2024, Vol. 56
2. 中国科学院大学, 北京 100049;
3. 河海大学农业科学与工程学院, 南京 210098
通过土地工程整治积极开发后备耕地资源是缓解我国耕地数量快速下降的重要举措。但由于缺乏长期的培肥熟化过程，新整治耕地的质量通常较差，尤其是普遍存在有机质含量低的问题[1]。所以，快速提升新整治耕地质量的关键之一便在于如何快速提升其有机质含量。传统上人们是通过施用秸秆、有机肥等外源有机物料来提升新整治耕地土壤的有机质，但通常需要10 ~ 20年的时间才能明显提高其肥力水平[2-3]。近年来，人们还利用难分解的生物质炭来培肥土壤[4]。然而，生物质炭在土壤中主要以游离态存在而较难与黏土矿物结合形成有机无机复合体[5]，因而可能会影响其对土壤功能的提升功效。范亚琳等[6]的研究表明，施用生物质炭难以有效阻控红壤坡耕地的土壤侵蚀和有机碳流失。众所周知，有机无机复合体是包括土壤肥力在内的众多土壤功能发挥的物质基础[7]。当前土壤固碳理论认为，矿物结合态有机质在有机碳固存中起着更主导的作用[8]。因此，提升土壤有机质更关键在于增强土壤本身的固碳能力，特别是需要促进有机质与土壤黏土矿物间的有机无机相互作用[9]。
与生物质炭相比，腐殖酸是具有更高反应活性的有机物料，能更好地与土壤黏土矿物结合形成有机无机复合体。然而，腐殖酸在通常的土壤pH条件下携带负电荷，因此与同样带负电的土壤黏土矿物之间存在较强的排斥作用，仅添加腐殖酸通常会加剧土壤胶体的分散[10]。但近年来的研究表明，土壤活性矿物特别是铁氧化物在土壤有机碳固存中起着极为重要的作用[11-12]，有近58% 的碳被铁氧化物所固存[13]。铁氧化物通常带正电荷，可通过表面吸附和共沉淀作用固持有机碳[14]。在Fe2+、Fe3+等多价桥键离子存在条件下，有机质将更易与矿物结合，从而促进有机无机复合体的形成和胶体的凝聚[15]。因此，若将腐殖酸制备成腐殖酸–水铁矿复合物，将更易于促进土壤矿物结合态有机碳的形成，从而快速且长久地提升新整治耕地土壤的有机质含量和肥力水平。鉴于此，本研究通过比较秸秆、生物质炭、木本泥炭腐殖酸和木本泥炭腐殖酸–水铁矿复合物对新整治耕地土壤有机碳的提升功效，来探究腐殖酸–水铁矿复合物在快速提升新整治耕地土壤有机质和肥力水平中的效应，从而为新整治耕地土壤的快速改良提供新的技术支撑。
1 材料与方法 1.1 供试土壤在全国范围内选取了3种刚经过土地工程整治的耕地土壤作为供试土样，分别为江西省鹰潭市余江县刘家站(28°20′50″N，116°52′51″E)山地丘陵地区发育自第四纪红黏土的红壤，土壤质地为砂壤土；陕西省延安市宝塔区康坪村(35°26′30″N，107°52′51″E)的旱作黄绵土，土壤质地为粉砂壤土，该土地整治田块土壤基本是黄土母质；以及山东省东营利津县渤海农场(37°44′22″N，118°38′51″E)的滨海盐土，土壤质地主要为粉砂壤土。江西余江刘家站所处地区的气候属亚热带湿润季风气候，年平均气温和年平均降水量分别为17.6 ℃和1 788 mm，地形以低丘岗地为主。陕西延安康坪村处于温带半干旱区，属高原大陆性季风气候，年平均气温和年平均降水量分别为9.2 ℃和500 mm，沟壑丘陵地貌。山东东营利津县属于暖温带半湿润季风气候，年均气温11.7 ~ 12.6 ℃，年均降水量为537 mm，隶属华北盐碱土区，位于黄河三角洲冲积平原。本研究采集了0 ~ 20 cm的耕作表层土壤样品。所采集样品经风干过2 mm筛后装袋备用，其基本理化性质列于表 1。
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表 1 供试土壤主要理化性质 Table 1 Main physicochemical properties of tested soils |
