秸秆还田是农业废弃物资源化利用的重要途径，配施化肥是保证农田肥力可持续而广泛采用的措施之一。秸秆施入土壤后，除了发生自身有机碳的矿化，也会激发或抑制土壤原有碳的矿化。无论在田间^[1-2]或室内培养^[3-4]条件下，不同土壤中秸秆还田后的碳素转化及土壤固碳效应不尽相同。Zhang等^[5]研究发现，土壤质地越细、碳氮比越高，激发效应越显著。施氮肥在不同土壤中对秸秆的转化影响差异较大，王维敏^[6]发现增施氮肥减缓了小麦秸秆的降解，而Tang等^[7]认为施氮肥可以促进秸秆降解。因此，氮肥对秸秆碳在土壤中矿化和固定的影响可能与土壤质地、土壤有机碳水平等有关，但目前缺乏系统的研究。氮肥对秸秆碳或土壤有机碳的影响还与时间尺度有关。朱培立等^[8]研究指出，氮肥在培养一个月时促进土壤碳矿化，之后抑制土壤碳矿化、促进秸秆碳固持，但长期意义上施氮在不同土壤中对土壤碳矿化和秸秆碳固持的影响规律尚有待研究。

土壤有机碳可根据物理形态分为游离态颗粒有机碳（轻组）、闭蓄态颗粒有机碳（闭蓄态组分）和矿物结合态有机碳（重组），土壤不同有机碳组分的稳定性以及与土壤颗粒或矿物结合的牢固程度、存在方式等方面均存在差异^[9]。有不少研究指出，向土壤中添加秸秆可增加土壤轻组碳^[10-11]、颗粒有机碳^[10-11]和重组碳^[11]的累积。刘哲等^[12]研究发现，外源新碳主要分配在53~250 μm和大于2000 μm粒级团聚体中，且添加外源新碳可促进土壤原有碳的分解。有研究借助C4植物的秸秆还田和¹³C自然丰度发现秸秆还田能够增加轻组和重组中源自于秸秆的碳的比例以及重组中碳的矿化，进而加快轻组和重组有机碳的周转^[13]。为了进一步定量化分析土壤原有碳和秸秆源性碳的变化规律，揭示氮肥对土壤有机碳库影响的关键途径，本文采用同位素¹³C标记技术，在室内培养条件下研究了氮肥对两种不同质地、不同有机碳水平的土壤中有机碳矿化的影响，以及秸秆源性碳在土壤不同组分之间的转运特征，将二氧化碳释放特征与土壤有机碳组分相联系，以揭示秸秆源性碳在不同土壤、不同碳组分中的转运过程及其受氮肥影响的规律。

1 材料与方法 1.1 试验地概况及土样采集

土壤样品分别采自吉林公主岭中层黑土肥力长期试验站附近农田（43°30’N，124°48’E）的黑土和河南洛阳紫桂园农业生态基地（34°83’N，112°43’E）的褐土。黑土采样地有着10年以上的大豆-玉米轮作的耕作史，该地区处于温带半湿润区，年降水量450~600 mm，年均气温4~5℃，土壤pH为7.1，土壤有机碳含量25.8 g·kg^–1，碳氮比12.7，土壤颗粒组成：砂粒476 g·kg^–1，黏粒237 g·kg^–1，粉粒238 g·kg^–1。褐土采样地有着10年以上的玉米/小麦一年两熟制耕作史，年降水量约650 mm，年均温约13.7℃，土壤pH为7.6，土壤有机碳含量11.8 g·kg^–1，碳氮比11.1，土壤颗粒组成：砂粒563 g·kg^–1，黏粒110 g·kg^–1，粉粒282 g·kg^–1。两个采样地均采用凿式犁耕作，配施无机氮磷钾肥。对于黑土而言，土壤轻组、闭蓄态组分、重组中的有机碳，即土壤原有碳（C_s）含量分别为0.12 g·kg^–1、1.85 g·kg^–1、23.8 g·kg^–1，褐土中则分别为0.28 g·kg^–1、2.36 g·kg^–1、9.16 g·kg^–1。土样于2018年6月种植玉米之前采集，采样深度为0~20 cm，直径3~4 cm，每个采样地均多点采样，混匀后自然风干，研磨过2 mm筛，室温用塑封袋保存。

