長期施用豬糞紅壤稻田土壤Cu、Zn累積規律

李大明，柳開樓，黃慶海，余喜初，葉會財，胡惠文，徐小林

江西省紅壤研究所，國家紅壤改良工程技術研究中心，南昌 331717

長期施用豬糞紅壤稻田土壤Cu、Zn累積規律

李大明，柳開樓，黃慶海*，余喜初，葉會財，胡惠文，徐小林

江西省紅壤研究所，國家紅壤改良工程技術研究中心，南昌 331717

為揭示長期施用豬糞紅壤稻田土壤Cu、Zn累積規律，以設立于1981年的紅壤稻田有機肥定位試驗為載體，選取PM1(早稻施豬糞和紫云英)、PM2(早稻施紫云英+晚稻施豬糞)、GMS(早稻施紫云英+晚稻秸稈還田)和NPK(早稻施化肥)等處理為對象，分析了不同試驗年限土壤全量和有效態Cu、Zn含量。結果表明：長期施用豬糞顯著提高了土壤Cu、Zn含量；連續施用豬糞30 a后，土壤全量Cu、Zn含量分別增加了7.69—9.52 mg/kg和22.42—35.46 mg/kg；生物有效性顯著增加，有效態Cu、Zn含量占全量Cu、Zn的比例分別由15%和5%增加到51%和27%。豬糞年度內的施用時間對土壤Cu的累積沒有顯著影響，早稻施用豬糞加劇了土壤Zn的累積。土壤銅、鋅累積分為兩個差異顯著的階段，1981—2002年為緩慢增長期，2002—2010年為快速增長期，這可能與2002年后施用的豬糞中Cu、Zn含量增高有關。以研究的結果推算，紅壤稻田鮮豬糞施用量在9.5 t hm-2a-1以下， 50 a內不會造成土壤Cu、Zn含量超標。

Cu; Zn；累積規律；豬糞；長期定位試驗；紅壤稻田

豬糞作為有機肥還田具有悠久的歷史，眾多研究表明：施用含有豐富有機質和氮、磷養分的豬糞可以顯著提高土壤肥力[1]，促進作物的生長，提高作物產量[2- 3]。但是隨著農村經濟發展和豬肉需求的不斷提高，規模化養殖已成為當前農村養豬的主體，而規模化養殖過程中產生的大量豬糞(尿)給地區生態環境帶來的巨大的環境風險，實現豬糞(尿)的資源化利用則成為減輕這一環境風險的必然選擇，而豬糞還田仍是最經濟有效的資源化利用方法之一。然而，規模化養豬過程中大量使用含有Cu、Zn的飼料及添加劑使得豬糞中Cu、Zn含量普遍較高，這給豬糞還田利用帶來了巨大的潛在風險[4]。研究者對北京、江蘇7省市的畜禽糞便樣品分析結果表明，豬糞中的Cu、Zn含量普遍較高，最高濃度分別達到了1591和8710 mg/kg，至少有20%—30%樣品超出我國污泥農用標準(GB- 4284—1984)[5]。而有關豬糞農用的研究也顯示，長期施用規模養殖場豬糞的農田(菜地)，表層土壤中Cu、Zn總量升高，生物可利用態比例增加，這給農產品安全和生態環境帶來了巨大的威脅[6- 9]。因此，揭示長期施用豬糞農田土壤Cu、Zn累積規律及形態變化特征，估算不同土壤類型農田豬糞的承載力對于制定合理的豬糞還田模式及維護區域生態環境安全具有重要意義[10]。然而，現有大部分研究都集中在施用豬糞后土壤及作物重金屬含量變化上[6- 9]，僅有的關于長期施用豬糞農田重金屬累積規律也集中在旱地[11]，尚缺乏長期施用豬糞紅壤稻田土壤Cu、Zn含量演變規律研究。因此，本研究擬以設立于1981年的紅壤稻田有機肥定位試驗(包含豬糞、綠肥和水稻秸稈等有機肥種類)為對象，重點分析不同豬糞施用年限土壤Cu、Zn含量，旨在揭示長期施用豬糞紅壤稻田土壤Cu、Zn累積規律，為制定合理的紅壤稻田豬糞利用模式、維護地區生態環境提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗地設在江西省紅壤研究所(116°20′24″ E，28°15′30″ N)，屬中亞熱帶季風氣候，年均降雨量1537 mm，年蒸發量1100—1200 mm；年均氣溫17.7—18.5℃，最冷月(1月)平均氣溫為4.6℃，最熱月(7月)平均氣溫為28.0—29.8℃。海拔高度25—30 m，為典型的低丘紅壤地區，土壤類型為第四紀紅黏土發育的潴育型水稻土，1981年試驗開始前該試驗地為常規種植稻田，種植水稻年限在20a以上。試驗開始時耕層土壤pH值 6.9(試驗6a后，所有處理耕層土壤pH值均降到6.5以下)，有機碳16.22 g/kg，全氮0.95 g/kg，全磷1.02 g/kg，全鉀15.41 g/kg，堿解氮143.70 mg/kg，速效磷10.30 mg/kg，速效鉀125.10 mg/kg。

