運(yùn)用核磁共振技術(shù)揭示生物固體修復(fù)土壤中腐植酸的化學(xué)結(jié)構(gòu)

C.Y.Chiu1　G.Tian2　著　張水勤3　袁　亮3　譯

(1　臺(tái)灣中央研究院生物多樣化研究中心　臺(tái)北　11529

2　美國(guó)芝加哥大都市水再生利用區(qū)監(jiān)控研究部環(huán)境控制研究處略興研究室　西塞羅　IL　60804

3　中國(guó)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　北京　100081)

摘　 要：應(yīng)用核磁共振技術(shù)表征長(zhǎng)期施用2個(gè)水平生物固體的土壤中提取的腐植酸特征，以評(píng)估生物固體修復(fù)土壤中有機(jī)碳的穩(wěn)定性。同時(shí)，量化土壤中富里酸、胡敏酸和Fe/Al氧化物含量。土壤樣品采集于2004年，于伊利諾斯州西南部的富爾頓縣選取7個(gè)地塊進(jìn)行取樣，取樣地塊生物固體的累積施用量分別為0(對(duì)照)、554(低施用量)和1066(高施用量)mg/ha。結(jié)果表明，生物固體的施用增加了土壤富里酸與胡敏酸的含量，但是生物固體修復(fù)的土壤和對(duì)照土壤的FA/HA比值沒(méi)有差異。此外，生物固體的施用不影響水溶性有機(jī)碳的含量，卻能增加土壤有機(jī)復(fù)合體中Fe/Al含量，降低其C/Fe和C/Al比例。13C核磁共振波譜結(jié)果表明，隨著生物固體的施用土壤腐植酸中烷基碳增加和芳香碳降低，且施用量越高，變化程度越大；土壤腐植酸碳結(jié)構(gòu)也從由O-烷基主導(dǎo)變?yōu)橥榛鲗?dǎo)。生物固體的施用不能降低土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性，相反，能夠增加土壤腐殖質(zhì)的穩(wěn)定性。

關(guān)鍵詞：非晶型Fe/Al氧化物　生物固體　碳化學(xué)結(jié)構(gòu)　腐植酸　美國(guó)的中西部　核磁共振　土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性

Chemical Structure of Humic Acids in Biosolids-amended Soils as Revealed by NMR Spectroscopy

C.Y.Chiu1,G.Tian2　write,Zhang Shuiqin3　,Yuan Liang3　translate

(1 Biodiversity Research Center,Academic Sinica,Taipei,11529

2 Environmental Monitoring and Research Division,Monitoring and Research Department,MetropolitanWater

Reclamation District of Greater Chicago,Lue-Hing R&D Laboratory,　Cicero,IL 60804

3 Institute of Agricultural Resources and Regional Planning,CA AS,Beijing,100081)

Abstract:We used NMR spectroscopy to characterize humid acids extracted from soils that had received long-term application of 2 levels of biosolids to evaluate the soil organic matter (SOM)stability in biosolids-amended soils.The study also quantified fulvic acids (FAs),humic acids (HAs)and Fe/Al oxides.The soils were collected in 2004 from 7 fields,in Fulton County,southwestern Illinois,which received biosolids at a cumulative rate of 0(control),554(low biosolids)and 1066 (high biosolids)mg/ha.The application of biosolids increased both FA and HA contents,but biosolidsamended soil and control soil did not differ in FA/HA ratio.Biosolids application had no effect on water-soluble organic carbon content.Biosolids application increased the presence of Fe/Al in the SOM complex and lowered its C/Fe and C/Al ratios.13C NMR spectra showed increased alkyl C and decreased aromatic C content in soil HAs with the application of biosolids,and the extent of such changes was higher with high than low biosolids treatment.Under biosolids application,the soil HAs’ C structure shifts from O-alkyl-dominant to alkyl-dominant.Biosolids application does not decrease SOM stability but rather increases the stability of soil humic substances.

