姚佳璇, 俄勝哲**, 袁金華, 時曉娟, 車宗賢

施肥對灌漠土作物產(chǎn)量、土壤肥力與重金屬含量的影響*

姚佳璇1,2, 俄勝哲1,2**, 袁金華2, 時曉娟2, 車宗賢2

(1. 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院 蘭州 730070; 2. 甘肅省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料與節(jié)水農(nóng)業(yè)研究所 蘭州 730070)

有機(jī)物還田是提升土壤肥力的主要措施, 但也存在造成土壤金屬污染的潛在風(fēng)險。為查明不同有機(jī)物還田對土壤質(zhì)量及作物產(chǎn)量的影響, 本文通過長期定位試驗(yàn),研究了無肥對照、常規(guī)施化肥(氮磷配施)以及70%常規(guī)化肥與牛糞、沼渣、污泥、雞糞、菌渣和豬糞配施對土壤理化性狀、有機(jī)碳和氮的固存率、氮磷鉀活化系數(shù)、作物產(chǎn)量及重金屬含量的影響。結(jié)果表明: 牛糞、沼渣、污泥、菌渣、雞糞和豬糞與70%化肥配施雖作物產(chǎn)量與常規(guī)施化肥相似, 但6種有機(jī)物處理土壤有機(jī)質(zhì)、全氮和堿解氮含量都較常規(guī)施化肥處理顯著增加, 污泥、雞糞和豬糞處理土壤全磷與速效磷含量較常規(guī)施化肥處理顯著增加, 而且牛糞、沼渣、雞糞和豬糞處理的速效鉀、土壤磷活化系數(shù)和土壤鉀活化系數(shù)較常規(guī)施化肥處理也顯著提升。牛糞、沼渣、污泥、菌渣、雞糞和豬糞處理土壤有機(jī)碳固存率為36.42%~71.61%, 較常規(guī)施化肥處理都顯著提高; 而其氮固存率為6.47%~49.44%, 僅有菌渣處理與常規(guī)施化肥處理差異不顯著, 而其他處理較常規(guī)施化肥處理顯著增加。長期施雞糞和菌渣處理的土壤銅含量較常規(guī)施化肥處理顯著增加, 增加量分別為4.17 mg·kg–1和14.2 mg·kg–1; 而污泥、雞糞和菌渣處理的土壤鋅含量較常規(guī)施化肥處理顯著增加, 增加量分別為13.53 mg·kg–1、22.60 mg·kg–1和49.73 mg·kg–1。綜上, 等有機(jī)質(zhì)(4 500 kg×hm–2)的牛糞、沼渣、污泥、菌渣、雞糞和豬糞可替代30%氮磷肥, 作物產(chǎn)量不受影響; 不同有機(jī)物培肥土壤效果為污泥、雞糞和豬糞優(yōu)于牛糞和沼渣, 而沼渣的培肥效果略差。為保證土壤環(huán)境質(zhì)量穩(wěn)定不惡化, 種植小麥時有機(jī)物銅和鋅的年攜入量應(yīng)分別低于53.01 g×hm–2和221.30 g×hm–2, 而種植玉米時應(yīng)分別低于153.40 g×hm–2和347.04 g×hm–2。

有機(jī)物; 作物產(chǎn)量; 土壤理化性狀; 活化系數(shù); 固存率; 重金屬

近年來, 隨著農(nóng)業(yè)生產(chǎn)技術(shù)提高和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料投入量增加, 河西走廊耕地土壤肥力狀況得到明顯改善, 但施用大量化肥導(dǎo)致土壤有機(jī)質(zhì)含量偏低, 土壤培肥和減施化肥是實(shí)現(xiàn)該區(qū)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的關(guān)鍵措施[1]。河西走廊每年產(chǎn)生有機(jī)物約3 470.1萬t, 其中畜禽糞便1 566.27萬t、人糞尿1 374.97萬t、秸稈328.27萬t[2], 嚴(yán)重影響生態(tài)環(huán)境, 亟待解決其處置問題。若這些有機(jī)物能夠還田, 不僅解決了處理處置問題, 而且可改善土壤理化性質(zhì)、優(yōu)化土壤生物群落結(jié)構(gòu)、綜合提高土壤地力和生態(tài)功能, 有利于土壤培肥[3]。例如全孝飛等[4]研究認(rèn)為, 長期施豬糞顯著增加了土壤有機(jī)碳、全氮、全磷和有效磷含量, 而秸稈還田可顯著改善土壤有機(jī)碳和速效鉀含量。馬桂秀等[5]研究表明, 等氮量投入條件下, 牛糞或麥秸配施化肥土壤EC值降低0.65 dS?m–1和0.37 dS?m–1, 有利于緩解土壤鹽漬化; 同時, 牛糞或麥秸增加了土壤有機(jī)質(zhì), 富集了土壤細(xì)菌、真菌和放線菌的數(shù)量, 促進(jìn)了土壤成熟度和微生物生命活動。Zhao等[6]研究認(rèn)為, 秸稈還田增加了土壤總磷脂脂肪酸含量和細(xì)菌與真菌的豐度, 明顯影響了微生物群落結(jié)構(gòu)。陸海飛等[7]有機(jī)無機(jī)肥配施研究認(rèn)為, 長期施用有機(jī)物顯著增加土壤生物多樣性和群落結(jié)構(gòu), 促進(jìn)耕地生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)和能源平衡。王芳等[3]研究認(rèn)為, 對于培肥土壤能力, 秸稈堆肥配施化肥>廄肥配施化肥>高量秸稈配施化肥; 韓曉增等[8]定位試驗(yàn)研究表明, 長期單施有機(jī)肥或有機(jī)無機(jī)配施能夠提高玉米()和大豆()產(chǎn)量, 產(chǎn)量隨有機(jī)肥的增加而增加。

但隨著畜禽養(yǎng)殖集約化發(fā)展, 畜禽糞便等有機(jī)物中有害物質(zhì)(重金屬、添加劑殘余, 甚至微生物病原體)一般高于化學(xué)肥料[9], 持續(xù)施用對土壤環(huán)境能夠形成不確定的影響。魏益華等[10]預(yù)測認(rèn)為, 江西省長期施用豬糞導(dǎo)致土壤鎘、銅和鋅含量在15.3年、8.4年和23.9年后超標(biāo), 施用牛糞將導(dǎo)致土壤銅含量在23.3年后超標(biāo)。張強(qiáng)等[11]研究認(rèn)為污泥還田會增加土壤鉻、鉛、銅、鋅的量, 并且隨著污泥施用量的增加, 呈現(xiàn)出持續(xù)上升的趨勢。農(nóng)業(yè)有機(jī)物種類多樣, 養(yǎng)分含量和有機(jī)質(zhì)組成不一, 土壤培肥效果也應(yīng)有差異, 因此查明不同有機(jī)物等量有機(jī)質(zhì)投入條件下作物產(chǎn)量、土壤肥力及重金屬含量響應(yīng)對高效利用有機(jī)物資源有重要意義, 而目前缺乏此領(lǐng)域的系統(tǒng)研究。因此, 我們選用河西走廊常見而量大的牛糞、豬糞、雞糞、污泥、菌渣、沼渣等有機(jī)固體廢棄物為材料, 研究不同有機(jī)物還田對作物產(chǎn)量、土壤理化性狀、土壤氮磷鉀活化系數(shù)、土壤碳氮固存率以及土壤和作物重金屬含量的影響, 以期為河西走廊灌漠土區(qū)有機(jī)物還田、有機(jī)物替代部分化肥和農(nóng)業(yè)可持續(xù)利用提供理論依據(jù)和技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)于2011—2013年、2015—2016年和2018—2019年連續(xù)種植2~3季小麥, 于2014年和2017年輪作1季玉米的種植模式, 以灌漠土(anthropic camborthids)為研究對象, 在甘肅省農(nóng)業(yè)科學(xué)院張掖節(jié)水試驗(yàn)站進(jìn)行大田試驗(yàn)。該區(qū)地處100°22′E, 38°50′N, 海拔1 570 m, 屬溫帶荒漠性氣候, 干旱少雨, 晝夜溫差大, 日照時間長。年蒸發(fā)量2 048 mm, 年降水量129 mm, 年平均氣溫7.3℃ , 年日照時數(shù)2 932~3 085 h, >10℃有效積溫1 837~2 870℃。試驗(yàn)地0~20 cm土層初始土壤基本理化性質(zhì)為: 土壤pH 8.67, 有機(jī)碳(SOC) 9.4 g?kg–1, 全氮1.0 g?kg–1, 全磷0.82 g?kg–1, 全鉀22.2 g?kg–1, 全鹽0.53 g?kg–1, 堿解氮68.31 mg?kg–1, 有效磷16.70 mg?kg–1, 速效鉀109.1 mg?kg–1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計