1.2 試驗設計

以1981年開始的紅壤有機肥定位試驗為基礎，選取其中的4個典型處理：(1)早稻施用豬糞(PM1): 早稻施紫云英22500 kg/hm2和豬糞22500 kg/hm2；(2)晚稻施用豬糞(PM2): 早稻施紫云英22500 kg/hm2晚稻施豬糞22500 kg/hm2；(3)施用綠肥和稻草(GMS): 早稻施紫云英22500 kg/hm2晚稻施用稻草4500 kg/hm2；(4)化肥(NPK)：早稻施N 90 kg/hm2、P2O545 kg/hm2、K2O 75 kg/hm2(NPK)，有機肥施用量均為鮮重。試驗小區面積60 m2，順序排列，3次重復，小區間用寬5 cm，深50 cm的水泥田埂隔開。另外，1981—1988年，PM1-GMS處理每季(NPK處理為晚稻季)補施化肥N 45 kg/hm2、P2O530 kg/hm2；1989—1995年，PM1-GMS每季(NPK處理為晚稻季)在上述化肥的基礎上，每季補施K2O 37.5 kg/hm2；1996年早稻開始，PM1-GMS每季(NPK處理為晚稻季)補施的N、P2O5、K2O施用量分別增至69，30，67.5 kg/hm2。有機肥、磷肥和鉀肥作基肥，氮肥分兩次施(其中基肥50%，追肥50%)。2010年施用的有機肥樣品風干后Cu、Zn含量及養分狀況見表1。

表1 不同有機肥Cu、Zn含量及養分指標Table 1 The content of Cu, Zn and nutrient of the organic manure

有機肥樣品為2010年施用的有機肥， Cu、Zn及養分含量均為風干后含量

1.3 測定指標和參數計算方法

利用有機肥定位試驗保存的原始土樣(1981年)和1985年(試驗5a)、1996年(試驗16a)、2002年(試驗22a)、2010年(試驗30a)采集的耕層土壤樣品進行土壤Cu、Zn含量分析，用于表示連續施用豬糞n年后土壤Cu、Zn含量，土壤樣品采集于每年晚稻收獲后。分析方法如下：

(1)土壤全量Cu、Zn含量采用王水回流消煮，電感耦合等離子發射光譜(ICP)測定(參照農業部行業標準：NY-T 1613—2008)[12]。

(2)土壤有效Cu、Zn含量采用0.1 mol/L鹽酸溶液浸提，浸提液采用電感耦合等離子發射光譜(ICP)測定(參照農業部行業標準：NY-T 1613—2008)[12]。

(3)有機肥養分和有機碳含量測定均采用常規方法，具體參見《土壤農化分析》[13]。

(4)土壤Cu、Zn累積速率和稻田豬糞承載力的計算方法：

(1)

(2)

(3)

(4)

式中，HMx表示在第x年的土壤Cu、Zn含量(mg/kg)，HMy表示在第y年的土壤Cu、Zn含量(mg/kg)，HMI表示土壤Cu、Zn累積速率(mg kg-1a-1)；HMT表示土壤Cu、Zn超標時間(a)，HMs表示土壤Cu、Zn含量國標超標值(mg/kg)，HME表示單位用量豬糞對稻田重金屬累積的效應(mg kg-1a-1)，AM為豬糞實際用量(t hm-2a-1)，HMIm表示施用豬糞下土壤Cu、Zn累積速率(mg kg-1a-1)，HMIo表示不施用豬糞下土壤Cu、Zn累積速率(mg kg-1a-1)； HMmax表示允許的土壤最大Cu、Zn含量(即國標二級標準允許的最大含量，mg/kg)，HMz表示當前土壤的Cu、Zn含量(mg/kg)，50表示施用時間為50a，AMs50表示Cu、Zn含量50a不超標時土壤承載的最大鮮豬糞量(t hm-2a-1)。

