量SOC的分解释放和外源新碳对SOC输入的差值^{[1, 10]}.在秸秆还田措施下, 土壤释放CO₂和SOC中碳源分为外源秸秆新碳和内源SOC的贡献, 两源区分土壤CO₂释放和SOC是量化土壤碳平衡的前提, 而常规方法无法精确区分土壤内外源碳对土壤碳释放和固定的贡献, 利用¹³C/¹⁴C示踪可以精确区分土壤CO₂和SOC中来源于土壤内外源碳的比例^[11~13].本文选择1990年以来江北建成的第一个吨粮县——山东省桓台县高产粮田土壤为研究对象, 为了明确秸秆配施氮肥调节C/N比对土壤内外源碳分解与碳平衡的影响, 设置高于和低于土壤C/N比的秸秆与氮肥配比, 即在不同施氮水平下(不施氮, 低量尿素和高量尿素), 采用¹³C标记玉米秸秆进行室内土壤控制培养, 借助¹³C两元线性方程, 拆分土壤CO₂释放和SOC中源于秸秆以及SOC的比例^[14~16], 进而量化秸秆和氮肥配比对土壤内外源CO₂释放和碳平衡的影响.本研究将有助于提高华北平原秸秆还田下土壤碳平衡评估的准确性.

供试土壤来自华北集约农业生态系统试验站的0~20 cm土壤(起始于2008年), 试验地点位于山东桓台县内, 站点坐标为E117°59′, N36°57′, 海拔高度为18 m^[10].土壤类型为潮土类, 具有粘壤土质结构(砂粒29.3%、粉粒32.1%和黏粒38.6%), 土壤参数为：SOC含量和δ¹³C值分别为14.6 g·kg^-1和-23.98‰, 全氮1.5 g·kg^-1, 铵态氮1.8 mg·kg^-1, 硝态氮18.3 mg·kg^-1, pH值7.7(水土比为2.5:1), 速效钾44.7 mg·kg^-1, 速效磷23.9 mg·kg^-1.

供试¹³C标记玉米秸秆获得的具体步骤：在玉米出苗后第29 d(拔节期), 在密闭的透光标记室内, 用¹³C丰度为98%的¹³CO₂(通过Ba¹³CO₃与1 mol·L^-1的HCl生成)对玉米地上部脉冲标记7 h, 标记结束后27 d破坏性取样, 挑选富集度相对均匀的¹³C标记秸秆(δ¹³C值为144‰±0.6‰, C和N含量分别为42.5%和0.7%)^[16], 烘干后, 磨细过2 mm筛, 装入自封袋中密封备用.

为了明确秸秆配施氮肥调节C/N比对秸秆与SOC分解的影响, 本研究设置高于或低于土壤本身C/N比为9.7的外源碳氮投入, 即在不同氮肥水平下, 采用¹³C标记玉米秸秆进行室内土壤培养, 共设置4个处理：CK, 玉米秸秆(S; C/N为60.7)、玉米秸秆+低量尿素(SN1; C/N为11.5)和玉米秸秆+高量尿素(SN2; C/N为5.7), 每个处理重复3次.

取过2 mm筛的新鲜土壤200 g(按干基计算), 土壤预培养7 d, 然后秸秆处理土壤分别加入0.72 g过2 mm筛的¹³C标记玉米秸秆(碳投入量为1.5 g·kg^-1; 相当于田间秸秆还田量9600 kg·hm^-2), 充分混匀后, 装入300 mL培养瓶中, 按80%的田间持水量加入去离子水, 尿素以溶液形式一次性加入, 然后在培养瓶中放入盛放10 mL 1.0 mol·L^-1 NaOH溶液的小塑料瓶, 用来吸收土壤释放的CO₂, 然后用涂上凡士林的瓶塞密闭, 以防漏气^[1].于20℃在恒温箱中培养, 培养时间为32周, 每隔3 d通入无CO₂的空气, 定期用称重法调节土壤含水量.

