施肥方式和土壤水分变化对秸秆降解特征及微生物秸秆碳利用效率的影响

李 侠 胡一民 贝水宽 王光州 张运龙 杨改强

(1.山西大同大学 农学与生命科学学院,山西 大同 037009;2.中国农业大学 国家农业科技战略研究院,北京 100193;3.南京林业大学 生物与环境学院,南京 210037;4.中国农业大学 资源与环境学院,北京 100193;5.中国农业大学 草业科学与技术学院,北京 100193;6.太原科技大学 环境科学与工程学院,太原 030024)

土壤有机碳(Soil organic carbon,SOC)是影响土壤质量和肥力的重要因素,对维持土壤可持续性至关重要[1]。提升SOC含量有利于促进作物生长、改善土壤理化性质及缓解温室效应[1-3]。农业生态系统中,秸秆还田是提高土壤有机碳的一项重要管理措施[4-5]。我国秸秆资源丰富,2013年作物秸秆总产量约为9.9亿t,占全球秸秆总量(50亿t)的20%左右[6-7]。这些秸秆中含有大量不稳定碳,可作为微生物的基本碳和能量来源[8-9]。秸秆还田后,可降解形成可溶性有机碳释放到土壤中,一部分用以维持微生物代谢需要的能量,最终以微生物呼吸的形式释放到空气中,另一部分则用来合成微生物生物量,以微生物残体或代谢物的形式进入较稳定的SOC库。微生物秸秆碳利用效率(Carbon use efficiency,CUE)指微生物将投入的秸秆碳用于合成微生物量的占比[10],直接影响秸秆还田后大气和土壤之间的碳平衡。微生物秸秆CUE越大,秸秆碳用于呼吸消耗比例越低,而以微生物量碳(Microbial biomass carbon,MBC)固定在土壤中的比例也越大。因此,研究不同农业管理措施对微生物秸秆碳利用效率的影响对于提高土壤碳固持具有重要的意义。

华北平原是我国粮食的主要产区,土壤有机碳含量普遍偏低,约为0.5%～0.8%[11],是秸秆还田大力推广应用的主要地区。王旭东等[12]通过Meta分析表明秸秆还田可显著增加土壤有机碳的含量,但不同区域增加幅度有差异,华北地区SOC增幅低于全国平均水平(12.1%)。通常,加入新鲜有机物会促进土壤原有有机碳的降解(正激发效应),而养分的输入会缓解外源有机碳引起的微生物对土壤原有有机碳的正激发效应[8,13]。化肥和有机肥是华北农田常采用的施肥方式,2种施肥方式不仅会改变土壤养分含量,还影响土壤微生物活性、群落结构及对碳源的利用,从而影响秸秆还田后土壤碳固定的净效应[14-16]。Wu等[17]研究表明,与不施肥处理相比,长期施用化肥和有机肥均促进微生物对秸秆碳的利用,增加土壤对秸秆碳的固持。这可能是因为秸秆C/N显著高于土壤及微生物生长所需的C/N,在不施肥土壤中微生物利用外源碳生长代谢受到氮素的限制,此时微生物会分泌相应的酶,加速土壤中C/N较低的有机质的矿化[18-19]。水分是影响秸秆降解的重要因素,华北平原年降水主要集中在6—9月,这个时期土壤湿度相对较高,而其他季节土壤含水量较低,处于干旱状态。随着气候变化和人类活动对水循环系统的影响,华北地区的降水量有减少趋势,干旱越来越频繁、程度也越来越严重,会对农业生产系统产生巨大影响[20-21]。唐国勇等[22]研究表明外源有机碳和土壤本底有机碳的矿化量随土壤含水量的提高而增加。然而关于在华北平原不同的水分条件下,比较长期施用化肥与有机肥对秸秆还田后碳固持效应的研究鲜见报道。本研究以华北地区长期施化肥和有机肥的土壤为研究对象,采用13C标记秸秆同位素技术,分析秸秆还田后在不同水分条件下土壤CO2排放、微生物量碳的变化特征,并解析秸秆碳和土壤本底有机碳对土壤总CO2-C累积排放量和总微生物量碳的贡献,旨在探究不同水分和施肥方式对秸秆还田后秸秆的降解特征和微生物秸秆碳利用效率,以期为华北地区制定有利于提高土壤有机碳固持的管理措施提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验材料

