农作物秸秆作为物质、能量和养分的载体, 是一种宝贵的自然资源, 以其作为肥料直接还田是当今秸秆资源利用的主要途径^[1-2]。大量研究表明, 秸秆还田在农业生态系统中发挥着重要的作用^[3-5], 特别是秸秆还田后, 土壤外源有机物投入的增加, 不仅影响土壤有机碳 (SOC) 的活性和稳定性, 而且能改变其组成与存在方式^[6]。

SOC是土壤的重要组成部分, 但SOC的数量只是一个矿化分解和合成的平衡结果, 不能很好地反映转化速率和SOC质量的变化^[1]。土壤腐殖质是有机物质经过微生物分解后, 再合成的一类组成和结构复杂的深色非均质化合物。它是SOC的重要组分之一^[7], 在SOC的循环和转化中起到积极作用, 在全球碳平衡中有着重要的影响^[8-10]。腐殖质可以通过改善土壤物理、化学及生物学性质来提高土壤自修复能力及肥力, 胡敏酸 (HA) 是土壤腐殖质中的活跃物质, 其变化与土壤的保肥和供肥性质密切相关^[11], 对土壤养分循环和农业生态系统稳定平衡具有重要作用^[12-14]。

由于SOC和土壤腐殖质在土壤改良中的重要作用, 二者在秸秆还田后的变化研究逐渐受到学者们的重视^{[3, 15]}。已有研究表明, 秸秆还田不仅可以增加土壤微生物碳, 进而增加土壤碳库存量, 还可以明显改善SOC的活性和质量^[16-19]。Henriksen等^[20]研究报道, 麦秸还田后发生激发效应, 使土壤中矿物氮的含量显著增加, 进而促进秸秆碳的矿化, 提高SOC的含量。邹洪涛等^[15]研究发现秸秆还田后SOC增加, 腐植酸 (HE) 含量下降, 而富里酸 (FA)、HA及HA与HE的比值 (PQ) 都有所增加, 土壤腐殖化程度加深; 辛励等^[21]研究发现, 长期定位条件下秸秆还田能明显提高SOC及腐殖质含量。进入土壤中有机物料的数量和种类是SOC数量和品质最直接和最主要的影响因子之一^[22]。因此, 研究不同秸秆还田模式下SOC和腐殖酸含量的变化趋势, 更有利于优化秸秆还田模式, 平衡秸秆还田对农田土壤肥力提升正效应与环境风险物质增排负效应之间的矛盾。

稻麦两熟是我国长江下游地区农田的重要种植生产模式之一, 也是江苏省最主要的粮食生产模式^[23]。稻麦两熟地区常规的秸秆还田模式主要有3种:仅麦秸稻季还田、仅稻秸麦季还田、秸秆稻麦季均还田。本文以苏南地区稻麦两熟制农区为研究对象, 通过9年的田间定位试验, 研究这3种秸秆还田模式对SOC和HE含量的影响, 以期为稻麦两熟农区秸秆资源的合理利用与土壤培肥提供理论依据。

试验区位于江苏省苏州市现代农业 (水稻) 示范区 (31°27´45″N, 120°25´57″E)。该地区属于北亚热带季风气候, 年日照时数3039 h, 降雨量1128 mm, 平均温度15.7℃, 有效积温 (＞10℃) 4947℃。秸秆还田模式定位试验始于2007年6月水稻生长季, 试验土壤类型属壤质黄泥土。试验前, 0~20 cm耕层土壤pH 6.1, 容重1.1 g·cm^-3, SOC、总氮 (TN) 和总磷 (TP) 含量分别为17.2、1.6、1.0 g·kg^-1, 土壤速效磷和速效钾分别为38.7、115.2 mg·kg^-1。种植制度主要实行夏水稻-冬小麦轮作。

在9年秸秆还田试验中, 水稻品种为常规粳稻苏香粳1号, 5月中旬播种, 6月下旬人工移栽, 移栽规格为行距23.3 cm、株距13.3 cm, 每穴3苗, 10月28日左右收获。小麦品种为扬麦系列 (2008-2010年为扬麦19号, 2011-2016年为扬麦22号), 在上茬水稻收获前10 d左右套播, 播种量为150 kg·hm^-2, 5月底收获。还田秸秆为试验田上茬收获的作物秸秆, 水稻生产季的麦秸 (碳含量约为46.5%、氮含量约为0.48%) 还田量约为4.5 t·hm^-2、小麦生产季的稻秸 (碳含量约为42.3%、氮含量约为0.72%) 还田量约为6.0 t·hm^-2。稻麦秸秆还田前机械粉碎均为5~10 cm。

