不同肥力紅壤氮磷滲漏淋失特征及豬糞安全消納量的研究①

楊健偉，周志高，張 迪，李仁英，吳洪生

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不同肥力紅壤氮磷滲漏淋失特征及豬糞安全消納量的研究①

楊健偉1，周志高2*，張 迪3，李仁英1，吳洪生1

(1 南京信息工程大學應用氣象學院，南京 210044；2 中國科學院南京土壤研究所，南京 210008；3 南京曉莊學院，南京 211171)

本文采用盆栽試驗，在自然降雨條件下，監測了不同化肥用量與豬糞梯度用量配施條件下，兩種不同肥力紅黏土母質紅壤在花生-蘿卜輪作模式下的氮、磷滲漏淋失特征，土壤養分積累和作物產量變化，據此估算不同肥力紅壤的豬糞安全消納量。結果表明，養分滲漏淋失以NO– 3-N為主，基本無磷素淋失風險。滲漏水中NO– 3-N高峰值出現在播種施肥一個月以后，此時表現出隨著豬糞用量增加而增加的趨勢，其后NO– 3-N濃度迅速下降且均低于地下水(III類)質量標準限值。在滲漏水NO– 3-N高峰期，高肥力紅壤滲漏水NO– 3-N濃度一般都顯著高于低肥力紅壤，在配施化肥和高用量豬糞條件下，容易出現超標風險。豬糞施用容易引起土壤有效磷積累，且高肥力紅壤的積累明顯高于低肥力紅壤，但無機氮積累不明顯。隨著豬糞用量的增加，低肥力紅壤的花生產量一直呈增加的趨勢，但高肥力紅壤花生產量在豬糞用量達到一定水平后趨于穩定。綜合考慮豬糞施用對地下水環境、土壤環境和作物產量的影響，得出在不配施化肥條件下，低肥力與高肥力紅黏土紅壤的豬糞磷安全消納量分別為P 400、100 kg/(hm2·a)(相當于含水量750 g/kg堆腐豬糞91.2、22.8 t/(hm2·a))；在常規化肥用量減半條件下，低肥力和高肥力紅壤的豬糞磷安全消納量分別為P 400、25 kg/(hm2·a)(相當于含水量750 g/kg堆腐豬糞91.2、5.7 t/(hm2·a))。在南方紅壤地區，豬糞應多施用于低肥力紅黏土紅壤。

土壤肥力；紅壤；豬糞；安全消納量

隨著我國規模化、集約化畜禽養殖業的快速發展，產生大量的畜禽糞便，帶來了巨大的環境壓力和污染風險[1-2]。糞便還田利用作為畜禽糞便處置的主要方式，是實現其資源化循環利用的重要途徑。合理施用糞肥能改善土壤肥力，提高作物產量和品質[3-6]，但施用不當會引起土壤氮磷流失加劇，從而增加水體富營養化風險[7-8]，糞肥中殘留重金屬和抗生素也會引起土壤重金屬和抗生素污染[9-11]。因此，在規模化畜禽養殖方式占主體及糞便數量劇增的新形勢下，需要進一步研究畜禽糞便還田安全利用的理論與技術，探明農田消納畜禽糞便合理數量，使畜禽糞便還田在改善土壤肥力和促進作物生產的同時，避免農田土壤養分過量積累，對周邊水體產生二次污染。目前，關于農田畜禽糞便安全消納量的研究已成為關注熱點[12-14]。

