长期连续施用猪粪的旱地红壤肥力健康与花生产量研究

司绍诚,涂 晨,吴宇澄,李 远,骆永明,① (.中国科学院烟台海岸带研究所/中国科学院海岸带环境过程与生态修复重点实验室/山东省海岸带环境过程重点实验室,山东 烟台 26400;2.中国科学院大学,北京 00049;.中国科学院南京土壤研究所/中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室,江苏 南京 20008)

基于土壤肥力的土壤健康评估是耕地土壤健康研究的热点[1]。土壤肥力健康评估的方法有多种,其中最为常见的是综合指数法。综合指数法主要是通过对特定土壤性质参数的组合进行权重赋值后,再通过加权计算得出土壤肥力健康指数。但此方法的计算过程繁琐,而且由于不同土壤类型之间土壤性质参数的权重有所不同,计算得到的土壤肥力健康指数难以在不同土壤类型之间进行比较。近期KUZYAKOV等[2]提出了土壤健康指数面积法(soil health index-area,SHI-Area),基于土壤健康因子隶属度值构建土壤健康雷达图,再通过雷达图的面积建立可反映土壤健康状况的评估模型。该方法的主要优点有:可以对任意数量的评估指标进行快速的整合转换,过程简便,易于操作,其结果表征直观、简洁;由于各项肥力指标在不同土壤类型中的最适范围存在差异,通过各指标值与最优值之间的差异可以清晰地表征土壤肥力健康变化的总体强度,体现各土壤肥力指标对不同人为措施及土地利用变化的敏感性[2]。刘洁等[3]和张文学等[4]曾先后通过绘制土壤肥力指标隶属度值的雷达图,分别识别出了南方红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达图多边形面积计算模型,类似的相关研究仍多以较为繁冗的综合指数法计算土壤肥力健康指数。鉴于此,SHI-Area方法可较为合理地解决这一问题。

长期定位研究是评估土壤肥力健康演变规律的重要手段之一[5]。对长期不同施肥管理措施下土壤性质变化开展研究,能够客观反映影响土壤肥力健康的突出问题,从而针对性地消除影响作物生产的土壤障碍因子[6],为采取合理培肥措施提供更多可能性。该研究依托中国科学院鹰潭红壤生态实验站中某一已建立了23 a的长期施肥定位试验点,重点考察了长期施用猪粪下旱地红壤酸度、有机质、全氮和碱解氮、全磷和有效磷含量等土壤肥力指标,采用SHI-Area方法量化评估基于土壤肥力指标的土壤健康水平,并以花生植株生物量和花生产量验证土壤肥力健康指数的适用性,旨在为量化评估我国南方旱地红壤肥力健康和合理施肥提高土壤可持续生产力提供科学方法与依据。

1 研究区域与研究方法

1.1 研究区概况

研究区隶属于中国科学院鹰潭红壤生态实验站,位于江西省鹰潭市余江县刘家站(28°12′ N,116°55′ E)。该地属亚热带季风气候区,气候温热多雨,1月平均气温5.9 ℃,7月平均气温30 ℃,年均降水量1 750 mm,年均蒸发量1 318 mm。布设试验点前该地是第四纪红色黏土上的稀疏毛草-马尾松荒地,在确定为长期试验点后进行了开垦平整,为使试验地均质化,基本上以底土层改为表土层。根据文献记录,平整后该试验地土壤原始基本理化性质如下:pH值3.9,交换性总酸度4.72 cmol·kg-1,交换性氢1.01 cmol·kg-1,交换性铝3.71 cmol·kg-1,有机质含量8.44 g·kg-1,总氮含量0.59 g·kg-1,总磷含量0.20 g·kg-1,碱解氮含量43.3 mg·kg-1,有效磷痕量[7-8]。

1.2 试验设计

长期施肥试验共设置施用普通化肥和猪粪有机肥配施化肥2个处理。每个处理4次重复,各重复小区面积约为33 m2,各小区随机排列,且相互之间以混凝土保护带隔离。长期施肥定位试验开始于1996年4月,至2019年采样时已持续进行了23 a。

