李艾蒙，李 慧，裴久渤*，謝檸檜，劉雨薇，汪景寬

（1.沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)土地與環(huán)境學(xué)院，土肥資源高效利用國家工程實驗室，農(nóng)業(yè)部東北耕地保育重點實驗室，沈陽110866；2.沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院，沈陽110866）

農(nóng)田土壤有機碳是土壤肥力的基礎(chǔ)，其分解作為重要的土壤C釋放和周轉(zhuǎn)的驅(qū)動來源，對土壤肥力的固持和溫室效應(yīng)的形成具有直接作用[1]。玉米秸稈作為農(nóng)田土壤重要的外源有機物，其歸還影響土壤有機碳的合成與分解，進(jìn)而影響著土壤培肥效果與溫室效應(yīng)的變化。在溫室效應(yīng)持續(xù)上升引發(fā)氣候變暖的背景下[2]，探討秸稈添加如何影響土壤有機碳的激發(fā)效應(yīng)及其對溫度的敏感性對于揭示因氣候變暖對土壤肥力產(chǎn)生的負(fù)效應(yīng)具有重要意義[3]。

“激發(fā)效應(yīng)”是Bingeman在1953年研究外源有機物質(zhì)對土壤礦化的影響時提出的[4]。隨后發(fā)現(xiàn)正負(fù)和大小差異，與外源有機物的數(shù)量和組成有關(guān)[5]。外源有機物進(jìn)入土壤后，為微生物提供碳源，促進(jìn)微生物數(shù)量上升，為滿足自身的生存和發(fā)展，微生物在土壤中尋找營養(yǎng)元素，它們產(chǎn)生更多的胞外酶分解外源有機物并且對土壤原有機碳進(jìn)行分解，從而導(dǎo)致正激發(fā)效應(yīng)，也有研究學(xué)者稱為“共同代謝”[6]。而負(fù)激發(fā)效應(yīng)則被認(rèn)為外源有機物輸入之后，微生物會偏向利用外源有機物，對土壤原有機碳利用減少[7]。除了外源有機物輸入影響激發(fā)效應(yīng)外，溫度和肥力水平的差異也是調(diào)控土壤有機碳激發(fā)效應(yīng)最重要的因子，對土壤碳礦化的多少和快慢產(chǎn)生影響[8]。長期施肥處理影響了土壤肥力變化，與不施肥相比，施有機肥處理使土壤呼吸速率顯著增加[9]。此外，土壤溫度作為重要的環(huán)境因子，調(diào)控著土壤呼吸等一系列復(fù)雜的土壤生物化學(xué)過程[10]。通常情況下，增溫能顯著提高土壤呼吸速率[11]，Meta 分析結(jié)果表明土壤增溫0.3～6 ℃將導(dǎo)致土壤呼吸速率增加20%[12]。然而，外源有機物添加到不同肥力土壤后的有機碳礦化在不同溫度下的激發(fā)效應(yīng)，及其溫度敏感性響應(yīng)差異較少報道。

在復(fù)雜的農(nóng)田土壤生態(tài)系統(tǒng)中，傳統(tǒng)方法不能區(qū)分外源有機物對原土壤有機碳的激發(fā)效應(yīng)及其對溫度差異和肥力水平差異的響應(yīng)，同位素方法的應(yīng)用卻可以解決此問題[13]。本研究利用13C 同位素示蹤方法，在不同肥力土壤中添加13C標(biāo)記的玉米秸稈，不同溫度條件下進(jìn)行室內(nèi)培養(yǎng)，探究外源秸稈輸入、溫度差異、土壤肥力水平差異如何共同影響有機碳的損失，這對于揭示土壤有機碳周轉(zhuǎn)過程對溫室效應(yīng)和農(nóng)田管理措施的響應(yīng)機理具有重要意義，為秸稈還田培肥地力效果的評估提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