1.2 ¹³C标记秸秆培养实验

小麦（辽春10号）经催芽后移入人工气候室进行砂培，营养供给选择霍格兰营养液。出苗后，每周使用¹³CO₂（纯度99%）气体对小麦植株进行脉冲标记，每次标记20~25 min，至小麦抽穗共标记6次。待小麦成熟后，收获小麦秸秆（包括地上和地下部），去除麦穗，自然风干。所有麦秸全部剪碎混匀，在研钵中研磨后过1 mm筛，4℃冷藏保存。麦秸含碳量395 g·kg^–1，含氮量127 g·kg^–1，δ¹³C=180.7‰（n=3）。

1.3 室内培养实验

称取40 g风干土置于底部铺有滤纸的圆形平底带孔培养盒中，将培养盒置于顶部有直径3 mm小孔的800 mL玻璃瓶中。试验设置4个处理：对照（CK，仅培养土壤），施氮肥处理（N），施秸秆处理（R），施氮肥+秸秆处理（RN）。氮肥为硫酸铵，以溶液形式施入，施氮量为76 mg·kg^–1（以N计，下同），相当于170 kg·hm^–2。添加麦秸量为3.825 g·kg^–1，相当于田间秸秆还田量8 580 kg·hm^–2。首先在处理R和RN中加入秸秆，与土壤混匀；然后所有处理均先各自加入一定量水使土壤湿度达到其田间持水量（WHC）的50%，置于4℃冰箱中预培养2 d以平衡水分并恢复土壤微生物活性。之后取出，向N和RN处理中施加氮肥溶液，其他处理中加入水，使所有样品的土壤含水量达WHC的60%。所有玻璃瓶放置于通风、避光、恒温（25℃）、恒湿的培养箱中，每5 d用称重法调节土壤含水量使之维持在培养初始水平，培养时间为300 d。

1.4 CO₂释放测定

在培养第0~3 d的每天、4~9 d的每隔一天、10~30 d的每隔两天、之后2个月每10天和剩余7个月的每30天分别用便携式气体分析仪（LI-800，LI-COR，美国）测定玻璃瓶中二氧化碳（CO₂）浓度。所得CO₂累积释放数据使用双库指数模型^[14]进行拟合（R² > 0.99）：

$ C_{\mathrm{t}}=C_{\mathrm{ap}}\left(1-\mathrm{e}^{-k \mathrm{ap} \cdot t}\right)+C_{\mathrm{sp}}\left(1-\mathrm{e}^{-k \mathrm{sp} \cdot t}\right) $

(1)

式中，C_t是时间t时CO₂累积释放量，g·kg^–1；C_ap和C_sp分别代表活性和相对稳定的慢性可矿化碳库大小，g·kg^–1；k_ap和k_sp分别是两个碳库的降解速率，d^–1；总和（C_ap+C_sp）代表土壤潜在可矿化碳量，g·kg^–1。

1.5 土壤基本性质测定和样品处理

培养之前用pH计测定土壤酸碱度（水：土=2.5：1），用比重计法^[15]测定土壤颗粒组成，用外加热法测定土壤有机碳含量^[16]，用凯氏定氮法测定土壤全氮含量^[16]。

培养开始后分别在初始、180 d和300 d采集土壤样品，自然风干后进行土壤有机碳的分组^[9]。具体操作为：取20 g土壤样品置于100 mL离心管中，加入1.60 g·cm^–3钨酸钠（分析纯，天津市科密欧）重液50 mL，振荡30 min（200 r·min^–1）后，在3 000 r·min^–1转速下离心15 min，抽滤（聚碳酸酯滤膜，亲水，0.2 μm×50 mm）得到滤膜上的组分即为轻组（游离的不受土壤团聚结构保护的轻质有机碳组分，LF）；离心后的沉淀物中加50 mL蒸馏水，振荡40 min（300 r·min^–1），借助孔径53 μm的尼龙网筛筛分得到筛上的组分为闭蓄态组分（即受土壤水稳性团聚体保护的颗粒有机碳，OPOM）；通过53 μm筛的收集液，先静置24 h，之后用虹吸法去掉上层清液，将剩余沉淀物烘干即为重组（矿物结合态的、生物化学性质相对稳定的重质有机碳组分，HF）。三个土壤组分均在80℃烘箱中烘至恒重，经球磨仪（F-VC100，弗卡斯仪器，湖北）磨细，用盐酸熏蒸法去除无机碳，之后用碳同位素分析仪（iTOC-CRDS，Picarro，美国）测定土壤及各组分中有机碳含量及同位素富集特征值δ¹³C。

