龔夢瑤，李巧云,2*，陳安磊，葛體達(dá)，李宇虹，秦紅靈，馬國輝

（1 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院, 湖南長沙 410128；2 廣州新華學(xué)院, 廣東廣州 523133；3 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院, 湖南長沙 410128；4 中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所 / 亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 湖南長沙 410125；5 寧波大學(xué)植物病毒學(xué)研究所, 浙江寧波 315211；6 雜交水稻國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 / 湖南雜交水稻研究中心, 湖南長沙 410125）

我國執(zhí)行了世界上最嚴(yán)格的耕地保護(hù)政策，但南方紅壤區(qū)傳統(tǒng)稻田仍面臨著棄耕的風(fēng)險(xiǎn)，水稻種植在區(qū)域變化趨勢上呈現(xiàn)南縮北擴(kuò)的現(xiàn)象[1-2]。自1980年以來，稻田面積每年以0.5%的速率下降，水稻播種面積減少13%左右，水稻產(chǎn)量減少5.4%[1,3]。2021年《農(nóng)業(yè)農(nóng)村部關(guān)于統(tǒng)籌利用撂荒地促進(jìn)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)發(fā)展的指導(dǎo)意見》強(qiáng)調(diào)耕地撂荒及季節(jié)性撂荒已導(dǎo)致土地資源浪費(fèi)和耕地質(zhì)量下降(肥力變差、地力等級下降)。目前研究多集中在棄耕后土壤有機(jī)碳含量，如有研究報(bào)道了南方稻田棄耕后土壤有機(jī)質(zhì)呈現(xiàn)快速下降趨勢[4]，不同于我國北方草地草甸、南方喀斯特區(qū)、黃土丘陵區(qū)和紅壤旱地的退耕(棄耕)還林還草后土壤有機(jī)碳的積累特征[5-8]。

土壤磷素是退耕生態(tài)系統(tǒng)植被生長的關(guān)鍵養(yǎng)分限制因子，但有關(guān)稻田棄耕后土壤磷素變化特征鮮有報(bào)道。磷素不參與大氣循環(huán)，不同于土壤有機(jī)碳的積累趨勢，棄耕旱地研究表明隨著撂荒時(shí)間延長，撂荒地土壤全磷含量隨之減少[6,9]。紅壤因其粘、瘦等缺點(diǎn)導(dǎo)致60%的稻田缺磷，粘粒對磷素的強(qiáng)固持能力導(dǎo)致磷肥的有效性低[10]。紅壤稻田棄耕后，土壤環(huán)境由淹水厭氧環(huán)境轉(zhuǎn)化為落干好氧環(huán)境，繼而土壤物理、化學(xué)、生物學(xué)特征也隨之發(fā)生劇烈的變化，如土壤團(tuán)聚體、有機(jī)碳、氧化還原狀態(tài)和地上植被等變化[4,11]，這些性質(zhì)的變化不同于紅壤旱地和其他土壤類型棄耕后的變化特征，可能對棄耕稻田土壤磷素轉(zhuǎn)化產(chǎn)生不同的影響。弄清棄耕后土壤磷庫變化趨勢及其驅(qū)動(dòng)機(jī)制，對棄耕紅壤稻田土壤肥力的研究及管理有重要指導(dǎo)意義。

為此，依托棄耕紅壤稻田長期定位試驗(yàn)(開始于1991年)，研究不同施肥背景(CK、NK和NPK)棄耕稻田土壤磷庫變化特征，進(jìn)一步探索對棄耕敏感的磷素組分及其與土壤環(huán)境因子(植被磷素固持量和土壤微生物生物量碳、磷等)的關(guān)系，以期為棄耕紅壤稻田的管理提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

稻田棄耕長期定位試驗(yàn)位于中國科學(xué)院桃源農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗(yàn)站內(nèi)(湖南省桃源縣，北緯28°55'，東經(jīng)111°26')的梯田上，該試驗(yàn)田與上下梯田的田面落差在1 m 左右，具備完善的排灌水設(shè)施條件。該地區(qū)屬于亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候，年均降雨量為1450 mm，年均氣溫為16.5℃，無霜期283天。土壤母質(zhì)為第四紀(jì)紅色粘土。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