采自遼寧省沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)棕壤長期定位試驗站。試驗地地勢平坦，海拔75 m，屬于北溫帶大陸性季風(fēng)氣候區(qū)，夏季高溫多雨，冬季寒冷干燥。年平均氣溫7.5 ℃，年平均降水730 mm，≥10 ℃積溫為3350 ℃，無霜期為153 d。土壤為發(fā)育在黃土性母質(zhì)上的壤質(zhì)棕壤（簡育濕潤淋溶土）。該試驗站始建于1979 年，從1987 年開始布置肥料試驗，每個處理3 次重復(fù)，每個重復(fù)小區(qū)面積為69.12 m2，一直堅持至今，均為玉米（當(dāng)?shù)爻Ｓ闷贩N）連作方式。試驗開始前（1987 年）土壤（0～20 cm）有機質(zhì)含量為15.6 g·kg-1，全氮為1.0 g·kg-1，全磷為0.52 g·kg-1，堿解氮為67.4 mg·kg-1，有效磷為8.4 mg·kg-1，速效鉀為98.3 mg·kg-1，pH（H2O）為6.39。每年4 月25 日左右播種、施肥，并按常規(guī)進(jìn)行田間管理；9月25日前后進(jìn)行小區(qū)測產(chǎn)收割。選擇其中2 種長期施肥處理土壤作為本研究中的高肥土壤、低肥土壤（表1），其中高肥土壤為每年施用含氮270 kg·hm-2的腐熟豬廄肥處理土壤，施用的腐熟豬廄肥有機質(zhì)含量為150 g·kg-1左右，全氮為10 g·kg-1左右。所用肥料均作為基肥施入土壤[14]。低肥力土壤為不施肥處理土壤。

供試13C 標(biāo)記秸稈于2016 年在田間利用原位脈沖標(biāo)記獲得。方法是在玉米生長最旺盛期進(jìn)行13CO2原位脈沖多次（4～6 次）標(biāo)記[15-16]，玉米成熟后收獲植株，105 ℃殺青30 min 后60 ℃烘干8 h。將烘干植物粉碎過0.425 mm 篩保存在密閉干燥的容器中備用。取少量粉碎后的植物樣品再用球磨儀（Retsch MM200，德國）進(jìn)行粉碎，利用元素分析-同位素比例質(zhì)譜聯(lián)用儀（EA-IRMS，德國）測定玉米秸稈含碳量和δ13C值。其含碳量為416.26 g·kg-1，全氮為11.60 g·kg-1，δ13C值為16.172%。

1.2 研究方法

試驗處理：本試驗共設(shè)計8 個處理：（1）25 ℃（微生物適宜溫度）+高肥土壤+13C標(biāo)記秸稈；（2）25 ℃+高肥土壤；（3）25 ℃+低肥土壤+13C 標(biāo)記秸稈；（4）25 ℃+低肥土壤；（5）18 ℃（當(dāng)?shù)刈魑锷L季平均溫度）+高肥土壤+13C 標(biāo)記秸稈；（6）18 ℃+高肥土壤；（7）18 ℃+低肥土壤+13C標(biāo)記秸稈；（8）18 ℃+低肥土壤。

培養(yǎng)土壤預(yù)處理：2017 年9 月玉米收獲后，在試驗站所選的高肥和低肥處理土壤表層用土鉆采集0～20 cm土層的土壤作為供試土樣。每個重復(fù)小區(qū)按五點法隨機采集后按四分法進(jìn)行混合，作為1 個重復(fù)。將土樣帶回實驗室挑除土壤中小石塊和動植物殘體，自然風(fēng)干，過2 mm 篩備用。取相當(dāng)于120 g烘干土質(zhì)量的風(fēng)干土于1 L 培養(yǎng)瓶中，調(diào)節(jié)含水量為田間持水量的40%，分別在25±1 ℃（微生物適宜溫度）和18±1 ℃的恒溫培養(yǎng)箱中預(yù)培養(yǎng)1周以恢復(fù)土壤微生物活性。

