长期施用猪粪对土壤磷含量及无机磷组分的影响

2022-11-04张春龙李冰黄容唐晓燕肖怡白根川王昌全

农业环境科学学报 2022年10期

张春龙，李冰，黄容，唐晓燕，肖怡，白根川，王昌全

（四川农业大学资源学院，成都 611130）

畜禽粪便是重要的农业废弃物之一[1]，2019年，我国畜禽粪便年产生量达到24.3亿t，猪粪占比31.25%，且其中40%的猪粪尚未得到有效利用[2-4]。据报道，全球磷矿资源将在200 a内枯竭[5-6]，而猪粪富含磷素（6.45%）[7]，将其肥料化后施入土壤不仅可以缓解其直接排放对环境造成的压力，而且可以替代部分磷肥，在解决不可再生矿物肥料资源尤其是磷矿枯竭问题方面具有重要现实意义。猪粪在堆肥过程中形成的可溶性磷酸盐MgNH4PO4·6H2O晶体，使其磷组分主要为无机态磷，且随着堆肥发酵时间延长，铝、钙、镁和铁等多价金属离子与可溶性磷酸盐发生反应形成不溶性磷酸盐胶体或磷酸钙等，从而降低了猪粪堆肥中磷的溶解度[8-9]。因此，当含有不同溶解度磷组分的腐熟猪粪替代化肥施入土壤时，可能会引起土壤磷组分发生明显改变，且这种改变因磷投入量的不同而存在差异[6]。此外，在水-旱轮作系统中，干湿交替引起的土壤水分及氧化还原电位的变化均会提升土壤活性磷组分及磷素有效性[10]，且水稻季可能会增加土壤磷淋失而改变土壤磷素循环平衡[11]。

不同组分磷对土壤磷循环的贡献及土壤磷素有效性存在差异[12]，从而会引起土壤供磷能力的不同[13]。有研究表明，土壤铝磷（Al-P）、铁磷（Fe-P）是土壤磷转化过程中的重要中间过渡性磷组分，其中Fe-P对有效磷含量提升的直接通径系数达0.556[14]，也有研究认为土壤无机磷组分中二钙磷（Ca2-P）、八钙磷（Ca8-P）对土壤有效磷含量变化的贡献较大[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组分影响[14]，在土壤pH较高的钙质土壤中，土壤Ca2-P、Ca8-P的变化对土壤有效磷含量影响较大[15]。当腐熟猪粪施入土壤时，一方面其可以作为磷源引起土壤磷组分发生明显改变，另一方面可以通过改变土壤理化性质（如土壤有机质含量及土壤阳离子交换量等）间接影响土壤磷组分[16-17]。研究表明，猪粪的投入会提高土壤活性相对较高的磷组分含量及有效磷活性[18]。当前，长期大量猪粪投入对土壤无机磷组分含量变化的影响及对土壤磷素有效性的贡献研究较少。因此，本文通过7 a田间定位试验，探讨长期持续猪粪施用对土壤磷累积、有效性及无机磷各组分含量的影响，探明土壤无机磷组分对土壤磷素有效性的贡献及其对长期猪粪施用的响应，为合理施用猪粪提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 试验地概况

试验地位于都江堰市区东南的天马镇，该地属中亚热带季风湿润气候，年均气温15.2℃，年均降水量约1 200 mm。供试土壤为岷江流域灰色冲积物发育的水稻土，试验前土壤pH为6.63，有机质（OM）、全氮（TN）、全磷（TP）、全钾（TK）含量分别为28.40、1.40、0.88、22.30 g·kg-1，碱解氮（AN）含量为113.00 mg·kg-1，有效磷（Olsen-P）含量为8.50 mg·kg-1，速效钾（AK）含量为53.00 mg·kg-1。

