长期不同施肥水田和旱地铁氧化物对红壤团聚体有机碳固持特性的影响*

薛亦康,柳开楼,邬磊,王斌,张文菊,徐明岗,李玉娥**,蔡岸冬**

(1.中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所/农业农村部农业环境重点实验室 北京 100081;2.江西省红壤及种质资源研究所/农业农村部酸化土改良与利用重点实验室 南昌 331717;3.中国农业科学院农业资源与农业区划研究所/耕地培育技术国家工程实验室 北京 100081;4.山西农业大学生态环境产业技术研究院/土壤环境与养分资源山西省重点实验室 太原 030031)

农田土壤有机碳是土壤的重要组成部分,不仅对土壤的水肥条件起着至关重要的作用,而且是全球陆地碳循环不可或缺的组成部分,土壤有机碳的动态变化与全球气候变化密切相关[1]。提升农田土壤有机碳已成为农业应对气候变化和助力国家“碳中和”的主要手段之一。土壤团聚体的稳定性是土壤有机碳的关键指标,对土壤质量和生态系统的健康稳定具有重要的影响[2]。稳定的土壤团聚体有利于形成良好的土壤结构,为作物生长提供适宜的生长环境[3],保持并积累有机质和养分,提高农田土壤有机碳和土壤肥力[4],减少土壤的侵蚀和流失,维护土壤生态系统的稳定性,保护土壤中的微生物群落和生物多样性[5]。土壤团聚体的组成影响土壤通气透水性。土壤团聚体中的有机物和矿物质能够提高土壤的持水能力,同时增强土壤的通气性[6],并且提高土壤中的氧气含量,促进土壤中微生物的生长和活动。研究土壤团聚体的组成和稳定性对于提高农田土壤有机碳具有重要意义。明确农田土壤有机碳稳定性及其调控机制是快速高效提升土壤有机碳的前提[7]。土壤有机碳稳定性主要取决于其物理化学保护作用,而铁氧化物通过与土壤有机碳络合形成稳定的有机无机复合体,被认为是土壤有机碳的“锈汇”[8]。铁氧化物主要通过以下几个方面调控土壤有机碳稳定性: 1)铁氧化物通过其巨大的比表面积和较强的化学活性与土壤有机碳结合,形成矿物有机复合体,改变有机碳在土壤中的溶解、迁移、转化及其生物有效性[9];2)铁氧化物通过改善团聚体结构促进有机碳的复合包裹,阻碍了有机碳与土壤微生物和土壤酶的接触,从而减缓了土壤有机碳矿化过程[10];3)有机肥、根系分泌物等活性有机碳组分通过活化铁氧化物形态影响土壤有机碳的稳定性[11];4)铁氧化物通过氧化还原过程调控土壤有机碳的降解,进而影响其稳定性[12]。

铁氧化物的存在形态、土地利用、施肥措施和活性有机碳组分是决定铁氧化物对土壤有机碳稳定性影响强弱的主要因素[13]。铁氧化物的形态包括无定形铁氧化物、游离态铁氧化物和络合态铁氧化物,其中,无定形铁氧化物具有活性较高和比表面积较大的特征,游离态铁氧化物是土壤中排除在层状硅酸盐组成部分之外的铁,络合态铁氧化物则能与土壤腐殖质形成络合物[14]。氧化铁不同形态的转化会影响其与土壤有机碳结合,从而促进或抑制土壤有机碳的固持,进而影响土壤碳循环[12,15-16]。相对于旱地,水稻(Oryza sativa)种植期间的淹水厌氧环境使稻田土壤的氧化还原电位降低,氧化还原过程促进铁的活化和重结晶,导致了土壤络合态铁氧化物含量下降,同时无定形铁氧化物大幅度增加,促进了土壤中铁氧化物的活化,活化后的铁氧化物因其巨大的比表面积和较强的表面化学活性,能够形成稳定的土壤团聚体和吸附大量的有机物质[17];在稻田排水期二价还原态铁转化为无定型氧化铁,促进其与土壤溶液中可溶性有机碳络合,增强了土壤有机碳稳定性[18]。施肥可以通过向土壤中输入不同的养分和外源碳,引起土壤属性和土壤微生物群落组成的变化,从而导致土壤中铁氧化物形态发生改变,例如:长期施用有机肥会增加土壤中无定形和游离态铁氧化物,而化肥能通过降低土壤pH 增加土壤中络合态铁氧化物[19]。由于土壤有机碳是由不同理化性质和结构的碳组分组成,土地利用和施肥措施等通过影响土壤团聚体形成和分配,改变对不同形态有机碳的保护和分解转化过程,但不同形态铁氧化物在其中的作用仍不清楚。

