長期不同施肥水田和旱地鐵氧化物對(duì)紅壤團(tuán)聚體有機(jī)碳固持特性的影響*

薛亦康,柳開樓,鄔磊,王斌,張文菊,徐明崗,李玉娥**,蔡岸冬**

(1.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所/農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)業(yè)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 北京 100081;2.江西省紅壤及種質(zhì)資源研究所/農(nóng)業(yè)農(nóng)村部酸化土改良與利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 南昌 331717;3.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所/耕地培育技術(shù)國家工程實(shí)驗(yàn)室 北京 100081;4.山西農(nóng)業(yè)大學(xué)生態(tài)環(huán)境產(chǎn)業(yè)技術(shù)研究院/土壤環(huán)境與養(yǎng)分資源山西省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 太原 030031)

農(nóng)田土壤有機(jī)碳是土壤的重要組成部分,不僅對(duì)土壤的水肥條件起著至關(guān)重要的作用,而且是全球陸地碳循環(huán)不可或缺的組成部分,土壤有機(jī)碳的動(dòng)態(tài)變化與全球氣候變化密切相關(guān)[1]。提升農(nóng)田土壤有機(jī)碳已成為農(nóng)業(yè)應(yīng)對(duì)氣候變化和助力國家“碳中和”的主要手段之一。土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性是土壤有機(jī)碳的關(guān)鍵指標(biāo),對(duì)土壤質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)的健康穩(wěn)定具有重要的影響[2]。穩(wěn)定的土壤團(tuán)聚體有利于形成良好的土壤結(jié)構(gòu),為作物生長提供適宜的生長環(huán)境[3],保持并積累有機(jī)質(zhì)和養(yǎng)分,提高農(nóng)田土壤有機(jī)碳和土壤肥力[4],減少土壤的侵蝕和流失,維護(hù)土壤生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性,保護(hù)土壤中的微生物群落和生物多樣性[5]。土壤團(tuán)聚體的組成影響土壤通氣透水性。土壤團(tuán)聚體中的有機(jī)物和礦物質(zhì)能夠提高土壤的持水能力,同時(shí)增強(qiáng)土壤的通氣性[6],并且提高土壤中的氧氣含量,促進(jìn)土壤中微生物的生長和活動(dòng)。研究土壤團(tuán)聚體的組成和穩(wěn)定性對(duì)于提高農(nóng)田土壤有機(jī)碳具有重要意義。明確農(nóng)田土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性及其調(diào)控機(jī)制是快速高效提升土壤有機(jī)碳的前提[7]。土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性主要取決于其物理化學(xué)保護(hù)作用,而鐵氧化物通過與土壤有機(jī)碳絡(luò)合形成穩(wěn)定的有機(jī)無機(jī)復(fù)合體,被認(rèn)為是土壤有機(jī)碳的“銹匯”[8]。鐵氧化物主要通過以下幾個(gè)方面調(diào)控土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性: 1)鐵氧化物通過其巨大的比表面積和較強(qiáng)的化學(xué)活性與土壤有機(jī)碳結(jié)合,形成礦物有機(jī)復(fù)合體,改變有機(jī)碳在土壤中的溶解、遷移、轉(zhuǎn)化及其生物有效性[9];2)鐵氧化物通過改善團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)促進(jìn)有機(jī)碳的復(fù)合包裹,阻礙了有機(jī)碳與土壤微生物和土壤酶的接觸,從而減緩了土壤有機(jī)碳礦化過程[10];3)有機(jī)肥、根系分泌物等活性有機(jī)碳組分通過活化鐵氧化物形態(tài)影響土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性[11];4)鐵氧化物通過氧化還原過程調(diào)控土壤有機(jī)碳的降解,進(jìn)而影響其穩(wěn)定性[12]。