1.2 试验设计

田间定位试验始于2012年，试验共设置6个处理，包括单施化肥处理（CK）和5个猪粪磷（以P2O5计）施用处理：150、300、600、900、1 200 kg·hm-2，分别标记为M1、M2、M3、M4、M5，每个处理重复3次，随机排列，具体施肥情况见表1。试验区种植模式为小麦-水稻轮作，小区面积20 m2。小区间用塑胶薄膜区隔，防止串水串肥。于稻季（6月至10月）插秧和麦季（11月至次年5月）播种前一次性将所有肥料均匀施入田块。供试化肥为市售尿素（46.40% N）、过磷酸钙（12.00% P2O5）、氯化钾（60.00% K2O），猪粪为都江堰德宏农业公司所提供的干湿分离的腐熟猪粪，每年所用猪粪采用的发酵方法及时间均保持一致，其含氮（N）17.5 0 g·kg-1、含磷（P2O5）29.13 g·kg-1、含钾（K2O）12.00 g·kg-1，猪粪中无机磷组分分别为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 田间试验处理及施肥情况（kg·hm-2）Table 1 Experimental fertilization application（kg·hm-2）

1.3 样品采集及测定

分别于施用猪粪初期（1 a，2013年）和长期连续施用猪粪后（7 a，2019年）采集水稻季成熟期土壤表层（0～20 cm）土样，按五点取样法用土钻取样，样品混合后采用四分法保留1.00 kg土样，土样风干并分别过1.00 mm和0.149 mm的尼龙筛后密封保存。

TP采用NaOH熔融-钼锑抗显色-分光光度法测定[19]；Olsen-P采用0.5 mol·L-INaHCO3（pH 8.5）浸提-钼锑抗显色-分光光度法测定[19]。由于土壤偏中性，故采用蒋柏藩等[20]改进后的无机磷分级方法，将土壤中的无机磷分为Ca2-P、Ca8-P、Al-P、Fe-P、闭蓄态磷（O-P）、十钙磷（Ca10-P）6级，进行土壤磷分级的测定。

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

1.4 数据分析

采用Excel 2010和SPSS 19.0进行试验数据处理和制图。数据显著性分析采用方差分析法（ANOVA）和Tukey法（P＜0.05），相关分析采用皮尔逊相关系数法，无机磷组分对有效磷的贡献采用通径分析法和逐步回归分析法。

2 结果与分析

2.1 长期施用猪粪对作物产量的影响

如表2所示，长期施用猪粪能显著提高作物产量（P＜0.05，下同）。与CK相比，长期施用猪粪后，作物产量随猪粪施用量的变化规律与施用猪粪初期相似，小麦季最高增产为M1处理（21.98%），而水稻产量与稻麦总产量均在M2处理表现出最大值，增产分别达34.46%、27.00%；相较于施用猪粪初期，长期施用猪粪后各猪粪（M2～M5）处理的作物产量均显著增加。总体而言，作物产量随施用猪粪年限延长显著增加，而随猪粪施用量的增加呈先升高后降低的趋势。

表2 不同处理下作物产量的变化（kg·hm-2）Table 2 The crops yield under different treatments（kg·hm-2）

2.2 长期施用猪粪对土壤TP含量及其有效性的影响

2.2.1 土壤TP含量

如图1所示，土壤TP含量随猪粪施用量增加和施用猪粪年限延长而显著增加。与CK相比，在施用猪粪初期，猪粪不同施用水平处理的土壤TP含量提高了5.56%～42.22%；而长期施用猪粪后，各猪粪（M2～M5）处理的土壤TP含量显著提高了4.91%～51.14%，相较施用猪粪初期，各处理土壤TP含量相应增加了0.16～0.32 g·kg-1，其中以M4处理的增幅最大。总体上，猪粪施用能显著提升土壤TP含量，但长期连续施用条件下，当猪粪磷施用量在600 kg·hm-2以上时（M3～M5），土壤TP含量增幅随猪粪施用量增加而趋缓。

