水蓼種植下豬糞處理土壤剖面磷組分與磷酸酶活性變化

李秀芳，魏文靜，蒲勇，李廷軒，葉代樺

（1. 四川農業大學資源學院，四川 成都 611130；2. 德陽市農業農村局，四川 德陽 618000；3. 瀘州市現代農業發展促進中心，四川 瀘州 646000）

隨著規?；B豬業的迅猛發展，豬糞排放量不斷增加且呈逐年上升的趨勢[1］。豬糞中磷含量豐富，常被作為有機肥施用于農田土壤。豬糞的長期施用會引起農田土壤磷過剩與流失，增加水體富營養化風險，從而威脅生態環境[2-3］。利用磷富集植物提取土壤中過剩磷是一種經濟環保的治理措施，其較強的磷積累能力對去除環境中過剩磷具有重要意義[4-6］。畜禽糞便的施入會改變土壤生化特性從而影響土壤pH、磷酸酶活性和各磷組分之間的相互轉化，有利于植物生長[7-8］。因此，了解種植磷富集植物對豬糞處理土壤過剩磷的提取效果尤為必要。

植物根際生化特性在改變土壤磷組分，影響土壤磷有效性中起重要作用，土壤磷化學形態直接決定植物吸收利用磷的難易程度[9-10］。研究表明，水提取態磷（H2O-P）和碳酸氫鈉提取態無機磷（NaHCO3-Pi）有效性較高，能被大多數植物直接吸收利用，其余磷組分則不易被植物吸收[9，11］。土壤pH 的改變會影響磷的吸附解吸過程，從而影響土壤磷組分的有效性[12］。在一般耕作土壤中，有機磷含量約占全磷含量的20%～40%[13］。而土壤有機磷（Po）組分通常需礦化分解成有效性更高的磷組分才能被植物吸收利用，磷酸酶在此過程中扮演重要角色，其活性升高可促進土壤有機磷水解，為植物提供更多可利用的無機磷[14-16］。因此，研究磷富集植物種植條件下豬糞處理土壤磷組分與磷酸酶活性的變化特征對明晰其提取土壤過剩磷的機制具有重要意義。

礦山生態型水蓼（Polygonum hydropiper）是一種磷富集植物，具有水陸兩生、生物量大、磷積累能力強等特點[6，17］。前期研究發現，在土培和野外小區試驗下，水蓼對豬糞處理土壤中過剩的磷均具有較好的提取能力[17-18］。而不同豬糞處理下土壤剖面磷的遷移轉化特征及種植水蓼對豬糞處理土壤過剩磷的流失防控作用尚不清楚。因此，本研究繼續通過野外小區模擬試驗，探明水蓼種植條件下不同豬糞處理土壤剖面磷組分與磷酸酶活性的變化特征，為客觀評估水蓼對豬糞處理土壤磷的提取效果及后期合理利用水蓼提取豬糞處理土壤中的過量磷、降低磷素的流失風險提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試植物：礦山生態型（mining ecotype， ME）水蓼，種子采自四川省什邡市磷礦區（104°01′ E， 31°25′ N）。

供試土壤：灰潮土，采自四川省都江堰市，其基本理化性質為全磷0.95 g·kg-1、有效磷14.65 mg·kg-1、堿解氮22.25 mg·kg-1、速效鉀14.89 mg·kg-1、有機質22.37 g·kg-1和pH 7.18。其土壤磷飽和度為21.82%。

供試肥料：豬糞，采自都江堰市規?；B殖場，其基本理化性質為全磷23.04 g·kg-1、全氮15.04 g·kg-1、全鉀10.29 g·kg-1、有機質191.57 g·kg-1和pH 6.89。采用Kostic 等[19］改進后的化學連續浸提法分析豬糞的磷組分：水提取態無機磷（H2O-Pi） 2455.90 mg·kg-1、水提取態有機磷（H2O-Po） 1760.25 mg·kg-1、碳酸氫鈉提取態無機磷（NaHCO3-Pi） 3835.26 mg·kg-1、碳酸氫鈉提取態有機磷（NaHCO3-Po） 2822.51 mg·kg-1、氫氧化鈉提取態無機磷（NaOH-Pi） 3571.75 mg·kg-1、氫氧化鈉提取態有機磷（NaOH-Po） 2250.31 mg·kg-1、鹽酸提取態無機磷（HCl-Pi）3831.82 mg·kg-1、鹽酸提取態有機磷（HCl-Po） 1701.46 mg·kg-1和殘余態磷（Resdual-P） 2761.23 mg·kg-1。

