長期施用豬糞對土壤磷含量及無機磷組分的影響

張春龍，李冰，黃容，唐曉燕，肖怡，白根川，王昌全

（四川農(nóng)業(yè)大學(xué)資源學(xué)院，成都 611130）

畜禽糞便是重要的農(nóng)業(yè)廢棄物之一[1]，2019年，我國畜禽糞便年產(chǎn)生量達到24.3億t，豬糞占比31.25%，且其中40%的豬糞尚未得到有效利用[2-4]。據(jù)報道，全球磷礦資源將在200 a內(nèi)枯竭[5-6]，而豬糞富含磷素（6.45%）[7]，將其肥料化后施入土壤不僅可以緩解其直接排放對環(huán)境造成的壓力，而且可以替代部分磷肥，在解決不可再生礦物肥料資源尤其是磷礦枯竭問題方面具有重要現(xiàn)實意義。豬糞在堆肥過程中形成的可溶性磷酸鹽MgNH4PO4·6H2O晶體，使其磷組分主要為無機態(tài)磷，且隨著堆肥發(fā)酵時間延長，鋁、鈣、鎂和鐵等多價金屬離子與可溶性磷酸鹽發(fā)生反應(yīng)形成不溶性磷酸鹽膠體或磷酸鈣等，從而降低了豬糞堆肥中磷的溶解度[8-9]。因此，當含有不同溶解度磷組分的腐熟豬糞替代化肥施入土壤時，可能會引起土壤磷組分發(fā)生明顯改變，且這種改變因磷投入量的不同而存在差異[6]。此外，在水-旱輪作系統(tǒng)中，干濕交替引起的土壤水分及氧化還原電位的變化均會提升土壤活性磷組分及磷素有效性[10]，且水稻季可能會增加土壤磷淋失而改變土壤磷素循環(huán)平衡[11]。

不同組分磷對土壤磷循環(huán)的貢獻及土壤磷素有效性存在差異[12]，從而會引起土壤供磷能力的不同[13]。有研究表明，土壤鋁磷（Al-P）、鐵磷（Fe-P）是土壤磷轉(zhuǎn)化過程中的重要中間過渡性磷組分，其中Fe-P對有效磷含量提升的直接通徑系數(shù)達0.556[14]，也有研究認為土壤無機磷組分中二鈣磷（Ca2-P）、八鈣磷（Ca8-P）對土壤有效磷含量變化的貢獻較大[15]。一般而言，在偏酸性土壤中土壤磷素有效性主要受Al-P、Fe-P組分影響[14]，在土壤pH較高的鈣質(zhì)土壤中，土壤Ca2-P、Ca8-P的變化對土壤有效磷含量影響較大[15]。當腐熟豬糞施入土壤時，一方面其可以作為磷源引起土壤磷組分發(fā)生明顯改變，另一方面可以通過改變土壤理化性質(zhì)（如土壤有機質(zhì)含量及土壤陽離子交換量等）間接影響土壤磷組分[16-17]。研究表明，豬糞的投入會提高土壤活性相對較高的磷組分含量及有效磷活性[18]。當前，長期大量豬糞投入對土壤無機磷組分含量變化的影響及對土壤磷素有效性的貢獻研究較少。因此，本文通過7 a田間定位試驗，探討長期持續(xù)豬糞施用對土壤磷累積、有效性及無機磷各組分含量的影響，探明土壤無機磷組分對土壤磷素有效性的貢獻及其對長期豬糞施用的響應(yīng)，為合理施用豬糞提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗地位于都江堰市區(qū)東南的天馬鎮(zhèn)，該地屬中亞熱帶季風濕潤氣候，年均氣溫15.2℃，年均降水量約1 200 mm。供試土壤為岷江流域灰色沖積物發(fā)育的水稻土，試驗前土壤pH為6.63，有機質(zhì)（OM）、全氮（TN）、全磷（TP）、全鉀（TK）含量分別為28.40、1.40、0.88、22.30 g·kg-1，堿解氮（AN）含量為113.00 mg·kg-1，有效磷（Olsen-P）含量為8.50 mg·kg-1，速效鉀（AK）含量為53.00 mg·kg-1。

