長(zhǎng)期施肥對(duì)褐土錳形態(tài)時(shí)空變化及有效性的影響

楊振興，周懷平，解文艷，劉志平

（山西農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院，山西 太原 030031）

微量元素是反映土壤質(zhì)量的重要因素[1]，錳是一種土壤中含量較高的微量元素，同時(shí)，也是植物的必需營(yíng)養(yǎng)素之一[2]，與作物光合作用密切相關(guān)，影響作物生長(zhǎng)素的代謝[3]。土壤中有效態(tài)錳是作物吸收利用的主要來(lái)源，其含量高低與各形態(tài)錳變化及相互間轉(zhuǎn)化息息相關(guān)。一般認(rèn)為，有利于植物吸收的有效態(tài)錳主要來(lái)自于水溶態(tài)、交換態(tài)和易氧化態(tài)[4]，其中，弱酸溶性錳包括交換態(tài)錳和碳酸鹽結(jié)合態(tài)錳，可還原態(tài)錳包括鐵錳氧化態(tài)錳[5-6]。土壤中錳的形態(tài)變化受諸多因素的影響，比如不同的土壤類型、肥料類型、化肥施用量等[7-8]。長(zhǎng)期施肥試驗(yàn)反映的不僅僅是肥料輸入對(duì)土壤錳形態(tài)的影響[9]，同時(shí)也是評(píng)價(jià)農(nóng)田環(huán)境效應(yīng)的重要手段[10]。袁程等[11]研究表明，在棕壤上連續(xù)施肥31 a后，耕作層土壤水溶性和弱酸溶性錳含量同試驗(yàn)初比較均有所增加，然而可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)錳含量則有不同程度的下降。王書(shū)轉(zhuǎn)[12]研究發(fā)現(xiàn)，在壚土上連續(xù)施肥32 a，土壤交換態(tài)錳與有效錳呈顯著正相關(guān)，是有效錳的主要來(lái)源。

褐土是我國(guó)主要土壤類型，分布面積可達(dá)2 516萬(wàn)hm2，其中，山西省的褐土分布面積達(dá)724.1萬(wàn)hm2[13]。當(dāng)前，關(guān)于長(zhǎng)期不同施肥措施下褐土氮、磷、鉀等大量營(yíng)養(yǎng)元素的時(shí)空分布的研究較多[14-15]，而長(zhǎng)期施肥對(duì)于土壤錳形態(tài)變化的影響，以及錳的形態(tài)變化與有效性的關(guān)系尚缺乏系統(tǒng)性研究。

為此，山西農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院耕地質(zhì)量培育課題組通過(guò)27 a（1992—2018年）的長(zhǎng)期施肥定位試驗(yàn)，對(duì)長(zhǎng)期不同施肥處理下土壤中錳的含量、形態(tài)轉(zhuǎn)化和其有效性做進(jìn)一步研究,以此揭示長(zhǎng)期施肥條件下不同形態(tài)土壤錳的空間變異，這有助于了解錳在土壤中的擴(kuò)散和富集過(guò)程、錳遷移的化學(xué)調(diào)控和它對(duì)植物營(yíng)養(yǎng)、土壤理化性質(zhì)的影響，對(duì)于保持土壤養(yǎng)分平衡、充分發(fā)揮微量元素在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中的作用具有指導(dǎo)意義。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)地概況

長(zhǎng)期施肥定位試驗(yàn)在山西壽陽(yáng)旱地農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家野外科學(xué)觀測(cè)研究站進(jìn)行布置。供試土壤為褐土性土。1992年試驗(yàn)前耕層土壤理化性質(zhì)如表1所示。

