水蓼种植下猪粪处理土壤剖面磷组分与磷酸酶活性变化

李秀芳，魏文静，蒲勇，李廷轩，叶代桦

（1. 四川农业大学资源学院，四川 成都 611130；2. 德阳市农业农村局，四川 德阳 618000；3. 泸州市现代农业发展促进中心，四川 泸州 646000）

随着规模化养猪业的迅猛发展，猪粪排放量不断增加且呈逐年上升的趋势[1］。猪粪中磷含量丰富，常被作为有机肥施用于农田土壤。猪粪的长期施用会引起农田土壤磷过剩与流失，增加水体富营养化风险，从而威胁生态环境[2-3］。利用磷富集植物提取土壤中过剩磷是一种经济环保的治理措施，其较强的磷积累能力对去除环境中过剩磷具有重要意义[4-6］。畜禽粪便的施入会改变土壤生化特性从而影响土壤pH、磷酸酶活性和各磷组分之间的相互转化，有利于植物生长[7-8］。因此，了解种植磷富集植物对猪粪处理土壤过剩磷的提取效果尤为必要。

植物根际生化特性在改变土壤磷组分，影响土壤磷有效性中起重要作用，土壤磷化学形态直接决定植物吸收利用磷的难易程度[9-10］。研究表明，水提取态磷（H2O-P）和碳酸氢钠提取态无机磷（NaHCO3-Pi）有效性较高，能被大多数植物直接吸收利用，其余磷组分则不易被植物吸收[9，11］。土壤pH 的改变会影响磷的吸附解吸过程，从而影响土壤磷组分的有效性[12］。在一般耕作土壤中，有机磷含量约占全磷含量的20%～40%[13］。而土壤有机磷（Po）组分通常需矿化分解成有效性更高的磷组分才能被植物吸收利用，磷酸酶在此过程中扮演重要角色，其活性升高可促进土壤有机磷水解，为植物提供更多可利用的无机磷[14-16］。因此，研究磷富集植物种植条件下猪粪处理土壤磷组分与磷酸酶活性的变化特征对明晰其提取土壤过剩磷的机制具有重要意义。

矿山生态型水蓼（Polygonum hydropiper）是一种磷富集植物，具有水陆两生、生物量大、磷积累能力强等特点[6，17］。前期研究发现，在土培和野外小区试验下，水蓼对猪粪处理土壤中过剩的磷均具有较好的提取能力[17-18］。而不同猪粪处理下土壤剖面磷的迁移转化特征及种植水蓼对猪粪处理土壤过剩磷的流失防控作用尚不清楚。因此，本研究继续通过野外小区模拟试验，探明水蓼种植条件下不同猪粪处理土壤剖面磷组分与磷酸酶活性的变化特征，为客观评估水蓼对猪粪处理土壤磷的提取效果及后期合理利用水蓼提取猪粪处理土壤中的过量磷、降低磷素的流失风险提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试植物：矿山生态型（mining ecotype， ME）水蓼，种子采自四川省什邡市磷矿区（104°01′ E， 31°25′ N）。

供试土壤：灰潮土，采自四川省都江堰市，其基本理化性质为全磷0.95 g·kg-1、有效磷14.65 mg·kg-1、碱解氮22.25 mg·kg-1、速效钾14.89 mg·kg-1、有机质22.37 g·kg-1和pH 7.18。其土壤磷饱和度为21.82%。

供试肥料：猪粪，采自都江堰市规模化养殖场，其基本理化性质为全磷23.04 g·kg-1、全氮15.04 g·kg-1、全钾10.29 g·kg-1、有机质191.57 g·kg-1和pH 6.89。采用Kostic 等[19］改进后的化学连续浸提法分析猪粪的磷组分：水提取态无机磷（H2O-Pi） 2455.90 mg·kg-1、水提取态有机磷（H2O-Po） 1760.25 mg·kg-1、碳酸氢钠提取态无机磷（NaHCO3-Pi） 3835.26 mg·kg-1、碳酸氢钠提取态有机磷（NaHCO3-Po） 2822.51 mg·kg-1、氢氧化钠提取态无机磷（NaOH-Pi） 3571.75 mg·kg-1、氢氧化钠提取态有机磷（NaOH-Po） 2250.31 mg·kg-1、盐酸提取态无机磷（HCl-Pi）3831.82 mg·kg-1、盐酸提取态有机磷（HCl-Po） 1701.46 mg·kg-1和残余态磷（Resdual-P） 2761.23 mg·kg-1。

