2025, Vol. 62
2. 中国科学院大学, 北京 100049;
3. 哈尔滨学院信息工程学院, 哈尔滨 150086
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. School of Information Engineering, Harbin University, Harbin 150086, China
土壤有机碳（Soil organic carbon，SOC）是陆地生态系统中最大的碳库，全球1 m土体的碳储量甚至超过大气和陆地植被碳库总和，其微小的变化即可对大气CO2浓度和气候变化产生重大影响。此外，SOC在供应土壤养分、维持生物多样性和保证生产力等方面发挥着关键作用[1]，因此，提高SOC含量被认为是缓解气候变化和提高土壤肥力的双赢策略[2]。在农田生态系统中，秸秆还田是影响SOC最为深刻的农田管理措施之一，探讨长期秸秆还田下农田SOC的动态演变与周转特征显得尤为重要。
SOC的动态变化取决于碳投入和分解之间的平衡，由于直接增加了土壤中有机物质的输入，多数研究发现秸秆还田可显著提高SOC含量[3-4]。在不同区域和土壤类型中开展的研究证实，SOC的增加量与秸秆还田量呈显著正相关[5-6]，但SOC含量不会随着外源碳投入的增加而持续的线性增加，而是到达一定阶段SOC会逐渐趋于饱和状态[7]。Liu等[4]通过Meta分析表明，连续秸秆还田条件下，SOC在第12年左右会达到饱和状态。Wang等[8]全面分析了秸秆还田对中国农田SOC的影响，发现秸秆还田对SOC的提升作用主要发生在前6至9年，随着还田的持续，SOC的积累会逐渐减弱，甚至出现降低趋势。因此，秸秆碳转化为SOC的比例是随着还田时间而不断变化的。
黑土所富含的SOC是其发挥高肥力的关键，但由于持续高强度利用和土壤侵蚀等因素导致黑土SOC含量逐年下降，土壤肥力明显降低，严重威胁了黑土资源的可持续利用和粮食产能的稳定与提升[9]。此外，拥有较高固碳潜力的农田黑土，是我国未来重要的“碳汇”之一[10]。提高黑土SOC含量意义重大，我国开展了大量有关秸秆还田对黑土SOC积累转化的研究。短期内，秸秆还田对SOC的提升效果显著，但随着外源碳的持续输入，其转化为SOC的效率会逐渐降低，直至SOC达到新的平衡或者“碳饱和”状态，且当某一土壤具有较高的SOC时，其更易出现碳饱和现象[7]。遗憾的是，秸秆还田期间黑土SOC随时间的动态变化规律仍不明晰，长期秸秆还田条件下，黑土SOC是否会出现、何时出现碳饱和现象，仍有待进一步明确。有研究发现，在玉米连作模式下，连续13年秸秆还田期间，黑土SOC持续增长，并未出现饱和趋势[11]。但碳投入相对较低的玉米–大豆轮作模式下，长期秸秆还田是否会导致黑土SOC达到新的平衡点尚不明确。
土壤有机碳库组成复杂，不同活性碳库组分对秸秆还田的响应不同。土壤轻组有机碳、颗粒有机碳和溶解性有机碳等活性组分周转速率快，秸秆还田后，活性有机碳的数量会显著提升，且提升比例普遍高于总有机碳[12]，这反映了活性有机碳对外源有机物输入的高度敏感性。土壤稳定性组分有机碳（包括重组有机碳、矿物结合态、胡敏素等）通常与矿物紧密结合，是植物源碳在微生物的代谢下发生复杂分解反应后所形成，其微生物分解程度高，对外源碳投入的响应较为迟缓[13]。因此，有研究发现秸秆还田后，土壤稳定性组分未发生明显变化，但随着秸秆还田时间延长，稳定性有机碳会得到显著提升[14]。有研究甚至发现，随着外源碳的不断输入，稳定程度较高的矿质组分先达到“碳饱和”状态，随后新输入的碳仅在具有较高周转速率的活性有机碳库中积累[15]。总之，不同活性有机碳组分对秸秆碳投入的响应不同，反之，秸秆来源碳在不同活性组分的分配也会存在较大差异。因此，分析长期秸秆还田条件下不同SOC组分的变化，有助于深入了解SOC的形成和稳定机制。本研究基于典型黑土区秸秆还田18年长期定位试验，分析连续秸秆还田期间SOC的动态变化特征，并采用土壤物理和化学连续分组方法，研究秸秆还田对SOC组分的影响，以期为我国农田土壤固碳潜力估算和黑土可持续利用提供数据和理论支撑。
1 材料与方法 1.1 研究区概况长期定位试验位于中国科学院海伦国家野外科学观测研究站（47°27′N，126°55′E），地处黑龙江省海伦市，属温带大陆性季风气候，年降水量500~600 mm，65%以上集中在6—8月。年均气温约1.5 ℃，年均≥10 ℃的有效积温为2 450~2 500 ℃，无霜期120~130 d。土壤为典型黑土（Mollisol），由第四纪黄土状亚黏土发育而成。试验区地势平坦，土壤肥力均匀，耕作历史约120 a。
