设施菜地利用强度对土壤磷形态分布及其有效性的影响——以江苏省水耕人为土和潮湿雏形土为例①

贾萌萌，刘国明，黄 标

设施菜地利用强度对土壤磷形态分布及其有效性的影响——以江苏省水耕人为土和潮湿雏形土为例①

贾萌萌1,2，刘国明1,2，黄 标1*

(1 中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室(南京土壤研究所)，南京 210008；2 中国科学院大学，北京 100049)

以江苏省水耕人为土和潮湿雏形土两种土壤类型为对象，研究了设施菜地利用强度对土壤磷形态分布及其有效性的影响。结果表明：随利用强度增加，两种土壤类型的各磷形态含量均有所增加，以水溶态磷和铝结合态磷(Al-P)增加最为显著(<0.05)。而水耕人为土闭蓄态磷(O-P)占总磷百分比和潮湿雏形土残渣态磷占总磷百分比随利用强度增加则表现出显著降低的趋势(<0.05)。回归分析结果表明，水耕人为土有效磷主要来自于铁结合态磷(Fe-P)和Al-P；潮湿雏形土有效磷主要来自于水溶态磷和钙结合态磷(Ca-P)，且以前者更为重要。另外，设施蔬菜生产增加了土壤磷淋失的风险，尤其是潮湿雏形土。水–旱轮作并结合减少施肥量可能是降低设施土壤磷淋失风险的一个有效措施。

设施蔬菜；水耕人为土；潮湿雏形土；磷有效性；磷形态

磷(P)是植物生长发育所必需的大量营养元素之一。植物吸收利用的磷主要来源于土壤[1]。土壤中的磷主要分为有机态磷和无机态磷两大类，后者又包括矿物态磷、吸附态磷和土壤溶液中的磷[2]。植物吸收利用的磷主要为土壤溶液中的磷与有机态磷矿化分解产生的小分子有机态磷或无机态磷[3]。不同磷形态的植物有效性明显相同。土壤中磷的形态分布和转化方向对其生物有效性起着决定性作用[4]。因此，研究磷形态分布对于评价土壤供磷状况，了解土壤–植物磷迁移过程具有重要意义。

因反季节种植、复种指数和经济效益较高等特点，设施蔬菜在我国发展迅速。至2016年，全国设施蔬菜种植面积达391.5万hm2，产量为2.5亿t，约占蔬菜总产量的30.5%[5]。高产出、高收益的同时，也必然伴随着各种肥料的过量投入，尤其是有机肥。以山东寿光市为例，设施蔬菜单位种植面积的施肥量是小麦-玉米轮作模式的6倍~ 14倍[6]。设施蔬菜种植过程中，往往以蔬菜氮需求作为肥料施用量的条件，加之肥料中磷普遍偏高，而作物对磷的利用率很低(5% ~ 15%)[7]，所以，大量的磷素残留下来，磷积累成为设施蔬菜土壤的一个典型特征[8]。对于露天菜地，施用有机肥可以增加土壤中活性、中等活性磷的含量，降低稳定态磷的含量[9]。王伯仁等[10]发现，长期施用有机肥有利于红壤旱地钙结合态磷(Ca-P)和铝结合态磷(Al-P)的积累，而闭蓄态磷(O-P)则保持相对稳定。设施蔬菜生产条件下，土壤其他理化性质变化程度也异常剧烈，例如酸化现象明显[11]、有机质(OM)含量显著增加[12]等，这些对磷形态分布及其转化过程起着重要的作用。与普通农田土壤相比，设施蔬菜土壤磷形态转化过程可能有所不同。另外，设施蔬菜土壤磷过度积累，可能通过径流或淋溶的方式离开土体，进而导致周围水体环境污染[13]。