試驗(yàn)設(shè)8個處理, 分別為無肥對照(CK)、常規(guī)施化肥(NP)、70%常規(guī)化肥+牛糞(NF)、70%常規(guī)化肥+沼渣(ZZ)、70%常規(guī)化肥+污泥(WN)、70%常規(guī)化肥+雞糞(JF)、70%常規(guī)化肥+菌渣(JZ)和70%常規(guī)化肥+豬糞(ZF)。隨機(jī)區(qū)組排列, 3次重復(fù), 各單元面積為30 m2(5 m×6 m)。不同有機(jī)物處理年有機(jī)質(zhì)投入量均為4 500 kg?hm–2, 具體有機(jī)物施用量根據(jù)其有機(jī)質(zhì)含量確定, 多年有機(jī)物養(yǎng)分平均含量(干基)見表1。NP處理的小麥()施N量為120 kg?hm–2, 施磷P2O5量為90 kg?hm–2; 玉米()施N量為180 kg?hm–2, 施P2O5量為120 kg?hm–2。常規(guī)施化肥量和有機(jī)質(zhì)投入量依據(jù)該區(qū)域多年長期定位試驗(yàn)研究結(jié)果及相關(guān)研究結(jié)論而確定[12-13]。城市污泥來源于張掖市甘州區(qū)污水處理廠, 畜禽糞便來自試驗(yàn)地附近規(guī)?；B(yǎng)殖企業(yè), 菌渣和沼渣來源于當(dāng)?shù)厥秤镁a(chǎn)企業(yè)和附近農(nóng)戶。有機(jī)物重金屬含量如表2所示。

表1 供試不同有機(jī)物的理化性狀和用量

表2 供試不同有機(jī)物的重金屬含量

1.3 栽培管理措施

采用小麥—小麥—玉米的輪作模式(2年小麥1年玉米), 一年1熟。小麥3月中下旬播種, 播量750萬粒?hm–2, 行距15 cm。玉米生長季4月底播種, 密度8萬株?hm–2, 行距50 cm, 株距25 cm, 覆全膜。作物收獲后淺翻耕20 cm, 根茬還田, 秸稈移出。全生育期玉米灌水5~6次, 小麥灌水3~4次, 各處理的灌水量、灌水時間相同, 每個小區(qū)每次灌水5~6 m3, 灌溉等田間耕作管理措施與當(dāng)?shù)剞r(nóng)民相同。有機(jī)物自然堆漚3個月, 其間翻堆3次。施用前過1 cm篩, 配施化肥。有機(jī)物和化肥都做基肥播前施入。小麥品種為‘隴福2號’, 玉米品種為‘武科2號’。

1.4 樣品采集

每年在作物成熟期, 每小區(qū)按照“S”型路線隨機(jī)選擇5個樣點(diǎn), 每點(diǎn)連根采集1 m2植物樣品, 然后混合成1個混合樣, 自然風(fēng)干后, 根、莖、葉分開, 脫粒稱重, 統(tǒng)計生物產(chǎn)量和籽粒產(chǎn)量。同時, 在相應(yīng)采樣點(diǎn)采集0~20 cm土壤樣品, 并測定0~20 cm土壤容重。5點(diǎn)樣品混合成1個約2 kg的混合土樣, 陰涼通風(fēng)處風(fēng)干, 全部研磨后過2 mm尼龍篩。四分法取一半土樣磨后過0.25 mm尼龍篩。2 mm土樣用于測定速效養(yǎng)分和土壤pH, 0.25 mm土樣用于全量分析(重金屬、有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷、全鉀)。小麥和玉米的根、莖、葉和籽粒風(fēng)干后研磨, 過0.25 mm孔徑尼龍篩, 四分法各取50 g, 用于測定重金屬含量。

1.5 測定方法

土壤容重采用環(huán)刀法測定; 用重鉻酸鉀容量法測定土壤有機(jī)質(zhì); 用pH計(水∶土=2.5∶1)測定土壤pH值; 用凱氏定氮法測定土壤全氮; 用堿解擴(kuò)散法測定土壤堿解氮; 采用碳酸氫鈉熔融后, 分別用鉬銻抗比色法和火焰光度法測定土壤全磷和全鉀; 用0.5 mol?L–1NaHCO3浸提, 鉬銻抗比色法測定土壤有效磷; 采用1 mol?L–1的醋酸氨浸提, 火焰光度法測定土壤速效鉀[14]。土壤和植物重金屬銅、鋅和鉻總含量采用火焰原子吸收分光光度法測定; 鉛和鎘采用石墨爐原子吸收分光光度法測定[14]。

1.6 數(shù)據(jù)分析及計算方法

該文圖表使用Excel 2016繪制。應(yīng)用SPSS 11.0軟件進(jìn)行方差、多重比較(最小顯著差異Duncan法)。

1)耕層(0~20 cm)土壤全氮和有機(jī)碳儲量計算公式[15]:

Nstock=(N×DB×)×0.1 (1)

SOCstock=(SOC×DB×)×0.1 (2)

式中:NstockSOCstock為土壤0~20 cm有全氮儲量和機(jī)碳儲量(t?hm–2),N、SOC為土壤全氮和有機(jī)碳含量(g?kg–1), DB為土壤容重(g?cm–3),為土壤表層深度(20 cm), 0.1為單位轉(zhuǎn)化系數(shù)[15]。

2)土壤氮素活化系數(shù)(NAC)、磷素活化系數(shù)(PAC)和鉀素活化系數(shù)(KAC)計算公式[16-18]:

活化系數(shù)(%)=有效態(tài)含量(mg?kg–1)/全量(g?kg–1)×0.001×100% (3)

式中: 0.001為單位轉(zhuǎn)化系數(shù)。

3)小麥、玉米根茬有機(jī)碳投入量(input,g?hm–2)參考姜桂英[19]的計算公式:

input=[(s+g)×ua×ys×s]×(1–)×crop×

0.000 001 (4)

式中:s為作物秸稈產(chǎn)量(kg?hm–2);g為籽粒產(chǎn)量(kg?hm–2);u為小麥和玉米光合作用進(jìn)入地下部的碳比例, 分別為30%和26%;a為小麥和玉米地上部分碳比例, 分別為70%、74%[20];y為小麥和玉米根系生物量分布在0~20 cm土層的比例, 分別為73.5%、85.1%[20];s為小麥和玉米留茬占秸稈高度的比例, 分別為13.1%和3%[19];為作物地上部分風(fēng)干樣的含水量, 為14 %[21];crop為小麥和玉米的烘干基含碳量, 分別為399 g?kg–1和444 g?kg–1[21]。

4)來源于有機(jī)物的碳投入量(input-O, g?hm–2)的計算公式[22]:

input-O=dry-O×C×0.000 001 (5)

式中:dry-O為有機(jī)物干基重(kg?hm–2),C為有機(jī)物有機(jī)碳含量(g?kg–1)。

5)土壤有機(jī)碳和氮的固存率的計算公式[12,15]:

SE=(TNstock-t-TNstart)/input-t(6)

SOCSE=(SOCstock-t-SOCstart)/input-t(7)

6)土壤重金屬年攜出量的計算公式:

重金屬年攜出量(mg?hm–2)=秸稈年產(chǎn)量(kg?hm–2)×秸稈重金屬含量(mg?kg–1)+籽粒年產(chǎn)量(kg?hm–2)×籽粒重金屬含量(mg?kg–1) (8)

