研究样地位于四川省阿坝州红原县西南民族大学青藏高原研究基地旁(N 32° 49'38″, E 102° 34'21″, 平均海拔3485 m), 该区域地处青藏高原东缘, 为川西北山地向高原过渡地带, 地貌类型主要由浅丘山地和丘间低地构成。该区域气候为大陆性高原气候, 常年寒冷, 四季无明显界限。日温差大、霜冻期长, 年均气温1.4 ℃, 最冷月为1月, 平均温度-36 ℃, 最暖月为7月, 平均温度26 ℃; 干湿季分明, 雨热同期, 年均降水量791 mm, 集中在5-10月, 年均蒸发量648.2 mm。采样区已灌丛化生长20年, 灌丛以高山绣线菊(Spiraea alpina)为建群种, 伴生种为窄叶鲜卑花(Sibiraea angustata), 灌木的分盖度约50%, 草本层植物种类较少, 分盖度约30%, 复合群落的总盖度约70%。未灌丛化草地主要物种为禾本科。样地土壤类型为高山灌丛草甸土, 成土母质以坡积物为主。

野外取样在2017年9月初进行。随机选取两块50 m× 50 m的无灌木生长草地群落, 在其周边(直线距离10 m)随机选取3块已灌丛化样地(50 m× 50 m)。每块灌丛化样地按对角线采样法设置3个1 m× 1 m的样方, 在每个样方的灌木丛边设置30 cm× 30 cm的样方, 灌丛化草地和未灌丛化草地的土壤理化性质见表1。用剪刀收集所有地上生物量, 用土壤铲挖取原状土(0~10 cm), 削去边缘受挤压的土壤后采集2 kg团聚体土样, 装于硬质塑料盒, 同时用环刀采集土壤容重样品。在2块随机选取的未灌丛化样地内按对角线采样法设置3个1 m× 1 m的样方, 收集样方内地上生物量, 团聚体土样采集方法同上。将采集的原状土样装于硬质塑料盒, 环刀取样后装于自封袋, 地上生物量样品装于纸质信封袋带回实验室。土样经自然风干, 期间沿纹理轻轻地将大块土掰成10~12 mm的小土块, 收集的地上生物量样品带回实验室立即归类。

表1

Table 1

表1(Table 1)

表1 灌丛化草地和未灌丛化草地的土壤理化性质 Table 1 Soil physical and chemical properties of shrub-grassland and unshrub-grassland 样地 Sample plot 有机碳Soil organic carbon (g· kg-1) 全氮 Total nitrogen (g· kg-1) pH 容重 Bulk density (g· cm-3) 土壤机械组成Soil mechanical composition (%) 2~ 0.25 mm 0.25~ 0.05 mm 0.05~ 0.02 mm 0.02~ 0.002 mm < 0.002 mm 灌丛化草地Shrub-grassland 75.36 (8.30) 6.30 (0.74) 5.89 (0.09) 0.81 (0.17) 1.14 33.67 39.88 22.04 3.28 未灌丛化草地Unshrub-grassland 81.40 (5.89) 6.92 (0.43) 5.91 (0.06) 0.82 (0.09) 0.70 29.35 40.98 25.20 3.77 注:括号内的数字为标准差, 灌丛化草地为9个重复样的标准差, 未灌丛化样地为6个重复样的标准差。 Note: The numbers in parentheses are the standard deviation, nine replicates in shrub-grassland, six replicates in unshrub-grassland.