Key words: amorphous Fe and Al oxides;biosolids;carbon chemical structure;humic acids;Midwest United States;NMR;soil organic carbon stabilization

[收稿日期]2015-09-23

[譯者簡(jiǎn)介]張水勤，女，1988年生，在讀博士研究生，主要從事肥料資源利用研究，E-mail：shuiqin08@163.com。

隨著生物固體土壤施用量的增加，已開(kāi)展了大量生物固體施用對(duì)土壤有機(jī)碳動(dòng)態(tài)影響的研究，這些研究均證實(shí)生物固體的施用能夠增加土壤有機(jī)碳含量。Tian等(2009)研究指出，生物固體施用引起土壤有機(jī)碳含量增加可能源于殘留的生物固體碳和作物殘留碳向土壤有機(jī)碳轉(zhuǎn)化的增強(qiáng)作用。盡管多年后土壤分解殘留的生物固體碳不屬于易分解的組分，但它依舊比腐殖化的土壤有機(jī)碳更容易遭受腐殖化的影響。來(lái)源于作物殘?bào)w的新累積土壤有機(jī)碳沒(méi)有土壤原始的有機(jī)碳穩(wěn)定。因此，可以做出以下假設(shè)，生物固體的施用可能會(huì)降低土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性。

土壤腐殖質(zhì)由富里酸、胡敏酸和胡敏素構(gòu)成。富里酸為結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單、水溶性較強(qiáng)的低分子量組分；反之，胡敏酸為結(jié)構(gòu)復(fù)雜、水溶性較差的高分子量組分。Qualls(2004)經(jīng)過(guò)一年的培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)研究，結(jié)果表明富里酸分解速度是胡敏酸的2倍，新形成的腐殖質(zhì)趨向于為富里酸，它可能是腐植酸的前體(Tate，1987)。因此，生物固體施用降低土壤有機(jī)碳的假設(shè)可通過(guò)FA/HA比例反映出來(lái)。水溶性有機(jī)碳含量可提供相似的信息。

過(guò)去幾十年，運(yùn)用13C NMR技術(shù)確定有機(jī)材料化學(xué)結(jié)構(gòu)發(fā)展迅速，然而其在土壤有機(jī)碳方面的應(yīng)用仍然需要進(jìn)一步研究。NMR光譜已揭示了土壤有機(jī)碳含有4個(gè)碳的功能基團(tuán)：烷基碳(脂類、蠟類和脂肪族烴)，氧烷基碳(碳水化合物)，芳香碳(木質(zhì)素和多酚)和羧基(多肽類和有機(jī)酸)，它們中有3種與土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性有關(guān)。氧烷基碳含量低或烷基碳和芳香碳含量高意味著土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性的增加。一般情況下，生物固體烷基碳含量較高，長(zhǎng)期使用實(shí)物骨頭可能會(huì)使土壤有機(jī)碳中烷基碳含量增加，最終增加土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性。然而，生物固體處理土壤的碳化學(xué)結(jié)構(gòu)信息依舊缺乏，因此以上假說(shuō)還沒(méi)有得到證實(shí)。

Fe/Al氧化物在土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定過(guò)程中起到了至關(guān)重要的作用。由于土壤有機(jī)碳帶負(fù)電，而三氧化二物帶正電，一些易分解的氧烷基碳能夠被吸附于三氧化二物上，以減少微生物有機(jī)體的進(jìn)入。Boudot等(1989)假設(shè)不溶的Fe和Al氫氧化物降低了有機(jī)組分溶解性的損失，減少了土壤有機(jī)碳的分解性能。由于生物固體在非晶型的Fe/Al氧化物中富集，長(zhǎng)期的生物固體施用能夠增加土壤非晶型Fe/Al含量，從而導(dǎo)致土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性增加。與土壤有機(jī)碳結(jié)合的Fe和Al的豐度使得檢測(cè)生物固體施用時(shí)Fe和Al氧化物對(duì)土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性的影響成為可能。

因此，本研究旨在通過(guò)測(cè)定腐殖質(zhì)組成、碳功能基團(tuán)含量和Fe/Al豐度，評(píng)價(jià)美國(guó)中西部玉米種植帶土壤生物固體施用對(duì)土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性的復(fù)雜影響。