正式培養(yǎng)階段：按照烘干土質(zhì)量的5%添加13C標(biāo)記的玉米秸稈，根據(jù)稱重法定期補水調(diào)節(jié)含水量至田間持水量60%。每個處理3 次重復(fù)，隨機排列。將裝有土壤樣品的培養(yǎng)瓶（用連接兩根膠管的瓶蓋封口，每根膠管外端均連接一個三通閥，一個用于連接換氣裝置、一個用于采集氣體樣品）分別置于25±1 ℃和18±1 ℃培養(yǎng)箱中進(jìn)行避光密閉培養(yǎng)，每隔3～5 d 進(jìn)行補水換氣，為微生物提供充足的氧氣。補水換氣是在每次氣體采集完畢后進(jìn)行，步驟是先稱質(zhì)量補水再換氣。補水后，立即密閉培養(yǎng)瓶，連接氣體交換裝置（一根膠管連接裝置，另一根膠管打開三通閥用于瓶內(nèi)氣體交換），即連接一個氣體換氣泵，一端進(jìn)入空氣，中間連接堿柱吸收裝置，可以吸收進(jìn)入空氣中的CO2，另一端連接的是培養(yǎng)瓶，以保證進(jìn)入培養(yǎng)瓶的氣體是沒有CO2的空氣，每次換氣1 h 保證換氣完畢后培養(yǎng)瓶的CO2濃度達(dá)到10 μL·L-1以下，關(guān)閉兩根膠管三通閥，停止換氣，繼續(xù)培養(yǎng)試驗。此外每個溫度每個肥力處理另配備3 個環(huán)境CO2及其δ13C 誤差校正瓶，即裝120 g石英砂，按相應(yīng)處理補水量進(jìn)行補水。

樣品采集與測定：在第5、60、140、300、360、450 d進(jìn)行氣體樣品采集，將其中一根膠管的三通閥（另一根膠管三通閥關(guān)閉）連接螺旋注射器和氣袋，進(jìn)行氣體樣品采集。將采集后的氣體樣品用氣相色譜-同位素比例質(zhì)譜聯(lián)用儀（GC-IRMS，德國）測定CO2含量及其δ13C值。

1.3 數(shù)據(jù)計算

土壤呼吸速率的計算：

式中：Rr為土壤呼吸CO2-C速率，μg C·g-1土·d-1；C為采集氣體樣品的濃度，μL·L-1；V為堿液吸收瓶中堿液上部空間體積，0.75 L；M為碳原子的摩爾質(zhì)量，12 g·mol-1；W為培養(yǎng)瓶中烘干土質(zhì)量，120 g；t為密閉時間，d。

秸稈碳對土壤呼吸的貢獻(xiàn)比（Fmaize）的計算：

式中：δ13Csample和δ13Ccontrol分別代表秸稈添加和不添加處理CO2的δ13C 值（%），δ13Cmaize0代表培養(yǎng)前添加秸稈的δ13C值（%）。由此，秸稈添加處理中來自原土壤有機碳的CO2貢獻(xiàn)比可計算為Fsoil=(100-Fmaize)×100%。相應(yīng)地，來自秸稈碳和原土壤有機碳的CO2-C呼吸速率通過Rr與相應(yīng)貢獻(xiàn)比乘積得到。

表1 供試土壤的基本性質(zhì)（2017年）Table 1 Basic properties of soil tested（in 2017）

激發(fā)效應(yīng)（PE）及激發(fā)程度（RelativePE）的計算[17]：

式中：C1和C2分別表示秸稈添加和不添加處理來自土壤原有機碳的呼吸速率。

土壤呼吸敏感性（Q）的計算：

式中：R0是T0參考溫度（18 ℃）下呼吸速率，RT是T（25 ℃）溫度下呼吸速率，Q是隨溫度升高的呼吸速率變化的敏感程度[18]。

此外，各指標(biāo)累積量的計算通過按時間進(jìn)行梯形積分而得到[17]。

圖1 棕壤有機碳累積礦化量Figure 1 Cumulative mineralization amount of organic carbon in Brown Earth

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2016 進(jìn)行數(shù)據(jù)處理、繪制圖表，SPSS 19.0 統(tǒng)計分析軟件進(jìn)行多因素方差分析和顯著性檢驗（P＜0.05），Origin 2018進(jìn)行梯形積分計算。