江苏省是我国设施蔬菜的一个重要生产区域。受成土母质、地球化学过程、人为活动等因素的影响[14]，不同类型土壤的磷形态分布可能会存在明显差异，但迄今为止关于这方面的报道仍较为少见。因此，本文以江苏省水耕人为土和潮湿雏形土上的设施菜地为对象，研究了不同利用强度下土壤磷形态分布特征及其有效性，以期了解设施蔬菜种植过程中土壤磷形态分布及其有效性的变化规律，查明土壤磷有效性的主要影响因素，为选择适宜的设施蔬菜肥料管理方式及避免地下水体污染提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 采样区概况

土壤样品采自江苏省两个典型设施蔬菜种植区域：南京市江宁区谷里村(31.89° N，118.67 ° E)和徐州市铜山区下湖村(34.15° N，117.25° E)。其中，谷里村土壤是由下蜀黄土母质发育形成的水耕人为土；下湖村土壤则是由河流冲积物发育形成的潮湿雏形土[15]。谷里村设施类型为塑料大棚，种植年限在12 a左右，全年种植蔬菜，施肥以有机肥为主，年均用量为14.9 t/hm2；下湖村设施类型包括日光温室和塑料大棚两种，种植年限长达30 a之久，种植方式包括全年种植蔬菜或蔬菜–水稻轮作，年均有机肥用量介于121 ~ 447 t/hm2。两个地区复合肥年均用量类似，均在3 t/hm2左右。

1.2 土壤样品采集

采样区域内，将谷里村种植年限 >10、5 ~ 10、1 ~ 5 a的设施大棚和下湖村种植年限 >20、10 ~ 20、1 ~ 10 a的设施大棚分别确定为强度、中度和轻度3种利用强度。每个利用强度选择4个蔬菜大棚为重复，即每个种植区域内确定12个设施大棚为采样点。每个大棚内，在3 m × 4 m范围内采用梅花型5点法采集表层(0 ~ 20 cm)土壤，混合均匀后，按照四分法留取1 kg左右土样带回实验室，土样经自然风干，剔除根系、石砾、砖瓦等杂物后，利用木槌研磨过2.0 mm尼龙筛备用。然后取其中约50 g土壤，用玛瑙研钵研磨过0.149 mm尼龙筛，分别用于不同土壤属性的测定分析。

1.3 土壤性质测定

pH采用电位法测定(1∶2.5土水比)；OM采用外加热重铬酸钾–硫酸消化法测定；全氮(TN)采用半微量凯氏法测定；土壤粒径分布采用吸管法测定；全磷(TP)采用HClO4-HF-HCl消煮，钼锑抗比色法测定；有效磷(Olsen-P)采用0.5 mol/L NaHCO3溶液提取，钼锑抗比色法测定，具体步骤见《土壤调查实验室分析方法》[16]。

土壤磷形态测定参考《土壤农化分析》[17]，主要步骤见表1。其中，有机态磷(Or-P)灼烧提取的同时，另外称取相同质量的土壤样品，未经灼烧。灼烧与未经灼烧的土壤含磷量的差值，即为Or-P含量。土壤TP含量与上述磷形态相减之后得到的值即为残渣态磷(Re-P)。每个土壤样品的提取设置3个重复，提取液中的磷浓度采用钼锑抗比色法测定。

1.4 数据处理

采用IBM Statistics SPSS20.0软件进行数据统计分析，Sigmaplot 12.5软件进行作图。通过单因素方差分析(One-Way ANOVA)和LSD(最小显著性差异法)对数据进行差异显著性检验和多重比较(<0.05)。

表1 土壤磷形态连续提取主要步骤

2 结果与分析

2.1 设施菜地土壤基本理化性质

供试水耕人为土pH呈酸性，黏粒含量在258.90 ~ 333.41 g/kg，属粉砂质黏壤土；OM和TN含量分别在20.01 ~ 28.37 g/kg和1.22 ~ 1.55 g/kg。潮湿雏形土pH呈中性至碱性，黏粒含量在138.71 ~ 185.53 g/kg，属粉砂质壤土。OM和TN含量分别在22.03 ~ 28.95 g/kg和1.40 ~ 1.92 g/kg。随设施菜地利用强度增加，两种土壤类型的OM和TN含量呈明显上升趋势，且达到显著水平(<0.05)，而潮湿雏形土pH表现为显著下降(<0.05)(表2)。

