魏 飛，黃金花，馬芳霞，景 峰，劉建國*

(1 石河子大學(xué)新疆兵團綠洲生態(tài)農(nóng)業(yè)重點實驗室, 新疆石河子 832003；2 克拉瑪依市克拉瑪依區(qū)農(nóng)林水牧局，新疆克拉瑪依 834000)

持續(xù)棉稈還田對新疆棉田土壤可礦化碳庫的影響①

魏 飛1，黃金花2，馬芳霞1，景 峰1，劉建國1*

(1 石河子大學(xué)新疆兵團綠洲生態(tài)農(nóng)業(yè)重點實驗室, 新疆石河子 832003；2 克拉瑪依市克拉瑪依區(qū)農(nóng)林水牧局，新疆克拉瑪依 834000)

依據(jù)新疆綠洲棉花長期連作的微區(qū)定位試驗，研究了在秸稈還田和不還田處理下，棉田土壤有機碳礦化特征，以及土壤有機碳釋放隨棉花秸稈還田年限的變化規(guī)律。結(jié)果表明：秸稈還田與不還田處理相比增加了0 ～ 60 cm土層土壤的總有機碳(TOC)、可礦化碳(MC)的含量和礦化速率(MR)，并且隨著秸稈還田年限的加長呈上升趨勢，但隨土層的加深而下降。持續(xù)秸稈還田后棉田隨著秸稈還田時間增加土壤有機碳礦化速率、累積礦化排放量(CO2-C排放量)增加，但礦化強度呈降低趨勢，而棉花連作但秸稈不還田的棉田變化趨勢與之相反。說明棉花秸稈還田措施增加了新疆綠洲棉田土壤有機碳含量，土壤中有機碳雖然不斷得到補充，但尚未達到飽和狀態(tài)，隨著秸稈還田時間延長棉田固碳能力下降。

秸稈還田；棉田；土壤可礦化碳；碳庫特征

土壤碳礦化過程是聯(lián)系土壤與大氣的重要紐帶，土壤碳礦化強度關(guān)系著土壤經(jīng)微生物作用分解 CO2的數(shù)量與強度。故它能在一定程度上評估土壤狀況及由人為或自然因素對土壤產(chǎn)生的影響[1–3]。由于土壤碳排放過程是土壤碳循環(huán)的重要環(huán)節(jié)，因此它能直接影響多種溫室氣體的排放、土壤養(yǎng)分元素的變化及土壤狀況的保持等方面[4–6]。研究土壤碳礦化過程對科學(xué)管理田間養(yǎng)分及揭示農(nóng)業(yè)系統(tǒng)中碳循環(huán)特征具有重要的現(xiàn)實意義。農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的土壤有機碳總是不斷處于礦化分解和碳素固定的平衡過程中，這種平衡是由外源有機物質(zhì)的投入、腐解與土壤中有機質(zhì)礦化分解之間的量能關(guān)系決定的[1,7]。農(nóng)田土壤中碳素的礦化與固定受土壤環(huán)境、土壤自身理化性質(zhì)、外源添加物和農(nóng)作制度等綜合影響[8–11]。

秸稈還田是當前應(yīng)用廣泛、價格低廉的農(nóng)田培肥措施之一。因作物秸稈具有充足的機碳量，故還田后能有效增加土壤微生物種群和數(shù)量。秸稈自身有機碳的礦化，同時也會促進或抑制土壤固有有機碳的礦化降解[12–14]。農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)由于受農(nóng)事活動的干擾，土壤有機碳不斷得到補償，不可能達到絕對的飽和狀態(tài)，但在長期特定的管理模式下，土壤有機碳含量會實現(xiàn)自身的動態(tài)平衡，即達到最大碳容量值[15]。因此從機理上研究土壤有機碳的礦化及對外源有機碳的固持對農(nóng)田土壤碳庫管理具有十分重要的意義。