2 結(jié)果與分析

2.1 有機(jī)物對作物產(chǎn)量的影響

2011年為試驗(yàn)起始年, 不同處理間小麥產(chǎn)量差異并不顯著。隨著試驗(yàn)?zāi)晗薜难永m(xù), 不同有機(jī)物處理間作物產(chǎn)量差異逐漸明顯(表3), 但可能受年際間氣候、降水等因素的影響, 各處理間小麥和玉米并未呈現(xiàn)規(guī)律性變化。2011—2019年的小麥籽粒產(chǎn)量, 除2013年牛糞、污泥和菌渣處理較CK小以外, 常規(guī)施化肥及有機(jī)物各處理均大于CK, 2016年的豬糞處理與常規(guī)施化肥差異顯著。2014年, 只有沼渣、污泥和豬糞處理的玉米產(chǎn)量顯著高于CK; 而2017年的玉米產(chǎn)量, 常規(guī)施化肥和各有機(jī)物處理顯著大于對照(<0.05)。測算各處理年平均籽粒產(chǎn)量, 小麥籽粒產(chǎn)量污泥、雞糞和豬糞處理顯著高于菌渣處理(<0.05), 而常規(guī)施化肥及有機(jī)物各處理的玉米籽粒產(chǎn)量較對照顯著增產(chǎn)1 827~3 195 kg?hm–2(<0.05), 有機(jī)物配施化肥較常規(guī)施化肥處理玉米籽粒增產(chǎn)655~1 368 kg?hm–2。

2.2 有機(jī)物對土壤理化性狀的影響

與常規(guī)施化肥相比, 有機(jī)物長期配施化肥一定。程度降低了土壤容重和土壤pH, 增加了土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷、堿解氮、速效磷和速效鉀的含量(表4)。除沼渣處理外, 其他5種有機(jī)物處理的土壤容重較常規(guī)施化肥降幅差異顯著, 豬糞處理降幅最大。牛糞、污泥、雞糞和豬糞4種有機(jī)物處理的土壤pH較對照和常規(guī)施化肥顯著降低, 雞糞處理降幅最大(表4)。各有機(jī)物處理均較對照和常規(guī)施化肥處理顯著增加土壤有機(jī)質(zhì)和全氮含量, 有機(jī)質(zhì)增幅以污泥、雞糞和豬糞處理最高, 分別較常規(guī)施化肥增幅為54.8%、41.8%和39.7%, 而全氮以雞糞處理增幅最高, 較常規(guī)施化肥增加68.9%。僅豬糞、雞糞和污泥處理較常規(guī)施化肥處理顯著增加土壤全磷, 豬糞處理增幅最顯著。

表3 長期減施化肥和配施有機(jī)物對小麥和玉米籽粒產(chǎn)量的影響

CK、NP、NF、ZZ、WN、JF、JZ和ZF分別表示對照(不施肥)、常規(guī)施化肥(氮磷配施)、70%氮磷肥+牛糞、70%氮磷肥+沼渣、70%氮磷肥+污泥、70%氮磷肥+雞糞、70%氮磷肥+菌渣和70%氮磷肥+豬糞。同列不同小寫字母表示處理間在<0.05水平差異顯著。CK, NP, NF, ZZ, WN, JF, JZ and ZF stand for the treatments of no fertilizer, chemical fertilizers (NP), 70% NP coupled with cow dung, 70% NP coupled with biogas residue, 70% NP coupled with sewage sludge, 70% NP coupled with chicken manure, 70% NP coupled with mushroom substrate residue, and 70% NP coupled with pig manure, respectively. Different lowercase letters in the same column indicate significant differences among different treatments at< 0.05 level.

表4 不同有機(jī)物處理對土壤理化性狀的影響(0~20 cm土層)

CK、NP、NF、ZZ、WN、JF、JZ和ZF分別表示對照(不施肥)、常規(guī)施化肥(氮磷配施)、70%氮磷肥+牛糞、70%氮磷肥+沼渣、70%氮磷肥+污泥、70%氮磷肥+雞糞、70%氮磷肥+菌渣和70%氮磷肥+豬糞。同列不同小寫字母表示處理間在<0.05水平差異顯著。CK, NP, NF, ZZ, WN, JF, JZ and ZF stand for the treatments of no fertilizer, chemical fertilizers (NP), 70% NP coupled with cow dung, 70% NP coupled with biogas residue, 70% NP coupled with sewage sludge, 70% NP coupled with chicken manure, 70% NP coupled with mushroom substrate residue, and 70% NP coupled with pig manure, respectively. Different lowercase letters in the same column indicate significant differences among different treatments at< 0.05 level.

除沼渣處理外, 施用其他5種有機(jī)物較對照和常規(guī)施化肥處理顯著增加土壤堿解氮含量, 但各有機(jī)物處理對土壤堿解氮和全氮含量的增加基本相同, 同樣以雞糞和污泥處理增幅最高, 分別較常規(guī)施化肥增加80.3%和68.2%, 其次為豬糞處理, 較常規(guī)施化肥增加56.1%(表4)。施用污泥、雞糞、豬糞3處理土壤速效磷含量較對照和常規(guī)施化肥處理都顯著提升, 且不同處理差異較大, 豬糞和雞糞處理速效磷含量超過300 mg?kg–1, 污泥處理超過150 mg?kg–1, 分別是常規(guī)施化肥處理的9.95倍、8.20倍和4.16倍。牛糞、沼渣、雞糞和豬糞4處理較對照和常規(guī)施化肥處理顯著增加土壤速效鉀含量, 較常規(guī)施化肥增幅為59.7%、50.1%、85.8%和69.7%。綜上, 雞糞處理的土壤pH最小, 土壤全氮、堿解氮和速效鉀含量最大, 土壤有機(jī)質(zhì)僅次于污泥處理, 容重和速效磷僅次于豬糞處理。污泥處理的土壤有機(jī)質(zhì)最大, 豬糞處理的土壤容重最小、土壤全磷和速效磷最大。

2.3 有機(jī)物對土壤氮磷鉀活性系數(shù)的影響

養(yǎng)分活性系數(shù)是有效養(yǎng)分與養(yǎng)分全量的比值, 表征養(yǎng)分的有效性, 養(yǎng)分活化系數(shù)越高, 土壤養(yǎng)分的有效性越高[16]。不同施肥處理氮磷鉀養(yǎng)分的活性系數(shù)分別為7.63%~8.72%、1.78%~20.05%和0.39%~ 0.77%(圖1)。與對照和常規(guī)施化肥相比, 各有機(jī)物處理土壤氮活化系數(shù)(NAC)無顯著性差異; 各有機(jī)物處理提高了土壤磷活化系數(shù)(PAC), 牛糞、污泥、雞糞和豬糞處理較常規(guī)施化肥處理差異顯著(<0.05), 豬糞處理最優(yōu); 各有機(jī)物處理也一定程度提高了土壤鉀活化系數(shù)(KAC), 牛糞、沼渣、雞糞和豬糞處理較對照和常規(guī)施化肥處理差異顯著(<0.05), 雞糞處理最優(yōu)。說明化肥配施有機(jī)物能提高土壤氮、磷、鉀活化系數(shù), 有機(jī)物種類影響其效果。

2.4 有機(jī)物對土壤碳氮固存率的影響

因?yàn)閷φ仗幚黹L期不施肥, 土壤有機(jī)碳儲量較試驗(yàn)開始時減少, 土壤有機(jī)碳固存率出現(xiàn)負(fù)值, 同時由于其不施氮肥, 因此未計算氮的固存率, 其他施肥處理土壤有機(jī)碳的固存率為13.48%~71.61%(圖2)。與常規(guī)施化肥相比, 各有機(jī)物處理有機(jī)碳固存率增加22.95%~58.13%, 差異顯著(<0.05), 污泥處理有機(jī)碳固存率最高(71.61%)。而與常規(guī)施化肥處理相比, 各有機(jī)物處理一定程度提高了土壤有機(jī)氮固存率, 牛糞、沼渣、污泥、雞糞和豬糞5處理的土壤有機(jī)氮固存率提高19.12%~44.70%(<0.05), 雞糞處理全氮固存率最高(49.44%)。

圖1 不同有機(jī)物處理的土壤氮、磷、鉀活化系數(shù)

CK、NP、NF、ZZ、WN、JF、JZ和ZF分別表示對照(不施肥)、常規(guī)施化肥(氮磷配施)、70%氮磷肥+牛糞、70%氮磷肥+沼渣、70%氮磷肥+污泥、70%氮磷肥+雞糞、70%氮磷肥+菌渣和70%氮磷肥+豬糞。不同小寫字母表示處理間在<0.05水平差異顯著。CK, NP, NF, ZZ, WN, JF, JZ and ZF stand for the treatments of no fertilizer, chemical fertilizers (NP), 70% NP coupled with cow dung, 70% NP coupled with biogas residue, 70% NP coupled with sewage sludge, 70% NP coupled with chicken manure, 70% NP coupled with mushroom substrate residue, and 70% NP coupled with pig manure, respectively. Different lowercase letters indicate significant differences among different treatments at< 0.05 level.

