李歡 鄭奕 廖添懷 周亦靖 王艷玲

1 南京信息工程大學(xué) 應(yīng)用氣象學(xué)院,南京,210044

0 引言

土壤有機(jī)碳是評(píng)價(jià)土壤質(zhì)量的關(guān)鍵指標(biāo)之一,其組成與含量在土壤團(tuán)聚結(jié)構(gòu)形成與穩(wěn)定、土壤肥力調(diào)控與作物產(chǎn)量提高及減緩?fù)寥蕾|(zhì)量退化與地力提升等方面起著重要的作用[1-2].為更好地表征與預(yù)測(cè)土壤有機(jī)碳庫(kù)對(duì)氣候變化、土地利用方式轉(zhuǎn)換及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)管理的響應(yīng),世紀(jì)模型(Century)、脫氮-分解作用模型(DNDC)等生態(tài)系統(tǒng)土壤有機(jī)碳庫(kù)周轉(zhuǎn)模型相應(yīng)地被提出與建立[3].其中洛桑模型(Rothamsted Carbon Model,RothC)以英國(guó)洛桑試驗(yàn)站長(zhǎng)期定位試驗(yàn)數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)建立發(fā)展而來(lái),能較好地模擬農(nóng)田表層(0～23 cm)土壤有機(jī)碳含量的長(zhǎng)期變化[4].該模型參數(shù)簡(jiǎn)單易獲取,且有“正向”和“逆向”兩種模式,不僅能動(dòng)態(tài)模擬農(nóng)業(yè)生產(chǎn)管理和植物投入量對(duì)有機(jī)碳的影響,還能推算出土壤有機(jī)碳庫(kù)處于相對(duì)穩(wěn)定時(shí)維持平衡所需的碳輸入[4-5].楊學(xué)明等[4]模擬不同施肥處理下土壤有機(jī)碳動(dòng)態(tài)演變特征，模型預(yù)測(cè)值與實(shí)測(cè)值有較好的吻合.可見(jiàn),建立與明確土壤中可測(cè)量碳組分與RothC模型中概念碳庫(kù)的相關(guān)關(guān)系,是運(yùn)用RothC模型準(zhǔn)確模擬與預(yù)測(cè)土壤有機(jī)碳庫(kù)變化的關(guān)鍵因子[6-7].

明確不同類(lèi)型外源有機(jī)物質(zhì)輸入對(duì)土壤有機(jī)碳庫(kù)組成的影響,是農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展的重要基礎(chǔ).稻稈與豬糞是我國(guó)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中常用的有機(jī)肥[8],而土壤有機(jī)碳庫(kù)對(duì)稻稈與豬糞還田的響應(yīng)過(guò)程是影響農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳周轉(zhuǎn)與平衡的重要環(huán)節(jié)[9-12].許多研究表明,稻稈及豬糞投入均能有效提高土壤總有機(jī)碳和各組分有機(jī)碳含量,且提升效果顯著優(yōu)于常規(guī)施肥[13-14],但基于有機(jī)碳庫(kù)周轉(zhuǎn)模型預(yù)測(cè)有機(jī)物料添加對(duì)土壤碳庫(kù)影響的研究較少.因此本研究以紅壤旱地為材料,基于等碳量添加稻稈及豬糞的室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn),采用物理-化學(xué)聯(lián)合分組法將土壤樣品分為溶解性有機(jī)碳(DOC)、顆粒有機(jī)碳(POM)、物理保護(hù)態(tài)的砂粒-團(tuán)聚體內(nèi)有機(jī)碳(S+A)、粉粒和黏粒結(jié)合的有機(jī)碳(s+c-rSOC)以及化學(xué)結(jié)構(gòu)穩(wěn)定的惰性碳(rSOC)共5個(gè)組分,分析各組分有機(jī)碳變化,再結(jié)合RothC模型將上述各組分有機(jī)碳進(jìn)一步劃分為易分解植物殘?bào)w碳(DPM)、難分解植物殘?bào)w碳(RPM)、腐殖質(zhì)碳(HUM)、微生物生物量碳(BIO)及惰性有機(jī)質(zhì)(IOM),并將直接分組獲得的有機(jī)碳組分與RothC模型碳庫(kù)各組分進(jìn)行關(guān)聯(lián),探討等碳量添加稻稈與豬糞對(duì)紅壤旱地有機(jī)碳庫(kù)組分的影響,分析RothC模型對(duì)紅壤旱地有機(jī)碳庫(kù)變化的模擬效果與適應(yīng)性,研究結(jié)果可以為紅壤旱地有機(jī)碳庫(kù)管理及農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展提供參考數(shù)據(jù).