鐵氧化物的存在形態(tài)、土地利用、施肥措施和活性有機(jī)碳組分是決定鐵氧化物對(duì)土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性影響強(qiáng)弱的主要因素[13]。鐵氧化物的形態(tài)包括無定形鐵氧化物、游離態(tài)鐵氧化物和絡(luò)合態(tài)鐵氧化物,其中,無定形鐵氧化物具有活性較高和比表面積較大的特征,游離態(tài)鐵氧化物是土壤中排除在層狀硅酸鹽組成部分之外的鐵,絡(luò)合態(tài)鐵氧化物則能與土壤腐殖質(zhì)形成絡(luò)合物[14]。氧化鐵不同形態(tài)的轉(zhuǎn)化會(huì)影響其與土壤有機(jī)碳結(jié)合,從而促進(jìn)或抑制土壤有機(jī)碳的固持,進(jìn)而影響土壤碳循環(huán)[12,15-16]。相對(duì)于旱地,水稻(Oryza sativa)種植期間的淹水厭氧環(huán)境使稻田土壤的氧化還原電位降低,氧化還原過程促進(jìn)鐵的活化和重結(jié)晶,導(dǎo)致了土壤絡(luò)合態(tài)鐵氧化物含量下降,同時(shí)無定形鐵氧化物大幅度增加,促進(jìn)了土壤中鐵氧化物的活化,活化后的鐵氧化物因其巨大的比表面積和較強(qiáng)的表面化學(xué)活性,能夠形成穩(wěn)定的土壤團(tuán)聚體和吸附大量的有機(jī)物質(zhì)[17];在稻田排水期二價(jià)還原態(tài)鐵轉(zhuǎn)化為無定型氧化鐵,促進(jìn)其與土壤溶液中可溶性有機(jī)碳絡(luò)合,增強(qiáng)了土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性[18]。施肥可以通過向土壤中輸入不同的養(yǎng)分和外源碳,引起土壤屬性和土壤微生物群落組成的變化,從而導(dǎo)致土壤中鐵氧化物形態(tài)發(fā)生改變,例如:長期施用有機(jī)肥會(huì)增加土壤中無定形和游離態(tài)鐵氧化物,而化肥能通過降低土壤pH 增加土壤中絡(luò)合態(tài)鐵氧化物[19]。由于土壤有機(jī)碳是由不同理化性質(zhì)和結(jié)構(gòu)的碳組分組成,土地利用和施肥措施等通過影響土壤團(tuán)聚體形成和分配,改變對(duì)不同形態(tài)有機(jī)碳的保護(hù)和分解轉(zhuǎn)化過程,但不同形態(tài)鐵氧化物在其中的作用仍不清楚。

近年來,越來越多的水田被改為旱地,這種土地利用方式轉(zhuǎn)變主要發(fā)生在我國南方紅壤區(qū),該區(qū)域土壤中含有大量不同形態(tài)的鐵氧化物,對(duì)土壤有機(jī)碳的轉(zhuǎn)化和穩(wěn)定起到重要作用。本文以我國南方相同母質(zhì)發(fā)育的紅壤性旱地和水田長期施肥定位試驗(yàn)站為依托,從土壤團(tuán)聚體角度出發(fā),研究長期不同施肥措施下水田和旱地不同形態(tài)鐵氧化物與土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳之間的內(nèi)在聯(lián)系,不僅有利于了解土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定機(jī)制和提升土壤有機(jī)碳含量,也可為農(nóng)田水旱轉(zhuǎn)變提供科學(xué)指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

本研究選用江西省進(jìn)賢縣境內(nèi)的旱地和稻田兩個(gè)長期不同施肥定位試驗(yàn),其土壤均為第四紀(jì)紅黏土發(fā)育的紅壤,兩試驗(yàn)點(diǎn)均位于江西省紅壤研究所內(nèi)(116°17'23"E,28°35'15"N)。該地區(qū)屬于亞熱帶氣候區(qū),年平均氣溫為18.1 ℃,≥10 ℃的積溫為6480℃,年平均降水量為1537 mm,年平均蒸發(fā)量為1150 mm,無霜期為289 d,年日照時(shí)數(shù)為1950 h。旱地長期不同施肥定位試驗(yàn)始于1986 年,土壤初始基本理化性狀為: pH 6.0,有機(jī)碳9.39 g·kg-1、全氮0.89 g·kg-1、全磷0.62 g·kg-1、全鉀11.36 g·kg-1、堿解氮60.3 mg·kg-1、速效磷12.9 mg·kg-1和速效鉀102 mg·kg-1。種植制度為春玉米(Zea mays)-秋玉米-冬閑。水田長期不同施肥定位試驗(yàn)始于1981 年,土壤初始基本理化性狀為: pH 6.9,有機(jī)碳16.3 g·kg-1、全氮1.49 g·kg-1、全磷0.49 g·kg-1、全鉀12.5 g·kg-1、堿解氮144 mg·kg-1、有效磷9.50 mg·kg-1和速效鉀81.2 mg·kg-1。種植制度為早稻-晚稻-冬閑。