1.2 试验设计与管理长期定位试验始于2004年，种植方式为玉米（Zea mays L.）–大豆（Glycine max（L.）Merr.）轮作，一年一熟制，设3种不同施肥处理：（1）无肥（NF）、（2）化肥（NPK）和（3）化肥+秸秆还田（NPKS）。试验采用单因素裂区，每个处理面积为1800 m2（30 m×60 m），将每个处理均匀划分6个分区，作为6次重复。NF和NPK处理秋季收获后将作物地上部全部移除，NPKS处理每年秋季作物收获后，采用秸秆粉碎机将地上部全量秸秆粉碎至长度3~4 cm，均匀平铺于试验区内，后同NF和NPK处理同时进行旋耕起垄作业，旋耕深度为20 cm。NPK和NPKS处理的化肥施用量：大豆N、P2O5、K2O分别64、70、20 kg·hm–2，玉米N、P2O5、K2O分别138、70、20 kg·hm–2，大豆化肥在播种时以基肥一次性施入土壤，玉米1/3氮肥同磷肥和钾肥在播种时以基肥施入，2/3氮肥在拔节期以追肥施入。
1.3 土壤样品采集于2004—2022年每年秋季收获后采集土壤样品，采样深度0~20 cm。每个处理分区按“之”字形选取15个采样点，每个样点采集约500 g样品，混合后用“四分法”收集土样约1 kg，轻轻掰成直径1 cm以下的土块，挑除根系和石砾后风干，过2 mm和0.25 mm筛，分别用于土壤总有机碳和有机碳组分的分析，其余部分保存至广口瓶中备用。
1.4 作物碳投入估算作物残体的碳投入分为秸秆、根茬、根系（0~20 cm）和根际碳沉淀四部分。每年秋季收获时，在每个处理的6个分区内，采集2 m2的玉米或大豆地上部分，测定籽粒和秸秆产量。根茬和根系生物量分别通过根茬/籽粒比（大豆0.05、玉米0.13）和根系/籽粒比（大豆0.14、玉米0.26）计算所得[16]，根际沉积碳假定与根系碳相等[17]。
1.5 土壤有机碳及其组分的测定将土壤样品置于105 ℃烘8 h去除土壤吸湿水。采用元素分析仪（EA3000，Euro Vector，Italy）测定土壤有机碳含量。
根据Llorente等[18]的方法测定土壤密度组分有机碳。将10 g土样置于50 mL碘化钠（NaI）溶液（密度1.8 g·cm–3）中，8 000 r·min–1下离心30 min，过滤上清液，滤膜上残留颗粒用去离子水冲洗5次，得到游离态轻组（fLF，d < 1.8 g·cm–3）。试管中残留物加入50 mL NaI，置于冰浴中，用超声破碎仪在300 J·mL–1下超声15 min，漂浮物为闭蓄态轻组（oLF，d < 1.8 g·cm–3）。用蒸馏水清洗离心管中残留的土壤5次，离心后弃去上清液，该组份为重组（HF，d > 1.8 g·cm–3）。所有组分于50℃干燥称重，过0.25 mm筛，用元素分析仪测定碳含量。
腐殖质提取参照窦森等[19]的方法。重组中加入30 mL 0.1 mol·L–1NaOH和0.1 mol·L–1 Na4P2O7混合溶液（50∶50，V/V），70℃水浴中浸提1 h后，3 500 r·min–1离心15 min，上清液过滤至50 mL容量瓶中，再用上述混合液洗残渣2次，将2次离心液合并过滤到50 mL容量瓶中定容，即为可提取腐殖质物质（HE）。离心管中残渣用蒸馏水洗净烘干，过60目筛，即为胡敏素（HM）。取30 mL HE用0.5 mol·L–1的H2SO4酸化至pH 1.0后，60 ℃保温1.5 h，静置过夜，次日将溶液过滤，定容于50 mL容量瓶中，即为富里酸（FA）。滤纸上的沉淀用0.025 mol·L–1的H2SO4洗涤3次，用60℃的0.05 mol·L–1NaOH将沉淀溶解到50 mL容量瓶中，用蒸馏水定容，即为胡敏酸（HA）。用重铬酸钾容量法测定HE和HA的碳含量，FA的碳含量和HM的碳含量用差减法计算，公式如下：
| $ \mathrm{FAC}=\mathrm{HEC}-\mathrm{HAC} $ |
| $ \mathrm{HMC}=\mathrm{SOC}-\mathrm{fLPC}-\mathrm{oLFC}-\mathrm{HEC} $ |
式中，FAC、HEC和HAC分别为富里酸碳含量、可提取腐殖质物质碳含量和胡敏酸碳含量，HMC、fLFC和oLFC分别为胡敏素碳含量、游离态轻组碳含量和闭蓄态轻组碳含量。