1.2 試驗設(shè)計

田間定位試驗始于2012年，試驗共設(shè)置6個處理，包括單施化肥處理（CK）和5個豬糞磷（以P2O5計）施用處理：150、300、600、900、1 200 kg·hm-2，分別標記為M1、M2、M3、M4、M5，每個處理重復(fù)3次，隨機排列，具體施肥情況見表1。試驗區(qū)種植模式為小麥-水稻輪作，小區(qū)面積20 m2。小區(qū)間用塑膠薄膜區(qū)隔，防止串水串肥。于稻季（6月至10月）插秧和麥季（11月至次年5月）播種前一次性將所有肥料均勻施入田塊。供試化肥為市售尿素（46.40% N）、過磷酸鈣（12.00% P2O5）、氯化鉀（60.00% K2O），豬糞為都江堰德宏農(nóng)業(yè)公司所提供的干濕分離的腐熟豬糞，每年所用豬糞采用的發(fā)酵方法及時間均保持一致，其含氮（N）17.5 0 g·kg-1、含磷（P2O5）29.13 g·kg-1、含鉀（K2O）12.00 g·kg-1，豬糞中無機磷組分分別為H2O-P 2.79 mg·kg-1、NaHCO3-P 4.03 mg·kg-1、NaOH-P1.07 mg·kg-1、HCl-P 13.21 mg·kg-1、Residual-P 3.26 mg·kg-1。

表1 田間試驗處理及施肥情況（kg·hm-2）Table 1 Experimental fertilization application（kg·hm-2）

1.3 樣品采集及測定

分別于施用豬糞初期（1 a，2013年）和長期連續(xù)施用豬糞后（7 a，2019年）采集水稻季成熟期土壤表層（0～20 cm）土樣，按五點取樣法用土鉆取樣，樣品混合后采用四分法保留1.00 kg土樣，土樣風干并分別過1.00 mm和0.149 mm的尼龍篩后密封保存。

TP采用NaOH熔融-鉬銻抗顯色-分光光度法測定[19]；Olsen-P采用0.5 mol·L-INaHCO3（pH 8.5）浸提-鉬銻抗顯色-分光光度法測定[19]。由于土壤偏中性，故采用蔣柏藩等[20]改進后的無機磷分級方法，將土壤中的無機磷分為Ca2-P、Ca8-P、Al-P、Fe-P、閉蓄態(tài)磷（O-P）、十鈣磷（Ca10-P）6級，進行土壤磷分級的測定。

土壤磷活化系數(shù)（PAC）=有效磷含量（mg·kg-1）/全磷含量（mg·kg-1）×100%

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2010和SPSS 19.0進行試驗數(shù)據(jù)處理和制圖。數(shù)據(jù)顯著性分析采用方差分析法（ANOVA）和Tukey法（P＜0.05），相關(guān)分析采用皮爾遜相關(guān)系數(shù)法，無機磷組分對有效磷的貢獻采用通徑分析法和逐步回歸分析法。

2 結(jié)果與分析

2.1 長期施用豬糞對作物產(chǎn)量的影響

如表2所示，長期施用豬糞能顯著提高作物產(chǎn)量（P＜0.05，下同）。與CK相比，長期施用豬糞后，作物產(chǎn)量隨豬糞施用量的變化規(guī)律與施用豬糞初期相似，小麥季最高增產(chǎn)為M1處理（21.98%），而水稻產(chǎn)量與稻麥總產(chǎn)量均在M2處理表現(xiàn)出最大值，增產(chǎn)分別達34.46%、27.00%；相較于施用豬糞初期，長期施用豬糞后各豬糞（M2～M5）處理的作物產(chǎn)量均顯著增加?？傮w而言，作物產(chǎn)量隨施用豬糞年限延長顯著增加，而隨豬糞施用量的增加呈先升高后降低的趨勢。