1.2 施肥處理

分別從長期施肥定位水田(始于1981 年)和旱地(始于1986 年)試驗(yàn)處理中選取不施肥(CK)、單施氮肥(N)、施用氮磷鉀化肥(NPK)、氮磷鉀化肥+有機(jī)肥(NPKM)等4 個(gè)處理進(jìn)行研究。旱地和水田長期試驗(yàn)的小區(qū)面積分別為22.2 m2和46.7 m2,每個(gè)處理均為3 次重復(fù),田間隨機(jī)排列。所施用的化學(xué)肥料中氮肥、磷肥和鉀肥分別為尿素(含N 46%)、鈣鎂磷肥(含P2O512%)、氯化鉀(含K2O 60%)。其中磷肥和鉀肥均作基肥一次性施入;旱地氮肥2/3 作基肥,1/3 在苗期追肥;水田氮肥1/2 作基肥,1/2 在返青期追肥。旱地試驗(yàn)中所用有機(jī)肥均為新鮮豬糞(含水率為70%)。水田試驗(yàn)中所用有機(jī)肥為紫云英(Astragalus sinicus)(早稻)和新鮮豬糞(晚稻)。紫云英(烘干基)氮、磷和鉀含量分別為 340 g·kg-1、4.0 g·kg-1和6.0 g·kg-1,豬糞(烘干基)氮、磷和鉀含量分別為4.5 g·kg-1、3.5 g·kg-1和5.0 g·kg-1。有機(jī)肥全部作為基肥施入。所有處理的秸稈全部移除。旱地和水田試驗(yàn)各處理的具體施肥量見表1。

表1 各處理化肥和有機(jī)肥年均施用量Table 1 Annualapplication amountsofchemicalfertilizers and organic fertilizer ineachtreatmentkg·hm-2·a-1

1.3 樣品采集及測(cè)定

土壤樣品于2020 年11 月中旬采集。旱地土壤樣品在秋玉米收獲后采集,稻田土壤樣品在晚稻收獲后采集。用直徑5 cm 土鉆鉆取表層土壤(0～20 cm)樣品,每個(gè)小區(qū)按照“S”形隨機(jī)采集5 個(gè)小樣,混勻作為該小區(qū)混合土壤樣品[20]。

為減少團(tuán)聚體分級(jí)時(shí)對(duì)土壤團(tuán)聚體的破壞并保留各團(tuán)聚體中水溶性物質(zhì),土壤團(tuán)聚體分級(jí)采用沙維諾夫干篩法[21],具體步驟如下: 將土壤樣品中大土塊按其結(jié)構(gòu)輕輕剝開,所有土壤樣品均過8 mm 的篩子,挑去石塊、石礫及明顯的有機(jī)物質(zhì),放在紙上風(fēng)干。每次稱取上述待分級(jí)的土壤樣品50 g,放入由上到下孔徑依次為2 mm 和0.25 mm 的土篩上,底層安放底盒,以收取粒徑小于0.25 mm 的土壤樣品,套篩頂部有篩蓋。放好土壤樣品的篩套用振蕩式篩分儀在最大功率下振蕩3 min,然后從上部依次取篩,將各級(jí)網(wǎng)篩的土樣分別收集稱重并記錄,得到土壤大團(tuán)聚體(＞2 mm)、土壤小團(tuán)聚體(0.25～2 mm)和土壤微團(tuán)聚體(＜0.25 mm)。各粒級(jí)土壤團(tuán)聚體碾磨過0.25 mm 篩后,用元素分析儀(利曼公司,EA3000)測(cè)定大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體中的有機(jī)碳含量。

土壤團(tuán)聚體中可溶性有機(jī)碳測(cè)定: 稱取土壤團(tuán)聚體樣品4 g,按照水土比5∶1 加入超純水20 mL,25 ℃下250 r·min-1旋轉(zhuǎn)振蕩1 h,在離心機(jī)上以4000 r·min-1離心20 min,過0.45 μm 濾膜,取上清液。采用總有機(jī)碳氮分析儀(MultiN/C3100,德國耶拿)測(cè)定土壤可溶性有機(jī)碳含量。

