锌是生命必需的微量元素，对动植物和人类的正常发育和生长必不可少^[1]。锌缺乏影响全球 17% 的人口，19% 的亚洲人面临锌摄入量不足的风险^[2]。大米中的锌含量非常低^[3]，与人类健康的目标范围（40～50 mg/kg） 显然存在很大差距^[4]。增加大米中的锌含量被认为是提高以大米为主食的人群锌摄入量的理想策略^[5]。土壤中锌的有效性不仅与其总量有关，还取决于土壤理化性质^[6]。石灰性土壤中锌的有效性在一定程度上受到限制。集中分布在洞庭湖西北部的常德、岳阳和益阳 3 个地区的紫潮泥发育于石灰性湖积物上，湖南省共有 16.394 万 hm²，占水稻土土类的 5.9%，属于典型的石灰性水稻土，有效锌较缺乏^[7]。

绿肥是最清洁的高效有机肥源之一，紫云英作为中国稻区最主要的冬季绿肥作物，对于耕地质量提升、化肥减施和农田生态环境的改善具有积极作用^[8-9]。研究表明，种植绿肥作物可以活化土壤锌，提高作物锌含量^[10]。Singh 等^[11]发现，种植绿肥可提高土壤和水稻锌含量，且二者之间呈显著正相关。Grüter 等^[12]指出，土壤有效锌和小麦籽粒锌含量因豆科绿肥的生物固氮而得到提高。杨海滨等^[13]研究发现，间作绿肥不仅提高了土壤速效养分含量，也增加了土壤有效锌含量。不同绿肥作物（红三叶草、向日葵、红花、高粱）翻压到石灰性低锌土壤中，提高了土壤锌的有效性，溶解性有机碳和氨基酸聚集在根际，并促进了籽粒锌在后作小麦中的积累。当施用非豆科绿肥时，谷物锌的增加只会以产量下降为代价^[12]。将绿肥翻入土壤提高了二乙三胺五乙酸锌（DTPA-Zn）的有效性，是因为绿肥作物对底土锌的吸收利用^[14]。春油菜绿肥翻压也显著提高了土壤有效锌含量^[15]。豆科绿肥轮作还能够使土壤锌活化，提高后茬作物锌含量^[10]。

迄今，针对紫云英作绿肥对土壤锌形态转化及有效性影响的系统研究相对较少，尤其是翻压紫云英对紫潮泥锌形态变化的研究更少。为了解紫云英绿肥对水稻锌的影响，需要考虑紫云英绿肥对土壤中可利用性锌的影响，这可能是通过改变土壤 pH 值而间接影响锌的有效性，以及紫云英绿肥通过分解过程释放锌，为作物提供锌营养的作用。为此，本研究通过紫云英还田的室内模拟试验，为揭示紫云英腐解本身所含锌的释放以及对紫潮泥原有锌形态的影响提供理论依据。本研究针对湖南省洞庭湖西北部石灰性水稻土，以南县的水稻土紫潮泥为研究对象，通过连续 90 d 淹水培养，探究紫云英翻压还田后对紫潮泥各形态锌转化过程及有效性的影响，并对紫云英自身锌含量和土壤锌形态之间的关系进行分析，从而揭示紫云英翻压还田对紫潮泥中锌形态转化的驱动作用及其机理。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供试土壤为湖南省具有代表性的石灰性水稻土紫潮泥（潴育性水稻土）。培养试验土壤采集于湖南省益阳市南县南州镇荷花村国家级耕地质量监测点（112°35′5″E，29°3′30″N）附近的水稻田 （112°20′17″E，29°20′11″N），供试土壤的主要理化性质和养分状况见表1。

1.2 供试作物

供试绿肥品种为湘紫一号。紫云英干样氮含量 2.86%，磷含量 0.37%，钾含量 2.28%，锌含量 75.40 mg/kg，紫云英水分含量为 91.03%。

注：DTPA-Zn 为二乙三胺五乙酸锌。

1.3 试验设计

采集新鲜紫云英，粉碎后分别加入已装有 2.0 kg 风干土（过 1 mm 筛）的培养盆（上直径 16.8 cm、下直径 13.0 cm、高 17.0 cm 的塑料桶），共设置不翻压紫云英对照（CK）和 4 个不同紫云英翻压量（T1，12.50 g；T2，18.75 g；T3，25.00 g；T4，31.25 g；分别相当于 1.50、2.25、3.00 和 3.75 t/hm² 的紫云英翻压量^[16]，带入锌量分别为 0.042、0.063、0.085 和 0.106 mg/kg，紫潮泥容重按 1.2 g/cm³，土层按 20 cm 计算）处理，共 5 个处理，每个处理 3 个重复。将粉碎后的新鲜紫云英与土壤混匀淹水后置于恒温 （20℃）培养箱中黑暗培养 90 d，每盆加蒸馏水以没过土壤 1 cm 为标准。