1.6 数据处理运用SPSS 26.0和GraphPad Prism 8软件进行数据分析和绘图。不同处理间SOC及其组分的差异显著性采用单因素方差分析（One-way ANOVA）进行比较，方差齐性和正态性假设采用Levene ' s Test检验。初始年份（2004年）和2022年之间的差异采用配对T检验进行比较，SOC与试验年份间的关系采用Spearman相关分析进行评估。
2 结果 2.1 2004—2022年土壤累积碳投入在18年试验中，NF、NPK和NPKS处理的土壤累积碳投入分别为15.11、21.82和66.90 Mg·hm–2（表 1）。NPKS处理的累积碳投入分别是NF和NPK的4.42倍和3.06倍，且NPKS处理下有66.20%的碳投入来源于秸秆。
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表 1 2004—2022年间不同处理土壤累积碳投入（Mg·hm−2） Table 1 Plant-derived C input under different treatments from 2004 to 2022 |
试验进行18年后，各处理间的SOC含量差异显著（P < 0.05），表现为NPKS > NPK > NF（图 1），NPKS的SOC含量分别较NF和NPK高16.68%和11.69%。与初始土壤相比，NPKS处理使SOC含量显著增加了12.97%（P < 0.05），年均增加0.68%，固碳速率为0.18 g·kg–1·a–1；NF处理则使SOC显著下降了3.90%，NPK处理的SOC含量无显著变化。NPKS、NPK和NF处理SOC的变化量分别为3.35、0.25和–1.02 g·kg–1。
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注：NF，不施肥；NPK，单施化肥；NPKS，秸秆还田配施化肥。不同小写字母表示同一年份各处理间土壤有机碳含量差异显著（P < 0.05）。不同大写字母表示处理间土壤有机碳含量变化差异显著（P < 0.05）。*表示2004年和2022年处理间差异显著（P < 0.05）。ns表示2004年和2022年无显著差异。误差线代表标准差（n=6）。下同。 Note: NF, No fertilizer; NPK, mineral fertilizers; NPKS, mineral fertilizers with straw return. Different lowercase letters indicate significant differences(P < 0.05)in SOC content among treatments in the same year. Different uppercase letters indicate significant differences(P < 0.05)in SOC content change among treatments. *indicates significant differences(P < 0.05)between 2004 and 2022. ns indicates no significant differences between 2004 and 2022. Error bars represent the standard deviations(n=6). The same below. 图 1 不同处理土壤有机碳含量变化 Fig. 1 Changes in soil organic carbon content under different treatments |
随着秸秆还田年份的增加，NPKS处理SOC含量显著提升，NF和NPK处理的SOC含量与时间无显著相关性（图 2）。连续秸秆还田4年后（2007年后），NPKS处理的SOC含量开始显著高于其他两个处理，12年后（2016年后），3个处理间的差异达到显著水平（2018年除外）。
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注：***表示显著性水平在P < 0.001。下同。 Note: ***indicates a significance level at P < 0.001. The same below. 图 2 2004—2022年不同处理土壤有机碳含量变化 Fig. 2 Changes in soil organic carbon content under different treatments from 2004 to 2022 |