表2 不同设施菜地利用强度土壤基本理化性质

注：表中不同小写字母表示同一类型土壤上不同利用强度设施菜地在<0.05水平上存在显著差异。

供试水耕人为土TP和Olsen-P含量分别为0.78 ~ 1.45 g/kg和47.85 ~ 120.02 mg/kg，潮湿雏形土TP和Olsen-P含量分别为1.12 ~ 3.23 g/kg和126.70 ~ 682.02 mg/kg。强度利用条件下，水耕人为土和潮湿雏形土TP平均含量分别是轻度利用条件下的1.86倍和2.88倍；Olsen-P平均含量分别是轻度利用条件下的2.51倍和5.38倍(表2)。方差分析结果表明，随设施菜地利用强度增加，两种土壤类型的TP和Olsen-P含量均表现为显著增加(< 0.05)。

2.2 设施菜地不同利用强度土壤磷形态分布

供试水耕人为土和潮湿雏形土各磷形态含量及其占TP的百分比如图1所示。水耕人为土各磷形态含量呈以下分布规律：Fe-P>O-P>Or-P>Ca-P> Re-P>Al-P>W-P。其中，Fe-P、O-P和Or-P含量分别为219.32 ~ 412.17、192.91 ~ 244.17 和146.88 ~ 212.58 mg/kg，分别占TP的22.06% ~ 34.41%、15.15% ~ 25.18% 和10.93% ~ 23.65%；W-P和Al-P含量分别为0.69 ~ 4.20 和48.37 ~175.04 mg/kg，仅占到TP的0.09% ~ 0.28% 和6.03% ~ 11.72%。潮湿雏形土各磷形态以Ca-P优势最为明显，其含量为302.25 ~ 1 300.66 mg/kg，占TP的28.52% ~ 41.77%；W-P、Al-P和Or-P含量分别在45.91 ~ 475.51、68.81 ~ 349.04和141.94 ~ 472.34 mg/kg，分别占TP的4.22% ~ 14.84%、5.80% ~ 10.73% 和11.01% ~18.32%。

土壤各磷形态含量随设施蔬菜利用强度增加基本呈增加趋势。由图1A、1B可知，强度利用条件下，水耕人为土W-P、Al-P、Fe-P、O-P、Ca-P、Or-P和Re-P平均含量分别是轻度利用条件下的6.09倍、3.62倍、1.88倍、1.27倍、1.86倍、1.45倍和2.58倍；潮湿雏形土W-P、Al-P、Fe-P、O-P、Ca-P、Or-P和Re-P平均含量分别是轻度利用条件下的10.36倍、5.07倍、2.18倍、2.72倍、3.05倍、3.33倍和0.91倍。方差分析结果表明，与轻度利用相比，强度利用条件下水耕人为土W-P、Al-P、Fe-P和Re-P含量显著增加(<0.05)，潮湿雏形土W-P、Al-P、O-P、Ca-P和Or-P含量增加也达到显著水平(<0.05)。

然而，各磷形态占TP百分比的变化规律则有所不同(图1C、1D)。与轻度利用相比，强度利用条件下水耕人为土O-P和潮湿雏形土Re-P分别下降了7.41% 和18.79%，且其下降量达到显著水平(<0.05)；而水耕人为土W-P和Al-P分别增长了0.19% 和5.69%，潮湿雏形土W-P和Al-P分别增长了10.62% 和4.92%，两种土壤类型W-P和Al-P的增长量也都达到显著水平(<0.05)。