1.4 样品采集及分析

装盆淹水后第 1、7、30、60、90 d 采集土壤样品（共取样 5 次，分别为 2020 年 4 月 1 日、4 月 7 日、4 月 30 日、5 月 30 日、6 月 29 日），风干后测定分析土壤 pH 值、交换态锌、碳酸盐结合态锌、松结有机态锌、紧结有机态锌、氧化锰结合态锌、矿物残渣态锌以及 DTPA-Zn 含量。

1.5 分析测定方法

土壤 pH 值：水浸提，电位法；

DTPA-Zn：称取 15 g 过 1 mm 筛土壤，加入 30 mL DTPA 溶液，25℃浸提 2 h，过滤后滤液用原子吸收分光光度法测定；

全锌（T-Zn）：称取 0.15 g 过 0.149 mm 筛土壤，加入混酸 HCl-HNO₃-HClO₄-HF 电热板加热消解，原子吸收法测定。参考鲍士旦^[17]的方法。

土壤锌形态分级方法参考 Tisser 连续浸提法进行：试验操作温度为 25℃，液土比为 10∶1^[18-19]：

交换态锌（Ex-Zn）：称取 2 g1 mm 土壤，1 mol/L Mg（NO₃）₂（pH 值 7.0）振荡 2 h；

松结有机态锌（Wbo-Zn）：0.1 mol/L Na₄P₂O₇ （pH 值 9.5）振荡 2 h；4000 r/min 离心 10min，取清液；

碳酸盐结合态锌（Carb-Zn）：0.1 mol/L NaOAcHOAc（pH 值 5.0）振荡 5 h；4000 r/min 离心 10 min，取清液；

氧化锰结合态锌（OxMn-Zn）：0.1mol/LNH₂OH·HCl （pH 值 7.0） 振荡 0.5 h；4000 r/min 离心 10 min，取清液；

紧结有机态锌（Sbo-Zn）：A 为 30% H₂O₂（pH 值 2.0）；B 为 1 mol/L Mg（NO₃）₂（pH 值 7.0），用 A 溶液 85°水浴近干，重复 1 次，用 B 溶液 25°浸提 2 h。 4000 r/min 离心 10 min，取清液；各形态锌分级提取清液后用原子吸收分光光度法测定；

矿物残渣态锌（Min-Zn）：矿物残渣态锌 = 全锌-交换态锌-松结有机态锌-碳酸盐结合态锌-氧化锰结合态锌-紧结有机态锌。

1.6 计算方法

将各处理带入土壤的外源锌转化为土壤有效锌（DTPA-Zn）的比率作为转化比率（CR），计算公式为：CR（%）=（C_t － C_CK）/C_Z×100，其中： C_t 和 C_CK 分别为处理和对照土壤 DTPA-Zn 含量 （mg/kg），C_Z 为添加紫云英带入锌量（mg/kg）。采用土壤 Zn 转移因子（M_F）和分配指数（D_I）来评价紫潮泥各形态锌之间的相互转化^[20]，M_F 增大，表明紫潮泥土壤 Zn 向有效态组分发生了转化，反之，则向无效态组分转化。当 D_I 超过 90% 时，表明紫潮泥土壤 Zn 主要分配在 Min-Zn 组分中；D_I 数值升高，表明紫潮泥土壤 Zn 向无效态组分发生了转化，反之，则向有效态组分转化。计算公式： M_F （%）=（F₁+F₂）/（T-Zn）×100 和 D₁（%）=（I ² F₁+ 2² F₂+3² F₃+4² F₄+5² F₅+6² F₆）/（6² T-Zn）×100，其中 F₁、F₂、F₃、F₄、F₅ 和 F₆ 分别代表紫潮泥 Ex-Zn、 Wbo-Zn、Carb-Zn、OxMn-Zn、Sbo-Zn 和 Min-Zn 含量（mg/kg），1～6 的平方代表相应各组分的权重。