NPKS处理的SOC含量与累积碳投入量呈显著正相关（R2=0.72，P < 0.001），NF和NPK无显著相关性（图 3a）。但分段拟合证明，NPKS处理的SOC变化可分为两个不同阶段，即2004—2015年和2015—2022年（图 3b），进一步相关分析表明，在第一阶段，SOC与累积碳投入呈极显著正相关（P < 0.001），但第二阶段，二者无显著相关性（图 3c）。
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图 3 2004—2022年不同处理土壤累积碳投入与土壤有机碳含量关系 Fig. 3 The relationship between cumulative C inputs and soil organic carbon content under different treatments from 2004 to 2022 |
与初始土壤有机碳含量相比，NPKS处理使各SOC组分的碳含量显著增加（P < 0.05），fLFC、oLFC、HFC、HAC、FAC和HMC分别增加了47.77%、34.77%、11.18%、13.00%、6.32%和11.71%（图 4a~图 4f）。而在NF处理下，fLFC、oLFC、HFC、HAC和FAC分别显著降低了17.53%、11.07%、3.22%、6.87%和2.86%（图 4a~图 4e）。NPK处理下，所有组分的碳含量与初始土壤相比均无显著差异。试验18年后，除HMC外，3个处理间的SOC组分碳含量差异均达到了显著水平，且均表现为NPKS > NPK > NF（图 4a~图 4e）；NF和NPK处理间的HMC含量无显著差异，但二者显著低于NPKS处理（图 4f）。
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图 4 2004年和2022年不同处理土壤有机碳组分碳含量 Fig. 4 Carbon content of soil organic carbon fractions under different treatments in 2004 and 2022 |
HMC、HAC、FAC、fLFC和oLFC含量分别占SOC的44.00%~46.46%、32.01%~33.20%、16.15%~17.17%、3.48%~5.25%和1.18%~1.51%（图 5a~图 5f）。从密度组分来看，与初始土壤相比，NPKS处理显著（P < 0.05）提高了fLFC和oLFC的比例（图 5a，图 5b），分别提高了30.85%和19.38%，但使HFC的比例显著降低（图 5c）；NF处理则导致fLFC和oLFC的比例显著降低（图 5a，图 5b），HFC的比例显著增加（图 5c）。对腐殖质组分而言，除了NPKS处理下的FAC比例与初始土壤相比显著降低了5.89%外，其余组分均无显著变化。NPK处理下各SOC组分的比例均无显著变化。此外，无肥处理导致HAC/FAC比值降低4.12%，而NPKS处理则使HAC/FAC比值增加6.29%，且18年后，NPKS处理的HAC/FAC比值显著高于NF和NPK处理（图 6）。
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图 5 2004年和2022年不同处理土壤有机碳中各组分占比 Fig. 5 Proportion of carbon fractions in soil organic carbon under different treatments in 2004 and 2022 |
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图 6 2004年和2022年不同处理土壤HAC/FAC比值 Fig. 6 The ratio of HA/FA of soil organic carbon under different treatments in 2004 and 2022 |