2 結(jié)果分析

2.1 不同肥力棕壤的累積礦化量

由圖1可見，25 ℃培養(yǎng)下有機碳的累積礦化量高于18 ℃的，并且高肥土壤的累積礦化量高于低肥土壤。秸稈添加顯著促進(jìn)了高肥土壤和低肥土壤的累積礦化，并且高肥土壤有機碳的累積礦化要高于低肥土壤。方差分析顯示（表2），肥力水平、秸稈添加和培養(yǎng)溫度對棕壤有機碳累積礦化量的影響均達(dá)到差異極顯著水平（P＜0.001），各因素之間也存在差異顯著的交互作用（P＜0.05）。

2.2 不同肥力棕壤的激發(fā)效應(yīng)程度

秸稈添加后低肥棕壤激發(fā)效應(yīng)程度變化大于高肥棕壤，高肥棕壤呈現(xiàn)0～300 d總體下降、后升高的趨勢，在200 d以后呈現(xiàn)負(fù)激發(fā)效應(yīng)先降低后升高，360 d后趨于平緩的趨勢；而低肥棕壤0～300 d 也呈總體下降、后升高的趨勢，但在140～350 d期間內(nèi)呈現(xiàn)較長的負(fù)激發(fā)效應(yīng)，之后表現(xiàn)出較平緩的正激發(fā)效應(yīng)。圖2C和圖2D反映各采樣時期的累積激發(fā)效應(yīng)程度。培養(yǎng)期內(nèi)，各個處理總體呈現(xiàn)出0～140 d 累積激發(fā)效應(yīng)增加、隨后降低（而低肥棕壤在360 d 后呈現(xiàn)增加）的趨勢。方差分析表明（表2），培養(yǎng)溫度和肥力水平顯著影響了激發(fā)效應(yīng)程度和累積激發(fā)效應(yīng)（P＜0.05），各影響因素之間存在著顯著的交互影響作用（P＜0.05）。

表2 多因素方差分析表（P值）Table 2 Multi-factor variance analysis（P value）

圖2 秸稈添加后棕壤有機碳礦化的激發(fā)效應(yīng)程度Figure 2 Relative priming effect of organic carbon mineralization in Brown Earth after maize straw addition

2.3 不同肥力棕壤呼吸的溫度敏感性

培養(yǎng)期內(nèi)，添加和未添加秸稈條件下高肥和低肥棕壤均呈下降趨勢。未添加秸稈條件下，低肥棕壤的Q10高于高肥棕壤，且300 d 后均呈平緩趨勢；而添加秸稈后兩個肥力土壤的Q10較不添加秸稈均表現(xiàn)為降低趨勢，呈現(xiàn)出0～140 d 高肥低于低肥棕壤，而后低肥低于高肥棕壤的變化趨勢”，并在300～360 d 呈現(xiàn)先升高再降低的趨勢（圖3）。方差分析顯示（表2），肥力水平和玉米秸稈添加對棕壤Q10的影響均達(dá)到差異極顯著水平（P＜0.001），各因素之間也存在差異極顯著的交互作用（P＜0.001）。

2.4 不同肥力棕壤有機碳礦化中秸稈來源碳和原土壤有機碳的溫度敏感性

培養(yǎng)期內(nèi)高肥和低肥棕壤中玉米秸稈來源碳礦化Q10呈總體下降趨勢（圖4A），其中140 d 前呈現(xiàn)出低肥棕壤高于高肥棕壤的趨勢，而后表現(xiàn)為相反趨勢，且300 d后呈現(xiàn)出略升高后降低的變化。圖4B表示添加秸稈后高肥和低肥棕壤原土壤有機碳礦化Q10變化，總體呈現(xiàn)先增加后降低趨勢，其中300 d以前呈現(xiàn)低肥棕壤顯著高于高肥棕壤的趨勢，但最高值的出現(xiàn)晚于高肥棕壤，而300 d 后呈現(xiàn)略升高后降低的趨勢，且低肥棕壤低于高肥棕壤。方差分析顯示（表2），肥力水平對玉米秸稈碳礦化Q10的影響達(dá)到差異極顯著水平（P＜0.001），并且秸稈添加后對原土壤有機碳礦化Q10的影響及交互作用也達(dá)到差異極顯著水平（P＜0.001）。

