三峡工程运行后, 坝前水位在145~175 m之间变化, 形成221.5亿m³防洪库容的同时, 水库周边形成面积达300余km²的消落带, 涉及湖北省和重庆市的19区县及重庆主城区.因受到交替淹没与暴露的影响, 三峡水库消落带土壤在时空上具有较高的变异性^[1], 如土壤养分会发生变化^[2].磷是淡水生态系统中的关键元素^[3], 也是大多数水体富营养化的主要限制因子^[4], 它通过地表径流、土壤侵蚀、渗漏及淋溶等形式从土壤转移到河流或湖泊等地表水体^[5].土壤磷素释放过程受多因子控制, 同旱地土壤相比, 淹水时土壤磷更容易扩散迁移^[6].干湿交替会引起氧化还原状态、植物及微生物生长环境的改变, 而这可能会影响到消落区土壤磷的释放、转移和转化.

针对消落区土壤环境安全^[7~9]及室内模拟消落区土壤磷的释放^[10~12]、消落区土壤氮、磷赋存形态^{[5, 13]}、消落区土壤可转化态氮含量及分布特征^[14]、氮与磷的吸附与解吸特征^{[15, 16]}, 干湿交替下三峡支流消落区沉积物粒径组成及氮分布特征^[17]及三峡库区小流域氮磷排放特征^[18]等内容已有广泛研究.目前, 对于淹水-落干条件下消落区无机磷形态及含量变化的研究多为模拟水淹试验, 而模拟不能完全还原自然状况, 由于水压、光照、溶解氧等条件引起的差异, 导致模拟结果无法真实反映自然环境中综合因素共同作用下植物的功能特点^[19].对于原位试验消落区土壤无机磷形态含量随淹水水深及时长的动态变化的研究较为缺乏.本文采用原位试验, 运用蒋柏藩等^[20]的无机磷分级法, 研究淹没水深与时长对土壤理化性质及无机磷形态转化特征的影响, 以期为三峡水库消落区土壤中磷素流失及水体富营养化的防治提供理论参考.

淹水试验于重庆市开县渠口镇消落带进行(108°30′25.90″E, 31° 8′43.56″N).供试土壤在该处消落带采集(坡度35°), 为风化程度较低的紫色土, 受人为活动干扰较轻.供试土壤基本理化性质为：pH 7.1, 有机质(OM)19.1 g·kg^-1, 全磷(TP)0.5 g·kg^-1, 有效磷(Olsen-P)6.8 mg·kg^-1, 全氮(TN)2.2 g·kg^-1, 晶型铁10.3 g·kg^-1, 非晶形铁3.3 g·kg^-1.

原位浮台试验采用20 cm×30 cm×30 cm的塑料容器(图 1), 去除供试土壤中较大的石块后将其混匀, 在保持土壤原容重的情况下, 每盆装5 kg混匀的土壤.于淹水期将装土的塑料容器悬挂在不同水深(0、2、5和15 m)下培养, 每个水深处理7次重复, 栽植牛鞭草和狗牙根各10株, 分别经过淹水30、60、180 d(为防试验装置漂流或旋转, 故于水中放置3个锚定装置)后, 取出塑料盆, 再落干180 d, 从中取土风干, 研磨过筛待测.

图 1

Fig. 1

图 1 原位浮台试验示意 Fig. 1 In situ floating platform test

土壤基本性质按常规方法测定^[21].土壤pH值按水土比2.5:1, 采用梅特勒FiveEasy pH计测定; 有机质采用重铬酸钾容量法测定; 全氮(TN)采用凯氏蒸馏法测定; 全磷(TP)经HClO₄-H₂SO₄消煮, 钼锑抗比色法测定; 速效磷(Olsen-P)用0.5 mol·L^-1 NaHCO₃浸提, 钼锑抗比色法测定.采用顾益初等^[20]的方法提取各形态无机磷的含量, 先用0.25 mol·L^-1 NaHCO₃溶液(pH 7.5)浸提土壤Ca₂-P, 然后用0.5 mol·L^-1 NH₄Ac溶液(pH 4.2)浸提土壤Ca₈-P, 再用0.5 mol·L^-1 NH₄F溶液(pH 8.2)浸提土壤铝磷(Al-P), 最后用0.1 mol·L^-1 NaOH和0.1 mol·L^-1 1/2 Na₂CO₃混合溶液浸提土壤铁磷(Fe-P), 钼锑抗比色法测定各形态磷含量.