施用化肥的处理中,氮、磷、钾元素的来源分别为尿素、钙镁磷肥和氯化钾,其年施用量分别为45、45和135 kg·hm-2(以氮、磷、钾元素计)。有机肥来源为当地猪场的猪粪,猪粪的成分(平均水平)如下:干猪粪 602 g·kg-1,氮26.7 g·kg-1,磷18.3 g·kg-1,钾53.1 g·kg-1,pH值为8.5,施用量1.69 t·hm-2(以干重计)。猪粪中磷和钾含量较低,因此在猪粪中额外拌入钙镁磷肥(14 kg·hm-2,以P元素计)和氯化钾(45 kg·hm-2,以K元素计),使施用化肥和猪粪处理中外源施入的氮、磷、钾元素含量保持一致。所有肥料在每年花生播种前作为基肥一次性施入。花生品种为“赣花5号”,每年4月中旬播种,8月中旬收获,收获后土地休闲。常规田间管理包括查苗补种、中耕除草和田间水分管理等。

1.3 土壤酸度、有机质、养分和作物产量测定

2019年3月花生种植和基肥施用之前,按五点取样法随机采集各小区耕层土壤(0～20 cm),采用四分法混合均匀后,保留约1.0 kg土样带回室内,将肉眼可见的根系、石砾及动植物残体剔除,在室内风干后研磨并分别过1和0.25 mm孔径尼龙筛备用。

土壤pH值采用电位法测定(水土质量比为2.5∶1),交换性氢和交换性铝含量采用氯化钾交换-中和滴定法测定[9];土壤有机质含量采用KMnO4-浓H2SO4氧化法测定[9];全氮含量采用H2SO4消煮-半微量凯氏定氮法测定[9];全磷含量采用H2SO4-HClO4消解法测定[9];碱解氮含量采用碱解扩散法测定[9];有效磷含量采用Olsen 法测定[9]。2019年8月花生收获时,收集每个小区的所有花生全植株,将植株在田间风干4～6 d后获得去壳花生,在65 ℃下干燥至恒重后,获得花生植株和去壳花生果粒的干重。

1.4 土壤肥力健康指数计算

为了系统评估长期不同施肥处理对试验区土壤肥力的影响,选择土壤pH值以及有机质、总氮、总磷、碱解氮、有效磷含量作为土壤肥力健康的评估指标。土壤健康肥力指数计算主要包括2个主要环节:由于各指标测定值的单位不同,首先需要对每项指标进行隶属度转换,从而实现对各土壤肥力性质指标的量纲归一化;建立由各评估指标的隶属度值构成的土壤肥力健康雷达图,雷达图中各点组成的多边形面积即为土壤肥力健康指数。

1.4.1评估指标隶属度值转换

将各土壤肥力健康评估指标测定值通过相应的隶属度值转换函数转化成隶属度值为0.1～1.0 之间的无量纲分值。根据常用理化指标与作物生长之间的关系,适合肥力指标评分的隶属度值转换函数有抛物线型和正“S”型[4]。

抛物线型计算公式为

(1)

式(1)中,f(x)为隶属值;x为指标实测值;x1、x2、x3和x4分别为隶属度值转换函数下限和上限的转折点值。抛物线型隶属度值转换函数表示土壤肥力指标的得分值随着指标值的增加先升高而后降低,即适中为宜。

正“S”型函数计算公式为

(2)

式(2)中,f(x)为隶属值;x为指标实测值;x1和x2分别为隶属度值转换函数下限和上限的转折点值。正“S”型隶属度值转换函数表示土壤肥力指标的分值随着指标值的增加而升高,即越大越好。

