不同有機(jī)肥對礦區(qū)復(fù)墾土壤磷素礦化特征研究

呂鑒于，高文俊，郝鮮俊*，張若揚(yáng)，張博凱，薛玉晨

（1.山西農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院，山西 太谷 030801；2.山西農(nóng)業(yè)大學(xué) 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境國家級實(shí)驗(yàn)教學(xué)示范中心，山西 太谷 030801；3.山西農(nóng)業(yè)大學(xué) 動(dòng)物科技學(xué)院，山西 太谷 030801）

0 引 言

山西作為中國的能源大省，煤炭資源極其豐富，是我國規(guī)模較大的煤田開采區(qū)之一。然而，在煤炭資源大規(guī)模地開采過程中極易造成地表破壞，其中最典型的就是地表塌陷。截至2010年，山西約有1/2的地下采空區(qū)發(fā)生了地面塌陷[1]，導(dǎo)致耕地面積減少、肥力下降、作物減產(chǎn)等一系列問題?！度珖恋乩每傮w規(guī)劃（2006—2020年）》明確提出，“守住 18億畝耕地紅線，土地整理復(fù)墾開發(fā)全面推進(jìn)”。為此，對山西省的采煤塌陷區(qū)進(jìn)行復(fù)墾就很有必要。然而在土壤復(fù)墾過程中，由于機(jī)械碾壓和擾動(dòng)，使土壤的層次、結(jié)構(gòu)發(fā)生變化，導(dǎo)致土壤中微生物活性下降、有機(jī)質(zhì)量減少，進(jìn)而使得土壤養(yǎng)分缺乏[2]，其中磷素缺乏是限制礦區(qū)復(fù)墾進(jìn)程和作物生長的關(guān)鍵因子之一[3-4]。

為提高土壤磷素肥力和作物產(chǎn)量，農(nóng)戶在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中通常是施入大量無機(jī)磷肥[5]。然而，磷礦作為一種不可再生且無法替代的礦產(chǎn)資源，正隨著全球日益增長的人口對糧食需求量的增加而面臨磷礦資源耗竭的危機(jī)[6]，且長期施用無機(jī)磷肥會(huì)使累積在土壤中的磷素隨降水遷移淋溶到地下進(jìn)而污染地下水[7]，在磷礦資源損失、磷素利用率低等問題存在的同時(shí)，也嚴(yán)重威脅到人類飲用水質(zhì)的安全。為保證農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展，2017年農(nóng)業(yè)部印發(fā)《畜禽糞污資源化利用行動(dòng)方案（2017—2020年）》提出，“全國畜禽糞污綜合利用率達(dá)到75%以上，華北平原區(qū)域遵循糞污全量收集還田利用”。與此同時(shí)，隨著我國畜牧業(yè)集約化發(fā)展，僅在2008年我國畜禽糞便產(chǎn)出量高達(dá)30億t，其中以豬類、雞糞、牛糞和羊糞為主，占其總量的90%以上[8]。將畜禽糞便（有機(jī)肥）歸還農(nóng)田，尤其在采煤塌陷復(fù)墾土壤上，既能提高作物產(chǎn)量，還能有效培肥低產(chǎn)農(nóng)田。然而，如何合理施用有機(jī)肥以提高作物生產(chǎn)和土壤肥力？有機(jī)肥與化學(xué)磷肥在土壤中如何礦化，它們在土壤中的礦化強(qiáng)度是否相同，這些都是尚不明確的科學(xué)問題。