農田的畜禽糞便安全消納量與諸多因素相關，糞便來源、糞肥制備方法、土壤類型與肥力、作物類型、氣候條件、糞便用量與施用時間、化肥配施比例等都將影響畜禽糞便安全消納量[12-15]。易云亮等[13]基于糞便中磷素含量，估算了稻麥輪作農田對豬糞的最大安全消納量為23.36 t/(hm2·a)，對生豬的最大承載量為60 head/(hm2·a)。吳金昕等[14]估算出農田對規模化養牛場有機廢棄物的安全消納量為30 ~ 45 t/(hm2·a)。張迪等[7, 12]在常規化肥用量減半條件下，估算了花生-蘿卜輪作體系下紅黏土、紅砂巖、花崗巖發育紅壤的最大豬糞安全消納量分別為24、12、12 t/(hm2·a)。土壤肥力也是影響農田糞便消納量的重要因子。同一母質不同肥力水平土壤的物理、化學和生物性質也存在差異，其氮、磷的轉化，積累和遷移能力也會有所不同[16-17]，但目前關于土壤肥力水平對畜禽糞便安全消納量的影響鮮有報道。本文以我國南方廣泛分布的紅黏土母質紅壤上常見的花生-蘿卜輪作種植模式為例，在不同化肥配施條件下，通過分析梯度豬糞堆肥用量對高、低兩種肥力紅壤的氮、磷滲漏淋失，土壤養分和作物產量的影響，在綜合考慮環境效益和經濟效益的基礎上，分別估算了兩種肥力水平紅壤的豬糞安全消納量，初步探討了不同肥力紅壤的豬糞安全消納量存在差異的可能原因，以期為南方紅壤地區規模化生豬養殖快速發展條件下，豬糞的還田安全利用提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 試驗區概況

試驗地點位于江西省鷹潭市余江縣境內中國科學院紅壤生態實驗站(116°55.30′E，28°15.20′N)，該地區屬于亞熱帶濕潤季風氣候，溫熱多雨，干濕季節變化較為明顯，年平均氣溫 17.7 ℃，無霜期 262 d，年降水量 1 754 mm，年蒸發量1 318 mm。降雨多集中在 3—6 月，其降水量占全年總降水量 60%。試驗期間(2013年)月降水量和月平均氣溫分布如圖 1 所示。

圖1 試驗期間的月降水量和氣溫(2013年)

1.2 試驗設計

供試土壤為第四紀紅黏土發育的紅壤，分別采自江西省鷹潭市余江縣劉家站農墾場新開墾荒地(低肥力水平)和附近耕種20 a以上旱地(高肥力水平)。兩種土壤的顆粒組成相似，pH和全鉀也很接近，但土壤有機質以及其他肥力指標則存在明顯差異(表1)。2011年12月開始盆栽試驗準備，桶(高55 cm、直徑35 cm塑料桶)底開孔接滲漏液接收裝置；根據田間土壤層次(0 ~ 15 cm表層和15 ~ 50 cm下層)分層填裝土壤。2012年4月初開始試驗，試驗設置3個化肥配施條件：不施化肥(F0)、常規化肥用量減半(F1/2)和常規化肥用量(F1)。在每個化肥配施條件下，以常規化肥磷用量為參照，再設置 7 個豬糞梯度用量：P0、P0.5、P1、P2、P4、P8、P16(表2)，分別代表0 ~ 16倍常規化肥磷投入量，其中P1處理的豬糞用量相當于當地熟耕紅壤的豬糞習慣用量，P2處理的豬糞用量相當于當地新墾紅壤的豬糞習慣用量。每種肥力土壤有21個處理，每個處理 3 次重復。當地化肥常規用量為：N 100 kg/hm2、P 50 kg/hm2、K 100 kg/hm2，施用的化肥包括尿素(N≥464 g/kg)、鈣鎂磷肥(P2O5≥120 g/kg)和鉀肥(KCl，K2O≥600 g/kg)。施用的豬糞為堆腐處理過的豬糞，2013年所施用豬糞的基本性質為：含水量750 g/kg、pH 7.9、TOC 316.2 g/kg(以干重計，下同)、全氮 30.95 g/kg、全磷 18.17 g/kg、全鉀 12.84 g/kg。每年4月5日前后播種花生，播種前將化肥、豬糞與表層土壤混勻。花生品種為贛花5號，每盆播種4顆，間苗后保留2株。8月中旬收獲。花生收獲后不久(8月下旬)種植填閑作物蘿卜，品種為浙大長蘿卜，每盆播種7 ~ 8粒，間苗后保留2株，在12月下旬收獲蘿卜，收獲后至次年 3 月為休耕期。每年除了在花生播種前以基肥形式施入所有肥料(包括腐熟豬糞)外，花生生長期間和蘿卜這一季均不再施用任何肥料。考慮盆中土壤結構穩定需要較長時間，因此本文是以試驗實施第二年(即2013年)的試驗監測數據為基礎進行分析研究。