试验设置3种秸秆还田模式处理, 即仅麦秸稻季还田 (W)、仅稻秸麦季还田 (R)、稻麦季秸秆均还田 (RW); 同时设置对照处理, 即稻麦季秸秆均不还田 (CK)。每个处理3次重复, 小区面积32.5 m²(6.5 m× 5.0 m)。

不同还田模式连续9年处理的秸秆还田方式:麦秸稻季旋耕还田 (旋耕深度约13 cm)、稻秸麦季免耕覆盖还田。水稻季氮肥 (纯氮)、磷肥 (五氧化二磷) 和钾肥 (氧化钾) 用量分别为225、90、180 kg·hm^-2, 氮肥按基肥:分蘖肥:穗肥=4:3:3施用, 磷肥一次性基施, 钾肥作基肥和穗肥施用, 每次50%, 分蘖肥和穗肥分别于6月27日、8月6日前后施用。水稻生长期间水分管理采用前期浅水 (移栽至7月25日)、中期烤田 (7月26日至8月9日)、后期干湿交替 (8月10日至收获前15 d) 的管理模式, 其他田间管理措施同一般高产大田。小麦季氮肥 (纯氮)、磷肥 (五氧化二磷) 和钾肥 (氧化钾) 用量分别为180、90、120 kg·hm^-2, 氮肥按基肥:越冬肥:拔节返青肥=5:3:2施用, 磷钾肥一次性基施, 越冬肥和拔节返青肥分别于1月15日、3月5日前后施用。小麦生长期间田间管理措施同一般高产大田。各处理9年的施肥量及肥料运筹均相同。

于2016年5月底小麦收获后, 每个小区按“S”形分别采集0~10 cm、10~20 cm土层土壤, 混匀之后风干、研磨并过100目筛, 密封干燥保存备用。

土壤pH用pH计电位法测定 (土:水=1:5);利用环刀法测定土壤容重^[24]; SOC采用K₂Cr₂O₇氧化外加热法测定; 土壤TN用半微量凯氏定氮法测定^[24]。

土壤HE及其组分的测定:称取3 g土样, 取浓度均为0.1 mol·L^-1的Na₄P₂O₇和NaOH的混合液20 mL作为浸提液, 机械振荡24 h后4000 r·min^-1离心过滤, 再用15 mL浸提液重复上述步骤两次, 将所有离心后的上清液混合均匀, 取部分过0.45 μm滤膜, 用TOC仪 (multi N/C 3100, 德国) 测HE碳含量; 另取20 mL上清液, 用2.5 mol·L^-1 HCl酸化至pH=1.5, 将酸化了的混合液离心, 离心管中沉淀即为HA, 上清液即为FA, 将上清液过0.45 μm滤膜, 用TOC仪测FA碳含量, HA碳含量即为HE碳含量与FA碳含量的差值。

各理化指标在不同秸秆还田模式处理间的差异采用单因素方差分析 (ANOVA)。试验数据整理采用Microsoft Excel 2010完成, 统计分析采用SPSS 20.0, 作图采用Origin 8.5完成。

土壤pH是土壤的基本理化指标, 直接或间接影响土壤结构、土壤生物活性和植物生长等, 进而影响土壤肥力。各处理不同土层土壤pH特征详见图 1。与CK处理相比, 秸秆还田对0~10 cm、10~20 cm土层土壤pH均无显著影响。但从整体上看, 秸秆还田有提高0~10 cm土层土壤pH的趋势, 各处理间大小为R＞RW＞W＞CK, 前三者分别比CK处理高0.17、0.14、0.10个单位; 而在10~20 cm土层, 秸秆还田有降低土壤pH的趋势, 各处理间大小为CK＞RW＞R＞W, 后三者分别比CK处理低0.24、0.27、0.29个单位。