有機(jī)肥的磷素有效性不僅受有機(jī)肥本身理化性質(zhì)（如有機(jī)肥類型、磷素形態(tài)、含水率、pH值、C/N、C/P等）的影響，施入土壤后還受到土壤性狀（如土壤類型、pH值、土壤磷本底值、C/P、溫度和濕度等）的影響[9-10]。楊蕊等[11]通過室內(nèi)恒溫（25 ℃）培養(yǎng)試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)在典型紅壤中豬糞磷的礦化速率顯著高于雞糞，而趙明等[12]試驗(yàn)表明，室內(nèi)恒溫（30 ℃）培養(yǎng)120 d后，壤質(zhì)潮棕壤中牛糞處理速效磷釋放量顯著高于豬糞和雞糞處理，可見，由于土壤類型、有機(jī)肥類型及理化性質(zhì)和培養(yǎng)溫度等差異的影響，導(dǎo)致不同有機(jī)肥的礦化過程不盡相同。

土壤酶是土壤物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)的重要參與者，其酶活性能反映土壤中多種生物化學(xué)過程的相對強(qiáng)度，相比土壤理化性狀，其活性大小既反映著土壤營養(yǎng)物質(zhì)的儲(chǔ)量，也體現(xiàn)著土壤中生物化學(xué)反應(yīng)的方向和強(qiáng)度[13]。Azeez等[14]試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，C/P較高的有機(jī)肥，在其礦化過程中土壤微生物及土壤酶活性會(huì)更強(qiáng)。目前，關(guān)于不同有機(jī)肥的磷素礦化研究多集中在南方紅壤、東北黑土等稻田區(qū)，而對黃土丘陵區(qū)采煤塌陷復(fù)墾土壤研究較少，僅有的研究多數(shù)是在室內(nèi)恒溫培養(yǎng)條件或大田培肥種植模式下，采用不同有機(jī)肥以等質(zhì)量或等比例（有機(jī)肥質(zhì)量/土壤質(zhì)量）的傳統(tǒng)農(nóng)戶施肥投入量來進(jìn)行分析[15-16]，并沒有考慮有機(jī)肥所含的全磷量，即不明確在統(tǒng)一施磷水平下不同有機(jī)肥的磷素礦化強(qiáng)度及其磷素有效性是否相同。為此，本試驗(yàn)在統(tǒng)一磷水平下，研究雞糞、牛糞、豬糞和化肥對復(fù)墾土壤磷素礦化及土壤相關(guān)酶活性的影響，以針對不同有機(jī)肥進(jìn)行科學(xué)合理施肥，從而為復(fù)墾土壤的培肥改造和作物增產(chǎn)提供一定理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

供試土樣采自山西省孝義市偏城村采煤塌陷區(qū)，試驗(yàn)土壤為黃棕壤，質(zhì)地為壤質(zhì)黏土，為采煤塌陷區(qū)施用有機(jī)肥復(fù)墾2 a土壤（前期未種植作物）。試驗(yàn)區(qū)地處北緯 37°06′，東經(jīng) 111°37′，海拔 990 m，屬暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候區(qū)，春季溫度回升較快，風(fēng)大雨少，夏季多雨，雨量集中，年平均氣溫 10.1 ℃，有效積溫2 500～3 500 ℃，年平均降雨量474 mm，全年無霜期165 d，年平均蒸發(fā)量為1 866.9 mm。土壤基本理化性質(zhì)見表1。

表1 土壤基本理化性狀Table 1 Basic physical and chemical properties of tested soil

1.2 供試材料

3種試供有機(jī)肥分別為腐熟風(fēng)干的雞糞、豬糞和牛糞，均采自山西農(nóng)業(yè)大學(xué)牧站禽畜養(yǎng)殖場。無機(jī)磷肥為過磷酸鈣（含P2O516%）。3種有機(jī)肥基本性狀如表2所示。

表2 供試有機(jī)肥基本性狀Table 2 Basic physical and chemical properties of tested manures

1.3 樣品采集與處理

供試土樣采自山西省孝義市偏城村采煤塌陷區(qū)，用棋盤采樣法采集8～10個(gè)樣點(diǎn)的0～20 cm表層土混成一個(gè)土樣，共20 kg，帶回實(shí)驗(yàn)室，風(fēng)干、磨碎后過2 mm 篩備用。

