李 娟，張立成，章明清*，張 輝，張永春*

（1 福建省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所，福建福州 350013；2 江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，江蘇南京 210014）

紅壤是我國南方的主要耕作土壤，但近40年來農(nóng)田土壤酸化加劇[1–4]，制約了紅壤區(qū)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展。因此，探討不同施肥技術(shù)對土壤酸化的長期影響及其演變特征，對制定緩解土壤酸化的生產(chǎn)措施具有重要意義。

相關(guān)研究證實，長期過量施用氮肥是加劇土壤酸化的主要原因[5–8]。利用 Web of Science 檢索1900—2014年期間相關(guān)論文的Meta分析顯示，全球陸地生態(tài)系統(tǒng)土壤pH平均降低了0.26個單位[9]；美國大平原和贊比亞農(nóng)田長期施用化學(xué)氮肥后酸化明顯，氮肥用量越大土壤酸化就越嚴重，其中連續(xù)4年施氮量60 kg/(hm2·a)的土壤則出現(xiàn)酸化，施用180 kg/(hm2·a)化學(xué)氮肥時土壤pH下降0.87個pH單位[10–11]。長期定位施肥試驗表明，湖南及江西紅壤旱地施氮或氮磷鉀化學(xué)肥料，土壤pH下降0.36～1.46個pH單位，配施有機肥可保持土壤pH基本穩(wěn)定或提高 pH[12]。施用化學(xué)氮素 300 kg/(hm2·a) 8～12 年后，華南紅壤pH下降了1.2～1.5個pH單位[13]。江西紅壤長期施用銨態(tài)氮 80 kg/(hm2·a)，14年后土壤pH下降1.4～1.6個pH單位[14]。研究還表明，土壤酸化具有明顯的階段特征[13,15]。然而，對農(nóng)田土壤酸化的預(yù)測研究在國內(nèi)外都相對薄弱[2]，也缺少酸性土壤上，輪作制度對耕層土壤pH變化的影響的研究報道。我們于2005和2007年在閩東南赤紅壤旱耕地設(shè)置了長期定位施肥試驗，探討了長期不同施肥處理對土壤酸化的影響及其預(yù)測，旨在為區(qū)域赤紅壤旱地酸化治理和土壤培肥提供養(yǎng)分管理依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

定位試驗點位于福建省莆田市秀嶼區(qū)笏石鎮(zhèn)東華村 (N25°19′4.31''，E119°05′9.10'')，地處北回歸線北側(cè)邊緣，屬亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候，氣候溫和濕潤，年均氣溫16℃～21℃，年降雨量900～1300 mm。供試土壤均為赤紅壤發(fā)育的旱地土壤，母巖為花崗巖，土壤類型為灰赤沙土，土壤質(zhì)地為沙壤。耕作制度為花生–甘薯輪作制，每年4月上旬至7月中下旬種植花生，8月上旬至12月底則種植甘薯。

1.2 試驗設(shè)計

1.2.1 化肥定位試驗 化肥定位試驗從2005年3月開始延續(xù)至今。試驗設(shè)6個處理(表1)，習(xí)慣施肥是根據(jù)參試農(nóng)戶的常年施肥習(xí)慣確定氮磷鉀施肥量，推薦施肥量則依據(jù)花生和甘薯推薦施肥研究結(jié)果[16]，具體各處理施肥量見表1。小區(qū)間筑紅磚水泥田埂作永久性隔離，其中田埂埋入地下30 cm，露出田面20 cm，各小區(qū)均有進出水口連接排灌水溝。試驗設(shè)4次重復(fù)，隨機區(qū)組排列，小區(qū)面積16.2 m2。供試化肥為尿素(N 46%)、過磷酸鈣(P2O512%)和氯化鉀(K2O 60%)，不施有機肥。根據(jù)土壤測定結(jié)果，必要時補施中微量元素肥料。花生施肥方法：磷肥全部基施，氮肥和鉀肥一半基施，一半在苗期追施。甘薯施肥方法：結(jié)合整地，磷肥全部基施，氮肥和鉀肥一半基施，40%氮肥苗期追施，10%的氮和50%的鉀肥在結(jié)薯初期做夾邊肥，開淺溝施用。供試花生和甘薯品種同當(dāng)年當(dāng)?shù)赝茝V的良種，其它田間管理措施與當(dāng)?shù)卮筇锷a(chǎn)一致。

