外源水稻根系和莖葉碳氮在稻田土壤中釋放的特征*

劉 暉，劉 杰，張玉玲，金鑫鑫，安 晶，范慶鋒，虞 娜，鄒洪濤

（沈陽農(nóng)業(yè)大學土地與環(huán)境學院，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部東北耕地保育重點實驗室，土肥資源高效利用國家工程實驗室，沈陽 110866）

我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中每年產(chǎn)生的秸稈總量約占世界總量的30%[1]。秸稈中含有較多新鮮的有機化合物，歸還土壤后經(jīng)微生物分解作用而產(chǎn)生 C、N、P、K等多種元素，從而可以提高土壤肥力[2-3]。當前，少部分秸稈還于土壤，多數(shù)秸稈通過燃燒等形式進行處理，浪費資源且也污染環(huán)境[4]。因此，秸稈還田是農(nóng)業(yè)秸稈有效利用的重要途徑。水稻的地上和地下生物量還田是水稻土有機碳的重要來源之一[5]，水稻秸稈在土壤中的腐解規(guī)律及其腐解率受還田天數(shù)、還田時期、還田深度、氣候條件等因素影響[6-12]。秸稈在腐解過程中，有機化合物在微生物作用下礦化分解并不斷釋放碳、氮等礦質元素，當土壤溫度較高時會加速秸稈的腐解及其碳氮礦化[13-14]，秸稈碳釋放明顯大于秸稈氮釋放[15]。相同土壤環(huán)境條件下，還田8個月時，水稻根系中碳釋放率明顯低于莖葉中碳釋放率[16]，但還田達2年時，水稻根系和莖葉中碳釋放率相接近[17]。穩(wěn)定同位素示蹤技術可以深入研究外源有機碳氮在生態(tài)系統(tǒng)中的分解轉化與循環(huán)規(guī)律[13-14，18]，Tang等[13]研究認為，利用土壤中δ13C計算的秸稈碳的分解率較傳統(tǒng)差減法計算的分解率小。我國東北地區(qū)氣候寒冷，稻田土壤休耕期長（10月中旬至次年5月中旬），水稻生長期短；水稻機械收割時秸稈直接粉碎還田是當前該地區(qū)水稻秸稈還田的重要方式。在這一特殊氣候條件下，水稻根系和莖葉在秋季還田后，經(jīng)過寒冷漫長的休耕期和水稻生長季，秸稈腐解及其碳氮釋放特征如何目前還尚不完全清楚。盡管有少量的研究報道，但采用穩(wěn)定同位素示蹤技術，定量、示蹤水稻秸稈中碳氮釋放的研究報道則較少[14]。本研究以雙標記（13C和15N）水稻根系和莖葉為試材，利用同位素示蹤技術，研究外源水稻根系和莖葉于秋季添加稻田土壤后，水稻根系和莖葉中碳氮釋放的特征，以期為明確東北地區(qū)水稻秸稈秋季還田后秸稈碳氮的分解轉化規(guī)律提供重要參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自遼寧省沈陽市新城子區(qū)連續(xù)種稻10年以上的耕層土壤，起源土壤類型為草甸土，不含有碳酸鹽。土樣去除土壤中殘根等可見雜物，自然風干，過 8 mm篩后均勻混合后備用。通過13C脈沖標記技術（以13C豐度為97%的Na213CO3脈沖標記6次）和15N示蹤標記技術（以15N豐度為10.5%的（15NH4）2SO4分底肥、分蘗肥和穗粒肥均勻噴散施入）[19]，獲得水稻收獲時雙標記（13C和15N）根系和莖葉。供試雙標記（13C和15N）水稻根系和莖葉、未標記水稻根系和莖葉（與雙標記根系和莖葉同期獲得）以及供試土壤的基本性質見表1。

表1 供試土壤和水稻根系、莖葉的基本性質Table 1 Basic properties of the soil，root，stem and leaf of rice tested

