南方酸化红壤钾素淋溶对施石灰的响应*

周玲红，黄 晶，王伯仁，李冬初，柳开楼，韩天富，张会民

南方酸化红壤钾素淋溶对施石灰的响应*

周玲红1，2，黄 晶1，2†，王伯仁1，2，李冬初1，2，柳开楼1，3，韩天富1，张会民1，2†

（1. 中国农业科学院农业资源与农业区划研究所，耕地培育技术国家工程实验室，北京 100081；2. 湖南祁阳农田生态系统国家野外科学观测研究站，湖南祁阳 426182；3. 江西省红壤研究所，国家红壤改良工程技术研究中心，江西进贤 331717）

为探究石灰施用的长期和短期效应对酸化红壤钾素的影响，依托始于1990年的国家红壤肥力与肥料效益监测长期定位试验，选取化肥氮磷配施（NP）、氮磷钾配施（NPK）、氮磷钾配施+半量秸秆还田（NPKS）及其增加常量石灰（NPL、NPKL、NPKSL）6个处理。室内土柱淋溶试验设置0 L、0.5 L、1 L和1.5 L石灰施用量，监测田间和淋溶后0～50 cm土层速效钾和缓效钾含量、pH及淋溶液中钾离子（K+）含量的变化。结果表明：1）施用石灰4年后，与NPKS、NPK、NP相比，各处理均增加了相应土层的缓效钾含量；NPKSL和NPL处理分别增加了0～40 cm和0～10 cm速效钾含量，增幅分别为2.06%～36.39%和27.26%。2）石灰施用量相同，各处理土壤累积K+淋溶量由大到小依次为NPKS处理、NPK处理和NP处理。施用石灰减少了NPKS和NPK处理淋溶液中累积K+含量，降幅为18.10%～57.70%，且K+淋溶率也下降。3）施石灰提高了表层土壤pH；土壤中钾素盈余情况下，石灰当季施用量每增加1 000 kg·hm–2，K+淋溶损失率降低11.7%；施用石灰和施肥是显著影响平均淋溶K+量和K+累积淋溶量的主效应。可见，施用石灰的短期和长期效应均能提高表层土壤pH；减少速效钾在剖面的运移，增加剖面下层缓效钾的含量；土壤淋溶K+量、累积K+淋溶量和K+淋溶率均随土壤中速效钾含量的增加而增加，随施用石灰而降低。合理的石灰用量能够有效降低酸化红壤K+淋溶损失风险。

长期施肥；酸化红壤；钾素；石灰；长期效应；短期效应

植物吸收的钾主要来自于土壤，我国土壤全钾的含量范围在0.5～25 g·kg–1，缺钾土壤总面积约为 0.23 亿hm2，在总耕地面积中钾缺乏程度一般（土壤速效钾含量 50～70 mg·kg–1）和严重（土壤速效钾含量低于50 mg·kg–1）约占 23%[1]。我国几种典型轮作制度下，土壤钾素平衡状况为：小麦-玉米轮作土壤钾素表观亏缺 107.8 kg·hm–2，盈亏率–44.7%；早稻-晚稻轮作土壤钾素表观亏缺66.60 kg·hm–2，盈亏率–46.3%；油菜-水稻/玉米/棉花轮作土壤钾素表观亏缺52.5 kg·hm–2，盈亏率–33.7%[2]。

土壤中的钾以离子形态存在，其较强的移动性决定了土壤钾易通过淋溶而损失[3]。红壤是广泛分布于我国长江以南大部分地区的地带性土壤，约占我国土壤总面积 23%[4]。近年来，由于大量氮肥不合理的投入和大气酸沉降等因素导致土壤酸化加剧，红壤酸化问题也日益凸显。红壤酸化不仅影响作物生长，而且加速K+的淋失[5]。我国南方红壤地区面临着土壤酸化和钾缺乏两大难题。因此，在由施肥引起酸化的红壤上，研究K+淋溶特性是保持土壤钾素肥力的重点。