表1 長期定位試驗設(shè)計方案及各處理花生和甘薯施肥量(kg/hm2)Table 1 Design of long-term experiment in peanut-sweet potato rotation system and fertilizer application rates in each treatment

1.2.2 化肥配施有機肥定位試驗 化肥和有機肥配施試驗從2007年3月開始延續(xù)至今。試驗設(shè)5個處理(表1)，RF處理為推薦化肥施肥量[16]，配施有機肥處理的氮磷鉀素投入量同RF，但是氮素的1/3分別由商品有機肥(N+P2O5+K2O≥5%)、當(dāng)?shù)剞r(nóng)家腐熟豬糞 (N 0.38%、P 0.16%、K 0.30%，干基)和稻草 (N 0.91%、P 0.13%、K 1.89%，干基)替代，磷、鉀量以化肥補齊。試驗設(shè)3次重復(fù)，隨機區(qū)組排列，小區(qū)面積19.6 m2。田埂制作、供試花生和甘薯的品種及田間管理等與上述化肥定位試驗相同。

1.3 樣品采集與測定

定位試驗開始時，采集土樣測定基礎(chǔ)理化性狀[17]。其中，全量氮磷鉀測定方法為土壤樣品經(jīng)濃硫酸和高氯酸消煮后，分別采用凱氏定氮儀、鉬銻抗比色法和火焰光度計法測定，緩效鉀則采用1 mol/L熱硝酸浸提—火焰光度計法測定。電位法測定pH，重鉻酸鉀容量法測定有機質(zhì)，擴散法測定堿解氮，0.5 mol/L碳酸氫鈉提取—鉬銻抗比色法測定有效磷(Olsen-P)，1 mol/L乙酸銨提取—火焰光度計測定速效鉀?；书L期定位試驗土壤基礎(chǔ)理化性狀：pH為5.90，有機質(zhì)含量為17.8 g/kg，全氮含量為1.13 g/kg，全磷含量為 0.60 g/kg，全鉀含量為 13.7 g/kg，緩效鉀含量為345 mg/kg，堿解氮含量為128 mg/kg，Olsen-P含量為46.3 mg/kg，速效鉀含量為86.1 mg/kg。化肥配施有機肥定位試驗土壤基礎(chǔ)理化性狀：pH為5.73，有機質(zhì)含量為17.1 g/kg，全氮含量為1.72 g/kg、全磷含量為0.67 g/kg，全鉀含量為12.5 g/kg，緩效鉀含量為 192 mg/kg，堿解氮含量為151 mg/kg，Olsen-P 含量為 15.6 mg/kg，速效鉀含量為 84.5 mg/kg。

每季作物收獲時，各小區(qū)單收單稱，分別記錄農(nóng)產(chǎn)品和莖葉的鮮重產(chǎn)量和曬干重產(chǎn)量，地上部莖葉和農(nóng)產(chǎn)品全部移離試驗田。在每年甘薯收獲時，對每個試驗小區(qū)按照規(guī)范要求采集耕層土樣組成1個混合樣，帶回實驗室風(fēng)干，然后粉碎過0.25 mm篩，測定土樣pH。

1.4 土壤pH變化灰色預(yù)測模型的建立

作物產(chǎn)量、土壤有機質(zhì)和酸度等的長期演變趨勢，通常根據(jù)年際實測值與對應(yīng)試驗?zāi)晗薜玫降纳Ⅻc圖擬合線性趨勢線，依據(jù)斜率大小來評價其遞增或遞減狀況[3,18–20]。但在實踐中，田間試驗受到許多不可控因子的影響，導(dǎo)致年際間實測值具有明顯波動性，直接用年際實測值和試驗?zāi)晗捱M行擬合難以得到具有統(tǒng)計學(xué)意義的回歸模型。