1.7 数据处理

用 Excel 2016 进行数据整理、计算与绘图，通过 SPSS 20.0 进行统计分析。

2 结果与分析

2.1 添加紫云英对紫潮泥 DTPA-Zn 含量的影响

由图1 可知，试验期间紫潮泥 DTPA-Zn 含量最低为 0.27 mg/kg，最高为 0.47 mg/kg，T2 处理变化最小，T1 处理变化最大。5 次取样各处理 DTPA-Zn 含量均低于初始值（0.68 mg/kg）。淹水降低了紫潮泥 DTPA-Zn 含量。从培养后第 1 d 到培养后第 90 d，各处理 DTPA-Zn 含量有升有降，以各处理 DTPA-Zn 含量平均值来看，培养后第 1 d 最高，培养后第 60 d 最低，前 4 次取样呈逐渐降低的趋势，培养后第 90 d 有所回升。相对 CK 处理，培养后第 1 d的4个添加紫云英处理、培养后第 60 d 的 T1、T2 和 T3 处理、培养后第 90 d 的 T2 和 T3 处理均提高了紫潮泥 DTPA-Zn 含量，其他处理降低了紫潮泥 DTPA-Zn 含量。培养后第 1 d，T1>T2>T3>T4=CK，T2 和 T3 处理间差异不显著； 培养后第 7 d，CK>T2>T1>T4>T3， T1、T4 和 T3 处理间差异不显著，其他处理间差异显著； 培养后第 30 d，CK>T3>T2>T4>T1，T2 和 T4 处理间差异不显著，其他处理间差异显著； 培养后第 60 d，T2>T1>T3>CK>T4，T2、T1 和 T3 处理间差异不显著，其他处理间差异显著； 到培养试验结束，T3>T2>CK>T1>T4，各处理间差异均显著。相对于 CK 处理，T3 和 T2 处理分别增加了 11.3% 和 5.7%，T4 和 T1 处理分别减少了 31.9% 和 22.1%。添加 3.00 和 2.25 t/ hm² 紫云英增加了紫潮泥 DTPA-Zn 含量，紫云英添加量增加或减少则降低了紫潮泥 DTPA-Zn 含量。

注：柱上不同小写字母表示处理间差异显著（P<0.05）。下同。

2.2 添加紫云英对紫潮泥各形态锌含量的影响

由表2 可知，淹水培养提高了紫潮泥不同取样时期的 Ex-Zn、Wbo-Zn、Carb-Zn 和 Sbo-Zn 含量，到试验结束也提高了 OxMn-Zn 含量（培养后第 1 d 的 T4 处理、培养后第 7 d 的 CK 处理、培养后第 60 d 的 T1 处理除外）。Ex-Zn 含量增加幅度最大，最低值 0.54 是培养后第 60 d 的 T4 处理，是初始值的 18.62 倍。淹水降低了紫潮泥不同取样时期的 Min-Zn 含量（培养后第 1 d 的 CK 和 T1 处理、培养后第 90 d 的 CK 处理除外）。

注：同列不同大、小写字母分别表示同一时间各处理间在 P<0.01、P<0.05 上差异显著。下同。

淹水培养下，添加不同量的紫云英均不同程度地影响了土壤各形态锌含量，且不同取样时期影响的程度也不一样。到试验结束，添加 3.00 和 1.5 t/hm² 紫云英增加了紫潮泥 Ex-Zn 含量，添加 3.75 和 2.25 t/hm² 紫云英则降低了紫潮泥 Ex-Zn 含量。添加紫云英均显著增加了紫潮泥 Wbo-Zn 含量； 相对于 CK 处理，T1、T2、T3 和 T4 处理分别增加了 11.1%、16.1%、5.5% 和 10.3%。添加 2.25 t/hm² 紫云英增加了紫潮泥 Carb-Zn 含量，添加 1.5、3.00 和 3.75 t/hm² 紫云英则降低了紫潮泥 Carb-Zn 含量。添加 3.00 t/hm² 紫云英增加了紫潮泥 OxMn-Zn 含量，添加 1.5、2.25 和 3.75 t/hm² 紫云英则降低了紫潮泥 OxMn-Zn 含量。所有添加紫云英处理均增加了紫潮泥 Sbo-Zn 含量；相对于 CK 处理，T1、T2、T3 和 T4 处理分别增加了 0.3%、2.2%、5.3% 和 3.6%。所有添加紫云英处理均显著降低了紫潮泥 Min-Zn 含量；相对于 CK 处理，T1、T2、T3 和 T4 处理分别降低了 6.1%、 11.1%、10.2% 和 5.1%。