供试土壤采自河北省邯郸市曲周县中国农业大学曲周实验站(36.87° N,115.02° E),该站地处温带半湿润大陆季风性气候,年平均降水量为494 mm,土壤属于华北平原典型盐化潮土,该长期定位试验始于2007年,连续进行有机肥处理及与有机肥等养分含量的化肥处理,种植方式为小麦-玉米轮作,每季的牛粪在施用前经过充分晾晒、堆腐、碾压、粉碎,同时测定牛粪氮、磷、钾含量和水分含量。具体的养分投入量见张晓宁[23]。牛粪均是在播前一次性撒施,小麦季撒施后经过翻耕,玉米季撒施后经过旋耕施入。化学肥料均采用尿素、磷酸钙和硫酸钾,氮肥总量的1/3用作基肥,2/3用作追肥分别在小麦季拔节期和玉米季大喇叭口期,随灌溉水施入。本试验在2015年采集施用9 t/hm2牛粪的有机肥和等养分含量的化肥处理的土壤,于玉米收获季取0—20 cm表层土壤,去除可见杂质和根系,过2 mm筛,混合均匀,一部分土壤鲜样供培养试验所用,其余土壤风干用于理化性质分析,土壤基本理化性质见表1。

表1 长期定位试验土壤基础理化性质

供试秸秆为13C标记的玉米‘郑单958’的秸秆,播种16 d后在密闭的玻璃罩中进行13CO2(Ba13CO3,99%,上海化工研究院)脉冲标记,共标记7 d。标记结束后第二天收获玉米植株地上部,105 ℃杀青30 min,60 ℃烘干、粉碎成粉末状备用,其有机碳含量为39.2%,δ13C为1 239.1‰。

1.2 试验设计及培养过程

本试验设施肥方式和水分二因素,施肥方式分别设施用有机肥(OF,施用9 t/hm2牛粪)和化肥(CF,与9 t/hm2牛粪等养分含量的N、P、K肥料)2个水平;水分分别设恒湿(W,60%田间持水量,Water holding capacity,WHC)和干旱胁迫(D,30%WHC)2个水平,进行二因素完全随机试验设计,共4个处理。

对土壤进行预培养,取新鲜的土壤,调节水分约为田间持水量的60%(土壤含水率的15%),放入瓷盘中用塑料袋遮盖20 ℃预培养7 d,结束后测定土壤含水量。然后分别用500 mL广口瓶装入相当于200 g干重的经预培养的有机肥或化肥处理土壤,用Parafilm膜封口,并在膜上均匀扎6个小孔透气保水,25 ℃恒温培养。恒湿处理采用称重法补充水分保持田间持水量为60%;干旱胁迫采用变色硅胶(Aladdin)吸水,每瓶20 g,放置于胶卷盒中,并外套灭菌的自封袋,避免其影响土壤其他的理化性质与微生物群落,使土壤水分含量降至田间持水量的30%(约为华北平原盐化潮土的萎蔫系数)。4周后将所有处理均投入0.5 g/瓶13C标记的玉米秸秆混匀进行培养,共设置6批,分别在添加秸秆后的第1、3、7、14、28、56天进行气体采集(用于CO2测定)和土壤破坏性取样(测定微生物量碳),3次重复,共72瓶。

1.3 指标测定

1.3.1CO2排放及δ13C测定

土壤总CO2-C排放通量采用修正的室内静态培养-气相色谱法测定[24],抽气前充分通气,密闭后采用4针法(0、10、20、30 min)进行连续抽取气体,每针10 mL,采集的气体样品于24 h内用气相色谱(美国Agilent公司的GC 7890)测定CO2浓度,并计算土壤总CO2-C排放通量和累积排放量。CO2样品中的δ13C采用Trace-Gas痕量气体纯化与浓缩系统(赛默飞世尔科技有限公司)、IsoPrime-100稳定同位素分析仪(德国Elementar公司)联用测定。