土壤pH實測值包含處理效應(yīng)和隨機誤差兩部分，隨機誤差來自土壤空間異質(zhì)性引起的取樣誤差、樣品測定誤差以及年際間取樣時土壤水分和溫度的差異等。構(gòu)建土壤pH長期變化趨勢模型需要從實測值中將施肥處理效應(yīng)正確分離出來，以提高模型的可靠性?；疑到y(tǒng)理論認為，任何隨機變量都是在一定幅值范圍和一定時區(qū)內(nèi)變化的灰色量，可通過累加累減、冪次方等生成緩沖算子，弱化其不確定性[21]，使離亂的原始數(shù)據(jù)中蘊涵的積分特性或規(guī)律清晰地呈現(xiàn)出來，實現(xiàn)對不確定系統(tǒng)運行行為和演化規(guī)律的正確描述。本研究將土壤pH實測值看成灰色量，應(yīng)用灰色系統(tǒng)的一次累加生成原理構(gòu)建TPGM(1,1)灰色預(yù)測模型[22]。設(shè)某個施肥處理的pH測定結(jié)果序列為Y(0)，即：Y(0)=[Y(0)(1),Y(0)(2),Y(0)(3),···,Y(0)(k)]，k=1,2,3,···,n，k表示試驗?zāi)晗?。對Y(0)序列做一次累加生成，即：Y(1)=[Y(1)(1),Y(1)(2),Y(1)(3),···,Y(1)(k)]。TPGM(1,1) 灰色預(yù)測模型的數(shù)學(xué)表達式為：

式(1)是一個三參數(shù)差分方程。借鑒GM(1,1)模型參數(shù)涵義命名方法， φ1、 φ2和 φ3分別表示發(fā)展系數(shù)、灰色作用量和常數(shù)，均為待估參數(shù)，可根據(jù)最小二乘法確定其參數(shù)值。預(yù)測實際年際土壤pH的TPGM(1,1)還原式則為：

根據(jù)式(2)，可計算TPGM(1,1)年際pH模擬值，并進一步計算模擬誤差(err)，用于評價灰色模型的擬合效果[21–22]，即：

式中：abs表示取絕對值(正數(shù))。在灰色模型中，當(dāng)平均模擬誤差小于5%時即認為模擬效果良好。因此，可依據(jù)式(2)計算的模擬值，對不同施肥處理的土壤pH變化趨勢做出定量評價。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析方法

采用MATLAB R2019b軟件全功能免費試用版進行數(shù)據(jù)處理。試驗數(shù)據(jù)匯總和方差分析及其LSD法多重比較，應(yīng)用該軟件的統(tǒng)計工具箱進行相關(guān)計算和分析；TPGM(1,1)模型參數(shù)估計和文中圖形則采用MATLAB語言編程計算和繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 長期施用化肥對赤紅壤旱地酸化的影響

由表2可知，從各階段及16年總的趨勢來看，施肥對土壤pH的影響極顯著(P<0.01)?；识ㄎ辉囼?6年后，CK和RF?N處理的土壤pH分別提高到 6.24±0.18和 6.21±0.17，與基礎(chǔ)土壤 pH 5.90相比，分別增加了0.34、0.31個pH單位，分別年均遞增0.021和0.019個pH單位，兩個處理間pH沒有顯著差異，但均顯著高于其他4個處理。與基礎(chǔ)土壤pH 5.90相比，F(xiàn)P、RF、RF?P和 RF?K 處理的土壤pH均為降低，分別年均遞減0.019、0.023、0.024和0.019個pH單位，而且這4個處理的土壤pH沒有顯著差異。因此，氮肥(尿素)是導(dǎo)致赤紅壤旱地酸化的主要原因。

表2 化肥定位試驗不同階段各處理土壤耕層pH變化Table 2 Topsoil pH variation of chemical fertilization experiment for 16 years