圖2 不同有機(jī)物處理土壤有機(jī)碳和全氮的固存率

CK、NP、NF、ZZ、WN、JF、JZ和ZF分別表示對照(不施肥)、常規(guī)施化肥(氮磷配施)、70%氮磷肥+牛糞、70%氮磷肥+沼渣、70%氮磷肥+污泥、70%氮磷肥+雞糞、70%氮磷肥+菌渣和70%氮磷肥+豬糞。不同小寫字母表示處理間在<0.05水平差異顯著。CK, NP, NF, ZZ, WN, JF, JZ and ZF stand for the treatments of no fertilizer, chemical fertilizers (NP), 70% NP coupled with cow dung, 70% NP coupled with biogas residue, 70% NP coupled with sewage sludge, 70% NP coupled with chicken manure, 70% NP coupled with mushroom substrate residue, and 70% NP coupled with pig manure, respectively. Different lowercase letters indicate significant differences among different treatments at< 0.05 level.

2.5 作物產(chǎn)量、土壤碳氮固存率及土壤理化性狀的相關(guān)性

經(jīng)相關(guān)分析(表5), 小麥產(chǎn)量與土壤有機(jī)碳固存率、有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷、堿解氮和速效磷含量極顯著正相關(guān), 與土壤氮固存率和速效鉀顯著相關(guān), 與土壤pH極顯著負(fù)相關(guān)。玉米產(chǎn)量與土壤機(jī)碳固存率極顯著正相關(guān), 與土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷、堿解氮顯著相關(guān), 與土壤pH顯著負(fù)相關(guān)。說明小麥產(chǎn)量與土壤肥力和環(huán)境的影響有關(guān), 玉米增產(chǎn)主要與土壤碳固存率有關(guān)。有機(jī)碳固存率和氮固存率與土壤pH極顯著負(fù)相關(guān); 有機(jī)碳固存率與氮固存率、有機(jī)質(zhì)、全氮、堿解氮之間極顯著正相關(guān), 與土壤全磷和速效磷顯著相關(guān); 氮固存率與土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷、堿解氮、速效磷、速效鉀均極顯著正相關(guān)。其中有機(jī)碳固存率與有機(jī)質(zhì)、氮固存率與全氮的相關(guān)系數(shù)高達(dá)0.94和0.91, 說明土壤有機(jī)碳固存率很大程度依賴于土壤有機(jī)質(zhì)含量, 氮固存率主要受土壤全氮含量的影響。

表5 作物產(chǎn)量、固存率與土壤理化性狀的相關(guān)性分析

SE和SE分別表示有機(jī)碳和全氮土壤固存率。*和**分別表示在<0.05和<0.01水平顯著相關(guān)。SEandSEstand for soil sequestration rate of organic carbon and total nitrogen, respectively. * and ** represent significant correlation at< 0.05 and< 0.01 levels, respectively.

2.6 有機(jī)物對土壤和作物重金屬的影響

與對照和常規(guī)施化肥相比, 長期施用有機(jī)物對土壤鉻、鎘和鉛含量無顯著影響(表6), 而菌渣和雞糞處理土壤銅含量較對照和常規(guī)施化肥處理顯著增加, 污泥、菌渣和雞糞處理的鋅含量較對照和常規(guī)施化肥處理顯著增加, 這可能是由于污泥、菌渣和雞糞中的銅和鋅含量較高所致。不同有機(jī)物對小麥、玉米籽粒中鉻、鎘和鉛含量影響與土壤相同,不同有機(jī)物處理小麥和玉米籽粒鉻、鎘、鉛含量與對照和常規(guī)施化肥處理無顯著差異, 但銅和鋅的含量變化與土壤截然不同。牛糞、污泥和雞糞處理的小麥籽粒銅含量顯著低于對照和常規(guī)施化肥處理, 沼渣和豬糞處理小麥籽粒中鋅含量雖顯著低于對照, 但與常規(guī)施化肥處理差異不顯著。玉米與小麥不同, 除豬糞處理外, 其他有機(jī)物處理玉米籽粒中的銅含量較常規(guī)施化肥處理顯著降低, 但僅有雞糞處理與對照處理差異顯著。而鋅僅有牛糞、沼渣和雞糞處理顯著低于常規(guī)施化肥處理(表7)。

2.7 有機(jī)物對重金屬攜出量的影響

土壤重金屬的輸入量和攜出量間平衡關(guān)系決定土壤環(huán)境質(zhì)量變化方向。土壤重金屬攜出量是作物秸稈和籽粒重金屬含量的總和, 不同施肥處理小麥重金屬鉻、銅、鋅、鎘和鉛的攜出量分別為24.83~ 37.56 g?kg–1、38.34~64.07 g?kg–1、169.74~274.82 g?kg–1、0.39~0.82 g?kg–1和4.66~10.64 g?kg–1, 玉米鉻、銅、鋅、鎘和鉛的攜出量分別為363.55~742.90 g?kg–1、99.72~178.07 g?kg–1、347.04~433.34 g?kg–1、0.89~ 1.65 g?kg–1和12.99~ 20.50 g?kg–1。由表8可知, 不同施肥處理小麥鉻和鉛的攜出量差異不顯著, 但銅、鋅和鎘處理間存在明顯差異。污泥和雞糞處理銅攜出量顯著高于常規(guī)施化肥處理, 沼渣和污泥處理鎘攜出量顯著高于常規(guī)施化肥處理。玉米僅豬糞處理鉻攜出量顯著高于常規(guī)施化肥處理, 其他重金屬玉米攜出量差異不顯著。土壤外源重金屬大部分是通過施用有機(jī)物攜入的, 與有機(jī)物施用量和有機(jī)物含重金屬的量有關(guān)。有機(jī)物處理鉻、銅、鋅、鎘和鉛的重金屬攜入量為621.14~ 1 946.31 g?hm–2、283.74~5 478.85 g?hm–2、629.80~ 12 820.11 g?hm–2、2.21~9.45 g?hm–2和215.51~551.20 g?hm–2, 其中, 污泥和雞糞處理的鉻、銅、鋅攜入量, 及豬糞處理的銅、鋅攜入量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于其他有機(jī)物處理(表9)。

表6 不同有機(jī)物處理的土壤重金屬含量(0~20 cm土層)

CK、NP、NF、ZZ、WN、JF、JZ和ZF分別表示對照(不施肥)、常規(guī)施化肥(氮磷配施)、70%氮磷肥+牛糞、70%氮磷肥+沼渣、70%氮磷肥+污泥、70%氮磷肥+雞糞、70%氮磷肥+菌渣和70%氮磷肥+豬糞。同列不同小寫字母表示處理間在<0.05水平差異顯著。CK, NP, NF, ZZ, WN, JF, JZ and ZF stand for the treatments of no fertilizer, chemical fertilizers (NP), 70% NP coupled with cow dung, 70% NP coupled with biogas residue, 70% NP coupled with sewage sludge, 70% NP coupled with chicken manure, 70% NP coupled with mushroom substrate residue, and 70% NP coupled with pig manure, respectively. Different lowercase letters in the same column indicate significant differences among different treatments at< 0.05 level.

表7 小麥和玉米籽粒重金屬含量

CK、NP、NF、ZZ、WN、JF、JZ和ZF分別表示對照(不施肥)、常規(guī)施化肥(氮磷配施)、70%氮磷肥+牛糞、70%氮磷肥+沼渣、70%氮磷肥+污泥、70%氮磷肥+雞糞、70%氮磷肥+菌渣和70%氮磷肥+豬糞。同列不同小寫字母表示處理間在<0.05水平差異顯著。CK, NP, NF, ZZ, WN, JF, JZ and ZF stand for the treatments of no fertilizer, chemical fertilizers (NP), 70% NP coupled with cow dung, 70% NP coupled with biogas residue, 70% NP coupled with sewage sludge, 70% NP coupled with chicken manure, 70% NP coupled with mushroom substrate residue, and 70% NP coupled with pig manure, respectively. Different lowercase letters in the same column indicate significant differences among different treatments at< 0.05 level.