供試豬糞、雞糞、牛糞樣品風(fēng)干粉碎過2 mm篩備用。

1.4 土樣預(yù)處理和試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)始于2018年9月30日，進(jìn)行105 d的培養(yǎng)，到2019年1月13日結(jié)束。試驗(yàn)采用室內(nèi)恒溫培養(yǎng)法。試驗(yàn)設(shè)5個(gè)處理，雞糞、豬糞、牛糞與化肥在100 mg/kg的統(tǒng)一全磷量水平下施用，以不施磷肥作為對照（CK），3次重復(fù)。稱取供試土壤15份，每份500 g，裝入1 L棕色玻璃瓶中，用稱質(zhì)量法加入蒸餾水使之達(dá)到飽和持水率的50%，并用保鮮膜封口，放入25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中預(yù)培養(yǎng)7 d，使水分均勻分布于土壤中，以消除培養(yǎng)初期水分對磷素礦化過程的影響。7 d后按照設(shè)置的施肥水平，準(zhǔn)確稱取供試有機(jī)肥和化肥將其均勻混入已預(yù)培養(yǎng)7 d后的土壤中，同時(shí)加入蒸餾水使之達(dá)到飽和持水量的45%。在（30±2）℃下恒溫培養(yǎng)，定期（每周1次）取出瓶子通氣，并用稱質(zhì)量補(bǔ)水法調(diào)節(jié)土壤含水率。從培養(yǎng)之日起，分別于培養(yǎng)當(dāng)天（0 d）和 7、14、21、28、42、56、70、105 d時(shí)取樣，進(jìn)行速效磷量、磷酸酶活性及磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度的測定。每次采樣后，繼續(xù)培養(yǎng)直到105 d，培養(yǎng)結(jié)束。

1.5 測定方法

采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法測定土壤有機(jī)質(zhì)；半微量開氏法測定土壤全氮；碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法測定土壤有效磷；醋酸銨浸提-火焰光度計(jì)法測定土壤有效鉀[17]；磷酸苯二鈉比色法測定磷酸酶活性[18]。

土壤磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度的測定：在土壤中加入一定量的有機(jī)磷化合物（卵磷脂）或難溶性無機(jī)磷（磷灰石），在30 ℃恒溫培養(yǎng)21 d，用比色法測定釋放出的有效磷量。根據(jù)培養(yǎng)后有效磷量占培養(yǎng)基全磷量的百分?jǐn)?shù)作為磷素轉(zhuǎn)化強(qiáng)度的大小[19]。

采用擬二階、Elovich、粒內(nèi)擴(kuò)散和冪函數(shù)等動(dòng)力學(xué)模型來研究施用不同有機(jī)肥對土壤速效磷的釋放動(dòng)力學(xué)方程[20-23]。

Elovich模型：qtAKt，

粒內(nèi)擴(kuò)散模型：qtckt0，

冪函數(shù)模型：qtbkft，

式中：qt為t時(shí)刻釋放的速效磷量（mg/kg）；k2為擬二階動(dòng)力學(xué)模型速率常數(shù)；qe為平衡釋放能力；A為初始吸附量；K為速率常數(shù)；b為速率常數(shù)；kf為速率系數(shù)值；kid為表觀擴(kuò)散速率常數(shù)；c為擴(kuò)散常數(shù)。

1.6 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel 2013軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和作圖；試驗(yàn)數(shù)據(jù)利用SPSS 25.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，采用Duncan新復(fù)極差法進(jìn)行多重比較（P<0.05），并對速效磷量、磷酸酶活性和磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度之間進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析；土壤速效磷釋放動(dòng)力學(xué)參數(shù)利用Origin 2018進(jìn)行數(shù)據(jù)擬合得出。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同有機(jī)肥處理下復(fù)墾土壤速效磷量變化特征

