曹彬彬，朱熠輝，姜禹含，師江瀾，田霄鴻

（西北農林科技大學資源環(huán)境學院/農業(yè)農村部西北植物營養(yǎng)與農業(yè)環(huán)境重點實驗室，陜西楊凌 712100）

0 引言

【研究意義】土壤碳庫是地球上最大的碳庫，約含 3 500—4 800 Pg C，分別是大氣和植被碳庫的 4 倍和8倍[1]。土壤碳庫包括約62%的土壤有機碳（SOC）和 38%的土壤無機碳（SIC），兩種碳庫對全球碳循環(huán)和氣候變化均具有重要影響[2]。由于SOC在維持土壤質量、作物高產穩(wěn)產及農業(yè)可持續(xù)發(fā)展中起著至關重要的作用，它一直是眾多研究關注的重點，而對SIC關注相對較少[3-4]。在干旱半干旱地區(qū)，SIC儲量往往是SOC儲量的2—10倍，而且SIC在固碳和減緩氣候變化方面也具有巨大潛力[5-6]。因此，研究農田管理措施對土壤碳固持的影響時，很有必要同時考慮這些措施對SOC和SIC兩者的影響。我國農業(yè)生產中每年會產生10.4億噸以上的作物秸稈[7]，秸稈就地還田具有培肥地力、保護生態(tài)環(huán)境等多方面的意義[8]?！厩叭搜芯窟M展】秸稈等有機物料輸入農田土壤的多寡及其隨后的降解過程所產生的物質循環(huán)，會決定SOC固持的方向及程度[9-10]。秸稈還田后既通過激發(fā)效應對原SOC的礦化產生顯著影響[11]，同時秸稈自身腐解時也會新形成SOC，不過LI等[12]研究發(fā)現(xiàn)大部分秸稈碳最終會被礦化成 CO2釋放到大氣中。因此，原 SOC的礦化與新形成SOC之間的盈虧關系決定了SOC凈固持量[13]。另外，SOC固持受到很多因素影響，其中土壤性質尤其是原 SOC含量的高低可能會起重要作用。KEITH等[14]認為SOC固持能力可能隨著原SOC含量增加而增加；而 KIRKBY等[15]則發(fā)現(xiàn)初始 SOC含量越高，其產生的激發(fā)效應（priming effect，PE）會越強烈，SOC固持效率越低。同時農田土壤 SOC與SIC在一定條件下是可以相互作用和相互轉化的：SOC→CO2→HCO3-(aq)→CaCO3(s)[16]，具體表現(xiàn)為SOC通過降解釋放出的CO2能轉化成SIC被固存下來；反之，含鈣物質（石灰（CaO）、石灰石（CaCO3）、白云石（CaMg(CO3)2））的投入在提高SIC含量的同時，可能會通過對土壤pH、微生物活性的影響，最終對SOC含量起到增加或降低的作用[17-18]?！颈狙芯壳腥朦c】由于在有關SOC固持與初始SOC含量之間關系的研究中添加的外源物料及土壤本身性質的不同，造成結果之間產生很大差異，使得原SOC含量與SOC固持之間的關系尚未明確。因此有必要采用土壤原SOC含量不同的同一類型土壤來探討秸稈添加對其土壤固碳潛力的影響。同時，目前大多數(shù)研究為了提高土壤的固碳潛力，往往通過長期秸稈還田配施其他外源物料來實現(xiàn)[19-21]，但是關注點往往僅在SOC固持方面?！緮M解決的關鍵問題】假設在秸稈還田條件下，添加外源含鈣物質會降低土壤CO2的釋放，促進SIC的形成，同時提高SOC含量。因此，本研究采用長期秸稈還田量和氮肥施用量差異很大的兩個供試土壤樣品，通過室內恒溫培養(yǎng)試驗研究添加鈣源和秸稈時土壤CO2、SIC及SOC的特征，旨在揭示秸稈與外源含鈣物質配合添加對土壤原 SOC礦化及秸稈腐解產生的影響，并量化對新形成SOC及SIC的貢獻，以期為農田土壤固碳減排提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