近年来,越来越多的水田被改为旱地,这种土地利用方式转变主要发生在我国南方红壤区,该区域土壤中含有大量不同形态的铁氧化物,对土壤有机碳的转化和稳定起到重要作用。本文以我国南方相同母质发育的红壤性旱地和水田长期施肥定位试验站为依托,从土壤团聚体角度出发,研究长期不同施肥措施下水田和旱地不同形态铁氧化物与土壤团聚体有机碳之间的内在联系,不仅有利于了解土壤有机碳的稳定机制和提升土壤有机碳含量,也可为农田水旱转变提供科学指导。

1 材料与方法

1.1 试验地概况

本研究选用江西省进贤县境内的旱地和稻田两个长期不同施肥定位试验,其土壤均为第四纪红黏土发育的红壤,两试验点均位于江西省红壤研究所内(116°17'23"E,28°35'15"N)。该地区属于亚热带气候区,年平均气温为18.1 ℃,≥10 ℃的积温为6480℃,年平均降水量为1537 mm,年平均蒸发量为1150 mm,无霜期为289 d,年日照时数为1950 h。旱地长期不同施肥定位试验始于1986 年,土壤初始基本理化性状为: pH 6.0,有机碳9.39 g·kg-1、全氮0.89 g·kg-1、全磷0.62 g·kg-1、全钾11.36 g·kg-1、碱解氮60.3 mg·kg-1、速效磷12.9 mg·kg-1和速效钾102 mg·kg-1。种植制度为春玉米(Zea mays)-秋玉米-冬闲。水田长期不同施肥定位试验始于1981 年,土壤初始基本理化性状为: pH 6.9,有机碳16.3 g·kg-1、全氮1.49 g·kg-1、全磷0.49 g·kg-1、全钾12.5 g·kg-1、碱解氮144 mg·kg-1、有效磷9.50 mg·kg-1和速效钾81.2 mg·kg-1。种植制度为早稻-晚稻-冬闲。

1.2 施肥处理

分别从长期施肥定位水田(始于1981 年)和旱地(始于1986 年)试验处理中选取不施肥(CK)、单施氮肥(N)、施用氮磷钾化肥(NPK)、氮磷钾化肥+有机肥(NPKM)等4 个处理进行研究。旱地和水田长期试验的小区面积分别为22.2 m2和46.7 m2,每个处理均为3 次重复,田间随机排列。所施用的化学肥料中氮肥、磷肥和钾肥分别为尿素(含N 46%)、钙镁磷肥(含P2O512%)、氯化钾(含K2O 60%)。其中磷肥和钾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。旱地试验中所用有机肥均为新鲜猪粪(含水率为70%)。水田试验中所用有机肥为紫云英(Astragalus sinicus)(早稻)和新鲜猪粪(晚稻)。紫云英(烘干基)氮、磷和钾含量分别为 340 g·kg-1、4.0 g·kg-1和6.0 g·kg-1,猪粪(烘干基)氮、磷和钾含量分别为4.5 g·kg-1、3.5 g·kg-1和5.0 g·kg-1。有机肥全部作为基肥施入。所有处理的秸秆全部移除。旱地和水田试验各处理的具体施肥量见表1。

表1 各处理化肥和有机肥年均施用量Table 1 Annualapplication amountsofchemicalfertilizers and organic fertilizer ineachtreatmentkg·hm-2·a-1

1.3 样品采集及测定

土壤样品于2020 年11 月中旬采集。旱地土壤样品在秋玉米收获后采集,稻田土壤样品在晚稻收获后采集。用直径5 cm 土钻钻取表层土壤(0～20 cm)样品,每个小区按照“S”形随机采集5 个小样,混匀作为该小区混合土壤样品[20]。

