全 文 ：长期施肥对双季稻种植下土壤有机碳库
和固碳量的影响*
孙玉桃1,2 摇 廖育林1,2 摇 郑圣先1,2**摇 聂摇 军1,2 摇 鲁艳红1,2 摇 谢摇 坚1,2
( 1湖南省土壤肥料研究所, 长沙 410125; 2农业部湖南耕地保育科学观测实验站, 长沙 410125)
摘摇 要摇 研究了长期施用化肥和猪粪(PM)、稻草(RS)对双季稻集约化种植下 30 年期间
(1981—2010 年)土壤有机碳(SOC)及其组分的影响.结果表明:化肥平衡施用处理(NPK)的
SOC、颗粒有机 C(POC)和 KMnO4氧化 C(KMnO4 鄄C)组分高于化肥非平衡施用处理(NP 和
NK);猪粪、稻草与化肥(NK+PM、NP+RS和 NPK+RS)长期配合施用处理的 SOC、POC 和 KM鄄
nO4 鄄C组分显著增加.连续种植 30 年 60 季水稻后,猪粪与 NK配施处理 0 ~ 45 cm土层的 SOC
(84. 71 t C·hm-2)、POC(8. 94 t C·hm-2)和 KMnO4 鄄C(21. 09 t C·hm-2)数量最高,其次是
NPK+RS处理;NK+PM处理(485 kg C·hm-2·a-1)的固 C量最高,其次是 NPK+RS处理(375
kg C·hm-2·a-1) .化肥与猪粪、稻草配施处理 SOC 的固 C 效率(CSE)明显高于单施化肥处
理;施肥处理 POC的固 C效率(0. 4% ~1. 2% )低于 KMnO4 鄄C(3. 0% ~8. 3% ) .采用腐殖化常
数值(h)和 Jenkinson方程的衰减常数(k)可以预测不同处理 2010 年的 SOC 储量,通过 Jen鄄
kinson方程可以计算维持 1981 年的 SOC储量水平所需要的 C投入量(AE) .双季稻种植下,长
期连续施用 NK+PM、NP+RS和 NPK+RS 处理的 SOC 含量增加是由于年 C 输入量高于 AE所
致.在南方亚热带双季稻种植区,化肥与猪粪、稻草长期配施将促进水稻土有机碳的固定.
关键词摇 长期施肥摇 红壤水稻土摇 土壤有机碳摇 颗粒有机碳摇 KMnO4氧化 C摇 固碳量
*“十二五冶国家科技支撑计划项目(2012BAD05B05鄄3)、公益性行业(农业)科研专项(201203013鄄06,201203030)和国际植物营养研究所( IP鄄
NI)项目(Hunan鄄16)资助.
**通讯作者. E鄄mail: shengxianzheng@foxmail. com
2012鄄06鄄12 收稿,2012鄄12鄄25 接受.
文章编号摇 1001-9332(2013)03-0732-09摇 中图分类号摇 Q14; S153. 6摇 文献标识码摇 A
Effects of long鄄term fertilization on soil organic carbon pool and carbon sequestration under
double rice cropping. SUN Yu鄄tao1, 2, LIAO Yu鄄lin1, 2, ZHENG Sheng鄄xian1, 2, NIE Jun1,2, LU
Yan鄄hong1,2, XIE Jian1,2 ( 1Soil and Fertilizer Institute of Hunan Province, Changsha 410125, Chi鄄
na; 2Scientific Observing and Experimental Station of Arable Land Conservation (Hunan), Ministry
of Agriculture, Changsha 410125, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2013,24(3): 732-740.
Abstract: This paper studied the effects of 30 years (1981-2010) fertilization with chemical N,
P, and K, pig manure (PM), and rice straw (RS) on the soil organic carbon (SOC) and its com鄄
ponents contents under intensive double rice cropping. The experiment was established on a typic
Hapli鄄Stagnic Anthrosols in Hunan in 1981, and the soil samples were collected in November 2010.
In treatment NPK, the contents of SOC, particulate organic C (POC), and KMnO4 鄄oxidizable C
(KMnO4 鄄C) were higher than those in treatments NP and NK. The combined application of chemi鄄
cal and organic fertilizers (treatments NK+PM, NP+RS, and NPK+RS) made the contents of SOC,
POC, and KMnO4 鄄C have a significant increase, as compared with chemical fertilizations. Treat鄄
ment NK+PM had the highest contents of SOC (84. 71 t C·hm-2), POC (8. 94 t C·hm-2), and
KMnO4 鄄C (21. 09 t C·hm-2) in top soil (0-45 cm), followed by treatment NPK+RS. Treatment
NK+PM had the highest C sequestration (485 kg C·hm-2·a-1), followed by treatment NPK+RS
(375 kg C·hm-2 ·a-1 ). The C sequestration efficiency ( CSE) of SOC in the treatments of
chemical fertilizers plus pig manure or rice straw was obviously higher than that in the treatments of
chemical fertilizations, and the CSE of the POC in fertilization treatments (ranging from 0. 4% and
1郾 2% ) was lower than that of the KMnO4 鄄C (ranging from 3. 0% to 8. 3% ). By using the values
应 用 生 态 学 报摇 2013 年 3 月摇 第 24 卷摇 第 3 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Mar. 2013,24(3): 732-740
of humification constant (h) and the decay constant (k) in Jenkinson爷s equation, it was possible
to predict the SOC storages in different treatments in the year 2010; and by using Jenkinson爷 s
equation, it was possible to calculate the C input required to maintain the SOC storages in the year
1981 (AE). The increase of the SOC in treatments NK+PM, NP+RS, and NPK+RS was due to the
annual C input being higher than the AE . It was considered that in the double rice cropping areas in
subtropical region of China, long鄄term application of chemical fertilizers combined with pig manure
or rice straw could promote the organic carbon sequestration in paddy soils.
Key words: long鄄term fertilization; reddish paddy soil; soil organic C; particulate organic C;
KMnO4 鄄C; carbon sequestration rate.