1.3.2土壤微生物量碳及δ13C测定

土壤总微生物量碳测定采用氯仿熏蒸浸提法[25]。分别对土壤进行氯仿熏蒸和不熏蒸处理,随后用K2SO4溶液浸提,过滤后用总有机碳分析仪(德国Elementar公司的Element high TOCⅡ)测定并计算微生物量碳,换算系数为0.45;同时取部分滤液冷冻干燥,用EA-IRMS(元素分析仪-同位素比例质谱分析联用仪,Elementar vario PYRO cube-IsoPrime100 Isotope Ratio Mass Spectrometer,德国)测定并计算微生物量碳中的δ13C。

1.3.3来源于秸秆碳比例的计算

所有碳库(CO2、MBC)中来源于秸秆的碳所占比例f计算[26]:

f=(δ13Csample-δ13Ccontrol)/(δ13Cstraw-δ13Ccontrol)

(1)

各碳库中来源于秸秆的碳(Cstraw-sample)计算[27]:

Cstraw-sample=Csample×f

(2)

各碳库中来源于土壤本底的碳(Cstraw-sample)计算:

Csoil-sample=Csample×(1-f)

(3)

式中:δ13Csample,添加秸秆后各碳库中δ13C;δ13Cstraw,秸秆的δ13C,为1 239.1‰;δ13Ccontrol,不加秸秆的土壤的δ13C;Csample,添加秸秆后各碳库中的碳量包括总CO2-C排放通量,mg/(kg·d)和总微生物量碳,mg/kg。

1.3.4微生物秸秆碳利用效率(CUE)

微生物秸秆碳利用效率(CUE)的计算[28]:

CUE=Cstraw-MBC/(Cstraw-MBC+Cstraw-CO2 emission)

(4)

式中:Cstraw-MBC,秸秆来源的微生物量碳,mg/kg;Cstraw-CO2 emission,秸秆来源的CO2-C累积排放量,mg/kg。

1.3.5微生物代谢熵(qCO2)

qCO2指微生物呼吸速率与微生物量碳的比率,即单位微生物量的微生物在单位时间里的呼吸作用强度,计算公式[28]:

qCO2=Cstraw-CO2 flux/Cstraw-MBC

(5)

式中:Cstraw-MBC,秸秆来源的微生物量碳,mg/kg;Cstraw-CO2 flux,秸秆来源的CO2-C排放通量,mg/(kg·d)。

1.4 数据处理

采用三因素方差分析检验培养时间、施肥方式和水分对各变量的影响。采用单因素方差分析检验在同一取样时间各处理对变量的影响,采用最小显著性差异法(LSD)对各处理间差异进行多重比较,以上统计分析均在SPSS 22.0中进行,采用Sigmaplot 12.5软件进行绘图。

2 结果与分析

2.1 CO2排放动态

由表2和图1可知,添加秸秆后,培养时间、施肥方式、水分及各因素间的交互作用均显著影响土壤总CO2-C排放通量,其中水分的影响最大,其次为培养时间,施肥方式的影响最小。添加秸秆后,总CO2-C排放通量均在培养的第1天达到峰值,然后急剧下降,从第14天开始缓慢下降,第28—56天变化平缓、基本达到一个稳定状态。在整个培养阶段,恒湿处理总CO2-C排放通量均显著高于干旱胁迫处理。施肥方式对总CO2-C排放通量的影响与培养时间和水分条件有关,恒湿(W,60%WHC)条件下,除培养第1、56天外,有机肥处理(OF)土壤总CO2-C排放通量显著高于化肥处理(CF);干旱胁迫(D,30%WHC)条件下,除培养第1天外,有机肥与化肥处理的土壤总CO2-C排放通量差异不显著。

OF,有机肥;CF,化肥;W,恒湿;D,干旱胁迫。不同的小写字母表示在同一取样时间各处理间差异显著(P<0.05)。下同。

表2 培养时间、施肥和水分条件对添加秸秆后土壤总CO2-C排放通量及累积排放量的方差分析

添加秸秆后,培养时间、施肥方式、水分及各因素间的交互作用均显著影响土壤总CO2-C累积排放量,其中水分影响最大,其次为培养时间,施肥方式影响最小(表2和图1)。在整个培养阶段,恒湿处理的土壤总CO2-C累积排放量均显著高于干旱胁迫处理,到培养结束时约为后者的2倍。恒湿条件下,除培养第1天外,有机肥处理的土壤总CO2-C累积排放量显著高于化肥处理,到培养结束时增加了61%;而干旱胁迫条件下,在培养第1—7天,有机肥处理的土壤总CO2-C累积排放量显著高于化肥处理,在培养第14—56天,有机肥与化肥处理的土壤总CO2-C累积排放量差异不显著。