表8 不同有機(jī)物處理小麥和玉米的重金屬年攜出量

CK、NP、NF、ZZ、WN、JF、JZ和ZF分別表示對照(不施肥)、常規(guī)施化肥(氮磷配施)、70%氮磷肥+牛糞、70%氮磷肥+沼渣、70%氮磷肥+污泥、70%氮磷肥+雞糞、70%氮磷肥+菌渣和70%氮磷肥+豬糞。同列不同小寫字母表示處理間在<0.05水平差異顯著。CK, NP, NF, ZZ, WN, JF, JZ and ZF stand for the treatments of no fertilizer, chemical fertilizers (NP), 70% NP coupled with cow dung, 70% NP coupled with biogas residue, 70% NP coupled with sewage sludge, 70% NP coupled with chicken manure, 70% NP coupled with mushroom substrate residue, and 70% NP coupled with pig manure, respectively. Different lowercase letters in the same column indicate significant differences among different treatments at< 0.05 level.

表9 不同有機(jī)物年攜入重金屬的量

CK、NP、NF、ZZ、WN、JF、JZ和ZF分別表示對照(不施肥)、常規(guī)施化肥(氮磷配施)、70%氮磷肥+牛糞、70%氮磷肥+沼渣、70%氮磷肥+污泥、70%氮磷肥+雞糞、70%氮磷肥+菌渣和70%氮磷肥+豬糞。CK, NP, NF, ZZ, WN, JF, JZ and ZF stand for the treatments of no fertilizer, chemical fertilizers (NP), 70% NP coupled with cow dung, 70% NP coupled with biogas residue, 70% NP coupled with sewage sludge, 70% NP coupled with chicken manure, 70% NP coupled with mushroom substrate residue, and 70% NP coupled with pig manure, respectively.

3 討論

3.1 不同有機(jī)物對作物產(chǎn)量和土壤肥力的影響

有機(jī)物營養(yǎng)全面、肥效長, 能改善土壤微生物群落結(jié)構(gòu), 改良土壤, 保持土壤肥力, 提高作物產(chǎn)量, 提升農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量[9]。蓋霞普等[23]結(jié)果表明, 隨著有機(jī)肥(22.5 t?hm–2)配施化肥或秸稈還田配施化肥施用年限的延長, 小麥增產(chǎn)效果越明顯, 對比11年和27年的作物產(chǎn)量增幅, 其中有機(jī)肥配施化肥處理的小麥產(chǎn)量增幅從18.6%增至41.0%, 秸稈配施化肥處理的小麥產(chǎn)量增幅從3.5%增至23.0%, 秸稈配施化肥處理的玉米產(chǎn)量增幅從35.0%增至58.0%。本試驗(yàn)也有類似研究結(jié)果, 2011—2019年, 在減施化肥30%的條件下, 小麥籽粒產(chǎn)量隨施用有機(jī)物年限的增加較對照顯著增產(chǎn), 與常規(guī)施化肥產(chǎn)量差異相當(dāng), 甚至豬糞處理(2016年)的小麥籽粒產(chǎn)量較常規(guī)施化肥處理顯著增產(chǎn)2 209 kg?hm–2; 而玉米籽粒產(chǎn)量從2014年僅沼渣、污泥、豬糞處理較對照顯著增產(chǎn)2 109~2 212 kg?hm–2, 至2017年6種有機(jī)物均較對照處理顯著增產(chǎn)3 560~4 720 kg?hm–2, 說明有機(jī)肥和無機(jī)肥配施能進(jìn)一步提高作物產(chǎn)量, 有機(jī)物肥效慢, 但逐年疊加[24]。朱振國[25]也認(rèn)為施用有機(jī)肥具有良好的后效作用。另一方面, 減施30%化肥配施有機(jī)物[4 500 kg(有機(jī)質(zhì))?hm–2]與常規(guī)施化肥的小麥和玉米年均產(chǎn)量相近, 差異無顯著性。由此表明, 氮、磷肥與年有機(jī)質(zhì)投入量4 500 kg?hm–2的上述有機(jī)物配施可減施氮磷肥30%。邢鵬飛等[26]連續(xù)4年的田間試驗(yàn)研究表明, 有機(jī)肥替代30%無機(jī)肥能保證糧食產(chǎn)量, 與本試驗(yàn)結(jié)果相似?？祰鴹澋萚27]也有類似研究表明, 秸稈、黑炭、豬糞和蚓糞與化肥配施, 可減施化肥40%, 且作物產(chǎn)量較常規(guī)施化肥略有增加, 豬糞和蚓糞處理作物產(chǎn)量比秸稈和黑炭處理高。

本試驗(yàn)中, 有機(jī)物配施化肥較常規(guī)施化肥作物產(chǎn)量平均值差異不顯著, 但污泥、雞糞和豬糞處理小麥籽粒多年平均產(chǎn)量顯著高于菌渣處理832~ 918 kg×hm–2, 原因可能是長期施用不同有機(jī)物, 土壤肥力出現(xiàn)差異所致。相關(guān)分析也證明了這一點(diǎn), 小麥籽粒產(chǎn)量與土壤理化性狀(土壤pH、有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷、堿解氮、速效磷和速效鉀)極顯著相關(guān), 而土壤理化性狀(土壤pH、有機(jī)質(zhì)、全氮、堿解氮、速效磷和速效鉀)又與土壤碳固存率和土壤氮固存率極顯著相關(guān)。整體上, 有機(jī)物配施化肥雞糞處理的土壤pH最小, 而土壤全氮、全磷、堿解氮和速效鉀、鉀活化系數(shù)、氮固存率均最大, 土壤有機(jī)質(zhì)僅次于污泥處理, 容重和速效磷僅次于豬糞處理; 污泥處理的土壤有機(jī)質(zhì)、氮活化系數(shù)和有機(jī)碳固存率最大; 豬糞處理的土壤容重最小, 土壤全磷和速效磷、磷活化系數(shù)均最大; 而菌渣處理的土壤理化性質(zhì)、氮磷鉀活化系數(shù)及土壤碳和氮固存率均略低于其他有機(jī)物平均水平。由此說明, 雞糞、豬糞和污泥施肥效果最優(yōu), 其次是牛糞和沼渣, 菌渣處理最次。周立祥等[28]研究認(rèn)為, 城市污泥配施化肥優(yōu)于豬糞、牛糞配施化肥的土壤肥力效果。龍攀等[29]等碳量有機(jī)無機(jī)配施研究發(fā)現(xiàn), 豬糞與菌渣處理對增加土壤有機(jī)碳含量影響不顯著, 但顯著增加土壤全氮含量。宓文海等[30]連續(xù)3年田間試驗(yàn)研究表明, 不同有機(jī)物配施化學(xué)肥料可提高土壤肥力和作物產(chǎn)量, 其中牛糞配施化肥較菇渣配施化肥效果更佳。另外, 非反芻動物糞便(雞糞、豬糞)的磷含量遠(yuǎn)高于反芻動物糞便(牛糞)的磷含量[31], 而土壤速效磷和全磷影響作物產(chǎn)量[32]。

在土壤氮磷鉀轉(zhuǎn)化和遷移方面: 本試驗(yàn)有機(jī)物處理降低了土壤pH, 為微生物固氮提供了良好的生境, 促進(jìn)微生物繁殖和分解氮, 增加了灌漠土氮固持效率(CE)和堿解氮含量, 同時抑制了氮素易揮發(fā)性損失, 增強(qiáng)了土壤供氮能力。Hesketh等[33]研究認(rèn)為, 60 mg×kg–1的土壤速效磷含量是磷素淋溶的“突變點(diǎn)”, 磷素垂直遷移量明顯增加。趙蕓晨等[34]以57 mg×kg–1為磷素“突變點(diǎn)”對甘肅省張掖市烏江鎮(zhèn)灌漠土遷移進(jìn)行研究, 認(rèn)為灌漠土等石灰性土壤的磷素轉(zhuǎn)化率低、移動性緩慢, 易出現(xiàn)表聚性趨勢。本試驗(yàn)中, 有機(jī)物分解產(chǎn)生有機(jī)酸促進(jìn)無機(jī)磷溶解, 以及大量有機(jī)質(zhì)中活性基團(tuán)吸附、絡(luò)合、固持作用抑制灌漠土中Ca2+對磷的固定, 降低了鈣磷有效性, 提高了土壤磷活化系數(shù)(PAC), 牛糞、污泥、雞糞和豬糞配施化肥較常規(guī)施化肥的土壤磷活化系數(shù)(PAC)顯著提高, 磷活化系數(shù)(PAC)為8.94%、11.37% 、16.53%、20.05%。對比磷素“突變點(diǎn)”, 牛糞、沼渣、污泥、雞糞和豬糞5處理的土壤速效磷含量大于57 mg×kg–1, 灌溉作用易導(dǎo)致土壤磷素垂直遷移1.1 m以下, 可能對地下水體存在污染。因此, 在有機(jī)物配施化肥能夠滿足作物養(yǎng)分盈余的基礎(chǔ)上,牛糞、沼渣、污泥、雞糞和豬糞5處理的化肥磷應(yīng)再減施一部分。河西走廊灌漠土區(qū)習(xí)慣性不施鉀肥, 本試驗(yàn)中, 除了污泥和菌渣處理的土壤全鉀和速效鉀含量減少或持平, 牛糞、沼渣、雞糞和豬糞處理的土壤全鉀和速效鉀含量較試驗(yàn)初期略有增加或顯著增加, 說明牛糞、沼渣、雞糞和豬糞配施化肥處理能夠維持作物鉀素供應(yīng), 而污泥和菌渣處理應(yīng)該適當(dāng)增施鉀肥有利于作物增產(chǎn)。