本研究中使用的供試土壤樣品采自西北農林科技大學農作一站進行不同有機物料和礦質氮管理的長期定位試驗地，土壤類型屬于土（旱耕土墊人為土），采用冬小麥-夏休閑的種植制度。長期定位試驗起始于2002年，近20年中采用不同的有機物料投入量和氮肥施用量，共包含9個田間處理，本研究選擇其中碳氮投入差異很大的2個田間處理，在本文中分別稱為S0N0土壤：不進行秸稈還田（S0）+不施用氮肥（N0），具體為在 2002—2017年間均不投入小麥秸稈和化學氮肥；S1N1土壤：高量秸稈還田（S1）+施氮肥（N1），具體為2002—2016年進行小麥秸稈覆蓋還田，每年覆蓋量為 4 500 kg·hm-2；2016—2017 年進行小麥秸稈高量還田，每年秸稈還田量約為 15 000 kg·hm-2；2002—2017 年每年施氮量均為 240 kg·hm-2。

在2018年夏休閑時期，從上述兩個田間處理的土壤耕層（0—20 cm）采集試驗所用的土壤樣品，自然風干后分為兩部分，一部分用于測定土壤基本理化性質；剩余樣品除去可見的石塊和植物殘體，研磨過 2 mm篩后用于室內培養(yǎng)試驗。

室內培養(yǎng)試驗所用的玉米秸稈采自西北農林科技大學斗口試驗站，玉米植株成熟后將整株采回，將其地上部分（不包括穗部）在75℃下烘干粉碎至約 2 mm 長，備用。供試玉米秸稈含碳量為430.6 g·kg-1，含氮量為 5.6 g·kg-1。本研究采用13C穩(wěn)定同位素技術，選取的S0N0土壤（δ13C=-24.5‰）和 S1N1土壤（δ13C=-25.1‰）均為種植小麥（C3作物）超過10年的耕層土壤，將該土壤定義為C3土壤。在該土壤中添加玉米秸稈（C4作物；δ13C=-14.088‰），由于同位素分餾作用使 C3土壤和 C4植物體的 δ13C差異很大，能夠通過13C穩(wěn)定同位素技術區(qū)分碳的來源[21-23]。

本試驗采用的石灰為實驗室分析用劑氧化鈣（分析純；CaO含量≥97%）。

供試土壤樣品的理化性質見表1。

表1 培養(yǎng)前兩個供試土壤樣品的基本理化性質Table 1 Basic physical and chemical properties of the two soils before incubation

1.2 試驗設計及方法

本試驗采用室內恒溫培養(yǎng)試驗，共有3個研究因素，分別為土壤碳氮水平（S0N0土壤；S1N1土壤）、玉米秸稈（M0：不添加玉米秸稈；M1：添加玉米秸稈）和石灰（L0：不添加石灰；L1：添加石灰），共組成8個處理，表示為S0N0M0L0、S0N0M0L1、S0N0M1L0、S0N0M1L1、S1N1M0L0、S1N1M0L1、S1N1M1L0、S1N1M1L1，重復3次。其中玉米秸稈添加量為12 g·kg-1土，石灰用量為3 g·kg-1土。所有處理添加等量的氮磷肥，以補充秸稈腐解過程中所需N、P量，使秸稈的腐解情況達到理想的狀態(tài)。

將250 g土壤（干重）置于1 L的培養(yǎng)罐中進行培養(yǎng)，將玉米秸稈和石灰分別按照不同處理與 250 g土壤充分混勻，氮磷肥溶于蒸餾水后以溶液的形式加入，同時用蒸餾水調節(jié)土壤含水量為田間持水量的70%；隨后將裝有 20 mL 的 1 mol·L-1NaOH 溶液的小塑料瓶懸掛于培養(yǎng)罐中加蓋密封后放置于恒溫培養(yǎng)箱中進行隨機排列。在25℃恒溫的黑暗條件中培養(yǎng)120 d。

1.3 測定指標及方法

為了測定土壤CO2的釋放量，在培養(yǎng)的第2、3、4、8、7、9、12、16、21、26、37、48、64、84、104和 120 d，取下裝有的已吸收 CO2的 20 mL 1 mol·L-1NaOH 溶液的小塑料瓶，用 20 mL 的 0.5 mol·L-1的BaCl2對吸收CO2的NaOH溶液進行沉淀，將酚酞作為指示劑，用0.5 mol·L-1的HCl進行反滴定，測定土壤CO2的釋放量[24]。試驗期間打開培養(yǎng)罐通氣以保證氣體交換。每次CO2測定結束后，更換NaOH溶液并進入下一個培養(yǎng)時期。