2.3 添加紫云英对紫潮泥 Zn 转化比率的影响

由表3 可知，紫潮泥中 Zn 的转化比率在-350.3%～89.9%，只有培养后第 1 d 各处理紫潮泥 Zn 的转化比率 >0，且紫潮泥 Zn 的转化比率随紫云英添加量的增加而下降，T4 处理紫潮泥 Zn 的转化比率最低，为 0。各处理在整个研究期间的紫潮泥 Zn 平均转化比率 T1 处理最低，T2 处理最高。此外，各处理 Zn 转化比率对培养时间的响应也存在较大差异（表3），各处理紫潮泥 Zn 转化比率随着培养时间呈波动变化，T1 处理中紫潮泥 Zn 转化比率随时间变化最大，T4 处理中紫潮泥 Zn 转化比率随时间变化最小。

2.4 添加紫云英对紫潮泥 Zn 转移因子（M_F）和分配指数（D_I）的影响

由图2 可知，紫潮泥 Zn 转移因子（M_F） 在 1.02%～2.06%，而分配指数（D_I）却在 95.62%～97.41%，随时间推移，紫潮泥 M_F 的变化比 D_I 明显。对于 5 次取样的 M_F，各处理之间均存在差异，培养后第 90 d，4 个添加紫云英处理均显著高于 CK 处理，表现为 T2>T3>T1>T4>CK。到试验结束，添加紫云英处理均提高了 M_F。D_I 只有培养后第 60 d 处理间存在显著差异，其他 4 次取样，各处理间差异均不显著。到试验结束，相对于 CK 处理，添加紫云英处理均降低了 D_I，表现为 T2<T3<T1<T4<CK。

2.5 添加紫云英对紫潮泥 pH 值的影响

由图3 可知，紫潮泥 pH 值在 7.13～8.34，培养后第 30 d 各处理间差异最大。淹水到试验结束降低了紫潮泥 pH 值。相对于 CK 处理，添加紫云英处理到试验结束对紫潮泥 pH 值略有提高。

2.6 紫潮泥 Zn 有效性和形态转化与 pH 值及各形态 Zn 组分的相关关系

添加不同量的紫云英，紫潮泥 Zn 有效性和形态转化与 pH 值及各形态 Zn 组分的关系不同。从各处理的结果（表4）来看，DTPA-Zn 与 2Zn 含量呈极显著正相关关系，与 Ex-Zn、Wbo-Zn、 3Zn、4Zn 和 5Zn 含量均呈显著正相关关系。M_F 与 Ex-Zn、Wbo-Zn、2Zn、3Zn、4Zn 和 5Zn 含量呈极显著正相关关系，与 DTPA-Zn、Carb-Zn 含量呈显著正相关关系，与 Min-Zn 含量呈显著负相关关系。D_I 与 DTPA-Zn 含量呈负相关关系，与 Ex-Zn、Wbo-Zn、Carb-Zn、2Zn、3Zn、 4Zn 和 5Zn 含量呈极显著负相关关系，与 Min-Zn 含量呈极显著正相关关系。M_F 与 D_I 呈极显著负相关关系。

注：* 表示 P<0.05，** 表示 P<0.01；2Zn=Ex-Zn+Wbo-Zn，3Zn=Ex-Zn+Wbo-Zn+Carb-Zn，4Zn=Ex-Zn+Wbo-Zn+Carb-Zn+OxMn-Zn，5Zn=Ex-Zn+ Wbo-Zn+Carb-Zn+OxMn-Zn+Sbo-Zn。