1.2 試驗設計

室外培養(yǎng)試驗于2017年11月—2018年11月在沈陽農(nóng)業(yè)大學后山科研基地進行。試驗設三個處理，分別為：CK，不添加水稻秸稈處理；S1，添加雙標記水稻根系和不標記水稻莖葉處理；S2，添加不標記水稻根系和雙標記水稻莖葉處理。S1處理中雙標記水稻根系按0.2%土壤質量添加，S2處理中雙標記水稻莖葉按 1%土壤質量添加，S1處理中未標記莖葉以S2處理雙標記莖葉的等碳量添加，S2處理中未標記根系以 S1處理雙標記根系的等碳量添加。每一處理3次重復。

根據(jù)沈陽市地區(qū)稻田土壤休耕期和水稻生長期土壤水分狀況，室外培養(yǎng)試驗中將休耕期（2017年11月19日至2018年5月19日）土壤水分設置為80%土壤持水量，水稻生長期（2018年5月20日至2018年10月19日）土壤水分設置為2 cm淹水層，淹水停止后由于土壤水分含量較高，不再進行水分調控，處于自然狀態(tài)。整個培養(yǎng)過程土壤溫度為自然溫度，根據(jù)天氣預報記錄每天最低、最高氣溫，最低與最高氣溫的平均值作為日均溫度，日均溫度累加即為積溫。

將供試土壤400 g裝入培養(yǎng)瓶（高12 cm，直徑為7.5 cm），將供試水稻根系和莖葉于60 ℃下烘干并剪成約1 cm長度，按根系和莖葉的添加量混合后裝入自制200目尼龍網(wǎng)袋（長8.5 cm×寬5 cm）中、封口，將網(wǎng)袋豎直埋置于培養(yǎng)瓶的土壤中（網(wǎng)袋距離瓶底、土面、瓶壁約保持1 cm，以利于與土壤充分接觸），然后用蒸餾水調節(jié)各處理培養(yǎng)瓶中所設置的土壤水分，最后用專用透氣膜封口、并將培養(yǎng)瓶置于試驗基地自制的簡易遮雨棚內。根據(jù)天氣情況每隔3～7 d用稱重法補充土壤水分，以維持土壤休耕期和水稻生長期設置的土壤水分條件。

1.3 樣品采集與分析

在培養(yǎng)過程中，第一個月于培養(yǎng)的第 7、14、21、30天進行取樣，而后取樣間隔為一個月，總共取樣15次，均為破壞性取樣。取樣時，網(wǎng)袋取出清洗干凈后置于 60 ℃下烘干，植物樣本用球磨儀粉碎混勻后，測定有機碳含量、全氮含量及其 δ13C、δ15N。土樣均勻混合后，部分鮮樣立即測定土壤pH和Eh，部分鮮樣置于–20 ℃冰箱中冷凍備用，部分則置于陰暗干燥處自然風干后，使用瑪瑙研缽研磨過 60目篩以用于測定有機碳含量、全氮含量及其δ13C、δ15N。

土壤pH和Eh：以土∶水為1∶2.5浸提，分別采用pH計（Thermo Scientific Orion Star A211）連接pH電極測定和Eh計（Thermo Scientific Orion Star A211）連接ORP（Oxidantio-potential）測定。

植物樣、土樣中有機碳含量、全氮含量及其δ13C、δ15N均采用元素分析-穩(wěn)定同位素比例質譜聯(lián)用儀（Elementar vario PYRO cube-IsoPrime100 Isotope Ratio Mass Spectrometer，德國）測定。

δ13C、δ15N及13C豐度（FC）、15N豐度（FN）計算：

式中，RC和RN分別為樣品13C/12C原子比值和15N/14N原子比值；RPDB為0.011 237 2（標準物質為美國南卡羅來納州白堊紀皮狄組層位中的擬箭石化石（Peedee Belemnite，即 PDB））[20]，RAN為 0.003 676 5（以純凈大氣氮為標準物質（Air Nitrogen，AN））。

1.4 數(shù)據(jù)處理

基于水稻秸稈（根系和莖葉）計算水稻秸稈的腐解率（D）：

式中，MR為添加水稻秸稈處理在培養(yǎng)前網(wǎng)袋內水稻秸稈質量（g·kg–1soil）；Mt為添加秸稈處理在培養(yǎng)后網(wǎng)袋內水稻秸稈質量（g·kg–1soil）。

