司紹誠,涂 晨,吳宇澄,李 遠(yuǎn),駱永明,① (.中國科學(xué)院煙臺海岸帶研究所/中國科學(xué)院海岸帶環(huán)境過程與生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/山東省海岸帶環(huán)境過程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,山東 煙臺 26400;2.中國科學(xué)院大學(xué),北京 00049;.中國科學(xué)院南京土壤研究所/中國科學(xué)院土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 20008)

基于土壤肥力的土壤健康評估是耕地土壤健康研究的熱點(diǎn)[1]。土壤肥力健康評估的方法有多種,其中最為常見的是綜合指數(shù)法。綜合指數(shù)法主要是通過對特定土壤性質(zhì)參數(shù)的組合進(jìn)行權(quán)重賦值后,再通過加權(quán)計(jì)算得出土壤肥力健康指數(shù)。但此方法的計(jì)算過程繁瑣,而且由于不同土壤類型之間土壤性質(zhì)參數(shù)的權(quán)重有所不同,計(jì)算得到的土壤肥力健康指數(shù)難以在不同土壤類型之間進(jìn)行比較。近期KUZYAKOV等[2]提出了土壤健康指數(shù)面積法(soil health index-area,SHI-Area),基于土壤健康因子隸屬度值構(gòu)建土壤健康雷達(dá)圖,再通過雷達(dá)圖的面積建立可反映土壤健康狀況的評估模型。該方法的主要優(yōu)點(diǎn)有:可以對任意數(shù)量的評估指標(biāo)進(jìn)行快速的整合轉(zhuǎn)換,過程簡便,易于操作,其結(jié)果表征直觀、簡潔;由于各項(xiàng)肥力指標(biāo)在不同土壤類型中的最適范圍存在差異,通過各指標(biāo)值與最優(yōu)值之間的差異可以清晰地表征土壤肥力健康變化的總體強(qiáng)度,體現(xiàn)各土壤肥力指標(biāo)對不同人為措施及土地利用變化的敏感性[2]。劉潔等[3]和張文學(xué)等[4]曾先后通過繪制土壤肥力指標(biāo)隸屬度值的雷達(dá)圖,分別識別出了南方紅壤油茶林土壤和稻田土壤肥力的限制因子。但此前由于缺少理想的土壤肥力健康雷達(dá)圖多邊形面積計(jì)算模型,類似的相關(guān)研究仍多以較為繁冗的綜合指數(shù)法計(jì)算土壤肥力健康指數(shù)。鑒于此,SHI-Area方法可較為合理地解決這一問題。

長期定位研究是評估土壤肥力健康演變規(guī)律的重要手段之一[5]。對長期不同施肥管理措施下土壤性質(zhì)變化開展研究,能夠客觀反映影響土壤肥力健康的突出問題,從而針對性地消除影響作物生產(chǎn)的土壤障礙因子[6],為采取合理培肥措施提供更多可能性。該研究依托中國科學(xué)院鷹潭紅壤生態(tài)實(shí)驗(yàn)站中某一已建立了23 a的長期施肥定位試驗(yàn)點(diǎn),重點(diǎn)考察了長期施用豬糞下旱地紅壤酸度、有機(jī)質(zhì)、全氮和堿解氮、全磷和有效磷含量等土壤肥力指標(biāo),采用SHI-Area方法量化評估基于土壤肥力指標(biāo)的土壤健康水平,并以花生植株生物量和花生產(chǎn)量驗(yàn)證土壤肥力健康指數(shù)的適用性,旨在為量化評估我國南方旱地紅壤肥力健康和合理施肥提高土壤可持續(xù)生產(chǎn)力提供科學(xué)方法與依據(jù)。