表1 基礎(chǔ)土樣的理化性質(zhì)Tab.1 Physicochemical properties of initial soil samples

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1992—2018年連續(xù)布置27 a氮磷化肥配施有機(jī)肥定位試驗(yàn)，設(shè)9個(gè)施肥處理，即不施肥處理（CK)；不同梯度氮磷配施處理（N1P1、N2P2、N3P3、N4P4）；有機(jī)肥無(wú)機(jī)肥配施處理（N2P1M1、N3P2M3、N4P2M2）；單施高量有機(jī)肥處理（M6）。各小區(qū)面積為66.7 m2，無(wú)重復(fù)。不同施肥處理中尿素、磷肥、有機(jī)肥的錳輸入量如表2所示。

表2 1992—2018年各處理年均養(yǎng)分投入量Tab.2 The annual nutrient input amount of each treatment from 1992 to 2018 g/hm2

試驗(yàn)所用氮肥為尿素（N 46%），磷肥為普通過(guò)磷酸鈣（P2O514%），農(nóng)家肥為風(fēng)干牛糞。表2中氮肥施用量1為60 kg/hm2，2為120 kg/hm2，3為180 kg/hm2，4為240 kg/hm2；磷 肥 施 用 量1為37.5 kg/hm2，2為75 kg/hm2，3為112.5 kg/hm2，4為150 kg/hm2；有機(jī)肥施用量1為22 500 kg/hm2，2為45 000 kg/hm2，3為67 500 kg/hm2，6為135 000 kg/hm2。

1.3 樣品采集及測(cè)定

1.3.1 樣品采集 由于試驗(yàn)設(shè)計(jì)較早，未設(shè)計(jì)重復(fù)小區(qū)，為了克服試驗(yàn)沒(méi)有重復(fù)的缺陷，將各試驗(yàn)處理小區(qū)等分為3列。每個(gè)列區(qū)采用梅花形取樣法，取5點(diǎn)制成一個(gè)混合土樣。每5 a為一個(gè)采樣周期，土壤樣品分別在1996、2001、2006、2011、2016年玉米收獲后進(jìn)行采集，采集深度為0～20 cm。2018年采集0～60 cm土壤樣品，同時(shí)收集了1992年的基礎(chǔ)土樣。

每年玉米成熟期將處理小區(qū)三等分為3個(gè)列區(qū)，收獲單位面積籽實(shí)產(chǎn)量，在每處理小區(qū)的3個(gè)列區(qū)，分別取10株玉米植株估算單位面積莖、葉、穗軸的生物量。采集的植株樣品按莖、葉、籽粒、穗軸分開(kāi)烘干粉碎。將2016、2017、2018年的植株樣品進(jìn)行了連續(xù)3 a的測(cè)定分析，并以3 a的平均結(jié)果作為植株樣品的值。

1.3.2 測(cè)定方法根據(jù)NY/T 890—2004標(biāo)準(zhǔn)，采用DTPA-TEA浸提法提取土壤中有效錳。各形態(tài)的錳測(cè)定采用改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法[4]，具體步驟為：準(zhǔn)確稱取土樣1.000 g，加入25 mL蒸餾水（煮沸、冷卻，pH=7.0），（22±5）℃振蕩（80 r/min，下同）2 h，離心（3 000 r/min，下同）20 min，清液測(cè)水溶態(tài)；殘?jiān)屑?0 mL 0.11 mol/L醋酸溶液，振蕩、離心，清液測(cè)弱酸溶態(tài)；繼續(xù)向殘?jiān)屑尤?0 mL 0.5 mol/L鹽酸羥胺溶液（預(yù)先用2 mol/L HNO3調(diào)pH至1.5），振蕩、離心，清液測(cè)可還原態(tài)；用30%H2O2氧化有機(jī)質(zhì)，再加50 mL 1.0 mol/L乙酸銨溶液（用硝酸調(diào)pH至2），振蕩、離心，清液測(cè)可氧化態(tài)；殘?jiān)鼞B(tài)采用HF-HNO3-HClO4溶解。以上過(guò)程中保存的待測(cè)清液均用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀（ICP-AES）測(cè)定。