3.2 不同有機(jī)物對土壤和作物重金屬含量的影響

人類活動是土壤重金屬的主要來源, 在中國微量元素飼料添加劑量每年約為15~180萬t, 其中約100 000 t不被動物利用, 并通過畜禽糞便排放到環(huán)境中[35], 因此集約化養(yǎng)殖場有機(jī)物還田存在一定程度重金屬污染風(fēng)險。李發(fā)等[36]研究發(fā)現(xiàn), 黃淮海地區(qū)雞糞有機(jī)肥中鋅、鎘、砷和鉛有超標(biāo)現(xiàn)象; 但黃小洋等[37]研究發(fā)現(xiàn), 施用豬糞有機(jī)肥土壤汞、砷、銅、鋅和鉻含量都明顯增加。而本研究結(jié)果表明, 長期施用菌渣和雞糞處理土壤銅含量較對照、常規(guī)施化肥顯著增加13.23~14.17 mg?kg–1和3.23~ 4.17 mg?kg–1, 污泥、菌渣和雞糞處理土壤的鋅含量較對照和常規(guī)施化肥顯著增加11.2~13.53 mg?kg–1、47.4~49.73 mg?kg–1和20.27~22.6 mg?kg–1。污泥處理除鋅外其他重金屬元素未出現(xiàn)顯著變化, 主要原因可能是張掖市為農(nóng)業(yè)城市, 城市污水主要是生活污水, 污泥中汞、砷、銅和鉻含量較低。安康[38]也在甘肅省農(nóng)業(yè)科學(xué)院張掖節(jié)水試驗(yàn)站進(jìn)行污泥試驗(yàn), 研究結(jié)果表明, 污泥處理的土壤中總鋅含量比土壤總銅、錳、鉛、鉻的含量增幅更明顯。而本試驗(yàn)其他畜禽糞便等有機(jī)物處理的土壤鎘、砷和鉛含量變化與上述研究結(jié)果不同, 可能與使用的飼料不同有關(guān)。同樣, 小麥和玉米籽粒重金屬含量中, 不同有機(jī)物處理的銅和鋅含量有明顯差異, 其他重金屬含量沒有出現(xiàn)顯著變化。由此表明, 河西走廊施用有機(jī)物, 要注意預(yù)防土壤銅、鋅污染, 宋姿蓉等[39]也有類似的研究結(jié)論。王菲菲[40]利用正定矩陣因子模型分析認(rèn)為, 河西走廊農(nóng)田鋅、銅含量主要與農(nóng)業(yè)源的農(nóng)業(yè)活動有關(guān)。賈武霞[41]5年田間定位試驗(yàn)發(fā)現(xiàn), 施用豬糞顯著增加土壤鋅、銅和鉛含量, 增幅為74.82%、108.16%和41.17%, 施用雞糞顯著增加18.04%土壤鋅含量。河西走廊是中國優(yōu)質(zhì)農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)基地, 為了保護(hù)土壤環(huán)境質(zhì)量不下降, 有機(jī)物重金屬攜入量不應(yīng)超過作物攜出量。對比重金屬攜入量和攜出量發(fā)現(xiàn), 有機(jī)物攜入鉻、銅、鋅、鎘和鉛的量均高于種植小麥和玉米攜出鉻、銅、鋅、鎘和鉛的量, 說明隨著有機(jī)物施用年限的增加會增加環(huán)境污染的風(fēng)險。玉米重金屬攜出量相對小麥重金屬攜出量多, 說明種植玉米更有利于降低土壤重金屬。因此, 為保證土壤重金屬含量不會進(jìn)一步增加, 種植小麥有機(jī)物重金屬鉻、銅、鋅、鎘和鉛的攜入量不應(yīng)超過30 g?hm–2、53 g?hm–2、221 g?hm–2、0.3 g?hm–2和5 g?hm–2, 種植玉米不應(yīng)超過353 g?hm–2、153 g?hm–2、347 g?hm–2、1.3 g?hm–2和14 g?hm–2。

4 結(jié)論

總體來說, 河西走廊牛糞、沼渣、污泥、菌渣、雞糞和豬糞配施70%氮磷肥, 可達(dá)到培肥土壤、減施化肥和作物穩(wěn)產(chǎn)的目的。有機(jī)物培肥可提高土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷和堿解氮磷鉀含量, 降低土壤容重和pH, 土壤磷和鉀的活性升高, 土壤碳、氮固存率提升。污泥、雞糞和豬糞的土壤培肥效果略好, 牛糞和沼渣次之, 而菌渣略差。年施4 500 kg×hm–2有機(jī)質(zhì)的牛糞、沼渣、污泥、菌渣、雞糞和豬糞可減施氮磷肥30%左右。但長期施用菌渣和雞糞較對照和常規(guī)施化肥顯著增加土壤銅含量, 而污泥、菌渣和雞糞處理較對照和常規(guī)施化肥顯著增加土壤的鋅含量,其他重金屬含量無顯著改變。因此, 維持土壤環(huán)境質(zhì)量不惡化, 種植小麥的有機(jī)物銅和鋅年攜入量不應(yīng)超過53 g?hm–2和221 g?hm–2, 種植玉米有機(jī)物的銅和鋅年攜入量應(yīng)在153 g?hm–2和347 g?hm–2以內(nèi)。

[1] 黃東風(fēng), 王利民, 李衛(wèi)華, 等. 培肥措施培肥土壤的效果與機(jī)理研究進(jìn)展[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2014, 22(2): 127–135 HUANG D F, WANG L M, LI W H, et al. Research progress on the effect and mechanism of fertilization measure on soil fertility[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2014, 22(2): 127–135

[2] 郭新勇, 張樹清. 甘肅省有機(jī)肥資源分布與利用潛力[J]. 土壤通報, 2007, 38(4): 677–680 GUO X Y, ZHANG S Q. Distribution and utilization of organic manure resources in Gansu[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2007, 38(4): 677–680

[3] 王芳, 張金水, 高鵬程, 等. 不同有機(jī)物料對渭北旱塬耕地土壤短期培肥效應(yīng)的綜合評價[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2010, 21(4): 930–936 WANG F, ZHANG J S, GAO P C, et al. Short term effect of applying organic materials in improving soil fertility of Weibei rainfed highland[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2010, 21(4): 930–936

[4] 全孝飛, 顏曉元, 王書偉, 等. 長期施用有機(jī)物料對稻田生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2017, 36(7): 1406–1415 QUAN X F, YAN X Y, WANG S W, et al. Effects of long-term application of organic materials on the ecosystem services of paddy fields[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(7): 1406–1415

[5] 馬桂秀, 林治安, 李志杰, 等. 有機(jī)物料與化肥配施改良鹽堿耕地的效果研究[J]. 中國土壤與肥料, 2019, (3): 69–75 MA G X, LIN Z A, LI Z J, et al. Effect of combination of organic material and chemical fertilizer on the improvement of saline soil[J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2019, (3): 69–75

[6] ZHAO S C, LI K J, ZHOU W, et al. Changes in soil microbial community, enzyme activities and organic matter fractions under long-term straw return in north-central China[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2016, 216: 82–88

[7] 陸海飛, 鄭金偉, 余喜初, 等. 長期無機(jī)有機(jī)肥配施對紅壤性水稻土微生物群落多樣性及酶活性的影響[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報, 2015, 21(3): 632–643 LU H F, ZHENG J W, YU X C, et al. Microbial community diversity and enzyme activity of red paddy soil under long-term combined inorganic-organic fertilization[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2015, 21(3): 632–643