將化肥定位試驗?zāi)晗薹殖?～5、6～10和11～16年3個時間段(依次記為第1、第2、第3時段)進行分析比較?？梢钥闯?，處理之間土壤pH均值在3個時間段內(nèi)的差異具有一致性，即：CK和RF?N處理的pH均顯著高于其他4個化肥組合處理，且二者間沒有顯著差異；無論是習(xí)慣施肥(FP)，還是推薦施肥(RF)或者在推薦施肥基礎(chǔ)上不施磷肥(RF?P)或不施鉀肥(RF?K)，對赤紅壤旱地酸化效應(yīng)沒有顯著差異。但從同一處理的不同時段看，RF?N處理在較高土壤pH水平上出現(xiàn)顯著波動，RF?K處理在第3時段土壤pH顯著低于第1、2時段，其他處理在3個時間段之間均無顯著差異。

2.2 長期化肥配施有機肥對赤紅壤旱地酸化的影響

表3顯示，從14年的平均值結(jié)果看，與基礎(chǔ)土壤pH 5.73相比，RF處理的pH降幅最大，其pH比試驗初始值下降了0.37個pH單位，其次是商品有機肥替代1/3化肥氮的RF+COM處理，其pH降低了0.26個pH單位，RF+S處理的土壤pH略有降低(下降0.06個pH單位)而RF+PM處理pH略有上升，表明RF+S和RF+PM處理抑制了土壤酸化。

表3 化肥配施有機肥定位試驗各處理耕層土壤pH變化Table 3 Topsoil pH variation in chemical and organic fertilizer combination experiment

將該定位試驗分成1～5、6～10和11～14年3個時間段(表3)，依次記為第1、第2、第3時段，可以看出，在不同時間段里，不同施肥處理的土壤pH均值有顯著區(qū)別。在第1～5年時， RF、RF+COM、RF+PM和RF+S處理的土壤pH均顯著低于CK處理，但施肥處理之間無顯著差異。在6～10年間，RF+PM和RF+S處理的土壤pH與CK處理無顯著差異，但顯著高于RF和RF+COM處理(P<0.05)。在第11～14年間，RF+PM處理的土壤pH與CK處理無顯著差異，但顯著高于其他3個處理；RF+S處理雖然顯著低于CK處理，但顯著高于RF和RF+COM處理。從同一處理的不同時段看，CK和RF+COM兩個處理在3個時段間，土壤pH無顯著差異；RF處理在第3時段里土壤pH均值不斷下降，但RF+PM處理的土壤pH均值則不斷提高；RF+S處理在第2、3時段的土壤pH均值沒有顯著差異，但均顯著高于第1時段。結(jié)果顯示，化肥配施豬糞或稻草可有效抑制長期施用化肥導(dǎo)致的赤紅壤旱地酸化，且配施豬糞的效果優(yōu)于稻草。

由上式可知，系統(tǒng)狀態(tài)x1e=xeq的平衡位置并未確定。即當(dāng)導(dǎo)軌的俯仰角為0°時(導(dǎo)軌保持水平)，小球可以在導(dǎo)軌上任意位置保持平衡，電機通過帶傳動在導(dǎo)軌上施加的平衡力矩，使得小球保持靜態(tài)平衡。在實際問題中，顯然選取x1e=0(小球位于導(dǎo)軌正中心)，故Ue=0。

2.3 赤紅壤旱地耕層pH動態(tài)模擬與變化趨勢

根據(jù)式(1)灰色預(yù)測模型擬合各施肥處理歷年pH實測值的一次累加生成數(shù)據(jù)，結(jié)果見圖1、圖2和表4。TPGM(1,1)灰色預(yù)測模擬模型的擬合誤差在0.997%至4.321%，顯示對各施肥處理的pH模擬精度均達到良好水平。

圖1 基于TPGM(1,1)模型的歷年土壤pH變化(化肥定位試驗)Fig. 1 Dynamics of soil pH over the experimental years using TPGM (1,1) model (Chemical fertilizer experiment)

圖2 基于TPGM(1,1)模型的歷年土壤pH變化 (化肥配施有機肥定位試驗)Fig. 2 Dynamics of soil pH over experimental years using TPGM (1, 1) model (Chemical and organic fertilizer combination experiment)