表1 灌丛化草地和未灌丛化草地的土壤理化性质 Table 1 Soil physical and chemical properties of shrub-grassland and unshrub-grassland

本研究中的团聚体指水稳性团聚体, 团聚体的分级采用Cambardella和Elliott的湿筛法^[27]和沉降虹吸法。称取原状风干土样100 g, 将孔径分别为2、0.25和0.053 mm的套筛按从上到下的顺序组合好, 将称量好的土样均匀铺撒于最上层, 然后将套筛置于盛有蒸馏水的筛分桶内, 调整桶内水面高度, 缓缓湿润直至刚好淹没土样, 保持最顶层筛的上边缘始终高于水面, 在室温条件下浸润5 min后, 以30次· min^-1的频率, 上下振幅为3 cm, 振荡2 min。筛分结束收集各筛层上的团聚体并分别转移至铝盒中, 50 ℃烘干称重, 获得> 2 mm、2~0.25 mm、0.25~0.053 mm三级土壤团聚体, 然后用沉降虹吸法分离沉降桶内的土壤悬液, 分离出0.053 mm和< 0.053 mm团聚体。并计算各级水稳性团聚体组成及其稳定性。团聚体稳定性采用平均重量直径(mean weight diameter, MWD)评价, 平均重量直径计算公式如下^[28]:

MWD=∑ind̅×mi

式中:MWD为团聚体平均重量直径(mm), i为第i级团聚体; n为团聚体总级数, n=5; d̅为第i级团聚体颗粒的平均直径(mm), m_i为第i级团聚体组成(%)。

土壤pH用酸度计测定, 水土比为2.5∶ 1, 土壤有机碳(soil organic carbon, SOC)和全氮(total nitrogen, TN)采用元素分析仪Elementar Variomax CNS Analyser (Elementar Corp., Germany)测定, 土壤容重采用环刀法测定^[29]。土壤机械组成采用激光粒度仪分析(Mastersizer 2000, Malvern Corp., UK), 分为砂粒(2~0.05 mm)、粉粒(0.002~0.05 mm)、黏粒(< 0.002 mm)3个粒级^{[10, 29]}。

土壤团聚体中不同形态铁铝氧化物的提取和测定采用鲁如坤^[29]的方法:游离态铁铝氧化物(Fe_d, Al_d)采用DCB(连二亚硫酸钠-柠檬酸钠-重碳酸钠, dithionite-citrate-bicarbonate)法提取, 无定形态铁铝氧化物(Fe_o, Al_o)采用草酸-草酸铵缓冲液提取, 络合态铁铝氧化物(Fe_p, Al_p)采用焦磷酸钠溶液提取。提取、稀释后, 采用试铁灵铁铝联合比色法, 用分光光度计测定。

数据分析采用SPSS 22.0软件, 差异显著性分析采用最小显著差异法(LSD)和邓肯法(Duncan), 增强回归树分析采用R 3.5.0软件, 采用Excel 2016作图。

增强回归树(boosted regression tree, BRT)是一种以分类回归树算法为基础发展而来的自学习方法^[30]。在运算过程中, 对一定量数据进行多次随机抽取, 分析自变量对因变量的影响程度, 剩余数据用于拟合结果检验, 最后生成多重回归树, 取平均值输出结果。BRT通过产生多重回归树, 可提高模型稳定性和预测精度, 得出自变量与因变量的相互关系及贡献率, 相关计算方法目前已被广泛应用于生态研究中^[31]。

灌丛化草地土壤团聚体含量表现为以2~0.25 mm粒径最高(P< 0.05), 其次是0.25~0.053 mm粒径, < 0.002 mm粒径最低(P< 0.05), 所占比例分别为37.31%、22.31%和7.22%(图1)。未灌丛化草地土壤团聚体含量表现为与灌丛化草地相似的趋势, 也表现为2~0.25 mm粒径最高(P< 0.05), < 0.002 mm粒径最低(P< 0.05), 所占比例分别为38.31%和10.14%, 但0.053~0.002 mm含量高于> 2 mm含量。进一步分析得出, 灌丛化草地中> 0.25 mm大团聚体含量显著高于< 0.25 mm微团聚体含量(P< 0.05), 而未灌丛化草地中二者差异不显著(P> 0.05)。

图1

Fig.1

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图1 灌丛化草地和未灌丛化草地土壤团聚体含量分布 不同小写字母表示不同粒径团聚体间差异显著(P< 0.05), 不同大写字母表示不同草地类型间差异显著(P< 0.05), 下同。Fig.1 Distribution of soil aggregates contents in shrub-grassland and unshrub-grassland Different lowercase letters represent significant differences among aggregates with different particle sizes (P< 0.05), different capital letters represent significant differences between different grassland types (P< 0.05), the same below.