1.4 數據分析與統計

所有數據均采用Excel 2003進行處理，統計分析采用SPSS 11.0軟件進行，差異顯著性檢驗采用最小顯著差法(Fisher′s LSD)于P< 0.05水平上進行，圖表采用Origin 8.0作圖軟件完成。

2 結果分析

2.1 長期施用豬糞紅壤稻田土壤全量銅和有效銅含量變化規律

圖1 不同豬糞施用年限土壤全銅含量變化規律 Fig.1 The dynamic of soil total copper content in different experiment timePM1：早稻施豬糞22500 kg/hm2和紫云英22500 kg/hm2；PM2：晚稻施豬糞22500 kg/hm2 +早稻施紫云英22500 kg/hm2；GMS：早稻施紫云英22500 kg/hm2 +晚稻施用稻草4500 kg/hm2；NPK：早稻施N 90 kg/hm2、P2O5 45 kg/hm2、K2O 75 kg/hm2

圖2 不同豬糞施用年限土壤有效銅含量變化規律 Fig.2 The dynamic of soil available copper content in different experiment time

施用豬糞對紅壤性水稻土的全量銅和有效銅含量均有顯著影響(圖1，圖2)。試驗前22a連續施用豬糞尚未對土壤全量銅造成顯著影響(圖1)。而在施用豬糞30a后，土壤全銅含量顯著增加，分別為29.64 mg/kg和31.47 mg/kg，顯著高于不施豬糞處理(P<0.05)。不施豬糞處理(GMS和NPK)土壤全量銅的含量沒有顯著變化(P>0.05)。豬糞年度內的施用時間對土壤全量銅的累積沒有顯著影響。因此，長期持續施用豬糞顯著增加了紅壤稻田表層土壤全量銅含量，且主要歸因于最近8年的豬糞施用，而不施豬糞稻田土壤全銅含量基本保持穩定。

在試驗30a后，施用豬糞處理土壤有效銅的含量顯著增加， PM1和PM2處理分別增加了13.55 mg/kg和10.94 mg/kg(圖2)，而不施豬糞處理土壤有效銅含量雖有增加的趨勢，但差異不顯著。連續施用豬糞22a后，土壤有效銅的含量顯著大于不施豬糞處理，并且這種差異在試驗30a后進一步擴大，施用豬糞的PM1和PM2處理土壤有效銅含量分別比單施化肥處理高11.03 mg/kg和8.42 mg/kg。豬糞年度內的施用時間(早稻施用或晚稻施用)對土壤有效銅的累積也沒有顯著影響。隨著試驗年限的增加，各個處理土壤有效銅含量占土壤全銅含量的比例均呈現逐步增加的趨勢，其中連續施用豬糞30a后PM1和PM2處理土壤有效銅含量占全銅含量比例分別為57%和45%，顯著高于對應的不施豬糞處理(表2)。這表明長期施用豬糞可以顯著增加土壤有效銅的含量，且增加速度在連續施用22a后顯著加快；長期施用豬糞土壤有效銅含量占全銅含量比例明顯上升。

2.2 長期施用豬糞紅壤稻田土壤全鋅和有效鋅含量變化規律

施用豬糞顯著影響紅壤稻田土壤全鋅和有效鋅的含量(圖3,圖4)。隨著試驗年限的增加，施用豬糞處理稻田土壤全鋅含量顯著增加，而不施豬糞處理稻田土壤全鋅含量沒有顯著變化；在連續施用豬糞30a后，PM1和PM2處理土壤全鋅含量分別為66.78 mg/kg和55.54 mg/kg，顯著高于對應的不施豬糞處理(圖3)。與土壤全銅含量變化趨勢不同的是，土壤全鋅累積還受到豬糞施用時間的影響，早稻施豬糞處理土壤全鋅累積量更大，在施用16a后和30a后差異達到顯著性；而施用化肥也對土壤全量鋅累積有明顯影響，在連續施肥30a后，施化肥處理的土壤全量鋅含量顯著高于不施豬糞有機肥處理(GMS)。結果表明：長期施用豬糞顯著增加土壤全鋅含量，不施豬糞處理土壤全鋅沒有顯著變化；早稻施用豬糞土壤全鋅的累積量要高于對應的晚稻施用豬糞。