1 研究區(qū)域與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)隸屬于中國科學(xué)院鷹潭紅壤生態(tài)實(shí)驗(yàn)站,位于江西省鷹潭市余江縣劉家站(28°12′ N,116°55′ E)。該地屬亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū),氣候溫?zé)岫嘤?1月平均氣溫5.9 ℃,7月平均氣溫30 ℃,年均降水量1 750 mm,年均蒸發(fā)量1 318 mm。布設(shè)試驗(yàn)點(diǎn)前該地是第四紀(jì)紅色黏土上的稀疏毛草-馬尾松荒地,在確定為長期試驗(yàn)點(diǎn)后進(jìn)行了開墾平整,為使試驗(yàn)地均質(zhì)化,基本上以底土層改為表土層。根據(jù)文獻(xiàn)記錄,平整后該試驗(yàn)地土壤原始基本理化性質(zhì)如下:pH值3.9,交換性總酸度4.72 cmol·kg-1,交換性氫1.01 cmol·kg-1,交換性鋁3.71 cmol·kg-1,有機(jī)質(zhì)含量8.44 g·kg-1,總氮含量0.59 g·kg-1,總磷含量0.20 g·kg-1,堿解氮含量43.3 mg·kg-1,有效磷痕量[7-8]。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

長期施肥試驗(yàn)共設(shè)置施用普通化肥和豬糞有機(jī)肥配施化肥2個處理。每個處理4次重復(fù),各重復(fù)小區(qū)面積約為33 m2,各小區(qū)隨機(jī)排列,且相互之間以混凝土保護(hù)帶隔離。長期施肥定位試驗(yàn)開始于1996年4月,至2019年采樣時已持續(xù)進(jìn)行了23 a。

施用化肥的處理中,氮、磷、鉀元素的來源分別為尿素、鈣鎂磷肥和氯化鉀,其年施用量分別為45、45和135 kg·hm-2(以氮、磷、鉀元素計(jì))。有機(jī)肥來源為當(dāng)?shù)刎i場的豬糞,豬糞的成分(平均水平)如下:干豬糞 602 g·kg-1,氮26.7 g·kg-1,磷18.3 g·kg-1,鉀53.1 g·kg-1,pH值為8.5,施用量1.69 t·hm-2(以干重計(jì))。豬糞中磷和鉀含量較低,因此在豬糞中額外拌入鈣鎂磷肥(14 kg·hm-2,以P元素計(jì))和氯化鉀(45 kg·hm-2,以K元素計(jì)),使施用化肥和豬糞處理中外源施入的氮、磷、鉀元素含量保持一致。所有肥料在每年花生播種前作為基肥一次性施入?；ㄉ贩N為“贛花5號”,每年4月中旬播種,8月中旬收獲,收獲后土地休閑。常規(guī)田間管理包括查苗補(bǔ)種、中耕除草和田間水分管理等。

1.3 土壤酸度、有機(jī)質(zhì)、養(yǎng)分和作物產(chǎn)量測定

2019年3月花生種植和基肥施用之前,按五點(diǎn)取樣法隨機(jī)采集各小區(qū)耕層土壤(0～20 cm),采用四分法混合均勻后,保留約1.0 kg土樣帶回室內(nèi),將肉眼可見的根系、石礫及動植物殘體剔除,在室內(nèi)風(fēng)干后研磨并分別過1和0.25 mm孔徑尼龍篩備用。

土壤pH值采用電位法測定(水土質(zhì)量比為2.5∶1),交換性氫和交換性鋁含量采用氯化鉀交換-中和滴定法測定[9];土壤有機(jī)質(zhì)含量采用KMnO4-濃H2SO4氧化法測定[9];全氮含量采用H2SO4消煮-半微量凱氏定氮法測定[9];全磷含量采用H2SO4-HClO4消解法測定[9];堿解氮含量采用堿解擴(kuò)散法測定[9];有效磷含量采用Olsen 法測定[9]。2019年8月花生收獲時,收集每個小區(qū)的所有花生全植株,將植株在田間風(fēng)干4～6 d后獲得去殼花生,在65 ℃下干燥至恒重后,獲得花生植株和去殼花生果粒的干重。