游離態(tài)鐵氧化物采用連二亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-重碳酸鈉法提取: 稱取過0.25 mm 篩的土樣0.5 g于50 mL 帶蓋離心管中,先加入30 mL 提取劑(0.27 mol·L-1檸檬酸三鈉和0.11 mol·L-1碳酸氫鈉混合溶液,pH=7.3,稀鹽酸調(diào)節(jié)),80 ℃水浴預(yù)熱15 min,加入0.5 g 連二亞硫酸鈉粉末,保溫15 min (期間不斷振蕩),然后4000 r·min-1離心10 min,將上清液倒于250 mL 容量瓶中,向固體殘?jiān)屑尤?0 mL 超純水,搖勻,離心,上清液倒入對(duì)應(yīng)的容量瓶,清洗步驟重復(fù)5 次,將容量瓶定容待測(cè)。無定形鐵氧化物采用草酸銨緩沖溶液提取: 稱取過0.25 mm 篩的風(fēng)干土樣1.0 g置于100 mL 錐形瓶中,在20～25 ℃時(shí)按土液比1∶50 加入50 mL 草酸銨緩沖液(0.2 mol·L-1草酸銨緩沖液,pH=3～3.2,稀草酸和氨水調(diào)節(jié)),密封后放入黑紅布袋中,在振蕩機(jī)上避光振蕩(180 r·min-1) 2 h(或4 h),然后將溶液轉(zhuǎn)移至離心管中4000·r·min-1離心10 min,過濾到小白瓶中待測(cè)。絡(luò)合態(tài)鐵氧化物采用焦磷酸鈉溶液提取: 稱取過0.25 mm 的風(fēng)干土樣2.0 g 于100 mL 白瓶中,在20～25 ℃時(shí)按土液比1∶20 加入40 mL 焦磷酸鈉提取劑(0.1 mol·L-1焦磷酸 鈉,pH=10,NaOH 或磷酸調(diào)節(jié)),搖 床(180 r·min-1)16 h 后在離心機(jī)上4000 r·min-1離心5 min,取上清液過濾后作為待測(cè)液。所有待測(cè)液稀釋5 倍后,用ICPOES(5110,安捷倫公司,美國)測(cè)定。

鐵氧化物含量按照下式計(jì)算:

式中:ω(Fe)為土壤中氧化鐵含量(mg·kg-1),ρ為從鐵標(biāo)準(zhǔn)曲線查得的鐵濃度(mg·L-1),V為顯色時(shí)的定容體積(mL),5 為分取倍數(shù),m為土樣質(zhì)量(g)。

將單位重量的不同粒級(jí)團(tuán)聚體中的土壤有機(jī)碳含量(g·kg-1)、土壤可溶性有機(jī)碳含量(mg·kg-1)和土壤鐵氧化物含量(g·kg-1)乘以干篩法獲得的團(tuán)聚體質(zhì)量比例(%),換算為單位重量土壤中不同粒級(jí)團(tuán)聚體的有機(jī)碳含量(g·kg-1)、可溶性有機(jī)碳含量(mg·kg-1)和土壤鐵氧化物含量(g·kg-1),分析長期不同施肥的水田和旱地單位重量土壤中不同粒級(jí)團(tuán)聚體的有機(jī)碳含量、可溶性有機(jī)碳含量及土壤鐵氧化物的關(guān)系。

土壤鐵活度按照下式計(jì)算:

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)分析和作圖利用Excel 2016、SPSS 25.0 和Origin 2016 完成。采用單因素方差分析和Duncan法比較旱地和水田不同施肥處理下土壤各團(tuán)聚體中有機(jī)碳含量、可溶性有機(jī)碳含量、無定形鐵氧化物含量、游離態(tài)鐵氧化物含量、絡(luò)合態(tài)鐵氧化物含量和鐵活度的差異性(P＜0.05)。圖表中數(shù)值均為平均值。

2 結(jié)果與分析

2.1 長期不同施肥處理下土壤團(tuán)聚體質(zhì)量分配比例

長期不同施肥處理顯著影響旱地和水田條件下土壤團(tuán)聚體質(zhì)量分配比例(圖1)。旱地條件下,與CK 相比,NPK 和NPKM 處理均顯著降低了土壤大團(tuán)聚體(＞2 mm)的質(zhì)量比例,均顯著增加了土壤小團(tuán)聚體(0.25～2 mm)和土壤微團(tuán)聚體(＜0.25 mm)的質(zhì)量比例(P＜0.05)。水田條件下,與CK 相比,N、NPK和NPKM 處理土壤大團(tuán)聚體的質(zhì)量比例分別降低了4.18%、3.12%和9.60% (P＜0.05),土壤小團(tuán)聚體的質(zhì)量比例分別增加了2.30%、3.30%和5.36% (P＜0.05);NPKM 處理下土壤微團(tuán)聚體的質(zhì)量比例為14.54%,顯著高于其他處理(P＜0.05)。

圖1 不同施肥處理旱地(A)和水田(B)土壤各粒級(jí)團(tuán)聚體的質(zhì)量比例Fig.1 Mass ratios of soil aggregates with different sizes in the upland (A) and paddy (B) soils under long-term different fertilization treatments