1.2 试验设计与处理

根据农田磷肥安全用量（＜200 kg·hm-2）[20］，设1、2 和3 kg·m-2共3个猪粪处理（相当于200、400 和600 kg·hm-2的磷肥施用量），以不施猪粪为对照（0 kg·hm-2），共4个处理，每个处理重复3 次，随机区组排列。采用野外微小区模拟试验，小区面积1.5 m2（1.5 m×1.0 m）。猪粪于每年4 月一次性施入，并将其混入小区耕层土壤（0～20 cm）中，陈化一个月。水蓼种子经消毒育苗，待植株生长至10 cm 左右时选择生长状况良好且长势均一的幼苗，按每小区56 穴（间距20 cm×15 cm），每穴1 株进行移栽（每年5 月进行移栽）。植株生长期间进行常规管理，并记录其生长状况。试验于2016 年4 月-2018 年8 月在四川农业大学灵岩山科研园区进行。

1.3 样品采集与制备

于每年移栽3个月后采样。每个小区采集9 株长势一致的植株，每3 株为1个混合样。按5 点采样法分别采集0～10 cm、10～20 cm、20～30 cm 和30～40 cm 土壤样品。植物样用自来水冲洗、去离子水润洗后擦干，于105 ℃杀青30 min，75 ℃烘干至恒重，粉碎过2 mm 筛用于磷含量的测定。取一部分鲜土保存于-20 ℃冰箱，用于酸性磷酸单酯酶、碱性磷酸单酯酶、植酸酶和磷酸二酯酶活性的测定，剩余土样自然风干，充分研磨过2 mm 筛后用于土壤基本理化性质、土壤磷饱和度、土壤磷组分和pH 的测定。

1.4 测定项目与方法

土壤和猪粪的基本理化性质包括全磷、有效磷、碱解氮、速效钾、有机质、pH、全氮和全钾采用常规分析方法测定[21］；植株生物量（干重）采用烘干称重法测定；植株磷含量采用微波消解仪（CEM MARS5，美国）消解-全自动间断化学分析仪（AQ2，英国）测定[22］；土壤和猪粪磷组分采用Kostic 等[19］改进后的方法测定；土壤pH 采用pH计（FE28，中国）测定；土壤酸性磷酸单酯酶、碱性磷酸单酯酶和磷酸二酯酶活性采用96 微孔板荧光光谱法测定[23］；植酸酶采用张艾明等[24］的方法测定；土壤水溶性磷（soil water soluble phosphorus， WSP）采用去离子水浸提后钼锑抗比色法测定[25］；土壤磷饱和度采用Fischer 等[26］的方法测定。

1.5 数据处理

磷积累量（mg·plant-1）=生物量×磷含量；土壤磷饱和度=100/（1+1.25×水溶性磷含量WSP-0.75/3）；磷饱和度增加速率=（试验结束时土壤磷饱和度-供试土壤磷饱和度）/试验年数。采用SPSS 20.0 进行统计分析，多重比较选择LSD 法，图表制作采用Origin 2017 和Excel 2018。

2 结果与分析

2.1 不同猪粪处理下水蓼地上部生物量和磷积累量的变化特征

由图1A 可知，连续3 年种植水蓼条件下，水蓼地上部生物量均随猪粪施用量增加而显著增加，在3 kg·m-2猪粪处理下生物量分别为51.04、49.14 和48.49 g·plant-1，分别为不施猪粪处理的1.17、1.50 和1.93 倍。在不施猪粪处理下，水蓼地上部生物量随年份推进显著降低，1 kg·m-2猪粪处理下，2016 和2017 年水蓼地上部生物量显著大于2018 年，2 kg·m-2猪粪处理下，2016 年水蓼地上部生物量显著大于2017 和2018 年，但在3 kg·m-2处理下，水蓼地上部生物量在年份间无显著差异。由图1B 可知，连续3 年种植水蓼条件下，水蓼地上部磷积累量随猪粪施用量增加显著增加。在3 kg·m-2处理下，水蓼地上部磷积累量分别高达200.31、195.97 和195.24 mg·plant-1，分别为不施猪粪处理的2.77、4.35 和5.36 倍。随年份推进，在不施猪粪和低浓度（1 kg·m-2）猪粪处理下，水蓼地上部磷积累量逐渐下降，且2018 年水蓼地上部磷积累量显著低于2016 年，但在2 和3 kg·m-2猪粪处理下，水蓼地上部磷积累量在年份间无显著变化。表明水蓼具有稳定的磷提取能力，可有效提取猪粪处理土壤中过剩的磷。