1.6 土壤原有碳（C_s）损失率与秸秆源性碳（C_str）残留率的计算

土壤原有碳（C_s）损失率指的是培养300 d与培养0 d相比，C_s的损失量占培养前土壤中有机碳含量的百分比。土壤各组分中C_str含量及有机碳含量均以未分组的全土质量为基数进行计算。

土壤各组分中秸秆源性碳（C_str）的含量^[17]（mg·kg^–1）：

$ {C_{{\rm{str}}}} = {\rm{SOC}} \times \left( {{{\rm{ \mathsf{ δ} }}^{13}}{C_{{\rm{smp}}}} - {{\rm{ \mathsf{ δ} }}^{13}}{C_{{\rm{na}}}}} \right)/\left( {{{\rm{ \mathsf{ δ} }}^{13}}{C_{{\rm{str}}}} - {{\rm{ \mathsf{ δ} }}^{13}}{C_{{\rm{na}}}}} \right) \times 1000 $

(2)

式中，SOC为土壤各组分中的总有机碳含量，g·kg^–1；δ¹³C_smp为加秸秆处理的土壤样品δ¹³C值，‰；δ¹³C_na为不添加秸秆处理的土样δ¹³C值，‰；δ¹³C_str为小麦秸秆的δ¹³C，‰。

土壤各组分中C_s损失率（%）：

$ \begin{array}{*{20}{l}} {{C_{\rm{s}}}{\rm{损失率}} = \left[ {\left( {{\rm{SO}}{{\rm{C}}_0} - {C_{{\rm{str}}0}}} \right) - \left( {{\rm{SO}}{{\rm{C}}_{300}} - {C_{{\rm{str}}300}}} \right)} \right]/}\\ {\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;{\rm{SO}}{{\rm{C}}_{\rm{T}}} \times 100} \end{array}$

(3)

式中，SOC₀为培养0 d时各组分有机碳含量，g·kg^–1；C_str0为培养0 d时各组分C_str含量，g·kg^–1；SOC₃₀₀为培养300 d时各组分有机碳含量，g·kg^–1；C_str300为培养300 d时各组分C_str含量，g·kg^–1；SOC_T为培养前土壤中有机碳含量，g·kg^–1。

土壤各组分中C_str残留率（%）为培养300 d时，各组分中C_str的含量占所投入的秸秆源性碳总量（以未分组的全土的质量为基数进行计算）的百分比。

1.7 数据分析

在SAS9.2中将CO₂累积释放数据用非线性回归（PROC NLIN）进行曲线拟合，所得的参数经正态分布检验后进行方差分析、多重比较（最小显著差异LSD法）；用Mixed程序对土壤不同有机碳组分中含碳量受施氮肥、施秸秆、培养时间的影响进行了定性及定量分析。试验数据通过Origin 9.0软件作图。

2 结果 2.1 氮肥对碳矿化的抑制效应及CO₂累积释放的双库模型参数特征

经过300 d的培养，在供试的两种土壤中，施秸秆均使培养体系中CO₂的累积释放量翻倍（P < 0.05）；无论是否施秸秆，施氮均使碳的累积矿化量有所降低（图 1）。黑土的对照（CK）和施秸秆（R）处理中以CO₂形式累计释放的总碳量（CO₂-C）分别为0.88和1.74 g·kg^–1，施氮使之分别降低了12.5%（N和CK相比）和4.38%（RN和R相比）；褐土中CK和R处理的CO₂-C累积释放量分别为0.84和1.73 g·kg^–1，施氮使之分别降低了5.65%（N和CK相比）和9.28%（RN和R相比）。施氮肥对碳矿化的抑制仅仅在褐土的施秸秆处理中作用显著（P < 0.05）。