表2 不同試驗年限土壤有效態Cu、Zn分別占全量Cu、Zn比例Table 2 The proportion of available Cu and Zn in total Cu and Zn at different experiment time, respectively

PM1：早稻施豬糞22500 kg/hm2和紫云英22500 kg/hm2；PM2：晚稻施豬糞22500 kg/hm2+早稻施紫云英22500 kg/hm2；GMS：早稻施紫云英22500 kg/hm2+晚稻施用稻草4500 kg/hm2；NPK：早稻施N 90 kg/hm2、P2O545 kg/hm2、K2O 75 kg/hm2

圖3 不同豬糞施用年限土壤全鋅含量變化規律Fig.3 The dynamic of soil total Zinc in different experiment time

圖4 不同豬糞施用年限土壤有效鋅含量變化規律Fig.4 The dynamic of soil available Zinc in different experiment time

與土壤全量鋅累積規律基本一致，施用豬糞處理的土壤有效鋅含量呈現逐步增加的趨勢，而不施豬糞的有機肥處理和化肥處理土壤有效鋅含量基本保持穩定(圖4)。在連續施用豬糞22a后，土壤有效鋅的含量呈現快速增長的趨勢，8a間PM1和PM2處理土壤有效鋅含量分別增加：14.43 mg/kg和12.14 mg/kg，顯著高于此前22a增加的2.52 mg/kg和1.44 mg/kg(圖4)。試驗30a后，施用豬糞的PM1和PM2處理土壤有效鋅的含量分別比單施化肥處理高16.06 mg/kg和12.69 mg/kg(P<0.01)。早稻施用豬糞比晚稻施用豬糞土壤有效鋅的累積量沒有顯著差異(P<0.05)。本研究中，隨著試驗年限的增加，各個處理土壤有效鋅含量占土壤全鋅含量的比例也呈現出逐步增加的趨勢，其中以施用豬糞處理更為明顯，連續施用豬糞30a后PM1和PM2處理土壤有效鋅含量占全鋅含量比例分別為28%和27%，顯著高于對應的不施豬糞處理(表2)。這一結果表明：長期施用豬糞顯著增加土壤有效鋅含量，尤其是在連續施用22a后(2002年以后)有效鋅的累積量顯著增加；長期施用豬糞紅壤稻田土壤有效鋅含量占全鋅含量比例顯著提高。

2.3 長期施用豬糞紅壤稻田土壤銅、鋅累積速率

從土壤Cu、Zn的累積速率來看，在試驗30a間，存在兩個差異明顯的階段，從1981—2002年施用豬糞處理土壤Cu、Zn含量變化幅度較小，而2002—2010年間，土壤Cu、Zn含量呈現快速增長的現象，Cu、Zn的累積速率分別為1.49—1.54 mg kg-1a-1和1.69—3.02 mg kg-1a-1，顯著高于此前的累積速率(表3)。本研究中，不施豬糞處理土壤銅未出現明顯的累積現象；而單施化肥處理(NPK)的土壤鋅在2002—2010年也出現較為明顯的累積現象，累積速率為1.58 mg kg-1a-1，這可能與化肥中含有一定量的鋅有關，對應的施綠肥和秸稈處理土壤鋅未出現明顯的累積現象(表3)。

本研究中兩個每年施用豬糞22500 kg/hm2處理的紅壤稻田土壤Cu、Zn含量均未超過我國土壤環境質量標準中的二級標準(GB15618—1995)，尚未形成明顯的重金屬污染。但是土壤Cu、Zn在連續施用豬糞22a后(即2002年以后)快速增長的現象也暗示，長期持續施用豬糞可能會造成土壤Cu、Zn的快速累積。

2.4 長期施用豬糞紅壤稻田Cu、Zn超標風險分析

以本定位試驗中2002—2010年土壤重金屬的年均累積速率為依據， 按照現有豬糞施用量(即22.5 t hm-2a-1)，常規施肥(以本試驗NPK處理為參考值)稻田的Cu和Zn含量分別在21.6年和66.5年后達到國家土壤質量二級標準，即達到污染水平(表4)。從本試驗的結果可以看出，長期施用豬糞土壤Cu超標的風險較大，而鋅超標的風險相對較小。以本試驗土壤Cu的累積速率為依據，要維持土壤Cu含量在50a內不超標，紅壤稻田最多施用豬糞9.73 t hm-2a-1。