灌丛化草地与未灌丛化草地土壤团聚体含量差异表现为:< 0.053 mm含量显著低于未灌丛化草地(P< 0.05), 且在< 0.002 mm粒径中, 灌丛化草地土壤团聚体含量比未灌丛化草地高1.4倍(P< 0.05)。

灌丛化草地> 0.25 mm比例比未灌丛化草地高1.09倍, 但两者间差异不显著(P> 0.05)(图1)。灌丛化后团聚体平均重量直径(MWD)增加了15.07%, 但灌丛化和未灌丛化草地MWD间差异也不显著(P> 0.05)(图2)。

图2

Fig.2

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	图2 灌丛化草地和未灌丛化草地土壤团聚体平均重量直径(MWD)Fig.2 The mean weight diameter of soil aggregates in shrub-grassland and unshrub-grassland

灌丛化草地和未灌丛化草地土壤各粒径团聚体中铁铝氧化物的分布为:Fe_d > Al_d> Fe_o> Al_o> Al_p> Fe_p(表2)。在灌丛化草地中, 铁氧化物的含量为0.05~20.15 g· kg^-1, 铝氧化的含量为0.22~2.99 g· kg^-1; 在未灌丛化草地中, 铁氧化物的含量为0.09~18.54 g· kg^-1, 铝氧化物的含量为0.24~2.65 g· kg^-1。

团聚体内不同形态铁铝氧化物含量在灌丛化草地和未灌丛化草地的差异总体表现为:灌丛化显著增加了> 0.25 mm大团聚体中游离态铝及< 0.25 mm微团聚体中游离态铁铝的含量, 显著降低了< 0.25 mm微团聚体中络合态铁铝的含量。> 0.25 mm大团聚体内游离态铝的含量在灌丛化草地比未灌丛化草地增加了14.09%(P< 0.05), < 0.25 mm微团聚体内游离态铁铝的含量在灌丛化草地比未灌丛化草地分别增加了9.75%和15.31%(P< 0.05), 且0.25~0.053 mm和< 0.053 mm微团聚体内游离态铁铝的含量均表现为灌丛化草地显著高于未灌丛化草地(P< 0.05); < 0.25 mm微团聚体内络合态铁铝的含量在灌丛化草地比未灌丛化草地比分别降低了31.03%和9.41%(P< 0.05)。灌丛化草地中> 0.25 mm大团聚体内游离态铁的含量也增加了3.68%, 但差异不显著(P> 0.05); 灌丛化草地土壤团聚中络合态铁铝的含量总体呈下降趋势, 无定形态铁铝的含量没有显著变化(图3和图4)。

图3

Fig.3

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	图3 灌丛化草地和未灌丛化草地土壤团聚体内不同形态铁氧化物分布Fig.3 Distribution of different Fe oxides contents in soil aggregates under shrub-grassland and unshrub-grassland

图4

Fig.4

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	图4 灌丛化草地和未灌丛化草地土壤团聚体内不同形态铝氧化物分布Fig.4 Distribution of different Al oxides contents in soil aggregates under shrub-grassland and unshrub-grassland

表2

Table 2

表2(Table 2)

