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(guó)畜禽糞便年產(chǎn)生量達(dá)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(bào)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(duì)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(wèn)題方面具有重要現(xiàn)實(shí)意義。豬糞在堆肥過(guò)程中形成的可溶性磷酸鹽MgNH4PO4·6H2O晶體，使其磷組分主要為無(wú)機(jī)態(tài)磷，且隨著堆肥發(fā)酵時(shí)間延長(zhǎng)，鋁、鈣、鎂和鐵等多價(jià)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(dāng)含有不同溶解度磷組分的腐熟豬糞替代化肥施入土壤時(shí)，可能會(huì)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(huì)提升土壤活性磷組分及磷素有效性[10]，且水稻季可能會(huì)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(duì)土壤磷循環(huán)的貢獻(xiàn)及土壤磷素有效性存在差異[12]，從而會(huì)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(guò)程中的重要中間過(guò)渡性磷組分，其中Fe-P對(duì)有效磷含量提升的直接通徑系數(shù)達(dá)0.556[14]，也有研究認(rèn)為土壤無(wú)機(jī)磷組分中二鈣磷（Ca2-P）、八鈣磷（Ca8-P）對(duì)土壤有效磷含量變化的貢獻(xiàn)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(duì)土壤有效磷含量影響較大[15]。當(dāng)腐熟豬糞施入土壤時(shí)，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(guò)改變土壤理化性質(zhì)（如土壤有機(jī)質(zhì)含量及土壤陽(yáng)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(huì)提高土壤活性相對(duì)較高的磷組分含量及有效磷活性[18]。當(dāng)前，長(zhǎng)期大量豬糞投入對(duì)土壤無(wú)機(jī)磷組分含量變化的影響及對(duì)土壤磷素有效性的貢獻(xiàn)研究較少。因此，本文通過(guò)7 a田間定位試驗(yàn)，探討長(zhǎng)期持續(xù)豬糞施用對(duì)土壤磷累積、有效性及無(wú)機(jī)磷各組分含量的影響，探明土壤無(wú)機(jī)磷組分對(duì)土壤磷素有效性的貢獻(xiàn)及其對(duì)長(zhǎng)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(yàn)地概況

試驗(yàn)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(fēng)濕潤(rùn)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(yàn)前土壤pH為6.63，有機(jī)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(yàn)設(shè)計(jì)

田間定位試驗(yàn)始于2012年，試驗(yàn)共設(shè)置6個(gè)處理，包括單施化肥處理（CK）和5個(gè)豬糞磷（以P2O5計(jì)）施用處理：150、300、600、900、1 200 kg·hm-2，分別標(biāo)記為M1、M2、M3、M4、M5，每個(gè)處理重復(fù)3次，隨機(jī)排列，具體施肥情況見(jiàn)表1。試驗(yàn)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(guò)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(shí)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(wú)機(jī)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(yàn)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(cè)定

分別于施用豬糞初期（1 a，2013年）和長(zhǎng)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(diǎn)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(fēng)干并分別過(guò)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(cè)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(cè)定[19]。由于土壤偏中性，故采用蔣柏藩等[20]改進(jìn)后的無(wú)機(jī)磷分級(jí)方法，將土壤中的無(wú)機(jī)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(jí)，進(jìn)行土壤磷分級(jí)的測(cè)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(jìn)行試驗(yàn)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(wú)機(jī)磷組分對(duì)有效磷的貢獻(xiàn)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(zhǎng)期施用豬糞對(duì)作物產(chǎn)量的影響

如表2所示，長(zhǎng)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(zhǎng)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(dá)34.46%、27.00%；相較于施用豬糞初期，長(zhǎng)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(zhǎng)顯著增加，而隨豬糞施用量的增加呈先升高后降低的趨勢(shì)。

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(zhǎng)期施用豬糞對(duì)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(zhǎng)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(zhǎng)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?？傮w上，豬糞施用能顯著提升土壤TP含量，但長(zhǎng)期連續(xù)施用條件下，當(dāng)豬糞磷施用量在600 kg·hm-2以上時(shí)（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(duì)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(zhǎng)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(shí)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(shí)增加了0.26～4.66個(gè)和0.71～5.11個(gè)百分點(diǎn)。對(duì)比2013年和2019年兩個(gè)時(shí)期土壤PAC值發(fā)現(xiàn)，M3、M4處理的差值較大?？傮w上，長(zhǎng)期施用豬糞可以顯著提高土壤Olsen-P含量和PAC，隨著施用時(shí)間的增加，豬糞磷投入量為600～1 200 kg·hm-2時(shí)對(duì)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(shí)對(duì)土壤PAC提升效果最明顯。

