朱 謇，樊秉乾，郜斌斌，陳 清

（農(nóng)田土壤污染防控與修復(fù)北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 中國農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，北京 100193）

蔬菜根系發(fā)育弱，對土壤磷素供應(yīng)要求很高，尤其是設(shè)施菜田生產(chǎn)中，加強(qiáng)有機(jī)肥和磷肥的施用是保障磷素供應(yīng)的關(guān)鍵[1]。由于蔬菜對磷素的吸收數(shù)量遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于投入的數(shù)量，因此菜田土壤磷素累積問題十分突出，如2015年京郊設(shè)施菜田每季作物生產(chǎn)的P2O5平均投入量為637 kg·hm-2，是作物磷素吸收量的7~32倍[2]?？紤]作物對磷的吸收能力，采用耗竭方法大約需要9~22年才能利用20-50%的土壤殘留磷[3]，對于菜田土壤來說需要時(shí)間很長，不能快速降低磷素淋失風(fēng)險(xiǎn)。而農(nóng)田土壤磷素中有機(jī)磷所占的比例一般低于20%[4-5]，大多數(shù)是以吸附態(tài)、鐵鋁結(jié)合態(tài)和鈣鎂結(jié)合態(tài)存在的無機(jī)磷。因此隨著土壤中外源不斷施入的可溶性磷酸鹽的增加，超出礦物吸附和結(jié)合能力以后，磷素的有效性迅速提高，甚至超過了土壤的固持吸附能力，從而導(dǎo)致其在土壤中的移動性增加，流失到水體中的風(fēng)險(xiǎn)也迅速上升[6-8]。

發(fā)達(dá)國家早在十多年前就面臨土壤磷素累積到“飽和”狀態(tài)的問題，從而不得不采取向土壤中加入黏土礦物、鐵鋁結(jié)合物和鈣鎂結(jié)合物等礦物質(zhì)的措施，來快速有效固定土壤中的活性磷，從而減少土壤磷素移動[9-11]。研究發(fā)現(xiàn)鋁鹽能有效固定土壤活性磷[12-13]，Novak等[14]在不同類型高磷土壤中添加6.0%的含鋁廢水，土壤M3浸提磷下降了145~471 mg·kg-1，但是土壤pH也顯著下降。而鈣鎂化合物也有較強(qiáng)的吸附性，但其一般呈堿性，對土壤pH的影響較大。Michael等[15]的研究發(fā)現(xiàn)在土壤中添加2.0%的氧化鎂培養(yǎng)4周后能減少78.6%可溶性磷，但土壤pH也增加到了9.43。因此不同種類的礦物鈍化劑對土壤磷素的鈍化機(jī)制不同，由此所引發(fā)的問題是所鈍化的土壤磷素在減少環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)的情況下是否對作物依然有效？是否可以通過不同鈍化劑混合施用來固定土壤活性磷，同時(shí)減少對土壤pH和其他養(yǎng)分有效性的影響。

本試驗(yàn)以北京市房山區(qū)高磷設(shè)施菜田土壤為研究對象，采用室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，向土壤中加入土壤干重0.5%和2.0%的銨明礬、氧化鎂及二者混合物，探究氧化鎂、銨明礬及其混合物在培養(yǎng)45 d內(nèi)對土壤磷素固定效果的影響，以期回答上述科學(xué)問題。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

（1）供試土壤：供試石灰性土壤取自北京市房山區(qū)西場村設(shè)施菜田0~30 cm土層。土樣自然風(fēng)干，去除作物根莖、石塊等雜物后過2 mm篩，備用，其部分理化性質(zhì)見表1。

（2）鈍化材料：試驗(yàn)所用的氧化鎂（MgO）（飽和水溶液的pH值10.30）和銨明礬[NH4Al（SO4）2·12H2O]（飽和水溶液的pH值3.04）都是來自國藥集團(tuán)的分析純試劑。鈍化材料過100目篩，并按照銨明礬∶氧化鎂=1∶5、1∶2、1∶1、2∶1、5∶1 的比例混合形成混合物，備用。

表1 供試土壤理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of test soil

表2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)Table 2 Design of soil incubation experiment

1.2 試驗(yàn)處理及方法

在田間試驗(yàn)中，一般一次性添加土壤干重2.0%的土壤調(diào)理劑[16]，但是氧化鎂和銨明礬一次性添加會造成土壤pH劇烈變化。本研究的培養(yǎng)試驗(yàn)共設(shè)置風(fēng)干土壤干重的0.5%和2.0%（m/m）的添加水平，7種添加材料配比，加上不添加鈍化材料的空白處理（CK）共15個(gè)處理，每個(gè)處理設(shè)置三個(gè)重復(fù)（表2）。