該定位試驗(yàn)開始于1991年，1991—2006年為雙季稻施肥試驗(yàn)，2007—2014年為棄耕試驗(yàn)。雙季稻施肥試驗(yàn)(棄耕前1991—2006年)處理為：1) CK處理，不施肥；2) NK處理，施用N、K肥；3) NPK處理，施用N、P、K肥。各施肥處理N、P2O5、K2O年施用量分別為292.5、50.4和132.8 kg/hm2，施用的肥料分別為尿素、過磷酸鈣和氯化鉀。試驗(yàn)為隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，每個(gè)處理4次重復(fù)(4個(gè)小區(qū))，每個(gè)小區(qū)的面積為20 m2。種植制度為雙季水稻，早稻移栽期為4月底，收獲期為7月中旬；晚稻移栽時(shí)間為7月中旬，10月底收獲；水稻收獲后，稻草全部移出稻田；10月底到次年4月中旬為稻田休閑期。稻田棄耕后(2007—2014年)，不進(jìn)行田間管理(既不耕作、不施肥和不種植水稻)，維持田間植被的自然恢復(fù)及生長狀態(tài)(田間禾本科雜草自然生長和死亡)。試驗(yàn)前(1991年)土壤(0—20 cm)基礎(chǔ)肥力性狀為：土壤有機(jī)碳為16.5 g/kg、土壤全磷為0.45 g/kg、土壤全鉀為12.6 g/kg、全氮為1.79 g/kg、pH為5.45。

1.3 樣品采集與測定

利用歷史保存樣品開展研究，選用的2006和2014年樣品分別代表?xiàng)壐昂蜅壐?年的樣品，具體采樣和分析方法如下。

1.3.1 土樣采集 分別于2006、2014年3—4月份，在CK、NK和NPK處理小區(qū)采集表層土樣(0—20 cm)，每個(gè)小區(qū)采用九點(diǎn)取樣法采集土樣，所取土樣在室內(nèi)風(fēng)干和制備過程中去除根系、凋落物和植物殘?bào)w等雜物，分別過0.84和0.149 mm篩孔，備用于全磷、速效磷及各磷素組分測試分析。其中2014年所取新鮮土樣分取一部分于4℃ 冰箱冷藏，用于測定微生物生物量碳和磷。

1.3.2 Hedley-P分級的測定 磷分級采用Maranguit等[12]改進(jìn)后的Hedley-P分級法：稱取1.00 g土樣(過0.149 mm篩孔)于50 mL離心管內(nèi)，依次用30 mL去離子水(Resin-P)、0.5 mol/L NaHCO3(pH 8.5)(NaHCO3-P)、0.1 mol/L NaOH (NaOH-P)、0.1 mol/L NaOH (加入后超聲，59 KHz，2 min) (Sonic-P)、1 mol/L HCl (HCl-P)分別提取(室溫25℃±2℃，180 r/min振蕩16 h)，提取后3000 r/min離心8 min，保存上清液待測。

NaHCO3和NaOH浸提液中的全磷(Pt)包括有機(jī)磷(Po)和無機(jī)磷(Pi)兩種形態(tài)。其中無機(jī)磷，如Resin-P、NaHCO3-Pi、NaOH-Pi、Sonic-Pi和 HCl-P，直接用鉬藍(lán)比色法測定。浸提液全磷，如NaHCO3-Pt、NaOH-Pt和Sonic-Pt的測定，需分別取5 mL NaHCO3、NaOH和超聲后的NaOH浸提液于25 mL比色管中，然后分別加入0.32 g (浸提液為NaHCO3)和0.43 g (浸提液為NaOH)過硫酸銨，再加入6 mL 1.8 mol/L H2SO4，在高溫滅菌鍋中120℃消化1 h，冷卻后定容至25 mL，最后用鉬藍(lán)比色法測定總磷(Pt)。有機(jī)磷含量為總磷與無機(jī)磷的差值，即有機(jī)磷(Po)=總磷(Pt)-無機(jī)磷(Pi)。殘余磷(Residual-P)使用硫酸(5 mL)-高氯酸(0.5 mL)消煮后定容至50 mL，取上清液測定其含量。各磷素組分檢測儀器為多功能酶標(biāo)儀(Infinite M200 PRO)。

