朱文玲，李秀雙，田霄鴻，陳 娟，王 松

（西北農林科技大學資源環(huán)境學院/農業(yè)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）

土壤有機碳是土壤肥力水平的重要標志，不僅影響作物產量與農業(yè)生產可持續(xù)性，其固存對緩解溫室氣體排放及調節(jié)全球氣候變化具有重要的生態(tài)意義[1]。作物秸稈作為農田生態(tài)系統中土壤有機碳的重要來源之一，其還田措施是增加農田土壤有機碳投入，從而促進土壤碳固持最直接且有效的方式[2-3]。不同作物秸稈性質不同，還田后其分解過程和土壤的碳源/碳匯性質均有差異[4-5]。C/N低的豆科秸稈，施入土壤后分解較快，能夠促進土壤養(yǎng)分礦化以及提高土壤微生物活性；而C/N高的禾本科秸稈，施入土壤后分解緩慢并且導致土壤養(yǎng)分的固持[5]。因此，研究不同作物秸稈還田后對土壤有機碳轉化與固持特征，無論對農業(yè)秸稈的科學管理，還是對土壤培肥機理研究都有重要的指導意義。

渭北旱塬區(qū)是我國黃土高原重要的旱作農業(yè)區(qū)，玉米和小麥是該區(qū)的主要糧食作物，但近年來由于忽視農田地力培肥，該區(qū)糧田已經普遍出現了土壤肥力降低等問題[6-7]。冬小麥收獲后保留麥茬，于夏休閑期硬茬播種豆科綠肥，而該時期由于高溫干旱，麥茬不會馬上腐解，待小麥播種前將綠肥與麥茬一起翻壓，小麥秸稈和豆科綠肥殘體會以混合物的形式共同還田腐解，這是該區(qū)糧食生產中通過秸稈還田來提升地力的主要方式。目前，已有大量的國內外研究發(fā)現，禾本科作物秸稈還田提高了土壤有機碳及活性碳組分含量[8]，有助于土壤團聚體穩(wěn)定性提高[9]，而且能改善土壤的生物環(huán)境，有利于土壤有機碳的積累和保存[10]；豆科作物殘體還田除了能提高土壤有機碳含量之外，還能提高土壤腐殖質含量[11]，改善土壤的結構性能[12]，有固碳潛力。且Cong等[13-14]通過大田和室內培養(yǎng)試驗確定，豆科禾本科作物間作比禾本科作物單作體系更有利于土壤有機碳積累，但其對于兩種作物殘體同時存在條件下的有機碳固持機制并沒有進一步的說明。同時有大量報道稱，植物殘體以混合物的形式出現時，腐解過程中由于“混合分解效應”的存在，相比于單一殘體，混合組分中殘體之間的相互作用會影響殘體腐解以及土壤有機碳礦化過程[15-16]。因此，雖然已有大量研究探討了作物殘體歸還與土壤有機碳固持關系[9-13，16]，但兩種殘體配施的土壤固碳機理尚不明確，且大多未將土壤有機碳庫中來源于外源作物殘體的有機碳和土壤原有的有機碳區(qū)分開來。

所以，本研究結合自然δ13C技術以及雙指數模型，采用室內模擬培養(yǎng)方法主要探討了以下兩個問題：（1）探究禾本科與豆科秸稈組合和禾本科秸稈單獨添加，在土壤有機碳固持方面有何差異；（2）兩種秸稈組合以及禾本科秸稈單獨添加，外源秸稈碳在土壤有機碳庫中的分配上有何不同。本研究以期為豆科與禾本科秸稈配施的土壤固碳機理研究提供理論依據。

1 材料和方法

1.1 供試材料

供試土壤為黑壚土，母質為中壤質馬蘭黃土，2016年采自長武農田生態(tài)系統國家野外科學觀測研究站長期定位試驗的傳統耕作處理（無秸稈覆蓋），該試驗地有13年玉米連作歷史。供試土壤的基本理化性質為：有機碳和全氮含量分別為11.39 g·kg-1和1.07 g·kg-1，有效磷和速效氮含量分別為18.40 mg·kg-1和 63.79 mg·kg-1，速效鉀含量為 152.30 mg·kg-1，pH為8.41，土壤δ13C值為-1.652%。