近年來，有關(guān)土壤可礦化碳及其影響因素的研究較多，但多集中在農(nóng)地、濕地和常態(tài)地貌的林地等[16–18]，而對在特定管理措施下，在新疆綠洲農(nóng)區(qū)持續(xù)秸稈還田下連作棉田土壤礦化碳含量動態(tài)變化的研究少有提及。本論文旨在通過對持續(xù)秸稈還田下連作棉田土壤可礦化碳相關(guān)指標的測定與分析，以全面了解新疆綠洲農(nóng)區(qū)棉田中可礦化碳的變化規(guī)律及土壤碳排放隨秸稈還田年限的變化動態(tài)，這對深入認識秸稈還田措施對棉田土壤有機碳變化及土壤碳庫科學(xué)管理具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

試驗點位于新疆石河子大學(xué)農(nóng)學(xué)院試驗站(86°03′E，45°19′N)長期連作定位試驗田。該地海拔443 m，年均日照時長可達 2 865 h，≥10 ℃積溫

3 480℃，無霜期長達160 d，多年平均降水量208 mm，平均蒸發(fā)量達1 660 mm，屬于溫帶大陸性氣候，光熱資源豐富且降雨量少，晝夜溫差較大，為典型的綠洲灌溉農(nóng)區(qū)，土壤類型為灌耕灰漠土，質(zhì)地為壤土。

1.2 田間試驗設(shè)計

石河子大學(xué)農(nóng)學(xué)院試驗站棉花長期連作定位微區(qū)試驗田設(shè)有秸稈還田模式和不還田模式兩種處理，秸稈還田模式設(shè)有棉花種植 5、10、15、20、25和30年處理，本論文中標記為5a、10a、15a、20a、25a和30a，無秸稈還田模式下設(shè)有棉花種植1、5、10 和15 年處理(標記為CK1、CK5、CK10和CK15)，共計10個處理。每小區(qū)1.5 m ×1.5 m，不同連作處理間用防滲膜隔開，每處理重復(fù)3次。

定位試驗田土壤均取自農(nóng)八師石河子總場三分場二連，根據(jù)0 ～ 20、20 ～ 40和40 ～ 60 cm分層取土，并按原層次填入長期定位試驗田內(nèi)，且土壤初始背景值相近。棉花秸稈還田種植模式操作方法是棉花每年10月中旬收獲后，將地上部秸稈剪成5 ～ 8 cm，即模擬大田生產(chǎn)中棉花秸稈還田機械還田長度，撒施化肥后翻入耕層，而后冬灌；棉花秸稈不還田種植模式是棉花收獲后將地上部秸稈帶出棉田，然后施化肥、翻耕及冬灌。

2014年棉花種植品種為“新陸早 46號”，按“30 cm + 60 cm + 30 cm”寬窄行距配置，膜下滴灌，4月18日播種，留苗密度為每公頃19.8萬株，7月6日打頂。全生育期滴灌11次，灌溉量5 400 m3/hm2，共施純氮495 kg/hm2，30% 做基施，其余在生育期隨水滴入，其他田間管理措施與大田高產(chǎn)田相同。

1.3 土壤樣品采集

于2014年4月上旬棉花播種前，用取土鉆采集各處理0 ～ 20、20 ～ 40和40 ～ 60 cm土層土樣，各處理各土層重復(fù)3次。土樣帶回實驗室自然風(fēng)干，研磨過100目篩后裝入密封袋中保存待用。

1.4 測定方法

土壤總有機碳及微生物生物量碳的測定：土壤總有機碳采用重鉻酸鉀容量–外加熱法測定，土壤微生物生物量碳采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提法測定。

土壤可礦化碳測定：土壤可礦化碳采用密閉培養(yǎng)堿液吸收法進行測定。稱取過1 mm篩的20 g風(fēng)干土置于300 ml塑料瓶，加水調(diào)至60% 的田間持水量，先放入25℃恒溫培養(yǎng)箱中黑暗培養(yǎng)1周，以恢復(fù)土壤的生物活性；7 d后再將裝有10 ml NaOH(0.5 mol/L)溶液的小瓶子置于塑料瓶的中間，密封培養(yǎng)5周，每周末取出小瓶子，用標準的HCl滴定 NaOH 吸收的CO2量，然后更換堿液，繼續(xù)培養(yǎng)。用消耗HCl的量來計算土壤已礦化碳的含量，每周測出 CO2-C的釋放量，土壤碳礦化用產(chǎn)生的CO2-C mg/kg表示，用稱重法校正水分含量,每處理設(shè) 3次重復(fù)和空白對照；qCO2= CO2-C/Cmic, CO2-C為可礦化碳，Cmic為微生物生物量碳。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