摇 摇 提高农业土壤的有机碳(SOC)固定需要良好的
管理措施.在局部和区域水平上,提高土壤有机碳有
利于提升土壤的物理、化学和生物学性质,提高作物
产量,促进农业的可持续发展[1] . 近几年土壤有机
碳库和固碳机制研究,已成为应对全球粮食安全和
气候变化中碳积累和循环研究中一个极其活跃的领
域[2] .适宜的耕作、最佳的种植制度和良好的肥料
管理被认为是提高农业土壤有机碳储量潜力的最佳
方法[2-3] .中国农田耕作层土壤平均有机碳储量仅
为西方国家平均值的70% ~75% ,这种低土壤碳储
量的状况为未来中国农业土壤的碳储量提出了挑
战.已有研究表明,表现为土壤有机质增加的农业土
壤固碳可以达到增产与减排的双赢效应[3] . 这不但
被中国农业生产轨迹分析所支持[4],而且也被稻田
长期试验的生产力变化所证实[4-5] . 水稻土作为一
种特殊利用方式下形成的人为耕作土壤,具有较高
的碳密度和较大的固碳潜力[6-7],对缓解大气 CO2
浓度升高和应对气候变化有着不可忽视的作用. 为
了更好地了解陆地系统中 C 损失和储存的机制,在
概念上,人们把 SOC 分成不同的库. 土壤中大部分
的有机碳(60% ~ 70% )处于惰性库,其周转时间为
数百年到数千年;有 20% ~ 40%的土壤有机碳处在
慢库,其周转时间为数十年;<5%的土壤有机碳处
于快速循环的活性库中,其周转时间为数小时到数
月[8-9] .据报道,POC鄄C组分可用来估计慢库周转时
间[10] .用于评价微生物生物量 C(MBC)的方法可用
来估计 SOC 的活性组分[11],淹水培养后的矿化 C
(Cmin)与 MBC 密切相关,能说明 86%的变异性[12] .
长期试验表明,在湿润大陆气候条件下,作物轮作强
度从单季(玉米)增加到两季轮作(玉米鄄大豆)的
SOC固定量提高了 20 g·cm-2·a-1 [13] .在加拿大的
长期试验表明,良好施肥条件下的土壤 SOC 固定量
为 50 ~ 75 g·cm-2·a-1[14];而北部大平原的长期试
验表明,肥料 N 能提高作物残留物还田量,但 SOC
固定量没有增加[15] . 在管理水平良好的复种制度
中,有机肥与化肥配合施用可以增加土壤 C 的固
定.也有研究证明,有机肥不仅能改善土壤养分状
况,而且还可以提高 SOC 水平[16] .印度半干旱热带
地区玉米鄄小麦鄄豇豆轮作制的长期(30 年)肥料试
验表明,有机肥与 NPK 配合施用的 SOC 固定量可
以达到 997 kg C·hm-2[17] .近年来在中国亚热带气
候条件下的长期试验显示,20 ~ 30 年内以水稻为主
的二熟制和三熟制中,有机肥与化肥配合施用处理
的 C 固定量比单施 NPK 化肥处理明显增加[18] . 但
有关有机肥和化肥配合施用对中国亚热带地区双季
稻种植下 SOC 固定的影响研究较少. 研究表明,土
壤 SOC不能很好地表征对土壤管理措施的响应,它
只是一个矿化分解和合成平衡的结果,不能反映转
化速率[19] .而一些土壤活性 C 组分,如颗粒有机 C
(POC)、可矿化 C、微生物生物量 C和 KMnO4氧化 C
对土壤管理措施的响应比 SOC 更敏感[10,12,20] . 因
此,这些有机 C 组分可以作为 SOC 未来变化的指
标.在中国亚热带一些长期肥力试验中,也观察到猪
粪、稻草和化肥配合施用处理耕作层土壤(0 ~ 15
cm)SOC及其组分表现出明显的差异[21-22] . 在这些
研究的基础上,依托长期定位施肥试验,本文研究了
长期不同施肥措施对 30 年后 0 ~ 45 cm土层土壤中
SOC、POC 和 KMnO4 鄄C 变化的影响及 30 年期间
(1981—2010 年)不同有机物料输入 C 转变为 SOC
的效率;并利用 Jenkinson 经验公式预测 SOC 和维
持 SOC平衡所需的年 C输入量.
1摇 研究区域与研究方法
1郾 1摇 试验地点
试验在位于湖南省望城县黄金乡(28毅37忆 N,
112毅80忆 E,海拔 100 m)的农业部湖南耕地保育科学
观测实验站双季稻长期肥料试验点进行. 试验于
1981 年开始,1981—2010 年的年均降雨量为 1393
mm,年平均气温 18 益,年平均无霜期 300 d.供试土
壤为第四纪红土发育的水稻土(粉质轻粘土,土壤
3373 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 孙玉桃等: 长期施肥对双季稻种植下土壤有机碳库和固碳量的影响摇 摇 摇 摇 摇 摇
分类为普通简育水耕人为土). 试验开始前 0 ~ 45
cm土层土壤的基本性状见文献[5].
1郾 2摇 试验设计
该长期肥料试验共设 9 个处理,3 次重复,共 27
个小区,随机区组排列. 小区面积为 66. 7 m2,每个
小区之间用 30 cm 宽水泥埂隔开,区组之间的排水
沟宽度为 50 cm,区组之间用水泥埂隔开,以避免灌
溉水串灌和处理之间的交叉污染. 本研究选择其中
7 个处理进行试验:1) CK(不施任何肥料);2) NP
(施氮、磷化肥);3)NK(施氮、钾化肥);4)NPK(施
氮、磷、钾化肥);5)NK+PM(施氮、钾化肥+猪粪);
6)NP+RS(施氮、磷化肥+稻草);7)NPK+RS(施氮、
磷、钾化肥+稻草).氮、磷、钾化肥品种分别为尿素、
过磷酸钙和氯化钾. 在 1981—2010 年期间,氮肥按
早稻 150 kg N·hm-2和晚稻 180 kg N·hm-2施入;
磷肥按早、晚稻每季 38. 7 kg P·hm-2施入;钾肥按
早、晚稻每季 99. 6 kg K·hm-2施入;猪粪施用量按
每年 30 t·hm-2(含 C、N、P、K分别为 2376. 0、54. 0、
60. 6 和 34. 8 kg·hm-2)施入;稻草还田量按每年干
稻草 4. 2 t·hm-2 (含 C、N、P、K 分别为 1988. 0、
42郾 8、5. 6 和 109. 2 kg·hm-2)施入. 磷肥、钾肥、猪
粪和稻草在耕田时撒施,并混入土壤,氮肥分两次施
入:70%的氮在插秧前 1 d施入,余下 30%的氮在分
蘖始期施入.供试品种早稻为常规水稻品种,晚稻为
常规水稻品种或杂交水稻组合.从试验开始,早稻于
4 月底移栽,7 月中旬收获;晚稻于 7 月下旬移栽,10
月下旬收获.秧苗生长期为 30 ~ 35 d,然后把秧苗移
栽于试验小区.常规稻每穴栽插 4 ~ 5 株秧苗,杂交
稻每穴栽插 1 ~ 2 株秧苗,株行距 20 cm伊20 cm. 在
早、晚稻生长期间,田面灌溉水深保持在 5 ~ 8 cm,
水稻收获前 10 d 排水,冬季休闲,不进行灌溉和栽
培作物.其他田间管理措施与当地大田相同.