供试有机物料包括玉米秸秆、生物质炭、木本泥炭腐殖酸和木本泥炭腐殖酸–水铁矿复合物。所采用的玉米秸秆种植于温室，生物质炭为玉米秸秆烧制制品，腐殖酸采用碱液提取法从天然腐殖质材料木本泥炭中提取获得。腐殖酸–水铁矿复合物是将碱液提取法获得的腐殖酸，加入FeCl3溶液，并经老化、纯化和烘干后获得，具体步骤[16]为：将提取的木本泥炭腐殖酸溶液与0.1 mol/L的FeCl3溶液混合均匀，并在中性条件下于室温老化24 h，将老化后的腐殖酸–水铁矿复合物悬液水洗纯化、去除多余盐分并于40 ℃烘干后，即为腐殖酸–水铁矿复合物材料。生物质炭、腐殖酸和腐殖酸–水铁矿复合物均为过70目粉末样品，玉米秸秆则将其直径剪至 < 5 mm。不同有机物料的有机碳和全氮含量见表 2。
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表 2 供试有机物料的有机碳和全氮含量 Table 2 Organic carbon and total nitrogen content of tested organic materials |
本研究共设置5个处理，分别为：对照(CK)、添加秸秆(S)、添加腐殖酸(HA)、添加生物质炭(B)和添加腐殖酸–水铁矿复合物(HA-Fe)，每个处理共设置6个重复。采用室内培养试验探究添加有机物料对3种新整治耕地土壤有机质的提升效应，具体试验步骤为：根据表 2中不同有机物料的有机碳数据，按C含量为5 g/kg土的施加量，等碳量称取上述4种有机物料；将称取的有机物料分别与500 g过2 mm筛的土壤样品均匀混合于1 L的塑料培养瓶中，并置于28 ℃的人工气候培养箱中进行恒温培养。整个培养期间采用称重法维持土壤的含水量始终在田间持水量的70%。分别在培养100 d和360 d后，进行破坏性取样，每次取样各处理采集3个重复。所采集土壤样品于室内风干过筛后测定相关指标。
1.4 测定指标与方法土壤样品总有机碳、重组有机碳、易氧化碳等指标测定参照《土壤农业化学分析方法》[17]。土壤总有机碳(TOC)采用高温外热重铬酸钾氧化–容量法测定；重组有机碳(HFOC)以1∶5的土液比采用相对密度为2.0的溴化锌重液进行密度分组提取，并采用高温外热重铬酸钾氧化–容量法测定；易氧化碳(ROC)含量采用333 mmol/L的高锰酸钾氧化法提取，并用岛津UV-1780紫外可见分光光度计在565 nm波长下进行比色测定。腐殖酸–水铁矿复合物样品的物相采用X射线衍射(XRD)(Rigaku Ultima Ⅳ, Japan)进行表征，其微观形态结构采用拉曼场发射联用电子扫描显微镜(FESEM；MAIA 3 GMU，Tescan)进行表征。
1.5 土壤固碳效率和轻组分质量残留率计算基于所测定的土壤总有机碳、重组有机碳数据，计算不同处理有机物料在3种新整治耕地土壤中的总固碳效率(Total organic carbon sequestration efficiency，TOCSE)、重组固碳效率(Heavy fraction organic carbon sequestration efficiency，HFOCSE)和轻组质量残留率(Mass residual rate of light fraction，MRLF)[18]：
| $ \mathrm{TOC}_{\mathrm{SE}}(\%)=\frac{\mathrm{TOC}_{\mathrm{T}}-\mathrm{TOC}_{\mathrm{C}}}{C} \times 100 $ | (1) |
式中：TOCT和TOCC分别表示培养100 d或360 d后各有机物料处理和对照处理(CK)的有机碳含量(g/kg)，C表示外源有机物料中的有机碳输入量(g/kg)。
| $ \mathrm{HFOC}_{\mathrm{SE}}(\%)=\frac{\mathrm{HFOC}_{\mathrm{T}}-\mathrm{HFOC}_{\mathrm{C}}}{C} \times 100 $ | (2) |
式中：HFOCT和HFOCC分别表示培养100 d或360 d后各有机物料处理及CK处理的重组有机碳含量(g/kg)，C代表外源有机物料中的有机碳输入量(g/kg)。