數(shù)據(jù)采用Excel及SPSS進行統(tǒng)計分析。采用單因素方差分析(one-way ANOVA) 和最小顯著差異法(LSD)比較不同數(shù)據(jù)組間的差異(α=0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 持續(xù)秸稈還田下棉田土壤總有機碳含量的變化

根據(jù)圖1得出，秸稈還田處理下，0 ～ 60 cm土層土壤的總有機碳含量(TOC)均以種植 5a最低，種植30a最高。其中，0 ～ 20 cm土層TOC含量最高，20 ～ 40 cm土層次之，40 ～ 60 cm土層最低，反映出TOC含量隨土層加深而降低，隨秸稈還田年限的增長而增加的趨勢。表土層(0 ～ 20 cm)土壤中TOC含量向下層土壤的遷移情況可以通過表土層以下各層土壤 TOC含量與表層土TOC含量的百分比反映，秸稈還田處理下種植5a至30a的20 ～ 40 cm土層與表層土的TOC之比分別為0.71、0.85、0.76、0.82、0.84和0.91；40 ～ 60 cm土層與表層土的TOC之比分別為0.48、0.66、0.54、0.59、0.58和0.69。由以上數(shù)據(jù)看出，種植5a至30a的下層土壤TOC所占比重隨時間變化呈增加趨勢，說明秸稈還田處理下土壤TOC含量隨著秸稈還田年限的增長有向下層遷移富集的變化。然而秸稈不還田處理下，各種植年限棉田TOC含量顯著低于秸稈還田處理，且隨著種植年限的增長呈現(xiàn)先上升后下降的變化趨勢，CK1至CK5增加，CK5至CK15降低，CK1至CK15的20 ～ 40 cm土層與表層土的 TOC之比分別為 0.85、0.85、0.83和0.81；40 ～ 60 cm土層與表層土的TOC之比分別為0.49、0.67、0.57和0.55。由以上數(shù)據(jù)看出，CK5至CK15的下層土壤TOC含量所占比重呈下降趨勢，說明秸稈不還田處理下土壤有機碳補給能力較低。與秸稈不還田處理相比，秸稈還田處理能增強土壤的固碳能力，且隨著秸稈還田年限延長下層土壤的 TOC富集量越多。

2.2 持續(xù)秸稈還田下棉田土壤可礦化碳庫特征

圖1 不同種植年限棉田土壤總有機碳與可礦化碳含量Fig. 1 Contents of soil total organic carbon (TOC) and mineralizable carbon (MC) in different cropping years

2.2.1 土壤可礦化碳含量變化 土壤可礦化碳(MC)可用于衡量微生物可分解土壤有機物質(zhì)的含量,它既能在一定意義上代表土壤被礦化部分的碳量，同時又能與土壤肥力、環(huán)境脅迫、耕種時間長短及土壤持續(xù)性等建立一定聯(lián)系[6,19–20]。根據(jù)圖1得出，秸稈還田處理下0 ～ 60 cm土層MC含量均隨著種植年限的增長除15a略有下降外均呈增加的變化趨勢。秸稈不還田處理下3個土層MC含量隨種植年限增長呈降低的變化趨勢。與秸稈不還田處理相比，秸稈還田處理下3個土層MC含量均顯著高于秸稈不還田處理。這說明，秸稈還田可以顯著提高MC含量，且隨著秸稈還田年限增長MC含量逐漸增大。同時，秸稈還田處理各種植年限土壤MC含量均以0 ～ 20 cm土層最大，20 ～ 40 cm土層次之，40 ～ 60 cm土層最小。由以上特征可說明，土壤MC含量隨秸稈還田年限的增長而提高，隨土壤加深呈減少的趨勢，尤其是土壤0 ～ 20 cm表層的MC變化幅度比較大，說明在0 ～20 cm土層土壤有機物質(zhì)的轉(zhuǎn)化速度較快，微生物的活性較強；而在20 ～ 40 cm和40 ～ 60 cm土層，MC含量的變化基本上趨于穩(wěn)定，有機物質(zhì)的轉(zhuǎn)化速度相對0 ～ 20 cm土層較緩。同時秸稈還田處理下不同種植年限在相同土壤深度土壤MC含量也有所差異，在0 ～ 20 cm土層，種植30a的MC含量分別比種植5a、10a、15a、20a和25a高28.27%、22.58%、35.11%、7.42% 和5.19%；20 ～ 40 cm土層種植30a的MC含量分別比種植5a、10a、15a、20a和25a高28.94%、23.24%、29.76%、10.66% 和3.32%；40 ～ 60 cm土層種植30a的MC含量分別比種植5a、10a、15a、20a和 25a高 18.37%、14.48%、27.47%、16.00% 和8.08%。

