传统上禽畜粪肥被认为是优质有机肥，一直被推荐长期施用。由于集约化养殖业普遍广泛使用微量金属元素添加剂，而禽畜对此类添加剂的利用效率不高^[1-3]，导致微量金属元素在禽畜粪中残留。对于禽畜粪肥，相关研究往往只考虑其氮磷钾养分含量，较少关注其中的中、微量元素养分。有机肥料不但含有多种养分，而且其分解产生的有机酸、糖类、酚类及含氮、硫的杂环化合物具有一定的活性基团，易与土壤中的金属元素络合或螯合，影响土壤微量元素的有效性^[4-5]。已有不少研究报道了施用禽畜粪对土壤As、Cu、Zn、Fe、Mn^[4-6]及P^[7]有效性的影响，也有研究探讨了禽畜粪中N、P、K在土壤中的矿化和释放特性，及其对土壤Fe、Mn、Cu和Zn含量的影响^[8]。总而言之，施用禽畜粪对土壤大、中和微量元素(包括金属元素)养分综合影响的研究则较为缺乏。

我国是最大的荔枝Litchi chinensis生产国，华南地区是我国最重要的荔枝产区^[9]。荔枝生产中有施用有机肥的习惯，而禽畜粪是最常用的有机肥来源。但是，有机肥施用时间和用量均比较随意，缺乏合理的施用规范^[10]。

农业研究和生产上均推荐有机肥和无机肥合理配施。探明施用禽畜粪土壤中各种大、中和微量元素养分的有效性变化，是有机、无机肥合理配施的基础，也是避免农业面源污染的关键^[11]。本研究在土壤中添加不同用量养殖场猪粪进行360 d的培养试验，探讨土壤中各种大、中和微量元素养分的供应状况和动态变化，为荔枝及其他作物生产充分利用禽畜粪中各种养分资源、减少相应无机肥源投入提供依据。

1 材料与方法 1.1 供试土壤

试验土壤采自广州市增城区荔城街东林果园(113°45′56.32″E，23°14′33.85″N)。土壤经风干、粉碎、过2 mm筛后用于培养试验。所用土壤为赤红壤，砂质黏壤土。供试猪粪采于广东省肇庆市四会县某猪场。猪粪经风干、粉碎过2 mm筛后备用。土壤及猪粪的基本理化性质见表1。

1.2 试验方案

试验于2015年10月至2016年10月在华南农业大学网室进行。据调查，华南荔枝主产区荔枝有机肥施用量在1~200 kg·株^–1范围内^[10]，按我国荔枝平均种植密度为330~390株·hm^–2计算^[13]，相当于施用量为330~78 000 kg·hm^–2。据此，设置猪粪4个添加量处理，分别为0(对照，CK)、10、20和40 g·kg^–1，对应的质量分数分别记为0(对照，CK)、1%、2%和4%。每个处理重复4次。将不同用量猪粪分别与土壤(10 kg)混拌均匀后装入10 L白色PVC塑料桶(规格25.1 cm×27.9 cm)，加入自来水，使土壤水分约为田间持水量的75%左右，进行培养。在培养第0、10、20、30、40、50、60、80、100、120、150、180、210、240、270、300、330和360 天采集土壤样本。每次用不锈钢土钻采集土样约250 g，每桶分别采集3钻土样，混匀为一个土壤样本。土样风干后制备样本，用于测定土壤碱解N、有效P、速效K、有效Ca、Mg、Fe、Mn、Cu和Zn含量。

1.3 测定方法

各项指标均用常规方法^[14]进行测定。其中，土壤碱解N含量采用碱解扩散法测定，有效P含量采用NH₄F-HCl浸提–钼锑抗比色法测定，速效K含量采用1 mol·L^–1的CH₃COONH₄浸提–火焰光度法测定。土壤和猪粪中的全量Ca、Mg、Fe、Mn、Cu和Zn采用HNO₃-HClO₄-HF消解，原子吸收分光光度法测定。土壤和猪粪交换性Ca和Mg含量采用1 mol·L^–1的CH₃COONH₄浸提，原子吸收分光光度法测定。土壤有效Fe、Mn、Cu和Zn含量采用0.1 mol·L^–1盐酸浸提，原子吸收分光光度法测定。

1.4 数据处理

用Excel整理数据和作图。数据为4个重复的平均数，表示为平均数±标准误。用SAS 9.0软件(2002 by SAS Institute Inc.，Cary，NC，USA)进行统计，用Duncan’s法进行差异显著性分析。