表2 灌从化草地和未灌丛化草地土壤团聚体内铁铝氧化物含量 Table 2 The contents of Fe and Al oxides in soil aggregates in shrub-grassland and unshrub-grassland (g· kg-1) 样地Sample plot 粒径Particle sizes (mm) Fed Feo Fep Ald Alo Alp 灌丛化草地 Shrub-grassland > 2 18.91± 1.13ab 1.77± 0.17ab 0.09± 0.03a 2.95± 0.29a 0.47± 0.09a 0.27± 0.02a 2~0.25 19.43± 1.10a 1.89± 0.18a 0.09± 0.03a 2.96± 0.26a 0.49± 0.08a 0.27± 0.03a 0.25~0.053 20.15± 1.50a 1.92± 0.23a 0.07± 0.02ab 2.99± 0.32a 0.48± 0.07a 0.28± 0.02a 0.053~0.002 15.98± 2.31c 1.39± 0.20c 0.07± 0.06ab 2.23± 0.26b 0.45± 0.06a 0.22± 0.05a < 0.002 17.57± 1.74b 1.65± 0.17b 0.05± 0.01b 2.77± 0.43a 0.51± 0.08a 0.26± 0.03a 未灌丛化草地 Unshrub-grassland > 2 18.43± 1.48a 1.79± 0.29ab 0.11± 0.02ab 2.53± 0.18a 0.44± 0.20a 0.31± 0.04a 2~0.25 18.54± 0.63a 2.04± 0.16a 0.12± 0.01a 2.65± 0.28a 0.47± 0.10a 0.30± 0.05a 0.25~0.053 18.23± 0.50a 2.04± 0.17a 0.12± 0.02a 2.57± 0.23a 0.51± 0.09a 0.31± 0.04a 0.053~0.002 13.77± 0.86c 1.63± 0.21b 0.09± 0.04ab 1.97± 0.30b 0.51± 0.15a 0.24± 0.04b < 0.002 16.93± 1.07b 1.67± 0.20b 0.09± 0.02b 2.38± 0.11a 0.58± 0.12a 0.31± 0.03a 注:Fed:游离态氧化铁; Feo:无定形态氧化铁; Fep:络合态氧化铁; Ald:游离态氧化铝; Alo:无定形态氧化铝; Alp:络合态氧化铝。下同。 同列不同小写字母表示同一草地类型中不同粒径团聚体内同种铁铝氧化物的含量间差异显著(P< 0.05)。 Note: Fed: Free iron oxides; Feo: Amorphous iron oxides; Fep: Complex iron oxides; Ald: Free alumina oxides; Alo: Amorphous alumina oxides; Alp: Complex alumina oxides. The same below. Different lowercase letters in the same column represent that there are significant differences among the contents of the same iron and aluminum oxides with different particle sizes of aggregates (P< 0.05).

表2 灌从化草地和未灌丛化草地土壤团聚体内铁铝氧化物含量 Table 2 The contents of Fe and Al oxides in soil aggregates in shrub-grassland and unshrub-grassland (g· kg-1)

运用增强回归树(BRT)模型分析不同形态铁铝氧化物对土壤团聚体稳定性主要指标MWD的影响。采用以下调整设置进行生态建模:树复杂性(tree complexity)=5, 学习速率(learning rate)=0.005, 袋分数(bag fraction)=0.5, 通过BRT分析, 最终模型经过10000次分形达到最优, 训练数据的相关性为0.996, 证数据相关性为0.992, 两者接受者操作特征曲线(receiver operating characteristic curve, ROC)值均大于0.8, 说明BRT分析结果可靠^[32]。

在未灌丛化草地中, 对土壤团聚体平均重量直径(MWD)影响最大的是Al_d和Fe_d, 其贡献率分别为25.0%和18.5%; 其余形态的铁铝氧化物对MWD的贡献率变化较小, 为12.8%~15.4%。Al_d的含量在> 2.5 g· kg^-1后与MWD呈正相关关系, 并逐渐趋于稳定, 表明Al_d的含量在> 2.5 g· kg^-1后, 其含量越大, 团聚体稳定性越强, 之后不再变化(图5)。Fe_d的含量在17.0~18.2 g· kg^-1时, 与MWD呈显著正相关关系, 此时, Fe_d含量越多, 团聚体越稳定。

图5

Fig.5

	Figure Option ViewDownloadNew Window
	图5 未灌丛化草地中不同形态铁铝氧化物对团聚体平均重量直径(MWD)的增强回归树分析Fig.5 The boosted regression tree analysis of different forms of Fe and Al oxides on MWD in unshrub-grassland