在进行隶属度值计算时,根据各指标在发挥土壤支持作物生长功能时的敏感度进行隶属度值转换函数的选择。在该研究中,由于土壤pH值过高或过低都会抑制作物生长,故对pH值选择使用抛物线型隶属度值转换函数[10];有机质、总氮、总磷、碱解氮和有效磷含量体现了土壤养分的供给能力,故对这5项指标选择使用正“S”型隶属度值转换函数[11]。参照文献[10-12]确定各指标在不同隶属度值函数曲线上的转折点(表1)。经过隶属度值转换后,各指标被转换为0.1～1.0 之间的无量纲分值。最高值1.0表示土壤肥力指标完全适宜作物生长,最低值取0.1而非0,这是由于完全没有肥力的土壤极少[10]。

表1 土壤肥力因子在隶属度转换函数中的转折点值[10-12]Table 1 The inflection point value of soil fertility factors in the membership conversion function

1.4.2土壤肥力健康指数计算

根据1.4.1节计算得到的各评估指标的隶属度值构建不同处理下土壤肥力健康状况雷达图,雷达图中的多边形总面积即为土壤肥力健康指数(ISH),其计算公式[2]为

(3)

式(3)中,ISH为土壤肥力健康指数;S为各个指标的隶属度值;n为用于土壤健康评估的指标参数个数;π取值为3.14。

1.5 数据处理

采用单因素方差分析(one-way ANOVA)和Duncan检验进行方差分析,以检验不同处理间土壤肥力指标的差异,当P<0.05时认为检验数据存在显著差异。用Excel 2018和SPSS 23.0软件进行统计分析,用Origin 2018软件作图。

2 结果与分析

2.1 连续施肥23 a后土壤肥力因子的变化

2.1.1土壤酸度

经过23 a的连续耕作和施肥,试验区土壤pH值显著提高(表2)。其中,猪粪处理土壤pH值为6.35,比化肥处理组高1.2个单位。在23 a定位施肥期间,猪粪处理下土壤pH值的年平均提高值为0.11个单位,是化肥处理的1.99倍。由此可见,连续施用猪粪能够更快地提高土壤pH值。

连续23 a定位施肥后,旱地红壤酸度变化情况见表2。与试验前土壤初始水平相比,连续23 a化肥处理后土壤中交换性酸、交换性氢和交换性铝含量分别下降14.4%、55.4%和3.2%,连续23 a猪粪处理后土壤中交换性酸、交换性氢和交换性铝含量分别下降83.3%、84.2%和83.0%。由此可见,施用猪粪可更快地降低土壤活性酸和潜性酸含量。

表2 连续施肥23 a后旱地红壤各项肥力因子水平Table 2 The impact of continuous fertilization for 23 years on soil fertility factors in upland red soil

2.1.2土壤有机质含量

经过23 a的连续耕作和施肥,该试验区的土壤有机质含量显著提高(表2)。猪粪处理的土壤有机质含量为15.25 g·kg-1,是化肥处理的1.25倍。猪粪处理下土壤有机质含量的年平均增长率为0.30 g·kg-1·a-1,是化肥处理的1.81倍。由此可见,连续施用猪粪能使亚热带旱地红壤更快更有效地积累有机质。

2.1.3土壤氮、磷总量和速效态含量

经过连续23 a的连续耕作和施肥,该试验区的土壤氮素和磷素养分(总量和速效态)含量显著提高(表2)。猪粪处理的土壤总氮和碱解氮含量分别是化肥处理的1.34和2.26倍,总磷和有效磷含量分别为2.34倍和14.1倍。猪粪处理下土壤总氮和碱解氮含量的年平均增长速率分别为0.02 g·kg-1·a-1和3.94 mg·kg-1·a-1,分别是化肥处理的2.16和5.69倍;猪粪处理的土壤总磷和速效磷含量年平均增长速率分别为0.07 g·kg-1·a-1和6.38 mg·kg-1·a-1,分别是化肥处理的3.04和14.10倍。可见,连续施用猪粪能使旱地红壤储存更多的氮磷,并提供更多有效态的氮磷养分。

