李玉梅，王楠楠，2，劉崢宇，王根林*，時 妍，王 偉，于洪久，張 磊

1.黑龍江省黑土保護利用研究院，黑龍江 哈爾濱 150086 2.黑龍江八一農(nóng)墾大學(xué)農(nóng)學(xué)院，黑龍江 大慶 163319 3.黑龍江省綏濱農(nóng)場，黑龍江 綏濱 154213 4.黑龍江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院鄉(xiāng)村振興研究所，黑龍江 哈爾濱 150086

引 言

土壤團聚體的形成依賴于有機膠結(jié)劑的作用，而各類有機碳是最重要的膠結(jié)物質(zhì)。近年來土壤有機碳研究開始關(guān)注于易分解、運移快、易吸收利用的活性碳組分。水溶性有機碳(WSOC)是土壤可溶性有機質(zhì)(DOM)的主要組成部分，作為土壤碳庫中最活躍的組分，在調(diào)節(jié)土壤養(yǎng)分流向上具有重要作用。WSOC可被土壤微生物直接分解利用，促進(jìn)土壤有機態(tài)養(yǎng)分向無機態(tài)轉(zhuǎn)化并供應(yīng)植物需要。WSOC始終處于動態(tài)平衡中，與其他組分有機質(zhì)在一定條件下可相互轉(zhuǎn)化，對農(nóng)業(yè)生產(chǎn)措施反應(yīng)靈敏，與土壤潛在生產(chǎn)力關(guān)系密切。

秸稈還田可提高土壤有機碳庫及其組分含量[1]，但受生物與非生物多種因素的影響，進(jìn)入土壤中的秸稈分解、轉(zhuǎn)化機制較為復(fù)雜[2-3]。高量秸稈覆蓋還田提高土壤碳庫管理指數(shù)高于中量和低量秸稈覆蓋[4]。生育期秸稈高量覆蓋可有效提高0～30 cm耕層土壤有機碳及其活性組分含量，而夏閑秸稈覆蓋對其影響不大[5]。秸稈離田后耙茬旋耕是目前東北坡耕地常見的耕作方式，造成耕層淺薄，加劇了坡耕地水土流失現(xiàn)象的發(fā)生。本研究通過在低山丘陵坡耕地上開展秸稈覆蓋輪耕技術(shù)研究，分析秸稈覆蓋還田休閑與耕作對土壤WSOC轉(zhuǎn)化、積累的影響，探索坡耕地適宜的耕作技術(shù)，為今后黑土區(qū)坡耕地因地制宜開展恢復(fù)和提升耕地質(zhì)量的保護性輪耕技術(shù)，提供科學(xué)依據(jù)。

1 實驗部分

1.1 試驗區(qū)概況

試驗區(qū)位于黑龍江省牡丹江市海林鎮(zhèn)卜家村(44°60′N，129°58′E)，半濕潤中溫帶大陸性季風(fēng)氣候，年平均氣溫5.7 ℃，年平均降水量550 mm，平均活動積溫2 400～2 600 ℃。土壤類型為砂土質(zhì)暗棕壤，地形坡度5°～15°，試驗地坡度為8°。

1.2 試驗設(shè)計

田間試驗以6行為1個試驗小區(qū)，小區(qū)面積6行×0.60 m×200 m，設(shè)5次重復(fù)。試驗小區(qū)內(nèi)分為玉米種植區(qū)(4行，當(dāng)季移除秸稈并旋耕)和秸稈覆蓋區(qū)(2行，覆蓋且當(dāng)季休閑)。其中，秸稈覆蓋還田于每年春季進(jìn)行，將秸稈用集行機粉碎歸行后直接覆蓋地表；玉米種植區(qū)采用常規(guī)的根茬耙茬旋耕方式。