数据统计采用SPSS 18.0、Excel 2013进行.

由图 2可见, 淹水-落干过程可导致供试土壤pH发生变化.土壤出露期间, 淹水处理的土壤pH下降, 而落干土壤pH上升. pH范围为6.4~7.5, 最大值为落干180 d后未淹水的土壤样品, 最小值为淹水-落干结束深度为15 m处的土壤.淹水0 m(地面)土样pH在试验期(淹水0~淹水180 d)内呈下降趋势, 范围在6.8~7.5;淹水2、5和15 m的土壤淹水前期(淹水0~60 d)土壤pH降低, 在淹水后期(60~180 d), 相对于前期, 土壤pH呈升高的趋势.淹水180 d后, 不同淹水深度土样pH都接近7.0, 土壤呈中性.落干180 d后, 随淹水深度增加, 土壤pH降低, 且降低幅度随淹水深度而增大.

图 2

Fig. 2

图 2 淹水-落干条件下供试土壤pH值 Fig. 2 The pH of soil under the flooding-drying condition

淹水0~60 d期间, 土壤有机质含量无明显变化, 但在淹水180 d及落干180 d, 土壤有机质含量较前者均有所增加.而水深处理显著影响土壤有机质的含量, 与其他淹水深度相比, 水深2 m处的土壤有机质含量最高(图 3).有机质变化范围为11.3~22.7 g·kg^-1, 最大值为淹水2 m, 淹水180 d时的土样; 最小值为淹水5 m, 淹水60 d时的土样.淹水期间除2 m及15 m深度于淹水第180 d对应的土壤有机质含量高于淹水前土壤的有机质(19.1 g·kg^-1)外, 其他淹水时间的土壤有机质含量均低于不淹水土壤.落干180 d后, 土样有机质含量在12.2~20.3 g·kg^-1之间, 除水深2 m, 淹水180 d与落干180 d外, 其余处理下的土壤有机质含量均低于不淹水土壤.从图 3可看出, 淹水30 d、60 d时, 有机质含量在11.3~18.7 g·kg^-1之间.

图 3

Fig. 3

图 3 淹水-落干条件下供试土壤有机质含量 Fig. 3 Organic material in the test soil under the flooding-drying condition

淹水-落干后消落区土壤全磷含量随淹水深度及时长的变化见图 4.全磷含量为0.4~0.5 g·kg^-1, 最大值为淹水深度0 m, 时间30 d时的土样, 最小值为淹水深度5 m, 时间60 d时的土样.未淹水土壤在30 d时最大, 然后逐渐下降.落干180 d时, 淹水2 m处的土壤全磷含量最高.

图 4

Fig. 4

图 4 淹水-落干条件下供试土壤全磷含量 Fig. 4 Total phosphorus in test soil under the flooding-drying condition

淹水-落干期间, 消落带土壤有效磷含量总体呈增加趋势.淹水30~180 d, 消落带土壤有效磷含量增幅高于未淹土壤, 而落干后土壤有效磷的增幅低于未淹没土壤(图 5).有效磷含量变化范围为3.4~23.0 mg·kg^-1, 最大值为淹水深度0 m, 时间180 d时的土壤(此条件下pH亦最大), 最小值为淹水0 m, 时间60 d的土样.由图 5可见, 淹水30 d、60 d时, 各深度土样有效磷含量为3.4~7.7 mg·kg^-1; 淹水180 d时, 各深度土样有效磷含量为4.5~13.6 mg·kg^-1, 除0 m外, 各深度的有效磷含量均高于空白(6.8 mg·kg^-1); 落干180 d后, 未淹没土壤、各淹没水深处土壤有效磷含量增加, 含量在15.4~23.0 mg·kg^-1.

图 5

Fig. 5

图 5 淹水-落干条件下供试土壤有效磷含量 Fig. 5 Available phosphorus in the tested soil under the flooding-drying condition

由表 1可见, 相同淹水深度不同时间或者相同淹水时间不同深度下, Fe-P含量在157.4~251.6mg·kg^-1, 占全磷的比例(质量分数)36.3%~69.4%；Al-P含量29.1~65.5 mg·kg^-1, 占全磷的比例6.3%~15.5%; Ca₈-P含量8.6~31.3 mg·kg^-1, 占全磷的比例2.0%~8.6%; Ca₂-P含量7.2~25.9 mg·kg^-1, 占全磷的比例1.5%~6.3%. 4种无机磷含量占全磷含量的比例大小顺序均为Fe-P>Al-P>Ca₈-P>Ca₂-P.由表 1还可以看出, 土壤的Fe-P、Al-P与Ca₂-P的最大含量均出现在淹水深度为0 m, 时间落干180 d, 而当淹水深度为15 m时Ca₈-P的含量最大.