圖2 不同處理對(duì)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(zhǎng)期施用豬糞對(duì)土壤無(wú)機(jī)磷組分變化的影響

除Ca2-P、Ca10-P外其他各無(wú)機(jī)磷組分的含量均隨豬糞施用量及施用時(shí)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(shí)分別為91.00 mg·kg-1和268.25 mg·kg-1（圖3b）。相較2013年，2019年時(shí)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(zhǎng)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(duì)土壤各無(wú)機(jī)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(wú)機(jī)磷組分的占比存在差異。與CK相比，2013年時(shí)豬糞的投入增加了Ca2-P、Ca8-P、Al-P的占比，2019年時(shí)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(gè)百分點(diǎn)。隨著施肥時(shí)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(gè)百分點(diǎn)，而各處理的Ca10-P占比均降低，2019年較2013年時(shí)減少13.13～20.90個(gè)百分點(diǎn)，可見(jiàn)施肥改變了土壤無(wú)機(jī)磷組分占比，且隨著施肥時(shí)間的增加，Ca10-P占比顯著降低。總體而言，長(zhǎng)期施用豬糞會(huì)顯著提升土壤Ca8-P、Fe-P含量及其占比，而對(duì)Ca10-P含量無(wú)顯著影響，但會(huì)顯著降低其在無(wú)機(jī)磷組分中的占比。

圖4 不同處理土壤各無(wú)機(jī)磷組分占比Figure 4 Proportion of soil inorganic phosphorus components in different treatments

2.4 土壤無(wú)機(jī)磷組分變化對(duì)土壤磷素有效性的貢獻(xiàn)

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(jìn)一步闡述不同豬糞施用量處理下土壤無(wú)機(jī)磷組分對(duì)土壤磷素有效性的貢獻(xiàn)。從表3可以看出，在施用豬糞初期，無(wú)機(jī)磷組分中的Ca2-P對(duì)土壤Olsen-P含量的直接作用系數(shù)最大，達(dá)0.690，其次是Ca8-P，這表明本試驗(yàn)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(duì)土壤Olsen-P含量的直接作用系數(shù)均較低，但對(duì)Ca2-P、Ca8-P均有相對(duì)較高的相關(guān)系數(shù)，可見(jiàn)Ca10-P、Fe-P、O-P可能通過(guò)影響Ca2-P、Ca8-P組分，進(jìn)而對(duì)土壤磷有效性作出貢獻(xiàn)。采用逐步回歸法分析了土壤各無(wú)機(jī)磷組分對(duì)Olsen-P的影響效應(yīng)，證實(shí)2013年時(shí)僅Ca2-P、Ca8-P表現(xiàn)為顯著影響（表4），其他無(wú)機(jī)磷組分均對(duì)土壤Olsen-P含量影響不顯著。

表4 土壤無(wú)機(jī)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(zhǎng)期連續(xù)施用豬糞后，影響土壤Olsen-P含量的主要無(wú)機(jī)磷組分為Ca8-P，直接作用系數(shù)達(dá)1.679，其次是Al-P（0.268），這說(shuō)明隨著施用時(shí)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(wú)論是2013年還是2019年，F(xiàn)e-P對(duì)土壤Olsen-P的貢獻(xiàn)均為負(fù)值，但其直接作用系數(shù)絕對(duì)值變大?？傮w上，在本試驗(yàn)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(shí)間的增加，Ca8-P轉(zhuǎn)變?yōu)橹饕行Я自础?/p>

表3 土壤無(wú)機(jī)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(duì)長(zhǎng)期施用豬糞的響應(yīng)