2.2 長期不同施肥處理下土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量

表2 表明水田各粒級(jí)土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量均高于旱地,并且有機(jī)肥施用可以提升水田各粒級(jí)土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量。水田土壤中大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體的平均有機(jī)碳含量分別為8.21 g·kg-1、7.65 g·kg-1和2.08 g·kg-1,是旱地的2.81 倍、1.15 倍和1.56 倍(表2)。旱地各粒級(jí)土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量表現(xiàn)為: 小團(tuán)聚體＞大團(tuán)聚體＞微團(tuán)聚體;NPKM 處理下土壤小團(tuán)聚體的有機(jī)碳含量為8.79 g·kg-1,顯著高于CK、N 和NPK (P＜0.05),后三者之間無顯著差異;與CK 相比,N、NPK 和NPKM 處理均顯著增加了土壤微團(tuán)聚體的有機(jī)碳含量(P＜0.05),分別提高20.6%、50.5%和77.3%。水田土壤中大和小團(tuán)聚體的有機(jī)碳含量高于微團(tuán)聚體;與CK 相比,NPK 和NPKM 處理均能增加土壤各團(tuán)聚體中的有機(jī)碳含量。其中,NPK 處理下土壤大團(tuán)聚體有機(jī)碳含量的增加幅度(19.9%)高于NPKM (13.5%),而NPKM 處理下土壤中的小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體的有機(jī)碳含量的增加幅度分別為63.4%和108.4%,明顯高于NPK 處理的增幅 (35.3%和25.8%)。

表2 長期不同施肥下旱地和水田土壤各粒級(jí)團(tuán)聚體中有機(jī)碳含量Table 2 Organic carbon contents of soil aggregates with different sizes in upland and paddy soils under long-term different fertilization treatments g·kg-1

2.3 長期不同施肥處理下土壤團(tuán)聚體可溶性有機(jī)碳含量及其與土壤有機(jī)碳的關(guān)系

表3 表明水田土壤各團(tuán)聚體可溶性有機(jī)碳含量均高于旱地,且有機(jī)肥施用可以顯著提升水田和旱地各粒級(jí)土壤團(tuán)聚體可溶性有機(jī)碳含量。水田土壤的大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體中的平均可溶性有機(jī)碳含量分別為70.72 mg·kg-1、79.83 mg·kg-1和30.29 mg·kg-1,是旱地的9.7 倍、3.7 倍和5.2 倍(表3)。對(duì)于旱地而言,NPKM 處理下土壤大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體中的可溶性有機(jī)碳含量分別為16.08 mg·kg-1、46.11 mg·kg-1和12.82 mg·kg-1,顯著高 于CK、N 和NPK (P＜0.05);與CK 相比,N 處理顯著降低土壤大團(tuán)聚體中的可溶性有機(jī)碳含量,NPKM 顯著增加了土壤大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體中的可溶性有機(jī)碳含量(P＜0.05)。對(duì)于水田而言,NPKM處理下土壤中的大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體中的可溶性有機(jī)碳含量分別為98.20 mg·kg-1、130.30 mg·kg-1和50.39 mg·kg-1,顯著高于CK、N 和NPK (P＜0.05);與CK 相比,N 處理并沒有顯著改變土壤各粒級(jí)團(tuán)聚體可溶性有機(jī)碳含量,NPK 處理顯著降低了土壤微團(tuán)聚體中的可溶性有機(jī)碳含量(P＜0.05)。

旱地土壤中的大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體總有機(jī)碳與可溶性有機(jī)碳含量呈顯著的正相關(guān)關(guān)系(P＜0.01,圖2),其斜率分別為21.59、9.90 和12.20。水田土壤中的小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體總有機(jī)碳與可溶性有機(jī)碳含量呈顯著的正相關(guān)關(guān)系(P＜0.01,圖2),其斜率分別為15.00 和17.93。不同處理間有機(jī)碳與可溶性有機(jī)碳線性相關(guān)的斜率差異表明不同粒級(jí)團(tuán)聚體土壤可溶性有機(jī)碳對(duì)土壤有機(jī)碳的敏感性不同。

圖2 長期不同施肥處理下旱地和水田各粒級(jí)團(tuán)聚體中土壤有機(jī)碳與土壤可溶性有機(jī)碳的關(guān)系Fig.2 Relationship between organic carbon and dissolved organic carbon in soil aggregates with different sizes in upland and paddy under long-term different fertilization treatments

2.4 長期不同施肥處理下土壤鐵氧化物含量

旱地土壤小團(tuán)聚體不同鐵氧化物含量和鐵活度高于大團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體(表4)。與CK 相比,N 和NPK 處理顯著增加了土壤各粒級(jí)團(tuán)聚體中的絡(luò)合態(tài)鐵氧化物含量(P＜0.05)。NPKM 處理下土壤大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體中的無定形鐵氧化物含量顯著高于CK、N 和NPK 處理。NPK 處理下土壤大團(tuán)聚體中的游離態(tài)鐵含量顯著低于CK、N 和NPKM。與CK 相比,NPKM 處理土壤大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體中的鐵活度分別提高52.6%、116.6%和301.3% (P＜0.05);NPK 處理土壤大團(tuán)聚體和小團(tuán)聚體中的鐵活度分別提高46.5%和76.8% (P＜0.05)。整體而言,隨著土壤團(tuán)聚體粒徑的增加,鐵氧化物含量表現(xiàn)為先增加后降低的趨勢(shì)。