[8] 韓曉增, 王鳳仙, 王鳳菊, 等. 長期施用有機(jī)肥對黑土肥力及作物產(chǎn)量的影響[J]. 干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)研究, 2010, 28(1): 66–71 HAN X Z, WANG F X, WANG F J, et al. Effects of long-term organic manure application on crop yield and fertility of black soil[J]. Agricultural Research in the Arid Areas, 2010, 28(1): 66–71

[9] 寧川川, 王建武, 蔡昆爭. 有機(jī)肥對土壤肥力和土壤環(huán)境質(zhì)量的影響研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2016, 25(1): 175–181 NING C C, WANG J W, CAI K Z. The effects of organic fertilizers on soil fertility and soil environmental quality: A review[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2016, 25(1): 175–181

[10] 魏益華, 邱素艷, 張金艷, 等. 農(nóng)業(yè)廢棄物中重金屬含量特征及農(nóng)用風(fēng)險評估[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報, 2019, 35(14): 212–220 WEI Y H, QIU S Y, ZHANG J Y, et al. Characteristic of heavy metal contents in agricultural wastes and agricultural risk assessment[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2019, 35(14): 212–220

[11] 張強(qiáng), 卜玉山. 污泥對不同土壤全氮和有機(jī)質(zhì)及重金屬含量的影響[J]. 山西農(nóng)業(yè)科學(xué), 2017, 45(3): 433–437 ZHANG Q, BU Y S. Effect of sewage sludge on total nitrogen, organic matter and heavy metals content in different soils[J]. Journal of Shanxi Agricultural Sciences, 2017, 45(3): 433–437

[12] 俄勝哲, 車宗賢, 曾希柏, 等. 長期施肥對河西綠洲灌漠土有機(jī)碳庫儲量及水穩(wěn)性團(tuán)聚體的影響[J]. 土壤通報, 2014, 45(5): 1157–1163 E S Z, CHE Z X, ZENG X B, et al. Effects of long-term fertilization on irrigated desert soil organic carbon stock and soil aggregate in Hexi oasis[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2014, 45(5): 1157–1163

[13] 俄勝哲, 丁寧平, 李利利, 等. 長期施肥條件下黃土高原黑壚土作物產(chǎn)量與土壤碳氮的關(guān)系[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2018, 29(12): 4047–4055 E S Z, DING N P, LI L L, et al. Relationship of crop yield and soil organic carbon and nitrogen under long-term fertilization in black loessial soil region on the Loess Plateau in China[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2018, 29(12): 4047–4055

[14] 鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 第3版. 北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社, 2000: 11–18, 27–28, 129, 370–397 BAO S D. Soil and Agricultural Chemistry Analysis[M]. 3rd ed. Beijing: China Agriculture Press, 2000: 11–18, 27–28, 129, 370–397

[15] 蔡岸冬, 張文菊, 申小冉, 等. 長期施肥土壤不同粒徑顆粒的固碳效率[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報, 2015, 21(6): 1431–1438 CAI A D, ZHANG W J, SHEN X R, et al. Soil carbon sequestration efficiency of different particle-size fractions after long-term fertilization[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2015, 21(6): 1431–1438

[16] 王瓊, 展曉瑩, 張淑香, 等. 長期有機(jī)無機(jī)肥配施提高黑土磷含量和活化系數(shù)[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報, 2018, 24(6): 1679–1688 WANG Q, ZHAN X Y, ZHANG S X, et al. Increment of soil phosphorus pool and activation coefficient through long-term combination of NPK fertilizers with manures in black soil[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2018, 24(6): 1679–1688

[17] 賈興永, 李菊梅. 土壤磷有效性及其與土壤性質(zhì)關(guān)系的研究[J]. 中國土壤與肥料, 2011, (6): 76–82 JIA X Y, LI J M. Study on soil phosphorus availability and its relation to the soil properties in 14 soils from different sites in China[J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2011, (6): 76–82

[18] 吳啟華. 長期不同施肥下三種土壤磷素有效性和磷肥利用率的差異機(jī)制[D]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)大學(xué), 2018: 18 WU Q H. Mechanism of difference in phosphorus availability and fertilization P use efficiency in three soils under long-term different fertilizations[D]. Beijing: China Agricultural University, 2018: 18

[19] 姜桂英. 中國農(nóng)田長期不同施肥的固碳潛力及預(yù)測[D]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院, 2013: 20 JIANG G Y. Prediction of carbon sequestration potential of Chinese arable land under long-term fertilization[D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2013: 20

[20] LI C S, FROLKING S, HARRISS R. Modeling carbon biogeochemistry in agricultural soils[J]. Global Biogeochemical Cycles, 1994, 8(3): 237–254

[21] 全國農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣服務(wù)中心. 中國有機(jī)肥料養(yǎng)分志[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社, 1999: 57–62 National Agricultural Technology Extension Service Center. Organic Fertilizer Nutrition Records of China[M]. Beijing: China Agriculture Press, 1999: 57–62

[22] 郝小雨, 馬星竹, 周寶庫, 等. 長期不同施肥措施下黑土有機(jī)碳的固存效應(yīng)[J]. 水土保持學(xué)報, 2016, 30(5): 316–321 HAO X Y, MA X Z, ZHOU B K, et al. Effect of different long-term fertilization practices on carbon sequestration in black soil[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2016, 30(5): 316–321

[23] 蓋霞普, 劉宏斌, 楊波, 等. 不同施肥年限下作物產(chǎn)量及土壤碳氮庫容對增施有機(jī)物料的響應(yīng)[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2019, 52(4): 676–689 GAI X P, LIU H B, YANG B, et al. Responses of crop yields, soil carbon and nitrogen stocks to additional application of organic materials in different fertilization years[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2019, 52(4): 676–689

[24] 林葆, 林繼雄, 李家康. 長期施肥的作物產(chǎn)量和土壤肥力變化[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報, 1994, (1): 6–18 LIN B, LIN J X, LI J K. The changes of crop yield and soil fertility with long-term fertilizer application[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 1994, (1): 6–18

[25] 朱振國. 不同有機(jī)肥與化肥配施對土壤氮的轉(zhuǎn)化遷移及作物產(chǎn)量的影響[D]. 吉林: 吉林農(nóng)業(yè)大學(xué), 2008: 34 ZHU Z G. Effect of different organic manure and chemical fertilizers combined application on the soi1 nitrogen of the transformation, migration and crop yield[D]. Jilin: Jilin Agricultural University, 2008: 34

[26] 邢鵬飛, 高圣超, 馬鳴超, 等. 有機(jī)肥替代部分無機(jī)肥對華北農(nóng)田土壤理化特性、酶活性及作物產(chǎn)量的影響[J]. 中國土壤與肥料, 2016, (3): 98–104 XING P F, GAO S C, MA M C, et al. Impact of organic manure supplement chemical fertilizer partially on soil nutrition, enzyme activity and crop yield in the North China Plain[J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2016, (3): 98–104

[27] 康國棟, 魏家星, 鄔夢成, 等. 有機(jī)物料施用對旱地紅壤作物產(chǎn)量和有機(jī)質(zhì)活性組分的影響[J]. 土壤, 2017, 49(6): 1084–1091 KANG G D, WEI J X, WU M C, et al. Effects of organic material application on crop yield and active organic components in upland red soil[J]. Soils, 2017, 49(6): 1084–1091

[29] 龍攀, 高旺盛, 隋鵬, 等. 農(nóng)業(yè)廢棄物料還田對土壤團(tuán)聚體及土壤C和N的影響[J]. 中國農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2014, 19(6): 107–118 LONG P, GAO W S, SUI P, et al. Effects of agricultural organic wastes incorporation on soil water-stable aggregates and C, N contents[J]. Journal of China Agricultural University, 2014, 19(6): 107–118.