培養(yǎng)試驗(yàn)的方法如下：稱取300 g風(fēng)干土壤和每個(gè)處理所需的鈍化材料（表2），在牛皮紙上混勻，裝入直徑8.0 cm、高8.8 cm的廣口瓶中，加水調(diào)節(jié)濕度至田間持水量的60%[該土壤的田間持水量為29.2%（m/m）]，再用帶小孔的塑料膜封口后放入溫度25℃、濕度70%的遮光培養(yǎng)箱內(nèi)進(jìn)行培養(yǎng)，培養(yǎng)過程中，每3~4 d添加去離子水至田間持水量的60%。在培養(yǎng)第1、15、45 d分別進(jìn)行破壞性取樣，將土壤自然風(fēng)干后測定相關(guān)指標(biāo)。

為了進(jìn)一步探究土壤磷素形態(tài)轉(zhuǎn)化，根據(jù)Hedley磷分組方法研究減少的水浸提磷和碳酸氫鈉浸提磷的去向，試驗(yàn)選取添加梯度為2.0%氧化鎂、銨明礬及其混合物處理下培養(yǎng)45 d后的土壤，利用修正的Hedley磷素分組方法[17-19]測定土壤不同磷素形態(tài)，具體如下：稱0.5g過2mm篩的風(fēng)干樣品置于50mL的離心管中，依次采用 30mL 去離子水（H2O-P）、0.5mol·L-1NaHCO3溶液（NaHCO3-P）、0.1 mol·L-1NaOH 溶液（NaOH-P）和1 mol·L-1HCl溶液（HCl-P）浸提。每一步加入浸提液后，振蕩 16 h（25 ℃，200 r·min-1），離心（25 000g，10 min，0℃），之后收集上清液并過0.45μm濾膜。無機(jī)磷Pi含量采用鉬銻抗比色法測定，全磷Pt含量采用過硫酸銨氧化-鉬銻抗比色法測定。

1.3 測定項(xiàng)目與方法

（1）土壤pH的測定：采用去二氧化碳超純水提取土壤溶液（土水比1∶2.5），用pH計(jì)測定pH。

（2）土壤EC的測定：采用去二氧化碳超純水提取土壤溶液（土水比1∶5），用EC計(jì)測定EC。

（3）土壤速效磷測定：0.5 mol·L-1的碳酸氫鈉按土液比1∶20浸提后，采用鉬銻抗比色法測定[20]。

（4）土壤水溶性磷測定：0.01 mol·L-1的 CaCl2按土液比1∶5浸提后，采用鉬銻抗比色法測定[21]。

（5）無機(jī)磷Pi含量采用鉬銻抗比色法測定，全磷Pt含量采用過硫酸銨氧化-鉬銻抗比色法測定[17-19]。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)、作圖采用Microsoft Excel 2010軟件和Sigmaplot 10.0，方差分析采用IBMSPSSStatistics20，所有數(shù)據(jù)結(jié)果均以3次重復(fù)的平均值表示。顯著性差異分析采用Duncan法，顯著性水平設(shè)定為α=0.05（*）。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤pH值變化

向土壤中添加不同種類和比例的鈍化材料后，土壤pH值的變化見表3。培養(yǎng)1 d后，添加銨明礬的處理土壤pH值降低，添加氧化鎂的處理土壤pH值顯著增加。僅添加土壤干重0.5%的氧化鎂，土壤pH值就從7.36升高到9.47，添加梯度增加到2.0%時(shí)，土壤pH值進(jìn)一步增大到9.81。將銨明礬和氧化鎂按不同比例混合添加到土壤中后，土壤pH值介于空白處理（pH7.36）和MgO處理（pH9.47）之間。

隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，土壤pH存在動態(tài)變化?？瞻滋幚淼耐寥纏H值變化很小。添加銨明礬和氧化鎂處理的土壤pH值均隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長而下降。相比于培養(yǎng)1 d，培養(yǎng)45 d后A-L和A-H處理的土壤pH值分別降低了0.29和0.5個(gè)單位；M-L和MH處理的土壤pH值分別下降了0.83和0.29個(gè)單位?；旌衔锾幚碇型寥纏H值下降最多的為AM15-L處理，下降1.25個(gè)單位；下降最少的為AM15-H處理，下降0.18個(gè)單位，這和混合物中銨明礬和氧化鎂的含量有關(guān)。AM15-H和AM12-H處理中的氧化鎂含量較多，中和H+的能力較強(qiáng)，土壤pH值下降效果不明顯。而其他處理中的銨明礬含量較多，土壤pH值下降較為明顯。