表 1 (Table 1)

表 1 各淹水时刻和淹水深度无机磷形态分布特征1)/% Table 1 Distribution of inorganic phosphorus with different flooding time and depth/% 无机磷形态 淹水深度/m 淹水0 d 淹水30 d 淹水60 d 淹水180 d 落干180 d Ca2-P 0 2.92 1.45 d 1.45 d 2.77 c 6.32 a 2 2.92 3.17 a 3.28 a 2.34 d 5.98 b 5 2.92 2.70 b 2.51 b 3.02 b 5.77 b 15 2.92 2.28 c 2.11 c 3.62 a 4.79 c Ca8-P 0 5.83 4.63 b 4.71 b 5.08 a 8.62 a 2 5.83 5.95 a 6.59 a 3.08 c 6.85 b 5 5.83 3.23 c 3.54 c 4.07 b 6.27 bc 15 5.83 2.02 d 2.21 d 4.11 b 5.50 d Al-P 0 10.06 6.25 c 8.47 d 11.48 bc 14.23 c 2 10.06 8.92 b 10.64 b 11.15 c 14.41 bc 5 10.06 6.91 c 9.95 c 11.84 b 14.65 b 15 10.06 10.25 a 12.13 a 13.02 a 15.48 a Fe-P 0 38.91 36.33 b 44.08 b 64.32 a 69.41 a 2 38.91 46.04 a 50.46 a 51.09 b 51.30 b 5 38.91 46.45 a 53.23 a 54.40 b 52.93 b 15 38.91 44.52 a 45.62 b 47.57 bc 37.17 c 1)数值后不同字母表示P < 0.05上差异显著

表 1 各淹水时刻和淹水深度无机磷形态分布特征1)/% Table 1 Distribution of inorganic phosphorus with different flooding time and depth/%

淹水期间(淹水30~180 d), 土壤Ca₂-P占全磷的比例高于未淹没土壤, 而落干180 d时低于未淹没土壤.落干180 d后Ca₂-P、Ca₈-P、Al-P和Fe-P(除深度15 m, 落干180 d的Fe-P含量)的含量占比均升高.淹没水深也影响无机磷的形态, 水深2 m处消落带土壤的Ca₂-P、Ca₈-P比例高于水深5 m和15 m处的土壤, 而水深15 m处消落带土壤的Al-P比例高于水深2 m和5 m处的土壤.

本试验中, 淹水后土壤pH在前期小幅降低接着升高最后趋于中性.张金洋等^[22]模拟三峡库区消落带淹水研究发现, 淹水后酸性土壤的pH值升高, 而碱性土壤的pH值降低, 最终土壤pH趋于中性, 本试验结果与之一致.淹水前期pH降低可能是由于植物根系产生较多的生物酸以及有机质分解产生CO₂所致, 与前期有机质含量降低相符(图 3); 持续淹水后pH逐渐升高, 可能是由于盆内植物的活动减弱或者死亡, 酸性物质分泌量减少甚至不产生, 以及土壤中高价态金属离子发生还原反应而消耗H⁺所致.

土壤有机质不仅是各种营养物质的重要来源, 也是反映营养程度的重要指标.有机质除增加土壤储存与供应养分的能力外, 也增加土壤的缓冲性能, 提高土壤保水性能^[23].试验淹水前期, 有机质含量因矿化而降低, 后期有机质含量升高, 可能是由于持续淹水导致盆中植物缺氧死亡, 植物残体成为新有机质来源, 形成新的有机质速度大于有机质的矿化速度.落干期间, 土壤含氧量充足, 有机质持续矿化, 导致有机质含量减少.

整个淹水-落干过程, 全磷含量变化大致分3个时期, 前期(0~60 d)含量降低, 可能是流水冲走部分吸附磷的土壤颗粒及前期盆内植物吸收磷较多; 中期(60~180 d)全磷含量增加, 可能是此阶段外源磷流入淹水土壤内, 且持续淹水植物的活性降低, 导致吸磷量下降; 落干后, 盆内植株生长活力增强, 吸磷量增加, 因此土壤全磷含量降低.