表1 供試土壤的基本理化性質

1.3 樣品采集及分析方法

1.3.1 樣品采集及測定項目 水樣：雨季時(4—6月，圖1)，降雨頻繁且降雨量大，每10 d左右采集一次水樣，測定有關指標，取平均值作為該月的有關指標值；旱季時每月取樣1次，即把該月主要降雨事件后所能產生的滲漏水收集在一起作為一個樣。具體采樣時間視實際降雨情況而定。樣品采集后于4 ℃保存，在一星期內測定完水中NO– 3-N、NH4+-N、總磷(TP)濃度；樣品量較多時，樣品冷凍保存，在一個月內分批解凍測定有關指標。

表2 試驗處理的豬糞用量

土樣：收獲完蘿卜后(2013年12月底)，采集表層土壤(0 ~ 15 cm)樣品。樣品風干后過10目篩，測定土壤有效磷、NO– 3-N、NH4+-N含量。

作物：花生成熟后人工收獲，花生莢果自然風干后稱重計產。蘿卜收獲后，去除表面粘附的明顯土粒，稱重計產。

1.3.2 分析方法 水樣的NO– 3-N、NH4+-N、TP濃度采用Smartchem200 全自動流動分析儀(AMS- Westco，意大利)測定，土壤有效磷采用 Olsen 法測定，速效氮采用堿解擴散法測定[18]。另外，供試土壤和豬糞的基本性質也是參照有關農化分析標準方法進行測定[18]。

1.4 數據統計分析

數據的方差分析和相關分析均是采用 SPSS 16.0完成，其中處理間差異顯著性分析采用 LSD 檢驗法(≤0.05)。文中各圖是通過 Excel 2007和OriginPro 8.5完成，數值表示為3次重復的平均值和標準差。

2 結果與分析

2.1 不同肥力紅壤的氮磷淋失特征

2.1.1 NO– 3-N淋失特征 兩種肥力紅壤滲漏水NO– 3-N濃度的動態變化如圖2所示。滲漏水NO– 3-N最高濃度均出現在5月份(播種施肥一個月后)，此后滲漏水中NO– 3-N濃度則迅速降低。自7月份起(播種施肥3個月后)，滲漏水中NO– 3-N濃度基本上都維持在很低的水平(<0.5 mg/L)，但在9月份(播種蘿卜后約一個月)，高肥力紅壤的滲漏水NO– 3-N濃度出現了第二次峰值(>0.5 mg/L)，在配施化肥條件下(F1/2和F1)更為明顯，而低肥力紅壤無此現象。7月以后，高、低肥力紅壤在3個化肥用量水平上的所有豬糞用量處理的滲漏水NO– 3-N濃度均遠低于地下水III 類質量標準限值(NO– 3-N 濃度≤20 mg/L，GB/T 14848- 1993)。

(F0、F1/2、F1分別指不施化肥、常規化肥用量減半、常規化肥用量；P0 ~ P16表示0 ~ 16倍常規化肥P投入量的梯度豬糞用量；虛線表示地下水III類質量標準的NO– 3-N限值20 mg/L，下圖同)