采用GB/T 14609—2008干灰化法對(duì)收獲的玉米植株樣（莖、葉、穗軸、籽粒）進(jìn)行錳攜出量測(cè)定；將尿素、過(guò)磷酸鈣、腐熟牛糞（風(fēng)干）首先采用HNO3-HClO4進(jìn)行消煮，將其濾液采用原子熒光和火焰原子吸收分光光度計(jì)法進(jìn)行錳含量測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)和圖表采用Excel 2016進(jìn)行處理，數(shù)據(jù)的方差分析與多重比較采用SPSS 18.0軟件進(jìn)行處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同施肥處理對(duì)錳盈虧量及土壤有效錳年際變化的影響

通過(guò)連續(xù)27 a施肥發(fā)現(xiàn)，各處理錳的盈虧量發(fā)生了顯著的變化。由表3可知，不施肥處理從土壤中累計(jì)攜出8.83 kg/hm2的錳元素，施用無(wú)機(jī)肥處理由于氮肥、磷肥本身重金屬含量很低，對(duì)土壤Mn的輸入很少[16]，而作物籽粒產(chǎn)量與生物量又均高于不施肥處理，因此，施用無(wú)機(jī)肥各處理錳的累計(jì)攜出量顯著高于不施肥處理，分別較不施肥處理增加了6.19、6.76、8.83、11.05 kg/hm2。有機(jī)肥中錳的含量要遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于無(wú)機(jī)肥中錳含量，所以，隨著有機(jī)肥投入量的增加，土壤中錳出現(xiàn)盈余，高量施用有機(jī)肥處理盈余量為各處理中最高。

表3 1992—2018年各處理產(chǎn)量及錳輸入輸出狀況Tab.3 Yield，and input and output of manganese of treatments from 1992 to 2018 kg/hm2

土壤有效錳是能夠被作物吸收利用的形態(tài)。從圖1可以看出，不同施肥處理對(duì)土壤有效錳含量有著顯著影響。在連續(xù)施肥27 a后，不施肥處理土壤有效錳含量較試驗(yàn)初呈顯著下降趨勢(shì)，年減少速率為0.39 mg/kg。4個(gè)氮磷無(wú)機(jī)肥處理（N1P1、N2P2、N3P3、N4P4）土壤有效錳含量均低于不施肥處理，較試驗(yàn)初分別降低了64.4%、61.4%、63.5%、63.1%。原因在于不施肥處理在連續(xù)27 a沒(méi)有外源錳投入情況下，作物生長(zhǎng)需要從土壤中吸收攜帶出大量的錳素，造成土壤中有效錳虧缺耗竭。同時(shí)，在長(zhǎng)期施用無(wú)機(jī)肥處理下，適量的氮磷肥輸入使得活性錳比例升高，有利于植物對(duì)錳的吸收利用[17]。施用無(wú)機(jī)肥后作物生物量大大高于不施肥處理，作物生長(zhǎng)從土壤中帶走的錳素也遠(yuǎn)高于不施肥處理，因此，土壤有效錳的下降速率高于不施肥處理。有機(jī)肥配施化肥各處理土壤有效錳含量隨著有機(jī)肥投入量的增加而減緩消耗。N2P1M1、N3P2M3、N4P2M2處理土壤有效錳含量年減少速率分別為0.36、0.22、0.36 mg/kg。施用大量有機(jī)肥的土壤速效錳的含量與初試相比變化不明顯，定位試驗(yàn)連續(xù)布置27 a后，土壤有效錳含量維持在18.1 mg/kg水平。說(shuō)明高量有機(jī)肥中錳素的投入能夠補(bǔ)充土壤中錳素的虧缺，實(shí)現(xiàn)供給平衡。

圖1 各施肥處理0～20 cm土壤有效錳變化Fig.1 Changes of available-Mn in 0-20 cm soil under different fertilization treatments