1.3.3 土壤全磷和Olsen-P的測定方法 全磷含量為Hedley-P分級中各組分磷含量之和。Olsen-P采用0.5 mol/L NaHCO3(pH 8.5)浸提[13]，采用鉬藍(lán)比色法測定上清液磷含量，檢測儀器為多功能酶標(biāo)儀(Infinite M200 PRO)。

1.3.4 土壤微生物生物量碳、磷測定方法 土壤微生物生物量碳(MBC)采用氯仿熏蒸-K2SO4方法提取[14-15]，測定儀器為TOC自動(dòng)分析儀(Phoenix-8000)。土壤微生物生物量磷(MBP)采用氯仿熏蒸-NaHCO3方法提取[14]，測定儀器為分光光度計(jì)(UV8500-Ⅱ型)。

1.3.5 植物樣品采集及樣品磷含量測定 于2012、2013、2014年的7、8月份采集雜草樣品。雜草地上部生物量和地表枯草落葉采集樣方為1 m2，所采植物樣在105℃烘箱中殺青0.5 h，然后75℃烘干至恒重后稱重，計(jì)算干物量重。雜草根采樣樣方為20 cm×20 cm，采樣深度為0—20 cm，每個(gè)小區(qū)3次重復(fù)，用水洗出土樣中的根系，按上述殺青和烘干方法獲得雜草根系生物量數(shù)據(jù)。烘干的植物樣品(2014年)粉碎過0.25 mm (60目)篩，用硫酸-雙氧水消煮后，采用鉬藍(lán)比色法測定上清液中磷含量，再計(jì)算植物樣品中的磷含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理及分析

采用Microsoft Excel 2020和Origin 2018軟件處理數(shù)據(jù)和作圖，采用SPSS 23.0軟件中單因素分析中的SNK和鄧尼特T3法進(jìn)行同年份不同處理間各級磷含量的差異顯著性分析，采用獨(dú)立樣本T檢驗(yàn)分析年份間磷含量的差異顯著性(P＜0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 棄耕前后土壤全磷、速效磷(Olsen-P)的變化規(guī)律

棄耕前，雙季稻田P肥施用顯著提高土壤全磷含量(圖1a)，與試驗(yàn)前(0.45 g/kg)相比NPK處理全磷含量提高了52.4% (1991—2006年)；而長期不施用磷肥土壤全磷含量下降明顯，如CK和NK處理分別下降了21.5%和20.2%。稻田棄耕8年后(2014年)，土壤全磷含量與棄耕前(2006年)相比下降了19.3～160.8 mg/kg，下降幅度為5.4%～23.4%，其中CK和NPK施肥背景的土壤全磷下降幅度分別為9.5%和23.4%，達(dá)到顯著水平(P＜0.05)。

土壤Olsen-P對施肥和棄耕的響應(yīng)與土壤全磷的變化規(guī)律一致。稻田棄耕前，施用磷肥顯著提高土壤Olsen-P含量，NPK處理土壤Olsen-P含量分別是CK和NK處理的4.4和5.4倍(P＜0.05，圖1b)。棄耕8年后，土壤Olsen-P含量與棄耕前相比下降了0.7～14.1 mg/kg (下降幅度為11.0%～45.4%)，其中CK和NPK施肥背景的土壤Olsen-P下降幅度達(dá)到顯著水平，分別下降了38.3%和45.4% (P＜0.05，圖1b)?？傮w來看，Olsen-P含量高的土壤(NPK處理)受棄耕影響大，但棄耕8年后其含量水平仍顯著高于棄耕前不施用磷肥的土壤(CK和NK) (P＜0.05，圖1b)。

圖1 稻田棄耕前(2006年)、后(2014年)土壤全磷和Olsen-P含量Fig.1 Total-P and Olsen-P content of paddy field pre- (in 2006) and post-abandonment (in 2014)

2.2 棄耕土壤微生物生物量磷(MBP)和微生物生物量碳(MBC)含量

棄耕土壤MBP含量范圍為15.1～16.7 mg/kg，該含量與土壤全磷和Olsen-P含量高低無關(guān)，即全磷和Olsen-P含量的高低不影響MBP含量水平，棄耕8年后CK、NK和NPK背景的土壤MBP含量無顯著差異(圖2a，P＞0.05)。低磷背景土壤(CK、NK處理)的MBP含量是Olsen-P的3.2～3.4倍，而高磷背景土壤(NPK處理)兩者差異較小。棄耕土壤MBC含量范圍為576～613 mg/kg，CK、NK和NPK處理背景土壤MBC含量無顯著差異(圖2b，P＞0.05)。