图1 猪粪处理对水蓼地上部生物量和磷积累量的影响Fig.1 Effect of swine manure treatments on shoot biomass and P accumulation of P. hydropiper

2.2 水蓼种植下猪粪处理土壤剖面磷饱和度及其增加速率的变化特征

土壤磷饱和度是同时考虑土壤磷水平和磷素固持能力的一个综合指标，通常把土壤磷素流失阈值25%作为评价植物提取效果的关键标准[27-28］。磷富集植物对土壤磷的提取效果可结合植株生物量、磷积累量和土壤磷饱和度的变化情况进行综合评价。由表1 可得，随着猪粪施用量的增加，0～20 cm 和20～40 cm 土壤磷饱和度及其增加速率逐渐增大。连续3 年种植水蓼条件下，除3 kg·m-2猪粪处理外，0～20 cm 和20～40 cm 土壤不同猪粪处理下土壤磷饱和度均小于土壤磷流失临界值25%，且土壤磷饱和度增加速率较为缓慢。与不施猪粪相比，施用较高浓度猪粪（2 和3 kg·m-2）增加了土壤磷饱和度，而连续种植水蓼可有效提取土壤中过量的磷，降低磷流失风险。

表1 种植水蓼下猪粪处理土壤剖面磷饱和度及其增加速率变化特征Table 1 Changes of P saturation and its increasing rate in soil profile treated with swine manure under P. hydropiper planting

2.3 水蓼种植下猪粪处理土壤剖面磷组分的变化特征

由图2 可知，连续3 年种植水蓼条件下，随着猪粪施用量的增加，0～10 cm 和10～20 cm 土壤各组分磷含量均增加，20～30 cm 和30～40 cm 土壤各组分磷含量无较大差异。不施猪粪处理下，0～10 cm 和10～20 cm 土壤H2OP 降低，除NaHCO3-Pi和NaOH-Pi外，其余磷组分含量在0～10 cm 土壤均显著低于20～30 cm 和30～40 cm 土壤，HCl-Po和Resdual-P 含量无显著差异。与不施猪粪相比，3 年连续施用较高浓度猪粪处理下，20～30 cm 土壤H2OPi/Po、NaHCO3-Pi/Po、NaOH-Pi/Po和HCl-Pi增加，30～40 cm 土壤H2O-Po、NaHCO3-Po和NaOH-Po增加，且0～10 cm 和10～20 cm 土壤HCl-Po和Resdual-P 含量高于20～30 cm 和30～40 cm 土壤。随年份推进，不施猪粪处理下，H2O-Pi/Po含量逐渐降低，猪粪处理下各土层土壤磷组分含量均增加，且在3 kg·m-2处理下增幅最大。就不同磷形态的分布而言，猪粪处理下易溶性磷H2O-Po/Pi和NaHCO3-Po/Pi的增幅明显大于其他磷组分。与不施猪粪相比，猪粪处理增加了土壤各组分磷含量，而种植水蓼可有效提取表层土壤易溶性磷组分，减少其向下层土壤移动。

图2 种植水蓼下猪粪处理土壤剖面磷组分的变化特征Fig.2 The change characteristics in P fractions in swine manure-amended soil profiles planted with P. hydropiper