图1 不同处理对土壤TP含量的影响Figure 1 Effects of different treatments on TP content

2.2.2 土壤Olsen-P含量及PAC

如图2所示，长期施用猪粪显著提高土壤Olsen-P含量及PAC。在猪粪施用初期，土壤Olsen-P含量随猪粪施用量增加而显著增加，其中M5处理的土壤Olsen-P含量提升效果最大，较CK增加了787.5%。随着施用时间的增加（2019年），各处理土壤Olsen-P含量（9.50～96.08 mg·kg-1）显著高于2013年（8.00～71.00 mg·kg-1）。土壤PAC用于表征土壤TP向土壤Olsen-P转化的难易程度。与CK相比，各猪粪处理的土壤PAC值均显著增加，分别在2013年和2019年时增加了0.26～4.66个和0.71～5.11个百分点。对比2013年和2019年两个时期土壤PAC值发现，M3、M4处理的差值较大。总体上，长期施用猪粪可以显著提高土壤Olsen-P含量和PAC，随着施用时间的增加，猪粪磷投入量为600～1 200 kg·hm-2时对土壤PAC含量提升效果较佳，其中猪粪磷投入量为600 kg·hm-2时对土壤PAC提升效果最明显。

图2 不同处理对土壤Olsen-P含量和土壤PAC的影响Figure 2 Effects of different treatments on Olsen-P content and PAC

2.3 长期施用猪粪对土壤无机磷组分变化的影响

除Ca2-P、Ca10-P外其他各无机磷组分的含量均随猪粪施用量及施用时间的增加而显著增加（图3）。与CK相比，M5处理的Ca8-P含量最高，2013年和2019年时分别为91.00 mg·kg-1和268.25 mg·kg-1（图3b）。相较2013年，2019年时土壤Al-P、Fe-P含量的增加幅度随猪粪施用量增加而降低（图3d和图3e），即长期施用猪粪后土壤Al-P、Fe-P可能向其他磷组分转化。

图3 不同处理对土壤各无机磷组分含量的影响Figure 3 Effects of different treatments on inorganic phosphorus fractions content in soil

如图4所示，各处理土壤无机磷组分的占比存在差异。与CK相比，2013年时猪粪的投入增加了Ca2-P、Ca8-P、Al-P的占比，2019年时增加了Ca8-P、Fe-P的占比，但减少了Ca10-P的占比，其中M5处理的Ca10-P占比最小，较CK减少了18.00个百分点。随着施肥时间的增加，各处理的Ca8-P占比均上升，2019年较2013年增加6.60～10.91个百分点，而各处理的Ca10-P占比均降低，2019年较2013年时减少13.13～20.90个百分点，可见施肥改变了土壤无机磷组分占比，且随着施肥时间的增加，Ca10-P占比显著降低。总体而言，长期施用猪粪会显著提升土壤Ca8-P、Fe-P含量及其占比，而对Ca10-P含量无显著影响，但会显著降低其在无机磷组分中的占比。

图4 不同处理土壤各无机磷组分占比Figure 4 Proportion of soil inorganic phosphorus components in different treatments

2.4 土壤无机磷组分变化对土壤磷素有效性的贡献

采用通径分析法，根据直接相关系数及间接相关系数进一步阐述不同猪粪施用量处理下土壤无机磷组分对土壤磷素有效性的贡献。从表3可以看出，在施用猪粪初期，无机磷组分中的Ca2-P对土壤Olsen-P含量的直接作用系数最大，达0.690，其次是Ca8-P，这表明本试验条件下作物主要有效磷源为Ca2-P，潜在磷源为Ca8-P。Ca10-P、Fe-P、O-P对土壤Olsen-P含量的直接作用系数均较低，但对Ca2-P、Ca8-P均有相对较高的相关系数，可见Ca10-P、Fe-P、O-P可能通过影响Ca2-P、Ca8-P组分，进而对土壤磷有效性作出贡献。采用逐步回归法分析了土壤各无机磷组分对Olsen-P的影响效应，证实2013年时仅Ca2-P、Ca8-P表现为显著影响（表4），其他无机磷组分均对土壤Olsen-P含量影响不显著。