Shahbaz等^{[17, 18]}把秸秆碳组分的土壤微生物可利用性, 将秸秆分解过程分成3个分解阶段:分解水溶性碳的快速阶段、木质化碳的下降阶段和木质素的缓慢阶段.因此, 本研究将秸秆分解为:初期(0~10 d)、中期(11~43 d)和后期(44~224 d)动态取样, 一共取样16次, 分别在培养后的1、3、5、7、10、14、18、22、29、43、57、85、113、141、183和224 d取出小塑料瓶内的CO₂吸收液, 再用新的NaOH溶液置换.NaOH吸收液中的CO₂-C量用酸碱滴定法进行滴定, CO₂-δ¹³C值用CaCl₂沉淀吸收液中的CO₃^2-, 用Finningan MAT 251型质谱仪测定CaCO₃-δ¹³C值^[19].设置3个空白瓶子, 用于矫正CO₂-C量和δ¹³C值^[20].

培养结束后, 取约20 g土壤置于白色板上, 挑去残留秸秆, 然后土壤中加入3 mol·L^-1的HCl溶液50 mL, 用于去除土壤碳酸盐.充分搅拌均匀并静置2 d后, 放入离心机中以3000 r·min^-1的转速离心3 min, 将上清液倒掉, 重复此过程, 用pH试纸检测上清液的pH值, 洗到中性为止, 并把酸化前的上清液倒回烧杯中(回收可溶性有机碳)^[16], 在60℃条件下烘干, 利用球磨仪研磨过0.15 mm筛, 利用DELTA^plus XP型质谱仪测定SOC-δ¹³C值.

在秸秆还田土壤上, 土壤释放的CO₂来源于外源秸秆和内源SOC的分解.本研究SOC的δ¹³C值偏负(-23.98‰), ¹³C标记秸秆偏正(δ¹³C值为144‰), 根据SOC与秸秆碳之间的δ¹³C差异, 借助¹³C线性平衡方程, 两源拆分土壤CO₂的释放^[1~4]：

(1)

(2)

式中, f_SOC和f_Straw分别代表土壤释放的CO₂来源于SOC和秸秆的比值; δt、δ_SOC和δ_Straw分别代表土壤释放的CO₂、SOC和秸秆的δ¹³C值.

在氮肥配施秸秆下, 土壤内外源CO₂释放可以划分为4个组分, 包括SOC和秸秆碳的基础CO₂释放, 以及SOC和秸秆碳的额外释放.借助公式(1)和(2)量化秸秆单独添加或秸秆配施氮肥下SOC释放的CO₂-C量, 减去对照处理中SOC释放的CO₂-C量, 即可定量SOC矿化的激发效应^[1~4]：

(3)

式中, PE_SOC代表每个培养瓶中因激发效应引起的SOC额外释放量(g·瓶^-1), C_SOC^处理和C_SOC^CK分别代表外源秸秆与氮肥添加和对照处理中SOC释放的CO₂-C量(g·瓶^-1).

根据公式(1)和(2)量化秸秆矿化释放的CO₂-C量, 用秸秆配施氮肥下减去秸秆单独添加下秸秆矿化量, 即可定量秸秆配施氮肥降低C/N比对秸秆分解的影响^[1~4]：

(4)

式中, PE_Straw代表每个培养瓶中因氮肥添加导致秸秆分解的变化量(g·瓶^-1), C_Straw^+N和C_Straw^-N分别代表秸秆配施氮肥和单独秸秆添加处理秸秆释放的CO₂-C量(g·瓶^-1).

用Excel 2013软件作图.方差分析用SPSS 17.0软件计算.土壤CO₂释放速率和累计量在不同时间和处理之间的显著性差异分析, 以及土壤有机碳的净固定和秸秆对土壤碳的贡献在处理之间的比较, 采用最小显著差异法(least significant difference, LSD; P < 0.05水平).

随着培养时间的进行, 土壤CO₂释放速率显著降低(P < 0.001), 例如, 土壤CO₂释放速率从培养初期(0~10 d)的0.004~0.228 g·(kg·d)^-1, 下降到培养后期(44~224 d)的0.002~0.006 g·(kg·d)^-1(图 1).在培养初期和后期, 秸秆单独添加或者配施氮肥显著提高土壤CO₂释放速率[图 1(a)和1(c)], 在培养初期, 不同处理的土壤释放CO₂速率比对照高1.4~15.0倍, 在培养后期, 仅高0.5~1.0倍; 而在培养中期(11~43 d), 单独施用秸秆或配施氮肥对土壤释放CO₂速率无显著影响[图 1(b)].在整个培养期, 外加秸秆/和氮肥显著增加土壤CO₂的累计释放量(P < 0.001), 随着培养时间的进行, 不同处理的土壤CO₂的累计释放量比对照的提高幅度显著降低(P < 0.001), 例如培养初期、中期和后期的提高幅度分别为2.4~3.5倍、0.6~1.4倍和0.1~0.6倍(图 2).