圖2 棄耕稻田土壤微生物生物量磷(MBP)和微生物生物量碳(MBC)含量Fig.2 Soil microbial biomass P (MBP) and microbial biomass C (MBC) content after abandonment

2.3 稻田棄耕土壤磷組分變化特征

稻田棄耕前后，稻田土壤磷組分含量總體規(guī)律均為：Residual-P＞NaOH-Po＞NaOH-Pi＞Sonic-Pi＞NaHCO3-Po＞HCl-P＞Sonic-Po＞NaHCO3-Pi＞Resin-P (表1)。除Resin-P和棄耕后土壤Sonic-Po外，NPK背景土壤各磷組分含量均顯著高于CK和NK處理(P＜0.05)；CK和NK處理除棄耕后Residual-P、NaHCO3-Pi和NaHCO3-Po有顯著差異外(P＜0.05)，其它磷組分無顯著差異(P＞0.05)。磷組分占比規(guī)律和含量規(guī)律一致(表2)，其中Residual-P占比最高(25.3%～43.6%)，其次為NaOH-Po(24.4%～28.7%)和NaOHPi(15.7%～20.9%)，占比最少的組分為Resin-P (僅占0.1%～0.3%)。

不同土壤磷素組分對棄耕的響應(yīng)不同?？傮w來看，相比棄耕前，棄耕后土壤Resin-P和Residual-P變化幅度分別為0.0～0.3和0.5～5.1 mg/kg，棄耕前后無顯著差異(P＞0.05，表1)，且不受施肥背景影響。其它磷組分都呈下降趨勢，其中施磷背景土壤(NPK處理)各磷組分棄耕前后差異均達(dá)到顯著水平，不施磷背景土壤(CK和NK處理)中僅無機(jī)態(tài)磷組分(如NaHCO3-Pi、NaOH-Pi和Sonic-Pi)顯著降低(P＜0.05)，而有機(jī)態(tài)磷組分(如NaHCO3-Po、NaOHPo和Sonic-Po)下降不顯著(P＞0.05，表1)。可見，棄耕后土壤磷組分的變化幅度不僅與施磷背景有關(guān)，還與土壤磷組分形態(tài)有關(guān)。

表1 稻田棄耕前后土壤磷組分變化特征(Pmg/kg)Table 1 Change in soil phosphorus fraction pre- andpost-abandonment of paddy field

棄耕后各磷組分在全磷中的占比也發(fā)生差異性變化(表2)。Resin-P占比基本不變，Residual-P占比呈上升趨勢，其中CK和NPK施肥背景土樣Residual-P占比提高幅度達(dá)顯著水平(P＜0.05，表2)。其他土壤磷組分占比總體呈下降趨勢，其中NPK背景土壤NaHCO3-Pi、NaHCO3-Po和HCl-P占比下降幅度達(dá)顯著水平，CK背景土壤NaHCO3-Pi和HCl-P占比下降幅度達(dá)顯著水平(P＜0.05)，而NK背景土壤所有磷組分占比在棄耕前后無顯著變化(P＞0.05，表2)。

表2 土壤磷組分在總磷中的占比(%)Table 2The proportion of phosphorus fraction in total P

2.4 棄耕對土壤磷活性組分的影響

按Hedley-P分級方法，把土壤磷組分分成4個(gè)活性水平，既活性磷(Resin-P+NaHCO3-Pi+NaHCO3-Po)、中活性磷(NaOH-Pi+NaOH-Po+Sonic-Pi+Sonic-Po)、低活性磷(HCl-P)和穩(wěn)定態(tài)磷(Residual-P)。棄耕前、后各活性磷的含量大小順序總體為：中活性磷＞穩(wěn)定態(tài)磷＞活性磷＞低活性磷，占全磷的比率平均分別為52.0%、35.6%、7.5%和4.6%。