無論秸稈還田和不還田，MC含量都隨土壤深度的增加表現(xiàn)出明顯的規(guī)律性，總體呈下降趨勢。秸稈還田處理土壤MC含量在0 ～ 20 cm土層顯著高于秸稈不還田處理，種植 5a、10a和 15a 棉田土壤 MC含量分別比秸稈不還田處理下CK5、CK10和CK15高15.19%、28.63% 和28.89%，而在20 ～ 40 cm和40 ～ 60 cm土層間MC含量總體差值較小。

2.2.2 土壤有機碳礦化速率特征 土壤有機碳礦化速率(MR)能在一定水平上表示土壤有機碳礦化的情況。根據(jù)圖 2得出，長期秸稈還田棉田土壤 MR的變化趨勢與TOC和MC的變化趨勢大體一致，即秸稈還田處理下土壤 MR隨著種植年限的增長呈升高的趨勢，而秸稈不還田處理下土壤MR表現(xiàn)出先增加后降低的變化趨勢，CK1至CK5增加，CK5后開始降低。秸稈還田處理下0 ～ 60 cm土層MR均高于秸稈不還田處理，尤其是表土層 (0 ～ 20 cm)差異最顯著。同時各處理不同種植年限MR均表現(xiàn)為表土層0 ～ 20 cm最高，20 ～ 40 cm土層次之，40 ～ 60 cm 土層最低，說明土壤MR具有隨土層加深而減少的變化趨勢。

圖2 不同種植年限棉田土壤有機碳礦化速率和礦化率Fig. 2 Soil mineralizable rate (MR) and MC/TOC in different cropping years

2.2.3 土壤有機碳礦化率特征 土壤有機碳的礦化率指一定時間內(nèi)土壤有機碳礦化釋放的 CO2-C數(shù)量占土壤總有機碳含量的百分含量，它也能在一定程度上反映土壤碳礦化速率。根據(jù)圖2得出，秸稈還田處理下隨著種植年限的增長，土壤礦化率(MC/TOC)整體上呈降低趨勢，但各種植年限各土壤層的MC/TOC有差異，種植5a和15a的40 ～ 60 cm土層MC/TOC比0 ～ 20 cm和20 ～ 40 cm高，其他種植年限則以0 ～ 20 cm土層的MC/TOC略高。相對與秸稈還田處理，秸稈不還田處理下有機碳礦化率整體上呈穩(wěn)定趨勢。