为减少团聚体分级时对土壤团聚体的破坏并保留各团聚体中水溶性物质,土壤团聚体分级采用沙维诺夫干筛法[21],具体步骤如下: 将土壤样品中大土块按其结构轻轻剥开,所有土壤样品均过8 mm 的筛子,挑去石块、石砾及明显的有机物质,放在纸上风干。每次称取上述待分级的土壤样品50 g,放入由上到下孔径依次为2 mm 和0.25 mm 的土筛上,底层安放底盒,以收取粒径小于0.25 mm 的土壤样品,套筛顶部有筛盖。放好土壤样品的筛套用振荡式筛分仪在最大功率下振荡3 min,然后从上部依次取筛,将各级网筛的土样分别收集称重并记录,得到土壤大团聚体(＞2 mm)、土壤小团聚体(0.25～2 mm)和土壤微团聚体(＜0.25 mm)。各粒级土壤团聚体碾磨过0.25 mm 筛后,用元素分析仪(利曼公司,EA3000)测定大团聚体、小团聚体和微团聚体中的有机碳含量。

土壤团聚体中可溶性有机碳测定: 称取土壤团聚体样品4 g,按照水土比5∶1 加入超纯水20 mL,25 ℃下250 r·min-1旋转振荡1 h,在离心机上以4000 r·min-1离心20 min,过0.45 μm 滤膜,取上清液。采用总有机碳氮分析仪(MultiN/C3100,德国耶拿)测定土壤可溶性有机碳含量。

游离态铁氧化物采用连二亚硫酸钠-柠檬酸钠-重碳酸钠法提取: 称取过0.25 mm 筛的土样0.5 g于50 mL 带盖离心管中,先加入30 mL 提取剂(0.27 mol·L-1柠檬酸三钠和0.11 mol·L-1碳酸氢钠混合溶液,pH=7.3,稀盐酸调节),80 ℃水浴预热15 min,加入0.5 g 连二亚硫酸钠粉末,保温15 min (期间不断振荡),然后4000 r·min-1离心10 min,将上清液倒于250 mL 容量瓶中,向固体残渣中加入10 mL 超纯水,摇匀,离心,上清液倒入对应的容量瓶,清洗步骤重复5 次,将容量瓶定容待测。无定形铁氧化物采用草酸铵缓冲溶液提取: 称取过0.25 mm 筛的风干土样1.0 g置于100 mL 锥形瓶中,在20～25 ℃时按土液比1∶50 加入50 mL 草酸铵缓冲液(0.2 mol·L-1草酸铵缓冲液,pH=3～3.2,稀草酸和氨水调节),密封后放入黑红布袋中,在振荡机上避光振荡(180 r·min-1) 2 h(或4 h),然后将溶液转移至离心管中4000·r·min-1离心10 min,过滤到小白瓶中待测。络合态铁氧化物采用焦磷酸钠溶液提取: 称取过0.25 mm 的风干土样2.0 g 于100 mL 白瓶中,在20～25 ℃时按土液比1∶20 加入40 mL 焦磷酸钠提取剂(0.1 mol·L-1焦磷酸 钠,pH=10,NaOH 或磷酸调节),摇 床(180 r·min-1)16 h 后在离心机上4000 r·min-1离心5 min,取上清液过滤后作为待测液。所有待测液稀释5 倍后,用ICPOES(5110,安捷伦公司,美国)测定。

铁氧化物含量按照下式计算:

式中:ω(Fe)为土壤中氧化铁含量(mg·kg-1),ρ为从铁标准曲线查得的铁浓度(mg·L-1),V为显色时的定容体积(mL),5 为分取倍数,m为土样质量(g)。