3 讨论

土壤锌以不同形态存在，通过各种物理和化学反应影响其形态转化，并决定了土壤锌的移动规律及生物有效性^[21]。Jalali 等^[22]认为，交换态锌和有机结合态锌极易被植物吸收，属高活性有效锌； 碳酸盐结合态锌在一定条件下可通过转化被植物吸收，属潜在有效锌，氧化物结合态和残渣态则极难被植物吸收，属无效锌。已有研究^[23]表明，施入新鲜有机物能改变土壤理化性质和金属螯合能力进而影响土壤锌形态的转化，添加有机物后产生富含官能团的可溶性有机质，这些活性组分具有螯合能力，难溶性锌被络合成可溶性有机锌复合物，提高土壤锌的有效性及移动性。魏孝荣等^[24]发现，通过种植作物，土壤有机质在植物残体和作物根系的分解时得到积累，土壤锌与有机质的结合速度加快，提高了土壤有机结合态锌含量，同时土壤锌从矿物残渣态向其他形态转化，降低了残渣态锌含量。本试验研究表明，添加紫云英促进了紫潮泥中难以被植物吸收利用的矿物残渣态锌和氧化锰结合态锌、潜在有效的碳酸盐结合态锌向易被植物吸收利用的松结有机态锌和交换态锌转化，从而提高紫潮泥锌的生物有效性。其原因可能是紫云英在腐解过程中产生的小分子有机酸或活性有机物能抑制土壤对锌的吸附固定，加快促进植物较难吸收利用的氧化物结合态向较易吸收利用的交换态、有机结合态转化，增强了土壤锌的有效性^[25]。

贝凯月等^[15]研究发现，土壤 pH 值和添加的有机物料的含锌量是影响各形态锌含量的重要因素。pH 值的降低通过提高微溶性锌库的溶解度来增加土壤溶液中的游离锌。pH 值降低 0.1～0.2 可能会导致锌的溶解度及其对植物有效性发生重大变化^[26]。大量研究^[27-28]表明，锌的有效性随土壤 pH 值的降低而升高，难溶锌在弱酸条件下较易溶解。土壤有机质经过络合或氧化还原等反应对土壤还原性物质总量产生影响，在土壤有机质含量较高时，有机物料还田后就会有更多土壤锌向交换态和有机结合态转化。本试验研究发现，淹水后，到试验结束，不论是否添加紫云英均降低了紫潮泥 pH 值和 DTPA-Zn 含量，均提高了紫潮泥交换态锌、松结有机态锌、碳酸盐结合态锌、氧化锰结合态锌和紧结有机态锌含量；添加紫云英会降低紫潮泥矿物残渣态锌含量。这是因为有机物料的分解在土壤水分刺激下使内源锌的释放加速，活化了土壤难溶性锌，从而使土壤锌的有效性和转化因子增加。可见，影响土壤各形态锌的含量和转化过程的因素很多，添加紫云英通过自身腐解特点以及土壤性质等方面促使土壤锌向活性较强的形态转化，提高锌的有效性。

本研究也表明，淹水后到试验结束，相对不添加紫云英处理，添加紫云英处理对紫潮泥 pH 值略有提高，但差异不显著（绝对值 <0.1，在 0.00～0.07）。谢杰等^[8]研究也表明，长年种植和翻压紫云英能使土壤的酸化过程得到减缓，可能是因为紫云英翻压还田增加了土壤有机质，有机质释放的碱性物质会消耗土壤质子，紫云英固氮过程中分泌有机酸对土壤的酸化被部分抵消，从而减缓土壤酸化。但也有不一样的研究结果，刘慧等^[29]研究发现，油菜绿肥翻压能降低盐碱地土壤 pH 值（ 初始 pH 值为 10.26，旱地）。这可能与土壤种类、绿肥种类、种植方式、土壤水分含量等不同有关。土壤 pH 值是影响锌有效性的主要因素。有研究^[30] 表明，土壤 pH 值 >7 或 <5.5 会使锌的溶解度降低，土壤 pH 值在 5.5～7 范围内每降低一个单位，锌的溶解度就增加 100 倍^[31]。本研究 5 次取样各处理紫潮泥 pH 值在 7.13～8.34，培养后第 90 d 各处理紫潮泥 pH 值在 7.89～7.96，不在 5.5～7 的范围之内，有效锌的变化也不大，5 次取样各处理紫潮泥 DTPA-Zn 在 0.27～0.52，培养后第 90 d 各处理紫潮泥 DTPA-Zn 在 0.27～0.43，最高值都没有达到最低值的 2 倍。