施用石灰改良酸化土壤是一项快速且有效的农艺措施。酸化土壤施用石灰能提高土壤 pH，土壤pH通过影响离子形态和数量、钾素的固定和释放、吸附和解吸来影响土壤溶液中钾素浓度[6]。酸化土壤施用石灰后，pH增加，石灰中和了交换性铝，Al（OH）x数量减少，Al3+失去了电荷，晶层间隙扩大，并由Ca2+占据了原来 Al3+的位置，而Ca2+较易被K+置换，于是 K+就较容易被吸附或固定[7]，陈世军等[8]通过吸附－解析和淋溶试验也得出，石灰能增加植烟酸性土壤K+的吸附量。但也有研究表明，施用石灰降低了耕层土壤交换性钾含量[9]。这可能是石灰施用量或施用时间长短不同，导致土壤吸附或固定K+的量存在差异。陈竹君等[10]研究得出施用石灰影响土壤K+/ Ca2+比而影响钾的吸附和解吸。在较低石灰用量或连续施用石灰的初期，由于 Ca2+对土壤吸附位的亲和力较K+强，会提高土壤溶液中 K+的活度，提高作物对钾的吸收。但石灰施用过量时又会造成土壤溶液中 K+/Ca2+比例失调[11]，或增加土壤对钾的固定或淋溶[12]。

综上所述，施用石灰对钾素淋失的影响还未能给出统一的结论，且南方酸化红壤中钾素的淋失过程缺乏系统研究。在施石灰对酸化红壤进行改良的过程中，仍需通过研究钾素淋失特征来找出阻控钾素损失的重要途径。因此，本研究利用始于1990年的红壤肥力与肥料效益长期定位试验，选择3个严重酸化处理（NP、NPK、NPKS），以及酸化后施用石灰改良处理（NPL、NPKL、NPKSL），一方面，采集施用石灰4年后的田间剖面土样，研究石灰的长期效应对土壤剖面钾素变化的影响；另一方面，采集施用石灰4年后的原状土柱，进行室内模拟淋溶试验，研究酸化红壤施用石灰对钾素淋溶的当季效应。以期为酸化红壤改良过程中石灰的合理施用及减缓钾素淋溶损失提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 石灰的长期效应试验

长期定位试验位于中国农业科学院祁阳红壤实验站（111°52′E，26°45′N），始于1990年。该地区海拔150～170 m，地处中亚热带，年均气温18℃，≥10℃积温5 600℃，年均降水量约1 200 mm，年蒸发量1 470 mm，无霜期300 d，年日照时数1 610 h。供试土壤为第四纪红土母质发育的红壤，采用小麦-玉米一年两熟轮作制，无灌溉。

选取长期定位施肥试验6个处理：1）化肥氮磷配施（NP），2）化肥氮磷配施+常量石灰（NPL），3）化肥氮磷钾配施（NPK），4）化肥氮磷钾配施+常量石灰（NPKL），5）氮磷钾配合半量秸秆还田（NPKS），6）氮磷钾配合半量秸秆还田+常量石灰（NPKSL）。肥料用量为等氮量 N 300 kg·hm–2，磷、钾肥用量为 P2O5、K2O各 120 kg·hm–2，氮肥为尿素（含N 460 g·kg–1），磷肥为过磷酸钙（含 P2O5125 g·kg–1），钾肥为氯化钾（含 K2O 600 g·kg–1）。NP、NPK、NPKS处理经过 21a连续施肥，土壤酸化导致作物无法正常生长，于 2010 年开始进行施用石灰裂区处理（NPL、NPKL、NPKSL）。施用的生石灰为粉状物，粒径小于 0.5 mm，主要成分为氧化钙（CaO > 990 g·kg–1），施用量为2 550 kg·hm–2，撒施后表层10 cm土壤混匀。2010年之后每隔四年施一次生石灰，NPKS和NPKSL处理通过秸秆还田带入的钾素分别为29 kg·hm–2和64 kg·hm–2。