基于水稻秸稈碳含量計算水稻秸稈（根系和莖葉）碳（氮）殘留量（R1）：

式中，R1為水稻秸稈（根系和莖葉）碳（氮）殘留量（g·kg–1soil）；Ct為添加培養(yǎng)后水稻秸稈碳（氮）濃度（g·kg–1）；Mt同前。

基于水稻秸稈（根系和莖葉）中 δ13C（δ15N）計算水稻根系、莖葉碳（氮）釋放率（R2）：

式中，CR和Ct分別為添加秸稈處理在培養(yǎng)前和培養(yǎng)后網(wǎng)袋內秸稈碳（氮）量（g·kg–1soil）；FR，F(xiàn)t分別為添加秸稈處理在培養(yǎng)前和培養(yǎng)后網(wǎng)袋內秸稈13C（15N）豐度（%），數(shù)據(jù)計算同式（3）或式（4）。

采用Microsoft Office Excel 2013進行數(shù)據(jù)處理與分析，采用OriginPro 8.5進行數(shù)據(jù)作圖。使用SPSS 19.0軟件進行統(tǒng)計分析，采用鄧肯（Duncan）法（P< 0.05）進行比較。無特殊說明試驗數(shù)據(jù)均為3次重復的平均值。

2 結 果

2.1 水稻秸稈腐解率的變化

在培養(yǎng)過程中，日平均溫度在最初的4個月內均在0 ℃以下，在4～8個月逐漸升溫，最高溫度接近30 ℃，在8～12個月又呈下降趨勢，最后接近0 ℃（圖1a）。累積溫度在最初的4個月內逐漸降低，在4～12個月逐漸上升，累積溫度達3 000 ℃以上（圖1b）。

水稻秸稈添加土壤后，秸稈腐解速率在最初7 d時最大，爾后快速下降并在前3個月維持較低水平，在3～5個月內逐漸加快，在5～12個月逐漸降低（圖1c）；秸稈腐解速率的變化趨勢與日平均溫度的變化趨勢不完全一致。從秸稈腐解率來看（圖1d），水稻秸稈腐解率前 3個月內呈非常緩慢的增加，腐解率接近10%，在3～5個月內快速增加，培養(yǎng) 5個月時，S1、S2處理秸稈腐解率分別達30.2%、34.5%，差異達顯著水平（P<0.05）；秸稈腐解率在 5～10個月（淹水期）逐漸增加，在10～12個月基本趨于穩(wěn)定，培養(yǎng) 1年時，S1、S2處理秸稈腐解率分別為 66.5%、66.6%。相關分析顯示，水稻秸稈腐解率與累積溫度呈顯著正相關，S1、S2處理的相關系數(shù)分別為 0.860（P<0.01）、0.818（P<0.01）。由此可見，東北地區(qū)水稻秸稈在秋季（11月中旬）添加稻田土壤，自然溫度是影響水稻秸稈腐解的關鍵因素。

2.2 水稻秸稈碳氮殘留量及其δ13C、δ15N的變化

水稻秸稈添加土壤后，兩處理秸稈碳殘留量在最初3個月變化很小，爾后顯著降低，至9個月后趨于穩(wěn)定（圖2a），兩處理秸稈氮殘留量隨培養(yǎng)時間延長緩慢下降（圖2b）；培養(yǎng) 1年時兩處理秸稈碳氮殘留量均顯著低于培養(yǎng)前秸稈碳氮量（P<0.05）（圖2a和圖2b）。S1處理秸稈δ13C隨培養(yǎng)時間延長呈波動增加趨勢（圖2c），但δ15N則隨培養(yǎng)時間延長無顯著變化（圖2d），S2處理秸稈δ13C隨培養(yǎng)時間延長無顯著變化（圖2c），但δ15N則在培養(yǎng)3～6個月顯著降低（圖2d）；培養(yǎng)1年時S1處理秸稈δ13C顯著高于培養(yǎng)前秸稈δ13C（P< 0.05）（圖2c），S2處理秸稈δ15N顯著低于培養(yǎng)前秸稈δ15N（P< 0.05）（圖2d）。