棄耕前，磷肥施用顯著提高土壤活性磷和中活性磷含量，即NPK處理土壤活性磷和中活性磷含量顯著高于無磷肥施用的土壤(CK和NK處理) (P＜0.05，圖3)。棄耕后，NPK背景土壤活性磷顯著下降(下降量29.1 mg/kg，P＜0.05，圖3a)；而無磷背景土壤活性磷呈小幅下降趨勢，下降量分別為5.6和2.8 mg/kg，其含量與棄耕前相比無顯著差異(P＞0.05)?？傮w來看，活性磷下降對全磷下降的貢獻(xiàn)較小，范圍為14.5%～18.1% (圖4)。棄耕后，中活性磷下降量對全磷下降的貢獻(xiàn)最大(貢獻(xiàn)率為51.7%～78.6%)，如NPK背景土壤中活性磷下降量為100.8 mg/kg，對全磷總下降量的貢獻(xiàn)占62.7%，CK和NK背景土壤中活性磷分別下降了26.3和10.0 mg/kg，對全磷總下降量貢獻(xiàn)分別為78.6%和51.7% (P＜0.05，圖3b和圖4)。

低活性磷的含量及其在全磷中的占比是4個(gè)活性磷組分中最小的。棄耕前NPK處理土壤低活性磷含量顯著高于無磷肥背景土壤，無磷肥背景土壤低活性磷含量維持在較低水平(圖3c)。棄耕后，低活性磷含量下降明顯(16.0%～43.2%)，其中CK和NPK背景土壤下降幅度達(dá)到顯著水平(下降幅度分別為43.2%和42.7%，P＜0.05)，對全磷下降的貢獻(xiàn)率分別為13.1%和18.7%；NK背景土壤低活性磷含量下降量對全磷下降的貢獻(xiàn)率僅為7.7%。穩(wěn)定態(tài)磷是土壤活性最低的磷組分，磷肥施用能顯著提高該形態(tài)磷含量，與CK處理相比提高了23.8% (圖3d，P＜0.05)，但棄耕后該形態(tài)磷幾乎沒有變化(下降0.3%，P＞0.05)。棄耕后無磷背景土壤穩(wěn)定態(tài)磷變化也很小，與棄耕前相比平均下降0.9% (P＞0.05，圖4)。

圖3 棄耕對土壤活性磷(a)、中活性磷(b)、低活性磷(c)和穩(wěn)定態(tài)磷(d)的影響Fig.3 Effects of abandoning paddy field on soil labile phosphorus (a), moderately labile phosphorus (b), low active phosphorus (c) and stable phosphorus (d)

圖4 棄耕土壤各形態(tài)磷下降量及占比Fig.4 Reduction of soil P fraction and its proportion in total P loss after abandonment

總體來看，稻田棄耕后各形態(tài)磷下降量大小順序?yàn)椋褐谢钚粤祝净钚粤祝镜突钚粤祝痉€(wěn)定態(tài)磷，其下降量在磷下降總量的占比(均值)分別為64.3%、16.4%、13.2%和6.1% (圖4)。施肥背景影響棄耕后磷素?fù)p失形態(tài)和比例，如土壤中活性磷損失組分中無機(jī)和有機(jī)磷相差較大，NPK土壤NaOH浸提的無機(jī)和有機(jī)磷損失比重各占50%左右，而NK土壤中NaOH浸提的無機(jī)磷損失比重在90%以上，CK土壤中有機(jī)磷損失占比(56.7%)略大于無機(jī)磷(43.3%)。

3 討論

3.1 棄耕對紅壤稻田土壤全磷含量的影響

一般認(rèn)為農(nóng)田棄耕或者撂荒有利于土壤肥力的恢復(fù)(主要指土壤碳、氮庫的積累)，其主要驅(qū)動(dòng)因素是棄耕有利于植被恢復(fù)，水土流失的減少和有機(jī)物碳、氮?dú)w還量的增加[7,16]。但不同于C、N元素，土壤磷素不參與大氣循環(huán)，損失途徑較少[8]，因此棄耕土壤磷素的變化特征應(yīng)不同于C、N的轉(zhuǎn)化積累過程。本研究數(shù)據(jù)顯示，稻田棄耕后土壤全磷和Olsen-P都呈降低趨勢，特別是高磷背景土壤磷素下降對棄耕更為敏感(圖1)。按Chen等[4]方法對土壤磷儲量進(jìn)行估算，結(jié)果表明棄耕8年后CK、NP和NPK施肥背景土壤磷庫損耗量分別為68、39和325 kg/hm2。同區(qū)域棄耕紅壤旱地研究也表明，棄耕27年后土壤及團(tuán)聚體中全磷含量水平持續(xù)降低[5]，喀斯特山區(qū)和北方草甸草原棄耕后土壤全磷在植被恢復(fù)過程中也呈整體下降趨勢[6,8]。