表3 添加氧化鎂、銨明礬及其混合物后不同培養(yǎng)時(shí)間的土壤pH值變化Table 3 Effectsof adding MgO，alumand their mixtures on soil pH at different incubating days

2.2 土壤EC值變化

向土壤中添加不同種類和比例的鈍化材料后，土壤EC值的變化見表4。添加銨明礬和氧化鎂培養(yǎng)1 d后土壤EC值顯著增加。添加土壤干重0.5%和2.0%的氧化鎂分別使土壤EC從0.78 mS·cm-1增加到了1.12 mS·cm-1和 1.37 mS·cm-1。添加 0.5%和 2.0%的銨明礬分別使土壤EC從0.78 mS·cm-1增加到了2.20 mS·cm-1和 3.44 mS·cm-1。在混合物處理中，土壤 EC隨著銨明礬占比增加而增加。在2.0%添加梯度下，當(dāng)銨明礬∶氧化鎂=5∶1時(shí)，銨明礬所占比例較大，培養(yǎng)1 d、15 d和45 d后土壤的EC值均高于A-H處理。

2.3 土壤CaCl2-P含量變化

添加0.5%的不同鈍化材料后土壤CaCl2-P含量變化見圖1（A）。在0.5%添加梯度下，所有處理都能顯著降低土壤CaCl2-P含量。與對照相比，M-L處理降低土壤CaCl2-P效果最顯著，在培養(yǎng)1 d、15 d和45 d后，土壤CaCl2-P分別下降了97.1%、94.0%和87.8%。而在混合物中，降低土壤CaCl2-P效果最顯著的是AM15-L處理，并且隨著氧化鎂在混合物中所占比例逐漸減小，混合物降低土壤CaCl2-P效果減弱，但混合物降低土壤CaCl2-P的效果仍然優(yōu)于添加土壤干重0.5%的銨明礬。

表4 添加氧化鎂、銨明礬及其混合物后不同培養(yǎng)時(shí)間下土壤 EC 值變化（mS·cm-1）Table 4 Effectsof adding MgO，alumand their mixtures on soil ECat different incubating days（mS·cm-1）

圖1 不同鈍化劑對不同培養(yǎng)時(shí)間下土壤CaCl2-P含量的影響Figure 1 Effect of different amendment on the contents of CaCl2-Pin soil at different incubating days

添加2.0%的不同鈍化材料后土壤CaCl2-P含量變化見圖1（B）。在2.0%添加梯度下，所有處理都能顯著降低土壤CaCl2-P含量，并且降低土壤CaCl2-P的效果優(yōu)于0.5%添加梯度。與未鈍化的對照相比，降低CaCl2-P效果最顯著的是M-H、AM15-H、AM12-H處理，在培養(yǎng)1、15、45 d后，土壤CaCl2-P分別降低了99.1%、98.3%和 98.2%；99.0%、98.8%和 99.4%；98.0%、97.5%和95.7%。不同于0.5%添加梯度，2.0%梯度下隨著混合物中氧化鎂占比逐漸減小，當(dāng)銨明礬∶氧化鎂=2∶1 和 5∶1 時(shí)，鈍化劑降低土壤 CaCl2-P 效果卻不如添加土壤干重2.0%的銨明礬，甚至降低效果弱于0.5%添加梯度下的M-L、AM15-L和AM12-L處理。而且，在2.0%添加梯度下，培養(yǎng)1 d、15 d和45 d后，AM15-H處理、AM12-H處理和A-H處理之間對降低土壤CaCl2-P的效果無顯著性差異。培養(yǎng)45 d后，AM11-H處理和M-H處理之間也無顯著性差異。

在0.5%添加梯度和2.0%添加梯度下，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，土壤CaCl2-P含量都出現(xiàn)了緩慢增加的現(xiàn)象。而2.0%添加梯度下CaCl2-P平均增量少于0.5%添加梯度。在0.5%添加梯度和2.0%添加梯度下增量最多的處理都為AM21處理，土壤CaCl2-P含量分別增加了 4.43 mg·kg-1和 5.18 mg·kg-1。