2.2.4 土壤有機碳礦化過程特征 已知土壤有機碳礦化過程一般能通過土壤有機碳累積礦化排放的CO2-C量和速率反映[5]。根據(jù)圖3得出，各培養(yǎng)時間段的土壤有機碳累積礦化排放量為秸稈不還田處理較低、秸稈還田處理較高，且隨著培養(yǎng)時間的延長呈增加趨勢，而各種植年限間的增幅逐漸降低；排放速率隨培養(yǎng)時間的延長，第1周最高，之后逐漸下降，以前3周下降最快，但各種植年限的下降程度不同，種植5a至15a下降最小，20a至30a下降最大，且種植5a的累積排放量占總排放量的比值，在第1、2、3、4 周時分別為23.21%、44.27%、64.24% 和82.65%，種植30a的累積排放量占總排放量的比值，在第1、2、3、4 周時分別為 22.75%、43.98%、63.70% 和82.32%，即各種植年限的土壤可礦化碳排放主要集中于前4周。這表明秸稈還田隨種植年限的增長土壤有機碳庫的質(zhì)與量都發(fā)生了一定變化，如種植5a至15a土壤有機碳含量較低質(zhì)量較差，微生物量較少、活動及分解能力較弱，而種植20a至30a土壤有機碳含量較高質(zhì)量較好，微生物量較多、活動及分解能力較強。

圖3 不同種植年限棉田土壤培養(yǎng)過程中累積 CO2-C排放量及其排放速率Fig. 3 Soil cumulative emission amount of CO2-C and its release rate during incubation period in different cropping years

2.3 持續(xù)秸稈還田下棉田土壤呼吸熵特征

由圖4得出，秸稈還田處理下土壤呼吸熵(qCO2)值較低，且隨著種植年限的增加呈降低趨勢，秸稈不還田處理下土壤qCO2值相對較高，且各處理土層間均以40 ～ 60 cm土層qCO2值較高，20 ～ 40 cm土層其次，0 ～ 20 cm土層最低，這正與秸稈還田處理下相反；秸稈還田處理下除種植5a土層間差異較大，其他種植年限各土層間qCO2均隨著秸稈還田時間的增長差異逐漸縮小，至種植30a時，各土層間無差異。秸稈還田處理下土壤qCO2隨著種植年限的增長呈先增加后保持穩(wěn)定的趨勢，CK1至CK5增加，CK5至 CK15間保持穩(wěn)定。表明秸稈還田處理下隨著種植年限的增長，各土層間受外界干擾逐漸減小，秸稈不還田處理下隨著種植年限的增長受外界干擾較強。

3 討論

圖4 不同種植年限棉田土壤呼吸熵Fig. 4 Soil qCO2s in different cropping years

土壤有機碳礦化主要是通過微生物的生理作用轉(zhuǎn)化和釋放有機碳，故該過程可直接影響土壤養(yǎng)分元素的動態(tài)變化及土壤質(zhì)量的穩(wěn)定，同時該過程也受到多種外界因素的干擾[21]。在不同的土地利用管理方法之間土壤總有機碳與可礦化碳含量二者的關(guān)系受到多方面影響，如土壤原有的營養(yǎng)狀況、后期有機肥的投入狀況及田間管理措施等[3,22–23]。蔡岸冬等[24]研究表明不同土地利用下礦化碳的穩(wěn)定程度存在明顯差異，只有當土壤的總有機碳含量累積到一定量后，礦化碳所占比重才會逐漸下降，在農(nóng)田和草地系統(tǒng)中，土壤中可結(jié)合的有機碳尚沒有達到飽和狀態(tài)，故結(jié)合碳含量還具有上升潛力；化肥結(jié)合秸稈還田措施是能保證土壤肥力持續(xù)生產(chǎn)且應(yīng)用廣泛的措施之一，張旭博等[25]試驗表明，土壤有機碳的礦化速率和礦化量的增加可通過施肥措施提高土壤微生物生物量碳和可溶性有機碳含量來實現(xiàn)；多種作物輪作配施有機肥的田間管理體系能更有效地促進土壤對外源碳的固定[21]，秸稈還田后的土壤固碳水平與土壤碳的飽和度相關(guān)[15]，秸稈還田后的土壤有機碳含量水平是根據(jù)對外源碳的固定量與土壤自身碳的損失量共同決定的，在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中，秸稈除了自身有機碳的礦化，也會激發(fā)或抑制土壤源性有機碳的礦化降解[12–13]。本研究結(jié)果表明，秸稈還田處理下土壤可礦化碳含量(MC)隨種植年限的增加而增加，隨土層深度的增加而減少。這與森林植被下隨自然交替時間的變化規(guī)律一致[26]。秸稈還田處理下 MR隨種植年限的增加和土層加深與MC有相同的變化趨勢，這顯示相同土層下MC 與MR的值相比于沒有秸稈還田，有秸稈還田措施的值較高，該結(jié)果與馬力等[27]研究稻稈還田對紅壤水稻土中有機碳分布及礦化特征得到的結(jié)果相一致。這也反映了土壤有機碳庫的質(zhì)與量在長期連作中都發(fā)生了變化，種植5a至15a有機碳含量較少且質(zhì)差，種植20a至30a有機碳含量多且質(zhì)好。同時在連作與輪作不同耕作模式下，土壤碳礦化規(guī)律也有所差異。陳學(xué)文等[28]在玉米大豆輪作與玉米連作試驗中發(fā)現(xiàn)輪作使最小限制水分范圍變大，而土壤有機碳礦化速率與最小限制水分范圍呈正相關(guān)關(guān)系[29]。Witt等[30]試驗顯示在玉米水稻輪作系統(tǒng)中，土壤碳礦化量為碳投入的94% ～ 105%，而在水稻連作系統(tǒng)中為碳投入的63% ～ 64%。故基于新疆長期連作棉田的普遍現(xiàn)象進行試驗，可為長期棉田的碳庫管理提供理論依據(jù)。

