增溫對冬小麥根系殘體及秸稈分解特性的影響

王君 ，陳書濤 *，張婷婷 ，劉仲旺，殷梓絮，王朝輝

1. 南京信息工程大學/江蘇省農業氣象重點實驗室，江蘇 南京 210044；2. 南京信息工程大學應用氣象學院，江蘇 南京 210044

由于溫室氣體排放造成的全球變暖是當今倍受關注的全球性環境問題，據預測，到 21世紀末全球氣溫將上升 1.8－4.0 ℃（IPCC，2013）。全球變暖對生態系統碳循環具有潛在影響（Luo et al.，2008），農田生態系統是受人類活動強烈影響的系統，研究農田碳循環對氣候變暖的響應規律和響應機制具有重要意義。在中國的農田生態系統中，秸稈還田是一種被廣泛應用的保育土壤肥力的方法，作物殘體分解不僅調節土壤碳轉化和氮、磷營養的轉運，也是向大氣排放CO2的重要來源（Silver et al.，2001）。秸稈還田向土壤微生物提供了可供利用的碳源和營養，從而影響土壤 CO2排放（Thangarajan et al.，2013）。

已有研究較多關注于增溫影響土壤呼吸、植物生長速率及碳氮含量等方面（An et al.，2005；Wan et al.，2007；Wu et al.，2011；Suseela et al.，2013；Cheng et al.，2017）。大多數研究表明，增溫對土壤呼吸表現為正效應（Suseela et al.，2013；Xia et al.，2009），但在某些條件下，土壤呼吸也會對長期增溫呈現出適應機制（Luo et al.，2001）；增溫提高了植物生長速率（Rustad et al.，2001；Wan et al.，2007；Wu et al.，2011）；還有研究表明，增溫處理下的植株氮含量提高，這會增加植物殘體分解時歸還到土壤中氮的量（An et al.，2005）；但也有研究表明，增溫通過降低總初級生產力和減弱生態系統呼吸進而造成凈生態系統生產力下降（Li et al.，2017）。然而，以往關于長期晝夜增溫處理的植物殘體在下一階段的分解系數的研究較為鮮見（Liu et al.，2017），特別是缺乏農田中作物殘體經長期晝夜增溫處理后在土壤中的分解系數及對土壤酶活性和可利用碳營養狀況的研究（馬欣等，2012；張旭博等，2011），而作物殘體的這些分解特性對于了解農田土壤碳收支對氣候變暖在多個生長季尺度上的綜合響應規律是極為重要的（李小剛等，2002；王志明等，2003）。

作物殘體經一定時間的增溫處理后其自身性質（例如分解特性）可能會發生變化，而這種分解特性的變化可能與增溫造成的作物本身碳氮含量的變化有關，同時作物殘體性質的不同也可能會導致分解后土壤理化性質的變化。本研究采集經過一個生長季晝夜增溫處理和對照條件下的冬小麥根系殘體和秸稈樣品，設計培養實驗，研究不同處理下的根系殘體和秸稈在土壤中的分解系數及殘體分解后土壤中的酶活性、水溶性有機碳含量、pH等指標的變化情況，評估增溫對冬小麥根系殘體和秸稈分解特性的影響規律，以期為研究農田土壤碳收支對氣候變暖的長期響應規律提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

于 2014年在南京信息工程大學農業氣象試驗站（32.16°N，118.86°E）設置了一個長期農田增溫試驗，種植方式為冬小麥（Triticum aestivum L.）-大豆（Glycine max L.）輪作。試驗地屬于北亞熱帶濕潤氣候，多年平均降水量和多年平均氣溫分別為1106 mm和15.4 ℃，年極端氣溫最高39.7 ℃，最低-13.1 ℃，年日照時數1902.5 h，無霜期237 d。試驗地設置對照（不增溫）和增溫處理，采用紅外輻射加熱管對增溫小區增溫。增溫小區中的增溫裝置為3個紅外輻射加熱管，加熱管功率250 W，每天通過紅外輻射加熱管晝夜增溫。本研究使用的有機物料為2017年5月23日收獲的經一個生長季增溫處理（即紅外輻射加熱管照射）和對照處理（即無紅外輻射加熱管照射，正常生長）的冬小麥根系殘體和秸稈，該冬小麥種植于2016年11月6日，整個生長季增溫處理比對照處理的溫度高 2 ℃（Zhou et al.，2007；Suseela et al.，2012）。所收獲的冬小麥根系殘體和秸稈先磨碎，然后過2 mm篩，備用。供試根系殘體及秸稈的碳氮含量如表1所示。在田間采集0－20 cm土壤，晾干，磨碎后過2 mm篩，備用。供試土壤有機碳含量19.4 g·kg-1，全氮含量 1.15 g·kg-1，容重 1.54 g·cm-1。