2.4 土壤Olsen-P含量變化

添加土壤干重0.5%的不同鈍化材料后土壤Olsen-P含量變化見圖2（A）。在培養(yǎng)1 d后，所有處理都能顯著降低土壤Olsen-P含量，其中效果最顯著的是A-L、M-L和AM51-L處理，分別降低了27.7%、23.6%和25.1%的Olsen-P。但隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，M-L、AM15-L、AM12-L 和AM11-L 處理中土壤Olsen-P含量顯著增加。在培養(yǎng)15 d后，AM11-L處理和空白處理之間不存在顯著性差異；在培養(yǎng)45 d后，M-L、AM15-L、AM12-L和AM11-L處理與空白處理之間差異均不顯著。而A-L和AM51-L處理中土壤Olsen-P含量并沒有隨著培養(yǎng)時(shí)間延長而增加。

添加土壤干重2.0%的不同鈍化劑后土壤Olsen-P含量變化見圖2（B）。在2.0%添加梯度下，所有處理都能顯著降低土壤Olsen-P含量，并且降低土壤Olsen-P效果優(yōu)于0.5%添加梯度，其中效果最顯著的是A-H處理和AM51-H處理，分別降低了51.2%和45.4%的土壤Olsen-P含量。而且，類似于0.5%添加梯度，A-H處理和AM51-H處理中的土壤Olsen-P含量也沒有隨著培養(yǎng)時(shí)間延長而增加。而M-H、AM15-H、AM12-H、AM11-H和AM21-H處理，相比于培養(yǎng)1 d，培養(yǎng)45 d后，土壤Olsen-P含量分別增加了32.8%、40.5%、53.3%、45.3%和15.3%。但是，所有處理在培養(yǎng)45 d后，土壤Olsen-P含量均顯著小于未添加鈍化材料的對照處理。

銨明礬降低土壤Olsen-P的效果強(qiáng)于MgO，但在0.5%添加梯度下，培養(yǎng)1、15 d和45 d后，隨著銨明礬在混合物中所占比例逐漸增加，鈍化劑降低土壤Olsen-P有先減弱再增強(qiáng)的趨勢。在2.0%添加梯度下培養(yǎng)45 d后也出現(xiàn)這樣的趨勢，這可能與土壤pH值的變化有關(guān)。

圖2 不同鈍化劑對不同培養(yǎng)時(shí)間下土壤Olsen-P含量的影響Figure 2 Effect of different amendment on the contentsof Olsen-Pin soil at different incubating days

2.5 土壤磷素組分變化

利用修正的Hedley磷素分組方法測定的土壤磷素形態(tài)見圖3。2.0%添加梯度下，培養(yǎng)45 d后，添加鈍化材料處理的土壤H2O-Pt含量都顯著低于未添加鈍化材料的空白處理，這與培養(yǎng)了45 d的0.01 mol·L-1氯化鈣浸提的結(jié)果相一致。與未添加鈍化材料的對照相比，培養(yǎng) 45 d后，A-H、M-H、AM21-H 和AM51-H處理都能顯著降低土壤NaHCO3-Pt含量，其中效果最好的是A-H處理，降低了60.0%，并且隨著混合物中銨明礬占比的增加，降低土壤NaHCO3-Pt的效果呈現(xiàn)逐漸增強(qiáng)的趨勢。與對照相比，A-H和AM51-H處理都顯著增加了土壤NaOH-Pt含量，分別增加了289%和137%，而其他處理對土壤NaOHPt含量的影響不顯著。與對照相比，各處理對土壤HCl-Pi含量的影響均不顯著。

圖3 培養(yǎng)45 d后不同鈍化劑對土壤各組分磷含量變化的影響Figure 3 Thechangesof Pfractionsin the soilswith different amendments addition after 45 d incubation

3 討論

3.1 添加氧化鎂和銨明礬對土壤CaCl2-P的影響

添加氧化鎂、銨明礬或二者不同比例的混合物均能顯著降低土壤CaCl2-P含量。磷素組分結(jié)果（圖3）表明，添加銨明礬后CaCl2-P向以化學(xué)吸附作用吸附于含鋁化合物的磷素（NaOH-P）轉(zhuǎn)化。但是，等質(zhì)量添加條件下，添加氧化鎂處理的CaCl2-P值顯著低于添加銨明礬的處理（圖1），說明氧化鎂降低土壤CaCl2-P的能力更強(qiáng)。該結(jié)果可能與等質(zhì)量條件下，氧化鎂的比表面積更大有關(guān)，氧化鎂表面較多的活潑基團(tuán)為吸附磷素提供了位點(diǎn)[22-23]，導(dǎo)致活性磷難以被0.01 mol·L-1的 CaCl2溶液浸提出來。