本研究中，長(zhǎng)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(shí)，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(duì)較高的無(wú)機(jī)磷為主（約70%），豬糞以有機(jī)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(huì)加速磷素淋失，造成磷流失風(fēng)險(xiǎn)并降低磷收益[16]。因此本研究中長(zhǎng)期豬糞磷施用量在600 kg·hm-2（M3）以上時(shí)，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?yàn)檩^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(guò)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(guò)600 kg·hm-2時(shí)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(xiàng)式關(guān)系，為y=-0.000 08x2+0.125 2x-14.018，R2=0.868 1，二項(xiàng)式頂點(diǎn)橫坐標(biāo)為782.5，這表明當(dāng)豬糞磷施用量低于782.5 kg·hm-2時(shí)，與2013年相比，長(zhǎng)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(dāng)豬糞磷施入量高于782.5 kg·hm-2時(shí)，與2013年相比，長(zhǎng)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(shì)，即當(dāng)豬糞磷施用量高于782.5 kg·hm-2時(shí)，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(fēng)險(xiǎn)，同時(shí)結(jié)合產(chǎn)量數(shù)據(jù)來(lái)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(jī)質(zhì)還可以提供大量的陰離子來(lái)掩蔽土壤鈣、鐵、鋁等金屬氧化物對(duì)磷的吸附位，從而導(dǎo)致土壤對(duì)磷的吸附固定作用降低，增加土壤相對(duì)活性磷組分的比例[21-22]，這也解釋了本研究中長(zhǎng)期施用豬糞顯著增加作物相對(duì)易利用土壤無(wú)機(jī)磷組分（Ca2-P、Ca8-P、Al-P）含量的原因。在豬糞磷進(jìn)入土壤后，Ca10-P含量無(wú)顯著變化而其他無(wú)機(jī)磷組分含量顯著增加，從而使得土壤Ca10-P在無(wú)機(jī)磷組分中的占比顯著降低，作物可利用無(wú)機(jī)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(jìn)行分解與轉(zhuǎn)化[23]。另一方面，豬糞中大量有機(jī)質(zhì)分解產(chǎn)生的有機(jī)酸促進(jìn)了土壤Ca10-P分解[24]，豬糞中的有機(jī)陰離子在土壤微生物作用下分解，有機(jī)酸被脫羧的過(guò)程中會(huì)消耗土壤中的H+并釋放CO2，從而提高土壤pH，土壤pH提高會(huì)加速土壤難溶磷組分的解吸、溶解，最終增加土壤活性無(wú)機(jī)磷組分含量[25-28]，降低Ca10-P在無(wú)機(jī)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(duì)pH無(wú)顯著影響（表5），此時(shí)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(zhǎng)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(shí)土壤pH達(dá)6.98（表5），即長(zhǎng)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(duì)于土壤磷組分的變化有一定影響，但具體貢獻(xiàn)仍需進(jìn)一步探討。

3.2 土壤無(wú)機(jī)磷各組分對(duì)土壤磷素有效性的貢獻(xiàn)

不同組分磷對(duì)土壤磷循環(huán)貢獻(xiàn)存在差異[14]，且對(duì)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(duì)作物直接有效，而且不同組分無(wú)機(jī)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(wú)機(jī)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(wú)機(jī)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(wú)機(jī)磷組分主要通過(guò)影響土壤Ca2-P含量而間接對(duì)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(jìn)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(duì)土壤Olsen-P含量產(chǎn)生正貢獻(xiàn)直接作用系數(shù)最高的無(wú)機(jī)磷組分由Ca2-P變?yōu)镃a8-P，而Ca2-P對(duì)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(zhǎng)期豬糞施用下土壤活性磷組分Ca2-P的累積促進(jìn)了這種轉(zhuǎn)化過(guò)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(duì)土壤Olsen-P含量的直接作用系數(shù)也相對(duì)較高，但表現(xiàn)為負(fù)貢獻(xiàn)，這與其他無(wú)機(jī)磷組分通過(guò)間接作用影響土壤Fe-P含量而對(duì)這種負(fù)貢獻(xiàn)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(jí)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(zhǎng)期施用豬糞提高了土壤pH并促進(jìn)了P吸附位點(diǎn)（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(guò)900 kg·hm-2時(shí)，土壤pH顯著提高（較CK增加了0.28～0.39個(gè)單位，表5），土壤無(wú)機(jī)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(zhǎng)期施用豬糞顯著提高了土壤磷素有效性和活性相對(duì)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(shí)的提升效果較佳，但考慮磷淋失風(fēng)險(xiǎn)，豬糞磷投入量不宜高于800 kg·hm-2。

（2）施用豬糞1 a對(duì)土壤Olsen-P含量直接作用系數(shù)較大的無(wú)機(jī)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(zhǎng)期豬糞施用在增加土壤Olsen-P及無(wú)機(jī)磷組分含量的同時(shí)促進(jìn)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(lái)看，豬糞磷投入量為600 kg·hm-2相對(duì)適宜。