1　材料與方法

1.1　處理

研究區(qū)位于美國(guó)伊利諾斯州的富爾頓縣，根據(jù)國(guó)家氣象中心數(shù)據(jù)(NCDC)，該地區(qū)年平均氣溫為10.4℃，年降雨量1013mm。隨著露天土壤再生利用，生物固體施用于未開(kāi)采的農(nóng)田土壤以維持土壤肥力。1972-1984年，6種生物固體修復(fù)的土壤(F19、F21、F22、F35、F36和F40)以液態(tài)生物固體的形式施用，平均累計(jì)施用量在1984年達(dá)554mg/ha(干重)，從1985到2002年，F(xiàn)35和F36處理分別于1991、1998和2002年額外施用3次生物固體，取樣時(shí)總的累積施用量為1066mg/ha(干重)。F19、F21、F22和F40處理僅在初期有554mg/ha施入，被認(rèn)為是“低量生物固體”處理。F35和F36處理既有液體生物固體又有風(fēng)干生物固體的施入，總施入量達(dá)1066mg/ha，被認(rèn)為是“高量生物固體”處理。F83處理作為對(duì)照處理，未有生物固體施入，但每年施用約300 N、100 P和100 K kg/ha。對(duì)照土壤的類型由Udollic Endoaqualfs和Typic Endoaquolls組成。生物固體修復(fù)的土壤類型包括Udollic Endoaqualfs (F19和F22)、Mollic Hapludalfs(F21)、Typic Hapludalfs(F35)、Aquic Argiudolls(F36)和Typic Endoaquolls/Alfic Udarents(F40)。大部分地塊面積為10～20 ha，表層土壤pH為中性，質(zhì)地變化較大，主要是從粉砂壤土到粉砂質(zhì)黏壤土。主要種植作物為玉米、小麥和大豆輪作，不定期種植冬季覆蓋作物-黑麥草或者在生物固體施用的當(dāng)年休耕。

所有的生物固體均產(chǎn)自芝加哥，由污水處理污泥于35℃厭氧消解15天及以上而制得。厭氧消解液態(tài)的生物固體運(yùn)至試驗(yàn)點(diǎn)，農(nóng)田施用前在持水池中貯存數(shù)月乃至數(shù)年。為生產(chǎn)風(fēng)干的生物固體，厭氧消解的液態(tài)或脫水的生物固體貯存于瀉湖18個(gè)月后用病菌進(jìn)一步還原至Class A水平。然后挖出瀉湖中的材料，并平鋪在臺(tái)面上攪拌，直至獲得大約65%的固體。液態(tài)生物固體中有機(jī)質(zhì)(通常報(bào)道為揮發(fā)性固體，是生物固體熟化的指示指標(biāo))含量約為44%，風(fēng)干固體約為33%；液態(tài)生物固體中Fe和Al總量平均值分別為4.4%和1.3%，風(fēng)干固體中約分別為2.8%和1.2%。風(fēng)干生物固體中Fe含量低于液態(tài)，主要是由于自1993年US EPS’s 40 CFR 503條例頒布后，污水中金屬濃度一般較低。生物固體施入表層土壤。關(guān)于生物固體特征和施用的詳細(xì)描述見(jiàn)Tian等(2009)。

1.2　土壤取樣和加工

于2004年春天取0～15cm土壤樣品。每個(gè)地塊分為2部分，根據(jù)面積大小每部分取20～40個(gè)點(diǎn)，組成一個(gè)混合土樣。為避免土壤的空間分布差異，在整個(gè)地塊取樣時(shí)采取隨機(jī)布點(diǎn)的方式。每個(gè)地塊的2部分土樣最終混合成一個(gè)樣。樣品風(fēng)干后，過(guò)2mm篩；取部分土樣過(guò)0.25mm篩，用來(lái)測(cè)定土壤有機(jī)碳。

1.3　實(shí)驗(yàn)室分析

1.3.1　碳和Fe/Al

土壤有機(jī)碳含量用濕式燃燒法(Walkley和Black，1934)測(cè)定。總的游離Fe和Al氧化物含量用連二亞硫酸鹽-檸檬酸-重碳酸鹽(DCB)方法(Mehra和Jackson，1960)測(cè)定。非晶型的Fe和Al的氧化物含量用草酸銨(pH 3.0)浸提(McKeague和Day，1966)測(cè)定。有機(jī)結(jié)合態(tài)的Fe和Al含量用焦磷酸鈉(pH 10)提取(Loveland和Digby，1984)。

1.3.2　土壤有機(jī)碳組分的提取

土壤水溶性有機(jī)碳用Millipore Milli-Q水以土水比1:30的比例連續(xù)浸提，然后以200 rpm的速度在室溫下振蕩6 h。提取液在10000×g的速度離心15min，上清液濾過(guò)Whatman No.42濾膜。

腐殖質(zhì)用堿液浸提。非腐殖質(zhì)成分用0.1 M HCl去除，然后進(jìn)行FA和HA的進(jìn)一步提取，即用0.1 M NaOH (土和浸提液比例為1∶10)，室溫下于氮?dú)猸h(huán)境中提取4 h。上清堿液用以10000×g的速度離心10min進(jìn)行分離。離心過(guò)程重復(fù)3次直至溶液顏色變淺。所有的提取液混合。