表2 不同處理下作物產(chǎn)量的變化（kg·hm-2）Table 2 The crops yield under different treatments（kg·hm-2）

2.2 長期施用豬糞對土壤TP含量及其有效性的影響

2.2.1 土壤TP含量

如圖1所示，土壤TP含量隨豬糞施用量增加和施用豬糞年限延長而顯著增加。與CK相比，在施用豬糞初期，豬糞不同施用水平處理的土壤TP含量提高了5.56%～42.22%；而長期施用豬糞后，各豬糞（M2～M5）處理的土壤TP含量顯著提高了4.91%～51.14%，相較施用豬糞初期，各處理土壤TP含量相應(yīng)增加了0.16～0.32 g·kg-1，其中以M4處理的增幅最大。總體上，豬糞施用能顯著提升土壤TP含量，但長期連續(xù)施用條件下，當豬糞磷施用量在600 kg·hm-2以上時（M3～M5），土壤TP含量增幅隨豬糞施用量增加而趨緩。

圖1 不同處理對土壤TP含量的影響Figure 1 Effects of different treatments on TP content

2.2.2 土壤Olsen-P含量及PAC

如圖2所示，長期施用豬糞顯著提高土壤Olsen-P含量及PAC。在豬糞施用初期，土壤Olsen-P含量隨豬糞施用量增加而顯著增加，其中M5處理的土壤Olsen-P含量提升效果最大，較CK增加了787.5%。隨著施用時間的增加（2019年），各處理土壤Olsen-P含量（9.50～96.08 mg·kg-1）顯著高于2013年（8.00～71.00 mg·kg-1）。土壤PAC用于表征土壤TP向土壤Olsen-P轉(zhuǎn)化的難易程度。與CK相比，各豬糞處理的土壤PAC值均顯著增加，分別在2013年和2019年時增加了0.26～4.66個和0.71～5.11個百分點。對比2013年和2019年兩個時期土壤PAC值發(fā)現(xiàn)，M3、M4處理的差值較大?？傮w上，長期施用豬糞可以顯著提高土壤Olsen-P含量和PAC，隨著施用時間的增加，豬糞磷投入量為600～1 200 kg·hm-2時對土壤PAC含量提升效果較佳，其中豬糞磷投入量為600 kg·hm-2時對土壤PAC提升效果最明顯。

圖2 不同處理對土壤Olsen-P含量和土壤PAC的影響Figure 2 Effects of different treatments on Olsen-P content and PAC

2.3 長期施用豬糞對土壤無機磷組分變化的影響

除Ca2-P、Ca10-P外其他各無機磷組分的含量均隨豬糞施用量及施用時間的增加而顯著增加（圖3）。與CK相比，M5處 理的Ca8-P含 量最 高，2013年 和2019年時分別為91.00 mg·kg-1和268.25 mg·kg-1（圖3b）。相較2013年，2019年時土壤Al-P、Fe-P含量的增加幅度隨豬糞施用量增加而降低（圖3d和圖3e），即長期施用豬糞后土壤Al-P、Fe-P可能向其他磷組分轉(zhuǎn)化。

圖3 不同處理對土壤各無機磷組分含量的影響Figure 3 Effects of different treatments on inorganic phosphorus fractions content in soil

如圖4所示，各處理土壤無機磷組分的占比存在差異。與CK相比，2013年時豬糞的投入增加了Ca2-P、Ca8-P、Al-P的占比，2019年時增加了Ca8-P、Fe-P的占比，但減少了Ca10-P的占比，其中M5處理的Ca10-P占比最小，較CK減少了18.00個百分點。隨著施肥時間的增加，各處理的Ca8-P占比均上升，2019年較2013年增加6.60～10.91個百分點，而各處理的Ca10-P占比均降低，2019年較2013年時減少13.13～20.90個百分點，可見施肥改變了土壤無機磷組分占比，且隨著施肥時間的增加，Ca10-P占比顯著降低?？傮w而言，長期施用豬糞會顯著提升土壤Ca8-P、Fe-P含量及其占比，而對Ca10-P含量無顯著影響，但會顯著降低其在無機磷組分中的占比。