培養(yǎng)1 d后，0.5%添加梯度下氧化鎂含量和土壤CaCl2-P的減少量（0.961**）之間的相關(guān)性比2.0%（0.782*）添加梯度顯著。這表明2.0%添加梯度下氧化鎂對土壤CaCl2-P的固定能力減弱。同時(shí)，2.0%添加梯度下的AM51-H處理（1 g MgO+5 g Alum）土壤CaCl2-P含量低于0.5%添加梯度下的AM12-L處理（1 g MgO+0.5 g Alum）也證明了這一現(xiàn)象。這是因?yàn)樵诟咛砑犹荻认禄旌衔镏袖@明礬量較多，銨明礬水解生成的H+可能溶解了部分氧化鎂，從而降低了氧化鎂的吸附作用。

同時(shí)，本實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明除了0.5%添加梯度下的AM51-L處理，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，其他處理的土壤CaCl2-P含量和土壤pH值之間呈現(xiàn)出顯著的負(fù)相關(guān)性（表5），即出現(xiàn)了隨著土壤pH值降低，土壤CaCl2-P含量增加的現(xiàn)象。這可能是因?yàn)殡S著pH的升高，H2PO-4會向HPO2-4轉(zhuǎn)化，而HPO2-4的溶解性低于H2PO-4，從而導(dǎo)致活性磷更難以被CaCl2溶液浸提出來[24]。而AM51-L處理中銨明礬含量較多，其土壤pH值隨著時(shí)間的延長變化幅度較小，對土壤CaCl2-P含量影響也較弱。

以上結(jié)果表明，土壤CaCl2-P含量既與氧化鎂和銨明礬的性質(zhì)有關(guān)，也和土壤pH值有關(guān)。土壤中的PO3-4、HPO2-4、H2PO-4能和氧化鎂表面提供的-OH發(fā)生配位反應(yīng)從而被吸附固定，但是Al3+水解產(chǎn)生的H+會導(dǎo)致OH-被消耗，從而破壞氧化鎂吸附位點(diǎn)[25]。

表5 培養(yǎng)不同時(shí)間的土壤CaCl2-P和Olsen-P含量與pH間的Pearson系數(shù)和顯著性檢驗(yàn)Table 5 Pearson coefficient and significance test of CaCl2-P content，Olsen-Pcontent and soil pH value in soil with thesame treatment at different incubatingdays

3.2 添加氧化鎂和銨明礬對土壤Olsen-P的影響

添加氧化鎂、銨明礬或二者不同比例的混合物都能降低土壤Olsen-P含量。氧化鎂降低土壤Olsen-P含量的原因可能是形成穩(wěn)定態(tài)的鎂磷，也有可能是土壤pH升高，與氧化鎂表面-OH發(fā)生配位吸附的磷酸根由不穩(wěn)定的單基配位向穩(wěn)定的雙基配位轉(zhuǎn)化[26-27]，從而難以被NaHCO3溶液浸提出來。而銨明礬降低石灰性土壤活性磷的原因主要是氫氧化鋁膠體的吸附作用，磷素組分結(jié)果（圖3）中NaHCO3-P的減少和NaOH-P含量的增加也說明活性態(tài)的磷向中穩(wěn)定態(tài)的磷的轉(zhuǎn)化。這與Moore等[28]結(jié)果一致，6

不同于CaCl2-P的結(jié)果，培養(yǎng)45 d后，添加銨明礬處理的土壤Olsen-P含量顯著低于添加氧化鎂的處理（圖2）。該原因可能是氧化鎂吸附的磷酸鹽絕大部分存在于氧化鎂的表面，碳酸氫鈉溶液能夠?qū)⑵浣岢鰜怼?/p>

從培養(yǎng)1 d到培養(yǎng)45 d，添加銨明礬處理Olsen-P含量基本維持不變。而添加氧化鎂的處理的Olsen-P含量由 160 mg·kg-1回升到 213 mg·kg-1。

土壤pH與土壤Olsen-P含量間的Pearson系數(shù)和顯著性檢驗(yàn)（表5）說明施入鈍化劑1 d后pH>8.0的處理，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，土壤中的Olsen-P含量與土壤pH值之間也呈現(xiàn)出了顯著的負(fù)相關(guān)性。pH值的降低一方面使穩(wěn)定態(tài)的鎂磷釋放，另一方面減弱氧化鎂對于磷素的雙基配位吸附，因此，活性磷被釋放。