土壤礦化過程對土壤有機碳利用狀況可以用礦化率(MC/TOC)和土壤呼吸熵(qCO2)來表征[31]。秸稈還田處理下，MC/TOC隨秸稈還田年限延長呈一致降低趨勢，但種植5a至15a 以40 ～ 60 cm土層較高，種植20a后期則以0 ～ 20 cm土層略高，與李順姬等[4]和Franzuebbers等[32]研究得出的MC/TOC隨土層加深而遞減的結(jié)果一致。從礦化過程來看，累積礦化排放的 CO2-C量隨培養(yǎng)時間的延長而增加，其排放速率卻先快后慢，與 Zhang等[33]認為添加秸稈對土壤有機碳降解的正激發(fā)效應(yīng)一般表現(xiàn)為培養(yǎng)初期高于培養(yǎng)后期的研究結(jié)果相似。qCO2值種植 5a至15a較高、20a至30a較低，與黃宗勝等[26]研究結(jié)果一致，但本試驗中 qCO2值比黃宗勝等[26]所得的值更低，固碳能力強，可能是本試驗所研究的是長期連作的棉田土壤，而后者研究對象為喀斯特森林植被土壤所致。這反映了隨著秸稈還田及連作年限的增加，土壤礦化對土壤有機碳利用率日漸增加，固碳能力也相應(yīng)增強。

4 結(jié)論

1) 秸稈還田措施增加了棉田土壤TOC和MC的含量，并可明顯提高土壤礦化速率，同時在0 ～ 60 cm土層，在相同種植年限下秸稈還田處理土壤 TOC、MC的含量及MR均高于秸稈不還田處理，且隨著種植年限的增長而上升、隨土層深度的加深而下降的變化趨勢。可說明連續(xù)多年秸稈還田措施能增加棉田土壤可礦化碳的含量，并隨著種植年限的增長有向下土層遷移富集的趨勢。

2) 持續(xù)秸稈還田后棉田隨著秸稈還田年限增加土壤有機碳礦化速率、累積礦化排放量增加，但礦化強度呈降低趨勢，而無秸稈還田的連作棉田變化趨勢則與之相反。這表明棉花秸稈還田措施能增強新疆綠洲連作棉田土壤有機碳含量，同時雖然土壤有機碳能得到持續(xù)的補充，但尚未達到飽和狀態(tài)，然而隨著棉花秸稈還田時間延長棉田固碳能力下降。

[1] Sabrina J, Naoise N, Anne C D, et al. Soil carbon mineralization responses to alterations of microbial diversity and soil structure[J]. Biology and Fertility of Soils, 2013, 49(9): 939–948