1.2 試驗設計與處理

根據農田磷肥安全用量（＜200 kg·hm-2）[20］，設1、2 和3 kg·m-2共3個豬糞處理（相當于200、400 和600 kg·hm-2的磷肥施用量），以不施豬糞為對照（0 kg·hm-2），共4個處理，每個處理重復3 次，隨機區組排列。采用野外微小區模擬試驗，小區面積1.5 m2（1.5 m×1.0 m）。豬糞于每年4 月一次性施入，并將其混入小區耕層土壤（0～20 cm）中，陳化一個月。水蓼種子經消毒育苗，待植株生長至10 cm 左右時選擇生長狀況良好且長勢均一的幼苗，按每小區56 穴（間距20 cm×15 cm），每穴1 株進行移栽（每年5 月進行移栽）。植株生長期間進行常規管理，并記錄其生長狀況。試驗于2016 年4 月-2018 年8 月在四川農業大學靈巖山科研園區進行。

1.3 樣品采集與制備

于每年移栽3個月后采樣。每個小區采集9 株長勢一致的植株，每3 株為1個混合樣。按5 點采樣法分別采集0～10 cm、10～20 cm、20～30 cm 和30～40 cm 土壤樣品。植物樣用自來水沖洗、去離子水潤洗后擦干，于105 ℃殺青30 min，75 ℃烘干至恒重，粉碎過2 mm 篩用于磷含量的測定。取一部分鮮土保存于-20 ℃冰箱，用于酸性磷酸單酯酶、堿性磷酸單酯酶、植酸酶和磷酸二酯酶活性的測定，剩余土樣自然風干，充分研磨過2 mm 篩后用于土壤基本理化性質、土壤磷飽和度、土壤磷組分和pH 的測定。

1.4 測定項目與方法

土壤和豬糞的基本理化性質包括全磷、有效磷、堿解氮、速效鉀、有機質、pH、全氮和全鉀采用常規分析方法測定[21］；植株生物量（干重）采用烘干稱重法測定；植株磷含量采用微波消解儀（CEM MARS5，美國）消解-全自動間斷化學分析儀（AQ2，英國）測定[22］；土壤和豬糞磷組分采用Kostic 等[19］改進后的方法測定；土壤pH 采用pH計（FE28，中國）測定；土壤酸性磷酸單酯酶、堿性磷酸單酯酶和磷酸二酯酶活性采用96 微孔板熒光光譜法測定[23］；植酸酶采用張艾明等[24］的方法測定；土壤水溶性磷（soil water soluble phosphorus， WSP）采用去離子水浸提后鉬銻抗比色法測定[25］；土壤磷飽和度采用Fischer 等[26］的方法測定。

1.5 數據處理

磷積累量（mg·plant-1）=生物量×磷含量；土壤磷飽和度=100/（1+1.25×水溶性磷含量WSP-0.75/3）；磷飽和度增加速率=（試驗結束時土壤磷飽和度-供試土壤磷飽和度）/試驗年數。采用SPSS 20.0 進行統計分析，多重比較選擇LSD 法，圖表制作采用Origin 2017 和Excel 2018。