3.3 氧化鎂和銨明礬不同配比的混合物對于土壤CaCl2-P和Olsen-P的影響

氧化鎂和銨明礬在降低石灰性土壤CaCl2-P和Olsen-P含量的同時(shí)都會帶來土壤pH的變化。將氧化鎂和銨明礬按照不同比例混合后，可以有效緩解其對土壤pH的影響（表1）。

在0.5%添加梯度下培養(yǎng)45 d后，隨著混合物中氧化鎂比例的減少，降低土壤CaCl2-P的效果逐漸減弱。銨明礬與氧化鎂的質(zhì)量比與CaCl2-P降低量的回歸分析表明（圖4），隨著混合物中銨明礬比例的增加，CaCl2-P降低量整體呈現(xiàn)二次非線性顯著降低（P=0.010 4），但是有逐漸上升的趨勢。在2.0%添加梯度下培養(yǎng)45 d后，隨著混合物中銨明礬比例的增加，CaCl2-P的降低量先下降后升高（P=0.081，圖4）。不同于0.5%添加梯度，2.0%添加梯度下，AM21處理降低CaCl2-P量最低，然后逐漸升高。等質(zhì)量添加條件下，所有混合物處理對CaCl2-P的降低量均低于MgO處理，但是高于Alum處理，說明氧化鎂和銨明礬混合后互相影響。圖1結(jié)果表明，MgO降低CaCl2-P含量顯著強(qiáng)于Alum，但是0.5%的添加梯度下，銨明礬添加量較少，對土壤pH影響不明顯。因此，隨著混合物中氧化鎂的含量下降，CaCl2-P降低量逐漸減少。而在2.0%添加梯度下，AM21處理和AM51處理中銨明礬含量較多，土壤pH顯著低于其他混合物處理，較低的pH破壞了氧化鎂的結(jié)構(gòu)，降低了氧化鎂的吸附作用。土壤EC值的結(jié)果顯示AM51處理的EC值高于Alum處理，也說明銨明礬溶解后產(chǎn)生的H+能夠溶解一部分氧化鎂。因此，AM21-H和AM51-H處理的CaCl2-P含量高于其他處理。氧化鎂的結(jié)構(gòu)被破壞后，銨明礬的作用就會凸顯，因此AM51-H處理降低CaCl2-P的能力強(qiáng)于AM21-H處理。

對于土壤Olsen-P而言，圖2結(jié)果表明銨明礬降低土壤Olsen-P的作用顯著強(qiáng)于氧化鎂。銨明礬與氧化鎂的質(zhì)量比與Olsen-P降低量的回歸分析表明（圖5），在0.5%和2.0%添加梯度下速效磷降低量整體隨銨明礬和氧化鎂比例的升高而顯著增加，但是在2.0%梯度下相關(guān)性顯著（P=0.016），而在0.5%梯度下二者相關(guān)性并不顯著（P=0.074 2）。這主要是因?yàn)?.0%添加梯度氧化鎂添加量較高，土壤pH較大。pH增大可能會導(dǎo)致OH-和Al（OH）3反應(yīng)生成Al（OH）-4[15]，減弱了對Olsen-P的固定能力。因此，在0.5%添加梯度和2.0%添加梯度下，土壤Olsen-P降低量出現(xiàn)了類似的規(guī)律，AM12處理降低土壤Olsen-P的效果最差。AM12和AM15、AM11處理的土壤pH值都超過了8.0，氫氧化鋁膠體可能發(fā)生堿性電離[29-30]，其吸附土壤活性磷的能力下降，AM15-H、AM12-H和AM11-H處理之間差異不顯著。

盡管混合物處理降低土壤CaCl2-P和Olsen-P的能力弱于單一添加氧化鎂或者銨明礬，但是合適配比的混合物不僅能顯著降低土壤CaCl2-P和Olsen-P含量，而且能夠有效緩解土壤pH的劇烈變化（表1）。

圖4 土壤CaCl2-P的降低數(shù)量與添加的銨明礬與氧化鎂質(zhì)量比之間的回歸分析Figure4 Regression analysisbetween thereduced amount of soil CaCl2 extracted Plevel and theadded ratiosof alum to MgOintosoil

圖5 土壤Olsen-P降低數(shù)量與添加的銨明礬與氧化鎂質(zhì)量比之間的回歸分析Figure5 Regression analysisbetween thereduced amount of soil Olsen-Plevel and theadded ratio of alumto MgOinto soil

4 結(jié)論

（1）氧化鎂和銨明礬都能顯著降低土壤CaCl2-P含量。培養(yǎng)45 d后，0.5%添加梯度的氧化鎂和銨明礬分別降低了87.8%和44.4%的土壤CaCl2-P含量。而2.0%添加梯度固定Olsen-P的效果強(qiáng)于0.5%添加梯度。兩種物質(zhì)混合降低土壤CaCl2-P含量的能力弱于單施氧化鎂。