[30] 宓文海, 吳良?xì)g, 馬慶旭, 等. 有機(jī)物料與化肥配施提高黃泥田水稻產(chǎn)量和土壤肥力[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報, 2016, 32(13): 103–108 MI W H, WU L H, MA Q X, et al. Combined application of organic materials and inorganic fertilizers improving rice yield and soil fertility of yellow clayey paddy soil[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2016, 32(13): 103–108

[31] 安思羽, 李艷霞, 張雪蓮, 等. 我國果菜茶中畜禽糞便有機(jī)肥替代化肥潛力[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2019, 38(8): 1712–1722 AN S Y, LI Y X, ZHANG X L, et al. Potential of animal manure in replacing chemical fertilizers for fruit, vegetable, and tea production in China[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2019, 38(8): 1712–1722

[32] 張旺運(yùn). 旱作梯田不同施肥方式下土壤質(zhì)量與作物產(chǎn)量動態(tài)研究[D]. 蘭州: 蘭州大學(xué), 2017: 29–31 ZHANG W Y. Dynamic study of soil quality and crop yield under different fertilization methods in dry terraced fields[D]. Lanzhou: Lanzhou University, 2017: 29–31

[33] HESKETH N, BROOKES P C. Development of an indicator for risk of phosphorus leaching[J]. Journal of Environmental Quality, 2000, 29(1): 105–110

[34] 趙蕓晨, 王治江, 孫曉娟, 等. 制種玉米連作恒量施磷對灌漠土與潮土中磷素利用的影響[J]. 水土保持通報, 2018, 38(1): 47–55 ZHAO Y C, WANG Z J, SUN X J, et al. Effects of constant phosphorus fertilization and continuous cropping of corn seed on phosphorus utilization of irrigated desert soil and alluvial soil[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2018, 38(01): 47–55

[35] 孟安華, 張振都, 吳景貴. 不同處理牛糞對大豆重茬土壤腐殖質(zhì)組成和結(jié)構(gòu)特征的影響[J]. 西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版, 2016, 44(10): 141–149 MENG A H, ZHANG Z D, WU J G. Effect of cow dung on elemental composition and structural characteristics of soil humus in soybean continuous cropping field[J]. Journal of Northwest A&F University: Natural Science Edition, 2016, 44(10): 141–149

[36] 李發(fā), 徐應(yīng)明, 王林, 等. 黃淮海地區(qū)雞糞有機(jī)肥重金屬含量特征及環(huán)境風(fēng)險[J]. 環(huán)境科學(xué), 2018, 39(9): 4375–4384 LI F, XU Y M, WANG L, et al. Characteristics of heavy metals in chicken manure organic fertilizers in the Huang-Huai- Hai region and related environmental risk assessment[J]. Environmental Science, 2018, 39(9): 4375–4384

[37] 黃小洋, 邵勁松, 馬運(yùn)濤. 施用豬糞有機(jī)肥對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響[J]. 河南農(nóng)業(yè)科學(xué), 2017, 46(11): 60–68 HUANG X Y, SHAO J S, MA Y T. Effects of the application of pig manure organic fertilizers on soil environment quality[J]. Journal of Henan Agricultural Sciences, 2017, 46(11): 60–68

[38] 安康. 城市污泥資源化利用對灌漠土重金屬累積的影響及安全性評價[D]. 蘭州: 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué), 2014: 26–31 AN K. Effects of utilization of municipal sewage sludge on irrigated desert soil and safety evaluation[D]. Lanzhou: Gansu Agricultural University, 2014: 26–31

[39] 宋姿蓉, 俄勝哲, 袁金華, 等. 不同有機(jī)物料對灌漠土重金屬累積特征及作物效應(yīng)的影響[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2019, 52(19): 3367–3379 SONG Z R, E S Z, YUAN J H, et al. Heavy metal accumulation in irrigated desert soils and their crop effect after applying different organic materials[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2019, 52(19): 3367–3379

[40] 王菲菲. 河西走廊農(nóng)田土壤重金屬污染評價及源解析[D]. 蘭州: 蘭州大學(xué), 2019: 40 WANG F F. Contamination assessment and source apportionment of heavy metals in agricultural soil in Hexi Corridor[D]. Lanzhou: Lanzhou University, 2019: 40

[41] 賈武霞. 畜禽糞便施用對土壤中重金屬累積及植物有效性影響研究[D]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院, 2016: 23–33 JIA W X. Effects of livestock manure application on soil heavy metal accumulation and phytoavailability[D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2016: 23–33

Effects of different organic matters on crop yields, soil quality and heavy metal content in irrigated desert soil*

YAO Jiaxuan1,2, E Shengzhe1,2**, YUAN Jinhua2, SHI Xiaojuan2, CHE Zongxian2

(1. College of Resources and Environment, Gansu Agricultural University, Lanzhou 730070, China; 2. Institute of Soil Fertilizer and Water Saving Agriculture, Gansu Academy of Agricultural Sciences, Lanzhou 730070, China)

The Hexi Corridor is a famous irrigated agricultural area in Northwest China. However, ecological weakness and heavy long-term chemical fertilizer application has caused problems such as low organic matter content, soil structure degeneration, and low crop yield. Returning organic materials into the field is the main solution to improve soil fertility; however, it also risks causing heavy metal pollution in the soil. This study aimed to explore the effect of soil quality and crop yield response to different types of applied organic materials in the field. The long-term positioning experiment consisted of 8 treatments: no fertilizer (CK) as control, conventional fertilizer (NP), 70% conventional fertilizer respectively, with cow dung (0.7NP+NF), with biogas residue (0.7NP+ZZ), with sewage sludge (0.7NP+WN), with chicken manure (0.7NP+JF), with mushroom substrate residue (0.7NP+JZ), and with pig manure (0.7NP+ZF). We studied how partially replacing chemical fertilizers with different organic materials affected the physical and chemical soil properties, soil organic carbon sequestration efficiency, total nitrogen; the activation coefficients of nitrogen, potassium, and phosphorus, as well as crop yield, and heavy metal content. The results showed that the effect of annual applications of organic materials with 70% chemical fertilizer on yield was equivalent to that of NP of wheat and corn. Compared with NP the soil organic matter, total nitrogen, and available nitrogen content significantly increased under six organic materials treatments; the total phosphorus and available phosphorus content of sludge, chicken manure, and pig manure treatments significantly improved; and the available potassium content, soil phosphorus activity, and soil potassium activity of cow manure, biogas residue, and chicken and pig manure treatments also significantly improved. The organic carbon soil sequestration rate of cow dung, biogas residue, sewage sludge, mushroom substrate residue, and chicken and pig manure treatments were 36.42%-71.61% significantly higher than that of NP. While, the nitrogen soil sequestration rate was 6.47%-49.44% significantly higher than NP, except the mushroom residue treatment. Long-term applications of chicken manure and mushroom substrate residue significantly increased the total copper content by 4.17 mg×kg–1and 14.2 mg×kg–1, respectively; sludge, chicken manure, and mushroom substrate significantly increased total content of zinc by 13.53 mg×kg–1, 22.60 mg×kg–1, and 49.73 mg×kg–1, respectively. In conclusion, applications of 4 500 kg×hm–2organic materials could replace 30% nitrogen and phosphorus fertilizer without reducing the crop yield. The degree that different organic materials affected soil fertilization was varied; sewage sludge, chicken manure, and pig manure were better than cow manure and biogas residue, while mushroom substrate residue was slight worse. When planting wheat, the annual carrying capacity for copper and zinc from organic materials should be less than 53.01 g×hm–2and 221.30 g×hm–2, respectively. When planting corn, the annual carrying capacity of copper and zinc from organic matter should be lower than 153.40 g×hm–2and 347.04 g×hm–2, respectively, to allow soil environmental quality to be stable without deteriorating.

Organic material;Crop yield; Soil physical and chemical properties; Activation coefficient; Sequestration rate; Heavy metal

S153.3

10.13930/j.cnki.cjea.190850

姚佳璇, 俄勝哲, 袁金華, 時曉娟, 車宗賢. 施肥對灌漠土作物產(chǎn)量、土壤肥力與重金屬含量的影響[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(中英文), 2020, 28(6): 813-825

YAO J X, E S Z, YUAN J H, SHI X J, CHE Z X. Effects of different organic matters on crop yields, soil quality and heavy metal content in irrigated desert soil[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2020,28(6): 813-825

* 國家重點(diǎn)研發(fā)計劃項(xiàng)目(2017YFD0801103)、蘭州市人才創(chuàng)新項(xiàng)目(2016-RC-112)和臨澤縣凹凸棒石產(chǎn)業(yè)開發(fā)課題(LZKFKT-1804)資助

俄勝哲, 主要從事植物營養(yǎng)與土壤生態(tài)等方面的研究工作。E-mail: eshengzhe@163.com

姚佳璇: 主要從事資源利用研究。E-mail: 1103241584@qq.com

2019-12-04

2020-02-02

* The study was supported by the National Key Research and Development Program of China (2017YFD0801103), Lanzhou Talent Innovation Project (2016-RC-112) and Linze Attapulgite Industry Development Research Project (LZKFKT-1804).

, E-mail: eshengzhe@163.com

Dec. 4, 2019;

Feb. 2, 2020