2.4 水蓼种植下猪粪处理土壤剖面pH 的变化特征

由图3 可知，连续3 年种植水蓼条件下，土壤pH 在不同猪粪处理和土层深度下存在较大差异。随着猪粪施用量增加，0～10 cm 和10～20 cm 土壤的pH 均逐渐降低，除2018 年外，其余年份20～30 cm 和30～40 cm 土壤的pH在各处理间无显著差异。在不施猪粪处理时，0～10 cm 土壤pH 显著低于其他土层，20～30 cm 和30～40 cm 土壤pH 无显著差异。在猪粪处理下，各年份的土壤pH 均随土壤深度增加而升高，且在3 kg·m-2处理下最高。2018 年2 和3 kg·m-2猪粪处理下，20～30 cm 和30～40 cm 土壤pH 有显著差异。随年份推进，不施猪粪和猪粪处理下，0～10 cm 和10～20 cm 土壤的pH 均逐渐降低。表明种植水蓼能明显降低表层土壤pH。

图3 种植水蓼下猪粪处理土壤剖面pH 的变化特征Fig.3 The change characteristics of pH in swine manure-amended soil profiles planted with P. hydropiper

2.5 水蓼种植下猪粪处理土壤剖面磷酸酶活性的变化特征

由图4 可知，连续3 年种植水蓼条件下，随猪粪施用量增加，0～10 cm 和10～20 cm 土壤酸性磷酸单酯酶、碱性磷酸单酯酶、磷酸二酯酶和植酸酶活性均升高；而在20～30 cm 和30～40 cm 土壤则存在较大差异。在不施猪粪处理下，2016 年各土层土壤磷酸酶活性无显著变化，而2017 和2018 年0～10 cm 土壤酸性和碱性磷酸单酯酶活性均显著高于20～30 cm 和30～40 cm 土壤。在低浓度（1 kg·m-2）猪粪处理下，2017 和2018 年土壤磷酸酶活性在0～10 cm 和10～20 cm 土壤均显著高于20～30 cm 和30～40 cm 土壤。在较高浓度（2 和3 kg·m-2）猪粪处理下，0～10 cm 和10～20 cm 土壤酸性磷酸单酯酶、碱性磷酸单酯酶和植酸酶活性均显著高于20～30 cm 和30～40 cm土壤。其中，除2017 年外，在3 kg·m-2猪粪处理下，0～10 cm 土壤磷酸酶活性均显著高于10～20 cm，且2018 年20～30 cm 土壤酸性磷酸单酯酶和碱性磷酸单酯酶活性显著高于30～40 cm 土壤。随年份推进，不施猪粪处理下，0～10 cm 和10～20 cm 土壤各磷酸酶活性均逐渐升高，猪粪处理下0～10 cm、10～20 cm 和20～30 cm 土壤磷酸单酯酶活性逐渐升高，2018 年30～40 cm 土壤酸性磷酸单酯酶活性在3 kg·m-2处理下最高。表明种植水蓼能显著提高0～10 cm 土壤的酸性磷酸单酯酶、碱性磷酸单酯酶、磷酸二酯酶和植酸酶活性，且随年份推进而逐渐升高，在3 kg·m-2猪粪处理时活性最高。

图4 种植水蓼下猪粪处理土壤剖面磷酸酶活性的变化特征Fig.4 The change characteristics of phosphatase activities in swine manure-amended soil profiles planted with P. hydropiper

2.6 土壤剖面化学特性与磷组分的关系

由表2 可知，土壤剖面pH 与各磷组分均呈显著或极显著负相关关系，土壤剖面酸性磷酸单酯酶、碱性磷酸单酯酶、植酸酶和磷酸二酯酶活性与各磷组分均呈极显著正相关关系。

表2 种植水蓼下猪粪处理土壤剖面化学特性与磷组分的相关性分析Table 2 Relationships between the chemical properties and P compositions in swine manure-amended soil profiles planted with P. hydropiper