稻田棄耕后自然植被逐漸恢復(fù)，植物生長所需的磷素主要來源于土壤磷素的供應(yīng)(極少部分來源于干濕沉降)。本研究中自然恢復(fù)的植被主要為禾本科雜草[4]，雜草根和地上部磷固持量為18.3～30.0 kg/hm2，地表枯草落葉磷固持量為2.6～13.4 kg/hm2(圖5)，總固持磷量為21.3～48.3 kg/hm2。雜草生物固持磷量可解釋CK和NK處理?xiàng)壐寥懒讕鞊p耗量的40.6%～54.9%去向，但對NPK土壤磷損耗的解釋度較低(僅為14.9%)，可見對高磷土壤應(yīng)有其它主要損失途徑導(dǎo)致磷素的損耗。亞熱帶旱地秸稈分解速率(21%～28%)高于水田(18%～21%)[17]，但棄耕后每年死亡雜草的持續(xù)堆積、分解和積累，其總量和固持磷量不容忽視。本試驗(yàn)田已觀察到地表存留有較明顯的有機(jī)物層(但未有調(diào)查數(shù)據(jù))，該層磷相對富集，特別是對于高生物量的NPK棄耕土壤。但該層在取樣和調(diào)查中無單獨(dú)取樣，一部分容易收集的相對較大的植物殘?bào)w、碎屑計(jì)入地表枯草落葉層樣品，另一部分小的碎屑在土樣采集和制備過程中挑出損失掉，未納入到植物固持磷量的估算。如單獨(dú)計(jì)量和統(tǒng)計(jì)該數(shù)據(jù)應(yīng)能更好的解釋磷庫損耗的去向。另外，雜草生物量季節(jié)變化和年際變化也將影響土壤磷庫的大小，如黃土丘陵區(qū)退耕植被的研究表明，隨季節(jié)性變化的根系固持磷量顯著影響土壤磷庫大小水平[18]。總體來看，植被(包括植物殘?bào)w)對磷固持是土壤損耗磷的去向之一。

圖5 稻田棄耕后雜草磷固持量Fig.5 P sequestration of weeds after abandonment of paddy field

除植被對磷固持外，土壤磷主要損耗途徑還包括地表徑流(植物殘?bào)w等有機(jī)物流失)，土壤侵蝕和滲漏淋溶[19-22]。本研究區(qū)域年均降雨量較大(年均1450 mm，主要集中的4—7月份)，容易產(chǎn)生地表徑流和滲漏。因小區(qū)在水泥田埂內(nèi)，本試驗(yàn)田在棄耕后雜草很快覆蓋田面，田間并沒有觀測到土壤的侵蝕[4]，因此不考慮土壤侵蝕的磷素?fù)p耗途徑。但存在地表徑流產(chǎn)生的植物殘?bào)w流失，本試驗(yàn)站相似地形旱地梯田年均徑流量為4702 m3/hm2(數(shù)據(jù)未發(fā)表)，退耕恢復(fù)草地的有機(jī)物(枯枝落葉和植物殘?bào)w)年均流失量達(dá)120 kg/hm2，徑流中顆粒態(tài)有機(jī)物量也較高[23-24]。特別是棄耕期內(nèi)有2個(gè)年份有強(qiáng)降雨(2010和2012年降雨量超過1700 mm)，其中4—5月份降雨量占全年的30% (數(shù)據(jù)未發(fā)表)，可能導(dǎo)致地表枯草、落葉和腐解的植物殘?bào)w的大量流失，這也是磷庫損失的途徑之一。此外，棄耕后土壤干濕交替頻繁，加上植物根系或蚯蚓等土壤動(dòng)物的活動(dòng)促進(jìn)土壤裂縫或空隙度增多[4]，加速了植物殘?bào)w和顆粒態(tài)有機(jī)物在土壤中的遷移、滲漏，而這部分有機(jī)物殘?bào)w在取樣和土樣制備過程中被清除掉，未被計(jì)入土壤中植物磷庫部分。NPK背景土壤雜草生物量大，其植物殘?bào)w等流失風(fēng)險(xiǎn)相對較高。這可能是NPK背景土壤植物固持磷對土壤磷庫損耗解釋度低的原因。紅壤具有滲透性和淋溶作用強(qiáng)的特征，棄耕稻田土壤磷素的淋失、遷移及流失量變化特征，及其對土壤磷庫損耗的貢獻(xiàn)可能因磷庫含量不同而不同，雖然紅壤對磷有高吸附特征，但高磷土壤仍然存在較高的淋溶風(fēng)險(xiǎn)[20,22]?？梢姡S降雨產(chǎn)生的磷的徑流和滲漏損失不容忽視，配合植被磷固持量分析，應(yīng)能很好解釋棄耕土壤磷庫損耗的去向，值得開展進(jìn)一步的深入研究。