2.2 不同施肥處理對(duì)0~20 cm土壤各形態(tài)錳變化的影響

長(zhǎng)期不同施肥措施在0～20 cm土層對(duì)土壤錳形態(tài)的轉(zhuǎn)化有顯著影響。由表4可知，在試驗(yàn)27 a后，不施肥處理土壤水溶態(tài)錳含量較試驗(yàn)初有所增加，增加了1.46 mg/kg，其他各形態(tài)錳較初始試驗(yàn)有所降低，其中，弱酸溶態(tài)錳含量降低了49.49 mg/kg、可氧化態(tài)錳含量降低了19.67 mg/kg、可還原態(tài)錳含量降低了47.06 mg/kg、殘?jiān)鼞B(tài)錳含量降低了21.81 mg/kg。原因在于沒(méi)有外源錳素的投入，作物所需錳的來(lái)源主要是由土壤中中性態(tài)和活性態(tài)錳向有效錳轉(zhuǎn)化而來(lái)，隨著種植年限的增加，攜出錳素越來(lái)越多，造成不同形態(tài)的錳出現(xiàn)虧缺[18]。施用無(wú)機(jī)肥各處理與不施肥處理土壤各形態(tài)錳變化基本一致，這與作物生物量產(chǎn)出有較大關(guān)系，隨著無(wú)機(jī)肥投入量的增加，作物生物量也隨之增加，錳吸收量加大。當(dāng)有效態(tài)錳供應(yīng)能力不足時(shí)，土壤中穩(wěn)定態(tài)錳會(huì)向活性錳轉(zhuǎn)化，這種轉(zhuǎn)化會(huì)造成土壤全錳含量降低[17]，N4P4處理土壤全錳含量較試驗(yàn)初下降了20.1%。氮磷鉀及有機(jī)肥配施的處理顯著增加了土壤中水溶態(tài)錳含量，N2P1M1、N3P2M3、N4P2M2處理的土壤水溶態(tài)錳含量較試驗(yàn)開(kāi)始時(shí)顯著增加，分別增加了179.8%、371.3%、41.2%，其他各形態(tài)錳較試驗(yàn)初呈現(xiàn)降低趨勢(shì)，有機(jī)肥投入可以減少其他形態(tài)錳的損失，并隨著有機(jī)肥投入量的增加而增加。土壤水溶態(tài)錳、弱酸溶態(tài)錳、可氧化態(tài)錳和還原態(tài)錳含量均以高量施用有機(jī)肥處理最高，而殘?jiān)鼞B(tài)錳為各施肥處理中最低，說(shuō)明有機(jī)肥中的錳投入土壤后，主要以活性態(tài)和中性態(tài)存在，只有很少的錳被轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定狀態(tài)并固定在土壤中。

表4 不同施肥處理耕層土壤各形態(tài)錳的含量Tab.4 The content of various speciation of manganese in topsoil under different fertilization treatments mg/g