在灌丛化草地中, 对MWD影响最大的也是Fe_d和Al_d, 其贡献率分别为24.3%和23.8%; 其次是Fe_p和Fe_o, 贡献率分别为18.7%和16.6%; Al_o和Al_p的贡献率较小, 分别为9.7%和6.9%。Fe_d的含量在18.5~19.5 g· kg^-1时, 与MWD呈正相关关系; Al_d含量在2.5~2.7 g· kg^-1和3.0~3.2 g· kg^-1时, 与MWD呈正相关关系(图6)。

图6

Fig.6

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	图6 灌丛化草地中不同形态铁铝氧化物对团聚体平均重量直径(MWD)的增强回归树分析Fig.6 The boosted regression tree analysis of different forms of Fe and Al oxides on MWD in shrub-grassland

团聚体的组成和含量对土壤结构起着重要作用, 不同粒径团聚体由不同胶结物质粘合形成。Tisdall等^[33]认为根系和菌丝有利于> 0.25 mm大团聚体的形成, 持久有机质和金属氧化物有利于< 0.25 mm微团聚体的形成, 而关连珠等^[34]认为小粒径微团聚体主要由紧结合态有机质和黏粒胶结而成。一般认为, > 0.25 mm大团聚体比例越高, 土壤结构越好, 团聚体稳定性越强^[35]。本研究区内灌丛化草地和未灌丛化草地团聚体含量均以> 0.25 mm大团聚体为主, 含量均大于50%, 其中2~0.25 mm占优势, 这与Guan等^[5]在青藏高原草地土壤团聚体的研究结果一致, 表明研究区土壤结构较好。本研究中灌从化草地中> 0.25 mm团聚体含量增加, 而< 0.053 mm团聚体含量显著降低, 表明灌丛化后更多微团聚体被胶结成了大团聚体, 且团聚体稳定性增加, 大团聚体分解释放的微团聚体数量减少^[36]。这可能与灌丛化后团聚体的有机、无机胶结物质含量有关。一方面, 灌丛化草地中< 0.053 mm微团聚体中游离态铁铝的含量显著增加(图2和图3), 而黏粒含量减少(表1), 这说明游离态铁铝胶结了更多黏粒形成大团聚体。同时, 灌丛化草地中根系生物量、凋落物输入量和根际活动增加, 根系和真菌菌丝进一步促进了大团聚体的形成^[36]。另一方面, 灌丛化草地中> 0.25 mm大团聚体中游离态铁铝含量显著增加(图2和图3), 能胶结更多有机质, 形成稳定的大团聚体, 降低微生物分解速率, 在大团聚体中分散的微团聚体也相应减少。

MWD是评价团聚体稳定性的重要指标, MWD值越大, 团聚体稳定性越强^[37]。本研究中灌丛化草地与未灌丛化草地中MWD均表现为灌丛化草地大于未灌丛化草地, 这可能与有机、无机胶结剂的数量和类型有关。苏静等^[37]认为, > 0.25 mm团聚体含量与MWD成正比, 本研究也得到了一致的结果。这可能是由于灌丛化草地中凋落物数量、根系生物量、根系活动及游离态铁铝氧化物含量的增加, 提供了更多有机、无机胶结剂, 促进了土壤团聚体的形成和稳定。Bird等^[38]的研究表明, 灌丛化草地土壤团聚体稳定性显著高于未灌丛化草地(P< 0.05), 但本研究中, 两种草地间团聚体稳定性差异并不显著, 这可能与有机质数量和质量及团聚体稳定机制有关。不同灌木种类对有机质的积累和微生物活性的影响存在较大差异, 灌木入侵的时间、灌木密度和人类活动等因素都也会影响有机质含量^[13], 进而影响团聚体的稳定性。本研究区灌丛化草地中, 有机质和黏粒含量均低于未灌丛化草地, 但团聚体稳定性高于未灌丛化草地土壤, 表明团聚体的稳定不仅与有机质和黏粒的含量有关, 还与黏土的活性及矿物与有机质的相互作用有关^[39]。