1.4 土壤肥力健康指數(shù)計(jì)算

為了系統(tǒng)評估長期不同施肥處理對試驗(yàn)區(qū)土壤肥力的影響,選擇土壤pH值以及有機(jī)質(zhì)、總氮、總磷、堿解氮、有效磷含量作為土壤肥力健康的評估指標(biāo)。土壤健康肥力指數(shù)計(jì)算主要包括2個主要環(huán)節(jié):由于各指標(biāo)測定值的單位不同,首先需要對每項(xiàng)指標(biāo)進(jìn)行隸屬度轉(zhuǎn)換,從而實(shí)現(xiàn)對各土壤肥力性質(zhì)指標(biāo)的量綱歸一化;建立由各評估指標(biāo)的隸屬度值構(gòu)成的土壤肥力健康雷達(dá)圖,雷達(dá)圖中各點(diǎn)組成的多邊形面積即為土壤肥力健康指數(shù)。

1.4.1評估指標(biāo)隸屬度值轉(zhuǎn)換

將各土壤肥力健康評估指標(biāo)測定值通過相應(yīng)的隸屬度值轉(zhuǎn)換函數(shù)轉(zhuǎn)化成隸屬度值為0.1～1.0 之間的無量綱分值。根據(jù)常用理化指標(biāo)與作物生長之間的關(guān)系,適合肥力指標(biāo)評分的隸屬度值轉(zhuǎn)換函數(shù)有拋物線型和正“S”型[4]。

拋物線型計(jì)算公式為

(1)

式(1)中,f(x)為隸屬值;x為指標(biāo)實(shí)測值;x1、x2、x3和x4分別為隸屬度值轉(zhuǎn)換函數(shù)下限和上限的轉(zhuǎn)折點(diǎn)值。拋物線型隸屬度值轉(zhuǎn)換函數(shù)表示土壤肥力指標(biāo)的得分值隨著指標(biāo)值的增加先升高而后降低,即適中為宜。

正“S”型函數(shù)計(jì)算公式為

(2)

式(2)中,f(x)為隸屬值;x為指標(biāo)實(shí)測值;x1和x2分別為隸屬度值轉(zhuǎn)換函數(shù)下限和上限的轉(zhuǎn)折點(diǎn)值。正“S”型隸屬度值轉(zhuǎn)換函數(shù)表示土壤肥力指標(biāo)的分值隨著指標(biāo)值的增加而升高,即越大越好。

在進(jìn)行隸屬度值計(jì)算時,根據(jù)各指標(biāo)在發(fā)揮土壤支持作物生長功能時的敏感度進(jìn)行隸屬度值轉(zhuǎn)換函數(shù)的選擇。在該研究中,由于土壤pH值過高或過低都會抑制作物生長,故對pH值選擇使用拋物線型隸屬度值轉(zhuǎn)換函數(shù)[10];有機(jī)質(zhì)、總氮、總磷、堿解氮和有效磷含量體現(xiàn)了土壤養(yǎng)分的供給能力,故對這5項(xiàng)指標(biāo)選擇使用正“S”型隸屬度值轉(zhuǎn)換函數(shù)[11]。參照文獻(xiàn)[10-12]確定各指標(biāo)在不同隸屬度值函數(shù)曲線上的轉(zhuǎn)折點(diǎn)(表1)。經(jīng)過隸屬度值轉(zhuǎn)換后,各指標(biāo)被轉(zhuǎn)換為0.1～1.0 之間的無量綱分值。最高值1.0表示土壤肥力指標(biāo)完全適宜作物生長,最低值取0.1而非0,這是由于完全沒有肥力的土壤極少[10]。

表1 土壤肥力因子在隸屬度轉(zhuǎn)換函數(shù)中的轉(zhuǎn)折點(diǎn)值[10-12]Table 1 The inflection point value of soil fertility factors in the membership conversion function

1.4.2土壤肥力健康指數(shù)計(jì)算

根據(jù)1.4.1節(jié)計(jì)算得到的各評估指標(biāo)的隸屬度值構(gòu)建不同處理下土壤肥力健康狀況雷達(dá)圖,雷達(dá)圖中的多邊形總面積即為土壤肥力健康指數(shù)(ISH),其計(jì)算公式[2]為