供試秸稈均采自陜西省長武縣王東村，小麥（Triticum ɑestivum L.）秸稈于2016年6月小麥脫粒后隨機抽取，秋懷豆（Glycine ussuriensis Regel et Maack）秸稈于2016年9月在綠肥翻壓前采用“S”型多點采樣法以整株形式采回，所有秸稈于60℃條件下烘干至恒質量，粉碎過2 mm篩備用，基本性質見表1。

1.2 試驗設計

試驗共設4個處理：（1）對照（不添加秸稈，CK）；（2）添加小麥秸稈（添加量為12 g·kg-1土，W）；（3）添加秋豆秸稈（添加量為12 g·kg-1土，L）；（4）添加小麥秋豆秸稈混合物（秸稈添加量均為12 g·kg-1土，兩種秸稈質量比1∶1，W+L）。各處理重復6次。

表1 添加秸稈的基本性質Table 1 Basic physico-chemical properties and δ13C value of straws

1.3 培養(yǎng)方法

采取室內模擬恒溫（25±1℃）培養(yǎng)的方法，培養(yǎng)80 d，具體操作如下：取400 g土（以烘干土計），按處理將秸稈與土壤混勻置于1 L培養(yǎng)瓶中（高15 cm、直徑9 cm帶密閉封蓋的塑料圓瓶），調節(jié)土壤含水率為田間持水量的70%。將裝有20 mL 2 mol·L-1NaOH溶液的50 mL塑料瓶置于培養(yǎng)瓶中加蓋塑料薄膜密封，收集排放的CO2。在培養(yǎng)的第1、2、3、5、7、14、21、28、42、80 d，利用酸堿滴定法測定CO2釋放量。每次測定結束后，更換NaOH溶液，并用稱量法補充損失的水分。

1.4 測定指標及方法

土壤有機碳測定：培養(yǎng)結束后采用重鉻酸鉀-濃硫酸外加熱法測定[17]。

土壤微生物生物量碳、氮（MBC、MBN）測定：采用氯仿熏蒸浸提法[18]，于培養(yǎng)結束后，稱取新鮮土壤25.0 g用去乙醇氯仿在25℃黑暗條件下熏蒸24 h，隨后除去土壤中多余氯仿，加K2SO4浸提、過濾，過濾液由Multi N/C 2100/2100S TOC和連續(xù)流動分析儀測定。

土壤δ13C值測定：于培養(yǎng)開始前和培養(yǎng)結束后采取土樣，去除其中殘留的植物殘體，風干磨碎過100目篩，用Finnigan MAT-251 Mass Spectrometer質譜儀測定。

秸稈δ13C值測定：培養(yǎng)開始前取烘干秸稈若干，磨碎過100目篩，用Finnigan MAT-251 Mass Spectrometer質譜儀測定。

1.5 模型及有關計算

1.5.1 微生物熵的計算[19]

微生物熵（qMB）=土壤微生物生物量碳/土壤總有機碳×100%

1.5.2 雙指數模型

選用雙指數模型以模擬秸稈腐解過程中土壤有機碳礦化過程[20]，模型如下：

式中：Ct為培養(yǎng)時間t（d）時的累積礦化量，g·kg-1；C1表示土壤活性碳庫，g·kg-1；k1表示礦化速率；C2表示土壤惰性碳庫，g·kg-1；k2表示分解速率；C1+C2為潛在礦化碳庫，g·kg-1。

1.5.3 不同來源有機碳含量計算

根據培養(yǎng)前后土壤樣品及秸稈的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（Cstraw）和土壤原有有機碳（Cnative）的含量[21]：