[2] Wang X W, Li X Z, Hu Y M, et al. Effect of temperatureand moisture on soil organic carbon mineralization of predominantly permafrost peatland in the Great Hing’an Mountains, Northeastern China[J]. Journal of Environmental Sciences, 2010, 22(7) 1057–1066

[3] 李瑋, 鄭子成, 李廷軒, 等. 退耕植茶對川西低山丘陵區(qū)土壤有機碳庫的影響[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2014, 47(8): 1642–1651

[4] 李順姬, 邱莉萍, 張興昌. 黃土高原土壤有機碳礦化及其與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2010, 30(5): 1217–1226

[5] 康熙龍, 張旭輝, 張碩碩, 等. 旱地土壤施用生物質(zhì)炭的后效應(yīng)——水分條件對土壤有機碳礦化的影響[J]. 土壤, 2016, 48(1): 152–158

[6] 馬天娥, 魏艷春, 楊憲龍, 等. 長期施肥措施下土壤有機碳礦化特征研究[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2016, 24(1): 8–16

[7] 王蓮閣, 高巖紅, 梁穎濤, 等. 油菜秸稈生物質(zhì)炭對紫色土有機碳礦化和累積效應(yīng)的影響[J]. 水土保持學(xué)報, 2015, 29(6): 172–177

[8] 劉艷麗, 丁方軍, 谷端銀, 等. 不同活化處理腐植酸尿素對褐土小麥–玉米產(chǎn)量及有機碳氮礦化的影響[J]. 土壤, 2015, 47(1): 42–48

[9] 王苑, 宋新山, 王君, 等. 干濕交替對土壤碳庫和有機碳礦化的影響[J]. 土壤學(xué)報, 2014, 51(2): 342–350

[10] 孫玉桃, 廖育林, 鄭圣先, 等. 長期施肥對雙季稻種植下土壤有機碳庫和固碳量的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2013, 24(3): 732–740

[11] 趙次嫻, 陳香碧, 黎蕾, 等. 添加蔗渣生物質(zhì)炭對農(nóng)田土壤有機碳礦化的影響[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2013, 46(5): 987–994

[12] Bertrand G, Sabrina J, Gérard B, et al. Evidence that stable C is as vulnerable to priming effect as is more labile C in soil[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2012, 52: 43–48

[13] Kuzyakov Y. Priming effects: Interactions between living and dead organic matter[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2010, 42(9): 1363–1371

[14] 陳鮮妮, 岳西杰, 葛璽祖, 等. 長期秸稈還田對 塿土耕層土壤有機碳庫的影響[J]. 自然資源學(xué)報, 2013, 27(1): 25–32

[15] Catherine E S, Keith P, Richard T C, et al. Soil carbon saturation: Implications for measurable carbon pool dynamics in long-term incubations[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2009, 41(2): 357–366

[16] 夏海勇, 王凱榮, 趙慶雷, 等. 秸稈添加對土壤有機碳庫分解轉(zhuǎn)化和組成的影響[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2014, 22(4): 386–393

[17] 王苑, 宋新山, 王君, 等. 干濕交替對土壤碳庫和有機碳礦化的影響[J]. 土壤學(xué)報, 2014, 51(2): 342–350

[18] 高菲, 姜航, 崔曉陽. 小興安嶺兩種森林類型土壤有機碳庫及周轉(zhuǎn)[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2015, 26(7): 1913–1920

[19] Gulde S, Chung H, Amelung W, et al. Soil carbon saturation controls labile and stable carbon pool dynamics[J]. Soil Science Society of America Journal, 2008, 72(3): 605–612

[20] 李有兵, 把余玲, 李碩, 等. 作物殘體與其生物炭配施對土壤有機碳及其自身礦化率的提升[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報, 2015, 21(4): 943–950

[21] John T S, Michel A C, Steven B M, et al. Mineralizable soil nitrogen and labile soil organic matter in diverse long-term cropping systems[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2011, 90(2): 253–266

[22] Gentile R, Vanlauwe B, Chivenge P, et al. Interactive effects from combining fertilizer and organic residue inputs on nitrogen transformations[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2008, 40(9): 2375–2384