總體來看，在滲漏水NO– 3-N檢出濃度最高的5月份(圖3)，兩種肥力紅壤的滲漏水NO– 3-N濃度均呈現隨著豬糞用量的增加而升高的趨勢，高肥力紅壤的滲漏水NO– 3-N濃度遠高于低肥力紅壤。對于低肥力紅壤，在不施或配施化肥條件下，所有豬糞用量處理包括高達當地常規用量8倍處理(P16)的滲漏水NO– 3-N濃度均低于地下水III 類質量標準限值(≤20 mg/L)。但對于高肥力紅壤，在不施化肥情況下(F0)，當豬糞用量為P2及其以上時，滲漏水NO– 3-N濃度就會超過地下水III 類質量標準限值(簡稱超標，下同)；在化肥用量減半情況下(F1/2)，除了不施豬糞處理(P0)，所有添加豬糞處理的滲漏水NO– 3-N濃度均超標；在常規化肥用量情況下(F1)，不施豬糞處理和所有施用豬糞處理的滲漏水NO– 3-N濃度均超標，其濃度最高可達到114.5 mg/L，是地下水III 類質量標準限值的近6倍。

(圖中小寫字母不同表示同一豬糞施用水平下兩種肥力土壤間差異顯著(P<0.05)，下圖同)

2.1.2 NH4+-N淋失特征 兩種肥力紅壤的滲漏水NH4+-N濃度動態變化如圖4所示。所有處理的滲漏水NH4+-N濃度隨時間的變化基本一致：在播種花生的當月(4月)，滲漏水NH4+-N濃度最高，隨后迅速降低；7—12月，滲漏水中NH4+-N濃度始終保持很低的水平，甚至檢測不到。

總體來看，在滲漏水NH4+-N檢出濃度最高的4月份(圖5)，兩種肥力紅壤的滲漏水NH4+-N濃度均表現出隨著豬糞用量的增加而升高的趨勢；在同一豬糞用量和化肥配施條件下，高肥力紅壤滲漏水NH4+-N濃度一般都高于低肥力紅壤，尤其在常規化肥用量和減半用量情況下(F1和F1/2)，差異達到顯著水平(<0.05)。對于低肥力紅壤，在不施(F0)或配施化肥條件下(F1/2、F1)，只有高用量豬糞P8、P16處理的滲漏水NH4+-N濃度高于地下水III 類質量標準限值(NH4+-N濃度≤0.2 mg/L，GB/T 14848–1993)。對于高肥力紅壤，在不施化肥條件下(F0)，只有高量豬糞處理P8、P16的滲漏水NH4+-N濃度高于地下水III 類質量標準限值(簡稱超標，下同)；配施化肥時(F1/2和F1)，高肥力紅壤所有處理的滲漏水NH4+-N濃度均超標。

(虛線表示地下水III類質量標準的NH4+-N限值0.2 mg/L，下圖同)

圖5 兩種肥力紅壤4月份滲漏水NH4+-N 濃度差異

2.1.3 磷素淋失特征 兩種肥力紅壤在不施或配施化肥條件下的所有豬糞用量處理的滲漏水總磷濃度都很低或檢測不到(結果未列出)。以最高豬糞用量處理(P16)為例，兩種肥力紅壤的滲漏水總磷濃度動態變化如圖6所示。不論是否配施化肥，滲漏水中總磷濃度都很低。目前地下水質量標準尚未對地下水制定磷含量標準限值，如果以我國《地表水環境質量標準》(GB3838—2002)III類水質量總磷標準限值0.05 mg/L(湖、庫水)作為地下水磷含量的安全閾值，所有豬糞用量處理的滲漏水總磷濃度均低于這一限值，基本上沒有引起環境問題的磷素淋失風險。

(虛線表示地下水總磷含量安全閾值0.05 mg/L)