（2）銨明礬固定土壤Olsen-P的能力強(qiáng)于氧化鎂，培養(yǎng)45 d后，0.5%添加梯度的氧化鎂和銨明礬分別降低了3.2%和13.2%的土壤Olsen-P含量。2.0%添加梯度固定Olsen-P的效果強(qiáng)于0.5%添加梯度。培養(yǎng)45 d后，AM12處理維持土壤Olsen-P的能力最強(qiáng)。

（3）氧化鎂是一種既能顯著降低土壤水溶性磷含量，又不影響土壤活性磷含量的物質(zhì)。

[1]Zhang XS,Liao H,Chen Q,et al.Responseof tomatoon calcareoussoils to different seedbed phosphorus application rates[J].Pedosphere,2007,17（1）：70-76.

[2]郭金花.典型設(shè)施蔬菜生產(chǎn)系統(tǒng)水肥、農(nóng)藥投入及環(huán)境影響的生命周期評價(jià)[D].北京：中國農(nóng)業(yè)大學(xué),2016.GUOJin-hua.Inputsof irrigation water,fertilizer,pesticide and lifecycle assessment of environmental impacts in the typical greenhouse vegetablefieldsin China[D].Beijing：China Agricultural University,2016.

[3]Rowe H,Withers PJA,Baas P,et al.Integratinglegacy soil phosphorus intosustainablenutrient management strategiesfor future food,bioenergy and water security[J].Nutrient Cyclingin Agroecosystems,2015,104（3）：393-412.

[4]魯如坤.土壤磷素水平和水體環(huán)境保護(hù)[J].磷肥與復(fù)肥,2003,18（1）：4-6.LURu-kun.The phosphorus level of soil and environmental protection of water body[J].Phosphate&Compound Fertilizer,2003,18（1）：4-6.

[5]趙少華,宇萬太,張 璐,等.土壤有機(jī)磷研究進(jìn)展[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2004,15（11）：2189-2194.ZHAOShao-hua,YUWan-tai,ZHANGLu,et al.Research advance in soil organic phosphorus[J].Chinese Journal of Applied Ecology,2004,15（11）：2189-2194.

[6]Pautler M.Relationships between soil test phosphor us and soluble phosphorus saturation in Delaware soils[J].Soil Science Society of America Journal,2000,64（2）：765-773.

[7]劉建玲,廖文華,張作新,等.磷肥和有機(jī)肥的產(chǎn)量效應(yīng)與土壤積累磷的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)[J].中國農(nóng)業(yè)科學(xué),2007,40（5）：959-965.LIUJian-ling,LIAOWen-hua,ZHANGZuo-xin,et al.The responseof vegetable yield to phosphate fertilizer and organic manure and environmental risk assessment of phosphorus accumulated in soil[J].Scientia Agricultura Sinica,2007,40（5）：959-965.

[8]Dou ZX,Ramberg CF,Toth JD,et al.Phosphorusspeciation and sorption-desorption characteristicsin heavily manured soils[J].Soil Science Society of America Journal,2009,73（1）：93-101.

[9]Gérard F.Clay minerals,iron/aluminumoxides,and their contribution to phosphate sorption in soils：A myth revisited[J].Geoderma,2016,262：213-226.

[10]梁玉英.城市菜地土壤磷的固定機(jī)制研究[D].北京：中國農(nóng)業(yè)大學(xué),2005.LIANG Yu-ying.Studies on the mechanism of phosphorus fixation in urban kailyard soil[D].Beijing：China Agricultural University,2005.

[11]麻萬諸,章明奎.改良劑降低富磷蔬菜地土壤磷和氮流失的作用[J].水土保持學(xué)報(bào),2012,26（5）：22-27.MA Wang-zhu,ZHANG Ming-kui.Effects of amendments to reduce runoff loss of phosphorus and nitrogen from a vegetable soil with high test phosphorus[J].Journal of Soil and Water Conservation,2012,26（5）：22-27.

[12]Liu W,Ji H,Kerr P,et al.The application of soil amendmentsbenefits tothereduction of phosphorusdepletion and thegrowth of cabbage and corn[J].Environmental Science&Pollution Research,2015,22（21）：16772-16780.