表1 試驗處理

試驗于2019年3月—2021年3月進(jìn)行。2019年將4行種植區(qū)秸稈全部集行到2行秸稈覆蓋區(qū)，該覆蓋區(qū)當(dāng)季為休耕模式，下一年度種植玉米。4行種植區(qū)2019年種植玉米，2020年將4行區(qū)中的2行與上一年度的2行秸稈覆蓋區(qū)組合成新的種植區(qū)，而另外2行作為新的秸稈覆蓋休閑區(qū)。至2021年4月取樣期，試驗小區(qū)由3個部分組成(每部分2行)：(1)覆蓋休閑處理(SFT)：上年種植玉米、本年秸稈覆蓋；(2)覆蓋旋耕處理(SRT)：上年秸稈覆蓋、本年種植玉米；(3)常規(guī)旋耕處理(CRT)：連續(xù)2年種植玉米、且無秸稈覆蓋(見表1、表2和附圖)。選擇早熟、較耐密植的玉米品種，生育期120～130 d，種植密度5 000株·畝-1，施肥總量N-P2O5-K2O為150～100～50 kg·hm-2，其中追施氮肥量為純N 100 kg·hm-2，田間管理措施保持一致。

1.3 方法

1.3.1 樣品采集

供試玉米品種為益農(nóng)玉10號。采集0～20 cm土樣，自然風(fēng)干后測定土壤有機質(zhì)(SOC)、水溶性碳(SWOC)、顆粒有機物(POM)、礦物結(jié)合態(tài)有機物(MOM)及其碳含量。

1.3.2 測定方法

土壤SOC的測定采用的是重鉻酸鉀外加熱法[6]。土壤SWOC以水浸提法提?。悍Q取5 g土樣與50 mL超純水混合均勻(水∶土=10∶1)，在25 ℃下180 r·min-1震蕩60 min，再以8 000 r·min-1離心6 min，上清液過0.45 μm濾膜。濾液中SWOC采用總有機碳分析儀(島津TOC-VCPH)測定。將土壤干篩分級后測定不同粒徑團聚體中有機碳：取5～10 g某一粒級團聚體土樣置于50 mL離心管中，加溴化鋅溶液30 mL，將離心管封口，來回倒置10次，再用10 mL溴化鋅溶液將沾附在離心管壁上的物質(zhì)全部沖洗轉(zhuǎn)移到懸浮液中。靜置20 min后，在20 ℃下以2 500 r·min-1轉(zhuǎn)速離心30 min，離心后，用600目的聚酰胺濾布過濾，離心和過濾均重復(fù)三次，獲得fPOM，然后用蒸餾水沖洗3次，去除溴化鋅溶液，于60 ℃烘干計重。離心管中的土樣用蒸餾水沖洗3次，再加入30 mL的0.5%六偏磷酸鈉溶液分散土樣，然后于振蕩機上振蕩18 h。最后分別過0.25 mm(oPOM)和0.053 mm(MOM)篩(振蕩后直接過篩)，獲得各亞級團聚體，于60 ℃烘干計重，常規(guī)法測定不同顆粒有機碳含量[7]。

熒光光譜測定采用儀器為Perkin Elmer Luminescence Spectrometer LS50B。激發(fā)光源：150 W氙弧燈；PMT電壓：700 V；信噪比>110；帶通(Bandpass)：Eex=10 nm；Eem=10 nm；響應(yīng)時間：自動；掃描速度：1 500 nm·min-1；掃描光譜進(jìn)行儀器自動校正。樣品掃描濃度均為25 mg(C)·L-1，發(fā)射光譜波長Em=250～700 nm。運用該產(chǎn)品自帶的軟件(FL WinLab software(Perkin Elmer))收集數(shù)據(jù)[8]。

1.3.3 計算方法

熒光指數(shù)(FI)=Ex 370 nm/Em 470 nm：Ex 370 nm/Em 520 nm

自生源指數(shù)(BIX)=Ex 310 nm/Em 380 nm：Ex 310 nm/Em 430 nm

腐殖化指數(shù)(HIX)=Ex 254 nm/Em 435～480 nm：Ex 254 nm/Em 300～345 nm

1.3.4 數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)用Excel 2013處理，SPSS 19.0 軟件進(jìn)行單因素方差分析。