上清液倒出后，用6 M HCl酸化至pH為1，且在室溫下保存24 h以沉淀腐植酸。上清液為富里酸溶液，沉淀為胡敏酸，通過(guò)8000×g離心15min進(jìn)行分離。胡敏酸用HCl-HF混合液進(jìn)行純化，然后用蒸餾水徹底洗滌，溶于0.1 M NaOH。

可溶性有機(jī)碳，富里酸和胡敏酸組分均通過(guò)TOC Analyzer-O.I.Analytical 1010用加熱過(guò)硫酸鹽氧化法分析(Clesceri等，1989)其有機(jī)碳總量。部分腐植酸組分冷凍干燥，用于進(jìn)行核磁的表征。

1.3.3　固態(tài)13C交叉極化-魔角旋轉(zhuǎn)(CPMAS)核磁

腐植酸組分C組成用固態(tài)13C交叉極化-魔角旋轉(zhuǎn)(CPMAS)核磁進(jìn)行測(cè)定。樣品量為0.25g。用配有7mm直徑樣品管的Bruker DSX 400 MHz核磁光譜儀進(jìn)行測(cè)定。數(shù)據(jù)獲得條件如下所示：掃描頻率100.46 MHz，掃描速度7000 Hz，接觸時(shí)間6 ms和緩沖延遲時(shí)間1 s。每個(gè)樣品約掃描5000次?？偟男盘?hào)強(qiáng)度和每個(gè)碳功能基團(tuán)的比例按以下化學(xué)位移區(qū)域劃分：0～50 ppm(烷基碳)，50～90 ppm(氧烷基碳)，90～110 ppm(二氧烷基碳)，110～165 ppm(芳香碳)和165～190 ppm(羧基碳)。甲氧基碳(50～60 ppm)在氧烷基碳區(qū)域有一個(gè)寬的肩峰。本研究中將二氧烷基碳含量加到烷氧基碳中。通過(guò)計(jì)算光譜區(qū)面積得到不同碳的官能團(tuán)相對(duì)含量，并以該區(qū)域占總光譜區(qū)域的面積百分比表示。

1.4　數(shù)據(jù)分析

低量生物固體修復(fù)土壤是否與對(duì)照差異顯著采用零假設(shè)單因子t檢驗(yàn)法進(jìn)行檢驗(yàn)(Bland，2000)。由于生物固體施用土壤特性的相應(yīng)比例是希望隨著生物固體施用比例的增加而降低，高量生物固體處理可能不同于低量處理。因此，在高量和低量生物固體處理差異顯著性檢驗(yàn)方面，本文施用不等方差Student t檢驗(yàn)。P<0.05被視為差異顯著性的標(biāo)準(zhǔn)。

2　結(jié)果與討論

2.1　HA/FA和水溶性有機(jī)碳

用生物固體修復(fù)的土壤富里酸和胡敏酸含量均高于對(duì)照處理(表1)，這反映了隨著生物固體的施用，土壤中有腐殖質(zhì)的形成。盡管施用高量生物固體的處理土壤FA/HA比例相對(duì)較高，但生物固體修復(fù)土壤與對(duì)照土壤相比，F(xiàn)A/HA比例并沒(méi)有顯著差異。低量的生物固體施用的處理是從1985年開(kāi)始停止的，約為檢測(cè)年份的20年前；而高量生物固體施用的處理是在2002年最后一次施用的，為取樣的2年前。因此本研究的結(jié)果表明，新施用生物固體的土壤可能會(huì)具有較高含量的FA/HA比值；但是隨著生物固體的降解，F(xiàn)A/HA比例將接近對(duì)照處理。生物固體施用對(duì)可溶性土壤有機(jī)碳的影響與其對(duì)FA/HA比值的影響相似(表1)。

正如第一段所闡述的，F(xiàn)A/HA比值是腐殖質(zhì)穩(wěn)定性的表征。因此，F(xiàn)A/HA結(jié)果意味著施用生物固體后土壤腐殖質(zhì)的穩(wěn)定性將會(huì)短暫降低；但隨著生物固體施用的終止，穩(wěn)定性將會(huì)得到改善，達(dá)到未修復(fù)之前的水平。土壤水溶性有機(jī)碳的結(jié)果支持以上結(jié)論。