2.3 不同施肥處理對(duì)0~20 cm土壤各形態(tài)錳組成的影響

不同施肥處理0～20 cm土壤各形態(tài)錳占比如圖2所示，在連續(xù)施肥27 a后，各處理土壤水溶態(tài)錳占比為0.16%～0.70%，不施肥處理占比較試驗(yàn)初提高了0.28百分點(diǎn)，施用無(wú)機(jī)肥各處理（N1P1、N2P2、N3P3、N4P4）分別較試驗(yàn)初占比提高了0.08～0.35百分點(diǎn)。配施有機(jī)肥各處理（N2P1M1、N3P2M3、N4P2M2、M6）分別較試驗(yàn)初占比提高了0.07～0.60百分點(diǎn)。各處理土壤弱酸溶態(tài)錳占比為6.10%～8.44%，較試驗(yàn)初均有所降低，單施無(wú)機(jī)肥各處理占比平均降低了5.48百分點(diǎn)，施用有機(jī)肥各處理占比平均降低5.01百分點(diǎn)。各處理可還原態(tài)錳占比為15.63%～18.43%，較試驗(yàn)初均有所降低，單施無(wú)機(jī)肥各處理占比平均降低了3.07百分點(diǎn)，施用有機(jī)肥各處理占比平均降低了2.61百分點(diǎn)。各處理可氧化態(tài)錳占比為4.78%～6.63%，不施肥處理占比較試驗(yàn)初呈顯著下降，降低了1.85百分點(diǎn)，施用無(wú)機(jī)肥各處理占比平均降低了1.53百分點(diǎn)，施用有機(jī)肥各處理占比平均降低了0.46百分點(diǎn)。各處理殘?jiān)鼞B(tài)錳占比為65.80%～73.3%，較試驗(yàn)初占比均有所提高。由各形態(tài)錳占全錳比例變化可以看出，連續(xù)試驗(yàn)27 a后，各處理的活性態(tài)和中性態(tài)錳在全錳中占比均出現(xiàn)降低，原因在于作物吸收所帶走錳素主要為活性態(tài)與中性態(tài)錳轉(zhuǎn)化而來(lái)，殘?jiān)鼞B(tài)錳作為極穩(wěn)定態(tài)錳被固定在土壤中，難以轉(zhuǎn)化吸收，所以，該形態(tài)錳占比出現(xiàn)提高[19]。施用有機(jī)肥后，可以改變土壤錳的轉(zhuǎn)化形態(tài)，增加土壤中活性態(tài)錳和中性態(tài)錳在全錳中的占比，減少穩(wěn)定態(tài)錳在土壤中沉積。高量施用有機(jī)肥處理水溶態(tài)錳、弱酸溶態(tài)錳、可還原態(tài)錳、可氧化態(tài)錳占全錳比例均為各處理最高，分別達(dá)到0.7%、8.44%、18.43%和6.63%，而殘?jiān)鼞B(tài)錳占全錳比例為各施肥處理最低，為65.8%。

圖2 各施肥處理土壤錳形態(tài)占總量比例Fig.2 Proportion of soil manganese speciation to total amount in different fertilization treatments

2.4 不同施肥處理對(duì)土壤各形態(tài)錳空間變化的影響

土壤各形態(tài)錳空間變化情況如圖3所示。

圖3 土壤各形態(tài)錳空間變化情況Fig.3 Spatial variation of soil manganese speciation

通過(guò)0～60 cm土層各形態(tài)錳空間變化可以看 出，連續(xù)施肥27 a后，各施肥處理水溶態(tài)錳隨著土壤深度的增加而呈現(xiàn)含量下降的趨勢(shì)。而弱酸溶態(tài)錳和可還原態(tài)錳均出現(xiàn)20～40 cm土層2種形態(tài)錳含量較耕層土壤有所增加，主要原因在于這2種形態(tài)錳更容易轉(zhuǎn)化為有效態(tài)錳被作物吸收所帶走，同時(shí)受水分入滲因素影響，這2種形態(tài)錳容易出現(xiàn)向下遷移，而M6處理施入高量有機(jī)肥后可以有效補(bǔ)充和增加這2種形態(tài)錳。各施肥處理可氧化態(tài)錳含量在0～40 cm土層中無(wú)明顯變化，40～60 cm土壤含量較上層土壤有所增加。殘?jiān)鼞B(tài)錳耕層含量高于20～40 cm土層，而隨深度增加無(wú)明顯變化。說(shuō)明殘?jiān)鼞B(tài)錳作為極穩(wěn)定態(tài)錳被固定在耕層土壤中，而且很難轉(zhuǎn)化為有效態(tài)錳被作物所利用。

2.5 有效態(tài)錳對(duì)各形態(tài)錳之間的響應(yīng)

土壤錳的各種形態(tài)變化是影響有效錳含量的重要因素，試驗(yàn)土壤中5種錳形態(tài)與有效態(tài)之間有一定的內(nèi)在聯(lián)系（表5）[20-21]。從表5可以看出，有效態(tài)錳與弱酸態(tài)錳、可還原態(tài)錳呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），與殘?jiān)鼞B(tài)錳呈極顯著負(fù)相關(guān)。此外，水溶態(tài)錳與可氧化態(tài)錳呈極顯著負(fù)相關(guān)，弱酸態(tài)錳、可還原態(tài)錳與殘?jiān)鼞B(tài)錳三者之間存在著非常顯著的關(guān)系，說(shuō)明這些形態(tài)的錳相互影響。通過(guò)分析不同形態(tài)錳之間的關(guān)系，建立了最優(yōu)方程。