铁铝氧化物是土壤中最活跃的组分, 也是团聚体重要的无机胶结物质, 对微团聚体的形成起着更重要的作用^[40]。铁铝氧化物的形态与生物、气候、土壤pH等因素有关^{[41, 42, 43]}。本研究中, 灌丛化草地和未灌丛化草地各粒径土壤团聚体中铁铝氧化物的分布整体上均表现为:Fe_d> Al_d > Fe_o> Al_o> Al_p> Fe_p, 这与赵友朋等^[19]对黄棕壤和王小红等^[10]对中亚热带山区红壤的研究结果相似, 且游离态铁的含量也远高于其他形态铁铝氧化物。研究发现, 游离态铁的含量可以表征土壤风化程度, 与生物和气候条件密切相关^[41]。游离态氧化铁往往在雨热充沛的热带、亚热带气候下较为多见^[41], 但研究区气候为大陆性高原气候, 其含量高可能主要受青藏高原冻融交替作用的影响。有学者认为, 冻融对土壤结构影响剧烈, 使微生物活性增强, 促进了土壤中硅酸盐矿物的风化, 从而增加游离态铁的含量^[44]。pH也是影响铁氧化物形态的重要因素之一, 研究区土壤pH为弱酸性, 有利于结晶良好的赤铁矿形成^[45]。本研究中< 0.25 mm微团聚体内各形态铁铝氧化物的含量显著高于> 0.25 mm大团聚体中, 表明铁铝氧化物主要富集在微团聚体中, 这与已有的一些研究结果一致。衡利沙等^[46]对水稻土黄棕壤团聚体中铁铝氧化物含量的研究表明, 铁铝氧化物的含量随粒级降低而增加, 且主要集中在微团聚体中。贾龙^[24]对退化红壤区植被恢复土壤的研究表明, 不同恢复模式下微团聚体中不同形态铁铝氧化物主要向细粒级富集。这可能与微团聚体中阳离子交换量更大和表面负电荷的数量更多有关^[47]。此外, 微团聚体颗粒组表面上更多以多层吸附为主, 吸附黏粒的能力更强^[47], 从而也更有利于铁铝氧化物的富集。

土壤类型、气候带、植被覆盖等均会影响铁铝氧化物的组成和含量, 而不同形态的铁铝氧化物对团聚体的形成和稳定影响程度不同^{[10, 19, 48]}。研究表明, pH、有机质、微生物、植被等都会影响土壤中铁氧化物的形态转化^[43]。灌丛化对铁铝氧化物含量的改变可能与有机质含量、根系活动和微生物等因素有关。铁氧化物形态的转化可概括为活化和老化两个过程, 用Fe_o/Fe_d表示氧化铁的活化度, 老化是由离子态-非晶型态-晶型态的过程, 活化即相反过程^[41]。本研究中灌丛化草地团聚体内游离态铁铝的含量均增加, 而团聚体内无定态铁铝氧化物的含量没有显著变化, 说明灌丛化后铁铝氧化物的活化度降低, 趋向于结晶老化。氧化铁在土壤-植物体系中老化和活化过程在一定条件下可以相互转化, 老化的氧化铁在有机质和其他因素的作用下可被活化^[22]。有学者认为, 矿物的晶相变化可能与根系活动引起的土壤pH改变、微生物数量和种类增加及根系分泌的有机酸有重要关系^[25]。本研究中, 灌丛化后铁铝氧化物趋于老化, 这可能由于灌丛化草地土壤孔隙度更低, 微生物活性和数量降低^[49], 活性有机质减少^[22]。其次, 灌丛和草本植物根系分泌物的不同也可能导致铁铝氧化物的晶相变化; 此外, 根系分泌的有机酸还可能引起根际pH的改变, 从而导致灌丛化草地和未灌丛化草地中铁铝氧化物的形态转化^[21]。灌丛化显著降低了< 0.25 mm微团聚体中络合态铁铝氧化物的含量, 且> 0.25 mm团聚体中络合态铁铝氧化物含量也呈下降趋势, 这可能与灌丛化草地土壤中有机质含量降低有关。研究表明, 有机质含量与络合态铁铝氧化物含量存在显著正相关关系^[50], 而络合态铁铝本身为有机质与铁铝氧化物的胶结^[10], 本研究中灌丛化草地土壤中有机质含量比未灌丛化草地低(表1), 所以其络合态铁铝氧化物含量也降低。总体而言, 灌丛化后团聚体中铁铝氧化物趋于结晶老化, 这一定程度上促进了团聚体的稳定^[51]。

