長期棄耕降低紅壤稻田土壤磷庫

龔夢瑤，李巧云,2*，陳安磊，葛體達，李宇虹，秦紅靈，馬國輝

（1 湖南農(nóng)業(yè)大學資源環(huán)境學院, 湖南長沙 410128；2 廣州新華學院, 廣東廣州 523133；3 湖南農(nóng)業(yè)大學農(nóng)學院, 湖南長沙 410128；4 中國科學院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所 / 亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點實驗室, 湖南長沙 410125；5 寧波大學植物病毒學研究所, 浙江寧波 315211；6 雜交水稻國家重點實驗室 / 湖南雜交水稻研究中心, 湖南長沙 410125）

我國執(zhí)行了世界上最嚴格的耕地保護政策，但南方紅壤區(qū)傳統(tǒng)稻田仍面臨著棄耕的風險，水稻種植在區(qū)域變化趨勢上呈現(xiàn)南縮北擴的現(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)村部關于統(tǒng)籌利用撂荒地促進農(nóng)業(yè)生產(chǎn)發(fā)展的指導意見》強調(diào)耕地撂荒及季節(jié)性撂荒已導致土地資源浪費和耕地質量下降(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碳含量，如有研究報道了南方稻田棄耕后土壤有機質呈現(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)植被生長的關鍵養(yǎng)分限制因子，但有關稻田棄耕后土壤磷素變化特征鮮有報道。磷素不參與大氣循環(huán)，不同于土壤有機碳的積累趨勢，棄耕旱地研究表明隨著撂荒時間延長，撂荒地土壤全磷含量隨之減少[6,9]。紅壤因其粘、瘦等缺點導致60%的稻田缺磷，粘粒對磷素的強固持能力導致磷肥的有效性低[10]。紅壤稻田棄耕后，土壤環(huán)境由淹水厭氧環(huán)境轉化為落干好氧環(huán)境，繼而土壤物理、化學、生物學特征也隨之發(fā)生劇烈的變化，如土壤團聚體、有機碳、氧化還原狀態(tài)和地上植被等變化[4,11]，這些性質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動機制，對棄耕紅壤稻田土壤肥力的研究及管理有重要指導意義。

為此，依托棄耕紅壤稻田長期定位試驗(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)的關系，以期為棄耕紅壤稻田的管理提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

稻田棄耕長期定位試驗位于中國科學院桃源農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗站內(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施條件。該地區(qū)屬于亞熱帶濕潤季風氣候，年均降雨量為1450 mm，年均氣溫為16.5℃，無霜期283天。土壤母質為第四紀紅色粘土。

1.2 試驗設計

該定位試驗開始于1991年，1991—2006年為雙季稻施肥試驗，2007—2014年為棄耕試驗。雙季稻施肥試驗(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。試驗為隨機區(qū)組設計，每個處理4次重復(4個小區(qū))，每個小區(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及生長狀態(tài)(田間禾本科雜草自然生長和死亡)。試驗前(1991年)土壤(0—20 cm)基礎肥力性狀為：土壤有機碳為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年樣品分別代表棄耕前和棄耕8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)，每個小區(qū)采用九點取樣法采集土樣，所取土樣在室內(nèi)風干和制備過程中去除根系、凋落物和植物殘體等雜物，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)包括有機磷(Po)和無機磷(Pi)兩種形態(tài)。其中無機磷，如Resin-P、NaHCO3-Pi、NaOH-Pi、Sonic-Pi和 HCl-P，直接用鉬藍比色法測定。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，最后用鉬藍比色法測定總磷(Pt)。有機磷含量為總磷與無機磷的差值，即有機磷(Po)=總磷(Pt)-無機磷(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]，采用鉬藍比色法測定上清液磷含量，檢測儀器為多功能酶標儀(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(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，每個小區(qū)3次重復，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，采用鉬藍比色法測定上清液中磷含量，再計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，采用獨立樣本T檢驗分析年份間磷含量的差異顯著性(P＜0.05)。

2 結果與分析

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%，達到顯著水平(P＜0.05)。

土壤Olsen-P對施肥和棄耕的響應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下降幅度達到顯著水平，分別下降了38.3%和45.4% (P＜0.05，圖1b)。總體來看，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，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到顯著水平，不施磷背景土壤(CK和NK處理)中僅無機態(tài)磷組分(如NaHCO3-Pi、NaOH-Pi和Sonic-Pi)顯著降低(P＜0.05)，而有機態(tài)磷組分(如NaHCO3-Po、NaOHPo和Sonic-Po)下降不顯著(P＞0.05，表1)?？梢?，棄耕后土壤磷組分的變化幅度不僅與施磷背景有關，還與土壤磷組分形態(tài)有關。