图 1 不同秸秆还田模式下的土壤pH Figure 1 pH values of soils under different straw returning patterns CK为稻麦季秸秆均不还田; W为仅麦秸稻季还田; R为仅稻秸麦季还田; RW为稻麦季秸秆均还田。不同小写字母表示同一土层不同秸秆还田模式处理差异显著 (P＜0.05)。下同 CK indicated no straw returning to field; W indicated wheat straw returning to field; R indicated rice straw returning to field; RW indicated both rice and wheat straw returning to field. Different small letters indicate significant differences among treatments (P < 0.05). The same below

图选项

土壤容重是衡量土质疏松程度的指标之一, 它影响土壤的孔隙度与孔隙度大小分配, 以及土壤的穿透阻力, 进而影响土壤水、肥、气、热条件与作物根系在土壤中的分布。本研究中秸秆还田模式对土壤容重的影响详见图 2。在0~10 cm土层, 土壤容重在各处理间大小为CK＞R＞W＞RW, 且RW处理的土壤容重显著低于其他处理; 在10~20 cm土层, 各处理间土壤容重差异不显著。这说明, 在0~10 cm土层, 秸秆还田处理土壤容重相应减少, 土壤表层相对蓬松, 可能导致HE容易随雨水或灌溉不断地下渗到更深的土层, 进而影响SOC及土壤质量。

图 2 不同秸秆还田模式下的土壤容重 Figure 2 Soil bulk density under different returning patterns of straw to field

图选项

本研究中不同土层SOC、TN和C/N比详见图 3。结果显示, 各处理0~10 cm土层SOC的大小为W＞RW＞R＞CK。秸秆还田显著 (P＜0.05) 提高了0~10 cm土层SOC含量, 与已有研究结果一致^[25-26]。W、R和RW处理与CK相比, 增幅分别为23.31%、17.02%、20.18%(图 3 A)。这主要是由于秸秆还田后腐解, 为农田土壤提供大量的外源有机碳输入, 从而提高土壤微生物量及其活性, 进而增加SOC含量^[27]。但不同秸秆还田模式间0~10 cm土层SOC大小无显著差异。各处理10~20 cm土层SOC的大小为W＞CK＞RW＞R, 与CK处理相比, W处理SOC提高了11.12%, 而RW和R处理分别降低2.81%、9.46%。但秸秆还田各处理间差异不显著 (图 3 A)。可见, 秸秆还田可显著增加0~10 cm土层的SOC, 主要与前期 (8年) 连续秸秆还田向土壤中输入大量碳 (W、R和RW处理的碳累计输入量分别为16.72、20.30、37.02 t·hm^-2) 有关。但秸秆输入量与SOC的含量并不成正比, W处理反而更有利于SOC的累积。这可能因为W处理下, 麦秸稻季还田后, 在水稻田高温高湿及厌氧好氧的条件下, 秸秆更容易腐解。具体原因有待深入研究。

图 3 不同秸秆还田模式下的SOC、TN和C/N Figure 3 SOC, TN and C/N under different returning patterns of straw to field

图选项

各处理0~10 cm土层TN的大小顺序与同层SOC相同, 但秸秆还田仅小幅增加了0~10 cm土层TN含量, 与CK处理相比, W、R和RW处理增幅分别为1.92%、0.96%、1.91%(图 3 B)。各处理10~20 cm土层TN的大小顺序与同层SOC相同。与CK处理相比, W处理TN提高了9.09%, 而RW和R处理分别降低2.27%、9.09%(图 3 B)。不同秸秆还田模式对10~20 cm土层TN的影响均不显著 (图 3 B)。一方面, 秸秆自身含有相当数量的氮元素, 还田即可直接提高氮素供应^[28-29]; 另一方面, 秸秆还田还可以通过促进固氮微生物的固氮作用, 间接地增加土壤中的氮素含量^[30]。

土壤C/N比的变化会引起土壤微生物活性及矿化率变化, 进而影响土壤质量和土壤碳氮循环。本研究结果显示, 0~10 cm土层土壤C/N大小为W＞R＞RW＞CK, 与CK处理相比, 前三者增幅分别为9.90%、7.66%、7.04%, 而10~20 cm土层土壤C/N大小为CK＞W＞RW＞R, 与CK相比, 后三者分别降低了7.14%、9.44%、10.47%(图 3 C)。这主要与秸秆浅层还田方式有关, 秸秆浅层还田后SOC主要集中在土壤浅层。