表4 不同施肥處理TPGM(1,1)模型擬合參數(shù)及模擬pH誤差Table 4 Parameters of TPGM(1,1) model and the simulation errors of soil pH under different treatments

化肥定位試驗?zāi)M顯示，CK和RF?N處理在試驗第3年時，土壤pH從基礎(chǔ)土壤的5.90分別提高到6.25和6.23，過后則大致穩(wěn)定在該值附近。但FP、RF和RF?P處理則不同，在試驗第4年時，土壤pH從基礎(chǔ)土壤的5.90分別下降到5.60、5.50和5.50，然后則穩(wěn)定在對應(yīng)數(shù)值附近(圖1)?；逝涫┯袡C肥定位試驗?zāi)M顯示，CK和RF處理的土壤pH動態(tài)與圖1結(jié)果類似，但化肥配施有機肥處理則不同。在試驗第3或4年時，RF+COM、RF+PM、RF+S處理的土壤pH從基礎(chǔ)土壤的5.73分別下降到5.49、5.30和5.29，之后RF+COM處理的土壤pH穩(wěn)定在5.45附近，但RF+PM和RF+S處理的土壤pH則開始上升，至第14年時土壤pH分別達到6.26 和 5.91 (圖2)。

從表4可以看出，化肥定位試驗在2021—2025年5年間，CK、FP、RF、RF?N和RF?P處理土壤pH變化標準差均為0.00，顯示土壤pH達到了相應(yīng)施肥處理條件下的穩(wěn)定狀態(tài)，均值分別為6.20、5.57、5.50、6.21和5.49。但RF?K處理的土壤pH為5.25±0.06，顯示仍然處于下降趨勢，且pH均值最低?；逝涫┯袡C肥試驗在2021—2025年的5年間，CK、RF+COM處理土壤pH變化標準差為0.00，顯示土壤pH將穩(wěn)定在其對應(yīng)均值6.14和5.46；RF、RF+S處理的土壤pH大致穩(wěn)定在5.11和5.94附近；但RF+PM處理的標準差為0.08，顯示仍然具有提高土壤pH的趨勢，均值為6.36。結(jié)果揭示，化肥配施有機肥對未來5年仍具有減緩?fù)寥浪峄蛱岣咄寥纏H的作用。

3 討論

3.1 赤紅壤旱地耕層pH的變化

近40年來，我國南方高投入高產(chǎn)出的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中，由于大量施用化學(xué)肥料、作物收獲等農(nóng)業(yè)措施以及大氣酸沉降增加等原因，加速了土壤酸化[23]。中國農(nóng)田耕層土壤pH在1980—2000年間下降了0.13～0.80個pH單位，平均下降0.5個pH單位[1]。廣東省1984年以來水稻土pH 下降了0.33個pH單位[15]，江西省在1981—2001年間土壤pH 整體下降了0.6個pH單位[24]，湖北省恩施州在1980—2013 年間旱地土壤下降1.14個pH單位，水田土壤下降0.87個pH單位[25]，福建省在1982—2016年的34年間耕地土壤pH平均降幅達到0.34個pH單位[26]。土壤酸化可表征為土壤中鹽基陽離子凈輸出農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)所形成的永久性質(zhì)子負荷[27]，因此，土壤鹽基離子數(shù)量和組成、土壤陽離子交換量、鹽基飽和度是影響土壤酸化的重要因素。眾多研究表明，化肥尤其是化學(xué)氮肥，其施用量越大土壤酸化就越嚴重[4,11–14,28]。