1郾 3摇 土壤样品采集
土壤样品于 2010 年 11 月 5 日(晚稻收获后 3
d)分别采自各处理小区. 取土之前,移走小区内的
稻草残留物,用土铲从每个小区中随机采取 10 个点
的土样,剥除土块外面直接与土铲接触而变形的土
壤.田间采集的原状土样装入硬质塑料盒内,确保在
运输过程中不受挤压,以保持原来结构.土样运回室
内后,在室温下风干,当土壤含水量达到土壤塑性
(含水量 25%左右)时,用手轻轻地把土块沿自然结
构面掰成直径约 1 cm的小块,以免受到机械压力而
变碎.除去粗根和小石块,风干后用于测定土壤物理
和化学性质.同时,分别从每个小区随机采取 12 个
土柱(内径 5 cm),土柱分为 0 ~ 15、15 ~ 30、30 ~ 45
cm的递增深度,运回室内,测定土壤容重.
为了计算进入土壤的 C 输入量,假设收获后留
在土壤中的作物根系是唯一来自作物的 C 源,把作
物生长期间分泌的代谢物排除在外. 为了估计留在
土壤中的根系量,从每个小区选择 3 个点挖出 0. 3
m伊0. 3 m面积的土壤,采样深度为 30 cm土层,用窄
平铲和手锯采集,小心用自来水冲洗,把来自土壤的
所有根系收集起来,烘干,称量. 记录相同处理小区
的水稻籽粒产量和稻草产量,以便计算地上部生物
量与根系比例,磨细并过 0. 15 mm筛,用于 C分析.
1郾 4摇 样品分析
1郾 4郾 1 土壤有机 C 和颗粒有机 C摇 0 ~ 15、15 ~ 30、
30 ~ 45 cm 土层土壤经磨细,过 2 mm 筛后,样品全
C用 C / N分析仪(Elementar Variomax CNS Analyser,
德国 Element公司,2003)测定,无机 C 用 High TOC
(域型)分析仪(德国 Element 公司)测定,全 C 与无
机 C之差即为有机 C.
0 ~ 15、15 ~ 30、30 ~ 45 cm土层土壤颗粒有机 C
按照 Cambardella和 Elliott[10]的方法测定.称取 10 g
土样,置于盛有 40 mL 六偏磷酸钠(5 g·L-1)的烧
杯中,浸泡过夜.用探针式超声波发生器(TYD鄄650,
上海之信仪器有限公司, 2001 ) 低能量 ( 170
J·min-1)超声 5 min. 然后将土壤悬浮液倒在 53
滋m筛中,所有颗粒物质通过 53 滋m筛子(粉粒和粘
粒)后,将留在筛子上的样品置于 70 益下烘干过
夜,过筛的土样放入玛瑙研钵内研磨,过 80 mm 筛.
粉末样品全 C用 C / N 分析仪测定,<53 滋m 部分的
无机 C 用 High TOC 分析仪测定,全 C 减去无机 C
即为有机 C,粉粒和粘粒级的有机 C(53 滋m)即为矿
物结合态有机 C. SOC 与矿物结合态有机 C 之差为
颗粒有机 C.
1郾 4郾 2 土壤 KMnO4 鄄C摇 称取约含 15 mg C并过 2 mm
筛的土样 ( 3 次平行 ), 置于含有 50 mL 167
mmol·L-1的 KMnO4溶液中,将离心管盖紧,在 25
益下震荡 1 h,然后以 2000 r·min-1离心 5 min,取上
清液用去离子水按 1 颐 25 稀释,然后在分光光度计
上比色(565 nm 波长),同时,设置空白样品并用上
述方法制作标准曲线. 根据 KMnO4浓度的变化,求
出样品的氧化有机 C (氧化过程中 1 mmol·L-1
KMnO4氧化 9 mg C).
1郾 5摇 数据计算
1郾 5郾 1 土壤有机 C 输入量的估算 摇 来源于水稻根
茬、稻桩、猪粪和稻草的 C量分别用下式估算:
437 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
RTC =RTM伊CR T伊BP (1)
STC =STM伊CST伊BP (2)
PMC =PMM伊CPM伊BP (3)
RSC =RSM伊CRS伊BP (4)
式中:RTC、STC、PMC和 RSC分别为根茬、稻桩、猪粪
和稻草输入的 C 量( t·hm-2·a-1);RTM、STM、PMM
和 RSM分别为返回土壤的根茬、稻桩、猪粪和稻草的
质量(t·hm-2 30·a-1);CR T、CST、CPM和 CRS分别为
返回土壤的根茬、稻桩、猪粪和稻草的含 C 量
(g·kg-1);BP为残留物施入 1 年后的腐殖化系数,
本文中根茬取 0. 42、稻桩 0. 24、猪粪 0. 32、稻草
0郾 25.
1郾 5郾 2 土壤固 C 量估算 摇 30 年后 0 ~ 45 cm 土层
SOC(POC、KMnO4 鄄C)的固 C 量(CSEQ i,t C·hm-2)
由下式计算:
CSEQ i =(C2010 i-C1981 i)伊Pb i伊Hi
式中:C2010 i为 30 年后 0 ~ 15、15 ~ 30、30 ~ 45 cm 土
层土壤含 C量(kg·hm-2);C1981 i为试验 1 年后 0 ~
15、 15 ~ 30、 30 ~ 45 cm 土 层 土 壤 含 C 量
(kg·hm-2);Pb i分别为 1981 和 2010 年水稻收获后
0 ~15、15 ~30、30 ~ 45 cm土层土壤容重(g·cm-3);
Hi 为 0 ~ 15、15 ~ 30、30 ~ 45 cm 土层厚度( cm).