2.3 水稻根系和莖葉碳氮釋放率的變化

秸稈添加土壤后，外源水稻根系（S1處理）碳釋放率略小于外源水稻莖葉（S2處理）碳釋放率，而水稻根系氮釋放率則顯著低于莖葉氮釋放率（P<0.05），根系和莖葉氮釋放率明顯低于其碳釋放率（圖3）。經(jīng)過漫長的休耕期，在培養(yǎng) 5個月時，水稻根系和莖葉碳累積釋放率分別達30.9%和38.2%，氮累積釋放率分別達7.4%和35.0%。培養(yǎng)1年時，水稻根系和莖葉中碳累積釋放率分別為 63.7%和65.8%（圖3a）；水稻根系和莖葉氮釋放率分別為28.6%和51.1%（圖3b）。相關分析結果顯示，水稻根系、莖葉中碳釋放率與水稻秸稈腐解率之間均呈顯著線性正相關（P< 0.01）（圖4a）；水稻根系氮釋放率與水稻秸稈腐解率之間則呈顯著冪函數(shù)正相關（P< 0.01），水稻莖葉氮釋放率與水稻秸稈腐解率之間仍呈顯著線性正相關（P< 0.01）（圖4b）。這表明水稻根系、莖葉碳釋放與水稻秸稈的腐解幾乎同步進行，水稻根系氮素在前期腐解過程中釋放非常緩慢，在中后期則隨培養(yǎng)時間的延長釋放逐漸加快，而水稻莖葉氮釋放雖低于碳釋放，但趨勢大致相同。

3 討 論

秸稈進入土壤中，在土壤微生物和酶的作用下進行腐解，影響秸稈腐解的因素包括溫度、水分、還田方式及土壤養(yǎng)分等因素[12-14，16，21-23]。本研究中，水稻根系和莖葉添加稻田土壤1年時，水稻根系和莖葉的腐解率約達 66%（圖1d），這一結果與相關研究結果相同[9，11，17，23-25]。此外，本研究中，除添加7 d時，水稻根系和莖葉的腐解速率較大外，在隨后的 3個月內，其腐解速率均很低（圖1c），腐解率僅為10%（圖1d），這一結果與初始腐解速率較高，秸稈還田3個月后腐解率可達50%的研究結果不相一致[10，17，24]，但與譚可菲[8]、王麒[9]、龔振平[23]等的研究結果相一致。本研究中，水稻秸稈于秋季還田后（11月中旬），天氣比較冷涼，溫度接近0 ℃，冬季寒冷漫長，在秸稈添加土壤的前3個月內，溫度多處于–10～–20℃之間（圖1a），土壤多處于凍結狀態(tài)，嚴重抑制了微生物的活性[24]，進而抑制了秸稈腐解。此外，本研究發(fā)現(xiàn)水稻秸稈腐解率與累積溫度呈顯著正相關（P< 0.01），這也進一步說明在東北寒冷地區(qū)，水稻秸稈秋季還田后，由于經(jīng)過漫長寒冷冬季，土壤低溫凍結是制約前期水稻秸稈腐解非常緩慢的關鍵因素。但春季溫度逐漸升高、土壤解凍后，微生物活動增強，微生物優(yōu)先分解秸稈中多糖、氨基酸、有機酸等可溶性有機物或易分解有機物，促進水稻根系和莖葉的腐解，這在一定程度上可減緩泡田及水稻移栽時秸稈還田的不利影響。