将单位重量的不同粒级团聚体中的土壤有机碳含量(g·kg-1)、土壤可溶性有机碳含量(mg·kg-1)和土壤铁氧化物含量(g·kg-1)乘以干筛法获得的团聚体质量比例(%),换算为单位重量土壤中不同粒级团聚体的有机碳含量(g·kg-1)、可溶性有机碳含量(mg·kg-1)和土壤铁氧化物含量(g·kg-1),分析长期不同施肥的水田和旱地单位重量土壤中不同粒级团聚体的有机碳含量、可溶性有机碳含量及土壤铁氧化物的关系。

土壤铁活度按照下式计算:

1.4 统计分析

数据分析和作图利用Excel 2016、SPSS 25.0 和Origin 2016 完成。采用单因素方差分析和Duncan法比较旱地和水田不同施肥处理下土壤各团聚体中有机碳含量、可溶性有机碳含量、无定形铁氧化物含量、游离态铁氧化物含量、络合态铁氧化物含量和铁活度的差异性(P＜0.05)。图表中数值均为平均值。

2 结果与分析

2.1 长期不同施肥处理下土壤团聚体质量分配比例

长期不同施肥处理显著影响旱地和水田条件下土壤团聚体质量分配比例(图1)。旱地条件下,与CK 相比,NPK 和NPKM 处理均显著降低了土壤大团聚体(＞2 mm)的质量比例,均显著增加了土壤小团聚体(0.25～2 mm)和土壤微团聚体(＜0.25 mm)的质量比例(P＜0.05)。水田条件下,与CK 相比,N、NPK和NPKM 处理土壤大团聚体的质量比例分别降低了4.18%、3.12%和9.60% (P＜0.05),土壤小团聚体的质量比例分别增加了2.30%、3.30%和5.36% (P＜0.05);NPKM 处理下土壤微团聚体的质量比例为14.54%,显著高于其他处理(P＜0.05)。

图1 不同施肥处理旱地(A)和水田(B)土壤各粒级团聚体的质量比例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 长期不同施肥处理下土壤团聚体有机碳含量

表2 表明水田各粒级土壤团聚体有机碳含量均高于旱地,并且有机肥施用可以提升水田各粒级土壤团聚体有机碳含量。水田土壤中大团聚体、小团聚体和微团聚体的平均有机碳含量分别为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)。旱地各粒级土壤团聚体有机碳含量表现为: 小团聚体＞大团聚体＞微团聚体;NPKM 处理下土壤小团聚体的有机碳含量为8.79 g·kg-1,显著高于CK、N 和NPK (P＜0.05),后三者之间无显著差异;与CK 相比,N、NPK 和NPKM 处理均显著增加了土壤微团聚体的有机碳含量(P＜0.05),分别提高20.6%、50.5%和77.3%。水田土壤中大和小团聚体的有机碳含量高于微团聚体;与CK 相比,NPK 和NPKM 处理均能增加土壤各团聚体中的有机碳含量。其中,NPK 处理下土壤大团聚体有机碳含量的增加幅度(19.9%)高于NPKM (13.5%),而NPKM 处理下土壤中的小团聚体和微团聚体的有机碳含量的增加幅度分别为63.4%和108.4%,明显高于NPK 处理的增幅 (35.3%和25.8%)。

表2 长期不同施肥下旱地和水田土壤各粒级团聚体中有机碳含量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 长期不同施肥处理下土壤团聚体可溶性有机碳含量及其与土壤有机碳的关系

表3 表明水田土壤各团聚体可溶性有机碳含量均高于旱地,且有机肥施用可以显著提升水田和旱地各粒级土壤团聚体可溶性有机碳含量。水田土壤的大团聚体、小团聚体和微团聚体中的平均可溶性有机碳含量分别为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)。对于旱地而言,NPKM 处理下土壤大团聚体、小团聚体和微团聚体中的可溶性有机碳含量分别为16.08 mg·kg-1、46.11 mg·kg-1和12.82 mg·kg-1,显著高 于CK、N 和NPK (P＜0.05);与CK 相比,N 处理显著降低土壤大团聚体中的可溶性有机碳含量,NPKM 显著增加了土壤大团聚体、小团聚体和微团聚体中的可溶性有机碳含量(P＜0.05)。对于水田而言,NPKM处理下土壤中的大团聚体、小团聚体和微团聚体中的可溶性有机碳含量分别为98.20 mg·kg-1、130.30 mg·kg-1和50.39 mg·kg-1,显著高于CK、N 和NPK (P＜0.05);与CK 相比,N 处理并没有显著改变土壤各粒级团聚体可溶性有机碳含量,NPK 处理显著降低了土壤微团聚体中的可溶性有机碳含量(P＜0.05)。