利用三維熒光光譜技術(shù)結(jié)合平行因子分析法對WSOC組分進(jìn)行分析，使用Matlab軟件中的dr EEM(version 0.1.0)和DOMFour工具包對WSOC三維熒光光譜進(jìn)行平行因子(PARAFAC)分析，采用最大熒光強度法評價得出各組分的相對濃度[8]。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同處理土壤WSOC熒光特征

采用平行因子(PARAFAC)和最大熒光強度(FMAX)分析法對土壤WSOC中相對獨立的熒光組分進(jìn)行定性和定量分析，通過裂半分析和殘差分析檢驗，試驗處理所有土壤樣品均解析出4組熒光組分(C1，C2，C3，C4)，證明模型有效。由圖1可見，SRT和CRT處理的C1組分均為單一主峰，而SFT的C1組分則出現(xiàn)2個峰，且主峰和次峰位置(EX=230～250，300～350 nm/EM=400～450 nm)處于SRT和CRT(EX=300～350，220～330 nm/EM=400～450 nm)峰值范圍內(nèi)。在C2和C3組分變化上，SRT的C2主峰Ex波長略低于SFT和CRT，而C3組分的次峰(Ex=370～400 nm)則高于SFT和CRT。SFT和CRT處理的C2和C3組分均有明顯的次峰，其中CRT的C2主峰和次峰分離。3個處理的C4組分峰值基本一致且有拖尾現(xiàn)象，而SRT的C4組分在EX=270 nm/EM=330 nm處有次峰出現(xiàn)。

圖1 不同處理土壤WSOC分組

熒光峰定位分析表明，4組熒光組分在3個處理中代表不同成分。SRT處理C1，C2，C3和C4分別代表可見光區(qū)類富里酸(Peak C)、紫外光區(qū)類富里酸(Peak A)、類胡敏酸(F)和短波類色氨酸(類蛋白D峰)。SFT處理4組熒光組分分別代表紫外光區(qū)類富里酸和可見光區(qū)類富里酸(Peak A和Peak C)、類胡敏酸(F峰)、類色氨酸(T峰和T1峰)和類酪氨酸(B峰)。CRT處理4組分則分別代表紫外光區(qū)類富里酸(Peak A)、類胡敏酸(F峰)和類酪氨酸(B峰)。

2.2 不同處理土壤WSOC組分熒光強度變化

由圖2可見，不同坡度下SRT，SFT和CRT處理土壤WSOC平均含量分別為0.22，0.19和0.17 mg·g-1，除與SFT的坡下WSOC值變化不大外，SRT較SFT、CRT在坡上、坡中和坡下的增幅分別為22.10%，22.14%，3.71%和26.79%，20.19%和22.29%，差異顯著。由圖3—圖5可見，各處理WSOC的C1，C2，C3，C4組分平均占比分別為47.28%，23.82%，16.15%和12.75%，以C1組分占比最高，C4組分占比最低。不同坡度數(shù)據(jù)分析表明，3個處理坡上部的C2組分及SFT與CRT處理的C1組分和SRT與CRT處理的C3組分均較坡中和坡下部呈降低趨勢，而SRT和SFT處理的C4組分坡上部值表現(xiàn)為增加趨勢。C1和C2組分在各處理間變化較大，SRT較SFT與CRT分別提高112.73%，109.35%和107.77%，66.07%，差異顯著。SRT較SFT與CRT處理的C4組分提高28.26%和42.31%。C3代表土壤中的類胡敏酸組分，類胡敏酸分子量較大，說明腐殖化程度較高[9]。由于CRT為秸稈不還田處理，所以其類胡敏酸主要源于土壤自生源腐殖質(zhì)組分，CRT處理的C3平均為1 012.82，較SRT和SFT處理分別16.76%和49.74%。