(3)

式(3)中,ISH為土壤肥力健康指數(shù);S為各個指標(biāo)的隸屬度值;n為用于土壤健康評估的指標(biāo)參數(shù)個數(shù);π取值為3.14。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用單因素方差分析(one-way ANOVA)和Duncan檢驗(yàn)進(jìn)行方差分析,以檢驗(yàn)不同處理間土壤肥力指標(biāo)的差異,當(dāng)P<0.05時認(rèn)為檢驗(yàn)數(shù)據(jù)存在顯著差異。用Excel 2018和SPSS 23.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,用Origin 2018軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 連續(xù)施肥23 a后土壤肥力因子的變化

2.1.1土壤酸度

經(jīng)過23 a的連續(xù)耕作和施肥,試驗(yàn)區(qū)土壤pH值顯著提高(表2)。其中,豬糞處理土壤pH值為6.35,比化肥處理組高1.2個單位。在23 a定位施肥期間,豬糞處理下土壤pH值的年平均提高值為0.11個單位,是化肥處理的1.99倍。由此可見,連續(xù)施用豬糞能夠更快地提高土壤pH值。

連續(xù)23 a定位施肥后,旱地紅壤酸度變化情況見表2。與試驗(yàn)前土壤初始水平相比,連續(xù)23 a化肥處理后土壤中交換性酸、交換性氫和交換性鋁含量分別下降14.4%、55.4%和3.2%,連續(xù)23 a豬糞處理后土壤中交換性酸、交換性氫和交換性鋁含量分別下降83.3%、84.2%和83.0%。由此可見,施用豬糞可更快地降低土壤活性酸和潛性酸含量。

表2 連續(xù)施肥23 a后旱地紅壤各項(xiàng)肥力因子水平Table 2 The impact of continuous fertilization for 23 years on soil fertility factors in upland red soil

2.1.2土壤有機(jī)質(zhì)含量

經(jīng)過23 a的連續(xù)耕作和施肥,該試驗(yàn)區(qū)的土壤有機(jī)質(zhì)含量顯著提高(表2)。豬糞處理的土壤有機(jī)質(zhì)含量為15.25 g·kg-1,是化肥處理的1.25倍。豬糞處理下土壤有機(jī)質(zhì)含量的年平均增長率為0.30 g·kg-1·a-1,是化肥處理的1.81倍。由此可見,連續(xù)施用豬糞能使亞熱帶旱地紅壤更快更有效地積累有機(jī)質(zhì)。

2.1.3土壤氮、磷總量和速效態(tài)含量

經(jīng)過連續(xù)23 a的連續(xù)耕作和施肥,該試驗(yàn)區(qū)的土壤氮素和磷素養(yǎng)分(總量和速效態(tài))含量顯著提高(表2)。豬糞處理的土壤總氮和堿解氮含量分別是化肥處理的1.34和2.26倍,總磷和有效磷含量分別為2.34倍和14.1倍。豬糞處理下土壤總氮和堿解氮含量的年平均增長速率分別為0.02 g·kg-1·a-1和3.94 mg·kg-1·a-1,分別是化肥處理的2.16和5.69倍;豬糞處理的土壤總磷和速效磷含量年平均增長速率分別為0.07 g·kg-1·a-1和6.38 mg·kg-1·a-1,分別是化肥處理的3.04和14.10倍?？梢?連續(xù)施用豬糞能使旱地紅壤儲存更多的氮磷,并提供更多有效態(tài)的氮磷養(yǎng)分。