式中：δ13Cstraw表示秸稈有機碳的13C豐度，%；δ13Cbefore表示培養(yǎng)前土壤有機碳的13C豐度，%；δ13Cafter表示培養(yǎng)結束土壤有機碳的13C豐度，%；f表示培養(yǎng)結束秸稈碳所占比例，%；Ctotal表示培養(yǎng)結束土壤有機碳含量，g·kg-1；Cstraw表示培養(yǎng)結束土壤有機碳中來源于秸稈的有機碳量，g·kg-1；Cnative表示培養(yǎng)結束土壤有機碳中原有有機碳量，g·kg-1。

1.6 數據處理

試驗數據采用Microsoft Excel 2010軟件對數據進行處理和繪圖；使用SPSS 17.0軟件對數據進行差異顯著性檢驗（LSD法，ɑ=0.05）及雙指數模型的非線性回歸分析。

小麥與秋豆秸稈組合處理的土壤累積礦化量、有機碳含量及土壤微生物碳、氮預測值為小麥秸稈和秋豆秸稈單獨添加時的作用之和[22]。

小麥秸稈作用=W處理的實測值-CK實測值秋豆秸稈作用=L處理的實測值-CK實測值

實測值與預測值的比較采用t檢驗。根據t檢驗結果就可以對小麥秋豆混合分解是否存在相互作用進行判斷（5%水平）[22]：（1）若實測值與預測值無明顯差異，則兩種秸稈間表現為加和作用；（2）若實測值與預測值之間出現明顯偏差，則兩種秸稈間表現非加和作用。

2 結果與分析

2.1 小麥秋豆秸稈還田對土壤CO2釋放的影響

如圖1所示，不同作物秸稈加入土壤后，CO2-C釋放速率均在培養(yǎng)的第2 d出現高峰，而后隨培養(yǎng)時間延長而逐漸下降，并在腐解21 d后逐漸趨于穩(wěn)定。不同秸稈腐解過程中土壤有機碳礦化的變化規(guī)律基本一致。

而不同處理之間，在培養(yǎng)試驗前期（0～21 d），CO2-C釋放速率存在明顯差異，其中以W+L處理最高，其次為L和W處理，且這3個秸稈添加處理的CO2-C釋放速率均明顯高于CK；而在培養(yǎng)試驗中后期（21～80 d），各處理中CO2-C釋放速率均明顯下降且趨于穩(wěn)定，但W+L處理仍處于最高，其次為W和L處理。L處理在14 d前明顯高于W處理，但在14 d之后出現逆轉，說明秋豆秸稈相比于小麥秸稈，在加入土壤后，在培養(yǎng)初期腐解更為快速。

從CO2-C累積釋放量來看（圖1），培養(yǎng)結束后，與CK相比，W、L及W+L處理CO2-C累積釋放量均顯著提高，提高幅度分別為2.60、2.90倍和5.63倍；而就3個秸稈添加處理而言，CO2-C累積釋放量依次為W+L＞L＞W?？梢?，無論小麥、秋豆秸稈單獨還田及組合還田均明顯提高有機碳的礦化量，而秋豆秸稈相比于小麥秸稈在加入土壤后更利于礦化。

2.2 土壤微生物生物量碳、氮含量和微生物熵的變化

如表2所示，添加秸稈3個處理（W、L、W+L）土壤微生物量碳含量均高于CK，其中W+L＞L＞W，增加幅度分別為39.5%、11.8%和11.3%。這說明，小麥秸稈和秋豆秸稈無論單獨還是以組合的形式添加都能促進土壤微生物活動，進而增加土壤微生物量碳含量，但就提升效果而言，秸稈單獨添加處理（W、L）不及秸稈組合添加處理（W+L）。