1 材料與方法

1.1 土壤及有機(jī)物料樣品的采集與制備

2018年10月,在距中國(guó)科學(xué)院紅壤生態(tài)實(shí)驗(yàn)站(116°41′～117°09′E,28°04′～28°37′N(xiāo))約4 km的紅壤關(guān)鍵帶孫家小流域觀測(cè)站內(nèi)選取地勢(shì)較為平坦的花生旱地,在200 m×200 m的樣方內(nèi),按“S形”采樣法采集表層(0～15 cm)土壤樣品20點(diǎn),混勻后帶回室內(nèi),在通風(fēng)處自然風(fēng)干、除去肉眼可見(jiàn)的石礫及植物殘?bào)w后磨細(xì)再過(guò)2 mm篩,保存?zhèn)溆?供試土壤主要由第四紀(jì)紅黏土發(fā)育形成,土壤pH=5.8,TN、TC的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為1.33、0.73 g·kg-1,碳氮比為 0.57.稻稈采自于旱地附近的稻田、豬糞取自流域附近的養(yǎng)豬場(chǎng),經(jīng)堆肥發(fā)酵后與稻稈自然風(fēng)干并磨細(xì)過(guò)2 mm篩備用.風(fēng)干稻稈的TN、TC的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為13.8、315.3 g·kg-1,碳氮比為 22.8;風(fēng)干豬糞TN、TC的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為71.9、38.3 g·kg-1,碳氮比為0.53.

1.2 有機(jī)物料添加培養(yǎng)試驗(yàn)

稱(chēng)取200 g過(guò)2 mm篩的風(fēng)干土壤于600 mL圓柱狀培養(yǎng)瓶?jī)?nèi),按每千克土中分別加入有機(jī)物料總碳量0.285 g(C1)、0.570 g(C2)及1.140 g(C3)的量分別向培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)添加風(fēng)干豬糞(PM)及稻稈(RS),即按土質(zhì)量的0%(CK)、0.75%(C1PM)、1.50%(C2PM)、3.0%(C3PM)添加風(fēng)干豬糞,及土質(zhì)量的0.09%(C1RS)、0.18%(C2RS)與0.36%(C3RS)添加風(fēng)干稻稈,每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù).將風(fēng)干稻稈、豬糞與土壤混合均勻后,用去離子水以噴霧狀均勻潤(rùn)濕土壤的同時(shí)輕輕混合讓水分分布均勻,使土壤含水量調(diào)節(jié)至田間持水量的65%.放置在25 ℃(相對(duì)濕度為50%)培養(yǎng)箱中恒溫培養(yǎng),每7 d采用重量法調(diào)節(jié)水分含量至初始狀態(tài).并在在培養(yǎng)的第20、50、100、165及235 天進(jìn)行破壞性采樣,將供試土壤風(fēng)干、磨細(xì)過(guò)2 mm篩后用于土壤有機(jī)碳組分的測(cè)定.

1.3 土壤有機(jī)碳分組

鑒于土壤有機(jī)碳的物理化學(xué)異質(zhì)性[15],Zimmermann等[6]將土壤有機(jī)碳庫(kù)分為溶解性有機(jī)碳(DOC)、顆粒有機(jī)碳(POM)和物理保護(hù)態(tài)的砂粒-團(tuán)聚體內(nèi)有機(jī)碳(S+A)、粉粒和黏粒結(jié)合的有機(jī)碳(s+c-rSOC)以及化學(xué)結(jié)構(gòu)穩(wěn)定的惰性碳(rSOC)等5個(gè)組分,并把這5個(gè)組分進(jìn)一步歸為活性碳庫(kù)(DOC與POM)、緩效性碳庫(kù)(S+A與s+c-rSOC)和惰性碳庫(kù)(rSOC),進(jìn)而為模型賦值提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)[15].本研究在Zimmermann等[6]的方法上略作修改,具體操作步驟如下:

1)稱(chēng)取20.0 g過(guò)2 mm篩的風(fēng)干土樣于250 mL振蕩瓶中,加入200 mL超純水浸泡12 h后再振蕩2 h(270 r·min-1),取部分上清液過(guò)0.45 μm濾膜,并測(cè)定濾液中有機(jī)碳含量,即得到溶解性有機(jī)碳(DOC)含量.