培养初期，施氮肥对土壤中CO₂累积释放量有非常微弱的促进作用，之后则主要表现为抑制效应（图 2）。例如，在无秸秆添加条件下，对于黑土而言，N处理与对照处理的CO₂累计释放量的差值r（N-CK）在培养的第1~19 d为正值，褐土中该值在第3~12 d为正值，但在之后的培养过程中，两种土壤中该值均为负值。整体而言，以不施氮处理CK和R为参照，施氮对黑土和褐土中CO₂累积释放量均产生了一定的抑制效应，该抑制效应在施秸秆条件下表现为黑土小于褐土，且主要体现在培养的前100 d，之后趋于平缓；不施秸秆条件下则是褐土小于黑土。在黑土中，氮肥的抑制效应在施秸秆与不施秸秆处理间相差较小，而褐土中该抑制效应在施秸秆条件下较为显著。

两种土壤的CO₂累积释放特征可用C_t = C_ap（1–e ^–kap·t）+C_sp（1–e ^–ksp·t）双库指数模型来描述，该模型的优势在于能够将土壤碳库划分为活性（C_ap）和相对稳定的慢性可矿化碳库（C_sp），两者之和代表土壤潜在可矿化碳量，而且还可得到不同碳库的降解速率（k_ap，k_sp）^[14]。模型参数（表 1）显示，在无秸秆添加时，两土壤的活性碳库（C_ap）表现为黑土（0.14 g·kg^–1）低于褐土（0.23 g·kg^–1），添加秸秆后，两种土壤之间无显著差异。施秸秆后，黑土的活性碳库（C_ap）平均增加了4.19倍，慢性碳库（C_sp）也显著增加（P < 0.05），活性碳库降解速率（k_ap）显著降低（P < 0.05），慢性碳库降解速率（k_sp）无显著变化；施秸秆使褐土的C_ap平均增加了2.43倍，对k_ap、C_sp均无显著影响，但提高了k_sp（P < 0.05）。在黑土中，施氮使k_ap在不施秸秆条件下提高了32.2%（N和CK相比），在施秸秆条件下提高了9.33%（RN和R相比）；施氮对C_ap、C_sp和k_sp无显著影响。对于褐土而言，在施秸秆条件下，施氮肥使C_ap、C_sp均有一定程度减小，因此也相应降低了RN处理的（C_ap+C_sp）值（P < 0.05）；施氮对k_ap、k_sp均无显著影响。

2.2 土壤总有机碳量受施氮肥和秸秆的影响

两种土壤在培养过程中总有机碳含量均减少（图 3），至培养结束时，黑土的不施秸秆处理（CK，N）与施秸秆处理（R，RN）的总有机碳含量与培养初始相比，平均下降幅度分别为7.31%和12.8%，褐土中则分别为10.3%和13.9%。培养结束时，黑土的施秸秆处理与不施秸秆处理的土壤总有机碳含量趋于一致，而褐土中施秸秆处理的土壤总有机碳含量较不施秸秆处理提高了5.35%（P < 0.05），说明经300 d的培养，秸秆添加对褐土有增碳效应但对黑土效应不显著。无论施秸秆与否，氮肥对黑土与褐土总有机碳含量变化影响较小。

2.3 土壤原有碳（C_s）的损失和秸秆源性碳（C_str）的固定

在两种土壤中，C_s损失率均表现为由高到低依次为重组、闭蓄态组分、轻组（表 2）。在黑土中，施秸秆将重组C_s的损失率由2.83%增加至5.53%（P < 0.05），对轻组和闭蓄态组分影响较小；施氮肥对轻组、闭蓄态组分和重组C_s的损失率无显著影响。在褐土中，与不施秸秆处理相比，施秸秆将闭蓄态组分中C_s的损失率从1.86%减少至0.82%（P < 0.01），并在施氮条件下使重组中C_s的损失率由3.40%增加至8.70%（P < 0.05）；施氮肥仅在不施秸秆条件下降低了褐土闭蓄态组分中C_s的损失率（P < 0.05）。