土壤微生物量碳（MBC）與土壤有機碳（SOC）的比值稱為微生物熵（qMB），它充分反映了土壤中活性有機碳所占的比例，從微生物學的角度揭示土壤肥力的差異，可以作為土壤碳動態(tài)研究的有效指標。本研究中，添加秸稈對土壤微生物熵的影響表現出不同趨勢，其中W+L顯著提高了微生物量熵（表2），比CK高15.6%，而W和L處理雖能提高微生物熵，但其提高幅度不明顯。可見，小麥秋豆秸稈組合添加更有利于土壤微生物對外源有機質的同化，進而加速土壤有機碳向土壤微生物量碳的轉化。

表2 不同處理對土壤微生物生物量碳、氮和微生物熵的影響（平均值±標準差）Table 2 Effects of different treatments on soil microbial biomass carbon，nitrogen and microbial entropy（mean ± SD）

對土壤微生物量氮來說，與CK相比，添加秸稈均顯著提高了土壤微生物量氮含量。3個秸稈添加處理間相比，小麥秋豆組合添加處理顯著高于小麥、秋豆單獨添加處理，增幅分別為36.6%和37.9%，也說明了在添加小麥秸稈的基礎上配以秋豆秸稈對土壤微生物活動有促進作用。

2.3 秸稈組合分解相互作用

將秸稈組合處理土壤累積礦化量、有機碳含量及土壤微生物碳、氮預測值與實測值進行比較（表3）發(fā)現，小麥秋豆組合（W+L）的實測土壤累積礦化量及土壤微生物碳、氮均高于預測值，其中土壤微生物碳含量的實測值顯著高于預測值，高出約57.5%，即小麥秸稈和秋豆秸稈混合后在微生物量碳上表現出了明顯的協同作用。而土壤累積礦化量、有機碳含量及土壤微生物氮均表現出實測值與期望值的趨勢差異不明顯（表3），即秸稈組合處理在土壤累積礦化量、有機碳含量及土壤微生物氮上表現為無交互的加和效應。

2.4 土壤有機碳礦化動力學模擬

為進一步研究秸稈腐解過程中土壤有機碳礦化過程，本研究利用二級動力學模型對有機碳礦化數據進行擬合。結果表明（表4），二級動力學模型能很好地描述有機碳礦化動態(tài)（R2≥0.999）。

表4 土壤有機碳礦化動力學參數Table 4 Kinetic parameters for the soil organic C mineralization

根據模擬結果，土壤潛在礦化碳庫（C1+C2）達1.41～6.95 g·kg-1。與CK相比，W、L和W+L的潛在礦化碳庫分別增加了2.11、2.03倍和3.93倍。3個添加處理中，與W和W+L處理相比，L處理的土壤潛在礦化碳庫有所降低，降低幅度分別為2.73%和38.5%?；钚蕴紟欤–1）的變化幅度為0.18～2.24 g·kg-1，占土壤總有機碳庫（SOC）的1.61%～16.3%，秸稈添加處理均提高了土壤活性碳庫，其中W+L處理最高，L處理次之，W處理最低。同樣，3個秸稈添加處理也提高了土壤惰性碳庫（C2），分別提高了2.82、0.756、1.98倍（W+L、L和W）。從土壤惰性碳庫占總有機碳比例（C2/SOC）來看，添加秸稈處理（W+L、L、W）惰性碳庫比例均有所提高，分別比CK高2.27、0.57倍和1.64倍。對土壤惰性碳庫礦化速率（k2），3個秸稈添加處理均高于CK，其中W+L≈L＞W，且3個秸稈添加處理間相差不大。

由此可見，一方面無論小麥和秋豆秸稈單獨添加還是組合添加都能增加土壤潛在礦化碳庫，另一方面，3個添加處理均提高了土壤惰性有機碳含量和其在土壤有機碳庫中所占比例，有利于有機碳固持，其中以小麥秋豆組合添加提高效果最為明顯。