圖2 不同處理土壤WSOC含量

圖3 SRT處理土壤WSOC組分變化

圖4 SFT處理土壤WSOC組分變化

2.3 不同處理土壤WSOC的熒光特征指數(shù)分析

由表2可見，3個處理的FI(f450/500)值均大于1.9，表明土壤DOM組分以微生物代謝形成的腐殖質(zhì)為主，以 SRT處理 FI 值較高，表明土壤微生物活性較強。HIX 為腐殖化系數(shù)，表示土壤的腐殖質(zhì)轉(zhuǎn)化趨勢和秸稈的腐解程度。秸稈不還田的CRT處理HIX最低，其次為當(dāng)年秸稈覆蓋的SFT，上季秸稈覆蓋而本季種植作物的SRT處理HIX最大，分別為0.20，0.18和0.14。HIX值越高，表明隨秸稈隨腐解時間的延長，有機質(zhì)的腐殖化程度越高。在作物根際分泌物、土壤微生物等共同作用下，SRT處理新鮮植物殘體的微生物可利用性增強，由微生物代謝轉(zhuǎn)化形成的腐殖質(zhì)成分增加。BIX是DOM的自生源參數(shù)，BIX衡量了自生源有機物對DOM的貢獻(xiàn)。BIX在0.6～0.7之間，說明DOM具有較少的自生成分，SRT處理BIX值低于SFT和CRT，原因還有待于進(jìn)一步分析。

圖5 CRT處理土壤WSOC組分變化

表2 WSOC的FMAX分析

2.4 不同處理土壤團聚體有機碳變化

土壤中只有不到20%的有機質(zhì)是作為特殊的有機質(zhì)存在于大團聚體中，絕大部分有機質(zhì)與礦物質(zhì)顆粒結(jié)合。由表3可見，秸稈覆蓋的SRT處理土壤SOC含量較SFT，CRT分別提高13.66%，17.81%，差異顯著。0～20 cm耕層土壤團聚體中有機物以<0.053 mm的礦質(zhì)結(jié)合態(tài)有機物(MOM)占比最大，平均63.90%，其次為0.25～0.053 mm細(xì)顆粒有機物(oPOM)，占比為23.8%，而>0.25 mm的oPOM占比最小，僅為11.2%。秸稈不還田的CRT處理增加了MOM占比，與SRT和SFT處理差異顯著，而SRT處理明顯增加了oPOM的占比。土壤團聚體有機碳主要分布在礦質(zhì)結(jié)合態(tài)有機碳(MOC)中，SRT處理明顯提高了oPOC的含量，與SFT和CRT處理差異顯著。

表3 土壤團聚體中有機碳分組

2.5 秸稈覆蓋輪耕對土壤WSOC熒光特征的影響

土壤WSOC是土壤微生物重要的物質(zhì)和能量來源，對土壤環(huán)境變化較敏感，可用來反映土壤環(huán)境短期內(nèi)的變化。通過定性定量分析 SWOC的組分類型及占比，可獲知DOM 的芳香化、腐殖化程度及官能團組成，進(jìn)而分析土壤有機質(zhì)的腐殖化趨勢。不同土壤類型WSOC解析出不同熒光組分，草甸土、湖泊中均解析出3組(C1，C2，C3)[8]，黑土解析出2組(C1，C2)，林地土壤解析出大分子腐殖物質(zhì)(C1)、低分子量類富里酸(C2)、類色氨酸(C3)及農(nóng)業(yè)措施輸入的腐殖物質(zhì)(C4)等4個組分，并且以 C1組分占比最大，平均達(dá)37.4%[7]。本研究表明，暗棕壤上秸稈覆蓋的SRT，SFT與秸稈不還田的CRT處理土壤WSOC均解析出C1，C2，C3，C4等4組熒光組分，除SRT處理的C4組分為短波類色氨酸(類蛋白D峰)，SFT處理的 C3組分為類色氨酸(T峰和T1峰)外，其余組分均包含類富里酸(Peak A，Peak C)、類胡敏酸(F)等3組成分，SFT和CRT處理的C4為類酪氨酸(B峰)蛋白質(zhì)類物質(zhì)。