2)將步驟1)的土壤分散液全部轉(zhuǎn)移至DX-100團(tuán)聚體分析儀中孔徑為63 μm的篩子上,加水淹沒(méi)至篩上土壤2 cm處,以20次/min的頻率上下篩動(dòng)30 min后,將殘留在篩子上的土壤樣品沖洗并轉(zhuǎn)置到已知質(zhì)量的鋁盒中,放于60 ℃烘箱內(nèi)烘干至恒重并稱(chēng)重,即得到粒徑> 63 μm的粗成分顆粒(S+A+POM).

3)將篩下的土壤溶液用已知質(zhì)量的0.45 μm濾膜抽濾干凈,然后將有殘留土壤樣品的濾膜放入60 ℃烘箱中烘至恒重后稱(chēng)重,即獲得粒徑為0.45～63 μm的細(xì)成分顆粒(s+c).

4)稱(chēng)取2.00 g粗成分顆粒(S+A+POM)于已知重量的50 mL塑料離心管中,加入密度為1.78 g·mL-1的碘化鈉溶液(NaI)20 mL,在平行式復(fù)振蕩機(jī)上振蕩30 min,離心15 min(5 000 r·min-1)后,用已知質(zhì)量的干燥濾紙將含有輕組部分的NaI溶液過(guò)濾,并用超純水反復(fù)沖洗濾紙,使濾紙上的NaI溶液沖洗干凈,然后將濾紙?jiān)?0 ℃下烘至恒重后稱(chēng)重,濾紙上殘?jiān)礊轭w粒有機(jī)組分(Particulate Organic Matter,POM).

5)超純水反復(fù)沖洗離心管內(nèi)殘留土壤樣品2～3次后,烘干即可得到重組有機(jī)碳組分(sand and stable aggregates,S+A).

6)稱(chēng)取2.00 g的細(xì)成分土壤樣品(s+c)于50 mL塑料離心管中,加入質(zhì)量分?jǐn)?shù)為6%的次氯酸鈉溶液(NaClO,pH=8.0)25 mL,靜置氧化18 h(25 ℃)后,振蕩10 min(270 r·min-1),離心15 min(5 000 r·min-1),倒掉上清液,加入25 mL次氯酸鈉溶液,重復(fù)一次上述氧化過(guò)程后,將離心管中的土壤殘?jiān)鼪_洗轉(zhuǎn)置到已知質(zhì)量的干燥鋁盒中,放入60 ℃烘箱中烘至恒重并稱(chēng)重,即獲得惰性有機(jī)碳組分(resistant organic matter,rSOC).具體操作流程如圖1所示.

圖1 基于Zimmermann等[6]方法修改的土壤有機(jī)碳的分組流程

7)結(jié)合RothC模型將上述篩分獲得的各組分有機(jī)碳,根據(jù)對(duì)應(yīng)的轉(zhuǎn)化系數(shù)進(jìn)一步劃分為易分解的植物殘?bào)w碳(DPM)、難分解的植物殘?bào)w碳(RPM)、微生物生物量碳(BIO)、腐殖質(zhì)碳(HUM)以及惰性有機(jī)碳(IOM)等5個(gè)碳庫(kù),劃分方法如圖2所示.

圖2 土壤有機(jī)碳組分與RothC模型碳庫(kù)間的關(guān)系[15]

8)結(jié)果計(jì)算.某組分有機(jī)碳占土壤總有機(jī)碳的比例(%)=[某組分有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)(g·kg-1)×該組分有機(jī)碳所結(jié)合顆粒的質(zhì)量分?jǐn)?shù)(%)]/土壤有機(jī)碳總量(g·kg-1).