2.2 不同肥力紅壤的表層土壤無機氮和有效磷積累

2.2.1 土壤無機氮 豬糞施用對不同肥力紅壤NO– 3-N和NH4+-N的影響如圖7所示。在不施化肥(F0)或配施化肥(F1/2和F1)情況下，同一豬糞用量條件下的高肥力紅壤土壤NO– 3-N含量總體上均高于低肥力紅壤(除了F0和F1/2的最高豬糞用量P16處理)。與不施豬糞處理P0相比，兩種肥力紅壤的P0.5 ~ P8豬糞用量處理均無明顯的NO– 3-N積累，但在P16豬糞用量下土壤NO– 3-N含量顯著增加。與土壤NO– 3-N的表現相反，同一條件下，高肥力紅壤的土壤NH4+-N含量總體上小于低肥力紅壤。與不施豬糞處理P0相比，兩種肥力土壤的最高豬糞用量P16處理的土壤NH4+-N顯著增加，低肥力紅壤的增加尤為明顯，但P0.5 ~ P8豬糞用量處理的土壤NH4+-N無顯著變化。

2.2.2 土壤有效磷 施用不同用量豬糞對不同肥力紅壤土壤有效磷含量的影響如圖8所示。總體來看，隨著豬糞用量的增加，高、低肥力土壤的有效磷均呈增加的趨勢。對于低肥力紅壤，在不施化肥和化肥用量減半條件下，隨著豬糞用量的增加，土壤有效磷含量呈線性增加；而在常規化肥用量條件下，隨著豬糞用量的增加，土壤有效磷含量呈指數型增加。對于高肥力紅壤，在不施或配施化肥條件下，隨著豬糞用量的增加，土壤有效磷含量均呈指數型增加。從有效磷積累的絕對量來看，同一條件下，高肥力紅壤的有效磷增加值顯著高于低肥力紅壤。在最高豬糞用量下(P16)，不同化肥配施處理(F0、F1/2和F1)，高肥力紅壤的有效磷較不施豬糞處理(P0)分別增加了137.1、204.3、208.7 mg/kg，而低肥力紅壤僅增加了49.03、59.62、59.54 mg/kg。低肥力紅壤僅在配施化肥F1/2和F1條件下的最高豬糞用量P16處理的有效磷含量超過環境風險閾值60 mg/kg[19]，而高肥力紅壤在F0、F1/2、F1條件下豬糞用量分別超過P4、P2、P2時均有超標風險。

(虛線表示土壤有效磷含量的安全閾值60 mg/kg)

2.3 作物產量

豬糞施用對不同肥力紅壤花生產量的影響如圖9所示。總體來看，在相同豬糞以及化肥配施條件下，高肥力紅壤的花生產量明顯高于低肥力紅壤。對于低肥力紅壤，在不施或配施化肥條件下，花生產量均隨著豬糞用量的增加而不斷增加。但對于高肥力紅壤，當豬糞用量在P4以上，花生產量的增加不顯著。后茬填閑作物蘿卜的產量對于在前茬花生實施的不同豬糞用量處理下仍表現出明顯的反應(圖10)：隨著豬糞用量的增加，低肥力紅壤的蘿卜產量呈現指數增加；豬糞用量從P0增加到P4，高肥力紅壤的蘿卜產量呈線性逐漸增加，當豬糞用量增加到P8時，蘿卜產量呈指數式急增。

(圖中小寫字母不同表示同一肥力土壤同一化肥處理下，不同豬糞用量處理間差異顯著(P<0.05)，下圖同)

圖10 兩種肥力紅壤蘿卜產量

3 討論

3.1 施用豬糞條件下紅壤氮磷滲漏淋失特征

從本研究的試驗結果來看，紅壤氮素淋失的主要形態是NO– 3-N，NH4+-N的滲漏淋失比較小，這與以前很多研究的結論相一致[20-23]。NO– 3-N的滲漏淋失主要發生在5月(即施肥播種后的第二個月)，這主要與當地的氣候條件和作物生長有關。江西鷹潭的5月溫暖多雨，一方面由于降雨使得NO– 3-N伴隨著雨水下滲而產生滲漏淋失[24]，另一方面由于高溫使得施入土壤中的氮素大量轉化成NO– 3-N，導致了滲漏水中NO– 3-N濃度增加[25-26]。另外，在花生的生長初期，對養分(氮素)的需求不是很高，植物根系吸收截留的土壤氮素也很有限，這也是NO– 3-N在5月出現峰值的另一個原因[27]。