2 結果與分析

2.1 不同豬糞處理下水蓼地上部生物量和磷積累量的變化特征

由圖1A 可知，連續3 年種植水蓼條件下，水蓼地上部生物量均隨豬糞施用量增加而顯著增加，在3 kg·m-2豬糞處理下生物量分別為51.04、49.14 和48.49 g·plant-1，分別為不施豬糞處理的1.17、1.50 和1.93 倍。在不施豬糞處理下，水蓼地上部生物量隨年份推進顯著降低，1 kg·m-2豬糞處理下，2016 和2017 年水蓼地上部生物量顯著大于2018 年，2 kg·m-2豬糞處理下，2016 年水蓼地上部生物量顯著大于2017 和2018 年，但在3 kg·m-2處理下，水蓼地上部生物量在年份間無顯著差異。由圖1B 可知，連續3 年種植水蓼條件下，水蓼地上部磷積累量隨豬糞施用量增加顯著增加。在3 kg·m-2處理下，水蓼地上部磷積累量分別高達200.31、195.97 和195.24 mg·plant-1，分別為不施豬糞處理的2.77、4.35 和5.36 倍。隨年份推進，在不施豬糞和低濃度（1 kg·m-2）豬糞處理下，水蓼地上部磷積累量逐漸下降，且2018 年水蓼地上部磷積累量顯著低于2016 年，但在2 和3 kg·m-2豬糞處理下，水蓼地上部磷積累量在年份間無顯著變化。表明水蓼具有穩定的磷提取能力，可有效提取豬糞處理土壤中過剩的磷。

圖1 豬糞處理對水蓼地上部生物量和磷積累量的影響Fig.1 Effect of swine manure treatments on shoot biomass and P accumulation of P. hydropiper

2.2 水蓼種植下豬糞處理土壤剖面磷飽和度及其增加速率的變化特征

土壤磷飽和度是同時考慮土壤磷水平和磷素固持能力的一個綜合指標，通常把土壤磷素流失閾值25%作為評價植物提取效果的關鍵標準[27-28］。磷富集植物對土壤磷的提取效果可結合植株生物量、磷積累量和土壤磷飽和度的變化情況進行綜合評價。由表1 可得，隨著豬糞施用量的增加，0～20 cm 和20～40 cm 土壤磷飽和度及其增加速率逐漸增大。連續3 年種植水蓼條件下，除3 kg·m-2豬糞處理外，0～20 cm 和20～40 cm 土壤不同豬糞處理下土壤磷飽和度均小于土壤磷流失臨界值25%，且土壤磷飽和度增加速率較為緩慢。與不施豬糞相比，施用較高濃度豬糞（2 和3 kg·m-2）增加了土壤磷飽和度，而連續種植水蓼可有效提取土壤中過量的磷，降低磷流失風險。

表1 種植水蓼下豬糞處理土壤剖面磷飽和度及其增加速率變化特征Table 1 Changes of P saturation and its increasing rate in soil profile treated with swine manure under P. hydropiper planting

2.3 水蓼種植下豬糞處理土壤剖面磷組分的變化特征

由圖2 可知，連續3 年種植水蓼條件下，隨著豬糞施用量的增加，0～10 cm 和10～20 cm 土壤各組分磷含量均增加，20～30 cm 和30～40 cm 土壤各組分磷含量無較大差異。不施豬糞處理下，0～10 cm 和10～20 cm 土壤H2OP 降低，除NaHCO3-Pi和NaOH-Pi外，其余磷組分含量在0～10 cm 土壤均顯著低于20～30 cm 和30～40 cm 土壤，HCl-Po和Resdual-P 含量無顯著差異。與不施豬糞相比，3 年連續施用較高濃度豬糞處理下，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。隨年份推進，不施豬糞處理下，H2O-Pi/Po含量逐漸降低，豬糞處理下各土層土壤磷組分含量均增加，且在3 kg·m-2處理下增幅最大。就不同磷形態的分布而言，豬糞處理下易溶性磷H2O-Po/Pi和NaHCO3-Po/Pi的增幅明顯大于其他磷組分。與不施豬糞相比，豬糞處理增加了土壤各組分磷含量，而種植水蓼可有效提取表層土壤易溶性磷組分，減少其向下層土壤移動。

圖2 種植水蓼下豬糞處理土壤剖面磷組分的變化特征Fig.2 The change characteristics in P fractions in swine manure-amended soil profiles planted with P. hydropiper