3 讨论

3.1 猪粪处理对水蓼磷提取能力的影响

磷富集植物可有效提取土壤中过量的磷，可用于畜禽粪便污染土壤的修复，其较强的磷积累能力是高效提取土壤中过剩磷的先决条件[8，29］。Ye 等[6］通过土培盆栽试验发现，磷富集植物水蓼在猪粪处理（0、5、10、25、50、100和200 g·kg-1）土壤上生长良好，且在适宜猪粪（100 g·kg-1）处理下地上部生物量高达16.35 g·plant-1。磷富集植物如牧草Duo festulolium、黑麦草（Lolium rigidum）等对土壤中磷吸取净化效果较好，其地上部生物量均随磷和猪粪施用量的增加而增加[30-31］。本研究中，连续3 年种植水蓼条件下，水蓼地上部生物量均随猪粪施用量的增加而显著增加，且在3 kg·m-2处理下生物量分别高达51.04 （2016 年）、49.14 （2017 年）和48.49 g·plant-1（2018年）。在猪粪处理下，磷富集植物粗齿冷水花（Pilea sinofasciata）最高地上部生物量也仅为22.6 g·plant-1[8］。磷富集植物地上部磷积累量越大越有利于去除土壤中过量的磷[29］。随着猪粪用量的增加，水蓼地上部磷积累量显著增大，1、2 和3 kg·m-2猪粪处理下水蓼地上部磷积累量分别由不施猪粪处理的102 mg·plant-1增加到了186、226 和338 mg·plant-1，说明种植矿山生态型水蓼能有效吸取猪粪土壤中的过量磷[18］。本研究中，连续3 年种植水蓼条件下，水蓼地上部磷积累量也随猪粪施用量增加而显著增大，且在3 kg·m-2猪粪处理下磷积累量分别高达200.31 （2016 年）、195.97 （2017 年）和195.24 mg·plant-1（2018 年），比黑麦草等磷富集植物的磷提取能力更强[31］。此外，用于修复污水且效果较好的凤眼莲（Eichhornia crassipes）、粉绿狐尾藻（Myriophyllum aquaticum）和水浮莲（Pistia stratiotes）地上部磷积累量最高也仅为80.1、38.7 和31.7 mg·plant-1[32］。可见，连续3 年猪粪处理下，水蓼的磷富集能力较强，磷提取能力稳定。磷饱和度是评价土壤磷固持能力的一个综合指标，其值超过土壤环境敏感指标临界值25%，则表明土壤磷流失风险较大[27-28］。本研究中，连续3 年种植水蓼后，除3 kg·m-2猪粪处理外，其他猪粪处理下，0～20 cm 和20～40 cm 土壤磷饱和度均小于土壤磷流失临界值25%，且土壤磷饱和度增加速率较为缓慢。因此，连续种植水蓼可高效提取猪粪处理土壤中的过量磷，从而有效降低磷流失风险。

3.2 猪粪处理对水蓼种植土壤剖面磷组分的影响

Pi/Po土壤磷组分的变化会影响磷的有效性，进而影响植物对磷的吸收利用[9-10］。在土壤各磷组分中，H2O-P最易溶解，能被大多数植物直接吸收利用[11-12］。NaHCO3-P 主要包括土壤表面吸附的磷和部分微生物磷，是活性较强的磷素形态。其中，NaHCO3-Pi能被植物有效地吸收，NaHCO3-Po易于矿化，短期内也能被植物吸收[33］。NaOH-P 主要是铁/铝结合态磷，以有机磷的比例较高，为中稳态磷；HCl-P 是与钙结合形成的稳定态磷；Residual-P 是最稳定的磷组分[9-10］。施用猪粪不仅可为土壤提供磷源，其含有大量有机质还可以提供大量阴离子来掩蔽土壤中钙、铁、铝等金属氧化物对磷的吸附位，降低土壤对磷的吸附固定作用，从而增加土壤相对活性磷组分的比例，促进植物生长[6，34］。本研究中，猪粪处理下0～10 cm 和10～20 cm 土壤各组分磷含量均显著增加，其中易溶性磷H2O-P 和NaHCO3-P 的增加幅度明显大于其他磷组分，这与他人研究结果相似[35-36］。这可能是因为猪粪中磷的主要形态为H2O-P 和NaHCO3-P；也可能是猪粪中较多的腐殖酸促进了一些稳定态磷向不稳定态磷转化[34，37］。本研究中，3 年连续施用较高浓度猪粪下，20～30 cm 土壤H2O-Pi/Po、NaHCO3-Pi/Po、NaOH-Pi/Po和HCl-Pi增加，30～40 cm 土壤H2O-Po、NaHCO3-Po和NaOH-Po增加，这可能是由于较高浓度猪粪处理增加了磷素向下迁移的风险[34］。长期施用粪肥会促进NaOH-P 向HCl-P 转化，提高土壤中HCl-P 占全磷的比例[38］。本研究中HCl-Pi含量增加，可能是由猪粪的连续施用导致的。Ye 等[6］通过土培盆栽试验发现，种植水蓼条件下，与非根际土壤相比，根际土壤的H2O-P 含量低于相应猪粪处理的非根际土壤，说明种植水蓼可有效提取土壤中的H2O-P。本研究中，不施猪粪处理下，0～10 cm 和10～20 cm 土壤H2O-P 显著低于其他土层，说明种植水蓼可有效提取耕层土壤的易溶性磷组分，降低其向下流失的风险。