圖3 棕壤有機碳礦化的溫度敏感系數(shù)（Q10）Figure 3 Q10 of soil respiration

圖4 玉米秸稈碳和原土壤有機碳礦化的溫度敏感系數(shù)（Q10）Figure 4 Q10 of maize derived-and native soil derive CO2-C

3 討論

3.1 秸稈添加后肥力和溫度對棕壤有機碳激發(fā)效應(yīng)的影響

長期定位研究發(fā)現(xiàn)，土壤碳輸入量增大并不一定導(dǎo)致土壤有機碳儲量的增長，因為土壤碳排放量也隨之提高[19]。這種外源有機質(zhì)輸入在短時期內(nèi)改變土壤有機碳礦化過程的現(xiàn)象稱為激發(fā)效應(yīng)[20]。肥力水平的差異（土壤有機碳水平差異）將引起微生物對新添加秸稈碳和土壤有機碳分解的競爭，從而影響土壤有機碳的激發(fā)效應(yīng)，即低肥土壤有機碳含量低、養(yǎng)分相對缺乏，使微生物長期處于“饑餓”狀態(tài)[21]，微生物活動所需的養(yǎng)分受到限制[22]，而外源玉米秸稈的添加使土壤中這部分微生物活化，刺激微生物分泌更多的胞外酶，同時加速對土壤原有機碳的礦化，產(chǎn)生正激發(fā)效應(yīng)。隨有機物質(zhì)分解速率減慢，激發(fā)效應(yīng)的程度也降低[23-24]。因此，本研究中低肥土壤中添加玉米秸稈后，前期產(chǎn)生的正激發(fā)效應(yīng)程度呈現(xiàn)逐漸降低趨勢。而隨著有機物料的分解，土壤有機碳激發(fā)效應(yīng)的變化呈現(xiàn)“U”型變化趨勢，即在初期與后期呈現(xiàn)正激發(fā)效應(yīng)，但在中期呈現(xiàn)負(fù)激發(fā)效應(yīng)[25]。這與本研究培養(yǎng)各時期表現(xiàn)的結(jié)果基本一致，而低肥土壤負(fù)激發(fā)效應(yīng)的持續(xù)時間長可能是由于基礎(chǔ)有機碳含量明顯偏低，秸稈碳進(jìn)入土壤后其有機物質(zhì)分解、釋放，相對增加了土壤有機碳含量，減緩了其損失[26]。溫度差異是影響土壤有機碳礦化的另一個重要因素，影響了微生物活性、土壤有機碳礦化速度，進(jìn)而影響土壤有機碳激發(fā)效應(yīng)的變化[27]。這種變化將通過激活微生物活性來釋放出更多胞外酶來促進(jìn)原有SOC 分解[28]；而通過升高溫度降低SOC 的活化能也會使SOC 分解加快[29]。這兩種效應(yīng)處于此消彼長的狀態(tài)，加強其中一種作用機理，必然會削弱另一種。因此土壤有機碳激發(fā)效應(yīng)會出現(xiàn)18 ℃培養(yǎng)條件下高肥土壤中添加玉米秸稈后0～300 d 激發(fā)效應(yīng)程度比25 ℃高，而300～450 d相反，18 ℃培養(yǎng)條件下低肥土壤添加玉米秸稈后0～140 d 和360～450 d 激發(fā)效應(yīng)的程度比25 ℃高，而140～360 d相反。內(nèi)在的微生物變化調(diào)控激發(fā)效應(yīng)的機理需要今后深入研究。