表4 長期不同施肥處理下旱地和水田土壤各團(tuán)聚體中的各種鐵氧化物含量和鐵活度Table 4 Iron oxide contents and iron activities of soil aggregates with different sizes in upland and paddy under long-term different fertilization treatments

對(duì)于水田而言,土壤微團(tuán)聚體中的鐵氧化物含量和鐵活度明顯低于大團(tuán)聚體和小團(tuán)聚體(表4)。NPKM 處理下土壤微團(tuán)聚體中的絡(luò)合態(tài)鐵氧化物含量顯著高于CK、N 和NPK (P＜0.05)。NPKM 處理下土壤中的大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體中的無定形鐵氧化物含量顯著高于CK、N 和NPK (P＜0.05);與CK 相比,NPK 處理均能顯著增加土壤各粒級(jí)團(tuán)聚體中的無定形鐵氧化物含量(P＜0.05)。N、NPK和NPKM 處理下土壤大團(tuán)聚體和小團(tuán)聚體中的游離態(tài)鐵氧化物含量無顯著差異;與CK 相比,NPKM 處理顯著增加了土壤各團(tuán)聚體中的游離態(tài)鐵氧化物含量,N 處理顯著增加了土壤微團(tuán)聚體中的游離態(tài)鐵氧化物含量(P＜0.05)。與CK 相比,NPKM 處理土壤小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體中的鐵活度分別提高125.9%和252.7% (P＜0.05),N 和NPK 處理顯著降低土壤大團(tuán)聚體中的鐵活度,顯著增加土壤微團(tuán)聚體中的鐵活度(P＜0.05)。

2.5 長期不同施肥處理下土壤鐵氧化物與土壤有機(jī)碳的關(guān)系

對(duì)于旱地而言,僅土壤無定形鐵氧化物含量與土壤有機(jī)碳含量之間存在顯著相關(guān)關(guān)系(表5)。土壤小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體無定形鐵氧化物含量與土壤有機(jī)碳含量呈顯著的正相關(guān)關(guān)系,其斜率分別為0.64 和0.45;土壤大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體的無定形鐵氧化物含量與土壤可溶性有機(jī)碳含量均呈顯著正相關(guān)關(guān)系,其斜率分別為10.33、7.36 和7.34。對(duì)于水田而言,土壤大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體的游離態(tài)鐵氧化物含量與土壤有機(jī)碳含量均呈顯著正相關(guān)關(guān)系,其斜率分別為0.29、0.84 和1.19;土壤微團(tuán)聚體中的游離態(tài)鐵氧化物含量與土壤可溶性有機(jī)碳含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系,其斜率為23.12。土壤小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體的無定形鐵氧化物含量與土壤有機(jī)碳含量均呈顯著正相關(guān)關(guān)系;土壤大團(tuán)聚體、小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體無定形鐵氧化物含量與土壤可溶性有機(jī)碳含量均呈顯著正相關(guān)關(guān)系,其斜率分別為15.30、17.91 和13.78。整體而言,無定形鐵氧化物對(duì)旱地土壤碳起到一定固持作用,游離態(tài)鐵氧化物在水田土壤固碳中扮演重要作用(圖3)。

3 討論

土壤有機(jī)碳是土壤肥力的核心,明確土壤有機(jī)碳的固持機(jī)理是提升農(nóng)田土壤肥力的核心之一[22]。本研究表明,水田大團(tuán)聚體中有機(jī)碳含量顯著高于旱地,其原因可能有以下兩點(diǎn): 1)水稻的根系分泌物、根茬等外源有機(jī)物料中碳輸入量高于旱地作物[23],而且水田條件下外源有機(jī)物料的腐殖化系數(shù)(35%)明顯高于旱地,尤其是玉米田(28%)[24];根據(jù)土壤團(tuán)聚體形成理論,未被分解的外源有機(jī)物料會(huì)被土壤大團(tuán)聚體包裹,從而有利于水田土壤大團(tuán)聚體有機(jī)碳含量的提高[4]。2)外源有機(jī)物料中的碳被土壤團(tuán)聚體包裹后以顆粒態(tài)的形式存在于土壤孔隙中,相對(duì)于小團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體,大團(tuán)聚體孔隙度較高,微生物活性較高,但在淹水條件下,水田大團(tuán)聚體的孔隙度比旱地顯著降低,微生物活性也較低,較低的微生物活性將直接阻礙分解進(jìn)程,從而有利于水田土壤大團(tuán)聚體有機(jī)碳的累積[25]。