表4 土壤无机磷组分与Olsen-P含量之间的逐步回归分析Table 4 Stepwise regression analysis between soil inorganic phosphorus fractions and available phosphorus content at initial stage of treatment

在长期连续施用猪粪后，影响土壤Olsen-P含量的主要无机磷组分为Ca8-P，直接作用系数达1.679，其次是Al-P（0.268），这说明随着施用时间的增加，作物的主要有效磷源由Ca2-P变为Ca8-P，潜在磷源由Ca8-P转变为Al-P，而Ca10-P、O-P仍为难利用磷源（表3）。无论是2013年还是2019年，Fe-P对土壤Olsen-P的贡献均为负值，但其直接作用系数绝对值变大。总体上，在本试验条件下，Ca2-P和Ca8-P分别是作物主要有效磷源和潜在磷源，但随着施用时间的增加，Ca8-P转变为主要有效磷源。

表3 土壤无机磷组分与Olsen-P含量之间的通径分析Table 3 Path analysis for soil Olsen-P content as a function of soil inorganic phosphorus fractions

3 讨论

3.1 土壤磷素有效性及磷组分对长期施用猪粪的响应

本研究中，长期施用猪粪显著提高了土壤磷含量与磷素有效性，尤其是猪粪磷投入量为600～1 200 kg·hm-2（M3～M5）时，土壤Olsen-P含量和PAC提升效果较佳，这与ZHANG等[8]和张珂珂等[16]的研究结果一致。一般而言，猪粪中磷素占比较高（0.93%～5.20%），且以可利用性相对较高的无机磷为主（约70%），猪粪以有机粪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，但土壤有效性高会加速磷素淋失，造成磷流失风险并降低磷收益[16]。因此本研究中长期猪粪磷施用量在600 kg·hm-2（M3）以上时，土壤TP、Olsen-P的提升效果与猪粪施用量不成等比，这可能是因为较高的猪粪投入量显著提高了土壤Olsen-P含量（图2），而表层（0～20 cm）土壤磷素因Olsen-P含量过高而导致淋失、转移速度增加，从而降低了随猪粪施用量增加而增加的幅度，这也在一定程度上解释了本研究中土壤PAC在猪粪投入量超过600 kg·hm-2时提升效果反而下降的原因。相较于2013年，2019年相同处理土壤Olsen-P增加量与猪粪磷施用量间呈二项式关系，为y=-0.000 08x2+0.125 2x-14.018，R2=0.868 1，二项式顶点横坐标为782.5，这表明当猪粪磷施用量低于782.5 kg·hm-2时，与2013年相比，长期施用猪粪土壤Olsen-P含量增加量随猪粪施用量的增加而增加，当猪粪磷施入量高于782.5 kg·hm-2时，与2013年相比，长期施用猪粪土壤Olsen-P含量增加量随猪粪施用量的增加而呈下降趋势，即当猪粪磷施用量高于782.5 kg·hm-2时，表层土壤中大量活性磷发生转移，并可能导致土壤磷淋失风险，同时结合产量数据来看，M3处理为本研究中的最佳处理（表2）。