2.2 連續(xù)施用豬糞23 a后的土壤肥力健康評估

經(jīng)過標(biāo)準(zhǔn)化轉(zhuǎn)換后,土壤pH值、有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷、堿解氮和有效磷含量6個土壤肥力指標(biāo)都已轉(zhuǎn)化為隸屬度在0.1～1.0范圍內(nèi)的無量綱分值(表3)。單項(xiàng)因子的分值較高,表明該因子在支持土壤肥力健康時處在較好狀態(tài),反之亦然。根據(jù)各土壤肥力因子的隸屬度值,構(gòu)建土壤肥力健康雷達(dá)圖(圖1)。雷達(dá)圖中每個坐標(biāo)軸的范圍與各指標(biāo)的隸屬度范圍一致,即在0.1～1.0范圍內(nèi)。每個坐標(biāo)軸上的點(diǎn)越接近中心點(diǎn)(0.1),說明該因子的評分越低[4],表明該因子的測定值距離理想值越遠(yuǎn),其屬性狀態(tài)較差,是制約土壤肥力健康的重要因子。反之,每個坐標(biāo)軸上的點(diǎn)越接近邊緣點(diǎn)(1.0),說明該因子的評分越高,表明該因子的測定值距離理想值越近,其屬性狀態(tài)較優(yōu),不再是制約土壤肥力健康的因子。

表3 各項(xiàng)土壤肥力評估指標(biāo)的無量綱分值Table 3 Dimensionless score values of various soil fertility assessment indicators

根據(jù)表3和圖1可知,在長期定位試驗(yàn)設(shè)置之初(1996年),土壤pH值及有機(jī)質(zhì)、總氮、總磷、堿解氮、有效磷含量這6個土壤肥力因子距中心點(diǎn)的距離< 0.3,說明這些因子都是制約該地區(qū)土壤肥力的重要因素。經(jīng)過連續(xù)23 a的花生種植和施肥管理,大部分土壤肥力限制條件得到了緩解,但所有指標(biāo)在不同處理間的分布較分散,說明各評估指標(biāo)對不同施肥處理有著顯著的響應(yīng)。其中,豬糞處理的土壤pH值、有機(jī)質(zhì)、總氮和堿解氮含量這4項(xiàng)肥力因子距中心點(diǎn)的距離≥ 0.6,已處于該試驗(yàn)區(qū)作物生長的最適閾值內(nèi)(表1),但化肥處理土壤還未達(dá)到理想范圍(距中心點(diǎn)的距離< 0.5)。值得注意的是,雖然豬糞處理顯著提高了土壤總磷和有效磷含量,但是這2項(xiàng)因子已超過適宜旱地紅壤作物生長的上限臨界值,根據(jù)肥力因子評分的隸屬度函數(shù),豬糞施用處理土壤磷含量的隸屬度值已降至0.1。

圖1 連續(xù)施肥23 a后各土壤肥力指標(biāo)的隸屬度值雷達(dá)圖Fig.1 The radar chart of membership values for various soil fertility indicators after 23 years of continuous fertilization

采用SHI-Area法計(jì)算雷達(dá)圖中各點(diǎn)所組成的多邊形陰影部分面積,表征不同施肥處理下的土壤肥力健康綜合指數(shù)。由圖2可知,與化肥處理下的土壤肥力健康指數(shù)(0.50)相比,施用豬糞處理的土壤肥力健康指數(shù)提高71.4%,達(dá)到1.20?？傮w上,經(jīng)過23 a的連續(xù)施肥,施用豬糞更利于提高旱地紅壤肥力健康的整體水平;但從土壤肥力健康雷達(dá)圖的總面積看,長期豬糞(配施磷肥)處理引起的磷素過量輸入已限制了土壤肥力健康水平進(jìn)一步提升的潛力。

*表示顯著高于化肥處理(P<0.05)。圖2 連續(xù)施肥23 a后旱地紅壤的土壤肥力健康指數(shù)Fig.2 Soil fertility health index of upland red soil after 23 years of continuous fertilization

2.3 連續(xù)施用豬糞23 a后的旱地紅壤上花生產(chǎn)量

對長期定位試驗(yàn)23 a后不同施肥處理小區(qū)的花生產(chǎn)量進(jìn)行測定,與化肥處理相比,連續(xù)施用豬糞處理花生產(chǎn)量顯著提高(圖3)。豬糞處理小區(qū)中花生植株總生物量和花生果粒的產(chǎn)量(干重)分別達(dá)3 963.6 和1 646.3 kg·hm-2,分別是化肥處理的2.84和2.28倍。