旱地土壤中的大团聚体、小团聚体和微团聚体总有机碳与可溶性有机碳含量呈显著的正相关关系(P＜0.01,图2),其斜率分别为21.59、9.90 和12.20。水田土壤中的小团聚体和微团聚体总有机碳与可溶性有机碳含量呈显著的正相关关系(P＜0.01,图2),其斜率分别为15.00 和17.93。不同处理间有机碳与可溶性有机碳线性相关的斜率差异表明不同粒级团聚体土壤可溶性有机碳对土壤有机碳的敏感性不同。

图2 长期不同施肥处理下旱地和水田各粒级团聚体中土壤有机碳与土壤可溶性有机碳的关系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 长期不同施肥处理下土壤铁氧化物含量

旱地土壤小团聚体不同铁氧化物含量和铁活度高于大团聚体和微团聚体(表4)。与CK 相比,N 和NPK 处理显著增加了土壤各粒级团聚体中的络合态铁氧化物含量(P＜0.05)。NPKM 处理下土壤大团聚体、小团聚体和微团聚体中的无定形铁氧化物含量显著高于CK、N 和NPK 处理。NPK 处理下土壤大团聚体中的游离态铁含量显著低于CK、N 和NPKM。与CK 相比,NPKM 处理土壤大团聚体、小团聚体和微团聚体中的铁活度分别提高52.6%、116.6%和301.3% (P＜0.05);NPK 处理土壤大团聚体和小团聚体中的铁活度分别提高46.5%和76.8% (P＜0.05)。整体而言,随着土壤团聚体粒径的增加,铁氧化物含量表现为先增加后降低的趋势。

表4 长期不同施肥处理下旱地和水田土壤各团聚体中的各种铁氧化物含量和铁活度Table 4 Iron oxide contents and iron activities of soil aggregates with different sizes in upland and paddy under long-term different fertilization treatments

对于水田而言,土壤微团聚体中的铁氧化物含量和铁活度明显低于大团聚体和小团聚体(表4)。NPKM 处理下土壤微团聚体中的络合态铁氧化物含量显著高于CK、N 和NPK (P＜0.05)。NPKM 处理下土壤中的大团聚体、小团聚体和微团聚体中的无定形铁氧化物含量显著高于CK、N 和NPK (P＜0.05);与CK 相比,NPK 处理均能显著增加土壤各粒级团聚体中的无定形铁氧化物含量(P＜0.05)。N、NPK和NPKM 处理下土壤大团聚体和小团聚体中的游离态铁氧化物含量无显著差异;与CK 相比,NPKM 处理显著增加了土壤各团聚体中的游离态铁氧化物含量,N 处理显著增加了土壤微团聚体中的游离态铁氧化物含量(P＜0.05)。与CK 相比,NPKM 处理土壤小团聚体和微团聚体中的铁活度分别提高125.9%和252.7% (P＜0.05),N 和NPK 处理显著降低土壤大团聚体中的铁活度,显著增加土壤微团聚体中的铁活度(P＜0.05)。

2.5 长期不同施肥处理下土壤铁氧化物与土壤有机碳的关系

对于旱地而言,仅土壤无定形铁氧化物含量与土壤有机碳含量之间存在显著相关关系(表5)。土壤小团聚体和微团聚体无定形铁氧化物含量与土壤有机碳含量呈显著的正相关关系,其斜率分别为0.64 和0.45;土壤大团聚体、小团聚体和微团聚体的无定形铁氧化物含量与土壤可溶性有机碳含量均呈显著正相关关系,其斜率分别为10.33、7.36 和7.34。对于水田而言,土壤大团聚体、小团聚体和微团聚体的游离态铁氧化物含量与土壤有机碳含量均呈显著正相关关系,其斜率分别为0.29、0.84 和1.19;土壤微团聚体中的游离态铁氧化物含量与土壤可溶性有机碳含量呈显著正相关关系,其斜率为23.12。土壤小团聚体和微团聚体的无定形铁氧化物含量与土壤有机碳含量均呈显著正相关关系;土壤大团聚体、小团聚体和微团聚体无定形铁氧化物含量与土壤可溶性有机碳含量均呈显著正相关关系,其斜率分别为15.30、17.91 和13.78。整体而言,无定形铁氧化物对旱地土壤碳起到一定固持作用,游离态铁氧化物在水田土壤固碳中扮演重要作用(图3)。