图 1

Fig. 1

图 1 不同培养时期土壤CO2排放速率 Fig. 1 Rate of soil CO2 emissions during different duration period

图 2

Fig. 2

图 2 整个培养期的CO2-C累计排放量 Fig. 2 Cumulative amount of soil CO2-C emissions over the whole duration period

随着培养时间的进行, SOC分解对土壤释放CO₂的贡献呈先减少后升高的趋势, 相反, 秸秆矿化对土壤释放CO₂的贡献呈先升高后减少的趋势(图 3).在最初的第1 d取样, 各个处理的SOC释放高于秸秆的矿化量, 随着施氮量增加, SOC释放的贡献率越高, 例如S、SN1和SN2中土壤CO₂释放源于SOC比值分别为0.79、0.67和0.57.第3 d取样, 各处理的秸秆矿化对土壤释放CO₂的贡献最高, 约占据土壤CO₂释放的一半.随着培养时间的进行, 土壤释放的CO₂中源于SOC和秸秆的贡献分别急剧升高和下降, 到培养期末, SOC和秸秆分解对土壤CO₂释放的贡献分别为0.84~0.86和0.14~0.16.

图 3

Fig. 3

图 3 土壤释放CO2中源于SOC和秸秆分解的贡献 Fig. 3 Contribution of SOC and straw decomposition to soil CO2 emissions

在整个32周的培养期, 秸秆矿化占秸秆投入量的比例高达39.6%~42.9%, 秸秆矿化主要在最初10 d集中矿化, 到第10 d取样, 秸秆矿化占整个培养期秸秆碳释放的贡献为50%以上(图 4).

图 4

Fig. 4

图 4 秸秆分解占秸秆投入量的比例变化 Fig. 4 Proportion change of straw decomposition in straw inputs

在秸秆不同分解阶段, 施氮对秸秆分解的影响不同：在第1 d取样, 施氮降低秸秆的矿化, 并且随施氮量增加而抑制增强, 例如高氮和低氮施用对秸秆分解的抑制程度分别为38.8%和10.3%;到第3~7 d取样, 施氮逆转为促进秸秆的矿化, 高氮施用高于低氮施用的秸秆分解(29.8%~47.46%和14.5%~18.4%); 在接下来的时间取样, 氮肥施用对秸秆分解的影响程度呈降低趋势, 抑制程度达到2.2%~34.2%[图 5(a)].在整个培养期, 施氮对秸秆累计分解的影响呈先增加后减少的趋势, 高氮和低氮施用对秸秆分解的促进程度最高分别为15.8%和7.9%, 到43 d取样, 低氮施用逆转为抑制秸秆矿化(幅度为0.6%), 经历整个培养期, 低氮抑制秸秆幅度达到7.1%, 而高氮呈促进秸秆分解的趋势[幅度为0.7; 图 5(b)].

图 5

Fig. 5

图 5 施氮量对秸秆动态分解和累计分解的影响 Fig. 5 Effect of the nitrogen fertilization rate on the dynamic and cumulative decomposition of straw

在整个培养期, 秸秆配施不同氮量促进SOC的分解, 在培养初期和中期, 秸秆配施不同氮量引起的激发效应程度先增加后降低, 各处理分别在第7 d和22 d达到最高, 分别为419%~939%[图 6(a)]和144%~213%[图 6(b)], 在培养初期激发效应程度随施氮量增加而升高[图 6(a)].在培养后期, 激发效应程度先增加后降低再增加的趋势, 最高为47%~102%[图 6(c)].