NH4+-N的淋失主要集中在4月份，這主要也是因土壤特性、作物生長、氣候條件所致。紅壤屬于可變電荷土壤，陽離子交換量一般較低，因此紅壤對NH4+的吸附較弱，這可能是紅壤出現NH4+-N淋失的主要原因[7, 21]。江西鷹潭的4月氣溫較低，土壤硝化作用不強，而4月也是多雨季，施用豬糞后產生的大量NH4+-N伴隨著雨水下滲，而且由于花生種子剛播種下去，這一期間花生處于發芽和幼苗期，植物根系對NH4+-N吸收截留非常有限，這可能是早期滲漏水中出現高濃度NH4+-N的主要原因。以后隨著氣溫升高，NH4+-N絕大部分在硝化作用下轉化成NO– 3-N，因此后面幾個月滲漏水中NH4+-N濃度均無明顯變化，保持在一個很低的水平上。這一結果與其他研究者觀察到的現象相一致[21, 23, 28]。

從磷素滲漏來看，即使在最高豬糞用量下，高、低肥力紅壤的滲漏水磷濃度依然在一個很低的水平上，基本上無磷淋失環境風險(圖6)。這主要是因為紅壤有很強的固磷能力[19, 29-30]，豬糞和化肥中的磷絕大部分都吸持在土壤固相部分，并沒有進入到土壤水中。與之相一致，紅壤表層土壤有效磷含量隨著豬糞用量的增加而增加(圖8)。

3.2 土壤肥力對施用豬糞條件下紅壤氮素滲漏淋失的影響

本試驗的結果表明，在NO– 3-N滲漏淋失高峰期，高肥力紅壤的滲漏水NO– 3-N濃度均顯著高于低肥力紅壤(圖3)。這一方面是因為高肥力紅壤本身具有較高的氮水平(表1)，另一方面可能是與低肥力紅壤硝化能力相對較弱有關。不同肥力的紅壤，其中土壤養分含量、物理、化學、生物學特性也不同，從而導致不同肥力紅壤中氮的轉化、遷移也存在差異[16, 31]。有研究者針對不同肥力土壤進行小麥大田試驗，發現高肥力土壤中殘留的肥料氮量和肥料氮的損失量較高，并且肥力較高土壤，NO– 3-N下移較早，下移層次更深[32]，這間接解釋了高肥力土壤比低肥力土壤的NO– 3-N滲漏淋失較多，本試驗結果與此一致。劉來等[33]研究指出土壤細菌數量與土壤有機質、全磷呈顯著相關性，放線菌數量、過氧化氫酶、蔗糖酶、脲酶活性與養分呈顯著相關性。微生物是氮素在土壤中礦化過程的重要參與者，它可以通過硝化作用和反硝化作用不斷驅動氮素的轉化[34-36]。王楠等[37]也從土壤微生物學特性角度解釋了低肥力紅壤在施肥處理下由于NH4+-N的積累，土壤還原性增強，抑制了過氧化氫酶的活性，使得微生物學過程的強度被削弱，因而導致了更多NH4+-N積累在土壤中。與這些研究相一致，本研究也發現在施用豬糞條件下低肥力紅壤比高肥力紅壤保留較多的NH4+-N(圖7)。本試驗高肥力紅壤的全氮顯著高于低肥力紅壤(表1)，推測由于低肥力紅壤微生物數量少，對豬糞有機氮礦化作用和NH4+-N硝化作用的能力弱，而高肥力紅壤中微生物的高硝化速率使得NH4+-N很難殘留下來[31]，因此高肥力紅壤的NO– 3-N、NH4+-N積累呈現相反的趨勢(圖7)。