至培养结束时，C_str残留率在两种供试土壤中均表现为由高到低依次为闭蓄态、重组、轻组。轻组中C_str残留率表现为褐土（4.98%~8.52%）显著高于黑土（1.71%~2.47%）（P < 0.05）（表 2），闭蓄态组分或重组的C_str残留率在两种土壤之间无显著差异，土壤中C_str总残留率为褐土35.0%，黑土31.7%，二者差异不显著。在黑土中施氮肥对C_str在各个组分的残留率均无显著影响；在褐土中施氮肥使C_str在轻组中的残留率增加了71.1%（P < 0.05），对闭蓄态组分和重组无显著影响。

2.4 秸秆源性碳在不同土壤组分中的动态分布

由图 4可见，培养开始时，轻组中C_str含量最高，在闭蓄态组分或土壤重组中存在的较少。培养180 d后，在黑土中，轻组中C_str含量由407 mg·kg^–1降至62.0 mg·kg^–1，在闭蓄态和重组中则分别平均增加了134 mg·kg^–1和87.0 mg·kg^–1，变化幅度均达到极显著水平；对于褐土，亦表现为轻组中C_str含量平均由397 mg·kg^–1降至159 mg·kg^–1（P < 0.05），在闭蓄态和重组中显著增加，分别平均增加了69.0 mg·kg^–1和68.0 mg·kg^–1。从180 d到300 d，两种土壤轻组中C_str含量有持续降低的趋势，在闭蓄态组分和重组中无显著变化。施氮对黑土各组分中的C_str转运无显著影响，但于培养后期（300 d）在一定程度上增加了C_str在褐土轻组中的残留。

3 讨论 3.1 施秸秆和氮肥对不同土壤碳矿化和有机碳变化的影响

借助CO₂累积释放双库指数模型，本研究发现，在两种供试土壤中，不施秸秆时褐土的活性碳库大于黑土（表 1），说明褐土中的土壤有机碳较黑土能够更快速地矿化损失；添加秸秆增大了两种供试土壤的潜在可矿化碳库，这是由于秸秆不仅向土壤提供了小分子易降解和大分子难降解的有机物，同时也改变了土壤中微生物的群落结构^[18]。施秸秆显著降低了黑土中活性碳库降解速率（k_ap），且使黑土的k_ap小于褐土（表 1），这可能是因为黑土中黏粒含量较高（237 g·kg^–1）且为高活性的蒙脱石（阳离子交换量80~120 cmol·kg^–1），而褐土中黏粒含量较低（110 g·kg^–1）且为相对低活性的高岭石（阳离子交换量3~15 cmol·kg^–1）^[19]，在培养过程中，黑土中的黏粒对外源有机碳产生了较强的吸附作用^[20]，秸秆与土壤黏粒之间相互团聚^[20-21]，从而加速了碳素在团聚体中的固定、减缓了碳矿化，且在培养前期添加秸秆对土壤碳降解速率的降低作用更显著（表 1）。培养近一年后，添加秸秆的黑土土壤有机碳含量相对于不施秸秆处理无显著变化，但褐土的有机碳含量相对增加（图 3），可能与褐土本身有机碳含量较低、土壤碳饱和程度^[22]较低、固碳潜力较高有关。

培养初期，施氮肥对土壤中碳矿化有一定的促进作用，之后则主要表现为抑制效应（图 2），朱培立等^[8]的研究也有相似结论。整体而言，施氮肥在一定程度上抑制了土壤碳矿化。氮肥在施秸秆条件下对褐土中碳矿化的抑制效应较不施秸秆时更大（图 2），可能是由于该土壤C：N比值较低，相对缺碳富氮，加之施氮肥可以影响土壤微生物的碳源代谢能力^[23]，添加秸秆后，微生物更倾向于将秸秆源性碳和外源无机氮用于自身繁殖、增加土壤微生物数量^[24]，从而减少了土壤碳和秸秆碳的矿化降解；而黑土中氮肥对碳矿化的抑制效应在施秸秆或不施秸秆条件下无显著差异，可能与该土壤有机碳含量较高且有相对较高的C：N值有关。对于褐土而言，在施秸秆的基础上配施氮肥能减少碳素矿化（图 1），可能进而相对提高土壤有机碳含量，这将是对氮肥仅仅是通过提高作物或根系生物量来增加土壤有机碳观点^[25]的补充。