施用猪粪除了可直接为土壤提供磷源外，其含有较高比例的有机质还可以提供大量的阴离子来掩蔽土壤钙、铁、铝等金属氧化物对磷的吸附位，从而导致土壤对磷的吸附固定作用降低，增加土壤相对活性磷组分的比例[21-22]，这也解释了本研究中长期施用猪粪显著增加作物相对易利用土壤无机磷组分（Ca2-P、Ca8-P、Al-P）含量的原因。在猪粪磷进入土壤后，Ca10-P含量无显著变化而其他无机磷组分含量显著增加，从而使得土壤Ca10-P在无机磷组分中的占比显著降低，作物可利用无机磷组分占比均显著提高。一方面是由于猪粪中几乎不存在Ca10-P，且Ca10-P在自然环境中很难进行分解与转化[23]。另一方面，猪粪中大量有机质分解产生的有机酸促进了土壤Ca10-P分解[24]，猪粪中的有机阴离子在土壤微生物作用下分解，有机酸被脱羧的过程中会消耗土壤中的H+并释放CO2，从而提高土壤pH，土壤pH提高会加速土壤难溶磷组分的解吸、溶解，最终增加土壤活性无机磷组分含量[25-28]，降低Ca10-P在无机磷组分中的占比。本研究中猪粪施用初期显著增加了土壤OM和AK含量，而对pH无显著影响（表5），此时仅土壤OM含量与土壤Olsen-P含量呈显著相关关系（P＜0.05，下同）；长期连续施用猪粪能显著增加土壤OM、TN、TK、AK、AN的含量，并显著提高土壤pH（表5），其中土壤OM、pH、TN含量与土壤Olsen-P含量显著相关。在不同猪粪施用量处理中，M5处理的土壤各磷组分中Ca10-P占比降至38.37%（图4），此时土壤pH达6.98（表5），即长期施用猪粪可以显著提升土壤中作物易利用磷源的占比，而土壤理化性质发生改变对于土壤磷组分的变化有一定影响，但具体贡献仍需进一步探讨。

3.2 土壤无机磷各组分对土壤磷素有效性的贡献

不同组分磷对土壤磷循环贡献存在差异[14]，且对作物磷素养分供应均有重要作用，但只有其中小部分对作物直接有效，而且不同组分无机磷的有效性也不尽相同，从而导致土壤供磷能力的差异[13]。一般而言，无机磷组分中Ca2-P为直接有效磷源，Ca8-P、Al-P、Fe-P为中等活性磷源，O-P、Ca10-P为潜在磷源[22]。本研究中，施用猪粪第一年除Ca10-P、O-P外，土壤Olsen-P及PAC与其他土壤无机磷组分均显著正相关，且通径分析、逐步回归分析表明在施用猪粪第一年Ca2-P是土壤Olsen-P的主要磷源，Ca8-P是潜在磷源，其他无机磷组分主要通过影响土壤Ca2-P含量而间接对土壤Olsen-P含量产生影响。这与焦亚鹏等[29]、李若楠等[30]的研究结果相似，二者研究结果均表明Ca2-P是土壤Olsen-P的主要磷源，这是由于在偏中、碱性土壤中Ca2-P活性最高且包含部分水溶性磷，猪粪中的正磷酸盐进入土壤显著增加了土壤Ca2-P含量，提升了土壤磷素有效性[8]。

本研究中施用猪粪7 a后，对土壤Olsen-P含量产生正贡献直接作用系数最高的无机磷组分由Ca2-P变为Ca8-P，而Ca2-P对土壤Olsen-P含量影响极小，这是由于土壤中Ca2-P活性极高，为直接有效磷源，易向更稳定的中等活性磷源Ca8-P沉淀、转化[23]，而长期猪粪施用下土壤活性磷组分Ca2-P的累积促进了这种转化过程，且作为土壤中等活性磷源的Ca8-P的增加幅度与增加量均表现为最高。本研究中Fe-P对土壤Olsen-P含量的直接作用系数也相对较高，但表现为负贡献，这与其他无机磷组分通过间接作用影响土壤Fe-P含量而对这种负贡献产生缓冲作用有关。在中碱性土壤中按蒋柏藩等[20]的分级方法得到Fe-P、Al-P稳定性高于Ca8-P，且前人研究结果表明长期施用猪粪提高了土壤pH并促进了P吸附位点（Fe、Al）的饱和，从而使Al-P、Fe-P向Ca8-P转化[24-25]，因此在本研究中猪粪投入7 a后，猪粪磷施用量超过900 kg·hm-2时，土壤pH显著提高（较CK增加了0.28～0.39个单位，表5），土壤无机磷组分（Fe-P、Al-P）向Ca8-P转化，增加了Ca8-P含量，土壤直接有效磷源变为Ca8-P。