2.3 设施菜地土壤磷形态与Olsen-P相关性

水耕人为土和潮湿雏形土的Olsen-P含量与各形态磷含量相关分析结果分别如表3和表4所示。水耕人为土Olsen-P含量与W-P、Al-P、Fe-P、O-P、Ca-P、Re-P含量呈极显著正相关(<0.01)；潮湿雏形土Olsen-P含量与W-P、Al-P、Fe-P、O-P、Ca-P和Or-P含量呈极显著正相关关系(<0.01)。除Or-P之外，水耕人为土其他各磷形态相关性均达到显著(<0.05)或极显著水平(<0.01)。同样地，潮湿雏形土除Re-P外，其他各磷形态之间相关性也都达到了显著(<0.05)或极显著(<0.01)水平。这可能与过量肥料投入导致各磷形态含量均有所增加有关。

表3 水耕人为土土壤磷形态与Olsen-P的相关分析

注：**表示在<0.01水平上显著相关(双侧)，*表示在<0.05水平上显著相关(双侧)；下同。

表4 潮湿雏形土土壤磷形态与Olsen-P的相关分析

为进一步筛选出对设施菜地土壤Olsen-P含量有显著影响的磷形态，建立“最优”回归方程以便对Olsen-P含量进行有效预测和控制，本文以Olsen-P含量为因变量，W-P、Al-P、Fe-P、O-P、Ca-P、Or-P和Re-P含量为自变量，进行逐步回归分析(表5)。结果表明，水耕人为土Olsen-P含量大小主要受Al-P和Fe-P含量的影响(<0.001)，而潮湿雏形土Olsen-P水平主要受W-P和Ca-P含量的影响(<0.001)，且W-P含量效果较为显著。

表5 土壤Olsen-P与各磷形态逐步回归分析结果

3 讨论

3.1 设施菜地利用强度对土壤性质的影响

设施菜地土壤OM、TN、TP和Olsen-P含量均表现为随利用强度增加而显著增加(<0.05)。已有研究表明，设施菜地种植一段时间之后，土壤OM含量明显增加(<0.001)[18]，TP和Olsen-P含量分别可达普通农田土壤的2倍[19]和5倍[20]左右。这主要是由于设施蔬菜种植过程中，过量肥料(尤其是有机肥)的投入，远远超过了蔬菜本身所需量，导致土壤出现养分积累现象[12,21]。除营养元素之外，化学肥料也向土壤中带入了大量的Cl–、SO2– 4等强酸性离子，使得pH呈下降趋势[22]。另外，铵盐的硝化作用也会促进土壤酸化过程[23]，这与本文中潮湿雏形土pH随利用强度增加而显著降低(<0.05)的结果相一致。同样地，Kong等[24]也指出，与邻近露天土壤相比，设施菜地土壤pH下降了0.86个单位。

3.2 设施菜地不同利用强度土壤磷形态分布

一般情况下，无机态磷是农田土壤磷的主要部分，约占TP的60% ~ 80%[25]。本研究中，水耕人为土和潮湿雏形土无机磷总量分别占TP含量的70.93% ~ 71.39% 和60.70% ~ 77.33%。根据所结合的主要阳离子，通常将无机态磷分为Fe-P、Al-P、O-P和Ca-P四种形态[26]。其中，Fe-P和Al-P是酸性土壤无机态磷的主要成分，Ca-P是石灰性土壤无机态磷的主要形态[3]。由图1可知，Fe-P和O-P是水耕人为土无机态磷的主要形态，而Al-P所占比例相对较小，这可能与酸性富铁环境下Al-P向Fe-P转化有关[27]；在潮湿雏形土中，Ca-P是最为主要的无机态磷，这主要是由于江苏苏北土壤多来自黄泛冲积物，母质钙含量较高，加之旱作条件下，钙淋失程度较低所致。各磷形态中，W-P是含量最低的一种，在水耕人为土中尤其偏低(0.09% ~ 0.28%)，这主要与该类型土壤铁、铝氧化物和黏粒含量较高，对磷的吸附固定能力较强有关[28]。土壤Or-P含量的大小与多种因素有关，例如：成土母质、风化过程、土壤性质、土地利用方式等，一般认为，TP含量越高的土壤，Or-P含量也越高[29]。本文中，水耕人为土和潮湿雏形土Or-P占TP的百分比较为接近，表明TP有可能是决定Or-P含量的主要因素。