已有研究表明,施用化肥或有機(jī)肥對(duì)土壤各粒級(jí)團(tuán)聚體有機(jī)碳含量高于[26]、低于[27]以及無異于[28]不施肥處理,說明不同粒級(jí)土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量對(duì)施肥的敏感程度不同。本研究表明水田的化肥配施有機(jī)肥處理各粒級(jí)團(tuán)聚體有機(jī)碳含量均顯著高于不施肥處理,其可能的原因有以下2 點(diǎn): 1)與不施肥相比,化肥施用在提高作物產(chǎn)量的同時(shí)也增加了地下生物量,促進(jìn)了根的周轉(zhuǎn)從而增加了有機(jī)碳含量[29]。2)有機(jī)肥施用不僅直接輸入了有機(jī)碳,并且能夠改善土壤養(yǎng)分狀況,提高土壤微生物多樣性以及酶活性,進(jìn)而提升土壤有機(jī)碳含量[30]。

土壤可溶性有機(jī)碳主要來源于植物凋落物、土壤腐殖質(zhì)、微生物和根系及其分泌物,是土壤活性碳庫,表征短期土壤肥力。李忠佩等[31]研究結(jié)果表明水田土壤可溶性有機(jī)碳高于旱地。本研究表明,水田土壤各團(tuán)聚體中可溶性有機(jī)碳均顯著高于旱地(表3,P＜0.05),與前人結(jié)論一致。其原因可能有以下3 點(diǎn): 1)與旱地相比,水田常處于干濕交替狀態(tài),這一過程促進(jìn)了土壤有機(jī)碳的分解,從而形成了更多的土壤可溶性有機(jī)碳[32]。2)土壤可溶性有機(jī)碳是微生物重要的物質(zhì)和能量來源,水田中的微生物活性低,有利于土壤可溶性有機(jī)碳的累積。3)水田和旱地長期定位試驗(yàn)起始土壤的有機(jī)碳含量本身存在差異。與旱地相比,水田起始土壤具有較高的土壤有機(jī)碳,這種起始土壤間的有機(jī)碳含量差異可能使得水田可溶性有機(jī)碳含量高于旱地。本研究還發(fā)現(xiàn),相對(duì)于CK,單施氮肥顯著降低旱地土壤大團(tuán)聚體中可溶性有機(jī)碳含量,原因可能是土壤大團(tuán)聚體的微生物活性高,單施氮肥會(huì)誘導(dǎo)微生物群落的改變,在充足的氮素供應(yīng)下,土壤微生物會(huì)優(yōu)先利用土壤大團(tuán)聚體中的可溶性有機(jī)碳以滿足自身的生長[33]。

由于土壤團(tuán)聚體的異質(zhì)性,不同形態(tài)的鐵氧化物在不同土壤團(tuán)聚體中的分布存在顯著差異[34]。本研究結(jié)果表明,大團(tuán)聚體中的鐵氧化物含量低于小團(tuán)聚體,而微團(tuán)聚體中鐵氧化物含量最低,驗(yàn)證了小團(tuán)聚體中鐵氧化物的物理保護(hù)。旱地條件下,鐵活度表現(xiàn)為小團(tuán)聚體＞大團(tuán)聚體＞微團(tuán)聚體,則說明不同粒級(jí)團(tuán)聚體形成的微環(huán)境具有不同的氧化還原條件[35],使得鐵氧化物在不同粒級(jí)團(tuán)聚體中具有不同程度的轉(zhuǎn)化。游離態(tài)氧化鐵可有效吸附在黏粒上形成氧化膜或復(fù)合物,使土壤顆粒緊密結(jié)合,形成穩(wěn)固的土壤結(jié)構(gòu)從而提高團(tuán)聚體穩(wěn)定性。本研究表明無定形和絡(luò)合態(tài)鐵氧化物對(duì)土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性具有一定貢獻(xiàn)。有機(jī)絡(luò)合物可以吸附在鐵氧化物表面,形成有機(jī)無機(jī)復(fù)合物質(zhì)提高土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性。