表3 不同試驗階段土壤銅、鋅累積速率Table 3 The accumulation speed of soil Copper and Zinc in different experiment period

“-”表示累積速率為負值

表4 長期施用豬糞紅壤稻田Cu、Zn超標時間及豬糞承載力Table 4 The time to exceed the standard of soil Cu and Zn and pig manure bearing capacity of red paddy field

土壤重金屬累積速率和超標時間以本試驗2002—2010年的土壤Cu、Zn變化規律為依據計算，土壤Cu、Zn超標值為國標二級標準(pH<6.5)，紅壤稻田承載的最大鮮豬糞用量為連續施用50a土壤Cu、Zn含量不超標的估測值

3 討論

3.1 長期施用豬糞對土壤Cu、Zn含量的影響

豬糞作為重要的有機肥資源在培肥土壤及提高作物產量等方面的顯著作用已成為共識[14- 16]。然而，長期施用豬糞帶來的潛在的環境風險也逐漸引起研究者的關注，而對土壤重金屬累積的影響則是研究者關注的焦點之一[8- 10]。本研究中，連續施用豬糞30a后，土壤全量Cu、Zn含量增加，土壤有效態Cu、Zn含量占全量Cu、Zn含量的比例顯著上升，生物有效性明顯增強，這與此前報道一致[6- 8,17]。不過，施用豬糞30a后，土壤Cu、Zn的含量均低于我國土壤環境質量標準中的二級標準(GB 15618—1995)，尚未形成污染；但值得注意的是，2002—2010年間土壤Cu、Zn含量快速增加的現象暗示存在較大的Cu、Zn污染的風險。以本定位試驗中2002—2010年土壤重金屬的年均累積速率為依據，再連續施用豬糞12a(豬糞施用量為22.5 t hm-2a-1)土壤銅含量將達到我國土壤環境質量標準中的二級標準(GB 15618—1995)；而Zn則在44a后達到污染水平，污染風險相對較小。因此，控制土壤Cu的累積是制定紅壤稻田豬糞施用標準重點考慮的因素。紅壤稻田施用鮮豬糞9.5 t hm-2a-1以下，在50a內不會造成土壤Cu污染；并可以提供N、P養分和水稻生長所需的Cu、Zn等土壤微量元素，改善土壤微量元素供應特征，有助于實現紅壤稻田的養分平衡[17]，實現豬糞的資源化利用。

研究還發現，早稻施豬糞處理土壤全鋅累積量要大于對應的晚稻施用豬糞處理，這可能與晚稻生長季水稻的生物量大、產量高，隨水稻收獲而離開稻田的鋅相對較多有關。此外，早稻生長季，氣溫相對偏低，水稻吸收有效態鋅的量相較于晚稻偏少，導致有效鋅轉換為穩定態鋅的比例加大，這可能也是導致早稻施用豬糞土壤全鋅的累積量偏大的原因之一。

3.2 長期施用豬糞紅壤稻田土壤Cu、Zn累積速率變化特征

無論是土壤全量Cu、Zn含量還是有效態Cu、Zn含量的累積都存在兩個差異顯著的階段，即緩慢增長期(1981—2002年)和快速增長期(2002—2010年)。造成這一現象的原因可能有以下3點：1)施用的豬糞中Cu、Zn的含量發生明顯變化，使得土壤Cu、Zn施入量增加，相應的土壤累積量增加[18]。該定位試驗在2002年以前施用的豬糞主要來自于當地農戶散養豬的豬糞，這時期豬糞中Cu、Zn的含量相對較少；而2002年以后，散養豬數量急劇減少，施加的豬糞轉變為集約化養豬場的豬糞，而這些豬糞的Cu、Zn含量明顯偏高，這可能是導致2002年以后土壤Cu、Zn含量快速上漲的最主要原因；2)長期施用豬糞后土壤穩定態Cu、Zn的含量趨于穩定，新輸入的有效態Cu、Zn缺少形成結合態Cu、Zn的電子供體，容易在土壤中以有效態的形式長期存在[19]；3)豬糞腐解過程對土壤中強結合態Cu、Zn的活化效應。研究發現，施用有機肥或作物秸稈能將大量可溶性有機質帶入土壤之中，而DOM能抑制土壤對重金屬的吸附，進而提高重金屬的生物有效性[6,20- 22]。因此，紅壤稻田施用集約化養殖場豬糞時，用量應適當降低。