表1　生物固體施用對(duì)土壤有機(jī)碳含量和土壤腐殖物質(zhì)組成的影響
Tab.1 Effect of biosolids application on soil organic carbon (SOC)concentration and composition of humic substances in soil

注：小寫字母表示5%顯著水平下的差異性。

2.2　NMR

從生物固體修復(fù)和對(duì)照土壤中提取的腐植酸的固相13C CPMAS NMR光譜如圖1所示。所有波譜均在化學(xué)位移23、30、56、73、105、130、148和173 ppm處出現(xiàn)化學(xué)位移的峰。生物固體修復(fù)和對(duì)照土壤核磁光譜圖在烷基碳和芳香碳的峰處出現(xiàn)差異(圖1)。生物固體修復(fù)的土壤烷基碳峰強(qiáng)于對(duì)照土壤，而芳香碳的趨勢(shì)與此相反。

腐植酸碳功能團(tuán)的分布計(jì)算結(jié)果如表2。腐植酸烷基碳和芳香碳含量均對(duì)生物固體施用有響應(yīng)(表2)。生物固體施用明顯地增加了腐植酸烷基碳的含量，且含量越高增加得越多；腐植酸的芳香碳含量隨著生物固體的施用而降低；生物固體施用后氧烷基和羧基碳含量保持不變。因此，生物固體的施用使土壤腐植酸從氧烷基碳主導(dǎo)轉(zhuǎn)化為烷基碳主導(dǎo)。

生物固體修復(fù)土壤烷基碳含量的增加有以下幾種解釋：在污水處理過(guò)程中，O2或者空氣通入水流而進(jìn)行曝氣，使腐生細(xì)菌或其它細(xì)菌吃掉了可溶有機(jī)質(zhì)，這些細(xì)菌的數(shù)量通過(guò)污泥(廢活性污泥)的歸還部分保持不變。因此，沉淀池內(nèi)污泥中有機(jī)質(zhì)含有使生物固體固有烷基碳官能團(tuán)富集的細(xì)菌代謝物。本研究中生物固體的長(zhǎng)期施用將大量增加土壤中烷基碳的量，進(jìn)而導(dǎo)致土壤腐植酸中烷基碳含量較高。通過(guò)用葡萄糖(烷基碳)開(kāi)展土壤培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，檢測(cè)其13C CPMAS NMR光譜。Hopkins和Chudek(1997)研究發(fā)現(xiàn)，碳水化合物的微生物代謝作用導(dǎo)致烷基碳的累積。Tian等(2008)研究結(jié)果表明，生物固體的施用增強(qiáng)了土壤微生物活性。因此，增加的烷基碳部分也可能是由于生物固體促進(jìn)了土壤微生物的過(guò)程。

氧烷基光能團(tuán)主要有纖維素、半纖維素組成，它們不具有抗細(xì)菌分解的能力。烷基碳官能團(tuán)被認(rèn)為是最穩(wěn)定的碳。Chen和Chiu(2003)研究結(jié)果表明，高山土壤細(xì)粒度部分主要累積的是烷基碳抗氧化材料。烷基碳和芳香碳結(jié)構(gòu)是木炭中占主導(dǎo)地位的有機(jī)碳。一些烷基碳具有較高的分子移動(dòng)性，這影響隨著生物固體施用的化合物的應(yīng)用。根據(jù)K?gel-Knabner等(1992)的研究結(jié)果，可移動(dòng)的烷基比其剛性部分更容易降解。Smith等(2008)通過(guò)對(duì)生物固體處理烷基碳的檢測(cè)發(fā)現(xiàn)，烷基碳含量隨著厭氧消化的不斷進(jìn)行而顯著降低。Piterina等(2009)也發(fā)現(xiàn)了類似的研究結(jié)果，即施用生物固體過(guò)程降低烷基碳含量。本研究中，生物固體的施用經(jīng)受了厭氧消化，這可能會(huì)有助于易變的烷基的分解。此外，自生物固體施用后，低量生物固體處理加權(quán)平均時(shí)間為25年，而高量施用的年限為18年，這給易變的烷基足夠的分解時(shí)間。因此，觀測(cè)到的大部分烷基碳都應(yīng)是剛性結(jié)構(gòu)，盡管需要進(jìn)一步研究來(lái)證實(shí)這一點(diǎn)。因此，生物固體的施用使腐植酸中氧烷基碳主導(dǎo)向烷基主導(dǎo)發(fā)生轉(zhuǎn)變，增強(qiáng)了腐植酸的穩(wěn)定性。Lorenz等(2007)強(qiáng)調(diào)，土地利用與管理方式使土壤有機(jī)碳庫(kù)的增加應(yīng)包括地下生物量中脂肪族化合物比例的增加，生物固體應(yīng)該是實(shí)現(xiàn)此目的的理想候選物質(zhì)。