2014年玉米收获后，各处理采集0～10、10～20、20～30、30～40、40～50 cm共5个层次土壤样品，测定各层土壤速效钾、缓效钾含量和pH。本试验大田未施石灰裂区剖面土壤是连续24 a施肥的累积效应，施用石灰的裂区则是2010年施石灰4 a后的残效。各处理2010年施用石灰前和2014年的表层（0～20 cm）土壤速效钾、缓效钾含量及pH见表1。

1.2 石灰的短期效应-淋溶试验

淋溶试验于2014年8—10月在中国农业科学院祁阳红壤实验站实验室进行，2014年玉米收获后用内径为5 cm（面积0.002 m2）、长为60 cm的镀锌钢管取各处理（NP、NPL、NPK、NPKL、NPKS和NPKSL）0～50 cm原状土。各管原状土取回后，底端用尼龙纱布覆盖，柱子上端留10 cm作为灌水用，下端用塑料瓶收集淋出液。管内不种任何作物。为弥补上述大田试验仅有一个石灰用量和施用时间的局限性，NPL、NPKL和NPKSL原状土柱取回后在该石灰施用量（Lime 为2 550 kg·hm–2）的基础上增加两个石灰用量的副处理：减少50%（0.5 Lime为1 275 kg·hm–2）和增加50%（1.5 Lime为3 825 kg·hm–2）用量，即淋溶试验共3组（NPE、NPKE、NPKSE），每组设置4个石灰施用量处理（0 LE、0.5 LE、1 LE、1.5 LE），3次重复。淋溶试验各处理肥料总用量纯N 600 kg·hm–2和P2O5240 kg·hm–2，NPK和NPKS及其相应石灰施用量处理施用K2O 240 kg·hm–2，NP及其相应石灰施用量处理不施用钾肥。肥料与表土充分混匀，各石灰处理在淋溶前将石灰施入土柱表层0～15 cm。

按长期试验所在地多年平均降水量1 200 mm计算，直径5 cm管的年降水量约为2 400 mL。模拟3年的降水量（7 200 mm）对钾素淋溶的影响，每管用2 400 mL蒸馏水淋洗3轮。每轮将2400 mL分成10份，即每次240 mL，10次为1轮，每轮间隔20 d，再进行下一轮淋洗，记录每轮淋溶液体积。3轮淋溶结束后，采集土柱0～10、10～20、20～30、30～40、40～50 cm的样品，用于检测土壤速效钾、缓效钾含量和pH随土层深度的动态变化。浸提液中的K+用火焰光度法测定，土壤速效钾用1 mol·L–1NH4AC浸提，土壤缓效钾用1 mol·L–1HNO3浸提[13]。

表1 表层土壤速效钾、缓效钾含量及pH

注：AK代表速效钾；SAK代表缓效钾；NP代表氮磷；NPK代表氮磷钾；NPKS代表氮磷钾+半量秸秆还田；NPL代表氮磷+常量石灰；NPKL代表氮磷钾+常量石灰；NPKSL代表氮磷钾+半量秸秆还田+常量石灰；同列数据后不同字母代表处理间差异达显著水平（< 0.05），下同。Note：AK stands for readily available potassium；SAK for slowly available potassium；NP for application of chemical nitrogen and phosphorus fertilizer；NPL for application of NP plus liming；NPK for application of NPK；NPKL for application of NPK plus liming；NPKS for application of NPK half of the rate plus straw returning to make up the remaining half；and NPKSL for NPKS plus liming. Data in the same column followed by different letters mean significant difference between treatments at the< 0. 05 levels，respectively．The same below

1.3 数据统计与分析方法

钾素表观平衡/（kg·hm–2）=（化肥钾+秸秆归还钾）–作物地上部钾携出量

钾肥表观利用率/%=（施钾处理钾携出量–对照处理钾携出量）/钾肥投入量×100[14]