SOC ( POC、 KMnO4 鄄C ) 固 C 量 的 年 固 定 量
(驻CR·a-1)由下式计算:
驻CR·a-1 =(CSEQ 0 ~ 15 cm+CSEQ 15 ~ 30 cm+
CSEQ 30 ~ 45 cm) / yrtreat (5)
式中:CSEQ 0 ~ 15 cm、CSEQ 15 ~ 30 cm、CSEQ 30 ~ 45 cm分别为 0 ~
15、15 ~ 30、30 ~ 45 cm土层土壤 SOC(POC、KMnO4 鄄
C)的固 C量;yrtreat为试验年数(30 a).
1郾 5郾 3 碳固定效率摇 SOC(POC、KMnO4 鄄C)固定效率
(CSE)用下式计算:
CSE=[(C2010-C1981)] / ERC伊100 (6)
式中:C2010 -C1981分别为 2010 年和 1981 年的 SOC
(POC、KMnO4 鄄C)固定量;ERC 表示 1981—2010 年
估算返回土壤的总 C量(t·hm-2).
1郾 5郾 4 碳模拟摇 返回土壤的 C和土壤本身 SOC的动
态用包括快分解库(库 F)和慢分解库(库 S)组成的
两个 C库计算.
每年 C输入量(A)进入快分解库(库 F),呼吸
为 CO2(矿化);在快分解库中,腐殖化(腐殖化速率
常数,h)后,每年有一部分 C 进入慢分解库(库 S).
在慢分解库中,每年有一部分 SOC腐解(腐解速率常
数,k)后被分解. SOC随时间(t)的变化用下式表示:
dCs / dt=hA-kCs (7)
式中:Cs是 2010 年库 S 中的 SOC;A 是 1981 年与
2010 年之间年均 C 输入量;t = 0 时,求解得到 Cs =
C0 .
Cs =hA / k+(C0-hA / k)e-kt (8)
式中:C0是 1981 年库 S 中试验之前的 SOC;h 是通
过参数的优化计算出来的;已知土壤的 k 值为
0郾 001.预测 Cs是通过使用 C0、h、k、A 和 t 从方程
(2)得到. 同时估算了保持 C0所需的 C 输入量
(AE).
AE = kC0 / h (9)
据报道,肥力试验中土壤腐植酸和黄腐酸的 C
惰性库不会受到影响[17] . 故假定布置在相似土壤、
气候、种植制度和栽培措施下的所有处理的 h 和 k
是相似的.通过回归提出了实测值和预测值之间的
关系.
1郾 6摇 统计分析
数据经 Excel 2003 软件整理后,采用 SPSS 13. 0
软件进行方差( one鄄way 和 two鄄way ANOVA)分析,
不同处理之间多重比较采用 Duncan新复极差法,然
后经 t 检验(琢 = 0. 05). 绘图用 Excel 2003 软件完
成.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 施肥对土壤有机碳库的影响
对不同施肥处理 SOC的分析结果(表 1)表明,
1981 年晚稻收获后(11 月 5 日),CK 0 ~ 45 cm土层
的 SOC储量为 69. 21 t·hm-2,单施化肥的 NP、NK
和 NPK 处理 SOC 储量只比 CK 分别增加 0郾 3% 、
0郾 2%和 1. 3% ,而化肥与猪粪、稻草配施的 NK+
PM、NP +RS 和 NPK+RS 处理分别增加了 1郾 4% 、
1郾 3%和 1. 3% ,各处理之间差异不显著. 随着试验
时间的推移,猪粪和稻草配合施用有助于通过提高
作物地上部生物产量固定大气 CO2进入到 SOC 库,
返回土壤的作物残体有机碳以土壤有机质的形式储
存起来.化肥与猪粪、稻草配施的 NK+PM、NP+RS 和
NPK+RS处理不仅根茬生物量高,而且作为有机质来
源的猪粪和稻草对 SOC储量的增加有很大贡献.
30 年后 (2010 年),非平衡施肥处理 ( NP 和
NK)0 ~ 45 cm土层的 SOC储量明显下降,这主要是
由于在过去的 30 年中,两个处理的水稻地上部生物
量(茎叶+籽粒)逐年递减,导致根茬生物量逐年减
少所致. 连续 30 年种植 60 季水稻之后,各处理
SOC储量从高到低的顺序为NK+PM>NPK+RS>NP
5373 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 孙玉桃等: 长期施肥对双季稻种植下土壤有机碳库和固碳量的影响摇 摇 摇 摇 摇 摇
表 1摇 不同施肥处理 0 ~ 45 cm土层有机 C(SOC)、颗粒有机 C(POC)和高锰酸钾氧化 C(KMnO4 鄄C)
Table 1摇 Soil organic C (SOC), particulate organic C (POC) and potassium permanganate oxidizable C (KMnO4 鄄C) in
0-45 cm soil layer under different fertilizer treatments ( t·hm-2)
处理
Treatment
SOC
1981 2010
POC
1981 2010
KMnO4 鄄C
1981 2010
CK 69. 21a 66. 59eE 6. 53eE 6. 32gG 13. 40bA 13. 44dD
NP 69. 41a 69. 01dD 6. 55eE 7. 01eE 13. 92 abA 15. 18cCD
NK 69. 33a 68. 78dD 6. 54eE 6. 70fF 13. 83 abA 15. 79cC
NPK 70. 10a 71. 40dD 6. 87dD 7. 45dD 14. 06abA 18. 13bB
NK+PM 70. 17a 84. 71aA 7. 88aA 8. 94aA 14. 68aA 21. 09aA
NP+RS 70. 11a 77. 60cC 7. 61cC 8. 34cC 14. 25aA 18. 49bB
NPK+RS 70. 13a 81. 38bB 7. 80bB 8. 72bB 14. 46aA 20. 09aAB
同列数据不同小、大写字母分别表示差异显著(P<0. 05)和极显著(P<0. 01) Different small and capital letters in the same column meant significant
difference at 0. 05 and 0. 01 levels, respectively.