施用有機(jī)肥后礦區(qū)復(fù)墾土壤速效磷量動(dòng)態(tài)變化見圖1。由圖1可知，在0～105 d培養(yǎng)周期內(nèi)，各施肥處理速效磷量動(dòng)態(tài)變化大致分為 4個(gè)階段，短期下降階段（0～7 d）、短期上升階段（7～14 d）、長期下降階段（14～42 d）以及穩(wěn)定階段（42～105 d）。不同施肥處理各培養(yǎng)階段土壤速效磷量均顯著高于CK，而各施肥處理間存在較大差異。

在整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期，雞糞處理對土壤速效磷量影響最大，培養(yǎng)0 d時(shí)，雞糞處理較豬糞和牛糞處理速效磷量顯著提高了9.74%～11.26%，而豬糞與牛糞處理間差異不顯著；雞糞、豬糞和牛糞處理與化肥處理相比，土壤速效磷量分別提高了35.32%（P<0.05）、23.30%（P<0.05）和21.62%（P<0.05）。隨培養(yǎng)時(shí)間延長，到培養(yǎng)7～42 d時(shí)土壤速效磷量整體上呈下降趨勢，各施肥處理間速效磷量表現(xiàn)為：雞糞＞豬糞＞牛糞＞化肥處理，四者間均存在顯著差異。在42～105 d培養(yǎng)期間，各處理土壤速效磷量趨于穩(wěn)定，各施肥處理速效磷量在29.41～40.32 mg/kg之間，其中雞糞處理土壤速效磷量最高，為 40.32 mg/kg，各處理與培養(yǎng)初期（0 d）趨勢一致，均呈現(xiàn)出雞糞＞豬糞≈牛糞＞化肥處理，其中豬糞與牛糞處理間差異不顯著，其余處理與上述2處理間均存在顯著差異（P<0.05）。

圖1 不同施肥處理速效磷的變化特征Fig.1 Olsen-p content dynamics characteristics under different treatments

2.2 不同有機(jī)肥處理復(fù)墾土壤速效磷釋放動(dòng)力學(xué)參數(shù)

采用擬二階動(dòng)力學(xué)模型、Elovich 模型、粒內(nèi)擴(kuò)散模型和冪函數(shù)模型對土壤速效磷釋放過程進(jìn)行擬合，結(jié)果由表3所示。由表3可知，4種模型均能描述速效磷釋放過程，根據(jù)擬合系數(shù)（R2）發(fā)現(xiàn)，擬二階動(dòng)力學(xué)模型（R2=0.999～0.995）擬合效果最佳，其次為Elovich 模型（R2=0.828～0.402）和冪函數(shù)模型（R2=0.817～0.390），而粒內(nèi)擴(kuò)散模型（R2=0.714～0.557）擬合效果最差。

表3 不同施肥處理速效磷釋放動(dòng)力學(xué)參數(shù)Table 3 Kinetics parameters of Olsen-P release from different treatments

2.3 不同有機(jī)肥處理對復(fù)墾土壤磷酸酶活性的影響

磷酸酶作為一種水解酶存在于土壤中，使土壤有機(jī)磷轉(zhuǎn)變?yōu)槟軌蜃屩参镂盏臒o機(jī)磷，并且磷酸酶活性的高低可以用來診斷植物磷素的缺乏[18]。由表4可知，在整個(gè)培養(yǎng)階段與CK相比，化肥處理對磷酸酶活性的影響差異不顯著，然而施用不同有機(jī)肥較化肥處理均能顯著增加磷酸酶活性，但增加幅度與有機(jī)肥種類和培養(yǎng)階段的不同而不同。