K+淋溶率/%=（施钾处理K+累积淋溶量–不施钾处理K+累积淋溶量）/施钾量×100[15]

经Excel 2007整理数据后，采用SPSS 12.5软件进行不同处理之间方差分析（ANOVA）和多重比较（采用邓肯（Duncan）新复极差法），采用Excel 2007和SigmaPlot 10.0作图。

2 结果

2.1 施用石灰4 a后土壤速效钾、缓效钾和pH剖面变化特征

如图1所示，速效钾含量在不施石灰处理0～50 cm土层中大小依次为：NPK、NPKS 和NP，随土层深度的增加速效钾含量显著降低（<0.05）；施用石灰4 a后0～30 cm速效钾大小依次为：NPKSL、NPKL和NPL。长期不施钾肥（NP和NPL）处理 0～50 cm土壤速效钾含量均显著低于施钾处理（<0.05）。

相比NPKS处理，NPKSL处理增加了土壤0～40 cm土壤速效钾含量，其中0～20 cm增幅最大，为13.76%～36.39%，说明秸秆还田增加的土壤速效钾主要积累在0～20 cm。与NPK处理相比，NPKL处理0～50 cm速效钾含量降低了17.24%～40.40%。

土壤缓效钾含量变化趋势与速效钾相同，不施用石灰处理0～20 cm大小依次为：NPK、NPKS和NP；施用石灰处理 0～10 cm大小依次为：NPKSL、NPKL和NPL（图2）。10～40 cm土层NPKSL较NPKS增加了9.46%～104.2%。相同施肥下，施用石灰后降低了0～10 cm土层NP和NPK处理缓效钾含量，分别降低了19.26%和23.31%。

施用石灰提高了土壤pH。与NPKS相比，NPKSL处理0～50 cm土壤pH提高0.43～1.24；0～10 cm和10～20 cm 土壤pH，NPKL较NPK分别提高了0.23和0.45，NPL较NP分别提高了0.5和0.85，差异显著（<0.05）。各处理20～50 cm土壤pH随着土层深度增加而上升（图3）。

2.2 石灰短期效应对淋溶剖面土壤钾素含量和pH的影响

经过3轮淋溶后，施用石灰降低了各处理0～50 cm土壤速效钾含量，随土层深度增加速效钾含量呈下降趋势（图4）。与未施石灰处理相比，NPKSE、NPKE和NPE（为区别石灰Lime，L；这里淋溶下标使用Eluviation，E）处理施用不同量石灰后，0～10 cm土壤速效钾含量分别降低了9.95%～19.73%、26.08%～36.27%和48.47%～52.81%，不同石灰施用量间无显著差异。

注：误差线为标准误差，下同。Note：The error line stands for standard deviation，the same below

图2 不同石灰用量下各施肥处理田间土壤剖面缓效钾变化

图3 不同石灰用量下各施肥处理田间土壤剖面pH变化

注：下标E代表淋溶，L代表石灰，0.5 L、L和1.5 L是指石灰施用量分别为1 275 kg·hm–2、2550 kg·hm–2和3 825 kg·hm–2，下同。Note：The subscript E stands for leaching，L stands for lime. 0.5 L，L，and 1.5 L refer to lime application rates of 1 275 kg·hm–2，2 550 kg·hm–2，and 3 825 kg·hm–2. The same below

经过3轮淋溶后，施用石灰增加了各处理0～10 cm土壤缓效钾含量（图5），NPKS处理0～50 cm土壤中增幅为2.11%～100.0%。与不施用石灰处理相比，NPK+0.5LE和NP+0.5LE处理0～10 cm土壤缓效钾含量分别增加39.16%和46.60 %。

3轮淋溶后，各处理pH在0～50 cm土层呈S形变化，随石灰施用量的增加呈上升趋势（图6）。与不施石灰的NPKSE、NPKE和NPE处理相比，相应施肥处理在增施石灰后显著提高了0～10 cm土壤pH（<0.05），分别提高了1.00～2.00、1.36～1.80和1.37～2.01个单位，随着土层深度的增加，处理间的差异逐渐缩小，受石灰的影响变小。说明石灰的施用对表层（0～10 cm）以下土壤pH的影响有限。