设施蔬菜种植过程中，土壤各磷形态含量存在不同程度的增加(图1A、B)，以W-P和Al-P含量增加最为明显，其占TP的百分比随利用强度增加而显著增加(<0.05)(图1 C、D)。然而，水耕人为土O-P和潮湿雏形土Re-P占TP的百分比则表现为相反的变化规律，即随利用强度增加而显著下降(<0.05)。这与多方面因素有关，一方面，施肥在向土壤中带入少量活性磷的同时[30]，也导致了OM的积累。OM在分解过程中释放的有机酸、腐殖质酸等物质会通过竞争吸附或螯合等方式，抑制矿物对磷的吸附或沉淀反应[31-32]；另一方面，设施菜地土壤酸化可以增加土壤中磷酸盐的溶解度，促进难溶态磷向可利用态磷的转化，抑制难溶态磷的生成[33]。与上述几种磷形态不同，Or-P占TP的百分比保持在一个相对稳定的水平。这是由于长期施用有机肥会导致土壤氮磷比(N/P)下降，成为一个氮限制体系，不利于Or-P的积累[34]。本研究中，水耕人为土和潮湿雏形土N/P比分别为1.09和0.78，明显低于全国和江苏省土壤N/P比(1.23和1.58)，恰好也证实了这一猜测。此外，设施蔬菜高温、高热生产条件下，也有可能会加速Or-P的矿化过程。以上分析表明设施蔬菜种植过程中，施肥不仅增加了土壤中各磷形态的含量，而且改变了磷形态的分布特征，即W-P和Al-P的比重明显增加。

3.3 设施菜地土壤磷形态分布与磷生物有效性关系

土壤中磷的生有效性取决于磷的形态分布及其转化方向。鲁如坤[35]指出，酸性水耕人为土Olsen-P水平主要是由Fe-P含量多少决定的。但是，盆栽试验结果表明，随磷肥施用时间的延长，水耕人为土Al-P逐渐向Fe-P转化，水稻吸收的磷主要来源于Al-P和Fe-P[36]。不仅如此，有机肥矿化分解释放的小分子有机酸也有可能活化Al-P和Fe-P，使其被植物吸收利用[37]。结合本文中Olsen-P与各磷形态逐步回归分析结果，本研究认为，水耕人为土Olsen-P的主要来源为Fe-P和Al-P。对于潮湿雏形土，Olsen-P含量大小主要受W-P和Ca-P的影响，且W-P的作用最为显著，这与已有的研究结果略有区别。顾益初和钦绳武[38]将Ca-P进一步划分为Ca2-P、Ca8-P和Ca10-P后，发现Ca2-P是石灰性土壤Olsen-P的最主要来源，Al-P、Fe-P和Ca8-P可以作为缓效磷源。在本研究中，由于未将Ca-P进行进一步划分，尚不能够解释Ca2-P、Ca8-P和Ca10-P对潮湿雏形土Olsen-P的贡献情况，这将是下一步的研究工作。水耕人为土中，W-P对Olsen-P作用并不显著，这可能是由于W-P含量极低所导致的。

3.4 设施菜地土壤磷淋失风险

设施蔬菜种植过程中，过量施肥导致土壤磷含量不断增加，活性较高的W-P含量增加尤为显著，若是灌水措施不恰当，就有可能增加磷淋失的风险。已有研究表明，水耕人为土和潮湿雏形土Olsen-P的淋溶阈值分别为82.7 mg/kg[39]和40.0 mg/kg[40]，当Olsen-P含量超过该值时，磷就会以淋溶的方式离开土体。本研究中，潮湿雏形土Olsen-P含量在126.70 ~ 682.07 mg/kg，已明显超出其对应的淋溶临界值；水耕人为土只有在强度利用条件下，才有可能存在磷淋失风险。这与Kalkhajeh等[41]研究结果相一致：随设施菜地利用强度增加，潮湿雏形土磷淋失量呈指数增加。两种土壤类型磷淋失风险存在明显差异，除了与其土壤性质有关之外，可能与其种植年限也有关系。除此之外，N/P比下降，会影响作物对磷的吸收利用，更多的磷积累在土壤中，从而有可能出现土壤磷吸附量趋向饱和状态[42]。加之设施蔬菜生产体系本身具有高灌溉、强淋溶的特点，土壤磷淋失的风险也随之增加[43]。因此，在设施蔬菜种植过程中，应密切关注土壤磷淋失情况，尤其是潮湿雏形土。针对上述情况，于潮湿雏形土而言，可以通过水-旱轮作并结合减少施肥量的方式，提高土壤磷的生物有效性，降低磷淋失风险，实现设施蔬菜高效、可持续发展。