*表示顯著高于化肥處理(P<0.05)。圖3 連續(xù)施肥23 a后旱地紅壤上花生植株總生物量和花生果粒重Fig.3 Total biomass of peanut plants and weight of peanut kernels on dryland red soil in the 23rd year of continuous fertilization

3 討論

3.1 長期連續(xù)施用豬糞對旱地紅壤肥力健康限制因子的緩解作用

在土壤酸度方面,CAI等[13]和SHI等[14]通過在紅壤地區(qū)的長期定位施肥試驗(yàn)發(fā)現(xiàn),合理施用糞肥可阻控或逆轉(zhuǎn)紅壤酸化的趨勢。在筆者研究中,長期試驗(yàn)設(shè)置之初的土壤pH值僅為3.9,屬于強(qiáng)酸性土壤,嚴(yán)重限制了土壤肥力健康。由于每年所施用的無機(jī)化肥中,除了尿素以外還添加了鈣鎂磷肥和氯化鉀,這些外源補(bǔ)充的Ca2+、Mg2+和K+等鹽基離子提高了土壤的鹽基飽和度。鹽基離子占據(jù)了土壤膠體上的交換位點(diǎn),從而降低了土壤膠體中的H+和Al3+含量。因此,連續(xù)23 a施用無機(jī)氮磷鉀化肥改善了研究區(qū)的本底土壤酸度。但從圖1可知,化肥處理土壤pH值的隸屬度值仍≤ 0.4,說明長期施用化肥尚未能完全緩解土壤酸度對肥力健康的限制。此外,相較于連續(xù)化肥處理,連續(xù)23 a施用豬糞有機(jī)肥顯著提高了土壤pH值,并降低了交換性酸度。這主要是由于:(1)該研究所用的豬糞本身含有大量陽離子,加之在豬糞有機(jī)肥處理的土壤中還額外配施了鈣鎂磷肥和氯化鉀等含有大量鹽基離子的化肥,因此,豬糞有機(jī)肥配施無機(jī)肥的施肥策略可以通過進(jìn)一步提高土壤鹽基離子含量的方式降低土壤酸度[13];(2)豬糞中富含有機(jī)質(zhì),有機(jī)質(zhì)中的酸性含氧官能團(tuán)(例如羧基和羥基)在土壤中解離,通過有機(jī)陰離子的締合作用消耗了大量的H+,最終降低了土壤酸度,同時使土壤pH值的緩沖能力得到提升[14]。從圖1可知,在連續(xù)23 a的豬糞處理下,土壤pH值的隸屬度值> 0.9,說明豬糞處理土壤的酸度水平已處于支持旱地紅壤土壤肥力健康的適宜范圍內(nèi)。

在有機(jī)質(zhì)累積方面,施用豬糞處理對土壤中有機(jī)質(zhì)的提高幅度顯著高于化肥處理。筆者的研究結(jié)果與紅壤區(qū)其他長期定位試驗(yàn)的結(jié)果一致[15-17]。長期施肥增加土壤有機(jī)質(zhì)的途徑主要有2種:一是直接添加有機(jī)質(zhì),二是通過提高作物產(chǎn)量間接增加植株殘留部分中的有機(jī)質(zhì)含量[18-19]。研究區(qū)土壤在試驗(yàn)之初是未經(jīng)開墾的貧瘠紅壤(實(shí)際上試驗(yàn)地表土層為平整后剖面的底土),經(jīng)過20多a的連續(xù)施肥和耕作,一方面,作物殘茬作為有機(jī)質(zhì)不斷地返回到土壤中;另一方面,與化肥處理相比,有機(jī)肥處理向土壤中添加豬糞,不僅直接向土壤中輸入了有機(jī)質(zhì)[17],還進(jìn)一步提高了作物產(chǎn)量(圖3),進(jìn)而增加了返回到土壤中的作物殘茬。根據(jù)圖1可知,施用23 a豬糞處理土壤的有機(jī)質(zhì)隸屬度值仍<0.6,說明該施肥處理尚未完全將土壤有機(jī)質(zhì)含量提高至支持旱地紅壤土壤肥力健康的最適范圍內(nèi),后續(xù)還需繼續(xù)在該土壤上外源補(bǔ)充有機(jī)質(zhì)。