1.2 培養實驗

通過培養實驗研究經一個生長季增溫處理后冬小麥根系殘體和秸稈分解特性的變化情況。分別稱量60 g過2 mm篩的土壤于490 mL廣口培養瓶中，加水至25%的土壤質量含水量。將培養瓶置于25 ℃培養箱中預培養3 d。土壤預培養后，取增溫處理的0.3、0.6、0.9、1.2 g根（標號為W-根）以及0.3、0.6、0.9、1.2 g秸稈（標號為W-秸稈），并取對照（不增溫）處理的0.3、0.6、0.9、1.2 g根（標號為CK-根）以及0.3、0.6、0.9、1.2 g秸稈（標號為CK-秸稈），分別均勻平鋪放入到裝有60 g土的培養瓶中，每個處理設置3個重復。本研究參考了以往類似的培養實驗的方法（Huang et al.，2004），將殘體平鋪撒到土壤上，由于培養瓶底面積為31.3 cm2，而最高的殘體添加量僅為1.2 g，未觀察到明顯的殘體堆積，而且在土壤水分適中的條件下，殘體與秸稈的接觸相對較大，也能進行較好地分解。同時設置不添加根系殘體或秸稈，僅培養土壤的處理，標號為NR，該處理也是3個重復。培養實驗所有處理的總數為 17個。整個培養實驗過程中保持所有培養瓶的溫度為25 ℃，含水量為25%。在培養試驗期間為了使含水量保持為25%，每天采用稱重法補水，即每天將裝有土壤的培養瓶置于天平上稱重，根據蒸發減少的水的質量，用滴管加入相應的水量。

表1 冬小麥殘體的全碳和全氮含量Table 1 Carbon and nitrogen content of winter wheat residue

1.3 土壤CO2排放速率觀測

在第 1、2、3、5、7、10、14、19、27 天采用紅外CO2分析儀（Soilbox-FMS，M.C. Miller Inc.，USA）觀測土壤 CO2排放速率。培養配上的瓶蓋有2個銅制螺絲通氣孔，通氣孔通過兩根乳膠管連接紅外 CO2分析儀。瓶蓋蓋緊時，培養瓶內氣體、紅外CO2分析儀、乳膠管形成一個閉合回路，瓶內氣體被泵入紅外CO2分析儀內檢測CO2濃度，檢測頻率為每秒1次，檢測時長為3 min，由此可求出瓶內氣體的變化速率，之后儀器可自動計算出單位土壤質量單位時間內的CO2排放量，即土壤CO2排放速率。

1.4 土壤pH、水溶性有機碳、酶活性測定

培養實驗結束后，測定各個培養瓶中土壤的pH、水溶性有機碳（DOC）含量、脲酶活性、轉化酶活性、過氧化氫酶活性。測定土壤pH的土水比為1∶2.5。以蒸餾水提取土壤DOC，再采用Mn(III)-焦磷酸比色法測定其含量（占新華等，2002；Giasson et al.，2014）。脲酶活性采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法進行測定（Gu et al.，2009），轉化酶活性采用3, 5-二硝基水楊酸比色法測定（Gu et al.，2009），過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法進行測定（St?pniewska et al.，2009）。

1.5 數據分析

采用紅外CO2分析儀測得的土壤CO2排放速率為單位質量土壤（g）在單位時間（d）內排放的CO2的質量（mg），采用內插法可根據每天的CO2排放速率計算不同處理下27 d內土壤累積CO2排放量。利用一元線性回歸方法分析累積CO2排放量與秸稈添加量的關系，通過計算回歸方程的斜率及標準誤進而得到不同處理下根系殘體及秸稈的分解系數，分解系數為單位質量（g）秸稈在單位質量（g）土壤中進行分解時所釋放出的CO2量，以分解系數作為評估分解特性的指標之一。利用一元回歸分析方法分析不同處理下累積CO2排放量與培養結束后土壤pH、DOC含量、酶活性的關系，以這些根系殘體和秸稈分解后土壤理化性質的變化情況作為評估分解特性的參考。