鐵氧化物具有較強(qiáng)的表面活性,是促進(jìn)土壤團(tuán)聚體形成的重要膠結(jié)物質(zhì),其形態(tài)和含量受施肥管理和土地利用等多因素的共同影響[36]。本試驗(yàn)中水田頻繁的干濕交替環(huán)境加速了鐵的氧化還原和活化過程,從而影響了各形態(tài)鐵氧化物之間的轉(zhuǎn)化[37]?；逝涫┯袡C(jī)肥提高了土壤活性鐵氧化物含量(表4),可能是由于化肥配施有機(jī)肥增加了小分子有機(jī)酸等根系分泌物輸入,提高了土壤鐵活化度。水田和旱地有機(jī)無機(jī)肥配施處理下不同團(tuán)聚體無定形鐵氧化物含量顯著高于其他施肥處理,表明施用有機(jī)肥能顯著增加土壤各團(tuán)聚體中無定形鐵含量,促進(jìn)不同團(tuán)聚體中的有機(jī)碳與無定形鐵氧化物結(jié)合形成穩(wěn)定的有機(jī)無機(jī)復(fù)合體,使土壤有機(jī)碳含量高于其他處理。有機(jī)肥輸入能活化鐵氧化物或緩解鐵氧化物老化過程,提升鐵氧化物的活化度[38],促進(jìn)土壤有機(jī)碳積累和穩(wěn)定[39]。

無定形鐵氧化物與水田和旱地土壤有機(jī)碳均有顯著正相關(guān)關(guān)系(表5),表明無定形鐵氧化物對(duì)旱地和水田土壤有機(jī)碳均具有固持作用,與萬丹等[40]研究結(jié)果一致。其原因可能是無定形鐵氧化物可以通過吸附作用從空間上減少微生物對(duì)土壤有機(jī)碳的接觸,從而抑制有機(jī)碳的礦化作用,直接促進(jìn)土壤有機(jī)碳的固定[41]。除了吸附作用外,無定形鐵氧化物還會(huì)通過釋放其本身富含的羥基來與其他配位體進(jìn)行交換,在土壤中充當(dāng)絮凝劑來促進(jìn)大團(tuán)聚體的形成,從而間接影響有機(jī)碳的穩(wěn)定[42]。相比于游離態(tài)鐵氧化物和絡(luò)合態(tài)鐵氧化物,無定形鐵氧化物還具有更大的表面積和更高的表面活性,因此其具有更強(qiáng)的膠結(jié)能力[17]。不論是水田還是旱地,土壤中均含有大量的無定形鐵氧化物,較高的鐵碳比例使得無定形鐵氧化物對(duì)土壤有機(jī)碳具有相對(duì)飽和的固定作用,稀釋了水田和旱地之間水分差異的影響[21]。南方土壤的鐵氧化物多以游離態(tài)的形式存在,游離態(tài)鐵氧化物通過促進(jìn)土壤團(tuán)聚體形成和提高土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性固定土壤有機(jī)碳,但是其僅對(duì)水田起作用(表5)。游離態(tài)鐵氧化物表面常帶不同類型和數(shù)量的電荷[43],使其能夠吸附在土壤黏粒表面,從而形成致密的氧化物薄膜,提高土壤緊實(shí)度,形成穩(wěn)定的團(tuán)聚體,促進(jìn)土壤團(tuán)聚體的形成[44],從而影響有機(jī)碳的固持。土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性與游離態(tài)鐵氧化物含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系,游離態(tài)鐵氧化物通過絡(luò)合作用與有機(jī)碳形成化學(xué)穩(wěn)定性有機(jī)碳,增強(qiáng)土壤團(tuán)聚體的強(qiáng)度。已有研究表明游離態(tài)鐵氧化物易與黏土礦物相結(jié)合,這種復(fù)合結(jié)構(gòu)的形成可提高土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定[45]。

4 結(jié)論

水田和旱地間有機(jī)碳含量的差異主要存在于土壤大團(tuán)聚體,施用有機(jī)肥可顯著提高水田土壤各粒級(jí)有機(jī)碳含量;隨著土壤團(tuán)聚體粒級(jí)的增加,鐵氧化物含量表現(xiàn)為先增加后降低的趨勢(shì);與不施肥相比,施用有機(jī)肥能顯著增加旱地和水田土壤各團(tuán)聚體中無定形鐵氧化物含量,顯著增加水田下土壤各團(tuán)聚體中游離態(tài)鐵氧化物含量;無定形鐵氧化物對(duì)旱地和水田土壤有機(jī)碳均具有固持作用,游離態(tài)鐵氧化物對(duì)水田土壤有機(jī)碳具有固持作用。綜上所述,化肥配施有機(jī)肥可顯著提高農(nóng)田鐵氧化物含量,進(jìn)而提升土壤固碳能力,對(duì)生態(tài)低碳農(nóng)業(yè)發(fā)展及助力國家“碳中和”目標(biāo)具有重要意義。