3.3 不同肥力紅壤的豬糞安全消納量估算

從地下水環境角度考慮，施用豬糞紅壤基本無磷淋失環境風險，但滲漏水NH4+-N濃度在施肥后當月(4月)、NO– 3-N濃度在施肥后的第二個月(5月)會有超過地下水III 類質量標準限值的風險(圖3、5、6)。對于低肥力紅壤，不論何種化肥配施情況，其滲漏水NO– 3-N濃度均無超標現象，只有當豬糞用量超過P8時(P≥400 kg/(hm2·a))滲漏水NH4+-N濃度才會有超標風險，因而低肥力紅壤的豬糞安全消納量應不超過P 400 kg/(hm2·a)。對于高肥力紅壤，不施化肥(F0)條件下，豬糞用量超過P8時，滲漏水NH4+-N濃度會有超標風險，但豬糞用量P2以上(P≥100 kg/(hm2·a))時滲漏水NO– 3-N就會有超標風險；在常規化肥用量減半配施條件下(F1/2)，豬糞用量P0.5以上(P≥25 kg/(hm2·a))滲漏水NO– 3-N濃度會有超標風險，但所有豬糞用量處理的滲漏水NH4+-N濃度均有超標風險；在配施常規化肥用量條件下(F1)，即使不施豬糞，其滲漏水NH4+-N和NO– 3-N濃度均有超標風險。因此，對于高肥力紅壤，施用豬糞時應減少化肥用量甚至不施；在F0條件下，高肥力紅壤的豬糞安全用量應不超過P 100 kg/(hm2·a)。

從土壤環境角度考慮，高、低肥力紅壤都有著較強的固磷能力，施用豬糞土壤中的有效磷顯著積累。根據魏紅安等[19]和聶敏等[30]提出的亞熱帶紅黏土紅壤旱地Olsen-P 60 mg/kg臨界值，比照我們的土壤有效磷數據(圖8)，可以得出低肥力紅壤在配施化肥條件下(F1/2和F1)的豬糞安全用量為不超過P16(P 800 kg/(hm2·a))，而高肥力紅壤在不配施化肥(F0)情況下的豬糞安全用量為不超過P4(P 200 kg/(hm2·a)，在化肥減半配施(F1/2)情況下的豬糞安全用量上限為不超過P2(P 100 kg/(hm2·a))，在常規化肥用量配施(F1)情況下的豬糞安全用量上限為不超過P1(P 50 kg/(hm2·a))。

從作物產量角度考慮，對于低肥力紅壤，不論何種化肥配施情況，在豬糞最高用量P16仍使花生產量顯著增加；但對于高肥力紅壤，不施化肥(F0)情況下，當豬糞用量超過P4時花生產量不再顯著增加；配施化肥(F1/2和F1)情況下，當豬糞用量至P2時花生產量不再顯著增加。填閑作物蘿卜的產量隨著豬糞用量的增加一直呈增加的趨勢(圖10)，并沒有出現產量反應的平臺期，故而在紅壤豬糞安全消納量測算中不考慮蘿卜產量這一因素。因此，從花生增產效應方面考慮，高肥力紅壤的豬糞安全用量在不施化肥條件下為P 200 kg/(hm2·a)，配施化肥條件下為P 100 kg/(hm2·a)。