铁铝氧化物对团聚体稳定性的机制主要有3种:在土壤溶液中充当絮凝剂; 充当黏粒和有机分子的胶结剂; 作为凝胶在黏粒表面沉淀^[52]。铁铝氧化物的形态、结晶度、不同植被覆盖均会影响铁铝氧化物对团聚体的稳定性^[19]。王小红等^[10]认为, 铁铝氧化物的结晶度、比表面积、表面电荷等特性的差异会导致其结合腐殖质和黏土矿物的能力不同, 进而影响团聚体的稳定性。但谭文峰等^[52]指出, 铁铝氧化物对不同类型土壤、矿物的电荷性质和表面积影响不同。本研究中, 灌丛化和未灌丛化草地, 不同形态的铁铝氧化物对团聚体稳定性的贡献率均表现为Fe_d、Al_d的贡献率最高, Al_p贡献率最低, 表明游离态铁铝对团聚体稳定性的作用最强, 络合态铝对团聚体稳定性作用最弱。这可能与本研究区土壤中游离态铁铝氧化物对黏粒和有机质的胶结能力更强有关。胡国成等^[53]认为, 游离态铁氧化物对土壤颗粒具有较强的胶结能力, 通过强烈吸附在黏粒表面形成氧化物胶膜, 促进团聚体的稳定。黏粒对团聚体的影响取决于其黏土矿物的组成, 研究区土壤pH为酸性, 氧化铁主要带正电荷, 易与带负电荷的黏土矿物结合, 形成稳定的团聚体^[52]。张琪^[54]的研究表明, 游离态铁铝氧化物与黏粒直接存在极显著正相关关系(P< 0.01, 相关系数分别为0.98和0.95), 且与MWD相关性最强, 而无定形态和络合态铁铝氧化物与黏粒和MWD的相关性较弱或无显著相关性。游离态铁铝对有机质也有重要作用, Li等^[55]在青藏高原草甸土壤的研究结果显示, 游离态铁铝与有机碳的相关关系大于无定形态铁铝, 表明游离态铁铝氧化物对有机碳的固存起着更重要的作用。但在Li等^[55]的研究中, 无定形态铁铝与MWD的相关性却比游离态铁铝更强, 这可能与游离态铁铝氧化物的含量较低有关^[56]。有学者认为^{[10, 57, 58]}, 无定形态和络合态铁铝氧化物更有利于团聚体的稳定性, 本研究结果与之相反, 这可能与研究区土壤性质、黏土矿物、土壤溶液的离子组成等因素有关^[59]。此外, 不同pH下, 金属离子与有机质的配位方式也不同, 有机质的性质和种类也会影响金属矿物对有机质的吸附^[60]。络合态铁对MWD的贡献率大于络合态铝, 表明络合态铁氧化物对团聚体稳定性作用比络合态铝氧化物更强, 这与它们和有机质结合的程度有关。研究表明, 络合态铁铝氧化物与有机质呈正相关关系, 络合态铝氧化物与有机质结合的牢固程度比络合态铁氧化物低^[42]。铁铝氧化物与团聚体稳定性的关系, 还有待于进一步研究。