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占比下降幅度達顯著水平，CK背景土壤NaHCO3-Pi和HCl-P占比下降幅度達顯著水平(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最大(貢獻率為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)磷下降量大小順序為：中活性磷＞活性磷＞低活性磷＞穩(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損失形態(tài)和比例，如土壤中活性磷損失組分中無機和有機磷相差較大，NPK土壤NaOH浸提的無機和有機磷損失比重各占50%左右，而NK土壤中NaOH浸提的無機磷損失比重在90%以上，CK土壤中有機磷損失占比(56.7%)略大于無機磷(43.3%)。

3 討論

3.1 棄耕對紅壤稻田土壤全磷含量的影響

一般認為農(nóng)田棄耕或者撂荒有利于土壤肥力的恢復(主要指土壤碳、氮庫的積累)，其主要驅動因素是棄耕有利于植被恢復，水土流失的減少和有機物碳、氮歸還量的增加[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不同于C、N的轉化積累過程。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行估算，結果表明棄耕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，植物生長所需的磷素主要來源于土壤磷素的供應(極少部分來源于干濕沉降)。本研究中自然恢復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處理棄耕土壤磷庫損耗量的40.6%～54.9%去向，但對NPK土壤磷損耗的解釋度較低(僅為14.9%)，可見對高磷土壤應有其它主要損失途徑導致磷素的損耗。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。本試驗田已觀察到地表存留有較明顯的有機物層(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)查中無單獨取樣，一部分容易收集的相對較大的植物殘體、碎屑計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。如單獨計量和統(tǒng)計該數(shù)據(jù)應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]?？傮w來看，植被(包括植物殘體)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(植物殘體等有機物流失)，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損耗途徑。但存在地表徑流產(chǎn)生的植物殘體流失，本試驗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)，退耕恢復草地的有機物(枯枝落葉和植物殘體)年均流失量達120 kg/hm2，徑流中顆粒態(tài)有機物量也較高[23-24]。特別是棄耕期內(nèi)有2個年份有強降雨(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)，可能導致地表枯草、落葉和腐解的植物殘體的大量流失，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物的活動促進土壤裂縫或空隙度增多[4]，加速了植物殘體和顆粒態(tài)有機物在土壤中的遷移、滲漏，而這部分有機物殘體在取樣和土樣制備過程中被清除掉，未被計入土壤中植物磷庫部分。NPK背景土壤雜草生物量大，其植物殘體等流失風險相對較高。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險[20,22]?？梢?，隨降雨產(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，應能很好解釋棄耕土壤磷庫損耗的去向，值得開展進一步的深入研究。

微生物介導了土壤碳、磷等營養(yǎng)元素轉化的各種生物地球化學過程，是土壤碳磷循環(huán)過程中的重要驅動者[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、周轉速度慢，是稻田土壤有機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)境轉變?yōu)檩^長時間的好氣環(huán)境(類似旱地好氧土壤環(huán)境)，會導致土壤微生物碳周轉速率加快，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%。本試驗田棄耕后有機物碳的歸還量并沒有降低，但土壤碳庫快速下降[4]，結合區(qū)域旱地水田碳積累差異機制[26-27]，可推論棄耕后土壤微生物碳同化率降低、周轉速率增高，對應其它土壤養(yǎng)分元素也有較高的周轉速率。如低磷土壤MBP是Olsen-P的3倍左右(圖1b和圖2a)，增強了土壤磷活性，能促進土壤磷素在土壤-植物系統(tǒng)的吸收、轉化。相關分析表明，棄耕后C、P丟失速率有顯著的正相關關系(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)降低的關鍵驅動因素之一。

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聚體表面的有機磷和無機磷，其無機磷部分易被作物直接吸收，有機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]?；钚粤滓资芡恋乩梅绞阶兓挠绊懀L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包括有機態(tài)和無機態(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]的研究也表明無機態(tài)磷下降是NaOH-P下降的主要形態(tài)?？梢姡┓时尘皶绊慛aOH-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。這可能受土壤有機質快速下降和雜草等有機物大量分解(量大但不能彌補碳損失)影響[4]，兩者分解都會產(chǎn)生大量的有機酸，而有機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導致該形態(tài)有機磷解吸量相對較小，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、化學和生物學特征顯著變化[4,11]，如土壤碳庫快速下降等情況，可能加速該形態(tài)磷的轉化或者淋溶[20]，導致本研究中HCl-P出現(xiàn)顯著下降現(xiàn)象。Residual-P 被認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，很難被植物吸收利用。

4 結論

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52.0%，中活性磷的降低對全磷下降的貢獻率為51.7%～78.6%，而中活性磷的下降主要源于中活性無機態(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，提高土壤有機質含量可能是防止棄耕土壤磷庫降低的有效措施。