| $ \mathrm{MR}_{\mathrm{LF}}(\%)=\frac{\mathrm{MLF}_{\mathrm{T}}-\mathrm{MLF}_{\mathrm{C}}}{M} \times 100 $ | (3) |
式中：MLFT和MLFC分别表示培养100 d或360 d后各有机物料处理及CK处理的轻组质量(g)，M代表外源有机物料的初始添加量(g)。
1.6 数据处理采用SPSS 20软件进行数据统计分析，采用Excel 2021和Origin 2018软件进行图像绘制，XRD数据采用MDI Jade 6分析。
2 结果与分析 2.1 腐殖酸–水铁矿复合物的物相与形貌特征典型二线水铁矿会在35°和62°衍射角显示出明显的特征峰，而木本泥炭腐殖酸则会在10° ~ 30°间呈现出明显的无定型物质的衍射峰(图 1)。本研究合成的腐殖酸–水铁矿复合物的X衍射图谱在35°和62°附近呈现出了明显的衍射峰，在10° ~ 30°也有明显的大包峰，体现了腐殖酸与水铁矿复合物的特性。同时，由扫描电镜图谱可以看出，腐殖酸–水铁矿复合物颗粒细小，单个颗粒粒径仅约为20 nm。
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图 1 腐殖酸–水铁矿复合物X衍射和扫描电镜图谱 Fig. 1 XRD and SEM micrographs of HA-Fe |
由培养100 d和360 d后测定的TOC结果可看出，与CK处理相比，添加秸秆、生物质炭、腐殖酸和腐殖酸–水铁矿复合物均显著(P < 0.05)提升了红壤、盐土和黄绵土3种新整治耕地土壤的TOC含量(图 2)。然而，添加秸秆(S处理)对3种土壤TOC含量的提升幅度远低于腐殖酸(HA)、生物质炭(B)和腐殖酸–水铁矿复合物(HA-Fe)处理，在100 d和360 d时仅分别提升了1.25 ~ 1.60 g/kg和0.76 ~ 1.11g/kg。相比之下，在培养100 d时，HA、B和HA-Fe处理对3种土壤TOC的提升量分别可达4.91 ~ 5.30、4.68 ~ 4.99和4.47 ~ 4.95 g/kg，分别是S处理的3.1倍~ 4.3倍、3.1倍~ 3.8倍和3.0倍~ 4.0倍；在培养360 d时，HA、B和HA-Fe处理对3种土壤TOC的提升量分别可达4.88 ~ 5.42、4.75 ~ 4.95和4.55 ~ 4.80 g/kg，分别是S处理的3.0倍~ 7.1倍、2.9倍~ 6.2倍和2.9倍~ 6.3倍。此外，在相同培养期内(100 d和360 d)，HA、B和HA-Fe 3个处理对红壤、盐土和黄绵土TOC含量的提升作用差异较小。其中，盐土HA处理的TOC含量在100 d和360 d时均显著(P < 0.05)大于B和HA-Fe处理。黄绵土中除100 d时的B处理外，HA处理的TOC含量均显著(P < 0.05)高于B和HA-Fe处理。在红壤中，HA、B和HA-Fe处理三者间无显著性差异，但360 d时其HA处理的TOC含量略高于B和HA-Fe处理。
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(图中小写字母不同表示培养100 d或360 d后不同处理间差异显著(P < 0.05)，下图同) 图 2 培养100 d和360 d后不同处理土壤总有机碳(TOC)含量 Fig. 2 Soil TOC contents under different treatments after 100 and 360 days of incubation |
由密度分组后测定的HFOC结果可以看出，仅短期培养100 d时，添加不同有机物料处理均能提高红壤、盐土和黄绵土3种土壤的HFOC含量，其中HA-Fe处理在3种土壤中都显著高于其他处理(图 3)。与CK处理相比，HA-Fe处理对HFOC含量的提升量为1.18 ~ 1.55 g/kg，而S、HA和B处理的提升量仅分别为0.49 ~ 0.87、0.31 ~ 0.79和0.56 ~ 0.80 g/kg，仅为HA-Fe处理的35.5% ~ 56.3%、21.5% ~ 57.2% 和36.4% ~ 67.7%。S处理与HA和B处理间的差异较小。然而，经过360 d的长期培养后，S处理的HFOC含量进一步提升，除黄绵土外，S处理的HFOC含量在红壤和盐土中均显著(P < 0.05)高于HA和B处理。除红壤外，盐土和黄绵土HA-Fe处理的HFOC含量均高于其他处理。此外，比较4种有机物料，在整个培养期内，HA处理的HFOC含量几乎都为最小，其次是B处理，与HA处理差异不大。