由于生物固體芳香碳含量低于烷基碳，生物固體碳向腐植酸的轉(zhuǎn)化將稀釋腐植酸中芳香碳的濃度。由于芳香有機(jī)物有助于腐植酸抗分解能力，芳香碳的降低也降低了腐植酸的穩(wěn)定性。總之，在生物固體施用條件下，腐植酸的穩(wěn)定性保持不變。

圖1　土壤中腐植酸固態(tài)13C交叉極化-魔角旋轉(zhuǎn)(CPMAS)核磁圖譜(A、B和C分別取自對(duì)照處理、低量生物固體處理和高量生物固體處理的地塊)
Fig.1 Solid state 13C cross-polarization magic-anglespinning NMR spectra of humic acids extracted from soils collected from fields of control (A),low biosolids treatment (B)and high biosolids treatment (C)

注：(a)烷基碳；(b)氧烷基碳；(c)二氧烷基碳；(d)芳香碳；(e)羧基碳。

表2　生物固體施用對(duì)土壤腐植酸功能團(tuán)分布的影響
Tab.2 Distribution of C functional groups of soil humic acids as affected by biosolids application

注：小寫字母表示5%顯著水平下的差異性。

2.3　Fe/Al

生物固體的施用極大程度地增加了土壤中自由鐵氧化物的含量，并且施用生物固體修復(fù)的土壤中非晶型鐵含量也顯著高于對(duì)照土壤(表3)。土壤有機(jī)質(zhì)帶的是負(fù)電荷，而Fe氧化物帶的是正電荷。在特定條件下，有機(jī)質(zhì)和Fe氧化物能夠緊密結(jié)合在一起。由于非晶型鐵氧化物具有較大的比表面積，有機(jī)質(zhì)-鐵結(jié)合物中的Fe主要是該種形態(tài)的鐵。用生物固體修復(fù)的土壤中，鐵多數(shù)以非晶型形態(tài)存在，這有利于鐵與土壤有機(jī)質(zhì)的結(jié)合，從而導(dǎo)致高含量的鐵與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合(表3)。本研究結(jié)果表明，施用生物固體降低了土壤的C/Fe比，這意味著生物固體的施用不但增加了鐵與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合的總量，而且增加了有機(jī)質(zhì)中鐵的含量。土壤有機(jī)質(zhì)具有較高的鐵強(qiáng)度，可能會(huì)增加土壤有機(jī)質(zhì)的穩(wěn)定性。如表3所示，生物固體鋁對(duì)土壤有機(jī)碳化學(xué)結(jié)合的貢獻(xiàn)也值得注意，但是施用生物固體修復(fù)土壤后，土壤的C/Al與對(duì)照土壤的差異遠(yuǎn)低于C/Fe。

表3　生物固體施用對(duì)土壤中Fe、Al形態(tài)的影響(f、a和o分別代表游離氧化物、為非定型態(tài)和為有機(jī)結(jié)合態(tài))
Tab.3 Species of Fe and Al in soil as affected by biosolids application (f,free oxide;a,amorphous form;o,organically bound)

注：小寫字母表示5%顯著水平下的差異性；C/Fe和C/Al值分別用表1中的有機(jī)碳數(shù)據(jù)和表3中的Feo和Alo進(jìn)行計(jì)算。

3　結(jié)論

土壤長(zhǎng)期使用生物固體不改變其FA/HA比值，但卻能主導(dǎo)使土壤腐植酸的碳結(jié)構(gòu)從氧烷基向具有少了芳香組分的烷基轉(zhuǎn)化。它的施用能夠使與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合的Fe/Al增加?？傊?，長(zhǎng)期使用生物固體可能增強(qiáng)土壤有機(jī)質(zhì)的穩(wěn)定性。然而，本研究沒(méi)有進(jìn)行中間周轉(zhuǎn)時(shí)期土壤顆粒碳的測(cè)定，這可能也會(huì)影響整個(gè)土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性。

參考文獻(xiàn)(略)

譯自：Applied Soil Ecology，2011，49 ：76～80。