2.5 土壤有機碳中外源新碳含量

由表5可以看出，在C3作物秸稈（小麥、秋豆和小麥+秋豆）添加后，C4土壤的總有機碳含量（Ctotal）均顯著增加，與CK相比，W+L、L和W分別增加了22.3%、10.7%和12.5%。而土壤SOC的δ13C值均明顯降低，說明外源秸稈產生了新的有機碳（Cstraw）并保存在土壤碳庫中。通過13C質量守恒定律計算可得，添加秸稈均增加了土壤有機碳中由外源秸稈產生新碳的含量（Cstraw）及其在土壤總有機碳中的比例（f），增加幅度表現為W+L＞L＞W，與總有機碳表現一致。和單獨添加處理（W、L）相比，W+L處理外源秸稈新碳的含量和比例（f）分別增加了86.5%、63.2%和79.8%、56.1%；同時土壤原有有機碳含量（Cnative）及其占土壤有機碳比例（1-f）則均明顯降低，降低幅度表現為W+L＞L＞W，組合添加處理降低幅度最大（表5）。這說明，無論秸稈單獨添加（W、L）還是組合添加（W+L），均會促使土壤碳庫中原有有機碳逐漸降低，來自外源秸稈中的新有機碳將逐漸替代土壤原有的碳，且就替代程度而言，W+L＞L＞W。

表3 秸稈組合添加對CO2累積礦化量、土壤有機碳及微生物量碳、氮的混合分解效應分析Table 3 The litter mixing effect of combined amendment treatments on CO2cumulative mineralization，soil organic carbon content，soil microbial biomass carbon and nitrogen

表5 添加不同秸稈對土壤新碳的影響Table 5 The effects of different treatments on extraneous new carbon

3 討論

3.1 秸稈組合對土壤有機碳礦化和固持的加和效應的影響

植物殘體進入土壤后，在土壤微生物作用下發(fā)生腐解，通過微生物將殘體中的有機物轉化成為土壤的組成成分，這是所有植物殘體在土壤中均會經歷的過程[14]。不同質量的植物殘體混合分解時，較高質量殘體可以促進低質量殘體的腐解，其中可能的機制有：（1）植物殘體間發(fā)生了養(yǎng)分及物質遷移，緩和了微生物的養(yǎng)分限制[23]，這個過程中通常伴隨著“混合分解效應”；（2）植物殘體混合改變了土壤的分解微環(huán)境，形成更有利于土壤微生物活動的環(huán)境。同時，當殘體混合物腐解過程在土壤中發(fā)生時，除了與物料本身質量有關外，土壤環(huán)境也會影響秸稈的腐解過程[24]。

Bonanomi等[23]研究發(fā)現，兩種質量不同的植物殘體以混合物的形式參與腐解時，由于殘體間的養(yǎng)分和物質轉移，混合物的腐解表現出明顯的非加和的協同作用，促進了殘體腐解。而本研究中，W+L處理的土壤累積礦化量、有機碳含量和微生物量氮均表現出加和效應（表2），與前人研究結果有所不同。我們推斷可能與土壤環(huán)境有關，本研究供試土壤的養(yǎng)分環(huán)境較適宜，秸稈組合添加后土壤微生物活動未受限制，兩種秸稈在腐解過程中無相互作用，所以秸稈組合添加與小麥秸稈單獨添加處理在土壤有機碳礦化和固持上的差異主要受“加和效應”影響，即兩種秸稈組合后對土壤有機碳礦化和固持過程的影響等于它們各自單獨作用的效果之和[23]，而他們的研究未將殘體混合物混入土壤，忽視了土壤本身的養(yǎng)分條件在整個腐解過程中所發(fā)揮作用，故而會產生不同的結果。