在培養(yǎng)初期（0 d），雞糞處理的磷酸酶活性最高，較豬糞和牛糞處理磷酸酶活性分別提高了 27.15%（P<0.05）和52.37%（P<0.05）；雞糞、豬糞和牛糞處理與化肥處理相比，磷酸酶活性分別提高了120.06%（P<0.05）、52.37%（P<0.05）和 27.15%（P<0.05）。在培養(yǎng)中期（14 d）磷酸酶活性與培養(yǎng)初期（0 d）趨勢一致，仍為雞糞處理最高，其與豬糞處理磷酸酶活性差異不顯著；雞糞與牛糞和化肥處理相比，磷酸酶活性分別提高了 31.07%（P<0.05）和 78.09%（P<0.05），而牛糞與化肥處理間差異不顯著。在培養(yǎng)后期（42～105 d），土壤磷酸酶活性大小均為：雞糞≈牛糞≈豬糞＞化肥≈CK，各有機(jī)肥處理間差異均不顯著，但其較化肥處理顯著提高了磷酸酶活性，提高49.40%～64.27%。

表4 不同施肥處理磷酸酶活性變化特征Table 4 Dynamics characteristics of phosphatase activity under different treatments mg/(g·d)

2.4 不同有機(jī)肥處理對復(fù)墾土壤中磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度的影響

施用有機(jī)肥對礦區(qū)復(fù)墾土壤有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度動(dòng)態(tài)變化見圖2，由圖2可知，各處理有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度變化趨勢大致分為前期（0～14 d）快速下降，中期（14～42 d）緩慢回升，后期（42～105 d）緩慢下降3個(gè)階段。

在培養(yǎng)初期（0 d），豬糞與化肥處理對有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度的影響最高，二者差異不顯著；豬糞處理較牛糞、雞糞處理顯著提高有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度，分別提高了41.51%（P<0.05）和86.52%（P<0.05），差異顯著。在培養(yǎng)中期（14 d），各處理間有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度均不存在顯著差異。在培養(yǎng)后期（42 d），施用豬糞、牛糞和化肥處理有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度最高，三者間差異不顯著，但均顯著高于雞糞處理，提高了14.34%～44.78%。培養(yǎng)末期（105 d），各處理有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度與培養(yǎng)中期（14 d）趨于一致，均無顯著差異。

圖2 不同施肥處理土壤有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度Fig.2 Soil organic phosphorus conversion intensity of different manure application

施用有機(jī)肥對礦區(qū)復(fù)墾土壤無機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度動(dòng)態(tài)變化見圖3。由圖3可以發(fā)現(xiàn)，在整個(gè)培養(yǎng)過程中，無機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度的動(dòng)態(tài)變化呈現(xiàn)出前期（0～14 d）上升幅度不明顯，后期（42～105 d）下降幅度較明顯的動(dòng)態(tài)變化，但在整個(gè)周期內(nèi)處理間均無顯著差異。

圖3 不同施肥處理土壤無機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度Fig.3 Soil inorganic phosphorus conversion intensity of different manure application

2.5 速效磷量與磷酸酶活性及磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度的Pearson相關(guān)系數(shù)

通過相關(guān)分析發(fā)現(xiàn)（表5），各有機(jī)肥處理速效磷量與有機(jī)、無機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度均存在極顯著正相關(guān)（P<0.01），相關(guān)系數(shù)為0.720～0.926，而化肥與CK速效磷量與有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度呈顯著正相關(guān)（P<0.05）。但磷酸酶活性僅與雞糞處理下速效磷量及有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度存在顯著正相關(guān)（P<0.05），其余處理磷酸酶活性與磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度相關(guān)性均不顯著。

3 討 論

3.1 不同有機(jī)肥處理對復(fù)墾土壤速效磷量變化的影響

本試驗(yàn)通過室內(nèi)恒溫培養(yǎng) 3種有機(jī)肥及化肥對土壤速效磷量動(dòng)態(tài)變化研究發(fā)現(xiàn)，各處理速效磷量隨培養(yǎng)時(shí)間推移呈現(xiàn)出短期下降階段（0～7 d）、短期上升階段（7～14 d）、長期下降階段（14～42 d）以及穩(wěn)定階段（42～105 d）的趨勢，這與Kouno等[26]、趙晶晶等[27]和戰(zhàn)厚強(qiáng)等[28]的研究一致。這可能是由于有機(jī)肥帶入其腐熟過程中礦化的部分無機(jī)磷使得土壤速效磷量較高，隨培養(yǎng)時(shí)間延長，土壤微生物固持作用以及土壤本身的吸附固定作用導(dǎo)致土壤速效磷量呈下降趨勢，到培養(yǎng)后期，速效磷量處于礦化釋放和吸附固定的動(dòng)態(tài)平衡之中，有機(jī)磷礦化速率將趨于穩(wěn)定[26-28]。