如图 4所示, 秸秆还田处理中, 0~10 cm土层土壤HE、FA及HA含量均低于CK处理, 而在10~20 cm土层则相反。各处理0~10 cm土壤HE大小为CK＞W＞RW＞R, 与CK相比, 后三者分别降低了12.77%、17.65%、18.98%;而10~20 cm土壤HE大小为RW＞W＞R＞CK, 与CK相比, 前三者分别增加了32.40%、24.88%、14.07%(图 4 A)。秸秆还田之所以有利于HE在10~20 cm土层的积累, 主要有两方面的原因:一是麦秸旋耕还田和稻秸免耕覆盖还田两种方式还田后, 秸秆均主要集中在土壤表层, 使土壤表层相对蓬松 (土壤容重较小), 进而导致HE很容易随雨水或灌溉不断地下渗到更深的土层; 另一方面可能和作物的根系分布及微生物的分布有关。相比0~10 cm土层, 作物根系在10~20 cm土层的分布量更多, 无论是秸秆输入的有机碳还是作物的根系分泌物, 都会刺激土壤微生物的发展, 进而促进有机碳的分解和HE的形成。不同秸秆还田方式之间, 0~10 cm表现为W处理的HE最高, 而10~20 cm RW处理的HE最高, 且HE与土壤pH值大小呈相反的趋势。这主要是因为, 相比R处理, W处理麦秸旋耕还田经过稻田水浸泡, 高温高湿的环境使其更容易腐解; 而与RW相比, 后者的土壤由于还田秸秆量更多, 土壤容重更低, 土壤相对疏松, HE更容易从0~10 cm土层淋溶到10~20 cm土层。

图 4 不同秸秆还田模式下的土壤HE、FA和HA Figure 4 Soil HE, FA and HA under different returning patterns of straw to field

图选项

FA、HA与HE趋势基本一致。不同还田模式0~10 cm土壤FA大小为CK＞RW＞W＞R, 与CK相比, 后三者土壤FA分别降低了15.48%、16.75%、18.13%;而10~20 cm土壤FA大小为W＞RW＞R＞CK, 与CK相比, 前三者增幅分别为40.89%、40.43%、20.25%(图 4 B)。HA是土壤腐殖质中的活跃物质, 其变化与土壤的保肥和供肥性质相关。不同还田模式0~10 cm土壤HA大小为CK＞W＞RW＞R, 与CK相比, 后三者分别降低了9.67%、19.34%、19.64%;而10~20 cm土壤HA大小为RW＞W＞R＞CK, 与CK相比, 前三者分别增加了26.91%、13.91%、9.98%(图 4C)。

PQ值为HA在HE中所占比例, 反映有机质腐殖化程度的高低。由图 5可知, 在0~10 cm土层, 不同秸秆还田模式PQ大小为W＞CK＞R＞RW, 其中W比CK的PQ值高3.67%, 而R、RW处理比CK的PQ值分别降低0.88%、3.22%;在10~20 cm土层, 不同秸秆还田模式PQ大小为CK＞R＞RW＞W, 与CK相比, 后三者分别降低3.10%、3.19%、8.21%(图 5)。这说明在0~10 cm土层, W处理的土壤腐殖化程度最大; 而10~20 cm土层, W处理的土壤腐殖化程度最小。这一方面可能因为麦秸稻季旋耕还田后, 经水浸泡, 在夏季高温高湿的环境中更容易腐解; 另一方面因为定位试验区域属于黄泥土黏、闭的土壤环境, 麦秸稻季还田的旋耕深度约13 cm, 相比0~10 cm被完全旋耕的土层, 10~20 cm土层不利于土壤微生物对秸秆的降解^[31]。

图 5 不同秸秆还田模式下的土壤PQ值 Figure 5 PQ under different returning patterns of straw to field

图选项

(1) 秸秆还田提高了0~10 cm土壤的SOC和TN, 其中, 麦秸还田模式下SOC和TN均略高于其他秸秆还田处理。

(2) 秸秆还田对土壤HE、FA和HA的影响不显著, 但0~10 cm土层整体上表现为麦秸还田处理的HE、FA和HA含量及其土壤腐殖化程度最高; 而10~20 cm土层则表现为稻秸+麦秸均还田处理最高, 同时10~20 cm麦秸还田处理的土壤腐殖化程度最低。相比其他秸秆还田模式, 麦秸稻季还田能更好地提高土壤表层有机碳和腐殖质品质。