3.2 土壤有機碳礦化

秸稈進入土壤后，其礦化過程可分為3個階段，即前期快速礦化，中期逐漸變慢，后期達到相對穩(wěn)定，這個過程主要受微生物代謝活性的影響，同時秸稈的化學組成也是影響礦化速率的重要因素。秸稈中的有機碳可分為淀粉、葡萄糖等易分解部分和木質素等難分解部分[25]，在培養(yǎng)前期由于大量易分解碳源的加入刺激了土壤微生物的代謝活動，會大幅提高CO2釋放量；而隨著培養(yǎng)時間的推進，易分解組分逐漸消耗完畢，CO2釋放量逐漸降低，達到一個相對穩(wěn)定的階段。本研究各秸稈添加處理土壤有機碳礦化過程均包含快速礦化、逐漸變慢和后期穩(wěn)定3個階段（圖1），這一點與前人研究結果是一致的[25-27]。同時，本研究結果顯示，與W處理相比，W+L處理明顯提高了土壤CO2累積釋放量（圖1），且顯著增加了土壤微生物量碳、氮含量（表2），結合本文對秸稈組合加和效應的分析，我們推測秸稈組合處理顯著提高CO2累積釋放量的原因有兩方面：一是由于兩種秸稈配施之后土壤有機碳礦化過程表現出“加和效應”，而本研究中，組合處理秸稈添加量比其他秸稈單獨添加處理高1倍，所以秸稈添加量是影響W+L處理與W、L處理產生差異的重要因素之一。二是W+L處理顯著提高了土壤微生物量碳、氮含量，而土壤微生物量碳、氮含量可間接反映土壤微生物活性[24]。因此我們推測另一個可能原因是W+L處理為土壤微生物提供了更多的碳源和氮源，并且能夠更持續(xù)地為微生物提供養(yǎng)分，影響了土壤微生物活性和群落多樣性[25-26]并維持了更長的土壤有機碳的快速礦化期[27-28]，進而顯著提高CO2累積釋放量。此外，比較培養(yǎng)結束后各秸稈添加處理土壤有機碳含量變化（表5），兩種秸稈組合添加高于秸稈單獨添加，表明與單一秸稈添加相比W+L處理更有利于土壤有機碳存儲，但由于組合處理有機碳礦化更強烈（圖1），增加的有機碳又很快地被礦化損失，因此有機碳增加程度并不明顯[29]。

3.3 土壤有機碳固持

通過動力學模型模擬土壤有機碳礦化過程，研究土壤有機碳分庫大小，可為土壤有機碳穩(wěn)定性及固持能力評價提供科學依據，其中惰性碳庫含量越高說明有機碳越穩(wěn)定，越有利于有機碳固持[30]。本研究通過雙指數模型模擬表明，W+L處理惰性碳庫含量及其在土壤有機碳庫中所占比例均表現為高于W處理（表4），說明小麥秋豆秸稈組合添加的土壤有機碳庫比小麥秸稈單獨添加時更穩(wěn)定，更有利于有機碳固持。同時，已有研究發(fā)現[31-32]禾本科與豆科綠肥輪作體系下，投入兩種不同的作物殘體時，其有機碳變化過程屬于有機碳匯過程，有機碳固持能力優(yōu)于禾本科單作系統，而且更有利于土壤有機碳積累和土壤培肥。因此，從有機碳穩(wěn)定性角度評價秸稈添加對土壤有機碳固持的影響，小麥與秋豆秸稈組合添加土壤的有機碳庫比小麥秸稈單獨添加的更加穩(wěn)定，土壤有機碳固持能力也更強。