+RS>NPK>NP>NK>CK. 30 年之后,NK+PM、NPK+
RS和 NP+RS 处理的 SOC 储量分别增加了 14. 54、
11. 25 和 7. 49 t · hm-2, NPK 处理增加了 1. 30
t·hm-2,而非平衡施肥的 NP、NK 处理和不施肥的
CK处理分别下降了 0. 40、0. 55 和 2. 62 t·hm-2 .总
体来看,单施 NPK化肥虽然增加了 SOC 储量,但远
低于化肥与猪粪、稻草配施处理,说明猪粪和稻草对
SOC储量起着非常重要的作用.
2郾 2摇 施肥对颗粒有机碳库的影响
不同施肥处理对 POC储量的影响明显(表 1).
1981 年,与 CK相比,单施化肥的 NP、NK和 NPK处
理的 POC 储量分别增加了 0. 3% 、0. 2%和 5. 2% ,
化肥与猪粪、稻草配施的 NK+PM、NP+RS 和 NPK+
RS处理分别增加了 20. 7% 、16. 5%和 19郾 5% .
30 年后,与 1981 年相比,除 CK 外,所有处理
0 ~ 45 cm土层的 POC储量均有增加. CK的 POC 储
量下降了 0. 21 t·hm-2,单施化肥的 NP、NK和 NPK
处理分别增加了 0. 46、0. 16 和 0. 58 t·hm-2,NK+
PM、NP+RS和 NPK+RS处理分别增加了 1. 06、0. 73
和 0. 92 t·hm-2 . NK+PM 处理的 POC 固定量高于
NP+RS和 NPK+RS处理.这主要是由于猪粪的分解
速率低于稻草的分解速率所致. 单施 NP、NK 和
NPK处理 POC储量的增加,是由于过去 30 年中这
些处理的根茬和稻桩生物量较 CK 增加,导致残留
于土壤的根茬有机 C多于 CK所致.
本研究中,NP、NK 和 NPK 处理 POC 储量的增
量主要来源于残留根茬有机 C 和微生物生物量 C.
根系凋落物的腐殖化系数高和生化难降解性大,有
利于土壤 POC的积累. NK+PM、NP+RS 和 NPK+RS
处理中的猪粪和稻草有机 C 的额外输入进一步增
加了这些处理的 POC储量.
2郾 3摇 施肥对 KMnO4 鄄C库的影响
施肥对 0 ~ 45 cm土层 KMnO4 鄄C 库的影响明显
(表 1). 1981 年晚稻收获后,单施化肥的 NP、NK 和
NPK 处理的 KMnO4 鄄C 储量较 CK 分别增加了
3郾 9% 、3. 2%和 4. 9% ,但与 CK间的差异不显著,而
NK+PM、NP+RS 和 NPK+RS 处理的 KMnO4 鄄C 储量
较 CK分别增加了 9郾 6% 、6. 3%和 7. 9% ,差异达到
显著水平,但与 NP、NK 和 NPK 处理间的差异不
显著.
30 年后,包括 CK 在内的所有处理的 KMnO4 鄄C
储量较 1981 年都表现出不同程度的增加,不同处理
间的 KMnO4 鄄C 储量增量差异很大. 非平衡施肥的
NP和 NK处理 KMnO4 鄄C 储量增量较少,平衡施肥
的 NPK处理 KMnO4 鄄C储量增量较多.化肥与猪粪、
稻草配施的 NK+PM、NP +RS 和 NPK+RS 处理的
KMnO4 鄄C储量增加趋势更加明显,特别是 NK+PM
处理的增量(6. 41 t·hm-2)显著高于其他处理. 不
同施肥处理 KMnO4 鄄C 的 C 固定量在 1 ~ 214
kg·hm-2· a-1 ( 表 2 ) . NK + PM 处 理 KMnO4 鄄C
表 2摇 不同施肥处理 0 ~ 45 cm 土层土壤有机 C(SOC)、颗
粒有机 C(POC)和高锰酸钾氧化 C(KMnO4 鄄C)中的 C 固
定量
Table 2 摇 Amount of C sequestered in soil organic C
(SOC), particulate organic C (POC) and potassium per鄄
manganate oxidizable C (KMnO4 鄄C) in 0-45 cm soil layer
under different fertilizer treatments (kg·hm-2·a-1)
处理
Treatment
SOC POC KMnO4 鄄C
CK -87 -7 1
NP -13 15 42
NK -18 5 65
NPK 43 19 136
NK+PM 485 35 214
NP+RS 250 24 141
NPK+RS 375 31 188
637 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
表 3摇 不同施肥处理返回土壤 C量和 C固定效率
Table 3摇 Estimated returns of C and C sequestration efficiency under different fertilizer treatments
处理
Treatment
还田 C量
Estimated return of C (t·hm-2·a-1)
根茬
Root
稻桩
Rice stubble
猪粪
Pig manure
稻草
Rice straw
总计
Total
C固定效率
C sequestration efficiency (% )
SOC POC KMnO4 鄄C
CK 0. 883 0. 025 0. 908 -9. 62 -0. 77 0. 15
NP 1. 370 0. 039 1. 409 -0. 95 1. 09 2. 98
NK 1. 169 0. 038 1. 207 -1. 52 0. 44 5. 41
NPK 1. 584 0. 049 1. 633 2. 65 1. 18 8. 31
NK+PM 1. 528 0. 048 2. 376 3. 952 12. 26 0. 89 5. 41
NP+RS 1. 533 0. 045 1. 988 3. 566 7. 00 0. 68 3. 96
NPK+RS 1. 678 0. 053 1. 988 3. 719 10. 08 0. 82 5. 05
的 C 固定量最高,其次是 NPK 处理,单施化肥处理
KMnO4 鄄C的 C固定量均低于化肥与猪粪、稻草配施
处理.
2郾 4摇 施肥对返回土壤 C量和固 C效率的影响
在连续 30 年 60 季水稻种植期间,年平均根茬
还田 C量从高到低的顺序为 NPK+RS>NPK>NP+RS
>NK+PM>NP>NK>CK(表 3).化肥与猪粪、稻草配
施处理的有机碳和氮、磷、钾养分输入量明显高于相
应单施化肥的 NP、NK 和 NPK 处理,这些增加的 C
和 N、P、K来自输入的有机物料、稻桩残留物和根茬
生物量.另外,猪粪和稻草除了为水稻生长发育提供
营养元素外,还可以为作物生长发育营造良好的土
壤环境.