4 结论

1)设施蔬菜种植过程中，土壤OM、TN、TP和Olsen-P积累显著(<0.05)，潮湿雏形土酸化现象明显(<0.05)。

2)水耕人为土中，Fe-P、O-P和Or-P含量较高，潮湿雏形土中以Ca-P优势最为明显。

3)设施蔬菜种植过程中，过量施肥导致土壤各磷形态含量明显增加，尤其以W-P和Al-P增加程度最为剧烈，而水耕人为土O-P和潮湿雏形土Re-P相对含量随利用强度增加却显著降低(<0.05)。

4)水耕人为土中，Fe-P和Al-P是Olsen-P的主要来源；潮湿雏形土中，Olsen-P来自于W-P和Ca-P，且以W-P效果最为显著。

5)设施蔬菜种植有可能增加了土壤磷淋失的风险，尤其是潮湿雏形土。

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Effects of Greenhouse Vegetable Cultivation on Fractionations and Bioavailability of Soil Phosphorus—A Case Study on Paddy Soil and Fluvo-aquic Soil in Jiangsu Province

JIA Mengmeng1,2, LIU Guoming1,2, HUANG Biao1*

(1 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)

In order to understand the influence of management strategies of greenhouse vegetable production (GVP) on the fractions and bioavailability of soil phosphorus(P), soil samples encompassing a wide range of P status were collected in two typical GVP bases in Jiangsu Province: one with paddy soil in Guli Village of Nanjing City and one with fluvo-aquic soil in Xiahu Village of Xuzhou City, and the basic physiochemical properties and P fractions of the soil samples were analyzed. It was shown that Fe-P, O-P and organic P predominated in the paddy soil, while Ca-P contributed the most in the fluvo-aquic soil. With the increase of utilization intensity, the concentrations of soil available P, soluble P, Al-P, Fe-P, organic P and residual P in the paddy soil, the concentrations of soil available P, soluble P, Al-P, O-P, Ca-P and organic P in the fluvo-aquic soil, the percentages of W-P and Al-P to total P for both soil types were increased significantly (<0.05), but O-P in paddy soil and residual P in fluvo-aquic soil were decreased significantly (<0.05). Stepwise regression analyses revealed that Olsen-P was mainly contributed by Fe-P and Al-P in paddy soil, while by W-P and Ca-P in fluvo-aquic soil. It was worth noting that intensive agricultural inputs in GVP might increase the risk of P loss, especially for fluvo-aquic soil. Therefore, appropriate management strategies, such as paddy-upland rotation and lower fertilizer rate, are necessary to improve the bioavailability of soil P and achieve a sustainable progress of GVP.

Greenhouse vegetable production; Paddy soil; Fluvo-aquic soil; P bioavailability; P fractions

S153.6

A

10.13758/j.cnki.tr.2021.01.005

贾萌萌, 刘国明, 黄标. 设施菜地利用强度对土壤磷形态分布及其有效性的影响——以江苏省水耕人为土和潮湿雏形土为例. 土壤, 2021, 53(1): 30–36.

国家自然科学基金项目(41473073)和环保公益性行业科研专项项目(201409044)资助。

(bhuang@issas.ac.cn)

贾萌萌(1987—)，女，河北曲周人，博士研究生，主要从事土壤元素地球化学过程研究。E-mail: mmjia@issas.ac.cn