2.4 水蓼種植下豬糞處理土壤剖面pH 的變化特征

由圖3 可知，連續3 年種植水蓼條件下，土壤pH 在不同豬糞處理和土層深度下存在較大差異。隨著豬糞施用量增加，0～10 cm 和10～20 cm 土壤的pH 均逐漸降低，除2018 年外，其余年份20～30 cm 和30～40 cm 土壤的pH在各處理間無顯著差異。在不施豬糞處理時，0～10 cm 土壤pH 顯著低于其他土層，20～30 cm 和30～40 cm 土壤pH 無顯著差異。在豬糞處理下，各年份的土壤pH 均隨土壤深度增加而升高，且在3 kg·m-2處理下最高。2018 年2 和3 kg·m-2豬糞處理下，20～30 cm 和30～40 cm 土壤pH 有顯著差異。隨年份推進，不施豬糞和豬糞處理下，0～10 cm 和10～20 cm 土壤的pH 均逐漸降低。表明種植水蓼能明顯降低表層土壤pH。

圖3 種植水蓼下豬糞處理土壤剖面pH 的變化特征Fig.3 The change characteristics of pH in swine manure-amended soil profiles planted with P. hydropiper

2.5 水蓼種植下豬糞處理土壤剖面磷酸酶活性的變化特征

由圖4 可知，連續3 年種植水蓼條件下，隨豬糞施用量增加，0～10 cm 和10～20 cm 土壤酸性磷酸單酯酶、堿性磷酸單酯酶、磷酸二酯酶和植酸酶活性均升高；而在20～30 cm 和30～40 cm 土壤則存在較大差異。在不施豬糞處理下，2016 年各土層土壤磷酸酶活性無顯著變化，而2017 和2018 年0～10 cm 土壤酸性和堿性磷酸單酯酶活性均顯著高于20～30 cm 和30～40 cm 土壤。在低濃度（1 kg·m-2）豬糞處理下，2017 和2018 年土壤磷酸酶活性在0～10 cm 和10～20 cm 土壤均顯著高于20～30 cm 和30～40 cm 土壤。在較高濃度（2 和3 kg·m-2）豬糞處理下，0～10 cm 和10～20 cm 土壤酸性磷酸單酯酶、堿性磷酸單酯酶和植酸酶活性均顯著高于20～30 cm 和30～40 cm土壤。其中，除2017 年外，在3 kg·m-2豬糞處理下，0～10 cm 土壤磷酸酶活性均顯著高于10～20 cm，且2018 年20～30 cm 土壤酸性磷酸單酯酶和堿性磷酸單酯酶活性顯著高于30～40 cm 土壤。隨年份推進，不施豬糞處理下，0～10 cm 和10～20 cm 土壤各磷酸酶活性均逐漸升高，豬糞處理下0～10 cm、10～20 cm 和20～30 cm 土壤磷酸單酯酶活性逐漸升高，2018 年30～40 cm 土壤酸性磷酸單酯酶活性在3 kg·m-2處理下最高。表明種植水蓼能顯著提高0～10 cm 土壤的酸性磷酸單酯酶、堿性磷酸單酯酶、磷酸二酯酶和植酸酶活性，且隨年份推進而逐漸升高，在3 kg·m-2豬糞處理時活性最高。

圖4 種植水蓼下豬糞處理土壤剖面磷酸酶活性的變化特征Fig.4 The change characteristics of phosphatase activities in swine manure-amended soil profiles planted with P. hydropiper

2.6 土壤剖面化學特性與磷組分的關系

由表2 可知，土壤剖面pH 與各磷組分均呈顯著或極顯著負相關關系，土壤剖面酸性磷酸單酯酶、堿性磷酸單酯酶、植酸酶和磷酸二酯酶活性與各磷組分均呈極顯著正相關關系。

表2 種植水蓼下豬糞處理土壤剖面化學特性與磷組分的相關性分析Table 2 Relationships between the chemical properties and P compositions in swine manure-amended soil profiles planted with P. hydropiper