3 讨论

土壤有机碳是土壤肥力的核心,明确土壤有机碳的固持机理是提升农田土壤肥力的核心之一[22]。本研究表明,水田大团聚体中有机碳含量显著高于旱地,其原因可能有以下两点: 1)水稻的根系分泌物、根茬等外源有机物料中碳输入量高于旱地作物[23],而且水田条件下外源有机物料的腐殖化系数(35%)明显高于旱地,尤其是玉米田(28%)[24];根据土壤团聚体形成理论,未被分解的外源有机物料会被土壤大团聚体包裹,从而有利于水田土壤大团聚体有机碳含量的提高[4]。2)外源有机物料中的碳被土壤团聚体包裹后以颗粒态的形式存在于土壤孔隙中,相对于小团聚体和微团聚体,大团聚体孔隙度较高,微生物活性较高,但在淹水条件下,水田大团聚体的孔隙度比旱地显著降低,微生物活性也较低,较低的微生物活性将直接阻碍分解进程,从而有利于水田土壤大团聚体有机碳的累积[25]。

已有研究表明,施用化肥或有机肥对土壤各粒级团聚体有机碳含量高于[26]、低于[27]以及无异于[28]不施肥处理,说明不同粒级土壤团聚体有机碳含量对施肥的敏感程度不同。本研究表明水田的化肥配施有机肥处理各粒级团聚体有机碳含量均显著高于不施肥处理,其可能的原因有以下2 点: 1)与不施肥相比,化肥施用在提高作物产量的同时也增加了地下生物量,促进了根的周转从而增加了有机碳含量[29]。2)有机肥施用不仅直接输入了有机碳,并且能够改善土壤养分状况,提高土壤微生物多样性以及酶活性,进而提升土壤有机碳含量[30]。

土壤可溶性有机碳主要来源于植物凋落物、土壤腐殖质、微生物和根系及其分泌物,是土壤活性碳库,表征短期土壤肥力。李忠佩等[31]研究结果表明水田土壤可溶性有机碳高于旱地。本研究表明,水田土壤各团聚体中可溶性有机碳均显著高于旱地(表3,P＜0.05),与前人结论一致。其原因可能有以下3 点: 1)与旱地相比,水田常处于干湿交替状态,这一过程促进了土壤有机碳的分解,从而形成了更多的土壤可溶性有机碳[32]。2)土壤可溶性有机碳是微生物重要的物质和能量来源,水田中的微生物活性低,有利于土壤可溶性有机碳的累积。3)水田和旱地长期定位试验起始土壤的有机碳含量本身存在差异。与旱地相比,水田起始土壤具有较高的土壤有机碳,这种起始土壤间的有机碳含量差异可能使得水田可溶性有机碳含量高于旱地。本研究还发现,相对于CK,单施氮肥显著降低旱地土壤大团聚体中可溶性有机碳含量,原因可能是土壤大团聚体的微生物活性高,单施氮肥会诱导微生物群落的改变,在充足的氮素供应下,土壤微生物会优先利用土壤大团聚体中的可溶性有机碳以满足自身的生长[33]。