圖4 不同處理土壤各無機磷組分占比Figure 4 Proportion of soil inorganic phosphorus components in different treatments

2.4 土壤無機磷組分變化對土壤磷素有效性的貢獻

采用通徑分析法，根據(jù)直接相關(guān)系數(shù)及間接相關(guān)系數(shù)進一步闡述不同豬糞施用量處理下土壤無機磷組分對土壤磷素有效性的貢獻。從表3可以看出，在施用豬糞初期，無機磷組分中的Ca2-P對土壤Olsen-P含量的直接作用系數(shù)最大，達0.690，其次是Ca8-P，這表明本試驗條件下作物主要有效磷源為Ca2-P，潛在磷源為Ca8-P。Ca10-P、Fe-P、O-P對土壤Olsen-P含量的直接作用系數(shù)均較低，但對Ca2-P、Ca8-P均有相對較高的相關(guān)系數(shù)，可見Ca10-P、Fe-P、O-P可能通過影響Ca2-P、Ca8-P組分，進而對土壤磷有效性作出貢獻。采用逐步回歸法分析了土壤各無機磷組分對Olsen-P的影響效應(yīng)，證實2013年時僅Ca2-P、Ca8-P表現(xiàn)為顯著影響（表4），其他無機磷組分均對土壤Olsen-P含量影響不顯著。

表4 土壤無機磷組分與Olsen-P含量之間的逐步回歸分析Table 4 Stepwise regression analysis between soil inorganic phosphorus fractions and available phosphorus content at initial stage of treatment

在長期連續(xù)施用豬糞后，影響土壤Olsen-P含量的主要無機磷組分為Ca8-P，直接作用系數(shù)達1.679，其次是Al-P（0.268），這說明隨著施用時間的增加，作物的主要有效磷源由Ca2-P變?yōu)镃a8-P，潛在磷源由Ca8-P轉(zhuǎn)變?yōu)锳l-P，而Ca10-P、O-P仍為難利用磷源（表3）。無論是2013年還是2019年，F(xiàn)e-P對土壤Olsen-P的貢獻均為負值，但其直接作用系數(shù)絕對值變大。總體上，在本試驗條件下，Ca2-P和Ca8-P分別是作物主要有效磷源和潛在磷源，但隨著施用時間的增加，Ca8-P轉(zhuǎn)變?yōu)橹饕行Я自础?/p>

表3 土壤無機磷組分與Olsen-P含量之間的通徑分析Table 3 Path analysis for soil Olsen-P content as a function of soil inorganic phosphorus fractions

3 討論

3.1 土壤磷素有效性及磷組分對長期施用豬糞的響應(yīng)