[23] Kong A Y, Six J. Tracing root vs. residue carbon into soils from conventional and alternative cropping systems[J]. Soil Science Society of America Journal, 2010, 74(4): 1201–1210

[24] 蔡岸冬, 徐香茹, 張旭博, 等. 不同利用方式下土壤礦物結(jié)合態(tài)有機碳特征與容量分析[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2014, 47(21): 4291–4299

[25] 張旭博, 徐明崗, 林昌虎, 等. 施肥對紅壤有機碳礦化特征的影響[J]. 貴州農(nóng)業(yè)科學(xué), 2001, 39(6): 99–102

[26] 黃宗勝, 喻理飛, 符裕紅. 喀斯特森林植被自然恢復(fù)過程中土壤可礦化碳庫特征[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2012, 23(8): 2165–2170

[27] 馬力, 楊林章, 肖和艾, 等. 長期施肥和秸稈還田對紅壤水稻土氮素分布和礦化特性的影響[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報, 2011, 17(4): 898–905

[28] 陳學(xué)文, 王農(nóng), 時秀煥, 等. 基于最小限制水分范圍評價不同耕作方式對土壤有機碳的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2013, 33(9): 2676–2683

[29] Yoo G, Wander M M. Influence of tillage practices on soil structural controls over carbon mineralization[J]. Soil Science Society of America Journal, 2006, 70: 651–659

[30] Witt C, Cassman K G, Olk D C, et al. Crop rotation and residue management effects on carbon sequestration, nitrogen cycling and productivity of irrigated rice systems[J]. Plant and Soil, 2000, 225: 263–278

[31] 匡崇婷, 江春玉, 李忠佩, 等. 添加生物質(zhì)炭對紅壤水稻土有機碳礦化和微生物生物量的影響[J]. 土壤, 2012, 44(4): 570–575

[32] Franzluebbers J A, Stuedemann A J, Schomberg H H, et al. Soil organic C and N pools under long-term pasture management in the southern Piedmont Usa[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2000, 32(4): 469–478

[33] Zhang W, Wang X, Wang S. Addition of external organic carbon and native soil organic carbon decomposition: A meta-analysis[J]. PLoS ONE, 2013, 8(2): e54779

Effect of Continuous Straw Returning on Soil Mineralizable Carbon Pool of Long-term Cotton-cropping Field in Oasis of Xinjiang

WEI Fei1, HUANG Jinghua2, MA Fangxia1, JING Feng1, LIU Jianguo1*
(1 Key Laboratory of Oasis Ecology Agriculture of Xinjiang Production and Construction Corps, Shihezi University, Shihezi, Xinjiang 832003, China; 2 The Bureau of Agriculture, Forestry and Animal Husbandry in Karamay District, Karamay, Xinjiang 834000, China)

Based on the long-term experiment in long-term cotton-cropping field, this paper analyzed the characteristics of soil organic carbon mineralization and the change patterns of soil organic carbon release under the conditions with and without straw returning. The results showed that straw returning increased soil total organic carbon (TOC) and mineralizable carbon (MC) contents and mineralization rate (MR) in 0 – 60 cm soil layer, and trended to increase with the increase of cropping year but to decease with the increase of soil depth. With the increase of continuous cropping years, soil organic carbon MC and cumulative mineralized emissions (CO2-C emissions) showed an increasing tendency, however, mineralization intensity showed a decreasing tendency with straw returning, while showed opposite tendencies without straw returning. It demonstrates that straw returning promotes soil biological activity, compensates soil organic carbon but not enough to stabilize or increase carbon sequestration capacity of long-term continuous cotton-cropping field of Xinjiang Oasis.

Straw returning to soil; Cotton field; Soil mineralizable carbon; Characteristics of carbon pool

S153.6

A

10.13758/j.cnki.tr.2017.02.013

國家自然科學(xué)基金項目(31260307)資助。

* 通訊作者(l-jianguo@126.com)

魏飛(1993—)，男，四川綿陽人，碩士研究生，研究方向為綠洲生態(tài)與農(nóng)作制度。E-mail: 18681617523@163.com