培養(yǎng)試驗結束后，將培養(yǎng)罐中的土壤樣品風干后測定SOC、SIC及SOC的δ13C值等指標。

SOC采用重鉻酸鉀-濃硫酸外加熱法測定[25]；土壤碳酸鈣采用氣量法進行測定[25]；玉米秸稈的δ13C值直接采用元素分析-同位素質譜儀（Delta plus, Finnigan MAT, Bremen, Germany）進行測定；土壤樣品則先用HCl溶液進行預處理，除去土壤無機碳，烘干，磨細至＜0.105 mm 再采用元素分析-同位素比質譜儀（Delta plus, Finnigan MAT, Bremen, Germany）測定其中SOC的δ13C，計算公式如下：

1.4 計算方法

（1）根據(jù)培養(yǎng)前后土壤及秸稈的δ13C值，采用下列公式計算培養(yǎng)結束后土壤中來源于秸稈的有機碳（New OC）和土壤原有機碳（Native SOC）的含量：

式中，δ13Cstraw表示秸稈的δ13C值；δ13Cbefore表示培養(yǎng)前土壤的δ13C值；δ13Cafter表示培養(yǎng)結束后土壤SOC的δ13C值；fnew表示培養(yǎng)結束后SOC中源自秸稈碳的比例；Ctotal表示培養(yǎng)結束后SOC含量；New OC表示培養(yǎng)結束后土壤中源自秸稈的碳量；Native SOC表示培養(yǎng)結束后土壤中原土壤有機碳量。

（2） SOC 凈固持量(mg·kg-1)=最終 SOC-初始SOC。

1.5 數(shù)據(jù)處理

本研究的原始數(shù)據(jù)采用 Microsoft Excel 2007 進行整理計算，試驗數(shù)據(jù)表示均為具有標準誤差的3次重復的平均值。使用DPS V7.05專業(yè)版軟件對SIC、SOC采用三因素方差分析（Three-way ANOVA）進行F檢驗后，進行多重比較（最小顯著差法LSD），比較不同處理間在P＜0.05水平的顯著性差異；使用 Excel 2010軟件和Sigmaplot 12.5對數(shù)據(jù)進行繪圖。

2 結果

2.1 土壤CO2釋放速率及累積釋放量的變化

在培養(yǎng)期間，添加秸稈后的 S0N0土壤和 S1N1土壤的CO2釋放速率均高于不添加秸稈。在培養(yǎng)的第2天，未添加石灰的處理均達到土壤CO2釋放速率的高峰，之后隨著培養(yǎng)時間的延長釋放速率開始降低。同時，無論添加秸稈與否，S1N1土壤CO2釋放速率始終高于S0N0土壤。未添加秸稈時，加入石灰使CO2釋放速率降低，S0N0土壤培養(yǎng)到第3天達到CO2釋放速率的頂峰，而S1N1土壤則在第16天達到CO2釋放速率的最大值。然而，同時添加秸稈和石灰時 S0N0土壤CO2釋放速率的頂峰晚于S1N1土壤2 d。與單獨添加秸稈相比，秸稈與石灰配施使 S0N0土壤和 S1N1土壤的CO2釋放速率分別降低了18%和20%。因此，無論添加秸稈與否，石灰的加入均降低了土壤CO2釋放速率（圖1-a）。

培養(yǎng)期間土壤CO2累積釋放量受到培養(yǎng)時間、土壤碳氮水平、秸稈和石灰添加的主效應的顯著影響（表2）。在不添加秸稈時，S1N1土壤CO2累積釋放量始終高于S0N0土壤；添加秸稈增加了S0N0土壤和S1N1土壤的CO2累積釋放量，同時S1N1土壤的CO2累積釋放量仍高于S0N0土壤（圖1-b，表3），并且均隨著培養(yǎng)時間的延長而增加。不管添加秸稈與否，石灰的加入均顯著降低了土壤CO2累積釋放量（表3），使S0N0土壤和S1N1土壤CO2累積釋放量分別降低了19.9%和18.2%（圖1-b）。