综上, 本试验淹水-落干结束, 消落区土壤有机质和全磷含量降低, 这与其他研究结果相似.王晓荣等^[24]发现在一些坡度较陡的河岸带上, 土壤养分的流失大于养分的沉积, 水位消涨导致土壤养分含量降低.

本试验中, 土壤有效磷含量随淹水时间先降低后逐渐升高, 与全磷的变化规律基本一致.而在淹水180 d~落干180 d期间, 土壤有效磷含量大幅度增加, 可能是由于落干后土壤氧化铁吸附态磷向游离态FePO₄转化, 导致有效磷含量升高; 同时, 落干后盆栽植物吸收磷增加, 促进缓效态磷和闭蓄态磷向有效磷转化.朱强等^[25]的研究发现, 消落区淹水土壤中Olsen-P主要是游离的FePO₄和AlPO₄, 在淹水过程中Olsen-P含量的变化可能是由于部分游离态的FePO₄、AlPO₄与有效性较低的Fe-P和Al-P相互转化, 或是非晶形铁铝对磷吸附、解吸所致, 也可能与植株吸收利用及转化有关.马利民等^[10]的研究表明, 当消落区土壤在持续淹水时, 消落区土壤中磷释放的主要动力为Ca₂-P的溶解和还原状态下Fe-P的释放; 而干湿交替条件下, 磷释放的主要来源是氧化-还原条件下Fe-P形态的转换.本试验中, 淹水期间(0~180 d), 土壤中有效磷含量先减小后增加.持续淹水180 d时, 土壤中有效磷含量增加, 可能是土壤中铁氧化物的还原性溶解向土壤中释放出更多的有效磷, 最终提高了土壤中有效磷的含量.

蒋柏藩等^[20]对石灰性土壤无机磷有效性的研究表明, Ca₂-P是作物的有效磷源, Al-P、Ca₈-P和Fe-P是缓效磷源, 而O-P是无效磷源.本试验进行磷分级时未考虑Ca₁₀-P和O-P, 而只探讨了Ca₂-P、Ca₈-P、Al-P和Fe-P的变化.

Ca-P主要来源于碎屑岩石或生物成因的磷灰石磷及难溶性的磷酸钙矿物^[26].在持续淹水过程中, 土壤Ca₂-P和Ca₈-P随淹水时间和深度的变化趋势大体一致, 在淹水0 m(水面)和2 m时, 随淹水时间增长, 其含量持续降低, 在淹水5 m、15 m时则先降低后升高; 淹水60 d时随淹水深度增加, Ca₂-P和Ca₈-P含量均有所降低, 但淹水180 d后, Ca₂-P和Ca₈-P含量随淹水深度的增加而升高, 原因可能是淹水提高了CO₂的释放, 导致土壤中Ca-P溶解, 落干180 d后两者含量升高; Ca₂-P占全磷1.5%~6.3%, Ca₈-P占全磷的2.0%~8.6%.

本试验土壤Ca-P占全磷比例相对最低, Al-P稍高, Fe-P是主要的存在形态, 这与金相灿等^[27]研究太湖沉积物磷形态的结果一致, 可能是试验区生活污水含磷以及农业活动施磷. pH和氧化还原电位等环境条件变化时, Fe/Al-P可转化成可溶态, 具有较高的生物活性.因此, 这两种形态的磷常被称为活性磷或生物可利用性磷.该区域的Fe/Al-P含量较高, 特别是Fe-P, 研究该形态磷的变化对库区水体磷污染防控有重要意义.

(1) 三峡库区消落带土壤原位淹水-落干期间, 土壤pH、有机质含量随淹水时间先降低后升高. Ca₂-P、Ca₈-P在淹水0 m、2 m处随淹水时间持续下降, 淹水5 m、15 m处随淹水时间先降低后升高, 落干180 d后含量显著增加, 随淹水深度的增加, 含量有降低的趋势.

(2) 持续淹水土壤中, Al-P含量随时间先降低后持续升高, 落干180 d后继续升高, 随淹水深度的变化趋势不明显; Fe-P含量随淹水时间先升高后降低.

(3) 总体而言, 经淹水-落干处理之后土壤的Fe-P(除了深度15 m, 落干180 d的处理外)、Al-P、Ca₈-P及Ca₂-P的含量均高于淹水-落干前. 4种形态的无机磷占全磷的比例大小顺序为Fe-P>Al-P>Ca₈-P>Ca₂-P, Fe/Al-P含量高易引发水污染.