各施肥处理之间输入土壤的 C 量存在明显差
异(表 3). NP 和 NK 处理 C 输入量仅为 1. 409 和
1郾 207 t·hm-2·a-1, NPK、NK+PM、NP+RS和 NPK+
RS 处理分别为 1. 633、 3. 952、 3. 566 和 3. 719
t·hm-2·a-1 .除了猪粪和稻草本身的贡献(分别为
2郾 376 和 1. 988 t·hm-2·a-1 )外,NK+PM、NP+RS
和 NPK+RS 处理比相应的 NK、NP 和 NPK 处理多
369、169 和 98 kg C·hm-2·a-1 .所有施肥处理 SOC
与 ERC之间均表现为线性关系(图 1). ERC 与 SOC
及其组分之间的回归方程为: SOC = 0. 171ERC +
62郾 207(R2 =0. 951),KMnO4 鄄C = 0. 062ERC+13. 074
(R2 =0. 820), POC = 0郾 025ERC + 5郾 864 ( R2 =
0郾 962). SOC方程的斜率参数最大(0. 171),其次是
KMnO4 鄄C方程(0. 062),POC 方程最小(0. 025). 说
明 SOC的 C腐殖化程度高,而 KMnO4 鄄C 和 POC 的
C腐殖化程度低.
摇 摇 碳固定效率(CSE)是指残留 C 转变为 SOC 的
效率.从表 3 可知,所有施肥处理 SOC 库中 CSE 变
动在-9. 6% ~12. 3% . NK+PM 处理 C 输入量最高,
其 SOC库中的 CSE也明显高于其他处理. C 输入量
低的 CK、NP和 NK处理的固 C量出现负值(表 2),
CSE也出现负值.
不同施肥处理 POC 的 C 固定效率从高到低的
顺序为 NPK>NP>NK+PM>NPK+RS>NP+RS>NK>
CK,NPK平衡施肥处理的 CSE 高于非平衡施肥的
NK和 NP处理. 不同施肥处理 KMnO4 鄄C 库的 C 固
定效率变化明显. NPK 处理的 CSE 最大(8. 3% );
CK由于年根茬生物量低,长期无外源有机碳的输
入,其 KMnO4 鄄C组分的 CSE 仅为 0. 2% ;化肥与猪
粪配施处理 KMnO4 鄄C 组分的 CSE 高于化肥与稻草
配施处理.
2郾 5摇 碳模拟
连续种植 30 年 60 季水稻后,CK 的 SOC 储量
比 1981 年种植 2 季水稻后的土壤 SOC 储量减少了
3. 8% ,NP、NK 和 NPK 处理的 SOC 储量分别比 CK
增加了 3. 6% 、3. 3%和 7. 2% . 化肥与猪粪、稻草配
施的 NK+PM、NP+RS 和 NPK+RS 处理的 SOC 储量
分别比CK增加了27 . 2% 、16 . 5%和22 . 2% . 通过
图 1摇 长期施肥条件下还田 C 量与土壤有机 C(SOC)、颗粒
有机 C(POC)和高锰酸钾氧化 C(KMnO4 鄄C)之间的关系
Fig. 1摇 Relationships between estimated return of C (ERC) and
soil organic C (SOC), particulate organic C (POC) and potas鄄
sium permanganate oxidizable C (KMnO4 鄄C) in a long鄄term fer鄄
tilizer experiment.
7373 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 孙玉桃等: 长期施肥对双季稻种植下土壤有机碳库和固碳量的影响摇 摇 摇 摇 摇 摇
表 4摇 2010 年实测和预测的 SOC及保持 1981 年 SOC水平
所需要的年 C输入量(AE)
Table 4摇 Observed and predicted SOC in 2010, and annual
C inputs required to maintain SOC in 1981 (AE)
处理
Treatment
预测 SOC
Predicted SOC
(t·hm-2)
实测 SOC
Observed SOC
(t·hm-2)
AE
(kg C·
hm-2·a-1)
CK 65. 33 66. 59 483
NP 71. 45 69. 01 442
NK 70. 45 68. 78 442
NPK 72. 14 71. 40 394
NK+PM 85. 45 84. 71 379
NP+RS 78. 34 77. 60 372
NPK+RS 82. 12 81. 38 373
猪粪(NK+PM)和稻草(NP+RS 和 NPK+RS)输入的
有机 C为 71. 28 和 59. 64 t·hm-2,而在连续种植 30
年 60 季水稻后,只有 14. 54、7. 49 和 11. 25 t·hm-2
的 C被固定在土壤中(表 1). 连续种植 30 年 60 季
水稻后,土壤有机 C( y)储量和总累积输入有机 C
(x,包括根茬、稻桩和猪粪或稻草)之间呈极显著相
关(y=0. 16x-6. 496,R2 =0. 978,P=0. 0008).
本研究腐殖化系数范围在 0. 21 ~ 0. 45,k 值范
围在 0. 0010·a-1 ~ 0. 0018·a-1之间. 在连续种植
30 年 60 季水稻期间,土壤本身 SOC 的 C 损失率为
1981 年的 3. 8% .表 4 给出了维持 C0(AE)所需的年
C输入量,可以看出,为了保持 1981 年土壤 SOC 水
平,CK维持 C0(AE)所需的年 C输入量最高,其次是
NP和 NK处理,NK+PM、NP+RS 和 NPK+RS 处理所
需年 C输入量比单施化肥处理少. NPK 处理虽然根
茬残体输入 1. 633 t C·hm-2·a-1,但未能带来 SOC
储量的显著变化.因此推算,390 kg C·hm-2·a-1的
临界量为中国南方双季稻种植区维持红壤水稻土有
机碳的最低量.