表2 培養(yǎng)時間作為因素對CO2累積釋放量進行四因素重復測量方差分析Table 2 Four-way repeated measure ANOVA with incubation time as factor for cumulative CO2 release

圖1 不同處理土壤CO2釋放速率（a）和CO2累積釋放量（b）Fig. 1 Soil CO2 emission rate (a), cumulative CO2 emission (b) under different treatments

2.2 土壤 SOC含量及凈固持量、新形成 SOC和 SIC含量的變化

本研究中，SOC含量受到土壤碳氮水平、秸稈及石灰添加的交互效應的顯著影響。首先，在不添加任何外源物料的情況下，S1N1土壤的SOC含量高于S0N0土壤的 69.7%（圖 2）。與不添加秸稈相比，添加秸稈使 S0N0土壤和 S1N1土壤的 SOC含量分別提高了2.95 和 3.19 g·kg-1（圖 2）；同時，S1N1土壤在添加秸稈后SOC含量仍高于S0N0土壤。但是，石灰的加入對土壤SOC含量的影響甚微（表3）。在秸稈還田條件下，添加石灰較不添加石灰相比使 S1N1土壤 SOC含量顯著降低了8.71%；而對S0N0土壤SOC含量影響不顯著（圖2）。

表3 秸稈和石灰的添加對CO2排放量、SOC、SIC的影響Table 3 Effects of straw and lime amendment on cumulative CO2 emission, SOC and SIC

圖2 不同處理下土壤有機碳（SOC）含量的差異Fig. 2 Difference of SOC content under different treatments

δ13C值的變化可以計算出土壤原 SOC和新形成的SOC在總SOC中所占比例。由表4可以看出，在不添加任何外源物料情況下，S0N0土壤 SOC的 δ13C值高于S1N1土壤的6.9%。當添加C4玉米秸稈后，SOC的δ13C值均有增加的趨勢。通過13C質量守恒定律計算可得土壤原SOC和新形成的SOC在分解期間對總SOC的貢獻比例及貢獻量的變化情況，添加秸稈在S0N0土壤和S1N1土壤中均會新形成SOC；同時，S0N0土壤中新形成的SOC含量高出S1N1土壤0.77 g·kg-1。在添加秸稈時，加入石灰對土壤新形成SOC含量沒有顯著影響。

本研究中，添加秸稈使S0N0土壤和S1N1土壤的 SOC凈固持量分別增加了 3 066.3和 2 480.53 mg·kg-1，有利于土壤有機碳的固持。無論添加秸稈與否，在S0N0土壤中，石灰的加入對SOC凈固持量無顯著影響；但是在 S1N1土壤中添加秸稈時，石灰的加入則使土壤 SOC凈固持量顯著降低了55%（圖3）。

表4 不同處理下土壤新碳的形成及原有土壤有機碳的分解的差異Table 4 Differences between soil straw-derived organic carbon formation and decomposition of native organic carbon under different treatments

圖3 不同處理對SOC凈固持量的影響Fig. 3 Differences between soil organic carbon net sequestrations under different treatments

對于SIC而言，培養(yǎng)試驗結束后，土壤碳氮水平和石灰的主效應對SIC含量的影響顯著。S1N1土壤的SIC含量低于S0N0土壤的7.3%。添加秸稈對土壤S0N0土壤和S1N1土壤的SIC含量在均無顯著影響。但是無論添加秸稈與否，石灰的加入均顯著提高了S0N0土壤和S1N1土壤的SIC含量（表3）。與單獨添加秸稈相比，秸稈和石灰添加下 S0N0土壤和 S1N1土壤的 SIC分別增加了7.4%和7.6%（圖4，表3）。

3 討論

3.1 秸稈和石灰添加對不同土壤CO2釋放量的影響

本研究表明，未添加任何外源物料時，S1N1土壤與S0N0土壤的CO2累積釋放量之間存在顯著差異，前者比后者高出 42.9%（圖 1），說明土壤基礎呼吸的強弱高度依賴于初始SOC含量，因為S1N1土壤能夠為微生物提供滿足生長代謝的碳氮等養(yǎng)分，土壤微生物活性更高，此前眾多研究也有類似結論[14,27-28]。