2.2 连续施用猪粪23 a后的土壤肥力健康评估

经过标准化转换后,土壤pH值、有机质、全氮、全磷、碱解氮和有效磷含量6个土壤肥力指标都已转化为隶属度在0.1～1.0范围内的无量纲分值(表3)。单项因子的分值较高,表明该因子在支持土壤肥力健康时处在较好状态,反之亦然。根据各土壤肥力因子的隶属度值,构建土壤肥力健康雷达图(图1)。雷达图中每个坐标轴的范围与各指标的隶属度范围一致,即在0.1～1.0范围内。每个坐标轴上的点越接近中心点(0.1),说明该因子的评分越低[4],表明该因子的测定值距离理想值越远,其属性状态较差,是制约土壤肥力健康的重要因子。反之,每个坐标轴上的点越接近边缘点(1.0),说明该因子的评分越高,表明该因子的测定值距离理想值越近,其属性状态较优,不再是制约土壤肥力健康的因子。

表3 各项土壤肥力评估指标的无量纲分值Table 3 Dimensionless score values of various soil fertility assessment indicators

根据表3和图1可知,在长期定位试验设置之初(1996年),土壤pH值及有机质、总氮、总磷、碱解氮、有效磷含量这6个土壤肥力因子距中心点的距离< 0.3,说明这些因子都是制约该地区土壤肥力的重要因素。经过连续23 a的花生种植和施肥管理,大部分土壤肥力限制条件得到了缓解,但所有指标在不同处理间的分布较分散,说明各评估指标对不同施肥处理有着显著的响应。其中,猪粪处理的土壤pH值、有机质、总氮和碱解氮含量这4项肥力因子距中心点的距离≥ 0.6,已处于该试验区作物生长的最适阈值内(表1),但化肥处理土壤还未达到理想范围(距中心点的距离< 0.5)。值得注意的是,虽然猪粪处理显著提高了土壤总磷和有效磷含量,但是这2项因子已超过适宜旱地红壤作物生长的上限临界值,根据肥力因子评分的隶属度函数,猪粪施用处理土壤磷含量的隶属度值已降至0.1。

图1 连续施肥23 a后各土壤肥力指标的隶属度值雷达图Fig.1 The radar chart of membership values for various soil fertility indicators after 23 years of continuous fertilization

采用SHI-Area法计算雷达图中各点所组成的多边形阴影部分面积,表征不同施肥处理下的土壤肥力健康综合指数。由图2可知,与化肥处理下的土壤肥力健康指数(0.50)相比,施用猪粪处理的土壤肥力健康指数提高71.4%,达到1.20。总体上,经过23 a的连续施肥,施用猪粪更利于提高旱地红壤肥力健康的整体水平;但从土壤肥力健康雷达图的总面积看,长期猪粪(配施磷肥)处理引起的磷素过量输入已限制了土壤肥力健康水平进一步提升的潜力。

*表示显著高于化肥处理(P<0.05)。图2 连续施肥23 a后旱地红壤的土壤肥力健康指数Fig.2 Soil fertility health index of upland red soil after 23 years of continuous fertilization

2.3 连续施用猪粪23 a后的旱地红壤上花生产量

对长期定位试验23 a后不同施肥处理小区的花生产量进行测定,与化肥处理相比,连续施用猪粪处理花生产量显著提高(图3)。猪粪处理小区中花生植株总生物量和花生果粒的产量(干重)分别达3 963.6 和1 646.3 kg·hm-2,分别是化肥处理的2.84和2.28倍。

*表示显著高于化肥处理(P<0.05)。图3 连续施肥23 a后旱地红壤上花生植株总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 讨论