由于土壤团聚体的异质性,不同形态的铁氧化物在不同土壤团聚体中的分布存在显著差异[34]。本研究结果表明,大团聚体中的铁氧化物含量低于小团聚体,而微团聚体中铁氧化物含量最低,验证了小团聚体中铁氧化物的物理保护。旱地条件下,铁活度表现为小团聚体＞大团聚体＞微团聚体,则说明不同粒级团聚体形成的微环境具有不同的氧化还原条件[35],使得铁氧化物在不同粒级团聚体中具有不同程度的转化。游离态氧化铁可有效吸附在黏粒上形成氧化膜或复合物,使土壤颗粒紧密结合,形成稳固的土壤结构从而提高团聚体稳定性。本研究表明无定形和络合态铁氧化物对土壤团聚体稳定性具有一定贡献。有机络合物可以吸附在铁氧化物表面,形成有机无机复合物质提高土壤团聚体稳定性。

铁氧化物具有较强的表面活性,是促进土壤团聚体形成的重要胶结物质,其形态和含量受施肥管理和土地利用等多因素的共同影响[36]。本试验中水田频繁的干湿交替环境加速了铁的氧化还原和活化过程,从而影响了各形态铁氧化物之间的转化[37]。化肥配施有机肥提高了土壤活性铁氧化物含量(表4),可能是由于化肥配施有机肥增加了小分子有机酸等根系分泌物输入,提高了土壤铁活化度。水田和旱地有机无机肥配施处理下不同团聚体无定形铁氧化物含量显著高于其他施肥处理,表明施用有机肥能显著增加土壤各团聚体中无定形铁含量,促进不同团聚体中的有机碳与无定形铁氧化物结合形成稳定的有机无机复合体,使土壤有机碳含量高于其他处理。有机肥输入能活化铁氧化物或缓解铁氧化物老化过程,提升铁氧化物的活化度[38],促进土壤有机碳积累和稳定[39]。

无定形铁氧化物与水田和旱地土壤有机碳均有显著正相关关系(表5),表明无定形铁氧化物对旱地和水田土壤有机碳均具有固持作用,与万丹等[40]研究结果一致。其原因可能是无定形铁氧化物可以通过吸附作用从空间上减少微生物对土壤有机碳的接触,从而抑制有机碳的矿化作用,直接促进土壤有机碳的固定[41]。除了吸附作用外,无定形铁氧化物还会通过释放其本身富含的羟基来与其他配位体进行交换,在土壤中充当絮凝剂来促进大团聚体的形成,从而间接影响有机碳的稳定[42]。相比于游离态铁氧化物和络合态铁氧化物,无定形铁氧化物还具有更大的表面积和更高的表面活性,因此其具有更强的胶结能力[17]。不论是水田还是旱地,土壤中均含有大量的无定形铁氧化物,较高的铁碳比例使得无定形铁氧化物对土壤有机碳具有相对饱和的固定作用,稀释了水田和旱地之间水分差异的影响[21]。南方土壤的铁氧化物多以游离态的形式存在,游离态铁氧化物通过促进土壤团聚体形成和提高土壤团聚体稳定性固定土壤有机碳,但是其仅对水田起作用(表5)。游离态铁氧化物表面常带不同类型和数量的电荷[43],使其能够吸附在土壤黏粒表面,从而形成致密的氧化物薄膜,提高土壤紧实度,形成稳定的团聚体,促进土壤团聚体的形成[44],从而影响有机碳的固持。土壤团聚体的稳定性与游离态铁氧化物含量呈显著正相关关系,游离态铁氧化物通过络合作用与有机碳形成化学稳定性有机碳,增强土壤团聚体的强度。已有研究表明游离态铁氧化物易与黏土矿物相结合,这种复合结构的形成可提高土壤团聚体的稳定[45]。

4 结论

水田和旱地间有机碳含量的差异主要存在于土壤大团聚体,施用有机肥可显著提高水田土壤各粒级有机碳含量;随着土壤团聚体粒级的增加,铁氧化物含量表现为先增加后降低的趋势;与不施肥相比,施用有机肥能显著增加旱地和水田土壤各团聚体中无定形铁氧化物含量,显著增加水田下土壤各团聚体中游离态铁氧化物含量;无定形铁氧化物对旱地和水田土壤有机碳均具有固持作用,游离态铁氧化物对水田土壤有机碳具有固持作用。综上所述,化肥配施有机肥可显著提高农田铁氧化物含量,进而提升土壤固碳能力,对生态低碳农业发展及助力国家“碳中和”目标具有重要意义。