微生物介導(dǎo)了土壤碳、磷等營養(yǎng)元素轉(zhuǎn)化的各種生物地球化學(xué)過程，是土壤碳磷循環(huán)過程中的重要驅(qū)動(dòng)者[25]。與同區(qū)域的旱地土壤相比，稻田MBC是旱地土壤的2倍，在淹水厭氧環(huán)境下微生物碳同化率高、周轉(zhuǎn)速度慢，是稻田土壤有機(jī)碳含量高的主要原因[26-27]。稻田棄耕后，土壤環(huán)境由周期性淹水厭氧環(huán)境轉(zhuǎn)變?yōu)檩^長時(shí)間的好氣環(huán)境(類似旱地好氧土壤環(huán)境)，會導(dǎo)致土壤微生物碳周轉(zhuǎn)速率加快，碳同化速率降低。與相鄰稻田相同處理2004年的土壤MBC (840 mg/kg)和 MBP (17.6 mg/kg )相比[28]，棄耕土壤MBC和MBP分別低了28.9%和9.5%。本試驗(yàn)田棄耕后有機(jī)物碳的歸還量并沒有降低，但土壤碳庫快速下降[4]，結(jié)合區(qū)域旱地水田碳積累差異機(jī)制[26-27]，可推論棄耕后土壤微生物碳同化率降低、周轉(zhuǎn)速率增高，對應(yīng)其它土壤養(yǎng)分元素也有較高的周轉(zhuǎn)速率。如低磷土壤MBP是Olsen-P的3倍左右(圖1b和圖2a)，增強(qiáng)了土壤磷活性，能促進(jìn)土壤磷素在土壤-植物系統(tǒng)的吸收、轉(zhuǎn)化。相關(guān)分析表明，棄耕后C、P丟失速率有顯著的正相關(guān)關(guān)系(R2=0.431，n=12，P＜0.05)。這可能是棄耕土壤磷素處于耗竭狀態(tài)下(CK和NK土壤全磷和速效磷都處于較低水平)，雜草仍能吸收利用土壤磷素，是土壤磷庫持續(xù)降低的關(guān)鍵驅(qū)動(dòng)因素之一。

3.2 棄耕對紅壤磷組分變化的影響

活性磷是土壤磷組分中活性最高的部分，包括易溶解和釋放的礦質(zhì)磷和吸附在土壤表面的磷，如Resin-P和NaHCO3-P，其中NaHCO3-P主要是吸附在土壤團(tuán)聚體表面的有機(jī)磷和無機(jī)磷，其無機(jī)磷部分易被作物直接吸收，有機(jī)磷部分在植物和土壤活性酶作用下也易礦化被植物吸收[29]。活性磷易受土地利用方式變化的影響，長期棄耕的葡萄園和農(nóng)田演替為森林的研究表明，棄耕后土壤NaHCO3-P含量呈總體下降趨勢，之后穩(wěn)定在較低水平[30-31]。