1.4 測(cè)試指標(biāo)及方法

土壤pH采用電位法測(cè)定,液土比為2.5∶1;土壤全氮(TN)、全碳(TC)、碳氮比(C/N)采用CN元素分析儀(Vario EL cube,Elementar,德國(guó))測(cè)定;游離態(tài)氧化鐵(f-Fe2O3)、氧化鋁(f-Al2O3)采用DCB(連二亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-重碳酸氫鈉)法提取,非晶質(zhì)氧化鐵(a-Fe2O3)、氧化鋁(a-Al2O3)采用0.2 mol·L-1草酸銨緩沖液(pH=3.2)提取,提取液中的鐵鋁濃度均采用電感耦合等離子光譜發(fā)生儀(ICP-OES儀)測(cè)定.上述測(cè)定方法具體步驟詳見(jiàn)文獻(xiàn)[6,15-16].

1.5 數(shù)據(jù)處理分析

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析采用IBM SPSS Statistics 20軟件,繪圖采用Origin 2021軟件.

2 結(jié)果與分析

2.1 等碳量添加稻稈與豬糞對(duì)紅壤旱地總碳(TC)的影響

等碳量添加稻稈與豬糞均可顯著增加紅壤旱地的總碳(TC)含量,且隨添加量的增加,TC增加越顯著,但添加稻稈的效果顯著高于豬糞;隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng),TC含量先顯著增加后顯著下降,最后逐漸趨于平緩(圖3).培養(yǎng)20 d時(shí),與CK處理相比,C1RS、C2RS及C3RS處理土壤TC分別顯著增加了0.22、0.44、1.07倍,而C1PM、C2PM及C3PM處理土壤TC則分別顯著增加了0.14、0.26、0.55倍;隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng),到235 d時(shí)紅壤旱地TC含量呈平緩下降趨勢(shì),與培養(yǎng)20 d相比,培養(yǎng)235 d的CK、C3RS、C1PM處理分別顯著下降20.2%、20.0%、15.2%(圖3).

圖3 等碳量添加稻稈與豬糞對(duì)紅壤旱地總碳(TC)的影響

2.2 等碳量添加稻稈和豬糞對(duì)旱地紅壤中RothC模型碳庫(kù)組分的影響

等碳量添加稻稈與豬糞均可顯著增加紅壤旱地RothC模型中各組分碳含量,但添加稻稈比添加豬糞對(duì)易分解植物殘?bào)w碳(DPM)、難分解植物殘?bào)w碳(RPM)及惰性有機(jī)質(zhì)(IOM)的影響更顯著,且添加量越大影響效果越顯著(圖4);而添加豬糞對(duì)微生物生物量碳(BIO)和腐殖質(zhì)碳(HUM)的影響顯著高于稻稈,且與添加量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(圖4c、4d).隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng),DPM、RPM的含量先顯著增加后下降并趨于穩(wěn)定狀態(tài),BIO和HUM含量呈顯著下降趨勢(shì),且下降趨勢(shì)隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)逐漸變緩,IOM則與之相反,培養(yǎng)初期外源添加的植物殘?bào)w碳含量較大隨后逐漸被分解轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的化學(xué)保護(hù)態(tài)碳.培養(yǎng)50 d時(shí),與CK處理相比,C2RS、C3RS及C3PM處理中DPM與RPM分別顯著增加17.3、21.8、15.1與17.3、21.8、15.1倍;50 d后各處理中DPM與RPM含量則呈顯著下降趨勢(shì),并逐漸趨于穩(wěn)定狀態(tài)(圖4a、4b).隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng),微生物生物量碳(BIO)和腐殖質(zhì)碳(HUM)均呈顯著下降趨勢(shì),與培養(yǎng)20 d相比,在235 d時(shí)各處理間BIO和HUM含量分別顯著下降76.4%～149.7%和43.3%～59.9%(圖4c、4d);而惰性有機(jī)質(zhì)(IOM)含量在50 d時(shí)顯著增加25.1%～66.0%,而后至165 d趨于穩(wěn)定狀態(tài),235 d時(shí)又比165 d顯著上升了52.3%～97.2%,其中C3RS處理IOM質(zhì)量分?jǐn)?shù)高達(dá)4.5 g·kg-1(圖4e).