整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期，磷素礦化過程中3種有機(jī)肥總體礦化速率表現(xiàn)出雞糞＞豬糞＞牛糞處理，這與楊蕊等[11]的研究不一致。楊蕊等[11]通過在室內(nèi)恒溫（25 ℃）培養(yǎng)條件下對施入豬糞和雞糞的紅壤連續(xù)培養(yǎng)105 d后發(fā)現(xiàn)豬糞處理的磷礦化速率（41.6%）大于雞糞（37.8%）。一方面可能是由于楊蕊試驗(yàn)和本試驗(yàn)所用有機(jī)肥的性質(zhì)不同造成的，楊蕊試驗(yàn)的豬糞中速效磷占全磷的比例和 C/P（49.45%和 57.90）比雞糞高（35.58%和36.60），而本試驗(yàn)供試豬糞中速效磷占全磷的比例和C/P（44.24%和9.59）不及雞糞（41.27%和6.45）所導(dǎo)致的；另一方面可能是由于供試土壤的類型不同（黃棕壤VS紅壤），據(jù)報(bào)道土壤中的黏粒、砂粒及陪伴離子顯著影響磷在土壤中的賦存形態(tài)，影響磷在土壤的吸附-沉淀、溶解-固定[29-30]。通過對整個(gè)培養(yǎng)階段土壤速效磷與土壤酶活性動(dòng)態(tài)變化發(fā)現(xiàn)，各處理速效磷量與土壤磷酸酶活性隨時(shí)間推移大致呈下降趨勢，進(jìn)一步對速效磷量與磷酸酶活性進(jìn)行相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)（表5），其中雞糞處理與磷酸酶活性呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P<0.05），其余各處理差異均不顯著（P＞0.05），這說明各處理土壤速效磷量的差異可能是由于不同有機(jī)肥類型及理化性質(zhì)的差異引起土壤磷酸酶活性的變化[31]。

3.2 不同有機(jī)肥處理下復(fù)墾土壤速效磷釋放動(dòng)力學(xué)參數(shù)

本試驗(yàn)通過采用擬二階動(dòng)力學(xué)模型、Elovich 模型、粒內(nèi)擴(kuò)散模型和冪函數(shù)模型對土壤速效磷釋放過程進(jìn)行擬合得出，各施肥處理下擬二階動(dòng)力學(xué)模型（R2=0.999～0.995）擬合效果最好。由于擬二階動(dòng)力學(xué)模型是基于假定吸附速率受化學(xué)吸附機(jī)理控制的，包括吸附劑與吸附質(zhì)之間的電子共用或電子轉(zhuǎn)移而建立的[32-33]，因此本試驗(yàn)中復(fù)墾土壤對速效磷的吸附過程為化學(xué)吸附，其中擬二階動(dòng)力學(xué)模型中釋放速率常數(shù)（K2）依次為雞糞＞豬糞＞牛糞處理，這一結(jié)果與為期105 d磷素礦化過程中3種有機(jī)肥總體礦化速率表現(xiàn)一致，可見，不同有機(jī)肥施入礦區(qū)復(fù)墾土壤后其礦化過程中磷素釋放存在差異。

3.3 不同施肥處理下土壤酶活性及磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度對復(fù)墾土壤速效磷量的影響