3.2 秸稈添加后肥力和溫度對棕壤有機碳礦化溫度敏感性的影響

溫度敏感性（Q10）能夠反映土壤有機碳礦化受溫度變化的影響大小，且因影響因素的改變會引起響應(yīng)結(jié)果的不同[30-32]。當(dāng)培養(yǎng)溫度升高后，土壤有機碳分解速率增快，表現(xiàn)為對增溫的響應(yīng)更敏感，Q10更高[33]。此外，底物的差異也會引起Q10對溫度變化的響應(yīng)。Verburg 等[34]在控制溫度和水分條件的培養(yǎng)實驗中，發(fā)現(xiàn)土壤呼吸存在季節(jié)變異，原因是底物供應(yīng)的季節(jié)變異。表明底物供應(yīng)對溫度敏感性有著重要影響，當(dāng)土壤中底物供應(yīng)減少時，土壤微生物會降低活性甚至死亡，Q10會隨之降低。本研究結(jié)果也顯示添加玉米秸稈后在各個時期均引起土壤有機碳礦化的溫度敏感性的變化（圖3A 和圖4A），而140 d和300 d 是受高、低肥影響下土壤有機碳礦化溫度敏感性發(fā)生變化的重要時期。將反映出易分解和難分解有機物質(zhì)含量的變化引起的土壤有機碳礦化的溫度敏感性的變化[23]。Gren 等[35]從微生物酶促動力學(xué)方向研究了溫度敏感性與底物質(zhì)量的關(guān)系，認(rèn)為復(fù)雜的有機化合物一般具有較低的分解速度和較高的活化能，隨著土壤有機質(zhì)分子量和分子結(jié)構(gòu)復(fù)雜性的增加，促使其發(fā)生生化反應(yīng)所需的能量也增加，因而對溫度的敏感性也相應(yīng)地增加。而培養(yǎng)300～450 d 微生物可能轉(zhuǎn)向復(fù)雜的有機化合物，高肥土壤Q10大于低肥土壤，是因為相對于低肥土壤，添加玉米秸稈的高肥土壤復(fù)雜的有機化合物較多，土壤呼吸速率增強，Q10值升高，土壤有機碳的難分解組分比易分解組分具有更高的溫度敏感性，這與Knorr等[36]結(jié)論一致。

3.3 肥力和溫度對玉米秸稈來源碳和原土壤有機碳礦化的溫度敏感性的影響

土壤有機碳礦化和激發(fā)效應(yīng)的變化差異，主要由玉米秸稈碳和原土壤有機碳的消減變化引起，肥力和溫度是影響其敏感性變化的主要因素。圖4A 中0～140 d 低肥棕壤玉米秸稈碳礦化Q10高于高肥，是由于長期不施肥土壤中養(yǎng)分含量較低，加入新碳后，溫度的升高激發(fā)了微生物的利用，Q10增大，表明高肥土壤140 d 前有利于穩(wěn)定秸稈碳的溫度敏感變化。而300 d 后高肥和低肥土壤呈現(xiàn)略升高后降低的趨勢，是由于微生物轉(zhuǎn)向土壤中較難分解狀態(tài)的有機質(zhì)，而高肥土壤中較多的難分解物質(zhì)會引起土壤呼吸速率增強，Q10升高，隨底物的消耗，土壤呼吸速率降低，Q10又呈現(xiàn)下降趨勢[36]。對于原土壤有機碳礦化的溫度敏感性變化主要是溫度影響微生物利用秸稈碳和原土壤有機碳之間的差異所引起。受肥力水平影響，0～300 d 培養(yǎng)期內(nèi)低肥土壤微生物更易于被溫度和外源有機碳影響，從而影響原土壤有機碳的分解而引起Q10強烈變化，隨著外源有機碳被微生物逐漸消耗，原土壤有機碳Q10的變化逐漸與外源有機碳Q10的變化趨于相似，這也與Michaelis-Menten 方程的原理解釋基本一致[37]。

4 結(jié)論

本研究結(jié)果總體反映出室內(nèi)培養(yǎng)條件下，棕壤有機碳的礦化顯著受秸稈添加、肥力水平（有機碳的差異）、溫度高低的綜合影響。

（1）肥力、溫度的升高均會增加棕壤有機碳的累積礦化量。

（2）18 ℃培養(yǎng)條件下棕壤累積激發(fā)效應(yīng)程度高于25 ℃，其中低肥棕壤的總體變化大于高肥棕壤。

（3）玉米秸稈碳加入，降低了高肥和低肥棕壤有機碳礦化的溫度敏感性，表現(xiàn)出與秸稈碳溫度敏感性變化較為一致的變化趨勢，而原土壤有機碳礦化的溫度敏感性呈現(xiàn)較大差異變化，140 d和300 d是其變化的重要轉(zhuǎn)折時期。