除了運用上述雙指數模型模擬土壤有機碳礦化過程，分庫研究秸稈添加對土壤有機碳礦化影響之外，試驗還運用了δ13C自然豐度法，將土壤有機碳庫中來源于秸稈的碳和土壤原有的碳進行量化和區(qū)分。結果表明，經過80 d的模擬培養(yǎng)，秸稈添加處理土壤δ13C值均表現出下降趨勢（表5），這與竇森等[21]的研究結果一致，其主要原因是先前長期種植C4作物（玉米）的土壤具有較高δ13C值，施入有較低δ13C值的C3作物（小麥、秋豆）秸稈后，隨著秸稈腐解，來源于C3作物的新形成的有機碳逐漸變?yōu)橥寥烙袡C碳庫的一部分，土壤原有有機碳逐漸被外源秸稈碳所替換，有機質的δ13C值表現出向C3作物秸稈δ13C值靠近的趨勢[33]。與W處理相比，W+L處理土壤碳庫中外源新碳含量及比例均表現出高于單獨添加處理的趨勢（表5）。其可能原因是：第一，加和效應的影響。一般而言兩種質量不同植物殘體共同腐解時由于殘體間相互作用會產生不同的混合分解效應，而本研究條件下，由于土壤環(huán)境等方面的影響，兩種殘體腐解時殘體間的相互作用并不明顯，從而表現出了加和效應。在加和效應的影響下秸稈添加量是影響外源秸稈新碳分配的重要因素，因此在本試驗條件下秸稈組合處理中土壤有機碳庫中的來源于秸稈的新有機碳高于秸稈單施處理。王志明等[34]和Jenkinson[35]也研究發(fā)現，土壤碳庫中來源于外源秸稈的新碳含量及比例與秸稈還田量有關，隨秸稈還田量的增加，土壤原有機碳分解速率增加，并且新碳殘留量也增加，充分支持了本試驗的觀點。第二，添加到土壤中的秸稈會為土壤微生物提供生長繁殖的營養(yǎng)基質，這些秸稈經過微生物的“加工”后，以微生物代謝產物或其死亡之后殘體的形式分布于土壤碳庫之中，作為土壤有機碳庫的組成部分[36]。土壤中的微生物多種多樣，不同的微生物群落對營養(yǎng)基質的要求不同，當添加性質不同的秸稈時土壤中微生物的響應機制也必然不同，相應的微生物對秸稈的代謝機制應當存在差異[37-38]，因此可以推斷兩種秸稈組合添加可能影響了土壤中某些功能微生物的活動和代謝機制，進而影響了外源秸稈新形成有機碳在土壤碳庫中的分配，但在這方面還有待進一步研究。

通過雙指數模型模擬，可以將土壤有機碳庫分為活性碳庫和惰性碳庫，研究秸稈添加對不同土壤有機碳庫的影響，尤其是對惰性碳庫的影響，可以為秸稈還田有機碳穩(wěn)定性及固持能力評價提供科學依據；采用δ13C自然豐度法，可以將土壤有機碳庫中外源秸稈新形成的有機碳和土壤原有有機碳區(qū)分開來，有助于從外源新碳在土壤碳庫分配的角度分析秸稈對土壤有機碳固持的影響，兩種方法各有所長。本研究將雙指數模型與δ13C自然豐度法相結合，研究了小麥、秋豆秸稈單獨添加和二者組合添加對土壤固碳過程的影響，發(fā)現從土壤有機碳分庫的角度來看，兩種秸稈組合添加土壤有機碳庫中惰性碳庫含量和所占比例更高，說明組合條件下有機碳穩(wěn)定性更好，有機碳固持能力更強；從外源秸稈有機碳在土壤有機碳庫分配的角度來看，兩種秸稈組合之后土壤有機碳庫中有更多的來源于秸稈的有機碳。綜合兩種方法得出結論，小麥秋豆秸稈組合添加更有利于土壤有機碳固持，其原因是配施使得更多的來源于秸稈的新的有機碳固持在土壤碳庫中，同時促進了土壤有機碳庫的更新和周轉，但要進一步揭示豆科禾本科秸稈配施還田對土壤不同碳庫的影響機制，還需要在接下來的研究中探究土壤微生物在其中扮演的角色。

4 結論

通過80 d的培養(yǎng)試驗發(fā)現，在小麥秸稈還田基礎上配施豆科綠肥秋豆秸稈大幅度提高了土壤有機碳礦化量，同時顯著增加了土壤有機碳固持量，這是由于配施有效增加了土壤惰性碳庫含量及比例，且使得更多的來源于秸稈的新的有機碳固持在土壤碳庫中，并因此促進了土壤有機碳庫的更新和周轉，且在這個過程中兩種秸稈組合的“加和效應”發(fā)揮了重要作用。