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图 3 培养100 d和360 d后不同处理土壤重组有机碳(HFOC)含量 Fig. 3 Soil HFOC contents under different treatments after 100 and 360 days of incubation |
由培养100 d和360 d后测定的ROC的结果可以看出(图 4)，在红壤和黄绵土的整个培养时期内，HA、B和HA-Fe处理的ROC含量始终仅略高于或相当于CK处理，而S处理均显著(P < 0.05)高于其他处理。与CK处理相比，S处理对3种土壤的ROC含量可提高280.64 ~ 404.34 mg/kg。尽管如此，在红壤HA、B和HA-Fe 3个处理中，HA-Fe处理100 d和360 d的ROC含量均要显著(P < 0.05)高于HA和B处理。虽然没有显著性差异，黄绵土HA-Fe处理在100 d和360 d时的ROC含量也要高于相同时期的HA和B处理。而在盐土中，HA处理也具有较高的ROC含量，在培养100 d时，其ROC含量仅次于S处理，在培养360 d时，其ROC含量显著(P < 0.05)高于其他处理。盐土中S处理在100 d时ROC含量显著高于其他处理，但随着培养时间的延长，其ROC含量显著减小，甚至小于HA-Fe处理。盐土HA-Fe处理的ROC含量虽然小于HA处理，但显著(P < 0.05)高于B处理。
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图 4 培养100 d和360 d后不同处理土壤易氧化有机碳(ROC)含量 Fig. 4 Soil ROC contents under different treatments after 100 and 360 days of incubation |
根据土壤TOC的测定结果可计算得到培养100 d和360 d时不同处理土壤的TOCSE结果。由表 3可看出，在3种土壤中，S处理的TOCSE均远低于HA、B和HA-Fe处理，培养100 d时仅能固定16.52% ~ 31.07% 的秸秆碳。相比之下，培养100 d时，HA、B和HA-Fe处理的TOCSE均能达到85% 以上，分别是S处理的3.2倍~ 5.9倍、3.2倍~ 5.2倍和3.0倍~ 5.5倍。在培养360 d时，S处理在3种土壤中的TOCSE值也仅为10.88% ~ 36.80%，HA、B和HA-Fe处理的TOCSE则变化较小。在整个培养期间，HA、B和HA-Fe处理间的TOCSE差异也较小。
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表 3 培养100 d和360 d后不同处理土壤的总固碳效率(TOCSE，%) Table 3 Soil TOCSE under different treatments after 100 and 360 days of incubation |
根据土壤HFOC的测定结果可计算得到培养100 d和360 d时不同处理土壤的HFOCSE结果。由表 4可看出，除红壤中360 d的S处理外，HA-Fe处理的HFOCSE在3种土壤的2个培养时期的不同处理中都具有最高值，分别是S、HA和B处理的1.3倍~ 2.9倍、1.7倍~ 9.7倍和1.2倍~ 2.5倍。而HA处理在100 d培养时的HFOCSE仅为2.91% ~ 16.48%，即使经过360 d的培养后，其HFOCSE也仅为3.53% ~ 17.03%，均低于S、HA和HA-Fe处理。