3 討論

3.1 豬糞處理對水蓼磷提取能力的影響

磷富集植物可有效提取土壤中過量的磷，可用于畜禽糞便污染土壤的修復，其較強的磷積累能力是高效提取土壤中過剩磷的先決條件[8，29］。Ye 等[6］通過土培盆栽試驗發現，磷富集植物水蓼在豬糞處理（0、5、10、25、50、100和200 g·kg-1）土壤上生長良好，且在適宜豬糞（100 g·kg-1）處理下地上部生物量高達16.35 g·plant-1。磷富集植物如牧草Duo festulolium、黑麥草（Lolium rigidum）等對土壤中磷吸取凈化效果較好，其地上部生物量均隨磷和豬糞施用量的增加而增加[30-31］。本研究中，連續3 年種植水蓼條件下，水蓼地上部生物量均隨豬糞施用量的增加而顯著增加，且在3 kg·m-2處理下生物量分別高達51.04 （2016 年）、49.14 （2017 年）和48.49 g·plant-1（2018年）。在豬糞處理下，磷富集植物粗齒冷水花（Pilea sinofasciata）最高地上部生物量也僅為22.6 g·plant-1[8］。磷富集植物地上部磷積累量越大越有利于去除土壤中過量的磷[29］。隨著豬糞用量的增加，水蓼地上部磷積累量顯著增大，1、2 和3 kg·m-2豬糞處理下水蓼地上部磷積累量分別由不施豬糞處理的102 mg·plant-1增加到了186、226 和338 mg·plant-1，說明種植礦山生態型水蓼能有效吸取豬糞土壤中的過量磷[18］。本研究中，連續3 年種植水蓼條件下，水蓼地上部磷積累量也隨豬糞施用量增加而顯著增大，且在3 kg·m-2豬糞處理下磷積累量分別高達200.31 （2016 年）、195.97 （2017 年）和195.24 mg·plant-1（2018 年），比黑麥草等磷富集植物的磷提取能力更強[31］。此外，用于修復污水且效果較好的鳳眼蓮（Eichhornia crassipes）、粉綠狐尾藻（Myriophyllum aquaticum）和水浮蓮（Pistia stratiotes）地上部磷積累量最高也僅為80.1、38.7 和31.7 mg·plant-1[32］?？梢?，連續3 年豬糞處理下，水蓼的磷富集能力較強，磷提取能力穩定。磷飽和度是評價土壤磷固持能力的一個綜合指標，其值超過土壤環境敏感指標臨界值25%，則表明土壤磷流失風險較大[27-28］。本研究中，連續3 年種植水蓼后，除3 kg·m-2豬糞處理外，其他豬糞處理下，0～20 cm 和20～40 cm 土壤磷飽和度均小于土壤磷流失臨界值25%，且土壤磷飽和度增加速率較為緩慢。因此，連續種植水蓼可高效提取豬糞處理土壤中的過量磷，從而有效降低磷流失風險。

3.2 豬糞處理對水蓼種植土壤剖面磷組分的影響

Pi/Po土壤磷組分的變化會影響磷的有效性，進而影響植物對磷的吸收利用[9-10］。在土壤各磷組分中，H2O-P最易溶解，能被大多數植物直接吸收利用[11-12］。NaHCO3-P 主要包括土壤表面吸附的磷和部分微生物磷，是活性較強的磷素形態。其中，NaHCO3-Pi能被植物有效地吸收，NaHCO3-Po易于礦化，短期內也能被植物吸收[33］。NaOH-P 主要是鐵/鋁結合態磷，以有機磷的比例較高，為中穩態磷；HCl-P 是與鈣結合形成的穩定態磷；Residual-P 是最穩定的磷組分[9-10］。施用豬糞不僅可為土壤提供磷源，其含有大量有機質還可以提供大量陰離子來掩蔽土壤中鈣、鐵、鋁等金屬氧化物對磷的吸附位，降低土壤對磷的吸附固定作用，從而增加土壤相對活性磷組分的比例，促進植物生長[6，34］。本研究中，豬糞處理下0～10 cm 和10～20 cm 土壤各組分磷含量均顯著增加，其中易溶性磷H2O-P 和NaHCO3-P 的增加幅度明顯大于其他磷組分，這與他人研究結果相似[35-36］。這可能是因為豬糞中磷的主要形態為H2O-P 和NaHCO3-P；也可能是豬糞中較多的腐殖酸促進了一些穩定態磷向不穩定態磷轉化[34，37］。本研究中，3 年連續施用較高濃度豬糞下，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，這可能是由于較高濃度豬糞處理增加了磷素向下遷移的風險[34］。長期施用糞肥會促進NaOH-P 向HCl-P 轉化，提高土壤中HCl-P 占全磷的比例[38］。本研究中HCl-Pi含量增加，可能是由豬糞的連續施用導致的。Ye 等[6］通過土培盆栽試驗發現，種植水蓼條件下，與非根際土壤相比，根際土壤的H2O-P 含量低于相應豬糞處理的非根際土壤，說明種植水蓼可有效提取土壤中的H2O-P。本研究中，不施豬糞處理下，0～10 cm 和10～20 cm 土壤H2O-P 顯著低于其他土層，說明種植水蓼可有效提取耕層土壤的易溶性磷組分，降低其向下流失的風險。