由表3和图2可知,添加秸秆后,培养时间、水分及二者的交互作用均显著影响秸秆来源的CO2排放在土壤总CO2排放中的占比,其中培养时间的影响大于水分条件,但施肥方式的影响不显著。恒湿处理(W)秸秆来源的CO2排放比例在培养第1天时最高,高达87%,之后开始下降,到培养结束时仅为9%。干旱胁迫处理(D)秸秆来源的CO2排放比例先升高,在培养第3天时最高,达到68%,之后开始下降,到培养结束时仅为5%。在培养第1、28和56天时,恒湿处理(W)秸秆来源的CO2-C排放比例显著高于干旱胁迫处理。

图2 添加秸秆后秸秆来源的CO2排放比例的动态变化

表3培养时间、施肥和水分条件对添加秸秆后秸秆来源的CO2比例和不同来源的CO2-C累积排放量的方差分析

由表3和图3可知,添加秸秆后,培养时间、施肥方式、水分及各因素间交互作用均显著影响秸秆来源的CO2-C累积排放量,其中水分影响最大,其次为培养时间,施肥方式影响最小。在培养第1—14天,秸秆来源的CO2-C累积排放量迅速升高,之后缓慢增加甚至不再增加。在整个培养阶段,恒湿处理秸秆来源的CO2-C累积排放量均显著高于干旱胁迫处理。恒湿条件下,除培养第1天外,有机肥处理秸秆来源的CO2-C累积排放量显著高于化肥处理,培养结束时,有机肥和化肥处理分别有350和224 mg/kg来自秸秆的碳被矿化,相当于36%和22%的秸秆碳量;干旱胁迫条件下,除培养第56天外,2种施肥方式间秸秆来源的CO2-C累积排放量差异均不显著,培养结束时,有机肥和化肥处理分别有139和116 mg/kg来自秸秆的碳被矿化,相当于14%和12%的秸秆碳量。

图3 添加秸秆后秸秆来源(a)和土壤来源(b)的CO2-C累积排放量的动态变化

添加秸秆后,培养时间、施肥方式、水分及各因素间交互作用均显著影响土壤来源的CO2-C累积排放量,其中培养时间影响最大,其次为水分,施肥方式影响最小(表3和图3)。在整个培养阶段,土壤来源的CO2-C累积排放量不断增加。除培养第1、3天外,恒湿处理土壤来源的CO2-C累积排放量显著高于干旱胁迫处理。在恒湿条件下,除培养第1、3天外,有机肥处理土壤来源的CO2-C累积排放量显著高于化肥处理,到培养结束时增加了63%;而在干旱胁迫条件下2种施肥方式间差异均不显著。

2.2 微生物量碳

由表4和图4可知,添加秸秆后,培养时间、施肥方式、水分及部分交互作用均显著影响土壤总微生物量碳(MBC)。随着培养时间的延长,土壤总MBC先增加后降低,恒湿条件下在第7天达到高峰,干旱胁迫条件下,有机肥处理在第14天达到高峰,化肥处理在第14—28天达到高峰。在培养第1—7天,恒湿处理的土壤总MBC显著高于干旱胁迫处理,在培养第14—56天,2种水分处理间差异不显著。在恒湿条件下培养第7、14天和干旱胁迫下培养第14天时,有机肥处理土壤总MBC显著高于化肥处理,而在其余取样时间2种施肥方式间差异均不显著。