秸秆还田直接将外源碳输入土壤中，其对SOC具有显著提升效果。对全球176个研究结果的Meta分析表明，秸秆还田后，SOC的平均增加量为12.80%[4]。本研究连续秸秆还田18年后，SOC含量增加了12.97%。从SOC的年均增加量来看，本研究的结果（0.18 g·kg–1，图 1）明显低于Guan等[20]在黑土区的试验结果（0.33 g·kg–1），以下原因均可能导致这种差异的出现：一是秸秆还田量的差异，土壤的固碳速率与秸秆碳投入显著相关[21]。本研究采用玉米–大豆轮作方式，但后者为玉米连作，秸秆还田条件下，玉米连作的碳投入远高于玉米–大豆轮作方式，因此，玉米连作模式下秸秆还田对SOC的提升效果优于玉米–大豆轮作。二是SOC对外源碳投入的响应取决于初始SOC含量[22]，初始SOC较低的土壤一般具有更高的固碳速率[7]，本研究初始SOC含量高于该研究，可能导致了其固碳速率相对较低。此外，秸秆还田方式也会深刻影响SOC的提升效果，一般混合还田对SOC的提升效果要优于覆盖还田[4]。梁尧等[23]对黑土的研究证实，秸秆覆盖还田对SOC的提升主要集中于表层0~10 cm，而秸秆混合还田则促进了整个0~40 cm土层SOC积累，且混合还田的固碳速率高于覆盖还田。虽然秸秆在混合还田过程中，耕作措施会对土壤结构造成一定破坏，加速SOC的矿化，但大部分秸秆会与土壤相接触，更多秸秆来源的碳会被土壤所固定。NF和NPK处理的SOC含量与年份之间无显著相关性（图 1），但与初始年份相比，NF的SOC含量显著降低，而NPK则无变化，说明不施肥条件下，长期较低的碳投入（表 1）导致黑土SOC处于亏损状态，呈现出逐渐降低趋势；而单施化肥时，SOC的形成和分解则基本处于平衡状态。但有学者从更长时间尺度（35年）上得出了不同结论，即单施化肥导致黑土SOC含量降低了11.60%，呈现出亏损状态[24]。可能是由于随着化肥的持续投入，逐渐降低的土壤C/N比值提高了微生物活性，从而促进了土壤原有机质的分解矿化，导致SOC含量下降[25]。因此，SOC的变化规律与时间尺度密切相关，需要从不同的时间尺度来评估SOC变化趋势。
SOC含量不会随着碳投入的增加而持续增加，因为当SOC形成和分解达到平衡后，SOC就会达到饱和。碳饱和，是指土壤长期在某一管理方式或碳投入下，SOC达到了一个新的平衡点，并不意味着SOC不会继续增加，当提高外源碳的年均投入量时，SOC可能会继续增加，直至达到新的平衡，或新的饱和点。对全球数据的分析发现，在连续秸秆还田条件下，SOC达到饱和的平均时间为12年[4]。尽管本研究结果证明，整个试验的18年内，秸秆还田处理的SOC含量与累积碳投入呈显著正相关（图 2），但进一步分析发现，SOC的提升主要发生在前11年（2004—2015年），11年之后（2015—2022年）SOC并未随着累积碳投入的增加而出现明显的增长趋势。这说明本研究的黑土有机碳在持续秸秆还田11年后，达到了新的平衡或饱和状态。当然，在同一土壤条件下，SOC达到新的平衡点所需的时间与外源碳投入密切相关，Hao等[11]在与本研究完全相同的试验站点的研究发现，长期秸秆还田13年内，SOC处于持续增长的趋势，并未出现饱和，主要原因是其研究土壤为玉米连作模式，年均碳投入（7.93 Mg·hm–2）是本研究（3.72 Mg·hm–2）的2倍。较大外源碳投入会使SOC达到饱和所需的时间更长，且达到饱和点时的SOC含量更高[22]。本研究中黑土未开垦前的SOC含量可达50 g·kg–1以上[26]，仍有较大提升其潜力，因此，推断当提高玉米–大豆轮作模式黑土的秸秆还田量时，SOC有望继续增长。
3.2 连续秸秆还田期间土壤物理组分的变化特征轻组有机碳（LFC）作为介于新鲜植物残体和腐殖化有机质之间的有机碳库，具有较高的生物活性，代表着土壤中的不稳定有机碳库。根据LFC的稳定程度，可将其分为不受团聚体保护的游离态轻组（fLFC）和位于团聚体内部的闭蓄态轻组（oLFC）。本研究中，秸秆还田不仅显著提高了fLFC和oLFC的含量，还提高了其在SOC中的占比（图 4，图 5）。以往研究表明，LFC的周转速率快，一般只有几周到几年，其对耕作、施肥等土壤管理措施的响应较为敏感，且秸秆还田对LFC的影响较对SOC更显著[27]，本研究中LFC的增加量为44.65%，是SOC增加量（12.97%）的3.4倍。值得注意的是，连续秸秆还田18年后，LFC占SOC的比例由5.28%提高到了6.76%，这说明秸秆还田提升了土壤有机碳的活性。LFC主要来源于植物残体，秸秆还田可为LFC的形成提供丰富来源，但在不施肥处理下，土壤中的外源植物残体投入不足，并加速了微生物对土壤原LFC的分解，导致其含量和比例均显著降低（图 4，图 5）。