2 結果

2.1 土壤累積CO2排放量及殘體分解量

土壤累積CO2排放量隨培養實驗時間延長而逐漸增大（圖1）。隨冬小麥根系殘體及秸稈添加量增大，處理27 d內土壤CO2累積排放量逐漸增大（圖2）。不同殘體添加量下的 CO2排放量存在顯著（P＜0.05）差異，添加根系殘體和秸稈的土壤 CO2排放量無顯著差異（P＞0.05）。在相同的秸稈添加量條件下（如1.2 g），增溫處理根系殘體的土壤CO2排放量顯著高于（P＜0.05）對照根系殘體的土壤CO2排放量；而對于相同的增溫處理而言，添加根系殘體的土壤CO2排放量與添加秸稈的土壤CO2排放量無顯著差異（P＞0.05）。土壤CO2排放量與殘體添加量之間存在極顯著的一元線性回歸關系。線性方程的斜率即代表了不同殘體的分解系數，表征了作物殘體的分解特性。由圖3可知，W-根的分解系數為(0.2699±0.0080)mg·g-1·g-1，高于 CK-根的分解系數(0.2407±0.0090)mg·g-1·g-1，對回歸方程斜率（分解系數）進行t檢驗，結果表明，W-根和CK-根的分解系數達到顯著差異水平（P＜0.05）；而 W-秸稈的分解系數為(0.2573±0.0030) mg·g-1·g-1，CK-秸稈的分解系數為(0.2587±0.0150) mg·g-1·g-1，t檢驗表明 W-秸稈和CK-秸稈的分解系數無顯著差異（P＞0.05）。此外，若將線性方程外推到秸稈添加量為0時，各處理的基礎土壤CO2排放量外推值（即理論值）均小于觀測得到的基礎土壤CO2排放量，這表明秸稈添加對土壤原有有機碳的分解造成了負向的“激發效應”，即秸稈添加抑制了土壤自身含有的有機碳的分解。

圖1 不同殘體添加量下累積CO2排放量的時間變化Fig. 1 Temporal changes in cumulative CO2 emission under different addition amounts of residue

圖2 不同殘體添加量下的27 d累積CO2排放量Fig. 2 Cumulative CO2 emission during 27 days under different additive amounts of residue

圖3 土壤CO2排放量與殘體添加量的線性回歸關系Fig. 3 Linear regression relationship between soil CO2 emission and additive amount of residue

2.2 土壤CO2排放量與pH、DOC、酶活性的關系

2.2.1 土壤CO2排放量及殘體分解系數與pH的關系

圖4 土壤CO2排放量與土壤pH的關系Fig. 4 Relationship between soil CO2 emission and soil pH

圖6 土壤CO2排放量與土壤DOC含量的關系Fig. 6 Relationship between soil CO2 emission and soil DOC content

回歸分析表明，不同處理下土壤CO2排放量與土壤pH存在極顯著（P＜0.001）的自然對數回歸關系（圖4），前者隨土壤pH的增大而降低，土壤pH可以解釋 92.5%（R2=0.925）的土壤 CO2排放量的變異。隨著殘體添加量增加，土壤CO2排放量增大，培養后土壤pH相應降低，因而土壤pH的變化能解釋土壤CO2排放量的變異。

計算4個殘體添加水平的土壤CO2排放量平均值，同時計算4個殘體添加水平對應的土壤pH值，然后將不同處理（CK-根、W-根、CK-秸稈、W-秸稈）的土壤CO2排放量與土壤pH進行回歸分析，結果表明，兩者間存在顯著（P=0.010）的自然對數回歸關系（圖5a），土壤pH可解釋94.7%的處理間土壤CO2排放量的變異，土壤CO2排放量隨pH的增大而減小。不同處理下根系殘體和秸稈的分解系數也與分解后的 pH存在一元線性回歸關系（P=0.074）（圖 5b）。

2.2.2 土壤CO2排放量與DOC的關系

如圖6所示，不同處理下土壤CO2排放量與培養后的土壤DOC含量存在極顯著（P＜0.001）的自然對數回歸關系，土壤CO2排放量隨土壤DOC含量的增大而增大，土壤 DOC含量可以解釋 87.3%（R2=0.873）的土壤CO2排放量的變異。一方面，隨著殘體添加量增加，培養后土壤中包含了更多的DOC，另一方面，秸稈添加量增加導致土壤 CO2排放量增大，綜合這兩方面的原因，土壤 DOC含量與土壤CO2排放量之間存在必然聯系。