圖4 等碳量添加稻稈與豬糞對(duì)紅壤旱地中RothC模型碳庫(kù)組分的影響

2.3 等碳量添加稻稈與豬糞對(duì)紅壤旱地中各組分有機(jī)碳比例的影響

等碳量添加稻稈與豬糞后紅壤旱地中DOC占總碳的比例在100 d時(shí)高達(dá)11.7%～17.5%,而后逐漸下降并趨于穩(wěn)定狀態(tài),添加豬糞對(duì)DOC占比的影響比稻稈更顯著,235 d時(shí)添加豬糞與稻稈的處理DOC占比分別高達(dá)11.6%～15.2%、9.8%～12.4%(圖5).DPM及RPM的占比在20 d到50 d顯著增大,并在50 d時(shí)達(dá)到最大值分別為0.43、42.2,而后隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)逐漸趨于穩(wěn)定狀態(tài),且添加稻稈比豬糞的影響更顯著,到235 d時(shí)添加稻稈及豬糞的3個(gè)組分處理的占比分別為0.16%～0.36%及0.18%～0.25%、15.8%～35.4%及17.7%～24.5%(圖5).等碳量添加稻稈和豬糞后BIO和HUM占比呈顯著下降趨勢(shì),且添加豬糞比稻稈的影響更顯著,235 d時(shí)添加稻稈及豬糞影響下BIO、HUM的占比分別為0.79%～0.94%及1.05%～1.12%、29.0%～34.7%及38.6%～41.2%(圖5).IOM的占比隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)逐漸增加,且添加稻稈對(duì)IOM占比的影響比豬糞顯著,235 d時(shí)分別為32.0%～48.4%及35.6%～41.7%(圖5).

圖5 等碳量添加稻稈和豬糞對(duì)紅壤旱地有機(jī)碳分布比例的影響

2.4 相關(guān)分析

表1相關(guān)分析表明:隨f-Fe2O3含量增加,紅壤旱地中DOC含量顯著增加(P<0.05);隨a-Fe2O3含量的增加,DOC含量顯著降低,而IOM含量顯著增加(P<0.05);隨a-Al2O3含量的增加,POM顯著增加(P<0.05),BIO、HUM則極顯著增加,而DOC極顯著降低(P<0.01)(表1).隨土壤pH值增加,s+c-rSOC、BIO、HUM含量顯著增加(P<0.05);隨TC含量增加POM、S+A、s+c-rSOC、DPM、RPM、BIO、HUM含量均極顯著在增加(P<0.01);隨DOC含量增加,s+c-rSOC、HUM含量顯著降低,IOM含量則顯著增加(P<0.05);而隨POM和S+A含量增加,DPM、RPM、BIO及HUM含量均極顯著增加(P<0.01);隨DPM含量增加RPM、IOM、HUM含量極顯著增加(P<0.01),隨BIO含量增加HUM含量極顯著增加,而IOM含量極顯著降低(P<0.01).

表1 鐵鋁氧化物與土壤有機(jī)碳組分及總碳量間相關(guān)系數(shù)