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表 4 培养100 d和360 d后不同处理土壤重组固碳效率(HFOCSE，%) Table 4 Soil HFOCSE under different treatments after 100 and 360 days of incubation |
为进一步明确不同处理有机物料对重组有机碳的提升效应，基于密度分组试验计算了不同处理培养100 d和360 d时的MRLF，该数据可反映所添加有机物料的质量剩余量。由表 5可看出，除培养100 d后的盐土外，S处理的MRLF在3种土壤2个培养时段后都显著(P < 0.05)低于其他处理。其中，培养100 d后S处理的MRLF为29.85% ~ 69.82%，而经过360 d培养后仅剩7.20% ~ 27.49%。HA和B处理经过100 d培养后的MRLF高达77.88% ~ 98.08%，经过360 d培养后，其MRLF略有增加，达到81.21% ~ 103.91%，其中HA处理在3种土壤中的整个培养期间始终在98% 以上。相比之下，HA-Fe处理的MRLF虽然高于S处理，但也仅为55.86% ~ 68.69%，显著(P < 0.05)低于HA和B处理。
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表 5 培养100 d和360 d后不同处理土壤轻组质量残留率(MRLF，%) Table 5 MRLF under different treatments after 100 and 360 days of incubation |
快速培肥新整治耕地土壤的关键之一在于快速增加其耕层土壤的有机质含量，而外源有机碳的输入是增加土壤有机质含量的必然前提。本研究的结果表明，添加秸秆、腐殖酸、生物质炭和腐殖酸–水铁矿复合物等不同外源有机物料均能显著提高新整治耕地红壤、滨海盐土和黄绵土有机质含量。然而，不同类型有机物料对土壤有机质含量与组分的提升效应存在明显差异。虽然添加秸秆也显著增加了3种土壤的总有机碳含量(图 2)和土壤重组有机碳(图 3和表 4)，然而在不同有机物料处理中，秸秆对3种土壤总有机碳的提升效应最弱(图 2)，同时3种土壤对秸秆碳的总固定量也都最少，经过360 d的培养后仅能固定10.88% ~ 36.80% 的秸秆碳(表 3)。秸秆具有相对更低的总固碳效率的原因在于，秸秆为易被微生物分解的有机物料[19]，从而难以快速累积土壤有机碳。图 4的结果表明，秸秆处理的3种土壤都具有最高的易氧化碳含量。而由表 5可见，秸秆的轻组质量残留率在不同有机物料处理中最小，经过360 d的培养后，其质量残留率仅为7.20% ~ 27.49%。上述结果表明，秸秆碳在3种土壤中均易于损失，秸秆对土壤有机质的提升效应主要在于提升土壤活性有机质组分。大量研究也表明，尽管秸秆还田能够增加土壤有机碳含量，但主要提升的是土壤易分解颗粒态有机碳和可溶性有机碳组分的含量[20]。虽然当前研究认为，易分解有机质和微生物残体碳可能在土壤碳固存中起着重要作用[21]，然而，极易被分解的特性意味着仅靠秸秆还田措施难以快速培肥新整治耕地土壤的肥力。Courtier-Murias等[22]的研究表明，连续施用44 a的秸秆后，钙积土中的有机碳的含量仅增加了10%。Luo等[23]的研究表明，连续施用30 a的秸秆，土壤有机碳仅增加了7.1% ~ 12.9%。
与秸秆相比，腐殖酸、生物质炭和腐殖酸–水铁矿复合物对总有机碳含量在3种土壤中具有更好的提升效果(图 2)，经过360 d培养后3种土壤对腐殖酸、生物质炭和腐殖酸–水铁矿复合物中有机碳的总固定效率均在85% 以上(表 3)。然而，生物质炭和腐殖酸对土壤重组有机碳的提升效应显著小于秸秆和腐殖酸–水铁矿复合物(图 3和表 4)，即使经过360 d的培养后，也仅有3.53% ~ 26.78% 的碳以矿物结合态形式被固定于土壤重组中(表 4)。生物质炭难以较好地提升土壤重组矿物结合态有机碳的原因在于，生物质炭为惰性有机物料，在土壤中通常以游离态存在，从而难以与土壤矿物结合形成有机无机复合体[5]。而木本泥炭腐殖酸也较难提升矿物结合态有机碳的原因可能是由于本研究采用的是固态粉末样品，相比于胶体态样品具有较低的反应活性，从而也容易以游离态存在于土壤中。由表 5的结果可见，生物质炭和木本泥炭腐殖酸的轻组质量残留率高达78% 以上，其中腐殖酸更是在97% 以上。