2.3 石灰短期效应对K+淋溶的影响

由表2可知，各处理淋溶液中的K+浓度随着淋溶次数的增加而降低，不同施肥处理相同石灰施用量下平均K+淋溶量均表现为：NPKSE> NPKE> NPE，且随土壤中速效钾含量的增加而增加。

施用石灰能降低K+的淋溶。与不施石灰相比，施用石灰后NPKE施肥处理平均K+淋溶量和累积K+含量减少了43.16%～57.70%，其中0.5 LE效果最好，LE次之；NPKS施肥处理以LE和1.5 LE降低效果显著（<0.05）；NP+LE处理均小于NPE处理。

土壤累积K+淋溶量在不同施肥处理相同石灰施用量下大小依次为：NPKSE、NPKE和NPE，与NPE相比，NPKSE和NPKE处理分别增加了487.5%～1 270%和720.5%～1 456%，NPKSE较NPKE增加了12.28%～117.4%。NP处理由于无钾素投入，淋溶液中累积K+含量显著低于其他处理（<0.05），石灰施用量对NPE处理的累积淋溶K+量无显著影响。

不同处理K+淋溶率由大到小依次为NPKSE、NPKS+0.5 LE、NPKS+ LE和NPKS+1.5 LE，与NPKSE处理相比，施用石灰处理K+淋溶率降低了19.26%～45.42%；NPKE淋溶率最高，NPK+LE和NPK+1.5 LE次之，NPK+0.5 LE最低，其中NPK+0.5 LE较其他处理显著降低K+淋溶率（<0.05）。

试验土柱中钾的来源主要包括土壤自身残留和施入的钾。假设施肥处理淋溶液中来自土壤自身残留的K+含量等于NPE处理的K+淋失量，那么施肥处理中来自外源钾（肥料、秸秆还田）的K+淋失量可由其与NPE处理的差值来估算。在本试验条件下，NPKSE、NPKS+ LE、NPKS+0.5 LE和NPKS+1.5 LE处理通过外源钾产生的K+累积淋失量分别为195.8、106.9、158.1和113.7 kg·hm–2，分别占外源钾施用的98.33%、53.67 %、79.39 %和57.09%；NPKE、NPK+LE、NPK+0.5 LE和NPK+1.5 LE处理分别为172.9、76.93、65.47和90.23 kg·hm–2，分别占外源钾施用量的86.82%、38.63%、32.88%和45.31%。可见施用石灰减少了外源钾的淋失率。

图5 不同石灰用量下各施肥处理淋溶后土壤剖面缓效钾变化

图6 不同石灰用量下各施肥处理淋溶后土壤剖面pH变化

相关分析表明，各施肥处理K+平均淋溶量、累积淋溶量和淋溶损失率均随着当季石灰用量的增加呈下降趋势，NPKSE处理的K+平均淋溶量和K+淋溶率与石灰用量呈显著和极显著相关，相关系数分别达0.796和0.855。石灰施用量每增加1 000kg·hm–2，K+平均淋溶量降低7.9 kg·hm–2，K+淋溶损失率降低11.7%。

当季施用石灰和不同施肥措施均是影响K+平均淋溶量和K+累积淋溶量的主效应（表3），当季施用石灰对K+淋溶率有显著影响（<0.05），但当季施用石灰和不同施肥的交互作用对K+平均淋溶量和K+累积淋溶量无显著影响。

表2 不同石灰施用量及施肥处理对淋溶液中K+含量的影响

表3 不同石灰添加量和田间处理对K+平均淋溶量、K+累积淋溶量和K+淋溶率影响的方差分析

注：L：添加生石灰；T：田间不同施肥处理；*：差异显著（<0.05）；**：差异极显著（<0.01）。Note：L：Liming；T：Fertilization treatment in the field；*：Significant difference（<0.05）；**：Extremely significant difference（<0.01）