[13]姬紅利,顏 蓉,李運(yùn)東,等.施用土壤改良劑對磷素流失的影響研究[J].土壤,2011,43（2）：203-209.JIHong-li,YAN Rong,LIYun-dong,et al.Effects of soil ameliorants on phosphorusloss[J].Soil,2011,43（2）：203-209.

[14]Novak JM,Watts D W.An alum-based water treatment residual can reduceextractablephosphorusconcentrations in threephosphorus-enriched coastal plain soils[J].Journal of Environmental Quality,2005,34（5）：1820-1827.

[15]Michael K M,Craig D S,Cheryl M,et al.Developing a remediation strategy for phosphorus immobilization：Effect of co-blending,Alresidual and Ca-Mg amendments in a manure-impacted spodosol[J].Soil&Sediment Contamination An International Journal,2011,20（4）：337-352.

[16]Rastija D,Zebec V,Rastija M.Impacts of liming with dolomite on soil reaction and availabilities of phosphorus and potassium[J].N觟vénytermelés,2014,63（Suppl）：193-196.

[17]Hedley MJ,Stewart JWB,Chauhan BS.Changesin inorganic and organic soil-phosphorusfractionsinduced by cultivation practicesand by laboratoryincubations[J].Soil Science Society of America Journal,1982,46（5）：970-976.

[18]Condron L M,Newman S.Revisiting the fundamentals of phosphorus fractionation of sediments and soils[J].Journal of Soils and Sediments,2011,11（5）：830-840.

[19]Negassa W,Leinweber P.How does the Hedley sequential phosphorus fractionation reflect impactsof land use and management on soil phosphorus：A review[J].Journal of Plant Nutrition and Soil Science,2010,172（3）：305-325.

[20]Olsen SR,Cole CV,Watanabe FS,et al.Estimation of availablephosphorus in soils by extraction with sodium bicarbonate[J].USDA Circular,1954,939,1-19.

[21]Schofield R.Can a precise meaning be given to"available"soil phosphorus[J].Soilsand Fertilizers,1955,18:373-375.

[22]賴勝強(qiáng),林親鐵,項(xiàng)江欣,等.氧化鎂基固化劑對鉛離子的吸附作用及其影響因素[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào),2016,10（7）：3859-3865.LAISheng-qiang,LINQin-tie,XIANGJiang-xin,et al.Adsorption of Pb2+on a magnesia-based curing agent and its influencing factors[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2016,10（7）：3859-3865.

[23]王素平.高活性氧化鎂的制備與吸附性能的研究[D].天津：天津大學(xué),2015.WANG Su-ping.Study on the synthesis and adsorption properties of high active MgO[D].Tianjin：Tianjin University,2015.

[24]趙玉萍.土壤化學(xué)[M].北京：中國農(nóng)業(yè)大學(xué)出版社,1991：283-285.ZHAO Yu-ping.Soil chemistry[M].Beijing：China Agricultural University Press,1991：283-285.

[25]Wang WD,Ma C,Zhang Y T,et al.Phosphateadsorption performance of a novel filter substrate made fromdrinking water treatment residuals[J].Journal of Environmental Sciences,2016,45（7）:191-199.

[26]夏漢平,高子勤.磷酸鹽在白漿土中的吸附與解吸特性[J].土壤通報(bào),1992,23：283-287.XIA Han-ping,GAOZi-qin.Adsorption-desorption behaviorsof phosphate in Baijiang soil[J].Chinese Journal of Soil Science,1992,23：283-287.

[27]劉 凡,介曉磊,賀紀(jì)正,等.不同pH條件下針鐵礦表面磷的配位形式及轉(zhuǎn)化特點(diǎn)[J].土壤學(xué)報(bào),1997（4）：367-374.LIU Fan,JIE Xiao-lei,HE Ji-zheng,et al.Coordination forms and transformations of phosphate adsorbed by goethite surface on different pH[J].Acta Pedologica Sinica,1997（4）：367-374.

[28]Moore P A,Miller D M.Decreasing phosphorus solubility in poultry litter with aluminum,calciumand iron amendments[J].Journal of Environmental Quality,1994,23（2）：325-330.

[29]Hsu P H. Comparison of iron（Ⅲ）and aluminum in precipitation of phosphate from solution[J]. Water Research, 1976, 10（10）：903-907.

[30]Hsu P H. Comparison of iron（Ⅲ）and aluminum in precipitation of phosphate from solution[J]. Water Research, 1976, 10（10）：903-907.[30] Lewandowski J, Schauser I, Hupfer M. Long-term effects of phosphorus precipitations with alum in hypereutrophic Lake Süsser See（Germany）[J]. Water Research, 2003, 37（13）：3194-3204.