本研究中，長期施用豬糞顯著提高了土壤磷含量與磷素有效性，尤其是豬糞磷投入量為600～1 200 kg·hm-2（M3～M5）時，土壤Olsen-P含量和PAC提升效果較佳，這與ZHANG等[8]和張珂珂等[16]的研究結(jié)果一致。一般而言，豬糞中磷素占比較高（0.93%～5.20%），且以可利用性相對較高的無機磷為主（約70%），豬糞以有機糞肥形式施入土壤可以直接增加土壤磷的含量，提升土壤磷活性[15]，且施磷量越高，Olsen-P含量增加越快，但土壤有效性高會加速磷素淋失，造成磷流失風險并降低磷收益[16]。因此本研究中長期豬糞磷施用量在600 kg·hm-2（M3）以上時，土壤TP、Olsen-P的提升效果與豬糞施用量不成等比，這可能是因為較高的豬糞投入量顯著提高了土壤Olsen-P含量（圖2），而表層（0～20 cm）土壤磷素因Olsen-P含量過高而導(dǎo)致淋失、轉(zhuǎn)移速度增加，從而降低了隨豬糞施用量增加而增加的幅度，這也在一定程度上解釋了本研究中土壤PAC在豬糞投入量超過600 kg·hm-2時提升效果反而下降的原因。相較于2013年，2019年相同處理土壤Olsen-P增加量與豬糞磷施用量間呈二項式關(guān)系，為y=-0.000 08x2+0.125 2x-14.018，R2=0.868 1，二項式頂點橫坐標為782.5，這表明當豬糞磷施用量低于782.5 kg·hm-2時，與2013年相比，長期施用豬糞土壤Olsen-P含量增加量隨豬糞施用量的增加而增加，當豬糞磷施入量高于782.5 kg·hm-2時，與2013年相比，長期施用豬糞土壤Olsen-P含量增加量隨豬糞施用量的增加而呈下降趨勢，即當豬糞磷施用量高于782.5 kg·hm-2時，表層土壤中大量活性磷發(fā)生轉(zhuǎn)移，并可能導(dǎo)致土壤磷淋失風險，同時結(jié)合產(chǎn)量數(shù)據(jù)來看，M3處理為本研究中的最佳處理（表2）。

施用豬糞除了可直接為土壤提供磷源外，其含有較高比例的有機質(zhì)還可以提供大量的陰離子來掩蔽土壤鈣、鐵、鋁等金屬氧化物對磷的吸附位，從而導(dǎo)致土壤對磷的吸附固定作用降低，增加土壤相對活性磷組分的比例[21-22]，這也解釋了本研究中長期施用豬糞顯著增加作物相對易利用土壤無機磷組分（Ca2-P、Ca8-P、Al-P）含量的原因。在豬糞磷進入土壤后，Ca10-P含量無顯著變化而其他無機磷組分含量顯著增加，從而使得土壤Ca10-P在無機磷組分中的占比顯著降低，作物可利用無機磷組分占比均顯著提高。一方面是由于豬糞中幾乎不存在Ca10-P，且Ca10-P在自然環(huán)境中很難進行分解與轉(zhuǎn)化[23]。另一方面，豬糞中大量有機質(zhì)分解產(chǎn)生的有機酸促進了土壤Ca10-P分解[24]，豬糞中的有機陰離子在土壤微生物作用下分解，有機酸被脫羧的過程中會消耗土壤中的H+并釋放CO2，從而提高土壤pH，土壤pH提高會加速土壤難溶磷組分的解吸、溶解，最終增加土壤活性無機磷組分含量[25-28]，降低Ca10-P在無機磷組分中的占比。本研究中豬糞施用初期顯著增加了土壤OM和AK含量，而對pH無顯著影響（表5），此時僅土壤OM含量與土壤Olsen-P含量呈顯著相關(guān)關(guān)系（P＜0.05，下同）；長期連續(xù)施用豬糞能顯著增加土壤OM、TN、TK、AK、AN的含量，并顯著提高土壤pH（表5），其中土壤OM、pH、TN含量與土壤Olsen-P含量顯著相關(guān)。在不同豬糞施用量處理中，M5處理的土壤各磷組分中Ca10-P占比降至38.37%（圖4），此時土壤pH達6.98（表5），即長期施用豬糞可以顯著提升土壤中作物易利用磷源的占比，而土壤理化性質(zhì)發(fā)生改變對于土壤磷組分的變化有一定影響，但具體貢獻仍需進一步探討。