图4 添加秸秆后土壤总微生物量碳的动态变化

表4 培养时间、施肥和水分对添加秸秆后土壤总微生物量碳的方差分析

由表5和图5可知,添加秸秆后,培养时间、施肥方式、水分及培养时间与水分的交互作用均显著影响秸秆来源的MBC比例,其中培养时间的影响最大,其次为水分,施肥方式的影响最小。在培养第3天时,恒湿处理秸秆来源的MBC比例显著低于干旱胁迫处理,而同一水分条件下2种施肥方式间差异不显著;在培养第14天时,施肥方式和水分处理对秸秆来源的MBC比例均无显著影响。

图5 添加秸秆后不同处理中秸秆来源的微生物量碳比例(a)、秸秆来源(b)和土壤来源(c)的微生物量碳及微生物秸秆碳利用效率(d)、代谢熵(e)

表5 培养时间、施肥和水分条件对添加秸秆后秸秆来源的微生物量碳比例、不同来源的微生物量碳、微生物秸秆碳利用效率和代谢熵的方差分析

添加秸秆后,培养时间和水分条件均显著影响秸秆来源的MBC,其中培养时间的影响大于水分,而施肥方式的影响不显著(表5和图5)。培养第3天时,秸秆来源的MBC显著高于第14天。在培养第3天时,化肥处理条件下恒湿处理秸秆来源的MBC显著低于干旱胁迫处理,而同一水分条件下2种施肥方式间差异不显著;在培养第14天时,施肥方式和水分处理对秸秆来源的MBC均无显著影响。添加秸秆后,培养时间、施肥方式、水分及培养时间与水分的交互作用均显著影响土壤来源的MBC,其中培养时间的影响最大,其次为水分,施肥方式的影响最小(表5和图5)。培养第3天时土壤来源的MBC显著低于第14天。在培养第3天时,恒湿处理土壤来源的MBC显著高于干旱胁迫处理,而同一水分条件下2种施肥方式间差异不显著;在培养第14天时,两种水分条件下,有机肥处理土壤来源的MBC均显著高于化肥处理。

2.3 微生物秸秆碳利用效率及代谢熵

添加秸秆后,培养时间、施肥方式、水分及培养时间与水分的交互作用均显著影响微生物秸秆碳利用效率,其中培养时间的影响最大,其次为水分,施肥方式的影响最小(表5和图5)。培养第3天时微生物秸秆碳利用效率显著高于第14天。在培养第3、14天时,恒湿处理的微生物秸秆碳利用效率均显著低于干旱胁迫处理。培养第3天时,恒湿条件下有机肥处理的微生物秸秆碳利用效率显著低于化肥处理,而干旱胁迫条件下2种施肥方式间差异不显著;培养第14天时,无论哪种水分条件下2种施肥方式间均无显著差异。添加秸秆后,培养时间、施肥方式和水分条件及其部分交互作用均显著影响微生物代谢熵,其中水分影响最大(表5和图5)。在培养第3、14天时,恒湿处理微生物代谢熵显著高于干旱胁迫处理(第14天化肥处理时除外);在恒湿条件下,有机肥处理微生物代谢熵显著高于化肥处理,而在干旱胁迫条件下,2种施肥方式间无显著差异。

3 讨 论

本研究中培养28 d后秸秆来源的CO2-C累积排放量增幅已很小,基本趋于稳定,到培养结束(第56天)时12%～36%(质量百分数,下同)的秸秆碳被矿化。Sauvadet等[28]研究发现到培养结束(第29天)时,约23%～29%的秸秆碳被矿化。Wu等[17]研究发现秸秆来源的CO2-C排放通量在最初培养的30 d内急剧下降,之后缓慢下降,到培养结束(第70天)时,约34%～45%的秸秆碳被矿化。