研究發(fā)現(xiàn)，作物秸稈在土壤中的腐解速率及其養(yǎng)分的釋放因作物秸稈類型[25]、秸稈的部分不同而異[16]；秸稈碳釋放率大于氮釋放率[17，25-26]，作物根系分解率小于莖葉分解率[16，27-28]。東北地區(qū)大豆、玉米和小麥秸稈于春季還田于黑土1年，大豆秸稈的腐解率（57%）明顯高于玉米秸稈（52%）和小麥秸稈（45%），3種秸稈碳釋放率明顯大于秸稈氮釋放率；隨著腐解的進行，3種秸稈碳的化學成分差異逐漸增大，秸稈中纖維素、半纖維素等易分解有機物相對減少，而多酚、木質素、單寧等難分解有機物相對增加[25]。雙標記（13C和15N）玉米秸稈在小麥種植前還田后，在小麥生長季結束時，秸稈碳累積釋放率為 47.9%～51.1%、秸稈氮釋放率為32.3%～34.9%[26]。東北地區(qū)水稻秸稈春季還田1年，秸稈碳和秸稈氮累積釋放率達到了 75.2%和47.2%[17]。13C標記的水稻根系和莖葉添加到水稻土中在 15 ℃下培養(yǎng)，結果表明水稻莖葉的腐解速率快于水稻根系，培養(yǎng)240 d時水稻莖葉和根系的腐解率分別達56%和73%[16]。溫度升高可明顯促進水稻莖葉和根系的腐解[16]，秸稈碳釋放率也隨土壤溫度的增加而增加[13-14]。本研究中，雙標記（13C和15N）水稻根系和莖葉于秋季還田后，在寒冷的冬季，水稻根系和莖葉碳、氮釋放速度非常慢，但隨著春季溫度升高而逐漸加快，還田1年時，水稻根系和莖葉中碳釋放率大致相同，分別為63.7%和65.8%，而氮釋放率明顯低于碳釋放率，分別為 28.6%和51.1%，且根系氮釋放率顯著低于碳釋放率（圖3）。這主要是由于根系和莖葉中纖維素和木質素等化學成分差異及其與土壤相互作用形成的不被生物降解的物理保護性有機物所致[27]。作物植株的莖葉主要是易分解的或可溶性的有機物質，如糖類、纖維素與半纖維素等有機物[29]，水稻秸稈不同部位中纖維素、木質素含量等存在明顯差異[30]，導致其在同一環(huán)境中，會表現(xiàn)出不同的分解速率[28，31]。水稻根系與莖葉相比，有更多的纖維素、木質素，根系進入土壤后，根系中的纖維素、木質素與殘余半纖維素等形成一種“保護”結構，阻礙纖維素酶的水解[32]。此外，水稻根系氮素可能存在于更為復雜、難降解的有機化合物中，導致根系氮素釋放緩慢，表明根系氮比莖葉氮在土壤中更能持久存留。

此外，秸稈進入土壤后礦化分解出的有機碳，可參與土壤有機物的合成，也可在微生物作用下分解為CO2排出土體[33]，同時也伴隨著微生物利用礦化釋放出的秸稈氮和土壤中的氮素滿足自身合成，導致土壤氮素進入或吸附在秸稈表面[26，34]，隨后再緩慢釋放或被吸附在逐漸疏松的秸稈組織中[35]，因網(wǎng)袋隔離暫時未進入土壤，使秸稈殘留氮量增加[26]。本研究中，兩個處理在培養(yǎng)3個月后，添加雙標記水稻根系處理（S1）秸稈自身 C/N（25～38）明顯低于添加雙標記莖葉處理（S2）秸稈自身C/N（27～43），致使S2處理附著在秸稈上的微生物從鄰近土壤中吸收的氮素要明顯多于 S1處理，從而降低了S2處理秸稈δ15N（圖2d），這在一定程度上高估了水稻莖葉氮素釋放率。

4 結 論

東北地區(qū)水稻根系和莖葉于秋季還田1年，水稻秸稈（根系+莖葉）的腐解率經(jīng)過寒冷漫長的土壤休耕期（11月至次年5月）時達30%左右，經(jīng)過1年時達66%左右。水稻根系和莖葉碳釋放與其腐解同步進行，還田1年時根系和莖葉碳釋放率分別達63.7%和65.8%，氮釋放率分別達28.6%和51.1%，根系氮素釋放顯著低于莖葉氮素釋放，溫度升高明顯促進了水稻根系和莖葉的腐解及其碳氮釋放。這一研究結果意味著東北地區(qū)水稻秸稈于秋季還田后，經(jīng)過寒冷漫長的土壤休耕期后，約有30%左右腐解，這不僅在一定程度上可減緩春季泡田及水稻移栽時秸稈還田的不利影響，而且也可為水稻生長發(fā)育提供必須的養(yǎng)分供應。