HFC是存在于土壤有机无机复合体中的有机质，主要成分是与矿物态紧密结合的腐殖质，在SOC中的占比超过80%，其不易被微生物分解，代表着土壤的稳定性碳库。从增加比例来看，连续秸秆还田18年后HFC仅增加了11.18%（图 4），远低于fLFC和oLFC的增加比例，但HFC的增加量（2.74 g·kg–1）占总SOC增加量（3.34 g·kg–1）的81.80%。与本研究结果类似，刘淑霞等[28]在吉林省开展的研究表明，连续10年玉米秸秆还田后，HFC的增量占总SOC增量的70.70%，这表明输入土壤中的外源碳大部分被固存到了HFC组分中。在与本文相同区域的连续玉米秸秆还田长期定位试验证明，17年间外源碳转换为HFOC、fLFOC和oLFOC的比例分别为23.50%、4.10%和0.60%[11]。因此，尽管HFC对土壤管理措施的反应缓慢，但其在维持SOC的稳定性和数量方面起着关键作用[18]。但有一点值得注意，土壤重组对SOC的固持会出现饱和现象，但轻组不会[7，13]，所以不能忽视土壤轻组的长期固碳潜力。
3.3 连续秸秆还期间土壤腐殖质组分的变化特征腐殖质作为土壤中最大的稳定性有机碳库，其与土壤矿物紧密结合。经典理论认为，腐殖质化是土壤有机质形成的核心，即植物残体在微生物的代谢下合成一系列高分子有机化合物[29]。根据腐殖质在不同pH条件下的溶解性，将其分为稳定性不同的3个组分：分子量较小而化学性质较活泼的富里酸（FA），分子量较大且以杂环结构为特征的复杂胡敏酸（HA）以及高度缩合、惰性的胡敏素（HM）[1]。不同土壤和区域开展的试验表明，秸秆还田对土壤腐殖质的形成具有积极作用[30]。本文得出类似结果：秸秆还田18年后，HA、FA和HM的碳含量均显著提高（图 5）。土壤腐殖质的形成理论包括木质素酚、微生物合成、微生物多酚等学说，尽管这些理论假设尚未明确定论，但这些观点普遍认为，植物源碳是腐殖质形成的主要初始来源，持续秸秆还田可为腐殖质的形成和积累提供丰富的来源。此外，近年来的“微生物碳泵”理论指出，微生物在SOM的形成中扮演着重要角色[31]，它们可对秸秆等植物源有机碳进行充分利用和同化，在生长、增殖、死亡过程中积累大量的细胞残体，并被土壤所固定，成为腐殖质的重要组成部分[32]。有研究证实，秸秆还田时配施N肥，可显著提高微生物对秸秆的利用率，并最终提高微生物残体碳对SOC的贡献[33]。与秸秆还田相反的是，在无肥条件下，一方面植物源碳输入相对较低，腐殖质合成受阻，另一方面，养分的匮乏，尤其是N的不足，会引发微生物对原SOM的分解，以获取更多养分，从而加速土壤腐殖质的分解，导致土壤HAC和FAC显著降低（图 5）。总之，秸秆还田配施化肥可同时从植物源和微生物源两个方面，促进土壤腐殖质组分的积累。今后的研究中，将运用生物标识物分析技术，进一步分析还田过程中植物和微生物源碳对SOC的贡献。
腐殖质中各组分的比例可反映腐殖质的腐质化程度及其品质优劣，HA比例或者HA/FA比值越高，说明腐殖质的腐质化程度越高，品质越好，越有利于SOC的长期稳定。本研究中，秸秆还田处理导致FAC的比例显著降低（图 5），这使其HAC/FAC比值显著增加（图 6）。在黑土[34]、潮土[35]、灰漠土[35-36]、盐碱土[37]等土壤类型下开展的研究都获得了与本文相同的结果，这说明秸秆还田有利于HA的积累，导致分子结构相对简单的FA向芳香化程度高、结构复杂的HA转化，促进了腐殖质的聚合程度以及腐质化程度的提高，改善了土壤腐殖质品质。有研究指出，秸秆在土壤中转化为腐殖质时，FA组分在初期形成较快，但后期会在微生物的作用下不断转化为更稳定的HA[29]，因此，HA组分在土壤固碳过程中发挥着关键作用。
4 结论玉米–大豆轮作模式下，连续18年秸秆还田配施化肥使黑土SOC含量提升了12.97%，年均增加量为0.18 g·kg–1。但秸秆还田后SOC的提升主要发生在前11年，11年后SOC达到了新的平衡，并未随着累积碳投入的增加而持续增长。秸秆还田对SOC的提升表现在土壤密度组分和腐殖质组分中，活性组分（轻组）的提升比例高于稳定性组分（重组），但稳定性更高的重组贡献了SOC增量的80%以上，其对SOC的长期固存至关重要。此外，秸秆还田有利于腐殖质中HA的积累，改善了土壤腐殖质品质。总之，秸秆还田可有效提升黑土SOC含量，并改变SOC的组分比例，但长期（10年以上）秸秆还田会出现SOC增长缓慢，表现出“后劲不足”趋势，今后的农业措施中，应设法提高秸秆的转化率，充分发挥黑土的固碳潜力。
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