2 结果与分析 2.1 施用猪粪土壤的大量元素养分含量动态变化

施用不同用量猪粪处理的土壤碱解N、有效P和速效K含量变化见图1。CK土壤碱解N含量在培养期间变化不大，其质量分数在34.5~52.3 mg·kg^–1之间变动。施用1%、2%和4%猪粪处理土壤的碱解N质量分数依次可在50、40和20 d内保持在128.2~143.1、197.1~207.9和293.1~301.9 mg·kg^–1之间。在培养前20 d内，土壤碱解N含量随猪粪用量增加而显著提高(P<0.05)，但施用1%、2%和4%猪粪处理的碱解N含量分别在50、40和20 d后明显下降，尤以4%猪粪处理下降更为迅速和强烈。从80 d至培养结束，施用1%和2%猪粪处理土壤的碱解N含量已极为接近，且均缓慢下降，但仍明显高于对照处理。这意味着在1%猪粪用量基础上增施1%的猪粪，仅在80 d内有效提高土壤氮素供应量，之后则与1%处理无异。4%猪粪处理土壤的碱解N在30 d时已降至与2%处理接近水平，在40~120 d时甚至低于1%处理，从150 d至培养结束，则逐渐提高至与1%和2%处理相近的水平。

以上结果显示，猪粪用量越高，土壤碱解N维持在较高水平的时间越短。这是由于施用猪粪带入丰富的有机质，短期内促使土壤微生物大量繁殖，旺盛的微生物生长产生生物夺氮作用，导致土壤碱解N含量急剧下降^{[8, 15]}。猪粪用量越大，引起的生物夺氮作用越强，土壤碱解N含量下降速度越快且幅度越大，造成土壤氮素供应波动越大。从土壤氮素稳定供应的角度看，粪肥用量不宜太高。

对照土壤有效P含量在培养期间均极低，其质量分数保持在0.7~1.7 mg·kg^–1水平。在整个培养期间，土壤有效P含量随猪粪用量增加而显著提高(P<0.05)。施用1%猪粪处理的土壤在360 d内有效P质量分数在28.6~50.5 mg·kg^–1之间变动，2%处理在0~30 d内从132.1 mg·kg^–1降至71.7 mg·kg^–1，随后，至培养结束时在71.0~101.6 mg·kg^–1之间变动。4%处理的有效P质量分数在0~30 d内从306.1 mg·kg^–1快速下降至227.2 mg·kg^–1，但在40 d时又短暂提高至268.7 mg·kg^–1，随后至360 d时稳定在199.3~223.3 mg·kg^–1范围内。施用猪粪后，土壤有效P含量在短期内均出现下降，这是由于粪肥中55%~80%的P都以无机P形式存在、施入土壤后迅速被微生物固定，导致含量降低^[7]。这种现象随粪肥用量提高而愈加明显。至培养结束，施用猪粪处理土壤有效P含量均显著高于对照(P<0.05)，为对照的58~342倍。

培养期间对照土壤速效K含量较为稳定，其质量分数保持在24.6~41.7 mg·kg^–1之间。施用1%、2%和4%猪粪处理土壤的速效K质量分数分别在152.8~216.6、269.4~343.4和510.4~619.0 mg·kg^–1范围变动，培养结束时分别为对照的5.0、8.2和14.9倍。由此可见，施用猪粪显著提高土壤速效K含量，而且其含量随猪粪用量增加而显著提高(P<0.05)。与土壤碱解N和有效P不同，培养期间土壤速效K含量变化平缓，这表明速效K含量受土壤微生物影响不大。

2.2 施用猪粪土壤的中量元素养分含量动态变化

从图2不同处理土壤中的中量元素含量变化来看，360 d内对照土壤交换性Ca质量分数在65.2~213.2 mg·kg^–1之间变化。施用猪粪可立刻显著提高土壤交换性Ca含量(P<0.05)，但这种作用仅维持约10 d，随后交换性Ca含量均不同程度降低，降幅随粪肥用量提高而明显加大。这大概是由于施用猪粪促进了土壤微生物的生长，而供试土壤交换性Ca含量很低，大量繁殖的微生物吸收利用了来自猪粪的Ca而导致土壤交换性Ca反而下降。整体上施用猪粪土壤交换性Ca含量在培养期间呈现降低–提高–再降低的变化趋势。施用1%、2%和4%猪粪处理土壤交换性Ca质量分数分别在244.7~547.8、460.1~990.6、1 214.1~1 894.6 mg·kg^–1范围内变化。至培养结束时，施用猪粪处理土壤的交换性Ca含量约为对照的2.6~7.1倍。

对照土壤交换性Mg含量在培养期间变化幅度不大，质量分数在8.5~16.9 mg·kg^–1之间。施用猪粪可显著提高土壤中交换性Mg含量，且交换性Mg含量随猪粪用量增加而显著提高(P<0.05)。施用1%猪粪处理的土壤交换性Mg含量在培养期间变化较小，质量分数在71.0~118.6 mg·kg^–1之间，施用2%和4%猪粪处理的土壤交换性Mg含量变化幅度较大，质量分数范围分别为127.6~253.3和296.7~433.4 mg·kg^–1。至培养结束时，施用猪粪处理的土壤交换性Mg含量约为对照的9.8~36.0倍。