土壤有机碳含量和微生物的生物量是控制土壤中秸秆降解或滞留的重要因素[29]。Chen等[30]研究发现添加秸秆后,施用有机肥土壤(有机碳含量9.3 g/kg)中的微生物量碳显著高于不施肥的土壤(有机碳含量3.3 g/kg),秸秆碳矿化量虽略高于不施肥土壤,但差异不显著。本研究在恒湿条件(60% WHC)下,施有机肥土壤(有机碳含量12.2 g/kg)秸秆来源的CO2-C累积排放量(培养第3—56天)、微生物量碳(培养第7、14天)、微生物代谢熵均显著高于施用化肥处理的土壤(有机碳含量7.4 g/kg),而微生物秸秆碳利用效率(培养第3天)却表现出相反趋势,表明恒湿条件下,施用化肥比有机肥更有利于秸秆碳的固定。一种可能原因是相比施用化肥,长期施用有机肥可显著提高土壤微生物活性尤其是真菌数量,促进秸秆降解,使土壤对秸秆碳的固持减少。已有研究表明真菌与细菌的比值(真细比)与微生物碳利用效率呈负相关[31]。土壤真菌分泌的胞外解聚合酶被认为是降解秸秆的主要酶,真菌中很大比例的碳被用于酶的生成[32],这种资源流失可能是真细比高的土壤中微生物碳利用效率较低的一个原因。另一种可能原因是,相比化肥(化学氮肥),施用有机肥的土壤中还包含更多可溶性有机碳[33],而土壤尤其是表层土壤有机碳的容量存在上限或饱和水平[34-36],在稳定的碳输入下,当碳含量达到平衡时,就不能再固定碳[37]。根据土壤碳饱和度假设,土壤有机碳的变化可能受到初始碳水平的影响,碳含量低的土壤比碳含量高的土壤有更大的有机碳封存潜力[36,38]。吕元春等[39]研究也发现土壤初始有机碳含量越高,残留到土壤中的外源新碳就越少,即秸秆碳损失越高。

然而在干旱胁迫条件(30% WHC)下,有机肥和化肥2种施肥处理间秸秆(培养第56天除外)和土壤来源的CO2-C累积排放量差异不显著,且它们在大多数取样时间点远低于恒湿处理。可能原因是相比施肥处理,水分对微生物活性影响更大[40]。水分是微生物最基本的生存条件之一,土壤含水量直接影响土壤微生物的代谢活动[41]。在一定水分范围内,秸秆和土壤原有有机碳的累积矿化量均与土壤含水量呈显著正相关[22]。另外,有机碳作为土壤微生物呼吸底物,其在土壤中的溶解状况直接受水分调控,土壤中较高的含水量可促进可溶性有机碳的释放和溶解,刺激土壤微生物活性,提高土壤微生物的呼吸作用[42]。本研究中相比恒湿处理,干旱胁迫处理显著降低微生物代谢熵(第14天化肥处理时除外),却显著提高微生物秸秆碳利用效率,表明恒湿条件下,微生物将更多的秸秆碳用于呼吸消耗[43],而干旱胁迫下,微生物将更多的秸秆碳用于合成细胞结构物质[43],更有利于秸秆碳的固定。而且在干旱胁迫条件下2种施肥方式间微生物秸秆碳利用效率和代谢熵差异不显著,表明干旱胁迫下施用化肥和有机肥对秸秆碳在土壤中的固存效应无显著差异,均有利于秸秆碳的固定。王旭东等[12]对秸秆还田条件下中国农田土壤有机碳变化的Meta分析表明秸秆还田对土壤有机碳的增加效应随施氮量的增加总体呈先增加后减小的趋势,随年均降水量的增加总体呈波动变化的趋势,且在不同区域增加幅度有差异。未来需要进一步在田间原位条件下及区域尺度研究不同水肥管理对秸秆还田后土壤有机碳变化的影响。

4 结 论

相比恒湿条件,干旱胁迫可显著降低来源于秸秆和土壤本底(培养第1、3天除外)的CO2-C累积排放量,却使微生物秸秆碳利用效率显著升高;培养前期(第1—7天)干旱胁迫降低了土壤总微生物量碳,但对后期(第14—56天)影响不显著。恒湿条件下,有机肥处理秸秆(培养第1天除外)和土壤本底(培养第1、3天除外)来源的CO2-C累积排放量、微生物代谢熵显著高于化肥处理,在培养第3天微生物秸秆碳利用效率比化肥处理显著降低;而干旱胁迫条件下,2种施肥方式间秸秆(培养第56天除外)和土壤本底的CO2-C累积排放量、微生物代谢熵和秸秆碳利用效率差异均不显著。综上,秸秆还田后,恒湿条件下施用化肥比有机肥更有利于秸秆碳在土壤中固存;而在干旱胁迫条件下施用化肥和有机肥均有利于秸秆碳的固存。