2.2.3 土壤CO2排放量與土壤脲酶、轉化酶、過氧化氫酶活性的關系

與DOC類似，不同處理下土壤CO2排放量與培養后的土壤脲酶、轉化酶、過氧化氫酶活性均存在極顯著（P＜0.001）的自然對數回歸關系（圖7），土壤脲酶、轉化酶、過氧化氫酶活性分別可以解釋75.7%（R2=0.757）、80.3%（R2=0.803）、92.7%（R2=0.927）的土壤CO2排放量的變異，其中，過氧化氫酶活性對土壤CO2排放量的解釋性最好。

圖5 4個殘體添加水平的平均土壤CO2排放量和分解系數與平均土壤pH的關系Fig. 5 Relationship between averaged soil CO2 emission and averaged soil pH for four levels of residue addition and that between decomposition coefficient and averaged soil pH

圖7 土壤CO2排放量與土壤脲酶、轉化酶、過氧化氫酶活性的關系Fig. 7 Relationship between soil CO2 emission and soil urease, invertase and catalase activities

計算4個殘體添加水平的土壤CO2排放量平均值，同時計算4個殘體添加水平的土壤過氧化氫酶活性，然后將 4個不同處理（CK-根、W-根、CK-秸稈、W-秸稈）的土壤CO2排放量與土壤過氧化氫酶活性進行回歸分析，結果表明，兩者間存在顯著（P=0.010）的線性回歸關系（圖8a），土壤CO2排放量隨過氧化氫酶活性的增大而增大，土壤過氧化氫酶活性可解釋99.0%的處理間土壤CO2排放量的變異。不同處理下根系殘體和秸稈的分解系數也與分解后的平均過氧化氫酶活性存在一元線性回歸關系（P=0.078）（圖 8b）。

3 討論

3.1 土壤 CO2排放及分解系數與殘體添加量及類型的關系

本研究表明，土壤CO2排放量隨冬小麥殘體添加量的增大而增大，這與以往的研究一致（Thangarajan et al.，2013）。不同增溫處理下的殘體分解系數存在差異（圖2），這與殘體類型有關，增溫處理后的根系殘體具有更快的分解系數，而增溫處理后的秸稈的分解系數與對照無顯著差異（圖3）。其可能的原因是田間增溫導致土壤干旱（Liu et al.，2017），為獲取水分，冬小麥根系更快地生長，根殘體中的碳含量和氮含量也相應增加（表1），從而使增溫處理后的根系殘體在土壤中分解時可為微生物提供更多的碳氮營養，增溫處理后根系殘體全碳和全氮含量分別為(329.1±16.9) g·kg-1和(8.0±1.1) g·kg-1（表 1），顯著高于對照，而增溫處理后根系殘體的碳氮比相對于對照而言更接近有機物料分解的最佳碳氮比 25∶1（Kumar et al.，2003），根系殘體這些碳氮成分的變化促進了分解過程。

3.2 增溫對殘體分解特性的影響及機制

增溫改變了根系殘體和秸稈的分解特性，具體表現為其分解系數出現了差異，Meta分析表明，增溫導致植物生長速率的加快，從而造成生物量的增加（Rustad et al.，2001；Dormann et al.，2002；Wu et al.，2011）。我們在其他田間試驗中也觀測到了增溫導致冬小麥生物量的增加，生長速度的加快可能是導致增溫條件下殘體分解系數變化的原因之一。已有研究證明，溫度較高地區的植物生長速度較高，生產力也較大，導致其分解速度也更快（Cornelissen et al.，1997；De Deyn et al.，2008）。

圖8 4個殘體添加水平的平均土壤CO2排放量和分解系數與平均土壤過氧化氫酶活性的關系Fig. 8 Relationship between averaged soil CO2 emission and averaged soil catalase activity for four levels of residue addition and that between decomposition coefficient and averaged soil catalase activity