3 讨 论

3.1 酸性红壤K+淋溶量随土壤钾库容量的增大而增加

本研究结果表明，当季相同石灰施用量下K+平均淋溶量、累积淋溶量和淋溶率均表现为：NPKSE> NPKE> NPE（表2）。可能是由于秸秆还田能明显提高土壤速效钾含量[16]，田间土壤速效钾含量愈大，淋溶风险愈大[3]，从而增加了K+淋溶量。本研究中长期秸秆还田NPKS和NPKSL表现出钾盈余，盈余量分别为63和6 kg·hm–2，可能是因为NPKS和NPKSL处理钾的投入较多，使钾输入超过了钾的输出。NPK处理表现出钾盈余，盈余量为34 kg·hm–2，NPKL处理表现出K亏缺，其亏缺量为55 kg·hm–2，主要是因为NPKL处理的产量相对较高，通过作物收获带走了更多的钾[14]。施用石灰4 a后，NPKSL较NPKS处理田间钾盈余量减少，石灰短期效应表现为K+淋溶量和淋溶率增加。

Houle等[9]通过连续施用石灰 10 a后发现土壤pH、阳离子交换量、盐基饱和度随着石灰用量的增加而增加，0～20 cm 土层土壤的交换性钾含量降低。张龙辉等[17]也得出随着土壤酸度的降低，降低了土壤速效钾的有效性。主要原因是石灰提高了土壤交换性钙含量，造成土壤溶液中 K+/Ca2+比例失调，增加钾的固定，导致土壤速效钾含量降低[18]。张效朴和郑根宝[19]研究发现，连续施用石灰的初期，由于Ca2+对土壤吸附位的亲和力较K+强，会增加土壤溶液中K+的活度。文星[20]通过土培试验，发现施用生石灰后，土壤交换性钾和交换性钙镁显著提高，这与本研究结果相似。石灰施用初期可显著提高土壤 pH[21]，后期随着土壤黏粒中潜性酸释放和土壤缓冲性能作用，其修复效果会随着时间变化逐渐减弱[22]。但是吕波等[23]通过土培盆栽试验得出，施用生石灰降低土壤速效钾含量。这与本研究结果有差异，其主要原因可能与石灰施用量以及是否种植作物等有关[24]。且K+作为可溶性养分，其移动和淋失与土壤水分状况密切相关[25]。本研究中淋溶实验设计与实际降水强度及间隔不同，这可能会影响K+的淋溶。

林清火[24]研究砖红壤中钾的淋溶特征得出渗漏液中K+浓度随着施肥量的增加而增加，二者成正相关，可能是因为增施钾肥使钾素的吸附平衡常数和缓冲容量降低。且施钾肥能有效补充作物带走的钾素，K+的吸附位点相对稳定，多余的 K+进入土壤溶液也不能被土壤胶体有效地吸附[25]。这与本研究结果相似，长期氮磷钾肥配施结合秸秆还田（NPKS）K+淋溶较高，而长期施用氮磷化肥，造成钾素亏缺，部分吸钾位点被其他阳离子占据，当一定量的 K+进入土壤溶液中时就通过交换被土壤胶体有效吸附且相对较牢固[26]。

3.2 酸性红壤K+淋溶量随石灰的施用而降低

土壤酸化往往伴随着钾素的缺乏，主要是由于H+和 Al3+占据钾素交换位点，易引起钾素的淋失[27]。酸化红壤上施石灰提高pH，改变土壤表面电荷吸附作用而影响钾素的淋失。朱宏斌等[28]在酸性红黄壤上施石灰，土壤pH提高了2个单位。本试验施用石灰4 a后和当季施用分别提高0～20 cm（图3）和0～10 cm（图6）土壤pH，其中当季施用提高幅度为1.00～2.01个单位（图6），土壤pH提高随石灰施用量增加呈增加趋势。