4 結論

長期施用豬糞顯著提高紅壤稻田土壤Cu、Zn含量，大幅度提升土壤有效態Cu、Zn的比例。土壤銅、鋅累積速率在近8a(2002—2010)快速增加，污染風險加大。長期施用豬糞紅壤稻田土壤銅污染的風險大于鋅污染。豬糞年度內的施用時間對土壤Cu的累積沒有顯著影響；但早稻施用豬糞加劇了土壤Zn的累積。紅壤稻田鮮豬糞施用量在9.5 t hm-2a-1以下， 50a內不會造成土壤Cu、Zn含量超標。

致謝：感謝江西省畜牧獸醫局黃峰巖先生對本研究的幫助，感謝南京農業大學劉滿強副教授對文章修改給予的幫助。

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Accumulation dynamic of soil Cu and Zn under long-term application of pig manure in red paddy field

LI Daming, LIU Kailou, HUANG Qinghai*, YU Xichu, YE Huicai, HU Huiwen, XU Xiaolin

NationalEngineeringandTechnologyResearchCenterforRedSoilImprovement,JiangxiInstituteofRedSoil,Nanchang331717,China

As an organic fertilizer, pig manure has long history of application in paddy fields and. it can increase soil organic carbon content, improve soil nutrient and increase crop yield. With the development of rural economics and the sharply increased demand for pig meat, intensive pig farms have become the main style of raising pigs and the resulting large amounts of pig manure have became a potential risk to the rural environment. The reuse of the pig manure was the inevitable choice to alleviate this environment risk. However, the plentiful application of feedstuffs with additives high in Cu and Zn bring a threat in the use of pig manure in agriculture. So, it is important to discover the accumulation dynamics and chemical characteristics of Cu, Zn and evaluate the carrying capacity of pig manure in paddy fields. The present study analyzed the total and available soil Cu and Zn content after different application times of pig manure in an organic fertilizer field experiment carried out from 1981. The treatments included combined green manure (22500 kg/hm2) and pig manure (22500 kg/hm2) in early rice (PM1), combined green manure (22500 kg/hm2) in early rice and pig manure (22500 kg/hm2) in later rice (PM2), combined green manure (22500 kg/hm2) in early rice and rice straw returning (4500 kg/hm2) in later rice (GMS), nitrogen- phosphorus- potassium fertilization (NPK). The results showed that long-term application of pig manure increased soil Cu and Zn content significantly, total Cu and Zn increased 7.69—9.52 mg/kg and 22.42—35.46 mg/kg after 30 year continuous application of pig manure, respectively. The proportion of available Cu and Zn content increased from 15% and 5% to 51% and 25% from 1981 to 2010. The pig manure application in early rice or later rice had no significant effect on the accumulation of soil Cu content, but it affected the accumulation of soil Zn significantly, the increase rate was much higher when the pig manures were applied in early rice than that of later rice. The available content of soil Cu, Zn increased more than 10 mg/kg from 2002 to 2010, which far higher than that accumulation in the former 22 years (1981 to 2002). This maybe the result of the higher content of Cu and Zn in the pig manure applied in this period and/or the saturation of soil stable state Cu and Zn. Based on the result of this study, the proper application amount of pig manure in red-soil paddy-fields is less than 9.5 t hm-2a-1, which could maintain the soil Cu, Zn content below the national standard of second grade standard (pH<6.5) after 50 year continuous application of pig manure.

Cu; Zn; accumulation dynamic; pig manure; long-term field experiment; red paddy field

公益性行業(農業)科研專項(201203030, 201003016); 國家自然科學基金(41301269); 國家重點基礎研究發展計劃(973計劃)子課題(2011CB100501-S06)

2013- 04- 08;

日期:2014- 04- 03

10.5846/stxb201304080636

*通訊作者Corresponding author.E-mail: hqh0791@vip.sina.com

李大明，柳開樓，黃慶海，余喜初，葉會財，胡惠文，徐小林.長期施用豬糞紅壤稻田土壤Cu、Zn累積規律.生態學報,2015,35(3):709- 716.

Li D M, Liu K L, Huang Q H, Yu X C, Ye H C, Hu H W, Xu X L.Accumulation dynamic of soil Cu and Zn under long-term application of pig manure in red paddy field.Acta Ecologica Sinica,2015,35(3):709- 716.