當土壤中添加等量秸稈之后，與對照土壤相比，S0N0土壤和 S1N1土壤的 CO2釋放速率和累積釋放量均顯著增加。但是，S0N0土壤CO2累積釋放量的增加幅度高于S1N1土壤（圖1）。這說明相對于S1N1土壤，添加的秸稈對初始SOC含量低的土壤的原SOC的礦化影響更大。主要原因可能是，無論對于哪種土壤，添加秸稈均會促進土壤微生物生長及酶活性大幅增加，從而“激發(fā)”原SOC的分解即發(fā)生正激發(fā)效應，一般來說，惰性有機碳成分含量低的秸稈等外源物料均表現(xiàn)為正激發(fā)效應[29]。本研究中 S0N0土壤與 S1N1土壤的表觀激發(fā)效應分別為 3 192、3 088 mg·kg-1；二者相差很小，但是S0N0土壤產生了相對更高的PE值，這可能與“化學計量學（stoichiometric decomposition）”策略和“微生物氮挖掘（microbial N-mining）”策略有關：由于土壤微生物的生長本身存在固定的碳氮養(yǎng)分需求，如果土壤環(huán)境中的碳氮能夠滿足微生物生長代謝所需養(yǎng)分時，微生物的活性最高，對外源有機物料的分解速率最大。相反，在氮的有效性較低的條件下，微生物則會通過分解惰性的有機質來獲取需要的氮源[30]。因此在本研究中由于S0N0土壤本身能被微生物利用的養(yǎng)分數(shù)量更少，同時本研究中未額外添加外源氮素等養(yǎng)分，土壤本身養(yǎng)分會以較快速率耗竭，此時土壤微生物中K-策略菌起主導作用，添加秸稈則會刺激 K-策略菌更傾向于去分解利用更為惰性的原 SOC中的養(yǎng)分，來滿足自身生長，從而加速原 SOC的礦化，產生更大的正激發(fā)效應[31-32]。而S1N1土壤中的碳氮養(yǎng)分充足，能夠滿足微生物生長所需，此時土壤中 r-策略菌開始起主導作用，添加秸稈后該類微生物優(yōu)先利用外源投入的秸稈，對其進行分解利用[28,33-34]，而減少對原SOC的分解。因此添加秸稈后，初始SOC含量低的土壤會產生更高的PE。

圖4 不同處理下土壤無機碳（SIC）含量的差異Fig. 4 Difference of SIC content under different treatments

在土壤中僅添加石灰而不添加秸稈時，會導致土壤CO2釋放量的降低，在S0N0土壤和S1N1土壤中的降幅分別是35%和15.4%；同時與單獨添加秸稈相比，秸稈與石灰配施時，S0N0土壤和 S1N1土壤的 CO2累積釋放量也分別降低了15.7%和18.9%（圖1）。以上表明無論添加秸稈與否，鈣源添加均能降低土壤CO2累積釋放量。

3.2 秸稈和石灰添加對新形成有機碳的影響

就添加秸稈對新形成有機碳而言，在兩個供試土壤中，與不添加秸稈的空白土壤相比，添加秸稈后均能促使新形成 SOC，且 S0N0土壤和 S1N1土壤中新形成的SOC含量分別提高了28.9%和15.1%（表4），這可能是因為S1N1土壤含有豐富的碳源，微生物活性相對較高；添加秸稈后，微生物會快速分解新鮮秸稈，加速秸稈碳的周轉，故殘留的秸稈碳相對低[33]。KIRKBY等[15]在對4種初始SOC含量不同的耕地土壤添加秸稈后，也發(fā)現(xiàn)土壤初始SOC含量越低，新形成的有機碳含量越高，這與我們的研究結果是一致的。

與對照相比，石灰與秸稈同時添加顯著增加了S1N1和S0N0土壤SOC含量31%和72%；但是與單獨添加秸稈相比，秸稈和石灰添加顯著降低了S1N1土壤SOC含量的3.2%，對S0N0土壤無顯著影響（圖2）；表明石灰對土壤 SOC的影響與土壤性質和農田管理措施有關[35-36]。石灰與秸稈配施仍然會增加土壤中新形成SOC（表4），其新形成的SOC含量與單獨添加秸稈時大致相當，說明了添加石灰對秸稈在土壤中的腐解過程不會造成明顯影響。