赵其国[29]得出K+的吸附量随土壤pH降低而减少，pH降低使钾不易进入复合体而大部分存留于土壤溶液中，使得钾易淋失。董艳红等[3]通过对14种土壤K+淋溶特征研究表明，钾肥表观淋出率均与土壤 pH 呈显著负相关关系，即土壤 pH 越小，酸性越强，K+淋溶量越大。这与本试验研究结果一致，石灰当季效应减少了NPKSE和NPKE处理的淋溶K+量和累积K+淋溶量，与不施用石灰相比，二者分别减少了18.09%～45.47 %和43.16 %～57.70 %（表3）。可能是因为施用石灰通过中和土壤中Al3+和H+，提高土壤 pH，提供更多Ca2+、Mg2+等阳离子交换位点[30]。本长期定位试验2014年研究结果表明，与不施用石灰相比，施石灰后土壤pH提高0.5～1.0个单位，根际与非根际土壤交换性铝平均降低3.9 cmol·kg–1，土壤交换性钙镁平均增加 2.8 cmol·kg–1[1]。曾廷廷等[31]也得出相似结论。

施用石灰增加了土壤对钾的吸附[8]。在钾肥的基础上增施石灰，钾的吸附平衡常数和最大缓冲容量均降低，钾的最大吸附量均增大，促进土壤对钾的固持，提高钾的有效性[1]。本研究中与不施石灰相比，施用石灰4 a后，NPK和NP处理20～50 cm速效钾含量降低（图1），土壤钾素向剖面下层的迁移减少，NPKS和NPK处理20～40 cm缓效钾含量增加（图2），剖面下层土壤钾的吸附增加。当季施用石灰淋溶后，各处理0～50 cm土壤速效钾含量降低，缓效钾含量增加（图4～图5）。这可能是因为土壤中钾素处于一定的动态平衡，当速效钾含量降低时会诱导缓效钾的释放[32]，从而减少K+在剖面运移量。

本研究结果表明，当季施用石灰显著影响K+平均淋溶量和累积淋溶量（<0.05），施肥处理对二者有极显著影响（<0.01）（表4）。这与林清火[24]研究结果相似。土壤中钾素盈余较高（63 kg·hm-2）时，石灰施用量每增加1 000 kg·hm–2，K+平均淋溶量降低7.9 kg·hm–2，K+累积淋溶量降低23.8 kg·hm–2，K+淋溶损失率降低11.7%。酸化土壤施石灰后，存在大量的钙、镁陪补离子，交换性铝含量降低，消除了铝的毒性，增加了对K+的吸附，pH增加则吸附量也随之提高。但施用石灰过多，容易造成土壤溶液中Ca2+和 K+比例失调，抑制钾吸收[11]。

4 结 论

长期钾肥施用和秸秆还田，与不施用钾肥相比，能够提高酸化红壤0～20 cm土层速效钾和缓效钾含量。当季施用石灰可显著降低K+平均淋溶量、累积淋溶量和淋溶损失率，且石灰施用量在1 275～2 550 kg·hm–2对钾素淋溶损失的降低效果更好。钾肥配施秸秆还田下，土壤中钾素有盈余，石灰施用量每增加1 000 kg·hm–2，钾淋溶损失率降低11.7%。因此，合理的石灰用量能够有效降低酸化红壤钾素淋溶损失风险。

［1］ Han T F. Characteristics and mechanisms of potassium transformation in rhizosphere soil of red earth with acidfication after lime application. Beijing：Chinese Academy of Agricultural Sciences，2017. [韩天富. 酸化红壤施石灰后根际土壤钾素转化特征与机制. 北京：中国农业科学院，2017.]