閩東南赤紅壤旱地連續(xù)16年化肥定位試驗后，CK和RF?N處理的耕層土壤pH均值分別為6.24和6.21 (表2)，比基礎(chǔ)土壤pH 5.90分別提高0.34和0.31個pH單位。但FP處理在花生和甘薯分別年施用尿素氮 90和 225 kg/hm2，RF、RF?P 和 RF?K 處理在花生和甘薯分別年施用尿素氮75和180 kg/hm2，導(dǎo)致土壤pH分別降低到5.59、5.53、5.51和5.60，比基礎(chǔ)土壤pH 5.90分別降低0.31、0.37、0.39和0.30個pH單位，且酸化程度沒有顯著差異(表2)。相關(guān)監(jiān)測結(jié)果與化學(xué)氮肥(尿素)施入土壤后產(chǎn)生H+和土壤鹽基離子移走程度有關(guān)。尿素在土壤中轉(zhuǎn)化為銨態(tài)氮后，在硝化反應(yīng)過程中產(chǎn)生質(zhì)子，引起土壤鹽基陽離子釋放量增加[29–30]，在試驗點高溫多雨氣候特點影響下這些鹽基離子容易被淋溶移除。同時，與CK或RF?N處理相比，F(xiàn)P、RF、RF?P和RF?K處理歷年花生和甘薯產(chǎn)量平均高2～3倍[31]，隨著歷年作物收獲而移走更多的鹽基離子，加劇了土壤酸化。盡管配施磷鉀肥能提高堿性鹽基離子投入量而減緩?fù)寥浪峄痆12]，但該定位試驗表明，F(xiàn)P和RF處理與RF?P和RF?K處理的土壤酸化程度沒有顯著差異。

眾多研究表明，長期有機肥投入可彌補農(nóng)產(chǎn)品移出引起的土壤鹽基損失，有效控制土壤酸化。郭春雷等[32]的4年定位試驗顯示，施用秸稈能有效降低棕壤酸度和交換性鋁含量，提高土壤鹽基離子含量及交換性能。Cai 等[13]通過質(zhì)子平衡計算發(fā)現(xiàn)，在中國紅壤上長期施用有機肥能夠緩解和控制土壤酸化過程。柳開樓等[33]、龍光強等[34]研究表明，中國南方紅壤長期施用豬糞可顯著提高土壤pH，降低土壤酸度。孟紅旗等[35]研究表明，不同種類有機肥堿度大小順序為谷物秸稈<豆科秸稈≈綠肥≈新鮮糞便≈普通堆肥<高溫堆肥≈廄肥。赤紅壤旱地化肥配施有機肥定位試驗也表明，配施有機肥抑制土壤酸化的效果是腐熟豬糞>稻草(表3)。由于該試驗的商品有機肥實物量年投入較少(表1)，酸化抑制效果小于豬糞和稻草，表明配施有機肥控制土壤酸化的效果還與有機肥施用量有關(guān)。

3.2 土壤pH動態(tài)模擬及其變化趨勢

在長期定位施肥試驗中，不同施肥處理的作物產(chǎn)量、土壤有機質(zhì)和土壤pH等指標變化趨勢是人們關(guān)注點之一，通常是通過構(gòu)建一元線性趨勢線以確定其遞增或遞減狀況[3,18–20]。根據(jù)該方法構(gòu)建不同施肥處理的土壤pH一元線性趨勢模型(表5)。除了化肥定位試驗的RF?P、RF?K和化肥配施有機肥定位試驗的RF、RF+PM等4個處理外，其他7個回歸方程均未達到顯著水平。即使能通過顯著性檢驗的4個回歸方程，描述土壤pH變異方差解釋能力的擬合優(yōu)度R2值也≤0.806，表明這種一元線性趨勢線描述不同施肥處理的土壤pH變化趨勢沒有統(tǒng)計學(xué)意義?；貧w分析要求模型誤差項是均值為零和方差為常數(shù)的正態(tài)分布，在實踐中常常難以滿足，結(jié)果導(dǎo)致處理效應(yīng)和隨機誤差的分離能力較差，是表5線性趨勢模型可靠性不佳的主要原因。

表5 長期不同施肥處理對赤紅壤旱地耕層pH變化趨勢的一元線性回歸分析Table 5 Unitary linear regression analysis of the topsoil pH change trend under long-term fertilization in latosolic red soil