表5 土壤中不同形態(tài)錳的相關(guān)性Tab.5 Correlation of different speciation of mangonese in soil

式中，Y為有效態(tài)，X1、X2分別為弱酸溶態(tài)錳與可還原態(tài)錳。由方程可以看出，弱酸溶態(tài)錳對(duì)有效態(tài)錳的貢獻(xiàn)最大，是土壤有效錳的主要形式。

3 結(jié)論與討論

施肥是維護(hù)作物生長(zhǎng)和土壤養(yǎng)分供應(yīng)平衡的重要措施，它向土壤中輸入的微量元素使農(nóng)田環(huán)境更加復(fù)雜。本研究結(jié)果表明，連續(xù)施用氮磷化肥27 a后，土壤有效錳含量呈下降趨勢(shì)，與黃德明等[22]研究結(jié)果不同，可能與土壤理化性狀有關(guān)，土壤pH值是造成各形態(tài)錳變化的主要原因，它直接影響各種無(wú)機(jī)錳組成的化合物的溶解度。有研究結(jié)果表明，當(dāng)土壤pH上升時(shí)，土壤中易溶態(tài)錳會(huì)向難溶態(tài)錳轉(zhuǎn)化。土壤有機(jī)質(zhì)的變化同樣會(huì)對(duì)有效錳產(chǎn)生較大影響[23]，有機(jī)質(zhì)會(huì)對(duì)Mn產(chǎn)生絡(luò)合作用，進(jìn)而影響土壤對(duì)Mn的吸附，使土壤錳改變其形態(tài)，累積固定到土壤中，從而影響其有效性。黃德明等[22]研究發(fā)現(xiàn)，土壤中有效錳含量會(huì)隨著氮、磷化肥的施用量增加而升高，過(guò)量的氮、磷化肥有利于植株地上部Mn的積累。ZHANG等[24]研究表明，長(zhǎng)期施用化肥可使石灰性土壤上有效錳貯存量增加。

有機(jī)肥施用有助于土壤錳的活化，顯著影響土壤有效錳的含量。本研究結(jié)果表明，無(wú)論是單獨(dú)施用有機(jī)肥還是氮、磷有機(jī)肥配合施用，在連續(xù)27 a施用糞肥后，不同施肥處理土壤有效錳含量均高于無(wú)機(jī)肥處理。楊玉愛(ài)等[25]在紅壤上研究了有機(jī)肥對(duì)土壤錳有效性的影響，發(fā)現(xiàn)有機(jī)肥供錳速度快、強(qiáng)度大。原因在于有機(jī)肥不僅自身可以向土壤提供微量元素，同時(shí)，可以降低土壤酸堿度，增加土壤微量元素的可溶性，對(duì)保持和提高土壤中微量元素營(yíng)養(yǎng)平衡起到重要作用[26]。丁少男等[27]研究發(fā)現(xiàn)，施用有機(jī)肥后，黃壤中微量元素有效含量顯著高于施用化肥。土壤有效錳含量隨有機(jī)肥投入而增加。本研究表明，只有施用135 t/hm2糞肥情況下，才能使土壤有效錳含量維持在試驗(yàn)初水平。