在養(yǎng)分累積方面,對于土壤氮素養(yǎng)分,SHI等[20]和YU等[21]報道,長期施用豬糞可以顯著提高紅壤的固氮能力,加速土壤養(yǎng)分的循環(huán)過程,促進(jìn)農(nóng)作物的生長。該研究對土壤肥力健康因子的隸屬度值分析也表明,在連續(xù)23 a豬糞處理后,土壤總氮和堿解氮含量已不再是該區(qū)域土壤肥力的限制因子。已有研究表明,缺磷是限制紅壤區(qū)植物生長的重要原因之一[22],適合旱地紅壤作物生長的總磷含量范圍為0.2～1.0 g·kg-1,有效磷(主要為Olsen-P)含量范圍為5.0～10.0 mg·kg-1[4-10]。該長期試驗(yàn)之初的土壤磷素匱乏(表1),在經(jīng)過23 a連續(xù)施用豬糞后,土壤中總磷和有效磷含量已分別達(dá)1.85 g·kg-1和 146.7 mg·kg-1,兩者都遠(yuǎn)遠(yuǎn)超出了適合范圍的上限。許杏紅等[23]對30 a長期不同施肥處理下旱地紅壤磷素儲存容量的研究表明,旱地紅壤中的磷素常處于不穩(wěn)定狀態(tài),長期添加豬糞顯著提高了旱地紅壤中土壤磷素向周圍環(huán)境釋放并污染水環(huán)境的風(fēng)險?？紤]到我國南方地區(qū)降雨充沛且地表徑流發(fā)達(dá),兩者的沖刷作用易導(dǎo)致紅壤中富集的磷通過地表徑流和壤中流匯入水體,進(jìn)而可能引起水環(huán)境污染[24]。筆者研究表明,目前研究區(qū)磷素養(yǎng)分已處于過量輸入的狀態(tài),若繼續(xù)按照該研究中的豬糞用量施肥,可能會導(dǎo)致土壤磷素過量累積進(jìn)而達(dá)到環(huán)境淋失風(fēng)險閾值[23],對土壤肥力健康產(chǎn)生不利影響。因此,在進(jìn)行長期連續(xù)施肥時,不應(yīng)單方面追求養(yǎng)分含量的提高,還應(yīng)同時考慮過量施肥帶來的環(huán)境淋失風(fēng)險,適時調(diào)整施肥用量及配比,以減少養(yǎng)分資源的浪費(fèi)。

3.2 長期連續(xù)施用豬糞提高旱地紅壤肥力健康水平

該研究采用SHI-Area方法計(jì)算了長期定位試驗(yàn)23 a后的土壤肥力健康指數(shù),總體上直觀反映了長期不同施肥處理?xiàng)l件下旱地紅壤肥力健康的差異。超過70%的土壤健康評估體系都將土壤有機(jī)碳含量視作重要指標(biāo)[2,25]。有研究表明,長期豬糞配施化肥處理顯著提高了土壤有機(jī)質(zhì)含量,更多的土壤有機(jī)質(zhì)可以通過膠結(jié)作用提高土壤大團(tuán)聚體的占比,從而有利于土壤結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定[26]。此外,土壤有機(jī)質(zhì)還能夠?yàn)槲⑸锘顒犹峁┗|(zhì)和能量,為植物生產(chǎn)提供有機(jī)氮、磷和其他養(yǎng)分[27]。可見,土壤有機(jī)質(zhì)對維持土壤物理結(jié)構(gòu)、養(yǎng)分周轉(zhuǎn)和其他土壤功能具有重要作用。盡管如此,僅用土壤有機(jī)質(zhì)含量仍不足以綜合評估不同因素對土壤肥力狀況的影響[25],KUZYAKOV等[2]和GUILLAUME等[25]建議可將土壤有機(jī)質(zhì)含量作為驗(yàn)證不同土壤肥力健康評估方法及其結(jié)果的有效參數(shù)。筆者研究中,Pearson相關(guān)性分析表明,不同施肥措施下的土壤肥力健康指數(shù)與土壤有機(jī)質(zhì)含量之間呈極顯著正相關(guān)(r=0.880,P<0.01),說明采用SHI-Area方法進(jìn)行土壤肥力健康評估具有一定的可行性。