图 6

Fig. 6

图 6 SOC动态分解的激发效应程度 Fig. 6 Dynamics of the priming effect of SOC decomposition

随着培养时间的进行, SOC矿化的激发效应累计释放CO₂-C量逐渐增加, 在第183 d之前取样, 与单独秸秆施用, 秸秆配施氮肥增加激发效应, 尤其在43 d取样, 秸秆配施高氮或低氮的激发效应分别是单独秸秆的2倍和1.5倍, 经过32周培养, 秸秆配施低氮与单施秸秆的激发效应趋于相同, 秸秆配施高氮的激发效应是单施秸秆的1.1倍[图 7(a)].在整个培养期, 各处理的激发效应程度呈先升高后降低趋势, 在第7 d取样达到最高为55%~148%, 并且随着施氮量增加而升高, 随着培养时间的进行, 各处理的激发效应程度趋于相等, 约为50%[图 7(b)].

图 7

Fig. 7

图 7 激发效应的累计分解量和程度 Fig. 7 Cumulative amount and extent of the priming effect

在整个培养期, 土壤残留秸秆碳对SOC的贡献量为0.049~0.072 g·瓶^-1(图 8), 低于激发效应引起的SOC额外分解碳量[0.086~0.097 g·瓶^-1; 图 7(a)], 因此土壤残留秸秆碳不能完全补偿激发效应引起的SOC额外损失, 导致SOC库的亏损(0.016~0.042 g·瓶^-1; 图 8).各处理对土壤残留秸秆碳(P=0.356)和土壤有机碳的净固定(P=0.388)均无显著影响.

图 8

Fig. 8

土壤有机碳的净固定=秸秆对土壤碳的贡献-激发效应额外释放碳量 图 8 土壤残留秸秆碳对激发效应的补偿 Fig. 8 Compensation for the priming effect of residual straw C in soil

一般秸秆分解分为快速分解、急剧下降和缓慢分解阶段, 这是由于秸秆碳分为易降解的非结构性碳(可溶性糖和淀粉; 约占20%)和难降解的结构性碳(纤维素和木质素; 约占80%)^[2], 在本研究, 秸秆集中分解主要在最初10 d内进行, 秸秆分解量占据整个32周培养期的50%, 在培养中期(11~43 d)和缓慢分解期(44~224 d), 秸秆矿化占据整个培养期矿化量的贡献率分别为18%~20%和26%~31%(图 4).在本研究, 随着秸秆分解阶段的推移, 秸秆配施不同氮量对SOC矿化的激发效应程度逐渐降低, 例如在最初的0~10 d, 激发效应程度范围为18%~939%, 然而在11~43 d, 激发效应程度下降为17%~213%, 在44 d之后, 激发效应程度范围为0~102%(图 6).这与Wang等^[21]的研究结果类似, 其发现玉米秸秆投入土壤后, 秸秆分解大致为初始快速(0~9 d)、中期下降(9~30 d)和后期缓慢分解阶段(30~105 d), 在最初的9 d, 秸秆分解对SOC矿化表现为负激发效应, 这是由于底物偏好利用机制; 随着秸秆分解阶段的推移(9~30 d), 负激发效应逆转为正激发效应, 这主要归因于“协同代谢机制”; 在秸秆缓慢分解阶段(30~105 d), 当秸秆中易分解碳和土壤无机氮耗尽, 土壤微生物的代谢活动降低, 降低对SOC的分解.类似地, Shahbaz等^[18]的研究发现3种机制可以解释秸秆分解阶段对激发效应的动态影响机制, 分为库替代、微生物残体再利用和共代谢机制：在小麦秸秆两周内的集中分解期, 由于土壤微生物优先利用易分解秸秆碳和库替换机制, 在这个期间小麦秸秆分解对SOC的分解呈负激发效应或者低的正激发效应; 然后激发效应值快速增长, 在接下来的15~60 d内, 土壤微生物碳显著下降, 但特异性的胞外酶活性增加, 这表明激发效应主要由微生物残体的再利用引起; 在接下来的秸秆缓慢分解阶段, 秸秆对SOC的矿化呈激发效应, 主要由共代谢机制来驱动.因此, 秸秆还田对激发效应方向与程度的影响取决于秸秆分解阶段^{[17, 18, 21]}.