4 結論

1)紅黏土紅壤的豬糞安全用量與其土壤肥力水平密切相關。紅黏土紅壤的滲漏養分淋失以NO– 3-N為主，高肥力紅壤滲漏水中氮濃度明顯高于低肥力紅壤。豬糞施用條件下，土壤養分積累以磷素為主，對氮素積累的影響不顯著。當豬糞用量超過一定水平后，高肥力紅壤的花生產量不再隨著豬糞用量的增加而增加，但低肥力紅壤的花生產量隨著豬糞用量的增加而一直呈增加趨勢。綜合考慮豬糞施用對地下水環境(氮、磷滲漏)、土壤環境(氮、磷積累)和作物產量等3個因素的影響效應及其安全范圍，估算了兩種肥力紅黏土紅壤的豬糞安全消納量：在不配施化肥情況下，低肥力和高肥力紅壤的豬糞安全消納量分別為P 400、100 kg/(hm2·a)，相當于含水量750 g/kg堆腐豬糞91.2、22.8 t/(hm2·a)；在配施減半常規化肥用量情況下，低肥力和高肥力紅壤的豬糞安全消納量分別為P 400、25 kg/(hm2·a)，相當于含水量750 g/kg堆腐豬糞91.2、5.7 t/(hm2·a))。

2)為了最大限度地合理消納豬糞，建議在紅壤地區種植花生時將豬糞主要施用于低肥力紅黏土紅壤。對于高肥力紅壤，應謹慎施用豬糞，如果確有消納豬糞的需求，建議減少配施化肥量。

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Nitrogen and Phosphorus Leaching Under Pig Manure Application and Safe Manure Digestion Capacity of Red Clay Soils of Different Fertilities

YANG Jianwei1, ZHOU Zhigao2*, ZHANG Di3, LI Renying1, WU Hongsheng1

(1 Applied Meteorology College, Nanjing University of Information Science & Technology, Nanjing 210044, China; 2 Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 3 Nanjing Xiaozhuang University, Nanjing 211171, China)

By using a pot experiment under natural rainfall, nitrogen (N) and phosphorus (P) leaching, nutrient accumulation, and crop yield under peanut-radish rotation in two red clay soils of different fertilities (high and low) which received pig manure at gradient dosages combined with zero, halved or conventional rates of chemical fertilizers were monitored, and thereby safe pig manure digestion capacities of the two red soils were estimated. The results showed that nutrient leaching was dominated by nitrate N and no risk was for P leaching. Nitrate N concentration in leachate peaked about one month after seed sowing and fertilization, increasing with the increase of pig manure application rate, and afterwards declined rapidly below the limit of Class III groundwater quality standard of China. In the peak time, nitrate N concentration in leachate was significantly higher in the high-fertility red soil than in the low-fertility one, and the risk of exceeding nitrate N limit was high for the high-fertility red soil under the conditions of high rates of pig manure in combination with chemical fertilizers. The application of pig manure easily led to bioavailable P accumulation in soil, more pronounced in the high-fertility soil, but no significant accumulation for inorganic N in both soils. Peanut yield of the low-fertility red soil increased with the increasing of pig manure application rate, while that of the high-fertility one leveled off over a certain rate of pig manure. Considering all the effects of pig manuring on groundwater (leaching), soil and crop production, it is estimated that the low– and high–fertility red clay soils have safe pig manure digestion capacities of P 400 and 100 kg/(hm2·a), respectively (equivalent to wet composted pig manure of 91.2 and 22.8 t/(hm2·a), respectively) under the condition of no chemical fertilizers, and P 400 and 25 kg/(hm2·a), respectively (equivalent to wet composted pig manure of 91.2 and 5.7 t/(hm2·a), respectively) under the condition of halved chemical fertilizers. It is advised that pig manure be applied in large part to low–fertility red clay soils in southern regions of China.

Soil fertility; Red clay soil; Pig manure; Safe digestion capacity

公益性行業(農業)科研專項(201203050)和中國科學院知識創新項目(ISSASIP1632)資助。

(zgzhou@issas.ac.cn)

楊健偉(1993—)，男，江蘇蘇州人，碩士研究生，主要從事農業生態與環境方面的研究。E-mail: yjw453439412@qq.com

10.13758/j.cnki.tr.2019.02.014

X713；S141

A