事實(shí)上,作物產(chǎn)量是土壤肥力健康的重要表征。該研究中,長期施用豬糞處理的花生生物量及籽粒產(chǎn)量顯著高于施用化肥處理,這與WANG等[28]對該長期定位點(diǎn)前16 a間(1996—2012年)的花生產(chǎn)量追蹤性記錄結(jié)果一致。這說明施用豬糞可提高土壤肥力健康水平,改善作物生長環(huán)境,進(jìn)而促進(jìn)作物生長。通過線性回歸分析發(fā)現(xiàn),長期不同施肥措施下的土壤肥力健康指數(shù)與作物產(chǎn)量(總生物量和花生果粒產(chǎn)量)之間呈顯著正相關(guān)(P<0.05,圖4)。這也進(jìn)一步說明SHI-Area方法在土壤肥力健康評估中的適用性、便捷性與可靠性。

圖4 土壤肥力健康指數(shù)與收獲花生植株總生物量、花生果粒重的線性回歸分析Fig.4 Linear regression analysis between soil fertility health index and plant biomass and kernel yield of peanut

對長期不同田間管理措施下的綜合土壤肥力健康狀況進(jìn)行定量化評估,有利于合理調(diào)整田間管理模式。該研究中的長期定位試驗(yàn)區(qū)初始土壤酸性強(qiáng),有機(jī)質(zhì)和氮磷養(yǎng)分貧乏,難以適合作物種植和生長[29]。在連續(xù)23 a的長期施肥和花生-休閑耕作后,土壤酸度得到了明顯改善,有機(jī)質(zhì)和氮磷養(yǎng)分含量大幅度提高,土壤肥力質(zhì)量與健康狀況明顯改善,長期施用豬糞對旱地紅壤肥力質(zhì)量與健康的整體提升效果顯著好于施用化肥。王遠(yuǎn)鵬等[12]對35 a紅壤稻區(qū)(江西進(jìn)賢)的土壤肥力時空演變特征進(jìn)行分析,也認(rèn)為長期適當(dāng)耕作提高了土壤有機(jī)質(zhì)、堿解氮和有效磷等肥力因子的含量,長效改善了該區(qū)域的土壤肥力。未來應(yīng)加強(qiáng)旱地紅壤最佳施肥與耕作管理模式的研究。

4 結(jié)論

對23 a亞熱帶旱地紅壤長期定位試驗(yàn)的分析表明,長期施用豬糞比施用化肥更有利于降低土壤活性酸和潛性酸,從而長效阻控紅壤酸化,同時更有利于提高土壤有機(jī)質(zhì)和氮磷養(yǎng)分的含量。長期連續(xù)施用豬糞顯著提高了旱地紅壤肥力健康指數(shù)和花生的生物量及籽粒產(chǎn)量。因此,長期施用豬糞有機(jī)肥是消除旱地紅壤肥力限制因子、提高土壤肥力健康水平和增加作物產(chǎn)量的有效措施。但需要注意的是,長期豬糞配施磷肥(鈣鎂磷肥)可使土壤總磷和有效磷含量超出紅壤肥力健康的適宜范圍,存在磷素的環(huán)境淋失風(fēng)險。因此,為防止磷素在土壤中的過量累積并防范環(huán)境風(fēng)險,在今后長期施肥過程中需加強(qiáng)養(yǎng)分監(jiān)測或適時調(diào)整施肥方案。