土壤中不同形态锌的生物有效性不一样，为交换态 >松结有机态 >碳酸盐结合态 >氧化锰结合态 >紧结有机态。当土壤 DTPA-Zn 含量相同时，而各形态锌含量不一样，土壤现实供锌能力也会不同。对土壤 DTPA-Zn 含量贡献量最大的为交换态锌，生物有效性越高的土壤锌形态对 DTPA-Zn 的贡献越大。当土壤锌含量较低时，生物有效性较低的土壤锌形态对 DTPA-Zn 贡献量较大，添加秸秆不会使土壤 DTPA-Zn 含量显著增加，但会使土壤中锌形态之间的转化得到促进，提高生物有效性较高的土壤锌形态对 DTPA-Zn 的贡献量，降低生物有效性较低的土壤锌形态对 DTPA-Zn 的贡献量^[32]。秸秆腐解不但提供了锌源，还创造了改变土壤锌生物有效性的条件，土壤原有锌和外源施入锌的形态可能会发生改变，进而使其生物有效性受到影响^[33]。王金鑫等^[34]研究表明，在石灰性土壤上，碳酸盐构成的缓冲系统的稳定性使碳酸盐结合态锌成为土壤有效锌的主要来源之一。松结有机态锌和碳酸盐结合态锌也是石灰性土壤有效锌的主要来源。Alvarez 和 Gonzalez^[35]认为，与锌肥生物有效性的关系最为密切的是交换态锌和碳酸盐结合态锌含量；白玲玉等^[36]研究发现，生物有效性最高的是水溶态锌和交换态锌，有机结合态锌是全锌的重要组成；刘娟花等^[19]指出，对土壤有效锌贡献最大的是交换态锌及松结有机态锌；杨振兴等^[21]认为影响土壤有效锌的主要来源是可还原态锌。土壤 DTPA-Zn 含量不一定总能反映土壤锌生物有效性的变化，这是因为 DTPA-Zn 反映的是土壤交换态、松结有机态、碳酸盐结合态、氧化铁锰结合态等形态锌的总和，作物利用各形态锌的难易程度不同^[35]。本研究有些添加紫云英处理虽没有增加 DTPA-Zn 的含量，但会改变土壤锌形态的分布，促进土壤各形态锌之间的转化。绿肥生长及腐解过程产生的小分子有机酸可促进作物较难吸收的碳酸盐结合态、氧化铁锰结合态锌向较易吸收的交换态及松结有机态锌转化^[32，37-38]。Xiang 等^[39]研究发现，锌形态会随着时间的推移而发生转化，并且最有效的形态会转变为更稳定和不太稳定的锌形态。石灰性土壤的转化比酸性或中性土壤要快得多，这也说明了本研究为什么到试验结束，淹水下不论是否添加紫云英，到最后均降低了紫潮泥 DTPA-Zn 含量。

4 结论

淹水培养降低了紫潮泥 DTPA-Zn 含量，提高了紫潮泥交换态锌、松结有机态锌、碳酸盐结合态锌、氧化锰结合态锌和紧结有机态锌含量，对交换态锌含量提高幅度最大。淹水培养下，添加紫云英促进了紫潮泥中难以被植物吸收利用的矿物残渣态锌和氧化锰结合态锌、潜在有效的碳酸盐结合态锌向易被植物吸收利用的松结有机态锌和交换态锌转化，从而提高紫潮泥锌的生物有效性。在整个研究期间，紫潮泥 Zn 平均转化比率添加 1.50 t/hm² 紫云英处理最低（-116.40%），添加 2.25 t/hm² 紫云英处理最高（-19.57%）。到试验结束，添加紫云英处理均提高了土壤 Zn 转移因子，添加 2.25 t/hm² 紫云英处理最高（1.56%）；降低了分配指数，添加 2.25 t/hm² 紫云英处理最低（96.9%）；表明紫潮泥土壤 Zn 向有效态组分发生了转化。不同紫云英添加量下，紫潮泥 Zn 有效性和形态转化之间存在差异， 2.25 t/hm² 紫云英添加量最有利于紫潮泥 Zn 有效性的提高。

参考文献