增溫與對照處理根系殘體和秸稈的分解系數出現差異的機制可能既與作物的碳氮含量有關，也與分解過程中涉及的土壤理化性質的變化有關。其中，土壤pH可能是一個重要的指示指標，具體的過程為：不同增溫處理下的根系殘體和秸稈的分解速率產生了差異，而由于分解速率大的根系或秸稈導致土壤pH的下降也越明顯，即相對更高的根系或秸稈分解量對應相對更低的土壤 pH（金婷，2017），因此本研究中不同增溫處理下根系殘體和秸稈的分解系數與土壤pH的負相關關系（圖5b）在一定程度上說明了這種土壤pH對這些有機物料分解速率的指示作用。

除土壤pH外，培養后土壤其他理化性質的變化也可以在一定程度上解釋不同增溫處理和殘體對土壤CO2排放量的影響規律。一方面，增溫處理下分解速率大的根系殘體和秸稈在分解過程中釋放出更多的小分子含碳物質，導致土壤 DOC含量相應升高，另一方面，增溫處理下分解速率大的根系殘體和秸稈在分解過程中釋放出更多的CO2，導致土壤CO2排放量的增大，因而土壤DOC含量的變化能較好地解釋土壤CO2排放量的變異（圖6），這與以往的研究結果類似（Huang et al.，2004；吳靜等，2015）。土壤酶活性是表征土壤微生物活性和結構的重要指標（Bandick et al.，1999），生物大分子必須經胞外酶分解后才能進入微生物體內（Aerts，2006；Janssens et al.，2010），植物殘體的分解是土壤微生物參與的一系列酶促反應（Cheng et al.，2012；黃繼川等，2010；錢海燕等，2012；徐國偉等，2009），土壤酶活性一定程度上體現了有機底物和營養對微生物的滿足程度（Caldwell，2005；Ling et al.，2010；呂國紅等，2005；路文濤等，2011）。增溫處理下分解速率大的根系殘體和秸稈在分解過程中可為土壤中的微生物提供更多的營養，促使其釋放出更多的酶并提高其酶活性，同時，根系殘體和秸稈的分解會釋放更多的CO2，雖然外來有機物料根系和秸稈會對土壤自身有機碳的分解具有一定的抑制效應（負向“激發效應”）（Kuzyakov，2002；Kuzyakov，2010），但根系和秸稈自身分解釋放的CO2增量總體高于其對土壤有機碳負向“激發效應”的CO2減少量，因而導致土壤總 CO2排放量的增加，正是由于酶活性與土壤CO2排放量均受到不同增溫處理下根系和秸稈添加的影響，其結果即表現為土壤CO2排放量與土壤的脲酶、轉化酶、過氧化氫酶活性具有密切的相關性。

在進行本研究之前，已經測量得到田間增溫和對照處理收獲時的根殘體總生物量分別為(149.4±16.7) g·m-2和(100.8±22.4) g·m-2，表明增溫促進了根生物量的增加，增溫造成根生物量增加的可能原因為：在水分較充足的條件下，增溫使植物光合速率增大和生理活性增加（Wan et al.，2009；Dormann et al.，2002），且增溫對光合的促進作用大于對呼吸的促進作用（Wan et al.，2009），有更多的光合產物會被分配到地下部分，從而導致根生物量增大。在本研究中，由于增溫促使根殘體的分解系數增大，分解加快。綜合增溫對田間根殘體生物量的促進作用和對根分解速度的促進作用來看，增溫導致的田間根殘體生物量的增加效果可能會被根殘體分解速度的增加作用所抵消。

增溫對作物根系殘體和秸稈分解量及分解系數的影響機制較為復雜，本研究僅對該問題進行了初步探討，雖然本研究中測定的作物碳氮含量和土壤理化性質能部分解釋其機制，但要更深刻地完全闡明相關機制今后還需要進一步研究。

4 結論

（1）添加殘體后土壤的CO2排放量均隨殘體添加量的增加而呈線性增加。增溫導致冬小麥根系殘體的分解系數增大，但增溫對秸稈的分解系數無顯著影響。

（2）土壤CO2排放量與土壤pH，DOC含量，脲酶、轉化酶、過氧化氫酶活性均存在顯著的關系，土壤CO2排放量隨著土壤pH的增大而線性減小，隨著土壤 DOC含量的增大而呈對數形式增加，且隨著土壤脲酶、轉化酶、過氧化氫酶活性的增大而呈對數型增加。

（3）不同增溫處理下根系和秸稈在土壤中的分解系數與土壤pH有關，分解系數隨土壤pH的增大而減小，土壤pH是殘體分解系數大小的重要指示因子。