3摇 讨摇 摇 论
在南方亚热带稻鄄稻鄄冬闲种植制度下,长期不
施肥会造成土壤有机碳净储量减少(3. 8% ). 双季
稻栽培每年两次翻耕,扰动了土壤团聚体的分布和
稳定性[23],从而使土壤贮存的有机碳暴露氧化,导
致土壤有机碳储量减少. 据报道印度亚热带地区有
机碳减少的幅度更大(13% ~ 30% ) [17,24] .本试验土
壤有机碳减少幅度相对较低的原因为:第一,每年种
植两季水稻的 8 ~ 9 个月期间土壤保持淹水状态;第
二,冬闲(11 月至次年 3 月)期间,田间小区杂草生
长,每年可以为土壤提供一部分有机碳,这些条件可
能会延缓土壤有机碳氧化的速度. 化肥与猪粪或稻
草配施后,其相互叠加作用导致土壤有机碳显著增
加.此外,由于化肥与猪粪和稻草配施处理全年水稻
产量提高,大量的作物残体(稻桩、根茬生物量及根
系脱落物)留在土壤中,使有机碳含量增加.相关长
期试验也表明,化肥与猪粪、稻草和绿肥配合施用处
理的土壤有机碳储量明显增加[9,25] .
通过猪粪和稻草施入的 C 有 20. 5%和 18. 9%
被固定在 SOC库中. 本研究证明,猪粪中的 C 输入
土壤后抗分解的能力高于稻草,这是因为猪粪的腐
殖化系数低于稻草. 有研究报道,水稻土经过 13 ~
26 年肥料试验后,土壤有机碳较试验前均显著提
高[9] .本试验对不同施肥处理土壤的固 C 速率、年
均碳输入增量、年均碳输入量进行相关分析,发现不
同施肥处理土壤的固 C 速率均不同程度依变于碳
输入量.不同施肥处理下外源碳输入量的变化是造
成土壤固碳差异的主要原因,而化肥和有机肥配施
可以促进土壤对外源碳的固定.值得提出的是,集约
化种植下作物生产力的提高增加了进入土壤的植物
残体(根茬和稻桩)的数量,进而提高了土壤有机碳
的积累潜力.
SOC储量的变化和年输入土壤的有机碳量存在
线性关系(R2 =0. 967,P = 0. 001),说明即使种植 30
年后,通过猪粪、稻草(1. 988 和 2. 376 t C·hm-2·
a-1) 和作物残体 (根茬和稻桩, 0. 908 ~ 1. 731
t C·hm-2·a-1)施入较高的 C,本试验土壤仍有固
C能力,说明试验土壤的固 C潜力较大.
本研究中维持 C0(AE)所需的年 C输入量,高于
印度热带湿润气候条件下过去 30 年内水稻鄄黄麻鄄
水稻种植制度中的 AE 值 ( 238 kg C · hm-2 ·
a-1) [17] .为了维持试验开始时土壤有机碳的水平,
需要输入土壤的 C 数量因施肥处理不同而不同,范
围在 372 ~ 483 kg C·hm-2·a-1之间.在连续 30 年
种植 60 季水稻之后,尽管 NPK 处理输入 1. 633
t C·hm-2·a-1有机碳(根茬和稻桩),但与试验开
始时相比,SOC储量几乎没有发生明显变化,因此,
390 kg C·hm-2·a-1的输入量可能是维持 SOC 水
平的最低量,但需要更多相关研究进一步证实.
活性有机碳是指在一定的时空条件下,在土壤
中易分解矿化的那一部分有机碳,它们对土壤管理
措施的响应比全土壤有机碳更为敏感,在指示土壤
碳库的有效性和质量方面具有很高的灵敏度. 在本
研究中,除 CK 外,长期施用化肥,无论单施或与猪
粪、稻草配施,总体上均能提高红壤性水稻土的
POC和 KMnO4 鄄C 含量. 化肥与猪粪、稻草配施对
837 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
POC和 KMnO4 鄄C两种活性有机碳的促进作用已有
大量报道[21,23],除了直接施入有机物料外,对水稻
地上部生长的促进作用也间接提高了地下部根茬生
物量向土壤的归还[22],进而提高了土壤 POC 和
KMnO4 鄄C库的积累潜力. 这与其他报道[9]一致,可
能与猪粪和稻草中含有大量的养分及高活性有机碳
有关.
4摇 结摇 摇 论
连续 30 年种植 60 季水稻后,非平衡施肥(NP
和 NK)造成 SOC 的耗竭,NPK 平衡施肥可以保持
SOC水平,而化肥与猪粪、稻草长期配合施用可提高
SOC水平.在双季稻种植制度中,通过有机物料(猪
粪和稻草)输入土壤的 C的绝大部分(猪粪 80% ,稻
草 84% )被损失,只有一小部分被固定在土壤有机
碳库中,猪粪对 SOC 累积的效果好于稻草. 为了弥
补损失,维持土壤有机碳水平,每年最少需要施入土
壤 390 kg·hm-2有机物形态的 C. POC 和 KMnO4 鄄C
组分的固 C量和固 C效率低,其抵消温室气体排放
的潜力不如 SOC;SOC 的 C 累积大于 POC 和 KM鄄
nO4 鄄C组分的 C 累积;30 年后 CK 土壤有机 C 的年
损失量为 1981 年的 3. 8% ;在长期双季稻种植下,
NPK平衡施肥处理通过根茬加入的 C 量可以维持
SOC的平衡. Jenkinson方程可以用来预测南方水稻
土的 SOC储量.