3.3 秸稈和石灰添加對SOC凈固持量的影響

本研究中，添加秸稈后 S0N0土壤和 S1N1土壤的SOC 凈固持量分別提高了 3 066.3 和 2 480.53 mg·kg-1（圖 3）；這是因為土壤中添加等量秸稈后，有機碳的礦化量主要來源于SOC自身被微生物礦化、秸稈腐解及秸稈添加對土壤原 SOC引起 PE等三者產生的CO2[37]。同時，秸稈分解后有一些秸稈碳轉化成“新”有機碳固持于土壤中。本研究中SOC凈固持量的增加說明了新形成的SOC含量抵消甚至超過了原SOC的礦化量。雖然S0N0土壤和S1N1土壤的SOC凈固持量的增加幅度相差不大，但是S0N0土壤的SOC凈固持量數(shù)值更高，這可能是因為：與S1N1土壤相比，S0N0土壤的初始SOC含量距離碳飽和水平相對較遠，因此更利于SOC固持[38]。以上結果表明，在同一質地的土壤中，初始SOC含量越低的土壤越利于SOC固持。

在不添加秸稈的情況下，SOC的凈固持量取決于SOC礦化量。與空白土壤相比，單獨添加石灰使S0N0土壤和S1N1土壤的SOC凈固持量沒有發(fā)生顯著變化；但是這與土壤CO2累積釋放量的現(xiàn)象相矛盾：添加石灰顯著降低了土壤CO2累積釋放量；這可能是因為石灰的存在使SOC礦化的CO2中一部分通過其他途徑吸收或反應，最終引起土壤CO2累積釋放量的降低。但是在添加秸稈后，SOC的凈固持量取決于SOC的礦化量和新SOC的形成量之間的平衡；與單獨添加秸稈相比，同時添加秸稈和石灰使S1N1土壤的SOC凈固持量呈現(xiàn)下降趨勢，而對S0N0土壤的SOC凈固持量仍無顯著影響，這可能歸因于石灰和秸稈影響了S0N0土壤和S1N1土壤的微生物活性，進而對SOC的固持能力產生了影響，但具體影響的微生物群落和活性還有待于進一步研究。

3.4 石灰降低土壤CO2釋放量的機制

無論添加秸稈與否，加入石灰均降低了土壤CO2釋放量，難道是石灰的存在影響了有機碳的礦化作用嗎？本研究認為沒有，研究結果顯示添加石灰后引起S0N0土壤和 S1N1土壤 CO2的減少量為 469和 529 mg·kg-1，同時土壤 SIC 含量分別提高了 443和 566 mg·kg-1（表 3）；這一現(xiàn)象說明添加石灰對土壤 CO2釋放量的影響機制是：CaO首先與土壤中的水反應生成Ca(OH)2，再與土壤CO2反應，最終形成CaCO3固持于土壤中[39-40]。這種現(xiàn)象在兩個供試土壤及添加或不添加秸稈時均出現(xiàn)，表明含鈣物質與土壤CO2的反應與土壤性質和有機物料的添加無關；也進一步說明了石灰對土壤CO2釋放量降低的影響可能是鈣源吸收土壤 CO2后通過化學反應生成 CaCO3所造成的，對SOC的礦化過程沒有產生影響。

4 結論

無論添加秸稈與否，S1N1土壤CO2累積釋放量始終高于 S0N0土壤；添加等量秸稈后 S0N0土壤產生的PE略高于S1N1土壤，說明秸稈的添加對初始SOC含量低的土壤原 SOC礦化影響更大。無論是否添加秸稈，添加石灰顯著降低了土壤CO2累積釋放量。添加秸稈后，S0N0土壤中新形成的SOC含量高于S1N1土壤，而石灰的加入對新形成 SOC的數(shù)量沒有明顯影響。添加秸稈均促進了S0N0土壤和S1N1土壤的SOC凈固持量，同時初始 SOC含量低的土壤凈固持率更大；但是加入石灰和秸稈配施則降低了 SOC凈固持量。加入石灰使土壤CO2釋放量的減少量與SIC的增加量大致相等，因此推測石灰對土壤CO2釋放量的影響機制可能是鈣源吸收部分土壤CO2生成了SIC。由此可見，初始 SOC含量低的土壤具有更高的固碳潛力；添加鈣源能夠與土壤CO2進行化學反應，從而實現(xiàn)土壤固碳減排的目標。