而与生物质炭和腐殖酸相比，在3种土壤中，腐殖酸–水铁矿复合物不仅都具有与生物质炭和腐殖酸相当的提升土壤总有机碳的功效(图 2和表 3)，而且还具有更高的提升土壤重组有机碳的作用(图 3和表 4)。其在3种土壤中对重组碳的提升量达1.18 ~ 1.55 g/kg(图 3)，土壤对腐殖酸–水铁矿复合物的重组态有机碳的固定效率最高可达37%(表 4)，分别是秸秆、腐殖酸和生物质炭的1.3倍~ 2.9倍、1.7倍~ 9.7倍和1.2倍~ 2.5倍。同时，腐殖酸–水铁矿复合物的轻组质量残留率仅为55.86% ~ 68.69%(表 5)，远小于生物质炭和腐殖酸。此外，腐殖酸–水铁矿复合物相比于生物质炭和腐殖酸还具有更高的提升土壤易氧化碳的能力(图 4)。腐殖酸在滨海盐土中具有较高易氧化碳含量的原因可能在于盐碱土pH和NaOH含量较高，从而易于将部分颗粒态腐殖酸溶解转变为较高活性的有机碳形态。
重组有机碳是主要以有机无机复合体形式存在的矿物结合态有机碳，其对农田生态系统土壤碳库的贡献可超过50%[24]。有研究认为矿物结合态有机碳决定了土壤有机碳大小[25]，是衡量土壤固碳容量和肥力水平的重要指标[26]。相比于腐殖酸和生物质炭，腐殖酸–水铁矿复合物可显著增加矿物结合态有机碳的原因在于：首先，腐殖酸–水铁矿复合物制备过程中引入的Fe3+可在腐殖酸与黏土矿物之间形成金属桥键[15]，从而促进其与土壤黏土矿物的结合，形成矿物有机无机复合物，施入土壤可快速增加重组有机碳含量；其次，在本研究样品的制备过程中形成了一定量的水铁矿。大量研究表明[27]，铁氧化物可以通过表面吸附和共沉淀的作用来固定有机质，从而形成矿物结合态有机质。由图 1的表征结果可以看出，本研究合成的样品实际为腐殖酸和水铁矿的复合物，颗粒细小，拥有巨大的比表面积，从而应当具有较高的反应活性和固碳容量。此外，由于腐殖酸本身带负电荷，与同样带负电荷的土壤黏土矿物之间存在静电排斥作用，从而难以通过被土壤吸附和包裹而固定。而存在于腐殖酸–水铁矿复合物中的水铁矿能携带正电荷，从而可与腐殖酸产生正、负反号双电层重叠作用，降低土壤颗粒间的排斥力，促进稳定大团聚体的形成，进而实现对土壤有机碳的闭蓄保护[28-29]。
虽然腐殖酸–水铁矿复合物具有较好的提升新整治耕地土壤总有机碳和矿物结合态有机碳的能力(图 2和图 3)，然而其对土壤活性有机质的提升效应远小于秸秆(图 4)。研究表明，活性有机质是土壤生产力的关键，是作物生长和微生物活动最主要和最直接的养分来源[30]。因此，将腐殖酸–水铁矿复合物与秸秆等易分解有机物料配合施用，将能更好地提升新整治耕地土壤的有机质含量和肥力水平。
4 结论秸秆具有良好的提升新整治耕地土壤活性有机质的作用，而生物质炭和木本泥炭腐殖酸则拥有快速提升土壤总有机碳的功效。然而，秸秆对土壤总有机碳的提升效应远小于生物质炭和腐殖酸，而生物质炭和腐殖酸对土壤矿物结合态碳的提升作用较弱。与秸秆、生物质炭和木本泥炭腐殖酸相比，木本泥炭腐殖酸–水铁矿复合物同时拥有快速提升土壤总有机碳和矿物结合态碳的功效，然而其对土壤活性有机质的提升作用较弱，因此在实际应用中，可与秸秆等易分解有机物料配施，从而能更快速地提升土壤活性和矿物结合态有机质。
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2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. College of Agricultural Science and Engineering, Hohai University, Nanjing 210098, China