3.1 长期连续施用猪粪对旱地红壤肥力健康限制因子的缓解作用

在土壤酸度方面,CAI等[13]和SHI等[14]通过在红壤地区的长期定位施肥试验发现,合理施用粪肥可阻控或逆转红壤酸化的趋势。在笔者研究中,长期试验设置之初的土壤pH值仅为3.9,属于强酸性土壤,严重限制了土壤肥力健康。由于每年所施用的无机化肥中,除了尿素以外还添加了钙镁磷肥和氯化钾,这些外源补充的Ca2+、Mg2+和K+等盐基离子提高了土壤的盐基饱和度。盐基离子占据了土壤胶体上的交换位点,从而降低了土壤胶体中的H+和Al3+含量。因此,连续23 a施用无机氮磷钾化肥改善了研究区的本底土壤酸度。但从图1可知,化肥处理土壤pH值的隶属度值仍≤ 0.4,说明长期施用化肥尚未能完全缓解土壤酸度对肥力健康的限制。此外,相较于连续化肥处理,连续23 a施用猪粪有机肥显著提高了土壤pH值,并降低了交换性酸度。这主要是由于:(1)该研究所用的猪粪本身含有大量阳离子,加之在猪粪有机肥处理的土壤中还额外配施了钙镁磷肥和氯化钾等含有大量盐基离子的化肥,因此,猪粪有机肥配施无机肥的施肥策略可以通过进一步提高土壤盐基离子含量的方式降低土壤酸度[13];(2)猪粪中富含有机质,有机质中的酸性含氧官能团(例如羧基和羟基)在土壤中解离,通过有机阴离子的缔合作用消耗了大量的H+,最终降低了土壤酸度,同时使土壤pH值的缓冲能力得到提升[14]。从图1可知,在连续23 a的猪粪处理下,土壤pH值的隶属度值> 0.9,说明猪粪处理土壤的酸度水平已处于支持旱地红壤土壤肥力健康的适宜范围内。

在有机质累积方面,施用猪粪处理对土壤中有机质的提高幅度显著高于化肥处理。笔者的研究结果与红壤区其他长期定位试验的结果一致[15-17]。长期施肥增加土壤有机质的途径主要有2种:一是直接添加有机质,二是通过提高作物产量间接增加植株残留部分中的有机质含量[18-19]。研究区土壤在试验之初是未经开垦的贫瘠红壤(实际上试验地表土层为平整后剖面的底土),经过20多a的连续施肥和耕作,一方面,作物残茬作为有机质不断地返回到土壤中;另一方面,与化肥处理相比,有机肥处理向土壤中添加猪粪,不仅直接向土壤中输入了有机质[17],还进一步提高了作物产量(图3),进而增加了返回到土壤中的作物残茬。根据图1可知,施用23 a猪粪处理土壤的有机质隶属度值仍<0.6,说明该施肥处理尚未完全将土壤有机质含量提高至支持旱地红壤土壤肥力健康的最适范围内,后续还需继续在该土壤上外源补充有机质。

在养分累积方面,对于土壤氮素养分,SHI等[20]和YU等[21]报道,长期施用猪粪可以显著提高红壤的固氮能力,加速土壤养分的循环过程,促进农作物的生长。该研究对土壤肥力健康因子的隶属度值分析也表明,在连续23 a猪粪处理后,土壤总氮和碱解氮含量已不再是该区域土壤肥力的限制因子。已有研究表明,缺磷是限制红壤区植物生长的重要原因之一[22],适合旱地红壤作物生长的总磷含量范围为0.2～1.0 g·kg-1,有效磷(主要为Olsen-P)含量范围为5.0～10.0 mg·kg-1[4-10]。该长期试验之初的土壤磷素匮乏(表1),在经过23 a连续施用猪粪后,土壤中总磷和有效磷含量已分别达1.85 g·kg-1和 146.7 mg·kg-1,两者都远远超出了适合范围的上限。许杏红等[23]对30 a长期不同施肥处理下旱地红壤磷素储存容量的研究表明,旱地红壤中的磷素常处于不稳定状态,长期添加猪粪显著提高了旱地红壤中土壤磷素向周围环境释放并污染水环境的风险。考虑到我国南方地区降雨充沛且地表径流发达,两者的冲刷作用易导致红壤中富集的磷通过地表径流和壤中流汇入水体,进而可能引起水环境污染[24]。笔者研究表明,目前研究区磷素养分已处于过量输入的状态,若继续按照该研究中的猪粪用量施肥,可能会导致土壤磷素过量累积进而达到环境淋失风险阈值[23],对土壤肥力健康产生不利影响。因此,在进行长期连续施肥时,不应单方面追求养分含量的提高,还应同时考虑过量施肥带来的环境淋失风险,适时调整施肥用量及配比,以减少养分资源的浪费。