2.3 施用猪粪土壤的微量元素养分含量动态变化

不同处理土壤微量元素养分含量变化动态如图3所示，对照土壤在360 d内的有效Fe和Mn质量分数分别在18.9~38.6和0.9~1.4 mg·kg^–1之间，有效Cu和Zn质量分数分别在0.2~0.7和0.7~1.8 mg·kg^–1之间。因猪粪的有效Fe、Mn、Cu和Zn含量远远高于土壤的(表1)，故施用猪粪可显著提高土壤4种微量元素的有效含量(P<0.05)。其中，施用猪粪土壤的有效Fe含量在培养期间变化较大，0~60 d内有效Fe含量呈上升趋势，以后有效性逐渐降低，且随猪粪用量增加降幅增大。这是由于猪粪pH明显高于土壤pH，猪粪用量越大则土壤pH提高幅度越大。同时，酸性土壤Fe的有效性通常随pH的提高而降低^[16]，故施用高量猪粪处理土壤的Fe有效性下降更为明显。至培养结束，施用猪粪处理土壤的有效Fe含量约为对照的5.5~9.0倍。

施用猪粪处理土壤的有效Mn、Cu和Zn含量变化幅度均以4%处理相对较大，呈现下降–升高–下降的变化规律。施用1%和2%猪粪处理土壤的有效Mn、Cu和Zn含量则较为稳定。原因可能是粪肥用量较大时土壤有机质提高明显，有机质可与土壤金属元素络合或螯合^[16-17]，培养期间有机质不断矿化和合成，导致高量猪粪处理土壤的金属含量波动较为明显。培养结束时，土壤有效Mn、Cu和Zn含量(Y)均与猪粪用量(X)呈显著正相关(Y_Mn=0.636X+0.910，R²=0.997^***；Y_Cu=0.530X+0.240，R²=0.999^***；Y_Zn=1.497X+4.220，R²=0.987^**)。

3 讨论与结论 3.1 畜禽粪是作物养分的良好来源

在集约化养殖畜禽日粮中，通常额外添加蛋白质、Ca、P和Mg等营养，而且Fe、Mn、Cu和Zn微量元素添加剂也广泛应用^[18-19]。由于畜禽对微量元素添加剂利用率不高^[20]，导致Fe、Mn、Cu、Zn在畜禽粪中残留量高^{[3, 21]}。因此，猪粪不但含有一定量的大量元素养分，还含有较高含量的中、微量元素养分。根据全国第2次土壤普查土壤养分分级标准^[22]，供试土壤碱解N、有效P、速效K、交换性Ca和Mg含量均属于缺乏或极缺乏水平，有效Mn、Cu和Zn含量属中等水平。添加1%(w)猪粪即相当于每公顷施用猪粪15 t，立即可使土壤碱解N、有效P和速效K含量达到丰富水平，土壤有效Fe、Mn、Cu和Zn含量分别增加128.6、5.6、19.8和5.3 mg·kg^–1，也达到丰富或极丰富水平。我国北方土壤Fe、Mn、Cu和Zn含量普遍较低^[23-24]，施用此类畜禽粪也是补充土壤微量元素养分的极好途径。如添加2%(w)猪粪(相当于30 t·hm^–2)，则使土壤交换性Ca和Mg含量达到中等至丰富水平。因此，集约化养殖畜禽粪不但是作物大量元素的养分来源，也是中、微量元素的良好来源。

我国荔枝园土壤养分肥力低^[25-28]，施用此类禽畜粪肥可迅速而且稳定地提高土壤各种养分的供应。另外，荔枝通常在采后修剪，然后抽生大量秋梢作为翌年结果母枝。抽生的秋梢需要大量的N、K、Ca、Mg、P、S、B和Zn等各种养分^[29]，施用禽畜粪肥可同时补充各种养分，十分有利于秋梢的萌发和生长。如果仅施用化学N、P和K单质肥料或复合肥，难以全面补充各种养分。因此，荔枝生产中，采后及时施用适量禽畜粪肥，再根据土壤基础养分肥力状况及荔枝的营养需求特点，补充施用合适种类的适量化学肥料，是较好的施肥方式。