3.3 猪粪处理对水蓼种植土壤pH 和磷酸酶活性的影响

土壤pH 和磷酸酶活性对土壤磷有效性高低有重要影响[12，14］。土壤pH 会影响磷的化学固定和沉淀溶解过程，土壤pH 降低有利于土壤磷组分的转化，提高土壤磷有效性[12］。磷肥的长期投入会导致土壤pH 值降低，从而促进难溶性磷的溶解[39］。本研究中，连续3 年种植水蓼条件下，随着猪粪施用量增加，同一年份0～10 cm 和10～20 cm 土壤pH 均逐渐降低。而土壤pH 降低会提高土壤磷的有效性（图2），这可能是水蓼能高效提取磷素的重要原因之一。种植水蓼条件下，与非根际土壤相比，水蓼根际土壤pH 值下降幅度更大，说明种植水蓼能有效降低土壤pH[6］。土壤磷酸酶通过影响有机磷矿化分解和无机磷释放的速率来影响土壤磷素的生物有效性，从而影响植物对磷的吸收利用[40-41］。土壤中影响土壤磷有效性的磷酸酶主要为磷酸单酯酶、磷酸二酯酶[42］。已有研究表明，磷酸单酯酶可以分解磷酸单酯生成植物可利用的正磷酸盐；磷酸二酯酶主要作用于土壤中的磷酸二酯，将其水解为磷酸单酯，继而在磷酸单酯酶的作用下水解为植物可利用的正磷酸盐[43-44］。植酸酶可以促进土壤稳定性有机磷向活性有机磷转化，从而提高土壤有机磷的有效性[45］。猪粪施用下，土壤磷酸酶活性提高以增加土壤磷素生物有效性[6，8］。本研究中，连续3 年种植水蓼条件下，随着猪粪施用量增加，0～10 cm 和10～20 cm 土壤酸性磷酸单酯酶、碱性磷酸单酯酶、磷酸二酯酶和植酸酶活性均升高。此外，与非根际土壤相比，水蓼根际土壤中具有较高的酸性磷酸酶和碱性磷酸酶活性，说明种植水蓼能促进酸性和碱性磷酸酶的产生[6］。本研究中，水蓼种植条件下，同一年份0～10 cm 和10～20 cm 土壤酸性磷酸单酯酶、碱性磷酸单酯酶、磷酸二酯酶和植酸酶活性均随猪粪施用量增加而升高（图4），促进了土壤磷组分的转化，从而提高了磷的有效性（图2）。由表2 可知，土壤剖面pH 与各磷组分均呈显著或极显著负相关关系，土壤剖面磷酸酶与各磷组分均呈极显著正相关关系，表明在猪粪处理下，土壤pH 和磷酸酶活性可能影响了磷组分的转化，从而提高了水蓼磷提取的能力。

4 结论

水蓼地上部生物量和磷积累量连续3 年均随猪粪施用量的增加而增加，且在3 kg·m-2猪粪处理下磷积累量分别高达200.31、195.97 和195.24 mg·plant-1，水蓼能在猪粪处理土壤上生长良好且对猪粪处理土壤中磷的富集能力强，磷提取能力稳定。猪粪处理增加了0～20 cm 土壤各组分磷含量，3 年连续施用较高浓度猪粪增强了磷的移动性，且在3 kg·m-2猪粪处理下增幅最大。连续3 年种植水蓼条件下，随着猪粪施用量增加，0～10 cm、10～20 cm 土壤的pH 均逐渐降低，土壤酸性磷酸单酯酶、碱性磷酸单酯酶、磷酸二酯酶和植酸酶活性升高，从而促进了土壤剖面有机磷的矿化，提高了土壤磷有效性，有利于水蓼对土壤过剩磷的提取，降低了因施用猪粪引起的土壤磷流失风险。