3 討論

等碳量添加不同比例的稻稈與豬糞均能顯著提高紅壤旱地總碳(TC)含量(圖3),有機(jī)物料本身含有較高的有機(jī)碳,施入土壤后會(huì)在微生物的作用與土壤顆粒相結(jié)合[8],從而增加土壤總碳含量[17-19].而等碳量添加條件下,添加稻稈比添加豬糞對(duì)土壤總碳的影響更顯著,且添加量越大土壤TC增加越顯著(圖3),這可能是因?yàn)榈径拰?duì)土壤結(jié)構(gòu)影響更大,更易于促進(jìn)土壤微生物快速繁殖,有利于加快有機(jī)碳的分解轉(zhuǎn)化[20].但隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng),紅壤旱地TC含量呈下降趨勢(shì),其中培養(yǎng)50～100 d最顯著,而后下降趨勢(shì)減緩(圖3),這是由于有機(jī)物料在土壤中呈現(xiàn)出明顯的先“快速分解”后“緩慢分解”的趨勢(shì)[20-23].有機(jī)物料添加初始階段分解速度最快,以后逐漸進(jìn)入緩慢分解階段,可能是有機(jī)物料的輸入刺激了土壤細(xì)菌、真菌以及多糖的產(chǎn)生[24],使土壤顆粒間的凝聚力增強(qiáng),土壤結(jié)構(gòu)改善,進(jìn)而促進(jìn)微生物的生存繁殖,加速有機(jī)物料的降解[8].而在等碳量添加的處理中,添加稻稈比添加豬糞的處理TC含量下降更顯著,可能是稻稈中含有較多易分解利用的組分[25-26],其快速分解導(dǎo)致土壤TC含量的明顯下降,但隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)易分解的有機(jī)物含量逐漸減少,剩下的則是木質(zhì)素、單寧和蠟質(zhì)等一些較難分解的物質(zhì),這些難分解物質(zhì)的存在使稻稈腐解速率逐漸變慢直至幾乎停下來(lái)[20,27-31],因此添加稻稈的處理TC含量下降幅度減慢;而另一種原因可能是稻稈的碳氮比較大,等碳量添加條件下,添加稻稈的處理氮含量低,土壤中缺乏足量可供給的氮而限制了微生物活性,進(jìn)而阻礙有機(jī)質(zhì)分解,減弱添加稻稈對(duì)有機(jī)碳含量的增加作用[32-33].可見(jiàn),等碳量添加豬糞且無(wú)外源氮素添加條件下,一段時(shí)間后更有利于增加土壤碳庫(kù)總量,這與殷丹等的研究結(jié)果一致[3].

等碳量添加稻稈與豬糞均能顯著增加紅壤旱地中RothC模型碳庫(kù)組分,但添加稻稈比添加豬糞對(duì)易分解植物殘?bào)w碳(DPM)、難分解植物殘?bào)w碳(RPM)及惰性有機(jī)質(zhì)(IOM)的影響更顯著(圖4);而添加豬糞對(duì)微生物生物量碳(BIO)和腐殖質(zhì)碳(HUM)的影響則顯著高于稻稈,且與豬糞添加量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(圖4).研究表明稻稈的腐解速率通常情況下大于豬糞,主要是稻稈易分解碳庫(kù)含量較高,即易分解碳庫(kù)中多糖、有機(jī)酸、氨基酸等有機(jī)化合物可被微生物優(yōu)先分解,且碳源和養(yǎng)分充足可刺激微生物活性和數(shù)量,進(jìn)而促進(jìn)有機(jī)物料腐解[34-35],而惰性組分的腐殖質(zhì)碳(HUM)在土壤碳庫(kù)中較為穩(wěn)定,因此等碳量添加條件下,短時(shí)間內(nèi)豬糞比稻稈更有利于土壤培肥.另一方面稻稈易分解碳庫(kù)含量本來(lái)就比較高,但短期內(nèi)又不能很快腐解,從而增加土壤活性碳庫(kù)含量及比例;同時(shí)也可顯著提高土壤酶及微生物的活性[35].豬糞對(duì)土壤脲酶活性的增加作用優(yōu)于作物秸稈,而脲酶活性與有機(jī)碳含量和微生物生物量呈正相關(guān)關(guān)系(P<0.05)[36],且豬糞能顯著改善土壤理化性質(zhì),為土壤提供更多、更豐富的底物,發(fā)揮底物誘導(dǎo)效應(yīng),誘導(dǎo)更多酶的產(chǎn)生[37],這使得大量的碳以砂粒和穩(wěn)定的團(tuán)聚體碳和惰性碳組分的形式儲(chǔ)存于HUM、BIO及IOM的物理和化學(xué)性保護(hù)碳庫(kù)中.

隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng),紅壤旱地中DOC、POM含量及比例先顯著增加后逐漸減小至穩(wěn)定狀態(tài),S+A、IOM(rSOC)的含量及比例均顯著增加,而s+c-rSOC的含量及比例顯著下降.RothC碳庫(kù)模型的活性碳庫(kù)中DPM、RPM的含量及比例均顯著下降(圖4、5),這與微生物活性增強(qiáng)有關(guān),有機(jī)物料進(jìn)一步分解轉(zhuǎn)化產(chǎn)生更多活性有機(jī)碳,而由S+A、s+c-rSOC模擬的RothC碳庫(kù)模型中物理性保護(hù)碳庫(kù)(HUM和BIO)有機(jī)碳含量及比例顯著下降,是因?yàn)樯傲：头€(wěn)定團(tuán)聚體碳結(jié)合或存儲(chǔ)于團(tuán)聚體中而受物理性保護(hù)的有機(jī)碳在微生物作用下進(jìn)一步腐解礦化[3].本試驗(yàn)中,等碳量添加稻稈與豬糞100 d后紅壤旱地中各組分有機(jī)碳含量的變異逐漸減小(圖3—5),這也意味著隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)紅壤旱地中各組分碳庫(kù)也逐漸趨于穩(wěn)定狀態(tài);而RothC模型對(duì)土壤碳庫(kù)的模擬程度,受模型運(yùn)行時(shí)間影響,量化值較模擬值更能準(zhǔn)確地反映真實(shí)的環(huán)境條件,且隨著時(shí)間延長(zhǎng),用量化值和模擬值預(yù)測(cè)的土壤有機(jī)碳變化趨勢(shì)的差異也逐漸減小[38-39].殷丹等[3]長(zhǎng)期配施秸稈與豬糞的紅壤旱地試驗(yàn)中,土壤有機(jī)碳庫(kù)主要以HUM和IOM為主要組分,而在本試驗(yàn)培養(yǎng)235 d有機(jī)碳庫(kù)中,主要以RPM和IOM為主要組分(圖5),且RothC模型各碳庫(kù)含量和比例大小依次為:IOM> RPM> HUM> BIO> DPM(圖5),其中IOM含量顯著增加,可能是難分解植物殘?bào)w碳短期內(nèi)無(wú)法完全分解,而長(zhǎng)期施肥碳庫(kù)中完全分解,各碳庫(kù)含量及比例更穩(wěn)定.

鐵鋁氧化物的存在有助于維持良好的土壤物理性質(zhì),在紅壤等酸性土壤中,有機(jī)碳與鐵鋁氧化物等無(wú)機(jī)礦物之間的吸附作用對(duì)維持有機(jī)碳穩(wěn)定、抵抗微生物分解有重要的調(diào)控作用[40-41].添加有機(jī)物料雖然能促進(jìn)碳含量增加,但有機(jī)碳會(huì)抑制鐵鋁氧化物的晶質(zhì)化過(guò)程,與游離態(tài)鐵、鋁氧化物相比,非晶質(zhì)鐵、鋁氧化物可通過(guò)離子或配位交換與有機(jī)碳形成穩(wěn)定的復(fù)合體,膠結(jié)能力更強(qiáng),而鐵比鋁的電負(fù)性大,故氧化鋁的吸附能力可能強(qiáng)于氧化鐵,這與氧化鋁在土壤中的形態(tài)和電荷密度有關(guān)[12].本研究發(fā)現(xiàn),a-Fe2O3、a-Al2O3含量與DOC含量呈顯著負(fù)相關(guān),BIO和HUM與a-Al2O3含量極顯著正相關(guān),而f-Fe2O3與DOC顯著正相關(guān),這說(shuō)明紅壤旱地中非晶質(zhì)鐵、鋁氧化物與對(duì)BIO和HUM組分具有穩(wěn)定作用,且土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性是由非晶質(zhì)鐵、鋁氧化物通過(guò)配位體置換決定的[37].

4 結(jié)論

添加稻稈和豬糞均可增加紅壤旱地總碳含量,但短期內(nèi)等碳量添加稻稈的效果更顯著;添加稻稈對(duì)紅壤旱地中易分解的植物殘?bào)w碳(DPM)、難分解的植物殘?bào)w碳(RPM)、惰性有機(jī)質(zhì)(IOM)含量影響更顯著,而添加豬糞對(duì)微生物生物量碳(BIO)、腐殖質(zhì)碳(HUM)的含量影響更顯著.隨著培養(yǎng)周期延長(zhǎng),等碳量添加稻稈與豬糞后紅壤旱地中活性碳庫(kù)和化學(xué)性保護(hù)碳庫(kù)呈顯著上升趨勢(shì),而物理性保護(hù)碳庫(kù)呈顯著下降趨勢(shì).