3.2 长期连续施用猪粪提高旱地红壤肥力健康水平

该研究采用SHI-Area方法计算了长期定位试验23 a后的土壤肥力健康指数,总体上直观反映了长期不同施肥处理条件下旱地红壤肥力健康的差异。超过70%的土壤健康评估体系都将土壤有机碳含量视作重要指标[2,25]。有研究表明,长期猪粪配施化肥处理显著提高了土壤有机质含量,更多的土壤有机质可以通过胶结作用提高土壤大团聚体的占比,从而有利于土壤结构的稳定[26]。此外,土壤有机质还能够为微生物活动提供基质和能量,为植物生产提供有机氮、磷和其他养分[27]。可见,土壤有机质对维持土壤物理结构、养分周转和其他土壤功能具有重要作用。尽管如此,仅用土壤有机质含量仍不足以综合评估不同因素对土壤肥力状况的影响[25],KUZYAKOV等[2]和GUILLAUME等[25]建议可将土壤有机质含量作为验证不同土壤肥力健康评估方法及其结果的有效参数。笔者研究中,Pearson相关性分析表明,不同施肥措施下的土壤肥力健康指数与土壤有机质含量之间呈极显著正相关(r=0.880,P<0.01),说明采用SHI-Area方法进行土壤肥力健康评估具有一定的可行性。

事实上,作物产量是土壤肥力健康的重要表征。该研究中,长期施用猪粪处理的花生生物量及籽粒产量显著高于施用化肥处理,这与WANG等[28]对该长期定位点前16 a间(1996—2012年)的花生产量追踪性记录结果一致。这说明施用猪粪可提高土壤肥力健康水平,改善作物生长环境,进而促进作物生长。通过线性回归分析发现,长期不同施肥措施下的土壤肥力健康指数与作物产量(总生物量和花生果粒产量)之间呈显著正相关(P<0.05,图4)。这也进一步说明SHI-Area方法在土壤肥力健康评估中的适用性、便捷性与可靠性。

图4 土壤肥力健康指数与收获花生植株总生物量、花生果粒重的线性回归分析Fig.4 Linear regression analysis between soil fertility health index and plant biomass and kernel yield of peanut

对长期不同田间管理措施下的综合土壤肥力健康状况进行定量化评估,有利于合理调整田间管理模式。该研究中的长期定位试验区初始土壤酸性强,有机质和氮磷养分贫乏,难以适合作物种植和生长[29]。在连续23 a的长期施肥和花生-休闲耕作后,土壤酸度得到了明显改善,有机质和氮磷养分含量大幅度提高,土壤肥力质量与健康状况明显改善,长期施用猪粪对旱地红壤肥力质量与健康的整体提升效果显著好于施用化肥。王远鹏等[12]对35 a红壤稻区(江西进贤)的土壤肥力时空演变特征进行分析,也认为长期适当耕作提高了土壤有机质、碱解氮和有效磷等肥力因子的含量,长效改善了该区域的土壤肥力。未来应加强旱地红壤最佳施肥与耕作管理模式的研究。

4 结论

对23 a亚热带旱地红壤长期定位试验的分析表明,长期施用猪粪比施用化肥更有利于降低土壤活性酸和潜性酸,从而长效阻控红壤酸化,同时更有利于提高土壤有机质和氮磷养分的含量。长期连续施用猪粪显著提高了旱地红壤肥力健康指数和花生的生物量及籽粒产量。因此,长期施用猪粪有机肥是消除旱地红壤肥力限制因子、提高土壤肥力健康水平和增加作物产量的有效措施。但需要注意的是,长期猪粪配施磷肥(钙镁磷肥)可使土壤总磷和有效磷含量超出红壤肥力健康的适宜范围,存在磷素的环境淋失风险。因此,为防止磷素在土壤中的过量累积并防范环境风险,在今后长期施肥过程中需加强养分监测或适时调整施肥方案。