本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，在整個(gè)培養(yǎng)期間，磷酸酶活性整體上呈：雞糞≥豬糞≥牛糞＞化肥處理，這可能是由于有機(jī)肥處理較化肥處理含有豐富的酶，促使土壤酶活性增強(qiáng)，另一方面能為土壤酶營造良好的反應(yīng)環(huán)境（充足的底物、適宜水分、pH值等）[31]。雞糞處理磷酸酶活性高于豬糞和牛糞處理，這可能是與有機(jī)肥中有機(jī)質(zhì)量有關(guān)，本試驗(yàn)供試雞糞有機(jī)質(zhì)量高于豬糞和牛糞，有機(jī)質(zhì)可提供微生物生長所需豐富的碳源和營養(yǎng)物質(zhì)，進(jìn)而影響土壤磷酸酶活性的大小。孟娜等[34]研究發(fā)現(xiàn)，在潮褐土中施用有機(jī)肥和磷肥，土壤磷酸酶活性和有機(jī)質(zhì)之間存在顯著正相關(guān)關(guān)系（R2=0.611），這是由于有機(jī)質(zhì)可提供微生物生長所需豐富的碳源和營養(yǎng)物質(zhì)，進(jìn)而影響土壤磷酸酶活性的大小。趙小蓉等[35]研究發(fā)現(xiàn)，在石灰性土壤中施用有機(jī)肥和化學(xué)磷肥后堿性磷酸酶活性與速效磷量均呈顯著正相關(guān)關(guān)系，這一結(jié)果與本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)雞糞處理下磷酸酶活性與速效磷量顯著正相關(guān)（表5）相似，說明土壤磷酸酶活性大小可能是影響化肥處理與各有機(jī)肥處理間速效磷量變化的原因。

磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度可以表現(xiàn)出微生物作用于土壤的含磷有機(jī)物和難溶無機(jī)磷化合物釋放出有效磷的量，其反映微生物對土壤磷素向有效態(tài)轉(zhuǎn)化的強(qiáng)度[36]。本試驗(yàn)通過相關(guān)分析發(fā)現(xiàn)，各有機(jī)肥處理有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度和速效磷量間呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P<0.01），說明有機(jī)肥所含的有機(jī)磷轉(zhuǎn)化速度可能會(huì)決定速效磷量的變化。由于磷酸酶在土壤磷素循環(huán)中對有機(jī)磷向活性態(tài)磷轉(zhuǎn)化有重要作用[37]，并且孟娜等[34]研究表明：在潮褐土中施用有機(jī)肥和磷肥，土壤磷酸酶活性與土壤有機(jī)磷呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（R2=0.741）。綜上所述，整個(gè)培養(yǎng)期間各處理速效磷量的差異可能是由于有機(jī)肥理化性狀的不同導(dǎo)致土壤磷酸酶活性的差異進(jìn)而影響有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度的差異所引起的。

表5 速效磷量、磷酸酶及磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度的Pearson相關(guān)系數(shù)Table 5 Pearson correlation coefficients among soil Olsen-p content,phosphatase activity and phosphorus conversion intensity

4 結(jié) 論

本試驗(yàn)采用3種有機(jī)肥（雞糞、牛糞和豬糞）以及化肥通過室內(nèi)培養(yǎng)105 d后發(fā)現(xiàn)，在整個(gè)磷素礦化過程中，各處理速效磷量隨時(shí)間推移整體上呈下降趨勢，且各處理速效磷釋放過程以擬二階動(dòng)力學(xué)模型為最優(yōu)（R2=0.999～0.995），磷酸酶活性呈雞糞＞豬糞＞牛糞處理，有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度呈豬糞＞牛糞＞雞糞，由于磷酸酶活性、有機(jī)磷轉(zhuǎn)化強(qiáng)度與速效磷量間均存在顯著的正相關(guān)關(guān)系，故整體上各處理速效磷量均呈現(xiàn)出雞糞處理＞豬糞＞牛糞處理的規(guī)律。