以往的區(qū)域尺度研究揭示，土壤酸化具有階段特征。中國南方耕地紅壤連續(xù)施用化學(xué)氮肥8—12年后土壤pH下降1.2～1.5個pH單位，之后保持穩(wěn)定[13]。廣東省水稻土在過去的31年中，前16年水稻土顯著酸化，后15年中土壤pH保持平穩(wěn)[15]。本試驗在田間尺度上，基于TPGM(1,1)構(gòu)建的灰色預(yù)測模型(圖1和圖2)的建模結(jié)果揭示，赤紅壤旱地耕層土壤pH變化同樣存在明顯的階段性特征，拐點出現(xiàn)在第3或4年。

在CK和RF?N處理中，因供試作物年際產(chǎn)量普遍很低[31]，意味著移走的鹽基離子相對較少，而且每年通過灌溉水、降雨和大氣沉降[36]等途徑得到補充，因而在試驗初始階段導(dǎo)致土壤pH上升；當(dāng)鹽基離子輸入和輸出達到平衡時土壤pH就處于穩(wěn)定狀態(tài)[37]，這可能是CK和RF?N處理的土壤pH出現(xiàn)拐點的主要原因。但在配施化學(xué)氮肥的FP、RF、RF?P處理中，供試作物年際產(chǎn)量顯著高于CK和RF?N處理[31]，意味著隨著作物收獲移走鹽基離子數(shù)量也較多；同時施用氮肥后氮素硝化作用產(chǎn)生質(zhì)子導(dǎo)致鹽基飽和度下降[38]，降低了土壤酸堿緩沖能力而加速土壤酸化[39]。隨著土壤鹽基離子不斷消耗和pH下降，具有較大緩沖容量的土壤Al溶解及其水解產(chǎn)物可能在緩沖酸化中起主導(dǎo)作用[10]，導(dǎo)致出現(xiàn)土壤pH處于相對平穩(wěn)狀態(tài)或緩慢下降，進而出現(xiàn)如圖1和圖2的拐點。

前人研究表明，較高的土壤有機質(zhì)含量是土壤溶液中較低Al濃度的基礎(chǔ)，有機質(zhì)絡(luò)合作用控制了土壤溶液中的Al活性[40]。在化肥配施有機肥料的RF+COM、RF+PM和RF+S處理中，試驗初始3年的土壤pH處于下降狀態(tài)(圖2)，這與配施有機肥料使供試作物產(chǎn)量較高[31]，移走鹽基離子較多，但此階段土壤有機質(zhì)含量還增加不多有關(guān)。隨著有機肥料的不斷投入，土壤有機質(zhì)含量逐年提高，對土壤酸化緩沖能力不斷增強，結(jié)果使土壤pH處于不斷上升或平穩(wěn)狀態(tài)(圖2)。

因此，在定量評價土壤pH動態(tài)方面，灰色預(yù)測模型能夠較好地排除隨機誤差的影響，有效克服線性趨勢模型的不足，精確模擬土壤pH變化特征。結(jié)果還表明，RF?K處理在定位試驗16年內(nèi)，土壤pH隨著試驗?zāi)晗迬缀醢凑罩本€下降(圖1)。是因為不施鉀肥減少了陽離子投入，使土壤鹽基離子始終處于失衡狀態(tài)還是其它原因？有待進一步跟蹤監(jiān)測。

4 結(jié)論

長期施用化肥，即使是較為合理的推薦量，也會在連續(xù)施用3～4年時導(dǎo)致耕層土壤pH出現(xiàn)明顯下降，之后繼續(xù)施用化肥土壤pH平穩(wěn)在一個較低值。連續(xù)化肥與豬糞或者水稻秸稈配合施用，在開始的3～4年也會導(dǎo)致土壤pH下降，繼續(xù)與稻草配施可抑制酸化的發(fā)生，而與豬糞配施則可以提高土壤的pH。商品有機肥由于用量小，對土壤pH沒有顯著的影響。TPGM(1,1)灰色預(yù)測模型不僅精確地揭示了耕層土壤pH變化的階段性特征，還可預(yù)測之后的土壤pH變化趨勢。