3.2 禽畜粪的合理施用

根据不同用量猪粪处理土壤各种养分含量变化规律，禽畜粪肥用量越高，土壤N、P、Ca、Mg、Fe、Mn、Cu和Zn等养分，尤其是N的供应水平波动越大。然而，一般作物的生长较为平稳，因此，从养分供应平稳的角度看，禽畜粪肥用量不宜过高。如施用1%(w)猪粪已使土壤碱解N从原来的缺乏水平立刻提高至丰富水平，并可以维持约50 d，而且可在120 d左右保持在中上水平，已经满足大多数短周期作物前期生长所需。对于生长周期长的作物如荔枝等，还需在中后期补充化学N肥。如施用2%(w)猪粪，则土壤碱解N可在40 d内保持极丰富水平，在40~60 d期间稳定在丰富水平，随后逐渐下降。施用4%(w)猪粪后20 d内土壤供N能力极大提高，但短期内大量供应的N素难以被作物及时吸收利用，盈余的N素将通过径流、淋溶及反硝化作用的形式损失，环境压力显著提高。因此，一般作物生产中，此类粪肥一次用量不宜超过1%(w)。

另外，虽然禽畜粪含有大、中、微量元素各种养分，但是，各种养分含量差异较大，养分含量比例可能并不适合于大多数作物。如禽畜粪肥中P含量和N含量的比例(P/N质量比)通常高于一般作物植株的P/N质量比^[3]，如按传统的作物需N量来计算粪肥用量，往往造成P素供应过多。如本文中，即使供试土壤速效P含量极为缺乏，但施用1%(w)猪粪处理土壤速效P在28.6~50.5 mg·kg^–1之间，供P水平已属于丰富至极丰富水平。对生长期短于1年的一般作物而言，已经不需再补充化学P肥。有研究表明，有机肥与化肥配施，如果有机肥用量过高，则过量的P素导致作物减产^[30]。与第2次全国土壤普查相比，目前我国土壤P素整体上已有较大提高，甚至相当部分土壤出现P素富集现象^[31-32]。盈余的土壤P素容易产生径流损失，成为水体富营养化的重要来源^[33]。如当太湖流域水稻土中有效P含量达到警戒线25~30 mg·kg^–1，土壤P素将向水体排放进而造成面源污染^[34]。考虑到我国荔枝主产区土壤P素整体已属于丰富水平，荔枝园土壤禽畜粪肥用量应不宜超过1%(w)。如按我国荔枝平均种植密度为330~390株·hm^–2计算^[13]，而且荔枝生产中粪肥多为沟施或穴施，局部集中施用粪肥，则土壤P素供应水平更高。由此粗略计算，每株荔枝粪肥用量宜控制在68 kg之内。因此，我国荔枝主产区存在过量施用禽畜粪肥现象，应根据种植密度合理施用粪肥。对于树龄长、树冠特别高大、密度低的荔枝园，则可根据实际情况适当提高单株粪肥用量。

对于微量元素，由于施用1%(w)猪粪即可使土壤有效Fe、Mn、Cu和Zn含量超过土壤微量元素丰富水平，因此，如按1%(w)施用猪粪，则可不再施用这些微量元素肥料。

综上所述，禽畜粪肥一方面可以提高土壤养分肥力状况，但是另一方面如果不合理连续大量施用或一次性大量施用，不但影响作物生产，也会造成土壤和水体的污染。因此，应按照土壤性质、作物需求、灌溉条件及气候状况合理施用禽畜粪肥，才能在供给作物养分的同时避免营养盐流失造成环境污染。

值得指出的是，禽畜粪中的抗生素残留已引起人们的广泛关注^[35-36]。我们前期研究显示，猪粪中含有金霉素和强力霉素，将猪粪施入土壤种植荔枝，荔枝植株可吸收来自猪粪的金霉素和强力霉素，而且，随生长时间延长，荔枝吸收金霉素的能力显著提高，且向上转移的能力较强^[12]。但是，我们在荔枝园进行田间试验时，连续2年将这种猪粪施用在荔枝上，荔枝果实均未检出任何抗生素。因此，为合理安全施用此类禽畜粪肥，除考虑禽畜粪中的养分供应及可能的营养盐污染外，还需进行长期的田间试验，进一步观察荔枝果实对抗生素的吸收累积情况。这将是一个值得深入系统研究的课题。

3.3 结论

猪粪是作物N、P、K、Ca、Mg、Fe、Mn、Cu和Zn养分的良好来源。以每公顷15 t的用量施用于荔枝园土壤，即可将土壤大量和微量元素养分从缺乏水平提高至丰富或极丰富水平，配合施用的各种化肥可减少(如N肥和K肥)或甚至不施(如P肥和Fe、Mn、Cu、Zn等微肥)。虽然禽畜粪肥中的养分元素全面且含量较为丰富，但此类粪肥的养分比例不同于一般作物，需要综合考虑作物养分需求、土壤养分肥力状况，才能确定此类粪肥在其他类别作物的合理用量。