3.2 土壤無機磷各組分對土壤磷素有效性的貢獻

不同組分磷對土壤磷循環(huán)貢獻存在差異[14]，且對作物磷素養(yǎng)分供應(yīng)均有重要作用，但只有其中小部分對作物直接有效，而且不同組分無機磷的有效性也不盡相同，從而導(dǎo)致土壤供磷能力的差異[13]。一般而言，無機磷組分中Ca2-P為直接有效磷源，Ca8-P、Al-P、Fe-P為中等活性磷源，O-P、Ca10-P為潛在磷源[22]。本研究中，施用豬糞第一年除Ca10-P、O-P外，土壤Olsen-P及PAC與其他土壤無機磷組分均顯著正相關(guān)，且通徑分析、逐步回歸分析表明在施用豬糞第一年Ca2-P是土壤Olsen-P的主要磷源，Ca8-P是潛在磷源，其他無機磷組分主要通過影響土壤Ca2-P含量而間接對土壤Olsen-P含量產(chǎn)生影響。這與焦亞鵬等[29]、李若楠等[30]的研究結(jié)果相似，二者研究結(jié)果均表明Ca2-P是土壤Olsen-P的主要磷源，這是由于在偏中、堿性土壤中Ca2-P活性最高且包含部分水溶性磷，豬糞中的正磷酸鹽進入土壤顯著增加了土壤Ca2-P含量，提升了土壤磷素有效性[8]。

本研究中施用豬糞7 a后，對土壤Olsen-P含量產(chǎn)生正貢獻直接作用系數(shù)最高的無機磷組分由Ca2-P變?yōu)镃a8-P，而Ca2-P對土壤Olsen-P含量影響極小，這是由于土壤中Ca2-P活性極高，為直接有效磷源，易向更穩(wěn)定的中等活性磷源Ca8-P沉淀、轉(zhuǎn)化[23]，而長期豬糞施用下土壤活性磷組分Ca2-P的累積促進了這種轉(zhuǎn)化過程，且作為土壤中等活性磷源的Ca8-P的增加幅度與增加量均表現(xiàn)為最高。本研究中Fe-P對土壤Olsen-P含量的直接作用系數(shù)也相對較高，但表現(xiàn)為負貢獻，這與其他無機磷組分通過間接作用影響土壤Fe-P含量而對這種負貢獻產(chǎn)生緩沖作用有關(guān)。在中堿性土壤中按蔣柏藩等[20]的分級方法得到Fe-P、Al-P穩(wěn)定性高于Ca8-P，且前人研究結(jié)果表明長期施用豬糞提高了土壤pH并促進了P吸附位點（Fe、Al）的飽和，從而使Al-P、Fe-P向Ca8-P轉(zhuǎn)化[24-25]，因此在本研究中豬糞投入7 a后，豬糞磷施用量超過900 kg·hm-2時，土壤pH顯著提高（較CK增加了0.28～0.39個單位，表5），土壤無機磷組分（Fe-P、Al-P）向Ca8-P轉(zhuǎn)化，增加了Ca8-P含量，土壤直接有效磷源變?yōu)镃a8-P。

表5 不同處理土壤理化性質(zhì)Table 5 Soil physical and chemical properties of different treatments

4 結(jié)論

（1）長期施用豬糞顯著提高了土壤磷素有效性和活性相對較高的磷組分（Ca2-P、Ca8-P、Al-P、Fe-P）的含量及其占比，降低了作物難利用的O-P、Ca10-P占比，豬糞磷投入量為600～1 200 kg·hm-2時的提升效果較佳，但考慮磷淋失風險，豬糞磷投入量不宜高于800 kg·hm-2。

（2）施用豬糞1 a對土壤Olsen-P含量直接作用系數(shù)較大的無機磷組分為Ca2-P、Ca8-P，施用豬糞7 a后土壤Ca8-P直接作用系數(shù)增加，變?yōu)橹苯佑行Я自?，潛在磷源為Al-P。

（3）總體而言，長期豬糞施用在增加土壤Olsen-P及無機磷組分含量的同時促進了Ca2-P向Ca8-P的轉(zhuǎn)化，在一定程度上改變了土壤直接有效磷源，提高了潛在有效磷源比例，增加了土壤供磷潛力，結(jié)合作物產(chǎn)量來看，豬糞磷投入量為600 kg·hm-2相對適宜。