参考文献
[1]摇 Zheng S鄄X (郑圣先), Liao Y鄄L (廖育林), Yang Z鄄P
(杨曾平), et al. Studies on fertility characteristics of
different productive paddy soil in double鄄rice copping re鄄
gions of Hunan Province. Plant Nutrition and Fertilizer
Science (植物营养与肥料学报), 2011, 17 ( 5 ):
1108-1121 (in Chinese)
[2]摇 Russell AE, Laird DA, Parkin TB, et al. Impact of ni鄄
trogen fertilization and cropping system on carbon se鄄
questration in midwestern Mollisols. Soil Science Society
of America Journal, 2005, 69: 413-422
[3]摇 Pan G鄄X (潘根兴), Zhao Q鄄G (赵其国). Study on
evolution of organic carbon stock in agricultural soils of
China: Facing the challenge of global change and food
security. Advances in Earth Science (地球科学进展),
2005, 20(4): 384-393 (in Chinese)
[4]摇 Pan GX, Smith P, Pan WN. The role of soil organic
matter in maintaining the productivity and yield stability
of cereals in China. Agriculture, Ecosystems and Envi鄄
ronment, 2009, 129: 344-348
[5]摇 Liao Y鄄L (廖育林), Zheng S鄄X (郑圣先), Nie J (聂
军), et al. Effects of long鄄term application of fertilizer
and rice straw on soil fertility and sustainability of a red鄄
dish paddy soil productivity. Scientia Agricultura Sinica
(中国农业科学), 2009, 42 (10): 3541 - 3550 ( in
Chinese)
[6]摇 Pan GX, Li LQ, Wu LS, et al. Storage and sequestra鄄
tion potential of topsoil organic carbon in China爷s paddy
soils. Global Change Biology, 2003, 10: 79-92
[7]摇 Xu Q (许 摇 泉), Rui W鄄Y (芮雯奕), He H (何 摇
航), et al. Characteristics and regional differences of
soil organic carbon density in farmland under different
land use patterns in China. Scientia Agricultura Sinica
(中国农业科学), 2006, 39 (12): 2505 - 2510 ( in
Chinese)
[8]摇 Pan G鄄X (潘根兴), Li L鄄Q (李恋卿), Zheng J鄄F (郑
聚锋), et al. Perspectives on cycling and sequestration
of organic carbon in paddy soils of China. Acta Pedolo鄄
gica Sinica (土壤学报), 2008, 45(5): 901-914 ( in
Chinese)
[9]摇 Zhou P (周摇 萍), Pan G鄄X (潘根兴), Li L鄄Q (李恋
卿), et al. SOC enhancement in major types of paddy
soils in a long鄄term agro鄄ecosystem experiment in south
China. V. Relationship between carbon input and soil
carbon sequestration. Scientia Agricultura Sinica (中国
农业科学), 2009, 42(12): 4260-4268 (in Chinese)
[10]摇 Cambardella CA, Elliott ET. Particulate soil organic
matter changes across a grassland cultivation sequence.
Soil Science Society of America Journal, 1992, 56: 777-
783
[11]摇 Wu J鄄S (吴金水), Lin Q鄄M (林启美), Huang Q鄄Y
(黄巧云), et al. Soil Microbial Biomass Methods and
Application. Beijing: China Meteorological Press, 2006
(in Chinese)
[12]摇 Liao Y鄄L (廖育林), Zheng S鄄X (郑圣先), Yang Z鄄P
(杨曾平), et al. Studies on microbiological and bio鄄
chemical properties in different productive paddy soil in
double鄄rice copping regions of Hunan Province. Journal
of Soil and Water Conservation (水土保持学报),
2010, 24(4): 222-228 (in Chinese)
[13]摇 West TO, Post WM. Soil organic carbon sequestration
rates by tillage and crop rotation: A global data analy鄄
sis. Soil Science Society of America Journal, 2002, 66:
1930-1946
[14]摇 Dumanski J, Desjardins RL, Tarnocai C, et al. Possi鄄
bilities for future carbon sequestration in Canadian agri鄄
culture in relation to land use changes. Climate Change,
1998, 40: 81-103
[15]摇 Halvorson AD, Wienhold BJ, Black AL. Tillage, nitro鄄
gen and cropping system effects on soil carbon sequestra鄄
tion. Soil Science Society of America Journal, 2002, 66:
906-912
[16]摇 Kanchikerimath M, Singh D. Soil organic matter and bi鄄
ological properties after 26 years of maize鄄wheat鄄cowpea
cropping as affected by manure and fertilization in cam鄄
bisol in semiarid region of India. Agriculture, Ecosystems
and Environment, 2001, 86: 155-162
[17]摇 Purakayastha TJ, Rudrappa L, Singh D, et al. Long鄄
term impact of fertilizers on soil organic carbon pools and
sequestration rates in maize鄄wheat鄄cowpea cropping sys鄄
9373 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 孙玉桃等: 长期施肥对双季稻种植下土壤有机碳库和固碳量的影响摇 摇 摇 摇 摇 摇
tem. Geoderma, 2008, 144: 370-378
[18]摇 Rui WY, Zhang WJ. Effect size and duration of recom鄄
mended management practices on carbon sequestration in
paddy field in Yangtze Delta Plain of China: A meta鄄
analysis. Agriculture, Ecosystems and Environment,
2010, 135: 199-205
[19]摇 Chan KY, Bowman A, Oates A. Oxidizible organic car鄄
bon fractions and soil quality changes in an Oxic Paleus鄄
talf under different pasture leys. Soil Science, 2001,
166: 61-67
[20]摇 Blair GJ, Lefroy RDB, Lisle L. Soil carbon fraction
based on their degree of oxidation and the development
of a carbon management index for agricultural systems.
Australian Journal of Agricultural Research, 1995, 46:
1456-1466
[21]摇 Wu X鄄D (吴小丹), Cai L鄄X (蔡立湘), Lu Y鄄H (鲁
艳红), et al. Effects of long鄄term fertilization systems
on soil labile organic matter and carbon management in鄄
dex of reddish paddy soil. Chinese Agricultural Science
Bulletin (中国农学通报), 2008, 24(12): 283-288
(in Chinese)
[22]摇 Lu Y鄄H (鲁艳红), Yang Z鄄P (杨曾平), Zheng S鄄X
(郑圣先), et al. Effects of long鄄term application of
chemical fertilizer, pig manure, and rice straw on chem鄄
ical and biochemical properties of reddish paddy soil.
Chinese Journal of Applied Ecology (应用生态学报),
2010, 21(4): 921-929 (in Chinese)
[23]摇 Xiang Y鄄W (向艳文), Zheng S鄄X (郑圣先), Liao Y鄄
L (廖育林), et al. Effects of long鄄term fertilization on
distribution and storage of organic carbon and nitrogen in
water鄄stable aggregates of red paddy soil. Scientia Agri鄄
cultura Sinica (中国农业科学), 2009, 42(7): 2415-
2424 (in Chinese)
[24]摇 Majumder B, Mandal B, Bandyopadhyay PK, et al. Or鄄
ganic amendments influence soil organic carbon pools
and rice鄄wheat productivity. Soil Science Society of
America Journal, 2008, 72: 775-785
[25]摇 Shen MX, Yang LZ, Yao YM, et al. Long鄄term effects
of fertilizer managements on crop yields and organic car鄄
bon storage of a typical rice鄄wheat agroecosystem of Chi鄄
na. Biology and Fertility of Soils, 2007, 44: 187-200
作者简介摇 孙玉桃,女,1963 年生,副研究员.主要从事农业
生态学与生态系统评价研究. E鄄mail: tfsnhjc@ 163. com
责任编辑摇 张凤丽
047 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