NaOH-P主要指以化學(xué)作用吸附在土壤鐵、鋁氧化物表面的磷，是土壤中主要的活性磷組分，在土壤-植物磷素循環(huán)過程中起主要作用。本研究的土壤富含鐵、鋁氧化物[10]，因此與鐵、鋁氧化物含量密切相關(guān)的NaOH-P含量高，在全磷中的占比范圍為48.6%～54.3% (表2)。棄耕后該形態(tài)磷易于被植物吸收利用并呈現(xiàn)顯著下降趨勢(圖3)，其下降量能解釋土壤磷庫損耗量的51.7%～78.6% (圖4)。NaOH-P包括有機(jī)態(tài)和無機(jī)態(tài)磷，在長期磷耗竭的土壤中兩者活性存在差異，與棄耕前相比各施肥背景土壤NaOH-Pi都顯著下降，而土壤NaOH-Po只在NPK背景土壤出現(xiàn)顯著下降(P＜0.05，表1)。De Schrijver等[30]的研究也表明無機(jī)態(tài)磷下降是NaOH-P下降的主要形態(tài)?？梢?，施肥背景會影響NaOH-P組分活性的差異，NaOH-Pi活性高于NaOH-Po活性，棄耕后更易被植物吸收利用。這可能受土壤有機(jī)質(zhì)快速下降和雜草等有機(jī)物大量分解(量大但不能彌補(bǔ)碳損失)影響[4]，兩者分解都會產(chǎn)生大量的有機(jī)酸，而有機(jī)酸含量上升會解吸鐵、鋁氧化物吸附的磷，這可能是棄耕后NaOH-P顯著下降的影響因素之一。而可能因NaOH-Po鍵能高于NaOH-Pi導(dǎo)致該形態(tài)有機(jī)磷解吸量相對較小，這會造成NaOH-Po和NaOHPi活性差異，表現(xiàn)出各施肥背景下棄耕土壤NaOHPi都呈顯著下降現(xiàn)象。

HCl-P是磷與鈣形成的穩(wěn)定態(tài)礦物磷，活性較低，不易被植物和微生物利用[30]。本研究的紅壤為酸性土壤，鈣含量相對較低，因此該形態(tài)磷在全磷中的占比最少(僅占全磷的1.8%～10.2%)。該形態(tài)的磷雖然活性低、轉(zhuǎn)化速度慢，但從長期的角度來看依然是自然生態(tài)系統(tǒng)中植物和微生物的磷素重要供應(yīng)源。Richter等[32]對森林土壤長期研究表明，在成林過程中HCl-P具有持續(xù)、緩慢供應(yīng)特征，是生物磷素重要來源之一。稻田棄耕后由周期性的淹水狀態(tài)改變?yōu)殚L期落干狀態(tài)，土壤物理、化學(xué)和生物學(xué)特征顯著變化[4,11]，如土壤碳庫快速下降等情況，可能加速該形態(tài)磷的轉(zhuǎn)化或者淋溶[20]，導(dǎo)致本研究中HCl-P出現(xiàn)顯著下降現(xiàn)象。Residual-P 被認(rèn)為是土壤中難溶性的磷(磷酸鹽)，該形態(tài)磷素很難被吸收利用，即使在長期磷耗竭的情況下這部分磷含量基本沒有變化(圖3)。磷肥的施用能顯著提高該形態(tài)磷的含量，棄耕后這部分磷變化甚微，可見 Residual-P穩(wěn)定性強(qiáng)，很難被植物吸收利用。

4 結(jié)論

棄耕降低了土壤全磷、Olsen-P含量，施肥產(chǎn)生的高磷土壤對棄耕更敏感，棄耕8年后，其全磷和Olsen-P分別顯著下降了23.4%和45.4%；磷組分中，除Resin-P和Residual-P對棄耕不敏感外，其他磷組分在棄耕后顯著下降。

磷庫中中活性磷含量占比高達(dá)52.0%，中活性磷的降低對全磷下降的貢獻(xiàn)率為51.7%～78.6%，而中活性磷的下降主要源于中活性無機(jī)態(tài)磷組分(NaOHPi和Sonic-Pi)的降低。微生物生物量磷的含量不受棄耕的影響。

棄耕后，植物帶走的磷量占高磷土壤磷庫損耗的比例僅為14.9%，而微生物量磷不受棄耕的影響，因此，提高土壤有機(jī)質(zhì)含量可能是防止棄耕土壤磷庫降低的有效措施。