本研究表明在秸秆集中分解阶段(最初10 d内), 秸秆配施氮肥降低C/N比促进秸秆分解, 并且随着施氮量增加而升高(图 5).这是由于秸秆的C/N比是影响秸秆分解速率和养分释放的重要因素^{[8, 21~23]}.前期大部分研究认为秸秆C/N比为25是决定秸秆还田后对土壤氮素固持与否的关键拐点, 而禾本科作物秸秆C/N比远大于25(>40), 秸秆投入土壤后, 土壤微生物利用易分解的秸秆碳进行大量繁殖, 固定土壤无机氮, 这导致微生物氮素需求的限制^{[8, 20]}.因此需要补施氮肥来缓解土壤微生物对土壤无机氮的固持, 来缓解秸秆分解导致微生物对氮素需求的缺乏^[1~4].大部分研究表明秸秆配施氮肥降低C/N比可提高秸秆的矿化, 尤其是在秸秆集中分解阶段^{[2~4, 23]}.但是, 也有部分研究报道施氮对秸秆矿化无影响甚至抑制作用^{[1, 3]}, 这可能与外源秸秆和氮肥的C/N投入比与土壤微生物需求相均衡有关, 一般认为, 外源底物的C/N投入比在15:1~25:1对土壤微生物较为适宜^{[21, 22]}.

秸秆配施氮肥调节C/N比不仅影响外源桔秆的分解, 也影响内源SOC的分解^{[1~6, 21, 22]}.在本研究, 在最初的10 d, 与单独秸秆添加相比, 秸秆配施氮肥促进SOC的分解[图 6(a)], 然而到秸秆缓慢分解时期, 秸秆配施氮肥降低SOC的分解[图 6(c)].Chen等^[9]的研究指出, 微生物掘氮理论和化学计量学理论很好解释了这一矛盾现象：当土壤缺乏有效氮时, K策略型微生物在竞争中处于优势, 通过微生物掘取土壤有机质中的氮素, 来缓解氮素缺乏, 因此, 秸秆配施氮肥导致SOC分解降低(氮挖掘机制)^{[3, 6]}; 外源秸秆碳和无机氮共同输入改善了分解底物的化学计量特征, 更有利于r策略型微生物利用, 加速内外源有机碳的分解, 呈现正激发效应(化学计量学机制)^{[2, 9]}.

在本研究中, 土壤残留秸秆部分不能完全补偿因激发效应引起的SOC的额外分解, 与对照土壤相比, 秸秆单独添加或与氮肥共同输入导致SOC的亏损(图 8).尽管秸秆碳输入可以引发正激发效应, 促进SOC的分解, 但是秸秆碳并没有被土壤微生物完全分解, 土壤残留秸秆碳可以补偿因激发效应引起的SOC额外损失^{[7, 24]}, 因此, 秸秆还田对SOC的截留到底是增加还是减少这是很难预测的, 这需要借助¹³C/¹⁴C同位素技术拆分土壤和CO₂中源于秸秆和SOC的比例, 进而量化土壤碳平衡.外源新碳对SOC固持作用一直存在争议, 目前尚无一般性结论, 既能增加SOC含量^{[3, 24~26]}, 也能导致SOC的亏损^{[1, 27]}.这与外源新碳对土壤不同碳组分的分配有关, 如果外源新碳分配在土壤的活性有机碳库, 那么外源碳在土壤中的固定可能是短时间驻留, 长期还是被分解; 相反, 如果外源新碳进入土壤的缓效性有机碳库, 从长期来看, 外源新碳可以补偿激发效应引起的SOC额外释放^{[7, 28, 29]}.因此, 秸秆碳对SOC平衡影响在一定程度上取决于培养时间, 为了模拟华北地区玉米还田秸秆对冬小麦季SOC平衡的影响, 本研究培养周期为8个月.

(1) 秸秆添加对SOC激发效应大小的影响取决于秸秆分解阶段, 随着秸秆分解阶段推移, 激发效应程度呈降低趋势.

(2) 在秸秆分解初期, 与单独外源秸秆输入相比, 外源秸秆和氮肥共同输入改善了分解底物的C/N化学计量特征, 促进了土壤内外有机碳的分解, 并随着施氮量增加而加剧; 随着培养时间进行, 秸秆配施氮肥对土壤内外有机碳的分解的促进程度呈降低趋势.

(3) 经过整个培养期, 土壤中外源秸秆残留碳量低于激发效应引起的SOC损失, 与对照土壤相比, SOC库表现为净亏损.