3.3 豬糞處理對水蓼種植土壤pH 和磷酸酶活性的影響

土壤pH 和磷酸酶活性對土壤磷有效性高低有重要影響[12，14］。土壤pH 會影響磷的化學固定和沉淀溶解過程，土壤pH 降低有利于土壤磷組分的轉化，提高土壤磷有效性[12］。磷肥的長期投入會導致土壤pH 值降低，從而促進難溶性磷的溶解[39］。本研究中，連續3 年種植水蓼條件下，隨著豬糞施用量增加，同一年份0～10 cm 和10～20 cm 土壤pH 均逐漸降低。而土壤pH 降低會提高土壤磷的有效性（圖2），這可能是水蓼能高效提取磷素的重要原因之一。種植水蓼條件下，與非根際土壤相比，水蓼根際土壤pH 值下降幅度更大，說明種植水蓼能有效降低土壤pH[6］。土壤磷酸酶通過影響有機磷礦化分解和無機磷釋放的速率來影響土壤磷素的生物有效性，從而影響植物對磷的吸收利用[40-41］。土壤中影響土壤磷有效性的磷酸酶主要為磷酸單酯酶、磷酸二酯酶[42］。已有研究表明，磷酸單酯酶可以分解磷酸單酯生成植物可利用的正磷酸鹽；磷酸二酯酶主要作用于土壤中的磷酸二酯，將其水解為磷酸單酯，繼而在磷酸單酯酶的作用下水解為植物可利用的正磷酸鹽[43-44］。植酸酶可以促進土壤穩定性有機磷向活性有機磷轉化，從而提高土壤有機磷的有效性[45］。豬糞施用下，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，連續3 年種植水蓼條件下，隨著豬糞施用量增加，0～10 cm 和10～20 cm 土壤酸性磷酸單酯酶、堿性磷酸單酯酶、磷酸二酯酶和植酸酶活性均升高。此外，與非根際土壤相比，水蓼根際土壤中具有較高的酸性磷酸酶和堿性磷酸酶活性，說明種植水蓼能促進酸性和堿性磷酸酶的產生[6］。本研究中，水蓼種植條件下，同一年份0～10 cm 和10～20 cm 土壤酸性磷酸單酯酶、堿性磷酸單酯酶、磷酸二酯酶和植酸酶活性均隨豬糞施用量增加而升高（圖4），促進了土壤磷組分的轉化，從而提高了磷的有效性（圖2）。由表2 可知，土壤剖面pH 與各磷組分均呈顯著或極顯著負相關關系，土壤剖面磷酸酶與各磷組分均呈極顯著正相關關系，表明在豬糞處理下，土壤pH 和磷酸酶活性可能影響了磷組分的轉化，從而提高了水蓼磷提取的能力。

4 結論

水蓼地上部生物量和磷積累量連續3 年均隨豬糞施用量的增加而增加，且在3 kg·m-2豬糞處理下磷積累量分別高達200.31、195.97 和195.24 mg·plant-1，水蓼能在豬糞處理土壤上生長良好且對豬糞處理土壤中磷的富集能力強，磷提取能力穩定。豬糞處理增加了0～20 cm 土壤各組分磷含量，3 年連續施用較高濃度豬糞增強了磷的移動性，且在3 kg·m-2豬糞處理下增幅最大。連續3 年種植水蓼條件下，隨著豬糞施用量增加，0～10 cm、10～20 cm 土壤的pH 均逐漸降低，土壤酸性磷酸單酯酶、堿性磷酸單酯酶、磷酸二酯酶和植酸酶活性升高，從而促進了土壤剖面有機磷的礦化，提高了土壤磷有效性，有利于水蓼對土壤過剩磷的提取，降低了因施用豬糞引起的土壤磷流失風險。