［2］ The National Agro-tech Extension and Service Center（NATESC），Institute of Agricultural Resources and Regional Planning，Chinese Academy of Agricultural Sciences. Research of the evolution of arable land quality-summary of national arable land soil monitoring. Beijing：China Agricultural Science and Technology Press，2008. [全国农业技术推广服务中心，中国农科院农业资源与区划所. 耕地质量演变趋势研究—国家级耕地土壤监测数据整编. 北京：中国农业科学技术出版社，2008.]

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Response of Acidifing Red Soil to Liming in Potassium Leaching in South China

ZHOU Linghong1, 2, HUANG Jing1, 2†, WANG Boren1, 2, LI Dongchu1, 2, LIU Kailou1, 3, HAN Tianfu1, ZHANG Huimin1, 2††

(1. Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, National Engineering Laboratory for Improving Quality of Arable Land, Beijing 100081, China; 2. Qiyang National Agro-Ecosystem Observation and Research Station, Qiyang, Hunan 426182, China; 3. National Engineering and Technology Research Center for Red Soil Improvement, Jiangxi Institute of Red Soil, Jinxian, Jiangxi 331717, China)

To investigate long- and short-term effect of liming on soil potassium (K) in acidifying red soil, a long-term fertilization field experiment on soil fertility and fertilization effect in red soil was initiated in 1990.The long-term field experiment was designe to have treatments, i.e. application of chemical nitrogen and phosphorus fertilizer (NP), application of NP fertilizer plus liming (NPL), application of NPK (NPK), application of NPK plus liming (NPKL), application of NPK half of the designed rate and straw returning to make up the remaining half (NPKS), and application of NPKS plus liming( NPKSL), and four levels of liming (0 Lime, 0.5 Lime, 1Lime and 1.5 Lime). Soil samples were collected from the treatments and packed into cylinders separately for indoor soil column leaching experiment. Potassium ion (K+) in leachate and readily available potassium (AK), slow available potassium (SAK) and pH in the 0～50 cm soil layer were monitored throughout the leaching experiment.Four years later after the initiation of the experiment, it was found that liming increased the content of SAK in the soil surface (0～10 cm) and subsurface layer (0～40 cm), by 2.06%～36.39% in Treatment NPKSL, and the content of AK in the 0～10 cm soil layer and the content of SAK in the 10～20cm and 40~50cm soil layers in Treatment NPL by 27.26% and 28.51%, 22.55%, respectively. In terms of K+accumulation in leachate, the limed treatments displayed an order of NPKSLE> NPKLE> NPLE, when liming was kept at the same level. Liming reduced K+accumulation in leachate in Treatments NPKSLEand NPKLEby 18.10%～57.70% and hence K+leaching rates, too. Liming increased soil pH in the surface soil layer. In the soil with K surplus, liming reduced K+leaching rate by 11.7% for each 1 000 kg·hm–2of lime applied. Apparently liming and fertilization are the main factors that significantly affect the mean leaching rate of K+and K+accumulation in leachate.Obviously liming for a short or a long period of time can always increase soil pH in the surface soil layer, and retard vertical migration of AK in the profile, thus increasing the content of SAK in the lower soil layers. The amount of soil leaching K+, cumulative K+leaching and K+leaching rate all increase with rising AK content in the soil and with declining liming rate. Liming rationally can effectively reduce the risk of K leaching loss in acidifying red soil.

Long-term fertilization; Acidifying red soil; Potassium; Lime; Long term effect; Short term effect

S153

A

10.11766/trxb201903130071

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* 国家自然科学基金项目（41671301）和中央级公益性科研院所基本科研业务费专项（161032019035，161032020021）资助Supported by the National Natural Science Foundation of China（No. 41671301）and the Fundamental Research Funds for Central Non-profit Scientific Institution（Nos.161032019035 and 161032020021）

，E-mail：zhanghuimin@caas.cn，huangjing@caas.cn

周玲红（1991—），女，湖南郴州人，硕士，主要研究方向作物栽培学与耕作学。E-mail：271905246@qq.com.

2019–03–13；

2019–11–06；

优先数字出版日期（www.cnki.net）：2019–12–06

（责任编辑：陈荣府）