3.2 施秸秆和氮肥对不同组分土壤原有碳变化的影响

在两种土壤中，土壤原有碳损失率均表现为在重组中最高，轻组中最低（表 2），这一方面与重组本身含碳量高有关（供试的黑土与褐土重组含碳量占土壤总有机碳含量的比例分别为92.4%和77.6%）；同时也说明重组虽然被定义为矿物结合态有机碳^[26]，稳定性较强^[26-27]，但一直处于动态变化中，且是土壤碳损失的主要来源。在黑土中，施秸秆增加了重组土壤原有碳的损失（表 2），这首先可能与原有有机碳含量有关，黑土中重组有机碳含量为23.8 g·kg^–1，远高于褐土的9.16 g·kg^–1，加之所添加的秸秆在微生物等作用下被释放进入土壤重组，并形成以秸秆碳为胶结核^[21-22]的新团聚体，从而将土壤原有团聚体中的碳释放出来，促进了重组土壤原有碳的损失，即激发效应，且该激发效应在黑土中较褐土中更为显著。而褐土中加秸秆后，闭蓄态组分中土壤原有碳损失减少，说明施秸秆对褐土闭蓄态组分中土壤原有碳的矿化有一定抑制作用，其机理有待进一步探讨。施氮肥减少了黑土轻组和褐土闭蓄态组分中土壤原有碳的损失，进一步揭示了氮肥对碳矿化产生抑制作用的途径。可见，重组是土壤原有碳损失的主要来源，添加秸秆可促进黑土的碳素周转，抑制褐土土壤原有碳的矿化；施氮肥对土壤原有碳的矿化有一定抑制作用。

3.3 秸秆源性碳在土壤各组分中转运及受氮肥的影响

本试验中，褐土轻组中秸秆源性碳的残留率高于黑土（表 2），这反映了褐土中秸秆的降解程度低于黑土，可能是由于相对于褐土而言，黑土中有机质含量高、微生物活性强、酶活性高，更有利于秸秆的降解^[28]；秸秆残留率的高低还与土壤质地和碳饱和度^[29-30]有关，本研究中褐土的黏粒含量及有机碳水平均显著低于黑土，可能是由于黑土的碳饱和度较高，从而抑制了有机碳的进一步固定，仅表现出了土壤原有碳与秸秆源性碳的更替周转。秸秆源性碳进入土壤后最初主要以轻质有机碳和未腐解的秸秆形式存在，少数以闭蓄态和重组存在。随培养进行，轻组中的秸秆碳经矿化逐渐向闭蓄态和重组转移，且180 d后该过程相对缓慢。两种土壤中秸秆源性碳残留率的差异主要来自轻组碳的差异，说明褐土较黑土对秸秆的降解能力略低，导致褐土中的碳素周转效率较低。在褐土中，施氮肥抑制了秸秆碳的矿化，而这种抑制作用随着培养时间的延长使得处理间呈现出了显著差异（图 2，图 4），加之未彻底降解的秸秆主要存在于轻组中，因此最终表现为施氮增加了褐土轻组中秸秆源性碳的残留；在黑土中，施用氮肥与否对秸秆源性碳在各土壤有机组分中的分配无显著影响（表 2），可能是由于黑土本身氮素含量较高，或本试验中氮肥的施用量未达到一定标准，导致秸秆的降解效果并非最佳^[31]。土壤原有碳和外源秸秆碳如何转化以及受氮素的影响尚有待进一步研究。

4 结论

土壤培养过程是碳损失的过程，重组是土壤碳损失的主要来源。添加秸秆对黑土重组中土壤原有碳的矿化有正激发效应，并促进了黑土的碳素周转，对褐土闭蓄态组分中的土壤原有碳的矿化有抑制作用。在黑土中，施氮肥抑制了轻组中土壤原有碳的矿化损失；在褐土中，施氮肥减少了闭蓄态组分中土壤原有碳的损失、抑制了轻组中秸秆碳的降解。在培养期间，轻组中的秸秆源性碳经降解逐渐向闭蓄态组分和重组转移，180 d后转移过程缓慢；至培养结束时，秸秆源性碳的总残留率在两种土壤之间相似，但褐土轻组中秸秆的降解程度低于黑土，且施氮对其降解有抑制作用。