土壤中不同形態(tài)錳的含量可以表征其在土壤中的移動(dòng)規(guī)律及生物有效性，這些形態(tài)相互轉(zhuǎn)化是保持一種動(dòng)態(tài)的平衡，轉(zhuǎn)化速率決定了有效錳的庫(kù)容大小[28]。長(zhǎng)期施肥改變土壤各形態(tài)錳占全錳的比例，陳紅娜[29]研究表明，長(zhǎng)期施肥能提高土壤中游離氧化錳含量、無(wú)定形氧化錳含量和亞錳總量，且在有機(jī)肥的基礎(chǔ)上平衡施氮肥使土壤中游離氧化錳含量、有效錳含量升高的效果最顯著。本研究發(fā)現(xiàn)，長(zhǎng)期施用化肥降低了土壤中的弱酸溶態(tài)錳以及可還原態(tài)錳的占比。大量研究表明，有機(jī)肥可以提高土壤中錳的有效性，同時(shí)可以提高可溶性錳占比[30]，這與糞肥投入可以改變土壤質(zhì)量，有利于錳的活化有關(guān)[31]。本研究結(jié)果表明，氮磷有機(jī)肥配施與高量施用有機(jī)肥各處理土壤有效性以及與有效錳相關(guān)的弱酸溶態(tài)、可還原態(tài)錳均較施用無(wú)機(jī)肥處理有所提高。

土壤各形態(tài)錳的變化是影響有效錳含量的重要因素，通過(guò)27 a耕層土壤有效錳和不同形態(tài)錳含量數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，土壤各形態(tài)錳與有效錳之間呈線性關(guān)系，土壤有效錳對(duì)各形態(tài)錳響應(yīng)順序?yàn)椋喝跛崛軕B(tài)錳＞可還原態(tài)錳＞水溶態(tài)錳＞可氧化態(tài)錳＞殘?jiān)鼞B(tài)錳。比較土壤各形態(tài)錳對(duì)有效錳的相關(guān)系數(shù)，弱酸溶態(tài)錳對(duì)有效態(tài)錳的貢獻(xiàn)最大，是土壤有效錳的主要來(lái)源。為此，可以有針對(duì)性地促使錳素向弱酸溶態(tài)和可還原態(tài)轉(zhuǎn)化，促進(jìn)錳素的高效利用。合理使用有機(jī)肥可以補(bǔ)充土壤中錳的含量，同時(shí)可以提高土壤中弱酸溶態(tài)錳和可還原態(tài)錳占土壤全錳的比例，增加作物攜出的錳素含量，促進(jìn)錳素向活性較強(qiáng)的方向移動(dòng)。

施用無(wú)機(jī)肥各處理（N1P1、N2P2、N3P3、N4P4）土壤有效錳含量較試驗(yàn)初顯著降低，連續(xù)施肥27 a土壤有效錳年降低速率分別為0.39、0.43、0.41、0.43 mg/kg。施用有機(jī)肥后可以有效維持土壤有效錳含量，N2P1M1、N3P2M3、N4P2M2處理土壤有效錳含量比施無(wú)機(jī)肥各處理平均提高1.76、5.55、1.85 mg/kg。高量施用有機(jī)肥（M6處理）的土壤有效錳含量達(dá)到18.10 mg/kg，能夠維持在試驗(yàn)初水平。

通過(guò)相關(guān)性分析表明，土壤中弱酸溶態(tài)錳和可還原態(tài)錳是褐土有效錳的主要來(lái)源，弱酸溶態(tài)錳對(duì)有效錳貢獻(xiàn)最大。

本研究中無(wú)論是無(wú)機(jī)肥單施處理或有機(jī)無(wú)機(jī)混合施用處理，土壤有效錳含量均呈下降趨勢(shì)，只有M6處理即有機(jī)肥投入135 t/hm2，在滿足玉米高產(chǎn)對(duì)錳素需求的同時(shí)，可維持褐土農(nóng)田錳的供給平衡，而過(guò)量有機(jī)肥的投入不僅造成大量元素的浪費(fèi)，營(yíng)養(yǎng)富集也會(huì)對(duì)農(nóng)田環(huán)境帶來(lái)更嚴(yán)重的危害，因此，合理施用錳肥才是實(shí)現(xiàn)褐土類型區(qū)域錳素的可持續(xù)高效利用的有效途徑。