2.6 秸稈覆蓋輪耕對WSOC熒光強度的影響

作物殘體在土壤中分解、轉(zhuǎn)化是一系列復(fù)雜土壤生態(tài)過程的綜合過程，受生物和非生物因素的交互影響[1]。與秸稈不還田和翻耕還田比較，免耕秸稈覆蓋17個月后，極顯著提高了表層SOC含量和土壤熱水溶性碳水化合物(HWCC)的積累量。葛選良等研究發(fā)現(xiàn)，雖然秸稈粉碎還田的腐解速率高于覆蓋還田，但秸稈不還田通過土壤微生物礦化分解而損失的SOC和WSOC含量增加顯著[10]。本研究表明，秸稈覆蓋還田的SRT處理提高了土壤SOC與WSOC含量，類富里酸C1(Peak A和Peak C)和類蛋白C4組分均較SFT與CRT處理增加，而無外源有機物投入的CRT處理，以自生源腐殖化程度較高的類胡敏酸C3含量較SRT和SFT處理增加16.76%和49.74%。FMAX分析表明，上季秸稈覆蓋的SRT處理FI和HIX值均高于SFT和CRT處理，表明以農(nóng)業(yè)措施輸入的腐殖物質(zhì)隨秸稈的腐解而增強。當(dāng)季秸稈覆蓋的SFT休閑處理由于秸稈腐解時間較短而未充分腐解，因此對短時間內(nèi)土壤有機碳組分影響不大，與梁貽倉等研究一致[5]。

2.7 秸稈覆蓋輪耕對土壤團聚體有機碳的影響

耕作與秸稈還田通過影響外源有機物與地下根系等碳源的輸入、改善土壤理化性質(zhì)等多種生態(tài)效應(yīng)，進(jìn)而影響土壤可溶性有機碳組分變化[7，11]。有研究認(rèn)為，70%以上的土壤有機碳存在于< 53 μm的粉-黏團聚體中，耕作加快了大團聚體的更新速度，不利于大團聚體內(nèi)微團聚體的形成。而秸稈還田增加了大團聚體組分中SOC和WSOC的含量，秸稈還田方式對WSOC質(zhì)量比的影響要大于對SOC的影響。顆粒態(tài)有機質(zhì)(POM)是以閉蓄態(tài)或包被態(tài)等物理形式保護在團聚體內(nèi)和團聚體間的有機質(zhì)，屬于潛在快速更新的碳庫。礦物結(jié)合態(tài)有機質(zhì)(MOM)是以化學(xué)結(jié)合態(tài)固定于礦物質(zhì)組分的有機質(zhì)，分解較慢，屬于抗性有機質(zhì)，為慢更新碳庫。因此，顆粒態(tài)有機質(zhì)富集植物來源的較新鮮有機質(zhì)，微生物利用性較高，而礦物結(jié)合態(tài)有機質(zhì)，因植物源有機質(zhì)組分基本分解，主要為微生物源的有機組分[12]。本研究表明，與秸稈不還田比較，坡耕地秸稈覆蓋還田增加了植物來源的新鮮有機質(zhì)的形成，表現(xiàn)為>0.053 mm的閉蓄態(tài)有機碳(oPOC)含量的增加，有機質(zhì)腐殖質(zhì)化趨勢增強[13]。

3 結(jié) 論

與秸稈不還田比較，秸稈覆蓋還田后>0.053 mm的閉蓄態(tài)有機碳(oPOC)含量增加，有機質(zhì)的腐殖質(zhì)化趨勢增強。土壤SOC，WSOC含量及類富里酸C1(Peak A和Peak C)和類蛋白C4組分隨秸稈覆蓋時間延長而增加。秸稈不還田的常規(guī)耕作處理WSOC以自生源腐殖化程度較高的類胡敏酸含量較高。